土壤及凋落物源氮對中亞熱帶森林土壤SON的影響

馬紅亮,馬 芬,,邱 泓,,高 人,,尹云鋒,,彭園珍,

1 福建師范大學地理科學學院,福州 350007 2 福建師范大學,濕潤亞熱帶山地生態國家重點實驗室培育基地,福州 350007

土壤溶解性有機氮(Dissolved Organic Nitrogen, DON)被定義為土壤溶液中溶解的有機氮,而土壤可溶性有機氮(Solube Organic Nitrogen, SON)是指用水、KCl、K2SO4、電超濾、CaCl2或其他萃取劑從土壤中提取的有機態氮[1]。DON雖僅占土壤有機氮庫的一小部分,卻是土壤氮庫中最活躍的組分之一,在陸地生態系統氮循環中起著重要作用[2- 3]。盡管很少有SON和DON關系研究的報道,但是,理論上講,SON應該是DON潛在的源。因此,SON在生態系統氮素循環以及維持陸地生態系統養分平衡方面均起著重要作用。

因此,本研究以中亞熱帶森林土壤為研究對象,選用針、闊葉林凋落物,及闊葉林15N標記材料,探究土壤有機質和凋落物對土壤SON動態的影響差異,為認識凋落物與土壤之間的氮素關系提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試土壤概況

供試土壤采自福建省建甌市萬木林自然保護區(27°03′N,118°09′E),地處武夷山山脈東南、鷲峰山脈西北,屬中亞熱帶季風氣候,年平均氣溫19.4℃,相對濕度81%,全年無霜期達277 d,年平均降水量1673.3 mm,土壤為花崗巖發育的微酸性山地黃紅壤。樣地海拔350 m,坡向300°,坡度21°,為1969年杉木(Cunninghamialanceolata)幼苗造林形成的人工林,樹種單一,林分結構簡單,灌木層以杜莖山(Maesajaponica(Thunb.)Moritzi)、狗骨柴(Tricalysiadubia(Lindl.)Ohwi)為主,草本有狗脊蕨(Woodwardiajaponica(L.f.)Sm.)、草珊瑚(Sarcandraglabra(Thunb.)Nakai)等。在樣地的上、中、下坡隨機選取10個采樣點,收集樣方內土壤表層的新近杉木凋落物,去除表層凋落物后,用鐵鍬采集表層土壤(0—15 cm),挑除石頭、根系、動植物殘體等雜物,充分混勻土壤帶回實驗室,過2 mm篩,裝入自封袋,置于冰箱(4 ℃)內保存備用。土壤基本理化性質：pH(H2O)5.7,飽和持水量(WHC)638.2 g/kg,全碳 23.8 g/kg,全氮 1.8 g/kg,C/N 12.9,銨態氮20.6 mg/kg,硝態氮11.1 mg/kg,可溶性有機氮 17.7 mg/kg,土壤容重1.2 g/cm3。土壤粘粒(<0.002 mm),粉砂(0.02—0.002 mm)和砂粒(2—0.02 mm)分別為35.3%,49.3%和15.4%。

將收集的新近的、保持原有形態、外表無分解痕跡的杉木凋落物(新鮮杉木,FS),以及自米櫧盆栽內收獲的米櫧葉及細枝凋落物(新鮮米櫧,FM)(15N豐度為6.1%),剪成1 cm×1 cm(葉)或1 cm(細枝)后裝入自封袋備用,并測定凋落物的碳、氮含量(表1)。

表1 凋落物的主要性質

SON: 土壤可溶性有機氮,Soil soluble organic nitrogen; FS: 新鮮杉木凋落物, Fresh China fir litter; FM: 新鮮米櫧凋落物,FreshCastanopsiscarlesiilitter

1.2 試驗設計

設置土壤(S)、土壤+新鮮杉木(S+FS)和土壤+新鮮米櫧(S+FM),共3種處理。稱取相當于烘干土重40 g的供試鮮土,裝入300 mL培養瓶中,開蓋置于25℃(25℃為微生物提供較適宜的土壤溫度)的生態培養箱中預培養7天。預培養后,根據野外單位面積年凋落物現存量[16]來確定凋落物添加量為12.5 g/kg干土(以凋落物干重計),均勻平鋪于土壤表層,并根據土壤含水量和飽和含水量(WHC),用去離子水調節土壤含水量為60% WHC。置于25℃的生態培養箱中培養,培養期間每3天通過稱重法保持土壤水分恒定。在培養開始后的第0、15、30、90、150、210 天隨機選取每種處理的3個培養瓶進行破壞性取樣,挑除土壤表面未分解完的殘留凋落物。土壤和凋落物樣品分別提取測定氮含量。

1.3 研究方法

1.3.1 測定方法

土壤含水量用烘干法測定；土壤容重和飽和持水量用環刀法測定；土壤pH值采用玻璃電極法,土水比為1∶2.5；土壤粒徑組成用土壤粒徑分析儀(SEDIMA 4- 12, 德國UGT)測定；土壤全碳、氮含量用碳氮元素分析儀(Elemantar vario MAX CN, 德國)測定；土壤和凋落物可溶性總氮、銨態氮和硝態氮采用0.5 mol/L K2SO4(土壤水土比為5∶1,凋落物水凋比為50∶1)浸提,振蕩1 h(250 r/min),離心10 min(4000 r/min),過濾后連續流動分析儀(SKALAR SAN++,荷蘭)測定；土壤微生物量氮采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法測定[17]；銨態氮和硝態氮的15N豐度采用N2O產生法測定[18]；可溶性有機氮的15N豐度采用堿性過硫酸鉀氧化法[19],將含氮化合物的氮元素轉化為硝酸鹽,再利用N2O產生法測定。

1.3.2 計算方法

(1)土壤可溶性有機氮含量的計算[20]：

(2)土壤微生物量氮含量的計算[17]：

式中,MBN為微生物量氮(mg/kg),E熏蒸為熏蒸土壤浸提液的總氮含量(mg/kg),E未熏蒸為未熏蒸土壤浸提液的總氮含量(mg/kg),k為轉換系數0.45。

(3)可溶性有機氮的15N豐度和含量計算[21]：

(4)土壤SON來自凋落物的比例計算[22]：

SONf=(δ15Nfinal-t- δ15Nsoil)/(δ15NLitter-δ15Nsoil)

1.4 數據處理

所有數據用Microsoft Excel 2013進行整理后,使用SPSS 20.0軟件進行統計分析,用Origin 9.0軟件進行繪圖。采用單因素方差分析(one way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)比較培養期間不同處理間的差異；采用雙因素方差分析處理和時間,及它們的交互作用,顯著性水平設定為ɑ=0.05。

2 結果與分析

2.1 土壤可溶性有機氮和微生物生物量氮含量的變化

圖1 不同處理土壤可溶性有機氮和微生物生物量氮含量的變化Fig.1 Changes of soil SON and MBN content under different treatmentsFS: 新鮮杉木凋落物, Fresh China fir litter; FM: 新鮮米櫧凋落物,Fresh Castanopsis carlesii litter

由圖1可以看出,0—30天,凋落物添加并沒有增加土壤SON,甚至在第30天顯著低于對照(P<0.05)；在0—15天S+FS處理最低。第90天后,各處理沒有顯著差異。土壤SON含量隨培養而增加,培養結束時,比第0天顯著(P<0.05)增加了6.6—13.6 mg/kg,凋落物添加處理增幅較大。土壤MBN含量在前30天快速降低,S, S+FS和S+FM分別顯著(P<0.05)降低135.5、164.2 mg/kg和92.5 mg/kg,之后,維持在平均52.3 mg/kg。在0和15天,各處理間MBN差異顯著(P<0.05),在30、90天和150天S+FS處理與S+FM處理差異顯著(P<0.05)。方差分析顯示,處理、培養時間及它們的交互作用對土壤SON和MBN含量影響顯著(P<0.05)。

2.2 土壤SON的15N豐度及含量的變化

由圖2可以看出,除30天外,S+FM處理顯著(P<0.05)提高了土壤SON的15N豐度和含量；培養結束時,S+FM處理土壤SON的15N豐度為4.70%,是對照S的約13倍。土壤SO15N含量為1.26 mg/kg,是對照S的約14倍。由表2可知,土壤SON來自米櫧凋落物處理的比例在210天最高,土壤氨態氮的比例在30天內增加后,不斷升高,然而土壤硝態氮的比例很小。

圖2 不同處理土壤可溶性有機氮的15N豐度及含量的變化Fig.2 Changes of 15N abundance and content of SON under different treatments

2.3 土壤無機氮含量的變化

由圖3可知,第15天和30天,S+FS處理的土壤銨態氮含量顯著(P<0.05)高于S處理；然而,0—30天,S+FM處理顯著(P<0.05)低于S處理。從第90天開始,各處理間的土壤銨態氮含量沒有差異。培養結束時,各處理比第0天時顯著(P<0.05)降低了9.6—17.4 mg/kg。相反,各處理的土壤硝態氮含量均呈線性增加趨勢,S+FS處理從第30天開始顯著(P<0.05)高于S處理21.2%—83.4%；而S+FM處理的低于S處理12.2%—38.4%,且除第0天和30天外,與S處理的差異顯著(P<0.05)。培養結束時,各處理的土壤硝態氮含量比第0天顯著增加了121.6—180.3 mg/kg,以S+FS處理的增幅最大。方差分析顯示,處理、培養時間及它們的交互作用對土壤銨態氮和硝態氮含量影響顯著(P<0.05)。

圖3 不同處理土壤銨態氮和硝態氮含量的變化Fig.3 Changes of soil and content under different treatments

2.4 凋落物可溶性氮含量的變化

由圖4可以看出,FM的可溶性銨態氮迅速在15天升高,然后隨著培養而降低,培養結束時,FS和FM的可溶性銨態氮比第15天(最高值)分別顯著(P<0.05)降低了0.50 g/kg和0.47 g/kg。然而,可溶性硝態氮含量均呈上升趨勢(圖4),90天開始FS的顯著高于FM(P<0.05)。培養結束時,FS和FM的硝態氮比第0天分別顯著(P<0.05)增加了1.08 g/kg和0.42 g/kg。凋落物可溶性SON含量隨培養而降低,僅在0、30天和90天處理之間有顯著差異(P<0.05)；培養結束時,與第0天相比,FS和FM的SON分別顯著(P<0.05)降低0.52 g/kg和0.24 g/kg。方差分析顯示,處理、培養時間及它們的交互作用對凋落物可溶性銨態氮、硝態氮、SON含量影響顯著(P<0.05)。

圖4 不同凋落物可溶性氮含量的變化Fig.4 Changes of soluble nitrogen content in different plant litters

2.5 全氮含量及C/N比的變化

2.5.1 土壤全氮含量及C/N比的變化

由圖5可以看出,在整個培養期,土壤全氮含量在S+FS處理最高、S+FM處理最低。在0天S+FM處理顯著(P<0.05)低于S和S+FS處理,而在90天和210天S+FS處理顯著(P<0.05)高于S和S+FM處理。培養結束時,S,S+FS和S+FM處理的土壤全氮含量分別是1.82、1.88 g/kg和1.80 g/kg。土壤C/N在S+FM處理的0天最高(P<0.05),且隨培養結束S+FS和S+FM處理的降低明顯(P<0.05),而S處理變化不大(圖5)。方差分析顯示,處理對土壤全氮含量及C/N比影響顯著(P<0.05),培養時間僅對C/N比影響顯著(P<0.05),而處理與培養時間的交互作用不顯著(P>0.05)。

2.5.2 凋落物全氮含量及C/N比的變化

由圖6可知,凋落物全氮含量在30天之前快速升高,然后FS的全氮隨培養而降低。FM的C/N比在30天之前快速降低,而后緩慢下降到23.3；但是FS在30天之前降低后,沒有繼續下降。在第0、30天和90天,全氮在FM顯著(P<0.05)低于FS,C/N在FM顯著(P<0.05)高于FS,第210天則相反。方差分析顯示,處理、培養時間及它們的交互作用對凋落物全氮含量及C/N比影響顯著(P<0.05)。

3 討論

凋落物中含有大量的可溶性有機氮[9-10],影響表層土壤氮含量[8,10]。凋落物作為氮含量較高的外源有機物質,由易分解成分(如糖類、淀粉、脂肪等)和難分解成分(如木質素、多酚等)組成[23],其階段性分解進入土壤的物質必然對SON的產生影響。本研究發現,針闊葉凋落物含有較高的可溶性有機氮(表1),置于土壤表面開展研究,凋落物SON降低,但是并有顯著提高土壤SON(圖1)。表明凋落物SON沒有直接影響土壤。

研究表明,凋落物的C/N比與土壤氮礦化呈負相關,即凋落物C/N比低,氮釋放快,但是C/N比存在閾值,當超過閾值時,氮礦化和固定發生轉折[24-25]。張圣喜等[26]研究表明,土壤微生物的C/N比一般維持在10左右,如果添加的凋落物C/N比較高,在其降解過程中,土壤微生物對氮的需求就較多,如果添加的凋落物C/N比接近于25,那么土壤微生物的生物量往往較高,凋落物的分解速率也較快。本研究中,杉木凋落物(FS)的C/N比最低,為24.1,大于土壤C/N比(12.9)。培養90天,S+FS處理的土壤銨態氮含量高于對照,土壤以氮礦化為主,因此,SON低于S處理。S+FS處理土壤氨態氮在15天迅速升高(圖3),一方面是由于土壤SON礦化而增加氨態氮(圖1),另一方面杉木林凋落物可溶性氨態氮持續降低(圖4)。但90天后因硝化作用增強,S+FS處理的土壤和凋落物硝態氮含量在不斷升高,且土壤氨態氮最低。由于杉木林凋落物的可溶性硝態氮含量本身并不高(表1),因此,杉木凋落物源SON降低主要發生硝化作用,并沒有直接提高土壤SON。有研究顯示表土層水溶性有機氮濃度隨著森林凋落物層的增加而增加,表明凋落物層的淋溶起主要作用[8],而本文土壤SON沒有增加可能與缺少淋溶向下運輸有關。結合對半分解杉木凋落物C/N比(57.7)、可溶性氨態氮(13.9 mg/kg)和可溶性有機氮(178.3 mg/kg)的分析,我們判斷,從新近杉木凋落物(表1)到半分解狀態,將釋放大量的可溶性氮,因此,在自然狀態下,凋落物分解對土壤的影響是存在的。本研究中,添加杉木凋落物提高了土壤硝態氮含量,然而,野外樣地土壤硝態氮含量沒有增加[27],說明野外無機氮被植物吸收利用或淋溶損失。Qualls等[7]認為凋落物層無機氮含量很少,主要歸因于根系和菌根吸收。當杉木凋落物粉碎后和土壤混合培養,土壤無機氮降低[28],而本文將杉木凋落物放于土壤表面,無機氮并沒有降低,表明表層凋落物對土壤氮的貢獻是積極的[7- 8]。由于來自凋落物層和土壤層的SON分解難易程度不同[13- 14],且隨著分解凋落物SON含量降低[8],而含有較高SON的新鮮杉木沒有增加土壤SON的結果表明,在沒有降雨情況下,土壤中的SON主要來自土壤有機質的分解。林寶平等[29]研究去除人工林凋落物1年后降低土壤氮儲量,強調了凋落物輸入的重要性,但并未區分土壤和凋落物源DON的動態差異。而來自凋落物源的易變(labile)碳氮對土壤有機質有激發效應[30],因此,研究認為即使凋落物提供了大量SON給土壤,由于它的可利用性,土壤中的SON主要還是來自土壤自身有機物的轉化。

新鮮米櫧凋落物(FM)的C/N比分別為57.5,遠大于土壤C/N比(12.9)。闊葉林凋落物的可溶性氨態氮非常低,加入土壤培養后,S+FM處理土壤氨態氮低于對照,且在15天內迅速降低,而凋落物可溶性氨態氮則在同時間段迅速升高,然后開始降低(圖4),說明有較高C/N比的闊葉林凋落物的分解初期需要足夠的氨態氮,土壤以氮固定為主。土壤氮可以向凋落物轉移來提高凋落物的分解[31],因此,在后期FM添加處理土壤SON高于對照。同時FM添加降低土壤硝態氮含量,這可能與較高C/N比的凋落物具有較低的凈硝化和較高的硝態氮生物消耗有關[32],也可能與硝態氮的固定有關[28]。Jones等[33]認為,土壤中難溶性的有機氮分解為SON,特別是易降解的低分子量有機氮,是限制土壤氮礦化的關鍵因素。而SON的生物降解性由微生物的碳需求驅使,而并非氮有效性[34]。在凋落物分解初期或新近凋落物可產生易分解的水溶性物質、碳水化合物以及含氮化合物,大量養分迅速釋放,供微生物利用而提高其活性[35-36],外源營養物質的輸入會刺激微生物對土壤DOM的礦化[10]。因此,培養90天之前的SON主要來自土壤中有機質的分解,90—210天,F+FM處理來自凋落物的SON比例增加。然而,90天之前來自凋落物的氨態氮比例的升高(表2),表明FM凋落物中SON迅速礦化或凋落物中可溶性氨態氮的釋放,且微生物優先利用來自土壤的氨態氮發生硝化作用,導致土壤的氨態氮降低,以及來自凋落物的硝態氮比例非常低(表2)。本研究雖然沒有開展15N標記的杉木林凋落物添加實驗,根據杉木林凋落物可溶性氮的變化情況,與闊葉林凋落物的影響比較,土壤中來自杉木凋落物的最高可溶性有機氮的比例可能需要更短的時間,氨態氮的比例會更高?？梢?土壤中的SON是與凋落物分解的動態、以及對土壤的影響有關,而正如凋落物之間氮素轉移受到淋溶的影響一樣[37],降雨將影響氮素由凋落物向土壤層的轉移。