氮添加對黃河三角洲濱海濕地土壤有機碳礦化的影響

張安峰

（山東黃河三角洲國家級自然保護區(qū)管理委員會，山東 東營257091）

濱海濕地是海洋生態(tài)系統(tǒng)與陸地生態(tài)系統(tǒng)之間的生態(tài)過渡帶。濱海濕地作為重要的濕地類型之一，是有機碳的天然儲庫，聯(lián)系起全球碳循環(huán)[1]，具有較高的凈初級生產(chǎn)力和固碳能力[2]。同時，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤有機碳含量的變化對全球碳循環(huán)與碳收支過程影響顯著。

黃河三角洲受中上游排放及潮汐攜帶的大量含氮物質，加之地貌和人為作用，發(fā)育成為了復雜多樣的濕地生態(tài)系統(tǒng)，為開展外源氮輸入對濱海濕地土壤碳循環(huán)關鍵過程的影響研究提供了理想的場所。本文以山東黃河三角洲國家級自然保護區(qū)大氣氮沉降模擬實驗區(qū)土壤為研究對象，通過添加不同種類氮肥以及氮濃度梯度處理，采用室內(nèi)礦化培養(yǎng)的方法，研究該地區(qū)常年施肥土壤有機碳礦化的變化規(guī)律，為進一步研究濱海濕地有機碳礦化機理以及科學評價其碳循環(huán)提供數(shù)據(jù)支撐。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

本研究區(qū)域位于山東省東營市的東北部、渤海西岸山東黃河三角洲國家級自然保護區(qū)（37.75°N，118.98°E），該區(qū)域處于暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候帶，年均氣溫12.9℃[3]，年均降雨量530～630 mm，年蒸發(fā)量1900～2400 mm。此地季節(jié)間降水分配不均且蒸發(fā)量大，常有旱、澇、風、霜、雹以及風暴潮等自然災害，土壤主要為鹽化沼澤土和潮灘鹽土，土壤鹽堿化嚴重，鹽堿地的空間分布在宏觀上表現(xiàn)為隨距海遠近和海拔高低呈明顯的帶狀分布。該地主要植被類型為蘆葦、檉柳、鹽地堿蓬、堿蓬等。

2.2 樣品采集

黃河三角洲濱海濕地大氣氮沉降模擬實驗區(qū)設置在山東黃河三角洲國家級自然保護區(qū)蘆葦試驗區(qū)內(nèi)，樣地被劃分為70個不同實驗小區(qū)，每個小區(qū)大小為7 m ×5 m，并且各小區(qū)之間設置寬0.5 m步道便于監(jiān)測取樣，采取隨機分布方式設置實驗類型的重復以防止相互干擾。試驗選定的氮形態(tài)分別為硝酸銨（NH4NO3）、氯化銨（NH4Cl）、硝酸鉀（KNO3），根據(jù)中國市域氮、硫沉降的一般區(qū)間及同類研究的施氮量[4,5]，結合黃河三角洲實際沉降量[6]，按照中偏高輸入標準自2012年5月起模擬研究未來氮沉降量持續(xù)增加對溫室氣體排放的影響。其中，施氮量設置梯度分別為5 gN·m-·2yr-1、10 gN·m-·2yr-1、20 gN·m-·2yr-1，另設1個對照處理組（CK），共計10個處理（表1），每種處理設置5個重復的小區(qū)。施肥是每個小區(qū)用5 L 自來水溶解氮肥，每月均勻施加在樣地，對照小區(qū)施用等量自來水。

表1 培養(yǎng)實驗的不同處理

2018年3月在該試驗樣地隨機選取每種處理的3個重復小區(qū)并在每個小區(qū)內(nèi)取4個具有代表性的點，用土鉆采集表層（0～10 cm）和下層（10～20 cm）土層土壤，去除表層腐質層后混合在一起。將采集的土樣用自封袋密封帶回實驗室，自然風干后剔除根系和砂礫，過2 mm 篩，室內(nèi)運用培養(yǎng)法研究不同氮肥類型、含量及其耦合作用對濱海濕地土壤有機碳礦化速率的影響。

2.3 室內(nèi)礦化培養(yǎng)

實驗室恒溫培養(yǎng)法是目前最為普遍的有機碳礦化速率測定方法，本研究采用干土進行培養(yǎng)試驗。稱取過10目篩干土樣100 g 平鋪于1000 mL 棕色廣口瓶中，按土壤田間最大持水量的60%輸入同等容量的蒸餾水。每個處理設4個采氣重復，14個用于培養(yǎng)階段性取土測量理化性質。

在培養(yǎng)試驗開始前，將培養(yǎng)瓶用木塞密封，并提前在木塞中間插入氣密針并連接魯爾接頭和帶有三通閥的軟膠管，作為氣體取樣口。培養(yǎng)瓶在原位平均溫度（22℃）下培養(yǎng)26 d，實驗開始前三天每天用氣密針抽氣筒從培養(yǎng)瓶頂部抽取氣樣存入事先抽成真空的集氣瓶中，使用氣相色譜儀（Agilent-7890A）測定溫室氣體濃度。前三天實驗數(shù)據(jù)變化較為穩(wěn)定后，改為隔天采氣測量。每次抽氣前先用抽氣筒反復抽吸幾次，使瓶內(nèi)氣體濃度分布均勻。實驗抽氣完成后取下木塞讓瓶內(nèi)外空氣流通，并用恒重法稱量加水確保瓶內(nèi)土壤含水量穩(wěn)定，下次采氣前24 h 采集培養(yǎng)瓶上部空間氣體樣本，作為空白樣品氣體濃度再將培養(yǎng)瓶加塞密封培養(yǎng)。

2.4 數(shù)據(jù)處理與分析

由于本次試驗中對土壤有機碳礦化培養(yǎng)時間較短，該過程中消耗的有機碳為土壤活性有機碳，所以采用一級動力學方程對土壤有機碳礦化過程進行模擬[7]，其表達式如下：

Ct=C0×(1-e-kt)

式中：C0——土壤有機碳潛在礦化碳庫(μg/kg)；

k——礦化速率常數(shù)(d-1)；

t——培養(yǎng)天數(shù)(d)；

Ct——培養(yǎng)時間t(d)內(nèi)土壤累積有機碳礦化量(μg/kg)。

采用Excel 2013 對試驗所得數(shù)據(jù)進行分析和處理；重復試驗數(shù)據(jù)的平均值及標準差計算、土壤有機碳日均礦化量及累積礦化量的差異性檢驗、不同氮添加類型間理化性質、土壤有機碳礦化動態(tài)擬合以及土壤有機碳礦化參數(shù)與基本理化性質之間的相關性檢驗采用SPSS 20.0軟件進行統(tǒng)計分析，其中顯著性差異P＜0.05。結合SigmaPlot 9.0 進行制圖。

3 結果與分析

3.1 模擬氮沉降對CO2 釋放的影響

隨著培養(yǎng)時間的不斷增加，在氮輸入含量相同的情況下比較不同氮肥種類對濱海濕地土壤CO2的釋放速率變化的影響發(fā)現(xiàn)，與CK相比突出氮肥種類不同對土壤有機碳礦化影響的顯著性（圖1）。而圖2在氮肥種類相同的情況下，通過設置施氮量梯度比較CO2累積釋放量，圖3則顯示了上下層土壤在不同實驗處理下的差異性。

在培養(yǎng)的不同時間段，氮輸入對濱海濕地土壤CO2的釋放速率變化的影響也是不同的。室內(nèi)培養(yǎng)的前4 d，各處理下的CO2釋放速率較其他時間段明顯較高，與對照組相比較，不同處理均促進了土壤二氧化碳釋放速率。第5-26 d 各處理土壤CO2釋放速率變化幅度不大，氮輸入對CO2釋放速率的促進作用也趨于平穩(wěn)。整體而言，不同氮輸入處理并沒有顯著改變?yōu)I海濕地土壤有機碳礦化的時間變化趨勢，不同處理下土壤有機碳礦化速率均表現(xiàn)為隨培養(yǎng)時間的增加而遞減，最大值均發(fā)生在培養(yǎng)第1 d。不同氮沉降處理土壤CO2釋放速率的差異在0-10 cm 土層更為顯著，表層土壤對照組CO2釋放速率變化范圍介于3078.94-656.98 μg/g soil之間。在低氮組中，3種氮肥的促進作用大致表現(xiàn)為KNO3＞NH4NO3＞NH4Cl；而在中氮組中，NH4Cl 實驗組對CO2釋放速率的促進作用較大；高氮組3種不同種類氮肥作用效應與低氮組基本相同。而在下層土壤的實驗結果中所得結論與上層土壤不同，NH4Cl實驗組的促進作用在不同施氮量下均最高。

一段培養(yǎng)時間內(nèi)土壤CO2的總釋放量可代表土壤有機碳累積礦化量。如圖3-5，隨著培養(yǎng)時間的增加，各處理的土壤CO2累積釋放量均不斷增加，增長速率不斷減小，即土壤累積礦化量隨時間呈指數(shù)增長趨勢。培養(yǎng)前期（0-10 d）土壤累積礦化量約占整個培養(yǎng)期內(nèi)總累積礦化量的50%左右，培養(yǎng)中期（11-20 d）土壤礦化速率明顯下降，前20 天土壤累積礦化量約占整個培養(yǎng)周期（26 d）的85%，培養(yǎng)后期（21-26 d），土壤礦化速率變化明顯緩慢。

在礦化培養(yǎng)期內(nèi)，表層和下層土壤CO2累積釋放量的變化范圍分別為3078.94 ～ 21772.37 μg/g soil、1818.33 ～ 12981.03 μg/g soil。其中上層土壤所得實驗結果表明不同種類氮肥土壤累積礦化量的最大值出現(xiàn)于不同的施氮量，即外源氮輸入量的增加并不能一直促進土壤有機碳礦化。例如，在KNO3實驗組土壤CO2總釋放量的峰值出現(xiàn)于20 gN·m-2·yr-1的施氮量，但5 gN·m-2·yr-1施氮量實驗組的二氧化碳總釋放量大于10 gN·m-2·yr-1施氮量實驗組。上層土壤實驗結果可知，NO3--N和NH4+-N的加入提高了CO2的排放速率，尤其是隨著NO3--N的含量的增加而增加。另一方面，NH4+和NO3-的協(xié)同反應導致CO2排放率比單一氮處理的顯著降低。下層土壤與表層土壤CO2排放率差異顯著。在整體上，NO3--N 對CO2排放速率的影響大于NH4+-N 劑量。下層土壤在施加三種不同氮肥類型的條件下，土壤累積礦化量都表現(xiàn)為高施氮量＞中施氮量＞低施氮量，且不同施氮量處理之間土壤累積礦化量差異顯著。這說明下層土層土壤在所施氮肥類型相同的情況下，外源氮輸入含量越高越有利于土壤有機碳的礦化分解。上下層土壤所得實驗結果之所以不保持一致，是因為土壤有機碳的礦化作用受其多種理化性質的影響。

氮輸入對上下層土壤CO2的平均釋放量的影響如圖3所示，上層土壤的二氧化碳平均釋放量均顯著高于下層土壤（P＜0.05），且對氮輸入影響的響應更為明顯。從上層土壤看，為期26 d的培養(yǎng)后，中施氮量的NH4Cl 實驗組的有機碳平均礦化量最高，達1411.82 μg/g soil，較對照組增加了68.6%。不同氮輸入下二氧化碳平均釋放量的差異可表現(xiàn)為MNH ＞HNO ＞HNH ＞LNO ＞MNN ＞MNO ＞HNN ＞LNN ＞LNH＞CK，即銨態(tài)氮（NH4NO3、NH4Cl）施氮量為10 gN·m-2·yr-1時，對濱海濕地土壤有機碳礦化的促進作用最強；而硝態(tài)氮（KNO3）在施氮量為20 gN·m-2·yr-1時，對土壤有機碳礦化促進作用最明顯。下層土壤所得實驗結果與上層土壤相似。

表2 土壤有機碳礦化的一級動力學參數(shù)（平均值±標準誤）

3.2 土壤有機碳礦化模擬

礦化培養(yǎng)過程中，根據(jù)不同施氮類型及土層深度下土壤各個階段測定的CO2釋放量，以及計算出來的土壤有機碳累積礦化量，可以運用一級動力學方程，采取非線性回歸的方式對土壤有機碳礦化進行擬合，得到C0和k值，結果如表2所示，由R2可以知道該模型擬合效果較好。C0和k值是土壤有機碳礦化作用的表征，C0值越大、k值越小表明土壤有機碳礦化作用越強，反之則越弱。

由表2可知，不同施氮類型下土壤的C0值變化范圍為4004.69～11189.53 μg/kg。方差分析表明，相同土層的不同施氮類型土壤C0值存在顯著差異，上層土壤C0值以高施氮量KNO3實驗組為最高，下層土壤以高施氮量NH4Cl 實驗組為最高，各層土壤C0值均以對照組為最低；土層深度對土壤有機碳C0也有顯著影響，但上下層不存在一致的變化規(guī)律。k變化范圍為0.109～0.055 d-1，高施氮量NH4NO3實驗組各土層均為最大。

4 討論

土壤有機碳礦化會受到很多因素的影響，其中包括有機碳的化學組成、土壤濕度、溫度和質地等因素的影響，也是土壤微生物學活性的綜合體現(xiàn)。不同外源氮添加類型下土壤有機碳礦化的變化趨勢基本一致，均表現(xiàn)為前期速度較快而后期顯著減緩，與自然環(huán)境條件下土壤有機碳礦化過程類似[8]。礦化培養(yǎng)的初期，土壤中易分解的養(yǎng)分含量相對較高，這些養(yǎng)分可以為土壤微生物的生長和代謝的過程提供充足的營養(yǎng)物質，使得土壤微生物量和微生物活性都大大提高。另一方面，設置60%田間最大持水量環(huán)境有利于土壤中溶解有機碳的溶出，增加微生物的可利用碳源。同時，土壤復水作用會對土壤中的微生物產(chǎn)生“激發(fā)效應”，這種效應可以加速土壤有機碳的礦化。因此這段時間土壤有機碳礦化速率很快，而隨著培養(yǎng)時間的延長，土壤中的易分解有機碳不斷減少，微生物代謝活動逐漸受到營養(yǎng)源的限制，碳源轉成了微生物活性的主要限制因子，有機碳礦化速率則相對前期顯著降低，各處理間的差異也逐漸縮小[9]。Ross[10]等發(fā)現(xiàn)森林和草地生態(tài)系統(tǒng)中，當土壤有機碳含量較低時，土壤碳礦化釋放的CO2-C 也會降低，而且有機碳礦化的比例會隨著土層加深而降低；土壤表層有機碳累積礦化量比底層土壤高[11]，本研究結果類似。這是因為土壤表層有機碳含量較高，活性有機碳所占比例較高有關[12]。

黃河三角洲濱海濕地屬于新生濕地生態(tài)系統(tǒng)，濕地土壤鹽漬化程度很高，質地疏松易板結，持水能力較差，碳、氮等營養(yǎng)元素含量低[13]，土壤微生物種類和數(shù)量相對較低[14]。外源氮素的添加改善了研究區(qū)土壤的質地，包括降低了土壤容重并提高了土壤的田間持水量。微生物棲息環(huán)境和養(yǎng)分條件的改善有助于增加微生物量，通過使原本受氮素限制的土壤微生物酶活性增強以提高微生物活性[15]，促進土壤有機碳礦化分解。不過目前氮輸入對土壤有機碳礦化速率的影響研究結論還不盡一致。部分實驗可能由于長期高氮處理，土壤pH 降低，加速土壤酸化，從而導致處理土壤碳礦化量較低。氮添加對土壤有機碳分解幾乎沒有影響的實驗結果也很多，其可能的原因在于：添加到土壤中的低分子氮化合物易與土壤中的碳分子結合形成高分子量的含碳化合物而難被微生物利用，這樣外加氮被固定到穩(wěn)定的土壤有機庫中[16]，從而使有機碳礦化對氮添加處理無明顯響應。另外，有機碳的分解需要一個長期過程才會發(fā)生較大的變化，室內(nèi)培養(yǎng)實驗周期較短，氮添加對土壤有機碳礦化過程的影響可能還難以顯現(xiàn)。

再者，研究結果顯示，相同較低氮濃度下，銨態(tài)氮對有機碳礦化速率的促進作用強于硝態(tài)氮，是因為硝態(tài)氮更易于與土壤中木質素結合，生成更穩(wěn)定的有機物[17]。氮素的添加效應也取決于氮添加量和添加之前的土壤氮素水平，并與土壤可利用性氮含量直接相關。氮輸入對黃河三角洲濱海濕地土壤有機碳礦化總體上起了一定的促進作用，不同氮濃度和氮形態(tài)的促進程度不同。當施加同類型氮肥時，外源氮輸入量的增加并不能始終促進土壤有機碳礦化，這主要是由于當?shù)斎氲竭_一定量時，氮源已不是土壤微生物的主要限制性因素，這時可利用性碳源可能成為微生物活動的主要限制因子。并且適量的氮添加可以促進植物的生長，促進生產(chǎn)力，提高凋落物量，使較多的碳分配轉移到地下部分，促進自養(yǎng)呼吸和異養(yǎng)呼吸；而過高氮添加會導致土壤可利用性氮增加，減少植物地下部分的碳素分配，降低根際的自養(yǎng)呼吸[18]。

5 結論

不同氮輸入處理并沒有顯著改變?yōu)I海濕地土壤有機碳礦化的時間變化趨勢，不同處理下土壤有機碳礦化速率均表現(xiàn)為隨培養(yǎng)時間的增加而遞減。

下層土層土壤在所施氮肥類型相同的情況下，外源氮輸入含量越高越有利于土壤有機碳的礦化分解。上下層土壤所得實驗結果之所以不保持一致，是因為土壤有機碳的礦化作用受其多種理化性質的影響。