滇中亞高山地帶性植被凋落物分解對模擬氮沉降的響應

張雨鑒,王克勤,宋婭麗,鄭興蕊,潘 禹,蘇孟白,李曉龍

西南林業大學生態與環境學院, 昆明 650224

凋落物作為連接森林植被和土壤的重要組成部分,其分解過程是森林生態系統物質循環和能量流動的重要途徑[1- 2],同時作為碳周轉和養分循環的重要載體,該過程對于生態系統中碳和氮的有效性具有重要意義[2]。森林凋落物的分解包括凋落物的破碎、水溶性化合物的淋溶及有機物和礦質化合物的轉化等過程[3],其中纖維素和木質素作為凋落物中較難分解的組分,對凋落物分解過程中的動態特征具有重要作用[1,4]。

氮(N)沉降的持續增加作為全球氣候變化的一部分,已對陸地生態系統結構的平衡穩定和生物地球化學循環等造成重大影響[5- 6],同時引發森林多樣性降低、森林土壤酸化、土壤養分失衡等一系列生態問題,最終致使森林衰退[7- 8]。因此,國內外學者開始重視并相繼開展了一系列模擬N沉降對森林凋落物分解特征影響的研究[3,9],但由于研究地點、研究物種及實驗周期等不同,導致N沉降對凋落物分解的研究出現了促進、抑制或無影響3種結果[10- 12]。凋落物的分解是一個較為復雜的生態過程,生物因素和環境因素共同決定了其分解的快慢,而N沉降對其影響的內在機理還有待進一步揭示[13]。目前,國外有關N沉降在凋落物方面的研究多傾向于外源N與外源CO2[14]、硫(S)[15]及降水[3]等對凋落物分解的交互作用及以植被細根分解為研究對象[16- 18]方面,此外探究N沉降下影響凋落物分解的主要因素也是目前一個重要關注點,如Cornwell等[19]采用元分析對全球范圍的凋落物分解研究數據整合分析表明凋落物自身特性是凋落物分解的決定性因素；Chen等[20]對亞熱帶兩種森林凋落物研究也表明雖然外源N的添加可以影響凋落物的分解特征,但最終取決于凋落物的基質質量；而Zhu等[21]研究兩種熱帶植被凋落物分解特征則發現N沉降主要通過增加凋落物中難分解成分(木質素等)的比例抑制凋落物的分解,進一步說明凋落物基質質量在其分解過程中的重要性。但多數研究均以探討凋落葉分解的影響因素作為重點,而對凋落物中其他組分(如凋落枝)分解的影響及其與凋落葉間是否存在差異則關注較少,此外,有關N沉降的研究區域多集中于歐洲和北美等溫帶區域[22],研究對象又多以單一林分為主[15],而國內相關研究則多集中于低中海拔區域[3,6,23],針對亞熱帶滇中高海拔區域不同森林生態系統及不同器官凋落物分解特征對N沉降響應的研究則鮮有報道。

滇中亞高山區域位于我國云貴高原、青藏高原和橫斷山地三大自然地理區域相結合的部位,植被以半濕性常綠闊葉林為主[24]。本文以該區域常綠闊葉林(Evergreen broad-leaf forest)和高山櫟林(Quercussemecarpifoliaforest)兩種森林類型為研究對象,采用凋落物分解袋法,通過模擬N沉降和原位分解試驗,研究N沉降如何對兩種森林類型凋落物分解過程及纖維素和木質素降解特征產生影響,旨在為研究該區森林生態系統在N沉降持續增加和全球變化的背景下養分循環提供理論依據。

1 研究材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于云南省玉溪市新平縣磨盤山森林生態系統國家定位觀測研究站(23°46′18″—23°54′34″N,101°16′06″—101°16′12″E),海拔1260.0—2614.4 m。該區位于云南亞熱帶北部氣候與亞熱帶南部氣候的過渡地區,具有典型山地氣候特征。該區年均氣溫15℃,極端最高溫為33.0℃,極端最低溫為-2.2℃,年均降水量為1050 mm,降水主要集中在5—10月。土壤以第三紀古紅土發育的山地紅壤和玄武巖紅壤為主,高海拔地區有黃棕壤。該區以中山半濕性常綠闊葉林為主,森林覆蓋率達86%,分布有高等植物梭羅樹(Reevesiapubescens)、楠木(Phoebechinensis)、普洱茶(Camelliaassamica)、樹蕨(Arthropterispalisotii)等98科137屬324種。植被類型隨海拔的升高呈明顯的垂直分布特征,主要分布的森林類型為亞熱帶常綠闊葉林、亞熱帶中山針闊混交林、針葉林和高山矮林等,其中常綠闊葉林樹種組成主要為米櫧(Castanopsiscarlesii)、光葉柯(Lithocarpusmairei)、糙皮樺(Betulautilis)、馬纓杜鵑(Rhododendrondelavayi)、牛筋條(Dichotomanthestristaniicarpa)等,其中約60%為米櫧。

圖1 酸性洗滌法流程Fig.1 The process of acid detergent fiber method

1.2 研究方法

1.2.1試驗設計

2017年11月分別收獲常綠闊葉林和高山櫟林林下新鮮凋落葉、凋落枝(根據自然條件下的凋落物枝的情況,收集樣品包括不同大小和不同徑級,但其中3—5 mm的枝占較大比例),同一林分的凋落物充分混勻,風干,分別準確稱重葉和枝10 g后裝入大小為20 cm×20 cm的分解袋(分解袋上下表面網孔孔徑為1 mm×1 mm)。

2018年1月在磨盤山森林生態系統國家定位觀測研究站區域內分別選取具有代表性的常綠闊葉林和高山櫟林林分,各設置3個20 m×20 m的樣地,樣地間設距離大于3 m的緩沖帶。在每個樣地中隨機設置4個3 m×3 m的小樣方(即每種森林類型分別設置12個小樣方,用于4種N沉降水平處理,各處理共3個重復樣方),樣方之間距離大于10 m。將前期準備好的凋落物袋均勻的擺放在各樣方中,各樣方凋落葉36袋,凋落枝36袋(各林分共計凋落葉432袋,凋落枝432袋),并對各樣方中的凋落物噴施NH4NO3溶液(模擬N沉降)。參照氮飽和項目、北美哈佛林和我國華西雨屏區等對模擬N沉降處理的試驗設置[25-28],結合我國西南地區,如四川盆地西緣[29]、昆明東郊[30]及西雙版納[31]等地的年N沉降量水平及該地區未來可能的N沉降趨勢,本試驗設定N沉降處理分4個水平：對照CK(Control check, 0 g N m-2a-1)、低氮LN(Low nitrogen, 5 g N m-2a-1)、中氮MN(Medium nitrogen, 15 g N m-2a-1)和高氮HN(High nitrogen, 30 g N m-2a-1),每個水平3個重復,對應3個重復樣方。將1年的施用量均分成12份,從2018年1月至2018年12月,每月初按照上述4個水平對各樣方進行定量模擬N沉降處理,對照組施相同量的水。除施氮水平不同外,其他措施保持一致。

1.2.2樣品的采集與測定

自2018年2月至2019年1月,于每月中旬對各林分4種處理樣方中的凋落葉和凋落枝進行取樣,每月各樣方取凋落葉3袋、凋落枝3袋,每種N處理3次重復取樣(對應3個重復樣方),取樣周期為1個月1次,試驗共計12次取樣。取回分解袋后,清除侵入的根系、泥沙,烘干至恒重稱量,用于計算質量殘留率。

將風干的凋落物樣品經65℃烘干至恒重、粉碎并過100目篩后供元素測定。凋落物中的碳含量采用重鉻酸鉀-外加熱硫酸氧化法(LY/T 1237—1999)測定；氮含量采用半微量凱氏定氮法(LY/T 1269—1999)測定；木質素、纖維素采用酸性洗滌纖維法測定[32]：植物樣品經過酸性洗滌劑消解后,剩余的酸性洗滌纖維包括纖維素、木質素和硅酸鹽；再經過72%硫酸水解后纖維素被分解(得到纖維素含量),剩下木質素和硅酸鹽；最后經過灰化分解木質素,剩下硅酸鹽(得到木質素含量)。實驗步驟如圖1。

1.2.3數據處理

凋落物質量殘留率測定計算公式采用[33]：

式中,R為凋落物質量殘留率(%)；K為M0轉化為干重的轉換系數；Mt為凋落物t時間烘干樣品重量；M0為凋落物起始風干樣品重量。

對凋落物的質量損失進行Olson負指數衰減模型擬合[34]：

y=ae-kt

式中,y為質量殘留率(%)；a為擬合參數；k為年分解系數(kg kg-1a-1)；t為時間。

凋落物分解50%(T50%)和95%(T95%)所需時間的計算方法為[34]：

T50%=-ln(1-0.50)/k

T95%=-ln(1-0.95)/k

凋落物中的纖維素、木質素用酸性洗滌纖維法測定。各階段凋落物纖維素殘留率(lignin remain, LR)計算方法為[33]：

%LR=(Ct×Mt)/(C0×M0)×K×100

式中,Ct為t時間纖維素含量(mg/g)；Mt為t時間烘干樣品重量；C0為初始纖維素含量(mg/g)；M0為凋落物起始風干樣品重量。木質素計算方法同纖維素。

利用Excel 2010和SPSS 22.0對數據進行整理和統計分析。采用單因素方差分析法(One-way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)進行方差分析和多重比較(α=0.05),采用典型相關分析法進行相關性分析。利用Excel 2010繪圖,圖中數據為平均值±標準誤差。本研究中兩種林型凋落葉和凋落枝初始化學性質如表1。

表1 兩種林型凋落葉、枝初始化學性質(平均值±標準誤差, n=3)

2 結果與分析

2.1 N沉降下兩種林型凋落葉質量損失特征

常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉質量均隨分解時間的增加呈減小趨勢(圖2)。分解1年后質量殘留率分別為(55.16±0.77)%和(64.03±1.72)%。通過Olson指數衰減模型模擬結果可知,常綠闊葉林凋落葉分解50%和95%所需時間分別為1.291、5.579年,高山櫟林分別為1.733、7.489年(表2)。

圖2顯示,常綠闊葉林凋落葉在分解4—12月時,多個N沉降處理下的質量殘留率顯著高于對照(CK)(P<0.05)。在分解1年后LN、MN和HN各處理凋落葉質量殘留率相對于CK分別提高了0.75%、3.15%和6.03%。高山櫟林凋落葉質量殘留率在各分解階段均表現為LN、MN和HN各處理高于CK,其中多以HN顯著較高(圖2)(P<0.05)。在分解1年后,高山櫟林凋落葉質量殘留率在LN、MN和HN各處理下較CK分別提高了3.58%、1.57%和6.34%。

各N沉降處理及對照凋落葉質量殘留率均與分解時間呈極顯著負指數關系(表2)(P<0.01)。根據Olson指數模型計算結果得常綠闊葉林凋落葉分解95%所需時間在5.579年(CK)的基礎上增加了0.754年(LN)—0.933年(HN)；而高山櫟林凋落葉分解95%所需時間則在7.489年(CK)的基礎上增加了0.353年(MN)—0.997年(HN)。

圖2 凋落葉分解過程中質量殘留率變化(平均值±標準誤差, n=9)Fig.2 Variation of mass remaining during decomposition of leaf litter (mean±SE, n=9) C：常綠闊葉林Evergreen broad-leaf forest；G：高山櫟林Quercus semecarpifolia forest. CK：對照Control check；LN：低氮Low nitrogen；MN：中氮Medium nitrogen；HN：高氮High nitrogen. 各取樣時間點上的LN、MN和HN表示該處理與對照(CK)差異顯著(P<0.05)

表2 凋落葉分解質量殘留率隨時間的指數回歸方程

2.2 N沉降下兩種林型凋落枝質量損失特征

常綠闊葉林和高山櫟林凋落枝質量同樣隨分解時間的增加逐漸減小(圖3),但與凋落葉相比,分解速率較緩慢(圖2)。分解1年后常綠闊葉林凋落枝殘留率為(78.06±1.36)%,高山櫟林為(82.49±0.66)%。Olson指數衰減模型模擬結果顯示常綠闊葉林凋落枝分解50%和95%所需時間分別約為3.851和16.643年,高山櫟林分別約為5.134、22.191年(表3)。

圖3 凋落枝分解過程中質量殘留率變化(平均值±標準誤差,n=9)Fig.3 Variation of mass remaining during decomposition of twig litter (mean±SE, n=9) 各取樣時間點上的LN、MN和HN表示該處理與對照(CK)差異顯著(P<0.05)

表3 凋落枝分解質量殘留率隨時間的指數回歸方程

圖3顯示,常綠闊葉林和高山櫟林凋落枝在各分解階段均表現為各N沉降處理下的質量殘留率高于對照(CK)。分解1年后,常綠闊葉林中LN、MN和HN各處理凋落枝質量殘留率相對于CK分別提高了1.57%(LN)—2.13%(HN)；高山櫟則分別提高了1.47%(LN)—3.36%(HN)。

各N沉降處理及對照凋落枝質量殘留率與分解時間均呈極顯著負指數關系(表3)(P<0.01)。Olson指數模型計算結果表明模擬N沉降使常綠闊葉林凋落枝分解95%所需時間在CK(16.643年)的基礎上增加了2.198(LN)、2.438(MN)、3.196(HN)年；高山櫟林則在CK(22.191年)的基礎上增加了2.773(LN)、5.293(MN)、5.806(HN)年。

2.3 N沉降下兩種林型凋落葉、枝纖維素和木質素分解特征

常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉在分解過程中,其纖維素和木質素殘留率總體趨勢均表現為隨分解時間增加而減少(圖4)。其中常綠闊葉林在分解6—12月中,凋落葉纖維素和木質素殘留率在多個N沉降處理下顯著高于對照(CK)(P<0.05)。分解1年后,常綠闊葉林凋落葉在CK、LN、MN和HN處理下纖維素和木質素殘留率均表現為CK

常綠闊葉林凋落枝在分解過程中,其纖維素和木質素殘留率總體趨勢表現為隨分解時間的增加而減少(圖5)。其纖維素和木質素分別在5—12月和4—12月中,殘留率在多個N沉降處理下顯著高于對照(CK)(P<0.05)。在分解1年后常綠闊葉林凋落枝在CK、LN、MN和HN處理下纖維素殘留率分別為CK

通過對凋落葉(枝)質量殘留率與纖維素和木質素殘留率進行典型相關分析,結果顯示(表4),在常綠闊葉林中,凋落葉質量殘留率與纖維素和木質素殘留率、凋落枝質量殘留率與纖維素殘留率間呈極顯著正相關關系(P<0.01)；除凋落葉木質素殘留率與凋落枝纖維素殘留率無明顯相關關系外(P>0.05),其余各部分間均存在顯著正相關關系(P<0.05)。

表5顯示,在高山櫟林中,凋落葉質量殘留率、纖維素殘留率和木質素殘留率三者間及凋落葉質量殘留率與凋落枝質量殘留率間均呈極顯著正相關關系(P<0.01)；凋落枝質量殘留率與凋落葉纖維素和木質素殘留率呈顯著正相關關系(P<0.05)；凋落葉和凋落枝纖維素殘留率間呈顯著正相關關系(P<0.05)；凋落枝質量殘留率、纖維素和木質素殘留率三者間呈顯著正相關關系(P<0.05)。

表4 常綠闊葉林凋落葉(枝)質量殘留率與纖維素和木質素殘留率的關系

圖4 凋落葉分解過程中纖維素和木質素殘留率變化(平均值±標準誤差,n=3)Fig.4 Variations of mass remaining of cellulose and lignin of leaf litter during decomposition (mean±SE, n=3) 各取樣時間點上的LN、MN和HN表示該處理與對照(CK)差異顯著(P<0.05)

圖5 凋落枝分解過程中纖維素和木質素殘留率變化(平均值±標準誤差,n=3)Fig.5 Variations of mass remaining of cellulose and lignin of twig litter during decomposition (mean±SE, n=3) 各取樣時間點上的LN、MN和HN表示該處理與對照(CK)差異顯著(P<0.05)

表5 高山櫟林凋落葉(枝)質量殘留率與纖維素和木質素殘留率的關系

3 討論

3.1 兩種林型凋落葉、枝分解特征對模擬N沉降的響應

凋落物分解速率受凋落物基質質量、分解階段、氣候條件、養分循環和分解者群落結構和組成的影響[35],其中凋落物基質質量起主導作用[19]。在全球和區域尺度上,氣候條件對生態系統分布格局及凋落物的產量和質量有顯著影響,并對凋落物的分解動態有間接調控的作用[36]。本研究中,處于亞熱帶的常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉年分解率分別為44.84%和35.97%,高于溫帶森林的20%—30%[37],低于熱帶的47%—94%[37],而與亞熱帶常綠闊葉林的33.6%—45.3%[23,33]相近,基本呈現出分解速率與氣候因素相關的規律。在特定氣候區域內,凋落物基質質量是影響凋落物分解的主導因素[38],其中,凋落物C/N和木質素尤為重要[39]。本研究中,高山櫟林凋落葉、枝分解率均小于常綠闊葉林,其中以凋落葉較為顯著,這可能是因為本研究中常綠闊葉林凋落葉的初始C/N(53.7)明顯低于高山櫟凋落葉的C/N(65.6)。相關研究表明,凋落物N含量越高,C/N則越低,耐分解化合物(木質素等)則越少,從而凋落物分解則越快[36,40]。本研究兩種林型凋落物在分解1年后凋落葉質量殘留率(55.16%—64.03%)均明顯低于凋落枝(78.04%—82.49%)。向元彬等先后對華西雨屏區巨桉(Eucalyptusgrandis)人工林[41]和常綠闊葉林[3]的研究均得出類似結果；李雪峰等[42]通過對長白山次生針闊混交林研究發現,凋落物分解速率與凋落物初始N含量和C/N呈顯著相關關系。本研究中,常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉初始N含量分別是凋落枝的2.0倍和1.8倍,C/N則表現為凋落葉明顯低于凋落枝,高N、低C/N可能是該區域兩種林型凋落葉分解速率較快的原因[8],此外,本研究中兩種林型凋落枝纖維素和木質素較凋落葉高也可能是導致分解率差異較大的重要原因[43]。

大氣N沉降使土壤N含量增加,促進植物吸收,進而引起凋落物N含量及其他元素含量的變化,最終影響凋落物分解[23]。本研究中常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉、枝在經過1年分解后,對照(CK)分解率均呈現出高于其余三種N沉降處理(LN、MN和HN),其中尤以HN顯著較低,表明N沉降抑制了凋落物的分解。這與莫江明等[44]研究鼎湖山主要森林植被(季風常綠闊葉林)凋落物分解和韓雪等[45]模擬N沉降對溫帶森林(遼東櫟林)凋落物分解影響所得結果一致。本研究中,N沉降處理使得常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉和凋落枝質量損失50%和95%的時間均在對照(CK)的基礎上有不同程度的增加。N沉降抑制凋落物分解可能與凋落物纖維素和木質素降解受抑制有關。N沉降的增加可能改變土壤環境,使得微生物群落結構由真菌為主體逐漸轉變為細菌為主體[46],而真菌(菌根真菌為主)被認為在凋落物分解過程中與產生木質素降解酶有關[47],從而使得降解木質素的微生物數量減少,進而抑制木質素降解,王萬才等[48]研究也得出N沉降可能通過影響生態系統的營養平衡,阻礙調控凋落物分解的胞外酶活性及增加纖維素和木質素含量來抑制凋落物分解；另一方面,外源N的增加會使得N素與凋落物中木質素及其在降解過程中產生的中間產物相結合,從而使得N素富集并積累,導致木質素降解受阻,從而降低了凋落物的分解率[49-50]。Knorr等[51]整合研究了全球尺度下模擬N沉降對凋落葉分解影響,結果表明N沉降整體上會促進N含量高、木質素/N低的凋落物分解,而抑制N含量低或木質素含量高的凋落物分解。本研究中兩種林型凋落葉、枝木質素和纖維素含量較高,二者占凋落物質量的50%以上,因此,上述研究所得出的規律與本研究中兩種森林凋落物分解對N沉降的響應規律一致。

3.2 兩種林型凋落葉、枝纖維素和木質素降解對模擬N沉降的響應

凋落物中的纖維素結構簡單,降解較快,而木質素作為凋落物中最難分解的復合物,結構復雜且穩定,降解相對較慢[52]。本研究顯示,常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉、枝在分解后期,N沉降處理的纖維素和木質素質量殘留率大多顯著高于對照(CK),表明該區域凋落物纖維素和木質素的降解受到N沉降的抑制作用。以往的許多研究結果也表明,N沉降處理在凋落物分解后期常會抑制木質素的降解[23,44,51]。目前,一般認為造成該結果的原因分為以下幾方面：一是外源N以銨鹽、硝酸鹽的形式與木質素及酚類等降解中間產物相結合形成高度聚合的芳香族化合物質,使得N素富集并積累,從而抑制木質素降解[48]；二是外源N通過減少氧化酶的基因表達量進而抑制木質素降解酶的活性,抑制木質素降解[33,53]；三是N沉降可能改變土壤環境,使得微生物群落結構發生改變,從而使得降解木質素的微生物數量減少,進而抑制木質素降解,而與生物群落則無明顯關系[54]。此外,凋落物中由于木質素聚合體對纖維素的保護作用,導致木質素降解在受到抑制的同時,纖維素的降解也受到了阻礙,從而在對N沉降的響應時表現出與木質素大體一致的變化規律[23]。本研究針對纖維素和木質素殘留率所做的典型相關性分析結果也表明二者間存在極為密切的聯系。

凋落物分解對N沉降的響應除了本研究所得結果外,也有相關研究表明N沉降中外源N的增加解除了微生物受N的限制作用,增加了微生物對C的需求,促進了木質素和纖維素的降解,從而使得凋落物分解加快[55]。李仁洪等[8]模擬N沉降對華西雨屏區慈竹(Bambusaemeiensis)凋落物分解的影響研究發現,總體上N沉降對慈竹葉、籜和枝的分解均具有促進作用。但也有相關研究表明,N沉降只對凋落物分解前期起促進作用,而在分解后期依然受到抑制,如Sarah等[56]對北美針櫟(Quercusellipsoidalis)和北美喬松(Pinusstrobus)的研究發現在凋落物分解前期,外源有機N和無機N均加速了凋落物分解,而在分解后期則減緩了分解速率。此外,N沉降對凋落物分解也存在無影響的情況,Hobbie[57]認為外源N在對凋落物易分解部分的加速作用被其對木質素降解的抑制作用所抵消時,N沉降對凋落物分解無明顯影響。目前,由于大氣N沉降的持續性和不可控性,其對森林生態系統結構和功能的影響必然長期且復雜。因此,在全球氣候變化的背景下,N沉降持續增加對凋落分解及其纖維素和木質素的影響趨勢和作用機理仍待進一步研究。

4 結論

(1)N沉降的持續增加顯著影響了常綠闊葉林和高山櫟林凋落葉的分解過程,在1年的分解實驗中,模擬N沉降對兩種林型的凋落葉和凋落枝的分解均為抑制作用；

(2)N沉降處理使得常綠闊葉林凋落物(葉和枝)質量損失95%的時間在對照(5.58、16.64年)的基礎上分別增加了0.75(LN)、0.80(MN)、0.93(HN)和2.20(LN)、2.44(MN)、3.20(HN)年；高山櫟林凋落物(葉和枝)質量損失95%的時間在對照(7.49、22.19年)的基礎上分別增加了0.67(LN)、0.35(MN)、1.00(HN)和2.77(LN)、5.29(MN)、5.81(HN)年；

(3)N沉降的持續增加抑制兩種林型凋落物分解的原因在于外源N增加抑制了凋落物中纖維素和木質素的降解。