黃河口堿蓬濕地土壤氮礦化特征對溫度及氮輸入的響應

胡星云,孫志高

福建師范大學地理研究所,濕潤亞熱帶生態地理過程教育部重點實驗室, 福州 350007

氮作為河口濕地營養水平的指示劑之一,常常是最主要的限制性養分,其含量直接影響濕地生態系統的生產力[1]。濕地土壤氮礦化是有機質碎屑中的氮在土壤動物和微生物的作用下,由難以被植物吸收利用的有機態氮轉化為可被植物直接吸收利用的無機態氮的過程[2],是濕地氮循環的重要環節[3]。氮礦化還可為硝化-反硝化作用提供主要氮源,并顯著影響著濕地系統氮的淋失和氣態損失[4]。氮礦化不僅受到一系列生物因子(微生物、人類活動等)的影響,而且還受溫度、水分及土壤理化學性質等非生物因子的影響[5]。

全球變化背景下,溫度能夠通過改變土壤微生物的群落組成和數量影響氮礦化過程,進而影響生態系統的氮養分循環[6]。溫度敏感性 (Q10) 已被廣泛用作氮循環模型中的一個重要生態參數, 用以描述溫度升高10℃時土壤氮礦化的響應[7- 8]。當前,國內外關于氮礦化對溫度變化響應的研究主要涉及農田[9, 10]、草地[11- 13]和森林[5,14]等生態系統,而關于濕地生態系統的相關研究相對較少,且當前研究主要集中于自然條件下濕地土壤氮礦化特征與影響因素[2, 15- 17]以及環境改變條件下(如土地利用方式[18]、養分狀況[19- 20]、鹽度和水分條件[4, 21- 23]等)土壤氮礦化過程的探討上,而關于外源氮持續輸入后不同氮處理土壤的氮礦化過程研究還鮮有報道。因此,深入探究外源氮輸入及全球溫度變化下濕地土壤氮礦化特征及其影響因素,對于濕地生態系統的穩定具有著重要的意義。

黃河口新生濕地作為渤海與黃河河口相互作用的形成的重要濕地,承接著來自上游帶來的大量含氮物質。近年來,黃河口營養鹽入海通量一直保持在較高水平(1.49×104—3.91×104t)[24],且當前氮濕沉降量已接近其臨界負荷(4.0 g N m-2a-1)[25],由此導致其對河口濕地的養分狀況和植物生長等產生深刻影響。堿蓬(Suaedasalsa)作為黃河口新生濕地分布最為廣泛的鹽生植被,具有維持濕地系統正常演替、防風固堤及調節氣候等重要功能,同時對環境變化有著重要的指示作用。鑒于黃河口當前氮負荷不斷增強以及濕地土壤氮礦化研究的不足,以黃河口濱岸高潮灘的堿蓬濕地為研究對象,通過獲取野外原位氮負荷增強模擬試驗末期的不同氮處理土壤,基于淹水密閉培養法,探討了其氮礦化特征對溫度及氮輸入響應程度的差異。研究結果有助于揭示該區當前及未來氮負荷增強條件下濕地土壤的供氮能力,并可為退化濕地的恢復提供重要科學依據。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區域概況

研究區位于山東黃河三角洲國家級自然保護區(37°40′—38°10′N, 118°41′—119°16′E),保護區總面積15.3萬hm2,其中陸地面積8.27萬hm2,潮間帶面積3.83萬hm2。該區四季分明,雨熱同期,屬暖溫帶季風型大陸性氣候,年降水量551.6 mm,年蒸發量1928.2 mm,年均溫12.1℃,無霜期196 d。近38年來(1980—2018)黃河口年均氣溫總體上呈波動上升變化,平均增速0.626℃/10a(圖1)。保護區的土壤類型主要為隱域性潮土和鹽土,主要植被包括為堿蓬(S.salsa)、蘆葦(Phragmitesaustralis)、檉柳(Tamatixchinensis)、白茅(Imperatacylindrica)及羅布麻(Apocynumvenetum)等。

圖1 黃河口1980—2018年年均氣溫變化 Fig.1 Changes of annual mean atmospheric temperature in the Yellow River estuary during 1980—2018

1.2 研究方法

1.2.1培養實驗土壤獲取

選擇今黃河入海口北部濱岸高潮灘的堿蓬濕地為研究對象,開展野外原位氮負荷增強模擬試驗。結合該區現有資料,綜合考慮陸源氮輸入(2.5—3.5 g N m-2a-1)和氮沉降(3—4.5 g N m-2a-1)的影響[24, 26],將自然條件下的氮輸入量確定為6.0 g N m-2a-1(N0),并以此將試驗氮輸入梯度設置為：對照處理N0(無額外氮輸入)、低氮處理N1(1.5N0:9.0 g N m-2a-1,模擬未來較低氮輸入量)、中氮處理N2(2.0N0:12.0 g N m-2a-1,模擬未來較高氮輸入量)和高氮處理N3(3.0N0:18.0 g N m-2a-1,模擬未來更高氮輸入量),每種處理隨機布設3個重復樣地(5 m×10 m),每個樣地之間設置5 m的緩沖帶(圖2)。自4月下旬開始,每隔25 d以CO(NH2)2水溶液的形式對不同樣地進行氮輸入強度的模擬。按照4種處理的氮輸入要求,將CO(NH2)2溶解在20 L水中,通過預布設裝置均勻噴灑入各樣地(對照樣地噴灑等量的水)。

圖2 野外原位氮輸入試驗示意圖Fig.2 Sketch of the in situ nitrogen input experimentN0:0 g N m-2 a-1；N1:9.0 g N m-2 a-1；N2:12.0 g N m-2 a-1；N3:18.0 g N m-2 a-1

持續輸氮一個生長季后,在堿蓬生長季末(11月上旬),通過五點采樣法分別在各樣地內采集表層土壤(0—10 cm),將每種氮處理土壤的3個重復土壤均進行充分混合,混樣后的土壤分別記為S-N0、S-N1、S-N2和S-N3,帶回實驗室自然風干過篩后備用。不同氮處理土壤的基本理化性質如表1所示。

1.2.2礦化實驗設計

表1 不同氮處理土壤的理化性質

1.2.3指標計算

氮累積礦化量(CN)通過培養后與培養前無機氮差值的累加來計算,即：

式中,Ni+1為培養第i+1 次后的礦化量,Ni為培養第i次后的礦化量,i的取值范圍為 0—11 之間的整數。

凈氮礦化速率與溫度之間的關系采用指數模型(Rmin=AeBT)擬合,其中溫度反應系數(B)的計算公式如下：

B=[In(Rmin/A)]/T

式中,Rmin為凈氮礦化速率,A為土壤基質質量指數,表示溫度為 0℃時土壤凈氮礦化的速率常數,T為培養溫度(℃)。

氮礦化的溫度敏感性(Q10)可用下式計算：

Q10=exp10B

氣候要素的趨勢采用一元線性回歸模型描述,即：

y=ax+b

式中,y為氣候要素序列,x為時間序列(1980—2018),a為年均溫增長速率(℃/a),b為常數。氣候數據來源于東營市氣象局。

1.2.4數據處理與統計

運用Origin 9.2 對數據進行作圖和計算,運用SPSS 22.0 對不同氮處理土壤的土壤理化性質、礦化速率和累積礦化量進行單因素方差分析,顯著性水平設定為α=0.05。對溫度敏感性(Q10)與土壤理化性質進行相關分析,顯著性水平設定為α=0.05。

2 結果與分析

2.1 不同氮處理濕地土壤氮礦化速率對溫度的響應

圖3 不同溫度下各氮處理土壤的凈礦化速率Fig.3 Net mineralization rates of soils with different N input treatments under different incubation temperaturesS-N0: 無氮輸入土壤 Soil with no N input;S-N1: 低氮輸入土壤 Soil with low N input;S-N2: 中氮輸入土壤 Soil with middle N input;S-N3: 高氮輸入土壤 Soil with high N input

表2 土壤氮礦化速率溫度敏感性(Q10)與土壤理化性質相關性

2.2 不同溫度下各氮處理濕地土壤累積礦化量

不同氮處理濕地土壤的氮累積礦化量整體均表現為30℃((27.73±3.85) mg/kg)>25℃((27.03±3.25) mg/kg)>20℃((26.30±6.28) mg/kg)(P>0.05)(圖5),說明溫度越高,累積礦化量一般越大。在相同溫度下,不同氮處理土壤的累積礦化量均呈現出培養初期增加迅速,培養中期驟然降低,而培養后期趨于穩定的變化特征,且其值整體表現為S-N3>S-N0>S-N2>S-N1(P>0.05)。其中,20℃下快速增加階段(1—28 d)的累積礦化量表現為S-N3>S-N0>S-N1>S-N2(P>0.05),迅速降低階段(28—56 d)表現為S-N3>S-N2>S-N0>S-N1(P>0.05),而趨于穩定階段(56—84 d)表現為S-N2>S-N0>S-N3>S-N1(P<0.01)。25℃下不同氮處理土壤的累積礦化量在各階段的變化特征均與20℃下相似,僅不同階段持續的時間存在差異。與20℃和25℃相似,30℃下的累積礦化量在快速增加階段(1—14 d)也表現為S-N3>S-N0>S-N1>S-N2。不同的是,該溫度下的迅速降低階段時間縮短,而趨于穩定階段的時間延長。比較而言,20℃和25℃不同氮處理土壤的氮累積礦化量在快速增加階段(1—14 d)和迅速降低階段(14—42 d)均不存在顯著差異(P>0.05),但在趨于穩定階段(42—84 d)則存在顯著差異(P<0.05)；30℃下,不同氮處理土壤的累積礦化量在各礦化階段均不存在顯著差異(P>0.05)。

3 討論

3.1 溫度對不同氮處理濕地土壤有機氮礦化的影響

圖4 不同氮處理土壤氮礦化速率的溫度敏感性(Q10) Fig.4 Temperature sensitivity values (Q10) of mineralization rates in soils of different N input treatments不同字母表示在P<0.05水平上存在顯著差異

圖5 不同氮處理土壤在不同溫度下的累積礦化量Fig.5 Cumulative mineralization of soils with different N input treatments under different incubation temperatures

3.2 氮輸入對濕地土壤氮礦化的影響

濕地土壤氮的礦化過程不僅與溫度變化密切相關,而且也與土壤基質質量存在著緊密聯系。本研究表明,持續高氮輸入條件下的土壤(S-N3)具有更高的礦化能力,這可能與培養土壤的養分組成差異有關。Groffman和Hanson[37]的研究發現,濕地土壤氮礦化過程與TN含量存在極顯著正相關關系,Loiseau和Soussana[11]、李陽等[13]的研究表明,氮添加樣地土壤的氮礦化作用要高于未添加氮的樣地。從表1中可知,S-N3有著最高的TN含量以及較高的SOC含量,可為其礦化過程提供豐富的反應底物。現有研究亦表明,較低的C/N更有利于土壤氮的礦化,而較高的C/N則不利于氮礦化作用的進行[15, 30]。研究中,S-N3的C/N最低,說明易礦化的有機氮較多,有利于促進氮礦化作用的快速進行。

不同溫度下各氮處理土壤的累積礦化量在培養后期均呈小幅波動變化,而這主要是由于隨著培養時間的延長,碳能量的供給受到限制,土壤微生物的活性逐漸降低[41],最終導致氮累積礦化量變化不大。此間,除30℃下不同氮處理土壤的氮累積礦化量之間不存在顯著差異外,其在20℃和25℃下的差異均達到顯著或極顯著水平(P<0.05或P<0.01),原因可能與不同溫度下各氮處理土壤的礦化能力差異有關。盡管30℃下的培養溫度較高,微生物較為活躍,但不同氮處理土壤中的有機氮在培養前期和培養中期大多已被礦化,故其在培養后期的累積礦化量并無多大差異。與之不同,不同氮處理土壤的礦化速率在20℃和25℃下相對較慢,其在培養前期和培養中期仍有相當部分有機氮未被礦化,使得培養后期殘存的氮較多,由此導致不同氮處理土壤的礦化量在培養后期可能產生較大差異。培養后期,20℃下S-N1的累積礦化量遠低于其他氮處理土壤(P<0.05),說明其微生物固持作用和反硝化作用可能比較明顯；而S-N2的累積礦化量無論在20℃還是在25℃下均高于其他氮處理土壤(P<0.05),說明S-N2的持續供氮能力較強。整體而言,盡管S-N3的累積礦化量較高,但其礦化能力在不同階段波動變化較大,加之其對溫度的敏感性較強(圖4),故不利于持續供氮；而S-N2的累積礦化量盡管相對較低,但其波動相對較小,加之其對溫度的敏感性最弱(圖4),故更有利于持續供氮。

表3 國內外相關文獻關于濕地土壤氮礦化速率出現降低或負值情況

綜上所述,隨著黃河口氮負荷不斷增強以及溫度的持續上升,堿蓬濕地土壤氮養分及溫度條件改變將會影響其供氮能力,適量氮輸入(N2)將有利于土壤保持持續穩定的供氮能力。但本研究僅僅探討了在實驗室環境中不同氮輸入處理土壤的短期礦化能力,而野外環境相對復雜,存在著很多不確定因素。未來需要進一步開展長期的野外原位氮礦化模擬實驗,并研究其微生物機制。

4 結論

(1)盡管溫度并未改變不同氮處理土壤的氮礦化速率模式,但其值在不同溫度下均以初期最高,之后迅速降低,而后又緩慢降低。不同氮處理土壤的氮累積礦化量變化特征也較為相似,均于培養初期增加迅速,培養中期驟然降低,而在培養后期趨于穩定。

(2)不同氮處理土壤的氮礦化速率和累積礦化量與培養溫度、土壤基質質量密切相關,且在一定范圍內較高的溫度(30℃>25℃>20℃)和較低的C/N有利于氮礦化的進行。

(4)未來在黃河口氮負荷增強以及溫度持續上升背景下,濕地土壤氮養分及溫度條件改變將會影響其供氮能力,適量氮輸入(N2)條件下的土壤更有利于保持穩定的供氮能力。