氮(N)沉降是三大全球变化驱动因素之一, 它已经引起陆地生态系统初级生产力和生物地球化学碳(C)、N、磷(P)循环的诸多变化^[1], 短期有效氮的增加促进了陆地生态系统的生产力和生物量的积累^[2], 但过量的N输入通过诱导土壤酸化^[3]和“富氮”威胁到森林生态系统的健康^[4], 如降低森林生态系统的生物多样性^[5]和森林生产力, 甚至改变林下植物群落结构^[5]。

凋落物, 通常包括植物的落叶、落枝、落果、落皮和碎屑物等, 是森林生态系统的重要组分成分^[6]。凋落物是联结土壤和植物的重要组成, 凋落物淋溶和分解是陆地生态系统养分循环和碳素周转的重要载体^[7], 该过程控制着陆地生态系统碳和氮的有效性^[8]。凋落物的分解速度及其养分释放速度决定了生态系统中有效养分的供应。凋落物养分生态化学计量(C:N:P)是凋落物本身分解的重要决定因素^[9]。凋落物分解过程中, 其生态化学计量比对土壤C、N、P循环具有强烈的影响^[10]。森林植物吸收可利用的土壤氮由土壤微生物对有机碎屑的分解产生^[11]。土壤有效氮是指土壤中易被植物吸收利用的氮, 包括硝态氮(NO₃^--N)、铵态氮(NH₄⁺-N)、碱解氮等, 其中NO₃^--N和NH₄⁺-N是土壤有效氮的主要存在形式, 也是绝大多数植物从土壤中获取生物代谢所需氮的主要形态^[12]。

模拟氮沉降(外加N)通过改变凋落物的生态化学计量比来影响凋落物的分解, 探讨模拟氮沉降条件下森林生态系统土壤养分的变化规律, 有利于深入认识凋落物-土壤相互作用的养分调控因素, 从而揭示生态系统C、N、P循环。2003年12月在福建省沙县官庄林场白溪样地选择我国南方代表性的人工林——杉木(Cunninghamia lanceolata (Lamb.) Hook)林为研究对象, 2004年1月人工施氮肥进行模拟氮沉降量增加试验, 持续至今已有13年。本文探讨杉木人工林凋落物不同组分(落叶、落枝、落果)生态化学计量和土壤有效养分(有效氮、碱解氮、速效磷、速效钾)在长期模拟氮沉降条件下的响应特征。

1 研究区域与研究方法 1.1 研究区概况

试验地设在福建省三明市沙县官庄国有林场, 位于117°43′29″E, 26°30′47″N, 属中亚热带季风气候, 四季气温温暖适中, 日照充足, 年平均气温18.8—19.6℃, 年平均降水量1606—1650 mm, 无霜期271 d。试验林设置在该林场的白溪工区21林班8小班南坡上, 平均海拔200 m左右, 土壤为山地红壤。试验林为1992年营造的杉木人工林, 面积6 hm²。其林下植被稀疏, 以五节芒(Miscanthus floridulus)、芒萁(Dicranopteris olichotoma)、蕨(Pteridium aquilinum var. latiusculum)等为主, 盖度在3%—5%之间。选择立地和林分条件相似的杉木人工林地块建立12块固定试验样地, 样地面积均为20 m×20 m, 内设15 m×15 m中心区域, 以便破坏性试验在中心区外围的处理区进行。2003年12月进行了模拟氮沉降前各处理样地林分和土壤本底值调查, 林分本底值见蔡乾坤^[13], 土壤本底值见表 1。

1.2 模拟氮沉降

模拟氮沉降实验即以人工喷氮的方式对未来的氮沉降趋势进行模拟。本研究参照国外同类研究, 如NITRE(NITRogen saturation Experiment)^[14]、EXMAN (Experimental Manipulation of Forest Ecosystem in Europe)^[15]项目和北美Harvard Forest ^[16-17]等类似研究设计, 氮沉降量的确定参照了当地氮的沉降量以及杉木对氮的年需求量。按氮施用量的高低, 分设4种处理, 分别为N0 (0 kg N hm^-2 a^-1, 对照)、N1 (60 kg N hm^-2 a^-1)、N2 (120 kg N hm^-2 a^-1)和N3 (240 kg N hm^-2 a^-1), 每种处理重复3次。2003年12月建立样地后, 于2004年1月开始模拟氮沉降处理, 一直延续至今。每月月初按照处理水平的要求, 将尿素CO(NH₂)₂溶解在20 L水中, 以背式喷雾器在林地人工来回均匀喷洒样地地面。对照样地(N0)喷施同样量的水, 以减少因外加的水而造成对林木生物地球化学循环的影响。

1.3 土壤样品采集与分析

2016年6月用土壤采样器进行多点混合采集土壤原状样品, 根据剖面分3个土壤层(0—20 cm、20—40 cm和40—60 cm), 共36个土壤样品(4种处理×3次重复×3个土层), 把土样密封后带回实验室, 剔除凋落物、植物残根、大于2 mm的石砾等杂物, 置于0—4℃冰箱待处理。其中, 一部分鲜土样分析硝态氮(NO₃^--N)、铵态氮(NH₄⁺-N)和含水量(SWC)的测定, 另一部分土样风干研磨后过2 mm土壤筛, 用于测定pH、碱解氮、速效磷和速效钾。

NH₄⁺-N采用氯化钾浸提-靛酚蓝比色法测定, NO₃^--N采用酚二磺酸比色法测定。SWC采用烘干法105℃, 12 h测定；pH采用水浸提电位法(水:土=2.5:1)测定；碱解氮采用碱解扩散法；速效磷采用碳酸氢钠法；速效钾采用乙酸铵提取法。

1.4 凋落物样品采集与分析

自2004年1月建立样地开始, 在各样地内随机设置10个1 m × 1 m的凋落物收集框, 每月底收集一次收集框上的凋落物, 将同一个样地内10个收集框中的凋落物进行混合成一个样品。仅取2016年6月底收集的凋落物, 装入塑料袋带回实验室, 区分凋落物叶(落叶, Fallen leaf)、凋落物枝(落枝, Fallen branch)和凋落物果(落果, Fanllen fruit) 3个组分, 共36个植物样品(4种处理× 3次重复× 3个凋落物组分), 在65℃恒温条件下烘干至恒重, 研磨后过60目筛, 测定全碳(C)、全氮(N)和全磷(P)含量。C采用重铬酸钾-油浴外加热法。N和P用H₂SO₄-H₂O₂消煮后, N采用半微量凯氏定氮法, P采用酸溶-钼锑抗比色法。

1.5 数据分析

土壤有效养分和凋落物生态化学计量数据采用SigmaPlot 13.0软件进行制图。相关指标的最小差异显著法(LSD)检验及回归分析采用SPSS 19.0统计软件进行。采用双因素方差分析(Two-way ANOVA)检验不同氮沉降水平下凋落物生态化学计量特征、土壤有效养分含量。利用SPSS 19.0进行Pearson分析和Canoco 4.5 (Microcomputer Power, Inc., Ithaca, NY)进行冗余分析(RDA)来研究凋落物生态化学计量和土壤有效养分之间的相关关系。

2 结果与分析 2.1 凋落物各组分生态化学计量特征

凋落物组分(落叶、落枝、落果)生态化学计量见图 1, 凋落物生态化学计量的氮沉降处理(N1, N2和N3)值与N0值的比值(N0/N0 =100%)见图 2, 凋落物生态化学计量双因素方差分析结果见表 2。凋落物各组分全量(C、N、P)均以落叶中的含量最高, 其次是落果, 最后是落枝。落叶、落枝和落果平均C含量分别为474.16、464.61、462.36 g/kg；平均N含量分别为12.00、8.15、9.88 g/kg；平均P含量分别为0.538、0.317、0.390 g/kg。与对照(N0)处理相比, N1、N2和N3分别增加落叶N含量18.24%、35.14%和52.43%, 落枝N含量N1、N2、N3分别增加16.00%、30.74%和49.90%；然而, 氮沉降对凋落物各组分的C和P含量没有显著性影响。

凋落物各组分的化学计量C/N、C/P、N/P值与全量值大小相反, 均表现为落枝＞落果＞落叶(图 1)。凋落物组分C/N变化趋势与N含量变化趋势相异, 氮沉降显著降低了落叶和落枝C/N, 对落果C/N没有影响(图 2)。相比N0处理, N1、N2和N3分别降低落叶C/N值18.28%、24.86%和34.72%, 分别降低落枝C/N值14.05%、19.80%和33.12%。氮沉降显著提高了落叶、落枝和落果N/P值, 但对落叶N/P的影响没有达到显著性差异水平(图 1和图 2)。与N0相比, N1、N2和N3处理的落叶N/P值分别提高了36.10%、48.5%和51.7%；落枝N/P值分别提高了10.10%、26.2%和79.00%；落果N/P值分别提高了30.10%、17.90%和47.10%。经比较发现, 氮沉降对凋落物各组分的C/P值没有显著影响(图 2)。双因素方差分析(表 2)结果表明, 凋落物组分和氮沉降处理间的交互作用对凋落物生态化学计量特征没有显著影响。

2.2 土壤有效养分

土壤pH和含水量见图 3, 与N0相比, N1、N2和N3显著降低了0—20 cm土层的pH, 但增加了土壤含水量。由土壤有效氮(图 4)可知, 氮沉降处理显著增加土壤NO₃^--N和NH₄⁺-N含量, 均表现为N3＞N2＞N1＞N0。双因素方差分析结果(表 3)表明, 土层×氮沉降对NO₃^--N、NH₄⁺-N和含水量具有极显著效应。土壤速效养分见图 5, N2处理显著增加0—20 cm和20—40 cm土层的碱解氮含量, N1处理显著降低0—20 cm土层的速效钾, 但氮沉降对速效磷含量没有影响。NO₃^--N含量更容易受氮沉降处理的影响, 表现为更大的增幅(图 6)。N1、N2和N3处理的NO₃^--N含量值分别是N0处理的6.34、8.79和9.08倍, NH₄⁺-N含量则分别是N0处理的1.10、1.18和1.24倍。通过3个土层NO₃^--N含量的N1/N0、N2/N0和N3/N0(以N0/N0=100%为基点进行对比)比值数据可知(图 6), 氮沉降对深层土壤的NO₃^--N含量的影响最为明显, 表现为40—60 cm＞20—40 cm＞0—20 cm。

2.3 凋落物生态化学计量与土壤有效养分之间的相关性

凋落物生态化学计量与土壤有效养分之间的Pearson相关见表 4。凋落物的N含量与土壤速效磷、NO₃^--N显著正相关, 凋落物P含量与土壤碱解氮和速效磷显著正相关, 凋落物C/N与土壤速效磷、NO₃^--N、NH₄⁺-N均显著负相关, 凋落物C/P与土壤碱解氮、速效磷显著负相关。土壤速效钾和pH与凋落物生态化学计量无显著相关。

通过对凋落物生态化学计量与土壤有效养分进行冗余分析(RDA)可知, 凋落物生态化学计量和与土壤有效氮、速效养分、pH和含水量之间关系显著(图 7), 可以解释20.4%的变异, 其中第一轴解释了19.5%的变异, 第二轴解释了0.9%的变异。蒙特卡罗检验(Monte Carlo(999))表明, 土壤有效养分与凋落物P含量(P =0.018)和C/P (P =0.037)显著相关, 凋落物P含量与RDA1轴呈显著正相关, 然而凋落物C/P与RDA1呈显著负相关。

3 讨论

经过13年的模拟氮沉降试验, 发现凋落物叶、枝和果的全量(C、N和P)含量均以落叶＞落枝＞落果, 这与模拟氮沉降处理初期(2年)的研究结果一致^[18], 说明长期氮沉降处理仍能体现相同趋势。与对照处理(N0)相比, 氮沉降增加试验提高了落叶、落枝和落果N含量。凋落物N含量的增幅和C/N的降幅均显著大于短期氮沉降处理(2年)效应^[19], 说明氮沉降总体效应是提高了凋落物中的N含量。从长时间分析, 氮沉降增加显著降低了植物和土壤的C/N值^[4]。Yue等^[1]综合全球3种驱动因子对陆地C:N:P化学计量的影响中指出, 氮沉降处理降低了植物C/N值(22%), 增加了植物N/P值(30.3%), 对C/P没有显著性影响。本文也得出相似的结果, 在氮沉降影响下, 落叶、落枝和落果的C/N值的平均降幅分别为26.00%、22.3%和25.7%, N/P值的平均增幅分别为45.4%、38.5%和31.7%(图 2)。凋落物C/N值显著下降的原因可能是较高土壤有效氮可以促进植物的生长, 降低氮利用率^[1], 最终增加组织中N:C值^[20]。在凋落物分解过程中, N和P循环过程受碳与其他养分比值(生化学计量调节)的影响^[9]。当植物N的增加速率显著高于P的增加速率时, 可能导致植物生产力处于P限制^[21]。模拟氮沉降处理2年后, 对凋落物全P没有显著性影响, 长期模拟氮沉降也是如此。根据研究, 植物N/P比值的临界点是14和16, 当N/P>16时, 则受P素限制^[22]。本研究中凋落物各组分的N/P超过20＞16, 说明氮沉降条件下土壤氮过剩而有效磷低。在这种低磷胁迫下, 植物会通过一些途径来增加土壤有效磷的含量, 如土壤酸化促进pH值降低, 它不仅有利于提高难溶性磷的溶解率, 还可以增加代换态磷^[23]。

本研究中土壤NH₄⁺-N含量要显著高于NO₃^--N含量, 有3个方面的原因：一是NH₄⁺-N比NO₃^--N更容易被固持^[24], 二是植物体优先利用土壤中的NO₃^--N含量^[25], 三是与NH₄⁺-N带正电荷相比, NO₃^--N带负电荷更容易通过淋溶作用损失^[26]。研究发现, 氮沉降处理显著提高了土壤NO₃^--N和NH₄⁺-N含量。氮沉降对土壤有效氮(NH₄⁺-N + NO₃^--N)的影响存在累积性效应^[24], 随着氮沉降时间越长, 土壤有效氮的含量越高。氮沉降处理1年和2年后, 土壤有效氮含量分别约40 mg/kg和46 mg/kg ^[24], 处理10年后, 土壤有效氮约为52 mg/kg^[13]。但本文的研究结果表明, 土壤有效氮含量约19 mg/kg, 比以前的报道下降了50%以上, 说明出现了氮损失。方运霆等^[27]表明土壤氮的损失有地表径流和向深层土壤溶液淋失两种方式, 其中约34%—95%的总氮输入量通过地表径流(0—20 cm土壤层)方式淋失, 本样地的相关研究也证明了这一点(数据未发表)。低、中水平氮沉降(N1和N2)促进土壤速效磷含量的增加, 而高氮沉降水平(N3)降低了其含量, 但均未达到显著水平。可能原因是：低-中水平氮(N1和N2)沉降促进了土壤微生物的活动, 导致土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N含量增加, 增强了土壤磷酸酶的活性, 促进凋落物的分解, 从而提高土壤速效磷含量^[28]；高水平氮沉降(N3)则引起土壤出现严重酸化(pH =3.5), 酸性土壤富含铁铝氧化物并与无机磷发生反应, 出现速效磷的衰减, 不利于植物对土壤速效磷的吸收, 植物生产力和碳储存降低^[29]。氮沉降显著降低了表土(0—20 cm)土壤中速效钾含量, 对深层土(20—40 cm、40—60 cm)没有影响, 可能是强酸性降雨影响着土体内钾离子的迁移, 加速了钾离子的淋失, 但因淋溶量偏小, 钾从表土迁移后聚集在土层深度30—50 cm处^[30]。

RDA排序图反映了凋落物生态化学计量与土壤有效氮、速效养分、pH和含水量之间存在相关关系。凋落物P含量(P =0.018)和C/P (P =0.037)与土壤有效养分显著相关。凋落物中C/N比、C/P比与土壤养分呈显著负相关, 其比值越高越不利于土壤养分的累积。凋落物中的C、N、P等养分经过分解者的分解释放后回归到土壤, 直接影响到土壤的养分归还^[7]。土壤养分有效性与凋落物分解之间存在植物和分解者之间的正反馈环^[31]如土壤养分的有效性对凋落物的分解起到限制作用, 凋落物分解受限制反过来又减缓土壤养分的循环, 降低养分的有效性, 从而限制植物的生产力, 抑制了凋落物的分解^[31]。凋落物分解的快慢直接影响着土壤养分有效性的高低, 其间呈显著的相关关系, 即“分解养分限制” ^[31]。凋落物质量(通常指C:N值)被认为是影响凋落物分解的主要因素之一。相对来讲, 高C:N(108:1)值为低质量, 分解者相对来讲受N限制；低C:N(12:1—20:1)值为高质量, 分解者不受N限制, 还会发生净无机氮释放到土壤溶液中^[32]。凋落物高C:N值有利于分解者对N截留、降低土壤中N的有效性, 低有效性N会导致N利用率的提高和具有更高的C:N值凋落物的产生^[33]。短期氮沉降(3—6年)中等处理水平(N2)促进凋落物的分解, 而高处理水平(N3)为抑制作用^[33]。氮沉降加剧了亚热带森林生态系统潜在的P限制^[32]。于明坚^[34]研究凋落物分解过程中P的释放动态发现, 决定落叶中P是净释放还是净固持的C/P分界线为600:1, 小落枝C/P分界线1200:1—1400:1, 大枯枝C/P分界线2500:1。本研究中落叶C/P值超过800:1, 落枝C/P值超过1400:1, 落果C/P值约1200:1, 可知凋落物各组分的P均处于净释放状态。凋落物中的P向土壤净释放可以通过微生物(真菌、细菌、放线菌等)菌丝体将P向土壤中迁移和在酸性土壤固定形成难溶性磷两种方式^[35], 其中后者形成Ca-P、Al-P、Fe-P等, 发生强的吸附作用, 最终导致植物难以利用^[23]。

4 结论

本文研究结果显示, 氮沉降条件下杉木人工林凋落物各组分(落叶、落枝和落果)的C、N、P含量均以落叶＞落枝＞落果, 而C/N、C/P、N/P比值刚好与全量相反, 即落叶＜落枝＜落果。N1、N2和N3处理增加了凋落物各组分的N含量。氮沉降影响下, 凋落物各组分的N含量增加了, C/N比下降了, N/P比增加了。土壤有效氮显著增加, 且NH₄⁺-N含量要显著高于NO₃^--N含量, 均表现为N3＞N2＞N1＞N0。但长期氮沉降, 也同样导致杉木人工林土壤出现了氮损失。N2处理显著增加0—20 cm碱解氮含量。酸性土壤(pH＜3.75)影响表层钾离子迁移至深层土壤, N1处理显著降低0—20 cm的速效钾。氮沉降下土壤出现酸化, 土壤中的磷与铁铝氧化物反应出现速效磷的衰减, 不利于植物对土壤速效磷的吸收。

凋落物各组分的生态化学计量与土壤养分Pearson和冗余分析(RDA)表明：凋落物生态化学计量和土壤有效氮及速效养分作用显著, 凋落物P和C/P比对土壤碱解氮、速效磷、有效氮影响比较大。凋落物中C/N比、C/P比与土壤养分呈显著负相关, 其比值越高越不利于土壤养分的累积。凋落物分解释放养分回归到土壤, 影响到土壤养分有效性, 土壤养分的有效性通过植物和分解者对凋落物起到限制作用。凋落物养分与土壤养分之间存在植物和分解者之间的正反馈环, 以及凋落物自身的组成、分布等和土壤理化特性等致凋落物-土壤相互作用变复杂。