2018, Vol. 38文章信息
- 赵路红, 李昌珍, 康迪, 任成杰, 韩新辉, 佟小刚, 冯永忠.
- ZHAO Luhong, LI Changzhen, KANG Di, REN Chengjie, HAN Xinhui, TONG Xiaogang, FENG Yongzhong.
- 黄土丘陵区退耕地土壤可溶性氮组分季节变化与水热关系
- Dynamic change in soil soluble nitrogen under farmland converted to forest in the Loess Hilly Region
- 生态学报. 2018, 38(2): 689-697
- Acta Ecologica Sinica. 2018, 38(2): 689-697
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201701110088
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文章历史
- 收稿日期: 2017-01-11
- 网络出版日期: 2017-09-14
2. 陕西省循环农业工程技术研究中心, 杨凌 712100;
3. 西北农林科技大学农学院, 杨凌 712100;
4. 西北农林科技大学资源环境学院, 杨凌 712100
2. The Research Center of Recycle Agricultural Engineering and Technology of Shaanxi Province, Yangling 712100, China;
3. College of Agronomy, Northwest Agriculture and Forestry University, Yangling 712100, China;
4. College of Source and Environment, Northwest Agriculture and Forestry University, Yangling 712100, China
黄土丘陵地区的植被恢复能有效防治土壤侵蚀, 改善生态环境。植被恢复影响了土壤内部及植物群落之间养分元素流动状况, 引起植被恢复类型间土壤氮组分分布的差异。土壤中氮素总量及各组分氮与植物生长有着密切的关系[1], 其中土壤可溶性氮组分对土壤氮素的矿化、固持、淋洗和植物吸收等过程均有着不同程度的影响[2], 并且其自身的高流动性关系到土壤深层氮素的固存以及养分流失, 甚至影响着整个生态系统的生产力与可持续性[3-4]。目前, 我国学者在退耕还林对土壤氮素的影响方面做了大量的研究, 安韶山等人[5]认为植被恢复显著提高了土壤全氮含量和速效氮, 且与恢复年限、植物群落组成相关[6], 植被恢复类型能显著影响土壤各形态氮素的含量及所占比例[1], 另外, 部分学者还发现人工林植被恢复能提高土壤微生物氮含量[7], 且不同恢复模式的影响也存在差异[8-9]。以往研究多数集中在全氮、硝态氮和微生物氮上, 并且大部分在对比不同植被或林地间的差异, 然而有学者认为季节间无机氮的差异远大于植被类型间的差异[10-11], 铵态氮、硝态氮等可溶性氮组分数量虽少, 但却是森林土壤生态系统中最易耗竭和限制植物生长的氮素形态[12], 受外界环境的影响变化大, 不同形态间转化关系复杂, 动态变化和林木生长关系密切。为此本研究选择黄土丘陵地区三种典型的植被恢复样地, 同时以邻近坡耕地为对照, 研究不同退耕地可溶性氮组分的季节变化, 同时结合土壤水热变化, 探究可溶性氮组分动态与水热的关系, 对于揭示植被恢复在协调土壤氮素供应方面的作用和探究森林土壤氮循环机制, 指导植被恢复措施的实施具有重要意义。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于陕西省国家退耕还林示范县安塞县境内(108°5′44″—109°26′18″E, 36°30′45″—37°19′31″N), 属暖温带大陆性半干旱季风气候, 年平均气温8.8℃, 年平均降水量505.3 mm, 干燥度1.48, 年日照时数2395.6 h, 无霜期158 d, 年总辐射量552.6 kJ/cm2。地貌类型属典型黄土丘陵沟壑区, 海拔1010—1400 m。土壤以黄土母质发育的黄绵土为主, 约占总面积的95%。植被类型属于暖温带落叶阔叶林向干旱草原过渡的森林草原带, 是我国西北典型的生态环境脆弱区。该地区实施退耕还林工程以来, 种植有不同的乔木林、灌木林、乔木混交林、乔灌混交林及以苹果为主的经济林, 经过多年人工植被恢复建设和水土保持综合治理等措施, 起到了显著的生态恢复的效应。
1.2 样地选取与采样于研究区选择土壤与成土母质类型相同, 退耕年限为15 a且均为坡耕地退耕而来(种植作物以荞麦、小麦、大豆等陕北黄土高原地区常见的粮食作物为主)的刺槐(Robinia pseudoacacia；RP)、柠条(Caragana korshinskii；CK)、荒草地(Abandoned farmland；AF), 同时选择邻近坡耕地(Slop farmland；SF)作为对照(表 1)。分别于2014年4月份、6月份、8月份和10月份进行采样。采样时选择海拔、坡度、坡向和坡位均相近的样地, 且各样地间直线距离均未超过2 km, 每个样地内设置3个20 m×20 m的标准采样区, 按照“S”型选取12个采样点, 用土钻(内径4.5 cm, 高度10 cm)取0—10, 10—20, 20—30 cm共3个层次的土样, 同层土各采样点土样充分混合后作为该土层待测土样。仔细除去土样其中植物残体, 置于布袋迅速带回实验室待用。同时, 每个样地挖3个剖面, 每个剖面每个土层用环刀(100 cm3)取一次土样测定各土层容重, 用于氮组分密度计算。所采土样一部分自然风干用于pH、有机质、全氮等理化性质的测定, 一部分置于-20℃冷冻保存用于土壤可溶性氮、铵态氮和硝态氮的测定。另外, 在每个样地内随机设置12个1 m×1 m的小样方, 用于收集各样方内地表凋落物, 同时在12小样方附近用地温计测量0—30 cm不同土层的温度。
| 样地类型 Site types |
海拔/m Altitude |
坡位 Slope position |
坡向 Aspect |
坡度 Slope/(°) |
盖度 Cover/% |
凋落物C/N Litter C/N |
容重 Bulk density/(g/cm3) |
粘粒/% Clay |
pH (H2O) |
有机质 Organic matter/(g/kg) |
全氮 Total nitrogen/(g/kg) |
林下主要草本种类 Understory plant |
| 刺槐RP | 1291 | 上 | 阴 | 18 | 80 | 15.02±0.48 | 1.20±0.10 | 3.83±0.34 | 8.40±0.04 | 4.30±0.21 | 0.31±0.02 | 早熟禾, 白羊草铁杆蒿 |
| 柠条CK | 1258 | 中上 | 阴 | 18 | 80 | 20.64±0.67 | 1.24±0.11 | 4.42±0.29 | 8.45±0.06 | 6.51±0.32 | 0.51±0.03 | 狗尾草, 铁杆蒿, 香青兰 |
| 荒草AF | 1191 | 中 | 阴 | 18 | 90 | 54.83±2.82 | 1.15±0.05 | 4.28±0.22 | 8.50±0.04 | 5.68±0.28 | 0.35±0.02 | 芦苇, 狗尾草, 蛇葡萄 |
| 耕地SF | 1214 | 中 | 半阴 | 20 | — | — | 1.18±0.15 | 4.38±0.24 | 8.52±0.04 | 3.58±0.18 | 0.25±0.01 | 荞麦 |
| RP：刺槐Robinia pseudoacacia；CK：柠条Caragana korshinskii；AF：荒草地abandoned farmland；SF：耕地slope farmland(SF); 硬质早熟禾Poa sphondylodes；白羊草Bothriochloa ischaemum；狗尾草Setaria viridis；铁杆蒿Artemisia sacrorum；香青兰Dracocephalum moldavica；蛇葡萄Ampelopsis sinica；荞麦Fagopyrum esculentum；数据以平均值±标准误表示 | ||||||||||||
土壤含水量均是在晴天采集土样, 采用烘干称重法测定；pH用无CO2水浸提后(水土1:1)pH计法测定；土壤有机质、凋落物全碳采用重铬酸钾外加热法测定；土壤和凋落物全氮采用凯氏定氮法测定；可溶性全氮用K2SO4浸提, 凯氏定氮仪测定；硝态氮、铵态氮用KCl浸提, 流动分析仪测定；可溶性有机氮为可溶性全氮与无机氮的差值。
1.3 数据分析土壤可溶性氮组分密度是指单位面积一定厚度的土层中可溶性氮组分的质量, 可以指示土壤氮的储量。对不同土层土壤氮组分密度以公式(1)计算：
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(1) |
式中, Si为第i层土壤可溶性氮组分密度(g/m2)；Ci、ρi、Di分别为第i层土中对应可溶性氮组分氮含量(mg/kg)、土壤容重(g/cm3)、土层厚度(cm)。0—30 cm土层可溶性氮组分密度则为各层土壤氮组分密度之和。
数据处理采用Origin 7.5和SPSS 17.0软件, 不同植被恢复样地及土层中可溶性有机氮、铵态氮、硝态氮含量和密度采用One-way ANOVA进行方差分析, 差异显著(P < 0.05)采用Duncan法进行检验。可溶性氮组分与土壤水热的关系采用Pearson相关分析。
2 结果与分析 2.1 土壤可溶性氮组分动态变化 2.1.1 土壤矿质氮整个采样期间(4—10月份), 0—30 cm土壤矿质氮主要以硝态氮的形式存在, 其中0—10 cm, 土壤硝态氮平均密度介于0.17 g/m2—1.53 g/m2之间, 最小值出现在10月份, 在4月份出现最大值；10—20 cm土壤硝态氮密度最小值为0.13 g/m2, 出现在10月份, 而最大值为1.60 g/m2, 出现在4月份；20—30 cm土壤硝态氮与10—20 cm规律类似, 最小值也出现在10月份(0.13 g/m2), 最大值出现在4月份为1.71 g/m2。相比而言, 0—30 cm铵态氮随时间变化幅度较小(图 1), 并且不同土层间铵态氮变化不显著(图 1), 0—10 cm铵态氮变化幅度为0.17 —0.58 g/m2, 其最小值出现在10月份, 最大值在4月份；10—20 cm土壤铵态氮最小值出现在10月份为0.19 g/m2, 而8月份则达到最大值0.48 g/m2；20—30 cm铵态氮最小值出现在10月份为0.20 g/m2, 最大值出现在4月份为0.74 g/m2。
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| 图 1 土壤硝态氮、铵态氮动态变化 Fig. 1 Dynamic change of nitrate nitrogen and ammonium nitrogen in soil |
由图 1可知, 整个采样期间, 各样地0—10 cm土壤硝态氮差异显著(P < 0.05), 表现为刺槐>柠条>荒草>耕地, 相比耕地, 刺槐、柠条和荒草地分别为耕地的2.69—4.70倍、1.62—5.50倍和1.21—1.83倍；10—20 cm土壤硝态氮以刺槐地密度最大, 为耕地的1.76—5.17倍, 其次为柠条地, 相比0—10 cm变化幅度有所减少, 为耕地的2.08—3.72倍, 荒草更少为耕地的1.03—1.72倍；各样地20—30 cm土壤硝态氮与10—20 cm相似, 整体表现为刺槐最大, 为耕地的1.60—4.36倍, 其次是柠条为耕地的1.27—1.64倍。然而, 在整个采样期间, 各样地间0—30 cm土层铵态氮变化幅度较小。
2.1.2 土壤可溶性有机氮如图 2所示, 整个采样期间(4—10月份), 土壤可溶性有机氮变化显著(P < 0.05)。0—10 cm土壤可溶性有机氮整体变化幅度为0.49—2.78 g/m2, 其中最小值出现在4月份, 最大值出现在10月份；10—20 cm可溶性有机氮最小值也出现在4月份为0.29 g/m2, 最大值同样出现在10月份为2.88 g/m2；而20—30 cm土壤可溶性有机氮整体变化幅度为0.35—2.92 g/m2, 4月份和8月份分别达到最小值和最大值。另外, 不同植被恢复类型间0—30 cm土壤可溶性有机氮差异显著(P < 0.05), 相比耕地, 刺槐、柠条和荒草整体分别提升64.2%, 30.9%和23.1%。
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| 图 2 土壤可溶性有机氮动态变化 Fig. 2 Dynamic change of soluble organic nitrogen in soil |
由图 3可知, 整个采样期间, 0—30 cm土层土壤可溶性全氮季节变化显著, 且各样地间差异显著(P < 0.05), 整体变化幅度为1.25—3.52 g/m2。刺槐林可溶性全氮密度最大值出现在4月份, 为3.52 g/m2, 随季节变化趋势为先降低(4—6月份)后升高(6—8月份), 再降低(8—10月份), 6月份达到最小值2.65 g/m2。柠条林地土壤可溶性全氮密度在4月份至10月份逐渐增大, 整体变化为2.36—3.28 g/m2。荒草地与耕地土壤可溶性全氮密度变化趋势一致, 整体表现为先升高后降低的趋势, 最小值出现在4月份分别为2.09 g/m2和1.25 g/m2, 最大值出现在6—8月份分别为3.15 g/m2和3.04 g/m2。另外, 4月份和10月份各植被恢复类型整体表现为刺槐、柠条林和荒草地土壤可溶性全氮密度高于耕地, 而6月份相反, 荒草、耕地显著高于刺槐、柠条林。8月份各植被恢复类型间无显著差异, 但均显著高于耕地。刺槐、柠条和荒草地在整个采样期间, 植被恢复地可溶性全氮含量相比耕地分别提升32.6%, 21.9%和12.9%。
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| 图 3 土壤可溶性全氮动态变化 Fig. 3 Dynamic change of soil soluble total nitrogen in soil 不同的大写字母表示同一土层不同样地在P < 0.05水平差异显著；不同小写字母表示同一样地不同采样时间在P < 0.05水平差异显著；误差线均为样本的标准误 |
图 4显示, 0—30 cm土壤可溶性氮组分以可溶性有机氮为主, 占31.0%—85.3%, 其次是硝态氮占5.1%—52.1%；铵态氮所占比例最少, 为6.4%—21.4%。整个采样期间, 土壤可溶性有机氮从4月份(31.0%—40.9%)至10月份(63.1%—84.4%)逐渐上升；硝态氮所占比例的动态变化趋势与可溶性有机氮相反, 从4月份(43.7%—52.1%)至10月份(7.9%—26.3%)逐渐降低；而铵态氮同样以4月份(13.8%—21.4%)所占比例最高, 但动态变化幅度小。此外, 整个采样期间各样地0—30 cm土壤硝态氮所占比例整体表现为刺槐和柠条略高于荒草和耕地, 可溶性有机氮与硝态氮趋势相反。
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| 图 4 土壤各可溶性氮组分所占百分比 Fig. 4 Dynamic change of the ratio of soil soluble nitrogen to total soluble nitrogen in soil |
由图可知, 整个采样期间, 各样地(除刺槐)0—30 cm硝态氮整体表现为4月份含量最高, 至10月份逐渐降低, 刺槐林表现在4—6月份硝态氮呈显著降低趋势, 6—10月份土壤硝态氮呈显著升高趋势, 各样地间硝态氮总体表现为刺槐>柠条>荒草>耕地(图 5)；各样地0—30 cm可溶性有机氮整体表现为4—8月份呈显著升高趋势, 8—10月份(除柠条)均呈显著降低趋势, 而柠条林8—10月份呈显著升高趋势(图 5)。4—6月份各样地(除刺槐)土壤可溶性全氮呈显著升高趋势, 6—8月份刺槐和柠条林地土壤可溶性全氮呈显著升高趋势, 而荒草和耕地无显著变化, 8—10月份, 刺槐和柠条林地可溶性全氮无显著变化, 荒草和耕地可溶性全氮呈显著降低趋势(图 5)。
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| 图 5 土壤硝态氮、可溶性有机氮、可溶性全氮和土壤水热的季度变化(0—30 cm) Fig. 5 Dynamic change of soil nitrate nitrogen, organic nitrogen, soluble total nitrogen, moisture and temperature in 0—30 cm soil depth |
并且, 各样地土壤含水量也呈显著季节性变化, 整体变化分为两个部分, 变化幅度在3.8%—25.1%。4—6月份, 土壤含水量呈不断降低趋势, 平均含水量从13.4%降低至4.7%；6—10月份土壤含水量呈不断升高趋势, 平均含水量从4.7%逐渐提高至10.5%(图 5)。整个采样期间, 各退耕地土壤含水量均显著高于耕地。各样地土壤温度随季节变化趋势与含水量不同, 整体变化幅度在9.2℃—22.8℃。其中4—8月份, 荒草和耕地土壤温度呈不断升高趋势, 平均温度从12.26升高至22.6℃, 而刺槐和柠条林地土壤温度从4月份(12.3℃)至6月份(17.6℃)不断升高, 6—8月份林地土壤温度变化不显著；随后8—10月份, 四种样地土壤温度呈显著降低趋势, 平均温度从20.2℃降低至10.5℃(图 5)。
土壤水分、温度与土壤可溶性氮组分相关性分析如表 2所示, 硝态氮与土壤含水量呈极显著正相关关系(P < 0.01), 可溶性有机氮、可溶性全氮与土壤水分呈极显著负相关关系(P < 0.01)；土壤温度与水分相反, 硝态氮与土壤温度呈显著负相关关系(P < 0.05), 可溶性有机氮、可溶性全氮与土壤温度呈极显著正相关关系(P < 0.01)。
| 相关系数 Correlation coefficients |
硝态氮 Nitrate nitrogen |
可溶性有机氮 Soil organic nitrogen |
可溶性全氮 Soil soluble total nitrogen |
| 土壤含水量 Soil moisture | 0.925** | -0.902** | -0.654** |
| 土壤温度 Soil temperature | -0.312* | 0.480** | 0.623** |
| n=48；*表示在0.05水平显著相关, **表示在0.01水平极显著相关 | |||
在整个采样期间, 不同样地土壤可溶性氮组分的差异显著。其中刺槐、柠条林和荒草0—30 cm土壤硝态氮平均为耕地的3.42倍、2.54倍和1.26倍, 铵态氮平均为耕地的1.71倍、1.37倍和1.30倍, 可溶性有机氮约为1.64倍、1.31倍和1.23倍。这是因为植被的覆盖, 改善了土壤微环境[13-14], 凋落物在样地上积累和分解, 增加了土壤有机质、全氮(表 1), 增加了土壤可溶性氮的来源。同时, 植物根系分泌物中的有机酸类物质又能加速土壤难溶性物质向可利用性(可溶性)转化, 提高土壤氮转化能力[15]。刺槐、柠条林均属于固氮树种, 土壤氮矿化作用优于荒草地, 土壤矿质氮含量高, 而荒草地土壤粘粒含量低(表 1), 粘粒结合的有机质含量低, 不利于土壤氮的转化[16]。虽然柠条地土壤全氮含量最高, 但土壤C/N却与其他几个样地无显著差异, 土壤中氮大部分以难溶的有机态形式存在, 并且活性氮组分大部分被微生物所固定利用, 因此造成不同样地间可溶性氮组分的差异, 主要由林地凋落物质量与土壤水热条件引起[17]。另外, 王春阳等[18]早有研究表明凋落物添加能增加土壤矿质氮含量, 且凋落物C/N越低矿质氮提升效果越好, 此次研究凋落物C/N(表 1)整体表现为荒草(54.83)>柠条(20.64)>刺槐(15.02), 这与不同样地间矿质氮差异的趋势一致, 进一步证明了植被恢复能有效地增加土壤氮的可利用性, 且人工林优于荒草地。
另外, 本研究中矿质氮以硝态氮为主, 其最大值出现在4月份, 主要是由于上一年冬季温度较低造成间接性冻融对该地区的土壤氮矿化产生影响[19], 并且这段时间内, 植物处于休眠期, 对土壤硝态氮的摄取量较少, 增加了土壤硝态氮的积累。而植物的生长主要集中在6—8月份, 这期间植物对矿质氮的吸收利用, 致使土壤中的硝态氮大量减少。生态系统越活跃、植物体生物量越大, 生长期间对土壤可利用氮库需求也就越多[20]。Wei等[21]研究表明非生长季土壤硝态氮和矿质氮最高值均出现在春季, 生长季(6—8月份)则因为植物吸收而大量减少, Uri等[22]研究退耕的桦木林地和草地也得出同样的趋势。尽管此次研究地6—8月份大气温度最高(图 1), 有利于土壤氮矿化作用, 但植物生长对土壤活性氮的需求同样也增大[23]。因此, 造成土壤可溶性氮组分时空差异的原因, 不是土壤氮素供应的减少, 而在于植被对可溶性氮组分吸收存在季节性差异。
土壤可溶性有机氮是土壤活性氮库的主要成分, 4月份土壤含水量较高, 易被微生物矿化[2], 不利于可溶性有机氮的积累, 在可溶性氮组分中所占的比例相应减少。6—8月份温度高(图 1), 土壤微生物活动增强, 促速土壤动植物残体分解[24], 增加土壤氮的可溶性[25], 同时由于植物对可溶性有机氮的利用远低于矿质氮, 故至10月份土壤可溶性有机氮积累量较高, 并且在可溶性氮组分中所占的比例也相应增加。另外, 土壤可溶性有机氮与硝态氮动态变化趋势相反, 此消彼长, 丰富了土壤活性氮库, 是对外界环境变化的一种响应。殷睿等[2]和Gelfand等[26]认为土壤可溶性氮组分与森林生态系统活动之间存在负相关关系, 这也在本研究中得以体现。
3.2 可溶性氮组分与水热条件的关系一般来说, 土壤水分是土壤微生物过程和植物生长的重要限制因子[27], 土壤含水量提高, 土壤微生物活动加剧, 促进氮矿化作用[28], 有利于硝态氮的增加, 因此硝态氮与土壤含水量呈极显著正相关关系。另外, 本研究4月份和10月份土壤含水量高, 6—8月份土壤含水量低, 硝态氮下降程度最大的时间段处于4—6月份, 这可能是因为水分含量降低, 使有机氮矿化产生的硝态氮减少, 加上植物生长的吸收利用。而6—10月份水分含量虽然有所提高, 但植物吸收利用硝态氮也有所增加, 因此硝态氮在6—10月份变化不显著, 甚至出现降低的趋势。另外, 可溶性有机氮与可溶性全氮对水分变化的敏感程度相似, 总体表现为随水分增加而减少, 这是因为土壤水分减少, 不利于土壤可溶性有机氮向无机态氮转变, 有利于可溶性有机氮的积累[29]。
在本研究中, 温度与硝态氮呈现负相关关系, 主要是因为温度升高促进氮矿化, 有利于硝态氮生成[20], 但是4—6月份植物处于生长季, 温度升高也会促进植物对土壤养分的吸收, 有学者研究认为植物养分吸收对温度变化比微生物过程更为敏感[26]。而温度对土壤可溶性有机氮和可溶性全氮的影响相似, 总体表现为温度增加, 有利于可溶性有机氮的积累, 这是由于温度增加, 提高了土壤有机氮的溶解度, 并且温度升高, 微生物活性增加, 加速凋落物分解[31-32]。
4 结论整个采样期间, 黄土丘陵区退耕地0—30 cm土壤硝态氮、可溶性有机氮及可溶性全氮密度相比耕地均有显著提升, 并且存在显著的季节动态变化, 除硝态氮外, 各氮组分随土层变化不显著。其中可溶性有机氮, 从4月份到10月份表现出递增的趋势, 硝态氮则表现出先降低而后略微升高的趋势, 可溶性全氮整体表现为先升高后降低的趋势, 铵态氮动态变化不显著。土壤水热状况与土壤可溶性氮组分显著相关, 其中土壤可溶性氮组分受土壤含水量变化的影响最大, 硝态氮对土壤含水量变化最为敏感, 可溶性全氮对土壤温度变化最为敏感。季节动态变化引起的水热变化, 是影响林地土壤可溶性氮组分产生季节变化的重要因素。
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