磷(P)作为湿地土壤中重要的限制性养分, 其供给状况不仅影响着植物的初级生产, 而且可对湿地生态系统的结构、功能及稳定产生深刻影响。由于湿地磷循环与碳、氮循环均存在复杂的耦合关系, 所以明晰土壤磷形态赋存特征是进一步研究湿地养分迁移及转化过程的重要基础。河口湿地位于海洋与河流物质输运及转化的活跃地带, 是响应全球气候变化和人类活动最为敏感的生态系统之一。受河口水动力和海洋潮汐的双重影响, 河口湿地氧化-还原环境交替频繁^[1], 由此导致土壤中磷赋存形态及其生物地球化学行为发生显著变化, 进而可能对河口及近岸海域的生态环境产生深刻影响^[2]。

国外学者关于河口湿地磷循环的研究开展较早, 且已围绕湿地土壤磷形态时空分布^[3]、不同磷赋存形态间相互转化^[4]以及生物作用与磷养分之间关系^[5]等方面开展了许多研究。近年来, 国内关于河口湿地磷循环也开展了较多工作, 其研究区域已涉及辽河口、黄河口、洋河河口、长江口、珠江口和闽江河口^[6—13]。整体而言, 当前研究主要侧重于湿地土壤磷吸附-解吸特征^[11]、植物残体分解磷养分释放^[7]以及植被类型、生境变化^[6]、生物入侵^[12]和人类活动^[13]对土壤磷含量变化影响等方面, 但关于外源氮输入背景下土壤磷赋存形态及其转化过程的研究还不多见。

闽江河口湿地是闽江与东海相互作用形成的典型河口湿地生态系统, 特殊的地理环境使得其在维持区域生态安全方面发挥着十分重要的作用。近十年来, 高强度的人类活动使得闽江河口湿地一直处于高氮沉降和高氮养分负荷状态。现有研究显示, 该区的氮沉降量介于3.0—3.5 g Nm^-2 a^-1[14], 已超过其临界负荷量(2.0—2.5 g N m^-2 a^-1)^[15]。另外, 闽江河口近年来的营养盐入海量介于3.8—6.1×10⁴ t^[16], 湿地氮养分负荷接近21 g N m^-2 a^{-1 [16—18]}。可见, 受陆源氮输入和氮沉降的共同影响, 闽江河口湿地充当着外源氮的一个重要“汇”。在氮负荷增强的背景下, 闽江河口湿地磷赋存形态及其关键转化过程将发生何种变化？尚不明确。芦苇(Phragmites australis)是闽江河口分布最为广泛的原生植被之一, 也是响应氮磷养分较为敏感的典型湿地植被。尽管当前关于闽江河口湿地土壤磷已开展了一些研究, 但这些工作主要集中于土壤磷释放风险^[11]以及人类活动^[13]、植被空间扩展^[19]和生物入侵^[12]对土壤全磷或无机磷含量变化的影响方面, 而关于野外原位氮输入条件下土壤磷赋存形态(尤其是有机磷形态)的研究还鲜有报道。为此, 本研究以闽江河口鳝鱼滩西北部的芦苇湿地为研究对象, 基于野外原位氮输入模拟试验, 探讨了外源氮输入对芦苇湿地土壤磷形态赋存特征的影响。研究结果有助于明确湿地土壤磷循环关键过程对外源氮输入的响应, 并可为该区湿地生态保育提供科学依据。

1 研究区域与研究方法 1.1 研究区概况

闽江河口地处我国中亚热带和南亚热带过渡区, 气候温暖湿润, 雨热同期, 年均气温19.3 ℃, 年降水量超过1380 mm。鳝鱼滩是闽江河口最大的一块天然湿地(119°34′12″—119°40′40″E, 26°00′36″—26°03′42″N), 总面积3120 hm²。研究区位于鳝鱼滩西北部, 该区潮汐作用强烈, 受河流和潮汐的共同作用, 水文过程较为复杂。该区土壤类型为潮土和滨海盐土等, 主要植被有芦苇(P. australis)、短叶茳芏(Cyperus malaccensis)和互花米草(Spartina alterniflora)等。

1.2 研究方法 1.2.1 试验设计

选择鳝鱼滩西北部的芦苇湿地为研究对象, 开展野外原位氮输入模拟试验。结合该区现有资料, 考虑陆源氮输入(21.0 gN m^-2 a^-1)(主要以NO₃^--N为主的无机氮)^[17—18]和氮沉降(3.0—3.5 g N m^-2 a^-1)^[20]的综合影响, 将湿地氮输入自然背景设定为25.0 g N m^-2 a^-1, 并以此设计试验的4个氮输入水平, 即：N_Nt为对照处理, 其值为当前氮输入量, 实际输氮0 g N m^-2 a^-1、N_Lt为低氮处理, 模拟该区未来较低的氮输入量, 实际输氮12.5 g N m^-2 a^-1、N_Mt为中氮处理, 模拟该区未来较高的氮输入量, 实际输氮25.0 g N m^-2 a^-1、N_Ht为高氮处理, 模拟该区未来很高的氮输入量, 实际输氮75.0 g N m^-2 a^-1。每个处理随机设置3个重复样地(1.5 m×2 m)。

综合考虑闽江河口氮沉降和入海营养盐的NH₄⁺-N和NO₃^--N比例, 将输入的NH₄⁺-N(NH₄Cl)和NO₃^--N(KNO₃)比例设定为1∶3.3^{[16—18, 20]}。试验于2021年3月下旬开始, 至2021年9月结束, 共持续6个月。试验进行时, 将NH₄Cl和KNO₃以1∶3.3的比例溶解在2.5 L水中, 每隔30 d左右, 在小潮日按照4种处理的氮输入要求以混合水溶液的形式对上述样地进行输氮, 对照样地喷洒等量的水。

1.2.2 样品采集与测定

2021年9月, 在上述氮输入样地内采集表层(0—5 cm)和亚表层(5—10 cm)土壤样品, 共24个。将采集的土壤样品及时带回实验室自然风干, 去除根系等杂物, 研磨过100目筛后装袋待测。取0.50 g过筛土, 采用Hedley连续浸提法测定不同形态磷含量^[21]：(1)加入去离子水和阴离子树脂膜充分震荡, 将树脂膜取出洗净后放入15 mL 0.5 mol/L HCl溶液中交换以获得Resin-P待测液；(2)向上一步残渣中加入30 mL 0.5 mol/L NaHCO₃溶液以获得NaHCO₃-P浸提液；(3)向上一步的残渣中加入30 mL 0.1 mol/L NaOH溶液以获得NaOH-P浸提液；(4)向上一步的残渣中加入20mL 0.1 mol/L NaOH溶液, 超声震荡20 min后, 再加入10 mL 0.1 mol/L NaOH溶液以获得Sonic-P浸提液；(5)向上一步的残渣中加入30 mL 1 mol/L HCl溶液以获得HCl-P浸提液；(6)将上一步的残渣烘干后, 经H₂SO₄-HClO₄消解以获得Residual-P待测液。在上述逐级浸提液中加入9.0 mol/L H₂SO₄溶液以获得无机磷(P_i)待测液；加入0.50 gK₂S₂O₈和9.0 mol/L H₂SO₄溶液, 经高压灭菌后以获得各级全磷(TP)待测液。通过连续流动分析仪(SKALAR-SAN⁺⁺, 荷兰)测定不同形态磷含量。各级有机磷(P_o)含量由各级TP含量减去各级无机磷(P_i)含量得到。

根据Maranguit等的划分方法, 将土壤磷组分分为三部分^[22], 即活性磷(Resin-P、NaHCO₃-P_i和NaHCO₃-P_o)；中等活性磷(NaOH-P_i、NaOH-P_o、Sonic-P_i和Sonic-P_o)；闭蓄态磷(HCl-P_i和Residual-P)。土壤全磷(TP)含量为上述9种磷组分之和。采用元素分析仪(Elementar Vario MAX, 先国)测定土壤全碳(TC)和全氮(TN)含量；土壤铵态氮(NH₄⁺-N)和硝态氮(NO₃^--N)经2 mol/L KCl溶液浸提后, 采用连续流动分析仪测定(SKALAR-SAN⁺⁺，荷兰)；土壤含水量采用烘干法测定；土壤pH值采用电位法(水土比5∶1)(Starter 300, USA)测定；土壤盐度(EC)采用便携式电导仪(2265FS, 美国)测定。不同氮输入水平下湿地土壤(0—10cm)理化性质详见表 1。

1.2.3 数据处理与分析

运用Origin 2022软件对数据进行作图和计算；采用SPSS 26.0软件对数据进行单因素方差分析、多因素方差分析, 显著性水平设定为P=0.05；运用Canoco 5.0对数据进行主成分(PCA)分析。

2 结果与分析 2.1 氮输入对湿地土壤活性磷含量的影响

不同氮处理下土壤中的活性磷均以NaHCO₃-P_i含量最高, 而Resin-P和NaHCO₃-P_o含量较低。土层深度对3种活性磷含量均存在极显著影响(P＜0.01), 而氮输入水平以及氮输入水平×土层深度均对Resin-P和NaHCO₃-P_o含量存在显著或极显著影响(P＜0.05或P＜0.01)(表 2)。不同氮处理下的NaHCO₃-P_i含量均表现为表层＞亚表层。除N_Ht处理外, 其它处理的Resin-P含量亦表现为表层＞亚表层, 但NaHCO₃-P_o含量正好相反(图 1)。不同氮处理下两层土壤中NaHCO₃-P_i含量的变化均不明显(P＞0.05), 但氮输入提高了两层土壤中的NaHCO₃-P_o含量(P＜0.05), 其值均在N_Lt处理最高。与之相比, Resin-P含量的变化较为复杂。表层土壤的Resin-P含量在N_Mt处理下显著增加(P＜0.05), 其值相比N_Nt处理提高了78.7%；亚表层土壤的Resin-P含量在N_Lt和N_Mt处理下显著降低(P＜0.05), 其值相比N_Nt处理分别降低了85.0%和76.0%。整体而言, 相比N_Nt处理, 土壤活性磷含量在N_Mt和N_Ht处理下分别增加了6.5%和12.6%, 而在N_Lt处理下降低了0.9%(表 3)。

2.2 氮输入对湿地土壤中等活性磷含量的影响

不同氮处理下土壤中的中等活性磷均以NaOH-P_i和NaOH-P_o含量较高, 而Sonic-P_i含量最低。土层深度对NaOH-P_i含量存在显著影响(P＜0.05), 而氮输入水平对Sonic-P_o含量存在显著影响(P＜0.05)(表 2)。不同氮处理下的NaOH-P_i含量、N_Ht处理下的Sonic-P_i含量以及N_Nt处理下的Sonic-P_o含量均表现为亚表层＞表层。除N_Mt处理外, 其它处理的NaOH-P_o含量均表现为表层>亚表层(图 2)。不同氮处理下两层土壤中的NaOH-P_i和NaOH-P_o含量变化均不明显(P＞0.05), 但氮输入提高了两土层中的Sonic-P_i含量(P＜0.05), 其值在N_Mt处理的表层土壤中最高。随着氮输入量的增加, 两层土壤中的Sonic-P_o含量均呈降低趋势。尤其在亚表层土壤, N_Lt、N_Mt和N_Ht处理下的Sonic-P_o含量显著降低(P＜0.05)。整体而言, 相比N_Nt处理, 土壤中等活性磷含量在N_Lt处理下增加了4.5%, 而在N_Mt和N_Ht处理下分别降低了6.7%和0.5%(表 3)。

2.3 氮输入对湿地土壤闭蓄态磷含量的影响

不同氮处理下土壤中的闭蓄态磷均以HCl-P_i含量较高, 而残留磷(Residual-P)含量相对较低。除N_Lt处理外, 其它处理的HCl-P_i含量均表现为亚表层＞表层, 且土层深度对其存在显著影响(P＜0.05)(表 2)。Residual-P含量在N_Nt和N_Lt处理下均表现为表层＞亚表层, 在N_Mt和N_Ht处理下则相反。尽管不同氮处理下两层土壤中HCl-P_i含量的变化均不明显, 但N_Lt处理下表层土壤中的HCl-P_i含量相对较高, 而亚表层土壤中的HCl-P_i含量相对较低。氮输入提高了两层土壤中的Residual-P含量, 尤其在N_Mt和N_Ht处理下的亚表层土壤, 其值相比N_Nt处理均显著增加(P＜0.05)(图 3)。整体而言, 氮输入增加了土壤闭蓄态磷含量, 其在N_Lt、N_Mt和N_Ht处理下相比N_Nt处理分别增加了3.3%、3.9%和7.0%(表 3)。

2.4 氮输入对湿地土壤全磷含量及其组成的影响

不同氮处理下的土壤TP含量整体表现为N_Ht＞N_Lt＞N_Nt＞N_Mt(表 3), 除N_Mt与N_Nt处理的TP含量相当外, N_Lt和N_Ht处理的TP含量相比N_Nt处理分别增加了3.5%和4.4%。另外, 除N_Lt处理外, 其它处理的TP含量均表现为亚表层＞表层(图 4)。表层土壤中的TP含量在N_Lt处理下最高, 在N_Mt处理下最低；而亚表层土壤中的TP含量在N_Ht处理下最高, 在N_Lt处理下最低。不同氮处理下, 土壤中闭蓄态磷的占比最高(51.8%—54.1%), 中等活性磷(38.1%—41.2%)次之, 而活性磷最低(7.0%—7.9%)。其中, 活性磷占比在N_Ht处理下最高, 中等活性磷占比在N_Lt处理下最高, 而闭蓄态磷占比则在N_Mt处理下最高。不同氮处理下, 土壤中各形态磷占TP的比例整体以HCl-P_i、Residual-P、NaOH-P_o和NaOH-P_i较高, Sonic-P_o和NaHCO₃-P_i次之, 而NaHCO₃-P_i、Resin-P和Sonic-P_i较低(图 4)。相对于表层土壤, 氮输入提高了亚表层土壤中NaHCO₃-P_o、NaOH-P_i和HCl-P_i的占比, 其中HCl-P_i占比的增加最而明显, 增幅介于2.4%—9.8%；然而, 氮输入却降低了亚表层土壤中Resin-P、NaHCO₃-P_i、NaOH-P_o、Sonic-P_o和Residual-P的占比, 其中NaOH-P_o占比的降低最为明显, 降幅介于0.9%—6.5%。

2.5 氮输入对湿地土壤磷形态变化的主成分分析

为明确不同氮输入条件下影响湿地土壤不同形态磷含量变化的主要因素, 采用主成分分析对影响其赋存的相关因子进行筛选(图 5)。结果显示, N_Nt处理下提取的两个主成分(PCA1、PCA2)的累计贡献率达87.8%。其中, PCA1的贡献率为51.9%, 可看作是土壤氮养分(NO₃^--N)和碳氮比(C/N)的代表；PCA2的贡献率为35.9%, 可看作是土壤磷养分(TP)的代表。Resin-P与PCA1存在较强的相关性, 而NaOH-P_i与PCA2存在较强的相关性。N_Lt处理下, PCA1和PCA2的累积贡献率达93.8%。其中, PCA1的贡献率为65.6%, 代表了土壤氮养分(NO₃^--N)和盐分(EC)；PCA2的贡献率为28.2%, 主要代表了土壤氮养分(NH₄⁺-N)。NaHCO₃-P_o和Sonic-P_i与PCA1存在较强的相关性, 而NaOH-P_o与PCA2存在较强的相关性。N_Mt处理下, PCA1和PCA2的累积贡献率达96.2%。其中, PCA1的贡献率为69.2%, 可看作是土壤氮养分(NO₃^--N)的代表, PCA2的贡献率为27.0%, 主要代表了土壤氮磷养分(NH₄⁺-N、TP)和盐分(EC)条件。Sonic-P_i与PCA1存在较强的相关性, 而HCl-P_i与PCA2存在较强的相关性。N_Ht处理下, PCA1和PCA2的累积贡献率达99.0%。其中, PCA1的贡献率为94.6%, 代表了土壤氮养分(NO₃^--N、NH₄⁺-N、TN)；PCA2的贡献率为4.4%, 主要代表了土壤盐分(EC)和碳氮比(C/N)。Sonic-P_o、HCl-P_i和Residual-P与PCA1存在较强的相关性, 而Sonic-P_i与PCA2存在较强的相关性。

3 讨论 3.1 氮输入对湿地土壤TP含量分布特征的影响

本研究表明, 经过6个月的持续输氮, 不同氮处理下湿地土壤TP含量的变化并不明显(P＞0.05)。实际上, 现有大部分研究也得到类似结论, 即短期氮添加(＜3年)对土壤TP含量并无显著影响。然而, 少数研究发现长期氮添加对土壤TP含量可产生不同影响。Herbert在卡尔岛潮汐沼泽的研究中发现, 持续10年(1次/年)的氮输入并未对湿地土壤TP含量产生显著影响。李宏林对青海海北高寒湿地的研究却发现, 持续3年(1次/年)的氮输入显著降低了蒿草湿地土壤的TP含量(表 4)。与已有大多数研究相比, 本研究的输氮时间较短, 加之输氮方式为多次持续输入, 使得不同处理下每次输氮对地表残体磷分解释放的促进作用较弱, 由此导致土壤TP含量的变化并不明显。另外, 湿地土壤P主要通过岩石风化等作用释放出来参与循环, 仅存在磷化氢(PH₃)气态化合物, 整体属于沉积型循环, 加之湿地土壤质地粘重, 对P的吸附能力强, 故P的垂直淋溶作用并不明显^[31], 而这也是导致不同氮处理下土壤TP含量变化不明显的重要原因之一。值得注意的是, 尽管不同氮处理下土壤TP含量的变化并不显著, 但N_Mt处理下的TP含量与N_Nt相当, 而N_Lt和N_Ht处理下的TP含量相比N_Nt处理均呈增加趋势(表 3)。已有研究表明, 在氮限制的湿地环境中, 一定量的氮输入可对残体分解产生促进作用, 但过高的氮输入可使得这种促进作用减弱^[32]。另外, 少量可用性氮的增加可提高微生物活性, 加速残体分解以及P养分的归还；但过高的可利用性氮含量又可能会降低微生物活性, 抑制残体分解, 导致残体中P固持能力的增加, 不利于P养分的归还^[33—34]。本研究中, 导致N_Lt处理下的TP含量高于N_Nt处理的原因可能与较低的氮输入促进了地表残体分解, 进而导致P养分归还增加有关。另有研究表明, 一定范围内的氮添加会促进植物生长, 加快植物对土壤中养分的吸收；但过高浓度的氮添加则会导致植物体内养分失衡, 进而抑制了植物对土壤中其他营养元素的吸收^[35—37]。本研究中, 导致N_Mt处理下的TP含量与N_Nt处理相差不大的原因极有可能与N_Mt处理下地表残体分解释放到土壤中的P养分与该处理下植物对土壤P养分的吸收相当有关。随着氮输入量的进一步增加(N_Ht处理), 尽管其对地表残体分解及P养分归还的促进作用可能在减弱, 但N_Ht处理下芦苇对P养分的吸收极有可能受到抑制, 由此使得其对P的吸收量要低于N_Mt处理, 从而导致该处理下土壤中的TP含量相对较高。虽然N_Ht处理下的残体分解可能受到一定的抑制, 导致其释放到土壤中的养分量降低, 但此时土壤中的P养分依然处于输入状态。上述原因导致N_Ht处理下的土壤TP含量要比N_Nt处理高。

本研究还表明, 氮输入改变了TP含量的土层分布特征, 除N_Lt处理外, 其它处理的TP含量均表现为亚表层＞表层。本研究中, 芦苇处于生长高峰期, 其主要通过分布于表层和亚表层土壤中的根系来大量吸收土壤中的P养分。尽管此间地表残体分解归还的P养分亦可能较高, 但由于分布于表层的根系对P养分的吸收量可能更高, 由此导致表层土壤的TP含量相对较低。另有研究发现, 当土壤中积累了大量P养分时, 在降雨或灌溉量较大时, P养分会发生淋溶作用^[37—39]。由于本研究的时间为9月, 降水充沛, 故表层土壤中的部分P养分也可能被垂直淋溶至亚表层土壤, 由此导致亚表层土壤的TP含量要高于表层土壤。另外, 导致N_Lt处理下表层土壤的TP含量高于亚表层土壤的原因还在于, 该处理对地表残体分解的促进作用可能更为明显, 由此导致地表残体的P养分归还量高于植物根系对表层土壤P养分的吸收量。

3.2 氮输入对湿地土壤不同磷形态赋存特征的影响

本研究表明, 氮输入对不同形态磷含量均产生了不同程度的影响, 原因主要与氮输入背景下植物体内氮含量升高导致氮磷养分失衡, 进而促使植物通过增加对土壤中P养分的吸收来平衡体内的高氮含量有关^[37]。尽管不同氮处理下土壤活性磷含量占TP的比例均最低(7.0%—7.9%), 但其包含的3种磷形态(Resin-P、NaHCO₃-P_i和NaHCO₃-P_o)却是土壤中有效性最高的P组分。本研究中, 氮输入整体上提高了土壤活性磷含量, 其在N_Mt和N_Ht处理下相比N_Nt处理分别增加了6.5%和12.9%。NaHCO₃态提取磷(NaHCO₃-P_i、NaHCO₃-P_o)作为土壤中生物有效磷的主要组分, 可在Resin-P被植物优先吸收利用后, 及时转化以补充植物对P养分的生长需求。本研究中, 表层和亚表层土壤中NaHCO₃-P_i含量在N_Mt和N_Ht处理下均呈先降低后增加的趋势, 而NaHCO₃-P_o含量在这两个处理下却呈相反变化(图 2)。其中, NaHCO₃-P_i含量变化的原因可能是氮输入改变了植物对P养分的吸收状况。而N_Ht处理下NaHCO₃-P_i、NaHCO₃-P_o含量呈现的相反变化可能有机磷的矿化有关。有研究显示, 在氮添加条件下, 植物可从土壤中吸收更多的无机磷, 而氮输入可通过加速有机磷的矿化来补充无机磷的缺失。尤其是在输氮水平较高时, 氮输入可促进土壤微生物和植物根系释放更多的磷酸酶, 导致土壤P素加速矿化为植物可利用P^[40]。李银等的研究亦表明, 土壤有效磷含量在低氮添加条件下最高, 而在中高氮添加条件下呈降低趋势^[41]。Yang等的研究还发现, 氮输入可加快土壤有机磷的矿化过程, 进而补充土壤中无机磷的不足^[42]。

本研究还表明, 不同氮处理下土壤中等活性磷(NaOH-P_i、NaOH-P_o、Sonic-P_i和Sonic-P_o)占TP的比例均较高(38.1%—41.2%), 且N_Lt处理的中等活性磷含量明显高于N_Nt处理, 而N_Mt和N_Ht处理(尤其是N_Mt)的中等活性磷含量却低于N_Nt处理(表 3)。已有研究表明, 氮输入可在一定程度上促进了中等活性磷向活性磷的转化, 从而导致中等活性磷含量的降低^[43]。在中等活性磷中, NaOH提取态磷(NaOH-P_i、NaOH-P_o)是一种易与土壤中铁、铝化合物结合的P组分^[43]。本研究中, 不同氮处理下NaOH提取态磷含量的占比均较高(32.4%—34.0%), 原因与闽江河口地处亚热带, 土壤风化强度大, 土壤中的铁、铝及其氧化物的含量较高, 进而导致其含量较高有关^[2]。值得注意的是, 与N_Nt处理相比, N_Lt处理下的NaOH-P_i含量有所增加, 而N_Mt和N_Ht处理下的NaOH-P_i含量却骤然下降(表 3)。N_Lt处理下NaOH-P_i含量的增加, 一方面与该处理较低的氮输入促进了地表残体分解及P养分释放有关, 另一方面也与该处理的氮输入促进了矿化过程中NaOH-P_o向NaOH-P_i的转化有关。与之相比, N_Mt和N_Ht处理下NaOH-P_i含量的骤然下降可能与本研究的芦苇处于生长高峰期, 对P养分需求量较大, 加之较高的氮输入也会导致植物对土壤中无机磷的吸收增加有关。NaOH-P_i作为土壤有效磷的潜在P源, 虽然不能直接被植物吸收利用, 但当植物对P养分的需求增加时, 其可通过一系列生物、物理和化学过程转化为植物吸收利用的形态释放到土壤中^[43]。本研究中, NaOH-P_o是中等活性磷中含量最高的P组分, 其含量整体随氮输入量的增加而升高(表 3)。由于NaOH-P_o是一种可与土壤中腐殖质酸结合的有机磷, 故其与土壤中的微生物存在密切联系。氮添加往往可使得土壤中的微生物生长处于碳限制状态, 而持续氮输入可导致微生物活性下降, 进而对NaOH-P_o的矿化过程产生抑制。另外, 外源氮输入可导致土壤pH降低, 使得土壤中的铁铝化合物加快与磷吸附, 抑制有机磷矿化的过程^[44]。本研究的湿地土壤为酸性土壤, 在氮输入条件下, 其土壤pH(5.90—6.22)相比对照处理(6.26±0.05)存在一定的降低(表 1), 而这极有可能对NaOH-P_o向无机磷的转化产生抑制, 由此导致其含量相对较高。另外, 本研究中氮输入处理下土壤pH的下降亦可导致Fe³⁺和Al³⁺的流动性增强, 使得其从矿物中加速释放并与活性磷酸盐络合形成沉淀。Turner等和DeForest等的研究均得到类似结论, 即土壤无机磷与金属氧化物和金属离子的流动性密切相关^[45—46]。这一机制也解释了前述N_Mt和N_Ht处理下NaOH-P_i含量骤然下降的原因。Sonic-P(Sonic-P_i、Sonic-P_o)主要存在于土壤矿物或团聚体内, 不易被植物直接吸收利用^[43]。其中, Sonic-P_i又称土壤团聚体内磷, 主要吸附于铁(Fe)、铝(Al)化合物中^[12]。在本研究中, N_Lt、N_Mt和N_Ht处理下的Sonic-P_i含量相比N_Nt处理均大幅增加, 这可能与土壤中氮硫磷的耦合作用机制以及Fe含量变化有关。前述主成分分析表明, Sonic-P_i与土壤氮养分(NO₃^--N)存在较强的相关性(图 5)。已有研究显示, 湿地土壤氮转化过程以及硫氧化-还原过程在氮输入背景下均会发生显著改变, 由此可能直接或间接影响到P的迁移与转化^[47—49]。当土壤中的NO₃^-在微生物作用下发生异养反硝化期间, 可伴随发生低价态S氧化形成SO₄^2-, 导致FeS₂等稳定金属硫化物中Fe²⁺的释放^[47—49]；在异养反硝化过程中, NO₂^-的还原需要大量Fe²⁺参与^[50], 同时Fe²⁺也会被氧化形成Fe³⁺, 进而导致土壤中Fe³⁺含量增加。另有研究显示, 氮输入可在一定程度上促进湿地土壤反硝化作用的进行^[51—52]。本研究中, 不同氮处理下土壤中Sonic-P_i含量的升高可能与氮输入增加了土壤中的NO₃^-含量以及同步促进反硝化作用的进行有关, 因为其同步导致了土壤Fe³⁺含量的增加。还有研究发现, 氮输入会增加土壤中无定型铁的含量, 而这可促进无机磷的吸附, 导致吸附在其表面的无机磷含量增加^[43]。相对于N_Nt处理, 其他处理下的Sonic-P_o含量均呈降低趋势, 这可能与氮输入促进了Sonic-P_o的矿化, 从而导致其含量降低有关。虽然Sonic-P_i不能直接被植物利用, 但当活性无机磷被植物大量吸收后, Sonic-P_i作为潜在P库可其进行补充^[12]。本研究中, Sonic-P_i含量的增加以及Sonic-P_o含量的降低在一定程度上反映了二者之间的转化关系, 因为Sonic-P_i含量的增加也极有可能与氮输入促进了Sonic-P_o的矿化过程有关。

本研究亦表明, 不同氮处理下土壤中的闭蓄态磷(HCl-P_i、Residual-P)占TP的比例均最高(51.8%—54.1%), 而其包含的两种磷形态均是稳定性较强的P组分, 且均不易被植物吸收利用。HCl-P_i为磷石灰型磷, 是一种可与Ca元素结合的无机磷^[7], 其在不同氮处理下的含量占比均最高(图 4)。由于本研究区频繁受到潮汐的周期性影响, 加之海水中富含大量的Ca²⁺、Mg²⁺离子, 由此导致其含量占比较高。本研究中, 随着氮输入量的增加, 虽然两种闭蓄态磷含量的变化并不显著(P＞0.05), 但其可通过解吸、风化和矿化等过程转化为植物可利用态P, 从而发挥着潜在P库的作用^[19]。

4 结论

(1) 氮输入不但增加了湿地土壤的TP含量, 而且亦改变了其土层分布特征。除N_Mt与N_Nt处理下的TP含量相当外, N_Lt和N_Ht处理下的TP含量相比N_Nt处理分别增加了3.5%和4.4%。

(2) 氮输入整体上增加了湿地土壤的活性磷和闭蓄态磷含量, 但降低了中等活性磷含量。相比N_Nt处理, N_Mt和N_Ht处理的活性磷含量分别增加了6.5%和12.6%, 而N_Lt、N_Mt和N_Ht处理的闭蓄态磷含量分别增加了3.3%、3.9%和7.0%。中等活性磷在N_Mt处理下的降幅尤为明显, 其值相比N_Nt处理降低了6.7%。

(3) 不同氮处理下湿地土壤以闭蓄态磷占比最高(51.8%—54.1%), 中等活性磷次之(38.1%—41.2%), 活性磷最低(7.0—7.9%)。不同处理下各形态磷占比以HCl-P_i、Residual-P、NaOH-P_o和NaOH-P_i较高, Sonic-P_o和NaHCO₃-P_i次之, NaHCO₃-P_o、Resin-P和Sonic-P_i较低。

(4) 氮输入主要通过改变土壤养分及酸碱状况来进一步影响土壤中各形态磷的赋存。其中, 中高氮处理下活性磷含量的增加主要与Resin-P和NaHCO₃-P_o有关, 不同氮处理下闭蓄态磷含量的增加主要与Residual-P有关, 而中氮处理下中等活性磷的显著降低主要与NaOH-P_i和Sonic-P_o有关。