外源氮、磷、硫养分添加对凋落物腐殖质化的影响

刘 杨，郑雪瑶,张 宠，林巧玲，刘谊锋，耿婉璐，田耀武

(1.河南科技大学林学院，河南 洛阳 471003;2.郑州市第十一中学,郑州 450016)

1 引言

森林土壤有机质影响着土壤理化性质和生物特性，决定着土壤质量的优劣[1]。根据密度的差异，土壤有机质可分为轻组有机质(LFOM, light fraction organic matter，密度<1.4·cm-3)和重组有机质(HFOM, heavy fraction organic matter，密度>1.4 g·cm-3)。LFOM由未分解彻底的植物残体、活的微生物及其分泌物组成[1]，对气候、环境变化和森林管理措施反应敏感[2,3]。HFOM，即土壤腐殖质，是由轻组有机质彻底分解或重新合成的、以芳香族物质为主体的高分子化合物，一般与土壤粘粒结合，结构复杂，性质稳定，是凋落物分解的最终产物，影响微生物的生长和土壤碳周转，对土壤有机质SOM动态具有重要意义[3,4]。凋落物类型、土壤性质和土壤养分和气候因素能影响HFOM转化[1]。Kirkby 等[5,6]认为，土壤重组有机质中C、N、P和S元素等化学计量比值稳定，单位碳中具有较高的N、P、S含量[7-9]，土壤中加入N、P、S等元素后，可以促进凋落物的腐殖质化。已有大量文献报道了森林土壤及其凋落物的生态化学计量学特征[10-12]，但鲜见外源N、P、S元素的添加对森林凋落物腐殖质化影响的报道。本研究设置森林土壤中添加N、P、S元素的凋落物腐殖质化实验，以期揭示HFOM中碳和其他养分含量的变化规律，阐明微生物生物量变化与HFOM中碳积累的耦合关系，为提高森林土壤碳的固定提供理论基础。

2 材料和方法

2.1 采样与处理

2013年12月，在河南省太行山区(TH，113°45′41″E，36°18′51″N，中性砂质土)、伏牛山区(FN，112°08′10″E，33°45′45″N，棕壤性土)和大别山区(DB，115°22′49″E，31°30′52″N，黄棕壤，粘性土)等林区内设置典型森林土壤和凋落物采样区，样区面积20 m×20 m，对角线法选取5个样点，均匀采集0～15 cm层土壤30 kg ，剔除石砾及植物残留物，充分混合，自然风干3 d，轻击粉碎，过2 mm筛，测定基本理化性质(表1)。采用干筛—风选法分离有机质轻组与重组[6,13]，以上过程重复3次。测定HFOM中C、N、P、S含量(表1)。在TH、FN、DB样区内收集凋落物，剔除植物叶柄和大的叶脉，70 ℃烘干，剪成约5 mm碎片，充分混合。测定各凋落物C、N、P、S含量(表2)。

表1 供试土壤基本情况

表2 土壤养分设计表

2.2 实验设计

HFOM和凋落物元素分析表明，凋落物在腐殖化过程中，TH、FN和DB凋落物最大腐殖质转化率只有15.7%、10.7%和11.3%，P元素起限制作用(表2)。假定要实现30%的凋落物腐殖质化率，就要增加N、P元素(表2)。使用NH4NO3、KH2PO3和(NH4)2SO4分别配制TH、FN、DB土壤营养液，3种营养液N、P、S的浓度分别为(17.8、13.0、8.1) g·L-1，(52.7、31.7、14.9) g·L-1、(76.7、34.5、25.5) g·L-1，用NaOH(10 M)溶液调节pH值至7。

本研究设计3个土壤类型(TH砂土、FN壤土和DB粘土)、3个土壤养分处理(N0，无营养液添加；N1，1 mL·kg-1营养液；N2，2 mL·kg-1营养液)、3个重复，共3×3×3个样本土壤控制实验。实验从2013年12月15日开始到2015年12月结束。把营养液和凋落物处理的土壤样4.0 kg，置入体积为5 L的塑料盒内。土壤腐殖质化过程中，每5 d翻覆混合一次土壤，添加蒸馏水，保持70%田间持水量，培育温度28 ℃。

前期研究结果表明，本实验采用的森林凋落物在70～90 d内可完成腐殖质化。设计连续的8个土壤培育周期，每个周期为90 d。在第1个培育周期开始的第10 d时，使用熏蒸提取方法测定微生物量。每一培育期结束后，充分混合塑料盒内土壤，取150 g子样，风干，按Kirkby方法[5]进行HFOM分离，用0.1 M盐酸以除去土壤中残留的无机N、P、S[5,14-16]，测定HFOM中C、N、P、S含量。剩余土壤仍按表2比例添加剪碎的凋落物，置入塑料盒进行下一轮培育实验。重铬酸钾外加热法测定SOC含量，重铬酸钾—硫酸消化法测定氮含量[15]，P和S分别通过电感耦合等离子体光学发射光谱法(ICP-OES)测定[5]。

图1 土壤重组有机质中碳、氮、磷、S含量动态变化

3 结果与分析

3.1 HFOM中C、N、P、S含量及其动态

不同森林土壤HFOM与森林凋落物均具有较稳定的C/N/P/S比率，其比率值并不相同，凋落物富含碳，HFOM中N、P、S含量较高(表2)；TH油松林HFOM中，单位碳中N、P、S含量最低，FN栎类林HFOM中单位碳中N、P含量最高(表1、2)。

凋落物腐殖质化过程中，HFOM中碳含量伴随着N、P和S含量的增加而增加。由图1，前3、4个培育周期，无养分添加时土壤碳含量均有降低趋势，第5培育周期开始缓慢增加，土壤类型间SOC含量变化差异并不显著(p>0.05)。N1中，土壤碳含量持续增加，后期增幅较快，土壤类型间SOC含量变化差异显著(p<0.05)；N2中，土壤碳含量持续增加，前2个培育周期碳含量增加较快，随后增幅变缓，第5周期开始增幅迅速变大，土壤类型SOC含量差异显著(p<0.05)。N、P、S变化与碳变化较为一致(图2)。外源养分的添加也影响HFOM中C/N/P/S比值的变化，TH土壤初始C/N/P/S比值为10 000/738/159/125，N0处理时为10 000/738/159/124，几乎没有发生变化；N1处理后为10 000/828/201/139，N2为10 000/808/118/149。所有处理C与N、P、S的相关性显著(p<0.05)，养分添加后相关系数降低。

3.2 土壤碳增量、增幅与转化率

土壤培育周期内，N0处理中，土壤碳平均增量为4.57 g·kg-1，碳含量增量变化显著(p<0.05)，土壤类型之间差异不明显(p>0.05)(图2)。N1处理中，土壤碳平均增量为12.67 g·kg-1，是N0处理的2.8倍，碳含量增量变化极为显著(p<0.001)，土壤类型和养分处理相互作用显著(p<0.01)。N2处理中，土壤碳平均增量为18.78 g·kg-1，是N0处理的4.1倍，碳含量增加极为显著(p<0.001)，土壤类型和养分处理之间的相互作用强烈。

土壤培育期内，土壤碳的增加幅度与碳的增量变化并不一致。同一土壤中均表现为N2处理碳增幅最大，N0最小，增幅差异显著(p<0.05)。增幅最大的是TH土壤中的N2处理，高达131%；同一处理中碳的增加幅度则变化不一，土壤类型间差异不显著(p>0.05)。

图2 HFOM中碳增量

图3 HFOM中碳增幅

凋落物腐殖质化率为DB>FN>TH，N2>N1>N0(图4)。N0处理中转化率为(1.93%～4.86%)。N1处理中转化为(6.79%～14.68%)，N2处理中转化率为(12.56%～19.80%)。转化率最大的是N2处理中的DB土壤，为19.80%。土壤间和处理间差异均显著(P<0.05)。

图4 凋落物的转化率

3.3 微生物生物量的变化

3类土壤初始微生物生物量差异显著(p<0.05)(表1)，养分处理后微生物量发生了变化。N0处理时FN土壤微生物量显著高于TH和DB土壤(p<0.05) (图5)，TH和DB土壤微生物量差异不显著(p>0.05)；N1使土壤的微生物生物量增加，TH>DB>FN，差异显著(p<0.05)，土壤类型和养分添加相互作用显著(p<0.05)；N2处理中微生物生物量最高的为DB土壤，差异极为显著(p<0.001)。同一土壤内，养分处理也使微生物生物量变化差异显著(p<0.01)，DB土壤微生物生物量变化最大，N2为N0的5.16倍。

图5 微生物量的变化

4 讨论与结论

4.1 HFOM中碳固定的生态化学计量学机制

Kirkby等[5-6]认为，澳大利亚土壤HFOM有近常数生态化学计量比(C/N/P/S=10 000/833/200/143)。河南省3类森林土壤HFOM中C、N、P、S比率与Kirkby提出的比率并不一致，这可能是受到地理气候和植被条件的影响[6]。

土壤培养时期，无养分添加时，HFOM中碳含量早期降低，后期逐步上升。原因可能是凋落物矿化，提高了土壤中N、P、S等元素的含量及可用性，促使后期HFOM中碳含量的增加。也有文献认为土壤碳含量的降低是由于添加的凋落物诱导土壤发生了激发效应[17-20]。添加N、P、S养分后，HFOM中碳含量快速提高，2年内8个周期的连续培育使这一增长尤为明显。HFOM中碳含量伴随着N、P和S含量的增加而增加，HFOM具有较为稳定C、N、S比例，C与N和S的相关性强烈，这与相关文献结论一致[6,9,17]。HFOM中C与P相关性较与N和S弱，但P量仍可预测。土壤中N、P和S元素是凋落物腐殖质化的必要条件[6,21]。

凋落物腐殖质化伴随着N、P和S元素的固定。一般森林土壤N、P和S供应量少，凋落物转化率较低，这种现象在粗放经营土壤贫瘠的林地尤为明显。现代林业集约经营(经济林、母树林)活动中，按林木对养分的需求量进行施肥和管理，虽有效地利用土壤养分，但限制了养分对HFOM形成的供给。林木在生长季节大量吸收养分，输入土壤的凋落物时间集中，考虑N、P和S元素对土壤R固定的影响，土壤养分利用率较低。因此，林地凋落物凋落之前补充土壤养分物质，有利于凋落物腐殖质化[22]。

一些模型模拟结果表明，养分元素，特别是N元素的低可用性限制了土壤碳的储量[23]，土壤碳固定量与土壤C/N比率相关联，受土壤总N的影响[24-25]。本研究认为，土壤碳的增加同样与C/P和C/S比率相关联，也受总P和S的影响。Kirkby等[5]的荟萃分析表明，在0.5%～15%土壤有机质碳含量范围内，HFOM中C/N/P/S比率相对稳定，C、N、P和S均是所需的主要元素，单纯增加HFOM中C/N(和C/P和C/S)比率不太可能，土壤固碳过程必须伴随着土壤N、P和S的增加，任一元素的缺乏都将限制HFOM的形成[6,22,26]。

4.2 微生物量与土壤HFOM中碳的积累

通常认为碳和能量底物是土壤微生物的主要限制因素[27]。微生物生长效率也就是土壤微生物同化凋落物并转化为微生物生物量的能力，微生物死亡后，一部分转化为更耐分解、更稳定的HFOM[9]。如果微生物活性不受养分物质N、P、S等的限制，土壤微生物分解凋落物，可得到最大的微生物量。但是本研究结果表明，凋落物的输入可增加土壤微生物生物量，如果添加土壤养分，微生物量还要增加。不同土壤的微生物生物量对养分添加的反应不同，DB土壤是剂量依赖性的反应。这种差异可能与土壤初始无机养分水平、土壤质地、矿物种类、微生物群体的构成相关。凋落物和养分添加后，HFOM中碳和微生物生物量碳水平之间的相关性显著，说明凋落物微生物的转化有助于形成HFOM[21,29]。

HFOM中碳量的变化可以衡量凋落物腐殖质化率，碳增量是碳汇的重要内容。土壤养分的增加提高了所有土壤凋落物腐殖质化率，这说明只要无机养分不是土壤有机质形成的限制因子，它同样可能会汇聚到HFOM中，进而改变土壤质地，改变起始HFOM中碳水平。

凋落物腐殖质化差异也可能是碳饱和的问题[6]。DB土壤初始HFOM中碳含量水平为28.2 g·kg-1，而TH土壤只有8.4 g·kg-1。这可能是因为土壤质地、矿物等，TH土壤接近HFOM中碳的饱和度，DB土壤仍然具有存储新碳的位点，这需要进一步的研究来证实。

4.3 自然林地条件下养分调控的可行性

实验室条件下，凋落物腐殖质化过程中N、P等无机养分不会发生渗透和沥滤，也不会被林木等植被吸收，这与现实的野外条件差异巨大。林地条件下添加的养分可能会快速地渗入到附近的地表水体，产生受纳水体的富营养化，出现环境风险问题，在野外条件下可以使用控释肥等新技术来减弱环境污染的风险。现实在除少数集约程序较高的林地处，很难做到森林凋落物与土壤的充分混合，凋落物的分解周期可能远高于室内控制实验。当前研究森林土壤碳固定时，通常忽视其它养分物质的潜在价值。补充土壤养分能大大提高HFOM中碳水平，且这些养分与碳能一起螯合在HFOM中，这是目前提高森林土壤碳汇能力亟须和重点考虑的问题。

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