黄河口碱蓬湿地土壤氮矿化特征对温度及氮输入的响应

胡星云,孙志高

福建师范大学地理研究所,湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室, 福州 350007

氮作为河口湿地营养水平的指示剂之一,常常是最主要的限制性养分,其含量直接影响湿地生态系统的生产力[1]。湿地土壤氮矿化是有机质碎屑中的氮在土壤动物和微生物的作用下,由难以被植物吸收利用的有机态氮转化为可被植物直接吸收利用的无机态氮的过程[2],是湿地氮循环的重要环节[3]。氮矿化还可为硝化-反硝化作用提供主要氮源,并显著影响着湿地系统氮的淋失和气态损失[4]。氮矿化不仅受到一系列生物因子(微生物、人类活动等)的影响,而且还受温度、水分及土壤理化学性质等非生物因子的影响[5]。

全球变化背景下,温度能够通过改变土壤微生物的群落组成和数量影响氮矿化过程,进而影响生态系统的氮养分循环[6]。温度敏感性 (Q10) 已被广泛用作氮循环模型中的一个重要生态参数, 用以描述温度升高10℃时土壤氮矿化的响应[7- 8]。当前,国内外关于氮矿化对温度变化响应的研究主要涉及农田[9, 10]、草地[11- 13]和森林[5,14]等生态系统,而关于湿地生态系统的相关研究相对较少,且当前研究主要集中于自然条件下湿地土壤氮矿化特征与影响因素[2, 15- 17]以及环境改变条件下(如土地利用方式[18]、养分状况[19- 20]、盐度和水分条件[4, 21- 23]等)土壤氮矿化过程的探讨上,而关于外源氮持续输入后不同氮处理土壤的氮矿化过程研究还鲜有报道。因此,深入探究外源氮输入及全球温度变化下湿地土壤氮矿化特征及其影响因素,对于湿地生态系统的稳定具有着重要的意义。

黄河口新生湿地作为渤海与黄河河口相互作用的形成的重要湿地,承接着来自上游带来的大量含氮物质。近年来,黄河口营养盐入海通量一直保持在较高水平(1.49×104—3.91×104t)[24],且当前氮湿沉降量已接近其临界负荷(4.0 g N m-2a-1)[25],由此导致其对河口湿地的养分状况和植物生长等产生深刻影响。碱蓬(Suaedasalsa)作为黄河口新生湿地分布最为广泛的盐生植被,具有维持湿地系统正常演替、防风固堤及调节气候等重要功能,同时对环境变化有着重要的指示作用。鉴于黄河口当前氮负荷不断增强以及湿地土壤氮矿化研究的不足,以黄河口滨岸高潮滩的碱蓬湿地为研究对象,通过获取野外原位氮负荷增强模拟试验末期的不同氮处理土壤,基于淹水密闭培养法,探讨了其氮矿化特征对温度及氮输入响应程度的差异。研究结果有助于揭示该区当前及未来氮负荷增强条件下湿地土壤的供氮能力,并可为退化湿地的恢复提供重要科学依据。

1 研究区概况与研究方法

1.1 研究区域概况

研究区位于山东黄河三角洲国家级自然保护区(37°40′—38°10′N, 118°41′—119°16′E),保护区总面积15.3万hm2,其中陆地面积8.27万hm2,潮间带面积3.83万hm2。该区四季分明,雨热同期,属暖温带季风型大陆性气候,年降水量551.6 mm,年蒸发量1928.2 mm,年均温12.1℃,无霜期196 d。近38年来(1980—2018)黄河口年均气温总体上呈波动上升变化,平均增速0.626℃/10a(图1)。保护区的土壤类型主要为隐域性潮土和盐土,主要植被包括为碱蓬(S.salsa)、芦苇(Phragmitesaustralis)、柽柳(Tamatixchinensis)、白茅(Imperatacylindrica)及罗布麻(Apocynumvenetum)等。

图1 黄河口1980—2018年年均气温变化 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培养实验土壤获取

选择今黄河入海口北部滨岸高潮滩的碱蓬湿地为研究对象,开展野外原位氮负荷增强模拟试验。结合该区现有资料,综合考虑陆源氮输入(2.5—3.5 g N m-2a-1)和氮沉降(3—4.5 g N m-2a-1)的影响[24, 26],将自然条件下的氮输入量确定为6.0 g N m-2a-1(N0),并以此将试验氮输入梯度设置为：对照处理N0(无额外氮输入)、低氮处理N1(1.5N0:9.0 g N m-2a-1,模拟未来较低氮输入量)、中氮处理N2(2.0N0:12.0 g N m-2a-1,模拟未来较高氮输入量)和高氮处理N3(3.0N0:18.0 g N m-2a-1,模拟未来更高氮输入量),每种处理随机布设3个重复样地(5 m×10 m),每个样地之间设置5 m的缓冲带(图2)。自4月下旬开始,每隔25 d以CO(NH2)2水溶液的形式对不同样地进行氮输入强度的模拟。按照4种处理的氮输入要求,将CO(NH2)2溶解在20 L水中,通过预布设装置均匀喷洒入各样地(对照样地喷洒等量的水)。

图2 野外原位氮输入试验示意图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

持续输氮一个生长季后,在碱蓬生长季末(11月上旬),通过五点采样法分别在各样地内采集表层土壤(0—10 cm),将每种氮处理土壤的3个重复土壤均进行充分混合,混样后的土壤分别记为S-N0、S-N1、S-N2和S-N3,带回实验室自然风干过筛后备用。不同氮处理土壤的基本理化性质如表1所示。

1.2.2矿化实验设计

表1 不同氮处理土壤的理化性质

1.2.3指标计算

氮累积矿化量(CN)通过培养后与培养前无机氮差值的累加来计算,即：

式中,Ni+1为培养第i+1 次后的矿化量,Ni为培养第i次后的矿化量,i的取值范围为 0—11 之间的整数。

净氮矿化速率与温度之间的关系采用指数模型(Rmin=AeBT)拟合,其中温度反应系数(B)的计算公式如下：

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

式中,Rmin为净氮矿化速率,A为土壤基质质量指数,表示温度为 0℃时土壤净氮矿化的速率常数,T为培养温度(℃)。

氮矿化的温度敏感性(Q10)可用下式计算：

Q10=exp10B

气候要素的趋势采用一元线性回归模型描述,即：

y=ax+b

式中,y为气候要素序列,x为时间序列(1980—2018),a为年均温增长速率(℃/a),b为常数。气候数据来源于东营市气象局。

1.2.4数据处理与统计

运用Origin 9.2 对数据进行作图和计算,运用SPSS 22.0 对不同氮处理土壤的土壤理化性质、矿化速率和累积矿化量进行单因素方差分析,显著性水平设定为α=0.05。对温度敏感性(Q10)与土壤理化性质进行相关分析,显著性水平设定为α=0.05。

2 结果与分析

2.1 不同氮处理湿地土壤氮矿化速率对温度的响应

图3 不同温度下各氮处理土壤的净矿化速率Fig.3 Net mineralization rates of soils with different N input treatments under different incubation temperaturesS-N0: 无氮输入土壤 Soil with no N input;S-N1: 低氮输入土壤 Soil with low N input;S-N2: 中氮输入土壤 Soil with middle N input;S-N3: 高氮输入土壤 Soil with high N input

表2 土壤氮矿化速率温度敏感性(Q10)与土壤理化性质相关性

2.2 不同温度下各氮处理湿地土壤累积矿化量

不同氮处理湿地土壤的氮累积矿化量整体均表现为30℃((27.73±3.85) mg/kg)>25℃((27.03±3.25) mg/kg)>20℃((26.30±6.28) mg/kg)(P>0.05)(图5),说明温度越高,累积矿化量一般越大。在相同温度下,不同氮处理土壤的累积矿化量均呈现出培养初期增加迅速,培养中期骤然降低,而培养后期趋于稳定的变化特征,且其值整体表现为S-N3>S-N0>S-N2>S-N1(P>0.05)。其中,20℃下快速增加阶段(1—28 d)的累积矿化量表现为S-N3>S-N0>S-N1>S-N2(P>0.05),迅速降低阶段(28—56 d)表现为S-N3>S-N2>S-N0>S-N1(P>0.05),而趋于稳定阶段(56—84 d)表现为S-N2>S-N0>S-N3>S-N1(P<0.01)。25℃下不同氮处理土壤的累积矿化量在各阶段的变化特征均与20℃下相似,仅不同阶段持续的时间存在差异。与20℃和25℃相似,30℃下的累积矿化量在快速增加阶段(1—14 d)也表现为S-N3>S-N0>S-N1>S-N2。不同的是,该温度下的迅速降低阶段时间缩短,而趋于稳定阶段的时间延长。比较而言,20℃和25℃不同氮处理土壤的氮累积矿化量在快速增加阶段(1—14 d)和迅速降低阶段(14—42 d)均不存在显著差异(P>0.05),但在趋于稳定阶段(42—84 d)则存在显著差异(P<0.05)；30℃下,不同氮处理土壤的累积矿化量在各矿化阶段均不存在显著差异(P>0.05)。

3 讨论

3.1 温度对不同氮处理湿地土壤有机氮矿化的影响

图4 不同氮处理土壤氮矿化速率的温度敏感性(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水平上存在显著差异

图5 不同氮处理土壤在不同温度下的累积矿化量Fig.5 Cumulative mineralization of soils with different N input treatments under different incubation temperatures

3.2 氮输入对湿地土壤氮矿化的影响

湿地土壤氮的矿化过程不仅与温度变化密切相关,而且也与土壤基质质量存在着紧密联系。本研究表明,持续高氮输入条件下的土壤(S-N3)具有更高的矿化能力,这可能与培养土壤的养分组成差异有关。Groffman和Hanson[37]的研究发现,湿地土壤氮矿化过程与TN含量存在极显著正相关关系,Loiseau和Soussana[11]、李阳等[13]的研究表明,氮添加样地土壤的氮矿化作用要高于未添加氮的样地。从表1中可知,S-N3有着最高的TN含量以及较高的SOC含量,可为其矿化过程提供丰富的反应底物。现有研究亦表明,较低的C/N更有利于土壤氮的矿化,而较高的C/N则不利于氮矿化作用的进行[15, 30]。研究中,S-N3的C/N最低,说明易矿化的有机氮较多,有利于促进氮矿化作用的快速进行。

不同温度下各氮处理土壤的累积矿化量在培养后期均呈小幅波动变化,而这主要是由于随着培养时间的延长,碳能量的供给受到限制,土壤微生物的活性逐渐降低[41],最终导致氮累积矿化量变化不大。此间,除30℃下不同氮处理土壤的氮累积矿化量之间不存在显著差异外,其在20℃和25℃下的差异均达到显著或极显著水平(P<0.05或P<0.01),原因可能与不同温度下各氮处理土壤的矿化能力差异有关。尽管30℃下的培养温度较高,微生物较为活跃,但不同氮处理土壤中的有机氮在培养前期和培养中期大多已被矿化,故其在培养后期的累积矿化量并无多大差异。与之不同,不同氮处理土壤的矿化速率在20℃和25℃下相对较慢,其在培养前期和培养中期仍有相当部分有机氮未被矿化,使得培养后期残存的氮较多,由此导致不同氮处理土壤的矿化量在培养后期可能产生较大差异。培养后期,20℃下S-N1的累积矿化量远低于其他氮处理土壤(P<0.05),说明其微生物固持作用和反硝化作用可能比较明显；而S-N2的累积矿化量无论在20℃还是在25℃下均高于其他氮处理土壤(P<0.05),说明S-N2的持续供氮能力较强。整体而言,尽管S-N3的累积矿化量较高,但其矿化能力在不同阶段波动变化较大,加之其对温度的敏感性较强(图4),故不利于持续供氮；而S-N2的累积矿化量尽管相对较低,但其波动相对较小,加之其对温度的敏感性最弱(图4),故更有利于持续供氮。

表3 国内外相关文献关于湿地土壤氮矿化速率出现降低或负值情况

综上所述,随着黄河口氮负荷不断增强以及温度的持续上升,碱蓬湿地土壤氮养分及温度条件改变将会影响其供氮能力,适量氮输入(N2)将有利于土壤保持持续稳定的供氮能力。但本研究仅仅探讨了在实验室环境中不同氮输入处理土壤的短期矿化能力,而野外环境相对复杂,存在着很多不确定因素。未来需要进一步开展长期的野外原位氮矿化模拟实验,并研究其微生物机制。

4 结论

(1)尽管温度并未改变不同氮处理土壤的氮矿化速率模式,但其值在不同温度下均以初期最高,之后迅速降低,而后又缓慢降低。不同氮处理土壤的氮累积矿化量变化特征也较为相似,均于培养初期增加迅速,培养中期骤然降低,而在培养后期趋于稳定。

(2)不同氮处理土壤的氮矿化速率和累积矿化量与培养温度、土壤基质质量密切相关,且在一定范围内较高的温度(30℃>25℃>20℃)和较低的C/N有利于氮矿化的进行。

(4)未来在黄河口氮负荷增强以及温度持续上升背景下,湿地土壤氮养分及温度条件改变将会影响其供氮能力,适量氮输入(N2)条件下的土壤更有利于保持稳定的供氮能力。