氮添加对米槁林下土壤养分及酶活性的影响

黄路婷，刘济明，李 佳，陈 梦，廖晓锋

（1.贵州大学 林学院，贵州 贵阳 550025；2.森林生态研究中心，贵州 贵阳 550025；3.贵州科学院 贵州省山地资源研究所，贵州 贵阳 550025）

20世纪中叶以来，国内工农业迅猛发展，人类为追求更多的收益而大量使用化肥、农药等化学物质，导致了大气层中含氮化合物含量日益增加，大量外源氮向陆地生态系统输入[1]。目前，我国已成为全球第三大氮沉降地区[2]，并在未来的几十年中大气氮沉降趋势将持续进行，因此，陆地和水生生态系统将面临严重的氮沉降制约[3]。近年来有关氮沉降在森林生态系统方面的研究主要集中在凋落物分解速率及养分释放动态变化[4-7]、森林植物生长[8]、土壤微生物结构变化[9-11]、土壤碳库循环[12]和土壤呼吸速率 等方面。林下土壤作为森林生态系统中巨大碳库和肥料库，其养分含量的多少与植物生长发育和产量密切相关[13]，土壤养分作为土壤肥力的物质基础，能够在一定程度上反映出林下土壤的肥力水平[14]。相关学者陆续对氮沉降背景下森林土壤影响进行了研究，如氮沉降环境下森林土壤养分和酶活性受到较为显著制约作用，土壤有机质和磷含量减少[15-16]，但康海军等[17]发现氮沉降提高了森林土壤养分和酶活性，朱莹等[18]研究得出氮沉降能够显著增加土壤碳氮养分含量，与土壤碳氮磷转化相关的酶活性在中等氮沉降水平下显著增加。由此可见，在氮沉降对森林土壤养分及酶活性影响研究方面尚且存在争议，需要再对不同区域的生态系统进行探索。

米槁Cinnamomum migao系樟科Lauraceae 樟属常绿乔木，其果实为我国西南地区的著名道地中药材，这无疑给少数民族地区百姓看到其药用价值可转化为经济收益的广阔前景，米槁种群日益遭到人为大量的砍伐，且其种群自身存在天然更新障碍，果实具有明显的大小年现象，导致米槁野外藏量急剧减少。再加上该医药市场的日益扩大，形成了供不应求的紧张局面。故近些年来人们开始注重加强米槁GAP（Good agricultural practice）基地的建设步伐。在其人工林培育和管理的过程中，氮沉降大环境下是促进还是抑制其林下土壤养分及酶活性的研究是一个值得探讨的科学问题。鉴于此，本研究在贵州省罗甸县纳庆村米槁人工种植基地设置野外氮添加试验，探究外源氮的输入对米槁林下土壤养分及酶活性产生何种影响？对林下土壤肥力又产生何种效应？研究结果可为米槁人工林的土壤养分循环、经营和管理实践提供依据，同时为全球氮沉降背景下土壤有机质分解和养分循环提供参考。

1 材料和方法

1.1 野外试验地概况

试验样地选取在贵州省罗甸县纳庆村6年生米槁人工种植基地（106°23′～107°03′E，25°04′～25°45′N），该地为峡谷地带，北高南低，海拔400～1 100 m，平均海拔580 m，属亚热带季风气候，该县的气候优势为春早、夏长、秋迟、冬短，全年平均气温20.35 ℃，极冷月均温在8.0～10.45℃，无霜期 335～349.5 d，年总日照时数1 297.7～1 600 h，年降水量1 200 mm，试验区土壤为黄壤，土层厚度≥40 cm，独特的气候环境成为发展米槁种植的重要基地。实验地米槁人工林土壤基本养分情况：pH 为5.09±0.02，含水量为（27.80±0.21）%，全氮含量（2.915±0.01）g·kg-1，全磷含量（0.962±0.14）g·kg-1，全钾含量（41.311±0.26）g·kg-1，水解氮含量（88.664 ±4.01）mg·kg-1，有效磷含量（90.118±0.22）mg·kg-1，速效钾含量(122.160±0.14) mg·kg-1。

1.2 试验设计

在罗甸县米槁人工种植基地选择抚育管理方式相同且立地条件基本相似的区域，设置12 块2 m×3 m 的样地，分别为对照样地（CK）和3 个不同浓度的施氮样地，即低氮（N1，5 g·m-2a-1)、中氮（N2，15 g·m-2a-1）和高氮（N3，30 g·m-2a-1），氮添加浓度设置根据贵州省干湿氮沉降总和低于15 g·m-2a-1为依据[19]，每个处理重复3 次。各样地之间留5 m 宽的缓冲区域，防止样地间相互干扰，且保留样地内、的地表植株和凋落物。外源氮添加采用喷雾形式进行，将不同氮添加处理所需的NH4NO3溶于1 L 水中，再均匀喷洒至样地，CK组仅喷洒等量的清水。施氮处理于2018年1月开始，之后每隔3 个月进行等量施氮，2018年11月采集土壤样品，每个样地内随机确定3 个采样点，根据剖面法分别采集0～5、5～10、10～20 cm的土样，所有采集的土样混合均匀后装袋标记，冷藏带回实验室。土壤样品分为两个部分：一部分过2 mm 筛后保存于 4℃冰箱，测定土壤酶活性备用；另一部分自然风干，去杂研磨后过2 mm 和0.25 mm 的网格筛，用于测定土壤理化性质[20]。

1.3 土壤理化性质和酶活性测定方法

土壤pH 值用酸度计测定，采用水浸提（水土比2.5∶1）电位法；全N 采用重铬酸钾-硫酸消化法测定，水解N采用碱解—扩散吸收法测定；全P 采用碱熔—钼锑抗比色法测定；有效P 采用NH4F-HCl 比色法测定；全K 采用消煮液—火焰光度法测定；有效K 采用乙酸铵浸提—火焰光度法测定[21]。

酸性磷酸酶（S-ACP）采用对硝基苯磷酸二钠比色法测定；脲酶（S-UE）采用苯酚钠－次氯酸钠比色法测定；过氧化氢酶（S-CAT）采用高锰酸钾滴定法测定；蔗糖酶（S-SC）性采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定[22]。

1.4 数据统计与处理

由于土壤肥力评价指标量纲不同，因此在数值上差异较大，对各指标进行主成分分析前先用SPSS 数据软件对其数值进行标准化处理后再进行主成分分析，得到主成分公因子方差、载荷矩阵和贡献率；主成分特征向量等于对应的载荷矩阵值除以该成分特征值的平方根。将主成分特征向量与标准化数据相乘得到不同氮处理主成分因子得分。采用加权法计算土壤肥力综合指数，公式如下：

IFI=∑Wi×Fi。

式中：Wi为各主成分贡献率，Fi为各主成分因子得分[23]。

数据处理用SPSS 19.0 软件进行单因素方差分析，同时进行LSD 方差显著性检验，采用双因素方差分析（Two-way ANOVA）检验土层×氮处理的交互作用下，对土壤养分含量的影响，最后利用Origin 8.1 系统绘制图形。

2 结果与分析

2.1 氮添加对土壤养分输入的影响

对照组样地未进行任何氮处理，故可在一定程度上反映未经处理下的土壤养分及酶活性特征。图1表示在不同施氮水平下，不同土层土壤养分的变化趋势，土壤pH 值随着土层的加深而呈现增加趋势，深层土壤pH 大于表层土壤（图1a）。土壤含水量变化幅度不大，整体变化范围在29～33之间（图1b），说明不同浓度氮处理下凋落叶的分解对土壤含水量影响很小。随着氮添加含量增加，表层土（0～5 cm）中水解氮、全钾、有效磷含量变化表现为先增加后减少，其中N2 处理下水解氮和全钾的含量最高；有效钾含量呈现逐渐降低趋势，N3 处理下含量最低；全氮含量变化较为稳定，波动不大。中层土（5～10 cm）的全磷含量变化为CK 处理高于施氮处理；水解氮和全氮含量变化为持续上升趋势，均为N3 处理下含量最高；施氮处理下的全钾和有效钾含量略高于CK处理，有效磷含量变化整体波动不大。深层土中（10～20 cm）的水解氮含量变化为先降低后增加，N3 处理下水解氮含量最高；施氮组全氮、有效钾含量均略高于CK 处理，而全磷和有效磷含量均低于CK 处理；全钾含量变化则无明显波动。由土壤养分双因素分析（表1）可知，氮处理对土壤水解氮具极显著影响（P＜0.001），全钾和速效钾具显著影响（P＜0.05）；土层×氮处理极显著地增加了土壤中水解氮含量（P＜0.001）。

表1 土壤养分双因素分析Table 1 Two-way ANOVA statistics of the effects of nitrogen treatment,soil depth,and their interactions on soil available nutrients

图1 不同氮沉降处理下对土壤养分的影响Fig.1 Effects of different nitrogen deposition on soil nutrient

2.2 氮添加对土壤酶活性的影响

图2表示氮沉降下土壤酶活性的变化，试验样地土壤酸碱度背景值显示为pH 值＜7，因此本实验测定的磷酸酶为酸性磷酸酶。过氧化氢酶活性在不同土层间的变化表现为施氮组低于对照组，其中0～5 cm 土层中N1 处理显著低于CK 处理（P＜0.05），5～10 cm 土层中N2、N3 处理显著低于CK 处理（P＜0.05）（图2a）。土壤蔗糖酶在土壤中直接参与含碳有机物的代谢和低分子量糖的释放过程[18]，各土层中蔗糖酶变化趋势（图2b）总体表现为施氮组稍高于对照组，说明施氮处理对土壤蔗糖酶活性有微促作用。N1 处理下，各土层间蔗糖酶活性无显著差异，N2 和N3 处理下，浅层土壤蔗糖酶活性显著高于中、深层土壤（P＜0.05）。不同土层间脲酶活性始终保持浅层土＞深层土的规律，施氮组土层脲酶活性整体上稍高于对照组（图2c），说明施氮对土壤脲酶活性亦具微促作用。酸性磷酸酶的活性具促进有机磷矿化的作用。在中层土壤中，N2 处理下酸性磷酸酶的活性显著高于其余处理（P＜0.05），整体上看，施氮组酶活性要比对照组高（图2d），因此施氮对酸性磷酸酶具有一定的促进作用。

图2 不同浓度外源氮添加下对土壤酶活性的影响Fig.2 Impact on soil enzyme activities by different levels of exogenous nitrogen addition

2.3 林下土壤肥力评估

对不同氮处理下土壤13 个指标进行主成分分析（表2），根据特征值大于1 的原则抽取出4 个主成分，特征值分别为6.448、2.306、1.346 和1.205，贡献率分别为49.601%、17.739%、10.357%和9.272%，4 个主成分的累计贡献率为86.969%，即前4 个主成分能够反映全部土壤肥力指标提供信息的86.969 %，第一主成分贡献率最高，是重要的影响因子，与有机质、有效磷显著相关，载荷系数较大；第二主成分在水解氮和过氧化氢酶上的负载较大；第三主成分主要受土壤有效钾的支配，第四主成分则主要反映全氮的含量信息。通过计算特征向量，得出各主成分表达式分别为：

表2 主成分分析初始因子载荷矩阵、特征向量及主成分贡献率Table 2 Component matrix,eigenvector matrix and contribution rates of principal components

F1=-0.337X1+0.186X2-0.067X3-0.009X4+0.373X5+0.333X6+0.363X7+0.318X8+0.161X9+0.331X10+0.345X11-0.31X12+0.117X13。

F2=-0.021X1-0.282X2+0.462X3+0.211X4+0.064X5-0.294X6-0.036X7-0.355X8-0.131X9+0.216X10+0.205X11-0.325X12+0.483X13。

F3=0.237X1+0.367X2-0.425X3+0.1X4+0.028X5+0.033X6+0.133X7-0.047X8-0.64X9-0.017X10-0.029X11+0.007X12+0.431X13。

F4=0.103X1+0.419X2+0.06X3+0.801X4-0.06X5-0.095X6+0.052X7+0.003X8+0.286X9-0.162X10-0.072X11-0.159X12-0.128X13。

根据F=∑Wi×Fi，即F=0.496F1+0.177F2+0.104F3+0.093F4，求得主成分综合模型（土壤肥力综合指数函数）表达式如下：

F=-0.137X1+0.119X2+0.010X3+0.118X4+0.194X5+0.108X6+0.192X7+0.090X8+0.017X9+0.186X10+0.198X11-0.225X12+0.176X13。

式中：X1、X2、X3、X4、X5、X6、X7、X8、X9、X10、X11、X12、X13分别代表pH、土壤含水量、水解氮、全氮、有机质、全磷、有效磷、全钾、有效钾、脲酶、蔗糖酶、酸性磷酸酶和过氧化氢酶含量（均为标准化前的值）。

将标准化后的数据带入各主成分表达式和主成分综合模型，得到各主成分因子得分和土壤肥力综合指数（表3），可以看出不同浓度外源氮添加处理后，土壤综合肥力指数表现为N2 处理下肥力综合指数最高，N3 处理下最小，究其原因可能是超过外源添加氮素浓度大于土壤本身所需范围，因而引起负效应。根据土壤肥力指数排序可知，N2、N1 施氮组能够对土壤肥力产生正效应，N3处理组肥力最差。

表3 各主成分因子得分及肥力综合指数Table 3 Factor scores of the principal components and integrated fertility index

3 讨论与结论

3.1 氮添加对林下土壤养分的影响

本研究中，随着外源氮输入浓度的增加，表层土壤pH 表现为逐渐降低，氮添加的同时铵态氮的输入导致土壤酸化[24]，随着土层的深入，土壤pH 值呈现出上升趋势，可能是凋落叶分解过程中土壤有机质含量的增加缓冲了土壤酸化效应[25]，导致深层土壤受氮添加影响较小。不同氮浓度处理下凋落叶的分解对土壤含水量影响很小，与康海军等研究结论一致[15]。土壤氮素可直接或间接影响土壤生态系统的运作[26]，因而成为评价土壤肥力的重要指标之一。本研究表明，外源氮的输入显著增加了土壤中水解氮含量，且表层土壤对氮添加的响应最为敏感，这是土壤铵态氮和硝态氮含量随土层的加深而降低所致[27]，低、中氮处理下水解氮含量提高，而过量的外源氮输入则加速土壤中NO3-流失，导致土壤酸化，水解氮含量略微降低。土壤全磷含量受到外源氮添加的抑制作用，并且各土层间磷素含量均表现为下降势态，Zhang 等认为土壤氮素增加的同时会导致土壤磷素的亏少，使土壤由氮限制转化成磷限制[28]；而有效磷含量在表层土壤中对氮添加的响应表现为低促高抑，这与本研究中得出低、中氮处理促进了土壤酸性磷酸酶活性产生有关，土壤酸性磷酸酶活性的提高使有机磷矿化成无机磷，从而提了土壤中有效磷的含量[29]。钾是植物生长发育所必需元素之一，其中土壤表层中有效钾含量的多少可直接影响植物生长状况。总体上看，外源氮的输入促进了土壤中全钾含量的累积，尤其在表层土壤中对氮添加表现最为敏感，变化幅度最大，低、中氮处理促进全钾含量提高，这与林彦辉等[30]研究结果一致，与樊后保等[31]、乔江等[32]研究结果相反，这可能与本研究氮添加时间较短有关。土壤有效钾含量在表层土中呈现显著下降趋势且高氮处理组下降幅度最大，这可能与本研究野外试验地罗甸地区雨水丰富有关，外源氮加入后硝酸根的淋溶加大了作为电荷平衡粒子的钾离子从土壤中淋失，使土壤有效钾含量下降[33]。

3.2 氮添加对林下土壤酶活性的影响

土壤酶的活性受土壤本身性质、生长在其土壤上的植被类型、以及大气环境等因素影响[34]，因此进行外源氮输入试验时，外界环境对土壤酶活性的影响结果也将不一致[35-36]。土壤过氧化氢酶属于木质素分解酶类，能够反映土壤腐殖化和有机化的强度，本研究得出外源氮添加抑制土壤过氧化氢酶活性，并且抑制作用在表、中层土壤中表现较强，均显著低于CK 处理（P＜0.05），有研究表明氮沉降的增加抑制土壤中白腐真菌活性，进而减少白腐真菌对过氧化氢酶的分泌量[37]。施氮处理对不同土层间蔗糖酶活性均起到不同程度的微促作用，N2、N3 处理下，表层土壤中蔗糖酶活性显著高于中、深层土壤，外源氮的输入使土壤蔗糖酶活性随土壤深度的增加而降低[38]，因此土壤蔗糖酶活性表现出随土层的加深而显著下降。外源氮添加对土壤脲酶活性具微促作用，这与刘星等[39]的研究结果一致。本研究中发现不同外源氮添加水平下，土壤全氮含量并没有显著差异（图1c），这可能与试验地土壤氮含量本底值较高有关，因此土壤脲酶活性并没有表现出随土层深度加深而降低的现象。整体上看，施氮对酸性磷酸酶具有一定的促进作用，与马鹏宇等[40]的研究结果相似，但N3 处理下，表层土中酶活性低于CK 处理但不显著，说明高氮处理对表层土壤中酸性磷酸酶活性开始显现出微弱的抑制作用。

综上所述，本实验结果表明短期内低（N1，5 g·m-2a-1)、中（N2，15 g·m-2a-1）浓度氮输入可提高罗甸县米槁人工林下土壤肥力，高（N3，30 g·m-2a-1）浓度的氮输入则对土壤肥力产生负效应，不利于米槁林下土壤养分的循环及肥力状况的改善，因此大气氮沉降逐渐增加背景下，在米槁人工林的田间管理中应尽量避免外源氮源过度输入导致土壤肥力下降从而对米槁人工种植带来负面影响。试验虽在野外进行为期约1年的模拟氮沉降研究，期间人为添加4 次外源氮，但还是与自然状态下的大气氮沉降存在差异，外源氮的添加会容易造成大量氮素的输入，同时氮沉降也会作用于植被本身，对植被养分分布和生长影响以及对凋落叶的影响，还需进一步深入研究，并且本研究只进行了一年时间的模拟，时间短，不能完全说明长久氮沉降带来的影响，因此今后还需进行长期试验验证。