林下生草对园林绿地土壤氮转化及可溶性氮含量的影响

王 勤，傅欣蕾，陶 晓，徐小牛

（安徽农业大学林学与园林学院，安徽 合肥 230036）

在大多陆地生态系统中，氮是一种植物生长发育的重要限制性养分元素[1-2]，无机态氮是土壤可利用性氮的主要形式。氮的可利用性直接影响到陆地生态系统的生产力，并且与生态系统物种多样性、群落演替及其可持续性之间存在着反馈机制[3-4]。可溶性氮是土壤氮库中最活跃的组成成分，其组成包括铵态氮、硝态氮和可溶性有机氮，其占土壤氮库总量的比例较小，是土壤有机氮向有效氮转化的形式之一，可直接或经转化后供植物利用。同时，作为可迁移的氮源，可溶性氮可随水分移动而迁移至深层土壤造成氮损失，或随地表径流进入水生态系统，造成水体富营养化[4-6]。因此，土壤氮的转化及其运移影响生态系统的健康与功能发挥。

土壤氮素形态及其含量是评价土壤生产潜力与肥力状况的重要指标之一，土壤氮供应状况与林木生长及环境质量密切相关[1-3]。园林绿地是维持城市生态系统可持续发展的关键组成部分，在改善城市生态环境方面发挥着不可替代的重要作用。由于植物-土壤之间的相互作用，不同园林绿地类型对土壤氮的影响不同，Zhang等[7]研究发现不同园林绿地类型土壤氮素转化速率和方向存在显著差异。在森林生态系统中，相同立地条件下的杉木人工林与常绿阔叶次生林相比较，土壤可溶性碳氮含量差异显著，由常绿阔叶林转变为杉木人工林后，土壤肥力显著下降[8-9]。与自然生态系统相比，城市园林绿地生态系统土壤氮素转化特征的研究非常有限[7,10]，由于强烈而频繁的人为干扰，多数绿地土壤已失去了原有的自然属性，空间变异大[11-12]。同时，园林绿地中乔木、灌木与草被根系所至土壤深度不同，对土壤养分的活化和利用作用不同，势必会对土壤养分尤其是氮素有效性产生影响[12-14]。因此，研究园林绿地生草对土壤氮转化及其有效性影响，有助于深入认识不同绿地结构与土壤之间的互作效应，为园林绿地科学养护提供依据。

1 材料与方法

1.1 研究地区概况

研究区位于安徽合肥市中心的安徽农业大学校园及邻近的环城公园(31°38′ N, 117°11′ E)。合肥地处江淮丘陵中部，巢湖湖滨，属于亚热带北部湿润季风气候，冬寒夏热，春秋温暖，无霜期250 d左右。近20年平均气温15.7 ℃，年均降水量1 000 mm，雨量集中，降水强度大，主要集中在5月-7月。地形岗冲起伏，垄畈相间，海拔25～32 m；土壤类型为下蜀黄土母质发育起来的黄棕壤，土层深厚，质地粘重，渗透性差，由于城区土建工程影响，土壤多呈弱碱性，pH 6.5～7.8[12]。其地带性植被类型为亚热带北部落叶常绿阔叶混交林[15]。

1.2 研究方法

在调查区内，选择片林或带状林设置调查样地，绿地植被类型分为林下生草绿地和不生草绿地两类，具体包括龙柏(Sabina chinensis‘Kaizuca')、女贞(Ligustrum lucidum)、雪松(Cedrus deodara) 3种不生草绿地及雪松-绣球(Hydrangea macrophylla)、雪松-麦冬 (Ophiopogon japonicus)、女贞-麦冬、龙柏-麦冬、水杉(Metasequoia glyptostroboides)-麦冬5种林下生草绿地。考虑到植被-土壤之间的相互作用，绿地植被建植年限都选择20年以上，地被建植年限10年以上。依据调查绿地林分面积大小设置10 m × 10 m或3 m × 15 m，各绿地植被类型设置3个重复样地。

于2018年5月中旬选择晴天，在每个样地内机械随机选取4点，去除地表的枯枝落叶后，使用内径为3.5 cm的土钻分别采集0-10 cm和10 -30 cm土壤样品，将同一样地相同土层的土样均匀混合形成一个混合样。土壤样品用四分法分成两部分保存，一部分保存于4 ℃冰箱，用于测定土壤氮素矿化势、可溶性氮组分(包括铵态氮、硝态氮和可溶性有机氮)和含水量等指标；另一部分风干过2 mm筛，再粉碎过孔径为0.178 mm筛，用于测定土壤有机碳和全氮。

土壤含水量采用烘干法测定；土壤有机碳和全氮采用意大利产EA3000元素分析仪测定；铵态氮和硝态氮含量采用2 mol·L-1的KCl浸提[16]，使用FOSS FIA Star 5000型自动流动注射分析仪测定；该浸提液同时用于测定可溶性有机碳和氮含量，采用Jena Multi N/C-3100型TOC分析仪测定。

土壤氮素矿化势采用室内培养法测定，即将新鲜土样过2 mm筛，取30 g至于100 mL三角烧瓶内，将土样含水量调至饱和持水量的60%，封口膜封住瓶口，用大头针扎3个小孔以利通气，然后移至培养箱中，在20 ℃下黑暗培养8周[17]。培养期间，利用称重法每周补充超纯水1次，以保证培养期内土壤含水量基本稳定。培养结束后，取土样使用2 mol·L-1的KCl浸提，采用FOSS FIA Star 5000型自动流动注射分析仪测定铵态氮和硝态氮含量。计算氮素净矿化势、净氨化势和净硝化势：

净氨化势= (培养后铵态氮量-培养前铵态氮量) / (土样干重 × 培养天数)；

净硝化势 = (培养后硝态氮量-培养前硝态氮量) / (土样干重 × 培养天数)；

净矿化势 = 净氨化势 + 净硝化势。

1.3 数据处理

采用Excel 2013和SPSS 19.0进行统计分析，采用单因素方差分析结合LSD法多重比较进行不同绿地类型差异显著性检验，Pearson法进行相关性分析。

2 结果分析

2.1 土壤有机碳、水分与容重

不同园林绿地表层土壤有机碳含量各有差异(表1)，0-10 cm土层有机碳含量在15.26 (女贞绿地)～23.15 g·kg-1(水 杉-麦 冬 绿 地)；10-30 cm土层有机碳含量在12.53～16.08 g·kg-1。0-10 cm和10-30 cm土层生草绿地土壤有机碳含量分别为20.69和14.99 g·kg-1，分别显著高于不生草绿地25.92% (P = 0.007)和12.45% (P = 0.045)。

表 1 不同园林绿地类型土壤有机碳、含水量和容重Table 1 Soil organic carbon, moisture, and bulk density in different types of urban greening lands

不同园林绿地土壤含水量和容重存在一定差异(表1)，0-10 cm表层土壤含水量和容重分别在16.18%～21.29%和1.23～1.48 g·cm-3；10-30 cm土层则分别为17.16%～21.82%和1.25～1.37 g·cm-3。整体上，表层土壤容重高于下层。土壤水分变化趋势有所不同，不生草绿地土壤水分表层高于下层，生草绿地则基本表现为表层低于下层。不同树种绿地土壤含水率存在一定差异(表1)，雪松绿地表层0-10 cm土壤含水量显著高于雪松-绣球和雪松-麦冬绿地(P ＜ 0.05)。10-30 cm土层中，水杉-麦冬、龙柏-麦冬绿地的土壤含水量显著高于雪松-麦冬、女贞-麦冬和雪松-绣球绿地(P ＜ 0.05)。然而，林下生草对土壤水分没有显著影响。不同绿地类型的土壤容重同样存在差异，整体来看，不生草绿地土壤容重显著高于生草绿地(表1)。

2.2 土壤氮组分

不同绿地类型土壤氮组分及其含量存在一定差异(表2)。0-30 cm土层中，土壤全氮含量生草绿地与不生草绿地间无显著差异(P ＞ 0.05)；0-10 cm土层生草绿地的土壤溶解性有机氮含量平均为7.35 mg·kg-1，高于不生草绿地11.4%，但生草并没有显著提高表层土壤的溶解性有机氮含量(P = 0.216)。

土壤无机氮含量不同绿地类型间各有差异(表2)。0-10 cm和10-30 cm土层中，生草绿地的无机氮平均含量分别为4.46和2.14 mg·kg-1，显著高于不生草绿地(分别为2.90和1.42 mg·kg-1)。

2.3 土壤氮素转化

土壤氮素转化主要包括氨化作用和硝化作用，不同园林绿地土壤氮素转化特性存在一定差异(表3)。0-10与10-30 cm土层内，生草绿地土壤净氨化势平均值分别为54.01和38.96 μg·(kg·d)-1，均显著高于不生草绿地，不生草绿地土壤净氨化势平均值分别为40.71和29.99 μg·(kg·d)-1(图1)。生草绿地0-10 cm土壤净硝化势平均值为73.47 μg·(kg·d)-1，比 不 生 草 绿 地[75.95 μg·(kg·d)-1]低3.3%；10-30 cm土层，生草绿地的净硝化势则高于不生草绿地5.8%；生草绿地与不生草绿地之间没有显著差异(P ＞ 0.05)。同样，在0-10 cm土层，生草绿地氮素净矿化势为127.49 μg·(kg·d)-1，高于不生草绿地的9.3%；在10-30 cm土层，生草绿地氮素净矿化势为85.99 μg·(kg·d)-1，高于不生草绿地的15.6%；但生草绿地与不生草绿地之间没有显著差异。

2.4 氮素矿化势与土壤特性指标的相关性

相关性分析结果(表4)显示，0-30 cm表层土壤净氨化势和净硝化势与土壤全氮、无机氮、可溶性有机氮及有机碳含量显著正相关(P ＜ 0.05)，而与土壤容重、含水量没有显著相关性。土壤净硝化势与净氨化势极显著正相关(P ＜ 0.05)。

3 讨论与结论

氮是植物生长发育所必需的重要营养元素，土壤氮含量影响着植物分布和生长状况[1,3]。土壤氮素主要来源于生物固氮、施肥以及生物有机残体归还，还有大气沉降[18-19]，然而，在自然生态系统中生物有机残体是土壤氮素来源的主要途径，森林生态系统中凋落物归还提供了超过90%的土壤氮素来源[20]。城市绿地由于为了保持清洁卫生，定期清除林下凋落物，对维持绿地生态系统正常养分循环产生较大影响，也是导致城市土壤贫氮的主要原因之一[12]。我国城市绿地土壤的研究[21-22]显示，其表层土壤全氮含量普遍低于1.5 mg·g-1。林下生草没有显著改变表层土壤的全氮含量，这可能与林下植被的生长消耗有关。

土壤可溶性氮是反映土壤氮素有效性的重要指标，Chen等[23]利用2 mol·L-1KCl浸提，分析得出22个林地表层0-10 cm土壤可溶性氮含量为5～45 mg·kg-1，平均占土壤全氮的2.3%。本研究中，不同园林绿地表层0-10 cm土壤可溶性氮含量仅为8.39～13.56 mg·kg-1，平均为土壤全氮的1.03%，远低于森林土壤[5]。林下生草显著提高了表层土壤可溶性氮含量，尤其是无机氮含量极显著高于不生草绿地。可能原因包括两方面：其一是林下生草形成复层结构，增加了有机质输入，特别是植物细根周转的输入，促进了土壤氮素矿化作用；其次是林下生草大大减少了人为践踏，显著降低土壤容重，有效改善绿地环境，有利于土壤氮转化。

图 1 园林绿地生草对土壤氮素矿化的影响Figure 1 Effect of grass planting on soil nitrogen mineralization of urban greening land

表 4 不同园林绿地类型土壤氮矿化势与特性指标的相关关系Table 4 Correlation coefficients between nitrogen mineralization potential and soil parameters in different types of urban greening land

氮素矿化速率是表征土壤供氮能力的一个重要指标[24]。土壤氮矿化速率测定通常采用野外原位培养和实验室培养两种方法[7, 17, 25]，所获得的结果存在一定差异，一般地野外原位培养法会低估氮转化速率，主要是由于野外条件下土壤水分、温度变化无常、不能维持稳定；而实验室培养多选择有利于氮转化的温度和土壤水分条件。因此，与野外原位培养相比，实验室培养可能高估了氮矿化速率。但是，已有不少研究表明这两种方法所测定的结果存在较高的相关性，无论哪种方法都能在一定程度上反映土壤氮转化的整体变化趋势[25-27]。有关城市园林绿地土壤氮矿化的研究报道甚少，现有的研究结果表明，绿地土壤具有较高的净硝化速率[7, 19, 28]，本研究采用实验室培养法测定了园林绿地0-30 cm土层土壤的氮矿化速率，得出类似的结果，本研究还显示绿地生草显著提高了土壤净氨化势，而对净硝化势没有显著影响，这一结果表明林下生草改变了绿地土壤氮素转化性质，显著提高氨化作用，这有助于维持土壤氮素有效性，避免氮损失。由于无机氮中硝态氮极易淋失，同时土壤硝态氮过多，易加速反硝化作用，形成氧化亚氮和氮气而释放大气[6,29]。可见，绿地生草能提高土壤氮素有效性，缓解城市土壤贫氮状况[7,12]，可促进树木生长，提高绿地生态功能。

土壤氮矿化作用受到诸多因素的影响，其中植被因素的影响是最直接而显著的，不同植被类型、物种组成会直接或间接地影响土壤理化特性[14,30-31]，进而对氮矿化过程产生影响。不同植被由于输入土壤有机质的数量、质量不同，使得土壤有机质、氮含量存在一定程度的差异[28]，这无疑对氮矿化作用产生影响。本研究中，生草绿地表层土壤(0-30 cm)有机碳显著高于不生草绿地，这种差异可能与来自草本植物的凋落物输入、根系周转及根系分泌物有关，这些不仅影响土壤理化特性，还直接影响土壤微生物组成及其群落结构、土壤酶活性等[32-34]，从而对氮矿化产生不同的影响。本研究结果也显示，土壤氮矿化速率与有机碳含量呈显著正相关关系。在森林土壤中，土壤有机碳含量与土壤容重显著相关，但是本研究结果显示，两者间没有相关性，这也导致出现了土壤氮矿化作用与土壤容重没有显著相关性，其造成原因有待进一步研究。在诸多生态系统中，土壤pH是影响土壤氮转化、制约硝化速率的一个重要因素。有研究指出土壤pH升高可激发硝化作用，而pH降低则抑制硝化作用[35-36]。园林绿地土壤pH普遍较高，大多呈碱性[12,21]，硝化作用强烈[7,36]，这与本研究结果一致，充分表明城市土壤中硝化微生物群落对酸性环境敏感，强烈的硝化作用增加了园林绿地土壤硝态氮淋失的风险，而林下生草能促进氨化作用，可降低硝态氮淋失风险。