氮添加对黄河三角洲滨海湿地土壤有机碳矿化的影响

张安峰

（山东黄河三角洲国家级自然保护区管理委员会，山东 东营257091）

滨海湿地是海洋生态系统与陆地生态系统之间的生态过渡带。滨海湿地作为重要的湿地类型之一，是有机碳的天然储库，联系起全球碳循环[1]，具有较高的净初级生产力和固碳能力[2]。同时，滨海湿地生态系统土壤有机碳含量的变化对全球碳循环与碳收支过程影响显著。

黄河三角洲受中上游排放及潮汐携带的大量含氮物质，加之地貌和人为作用，发育成为了复杂多样的湿地生态系统，为开展外源氮输入对滨海湿地土壤碳循环关键过程的影响研究提供了理想的场所。本文以山东黄河三角洲国家级自然保护区大气氮沉降模拟实验区土壤为研究对象，通过添加不同种类氮肥以及氮浓度梯度处理，采用室内矿化培养的方法，研究该地区常年施肥土壤有机碳矿化的变化规律，为进一步研究滨海湿地有机碳矿化机理以及科学评价其碳循环提供数据支撑。

2 材料与方法

2.1 研究区概况

本研究区域位于山东省东营市的东北部、渤海西岸山东黄河三角洲国家级自然保护区（37.75°N，118.98°E），该区域处于暖温带半湿润大陆性季风气候带，年均气温12.9℃[3]，年均降雨量530～630 mm，年蒸发量1900～2400 mm。此地季节间降水分配不均且蒸发量大，常有旱、涝、风、霜、雹以及风暴潮等自然灾害，土壤主要为盐化沼泽土和潮滩盐土，土壤盐碱化严重，盐碱地的空间分布在宏观上表现为随距海远近和海拔高低呈明显的带状分布。该地主要植被类型为芦苇、柽柳、盐地碱蓬、碱蓬等。

2.2 样品采集

黄河三角洲滨海湿地大气氮沉降模拟实验区设置在山东黄河三角洲国家级自然保护区芦苇试验区内，样地被划分为70个不同实验小区，每个小区大小为7 m ×5 m，并且各小区之间设置宽0.5 m步道便于监测取样，采取随机分布方式设置实验类型的重复以防止相互干扰。试验选定的氮形态分别为硝酸铵（NH4NO3）、氯化铵（NH4Cl）、硝酸钾（KNO3），根据中国市域氮、硫沉降的一般区间及同类研究的施氮量[4,5]，结合黄河三角洲实际沉降量[6]，按照中偏高输入标准自2012年5月起模拟研究未来氮沉降量持续增加对温室气体排放的影响。其中，施氮量设置梯度分别为5 gN·m-·2yr-1、10 gN·m-·2yr-1、20 gN·m-·2yr-1，另设1个对照处理组（CK），共计10个处理（表1），每种处理设置5个重复的小区。施肥是每个小区用5 L 自来水溶解氮肥，每月均匀施加在样地，对照小区施用等量自来水。

表1 培养实验的不同处理

2018年3月在该试验样地随机选取每种处理的3个重复小区并在每个小区内取4个具有代表性的点，用土钻采集表层（0～10 cm）和下层（10～20 cm）土层土壤，去除表层腐质层后混合在一起。将采集的土样用自封袋密封带回实验室，自然风干后剔除根系和砂砾，过2 mm 筛，室内运用培养法研究不同氮肥类型、含量及其耦合作用对滨海湿地土壤有机碳矿化速率的影响。

2.3 室内矿化培养

实验室恒温培养法是目前最为普遍的有机碳矿化速率测定方法，本研究采用干土进行培养试验。称取过10目筛干土样100 g 平铺于1000 mL 棕色广口瓶中，按土壤田间最大持水量的60%输入同等容量的蒸馏水。每个处理设4个采气重复，14个用于培养阶段性取土测量理化性质。

在培养试验开始前，将培养瓶用木塞密封，并提前在木塞中间插入气密针并连接鲁尔接头和带有三通阀的软胶管，作为气体取样口。培养瓶在原位平均温度（22℃）下培养26 d，实验开始前三天每天用气密针抽气筒从培养瓶顶部抽取气样存入事先抽成真空的集气瓶中，使用气相色谱仪（Agilent-7890A）测定温室气体浓度。前三天实验数据变化较为稳定后，改为隔天采气测量。每次抽气前先用抽气筒反复抽吸几次，使瓶内气体浓度分布均匀。实验抽气完成后取下木塞让瓶内外空气流通，并用恒重法称量加水确保瓶内土壤含水量稳定，下次采气前24 h 采集培养瓶上部空间气体样本，作为空白样品气体浓度再将培养瓶加塞密封培养。

2.4 数据处理与分析

由于本次试验中对土壤有机碳矿化培养时间较短，该过程中消耗的有机碳为土壤活性有机碳，所以采用一级动力学方程对土壤有机碳矿化过程进行模拟[7]，其表达式如下：

Ct=C0×(1-e-kt)

式中：C0——土壤有机碳潜在矿化碳库(μg/kg)；

k——矿化速率常数(d-1)；

t——培养天数(d)；

Ct——培养时间t(d)内土壤累积有机碳矿化量(μg/kg)。

采用Excel 2013 对试验所得数据进行分析和处理；重复试验数据的平均值及标准差计算、土壤有机碳日均矿化量及累积矿化量的差异性检验、不同氮添加类型间理化性质、土壤有机碳矿化动态拟合以及土壤有机碳矿化参数与基本理化性质之间的相关性检验采用SPSS 20.0软件进行统计分析，其中显著性差异P＜0.05。结合SigmaPlot 9.0 进行制图。

3 结果与分析

3.1 模拟氮沉降对CO2 释放的影响

随着培养时间的不断增加，在氮输入含量相同的情况下比较不同氮肥种类对滨海湿地土壤CO2的释放速率变化的影响发现，与CK相比突出氮肥种类不同对土壤有机碳矿化影响的显著性（图1）。而图2在氮肥种类相同的情况下，通过设置施氮量梯度比较CO2累积释放量，图3则显示了上下层土壤在不同实验处理下的差异性。

在培养的不同时间段，氮输入对滨海湿地土壤CO2的释放速率变化的影响也是不同的。室内培养的前4 d，各处理下的CO2释放速率较其他时间段明显较高，与对照组相比较，不同处理均促进了土壤二氧化碳释放速率。第5-26 d 各处理土壤CO2释放速率变化幅度不大，氮输入对CO2释放速率的促进作用也趋于平稳。整体而言，不同氮输入处理并没有显著改变滨海湿地土壤有机碳矿化的时间变化趋势，不同处理下土壤有机碳矿化速率均表现为随培养时间的增加而递减，最大值均发生在培养第1 d。不同氮沉降处理土壤CO2释放速率的差异在0-10 cm 土层更为显著，表层土壤对照组CO2释放速率变化范围介于3078.94-656.98 μg/g soil之间。在低氮组中，3种氮肥的促进作用大致表现为KNO3＞NH4NO3＞NH4Cl；而在中氮组中，NH4Cl 实验组对CO2释放速率的促进作用较大；高氮组3种不同种类氮肥作用效应与低氮组基本相同。而在下层土壤的实验结果中所得结论与上层土壤不同，NH4Cl实验组的促进作用在不同施氮量下均最高。

一段培养时间内土壤CO2的总释放量可代表土壤有机碳累积矿化量。如图3-5，随着培养时间的增加，各处理的土壤CO2累积释放量均不断增加，增长速率不断减小，即土壤累积矿化量随时间呈指数增长趋势。培养前期（0-10 d）土壤累积矿化量约占整个培养期内总累积矿化量的50%左右，培养中期（11-20 d）土壤矿化速率明显下降，前20 天土壤累积矿化量约占整个培养周期（26 d）的85%，培养后期（21-26 d），土壤矿化速率变化明显缓慢。

在矿化培养期内，表层和下层土壤CO2累积释放量的变化范围分别为3078.94 ～ 21772.37 μg/g soil、1818.33 ～ 12981.03 μg/g soil。其中上层土壤所得实验结果表明不同种类氮肥土壤累积矿化量的最大值出现于不同的施氮量，即外源氮输入量的增加并不能一直促进土壤有机碳矿化。例如，在KNO3实验组土壤CO2总释放量的峰值出现于20 gN·m-2·yr-1的施氮量，但5 gN·m-2·yr-1施氮量实验组的二氧化碳总释放量大于10 gN·m-2·yr-1施氮量实验组。上层土壤实验结果可知，NO3--N和NH4+-N的加入提高了CO2的排放速率，尤其是随着NO3--N的含量的增加而增加。另一方面，NH4+和NO3-的协同反应导致CO2排放率比单一氮处理的显著降低。下层土壤与表层土壤CO2排放率差异显著。在整体上，NO3--N 对CO2排放速率的影响大于NH4+-N 剂量。下层土壤在施加三种不同氮肥类型的条件下，土壤累积矿化量都表现为高施氮量＞中施氮量＞低施氮量，且不同施氮量处理之间土壤累积矿化量差异显著。这说明下层土层土壤在所施氮肥类型相同的情况下，外源氮输入含量越高越有利于土壤有机碳的矿化分解。上下层土壤所得实验结果之所以不保持一致，是因为土壤有机碳的矿化作用受其多种理化性质的影响。

氮输入对上下层土壤CO2的平均释放量的影响如图3所示，上层土壤的二氧化碳平均释放量均显著高于下层土壤（P＜0.05），且对氮输入影响的响应更为明显。从上层土壤看，为期26 d的培养后，中施氮量的NH4Cl 实验组的有机碳平均矿化量最高，达1411.82 μg/g soil，较对照组增加了68.6%。不同氮输入下二氧化碳平均释放量的差异可表现为MNH ＞HNO ＞HNH ＞LNO ＞MNN ＞MNO ＞HNN ＞LNN ＞LNH＞CK，即铵态氮（NH4NO3、NH4Cl）施氮量为10 gN·m-2·yr-1时，对滨海湿地土壤有机碳矿化的促进作用最强；而硝态氮（KNO3）在施氮量为20 gN·m-2·yr-1时，对土壤有机碳矿化促进作用最明显。下层土壤所得实验结果与上层土壤相似。

表2 土壤有机碳矿化的一级动力学参数（平均值±标准误）

3.2 土壤有机碳矿化模拟

矿化培养过程中，根据不同施氮类型及土层深度下土壤各个阶段测定的CO2释放量，以及计算出来的土壤有机碳累积矿化量，可以运用一级动力学方程，采取非线性回归的方式对土壤有机碳矿化进行拟合，得到C0和k值，结果如表2所示，由R2可以知道该模型拟合效果较好。C0和k值是土壤有机碳矿化作用的表征，C0值越大、k值越小表明土壤有机碳矿化作用越强，反之则越弱。

由表2可知，不同施氮类型下土壤的C0值变化范围为4004.69～11189.53 μg/kg。方差分析表明，相同土层的不同施氮类型土壤C0值存在显著差异，上层土壤C0值以高施氮量KNO3实验组为最高，下层土壤以高施氮量NH4Cl 实验组为最高，各层土壤C0值均以对照组为最低；土层深度对土壤有机碳C0也有显著影响，但上下层不存在一致的变化规律。k变化范围为0.109～0.055 d-1，高施氮量NH4NO3实验组各土层均为最大。

4 讨论

土壤有机碳矿化会受到很多因素的影响，其中包括有机碳的化学组成、土壤湿度、温度和质地等因素的影响，也是土壤微生物学活性的综合体现。不同外源氮添加类型下土壤有机碳矿化的变化趋势基本一致，均表现为前期速度较快而后期显著减缓，与自然环境条件下土壤有机碳矿化过程类似[8]。矿化培养的初期，土壤中易分解的养分含量相对较高，这些养分可以为土壤微生物的生长和代谢的过程提供充足的营养物质，使得土壤微生物量和微生物活性都大大提高。另一方面，设置60%田间最大持水量环境有利于土壤中溶解有机碳的溶出，增加微生物的可利用碳源。同时，土壤复水作用会对土壤中的微生物产生“激发效应”，这种效应可以加速土壤有机碳的矿化。因此这段时间土壤有机碳矿化速率很快，而随着培养时间的延长，土壤中的易分解有机碳不断减少，微生物代谢活动逐渐受到营养源的限制，碳源转成了微生物活性的主要限制因子，有机碳矿化速率则相对前期显著降低，各处理间的差异也逐渐缩小[9]。Ross[10]等发现森林和草地生态系统中，当土壤有机碳含量较低时，土壤碳矿化释放的CO2-C 也会降低，而且有机碳矿化的比例会随着土层加深而降低；土壤表层有机碳累积矿化量比底层土壤高[11]，本研究结果类似。这是因为土壤表层有机碳含量较高，活性有机碳所占比例较高有关[12]。

黄河三角洲滨海湿地属于新生湿地生态系统，湿地土壤盐渍化程度很高，质地疏松易板结，持水能力较差，碳、氮等营养元素含量低[13]，土壤微生物种类和数量相对较低[14]。外源氮素的添加改善了研究区土壤的质地，包括降低了土壤容重并提高了土壤的田间持水量。微生物栖息环境和养分条件的改善有助于增加微生物量，通过使原本受氮素限制的土壤微生物酶活性增强以提高微生物活性[15]，促进土壤有机碳矿化分解。不过目前氮输入对土壤有机碳矿化速率的影响研究结论还不尽一致。部分实验可能由于长期高氮处理，土壤pH 降低，加速土壤酸化，从而导致处理土壤碳矿化量较低。氮添加对土壤有机碳分解几乎没有影响的实验结果也很多，其可能的原因在于：添加到土壤中的低分子氮化合物易与土壤中的碳分子结合形成高分子量的含碳化合物而难被微生物利用，这样外加氮被固定到稳定的土壤有机库中[16]，从而使有机碳矿化对氮添加处理无明显响应。另外，有机碳的分解需要一个长期过程才会发生较大的变化，室内培养实验周期较短，氮添加对土壤有机碳矿化过程的影响可能还难以显现。

再者，研究结果显示，相同较低氮浓度下，铵态氮对有机碳矿化速率的促进作用强于硝态氮，是因为硝态氮更易于与土壤中木质素结合，生成更稳定的有机物[17]。氮素的添加效应也取决于氮添加量和添加之前的土壤氮素水平，并与土壤可利用性氮含量直接相关。氮输入对黄河三角洲滨海湿地土壤有机碳矿化总体上起了一定的促进作用，不同氮浓度和氮形态的促进程度不同。当施加同类型氮肥时，外源氮输入量的增加并不能始终促进土壤有机碳矿化，这主要是由于当氮输入到达一定量时，氮源已不是土壤微生物的主要限制性因素，这时可利用性碳源可能成为微生物活动的主要限制因子。并且适量的氮添加可以促进植物的生长，促进生产力，提高凋落物量，使较多的碳分配转移到地下部分，促进自养呼吸和异养呼吸；而过高氮添加会导致土壤可利用性氮增加，减少植物地下部分的碳素分配，降低根际的自养呼吸[18]。

5 结论

不同氮输入处理并没有显著改变滨海湿地土壤有机碳矿化的时间变化趋势，不同处理下土壤有机碳矿化速率均表现为随培养时间的增加而递减。

下层土层土壤在所施氮肥类型相同的情况下，外源氮输入含量越高越有利于土壤有机碳的矿化分解。上下层土壤所得实验结果之所以不保持一致，是因为土壤有机碳的矿化作用受其多种理化性质的影响。