模拟酸雨对南亚热带森林凋落物分解和土壤呼吸的影响

2021-12-08王玄熊鑫张慧玲赵梦頔胡明慧褚国伟孟泽张德强

生态环境学报 2021年9期

王玄，熊鑫，张慧玲，赵梦頔，胡明慧，褚国伟，孟泽，张德强*

1. 中国科学院华南植物园，广东广州 510650；2. 中国科学院大学，北京 100049

酸雨作为当今世界最严重的环境问题之一，其主要成因是人类活动如工业生产和汽车尾气等排放的二氧化硫和氮氧化物在大气或雨水中转化为硫酸和硝酸等（Larssen et al.，2000；Zhang et al.，2007）。自工业革命以来，全球二氧化硫和氮氧化物排放量持续增加（Zhang et al.，2007），致使欧洲、北美和中国南方相继成为全球三大酸雨区（Duan et al.，2016）。尽管近年来全球酸性气体排放量有所下降，但监测数据表明，中国南方地区大气降水的pH值大多在4.5—5.6之间，部分地区降水pH值在4.5以下（Feng et al.，2021；陈璇等，2020）。森林作为陆地生态系统的重要组分，同时也是酸雨的主要受体（仇荣亮等，1998），长期的酸雨必然会引起森林生态系统结构和功能的改变，进而影响系统内各元素的生物地球化学循环过程（Schaberg et al.，2001；刘菊秀等，2003）。

土壤呼吸是生态系统碳循环的重要环节，也是全球碳循环的主要通路（杨玉盛等，2004），其对酸雨的响应亦受到国内外学者的普遍关注（Lv et al.，2014；刘源月等，2010）。据估计，每年全球土壤由于土壤呼吸作用向大气释放的碳约为 68 Pg，超过全球陆地生物群落的总净初级生产力（Raich et al.，1992），仅次于植物总光合作用同化的碳量（Bond et al.，2010）。由此可见，土壤呼吸即使发生微小的变化，其对全球碳循环，尤其是对大气CO2浓度的变化将产生巨大的影响（Lehmann et al.，2015）。凋落物分解是森林生态系统物质循环和能量流动的主要途径（Wardle et al.，2004），也是森林土壤呼吸的重要组分，有研究估算得出，地表凋落物和土壤有机质分解产生的 CO2占全球土壤 CO2排放通量的74%（Raich et al.，1992）。全球范围内，关于凋落物分解和土壤有机碳排放之间的关系已有广泛研究（Vasconcelos et al.，2004；Zimmermann et al.，2009），但凋落物分解和土壤呼吸过程对环境变化（如酸雨胁迫）的响应与适应机制仍存在着诸多不确定性（Lv et al.，2014；Wang et al.，2018；王楠等，2020）。森林土壤碳库是全球碳库的重要组成部分，在全球碳循环中起着不可替代的作用（Robert et al.，2017）。因此，探索酸雨对森林凋落物分解和土壤呼吸的影响及其调控机制，对了解和预测未来全球变化背景下森林土壤碳库乃至全球碳平衡格局的动态变化具有重要意义。

酸雨导致森林土壤酸化，使土壤中碱性阳离子浸出，加快养分淋失，从而改变土壤微生物活性并以此影响凋落物分解和土壤呼吸（Chen et al.，2015；Johnson et al.，2018）。多数研究发现，酸雨会抑制凋落物分解，并且随着酸雨强度增加，其抑制作用更加明显（Lv et al.，2014；洪江华等，2009），主要原因是pH值的改变影响了微生物群落结构和相关酶活性（Tang et al.，2019；胡苑柳等，2021）。关于酸雨对土壤呼吸的影响，不同研究者报道的结果往往不同，主要表现为促进作用（刘源月等，2011）、抑制作用（Wu et al.，2016）、先促进后抑制（王楠等，2020）或无显著影响（Zheng et al.，2019）等多种效应，这与研究区域的植被类型、土壤性质、酸沉降特征（酸沉降类型、强度、持续时间）等密切相关。受实验手段的制约，以往的研究大多是基于室内的模拟实验（谢小赞等，2009；程锦萍等，2021）或采用网袋法进行凋落物分解实验（洪江华等，2009；季晓燕等，2013），其研究结果能否适用于野外自然分解环境还难以定论。故有必要在酸雨问题严重的中国南方地区开展长期的野外控制试验，深入探究酸雨对森林凋落物分解和土壤呼吸的影响及其机理。为此，选择南亚热带地区的鼎湖山针阔叶混交林开展人工模拟酸雨控制试验，通过设置不同梯度的酸雨处理，采用原位破坏性取样的方法，探究酸雨对南亚热带森林凋落物分解速率和土壤呼吸速率的影响；同时对试验过程中相关的环境因子进行长期的跟踪观测，以揭示凋落物分解和土壤呼吸过程对酸雨胁迫的响应与适应机制。研究结果有助于全球变化背景下南亚热带森林土壤碳汇潜力的科学预测与评估。

1 材料与方法

1.1 研究区域与样地概况

研究地位于广东省肇庆市的鼎湖山国家级自然保护区（112°30′39″—112°33′41″E， 23°09′21″—23°11′30″N），保护区总面积约为 1155 hm2，最高峰鸡笼山海拔1000.3 m，山体平均坡度为30°—45°。该区属南亚热带季风性气候，雨热同期，干湿季明显。年平均气温为21.0 ℃，最冷月（1月）和最热月（7月）的平均温度分别为12.0 ℃和28.0 ℃；年降雨量1956 mm，其中湿季（4—9月）的降雨量约占全年的76%；年平均相对湿度为80.8%（周存宇等，2004；王春林等，2007）。近年来鼎湖山地区大气降水pH值范围在3.5—6.0，平均值为4.38，酸雨频率大于90%，主要无机离子有SO42−、NH4+、H+、NO3−、Cl－和Ca2+等，降水类型有由硫酸性降水向硫酸-硝酸混合型转变的趋势（朱圣洁等，2011）。

保护区内存在着处于不同演替阶段的3种林型，即马尾松林（演替早期）、针阔叶混交林（演替中期）和季风常绿阔叶林（演替顶级）。本研究选取的针阔叶混交林为南亚热带森林演替系列中期的典型森林，由人工种植的马尾松林经阔叶树种的自然入侵而演替形成，是保护区分布面积最大的森林类型，林龄约为100年（Huang et al.，2016）。群落垂直结构大致可分为4层，其中乔木2层、灌木1层、草本1层，此外还有少量藤本和附生等层间植物，目前物种组成正快速趋同于演替顶级群落，主要优势树种有马尾松（Pinus massoniana）、木荷（Schima superba）、锥（Castanopsis chinensis）和黄果厚壳桂（Cryptocarya concinna）等（梁国华等，2015）。

1.2 试验设计

2009年初在针阔叶混交林样地设置了9个10 m×10 m的样方，用于开展模拟酸雨实验。每个样方四周用水泥板材围起，水泥板材插入地表下20 cm，地上部分高出地表5 cm，每个样方之间预留3 m宽的缓冲带。根据鼎湖山地区近年来大气降雨的酸度、化学元素组成及其变化趋势，以 H2SO4-HNO3体积比为1꞉1的水溶液用作模拟酸雨试验溶液，设置3个酸雨强度处理，分别为CK（pH值4.5的天然湖水）、T1（pH值3.5）、T2（pH值3.0），每个处理设置3个重复样方。2009年6月开始进行模拟酸雨处理，每月的月初和月中将配制好的40 L模拟酸雨，人工均匀喷洒在对应的样方内。在模拟酸雨喷淋期间，T1和T2接受的H+输入量分别为32、96 mol·hm−2·a−1，相当于自然穿透雨 H+输入量的 1.0倍和3.0倍（梁国华等，2015）。

2019年7月，在每个酸度处理下设置5组重复的凋落物分解试验小区，分布在3个重复样方中（其中一个样方布置1组，其他两个样方各布置2组）。每个试验小区由未覆盖凋落物的对照组、覆盖木荷凋落物组和覆盖锥凋落物组构成；对照组设置1个PVC分解环（直径20 cm、高25 cm、高出地面5 cm），覆盖木荷凋落物组和覆盖锥凋落物组各设置6个分解环（用于6次破坏性采样），分解环上方覆盖尼龙网罩，以遮挡自然凋落物（图1）。2019年9月初，将收集的锥和木荷叶凋落物置于各分解环中（每个环内放置10 g凋落物）开展原位分解实验。试验期间，在每个分解小区分别选定一个覆盖木荷凋落物、覆盖锥凋落物和无凋落物覆盖（对照）分解环（图1蓝色环）作为固定测定土壤呼吸的分解环，每月月初进行1次土壤呼吸的测定；破坏性采样分别在分解开始后第2、4、7、10、13、15个月月初进行（共6次），每次在覆盖木荷凋落物组和覆盖锥凋落物组随机选取1个分解环，回收木荷和锥残余凋落物以计算凋落物分解残留率，同时挖取分解环内的土壤样品（0—10 cm）；最后一次采样时（2021年1月），将对照组分解环内的土壤样品（0—10 cm）一同取出。

图1 凋落物分解实验小区示意图（a）和实例图（b）Fig. 1 Layout (a) and example (b) of litter decomposition experiment plot

1.3 土壤呼吸速率和温湿度的测定

2019年10月—2021年1月，每月中旬使用静态箱法将土壤呼吸气体采集到500 mL的气袋中，采集时间为上午 09:00—11:00（Tang et al.，2006），将气袋带回华南植物园后使用温室气体分析仪（G2508，Picarro公司，USA）进行测样。在采集气体样品的同时使用土壤温湿度速测仪（takeme-10，大连哲勤科技有限公司）测定每个分解组10 cm深度的土壤温度和湿度。

1.4 凋落物分解残留率的测定

每次采样时用镊子将分解环内残余的凋落物样品收集到信封中（锥和木荷各 5份），带回实验室，用小毛刷清除附着于凋落物叶上的泥土并清洗干净后，放至 60 ℃烘箱中烘至恒重。对烘干后的凋落物样品进行称重，计算其分解残留率。

1.5 土壤pH值、微生物生物量的测定

土壤样品的采集：用内径 5 cm的土钻和小铲等工具采集 0—10 cm的环内土壤，装入布袋并做好标记带回实验室，用镊子剔除样品中可见的植物残体和砾石后，迅速过2 mm网筛。对2021年1月采集的土壤进行了土壤微生物生物量碳的测定，采用氯仿熏蒸浸提法，计算土壤中的微生物生物量碳；同时对试验开始前（2019年8月）的土壤本底pH值进行了测定，以1 mol·L−1氯化钾溶液浸提（水土比为 2.5꞉1）后用 pH 计（PH510，Alalis，Shanghai，China）测定。

1.6 数据处理

应用统计软件SPSS 20进行数据处理分析，采用重复测量方差分析检验土壤呼吸、土壤温度、土壤湿度和凋落物分解残留率在处理间随时间变化的差异显著性；单因素方差分析检验年土壤呼吸通量、土壤pH值和土壤微生物量在处理间的差异显著性；回归分析方法建立土壤温度、土壤湿度与土壤呼吸速率之间的统计关系。土壤呼吸与温度之间关系采用指数模型：

式中：

y——土壤呼吸速率；

t——土壤温度；

a——温度为 0 ℃时的土壤呼吸（Luo et al.，2001）；

b——温度反应系数。

Q10值通过下式确定（Xu et al.，2001）：

凋落物残留率通过下式计算：

式中：

fd——某一时刻凋落物残留率；

Td——某一时间凋落物干质量；

T0——初始时间干质量。

应用SigmaPlot 14.0软件作图。

2 结果与分析

2.1 模拟酸雨对凋落物分解的影响

经过 15个月的分解，木荷和锥凋落物的分解残留率在 CK、T1和 T2处理下分别为 37.94%、40.63%、44.14%和 21.92%、40.27%、48.72%（图2）。模拟酸雨对凋落物分解的影响与分解阶段和酸处理强度有关。在分解前期（2019年9月—2020年4月），木荷和锥凋落物的分解残留率在不同酸度处理下均没有表现出显著差异（P>0.05）；在分解后期（2020年5月—2021年1月），T2处理下木荷和锥凋落物的分解残留率均显著高于 CK处理（P<0.05）。

图2 不同酸度处理下木荷（a）和锥（b）凋落物的分解残留率Fig. 2 Litter decomposition residual rate of Schima superba (a)and Castanopsis chinensis (b) among different acid treatments

2.2 模拟酸雨对土壤呼吸的影响

如图3所示，2019年10月—2021年1月观测周期内，各处理组不同酸度处理下的土壤呼吸速率均表现出明显的季节动态，湿季（2020年4—9月）土壤呼吸速率显著高于干季（2019年10月—2020年3月）（P<0.05）。对照组、覆盖木荷凋落物组、覆盖锥凋落物组湿季平均土壤呼吸速率分别为干季的1.91、1.99、2.01倍。对15个月观测期土壤呼吸速率的分析结果显示，对照组中3个处理间均有显著差异（P<0.05）；覆盖木荷凋落物组CK与T1、T2处理间差异显著（P<0.05），T1和T2处理间不显著（P>0.05）；覆盖锥凋落物组T2与CK、T1处理间差异显著（P<0.05），CK和T1处理间无显著差异（P>0.05）。

图3 不同酸度处理下未覆盖凋落物的对照组（a）、覆盖木荷凋落物组（b）和覆盖锥凋落物组（c）土壤呼吸速率的季节动态（2019年10月—2021年1月）Fig. 3 Seasonal dynamics in soil respiration rates of without litter(a), schima superba litter (b) and Castanopsis chinensis litter (c)among different acid treatments (from October 2019 to January 2021)

模拟酸雨显著抑制了各处理组的土壤呼吸（图4）。计算了观测周期内一年的土壤呼吸通量（2020年1月—2021年1月，其中2020年2月因新冠疫情影响未采样），结果显示，对照组年土壤呼吸通量在CK、T1、T2 处理下分别为(5669.67±67.32)、(4811.89±89.59)、(4110.22± 77.14) g·m−2·a−1，覆盖木荷凋落物组的年土壤呼吸通量在CK、T1、T2处理下分别为 (5809.99±71.23)、(4868.79±84.79)、(4908.23±92.68) g·m−2·a−1，覆盖锥凋落物组的年土壤呼吸通量在 CK、T1、T2处理下分别为(5751.36±74.76)、(5441.88±81.90)、(5072.19±90.13)g·m−2·a−1。对照组和覆盖木荷凋落物组中，模拟酸雨处理显著降低了年土壤呼吸通量（P<0.05），但 T1和T2处理间差异不显著（P>0.05）；覆盖锥凋落物组的年土壤呼吸通量在CK和T2处理间差异显著（P<0.05），但CK和T1、T1和T2处理间差异不显著（P>0.05）。同一酸度处理下，3个处理组的年土壤呼吸通量在 CK和 T1处理下差异不显著（P>0.05）；T2处理下对照组的年土壤呼吸通量显著低于覆盖木荷和锥凋落物组（P<0.05），木荷和锥凋落物组间无显著差异（P>0.05）。

图4 不同酸度处理间的年土壤呼吸通量（2020年1月—2021年1月）Fig. 4 Annual soil respiration fluxes among different acid treatments (January 2020 to January 2021)

2.3 模拟酸雨对土壤温湿度的影响

土壤温度和土壤湿度在不同酸度处理下均表现出明显的季节动态，湿季较高，干季较低。15个月的测定周期内，不同酸度处理间的土壤温度和土壤湿度均无显著差异（P>0.05）（图5）。

图5 不同酸度处理下土壤温度（a）和土壤湿度（b）的季节动态（2019年10月—2021年1月）Fig. 5 Seasonal dynamics in soil temperature (a) and soil moisture(b) among different acid treatments (October 2019 to January 2021)

2.4 土壤呼吸速率与土壤温湿度的关系

将土壤呼吸速率和土壤温、湿度进行相关性分析（表1），结果显示，对照组、覆盖木荷凋落物组和锥凋落物组在CK、T1和T2处理下土壤温度与土壤呼吸速率均呈显著指数回归关系（P<0.05）；除覆盖锥凋落物组的CK处理外，土壤湿度与土壤呼吸速率均呈现出显著的直线回归关系（P<0.05）。根据土壤呼吸速率与土壤温度之间的指数回归关系，可得出其相应的土壤呼吸温度敏感性系数Q10值。如表1所示，覆盖锥凋落物组的Q10值在CK、T1和T2处理下分别为1.51、2.01、2.34，随酸度增加而增大；对照组和覆盖木荷凋落物组的Q10值在CK、T1和 T2处理下分别为 1.54、2.59、2.20和1.67、2.53、2.03，随酸度增加表现出先增大而后略为减小。

表1 模型R=aebt和R=aM+b分别拟合土壤呼吸速率与0—10 cm土壤温度和土壤湿度的关系Table 1 Models R=aebt and R=aM+b fit the relationship between soil respiration rate (R, mg·m−2·h−1) and soil temperature (t, ℃) and soil moisture(M, %) between 0 and 10 cm, respectively

2.5 模拟酸雨对土壤pH值、微生物生物量碳的影响

土壤（0—10 cm）pH值在T1处理下没有表现出显著差异（P>0.05），在 T2处理下显著降低（P<0.05）（图6a）。对照组在CK、T1和T2处理下的土壤微生物生物量碳质量分数分别为(265.32±23.11) 、 (155.87±29.52) 、 (80.84±29.48)mg·kg−1，覆盖木荷凋落物组在 CK、T1、T2处理下的土壤微生物生物量碳质量分数分别为(321.89±11.76)、 (371.73±40.66)、 (397.53±37.99)mg·kg−1，覆盖锥凋落物组在 CK、T1、T2处理下的土壤微生物生物量碳质量分数分别为(398.29±54.96)、 (330.22±22.28)、 (379.79±31.93 mg·kg−1（图6b）。模拟酸雨显著降低了对照组的土壤微生物生物量碳含量（P<0.05），但T1和T2处理之间差异不显著（P>0.05）（图4b）；模拟酸雨对覆盖凋落物组的土壤微生物生物量碳含量没有显著影响（P>0.05）。同一酸度处理下，T1和T2处理下覆盖凋落物组的土壤微生物生物量显著高于对照组（P<0.05），但覆盖木荷和锥凋落物组之间无显著差异（P>0.05）；CK处理下覆盖锥凋落物组显著高于对照组（P<0.05），覆盖木荷凋落物组与覆盖锥凋落物组和对照组间差异不显著（P>0.05）。

图6 不同酸度处理间土壤pH值（a)和土壤微生物量碳（b）Fig. 6 Soil pH value (a) and soil microbial biomass carbon (b)among different acid treatments

3 讨论

与大多数研究结果一致，本研究显示长期模拟酸雨降低了土壤的pH值（图6a）。而土壤pH的降低会加速土壤养分流失，改变土壤微生物活性（Chen et al.，2015）。多数研究表明，模拟酸雨显著降低了土壤微生物生物量（Wang et al.，2010；Lv et al.，2014），但也有研究指出模拟酸雨对土壤微生物生物量没有显著影响，甚至出现增加的趋势（Qiu et al.，2015；Wang et al.，2018），这种差异往往由气候、土壤和植被类型的不同而导致（王娇等，2021）。本研究结果显示模拟酸雨显著降低了对照组的土壤微生物生物量碳（图6b），这与梁国华等（2015）早期在此样地的研究结果一致。模拟酸雨减少了土壤中微生物易于利用的活性有机碳组分，同时土壤酸化引发了“铝毒效应”，导致土壤微生物生物量的显著降低（Wu et al.，2016）。然而，本研究中覆盖凋落物组的土壤微生物生物量碳在不同酸度处理下并没有呈现出显著的变化趋势，但同一酸度处理下，覆盖凋落物组的土壤微生物生物量碳均显著高于对照组。造成这种结果的原因可能有两个，一是凋落物的添加为土壤微生物补充了新鲜的活性有机物（Blagodatsky et al.，2010）；另外，凋落物层对酸雨具有一定的缓冲作用（江军等，2019；刘自强等，2019）。

酸雨对土壤微生物活性的胁迫作用随之会抑制森林凋落物的分解（季晓燕等，2013），且这种抑制作用会随酸雨强度的增加而增强（Dangles et al.，2004；Wang et al.，2010；Tang et al.，2019）。本研究结果显示，在分解前期，模拟酸雨处理并没有显著改变木荷和锥凋落物的分解速率；在分解后期，高强度的酸雨处理（pH=3.0）显著降低了木荷和锥凋落物的分解速率（图2）。这表明酸雨对凋落物分解的抑制作用不仅与酸雨强度有关，同时也受到凋落物分解阶段的影响。在凋落物分解的早期阶段，底物的可利用性较高，其分解过程受到的微生物限制较小（Prescott，2010），由此可能造成酸雨对凋落物分解速率的影响并不显著；而在凋落物分解后期，由于高强度的酸雨处理下微生物丰度及活性显著降低（胡苑柳等，2021），导致凋落物分解速率降低。

酸雨导致土壤微生物活性及随之产生的凋落物分解速率的降低，是影响土壤呼吸的重要因素（Lv et al.，2014；刘源月等，2010）。其次，有无凋落物覆盖也影响着有机碳的供应和土壤碳周转速率，最终影响森林土壤的呼吸速率（王光军等，2009a；孙丽娟等，2011；吴鹏等，2015）。本结果显示：模拟酸雨显著降低了对照组(未覆盖凋落物)和覆盖凋落物组的年土壤呼吸通量（图4），这与酸雨胁迫导致土壤微生物活性和凋落物分解速率下降有关（Tang et al.，2019；季晓燕等，2013；胡苑柳等，2021）；然而，在覆盖锥凋落物组，低强度的酸雨处理（pH=3.5）对年土壤呼吸通量的影响并不显著，表明凋落物覆盖在一定程度上减缓了酸雨对土壤呼吸的抑制作用，但这种减缓效应与凋落物类型及酸处理强度有关。对同一酸度处理下不同处理组的分析结果显示，除高强度的酸雨（pH=3.0）处理外，覆盖凋落物组的年土壤呼吸通量与对照组没有显著差异（图4）。结果表明，覆盖凋落物并没有显著提高土壤的呼吸通量，其中可能存在着“负激发效应”，即凋落物的添加抑制了原有土壤有机质的分解，因为微生物可能会优先利用新鲜易分解的有机物（Guenet et al.，2010；Lyu et al.，2018）。值得注意的是，高强度的酸雨处理抑制了这种激发效应，该处理下覆盖凋落物组的年土壤呼吸通量显著高于未覆盖凋落物的对照组。

土壤温度和土壤湿度是影响土壤呼吸的两个主要环境因子（Rey et al.，2002）。本研究中各处理组不同酸处理下土壤呼吸速率均与土壤温度呈显著的指数回归关系（表1），这与多数研究的结果是一致的（Sulzman et al.，2005；王光军等，2009b；周小刚等，2012）。Q10值的全球变化范围一般在1.8—4.1 之间（Xu et al.，2001；Bååth et al.，2003），本文中的Q10值均处于该范围内，且大致表现为随模拟酸雨强度增加而增大，表明模拟酸雨使土壤呼吸的温度敏感性增强，其原因可能是土壤pH的改变使土壤酶活性和根系呼吸强度产生差异（Atkin et al.，2000；谢小赞等，2009），导致Q10值的变化。土壤湿度与土壤呼吸速率呈现出显著的直线回归关系（表1），这与他人的研究结果也较为一致（李雅红，2010；孙鹭，2018）。