模拟氮沉降对滇中高山栎林凋落物碳氮磷释放和生态化学计量特征的影响

张雨鉴，宋娅丽,王克勤,郑兴蕊,潘 禹,梁阳森

(西南林业大学 生态与环境学院，云南 昆明 650224)

20世纪以来，工农业的快速发展导致大量氮(N)化合物(NH3、NOx等)的排放，引起大气中活性N的持续增加，对碳(C)、N、磷(P)等元素的生物地球化学循环造成了重大影响[1-2]。大气N素通过降雨等自然活动沉降到陆地生态系统并引起生态环境的诸多变化[3]，短期有效的N沉降有利于提高生态系统的生产力，如增加森林中凋落物的输入、提高土壤N的有效性等[4-5]；而长期过量的N输入则会造成森林土壤酸化、养分失衡、生物多样性锐减等诸多生态问题，严重的甚至造成森林生态功能衰竭[6-7]。

森林生态系统的平衡稳定与系统中养分的循环密切联系，而凋落物作为连接森林植物与土壤的“纽带”，其分解过程则是养分循环的重要环节[8]。凋落物分解伴随C和N、P等养分元素的释放，释放的养分元素进入土壤中，不仅为微生物的新陈代谢提供能量，同时供给植物根系吸收，为植物的生长发育提供营养，并维持“植物-凋落物-土壤”循环体系的养分平衡[9]。N沉降的持续增加势必会对这一循环过程造成影响，如Zhang等[10]分析了全球范围模拟N沉降对凋落物分解的影响，研究表明凋落物C和P的释放受N沉降抑制，且在长期N沉降下，其抑制作用会愈加强烈。而N沉降对凋落物养分释放的影响又与C、N、P生态化学计量(C/N、C/P、N/P)密切相关[11]。己有研究表明，N沉降能通过提高凋落物C/N满足微生物对其分解的要求，从而促进养分释放[12]。此外，在分解过程中凋落物的养分释放对于土壤C、N、P循环具有强烈影响[13]，因此，探明N沉降下凋落物与土壤间的生态化学计量关系，对深入理解养分释放特征具有重要意义。

在N沉降持续增加的背景下，国内外学者针对其在凋落物方面已有较多研究成果，目前的研究多倾向于模拟N沉降与CO2、升温和硫(S)沉降等对凋落物的交互影响，及探求氮沉降下影响凋落物分解的主要因素等方面[14-16]。如铁烈华等[17]研究表明，因施加N、S比例的不同，N、S复合沉降对凋落物分解的影响可能存在拮抗作用或协同作用；Zhu等[18]对热带植被凋落物分解研究发现，凋落物中的木质素等难分解成分在N沉降下比例会增加，从而抑制凋落物分解。但有关N沉降的研究多以单一的凋落叶为探讨对象[16,19]，研究区又多以温带地区低、中海拔为主[15,20]。而针对亚热带高海拔区域中有关N沉降下，不同凋落物组分(叶、枝)分解过程中养分释放及“凋落物-土壤”化学计量特征变化的研究则鲜有报道。

高山栎(Quercusaquifolioides)作为我国硬叶阔叶林中一个特殊植被类型，因其较强的生态适应性，广泛分布于横断山区，并逐渐在高海拔区域演替为顶级群落[21]。滇中亚高山区域属亚热带季风气候，高山栎则在该区海拔2 000 m以上广泛分布，且形成了高山矮林的特殊林分类型，在维持该区脆弱生态系统稳定和水源涵养方面有重要作用。为探明高山栎凋落物分解过程中C、N、P释放特征对N沉降的响应机制，以及N沉降下凋落物和土壤C、N、P生态化学计量特征的变化情况，本研究以滇中高海拔区域的高山栎为对象，通过凋落物原位分解研究林下凋落叶、凋落枝养分释放对N沉降的响应情况，为揭示亚热带高海拔区域森林生态系统在未来大气N沉降影响下养分循环的变化趋势提供依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于云南省新平县磨盘山森林生态系统国家定位观测站(23°46′18″-23°54′34″ N，101°16′06″—101°16′12″ E)，属亚热带季风气候，具有典型山地气候特征，干湿季分明，年均气温15.0 ℃，年均降水量1 050 mm，降水主要集中在5—10月。试验地设于该观测站次生原始森林区高山栎林内，海拔2 208～2 614 m，土壤为山地红壤。该区植被类型丰富，随海拔升高呈明显的垂直分布特征，主要分布的森林类型为亚热带常绿阔叶林、亚热带中山针阔混交林、针叶林和高山矮林等，分布有高等植物楠木(Phoebechinensis)、梭罗树(Reevesiapubescens)、普洱茶(Camelliaassamica)等98科137属324种。

1.2 研究方法

1.2.1 样地设置 2017年11月收获高山栎林下新鲜凋落叶、凋落枝(凋落枝按照不同大小和径级分别收获后进行混合取样)，混匀、风干，然后称取凋落叶、凋落枝各10 g装入尼龙网分解袋(长×宽为20 cm×20 cm，网孔孔径为1 mm)。2018年1月于样品收集点设置3个20 m×20 m的样地，样地概况见表1。每个样地中随机设置4个3 m×3 m的试验样方(共设置12个样方，用于4种N沉降水平处理，每处理3个重复样方)，各样方间保持10 m以上的缓冲区域。将装样完成后的分解袋均匀安置于样方中(样方内凋落叶、凋落枝各36袋)，使其自然分解，并对其定期实施N沉降处理。

表1 滇中高山栎林样地概况Table 1 Basic characteristics of investigation plots of Quercus aquifolioides forest in central Yunnan

1.2.2 施氮处理 采用硝酸铵(NH4NO3)溶液作为氮源进行模拟N沉降处理。施N水平以哈佛森林长期氮素增加试验[22]和我国华西雨屏区等相关研究试验设置[1]作为参照，结合该研究区年N沉降量(3.84 g/(m2·a))和未来可能的沉降趋势，N沉降处理设定4个水平：对照(CK,N 0 g/(m2·a))、低氮(LN,N 5 g/(m2·a))、中氮(MN,N 15 g/(m2·a))和高氮(HN,N 30 g/(m2·a))，每水平3个重复，分别对应3个重复样方。将1年的施N量均分成12次施用，自2018年1月起每月中旬按照4种N沉降水平，利用背负式喷洒喷雾器对对应样方分解袋进行N沉降处理，对照组喷洒相同量的蒸馏水。

1.3 样品采集与测定

自2018年2月起，于每月中旬对4种N沉降处理样方中的凋落叶、凋落枝分解袋进行取样，各3袋，取样周期为1个月，取样次数共计12次。取回分解袋后，清除杂质并经65 ℃烘干至恒质量，粉碎过孔径0.150 mm筛后供营养元素测定，同时计算质量残留率。此外，在最后一次取样的同时，用土钻钻取分解袋下0～10 cm表土层土样约500 g，带回实验室进行风干，粉碎后过孔径1和0.25 mm筛，装入自封袋用于测定土壤化学性质。高山栎凋落物和土壤初始化学性质见表2。

表2 滇中高山栎凋落物和土壤(0～10 cm)初始C、N、P生态化学计量特征(均值±标准误)Table 2 Initial C,N and P ecological stoichiometry of litter and soil ( 0-10 cm) in Quercus aquifolioides (Mean±SE)

凋落叶和凋落枝氮、磷含量分别采用半微量凯氏定氮法(LY/T 1269—1999)和钼锑抗比色法(LY/T 1270—1999)进行测定；土壤氮、磷含量分别采用半微量凯氏定氮法(LY/T 1228—1999)和钼锑抗比色法(LY/T 1232—1999)测定；凋落物和土壤碳含量均采用重铬酸钾-外加热硫酸氧化法(LY/T 1237—1999)测定。

凋落叶、凋落枝养分(C、N、P)残留率计算公式如下[12]：

式中：NR为凋落叶、凋落枝养分残留率，Nt为凋落物t时刻养分含量(mg/g)，Mt为凋落物t时刻烘干样品质量(g)，N0为凋落物初始养分含量(mg/g)，M0为凋落物起始风干样品质量(g)，k为M0转化为干质量的转换系数。

1.4 数据处理

利用SPSS 22.0对试验数据进行统计分析，采用重复测量方差分析法(repeated measures ANOVA)分析分解时间、N处理对凋落物质量、C、N、P残留率的影响，采用单因素方差分析法(one-way ANOVA)分析凋落物C、N、P残留率以及凋落物及土壤化学计量比(C/N、C/P及N/P)在相同分解时间不同N处理下的差异性(α=0.05)，采用典型相关分析和冗余分析(RDA)分析凋落物和土壤间的化学计量关系，利用Origin 2021绘图。

2 结果与分析

2.1 N沉降对高山栎凋落物养分释放的影响

图1显示，凋落叶、凋落枝分解过程中C元素总体表现为直接释放。各N沉降处理的C残留率随分解时间延长呈减小趋势，其中LN、MN和HN处理均高于CK。分解1年后，LN、MN和HN处理的凋落叶C残留率分别较CK((57.77±0.19)%)增加了4.64%，3.78%和10.15%，LN、MN和HN处理的凋落枝C残留率分别较CK((76.83±0.19)%)增加了1.70%，3.69%和5.29%。表明N沉降抑制了高山栎凋落物C素的释放。

图2显示，N元素在凋落叶、凋落枝分解过程中均表现为先富集后释放，即各N沉降处理下N残留率随分解时间延长总体呈先增加后减小趋势，其中HN处理凋落叶和凋落枝中N残留率在多个分解阶段显著高于CK(P<0.05)。分解1年后，LN、MN和HN处理凋落叶N残留率分别较CK((93.87±5.29)%)增加了8.45%，14.60%和23.96%，LN、MN和HN处理的凋落枝N残留率分别较CK((154.76±1.07)%)增加了13.44%，22.48%和14.14%。表明N沉降抑制了高山栎凋落物N素的释放。

图3显示，P元素在凋落叶中表现为缓慢释放。即各N沉降处理下P残留率随分解时间延长总体呈减小的趋势。分解1年后，LN、MN和HN处理的凋落叶P残留率分别较CK((62.83±3.90)%)增加了3.11%，12.89%和15.78%。P元素在凋落枝中表现为先富集后释放。各N沉降处理P残留率随分解时间延长总体呈先增加后减小的趋势。分解1年后，LN、MN和HN处理的凋落枝P残留率分别较CK((77.84±0.60)%)增加了7.33%，4.18%和11.02%。表明N沉降抑制了高山栎凋落物P素的释放。

重复测量方差分析结果(图1～3)表明，分解时间、N沉降处理及二者交互作用均显著影响了高山栎凋落叶、枝中C和N元素的释放，分解时间显著影响了P元素的释放，N沉降处理及其与分解时间的交互作用对P元素释放无显著影响。

2.2 N沉降对高山栎凋落物、土壤C、N、P化学计量特征的影响

分析N沉降处理1年后的凋落叶、凋落枝和土壤中C、N、P含量，结果(图4)表明，凋落叶、凋落枝C、N、P含量均显著高于土壤，其中凋落叶C、N含量为低于凋落枝，凋落叶P含量为高于凋落枝。凋落叶、凋落枝和土壤平均C含量分别为440.29，453.65，55.77 mg/g；平均N含量分别为8.76，11.08，0.92 mg/g；平均P含量分别为0.64，0.55，0.42 mg/g。随着N施用量的增加，各组分C、N、P含量均呈增加趋势。与CK相比，LN、MN、HN处理凋落叶C含量显著增加2.52%，3.89%和6.82%，LN、MN、HN处理凋落叶N含量显著增加27.18%，38.47%和69.01%。与CK相比，MN、HN处理凋落枝N含量分别增加24.16%，26.78%。与CK相比，各N处理对各组分P含量的影响均未达显著水平(P>0.05)。

图5显示，N沉降处理1年后，各处理凋落叶、凋落枝和土壤C/N均表现为土壤>凋落叶>凋落枝，C/P、N/P均表现为凋落枝>凋落叶>土壤。随着N施用量的增加，各组分C/N均呈现降低趋势。与CK相比，LN、MN、HN处理凋落叶C/N值显著降低了21.64%，26.50%和38.63%，凋落枝C/N值显著降低11.15%，18.30%和18.31%，而土壤C/N无显著变化；随着N施用量的增加，各组分C/P总体上呈降低趋势，但各处理间差异均未达显著水平；随着N施用量的增加，凋落叶、凋落枝N/P呈增加趋势，土壤N/P呈降低趋势，但各处理间差异均未达显著水平(P>0.05)。

2.3 高山栎凋落物化学计量与土壤化学计量特征的相关性

分析N沉降1年后滇中高山栎凋落物化学计量与土壤化学计量的相关关系(表3)发现，凋落叶C、N、P含量均与土壤N、P含量呈显著或极显著正相关，凋落叶C/N与土壤N、P含量呈显著或极显著负相关，凋落叶N含量与土壤C/N、C/P呈极显著负相关，凋落叶C/N与土壤C/N、C/P呈极显著正相关。

由表3还发现，凋落枝C、N、P含量均与土壤N、P含量呈显著或极显著正相关，与土壤C/N、C/P呈显著或极显著负相关；凋落枝C/N与土壤N、P含量呈显著或极显著负相关；凋落枝C/P与土壤P含量呈极显著负相关，与土壤C/N、C/P呈显著或极显著正相关。

表3 N沉降1年后滇中高山栎凋落物化学计量与土壤化学计量的相关关系Table 3 Correlation of stoichiometry between litter and soil after one year N treatment

对N沉降后高山栎凋落物生态化学计量与土壤生态化学计量进行冗余分析可知，土壤C、N、P及其化学计量比对凋落物生态化学计量影响显著，整体上解释73.1%的变异，其中第一轴解释了58.0%的变异，第二轴解释了15.1%的变异，其中，土壤P对凋落物生态化学计量变异的解释度为41.9%，土壤N的解释度为15.9%，而土壤C的解释度仅为4.2%(图6)。可知，土壤P对凋落物生态化学计量影响最大，其次为土壤N，土壤C最小。

3 讨 论

3.1 N沉降对滇中高山栎凋落物养分释放的影响

凋落物分解过程中伴随着养分元素的释放，进入土壤中的养分元素再供给其他生物吸收利用，从而促进森林生态系统的养分循环[12]。本研究中，高山栎凋落物(叶、枝)的C元素均为净释放模式，N元素均表现为富集-释放模式。这与宋学贵等[23]和涂利华等[24]的研究结果一致。Parton等[25]通过对全球尺度下凋落物分解中N释放模式的研究表明，当C/N<40时，凋落物易发生净N矿化，而本研究中凋落叶初始C/N为65.4，凋落枝初始C/N为122.4，均大于40，因此凋落物在分解初期N元素会出现富集的现象。微生物在分解凋落物时需要足够的N素，C/N较高时，微生物除了利用凋落物自身N外，还可利用外源N来满足自身需求，从而导致凋落物发生N富集[24]。本研究中，各处理高山栎凋落物N在分解后期表现为分解速度较为缓慢，这可能与其土壤环境和凋落物自身性质等有关，也可能与本研究设置的1年试验时间较短有关，而N素随凋落物分解进入矿化阶段所需时间较长。本研究表明，各N沉降处理均明显抑制了高山栎凋落物C和N素的释放，这与涂利华等[26]对亮叶桦及周世兴等[27]对常绿阔叶林的研究结果类似。这可能是因为N处理整体上抑制了凋落物干物质的分解，而凋落物C、N为干物质的一部分，因此抑制了凋落物C、N的释放。此外，N沉降的增加可能改变了土壤环境，降低土壤的C/N，减少担子菌门(Basidiomycota)真菌的多样性，其中，对此响应较为明显的则是菌根真菌(尤以外生菌根真菌显著)，使得微生物群落结构由真菌为主体逐渐转变为细菌为主体，而这一转变使得凋落物的分解低效化，加剧了微生物降解C的限制作用，从而抑制分解过程中C素的释放[28]。此外，过量的氮也会抑制微生物相关基因(如纤维二糖水解酶基因cbhⅠ和漆酶基因lcc)的表达，从而降低木质素降解酶等活性[29-30]。本研究中，高山栎凋落物P素的释放也受到N沉降处理的抑制，这与宋学贵等[23]的研究结果一致。Elser等[31]通过对陆地生态系统N和P循环的研究发现，N沉降引起N输入的增加可能会导致生态系统中P素处于相对缺乏状态，而且生态系统由于N的过度输入而达到“N饱和”状态时，P也可能会相继成为生态系统稳定发展的限制因子，因此当生态系统达到“N饱和”时，N沉降的持续增加可能会抑制P素的周转[32]。本研究中，凋落叶较凋落枝C、N、P元素的释放较快，这可能与凋落物初始N含量有关。相关研究表明，凋落物含N量越高，C/N越低，难分解化合物(木质素等)越少，凋落物分解越快[33]。本研究中，高山栎林凋落叶初始N含量约为凋落枝的1.8倍，而C/N则低于凋落枝，高N、低C/N使凋落叶分解速率高于凋落枝，因此C、N、P的释放就较快。

3.2 N沉降对滇中高山栎凋落物、土壤化学计量特征的影响

本研究中，经过1年的模拟N沉降试验发现，与对照(CK)相比，各N沉降处理均增加了凋落叶和凋落枝C、N、P含量，且以C、N含量增加效果显著。这与姚钧能等[34]对毛竹凋落叶及沈芳芳等[20]对杉木人工林凋落物的研究结果一致。N沉降处理增加了凋落物C、N含量可能与凋落物分解受到抑制相关。前人有关高山栎凋落物分解的相关研究结果显示，N沉降均在不同程度上抑制了凋落叶和凋落枝的分解[35]，可能与凋落物纤维素和木质素降解受抑制有关。外源N的增加会使得N素以铵盐、硝酸盐形式与木质素及酚类等降解中间产物相结合，从而形成高度聚合的芳香族化合物质，使得N素富集，同时导致木质素等难分解物质降解受阻，降低了凋落物的分解；而木质素等物质又属于富C结构性物质，在这类物质降解受阻的情况下，使得C、N含量相对提高[36]。此外，外源N可能通过抑制氧化酶基因表达量来影响凋落物中含C、N物质降解酶的活性，通过抑制C、N的释放从而增加其含量[26]。本研究中，C、N释放对N沉降的响应情况也从侧面反映了在N沉降下C、N含量增加的结果。C/N、C/P反映植物利用N、P同化C的效率，本研究中，与对照(CK)相比，N沉降处理凋落叶C/N值显著降低了21.64%～38.63%、凋落枝C/N值显著降低了11.15%～18.31%，而N沉降处理对凋落物C/P、N/P影响不显著。Yue等[2]整合分析全球陆地生态系统C、N、P化学计量特征发现，N沉降使植物C/N值显著降低了22%；沈芳芳等[20]的研究结果也表明，在N沉降影响下凋落物C/N降低22.3%～26.0%。凋落物C/N显著下降可能是由于本研究施加N素采用硝酸铵溶液，N以NH4+和NO3-的形式进入土壤，使土壤中存在较高的有效N，反而降低了凋落物本身的N利用率[2]。本研究中，土壤C、N、P含量在各N沉降处理下均有所增加，但差异总体均未达显著水平。这与郭虎波等[37]的研究结果类似。李秋玲等[38]研究也发现，模拟氮沉降在2～4年后，阔叶林、混交林、人工幼林的土壤有机质、全氮、全磷、全钾等含量均无显著差异。导致这种普遍现象的原因可能是施N时间太短(本研究仅1年)，土壤中N素的累积量还不足以影响土壤化学性质。此外，土壤C、N、P主要来源于凋落物分解对养分的释放以及岩石的风化，受植被类型、气候条件、土壤母质等多种因素的综合影响，因而单一的影响因素(如N沉降)在短时间内对土壤化学性质形成的改变较小[39]。

凋落物和土壤作为森林生态系统中两大养分库，二者间的关系对C、N、P循环极为重要。本研究中，N沉降1年后，凋落物(叶、枝)N、P含量均与土壤N、P含量呈显著或极显著正相关，而与土壤C含量无显著相关性。植物根系吸收土壤中养分供给植物生长发育，而植物在生长过程中合成的核糖体分别由蛋白质和rRNA组成，二者分别为重要的N库和P库，从而使植物体中N素和P素保持一致性，而合成的相关物质又与光合作用同化CO2形成有机物过程密切相关，因此植物中C、N、P与土壤中N、P元素间的关系密切[40]。本研究中，凋落物在分解1年后整体上呈现出半分解状态，凋落物C/N与土壤N、P呈显著或极显著负相关，这可能与N处理提高了土壤有效N而降低了凋落物N、P利用效率有关[2]。本研究的RDA结果也反映了凋落物化学计量与土壤N、P间关系密切，其中土壤P和N均能较大程度上解释凋落物化学计量在N沉降下的变异情况，这与相关性分析结果一致。但本研究仅针对土壤中C、N、P及其化学计量比做了分析，尚未涉及到土壤中的其他有效养分的影响，而沈芳芳等[20]研究发现，土壤中的有效、速效养分，如NH4+-N、NO3--N和速效P等均与凋落物化学计量存在密切关系。土壤化学计量特征对凋落物化学计量特征的影响是间接的。本研究的不足之处在于未测定分析N沉降下土壤有效养分变化特征，因此为了进一步了解N沉降下凋落物生态化学计量特征的变化情况及其与土壤养分的关系，针对土壤养分中有效成分对N沉降响应情况的研究同样具有必要性。

4 结 论

模拟N沉降下高山栎凋落物分解1年后，凋落叶和凋落枝的C、N、P释放模式分别为直接释放、富集-释放、缓慢释放，其中凋落叶C、N、P释放速率较凋落枝快；与CK相比，N沉降处理则抑制了凋落物的C、N、P释放。与CK相比，N沉降处理均增加了凋落物(叶、枝)和土壤C、N、P含量，且对凋落物C、N影响达显著水平；N沉降处理均降低了凋落物和土壤C/N、C/P值，且对凋落物C/N的影响达显著水平。通过对高山栎凋落物化学计量和土壤化学计量特征进行相关分析和冗余分析，结果表明，凋落叶和凋落枝C、N、P含量均与土壤中N、P含量之间相关性达显著或极显著水平；N沉降下，土壤P对凋落物化学计量的影响最大，土壤N次之，土壤C则影响最小。