凋落物处理对南亚热带枫香人工林土壤碳氮矿化耦合的影响

陈风帆，贺依婷，王 勇，蒋 燚，尹国平，曹顺平，刘雄盛，王仁杰，吴子剑

（1.广西优良用材林资源培育重点实验室，广西 南宁 530002；2.广西壮族自治区林业科学研究院，广西 南宁 530002；3.湖南省林业科学院，湖南 长沙 410004）

森林土壤作为生态系统物质循环的重要场所，对碳（C）、氮（N）元素生物地球化学循环的平衡调节具有重要作用[1-2]。森林土壤养分的循环过程受众多因素影响，在宏观尺度上，受制于气候变化、森林群落结构改变、基质基底变化等[3-5]；微观尺度上，则主要受凋落物类型、微生物群落以及土壤水热条件等因素的调控[6-7]。土壤C、N含量是评价土壤养分的重要指标[8]，也是调控森林生产力、土壤肥力等生态系统服务功能评价的重要指标[9]。近年来，森林土壤C、N 协同转化的过程越来越受重视，已有研究表明N 养分状态能够调控微生物分解[7]、植物生长发育[9]等过程，进而影响土壤呼吸形成碳氮耦合的现象，但由于林分类型、土壤质地、微生物群落结构等众多因素的影响，土壤碳氮矿化耦合的关系仍存在诸多不确定性[10-12]。

凋落物分解是森林生态系统内部养分循环的重要过程。一方面，凋落物作为影响土壤呼吸的重要因子，可通过自身分解或刺激土壤有机质分解影响微生物过程产生的CO2[13]，同时也可作为养分影响植物根系生长间接影响植物的根际呼吸[14]。然而，由于凋落物养分组成、土壤微生物群落组成、土壤水热条件以及凋落物分解速率的区别，使之对于土壤呼吸的贡献率在不同森林生态系统存在差异[15]。另一方面，凋落物的分解过程也伴随着N 养分的释放[16]，影响土壤微生物群落对N 养分的需求进而影响微生物氮矿化过程[17]。同时，微生物氮矿化过程作为植物N 养分的主要来源，亦能够通过影响植物地下生物学过程，进一步影响整个森林生态系统的养分循环过程[18]。以往的研究多侧重于凋落物对土壤C 或N 养分变化的单独影响，缺乏对碳氮矿化耦合的效应的评价[5,9]。然而，森林土壤碳氮矿化过程均与凋落物密切相关，尤其是凋落物类型、组成和凋落物量的差异将直接影响养分输入的质量和数量，从而导致土壤微生物群落结构、功能的差异，进而影响森林土壤C 库和N 库的大小及周转[19-21]。因此，探索森林碳和氮矿化的耦合过程对深入理解生态系统C、N收支和养分循环具有重要意义。

枫香Liquidambar formosana为金缕梅科Hamamelidaceae 的落叶乔木，是我国重要的乡土树种，也是亚热带地区优良速生落叶阔叶树种，广泛分布于江苏、浙江、安徽、湖南、湖北、江西、福建、台湾、广东和广西等省区[22]。可用于观赏、药用、用材、土壤治理、矿区修复等，在林业科研、生产上具有重要的价值。为此，本研究通过分析枫香人工林土壤呼吸及氮矿化速率的动态特征，探索不同凋落物水平对土壤碳氮矿化及其耦合效应的影响。研究结果可为深入了解人工林C、N 养分循环过程及相互作用提供理论支撑，为南亚热带地区枫香人工林的生态管理提供有价值的参考。

1 研究区概况

研究区位于广西壮族自治区百色市德保县（23°01′～23°39′N，106°09′～106°59′E）红 叶森林公园，属典型喀斯特地貌，平均海拔600～1 000 m，年平均气温19.1～20.8 ℃，极端高温37.1℃，极端低温–2.6℃，年降水量1 400～1 600 mm，其中4～9 月的降水量占全年平均降水量80%以上，年均日照时长约1 500～1 700 h，属典型的亚热带季风气候带。研究区占地总面积约729.39 hm2，其中枫香林面积约243.76 hm2，土壤主要为石灰岩发育形成的棕色石灰土。林下植被主要有女贞Ligustrum lucidum、山茶Camellia japonica、粗叶悬钩子Rubus alceaefolius、合欢Albizia julibrissin、渐尖毛蕨Cyclosorus acuminatus、鸢尾Iris tectorum、丝兰Yucca smalliana、文殊兰Crinum asiaticum等。

2 研究方法

2.1 试验设计

2020 年8 月，在德保红叶森林公园内，选择坡向相同、地势相对平缓、地形地貌等生境条件近似的枫香人工林为研究对象。实验采用随机区组设计，设置3 块30 m×30 m 的林地为固定样地区组，区组间距大于10 m，样地基本特征值见表1。于每块区组内设置6 块2 m×2 m 样方，间隔大于3 m，在每个区组内，随机设置2 个2 m×2 m 的正方形凋落物收集网，使用1 m 木杆支撑，清除收集网下所有凋落物，并将收集网内的混合凋落物按月均匀铺撒至2 个固定样方中，剩余两个样方为自然凋落物状况，形成3 种凋落物水平和2个平行处理，分别为对照（CK）、加倍凋落物（LA）、去除凋落物（LE）。

表1 样地基本概况Table 1 Basic condition of plots

2.2 土壤呼吸速率及温度、湿度的测量

在每个样方内，沿对角线布置2个PVC环（Φ21 cm×H10 cm）夯入土中约3～5 cm 固定，共计36 个（3 区组×3 处理×2 平行×2PVC 环），试验期内不再移动。为避免样地布施的干扰，1 个月后进行数据测量。于2020 年9 月—2021 年6 月，运用LI-8100A 土壤碳通量自动测量系统（LI-COR，NE，USA）测定土壤呼吸速率，每季度（9 月、12 月、3 月、6 月）选择同一月份的月初和月末测定2 次取平均值，选择天气晴朗的时间进行观测，测量时间为9:00—11:00。测定土壤呼吸的同时，采用LI-8100A 自带的温度探针（LI-COR 8100-201 Omega）与水分传感器（ML2x）同步测定土壤5 cm 处的土壤温度（ST）和湿度（SWC）[23]。

2.3 土壤氮矿化速率测量

采用树脂芯原位法[24]，测定土壤中的氨态氮[NH4+]和硝态氮[NO3-]含量的变化，测量时间与土壤呼吸速率测定同步。在每个样方内，打入2 支PVC 管（Φ4 cm×H12 cm），其中1 支打入后直接取出，在4℃下密封保存带回实验室测定[NH4+]和[NO3-]；另一支取出后，去除底部约2 cm 土壤，按照顺序分别置入滤纸、3 g 阴离子交换树脂尼龙网袋（氯型，强碱性，上海汇脂树脂厂717#树脂）、滤纸、石膏塞，并将该PVC 管置于原位进行培养，30 天后取回进行[NH4+]和[NO3-]的测定。[NH4+]和[NO3-]的测定，采用1 mol·L-1KCl 浸提法，浸提液用连续流动分析仪(BRAN+LUEBBE—AA3，Germa ny)测定。

2.4 数据计算与分析

土壤氮矿化速率通过树脂芯原位法培养前后[NH4+]和[NO3-]含量的差值进行计算，具体计算公式如下：

土壤呼吸速率与土壤温度之间的关系采用指数模型拟合[25-26]，具体公式如下：

式中，exp 为自然常数，ST 为土壤温度，a、b为拟合参数。土壤呼吸速率的温度敏感性系数Q10计算方法如下：

式中，b为（4）中的温度拟合参数。土壤呼吸与土壤湿度间的关系，土壤氮矿化速率与土壤温度、湿度的相关分析均采用线性回归拟合。

使用双因素方差分析（Two-way ANOVA）检验分析测量时间、凋落物处理及交互作用对土壤呼吸速率、氮矿化速率的影响。使用单因素方差分析（One-way ANOVA）和新复极差法（posthoc，Duncan’s test）比较不同处理下土壤呼吸速率、土壤氮矿化速率和Q10间的显著性差异。数据分析、制图使用R4.0.5（RProject for Statistical Computing；http://www.R-project.org），显著性水平设为P＜0.05。

3 结果与分析

3.1 土壤呼吸速率和氮矿化速率

枫香人工林土壤呼吸速率随季节变化和凋落物处理均表现出显著差异，且双因素方差分析结果显示季节变化和凋落物处理具有交互作用（表2）。由图1a 可知，各处理土壤呼吸最高值均出现在2021 年6 月，分别为2.68±0.21（CK）、4.43±0.29（LA）、2.38±0.22（LE）μmol·m-2·s-1；最低值均出现在2020 年12 月，分别为0.87±0.06（CK）、1.21±0.07（LA）、0.69±0.10（LE）μmol·m-2·s-1。不同季节和年均值均表现出LA ＞CK ＞LE，且加倍凋落物处理下，土壤呼吸速率明显大于对照和去除凋落物处理（P＜0.05），而CK 与LA 处理间差异在各测量季节均不显著（P＞0.05）。LA 处理土壤呼吸速率在2020 年9 月、12 月及2021 年3 月、6 月相较于CK 分别增加了47.3%、39.1%、43.2%、65.3%（图1a），年均值较CK增加了53.4%（图1b）。而LE 处理，相较于CK在9 月、12 月、3 月、6 月仅分别降低了6.1%、20.7%、17.6%、11.2%，年均值仅降低了12.4%。

表2 凋落物处理和季节变化对土壤呼吸及氮矿化的方差分析†Table 2 P values of two-way factorial ANOVA on the effects of litter inputs and seasonal variation and their interactions with soil respiration rates, net ammonification rates, nitrification rates and N mineralization rates

图1 土壤呼吸与氮矿化速率的季节动态和年均值Fig.1 Seasonal and annual mean values of soil respiration and nitrogen mineralization rates

双因素方差结果显示（表2），土壤净氨化、净硝化和净矿化速率随季节变化明显（P＜0.05），而凋落物处理下仅净硝化和净矿化速率差异显著，且季节变化和凋落物处理无明显交互作用。不同凋落物处理下，净氨化速率4 季度范围分 别 为：-0.084±0.006～0.250±0.051（CK）、-0.043±0.001～0.275±0.047（LA）、-0.090±0.009～0.254±0.020（LE）mg·kg-1·d-1，9 月、12月均显示为负值，且仅在2020 年9 月显示出LA处理净氨化速率显著高于CK 及LE（图1c，P＜0.05），年均净氨化速率为：0.087±0.029（LA）＞0.051±0.030（CK）＞0.050±0.028（LE），但差异不显著（图1d，P＞0.05）。净硝化速率4季度范围分别为：-0.051±0.012～0.228±0.012（CK）、-0.061±0.013～0.256±0.027（LA）、-0.059±0.015～0.193±0.019（LE）mg·kg-1·d-1，最低值为2021 年1 月且为负值。LA 处理下，净硝化速率在2020 年9 月及2021 年3 月均显示出显著高于CK 及LE 处理（图1e，P＜0.05），年均净硝化速率为：0.132±0.026（LA）＞0.099±0.022（CK）＞0.098±0.021（LE），但差异不显著（图1f，P＞0.05）。净氮矿化速率4 季度范围分别为：-0.092±0.006～0.478±0.054（CK）、-0.069±0.01 2～ 0.531±0.06 8（LA）、-0.089±0.011～0.447±0.030（LE）mg·kg-1·d-1，净氮矿化速率趋势与净硝化相似，LA 处理下，净硝化速率在2020 年9 月及2021 年3 月均显示出显著高于CK 及LE 处理（图1g，P＜0.05），年均净硝化速率为：0.219±0.048（LA）＞0.150±0.047（CK）＞0.148±0.042（LE），但差异不显著（图1h，P＞0.05）。

3.2 土壤呼吸、氮矿化速率与水热条件的相关关系

如图2 所示，枫香人工林土壤呼吸、氮矿化速率与土壤温度均呈现出极显著关系（P＜0.01）。不同凋落物处理下，土壤呼吸与土壤温度的指数回归模型相关系数R2分别为：0.866（LA）＞0.798（CK）＞0.690（LE），Q10值 分 别 为：2.075（LA）＞1.976（CK）＞1.850（LE），所有处理结果综合显示R2为0.598，Q10为1.983（图2a—d）。净氨化速率与土壤温度的线性回归模型相关系数R2分别为：0.662（LE）＞0.579（LA）＞0.558（CK），所有处理综合后R2为0.587。净硝化速率与土壤温度的线性回归模型相关系数R2分别为：0.775（CK）＞0.564（LA）＞0.557（LE），所有处理综合后R2为0.602。净氮矿化速率与土壤温度的线性回归模型相关系数R2分别为：0.835（LE）＞0.799（CK）＞0.726（LA），所有处理综合后R2为0.761。

图2 不同凋落物处理土壤温度与土壤呼吸及氮矿化速率的回归模型Fig.2 Regression relationships between soil temperature and soil respiration rate, soil net ammonification rate, nitrification rate and N mineralization rate under different litter treatments

土壤呼吸、氮矿化速率与土壤湿度的线性回归模型显示（表3），不同凋落物处理下，仅LA处理土壤呼吸与湿度显示出显著的线性回归关系R2为0.206（P=0.026），而CK 和LE 处 理 均 不显著（P＞0.05），综合各处理分析R2为0.234（P＜0.01）。净氨化速率与土壤湿度的线性关系显著，各处理相关系数R2分别为0.499（LA）＞0.416（LE）＞0.231（CK），综合各处理分析R2为0.301（P＜0.01）。而净硝化速率与土壤湿度的线性回归均无显著的线性关系。净氮矿化速率与土壤湿度的结果显示，仅LA 处理有显著线性关系R2为0.361（P=0.002），综合各处理分析R2为0.211（P＜0.01）。

表3 不同凋落物处理土壤湿度与土壤呼吸及氮矿化速率的回归模型Table 3 Regression relationships between soil moisture and soil respiration rate, soil net ammonification rate, nitrification rate and N mineralization rate under different litter treatments

3.3 土壤呼吸与土壤氮矿化速率的相关关系

对不同处理土壤呼吸与氮矿化速率进行线性拟合（图3），发现土壤呼吸与净氨化、净硝化、净氮矿化速率间均存在极显著的正相关关系（P＜0.01）。土壤呼吸与净氨化速率相关性系数R2介于0.332～0.469 之间，表现为：LA ＞LE ＞CK，综合分析R2为0.368。土壤呼吸与净硝化速率相关性系数R2介于0.486～0.618 之间，表现为：CK ＞LA ＞LE，综合分析R2为0.516。土壤呼吸与净氮矿化速率相关性系数R2介于0.558～0.656 之间，表现为：LA ＞LE ＞CK，综合分析R2为0.555。

图3 不同凋落物处理土壤呼吸与氮矿化速率的回归模型Fig.3 Regression relationships between soil respiration rate and soil net ammonification rate, nitrification rate and N mineralization rate under different litter treatments

4 讨 论

4.1 凋落物处理对土壤呼吸的影响

凋落物分解过程作为森林生态系统物质循环、能量流动的重要环节，改变凋落物输入将直接影响土壤生物群落的结构和功能、植物根系的生长和发育等多个生态学过程，进而影响森林土壤表面CO2气体的交换[27-28]。研究表明，加倍凋落物使土壤呼吸显著增加了39.1%～65.3%（P＜0.05），年均增加量约为53.4%；而去除凋落物使土壤呼吸降低了6.1%～20.7%，但并无显著差异（P＞0.05），年均呼吸速率约降低12.4%。该结果与同处于南亚热带的马尾松、红锥混交林（增加约33.5%）的增幅接近[29]，而明显高于中亚热带米槠林（25.2%）[30]、樟树林（14.33%）[31]等人工林加倍凋落物的增幅。已有研究表明，凋落物对土壤呼吸的贡献率随纬度降低而逐渐升高[32]，因此该研究加倍凋落物对土壤呼吸较高的增幅可能归因于更适宜微生物活动的环境条件（如土壤水热条件等）。此外，该研究加倍凋落物的增幅远大于去除凋落物的降幅，说明短期较多外源碳的输入可能刺激了土壤有机质的分解，进而形成了明显的正激发效应（Positive priming effect）[33]。

土壤水热条件是影响土壤呼吸的关键环境因子[34]。通常来说，去除（加倍）凋落物使土壤较易（较难）暴露于空气中，增强了（减弱了）气候温度变化对土壤微生物活动的影响，从而使得去除（加倍）凋落物土壤呼吸的温度敏感性增强（减弱）[35]。然而，本研究凋落物的改变并未发现相似的结果，反而表现出Q10值LA ＞CK ＞LE。可能的原因是该人工林土壤有机碳含量较高（37.21±5.42 g·kg-1）、微生物活动相对稳定，因此短期去除凋落物并未明显减少微生物可利用的碳，导致加倍凋落物对土壤呼吸的促进作用要远大于去除凋落物的衰减作用，从而产生加倍凋落物温度敏感性高于去除凋落物的现象[27,36]。此外，土壤湿度对土壤呼吸的影响取决于研究地的水分条件[37]。本研究发现，加倍凋落物能够明显增强土壤呼吸和土壤湿度的相关性，说明增加凋落物量能明显改善石漠化地区土壤持水力，促进土壤微生物的活动。因此，凋落物对土壤呼吸的贡献除了自身分解释放CO2外，更是与土壤环境因子高度关联的、复杂的生物物理化学过程。

4.2 凋落物处理对土壤氮矿化的影响

由于凋落物固持的碳氮比通常高于土壤有机质和微生物生物量碳氮比，外源凋落物增加后使得C 源增加而N 源缺乏，因此土壤微生物需要固定（Immobilization）更多的N 养分以维持自身生长和繁殖过程中的碳氮平衡[17,38]。然而，研究却发现，加倍凋落物促进了土壤净氨化、净硝化和净氮矿化速率，且在春季和秋季显著增强。说明凋落物分解过程析出的矿化N 多于微生物、植物等土壤生物所吸收的N 养分，且春秋季适宜的水热条件和微生物较高的活性扩大了矿化和吸收之间的差异[17]。此外，该研究并未发现去除凋落物使土壤氮矿化速率降低的现象，原因仍可能为短期的凋落物移除并未显著影响该人工林土壤有效养分的格局。

研究还发现去除凋落物明显增强了净氨化速率与土壤温湿度之间的关联性，说明去除凋落物增强了土壤水热条件变化对净氨化速率的影响。已有研究表明，温润潮湿的环境更有利于氨化过程微生物的活动[17]；同时，有机氮的矿化过程（如尿素等）亦需要良好的水热条件使之水解形成氨态氮[39]。因此，凋落物不仅能通过自身分解过程影响土壤N 养分含量，也能通过改变森林土壤水热条件等微环境条件，进而影响微生物活动改变土壤氮矿化速率。

4.3 凋落物处理下土壤呼吸与氮矿化的耦合关系

通常来说，森林土壤的碳氮矿化过程间相互掣肘，一方面有机碳的降解速率受制于土壤N 养分状态；另一方面，微生物的N 固定和再分配由C 源底物分解所决定，一部分被微生物固持，另一部分则转化形成植物可利用的N[40]。本研究发现，不同凋落物水平下土壤呼吸速率与氮矿化（净氨化、净硝化和净氮矿化）速率均呈现出正相关关系（图3），说明该枫香人工林土壤氮矿化并不受制于外源新鲜有机质的量。该结果与Wang 等[41]在相邻区域（广西凭祥）3 种人工林（马尾松、红锥、格木）的研究结果相似，而与Bae 等[42]在美国北方森林的结果相反。原因可能是土壤碳氮矿化间的相关关系，取决于土壤的有效C 状态，由于该人工林土壤有机碳养分充足，微生物更倾向于分解土壤有机质中储存的C 而非凋落物中新鲜的C，从而导致氮矿化不受制于外源新鲜有机质的量[43-44]。此外，研究还发现加倍凋落物能够明显提升土壤呼吸速率与净氨化、净氮矿化之间的关联系数R2（图3c、k）；说明凋落物增加的条件下，枫香人工林土壤碳氮矿化耦合的正相关性增强。该结果再次说明了短期（1 年）凋落物增加会同时促进土壤碳氮矿化的速率，造成短期内土壤有机碳的消耗以及矿化N 养分的积累。因此，改变凋落物水平不仅能影响土壤碳氮矿化的速率，同时还能影响土壤碳氮耦合间的相关关系。

5 结 论

短期添加凋落物能够显著增强南亚热带枫香人工林的土壤碳氮矿化过程。因此，可根据枫香人工林不同生长期对养分需求的特性，实施具有针对性的生态管理对策。然而，森林生态系统土壤养分转化过程是一个微生物参与调控的复杂过程，短期碳氮矿化速率的显著增强，亦可能导致土壤储存养分的过度损耗，从而改变土壤菌群体系、影响生态系统的生物地球化学循环，造成更为严重的生态后果。因此，后续研究应加强不同水平凋落物下土壤微生物群落的变化，并进行更为长期的实验和观测，以此构建更为科学的人工林生态管理措施。