黃路婷，劉濟明，李 佳，陳 夢，廖曉鋒

（1.貴州大學(xué) 林學(xué)院，貴州 貴陽 550025；2.森林生態(tài)研究中心，貴州 貴陽 550025；3.貴州科學(xué)院 貴州省山地資源研究所，貴州 貴陽 550025）

20世紀(jì)中葉以來，國內(nèi)工農(nóng)業(yè)迅猛發(fā)展，人類為追求更多的收益而大量使用化肥、農(nóng)藥等化學(xué)物質(zhì)，導(dǎo)致了大氣層中含氮化合物含量日益增加，大量外源氮向陸地生態(tài)系統(tǒng)輸入[1]。目前，我國已成為全球第三大氮沉降地區(qū)[2]，并在未來的幾十年中大氣氮沉降趨勢將持續(xù)進行，因此，陸地和水生生態(tài)系統(tǒng)將面臨嚴重的氮沉降制約[3]。近年來有關(guān)氮沉降在森林生態(tài)系統(tǒng)方面的研究主要集中在凋落物分解速率及養(yǎng)分釋放動態(tài)變化[4-7]、森林植物生長[8]、土壤微生物結(jié)構(gòu)變化[9-11]、土壤碳庫循環(huán)[12]和土壤呼吸速率 等方面。林下土壤作為森林生態(tài)系統(tǒng)中巨大碳庫和肥料庫，其養(yǎng)分含量的多少與植物生長發(fā)育和產(chǎn)量密切相關(guān)[13]，土壤養(yǎng)分作為土壤肥力的物質(zhì)基礎(chǔ)，能夠在一定程度上反映出林下土壤的肥力水平[14]。相關(guān)學(xué)者陸續(xù)對氮沉降背景下森林土壤影響進行了研究，如氮沉降環(huán)境下森林土壤養(yǎng)分和酶活性受到較為顯著制約作用，土壤有機質(zhì)和磷含量減少[15-16]，但康海軍等[17]發(fā)現(xiàn)氮沉降提高了森林土壤養(yǎng)分和酶活性，朱瑩等[18]研究得出氮沉降能夠顯著增加土壤碳氮養(yǎng)分含量，與土壤碳氮磷轉(zhuǎn)化相關(guān)的酶活性在中等氮沉降水平下顯著增加。由此可見，在氮沉降對森林土壤養(yǎng)分及酶活性影響研究方面尚且存在爭議，需要再對不同區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)進行探索。

米槁Cinnamomum migao系樟科Lauraceae 樟屬常綠喬木，其果實為我國西南地區(qū)的著名道地中藥材，這無疑給少數(shù)民族地區(qū)百姓看到其藥用價值可轉(zhuǎn)化為經(jīng)濟收益的廣闊前景，米槁種群日益遭到人為大量的砍伐，且其種群自身存在天然更新障礙，果實具有明顯的大小年現(xiàn)象，導(dǎo)致米槁野外藏量急劇減少。再加上該醫(yī)藥市場的日益擴大，形成了供不應(yīng)求的緊張局面。故近些年來人們開始注重加強米槁GAP（Good agricultural practice）基地的建設(shè)步伐。在其人工林培育和管理的過程中，氮沉降大環(huán)境下是促進還是抑制其林下土壤養(yǎng)分及酶活性的研究是一個值得探討的科學(xué)問題。鑒于此，本研究在貴州省羅甸縣納慶村米槁人工種植基地設(shè)置野外氮添加試驗，探究外源氮的輸入對米槁林下土壤養(yǎng)分及酶活性產(chǎn)生何種影響？對林下土壤肥力又產(chǎn)生何種效應(yīng)？研究結(jié)果可為米槁人工林的土壤養(yǎng)分循環(huán)、經(jīng)營和管理實踐提供依據(jù)，同時為全球氮沉降背景下土壤有機質(zhì)分解和養(yǎng)分循環(huán)提供參考。

1 材料和方法

1.1 野外試驗地概況

試驗樣地選取在貴州省羅甸縣納慶村6年生米槁人工種植基地（106°23′～107°03′E，25°04′～25°45′N），該地為峽谷地帶，北高南低，海拔400～1 100 m，平均海拔580 m，屬亞熱帶季風(fēng)氣候，該縣的氣候優(yōu)勢為春早、夏長、秋遲、冬短，全年平均氣溫20.35 ℃，極冷月均溫在8.0～10.45℃，無霜期 335～349.5 d，年總?cè)照諘r數(shù)1 297.7～1 600 h，年降水量1 200 mm，試驗區(qū)土壤為黃壤，土層厚度≥40 cm，獨特的氣候環(huán)境成為發(fā)展米槁種植的重要基地。實驗地米槁人工林土壤基本養(yǎng)分情況：pH 為5.09±0.02，含水量為（27.80±0.21）%，全氮含量（2.915±0.01）g·kg-1，全磷含量（0.962±0.14）g·kg-1，全鉀含量（41.311±0.26）g·kg-1，水解氮含量（88.664 ±4.01）mg·kg-1，有效磷含量（90.118±0.22）mg·kg-1，速效鉀含量(122.160±0.14) mg·kg-1。

1.2 試驗設(shè)計

在羅甸縣米槁人工種植基地選擇撫育管理方式相同且立地條件基本相似的區(qū)域，設(shè)置12 塊2 m×3 m 的樣地，分別為對照樣地（CK）和3 個不同濃度的施氮樣地，即低氮（N1，5 g·m-2a-1)、中氮（N2，15 g·m-2a-1）和高氮（N3，30 g·m-2a-1），氮添加濃度設(shè)置根據(jù)貴州省干濕氮沉降總和低于15 g·m-2a-1為依據(jù)[19]，每個處理重復(fù)3 次。各樣地之間留5 m 寬的緩沖區(qū)域，防止樣地間相互干擾，且保留樣地內(nèi)、的地表植株和凋落物。外源氮添加采用噴霧形式進行，將不同氮添加處理所需的NH4NO3溶于1 L 水中，再均勻噴灑至樣地，CK組僅噴灑等量的清水。施氮處理于2018年1月開始，之后每隔3 個月進行等量施氮，2018年11月采集土壤樣品，每個樣地內(nèi)隨機確定3 個采樣點，根據(jù)剖面法分別采集0～5、5～10、10～20 cm的土樣，所有采集的土樣混合均勻后裝袋標(biāo)記，冷藏帶回實驗室。土壤樣品分為兩個部分：一部分過2 mm 篩后保存于 4℃冰箱，測定土壤酶活性備用；另一部分自然風(fēng)干，去雜研磨后過2 mm 和0.25 mm 的網(wǎng)格篩，用于測定土壤理化性質(zhì)[20]。

1.3 土壤理化性質(zhì)和酶活性測定方法

土壤pH 值用酸度計測定，采用水浸提（水土比2.5∶1）電位法；全N 采用重鉻酸鉀-硫酸消化法測定，水解N采用堿解—擴散吸收法測定；全P 采用堿熔—鉬銻抗比色法測定；有效P 采用NH4F-HCl 比色法測定；全K 采用消煮液—火焰光度法測定；有效K 采用乙酸銨浸提—火焰光度法測定[21]。

酸性磷酸酶（S-ACP）采用對硝基苯磷酸二鈉比色法測定；脲酶（S-UE）采用苯酚鈉－次氯酸鈉比色法測定；過氧化氫酶（S-CAT）采用高錳酸鉀滴定法測定；蔗糖酶（S-SC）性采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定[22]。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與處理

由于土壤肥力評價指標(biāo)量綱不同，因此在數(shù)值上差異較大，對各指標(biāo)進行主成分分析前先用SPSS 數(shù)據(jù)軟件對其數(shù)值進行標(biāo)準(zhǔn)化處理后再進行主成分分析，得到主成分公因子方差、載荷矩陣和貢獻率；主成分特征向量等于對應(yīng)的載荷矩陣值除以該成分特征值的平方根。將主成分特征向量與標(biāo)準(zhǔn)化數(shù)據(jù)相乘得到不同氮處理主成分因子得分。采用加權(quán)法計算土壤肥力綜合指數(shù)，公式如下：

IFI=∑Wi×Fi。

式中：Wi為各主成分貢獻率，F(xiàn)i為各主成分因子得分[23]。

數(shù)據(jù)處理用SPSS 19.0 軟件進行單因素方差分析，同時進行LSD 方差顯著性檢驗，采用雙因素方差分析（Two-way ANOVA）檢驗土層×氮處理的交互作用下，對土壤養(yǎng)分含量的影響，最后利用Origin 8.1 系統(tǒng)繪制圖形。

2 結(jié)果與分析

2.1 氮添加對土壤養(yǎng)分輸入的影響

對照組樣地未進行任何氮處理，故可在一定程度上反映未經(jīng)處理下的土壤養(yǎng)分及酶活性特征。圖1表示在不同施氮水平下，不同土層土壤養(yǎng)分的變化趨勢，土壤pH 值隨著土層的加深而呈現(xiàn)增加趨勢，深層土壤pH 大于表層土壤（圖1a）。土壤含水量變化幅度不大，整體變化范圍在29～33之間（圖1b），說明不同濃度氮處理下凋落葉的分解對土壤含水量影響很小。隨著氮添加含量增加，表層土（0～5 cm）中水解氮、全鉀、有效磷含量變化表現(xiàn)為先增加后減少，其中N2 處理下水解氮和全鉀的含量最高；有效鉀含量呈現(xiàn)逐漸降低趨勢，N3 處理下含量最低；全氮含量變化較為穩(wěn)定，波動不大。中層土（5～10 cm）的全磷含量變化為CK 處理高于施氮處理；水解氮和全氮含量變化為持續(xù)上升趨勢，均為N3 處理下含量最高；施氮處理下的全鉀和有效鉀含量略高于CK處理，有效磷含量變化整體波動不大。深層土中（10～20 cm）的水解氮含量變化為先降低后增加，N3 處理下水解氮含量最高；施氮組全氮、有效鉀含量均略高于CK 處理，而全磷和有效磷含量均低于CK 處理；全鉀含量變化則無明顯波動。由土壤養(yǎng)分雙因素分析（表1）可知，氮處理對土壤水解氮具極顯著影響（P＜0.001），全鉀和速效鉀具顯著影響（P＜0.05）；土層×氮處理極顯著地增加了土壤中水解氮含量（P＜0.001）。

表1 土壤養(yǎng)分雙因素分析Table 1 Two-way ANOVA statistics of the effects of nitrogen treatment,soil depth,and their interactions on soil available nutrients

圖1 不同氮沉降處理下對土壤養(yǎng)分的影響Fig.1 Effects of different nitrogen deposition on soil nutrient

2.2 氮添加對土壤酶活性的影響

圖2表示氮沉降下土壤酶活性的變化，試驗樣地土壤酸堿度背景值顯示為pH 值＜7，因此本實驗測定的磷酸酶為酸性磷酸酶。過氧化氫酶活性在不同土層間的變化表現(xiàn)為施氮組低于對照組，其中0～5 cm 土層中N1 處理顯著低于CK 處理（P＜0.05），5～10 cm 土層中N2、N3 處理顯著低于CK 處理（P＜0.05）（圖2a）。土壤蔗糖酶在土壤中直接參與含碳有機物的代謝和低分子量糖的釋放過程[18]，各土層中蔗糖酶變化趨勢（圖2b）總體表現(xiàn)為施氮組稍高于對照組，說明施氮處理對土壤蔗糖酶活性有微促作用。N1 處理下，各土層間蔗糖酶活性無顯著差異，N2 和N3 處理下，淺層土壤蔗糖酶活性顯著高于中、深層土壤（P＜0.05）。不同土層間脲酶活性始終保持淺層土＞深層土的規(guī)律，施氮組土層脲酶活性整體上稍高于對照組（圖2c），說明施氮對土壤脲酶活性亦具微促作用。酸性磷酸酶的活性具促進有機磷礦化的作用。在中層土壤中，N2 處理下酸性磷酸酶的活性顯著高于其余處理（P＜0.05），整體上看，施氮組酶活性要比對照組高（圖2d），因此施氮對酸性磷酸酶具有一定的促進作用。

圖2 不同濃度外源氮添加下對土壤酶活性的影響Fig.2 Impact on soil enzyme activities by different levels of exogenous nitrogen addition

2.3 林下土壤肥力評估

對不同氮處理下土壤13 個指標(biāo)進行主成分分析（表2），根據(jù)特征值大于1 的原則抽取出4 個主成分，特征值分別為6.448、2.306、1.346 和1.205，貢獻率分別為49.601%、17.739%、10.357%和9.272%，4 個主成分的累計貢獻率為86.969%，即前4 個主成分能夠反映全部土壤肥力指標(biāo)提供信息的86.969 %，第一主成分貢獻率最高，是重要的影響因子，與有機質(zhì)、有效磷顯著相關(guān)，載荷系數(shù)較大；第二主成分在水解氮和過氧化氫酶上的負載較大；第三主成分主要受土壤有效鉀的支配，第四主成分則主要反映全氮的含量信息。通過計算特征向量，得出各主成分表達式分別為：

表2 主成分分析初始因子載荷矩陣、特征向量及主成分貢獻率Table 2 Component matrix,eigenvector matrix and contribution rates of principal components

F1=-0.337X1+0.186X2-0.067X3-0.009X4+0.373X5+0.333X6+0.363X7+0.318X8+0.161X9+0.331X10+0.345X11-0.31X12+0.117X13。

F2=-0.021X1-0.282X2+0.462X3+0.211X4+0.064X5-0.294X6-0.036X7-0.355X8-0.131X9+0.216X10+0.205X11-0.325X12+0.483X13。

F3=0.237X1+0.367X2-0.425X3+0.1X4+0.028X5+0.033X6+0.133X7-0.047X8-0.64X9-0.017X10-0.029X11+0.007X12+0.431X13。

F4=0.103X1+0.419X2+0.06X3+0.801X4-0.06X5-0.095X6+0.052X7+0.003X8+0.286X9-0.162X10-0.072X11-0.159X12-0.128X13。

根據(jù)F=∑Wi×Fi，即F=0.496F1+0.177F2+0.104F3+0.093F4，求得主成分綜合模型（土壤肥力綜合指數(shù)函數(shù)）表達式如下：

F=-0.137X1+0.119X2+0.010X3+0.118X4+0.194X5+0.108X6+0.192X7+0.090X8+0.017X9+0.186X10+0.198X11-0.225X12+0.176X13。

式中：X1、X2、X3、X4、X5、X6、X7、X8、X9、X10、X11、X12、X13分別代表pH、土壤含水量、水解氮、全氮、有機質(zhì)、全磷、有效磷、全鉀、有效鉀、脲酶、蔗糖酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶含量（均為標(biāo)準(zhǔn)化前的值）。

將標(biāo)準(zhǔn)化后的數(shù)據(jù)帶入各主成分表達式和主成分綜合模型，得到各主成分因子得分和土壤肥力綜合指數(shù)（表3），可以看出不同濃度外源氮添加處理后，土壤綜合肥力指數(shù)表現(xiàn)為N2 處理下肥力綜合指數(shù)最高，N3 處理下最小，究其原因可能是超過外源添加氮素濃度大于土壤本身所需范圍，因而引起負效應(yīng)。根據(jù)土壤肥力指數(shù)排序可知，N2、N1 施氮組能夠?qū)ν寥婪柿Ξa(chǎn)生正效應(yīng)，N3處理組肥力最差。

表3 各主成分因子得分及肥力綜合指數(shù)Table 3 Factor scores of the principal components and integrated fertility index

3 討論與結(jié)論

3.1 氮添加對林下土壤養(yǎng)分的影響

本研究中，隨著外源氮輸入濃度的增加，表層土壤pH 表現(xiàn)為逐漸降低，氮添加的同時銨態(tài)氮的輸入導(dǎo)致土壤酸化[24]，隨著土層的深入，土壤pH 值呈現(xiàn)出上升趨勢，可能是凋落葉分解過程中土壤有機質(zhì)含量的增加緩沖了土壤酸化效應(yīng)[25]，導(dǎo)致深層土壤受氮添加影響較小。不同氮濃度處理下凋落葉的分解對土壤含水量影響很小，與康海軍等研究結(jié)論一致[15]。土壤氮素可直接或間接影響土壤生態(tài)系統(tǒng)的運作[26]，因而成為評價土壤肥力的重要指標(biāo)之一。本研究表明，外源氮的輸入顯著增加了土壤中水解氮含量，且表層土壤對氮添加的響應(yīng)最為敏感，這是土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量隨土層的加深而降低所致[27]，低、中氮處理下水解氮含量提高，而過量的外源氮輸入則加速土壤中NO3-流失，導(dǎo)致土壤酸化，水解氮含量略微降低。土壤全磷含量受到外源氮添加的抑制作用，并且各土層間磷素含量均表現(xiàn)為下降勢態(tài)，Zhang 等認為土壤氮素增加的同時會導(dǎo)致土壤磷素的虧少，使土壤由氮限制轉(zhuǎn)化成磷限制[28]；而有效磷含量在表層土壤中對氮添加的響應(yīng)表現(xiàn)為低促高抑，這與本研究中得出低、中氮處理促進了土壤酸性磷酸酶活性產(chǎn)生有關(guān)，土壤酸性磷酸酶活性的提高使有機磷礦化成無機磷，從而提了土壤中有效磷的含量[29]。鉀是植物生長發(fā)育所必需元素之一，其中土壤表層中有效鉀含量的多少可直接影響植物生長狀況。總體上看，外源氮的輸入促進了土壤中全鉀含量的累積，尤其在表層土壤中對氮添加表現(xiàn)最為敏感，變化幅度最大，低、中氮處理促進全鉀含量提高，這與林彥輝等[30]研究結(jié)果一致，與樊后保等[31]、喬江等[32]研究結(jié)果相反，這可能與本研究氮添加時間較短有關(guān)。土壤有效鉀含量在表層土中呈現(xiàn)顯著下降趨勢且高氮處理組下降幅度最大，這可能與本研究野外試驗地羅甸地區(qū)雨水豐富有關(guān)，外源氮加入后硝酸根的淋溶加大了作為電荷平衡粒子的鉀離子從土壤中淋失，使土壤有效鉀含量下降[33]。

3.2 氮添加對林下土壤酶活性的影響

土壤酶的活性受土壤本身性質(zhì)、生長在其土壤上的植被類型、以及大氣環(huán)境等因素影響[34]，因此進行外源氮輸入試驗時，外界環(huán)境對土壤酶活性的影響結(jié)果也將不一致[35-36]。土壤過氧化氫酶屬于木質(zhì)素分解酶類，能夠反映土壤腐殖化和有機化的強度，本研究得出外源氮添加抑制土壤過氧化氫酶活性，并且抑制作用在表、中層土壤中表現(xiàn)較強，均顯著低于CK 處理（P＜0.05），有研究表明氮沉降的增加抑制土壤中白腐真菌活性，進而減少白腐真菌對過氧化氫酶的分泌量[37]。施氮處理對不同土層間蔗糖酶活性均起到不同程度的微促作用，N2、N3 處理下，表層土壤中蔗糖酶活性顯著高于中、深層土壤，外源氮的輸入使土壤蔗糖酶活性隨土壤深度的增加而降低[38]，因此土壤蔗糖酶活性表現(xiàn)出隨土層的加深而顯著下降。外源氮添加對土壤脲酶活性具微促作用，這與劉星等[39]的研究結(jié)果一致。本研究中發(fā)現(xiàn)不同外源氮添加水平下，土壤全氮含量并沒有顯著差異（圖1c），這可能與試驗地土壤氮含量本底值較高有關(guān)，因此土壤脲酶活性并沒有表現(xiàn)出隨土層深度加深而降低的現(xiàn)象。整體上看，施氮對酸性磷酸酶具有一定的促進作用，與馬鵬宇等[40]的研究結(jié)果相似，但N3 處理下，表層土中酶活性低于CK 處理但不顯著，說明高氮處理對表層土壤中酸性磷酸酶活性開始顯現(xiàn)出微弱的抑制作用。

綜上所述，本實驗結(jié)果表明短期內(nèi)低（N1，5 g·m-2a-1)、中（N2，15 g·m-2a-1）濃度氮輸入可提高羅甸縣米槁人工林下土壤肥力，高（N3，30 g·m-2a-1）濃度的氮輸入則對土壤肥力產(chǎn)生負效應(yīng)，不利于米槁林下土壤養(yǎng)分的循環(huán)及肥力狀況的改善，因此大氣氮沉降逐漸增加背景下，在米槁人工林的田間管理中應(yīng)盡量避免外源氮源過度輸入導(dǎo)致土壤肥力下降從而對米槁人工種植帶來負面影響。試驗雖在野外進行為期約1年的模擬氮沉降研究，期間人為添加4 次外源氮，但還是與自然狀態(tài)下的大氣氮沉降存在差異，外源氮的添加會容易造成大量氮素的輸入，同時氮沉降也會作用于植被本身，對植被養(yǎng)分分布和生長影響以及對凋落葉的影響，還需進一步深入研究，并且本研究只進行了一年時間的模擬，時間短，不能完全說明長久氮沉降帶來的影響，因此今后還需進行長期試驗驗證。