2026, Vol. 58
2. 安徽农业大学, 安徽省林木资源培育重点实验室, 合肥 230036
土壤有机碳(Soil organic carbon，SOC)是陆地生态系统中最大的碳库，在全球碳循环中发挥着重要的作用[1]。森林生态系统是陆地生态系统的重要组成部分，全球森林碳汇量为276~448 Tg/a，其中40% 保存在土壤中[2]。森林土壤碳库对全球变化的响应是生物地球化学领域的研究热点。森林土壤有机碳的组分细分为半分解的、易被微生物利用的颗粒态有机碳(Particulate organic carbon，POC，> 53 μm)和小分子的、受到矿物保护并难以被微生物利用的矿物结合态有机碳(Mineral-associated organic carbon，MAOC，< 53 μm) [3]。森林土壤可溶性有机碳(Dissolved organic carbon，DOC)、微生物生物量碳(Microbial biomass carbon，MBC)等是土壤养分循环的重要载体，参与森林生态系统的碳平衡。氮和磷是植物生长和生态系统生产力的两种最重要限制性养分，被普遍认为是陆地生态系统养分循环最关键的元素[4]。氮磷添加是缓解森林生态系统养分限制的有效措施，外部氮磷输入将直接或间接影响土壤理化性质[5]，改变土壤中的氮磷有效性以及生态系统中的其他养分元素的有效性，进而影响植物生长和物种相互作用[6]。研究表明，生态系统中碳、氮、磷循环存在着紧密的耦合关系，持续的氮沉降可能会加剧亚热带森林的磷限制，改变生态系统中碳循环的过程[7]。
前期研究发现，氮添加会促进植物生长，增加根系分泌物，促进SOC固存[8]，但也存在氮添加对SOC储量存在减少或无显著影响的情况。同时，磷的增减也会影响SOC的稳定性[9]。然而，越来越多的证据表明，由于受多种因素的影响，很难明确了解氮磷添加对SOC变化的影响，其原因在于氮磷添加对SOC组分(如POC和MAOC)影响不同[10]，导致氮磷添加如何影响SOC组分的潜在机制仍不清楚。通常认为，由于大部分的亚热带生态系统受到氮限制，氮添加会通过增加氮的可利用性、微生物的生物量以及葡萄糖苷酶(β-glucosidase)活性，促进土壤POC和MAOC含量的增加[3]。然而，在阳离子保护占主导作用时，氮添加可能会引起MAOC含量的下降，其原因可能是土壤POC和MAOC受土壤MBC、pH、酶活性及酶化学计量比控制[11-12]，但氮磷添加对土壤POC和MAOC的关键驱动机制尚需长期研究验证。
因此，本研究选择亚热带北缘的湿地松(Pinus elliottii)人工林为研究对象，开展了野外长期氮磷添加控制试验。通过室内测定分析SOC含量及其组分、养分含量、酶活性等变化，探讨了氮磷添加对SOC组分的影响及其潜在机制，对准确预测陆地生态系统碳动态循环及其对大气氮沉降的响应具有重要的意义，为湿地松人工林可持续经营及土壤生态管理提供理论依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于安徽省宣城市宣州区宛陵林场(118°3′39″E，30°7′48″N)，属于低山丘陵地带，境内全部为丘陵山地，为黄山山脉向北延伸的余脉。区内相对海拔10~50 m，坡度1°~15°，土壤类型为黄红壤，土层厚度在60~100 cm，结构疏松，湿润肥沃，腐殖质层厚度3~5 cm，枯枝落叶层厚度3~7 cm。研究区气候类型为北亚热带季风气候，年均温15.9 ℃，年均降水量1 368.6 mm，无霜期230 d。
1.2 研究方法 1.2.1 样地设置与处理试验样地位于安徽省国有宛陵林场杨林分场(于2011年建立)。选择28年生、立地条件相似、经营措施完全一致的湿地松人工林作为研究对象，样方大小为20 m×20 m，共设置固定样方30块，样方间设置20 m以上的隔离带。氮磷添加试验开始于2018年，基于前期大气氮沉降研究结果[13]，共设置5种氮磷添加处理，分别为对照(CK，N 0 kg/(hm2·a)+P 0 kg/(hm2·a))、低氮(LN，N 50 kg/(hm2·a) +P 0 kg/(hm2·a))、高氮(HN，N 100 kg/(hm2·a)+P 0 kg/(hm2·a))、高氮低磷(HNLP，N 100 kg/(hm2·a)+P 50 kg/(hm2·a))和高氮高磷(HNHP，N 100 kg/(hm2·a)+P 100 kg/(hm2·a))，每种处理6个重复。从2018年7月开始施肥，每隔2个月施肥1次。氮磷添加种类分别为尿素(N≥46.2%)和重过磷酸钙(P2O5≥12%，Ca≥10%，S≥10%)。采用固体颗粒肥撒施，肥量少的，可混合于碎土中均匀撒施于样地。
1.2.2 土壤样品采集2023年3月，在每块样方沿对角线方向按0~20、20~40 cm土层使用土壤钻(直径3.5 cm)采集土壤样品3~5个，混合均匀放入冰盒，带回实验室。去除土样中的石砾、植物残根等杂物，过2 mm筛，将土样使用无菌样品袋分装成三部分：一份放置于4 ℃冰箱保存，用于铵态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3–-N)、可溶性有机碳(DOC)、微生物生物量碳(MBC)含量的测定；一份风干后磨碎，用于土壤有机碳(SOC)、全氮(TN)、全磷(TP)、POC、MAOC含量的测定；剩余部分保存在–20 ℃冰箱内，用于土壤水解酶活性测定。
1.2.3 土壤基本性质、碳组分测定土壤pH采用土壤pH计测定(水土质量比1∶2.5)；NH4+-N、NO3–-N、TP、AP采用FIAstar 5000流动注射分析仪测定[14]；DOC、MBC含量采用总有机碳分析仪测定(Multi 3100，德国)，MBC的转换系数为0.45；SOC、TN含量采用碳氮元素分析仪(EA 3000，意大利)测定[15]。POC和MAOC含量的测定[16]：称取过50目筛的风干土样10 g装入玻璃瓶内，加入30 mL 5 g/L的六偏磷酸钠溶液，振荡18 h后取土壤悬浊液过0.053 mm钢筛，反复用超纯水冲洗，分别收集筛子上下层物质，于60 ℃烘箱内烘干48 h至恒重，采用碳氮元素分析仪测定，即得POC和MAOC含量。
1.2.4 土壤酶活性测定土壤水解酶活性采用微孔板荧光法分析[17]。具体操作如下：称取1 g鲜土，加入125 mL 50 mmol/L的醋酸钠缓冲溶液(pH 5)，在涡旋振荡器上振荡1 min，然后磁力搅拌5 min使其均匀；使用移液枪向96孔酶标板中加入200 μL土壤悬浮液和50 μL的相应底物，在标准物质孔中加入50 μL浓度为10 μmol/L的标准物质和200 μL的醋酸钠缓冲液；将微孔板置于25 ℃黑暗条件下培养4 h后，加入10 μmol/L的NaOH溶液终止反应；最后用多功能酶标仪(Synergy H4，BioTek，Winooski，USA)在365 nm处进行荧光激发，450 nm处进行荧光检测。每个样品测定8个重复。
1.3 数据处理与分析利用Excel 2021进行数据整理，通过SPSS 25进行统计分析，用Origin 2021软件绘图。其中，采用单因素方差分析(One-way ANOVA)检验氮磷添加处理间的差异，采用t检验法比较两土层间的差异；采用Pearson法分析土壤有机碳组分含量、酶活性和土壤基本性质间的相关性。另外，使用R4.3.3软件中的“lavaan”和“semPlot”包进行结构方程模型分析并绘图。
2 结果与分析 2.1 土壤基本性质由表 1可知，在0~20 cm土层，与CK处理相比，HN处理下土壤NH4+-N、NO3–-N含量分别显著增加61.76%、272.53%(P < 0.05)，HNLP处理下土壤NO3–-N含量显著增加128.10%；HNLP、HNHP处理下土壤TP含量分别显著增加76.67%、51.52%；各氮磷处理土壤pH显著降低了3.49%~11.48%。在20~40 cm土层，HN处理下土壤NH4+-N、NO3–-N含量分别显著增加61.27%、320.59%；HNLP、HNHP处理下土壤TP含量分别显著增加29.49% 和23.64%。
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表 1 氮磷添加下土壤的基本性质 Table 1 Soil basic properties under nitrogen and phosphorus addition |
由图 1可知，在0~20 cm土层，土壤POC、MAOC、MBC、DOC含量分别约占SOC含量的10.80%~12.40%、33.50%~39.71%、1.17%~1.61%、0.71%~1.24%；与CK处理相比，HNLP处理下土壤POC、MAOC含量分别显著增加18.01% 和27.12%，HN处理下土壤DOC含量显著增加39.60%(P < 0.05)。在20~40 cm土层，土壤POC、MAOC、MBC、DOC含量分别约占SOC含量的5.40%~8.60%、33.60%~ 43.46%、1.31%~1.62%、0.98%~1.55%；HN处理下土壤POC、DOC含量显著提升13.27% 和42.60%，HNLP处理下MBC含量显著提高13.35%(P < 0.05)。各氮磷添加处理下土壤POC、MAOC、MBC含量均为0~20 cm土层高于20~40 cm土层。
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(图中不同小写字母表示同一土层不同处理间差异显著(P < 0.05)，不同大写字母表示同一处理不同土层间差异显著(P < 0.05)) 图 1 氮磷添加下土壤POC、MAOC、DOC、MBC含量及其占SOC的百分比 Fig. 1 Contents of soil POC, MAOC, DOC, MBC as well as their ratios to SOC under nitrogen and phosphorus addition |
相关性分析(图 2)显示，在0~20 cm土层，土壤NO3–-N、TP、SOC、POC含量与土壤βG、CB活性呈极显著正相关(P < 0.01)，土壤NH4+-N、NO3–-N、TN、MBC、DOC含量与土壤ACP活性呈极显著负相关(P < 0.01)，βG、NAG活性与pH呈极显著负相关(P < 0.01)；在20~40 cm土层，土壤NO3–-N、TN、DOC含量与βG、NAG、LAP活性呈极显著正相关(P < 0.01)，土壤MBC含量与ACP活性呈极显著负相关(P < 0.01)。
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(βG：β-1,4-葡萄糖苷酶；CB：纤维二糖苷酶；NAG：β-1,4-N-乙酰葡糖氨糖苷酶；ACP：酸性磷酸酶；LAP：亮氨酸氨基肽酶；*、**分别表示在P < 0.05、P < 0.01水平显著相关) 图 2 土壤碳组分与酶活性、基本性质之间的相关性 Fig. 2 Correlations between soil carbon fractions with enzyme activities and basic properties |
结构方程模型分析表明，在0~20 cm土层，NAG (λ= –0.24)、TP(λ=0.61)和SOC(λ=0.37)共同解释了POC变化的77.6%，NAG(λ=–0.26)和SOC(λ=0.70)共同解释了MAOC变化的52.9%，ACP和CB是MBC(R2=0.636)和DOC(R2=0.698)的直接影响影子(图 4)。在20~40 cm土层，βG(λ= 0.21)、TN(λ=0.70)和SOC(λ= –0.44)共同解释了POC变化的73.2%，βG (λ=0.57)和SOC(λ=0.31)共同解释了MAOC变化的43.3%，TN(λ=0.14)、CB(λ=0.58)和NAG(λ= –0.55)共同解释了MBC变化的49.8%，NAG(λ=0.43)和NO3–-N(λ=0.39)共同解释了DOC变化的60.2%。
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(*、**分别表示在P < 0.05、P < 0.01水平影响显著) 图 3 土壤POC、MAOC、DOC和MBC与潜在影响因子的结构方程模型 Fig. 3 Structural equation model of soil POC, MAOC, DOC and MBC with potential influencing factors |
本研究区SOC含量平均为13.85 g/kg，高于全国森林SOC含量均值(11.20 g/kg)[18]。5年的单独氮添加对研究土壤SOC含量无显著影响，这与前人的研究结果一致[19-20]，其原因可能是亚热带地区的土壤普遍缺磷，单纯的氮添加可能会因地上生物量的增加和根系凋落物的分解引起的激发效应导致对土壤SOC影响不显著。本研究发现，HN处理下土壤DOC含量显著提高，这可能是由于氮添加改变了凋落物分解和周转速率，进而增加DOC含量[21]。氮添加对土壤MAOC、MBC含量的影响不显著，而HN处理下20~40 cm土层土壤POC含量显著增加。Sun等[22]研究表明，POC的增加是通过养分输入促进根系生物量而显著增加的。氮添加下微生物生物量并未受到土壤酸化的抑制，植物根系生物量持续增加，进而更多的碳进入土壤，导致抵消甚至超过微生物呼吸对土壤碳的消耗[23]。
本研究发现，与HN处理相比，HNLP处理下0~20 cm土层SOC、POC、MAOC含量和20~40 cm土层MBC含量显著增加，其原因可能是外源磷输入缓解了土壤磷限制，补足了植物生长所需有效磷，提升了植物光合效率，进而增加了生物量，转化更多生物体内的碳水化合物为CO2[5]，减轻了微生物的养分限制，从而促进了养分的循环和有机碳的积累[24]。因此，在相对缺氮的森林土壤中，施磷会促进植物根系和菌丝的生长，从而增加有机碳的累积和地下微生物量增长[25]。然而，HNHP处理下0~20 cm土层MBC、DOC含量显著降低，则可能是由于HNHP处理下土壤pH显著降低，抑制了土壤微生物的生长和活性所致[26]。Luo等[27]通过Meta分析发现，磷添加显著增加了全球SOC储量，但磷添加对SOC的影响在很大程度上取决于土壤氮的可利用性。本研究也证明了这一点，在高氮高磷添(HNHP)加下，土壤铵态氮和硝态氮含量明显降低。因此，在高氮情况下，缺磷土壤受磷施用量的影响较大，少量磷添加会增加SOC含量，大量磷添加反而会由于氮的可利用性降低而降低SOC含量。
影响土壤碳组分的因素很多，如土壤pH、NH4+-N、NO3–-N、TP、TN以及酶活性等。本研究中，土壤TP含量、βG活性、CB活性与POC、MAOC、MBC、DOC含量呈显著正相关，这与前人结果基本一致[28-29]，说明SOC组分对酶活性的变化响应敏感。酶活性的强弱与SOC的矿化速率密切相关[30]。不同的微生物类型对SOC不同组分的降解能力不同，因而SOC不同组分在土壤微生物降解过程中的稳定性不同。氮磷添加下，土壤βG、CB作为主要的碳转化酶，共同作用于来自植株凋落物和根系分泌物等的有机物质，促进了有机碳的分解和合成，增强了土壤碳循环[31]。这个过程对保持SOC的活性、维持土壤肥力质量具有重要意义。在结构方程模型中，TP均直接或者通过碳氮水解酶间接影响SOC组分，说明在大气氮沉降的背景下，亚热带森林土壤受到磷养分的限制，SOC、水解酶对磷的响应积极[27]。土壤MBC含量受CB活性影响，CB活性受到土壤NO3–-N含量影响。氮磷添加下，土壤NO3–-N含量增加，土壤硝化作用增强，碳氮转换酶底物增多，CB活性增加，微生物活动增强，SOC分解加快，MBC含量增加[32]。总体上，氮磷添加通过改变土壤养分条件，影响土壤生物的生长活力和养分有效性，使植物、微生物群落结构及数量发生变化，进而不同程度地提高相关碳氮获取酶活性，影响SOC及其组分的含量。
4 结论5年野外氮磷添加控制试验结果表明，氮磷添加降低了土壤pH，改变了土壤养分情况，影响了土壤酶活性，土壤有机碳组分随之变化。土壤POC、MAOC含量受土壤TP、NO3–-N、SOC含量及βG、NAG活性影响，土壤DOC、MBC含量受土壤TP、NO3–-N含量及CB、NAG活性的影响。从长期碳固持的角度来看，高氮低磷混施更有利于提高SOC稳定性，该结果可为碳汇森林经营提供理论与实践支持。
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