王硕， 吴云杰*， 张明意， 田鑫， 王润泽， 冯小林， 申涛

(1.贵州民族大学生态环境工程学院/喀斯特湿地研究中心， 贵阳 550025； 2.贵州中贵环保科技有限公司， 贵阳 550025)

西南喀斯特是毗邻青藏高原具有海拔跨度大、地貌类型和降雨丰富、景观格局复杂的极其脆弱的生态环境系统[1-2]。由于碳酸盐岩的可溶性和成土物质先天不足等特殊的地质条件，水资源难利用，成土速度慢导致土壤资源短缺，土壤侵蚀风险高，进而限制植被生产力[3-5]。同时喀斯特生态系统先天赋存不足且稳定性差的土壤养分极易流失，而人为作用是导致喀斯特地貌加速向石漠化发展的最直接因素，人类利用后土壤养分快速丢失，导致部分地区退化为石漠化，土地退化严重，恢复难度较大[4,6-7]。恢复植被作为水土流失治理中的一项重要措施，有利于促进侵蚀土壤发育、改善土壤特性、提高土壤肥力[8]。

氮是构成蛋白质和核酸的物质基础，是植物生长发育和植被恢复的关键限制性元素[9]。土壤氮素养分的储备，在一定程度上反映土壤氮的供应能力[10]。由于生态系统碳、氮循环之间的密切耦合关系，土壤氮素供应能力很大程度上决定着生态系统的固碳潜力及植被演替的方向和进程[11]。有研究表明，喀斯特退化生态系统恢复初期和中期均受氮限制，进一步证明喀斯特生态系统氮素储量的先天不足以及氮限制问题的普遍性[7,12-13]。

目前中外对植被恢复已开展深入研究，并证明了植被恢复对土壤碳氮存留与可利用性产生积极的影响，土壤养分库会得到显著提高，并影响土壤腐殖质形态、营养成分、碳氮和磷的矿化速率以及氮的硝化和反硝化速率[14-15]等。当前对喀斯特地区的研究多集中于不同植被恢复或演替阶段对土壤养分及质量[16-20]、微生物多样性及酶活性[9,21-23]影响的研究，郑武扬等[16]认为通过不同林分植被模式对喀斯特石漠化地区土壤质量研究发现，林分密度对土壤质量存在积极或消极作用；同样，Pang等[17]也认为不同造林策略显著增加了不稳定性土壤有机碳和非活性碳的固存量，同时发现自然植被恢复比植树造林更有利于固碳，但贺同鑫等[18]认为封育林和刈割草地模式具有较高的土壤碳氮存留效应。此外，不同植物群落对土壤碳氮存留也存在较大差别，其中湿地群落不同植物群落土壤各态氮差异较大[19]，而烟管荚蒾在恶劣环境下具有较强适应能力，使得在喀斯特山地不同退化植被下基本无差异[20]。除此之外，土壤有效态养分较全量养分对植物根际微小的变化响应更为灵敏，这可能通过植被凋落物、细根生物量、微生物群落等因素不断地改善土壤肥力[21]；有研究者[22]发现随着植被恢复土壤微生物生物量氮对地上植被及季节变化响应敏感，同时与土壤有机质及其他微生物指标存在较强的相关性。

综上，这进一步说明土壤质量受恢复植被模式、植物群落、土壤肥力、微生物群落及植物根际微环境等多种因素综合影响，同时植被恢复后土壤碳氮固存效应仍存在争议，针对高原喀斯特地区土壤氮循环与植被修复过程的协同作用还不十分明确。因此，研究植被修复对草海喀斯特地区土壤氮组分变化特征及其与土壤养分间的内在相关性有利于解决上述问题，对喀斯特石漠化生态系统植被的恢复与重建具有重要的理论与实践意义，为草海地区进一步的生态恢复和功能提升提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

贵州草海国家级自然保护区位于贵州省威宁县城西部(26°47′32″N～26°52′52″N，104°10′16″E～104°20′40″E),是一个完整、典型的高原喀斯特湿地生态系统[24]，如图1所示。总面积9 600 km2，海拔为2 171.7 m，属于亚热带湿润季风气候，年均降雨量为950 mm，其中88%集中在5—10月。草海自然保护区是乌江等多条水系的发源地和重要的水源涵养地，石漠化与水土流失较严重，造成土壤物理黏粒改变、植被覆盖率下降、植物群落逆向演替等结果[25]。

1.2 供试材料

2019年8月，样带选取在贵州威宁草海保护区范围内，样带地理位置及基本情况如表1所示，在草海区域阳关山处选取非喀斯特样地貌样带1条，江家湾处选取喀斯特与植被恢复地貌样带各1条(两条样带均为同一生境下区域，一半用作植被修复，一半作为对比研究)，其中植被修复样带年限为3～4年，以人工植被(榆树+草本)为主；未修复之前，江家湾区域土壤类型均为石灰土，植被群落较为均匀，灌木群落以栒子、古钟金花小檗为主，草本层群落主要以蒿、莎草为主[26-27]。

采用时空互代法对土壤氮含量进行探究，每条样带自上而下分别从山顶(SD)、山腰(SY)、山底(SJ)、岸边(AB)以及湿地(WL)取5个样地(样地面积50 m×50 m)，取样深度为0～50 cm，设置5个深度梯度，深度间隔为10 cm，样地内设置3个采样点，采用 “五点法”取样，对每个样点内采集的土壤样品去除枯枝落叶后进行充分混匀，得到最终土壤样品。将所取土样分2份用自封袋封装并做标记，低温保存备用。一份鲜土样用于测定氮含量，一份经过实验室内风干、过筛等过程，标记后放在阴凉干燥处储存备用，用于测定碳、磷以及pH等指标。经测定，不同样带的各样点土壤的容重(soil bulk density, BD)、含水率(soil moisture content, SWC)、pH、电导率(electrical conductivity, EC)、有机碳(soil organic carbon, SOC)和速效磷(available phosphorus, AP)等基本理化性质如表2所示。

表1 样带地理位置及植被状况Table 1 Location and vegetation status of the transect

表2 不同样带表层土壤理化性质Table 2 Physical and chemical properties of surface soil from the different transect

1.3 测定方法

1.4 数据处理

采用数理分析方法，选用Excel 2010记录试验数据、Origin9.1制图、Canoco Software 5.0软件进行冗余分析(redundancy analysis, RDA)和主成分分析(principal component analysis, PCoA)，运用SPSS 20.0分析各态氮素与土壤理化性质的差异显著性和相关性。

2 结果与分析

2.1 非喀斯特样带土壤氮素分布特征

非喀斯特样带土壤各态氮含量均表现为表层土壤(0～10 cm)高于或接近其他深度，其中全氮与硝态氮最为明显。不同深度土壤的全氮含量[图2(a)]介于(1.5±0.36)～(2.0±0.16)g/kg，全氮含量随深度增加呈现先下降后升高的趋势；AB及WL两样点表层土壤全氮与其他深度土壤有显著差异(p<0.05)。表层土壤速效氮[图2(b)]含量SD和WL两点含量最高且接近，分别为(80.25±32.22) mg/kg、(76.12±8.61) mg/kg，速效氮含量随深度增加呈现先下降后升高的趋势，最终在SD与WL两点处含量表现为接近。硝态氮[图2(c)]含量从SD到WL表现为先增加后减小的趋势，其中在SJ处含量最高，为(6.49±1.35) mg/kg；在WL处含量最低，为(3.59±0.28) mg/kg。非喀斯特样带土壤铵态氮含量[图2(c)]不论在同一样点各垂直梯度上，还是不同样点同一垂直梯度上基本无明显差异(p>0.05)，且含量随着SD到WL样点海拔高度的降低而呈现降低的趋势，在SD处含量最高，为(14.81±1.05) mg/kg；在WL处含量最低，为(9.18±2.24) mg/kg。各样点内土壤铵态氮含量垂直分布均表现为接近，数值上无较大差异。

大写字母表示同一样点不同深度之间差异显著；小写字母 表示不同样点同一深度之间差异显著(p<0.05)图2 非喀斯特样带土壤及 含量深度分布Fig.2 The depth distribution of TN, AN, and contents in non-karst transect soils

大写字母表示同一样点不同深度之间差异显著；小写字母 表示不同样点同一深度之间差异显著(p<0.05)图3 喀斯特样带土壤及 含量深度分布Fig.3 The depth distribution of TN, AN, and contents in karst transect soils

2.2 喀斯特样带土壤氮素分布特征

喀斯特样带全氮含量[图3(a)]与速效氮含量[图3(b)]在垂直结构分布上趋势基本一致，都表现为AB与WL两点含量较高，且明显高于山体各点含量。与非喀斯特样带相比，喀斯特样带土壤硝态氮[图3(c)]与铵态氮[图3(d)]含量分布有明显不同。山体各样点土壤硝态氮含量明显均低于2 mg/kg，低于AB与WL处4～7倍，且各样点表层土壤含量均高于其他深度，具有显著性差异(p<0.05)。岸边处土壤硝态氮在垂直结构上含量分布具有显著差异(p<0.05)，表层(0～10 cm)含量最高，随深度变化含量依次降低，40～50 cm土层含量最低，分别为(7.16±1.17) mg/kg和(1.59±0.15) mg/kg。喀斯特样带铵态氮自SD到WL具有含量逐渐升高的趋势，与非喀斯特样带土壤铵态氮含量分布趋势完全相反，含量分布介于(2.32±0.63) mg/kg和(9.65±1.32) mg/kg，在数值上跨度较大。在同一深度下，各样点铵态氮含量有不同程度的差异(p<0.05)。

2.3 植被修复样带土壤氮素分布特征

喀斯特修复样带土壤各类型氮素在垂直结构上的含量分布(图4)基本无明显差异，且与非喀斯特、喀斯特样带相比，各类型氮素含量在数值上有较大差别，均表现为比非喀斯特、喀斯特样带低，全氮[图4(a)]含量均低于1.0 g/kg，且各样点无明显的变化趋势。在植被修复样带的SD、SY和SJ样点，硝态氮[图4(c)]的含量变化趋势平缓，硝态氮含量范围为1.94～3.48 mg/kg，其中在SD、SY中，0～10 cm深度土壤中硝态氮含量较高，而SJ的硝态氮在30～40 cm深度下含量较高。喀斯特修复样带土壤铵态氮[图4(d)]含量范围为(4.71±0.71)～(9.16±2.46) mg/kg，其中在各样点垂直结构上，铵态氮含量各深度下的含量并无差异(p>0.05)。

大写字母表示同一样点不同深度之间差异显著；小写字母 表示不同样点同一深度之间差异显著(p<0.05)图4 植被修复样带土壤及 含量深度分布Fig.4 The depth distribution of soil TN, AN, and content in vegetation restoration transect

2.4 表层土壤理化性质与各态氮素聚类分析

为了分析不同样带之间的氮素分布特征，对不同样带进行了主坐标分析(principal coordinate analysis，PCoA)。如图5所示，PC1(55.29%)能够很好地区分样带，非喀斯特样地与喀斯特样带、植被修复带之间的距离有明显的分离，说明不同样带中理化性质存在差异。相比之下，喀斯特样带和植被修复带距离较近且重叠区域较大，说明两者的理化性质相似。

图5 理化性质PCoA分析Fig.5 The principal coordinate analysis of physical and chemical properties

2.5 表层土壤理化性质与各态氮素的冗余分析

DCA排序结果显示，非喀斯特、喀斯特和植被修复样带排序轴中梯度长度均小于3，分别为0.83、1.48和0.17。因此采用冗余分析(RDA)探讨不同样带土壤理化性质对草海土壤氮含量的影响，RDA分析结果表明(表3～表5)，6个环境变量解释了分别解释了50.75%、64.04%和77.23%的数据总变异，因此，前两个排序轴能在一定程度上反映土壤氮素与土壤因子间的相关关系。

表3 非喀斯特样带RDA分析排序轴特征值、土壤氮含量与 土壤理化因子的相关系数Table 3 Eigenvalues for RDA axis and correlation between soil nitrogen and environmental factors of the non-Karst transect

表4 喀斯特样带RDA分析排序轴特征值、土壤氮含量与 土壤理化因子的相关系数Table 4 Eigenvalues for RDA axis and correlation between soil nitrogen and environmental factors of the Karst transect

表5 植被修复样带RDA分析排序轴特征值、土壤氮含量与 土壤理化因子的相关系数Table 5 Eigenvalues for RDA axis and correlation between soil nitrogen and environmental factors of the vegetation restoration transect

图6 不同样带表层土壤理化性质与及 含量的RDA分析Fig.6 The redundancy analysis of physical and chemical properties and contents of TN, AN, and in surface soil with different transects

3 讨论

3.1 喀斯特地貌对土壤氮素分布特征的影响

非喀斯特样带与喀斯特样带土壤垂直结构全氮、速效氮含量接近。非喀斯特样带随着深度增加全氮含量降低，在土壤0～10 cm层含量最高，但喀斯特样带并未呈现表层全氮含量高于其他土层。造成此种现象是因为土壤中有机质是土壤氮素最直接的来源[29]，非喀斯特样带土壤有机质主要分布在土壤表层。同时土壤有机碳是调节土壤氮转化的主要非生物变量之一，且随着土层加深，土壤温度、水分和养分以及微生物活性逐渐下降[30-31]。有研究表明，土壤氮素的矿化作用和反硝化随土壤有机碳含量升高而增强[8]，反映出土壤氮素累积呈现向上富集的规律。同时，非喀斯特样带土壤全氮与硝态氮含量表聚现象最为明显，人为因素的干扰较小或几乎不受干扰，生长状况良好，使其土壤全氮与硝态氮的表聚现象较为明显；而喀斯特样带全氮不具有表聚性，可以间接证明喀斯特样带受目前植被演替阶段的影响，土壤有机质含量低于非喀斯特样带。

通过冗余分析发现，喀斯特样带土壤氮素循环受有机碳和pH的影响较大。喀斯特样带山体土壤pH呈碱性或者弱碱性，而非喀斯特样带则呈现酸性，由于非喀斯特样带区域林木(针叶混交林)生长状况良好，地表枯落物丰富，加剧了酸性淋溶过程，以及由于根系呼吸作用释放CO2和有机酸，使土壤pH逐渐降低，而低pH土壤有利于氮素的累积[29,32-33]。一方面抑制铵态氮的氧化和挥发[34]，另一方面自养硝化细菌含量较低，使得酸性土壤中自养硝化较弱[11]，最终表现为土壤铵态氮含量较高，且显著高于硝态氮，这与前人对酸性土壤的研究一致[35]。

3.2 植被修复对土壤氮素分布特征的影响

相较于喀斯特样带，植被恢复样带在剖面土壤中全氮及速效氮含量均低于喀斯特样带，反而无机态氮高于喀斯特样带。本研究中，通过喀斯特样带与植被修复样带对比发现，植被修复样带土壤全氮与有机碳均呈现下降趋势。土壤氮转化是依赖于有机碳的异养微生物进行的，与土壤有机碳密切相关，因此有机碳是调节土壤氮动态的重要因素[39]。产生此种趋势的原因可能有：一方面由于喀斯特土壤中大量的矿质钙与土壤有机碳结合形成难分解的碳，具有极高的稳定性，使得缺乏更有利于微生物利用活性碳库，从而土壤氮素也难以累积[40]；在喀斯特植被恢复对土壤氮库的影响还受岩性调节，石灰岩区进行植被恢复会造成土壤氮库下降[41]。同时土壤中的氮通过影响植被生长来影响土壤有机物的输入量，进而造成土壤有机碳含量的差异[42]；另一方面随着植被覆盖度的提高，植物残体、根系以及根系分泌物向土壤输入的碳素增加，但也增大了土壤呼吸所释放的碳素，同时植被恢复初期水土流失对土壤碳素积累的贡献会因土壤侵蚀而减弱，可能增加土壤碳的流失[43-44]。本研究采样时间正值植物生长茂盛期，土壤氮素微生物过程(矿化、硝化和反硝化过程)使得有机碳消耗速率高，最终表现为土壤有机碳含量要低于喀斯特样带。

植被修复样带土壤全氮含量低于喀斯特样带土壤，但硝态氮和铵态氮含量均高于喀斯特样带，说明土壤硝化速率和氨化速率均有显著提升，这与刘欣等[45]的研究结果一致。植被修复样带土壤pH均值范围为6.47～7.99，在喀斯特地区石灰性土壤pH在此范围适于硝化作用发生[46]，同时植被恢复初始阶段，物质循环伴随植被正向演替进一步加强，土壤中氮素储量和供应强度(无机氮含量) 会得到一定程度的改善[8]，打破原有生态系统氮素的输入和输出动态平衡，土壤无机态氮也随之增加；其次土壤中铵态氮与硝态氮所带电荷不同的特性，易被土壤胶体吸附或排斥而截留或淋失，铵态氮则易被土壤吸附，同时存在少部分硝态氮溶于水而流失[47]；但通过植被修复使得植被覆盖度增加，土壤固持水分的能力加强，土壤侵蚀作用减弱，使得土壤硝态氮和铵态氮含量显著高于喀斯特样带。

4 结论

(1)非喀斯特样带氮含量与喀斯特样带对比，前者土壤氮素累积呈现向上富集的规律，在土壤表层呈现表聚现象；土壤硝态氮和铵态氮含量均高于喀斯特样带，铵态氮占无机氮主要部分。喀斯特样带受土壤-表层岩溶带耦合结构和植被类型及凋落物的影响对土壤氮素累积速率与非喀斯特样带存在明显差异。

(2)喀斯特样带由于地质条件等稳态有机碳含量较高，又因植被覆盖度低、凋落物归还量少导致可供微生物利用的有机碳较低，土壤侵蚀会削弱土壤碳素积累，进而土壤氮素也难以累积；同时植被恢复初始阶段，土壤中氮素储量和供应强度(无机氮含量) 会得到一定程度的改善，土壤硝化速率和氨化速率均有显著提升，土壤侵蚀作用减弱，土壤对养分的固持能力加强，进而土壤硝态氮和铵态氮含量显著高于喀斯特样带。