1 引言(Introduction)

冻结和融化是高海拔、高纬度地区土壤表层普遍存在的现象, 冻融会影响土壤养分循环机制, 是改变森林生态系统的重要因素之一(Chapin et al., 1996).冻融循环是地球上生物化学循环的关键环节, 其既改变土壤的理化性质, 又能使土壤中微生物菌种和群落结构发生改变.大兴安岭多年冻土区生长着不同种类的森林植被, 在全球变暖、冻土退化的大背景下, 冻融循环的变化势必影响该地区森林土壤的碳、氮含量和植物对养分的吸收过程(Schimel et al., 1996).土壤活性有机碳是指在一定时空条件下受植物、微生物影响剧烈, 具有一定溶解性, 在土壤中有较高的移动速度, 易氧化分解, 易矿化, 对植物和土壤微生物来说活性较高的那部分碳(赵光影等, 2017), 对研究土壤碳库平衡和生物化学肥力保持具有重要意义(刘振花等, 2009).氮素是土壤中限制植物生长的营养元素之一(陈伏生等, 2004).土壤氮素包括有机氮和无机氮, 其中, 无机氮具体包含铵态氮和硝态氮, 而植物吸收的氮几乎都是无机氮, 将有机氮转化为无机氮供植物吸收利用的过程为氮矿化过程(刘金玲等, 2017).研究发现, 冻融作用可以通过影响土壤微生物活性和土壤团聚体稳定性来改变土壤氮矿化过程(Kurganova et al., 2015).

土壤碳氮转化是森林生态系统维持生产力和稳定性的重要因素, 在气候变暖的影响下, 多年冻土区森林土壤的冻融频次、冻融温度和冻融持续时间发生变化, 势必影响森林生态系统碳、氮循环过程.目前, 国内外相关研究大多集中在不同土地利用方式下土壤碳、氮的分布特点(王淑平等, 2017), 以及冻融循环对中高纬度湿地土壤和农田土壤的理化性质和营养元素的影响等方面(贾国晶等, 2012), 但针对冻融过程对多年冻土区森林土壤活性碳及氮矿化的影响研究较少, 且不同垂直深度和不同冻融温度对不同植被类型土壤碳、氮循环的影响更是罕见.因此, 本文选取大兴安岭多年冻土区典型森林土壤樟子松林和白桦林土壤为研究对象, 通过室内模拟冻融试验, 探讨冻融过程对森林土壤活性碳组分和氮矿化的影响, 以揭示多年冻土区碳、氮循环在冻融期的变化趋势, 为研究森林土壤碳汇功能和氮累积潜力提供基础数据.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况

研究区位于黑龙江省大兴安岭地区漠河县北极村(53°28′03″N, 122°21′07″E), 属于寒温带季风气候, 夏季湿热多雨, 冬季寒冷漫长.年平均气温约为-5.5 ℃, 年降水量约为461 mm, 无霜期约为90~110 d.研究样地位于山间广阔的沟谷地带, 地下冰发育良好, 冻土厚度约100 m.土壤主要为草甸土和沼泽土, 主要植被类型有兴安落叶松(Larix gmelini)、白桦(Betula platyphylla)、杜香(Ledum palustre)、杜鹃(Rhododendron simsii)、云杉(dragon spruce)等.

2.2 研究方法 2.2.1 样品采集与处理

于2017年10月初选取大兴安岭多年冻土区典型植被类型樟子松林(ZZ)和白桦林(BH)为研究对象.在坡度、坡向和生长环境基本相同的情况下, 依据不同植被类型设置2处样地, 在每处样地内设置3块10 m×10 m的样方, 其间隔不小于10 m, 并在样方内按S型布设方式选取5个样点, 除去表面枯枝落叶后, 用内径5 cm的土钻采集0~10、10~20、20~30 cm分层土壤样品.采回的新鲜土壤剔除可见石块和杂质, 按同层次混合均匀后过2 mm筛并置于4 ℃恒温冰箱中密封保存.

2.2.2 室内模拟冻融试验

根据历年气象数据, 大兴安岭地区10月初—11月初的冻结温度和融化温度分别介于-10~0 ℃和0~10 ℃之间, 冻融过程持续时间约为30 d.考虑到全球变暖背景下冻融幅度的变化, 设置-5~5 ℃和-10~10 ℃两个冻融幅度.实验具体过程如下：称取过筛后不同深度的均质土壤约250 g(干重)放置于塑料培养瓶中.加入蒸馏水调整含水量为最大持水量的60%, 置于恒温培养箱中预培养5 d使微生物保持活性, 培养瓶口用保鲜膜密封并留有10个通气口使其好氧培养.将调整好含水量的培养瓶分别放入-5 ℃和-10 ℃培养箱内冻结24 h, 然后调节培养箱温度为5 ℃和10 ℃融化24 h, 冻结和融化温度以稳定的速率接近或远离零点, 以此为一个冻融循环, 共设15次冻融循环, 共30 d(王娇月, 2014).分别在冻融循环的第0、1、3、5、7、15次后取出培养瓶, 测定土壤DOC、MBC、铵态氮、硝态氮等指标.每个林型土壤样品设3次重复.

2.2.3 土壤样品测定方法

土壤DOC测定：称取10 g新鲜土壤于250 mL三角瓶中, 再放入50 mL蒸馏水, 常温下振荡30 min, 然后用高速离心机以4200 r·min^-1离心10 min, 上清液过0.45 μm滤膜, 用Multi N/C 2100 TOC仪(德国耶拿)测定, 通过浸提液中总碳浓度和无机碳浓度的差值计算土壤DOC含量.

土壤MBC测定：采用氯仿熏蒸-K₂SO₄浸提法, 熏蒸和未熏蒸的10 g样品分别用50 mL 0.50 mol·L^-1硫酸钾溶液浸提, 常温下振荡1 h, 用滤纸过滤清液, 用Multi N/C 2100S分析仪(德国耶拿)测定浸提液碳浓度.MBC含量由以下公式进行计算：

(1)

式中, F_c为熏蒸土壤提取的有机碳与未熏蒸土壤提取的有机碳之间的差值；K_c为转换系数0.45.

土壤铵态氮和硝态氮测定：称取10 g鲜土于250 mL三角瓶中, 加入2 mol·L^-1的氯化钾溶液50 mL, 常温振荡30 min, 用定量滤纸过滤后滤液备用.其中一组量取2 mL滤液后加入8 mL氯化钾溶液、5 mL苯酚溶液、5 mL次氯酸钠碱性溶液, 静止1 h后, 加入掩蔽剂1 mL, 定容；另一组量取2 mL滤液后加入去离子水定容至50 mL, 使用Lammbda35型紫外/可见分光光度计, 在625 nm和220nm/275nm波长下进行比色测定, 计算铵态氮和硝态氮含量(郭冬楠等, 2015)

2.3 数据处理分析

本文数据采用SPSS 22.0软件进行统计分析.采用单因素方差分析法(one-way ANOVA)分别对不同冻融温度和不同冻融频次, 以及不同土壤深度下两种林型土壤活性碳组分含量和无机氮含量进行差异显著分析, 然后用Excel 2007和Origin 9软件进行绘图.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 冻融循环对土壤溶解性有机碳(DOC)的影响

由图 1可知, 冻融次数和土层深度均显著影响了两种土壤DOC含量(p < 0.05), 冻融温度对两种土壤DOC含量的影响并不显著(p>0.05).两种土壤DOC含量均随着土层深度的增加而逐渐降低, 并随着冻融时间的延长表现为先增加后降低的趋势.-5~5 ℃冻融前后樟子松林0~10 cm土壤DOC含量比白桦林分别高10.6%和8.89%, 白桦林10~20 cm土壤DOC含量比樟子松林分别高37.1%和27.9%, 白桦林20~30 cm土壤DOC含量比樟子松林分别高7.3%和16.8%.樟子松林3层土壤在第15次冻融循环后DOC含量较冻融前分别增加了9.3%、17.2%和18.7%, 白桦林3层土壤在第15次冻融循环后DOC含量较冻融前分别增加了11%、9.3%和29.2%.-10~10 ℃冻融前后樟子松林0~10 cm土壤DOC含量比白桦林分别高10.6%和19.4%.白桦林10~20、20~30 cm土壤冻融后DOC含量比樟子松林分别高32.2%和2.3%.樟子松林土壤在第15次冻融循环后DOC含量较冻融前分别增加了45.8%、37.2%和24.9%, 白桦林土壤在第15次冻融循环后DOC含量较冻融前分别增加了35.0%、32.3%和19.1%.综上分析, 冻融循环增加了两种土壤DOC含量, 且大幅度冻融处理对DOC含量的影响程度略大于小幅度冻融处理.冻融过程中樟子松林0~10 cm土壤DOC含量高于白桦林, 而白桦林10~20、20~30 cm土壤DOC含量高于樟子松林.

3.2 冻融循环对土壤微生物量碳(MBC)的影响

由图 2可知, 冻融次数和土壤深度对两种土壤MBC含量均有显著影响(p < 0.05), 冻融温度对两种土壤MBC含量的影响并不显著(p>0.05).两种土壤MBC含量均随着土层深度的增加而逐渐降低, 并随着冻融时间的延长表现为先增加后降低的趋势.-5~5 ℃冻融前樟子松林0~10、10~20、20~30 cm土壤MBC含量分别比白桦林高19.8%、26.7%和37.2%, 冻融循环后樟子松林土壤MBC含量分别比白桦林高75.2%、15.4%和36.3%.樟子松林土壤在第15次冻融循环后MBC含量分别比冻融前减少4.09%、19.6%和23.5%, 白桦林土壤在第15次冻融循环后MBC含量分别比冻融前减少34.4%、11.7%和22.9%.-10~10 ℃冻融后樟子松林0~10 cm和10~20 cm土壤MBC含量分别比白桦林高72%和121%, ?阻肓?0~30 cm土壤MBC含量比樟子松林高4.5%.樟子松林土壤在第15次冻融循环后MBC含量分别比冻融前减少15.0%、21.8%和51.4%, 白桦林土壤在第15次冻融循环后MBC含量分别比冻融前减少40.8%、55.2%和76.1%.综上分析, 冻融循环降低了两种土壤MBC含量, 且大幅度冻融处理对MBC含量的影响程度略大于小幅度冻融处理, 冻融过程中樟子松林各层土壤MBC含量高于白桦林.

3.3 冻融循环对土壤铵态氮含量的影响

由图 3可知, 冻融次数和土壤深度及冻融温度均显著影响了两种土壤铵态氮含量(p < 0.05).两种土壤铵态氮含量均随着土层深度的增加而逐渐降低, 并随着冻融时间的延长表现为先降低后增加的趋势.-5~5 ℃冻融前樟子松林0~10 cm土壤铵态氮含量比白桦林高21.1%, 冻融后樟子松林土壤铵态氮含量比白桦林低19.2%, 白桦林10~20 cm土壤冻融前后铵态氮含量分别比樟子松林高39.7%和52.6%, 白桦林20~30 cm土壤冻融前后铵态氮含量分别比樟子松林高76.1%和68.8%.樟子松林土壤在第15次冻融循环后铵态氮含量较冻融前分别增加了43.9%、61.3%和60.8%, 白桦林土壤铵态氮含量在第15次冻融循环后较冻融前分别增加了116%、76.2%和54.2%.-10~10 ℃冻融后樟子松林0~10 cm土壤铵态氮含量比白桦林低21.4%, 冻融后白桦林10~20、20~30 cm土壤铵态氮含量分别比樟子松林高10%和16.3%.樟子松林土壤在第15次冻融循环后铵态氮含量分别较冻融前增加了0.99、3.68、4.48倍, 白桦林土壤在第15次冻融循环后铵态氮含量分别较冻融前增加了2.07、2.69、2.62倍.综上分析, 冻融过程提高了两种土壤铵态氮含量, 且较大的冻融幅度相对于较小的冻融幅度来说更有利于增加土壤铵态氮含量, 冻融过程中, 樟子林土壤铵态氮含量低于白桦林.

3.4 冻融循环对土壤硝态氮含量的影响

由图 4可知, 冻融次数和冻融温度均显著影响了两种土壤硝态氮含量(p < 0.05), 土壤深度对樟子松林土壤的影响不显著(p>0.05).两种土壤硝态氮含量均随着土层深度的增加而逐渐降低, 并随着冻融时间的延长表现为先增加后降低的趋势.-5~5 ℃冻融前后白桦林0~10 cm土壤硝态氮含量分别比樟子松林高93%, 92.8%.冻融前樟子松林10~20 cm土壤的硝态氮含量比白桦林高4.5%, 冻融后樟子松林土壤硝态氮含量比白桦林低45.6%.冻融前后樟子松林20~30 cm土壤硝态氮含量分别比白桦林低55.3%和30%.樟子松林土壤在第15次冻融循环后硝态氮含量分别比冻融前高34.9%、15.4%和58.3%, 白桦林土壤在第15次冻融循环后硝态氮含量分别比冻融前高36.8%、76.2%和32.6%.-10~10 ℃冻融后白桦林0~10、10~20、20~30 cm土壤硝态氮含量分别比樟子松林高148%、48.5%和54.9%.樟子松林土壤在第15次冻融循环后硝态氮含量分别比冻融前高34.9%、60.9%和132%, 白桦林土壤在第15次冻融循环后硝态氮含量分别比冻融前高73.9%、150%和132%.综上分析, 冻融过程提高了两种土壤硝态氮含量, 且较大的冻融幅度相对于较小的冻融幅度来说更有利于增加土壤硝态氮含量, 冻融过程中, 樟子林土壤硝态氮含量低于白桦林.

4 讨论(Discussion) 4.1 冻融作用对两种土壤活性碳组分及氮矿化的影响 4.1.1 冻融作用对两种土壤活性碳组分的影响

冻融作用直接影响到森林土壤中的活性有机碳组分, 而矿质土壤中活性有机质的关键组成部分即是DOC, 土壤中溶解于水的有机质虽然含量甚微, 但对于环境污染物起着重要的承载作用, 并对土壤中各类重要元素的迁移和溶出极其关键(王展等, 2012).在影响土壤活性碳组分方面, 本研究发现冻融循环增加了土壤DOC含量, 这与Chaer等(2009)的研究结果一致.首先, 因为冻融交替会对土壤团聚体结构产生破坏并且打破了有机质之间的联结, 由大团聚体破碎成多个小团聚体, 导致很多小分子物质释放出来(李景等, 2015).其次, 冻融作用会直接影响土壤的伸缩和膨胀, 温度的巨大变化会直接引起土壤中大分子量的有机质结构中氢键开裂, 释放出具有小分子量的有机质(郭冬楠等, 2015)；同时, 水分的变化作为影响土壤的关键条件也会间接对冻融过程产生影响, 可以导致土壤物理和化学性质及微生物活性发生改变, 从而影响到土壤生物化学循环过程(周旺明等, 2008).冻融作用在影响土壤DOC含量的同时也会对土壤MBC含量产生很大的影响, 本研究表明, 冻融作用降低了土壤MBC含量, 这与Wang等(2013)的结果相类似.因为氯仿熏蒸和冻融循环在过程上具有相似的机理, 这个过程会使土壤中的微生物细胞结构遭到毁坏, 导致大量微生物死亡, 实现杀菌的目的.

在土壤垂直深度方面, 土层越深, 土壤DOC和MBC含量越低.这是因为土壤表面积累的大量凋落物会使土壤表层的DOC含量升高, 而下层土壤只能充当DOC的汇, DOC向下运移的过程中含量显著下降(Michalzik et al., 2010)；也存在一些研究表明, 森林土壤中DOC向下层土壤迁移过程中会被水中微生物所降解(Yano et al., 1998), 因此, 土壤DOC含量是逐层递减的.对于土壤MBC含量也有相似之处, 由于枯枝落叶均集中于表层土壤, 使土壤表层根系分泌出大量有机物质, 增加了土壤中的微生物含量, 提高了土壤微生物活性(廖洪凯等, 2012).本研究发现两种林型之间也存在着差异, 樟子松林0~10 cm土壤DOC含量高于白桦林, 这是由于樟子松林表层土壤腐殖质含量较高, 微生物活性较强, 能够很快分解腐殖质, 同时, 淋溶和根系周转速率较快, 因而表层土壤有足够的源.而10~20 cm和20~30 cm的樟子松林土壤DOC含量低于白桦林, 可能是由于樟子松林属于针叶林, 白桦林属于落叶阔叶林, 不同树种的降解、淋溶能力差异使DOC含量不同, 且微生物的降解速率也存在着一定区别, 针叶林树种的土壤DOC难分解性高于阔叶林, 生物可快速降解新鲜凋落物释放的DOC, 但对凋落物分解后期释放的DOC降解能力有所减弱(罗献宝等, 2011).土壤温度和水分含量的变化也会使樟子松林MBC含量下降率低于白桦林, 由于土壤动物、微生物的数量和种类及微生物对有机质分解和转化的能力存在一定的差异, 这些都会影响土壤MBC对冻融作用的响应.不同植被类型微生物群落结构与冻融过程存在着紧密联系, 对于高寒地区，冻融杀死的微生物数量和类别, 还有土壤中哪些微生物为残余微生物提供基质也无法确定.因此, 有关冻融作用对不同植被类型森林土壤DOC和MBC的影响还需进一步研究.

4.1.2 冻融作用对两种土壤氮矿化的影响

氮矿化在生态系统养分循环过程中起到至关重要的作用.本研究中冻融循环增加了土壤铵态氮和硝态氮含量, 这是由于微生物长期受冻融循环的影响导致部分微生物死亡, 在土壤融化阶段死亡微生物会成为存活微生物的基质, 从而提高微生物活性, 促进冻融过程中矿化氮的增加(Nielsen et al., 2001), 而铵态氮在矿化氮中占主要成分, 因此, 冻融期会使土壤中的铵态氮含量越来越高.硝态氮含量变化主要受到氮矿化和硝化及反硝化作用的影响, 硝化和氮矿化会生成硝态氮, 而反硝化则会消耗硝态氮(杨小林等, 2013).总体上, 冻融后土壤硝态氮含量仍比冻融前高, 说明冻融对氮矿化作用的增强及硝化底物的增加仍然高于反硝化作用.

土壤垂直深度方面, 两种土壤的铵态氮含量均随着土层深度的增加而降低, 垂直方向上土壤氮素主要受生物循环过程的影响, 使植物根系吸收的氮营养归还于土壤表层, 增加了土壤氮素在表层的累积(杨佳佳, 2014).白桦林土壤硝态氮含量随着土层深度的增加而降低, 由于冻土活动层表面融化时温度从地表开始向下随深度的增加不断降低, 活动层处于吸热过程中, 热量传输由上向下, 融化锋面不断向下迁移, 水分输运以由上向下为主(赵林等, 2000), 下层土壤含水量较高时, 土壤孔隙较小, 土粒内部呈缺氧状态, 有利于反硝化作用的增强, 从而降低了硝态氮含量, 而表层土壤一直是有氧状态, 导致硝态氮含量增高.两种土壤铵态氮和硝态氮含量也有一定的差异.樟子松林土壤铵态氮含量比白桦林土壤低, 这与土壤有机质含量差异, 以及氨挥发、矿化和雨水作用及微生物的固定、淋溶损失有关(贾国晶等, 2012).再者, 白桦林灌木植被多样性高于樟子松林, 动植物残体在土壤表层累积较多, 使得樟子松林硝态氮含量低于白桦林(陈强, 2013), 由此可以看出, 土壤硝态氮含量与凋落物数量、土壤孔隙度及有机质分解转化能力密切相关.因此, 不同林型下土壤氮矿化过程对冻融作用的响应存在较大差异.

4.2 冻融作用对土壤DOC、MBC、铵态氮、硝态氮总体变化趋势的影响

在实验过程中两种土壤的DOC含量均表现出先升高后降低的趋势, 原因可能是冻融过程起到了杀菌作用, 这类似于干湿交替会导致土壤微生物越来越少, 微生物死亡时会分解出大量的氨基酸、糖和有机酸, 短期内增加了土壤有机物含量.再者, 冻融会使土壤有机质分解速率发生改变, 有利于吸附分解出DOC, 提高土壤DOC含量.而后土壤微生物逐渐适应了环境, 微生物死亡数量减少, 降低了死亡微生物的DOC释放量.另外, 培养时间的延长导致没有死亡的微生物在矿化作用下大量消耗可溶性有机物, 使其数量不断减少, 最终使土壤DOC含量呈下降趋势(Grogan et al., 2004).对于土壤MBC含量来说, 短期内有显著提高, 这与Larsen等(2002)在极地生态系统发现的结果相类似.因为在首次冻融后, 土壤团聚体结构遭到破坏, 导致部分微生物死亡, 死亡微生物为存活的微生物提供了基质, 从而提高了土壤微生物活性(万晓华等, 2014).冻融交替也会产生大量的小分子氨基酸和糖分物质, 增加土壤中有机质含量, 提高土壤MBC含量(Herrmann et al., 2002).但随着微生物渐渐适应了冷湿的环境, 再加上多年冻土区反复经受冻融过程, 致使微生物对环境的敏感度不高, 因此, 随着时间延长土壤MBC含量逐渐降低.

随着冻融时间的延长, 两种土壤铵态氮含量表现为先降低后增加的趋势.这是因为前期冻融作用使得土壤中无法利用的有机胶体产生较多的铵态氮, 短期内增加了土壤氨态氮含量, 随后土壤的团粒体结构经受不住多次冻融的物理破坏进而影响了氮素的附着能力, 导致原本的土壤氮固持效果降低(苟小林等, 2014).左海军等(2008)认为土壤粘度越大, 氮素越不容易流失, 而冻融降低了土壤粘度, 还使土壤发生涨缩, 在增大土壤空隙度的同时增加了土壤氮素的淋溶, 随后发生了氮素含量减少的趋势.两种土壤硝态氮含量变化表现为先增加后减少的趋势, 前期由于氮矿化和硝化作用导致硝态氮含量增加, 但在第3次冻融循环后土壤硝态氮含量逐渐减少, 一方面可能由于多年冻土活动层常年处于冷湿状态, 厌氧条件下反硝化作用增强, 不利于硝态氮的累积；另一方面, 冻融会激活土壤酶, 提高亚硝酸和硝酸还原酶的活性, 使硝酸离子进一步还原, 进而降低硝态氮含量(魏丽红, 2004).但培养时间越长, 氮矿化作用越明显, 再加上冷湿条件的长期作用, 土壤无机氮含量依旧会越来越高.

4.3 冻融温度对两种土壤碳、氮矿化的影响

总体上, 大幅度冻融循环对DOC的促进作用略大于小幅度冻融循环, 可能是由于大幅度冻融循环对土壤团聚体和根系造成了更大的破坏, 致使更多的碳从土壤中释放出来.而大幅度冻融循环下土壤MBC含量略低于小幅度冻融循环, 可能是因为较大的冻融温差会杀死更多的微生物, 从而降低了土壤MBC含量.但两种土壤DOC和MBC含量受到冻融温度的影响并不显著(p>0.05), 这是因为两种林型土壤处于多年冻土区, 土壤微生物及菌群群落结构由于长期处于低温, 并且反复经历了冻融过程, 微生物和植物根系并不会因为冻融温差而死亡, 因此, 活性碳组分较为稳定.而两种土壤铵态氮和硝态氮含量则受到冻融温度的影响很明显(p < 0.05), 这是因为冻融作用导致土壤收缩膨胀, 土壤结构团聚体稳定性受到影响, 使氮矿化过程和硝化底物增加导致的硝化过程持续进行, 从而增加了铵态氮和硝态氮, 并且冻融温度越低, 土壤微生物遭到的破坏越大, 进而释放出更多的无机氮.在全球变暖的大背景下, 冻融幅度的变化对不同林型土壤碳、氮转化机制还有待深入研究.

5 结论(Conclusions)

1) 冻融循环导致森林土壤DOC流失进而影响了土壤碳库平衡, 同时对土壤微生物具有破坏作用, 降低了土壤MBC含量.

2) 冻融循环可以提高两种森林土壤硝态氮和铵态氮含量, 并有利于无机氮的累积.而较大的冻融温差可以加速土壤氮矿化过程, 为植物生长提供了氮素肥力.

3) 冻融作用下两种森林土壤碳、氮含量存在一定差异, 不同土壤温度和水分会影响土壤中微生物数量和种类, 导致有机质转化与分解能力有所差异, 但从土壤垂直深度上来看, 上层土壤DOC、MBC、铵态氮和硝态氮含量均高于下层土壤, 表现出明显的空间垂直变异性.