氮添加对多伦草原土壤微生物呼吸及其温度敏感性的影响

赵学超,徐柱文,刘圣恩,王清奎,3,*

1 中国科学院沈阳应用生态研究所森林生态与管理重点实验室,沈阳 110016 2 中国科学院大学,北京 100049 3 中国科学院会同森林生态实验站,会同 418307

由于化石燃料燃烧和氮肥的使用,陆地生态系统的活性氮输入量约增加2倍[1]。氮在陆地生态系统的富集会影响土壤有机碳的循环过程[2]。土壤有机碳被微生物分解产生二氧化碳并排放至大气(即土壤微生物呼吸,Soil microbial respiration,Rs)[3],是土壤有机碳的主要损失途径[4],是陆地生态系统和大气交换的第二碳通量[5- 7]。土壤有机碳的分解由许多富含氮的分解酶主导[8],而氮有效性的增加促进有机碳分解酶的产生[9],同时根据微生物化学计量学理论,氮有效性增加可能促进微生物通过分解有机碳来获取碳[10],因此氮添加显著促进Rs[11- 12]。但是氮添加引起土壤酸化,渗透压增加和铝毒效应,抑制微生物活性[8,13],同时根据氮挖掘假说,氮有效性的增加减缓微生物通过分解有机质来获取氮的过程[14- 15],从而抑制Rs[16]。此外还有研究表明氮添加对Rs几乎无影响[17- 18]。氮添加对森林、草原和农田等生态系统的Rs的影响存在差异[2,19],主要与生态系统类型、气候和土壤性质有关,也与氮添加的组分和处理时间长短有关。

氮添加可能改变土壤有机质的C∶N[20- 21]。碳质量温度假说(Carbon quality temperature hypothesis)指出,高C∶N的土壤有机碳比低C∶N的具有更高的温度敏感性(Q10)[22- 23],然而由于土壤理化性质的异质性和缓冲能力的差异,导致氮添加对土壤有机质C∶N的影响效应的大小也不相同。同时氮添加可能促进形成难分解的土壤有机质[24],可能导致较高的Q10。此外Q10对氮添加的响应存在差异,主要表现为增加[25]、降低[18,26]和无影响[19,27]。例如氮添加导致北方森林和寒温带森林的Q10增加[28- 29],但抑制热带森林和温带草原的Q10[26,30]。此外不同氮添加水平,对Q10的影响也不相同[31]。

氮和磷是微生物生长所必需的营养元素,其有效性的变化会影响微生物活性,并直接影响土壤有机碳的循环[32]。虽然人类活动导致生态系统的氮和磷输入量日益增加[33],但磷限制在部分陆地生态系统中普遍存在[34],也会对生态系统中碳氮循环关键过程产生影响[35]。同时土壤中磷有效性降低,进一步限制土壤微生物活性和生物量[36],因此对Rs及其Q10产生影响[19,37- 39]。例如,磷添加使温带草原土壤呼吸增加了14.1%—48.3%,Q10降低了12.6%,但导致高山草原的Rs降低了10.3%[38,40]。磷有效性增加引起土壤微生物量的变化可能是造成Rs及其Q10差异的原因之一[40- 41]。

微生物的C∶N∶P是相对稳定的,并于土壤有机碳的分解过程直接相关[42]。氮磷输入的增加影响生态系统的化学计量平衡(C∶N∶P)、功能结构和多样性,进而对生态系统碳循环的关键过程产生影响[43]。在氮磷施肥试验的研究中,施肥导致土壤底物质量和酶活性发生变化[44],但是对Rs及其Q10的影响还存在争议[8,19,45]。如Wang等[19]研究表明,氮磷添加抑制Rs,但对Q10无显著影响；而Guo等[8]研究发现,氮磷施肥抑制Rs和土壤累积呼吸量,但显著增加Q10。同时,氮添加引起的土壤酸化会促进铁铝氧化物对磷的固定,导致磷有效性降低[46],因此在氮磷施肥实验结果中可能并不能真实反映磷有效性增加对土壤有机碳分解的影响。但是目前关于氮沉降背景下,磷有效性增加对Rs及其Q10影响的研究比较少,这严重限制了我们对氮磷有效性改变对土壤有机碳循环过程影响的了解。

全球范围内,草原约占陆地面积的40%,并储存约10%的土壤碳[47]。草原生态系统作为我国陆地最大的生态系统[48],占国土面积的41%,其中温带草原约储存13.94 Pg C[49],在全球碳循环中发挥着重要作用[50- 51]。因此,本研究依托内蒙古多伦草原的长期氮添加样地,同时添加磷进行室内培养试验,研究氮添加和磷有效性如何对Rs及其Q10产生影响,了解氮添加及磷有效性增加条件下,草原土壤有机碳对温度升高的反馈和变化。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

试验样地位于多伦恢复生态学试验示范研究站(42°2′29″N,116°17′20″E),地处内蒙古自治区多伦县。该地区年降雨量为380 mm,主要集中于6—9月份,年均温为2.1 ℃,最低和最高气温分别出现在1月和7月[52],植被主要是以冷蒿(Artemisiafrigida)、冰草(Agropyroncristatum)和西北针茅(Stipasareptanavar.krylovii)等优势种为主[53]。土壤质地类型为砂质壤土。

1.2 氮添加长期试验与土壤采集

氮添加样地建立于2005年,并设置为0、50 kg N hm-2a-1和100 kg N hm-2a-1的3个处理(N0、N50和N100),3个重复,每个样地为8 m×8 m,样地之间设置1 m的缓冲带,其中尿素在每年的5月和6月各施用一半[54]。土壤采集时间为2017年8月。在每个样地随机选取15个取样点,首先去除地表凋落物和石块等,使用土钻采集0—10 cm土壤,将所采土壤样品混合均匀后,过2 mm筛并挑除细根和石粒等,一部分在室温条件下将土壤样品风干,一部分在4℃下保存,另一部分在-20℃下保存备用于土壤细菌和真菌多样性和丰富度的测定[55- 56]。

1.3 土壤理化性质的测定

1.4 土壤微生物性质的测定

土壤氨基糖主要包括氨基葡萄糖(Glucosamine)、氨基半乳糖(Galactosamine)和胞壁酸(Muramic acid),土壤样品风干后采用糖腈乙酰酯衍生气相色谱法测定,具体操作过程见Zhang等[60]。土壤细菌和真菌的α多样性指数(Shannon)和丰富度采用Illumina HiSeq高通量测序平台进行测定,具体操作步骤见Liu等[61]。

1.5 Rs的测定及Q10的计算

将氮添加处理的土壤样品(N0,N50和N100)含水率调节到田间持水量的60%,在25 ℃预培养1周后,使用NaH2PO4溶液在土壤样品中加入其有效磷(P)的5倍后混合均匀,并调节到和培养前含水率一致,设置处理为N0、N0P、N50、N50P、N100和N100P；称取15 g土壤放于125 mL培养瓶中,在15 ℃和10 ℃进行恒温培养,在培养开始后的1 d、3 d、5 d和8 d使用Li-Cor 820气体分析仪测定Rs。Rs和Q10计算公式如下：

CR=∑Rsi

式中,CR为土壤累积呼吸量(Cumulative Respiration),Rsi为通过测定的Rs计算得到的培养期间每一天的土壤微生物呼吸速率,如2 d的Rs为1 d和3 d测定的Rs的平均值[62]；

式中,Q10表示CR的温度敏感性,CRT1和CRT2分别是15℃和10℃的土壤累积呼吸量；

不同氮添加量处理的CR及其Q10对磷有效性增加的响应使用响应比(Response Ratio,RR)表示,其计算公式为：

式中,RRCR为不同氮添加量处理的CR对磷有效性增加的响应比,CRNXP分别表示N0P、N50P和N100P的土壤累积呼吸量；CRNX分别对应表示N0、N50和N100的土壤累积呼吸量；

式中,RRQ10为不同氮添加量处理的Q10对磷有效性增加的响应比,Q10-NXP分别表示N0P、N50P和N100P的Q10,Q10-NX分别对应表示N0、N50和N100的Q10。

1.6 数据统计分析

利用多因素方差分析对不同处理的土壤累积呼吸量和Q10的数据进行分析,采用LSD(Least Significant Difference)比较氮添加对土壤理化性质和微生物性质、氮和磷对累积呼吸量及其Q10和响应比的差异显著性；使用线性回归分析Q10和土壤累积呼吸量与土壤理化性质的相关性,显著水平设定为α= 0.05。

2 结果与分析

2.1 氮添加对土壤理化性质和微生物性质的影响

氮添加显著降低土壤pH值(表1)。与N0相比,N50和N100处理的土壤pH值分别降低了4.4%和13.4%。同时氮添加显著降低了EOC但升高了NOC(表1)。氮添加处理使胞壁酸显著降低,同时与N0相比,N100处理显著降低细菌香农指数(B-shannon)(表2)。但与N0相比,N50和N100处理的真菌丰富度(F-richness)增加了1.57倍和1.01倍(表2)。因此,氮添加改变了土壤微生物群落结构。

表1 多伦氮添加样地的土壤理化性质

同列不同字母表示处理间差异显著(P<0.05)；其中TK: 全钾 Total potassium；SOC∶有机碳 Soil organic carbon；AP：有效磷available phosphorus；EOC∶易分解有机碳 Easily oxidizable organic carbon；NOC∶难分解有机碳 Non-oxidized organic carbon

2.2 氮添加和磷有效性增加对Rs和累积呼吸量的影响

氮添加显著抑制Rs和累积呼吸量(图1和图2)。在培养期间,N0处理的Rs均显著高于N50和N100处理。与N0相比,N50和N100的累积呼吸量分别显著降低了61.2%和67.1%,占土壤SOC的0.485%和0.531%；且N100的累积呼吸量显著低于N50,降低了15.0%(图2和表3)。即随着氮添加量的增加,对Rs的抑制作用增强。

表2 多伦氮添加样地的土壤微生物性质

同列不同字母表示处理间差异显著(P<0.05)；其中,B-richness：土壤细菌丰富度Soil bacterial richness；B-shannon：土壤细菌香农指数 Soil bacterial shannon index；F-richness：土壤真菌丰富度 Soil fungal richness；F-shannon土壤真菌香农指数Soil fungi shannon index

表3 氮添加和磷有效性对累积呼吸量及其Q10的多因素方差分析

Table 3 Results of multivariate ANOVA on the effects of N addition and available P addition on soil cumulative respiration and its temperature sensitivity

土壤累积呼吸量Soil cumulative respiration温度敏感性Q10 Temperature sensitivityFPFPN2009.4270.00018.8510.000P0.0720.7900.0120.915N×P22.9940.0000.4830.628T27.9970.000——N×T3.2610.056——P×T0.2850.598——N×P×T0.1760.840——

N∶氮添加处理N addition treatments;P：磷添加处理Available P addition treatments；T：培养温度incubation temperatures

磷有效性增加的主效应对累积呼吸量无影响,但氮磷有效性增加对累积呼吸量存在交互作用(表3)。N0P的累积呼吸量显著低于N0,降低了9.0%,但是N50P和N100P的累积呼吸量比N50和N100分别增加12.1%和13.8%,但未达到显著性水平(图2)。N50和N100的累积呼吸量对磷有效性的响应比显著高于N0(图3),即氮磷有效性的增加促进累积呼吸量。温度升高显著促进累积呼吸量,在15 ℃条件下,N50、N50 P、N100和N100 P的累积呼吸量比10 ℃条件下都分别显著升高了16.2%、13.3%、18.8%和21.2%。

图1 15 ℃和10 ℃培养下,不同处理的土壤微生物呼吸速率(平均值±标准误,N = 3)Fig.1 Soil microbial respiration with incubation time in different treatments at 15 ℃ and 10 ℃ (mean ± SE, N=3)其中N0,N50和N100分别代表氮添加处理，N0P,N50P和N100P分别代表在氮添加处理的土壤样品中进行磷添加

图2 氮添加和磷有效性增加对土壤累积呼吸量的影响 Fig.2 Effects of N addition and P availability increasing on soil cumulative respiration不同字母间表示氮添加处理间存在显著性差异；*和ns表示相同氮添加水平下,磷添加处理间的差异性,其中*和ns分别表示PP>0.05；平均值±标准误,N=6

图3 不同氮添加水平下土壤累积呼吸量对磷有效性增加的响应 Fig.3 Response of cumulative respiration to P availability increasing under different N addition treatments 不同字母间表示存在显著性差异,平均值±标准误,N=6

2.3 氮添加和磷有效性增加对Q10的影响

氮添加显著增加Q10(表3和图4)。与N0相比,N50和N100处理的Q10分别增加了32.7%和50.8%(图4)。磷有效性的增加没有对累积呼吸量的Q10产生显著影响(表3)。同时不同氮添加量处理的RRQ10之间无显著差异(图5)。

图4 氮添加对Q10的影响 Fig.4 Effects of N addition on Q10 of soil cumulative respiration不同字母间表示存在显著性差异,平均值±标准误,N=6

图5 不同氮添加水平下Q10对磷有效性的响应 Fig.5 Response of Q10 of soil cumulative respiration to P availability increasing under different N addition treatments 不同字母间表示存在显著性差异,平均值±标准误,N=3

2.4 土壤累积呼吸量及其Q10的影响因素

表4 土壤累积呼吸量及其Q10与土壤理化性质以及微生物学性质的相关性分析

ns表示显著性水平P>0.05；*表示显著性水平P<0.05；**表示显著性水平P<0.01；***表示显著性水平P<0.001

3 讨论

氮添加抑制Rs和累积呼吸量(图1和图2),该结果与许多其他研究结果一致[15,63- 65]。氮添加使累积呼吸量降低了61.2%—67.1%,高于Yan等[66]研究结果中14.0%的抑制效应,可能是由于气候、土壤性质和氮添加实验处理的差异导致的。首先,氮添加抑制累积呼吸量可能是因为氮添加显著降低土壤pH值(表1)。土壤酸化改变有机物质官能团的电离,影响微生物对营养物质的利用效率；同时酸化引起的Ca2+、Mg2+和Na+等离子流失和铝毒效应会抑制微生物生长速率和活性,从而降低累积呼吸量[3- 4,24,67]。此外,Chen等[68]研究表明,低土壤pH值可以降低土壤有机质的分解速率。另一方面,长期氮添加导致有毒化合物的积累,并抑制酚氧化酶活性[18],降低土壤碳有效性,最终对累积呼吸量产生抑制作用[10,67,69]。

氮添加显著影响土壤细菌和真菌群落组成[33]。Wang等[19]研究表明施氮降低了细菌生物量。在本研究,氮添加显著降低胞壁酸(表2),胞壁酸是唯一来源于细菌；同时高氮处理显著降低B-shannon,且逐步回归结果表明,B-shannon与土壤累积呼吸量存在显著正相关关系(表4),与其他研究结果一致[70]。另一方面,本研究表明氮添加显著升高F-richness(表2)。真菌对高H+环境的适应性高于细菌,且真菌比细菌有更高的碳同化效率[71- 72],导致较低的Rs。因此,氮添加引起的细菌多样性降低和真菌丰富度升高是累积呼吸量降低的重要原因。此外,氮添加促使土壤难分解有机质的形成[18],而NOC与累积呼吸量存在显著负相关关系(表4),所以氮添加使土壤NOC显著增加是累积呼吸量降低的原因之一。

氮磷交互作用显著影响累积呼吸量(表3和图2),可能存在两种原因来解释这一现象。首先,在磷有效性单独增加的处理中,累积呼吸量显著降低了9.0%(图2),可能的原因是磷有效性的增加使微生物的碳同化效率增加,因此导致微生物呼吸作用的减弱[4,73]。但是在氮磷有效性都增加的处理中,累积呼吸量升高了12.1%—13.8%,可能的原因就是氮磷有效性的增加,加速微生物分解土壤有机碳来获取碳的过程,在一定程度上促进累积呼吸量。

氮添加显著增加Q10(图4),与其他研究结果一致[8,25,29]。首先,氮添加使土壤酸化(表1),土壤pH值是Q10最重要的解释因子(表4),其他结果也表明土壤pH值与Q10呈显著负相关关系[74]。土壤pH值与真菌生长速度和生物量呈负相关关系[75- 76]。同时本研究中,氮添加使氨基葡萄糖升高了20.4%—26.6%,氨基葡萄糖主要来源于真菌,可以作为真菌残体生物量的指示指标,且普遍认为真菌生物量C∶N高于细菌[77],高C∶N的有机质有更高的Q10[23]。所以氮添加引起的土壤pH值降低和真菌残体生物量的增加是Q10升高的原因之一。另一方面,氮添加导致土壤中NOC显著增加是Q10升高的重要原因,Q10与NOC存在显著正相关关系(表4)。Guo等[8]研究表明,氮磷添加增加了土壤有机碳的脂化度和芳香度。同时也有研究表明氮有效性增加会促进土壤有机碳转变为杂环形式的化合物 (吲哚类和吡咯类)或者氮和酚类化合物聚合形成难分解有机碳[24,78]。根据酶动力学假说(Enzyme-kinetic hypothesis)和碳质量温度假说,土壤有机碳的难分解程度越高,分解过程所需的活化能越高,因此导致较高的Q10[8,23]。所以氮添加会增加土壤有机碳分解对全球变暖的响应。但磷有效性的增加没有显著影响累积呼吸量对温度变化的响应(表3),其他研究也得到相似的结论[19,39],可能是由于土壤本身对磷有效性增加的缓冲能力及理化性质的异质性所导致的,说明短期磷有效性的增加没有改变全球变暖对土壤有机碳分解的影响。

4 结论

在多伦草原中,氮添加降低土壤微生物呼吸和累积呼吸量,抑制微生物对土壤有机碳的分解,但是氮添加会增加土壤有机碳分解对温度变化的响应。因此在未来全球变暖和氮沉降日益严重的背景下,会增加草原生态系统有机碳排放的不确定性。同时短期磷有效性的增加对土壤微生物呼吸及其温度敏感性的影响尚未显现。