氯仿熏蒸對紫色土農(nóng)田土壤有機(jī)碳礦化的影響*

馬 晗,王小國

(1.中國科學(xué)院山地表生過程與生態(tài)調(diào)控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/中國科學(xué)院水利部成都山地災(zāi)害與環(huán)境研究所 成都 610041;2.中國科學(xué)院大學(xué) 北京 100049)

土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的有機(jī)碳庫,占全球陸地總碳庫的2/3～3/4,超過陸地植被和全球大氣碳庫之和[1],其微小變化可能引起大氣CO2濃度的較大波動(dòng)[2]。土壤有機(jī)碳(SOC)礦化是指土壤中的有機(jī)碳在土壤微生物的作用下分解并向大氣釋放CO2的過程[3],受環(huán)境(溫度,降水)、人為(施肥、耕作)及生物因素等的影響。普遍認(rèn)為,礦化受土壤微生物的生物量大小、群落組成和活性影響[4-5]。全面理解SOC 的動(dòng)態(tài)及其關(guān)鍵控制過程,有助于正確評估SOC 的變化方向和速率,對準(zhǔn)確預(yù)測氣候變化及制定應(yīng)對氣候變化的策略和措施具有重要意義[6-7]。

氯仿具有極強(qiáng)的殺滅微生物的特性,熏蒸后土壤理化性質(zhì)基本保持不變[8],被廣泛應(yīng)用于土壤微生物生物量碳的測定。24 h 的熏蒸會(huì)殺死土壤中80%～90%的微生物,并破壞大多數(shù)細(xì)胞代謝過程,雖仍有部分酶介導(dǎo)的代謝過程在繼續(xù)進(jìn)行[9],但氧化酶基本上完全失活[10];熏蒸后土壤微生物多樣性及種群數(shù)量會(huì)大幅下降[11],Jenkinson 等[12]表示即使進(jìn)行再培養(yǎng),53 d 后土壤微生物種類及數(shù)量仍不足未熏蒸土壤的20%。Kemmitt 等[13]及Van Elsas 等[14]的研究表明,通過熏蒸殺死土壤中的微生物,SOC 的礦化速率仍與未熏蒸土壤一致;1990年Joergense 等[15]的研究表明,即使沒有新鮮有機(jī)質(zhì)的加入,土壤仍可以在很長一段時(shí)間以非常恒定的速率礦化土壤有機(jī)質(zhì)。針對以上現(xiàn)象,Kemmitt 等[13]提出“調(diào)節(jié)門”假說,認(rèn)為:土壤有機(jī)質(zhì)(SOM)的礦化與微生物生物量大小、群落結(jié)構(gòu)或活性無關(guān);礦化過程分為非生物過程(K1)與生物過程(K2),非生物有效性腐殖質(zhì)通過K1轉(zhuǎn)變?yōu)樯镉行杂袡C(jī)質(zhì),在K2 中微生物對這部分生物有效性有機(jī)質(zhì)進(jìn)行緩慢礦化;礦化速率限制步驟受K1 控制。大量研究表明熏蒸后SOC 的礦化與未熏蒸土壤一致[12-17],但多數(shù)研究者仍對“調(diào)節(jié)門”假說提出質(zhì)疑:Zhou 等[16-17]通過徹底熏蒸后接種培養(yǎng)及反復(fù)熏蒸后培養(yǎng)觀測土壤中微生物情況及SOC 的礦化情況對“調(diào)節(jié)門”假說進(jìn)行了驗(yàn)證,但該研究未提及不同群落結(jié)構(gòu)對土壤有機(jī)碳礦化的影響,無法完整解釋“調(diào)節(jié)門”假說中群落結(jié)構(gòu)對SOC 礦化無關(guān)的結(jié)論。本研究通過改變熏蒸時(shí)長調(diào)整土壤微生物生物量,不僅改變了土壤微生物生物量,還極大改變了土壤微生物群落組成,以進(jìn)一步驗(yàn)證“調(diào)節(jié)門”假說。

紫色土作為長江上游極為重要的耕地資源,集中分布在四川省與重慶市(三峽庫區(qū)),僅四川盆地面積達(dá)16 萬km2。紫色土地區(qū)氣候濕潤,年降雨量大多在800～1200 mm,降雨分布不均,集中在夏季。紫色土農(nóng)田SOM 含量普遍偏低,平均約為1.20%[18]。根據(jù)中國科學(xué)院鹽亭紫色土農(nóng)業(yè)生態(tài)站多年觀測數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn),常規(guī)耕作下的旱地SOM 含量呈現(xiàn)下降趨勢,其下降的原因主要與溫暖濕潤的亞熱帶環(huán)境條件下物質(zhì)循環(huán)強(qiáng)烈有關(guān)。為探究土壤微生物生物量是否是紫色土SOC 礦化的主要限速因子,我們開展了SOC 礦化的室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn),通過調(diào)整熏蒸時(shí)長改變土壤微生物的生物量大小來研究土壤微生物生物量對SOC 礦化速率及累積通量的影響。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究樣地位于四川省綿陽市鹽亭縣林山鄉(xiāng)中國科學(xué)院鹽亭紫色土農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗(yàn)站(105°27′E,31°16′N),林山鄉(xiāng)地處四川盆地中部偏北,丘陵地帶,屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū),雨熱同期,年均降水量826 mm,年均氣溫17.3 ℃,無霜期294 d,平均海拔400～600 m。土壤屬于堿性蓬萊鎮(zhèn)石灰性紫色土,質(zhì)地為中壤,土壤母質(zhì)為泥巖。種植制度為冬小麥(Triticum aestivum)-夏玉米(Zea mays)輪作,耕層深度0～15 cm。

1.2 試驗(yàn)處理與樣品分析

1.2.1 試驗(yàn)處理

2021年5月25日,小麥?zhǔn)斋@后選取長期施用豬糞肥處理的試驗(yàn)小區(qū)隨機(jī)取15 個(gè)樣點(diǎn),去除地表殘茬,挖取0～15 cm 土層土樣帶回實(shí)驗(yàn)室,過2 mm 篩,充分混合均勻并用鑷子仔細(xì)除去動(dòng)植物殘?bào)w、石礫等雜質(zhì)。土樣分成3 份,一份新鮮土樣保存在4 ℃條件下用于室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn);一份新鮮土樣用于測定土壤微生物生物量碳及熏蒸時(shí)長與微生物含量變化的關(guān)系;第三份土壤樣品風(fēng)干用于測定土壤總有機(jī)碳、全氮、pH 與顆粒組成等基礎(chǔ)指標(biāo)。土壤有機(jī)碳、全氮與全磷含量分別為(8.18±1.01)g·kg—1、(0.86±0.01)g·kg—1與(0.69±0.03)g·kg—1,土壤pH 為8.1,土壤微生物量碳含量為(184.50±28.54)mg·kg—1,土壤砂粒、粉粒、黏粒含量分別為46.9%、30.0%和23.1%。

1)試驗(yàn)1:熏蒸時(shí)長與土壤微生物生物量的關(guān)系

不同土壤微生物對氯仿的敏感性不同,隨熏蒸時(shí)長增加,死亡微生物數(shù)量會(huì)逐漸增加[19-20]。一般利用24 h 暗培養(yǎng)后土壤總有機(jī)碳(TOC)增量換算的土壤微生物生物量碳來表示土壤微生物生物量[19]。目前極少有研究明確指出熏蒸時(shí)長與紫色土土壤微生物生物量變化的關(guān)系。本試驗(yàn)通過逐小時(shí)增加熏蒸后暗培養(yǎng)時(shí)長,計(jì)算熏蒸前后土壤可浸出有機(jī)碳的差值,將24 h 熏蒸后得出的微生物量視為1,通過與熏蒸24 h 土壤TOC 的比值確定土壤微生物生物量的變化情況[20],當(dāng)微生物生物量變化幅度較大時(shí),用二分法加測,確定更具體的時(shí)間(假設(shè)3 h 測得微生物生物量為90%,4 h 測得微生物生物量為20%,則增加3.5 h 熏蒸處理)。

2)試驗(yàn)2:培養(yǎng)試驗(yàn)

4 ℃保存的鮮土樣調(diào)節(jié)含水量為田間持水量的60%[19],于25 ℃培養(yǎng)箱中活化土壤微生物?；罨蠓Q取相當(dāng)于干土重10 g 的鮮土,進(jìn)行熏蒸。選擇試驗(yàn)1 中土壤微生物生物量變化較大的3 個(gè)熏蒸時(shí)長、24 h 熏蒸及未熏蒸5 個(gè)處理,具體熏蒸時(shí)長及編號(hào)分別為熏蒸24 h(C24)、熏蒸2.5 h(C2.5)、熏蒸1.5 h(C1.5)、熏蒸1 h(C1)與不熏蒸對照(CK),每個(gè)處理重復(fù)3 次。熏蒸后土壤轉(zhuǎn)移到250 mL 培養(yǎng)瓶中于25 ℃培養(yǎng)箱培養(yǎng),培養(yǎng)期間每周通過恒重法補(bǔ)充水分,保持土壤水分始終維持在田間持水量的60%。

1.2.2 氣體樣品采集與測定

培養(yǎng)試驗(yàn)共進(jìn)行53 d,分別在培養(yǎng)1 d、2 d、4 d、7 d、11 d、18 d、25 d、32 d、46 d、53 d 時(shí)采集氣體樣品。每次采樣前,利用抽氣泵抽氣30 min,使培養(yǎng)瓶內(nèi)氣體與大氣保持一致。隨后密封培養(yǎng)2 h,分別采集密封時(shí)的空氣與密封2 h 后瓶內(nèi)氣體樣品,用氣相色譜儀(GC,Agilent 7890A/B,美國)測定CO2濃度,計(jì)算有機(jī)碳礦化釋放CO2速率。

基礎(chǔ)土樣的SOC 與全氮采用元素分析儀測定,全磷采用鉬銻抗比色法測定,pH 采用電位法測定,顆粒的機(jī)械組成采用吸管法測定。

1.3 數(shù)據(jù)計(jì)算與統(tǒng)計(jì)分析

1.3.1 微生物生物量碳計(jì)算

1)土壤微生物生物量碳

2)剩余存活微生物占比

式中:A為土壤中剩余存活微生物在土壤總微生物中所占百分比(%),SMBC24h熏蒸為熏蒸24 h 后土壤微生物生物量碳含量(mg·kg—1),SMBCih熏蒸為熏蒸ih處理后土壤微生物生物量碳含量(mg·kg—1)。

1.3.2 有機(jī)碳礦化釋放CO2-C 速率、累積通量

1)有機(jī)碳礦化釋放CO2-C 速率計(jì)算公式:

式中:F為CO2-C 釋放速率(μg·g—1·h—1),k為轉(zhuǎn)換常數(shù)1.796 g·m—3,dc/dt為在觀測時(shí)間內(nèi)氣體濃度隨時(shí)間變化的直線斜率(μg·h—1),V為培養(yǎng)容器的體積(m3),m為土壤干質(zhì)量(g)。

2)有機(jī)碳礦化釋放CO2-C 積累通量計(jì)算公式:

式中:C i為土壤CO2-C 釋放積累通量(μg·g—1),F i和F i-1分別為相鄰兩次測定的土壤呼吸CO2-C 釋放速率,T i為兩次測定的時(shí)間間隔。

1.3.3 統(tǒng)計(jì)分析

采用Excel 2016 軟件和Origin 2018 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和繪圖,采用SPSS 22 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析,包括Pearson 相關(guān)分析、單因素協(xié)方差分析及重復(fù)測量方差分析(P＜0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤微生物生物量隨熏蒸時(shí)長的變化

土壤存活微生物量隨熏蒸時(shí)長的增加呈下降趨勢,熏蒸后,土壤微生物快速死亡,6 h 熏蒸時(shí)長可以殺死90%以上微生物(圖1)。隨熏蒸時(shí)長增加,單位質(zhì)量土壤可浸提微生物生物量碳呈上升趨勢,但是略有波動(dòng)。根據(jù)圖1,選取土壤微生物生物量變化幅度較大的3 個(gè)時(shí)間點(diǎn),殺死土壤中74.53%微生物的2.5 h、52.68%的1.5 h 與殺死15.71%的1 h,再添加24 h 完全熏蒸及完全不熏蒸的空白對照進(jìn)行培養(yǎng)試驗(yàn)。

圖1 土壤微生物生物量隨熏蒸時(shí)長的變化Fig.1 Changes of soil microbial biomass with the length of fumigation time

2.2 不同熏蒸處理對土壤有機(jī)碳CO2 排放速率的影響

通過觀察培養(yǎng)期間CO2排放速率的變化情況(圖2),將其分為3 個(gè)階段:1～11 d,大幅波動(dòng)期;11～32 d,平穩(wěn)期;32～53 d,緩慢下降期。培養(yǎng)期間,不同熏蒸處理土壤CO2排放速率整體變化趨勢相同。除C2.5 處理增長幅度最大外,其余處理表現(xiàn)出CO2排放速率最大值隨熏蒸時(shí)長增加而增加。與CK 處理相比,C24、C2.5、C1.5、C1 處理最大排放速率分別增長182.00%、309.01%、73.85%和30.45%。

圖2 不同熏蒸時(shí)長下的土壤有機(jī)碳礦化Fig.2 Mineralization of different fumigation durations on soil organic carbon

培養(yǎng)當(dāng)天,熏蒸處理CO2初始排放速率顯著高于CK(P＜0.05)。培養(yǎng)第2 天各處理CO2排放速率間差異不顯著。第2 天后,C2.5 與C24 處理土壤CO2排放速率快速增加,并在第7 天達(dá)最高點(diǎn),且C2.5 處理的CO2排放速率在前7 d 培養(yǎng)中始終高于C24;C1.5 與C1 處理較C2.5 與C24 處理峰值出現(xiàn)時(shí)間更早,在第4 天達(dá)到最高點(diǎn)。在培養(yǎng)第11 天,各處理間CO2排放速率未見顯著差異,且回落至與培養(yǎng)初期相當(dāng)?shù)乃?。此?各處理間CO2排放速率存在差異但不顯著。相比于CK 處理,熏蒸處理32 d 后的CO2排放速率有所降低,但差異不顯著。

通過表1 可以發(fā)現(xiàn),整個(gè)培養(yǎng)期間內(nèi)熏蒸處理CO2排放速率均值顯著高于CK(P＜0.05),除C2.5 處理外,其余處理CO2排放速率均值隨熏蒸時(shí)長增加而增加,培養(yǎng)7～53 d 內(nèi)各處理間CO2排放速率均值則無顯著性差異。重復(fù)測量方差分析表明與CK 相比,熏蒸顯著促進(jìn)土壤CO2排放速率增長,事后檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn):CO2排放速率C24 和C2.5 處理在第4 天與第7天顯著高于其他時(shí)間,C1.5 處理在第4 天顯著高于其他時(shí)間,所有熏蒸處理在第53 天顯著低于其他時(shí)間(P＜0.05)。

表1 不同熏蒸時(shí)長下土壤CO2 排放速率均值Table 1 Average CO2 emission rates of soil under different fumigation durationsμg·g—1·h—1

2.3 不同熏蒸處理對土壤有機(jī)碳礦化的影響

觀察整個(gè)培養(yǎng)周期內(nèi)的累積CO2排放通量,C24與C2.5 處理顯著高于CK(P＜0.05),其余處理間差異不顯著(圖3)。相比于CK 處理,C24、C2.5、C1.5 與C1 漲幅分別為22.37%、37.29%、6.76%和—1.45%。

圖3 不同熏蒸時(shí)長下土壤CO2 累積排放量Fig.3 Soil accumulative CO2 emission under different fumigation durations

熏蒸處理在7～53 d 的累積CO2排放通量上沒有表現(xiàn)出顯著的促進(jìn)或抑制作用(圖3)。相比于CK,C24 處理增長—4.56%,C2.5 處理增長—5.38%,C1.5 處理增長—0.31%,C1 處理增長—7.30%。對7 d 后的土壤累積CO2釋放通量進(jìn)行擬合分析,累積通量變化數(shù)據(jù)符合模型:

式中:y為累積CO2排放通量,t為累積培養(yǎng)天數(shù),a、b為常數(shù)。熏蒸與未熏蒸處理累積排放通量的擬合方程之間存在顯著差異(P＜0.05)。

從表2 與圖2 可以看出不同處理系數(shù)a的大小與排放速率峰值大小相反,系數(shù)b的大小與排放速率峰值大小一致。系數(shù)a越大表明累積通量初始增量越大,系數(shù)b越接近零,表明隨培養(yǎng)時(shí)間t的增加,累積通量的增加越平緩。所有擬合方程的b值均＜1,表明隨培養(yǎng)時(shí)間的延長,累積通量的增加越來越平緩。其中C2.5 處理增量降低的最快,CK 累積通量的增量降低速率最小,P值均小于0.01。

表2 不同熏蒸時(shí)長下土壤累積CO2 排放通量(y)與累積培養(yǎng)天數(shù)(t)的擬合方程Table 2 Fitting equations of accumulative CO2 release of soil(y)with incubation days(t)under different fumigation durations

3 討論

3.1 土壤微生物生物量隨熏蒸時(shí)長的變化

氯仿熏蒸可以有效破壞土壤微生物的細(xì)胞膜結(jié)構(gòu),促進(jìn)其中的活性組分(C、N、P 等)釋放到土壤中[8],隨熏蒸時(shí)長的增加,土壤中可浸提微生物生物量碳逐漸增加。本試驗(yàn)結(jié)果表明,土壤中可浸提微生物生物量碳隨熏蒸時(shí)長的增加呈現(xiàn)波動(dòng)增加的變化趨勢。劉雨晴等[22]測定了不同熏蒸時(shí)長處理下土壤微生物生物量碳的變化情況,結(jié)果表明18 h 熏蒸時(shí)長條件下,高有機(jī)質(zhì)土壤與低有機(jī)質(zhì)土壤的微生物生物量有機(jī)碳含量均略低于12 h 熏蒸時(shí)長,針對此現(xiàn)象,認(rèn)為土壤微生物細(xì)胞膜損壞后,土壤中增加的活性碳組分部分被分解,造成可浸提微生物生物量碳含量的降低。因此,熏蒸處理一旦結(jié)束應(yīng)當(dāng)立即進(jìn)行浸提,并測定計(jì)算土壤中的微生物生物量有機(jī)碳,以減少該部分碳的礦化損失,提高結(jié)果的準(zhǔn)確度。

3.2 熏蒸時(shí)長對土壤有機(jī)碳礦化速率的影響

熏蒸土壤CO2排放速率與未熏蒸相比在培養(yǎng)前7 d 顯著增加(圖2)(P＜0.05)。該現(xiàn)象不僅與傳統(tǒng)觀念:“微生物量減少會(huì)降低SOC 礦化速率”相反,與Kemmitt 等[13]提出的“SOC 的礦化與土壤微生物的生物量大小、群落組成及活性無關(guān)”也不一致。Van Elsas 等[14]的研究表明,熏蒸會(huì)暫時(shí)提高土壤中溶解細(xì)胞(含碳)資源的可用性,幸存的微生物在此基礎(chǔ)上生長,造成土壤呼吸速率的短期增加;Dungait 等[23]與Brookes 等[24]的研究支持“調(diào)節(jié)門”假說:SOC 的礦化分為非生物階段(K1)與生物階段(K2),K1 控制微生物對可用基質(zhì)的可及性而非影響微生物本身,熏蒸后CO2排放速率的短期提高,是由于熏蒸處理增加了溶解細(xì)胞資源,K1 產(chǎn)物增多;Kuzyakov 等[25]質(zhì)疑了“調(diào)節(jié)門”假說,認(rèn)為CO2排放速率快速增長是由于殘存微生物利用微生物死亡體快速增殖的結(jié)果;Zhou 等[16]對土壤進(jìn)行重復(fù)熏蒸培養(yǎng),得出熏蒸后短期CO2的排放增加主要是由于微生物死體釋放的碳源,該部分碳源的完全礦化需要6～8 d 的結(jié)論。上述研究均表明CO2排放速率在熏蒸后培養(yǎng)初期顯著增加是由于熏蒸造成的微生物死亡釋放的碳源。本試驗(yàn)中,熏蒸后前7 d 培養(yǎng)CO2排放速率顯著提高,此后各處理間差異不顯著。

隨熏蒸時(shí)長增加,土壤中溶解細(xì)胞(含碳)資源增多,促進(jìn)土壤CO2排放速率增加并維持較長時(shí)間,本試驗(yàn)中C24 與C2.5 處理CO2排放速率的提高持續(xù)到培養(yǎng)第7 天,而C1.5 與C1 處理則持續(xù)到第4 天。Van Elsas 等[14]表示“隨熏蒸時(shí)長的增加,土壤CO2排放速率的最大值也有所增加”,本試驗(yàn)中,CO2排放速率隨熏蒸時(shí)長的增加出現(xiàn)C2.5 最大值高于C24 的結(jié)果,與Van Elsas 等[14]結(jié)論不符。其試驗(yàn)熏蒸時(shí)長設(shè)置更少,不同設(shè)置間時(shí)長差距較大可能會(huì)導(dǎo)致試驗(yàn)結(jié)果的片面性,從而影響試驗(yàn)結(jié)論。為解釋培養(yǎng)前7 d 熏蒸處理CO2排放速率顯著高于CK 及C2.5 處理峰值高于C24 處理的結(jié)果,我們提出,土壤中溶解細(xì)胞(含碳)資源增加的條件下,微生物的生物量大小會(huì)對這部分有機(jī)碳的礦化產(chǎn)生影響。土壤CO2排放速率最大值隨熏蒸時(shí)長的增加呈現(xiàn)先增長后下降的趨勢,本試驗(yàn)中最大值出現(xiàn)在C2.5 條件下,當(dāng)熏蒸時(shí)間小于2.5 h,土壤中溶解細(xì)胞資源較少,限制CO2排放速率,當(dāng)熏蒸時(shí)長超過2.5 h,土壤微生物量大幅降低限制CO2排放速率。

本研究中培養(yǎng)7～53 d,處理間土壤CO2排放速率差異不顯著,針對此現(xiàn)象,“調(diào)節(jié)門”假說認(rèn)為“SOM的礦化主要受到非生物過程的調(diào)控,與微生物生物量大小、群落結(jié)構(gòu)或活性無關(guān)”,質(zhì)疑“調(diào)節(jié)門”假說的觀點(diǎn)則認(rèn)為:“生物過程是影響SOC 礦化的主要因素。熏蒸后土壤中幸存的微生物增長以R 策略為主,在微生物殘?bào)w資源上快速繁殖,微生物數(shù)量恢復(fù)造成排放速率差異不顯著;氯仿熏蒸殺死土壤中大部分微生物,但仍有部分存活,在生態(tài)位冗余原則下,殘存的微生物替代死亡種群的功能,導(dǎo)致土壤微生物生物量不影響SOM 礦化;熏蒸僅影響土壤微生物活性,土壤中不受熏蒸影響的胞外酶是維持基礎(chǔ)呼吸速率的關(guān)鍵”[25-26]。Brookes 等[24]指出“熏蒸后微生物種群數(shù)量大幅降低,培養(yǎng)10 d 后即使有所恢復(fù),微生物群落組成也會(huì)發(fā)生巨大改變,微生物生物量約為未熏蒸土壤中種群數(shù)量的10%～20%,這小部分微生物無法滿足與未熏蒸土壤中微生物相同的作用”;Zhou 等[17]認(rèn)為“土壤中的胞外酶來源于微生物,且壽命短、易失活,而Kemmitt 等[13]培養(yǎng)不同熏蒸處理的土壤超過兩百天后不同處理間CO2排放速率差異不顯著,表明胞外酶并非維持基礎(chǔ)呼吸速率的原因”;此外,熏蒸后土壤中溶解細(xì)胞(含碳)資源增加導(dǎo)致CO2排放速率增加,這部分碳源消耗后,熏蒸與未熏蒸處理CO2排放速率一致,是否由于土壤本身有機(jī)質(zhì)含量不足限制了土壤CO2排放速率？Brookes 等[24]研究表明高有機(jī)質(zhì)含量的土壤熏蒸與未熏蒸處理CO2排放速率仍具有一致性。

針對上述分析推測,自然土壤條件下,SOC 的礦化速率與土壤中微生物生物量的大小無關(guān)。本試驗(yàn)結(jié)果表示“調(diào)節(jié)門”假說適用于長期施用豬糞肥處理的石灰性紫色土農(nóng)田,但我們做出補(bǔ)充,在K1 階段產(chǎn)物充足的條件下,微生物的生物量大小會(huì)對這部分有機(jī)質(zhì)的礦化產(chǎn)生影響。

3.3 熏蒸時(shí)長對土壤有機(jī)碳CO2 排放累積通量的影響

培養(yǎng)7～53 d 的CO2排放累積量(圖3)表明處理間無顯著差異,支持“調(diào)節(jié)門”假說,但未熏蒸處理略高于熏蒸處理。我們認(rèn)為是由于培養(yǎng)前7 d,溶解細(xì)胞(含碳)的增加引起的SOC 礦化的激發(fā)效應(yīng)[27],易分解新鮮碳源為微生物提供能量。Fontaine 等[28]提出當(dāng)這些能量充足時(shí),微生物會(huì)對土壤中存在的難以分解或者分解消耗能量高于得到能量的有機(jī)質(zhì)進(jìn)行分解,此時(shí)外源有機(jī)碳作為微生物的能量泵促進(jìn)土壤微生物對穩(wěn)定有機(jī)碳進(jìn)行分解,導(dǎo)致熏蒸處理SOC 含量減少,最終導(dǎo)致熏蒸處理7～53 d 內(nèi)的累積CO2排放通量低于CK。不同熏蒸時(shí)長處理CO2累積排放通量符合相同的模型,其中C2.5 處理系數(shù)a最大、b最小,熏蒸2.5 h 最大地促進(jìn)了土壤的激發(fā)效應(yīng),降低了SOC 含量,導(dǎo)致C2.5 處理CO2累積排放通量的增量隨培養(yǎng)時(shí)間的增加減小最快,該結(jié)果與Fontaine 等[28]的結(jié)論一致。

本試驗(yàn)結(jié)果支持了“調(diào)節(jié)門”假說,長期施用豬糞肥處理的石灰性紫色土農(nóng)田中土壤微生物的生物量大小不影響SOC 的礦化速率,但土壤微生物的研究仍十分重要,土壤中微生物碳庫雖然僅占土壤總有機(jī)碳庫的0.3%～7%,但卻占土壤易分解碳庫的70%～80%[29],土壤微生物是其他形式有機(jī)碳積累、礦化分解的主要影響因素[30]。近些年來有研究表明,真菌和細(xì)菌壞死體是土壤穩(wěn)定有機(jī)碳庫的主要碳成分[31-32]。Liang 等[33]的研究表明,50%的土壤生物量碳以死生物質(zhì)的形式儲(chǔ)存在土壤中,土壤有機(jī)碳中約9%～35%來源于土壤細(xì)菌死體,約23%～87%來源于土壤真菌死體。土壤中約有10%的土壤微生物利用微生物死體存活[34]。減少易分解碳庫大小,增加穩(wěn)定有機(jī)碳庫(細(xì)菌、真菌壞死體)的大小,有助于從根本上減少SOC 礦化。

4 結(jié)論

土壤微生物量隨熏蒸時(shí)間增加而減少,微生物細(xì)胞膜損壞后,土壤中增加的活性碳組分部分被分解,造成最終可浸提微生物生物量碳含量的降低。因此,熏蒸處理一旦結(jié)束應(yīng)當(dāng)立即進(jìn)行浸提,并測定計(jì)算土壤中的微生物生物量有機(jī)碳,以減少該部分碳的礦化損失,提高結(jié)果的準(zhǔn)確度。非生物過程產(chǎn)物正常情況下,長期施用豬糞肥處理的石灰性紫色土農(nóng)田SOC 的礦化與土壤中微生物量的大小無關(guān),支持了“調(diào)節(jié)門”假說,認(rèn)為SOC 的礦化與微生物生物量大小、群落組成及活性無關(guān)。

本研究針對長期豬糞肥處理的石灰性紫色土農(nóng)田開展,該結(jié)論是否適用于其他土壤條件仍需進(jìn)一步研究,在本研究結(jié)論下,未來針對長期豬糞肥處理的石灰性紫色土農(nóng)田微生物對SOC 礦化影響的研究應(yīng)當(dāng)將更多的精力集中在研究及改變土壤微生物的組成(增加細(xì)菌真菌生物量)、探究微生物死體對土壤有機(jī)碳庫的作用上,而非微生物量大小對土壤有機(jī)碳庫的作用。