下载:
-
土壤碳库是影响大气中的CO2浓度变化的重要因素之一[1]，因此全球气候变化对陆地土壤有机碳的影响是持续的生态学热点[1-3]。土壤激发效应广泛存在于土壤碳库中，它的存在使土壤有机质的分解速率在短期内产生急剧而强烈的改变，从而对土壤有机质的稳定性产生显著的影响并且使土壤有机碳库的变化的不确定性增大[4]。研究表明，气候变暖的加剧与大气氮沉降的增加往往是共同发生的[5-6]，而目前很多研究仅着眼于温度与土壤碳激发效应的关系[7-8]，而忽视了氮素的影响。因此，探讨温度的增加与氮沉降共同作用下土壤有机质的矿化速率将如何响应显得尤为必要。
一般情况下，当外界有机物输入时，若使土壤中难分解有机质分解加速，则称为正的碳激发效应，若减缓有机质的分解，则称为负的碳激发效应[9]。Fontaine等[10]发现，土壤中难分解碳的矿化取决于土壤的养分利用率，及可利用有机物的含量。所以当氮素受限，植物也会投资更多光合作用产物，通过增加根系分泌物来增加微生物的数量和活性，从而产生正的激发效应[11-12]。当养分利用率高时，微生物偏好利用易于分解的有机物，不再投资能量来产生酶，有机质分解速率减缓，从而允许可利用碳和有机质固存，即负的土壤激发效应[12-13]。也有报道表明，负的激发效应产生的另一个解释是外源有机物的添加可能对土壤微生物产生毒害或者抑制作用，这也会导致分解的延缓[14]。因此，土壤中碳激发效应并非一成不变，而是正、负的碳激发效应常常交替出现。
在土壤碳动力学中，温度是决定土壤有机质矿化的关键因子[15]。目前研究表明温度的升高可以促进碳的矿化[8]，但温度对土壤碳激发效应的影响尚无定论。土壤碳激发效应可能随温度的升高而增加，高温下激发效应的强度大于低温[16-17]。但是土壤碳激发效应并不一定随温度的增加形成正反馈效应，如Ghee等[18]发现，培养实验中增温加快激发效应的速率，但是激发效应增加的幅度在温度之间没有差异，即发生的激发效应受底物可用性而不是土壤温度的限制[19]。这可能是由于激发效应中底物是决定性因素，而温度只是在底物可利用性充足的情况下对于激发效应强度的提升才明显[19]。另外，长期的温度增加可能使温度对呼吸作用的刺激作用减弱，因此不稳定有机物的输入可能比温度对有机质的分解有更强的影响，不稳定有机物的输入和温度对土壤有机质分解的相互作用仍然需要大量的实验研究[20-21]。易于利用的不稳定有机物的输入量决定激发效应产生，但是激发效应的强度并不一定与输入量成线性关系[22-23]。
本研究基于4年氮添加的土壤在不同温度下的培养情况，探究不同温度和不同水平外源氮添加后对土壤碳矿化速率和土壤碳激发效应的方向和强度有何影响，以及分析氮添加和温度增加的耦合作用对土壤碳激发效应的影响。旨在进一步了解全球气候变暖和氮沉降加剧对土壤碳激发效应的影响，对评估和预测未来全球碳储量有重要的生态学作用[24]，对控制气候变暖和减少碳排放政策的制定具有深远的意义。
全文HTML
-
实验地点位于四川省若尔盖县湿地国家自然保护区（33°34'51.2"N，102°57'13.4"E，3439 m a.s.l.），该地区气候寒冷，年均温度1.4 ℃，平均月最高和最低温度分别为10.8 ℃（7月）和−10.6 ℃（1月）。年平均降雨量约为656.80 mm，因此地表常年或季节性积水。选择最具代表性的木里苔草（Carex muliensis）和毛果苔草（Carex lasiocarpa）为优势种植被类型的样地。未进行实验处理的初始样地土壤pH 值为6.16，有机质含量为208.95 g·kg−1，全氮含量为9.34 g·kg−1，铵态氮、硝态氮含量分别为9.30 mg·kg−1和16.86 mg·kg−1。
野外原位氮添加实验样地采用随机区组设计实验样方，每个样方3 m×3 m。以当地年平均氮沉降量（5.5 kg ·ha−1·a−1N）为参考[25]，设置3个施氮水平：低氮(10 kg ·ha−1·a−1N)、中氮(20 kg· ha−1·a−1N)和高氮(80 kg·ha−1·a−1N)，同时设无处理的对照样地，每个处理4组平行。氮添加样地施氮时间自2014年起在每年的5月持续施氮，将硝酸铵（NH4NO3）溶于去离子水中，使用喷雾器向样地中均匀喷洒。另外，向对照样地施加相同量的去离子水以控制变量。
-
室内培养实验用土采样时间为2019年6月29日。在对照、低氮、中氮、高氮的样地不同位置，使用直径3.5 cm的土钻随机收集0—15 cm土样，每组取3个重复土样，在取样之前去除地上植物，取样完成后带回实验室在4 ℃的冰箱中保存。为促进土壤的充分混合和均质化，并且用2 mm筛分以除去细根。对照和氮添加处理土壤的理化性质如表1所示。
对于上述对照和4年不同水平氮添加土壤，设置梯度碳添加来促使产生激发效应，分析不同温度和氮添加水平的土壤碳激发效应产生的强度和方向。碳添加水平基于对照样地中土壤微生物量碳（0.73 mg·g−1）的0、50%、200%来添加13C-葡萄糖(99% atom 13C)[26]，3个碳添加梯度为0、0.4、1.5 mg· g−1C dry soil。室内培养实验总共包括24种处理（表2），每种处理3组重复。将每份相当于35 g干重的鲜土放入250 mL蓝盖瓶中，并在恒温培养箱中在黑暗中放置3 d进行预培养。将13C标记过的葡萄糖溶于水，使用注射器缓慢均匀加入蓝盖瓶中，用聚乙烯薄膜覆盖瓶口并针孔刺穿以维持需氧条件。在处理开始时记录每个样品的重量，并且每7 天向样品中加入去离子水来弥补水分损失。在第1、3、7、14、28、42、60 d测试土壤呼吸强度，收集碱液用以测试13C同位素。
-
土壤碳矿化速率采用碱液吸收法测定。每次测定前，将装有10 mL NaOH溶液的离心管放入蓝盖瓶中，密闭24 h后将离心管用镊子取出，倒出里面的NaOH并用标准盐酸(0.1 mol·L−1)滴定。最终按公式(1)计算呼吸速率。
式中，
$ {m_{{\rm{C - C}}{{\rm{O}}_{\rm{2}}}}} $ (mg)是呼吸消耗掉的碳量，Caq(mol·L−1)和Vaq(mL)是用于吸收蓝盖瓶中产生的CO2的碱液浓度和体积，CHCl(mol·L−1)和VHCl(mL)则表示滴定消耗盐酸的浓度和体积。取滴定后剩余碱液5 mL倒入50 mL离心管中，加入10 mL SrCl2溶液(0.5 mol·L−1)；加水20 mL，盖上盖子。振荡使其充分混合后，离心换水，进行7次直至中性后则倒掉水，留下一部分沉淀浑浊液体，105 ℃烘干，用稳定同位素质谱仪测同位素13C含量。激发效应计算方法如下：
其中，CO2-总呼吸是添加总呼吸的通量，CO2-添加葡萄糖是添加经过13C标记过的葡萄糖呼吸的通量，CO2-未添加是未添加葡萄糖的土壤呼吸的通量。
-
使用Origin Pro 2015（OriginLab Corp., USA）和SPSS 22.0（SPSS，Chicago，IL，USA）完成制图及数据分析。重复测量方差分析和事后多重检验用于计算不同氮水平、不同温度以及碳添加梯度对土壤碳矿化速率、土壤碳激发效应强度的影响。统计显著性水平设置为P<0.05。
1.1. 样地描述
1.2. 野外土壤样品采集和室内培养
1.3. 土壤碳激发效应的计算
1.4. 统计分析
-
碳矿化速率随时间波动显著(P < 0.05，表3，图1)。进行外源碳添加后，在培养期内第7 天出现峰值，相较于第1 天时各处理中碳矿化速率平均增加67.5%。其中在5 ℃的处理中，从第14 天开始便出现较为明显降幅，而在15 ℃处理中，第14—42 天碳矿化速率降低幅度较小，在第42 天后下降明显，最终在第60 天左右降低到最小值。
增温显著促进了土壤碳矿化速率(P < 0.05，表3，图1)，且15 ℃培养中土壤碳矿化速率明显高于5 ℃。在5—15 ℃的区间内，碳矿化速率随着温度的增加而增加。在土壤碳矿化速率达到峰值（第7 天）时，15 ℃处理中碳矿化速率比5 ℃处理增加63.7%。在5 ℃处理中，添加低碳和高碳土壤在前14 天的碳矿化速率比不添加碳的分别平均降低10.9%和7.9%。这是因为低温是若尔盖地区限制微生物活动的重要因素，温度的增加可以提高土壤微生物的活性[27]，进而加速了碳矿化速率[28]。
氮添加对碳矿化速率的影响不显著(P > 0.05，表3)。各个氮添加样地中土壤碳矿化速率未表现出显著差异，对照、低氮、中氮、高氮的60 d平均碳矿化速率分别为9.8、10.7、10.7、11.8 mg·kg-1· d-1。研究表明，氮添加对土壤碳矿化速率存在促进[29]、中性[30]和抑制[22]等影响。由于高寒泥炭湿地是受氮限制的生态系统，氮的添加加快了土壤中微生物的生长[31]。在本结果中，只有高氮添加对碳矿化速率有显著促进作用，低氮、中氮添加对高寒泥炭湿地土壤碳矿化速率影响不明显。这可能是由于低、中氮水平的氮添加仅满足土壤微生物内部代谢，并未使其数量或活性增加[32]。而高水平的氮添加不仅满足了微生物的自身正常代谢需求，而且也促进了微生物数量和活性的增加，加速了有机质的矿化分解[33]。
增温和氮添加的耦合作用显著提高了土壤碳矿化速率。以添加低碳处理为例，在第7 天的5 ℃环境中，高氮的碳矿化速率相比于中氮提升29.0%，而在15 ℃环境中，碳矿化速率为47.3%。温度的增加使氮添加对于土壤碳矿化速率的影响增大。这可能由于温度的增加导致微生物活性增加，从而扩大了对于养分的需求，而高氮添加使微生物需要更多的碳以维持特定的化学计量比的吸收[34]，因此增温和氮添加的耦合作用对碳矿化速率的影响更强。
-
增温、氮添加以及碳添加均显著促进土壤激发效应(P < 0.05，表4，图2)。土壤激发效应在第3—60 天均有明显的持续作用，这与在一般情况下由外源有机物添加，所引起的土壤激发效应发生的持续时间较符合[23]。土壤激发效应强度随着碳添加水平的提升而增加，外源碳输入是激发子，高碳水平相比较低碳添加使土壤激发效应平均增加23.9%。但是，土壤激发效应强度并不一定随着外源碳的输入量的增加而线性增加。有研究表明激发效应强度与土壤微生物量碳含量相关，当碳添加量为土壤微生物量碳含量的0.5倍以内时激发效应强度随着碳添加量的增长而增长，但当碳添加量超过0.5倍时，则激发效应强度与碳输入量呈负相关关系[26]。然而，Liu 等[35]的研究表明土壤碳激发效应与外源碳输入量存在正相关关系，且相关度高于外源碳与土壤微生物量碳含量占比。
增温显著促进了土壤有机质的分解，对于对照，15 ℃处理时土壤激发效应比5 ℃处理平均增加37.5%。但是，高温产生的激发效应并不是始终高于低温，在低温中产生的激发效应在反应后期也出现了超过高温的情况。温度显著促进了土壤有机质的分解，高温处理中土壤激发效应比低温平均增加37.5%。葡萄糖添加后，土壤微生物被激活，其数量和活性增加，分解土壤有机质的胞外酶增加，导致正的碳激发效应的产生。当温度升高，微生物将接近其最适温度，活性和数量均会增加，因此土壤中易于降解的有机碳将会被大量降解[7]。其中添加的葡萄糖被很快消耗掉[16]，活性有机碳被快速周转消耗后，惰性有机质比例越来越大，这时微生物的分解速度会减慢；相同时间内，低温下土壤的活性有机碳消耗的慢，这时分解速率就有可能高于高温时的土壤有机质分解速率。气候变化对土壤激发效应的影响使其具有改变土壤有机碳稳定性的潜力[36]，随着全球气候变暖的趋势越来越严峻和难以逆转[37]，土壤中产生的正的碳激发效应可能更易发生，从而导致土壤温室气体排放加速[22]，形成正反馈，进一步加速全球气候变暖。
对于氮添加土壤，在培养开始3 d后产生了负的碳激发效应，与对照相比，低氮、中氮、高氮处理均使激发效应强度分别降低71.1%、90.8%、113.3%。4年的氮添加使得土壤激发效应转变为负向，说明氮素是若尔盖地区的限制因素，也说明了低养分利用率的土壤更易产生土壤激发效应[38]。这可能与土壤微生物的偏好利用有关[13]，当营养元素受限，微生物依靠自身产生胞外酶分解难分解的有机物。而经过4年的外源氮添加后，土壤中的有机碳、活性碳组分以及有效氮含量随施氮量的增加而増加[31]，并且长期氮添加导致土壤微生物更加偏好利用外源简单有机物作为能量来源[39]。当简单有机物输入时，微生物直接利用易于分解的有机物，从而减少分解复杂有机物来获取所需要的营养物质，即产生负的激发效应，延缓了有机质的分解矿化并且利于土壤有机碳的积累。大气中的氮元素多以NHx和NOx的形式沉降[30]，因此在未来的氮沉降加剧的背景下，可能产生负的激发效应[40]，从而缓冲气候变暖导致的土壤碳库不稳定性的增加，使土壤碳库变得更加稳定。
在低温处理中，不同水平的氮添加对碳激发效应的影响无显著差异。而在高温处理中，激发效应强度随着氮添加水平的增加而减弱，对照、低氮、中氮和高氮的平均激发效应强度为1.4、1.1、0.71 、0.23 mg·kg−1·d−1 C。即温度越高，氮添加使土壤碳激发效应的强度降低得越显著。我们推测温度的增加使土壤中微生物活性增加，养分需求扩大，产生正的激发效应；而氮添加满足了部分微生物偏好易于利用养分的需求，使激发效应强度降低甚至方向改变，部分抵消了由温度增加而产生的正的激发效应。因此，气候变暖和氮沉降对土壤碳矿化激发效应的影响需要进一步通过模型量化[41]，以确定土壤有机碳库在未来的反馈和响应。
2.1. 增温和氮添加对土壤碳矿化速率的影响
2.2. 增温和氮添加对土壤碳激发效应的影响
-
本研究中碳矿化速率在7 d时达到峰值，随后逐渐减弱，并趋于稳定。增温和外源碳添加均显著的促进了土壤碳矿化速率的增加，而氮添加未表现出显著影响。土壤碳激发效应在第3—60 天均有明显的持续作用，土壤激发效应强度随着碳添加水平的提升而增加。温度对于激发效应强度提升明显，而氮添加使土壤激发效应强度由正向转变为负向。在未来气候变暖和大气氮沉降的共同作用下，全球气候变暖可能导致正向的土壤碳激发效应易于发生，促进土壤CO2排放而加速全球气候变暖；而大气氮沉降则有可能导致土壤负的激发效应发生，缓冲气候变暖导致的土壤碳库不稳定性的增加。由于土壤激发效应是一个复杂的过程，应当综合考虑大气氮沉降和气候变暖对于土壤激发效应的影响，但是本研究中增温时间较短（60 d），且在培养期内高温产生的激发效应并不是始终高于低温，因此对于未来长期增温和氮沉降环境下土壤碳激发效应的响应可能有偏差。因此，需要进一步量化二者对土壤碳矿化激发效应的影响，这可能对于模型开发以准确预测土壤碳动力学的稳定性，以及未来对气候变化的反馈至关重要。
