DOI: 10.12357/cjea.20220182
马晗, 王小国. 氯仿熏蒸对紫色土农田土壤有机碳矿化的影响[J]. 中国生态农业学报 (中英文), 2022, 30(11): 1819?1826
MA H, WANG X G. Effects of chloroform fumigation on soil organic carbon mineralization in purple soil farmland[J]. Chinese
Journal of Eco-Agriculture, 2022, 30(11): 1819?1826
氯仿熏蒸对紫色土农田土壤有机碳矿化的影响
马 晗1,2, 王小国1
(1. 中国科学院山地表生过程与生态调控重点实验室/中国科学院水利部成都山地灾害与环境研究所 成都 610041;
2. 中国科学院大学 北京 100049)
摘 要: 土壤有机碳的矿化主要是土壤有机碳在微生物作用下发生分解的过程, 是土壤有机碳损失的重要途径, 氯
仿具有极强的灭菌作用, 不同微生物对氯仿的敏感性不同, 改变熏蒸时长可以改变土壤微生物生物量。为探究紫色
土农田土壤微生物生物量对有机碳矿化的影响, 选择长期施用猪粪肥处理小区的土壤, 通过不同时长的氯仿熏蒸,
设置不同土壤微生物生物量的室内培养试验, 观测不同处理的CO2排放速率及通量变化, 试验包括熏蒸24 h (C24)、
2.5 h (C2.5)、1.5 h (C1.5)、1 h (C1)与未熏蒸对照组(CK) 5种处理。结果表明, 不同处理间土壤CO2排放速率变化
趋势一致, 培养0~7 d内, 土壤CO2排放速率快速增长至最大值后下降, 不同处理CO2排放速率最大值依次为
C2.5>C24>C1.5>C1>CK, 处理间存在显著差异(P<0.05); 与CK相比, 熏蒸处理的增幅分别为309.01%、182.00%、
73.85%和30.45%。7~53 d内, CO2排放速率缓慢增长后缓慢下降, 32~53 d熏蒸处理CO2排放速率略低于
CK, C24、C2.5、C1.5、C1和CK处理7~53 d内CO2排放速率均值分别为6.01±0.43 μg?g?1?h?1、5.94±0.29 μg?g?1?h?1、
6.07±0.59 μg?g?1?h?1、5.78±0.49 μg?g?1?h?1和6.23±0.13 μg?g?1?h?1, 处理间差异不显著。本研究结果支持了土壤有机碳
矿化的“调节门假说”, 该假说认为土壤有机碳的矿化与微生物生物量大小、群落组成及活性无关。
关键词: 紫色土; 熏蒸; 土壤微生物; 土壤有机碳矿化
中图分类号: X51; X53开放科学码(资源服务)标识码(OSID):
Effects of chloroform fumigation on soil organic carbon mineralization in purple
soil farmland
MA Han1,2, WANG Xiaoguo1
(1. Key Laboratory of Mountain Surface Growth and Ecological Regulation, Chinese Academy of Sciences / Institute of Mountain Hazards
and Environment, Chinese Academy of Sciences, Chengdu 610041, China; 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049,
China)
Abstract: In recent decades, mineralization of soil organic carbon has gradually become a focus due to greenhouse gas (GHG) emis-
sions. The mineralization of soil organic carbon is mainly the decomposition of soil organic carbon under the action of microorgan-
isms, which is an important pathway for soil organic carbon loss. Chloroform has strong sterilization power, and different microor-
ganisms have different sensitivities to it. Furthermore, the soil microbial biomass and community composition can be changed by dif-
ferent fumigation durations. To explore the limiting factors of soil organic carbon mineralization in purple soil farmland, soils from
plots with long-term application of pig manure treatment were selected for this laboratory incubation study. The effect of different soil
microbial biomasses on soil organic carbon mineralization was investigated through varying the chloroform fumigation time and ob-
国家自然科学基金项目(42171067)资助
通信作者: 王小国, 主要研究方向为土壤学、生态系统生物地球化学循环。E-mail: xgwang@imde.ac.cn
马晗, 主要研究方向为水土保持与生态修复。E-mail: 2631907373@qq.com
收稿日期: 2022-03-11 接受日期: 2022-05-10
The study was supported by the National Natural Science Foundation of China (42171067).
Corresponding author, E-mail: xgwang@imde.ac.cn
Received Mar. 11, 2022; accepted May 10, 2022
中国生态农业学报 (中英文) ?2022年11月 ?第?30?卷 ?第?11?期
Chinese?Journal?of?Eco-Agriculture,?Nov.?2022,?30(11):?1819?1826
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serving the changes in CO2 emission rate under different treatments. The experiment included five treatments: fumigation for 24 h
(C24), 2.5 h (C2.5), 1.5 h (C1.5), and 1 h (C1); and an unfumigated control (CK). The treatment not only changed the soil microbial
biomass, but also greatly changed the soil microorganism community composition, which further verified the Regulation Gate hypo-
thesis. The results showed that after fumigation, the soil microbial residues released microbial biomass carbon and the remaining mi-
croorganisms rapidly utilized this carbon source. Due to the availability of this new carbon source, the soil CO2 emission rate in-
creased rapidly. The variation trend in the soil CO2 emission rate among different treatments was consistent. Due to the microbial
residue carbon source, the CO2 emission rate of fumigation treatment was higher than that of CK within 7 days of incubation, increas-
ing rapidly to a maximum and then decreasing to a level comparable to the initial level. The order of the maximum values of the soil
CO2 emission rate among different treatments was C2.5>C24>C1.5>C1>CK. Compared with CK, the increases were 309.01%,
182.00%, 73.85%, and 30.45%, respectively. There were significant differences among the treatments (P<0.05). The soil CO2 emis-
sion rate increased slowly and then decreased slowly during days 7–53 of the incubation. The average CO2 emission rates of treat-
ments C24, C2.5, C1.5, C1, and CK were 6.01±0.43, 5.94±0.29, 6.07±0.59, 5.78±0.49, and 6.23±0.13 μg?g?1?h?1, respectively. After
32 d, the rates of fumigation treatments were slightly lower than that of CK with no significant differences among different treat-
ments. The variation in cumulative CO2 emissions under different treatments conformed to the model y=atb. The higher the maximum
emission rate, the smaller the value of a and the larger the value of b. The b value of all treatments was less than 1, indicating that the
cumulative emission increased with incubation time with a gradually slowing rate. The results of this study support the Regulatory
Gate hypothesis of soil organic carbon mineralization, which states that the mineralization of soil organic carbon is unrelated to mi-
crobial biomass size, community composition, and activity in calcareous purple soil farmland treated with pig manure over a long
period of time.
Keywords: Purple soil; Fumigation; Soil microorganism; Soil organic carbon mineralization
土壤是陆地生态系统中最大的有机碳库, 占全
球陆地总碳库的2/3~3/4, 超过陆地植被和全球大气
碳库之和[1], 其微小变化可能引起大气CO2浓度的较
大波动[2]。土壤有机碳(SOC)矿化是指土壤中的有
机碳在土壤微生物的作用下分解并向大气释放CO2
的过程[3], 受环境(温度, 降水)、人为(施肥、耕作)
及生物因素等的影响。普遍认为, 矿化受土壤微生
物的生物量大小、群落组成和活性影响[4-5]。全面理
解SOC的动态及其关键控制过程, 有助于正确评估
SOC的变化方向和速率, 对准确预测气候变化及制
定应对气候变化的策略和措施具有重要意义[6-7]。
氯仿具有极强的杀灭微生物的特性, 熏蒸后土
壤理化性质基本保持不变[8], 被广泛应用于土壤微生
物 生 物 量 碳 的 测 定 。24 h的 熏 蒸 会 杀 死 土 壤 中
80%~90%的微生物, 并破坏大多数细胞代谢过程, 虽
仍有部分酶介导的代谢过程在继续进行[9], 但氧化酶
基本上完全失活[10]; 熏蒸后土壤微生物多样性及种
群数量会大幅下降[11], Jenkinson等[12]表示即使进行
再培养, 53 d后土壤微生物种类及数量仍不足未熏
蒸土壤的20%。Kemmitt等[13]及Van Elsas等[14]的研
究表明, 通过熏蒸杀死土壤中的微生物, SOC的矿化
速率仍与未熏蒸土壤一致; 1990年Joergense等[15]的
研究表明, 即使没有新鲜有机质的加入, 土壤仍可以
在很长一段时间以非常恒定的速率矿化土壤有机质。
针对以上现象, Kemmitt等[13]提出“调节门”假说, 认
为: 土壤有机质(SOM)的矿化与微生物生物量大小、
群 落 结 构 或 活 性 无 关; 矿 化 过 程 分 为 非 生 物 过 程
(K1)与生物过程(K2), 非生物有效性腐殖质通过K1
转变为生物有效性有机质, 在K2中微生物对这部分
生物有效性有机质进行缓慢矿化; 矿化速率限制步
骤受K1控制。大量研究表明熏蒸后SOC的矿化与
未熏蒸土壤一致[12-17], 但多数研究者仍对“调节门”假
说提出质疑: Zhou等[16-17]通过彻底熏蒸后接种培养
及反复熏蒸后培养观测土壤中微生物情况及SOC的
矿化情况对“调节门”假说进行了验证, 但该研究未提
及不同群落结构对土壤有机碳矿化的影响, 无法完
整解释“调节门”假说中群落结构对SOC矿化无关的
结论。本研究通过改变熏蒸时长调整土壤微生物
生物量, 不仅改变了土壤微生物生物量, 还极大改变
了土壤微生物群落组成, 以进一步验证“调节门”假说。
紫色土作为长江上游极为重要的耕地资源, 集
中分布在四川省与重庆市(三峡库区), 仅四川盆地面
积达16万km2。紫色土地区气候湿润, 年降雨量大
多在800~1200 mm, 降雨分布不均, 集中在夏季。紫
色土农田SOM含量普遍偏低, 平均约为1.20%[18]。
根据中国科学院盐亭紫色土农业生态站多年观测数
据发现, 常规耕作下的旱地SOM含量呈现下降趋势,
其下降的原因主要与温暖湿润的亚热带环境条件下
物质循环强烈有关。为探究土壤微生物生物量是否
是紫色土SOC矿化的主要限速因子, 我们开展了
SOC矿化的室内培养试验, 通过调整熏蒸时长改变
土壤微生物的生物量大小来研究土壤微生物生物量
1820 中国生态农业学 报 (中英文 )?2022 第 30 卷
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对SOC矿化速率及累积通量的影响。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
研究样地位于四川省绵阳市盐亭县林山乡中国
科 学 院 盐 亭 紫 色 土 农 业 生 态 试 验 站(105°27′E,
31°16′N), 林山乡地处四川盆地中部偏北, 丘陵地带,
属亚热带湿润季风气候区, 雨热同期, 年均降水量
826 mm, 年均气温17.3 ℃, 无霜期294 d, 平均海拔
400~600 m。土壤属于碱性蓬莱镇石灰性紫色土, 质
地 为 中 壤, 土 壤 母 质 为 泥 岩 。 种 植 制 度 为 冬 小 麦
(Triticum aestivum)-夏 玉 米(Zea mays)轮 作, 耕 层 深
度0~15 cm。
1.2 试验处理与样品分析
1.2.1 试验处理
2021年5月25日, 小麦收获后选取长期施用猪
粪肥处理的试验小区随机取15个样点, 去除地表残
茬, 挖取0~15 cm土层土样带回实验室, 过2 mm筛,
充分混合均匀并用镊子仔细除去动植物残体、石砾
等杂质。土样分成3份, 一份新鲜土样保存在4 ℃
条件下用于室内培养试验; 一份新鲜土样用于测定
土壤微生物生物量碳及熏蒸时长与微生物含量变化
的关系; 第三份土壤样品风干用于测定土壤总有机
碳、全氮、pH与颗粒组成等基础指标。土壤有机碳、
全氮与全磷含量分别为(8.18±1.01) g?kg?1、(0.86±0.01)
g?kg?1与(0.69±0.03) g?kg?1, 土壤pH为8.1, 土壤微生
物量碳含量为(184.50±28.54) mg·kg?1, 土壤砂粒、粉
粒、黏粒含量分别为46.9%、30.0%和23.1%。
1)试验1: 熏蒸时长与土壤微生物生物量的关系
不同土壤微生物对氯仿的敏感性不同, 随熏蒸
时长增加, 死亡微生物数量会逐渐增加[19-20]。一般利
用24 h暗培养后土壤总有机碳(TOC)增量换算的土
壤微生物生物量碳来表示土壤微生物生物量[19]。目
前极少有研究明确指出熏蒸时长与紫色土土壤微生
物生物量变化的关系。本试验通过逐小时增加熏蒸
后暗培养时长, 计算熏蒸前后土壤可浸出有机碳的
差值, 将24 h熏蒸后得出的微生物量视为1, 通过与
熏蒸24 h土壤TOC的比值确定土壤微生物生物量
的变化情况[20], 当微生物生物量变化幅度较大时, 用
二分法加测, 确定更具体的时间(假设3 h测得微生
物生物量为90%, 4 h测得微生物生物量为20%, 则
增加3.5 h熏蒸处理)。
2)试验2: 培养试验
4 ℃保存的鲜土样调节含水量为田间持水量的
60%[19], 于25 ℃培养箱中活化土壤微生物。活化后
称取相当于干土重10 g的鲜土, 进行熏蒸。选择试
验1中土壤微生物生物量变化较大的3个熏蒸时长、
24 h熏蒸及未熏蒸5个处理, 具体熏蒸时长及编号分
别为熏蒸24 h (C24)、熏蒸2.5 h (C2.5)、熏蒸1.5 h
(C1.5)、熏蒸1 h (C1)与不熏蒸对照(CK), 每个处理
重复3次。熏蒸后土壤转移到250 mL培养瓶中于
25 ℃培养箱培养, 培养期间每周通过恒重法补充水
分, 保持土壤水分始终维持在田间持水量的60%。
1.2.2 气体样品采集与测定
培养试验共进行53 d, 分别在培养1 d、2 d、4 d、
7 d、11 d、18 d、25 d、32 d、46 d、53 d时采集气
体样品。每次采样前, 利用抽气泵抽气30 min, 使培
养瓶内气体与大气保持一致。随后密封培养2 h, 分
别采集密封时的空气与密封2 h后瓶内气体样品, 用
气相色谱仪(GC, Agilent 7890A/B, 美国)测定CO2浓
度, 计算有机碳矿化释放CO2速率。
基础土样的SOC与全氮采用元素分析仪测定,
全磷采用钼锑抗比色法测定, pH采用电位法测定, 颗
粒的机械组成采用吸管法测定。
1.3 数据计算与统计分析
1.3.1 微生物生物量碳计算
1)土壤微生物生物量碳
SMBC=(ECHCl3c ECKc ) 4=0:45 (1)
ECHCl3c
式中: SMBC为土壤微生物生物量碳(mg?kg?1),
为 熏 蒸 后 土 壤K2SO4溶 液 浸 出 液 的 有 机 碳 浓 度
(mg?L?1), EcCK为未熏蒸土壤K2SO4溶液浸出液的有
机碳浓度, 4为水土比常数(L?kg?1), 0.45为土壤有机
碳向微生物有机碳转化的转化系数[21]。
2)剩余存活微生物占比
A=(SMBC24h熏蒸 SMBCih熏蒸) 100=SMBC24h熏蒸(2)
SMBC24h熏蒸
SMBCih熏蒸
式中: A为土壤中剩余存活微生物在土壤总微生物中
所占百分比(%), 为熏蒸24 h后土壤微生
物生物量碳含量(mg?kg?1), 为熏蒸ih处理
后土壤微生物生物量碳含量(mg?kg?1)。
1.3.2 有机碳矿化释放CO2-C速率、累积通量
1)有机碳矿化释放CO2-C速率计算公式:
F =k Vm dcdt (3)
式中: F为CO2-C释放速率(μg?g?1?h?1), k为转换常数
1.796 g?m?3, dc/dt为在观测时间内气体浓度随时间变
化的直线斜率 (μg?h?1), V为培养容器的体积(m3), m
为土壤干质量(g)。
第 11 期 马 晗等 : 氯仿熏蒸对紫色土农田土壤有机碳矿化的影响 1821
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2)有机碳矿化释放CO2-C积累通量计算公式:
Ci =
i∑
1
(F
i 1+Fi
2 Ti
)
(4)
式中: Ci为土壤CO2-C释放积累通量(μg?g?1), Fi和
Fi?1分别为相邻两次测定的土壤呼吸CO2-C释放速
率, Ti为两次测定的时间间隔。
1.3.3 统计分析
采用Excel 2016软件和Origin 2018软件对数据
进行处理和绘图, 采用SPSS 22软件进行数据分析,
包括Pearson相关分析、单因素协方差分析及重复
测量方差分析(P<0.05)。
2 结果与分析
2.1 土壤微生物生物量随熏蒸时长的变化
土壤存活微生物量随熏蒸时长的增加呈下降趋
势, 熏蒸后, 土壤微生物快速死亡, 6 h熏蒸时长可以
杀死90%以上微生物(图1)。随熏蒸时长增加, 单位
质 量 土 壤 可 浸 提 微 生 物 生 物 量 碳 呈 上 升 趋 势, 但
是略有波动。根据图1, 选取土壤微生物生物量变化
幅度较大的3个时间点, 杀死土壤中74.53%微生物
的2.5 h、52.68%的1.5 h与杀死15.71%的1 h, 再添
加24 h完全熏蒸及完全不熏蒸的空白对照进行培养
试验。
0 3 6 9 12 15 18 21 24
0
25
50
75
100
可浸提微生物量 Extractable microbial biomass
熏蒸时间 Fumigation duration (h)
存活微生物量占比
Viable microorganisms biomass
proportion (%)
0
50
100
150
200
可浸提微生物量
Ex
tra
cta
ble
m
icr
ob
ial
bi
om
ass
(m
g?k
g?1
)存活微生物量占比 Viable microorganisms biomass proportion
图 1 土壤微生物生物量随熏蒸时长的变化
Fig. 1 Changes of soil microbial biomass with the length of
fumigation time
2.2 不同熏蒸处理对土壤有机碳CO2排放速率的
影响
通过观察培养期间CO2排放速率的变化情况
(图2), 将 其 分 为3个 阶 段: 1~11 d, 大 幅 波 动 期;
11~32 d, 平稳期; 32~53 d, 缓慢下降期。培养期间, 不
同熏蒸处理土壤CO2排放速率整体变化趋势相同。
除C2.5处理增长幅度最大外, 其余处理表现出CO2
排放速率最大值随熏蒸时长增加而增加。与CK处
理相比, C24、C2.5、C1.5、C1处理最大排放速率分
别增长182.00%、309.01%、73.85%和30.45%。
0 20 40 0 20 40 0 20 40 0 20 40 0 20 40
C24 C2.5 C1.5 C1 CK
0
10
20
30
40
CO
2
排放速率
CO
2
release rate (μg·g
?1
·h?1
)
培养时间 Incubation duration (d)
图 2 不同熏蒸时长下的土壤有机碳矿化
Fig. 2 Mineralization of different fumigation durations on soil
organic carbon
C24、C2.5、C1.5、C1和CK的熏蒸时长分别为24 h、2.5 h、1.5 h、
1 h和0 h。The fumigation durations of C24, C2.5, C1.5, C1 and CK are
24 h, 2.5 h, 1.5 h, 1 h and 0 h.
培养当天, 熏蒸处理CO2初始排放速率显著高
于CK (P<0.05)。培养第2 天各处理CO2排放速率间
差异不显著。第2天后, C2.5与C24处理土壤CO2
排放速率快速增加, 并在第7天达最高点, 且C2.5处
理 的CO2排 放 速 率 在 前7 d培 养 中 始 终 高 于C24;
C1.5与C1处理较C2.5与C24处理峰值出现时间更
早, 在第4 天达到最高点。在培养第11 天, 各处理
间CO2排放速率未见显著差异, 且回落至与培养初
期相当的水平。此后, 各处理间CO2排放速率存在
差异但不显著。相比于CK处理, 熏蒸处理32 d后的CO2
排放速率有所降低, 但差异不显著。
通过表1可以发现, 整个培养期间内熏蒸处理
CO2排放速率均值显著高于CK (P<0.05), 除C2.5处
理外, 其余处理CO2排放速率均值随熏蒸时长增加
而增加, 培养7~53 d内各处理间CO2排放速率均值
则无显著性差异。重复测量方差分析表明与CK相
比, 熏蒸显著促进土壤CO2排放速率增长, 事后检验
发现: CO2排放速率C24和C2.5处理在第4 天与第7
天显著高于其他时间, C1.5处理在第4 天显著高于
其他时间, 所有熏蒸处理在第53天显著低于其他时
间(P<0.05)。
2.3 不同熏蒸处理对土壤有机碳矿化的影响
观察整个培养周期内的累积CO2排放通量, C24
与C2.5处理显著高于CK (P<0.05), 其余处理间差异
不显著(图3)。相比于CK处理, C24、C2.5、C1.5与
C1涨幅分别为22.37%、37.29%、6.76%和?1.45%。
1822 中国生态农业学 报 (中英文 )?2022 第 30 卷
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熏蒸处理在7~53 d的累积CO2排放通量上没有
表现出显著的促进或抑制作用(图3)。相比于CK,
C24处理增长?4.56%, C2.5处理增长?5.38%, C1.5处
理增长?0.31%, C1处理增长?7.30%。对7 d后的土
壤累积CO2释放通量进行拟合分析, 累积通量变化
数据符合模型:
y=a tb (5)
式中: y为累积CO2排放通量, t为累积培养天数, a、
b为常数。熏蒸与未熏蒸处理累积排放通量的拟合
方程之间存在显著差异(P<0.05)。
从表2与图2可以看出不同处理系数a的大小
与排放速率峰值大小相反, 系数b的大小与排放速
率峰值大小一致。系数a越大表明累积通量初始增
量越大, 系数b越接近零, 表明随培养时间t的增加,
累积通量的增加越平缓。所有拟合方程的b值均<1,
表明随培养时间的延长, 累积通量的增加越来越平
缓。其中C2.5处理增量降低的最快, CK累积通量的
增量降低速率最小, P值均小于0.01。
表 2 不同熏蒸时长下土壤累积CO2排放通量( y)与累积培养天数( t)的拟合方程
Table 2 Fitting equations of accumulative CO2 release of soil (y) with incubation days (t) under different fumigation durations
熏蒸时长
Fumigation duration (h) a b
拟合方程
Fitting equation R
2 P
24 3449.26 0.59 y=3449.26t0.59 0.950 0.00
2.5 4682.90 0.48 y=4682.90t0.48 0.934 0.00
1.5 1922.28 0.83 y=1922.28t0.83 0.954 0.00
1 1754.12 0.85 y=1754.12t0.85 0.966 0.00
0 1397.49 0.97 y=1397.49t0.97 0.966 0.00
3 讨论
3.1 土壤微生物生物量随熏蒸时长的变化
氯仿熏蒸可以有效破坏土壤微生物的细胞膜结
构, 促进其中的活性组分(C、N、P等)释放到土壤
中[8], 随熏蒸时长的增加, 土壤中可浸提微生物生物
量碳逐渐增加。本试验结果表明, 土壤中可浸提微
生物生物量碳随熏蒸时长的增加呈现波动增加的变
化趋势。刘雨晴等[22]测定了不同熏蒸时长处理下土
壤微生物生物量碳的变化情况, 结果表明18 h熏蒸
时长条件下, 高有机质土壤与低有机质土壤的微生
物生物量有机碳含量均略低于12 h熏蒸时长, 针对
此现象, 认为土壤微生物细胞膜损坏后, 土壤中增加
的活性碳组分部分被分解, 造成可浸提微生物生物
量碳含量的降低。因此, 熏蒸处理一旦结束应当立
即进行浸提, 并测定计算土壤中的微生物生物量有
机碳, 以减少该部分碳的矿化损失, 提高结果的准确度。
3.2 熏蒸时长对土壤有机碳矿化速率的影响
熏蒸土壤CO2排放速率与未熏蒸相比在培养前
表 1 不同熏蒸时长下土壤CO2排放速率均值
Table 1 Average CO2 emission rates of soil under different fumigation durations μg?g?1?h?1
熏蒸时长
Fumigation duration (h)
整个培养期平均 CO2排放速率
Average CO2 release rate during incubation
培养 7~53 d平均 CO2排放速率
Average CO2 release rate during 7?53 days of incubation
均值 ±标准误差
Mean±SE
变幅
Range
均值 ±标准误差
Mean±SE
变幅
Range
24 9.31±0.29b 2.54~26.41 6.01±0.43a 2.54~8.23
2.5 11.16±0.21a 2.66~38.26 5.94±0.29a 2.66~8.21
1.5 7.67±0.62c 2.67~16.26 6.07±0.59a 2.67~8.64
1 7.20±0.31cd 2.27~12.20 5.78±0.49a 2.27~8.30
0 6.57±0.36d 3.85~9.35 6.23±0.13a 3.85~8.43
同列不同字母代表不同熏蒸时长间差异显著 (P<0.05)。Different letters in the same column represent significant differences among fumigation
durations at P<0.05.
0
3000
6000
9000
12 000 b a
CO
2
排放通量
CO
2 release flux (μg·g
?1
)
c c
c
dddd
熏蒸时间 Fumigation duration (h)
培养期 Entire incubation
d
24 2.5 1.5 1 0
培养 7~53 d Incubation for 7?53 days
图 3 不同熏蒸时长下土壤CO2累积排放量
Fig. 3 Soil accumulative CO2 emission under different fumig-
ation durations
不同字母代表不同熏蒸时间间的差异显著 (P<0.05)。Different letters
represent significant differences among fumigation durations at P<0.05.
第 11 期 马 晗等 : 氯仿熏蒸对紫色土农田土壤有机碳矿化的影响 1823
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7 d显著增加(图2) (P<0.05)。该现象不仅与传统观
念: “微生物量减少会降低SOC矿化速率”相反, 与
Kemmitt等[13]提出的“SOC的矿化与土壤微生物的
生物量大小、群落组成及活性无关”也不一致。Van
Elsas等[14]的研究表明, 熏蒸会暂时提高土壤中溶解
细胞(含碳)资源的可用性, 幸存的微生物在此基础
上生长, 造成土壤呼吸速率的短期增加; Dungait等[23]
与Brookes等[24]的研究支持“调节门”假说: SOC的矿
化分为非生物阶段(K1)与生物阶段(K2), K1控制微
生物对可用基质的可及性而非影响微生物本身, 熏
蒸后CO2排放速率的短期提高, 是由于熏蒸处理增
加了溶解细胞资源, K1产物增多; Kuzyakov等[25]质
疑了“调节门”假说, 认为CO2排放速率快速增长是
由于残存微生物利用微生物死亡体快速增殖的结果;
Zhou等[16]对土壤进行重复熏蒸培养, 得出熏蒸后短
期CO2的排放增加主要是由于微生物死体释放的碳
源, 该部分碳源的完全矿化需要6~8 d的结论。上述
研究均表明CO2排放速率在熏蒸后培养初期显著增
加是由于熏蒸造成的微生物死亡释放的碳源。本试
验中, 熏蒸后前7 d培养CO2排放速率显著提高, 此
后各处理间差异不显著。
随熏蒸时长增加, 土壤中溶解细胞(含碳)资源
增多, 促进土壤CO2排放速率增加并维持较长时间,
本试验中C24与C2.5处理CO2排放速率的提高持
续到培养第7 天, 而C1.5与C1处理则持续到第4天。
Van Elsas等[14]表示“随熏蒸时长的增加, 土壤CO2排
放速率的最大值也有所增加”, 本试验中, CO2排放速
率随熏蒸时长的增加出现C2.5最大值高于C24的结
果, 与Van Elsas等[14]结论不符。其试验熏蒸时长设
置更少, 不同设置间时长差距较大可能会导致试验
结果的片面性, 从而影响试验结论。为解释培养前
7 d熏蒸处理CO2排放速率显著高于CK及C2.5处
理峰值高于C24处理的结果, 我们提出, 土壤中溶解
细胞(含碳)资源增加的条件下, 微生物的生物量大
小会对这部分有机碳的矿化产生影响。土壤CO2排
放速率最大值随熏蒸时长的增加呈现先增长后下降
的趋势, 本试验中最大值出现在C2.5条件下, 当熏蒸
时间小于2.5 h, 土壤中溶解细胞资源较少, 限制CO2
排放速率, 当熏蒸时长超过2.5 h, 土壤微生物量大幅
降低限制CO2排放速率。
本研究中培养7~53 d, 处理间土壤CO2排放速
率差异不显著, 针对此现象, “调节门”假说认为“SOM
的矿化主要受到非生物过程的调控, 与微生物生物
量大小、群落结构或活性无关”, 质疑“调节门”假说
的观点则认为: “生物过程是影响SOC矿化的主要因
素。熏蒸后土壤中幸存的微生物增长以R策略为主,
在微生物残体资源上快速繁殖, 微生物数量恢复造
成排放速率差异不显著; 氯仿熏蒸杀死土壤中大部
分微生物, 但仍有部分存活, 在生态位冗余原则下,
残存的微生物替代死亡种群的功能, 导致土壤微生
物生物量不影响SOM矿化; 熏蒸仅影响土壤微生物
活性, 土壤中不受熏蒸影响的胞外酶是维持基础呼
吸速率的关键”[25-26]。Brookes等[24]指出“熏蒸后微生
物种群数量大幅降低, 培养10 d后即使有所恢复, 微
生物群落组成也会发生巨大改变, 微生物生物量约
为未熏蒸土壤中种群数量的10%~20%, 这小部分微
生物无法满足与未熏蒸土壤中微生物相同的作用”;
Zhou等[17]认为“土壤中的胞外酶来源于微生物, 且寿
命短、易失活, 而Kemmitt等[13]培养不同熏蒸处理
的土壤超过两百天后不同处理间CO2排放速率差异
不显著, 表明胞外酶并非维持基础呼吸速率的原因”;
此外, 熏蒸后土壤中溶解细胞(含碳)资源增加导致
CO2排放速率增加, 这部分碳源消耗后, 熏蒸与未熏
蒸处理CO2排放速率一致, 是否由于土壤本身有机
质含量不足限制了土壤CO2排放速率？Brookes等[24]
研究表明高有机质含量的土壤熏蒸与未熏蒸处理
CO2排放速率仍具有一致性。
针对上述分析推测, 自然土壤条件下, SOC的矿
化速率与土壤中微生物生物量的大小无关。本试验
结果表示“调节门”假说适用于长期施用猪粪肥处理
的石灰性紫色土农田, 但我们做出补充, 在K1阶段
产物充足的条件下, 微生物的生物量大小会对这部
分有机质的矿化产生影响。
3.3 熏蒸时长对土壤有机碳CO2排放累积通量的
影响
培养7~53 d的CO2排放累积量(图3) 表明处理
间无显著差异, 支持“调节门”假说, 但未熏蒸处理略
高于熏蒸处理。我们认为是由于培养前7 d, 溶解细
胞(含碳)的增加引起的SOC矿化的激发效应[27], 易
分解新鲜碳源为微生物提供能量。Fontaine等[28]提
出当这些能量充足时, 微生物会对土壤中存在的难
以分解或者分解消耗能量高于得到能量的有机质进
行分解, 此时外源有机碳作为微生物的能量泵促进
土壤微生物对稳定有机碳进行分解, 导致熏蒸处理
SOC含量减少, 最终导致熏蒸处理7~53 d内的累积
CO2排放通量低于CK。不同熏蒸时长处理CO2累
积排放通量符合相同的模型, 其中C2.5处理系数a
最大、b最小, 熏蒸2.5 h最大地促进了土壤的激发
1824 中国生态农业学 报 (中英文 )?2022 第 30 卷
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效应, 降低了SOC含量, 导致C2.5处理CO2累积排
放通量的增量随培养时间的增加减小最快, 该结果
与Fontaine等[28]的结论一致。
本试验结果支持了“调节门”假说, 长期施用猪粪
肥处理的石灰性紫色土农田中土壤微生物的生物量
大小不影响SOC的矿化速率, 但土壤微生物的研究
仍十分重要, 土壤中微生物碳库虽然仅占土壤总有
机 碳 库 的 0.3%~7%, 但 却 占 土 壤 易 分 解 碳 库 的
70%~80%[29], 土壤微生物是其他形式有机碳积累、
矿化分解的主要影响因素[30]。近些年来有研究表明,
真菌和细菌坏死体是土壤稳定有机碳库的主要碳成
分[31-32]。Liang等[33]的研究表明, 50%的土壤生物量
碳以死生物质的形式储存在土壤中, 土壤有机碳中
约9%~35%来源于土壤细菌死体, 约23%~87%来源
于土壤真菌死体。土壤中约有10%的土壤微生物利
用微生物死体存活[34]。减少易分解碳库大小, 增加稳
定有机碳库(细菌、真菌坏死体)的大小, 有助于从
根本上减少SOC矿化。
4 结论
土壤微生物量随熏蒸时间增加而减少, 微生物
细胞膜损坏后, 土壤中增加的活性碳组分部分被分
解, 造成最终可浸提微生物生物量碳含量的降低。
因此, 熏蒸处理一旦结束应当立即进行浸提, 并测定
计算土壤中的微生物生物量有机碳, 以减少该部分
碳的矿化损失, 提高结果的准确度。非生物过程产
物正常情况下, 长期施用猪粪肥处理的石灰性紫色
土农田SOC的矿化与土壤中微生物量的大小无关,
支持了“调节门”假说, 认为SOC的矿化与微生物生
物量大小、群落组成及活性无关。
本研究针对长期猪粪肥处理的石灰性紫色土农
田开展, 该结论是否适用于其他土壤条件仍需进一
步研究, 在本研究结论下, 未来针对长期猪粪肥处理
的石灰性紫色土农田微生物对SOC矿化影响的研究
应当将更多的精力集中在研究及改变土壤微生物的
组成(增加细菌真菌生物量)、探究微生物死体对土
壤有机碳库的作用上, 而非微生物量大小对土壤有
机碳库的作用。
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