本文摘要：摘要:為探究荒漠草原土壤微生物特征對短期氮添加的響應,以寧夏荒漠草原為對象,參照國內外同類研究和當地的氮沉降量,設置 N0、N1、N2、N3、N4的5個處理,其純氮添加量分別為0,2.5,5,10,15g/(m2a),以尿素為氮源進行為期2年的氮添加試驗,對不同氮添加處理下荒漠草原淺層土
摘要:為探究荒漠草原土壤微生物特征對短期氮添加的響應,以寧夏荒漠草原為對象,參照國內外同類研究和當地的氮沉降量,設置 N0、N1、N2、N3、N4的5個處理,其純氮添加量分別為0,2.5,5,10,15g/(m2·a),以尿素為氮源進行為期2年的氮添加試驗,對不同氮添加處理下荒漠草原淺層土壤微生物特征進行了研究。結果表明:(1)隨氮添加量的增加,荒漠草原0—20cm 土層土壤銨態氮含量呈升高的變化趨勢,硝態氮含量呈先升高后下降的變化趨勢。在0—10cm 土層,N1、N2、N3、N4處理草地銨態氮含量較 N0處理分別增加了109.61%,136.52%,197.19%,198.88%,硝態氮含量以 N2處理草地最高,顯著高于 N0、N3、N4處理(P<0.05)。(2)與 N0相比,施氮后0—10cm 土層土壤微生物量氮含量顯著下降,N1、N2、N3和N4處理分別較 N0處理降低了37.54%,38.11%,28.56%,29.81%。(3)隨氮添加量的增加,荒漠草原0—10cm 土層土壤真菌數量呈逐漸減少的變化趨勢,N0、N1處理草地顯著大于 N3、N4處理草地(P<0.05)。PcoA 分析顯示高氮添加處理(N3、N4)對荒漠草原土壤amoA 區、nirK 區微生物的群落結構有顯著改變。高氮添加(N3,N4)會對荒漠草原土壤微生物群落產生負面影響,具體表現為真菌數量減少,硝態氮含量降低,氮轉化微生物的α 多樣性和優勢菌豐度降低、群落結構發生顯著改變。
關鍵詞:氮添加;荒漠草原;酶活性;微生物特征;氮轉化微生物
土壤是一切陸地植物賴以生存的基礎,也是陸地生態系統中最大的氮沉降承受者。在過去的一個世紀里,由于工業和農業的快速發展,全球氮沉降量增加了3~5倍[1]。已有研究[2]表明,短期或少量 N 沉降在一定程度上可緩解植物生長所受的 N限制,但持續的外源氮輸入會造成土壤養分流失,微生物群落結構改變和多樣性的喪失的嚴重后果。土壤微生物具有生命周期短,生存環境敏感的特點,它們驅動土壤養分循環,并對土壤環境變化迅速做出反應,最終發生結構組成上的改變[3]。
王志瑞等[4]、Zhao等[5]認為,長期氮添加會降低土壤微生物生物量,但短期氮添加對土壤微生物生物 量 的 影 響 至 今 仍 沒 有 一 致 的 結 論。Zhang等[6]綜合分析了來自全球的151項研究結果認為,氮添加降低了總微生物生物量、細菌生物量、真菌生物量、生物量碳和微生物呼吸,且這些負面效應隨著氮的施用速率和試驗時間的延長而增加。
土壤微生物驅動的氮素轉化過程主要包括生物固氮 和 氨 化、硝 化、反 硝 化 作 用,固 氮 菌 相 關 基 因nifH、氨氧化古菌基因amoA—AOA、氨氧化細菌基因amoA—AOB 和反硝化相關基因 nirK 被廣泛應用于氮轉化微生物的研究[7]。Shi等[8]研究發現,連續施氮6年后,中國亞熱帶森林土壤中 AOA 豐度顯著增加,且施氮對 AOA 驅動的自養硝化存在潛在的促進作用。
在內蒙古貝加爾針茅草原,低氮添加顯著增加了nirK 的相對豐度,高氮添加顯著抑制了 nirK的相對豐度[9]。與以上研究結果不同,Zhang等[6]分析了大量氮添加對土壤微生物影響的資料認為,氮添加對陸地生態系統中所有土壤微生物的生長、組成和功能均具有一定程度的負面影響,且隨著氮沉降速率和持續時間的增加,影響愈發顯著,結構方程模型表明,施氮對土壤微生物數量和組成的負面影響可能導致土壤微生物呼吸的減弱。
在相關機制的研究方面,薛璟花等[10]認為,過量氮沉降會減少土壤微生物量、真菌生物量和真菌/細菌生物量比率,改變土壤pH,進而導致微生物群落結構發生改變。土壤呼吸率,土壤酶活性的減少和微生物對底物的利用模式的改變也會導致微生物功能的改變�？偟膩碚f,氮添加對土壤微生物的影響和驅動因素存在很大不確定性,需要更多的研究驗證和發現�；哪菰紝幭奶烊徊莸孛娣e半數以上,是典型的干旱生態系統,也是防風固沙、保持水土的重要生態屏障。
目前,有關氮添加對荒漠草原土壤影響的研究主要集中在土壤結構及理化性質的方面[11],有關土壤微生物特征的研究還相對較少。為探究荒漠草原土壤微生物特征對短期氮添加的響應,本研究對不同氮添加量下荒漠草原土壤氨硝態氮含量、微生物數量進行了測定,對amoA—AOA、nirK 基因進行了測序分析,并結合土壤環境因子的變化,探討荒漠草原土壤微生物特征對短期氮添加的響應,以期為荒漠草原生態系統的保護和科學管理提供理論依據。
1 材料與方法
1.1 研究區概況
研 究 區 位 于 寧 夏 東 部 的 鹽 池 縣 四 墩 子 行 政 村(37°04'—38°10'N,106°30'—107°41'E),海拔 1430m,地勢為緩坡丘陵,土壤類型為灰鈣土、淡灰鈣土,土壤質地以沙壤、粉沙壤為主,屬中溫帶大陸性氣候、干旱、少雨、多風,晝夜溫差大。年平均氣溫9.1 ℃,最熱月(7 月)平均氣溫 23.9 ℃;當年降水量 205.2mm,較歷年平均雨量偏少77.1mm;年均無霜期180天,年均蒸發量1231.5mm,年均日照時間2769h。草地類 型 為 荒 漠 草 原,主 要 物 種 有 草 木 樨 狀 黃 芪(Astragalus melilotoides),華 北 白 前 (Cynanchumkomarovii),牛枝子(Lespedezapotaninii)等。
1.2 試驗設計
選取較為平坦的荒漠草原為研究對象,于2018年5月開始進行氮添加處理,參照國內外同類研究[12]和當地的氮沉降量設5個施氮梯度,即 N0、N1、N2、N3、N4,其純氮添加量分別為0,2.5,5,10,15g/(m2·a),使用尿素(CO(NH2)2)作為 N源,將每個小區每次所需噴施的尿素溶解于等量水中,每月1次,分5次均勻噴灑在各小區內。按照處理水平的要求,對照小區(N0)噴灑相同量的水。試驗采用隨機區組設計,每個梯度重復3次,總計15個小區,每小區面積5m ´4 m,氮添加后各處理的土壤理化性質。
1.3 植被調查與樣品采集
2020年7月,在每個小區內隨機選取3個取樣點,用滅過菌的鏟子分0—10,10—20cm 采集土壤樣品,去除雜物及植物殘體等,將同層的3個樣品混合均勻,迅速裝入滅菌袋中帶回實驗室。一部分用液氮冷凍后進行測序分析;另一部分置于4 ℃冰箱中保存,用于土壤生物學指標的測定;部分風干后過2mm 篩,用于土壤pH 及養分指標測定。同時,用環刀分層采集土壤樣品,用于土壤容重和含水率的測定。2020年8月,在每個小區隨機設置1個1m×1m 的樣方,調査植物群落物種組成,分種測定各個物種的生物量。其中,地上生物量以1 m2 樣方中各物種的風干重量計測,根系生物量采用根鉆法測定。
1.4 測定指標與方法
土壤理化性質的測定參照《土壤農化分析》[13],土壤容重(BD)采用環刀法測定;土壤pH 采用酸度計測定(土水比為 1∶5)。土壤有機碳(SOC)采用ElementalrapidCScube元素分析儀(德國 Elementar公司)測 定;土 壤 全 氮 (STN)采 用 KjeltecTM8400全自動凱氏定氮儀(瑞典 Foss公司)測定。土壤微生物量碳(MBC)和土壤微生物量氮(MBN)均采用氯仿熏蒸浸提法,MBC采用 TOC—VCPH 總有機碳分析儀(日本島津公司)測定,MBN 采用 AutoAnalyzer3—AA3流動分析儀測定(德國Seal公司);土壤銨態氮(NH4+ -N)和硝態氮(NO3- -N)均采用1mol/L的氯化鉀浸提,AutoAnalyzer3—AA3流動分析儀測定。
土壤微生物數量采用平板涂抹培養計數法測定,以牛肉膏蛋白胨培養基培養細菌,馬鈴薯葡萄糖瓊脂培養基(PDA)培養真菌,改良的高氏一號放線菌培養基培養放線菌。土壤氮轉化微生物采用 DNA 測序方法測定。由上海天昊生物科技有限公司對樣本進行 DNA提取和質量檢測(Nanodrop+瓊脂糖電泳)、PCR 擴增、文庫構建和上機測序(Illumina2×250bp)。
1.5 數據統計與分析采用 Excel2010 軟 件 對 數 據 進 行 基 礎 處 理,SPSS23軟件進行數據的統計分析,Origin2018和R軟件進行制圖;采用 one-wayANOVA 和 Duncan法進行方差分析和多重比較。
2 結果與分析
2.1 對土壤微生物量碳、氮的影響0—10cm 土層,MBC含量以 N2處理草地最高,為180.17mg/kg,N3處理草地最低,為142.01mg/kg。氮添 加 顯 著 降 低 了 荒 漠 草 原 土 壤 MBN 含 量(P<0.05),與 N0相比,N1、N2、N3和 N4處理草地土壤 MBN含量分別降低了37.54%,38.11%,28.56%,29.81%,但各處理草地間差異不顯著(P>0.05)。10—20cm土層,MBC含量以 N3處理草地最高,為175.59mg/kg,N0處理草地最低,為124.00 mg/kg。土壤MBN 隨氮添加量的增加呈波動性變化,N1處理草地的12.17 mg/kg 顯 著 高 于 N0 處 理 草 地 的 7.81mg/kg(P<0.05)。這說明氮添加主要對0—10cm土層土壤微生物生物量產生影響,且土壤 MBN 對氮添加的敏感程度高于 MBC。
2.2 對土壤微生物數量的影響
荒漠草原土壤微生物以細菌為主,約占微生物總量的 68.86% ~81.59%;其次為放線菌,約占微生物總量的17.42%~31.01%;真菌占微生物總量的比例最小,僅為0.05%~0.16%。氮添加顯著抑制了荒漠草原0—10cm 土層土壤真菌、細菌的生長,但對放線菌的影響未達到差異顯著性水平。
0—10cm 土層,隨氮添加量的增加,荒漠草原土壤真菌數量的變化范圍為17.70×102 ~58.30×102 cfu/g,呈逐漸下降趨勢,N0、N1處理草地顯著大于 N3、N4處 理 草 地 (P <0.05);細 菌 數 量 的 變 化 范 圍 為17.70×102~35.70×102cfu/g,N0處理顯著大于 N3處理(P<0.05)。放線菌數量的變化范圍為59.00×104~94.00×104cfu/g。10—20cm 土層,不同氮添加處理對荒漠草原土壤真菌、細菌、放線菌數量均無顯著影響(P>0.05)。
2.3 氮添加對土壤氮轉化微生物的影響
2.3.1 對土壤銨態氮、硝態氮的影響
氮添加增加了荒漠草原土壤 NH4+ -N 含量,在0—10cm 土層,與 N0相比,N1、N2、N3、N4處理草地土壤的 NH4+ -N 含量分別增加了109.61%,136.52%,197.19%和198.88%;10—20cm 土層,NH4+ -N 含量增 長 較 緩,N1、N2、N3、N4 處 理 草 地 分 別 增 加 了4.71%,34.90%,96.47%和92.55%。
從剖面變化看,N0處理草地10—20cm 土層 NH4+ -N 含量顯 著 高 于0—10cm 土層(P<0.05),其他氮添加處理草地均以0—10cm 土層最高,但與10—20cm 土層之間差異不顯著。
NH4+ -N/STN 的變化趨勢與 NH4+ -N含量的變化趨勢基本一致,在0—20cm 土層土壤中均以 N4處理草地最高,顯著高于 N0和 N1處理草地,N3處理草地顯著高于 N0處理草地(P<0.05)。各處理草地0—10cm 土層土壤 NH4+ -N/STN 總 體 高 于10—20cm土層,其間差異不顯著(P>0.05)。
隨氮添加量的增加,荒漠草原0—10cm 土層土壤NO3- -N含量呈先上升后下降的變化趨勢,變化范圍為7.15~13.61mg/kg,以 N2處理草地最高,顯著高于N0、N3、N4 處 理 草 地;NO3- -N/STN 為 1.23% ~2.22%,N1處理草地顯著高于 N0、N3處理草地(P<0.05)。10—20cm 土層土壤 NO3- -N 含量為3.59~7.47mg/kg;NO3- -N/STN 變 化 范 圍 為 0.43% ~1.13%,N1處理草地顯著高于 N0處理草地(P<0.05)。各氮添加處理草地中,土壤 NO3- -N 含量和 NO3- -N/STN均表現為0—10cm 土層高于10—20cm 土層�；哪菰寥繬O3- -N主要分布在0—10cm土層,且在低氮添加條件(N1,N2)下含量最高。
2.4 土壤微生物特征與土壤環境因子的相關關系
土壤 NH4+ -N 含量與土壤 pH、amoA—AOA 優勢菌豐度呈極顯著正相關關系;與nirK 優勢菌豐度呈極顯著負相關關系(P<0.01),與真菌數量(FM)呈顯著負相關關系(P<0.05)。土壤amoA—AOA 優勢菌豐度與 nirK 優勢菌豐度呈極顯著負相關關系(P<0.01),與細菌數量(BM)呈顯著負相關關系(P<0.05)。土壤pH 與amoa—AOA優勢菌豐度呈極顯著正相關關系(P<0.01),與nirK優勢菌豐度和 FM 呈顯著負相關關系 (P <0.05)。說明影響amoA—AOA 和 nirK 優勢菌豐度的主要因素有土壤真菌數量、細菌數量、pH 和 NH4+ -N含量,且土壤pH、NH4+ -N 含量對土壤真菌數量有顯著影響。
3 討 論
3.1 氮添加對荒漠草原土壤微生物量碳、氮及微生物數量的影響
土壤微生物生物量指土壤微生物體內的碳、氮總和,是評價土壤生物學性狀和養分狀況的常用指標。本研究中,氮添加顯著降低了0—10cm 土層土壤真菌數量和 MBN 含量,此結果與 Zhou[14]等的研究結果基本一致,真菌群落的生物量 C∶N 顯著高于細菌群落,而氮添加可能減少真菌群落生物量,進而降低土壤微生物量。
土壤真菌數量的下降可能與土壤性質的改變和養分的不均衡分配相關[18],細菌比真菌更適宜堿性土壤環境,氮添加導致土壤pH 的增加對真菌的發育更為不利,本研究相關分析中,土壤真菌數量與pH、銨態 氮 的 負 相 關 關 系 也 證 實 了 這 一 結論。但氮素不是影響土壤微生物生物量的唯一因子,當氮添加量增加時,過量的氮輸入可能造成土壤氮飽和,使土壤微生物受到 pH、水分、SOC 等因子的制約,造成 MBC 含量不顯著變化[15]。
從剖面變化上看,本研究0—10和10—20cm 土層 MBC、MBN 含量沒有顯著差異,但多數研究[16]認為,表層土壤中含有更多的植物凋落物和有機質,可用于促進土壤微生物的 生 長,故 無 論 添 加 氮 素 與 否,0—10cm 土 層MBC、MBN 含量都應高于10—20cm 土層,原因可能是荒漠草原植被稀疏,表層土壤風蝕嚴重、蒸發強烈,植物凋落物等輸入表層土壤的有機質較少,加之土壤結構松散,保水保肥能力差,養分流失和水分蒸發的雙重限制降低了荒漠草原土壤表層的微生物量。
3.2 氮添加對荒漠草原土壤氮轉化微生物的影響
氮添加增加了土壤無機態氮含量,有利于微生物的生長[17],同時會使土壤微生物 數 量 下 降、活 性 降低。尿素能夠分解釋放銨根離子,增加土壤中銨態氮含量,在微 生 物 群 落 的 驅 動 下 發 生 硝 化 反 應,有 研究[19]認 為,氮 添 加 會 增 加 土 壤 中 NH4+ - N 和NO3- -N 含量,并促進土壤氨化和硝化作用。本研究中隨氮添加量的增加,荒漠草原土壤 NH4+ -N含量逐漸增加,但 NO3- -N 含量先增加后減少,此結果與上述研究結果部分相同,但存在一定差異。
一是適宜濃度的氮添加可以補充受氮素限制生態系統中的氮素,但添加量的增加可能會使植物群落對無機氮的需求達到飽和,若受氮素限制的生態系統能夠有效地固定外源氮素,并且植物有較強的吸收利用能力,則多數進入土壤的 NH4+ -N 和 NO3- -N 會被植物吸收而退出土壤生態系統[20];二是植物會優先吸收土壤中的 NO3- -N 作為生長發育所需的養分,從而降低土壤中 NO3- -N 的凈剩余量;三是相較于帶正電荷的 NH4+ -N,帶負電荷的 NO3- -N 更容易通過淋溶作用而損失[21]。
4 結 論
(1)氮添加顯著增加了荒漠草原土壤的銨態氮含量,同時降低了0—10cm 土層土壤真菌數量和微生物量氮含量(P<0.05)。
(2)與 N0相比,低氮添加處理(N1、N2)的荒漠草原土壤含有較多的硝態氮和微生物量碳氮,氮轉化微生物的優勢菌豐度較高,且群落結構無明顯改變,高氮添加處理(N3、N4)的荒漠草原土壤銨態氮含量較高,但氮轉化微生物群落結構發生了顯著改變。
參考文獻:
[1]LamarqueJF.Assessingfuturenitrogendepositionandcarboncyclefeedbackusingamultimodelapproach:Analysisofnitrogendeposition[J].JournalofGeophysicalResearchAtmospheres,2005,110(19):148-227.
[2]VitousekP,AberJ,HowarthR,etal.Humanalterationoftheglobalnitrogencycle:sourcesandconsequences[J].Ecologicalapplications,1997,7(3):737-750.
[3]GriffithsBS,RitzK,BardgettRD,etal.Ecosystemresponseofpasturesoilcommunitiestofumigationinducedmicrobialdiversityreductions:Anexaminationofthebiodiversity-ecosystemfunctionrelationship[J].Oikos,2000,90(2):279-294.
[4] 王志瑞,楊山,馬銳驁,等.內蒙古草甸草原土壤理化性質和微生物學特性對刈割與氮添加的響應[J].應用生態學報,2019,30(9):3010-3018.
[5] Zhao Q,ZengD H.Nitrogenadditioneffectsontreegrowthandsoilpropertiesmediatedbysoilphosphorusavailabilityandtreemediatedbysoilphosphorusavailablityandtreespeciesidentity[J].ForestEcologyandManagement,2019,449:e117478.
[6] ZhangTA,ChenH Y H,RuanHH.Globalnegativeeffectsofnitrogendepositiononsoilmicrobes[J].TheISMEJournal,2018,12(7):1817-1825.
作者：宋珂辰1,王 星1,許冬梅1,2,李永康1,撒春寧1,馬 霜1
轉載請注明來自發表學術論文網：http://www.keysida.com.cn/nylw/29953.html
