北京市土壤微生物对模拟氮沉降增加的早期响应结题论文.docx
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北京市土壤微生物对模拟氮沉降增加的早期响应结题论文
民族大学URTP结题论文
URTPFinishingThesisofMinZuuniversityofChina
土壤微生物群落
对模拟氮沉降增加的早期响应
Theshort-termresponseofsoilmicrobialcommunitiestostimulatednitrogendepositioninBeijing
摘要
在陆地生态系统,氮沉降增加将会引起一定的生态学效应。
本文主要研究北京市城区绿化带与香山林区内两种生境中,土壤微生物对模拟氮沉降增加的响应,并以此为基础分析真实氮沉降的增加对不同生态系统造成的影响。
结果表明,中氮处理(100kg•hm-2•a-1)及更高浓度的施氮处理对两样地的细菌、霉菌、放线菌基本起抑制作用;而在城区绿化带,土壤霉菌在低氮处理(50kg•hm-2•a-1)下表现出数量上的增加。
此外,施氮处理在一定程度上也改变了土壤的理化性质,如造成酸性土壤的pH降低。
关键词:
氮沉降;土壤微生物
Abstract
Intheterrestrialecosystem,theadditionalnitrogenmaybringseveralecologicalresponses.Thisexperimentisfocusedonthereactionsofsoilmicro-organismstothestimulatednitrogendepositioninurbangrasslandandwoodlandoffragrantmountain.Wearealsotryingtoanalyzetheeffectsonthedifferentecosystemsbytheincreaseofnitrogeninsoil.Resultsshowedthat,undertheNadditiontreatments(over100kg•hm-2•a-1),allthenumbersofMycetes,BacterialandAntinomiesintwosampleplotshadalittledecrease.However,thenumberofmycetesinlow-nitrogen(50kg•hm-2•a-1)inurbangrasslandshowedanincrease.Besides,NadditiontreatmentsalsochangedthePhysical-ChemicalPropertiesinsoil,forinstance,lowerthepHinacidsoil.
Keywords:
nitrogendeposition;soilmicro-organisms
目录
一、前言1
(一)研究背景1
(二)研究进展1
1、国外相关研究现状1
2、国内相关研究现状2
3、小结2
(三)研究目的及意义2
二、实验内容3
(一)实验仪器、试剂及材料3
1、实验仪器3
2、实验试剂3
3、实验材料3
(二)研究区域3
1、实验地概况3
2、主要植被特征4
3、样地设置4
(三)研究方法4
1、人工模拟氮沉降4
2、取样4
3、样品处理与保存5
4、各项指标测定方法5
5、统计分析6
三、结果分析6
(一)土壤基本性质6
1、土壤温度6
2、土壤含水量7
(二)土壤理化性质8
1、土壤pH8
2、土壤总氮和土壤有机质的含量9
(三)土壤微生物对氮沉降的响应9
1、对氮沉降的响应9
2、对不同氮浓度的响应11
3、不同深度土壤微生物的响应11
4、中氮与中氮特殊处理12
(四)放线菌与细菌的拮抗关系13
四、结论与建议13
(一)实验结论14
(二)建议14
五、实践创新15
六、经费使用情况16
参考文献17
致谢19
一、前言
(一)研究背景
20世纪90年代初,全球陆地生态系统活性氮沉降量高达63.5Tg•a-1,为工业革命前的3.6倍,而且氮沉降的速度仍然在逐年上升[1]。
在亚洲,1961年人类活动产生的活性氮14.4TgN•a-1,2000年67.7Tg•N•a-1,到2030年将达到105.3Tg•N•a-1[2]。
在中国部分南方森林里,大气湿氮沉降已高达30-73N•hm-2•a-1[3,4,5]。
而在北京,通过干湿沉降形式输入总氮量极有可能超过60kg·hm-2·a-1[6]。
在陆地生态系统,氮沉降增加将可能引起一定生态学效应。
比如,氮的增加可能影响绿色植物的初级生产力和生态系统碳蓄积能力;持续氮输入有可能改变土壤氮循环过程,降低土壤固持氮的能力,甚至导致土壤酸化;氮沉降增加会影响生态系统的物种丰富度、植物群落结构和动态,促进森林扩张,改变菌根真菌的物种多样性等[7]。
现有研究事实证明,这部分氮的增加,已经对温带生态系统的特征和过程产生了很大影响,尤其是在有大量氮连续地进入生态系统中时。
比如,氮的增加改变了生态系统的净初级生产力(NPP)和养分循环[8],并与CO2浓度的升高发生相互作用等[9]。
大气氮沉降直接或间接作用于植物生长、碳固定及光合产物分配,极大地干预了生态系统碳循环和碳蓄积过程,从而对全球气候变化产生了一定影响。
(二)研究进展
土壤微生物作为分解者,在陆地生态系统物质循环中起着极其重要的作用,因而土壤微生物的多样性是影响陆地生态系统功能的关键因素之一。
氮沉降能直接或间接影响土壤微生物的生长繁殖和活动能力,使土壤微生物的种类、数量、物种多样性、种群结构等特性随之改变,进而对土壤中物质转化、土壤中营养物质有效性产生影响,从而影响整个地表生态系统。
1、国外相关研究现状
(1)微生物量的变化
在赤华胡安沙漠(ChihuahuanDesertU.S.-Mexico)进行水分和不同浓度的氮增加的实验表明,微生物对水分和氮增加响应迅速。
当进行低氮(5g·m-2)增加处理时,土壤微生量C、N(微生物微生物数量的反映)增加(与对照组差异不显著)。
当进行高氮(50g·m-2)增加时,氮处理显著增加了微生量C、N的矿化。
氮增加后使得微土壤微生物量增加[10]。
瑞士(Scatspine)林中NH4NO3的增加显著降低微生物量[11]。
哈佛(HarvardU.S.)森林氮的长期增加降低微生物量碳和微生物的活动[12]。
(2)
的变化
Frey等在长期施氮的Harvard森林研究表明,阔叶林和松林施氮样地的真菌生物量分别比对照样地低27%-61%和42%-69%,而细菌生物量对施氮增加的响应则不如真菌的明显,因此施氮明显降低了真菌/细菌生物量比率[13]。
Wallenstein等在维吉尼亚(VirginiaU.S.)西部的两个氮饱和样地里发现类似现象,且微生物量和真菌/细菌比率随施氮水平增加而减少[14]。
(3)微生物类群和多样性
在长期施氮的哈佛(HarvardU.S.)森林发现,松林的低氮处理样地中,外生菌根真菌群落的多样性明显低于对照样地[12]。
2、国内相关研究现状
(1)微生物量的变化
莫江明等在鼎湖山自然保护区实验发现,氮沉降增加使季凤林土壤微生物量碳减少[15]。
他们同时在荷木、锥栗和黄果厚壳桂为主的苗圃试验地内发现,施氮增加对土壤微生物数量具有促进作用,但这种促进作用对放线菌仅在一定施氮(10gN·m-2·a-1)处理水平以下有体现,超过此施氮量后则表现为抑制作用;而施氮增加对真菌始终表现出抑制作用,其中以中N处理水平的抑制作用最强[16]。
贾淑霞等在落叶松和水曲柳人工林研究发现,施肥降低了两种林分的微生物生物量碳、氮,以及细菌、真菌和放线菌数量[17]。
(2)微生物类群和多样性
刘蔚秋等人发现过量氮沉降将导致土壤对微生物群落的胁迫程度上升;一方面各类土壤微生物(细菌、真菌、原生动物等)的丰度下降,另一方面微生物群落结构发生改变[18]。
3、小结
总体来说,土壤中氮素的增加确实对微生物量碳、微生物数量与类群方面产生一定的影响。
但不同地区、不同时间情况下微生物对氮增加的响应存在巨大差异。
氮沉降所产生的微生物学响应还需要进行长期的监测研究,构建地区乃至全球范围内的数据网络,方便进行深入的系统性分析。
(三)研究目的及意义
本实验的目的是得出实验期内0-10cm与10-20cm两层土壤理化性质(pH、全氮、有机碳)变化与土壤微生物群落(细菌、霉菌、放线菌)的响应。
结合理化性质与模拟的氮沉降量,从微生物角度对氮沉降引起不同土壤环境(北京市城区绿化带与郊区香山林地)的早期响应做出分析。
1、分析得出不同施氮量与土壤微生物各项指标间的相关性;
2、比较月、季变化下土壤微生物对模拟氮沉降的早期响应;
3、对比不同深度的土壤中,微生物对模拟氮沉降的早期响应情况;
4、比较不同理化环境(北京)下,土壤微生物对模拟氮沉降早期响应的差异;
5、比较氮浓度相同而沉降路径不同时,微生物对氮沉降早期响应的差异。
关于生态系统中氮沉降影响的研究在欧洲与北美洲进行较早。
而在国内,相关研究约于21世纪初起步,且因数据资料获取受限,氮沉降研究仍存在很大的不确定性。
现阶段研究中,对于氮运输相关的营养元素地球化学及水文学动态涉及较少,如土壤对多种营养元素吸收吸附过程中元素的相互作用。
本实验以北京市为依托,填补了北方地区氮沉降模拟实验的空白,为今后的北方氮沉降研究、北京市绿化规划提供了初步数据,并留下了参考依据。
二、实验内容
(一)实验仪器、试剂及材料
1、实验仪器
马弗炉、微波炉、控温消煮炉、KDY-9820型凯氏定氮仪、PHS-2F型pH计、恒温培养箱、烘箱、高压蒸汽灭菌锅、超纯水器、分析天平、烧杯(1000mL、500mL、250mL、100mL)、容量瓶(1000mL、500mL、250mL、100mL)、锥形瓶(250mL、150mL)、酸碱滴定管(50mL)、铝盒(5cm×5cm、10cm×10cm)、土钻、消煮管、0.15mm土壤筛等。
2、实验试剂
牛肉膏、蛋白胨、琼脂、KNO3、K2HPO4、MgSO4·7H2O、NaCl、FeSO4·7H2O、淀粉、浓硫酸(AR)、高锰酸钾(AR)、浓盐酸(AR)等
3、实验材料
所取土样为中央民族大学单位附属绿化土壤与香山林地内土壤。
(二)研究区域
1、实验地概况
试验地1设于中央民族大学附属绿地(39°56′52″N,116°18′47″E),海拔58米,气候属温带大陆性气候,全年均气温为13.5℃,年降水量为571.9mm。
绿地土质为细沙土与壤沙土,植被常年接受人工施肥、灌溉、除草等管理,受人工干扰程度较大。
试验地2设于北京市西山脚下的香山林区保护区(39°59′37″N,116°10′02″E),海拔450m,气候属东亚大陆季风性气候,年均气温12.8℃,年降雨量596.6mm,年均相对湿度52.3%,超过10℃的年积温为4500℃。
该区的土壤偏酸性,主要为质地在轻壤与中壤之间的典型褐土。
该地区受到人为干扰的几率较小,生态环境保护现状良好,有丰富的物种多样性。
2、主要植被特征
城市绿化样地位于校园绿化区域,主要植被种类为早熟禾(Poaannua),人工浇灌及除草每隔一个多月进行一次,该区受人为影响较严重。
香山林区样地主要植被种类为萝藦(Metaplexisjaponica(Thunb.)Makino)、皱叶狗尾草(Setariaplicata(Lamk.)T.Cooke)、胡枝子(Leapedezabicolor.Turcz)、灰条菜(ChenopodiumalbumL)、铁线莲(ClematisfloridaThunb)、荨麻(Nettle)等。
3、样地设置
本研究参照NITREX项目[19]和北美HarvardForest[20]等类似研究设计,于以上两处样地分别随机设立立地条件基本相似的15块2m×2m的试验样方。
对以上每处5组样地按氮施用量的高低,分4种处理,从高到低分别记为CK(0kg·hm-2·a-1)、N1(50kg·hm-2·a-1)、N2(100kg·hm-2·a-1)、N3(150kg·hm-2·a-1)表示,各处理重复3次,其中N2除正常处理外另设一组特殊处理重复3次。
氮沉降量参照了国外同类研究及当地氮的沉降量进行确定。
(三)研究方法
1、人工模拟氮沉降
2010年3月末确定样地后,于四月份初(当年入春时)开始进行人工施氮。
每次按照年均氮沉降0、50、100、150kg·hm-2·a-1,分别配成不同浓度的NH4NO3溶液2.4L,用手持式喷雾器在植被上空均匀喷洒。
N2的6个重复样地中划分出3个重复作为一个特殊单元处理组。
特殊单元处理组在喷洒氮素时,拨开地表植被,直接对土壤喷洒溶液,旨在排除样地植被截留影响。
人工施氮从四月初开始,每月月初进行一次,直至8月份进行最后一次氮素施加,完成阶段性处理。
表1施氮情况
CK
N1
N2
N3
溶液浓度/mol·L-1
0
0.030
0.060
0.090
氮的质量/g·L-1
0
0.833
1.666
2.499
等量年沉降量/kg·hm-2
0
50
100
150
2、取样
土壤取样方式根据试验要求分为2种。
土壤理化性质分析土样分装入10cm×10cm铝盒(使用前烘干);微生物培养分析土样分装入5cm×5cm铝盒(使用前灭菌)。
各样地随机选取2个采样点(考虑边缘效应),分别在表层(0-10cm深度)和亚表层(10-20cm深度)取土。
同种施氮方式组(包括氮量与施氮方法)的三个重复样地各取两点,混合均匀后装入同一铝盒。
两实验地每月取土共40份:
20份用于理化性质测定土样,20份用于微生物培养。
四月份施氮前进行土壤的本底值取样,之后每月初进行施氮前统一先进行土壤样品采集,九月份初进行最后一次土样采集。
每月采集土样40份,实验从4月至9月共采集土样6次,共采集土样240份。
3、样品处理与保存
(1)测定理化性质所用土样
所取土样立即带回实验室,用四分法取出适量土壤,立即测定土壤水分。
剩余部分风干处理,过0.5mm土壤筛后,用聚乙烯塑料袋收集保存,待实验分析。
(2)培养微生物所用土样
立即带回实验室,放入4℃的培养箱中保存,抑制微生物活性,待测。
4、各项指标测定方法
(1)理化性质分析
土壤温度:
分为地表、0-10cm、10-20cm三层,采用温度计常规测定
土壤含水量:
土样于105±2℃,2h烘至恒重测定。
土壤的全氮量采用半微量凯氏定氮法进行测定,每份土样进行三次平行测定。
④土壤有机碳:
马弗炉烧失法测定有机质,用换算系数0.574获得有机碳含量。
每份土样进行三次平行测定。
⑤土壤pH值:
采用水浸提法进行测定(水土比10:
1),用PHS-2F型pH计测定,并采用20minCO2平衡法,每份土样进行三次平行测定。
(2)微生物培养
采用平板菌落计数法,每份土样对细菌、霉菌和放线菌三类菌进行选择培养。
细菌用牛肉膏蛋白胨培养基,放线菌用高氏I号培养基,霉菌培用高盐查氏培养基。
前期细菌、霉菌、放线菌培养稀释至10-3、10-4、10-5梯度接种,7月份后培养按10-4、10-5、10-6梯度进行接种。
实验前准备
微生物的活化
土样恒温培养箱
28℃、30min
部分仪器及接种环境的灭菌
培养皿
干燥箱165℃、2h
培养基的
配制与灭菌
试管、无菌水、锥形瓶等高压蒸汽灭菌121℃、30min
微生物培养
菌悬液的配制
0.5g土样
溶于49.5mL无菌水
振荡5min
梯度稀释
10倍梯度稀释
10-3、10-4、10-5或
10-4、10-5、10-6梯度
接种培养
1mL稀释液平板倾注
细菌37℃、24h
放线菌、霉菌28℃、72h
计数
CFU计数法
图-1微生物培养流程图
5、统计分析
用SPSS17.0软件,首先进行ANOVA分析,后用Duncan多重检验法检验土壤微生物数量变化在各处理间的差异显著性,MicrosoftEXCEL2003作图。
三、结果分析
(一)土壤基本性质
1、土壤温度
图-2城市和香山的土壤温度
如图-2,从4月到9月,两块样地土壤温度变化趋势符合一般规律,土壤温度随季节变化趋势一致,深层土壤温度低于表层土壤,且波动程度低于表层土壤。
样地土壤温度均在7月份达到峰值,8、9月份降水量丰富,植被生长旺盛,土壤裸露面积减少,直接吸收的辐射减少,因此土壤温度略有下降。
两块样地相比,城市土壤温度略高于香山,该现象可能由城市热岛效应引起。
2、土壤含水量
图-3城市和香山的土壤含水量
如图-3,从4月到9月,两块样地土壤含水量均出现随季节变化而波动的趋势,并都存在雨季土壤含水量下降的反常现象。
城市样地土壤含水量在8月份最低,香山样地土壤含水量在7月份达到最低,均为10%左右,两地其余月份土壤含水量均≥15%。
实验后期,土壤含水量并非由降水这一单一因素决定。
北京夏季高温干燥,土地蒸腾作用剧烈;而植被丰富程度欠缺,地表径流未经植被截流直接入河,或在流经地表过程中蒸发。
以上两因素综合作用,使土壤通过蒸腾作用失去的水分大于降水的水分补偿,因而出现雨季土壤含水量反而降低的现象。
对比后三个月份的数据,发现城市土壤含水量略高于香山,虽然香山植被更利于降水的截流,但城市样地作为人工绿化带有定期的灌溉水补给,因此城市样地取土测得的含水量反而高于香山。
(二)土壤理化性质
1、土壤pH
图-4城市(上)和香山(下)的土壤pH
如图-4,城市的土壤pH均高于8,显示该地区土壤呈碱性;香山样地的土壤pH约为6,显示该地区土壤呈酸性。
造成两地土壤酸碱性差异的主要因素来自以下五个方面:
(1)城市绿化带与香山林区样地本身土质不同,营养状况也不同,香山土壤偏壤质,有机质积累较多,城市土壤偏砾质,较为贫瘠;
(2)城市与香山有着不同的局部气候条件,香山地区处于暖温带半湿润地区,7、8月间土体内部是高温、高湿相结合,非常有利于土内风化过程的进行,而较强的淋溶和风化会使土壤pH降低;北京城区内7、8月间土壤温度同样较高,但由于悬浊岛效应和人工淡水灌溉,土壤本身酸性和酸性降雨均被稀释,加上其本身成分的差异,使该地区土壤呈碱性;
(3)生物因素,两地中活跃的土壤动物和样地上植被种类不同,土壤动物的硝化—反硝化平衡存在差异,样地中植物对硝态氮和铵态氮利用率也有所差异(一般情况下植物对硝态氮吸收量高);
(4)地形因素,两地海拔不同,地形结构有所区别,这些因素因影响到降水的截流等,最终对土壤酸碱性产生影响;
(5)时间,两地成土时间和土壤发育时间不同,香山因受认为干扰少而成土长久、成分稳定,但城市绿化带土壤原深度结构往往按种植、移栽需要被破坏,是人工干扰的,其成土时间、土壤发育时间都更为复杂,其pH不可按自然条件下的经验判定。
2、土壤总氮和土壤有机质的含量
表-2对照组的土壤总氮和有机碳含量
总氮/g·kg-1
有机碳/g·kg-1
城市
香山
城市
香山
0-10cm
10-20cm
0-10cm
10-20cm
0-10cm
10-20cm
0-10cm
10-20cm
4月
0.91±0.03
0.76±0.03
2.50±0.05
1.26±0.03
35.375±0.408
36.418±0.279
60.702±0.568
51.425±0.484
5月
0.95±0.01
0.79±0.00
2.15±0.01
1.16±0.04
28.311±0.539
28.864±0.216
50.758±0.024
37.422±0.971
6月
0.74±0.02
0.70±0.01
3.56±0.02
1.14±0.04
23.804±0.474
27.336±0.526
71.152±0.019
38.454±1.406
7月
1.16±0.01
0.68±0.02
2.91±0.07
1.34±0.02
32.815±0.644
28.534±0.030
60.677±0.936
45.162±1.379
8月
1.08±0.05
0.76±0.00
2.86±0.07
1.53±0.07
29.436±0.455
28.883±0.535
45.650±0.459
37.161±0.022
9月
0.88±0.00
0.76±0.05
1.81±0.02
1.16±0.05
31.926±0.339
29.739±0.695
61.040±0.508
45.141±1.077
4月至9月期间,城市和香山样地土壤有机碳含量均呈现先降后升的波动变化趋势,城市样地土壤有机碳最低值出现在五月,香山样地土壤有机碳含量在八月最低。
实验期间,城市和香山样地土壤全氮含量有不同程度的波动变化,其变化本身无明显规律,但以城市土壤全氮含量和有机碳含量数据为例,可见土壤全氮含量总体变化趋势与土壤有机碳含量的变化趋势基本耦合。
土壤碳循环是土壤氮循环的驱动因子,只有在适于土壤有机碳积累的条件下,才会有有机氮含量的增加;此外,土壤中的硝态氮和铵态氮主要来源于土壤有机质的好气分解或施入土壤的各种化学肥料。
[22]因此土壤全氮含量的变化规律很大程度上取决于土壤有机碳的变化规律,这也解释了城市样地土壤全氮含量总体变化趋势与土壤有机碳含量的变化趋势的耦合现象。
(三)土壤微生物对氮沉降的响应
1、对氮沉降的响应
图-5城市(左)和香山(右)的微生物数量(从上至下:
细菌、放线菌、霉菌)
从图-5可看出,城市的微生物在施氮处理下整体呈现增长的趋势;香山的微生物数量随施氮量的增加表现出明显的抑制。
其中,城市样地的低氮处理组霉菌数增长明显;中氮和高氮处理组霉菌生长状况则无明显变化规律。
计算相关性可知,城市低氮处理下的土壤霉菌数与总氮含量随时间的变化显著相关(P<0.01,相关系数为0.975)。
该现象的出现是因为额外的施氮为霉菌提供了代谢和繁殖必须的氮素,而在一定范围内,氮素的增加会促进土壤微生物的生长。
香山样地的三种施氮处理组中,多数月份的微生物数量低于对照组,呈现明显下降趋势。
且各组别高氮处理下的三种微生物数量大体上少于低中氮处理组。
可能原因是过高浓度的氮对土壤微生物产生了毒害甚至改变了土壤理化性质,使微生物活动受到影响,并使土壤不适于微生物生存。
图-6城市霉菌
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