全 文 ：稻田与旱地土壤自养微生物同化碳
在土壤中的矿化与转化特征*
简摇 燕1,2 摇 葛体达2 摇 吴小红2 摇 周摇 萍2 摇 王久荣2 摇 袁红朝2**摇 邹冬生1 摇 吴金水2
( 1湖南农业大学生物科学技术学院, 长沙 410128; 2中国科学院亚热带农业生态研究所, 亚热带农业生态过程重点实验室,
长沙 410125)
摘摇 要摇 选择亚热带地区 3 种典型稻田和旱地土壤,应用碳同位素14C鄄CO2标记示踪技术结合
室内模拟培养试验,研究自养微生物同化碳(“新碳冶)在土壤碳库中的矿化和转化特征.结果
表明: 在 100 d的培养期内,“新碳冶的矿化经历了先上升、10 d 后缓慢下降、最后渐趋稳定的
3 个阶段. “新碳冶的矿化比例为 8. 0% ~26. 9% ,矿化速率为 0. 01 ~ 0. 22 滋g 14C·g-1·d-1,其
中,稻田土壤为 0. 01 ~ 0. 22 滋g 14C·g-1·d-1,旱地土壤为 0. 01 ~ 0. 08 滋g 14C·g-1·d-1,而原
有有机碳的矿化比例为 1. 6% ~5. 7% ,矿化速率为 1. 3 ~ 25. 66 滋g C·g-1·d-1 .土壤活性碳
库[可溶性有机碳(DOC)、微生物生物量碳(MBC)]中,14C鄄DOC 在培养初期(0 ~ 10 d)先上
升,升高幅度达 0. 3 mg·kg-1,10 ~ 30 d又迅速下降,下降幅度达 0. 42 mg·kg-1,至 30 d后缓
慢下降. 14C鄄MBC的波动与14C鄄DOC不同,在培养初期(0 ~ 10 d)先迅速下降,10 ~ 30 d又迅速
上升,至 40 d后缓慢下降并趋于稳定.水稻土14C鄄DOC / DOC 的转化更新速率明显大于旱地,
而旱地14C鄄MBC / MBC的转化更新速率大于水稻土.
关键词摇 同化碳摇 矿化摇 转化摇 土壤14C标记
*国家自然科学基金项目(41271279,41301275)、中国科学院仪器功能开发项目( Y323018010)和湖南省国际与区域科技合作重点项目
(2013WK4009)资助.
**通讯作者. E鄄mail: mailxz@ 163. com
2013鄄09鄄03 收稿,2014鄄03鄄25 接受.
文章编号摇 1001-9332(2014)06-1708-07摇 中图分类号摇 Q938. 1+3摇 文献标识码摇 A
Characteristics of the mineralization and transformation of autotrophic microbes鄄assimilated
carbon in upland and paddy soils. JIAN Yan1,2, GE Ti鄄da2, WU Xiao鄄hong2, ZHOU Ping2,
WANG Jiu鄄rong2, YUAN Hong鄄zhao2, ZOU Dong鄄sheng1, WU Jin鄄shui2 ( 1 College of Bioscience
and Biotechnology, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China; 2Key Laboratory of
Agro鄄Ecological Processes in Subtropical Region, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Acade鄄
my of Sciences, Changsha 410125, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. , 2014, 25(6): 1708-1714.
Abstract: In this study, the mineralization and decomposition of autotrophic microbe assimilated
carbon (new carbon) and native organic carbon in three upland and three paddy soils in subtropical
China were measured using the 14C鄄labelled tracer technique. The results showed that, during the
100鄄d incubation, the mineralization of the ‘new carbon爷 displayed three stages: a rise in the first
10 days, a slowdown from 11鄄d to 50鄄d, and a stabilization stage after 50 d. The mineralization ra鄄
tio of the ‘new carbon爷 ranged between 8. 0% and 26. 9% and the mineralization rate ranged from
0. 01 to 0. 22 滋g 14C·g-1·d-1(0. 01-0. 22 滋g 14C·g-1·d-1 in paddy soils and 0. 01-0. 08
滋g 14C·g-1·d-1 in upland soils) . However, the mineralization ratio and rate for native SOC were
1. 55% -5. 74% and 1. 3-25. 66 滋g C·g-1·d-1, respectively. In the soil active C pools, the
14C鄄dissolved organic carbon (DOC) first rose by as much as 0. 3 mg·kg-1 in the early stages of
incubation (0-10 d), decreased rapidly by 0. 42 mg·kg-1 from 10-30 d, and then declined grad鄄
ually. The fluctuation of the 14C鄄microbial biomass carbon (MBC) differed from that of the 14C鄄
DOC. At the beginning stage of the incubation (0-10 d), the 14C鄄MBC decreased rapidly, and
then rapidly increased from 10 to 30 d, and the rate of increase reduced and was gradually stabi鄄
lized after 40 d. The 14C鄄DOC / DOC renewal rate in the paddy soil was significantly higher than in
应 用 生 态 学 报摇 2014 年 6 月摇 第 25 卷摇 第 6 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Jun. 2014, 25(6): 1708-1714
the upland soil while the 14C鄄MBC / MBC renewal rate in the upland soil was significantly greater
than in the paddy soil.
Key words: assimilation carbon; mineralization; transformation; soil 14C labeling.
摇 摇 陆地生态系统碳库中土壤有机碳为 1550 Pg,约
是陆地植被碳库(560 Pg)的 3 倍和大气碳库(780
Pg)的 2 倍[1] .因此,土壤有机碳变化关键过程与控
制机制的研究必将成为全球变化研究中凸显地球科
学表面过程的关键问题. 自养微生物在农田土壤中
广泛分布,能通过多种生物固碳途径固定大气中的
CO2 [2-3] . Ge等[4]的研究发现,农田土壤微生物具备
可观的固碳潜力,并初步量化了亚热带典型稻田和
旱地土壤微生物的固碳潜力,其 CO2同化速率约
0郾 0134 g·m-2·d-1 .微生物固碳已成为农田系统碳
输入的重要途径.自养微生物同化碳输入土壤后,参
与土壤碳库的矿化与转化,一部分通过土壤呼吸作
用以 CO2和 CH4的形式返回大气,其余成为微生物
生物量碳的一部分或以有机质形式储藏于土壤碳库
中.研究自养微生物同化碳(“新碳冶)进入矿质土壤
基质后的去向和转化特征,将有助于评价“新碳冶输
入对土壤有机碳库的贡献. 然而,这些“新碳冶在土
壤中的矿化及转化特征(即同化碳的稳定性及其对
土壤碳固存的贡献)目前还不明确.
放射性同位素标记技术是研究土壤碳转化去向
的有利手段,碳同位素( 14C)作为研究土壤碳循环的
理想示踪剂始于 20 世纪 70 年代末期,之后得以广
泛应用[5-7] . 14C示踪方法能有效地阐明地下碳动态
变化和土壤碳储量的微小迁移与转换,以及定量评
价新老土壤有机碳对碳储量的相对贡献,是研究土
壤有机碳动态过程的有力工具,并常被用来示踪土
壤有机碳的来源和周转过程[8-9] .但是,该技术以前
主要应用于对根系及其分泌物、秸秆和有机肥输入
土壤后的矿化与转化过程研究[10-11],而对自养微生
物同化碳在土壤碳库中的矿化和转化研究则较少.
本试验以亚热带 3 种典型水稻土和 3 种旱地土壤为
供试材料,在14C鄄CO2连续标记 80 d 后,采用室内模
拟培养试验,研究输入土壤的自养微生物同化碳
(新碳)在土壤碳库中的矿化动态,以揭示“新碳冶在
土壤碳库中的转化与分解规律,为自养微生物同化
碳在土壤中的稳定和转化提供理论依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试土壤
试验所需的土壤( 14C标记)样品来自笔者的前
期研究[4],其基本理化性质见表 1.供试土壤的轮作
制度、施肥、耕作、前茬作物等信息参见文献[4].简
单地说,选取亚热带地区 3 种水稻土和 3 种旱地土
的耕作层(0 ~ 20 cm)土壤(分别用 P1、P2、P3和 U1、
U2、U3表示),在密闭系统内采用14C鄄CO2连续标记,
80 d后取出标记的土壤,用于土壤培养(矿化与转
化)试验.
1郾 2摇 土壤培养试验
1郾 2郾 1 矿化培养试验摇 称取上述14C 标记土壤各 50
g(干土计)于 50 mL 烧杯中,将烧杯置于 1000 mL
的广口密闭培养瓶中(底部加 10 mL 水,以维持空
气的饱和湿度),同时在广口瓶内放一个盛有 20 mL
1 mol·L-1 NaOH吸收液的 80 mL集气瓶,密闭广口
瓶.在 25 益下进行恒温培养,在培养的 5、10、20、
30、40、60、70、80、90、100 d取出集气瓶,同时放入新
的盛有 NaOH吸收液的集气瓶,然后继续培养.每个
处理 4个重复,并设置不加土壤仅放吸收液的密闭广
口瓶为空白对照.将取出来的集气瓶密封保存,集气
瓶内吸收液所吸收的 CO2量通过 TOC仪测定,而14C鄄
CO2采用液体闪烁仪(LS鄄6500,Beckman)测定.
表 1摇 供试土壤基本情况
Table 1摇 Basic situation of the test soils (mean依SE)
土样
Soil
土地利用方式
Land use type
取样地点
Sampling site
土壤有机碳
Soil organic
carbon
(g·kg-1)
全氮
Total nitrogen
(g·kg-1)
pH 可溶性碳
DOC
(mg·kg-1)
微生物生物量碳
MBC
(mg·kg-1)
P1 双季稻 Double鄄rice 干杉 Ganshan 14. 60依0. 14 1. 56依0. 01 5. 21依0. 01 30. 8依3. 7 1229. 5依42. 0
P2 双季稻 Double鄄rice 宁乡 Ningxiang 22. 70依0. 09 2. 02依0. 03 5. 98依0. 06 21. 2依3. 3 865. 4依56. 2
P3 双季稻 Double鄄rice 盘塘 Pantang 16. 30依0. 14 1. 74依0. 02 5. 14依0. 03 28. 5依2. 4 878. 9依13. 1
U1 旱地玉米 Dryland maize 长沙 Changsha 10. 70依0. 03 1. 19依0. 01 4. 60依0. 03 94. 6依2. 8 152. 3依4. 6
U2 红薯鄄烟草 Sweet potato鄄tobacco 盘塘 Pantang 6. 18依0. 01 0. 76依0. 01 5. 21依0. 02 84. 7依1. 8 178. 1依6. 2
U3 水稻鄄油菜 Rice鄄rape 盘塘 Pantang 8. 15依0. 01 1. 02依0. 02 5. 62依0. 01 42. 5依0. 8 182. 1依13. 1
90716 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 简摇 燕等: 稻田与旱地土壤自养微生物同化碳在土壤中的矿化与转化特征摇 摇 摇 摇
1郾 2郾 2 可溶性有机碳 ( DOC)、微生物生物量碳
(MBC)转化试验摇 另取上述14C 标记的土壤各 1 kg
(干土计)放入 4 L的塑料杯中,然后置于 50 L密封
塑料桶中(桶底加入少量的水以维持空气的饱和湿
度),在桶中放置一瓶 1000 mL 1 mol·L-1 NaOH 吸
收液,密封塑料桶,在 25 益下恒温培养,每个处理 4
个重复,并设置不加土壤仅放吸收液的密封塑料桶
为空白对照. 在培养的 10、20、30、40、60、80、100 d
取样,每次 100 g 土壤用于土壤活性碳含量的测定
(包括 DOC、MBC、14C鄄DOC、14C鄄MBC).培养过程中,
每 5 d通 1 次气,每 30 d换 1 次 NaOH溶液.
1郾 3摇 测定和分析方法
1郾 3郾 1 土壤 SOC、14C鄄SOC、释放的 CO2总量、14C鄄CO2
总量、MBC和14C鄄MBC摇 土壤有机碳(SOC)采用碳
氮元素分析仪(VARIO MAX C / N,德国)测定(干烧
法).土壤14 C鄄SOC、释放的 CO2总量和14 C鄄CO2总量
采用 Wu 等[12]的方法测定. MBC 和14 C鄄MBC 采用
Wu等[13]的方法测定.
1郾 3郾 2 可溶性有机碳(DOC)和14C鄄DOC摇 取经培养
的土壤 2 份(每份相当于烘干土 20 g),加入 0郾 5
mol·L-1 K2SO4浸提剂(土水比 1 颐 4,W / V),以 300
r·min-1振荡浸提 30 min,用中速定量滤纸过滤.浸
提液中有机碳含量采用 Phoenix 8000 碳鄄自动分析
仪测定. 14C鄄DOC测定是取上述 1 mL 土壤鄄K2SO4浸
提液加入 9 mL RIA 闪烁剂,混合液14C 放射性强度
采用 LS鄄6500 型自动液体闪烁仪(Beckman)测定,
计数 5 min,测得每分钟裂变量(DPM),以 K2 SO4浸
提液为空白对照.
1郾 4摇 计算公式与统计分析
14C鄄SOC(滋g·g-1)、14C鄄DOC(mg·kg-1)和14C鄄
MBC(mg·kg-1)计算公式:
14C-SOC=[(Cms-Cmo)伊(40 / 1)] / (Ws伊SAs)
14C-DOC=[(Cms-Cmo)伊(80+Ww)] / (Ws伊SAs)
14C-MBC = {[(Cms -Cmo ) 伊 (80 +Ww )] / (Ws 伊
SAs)} / Kc
式中:Cms和 Cmo分别表示样品和空白的每分钟裂变
量(DPM);SAs表示标记底物的 DPM 浓度;Ws表示
被提取土壤样品的干土质量;Ww表示被提取土壤样
品的含水量;80 为 K2 SO4体积;40 为 NaOH 体积;1
为 1 mL NaOH吸收液;Kc为转换系数,取值 0. 45.
14C鄄SOC和 SOC矿化速率(滋g C·g-1·d-1)计
算公式:
矿化速率=C-CO2累积释放量 / (Ws伊T)
式中:C鄄CO2累积释放量为矿化过程中 NaOH 吸收
液中14C鄄CO2和 C鄄CO2的含量(滋g C);Ws表示被培养
土壤样品的干土质量;T为培养时间.
同时,以 100 d 培养期内的累积矿化量与培养
前的14C鄄SOC 和 SOC 比值表示其矿化速率. 数据处
理和统计分析采用 Microsoft Excel 2003 和 SPSS
13郾 0 软件.不同处理差异显著性用 one鄄way ANOVA
(单因素方差分析)检验,多重比较采用 Duncan 法
(琢=0. 05).
2摇 结果与分析
2郾 1摇 旱地和稻田土自养微生物同化碳( 14 C鄄SOC)
和原有有机碳(SOC)的矿化动态
80 d标记结束后,有 8. 44 ~ 64. 61 mg·kg-1自
养微生物同化碳( 14C鄄SOC)进入到土壤(表 2). 100
d的培养试验结束后,土壤14C鄄SOC 为 7. 08 ~ 37. 31
mg·kg-1,SOC 为 6. 06 ~ 21. 54 g·kg-1 . 新碳( 14C鄄
SOC)在土壤中的矿化比例在 8. 0% ~ 26. 9% ,而原
有有机碳(SOC)的矿化比例为 1. 6% ~5. 7% .
摇 摇 100 d的培养期内,稻田土14C鄄SOC 的矿化速率
大于旱地土,稻田土的矿化速率为 0. 01 ~ 0郾 22
滋g 14C·g-1 ·d-1,旱地土的矿化速率为 0 ~ 0郾 08
滋g 14C·g-1·d-1 . 除稻田土 P2外,稻田土和旱地土
中14C鄄SOC的矿化在培养至 10 d 时迅速上升,之后
开始缓慢下降,至 60 d 后基本稳定. 而土壤总有机
碳的矿化速率在培养期内呈显著降低的趋势,培养
至 20 d矿化速率下降较快,20 d后矿化速率下降减
缓,至 100 d逐渐稳定(图 1).
摇 摇 同时,通过比较14 C鄄SOC 累积矿化量 / 14 C鄄SOC
和 SOC 累积矿化量 / SOC 发现,在 100 d 的培养期
内,稻田土壤自养微生物累积矿化量占培养前输入
表 2摇 培养前和培养后水稻和旱地土中 14C鄄SOC和 SOC含
量
Table 2摇 Contents of 14C鄄SOC and SOC in paddy and up鄄
land soils before and after incubation (mean依SE)
土样
Soil
培养前
Before incubation
14C鄄SOC
(mg·kg-1)
SOC
(g·kg-1)
培养后
After incubation
14C鄄SOC
(mg·kg-1)
SOC
(g·kg-1)
P1 46. 41依3. 56b 15. 21依0. 14b 37. 31依2. 0b 14. 58依0. 84b
P2 31. 95依5. 14c 22. 47依0. 09a 23. 34依0. 42c 21. 54依0. 09a
P3 64. 61依2. 65a 16. 32依0. 11b 52. 90依3. 41a 15. 39依0. 04b
U1 26. 36依2. 08c 9. 76依0. 02c 24. 25依2. 72c 9. 61依0. 03c
U2 8. 44依1. 52d 6. 18依0. 01d 7. 08依0. 06d 6. 06依0. 01d
U3 41. 40依5. 52b 6. 83依0. 01d 37. 08依3. 84b 6. 69依0. 02d
同列不同字母表示差异显著(P<0. 05) Different letters in the same
column meant significant difference at 0. 05 level. 下同 The same below.
0171 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 25 卷
图 1摇 稻田和旱地土14C鄄SOC和 SOC的矿化速率(100 d培养
期)
Fig. 1摇 Mineralization rates of 14C鄄SOC and SOC in paddy and
upland soils during the period of 100 days incubation.
土壤自养同化碳的比例要大于旱地土壤,稻田的矿
化比例为 19. 7% ~ 32. 9% ,而旱地土壤为 8郾 2% ~
12. 2% ;其原有有机碳的矿化比例亦为稻田土壤大
于旱地土壤(表 3).
2郾 2摇 旱地和稻田土可溶性有机碳 ( 14C鄄DOC 和
DOC)的转化动态
在 100 d的培养期内,稻田与旱地土壤中 DOC
较14C鄄DOC 变化明显,皆呈现波浪型变化(图 2).
DOC的转化可分为 3 个阶段:0 ~ 20 d 内,稻田和旱
地土 DOC 显著增加,20 ~ 60 d 开始明显下降,60 ~
100 d基本趋于稳定;各处理表现为 U1>U2>U3>P1>
P2>P3,其中,旱地土 DOC 的变化范围为 56郾 36 ~
236郾 72 mg·kg-1 ,稻田土范围为40郾 16 ~ 71郾 09
表 3摇 稻田和旱地土壤14 C鄄SOC 累积矿化量 / 14 C鄄SOC 和
SOC累积矿化量 / SOC(100 d培养期)
Table 3 摇 Ratio of the accumulative mineralization amount
of 14C鄄SOC / 14C鄄SOC and SOC / SOC after 100 days incuba鄄
tion (%)
土样
Soil
14C鄄SOC累积矿化量 / 14C鄄SOC
Amount of accumulative
mineralization 14C鄄SOC / 14C鄄SOC
SOC累积矿化量 / SOC
Amount of accumulative
mineralization SOC / SOC
P1 21. 4依0. 5b 4. 2依0. 02b
P2 32. 9依5. 0a 4. 1依0. 01b
P3 19. 7依0. 6b 5. 7依0. 03a
U1 8. 2依0. 6c 1. 6依0. 01e
U2 12. 2依2. 6c 1. 9依0. 01d
U3 9. 8依0. 3c 2. 0依0c
图 2摇 稻田和旱地土14C鄄DOC 和 DOC 的转化动态(100 d 培
养期)
Fig. 2 摇 Dynamics of 14C鄄DOC and DOC in paddy and upland
soils during the period of 100 days incubation.
mg·kg-1 . 14C鄄DOC 较原有 DOC 的转化复杂,在培
养期的变化较大,除 U2、U3土壤外,DOC 和14C鄄DOC
转化速率随培养时间的增加呈逐渐下降趋势.
2郾 3摇 旱地和稻田土微生物生物量碳( 14 C鄄MBC 和
MBC)的转化动态
不同类型土壤的 MBC 和14C鄄MBC 含量差异显
著,水稻土微生物生物量碳含量及变化幅度都大于
旱地土(图 3).其中稻田土壤 MBC含量变化范围为
519. 55 ~ 1257. 36 mg · kg-1, 平 均 值 911郾 75
mg·kg-1;旱地土壤为 79. 6 ~ 179. 56 mg·kg-1,平
均值 124. 95 mg·kg-1 .稻田土壤14C鄄MBC 含量变化
范围为 1. 73 ~ 9. 63 mg · kg-1,平均值为 5郾 52
mg·kg-1;旱地土壤为 1. 34 ~ 4. 56 mg·kg-1,平均
值为 2. 62 mg·kg-1 .在培养初期(0 ~ 20 d),旱地和
水稻土 MBC含量迅速增加,而14C鄄MBC 含量相对减
少;在 20 ~ 60 d内,MBC含量下降,14C鄄MBC 含量在
10 ~ 30 d 内有所上升,之后逐渐下降;60 d 后,MBC
含量下降并逐渐稳定,14C鄄MBC 含量缓慢下降至相
对稳定. 在整个培养时间里,稻田和旱地土壤中
MBC和14C鄄MBC含量的整体变化呈下降趋势.
2郾 4摇 旱地和稻田土 DOC、MBC的转化更新率动态
土壤 DOC、MBC中来源于自养微生物同化碳的
部分( 14C鄄DOC,14C鄄MBC)占总 DOC、MBC 的比例也
称为土壤 DOC、MBC的更新率.由图 4 可知,水稻土
11716 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 简摇 燕等: 稻田与旱地土壤自养微生物同化碳在土壤中的矿化与转化特征摇 摇 摇 摇
图 3摇 稻田和旱地土14C鄄MBC和 MBC 转化动态(100 d 培养
期)
Fig. 3 摇 Dynamics of 14C鄄MBC and MBC in paddy and upland
soils during the period of 100 days incubation.
图 4摇 稻田和旱地土 DOC、MBC 的转化更新率(100 d 培养
期)
Fig. 4摇 Renewal rates of DOC and MBC in paddy and upland
soils during the period of 100 days incubation.
DOC的更新率明显大于旱地土,水稻土 DOC 的更
新率范围为 2. 5% ~ 5. 8% ,旱地土为 1. 1% ~
2郾 0% ;而对于 MBC的更新率,旱地土要明显大于水
稻土,旱地土 MBC的更新率范围为 1. 6% ~ 4. 7% ,
水稻土为 0. 6% ~1. 1% .在 100 d的培养试验中,水
稻土 DOC 的更新率波动大. 在 0 ~ 20 d,更新率下
降,20 ~ 40 d 缓慢上升,40 ~ 60 d 又缓慢下降,之后
稍有上升,逐渐稳定. 而旱地土 DOC 的更新率相对
稳定.在 MBC 的更新中,旱地土的波动要大于水稻
土,水稻土相对较稳定,旱地土在 0 ~ 10 d 逐渐下
降,10 ~ 30 d又有所升高,之后缓慢下降,逐渐趋于
稳定.
3摇 讨摇 摇 论
“新碳冶(如自养微生物同化碳)在土壤碳库中
的矿化、转化对土壤碳固定有十分重要的作用. 在
100 d的培养过程中,自养微生物同化 CO2形成的同
化碳(“新碳冶)在培养初期先上升,10 d 后缓慢下
降,最后渐趋稳定.这与植物光合同化碳在土壤碳库
中的转化相似. Lu 等[14]通过同位素标记结合室内
模拟培养试验,研究了根际沉积碳、根茬和秸秆等有
机碳在稻田土壤中的分解及转化,发现在 240 d 的
培养期间,稻田土壤中秸秆、根茬以及根际沉积碳的
分解也经历了初期的快速上升阶段和后期的慢速阶
段.另外,本研究还发现,在培养初期,0 ~ 5 d 原有
有机碳的矿化速率要大于“新碳冶,5 d 后速率迅速
下降,20 d 后缓慢下降并趋于稳定(图 1). 孙中林
等[15]研究认为,秸秆、原有有机碳在土壤中的矿化
均呈现出快速分解、缓慢分解和分解趋于稳定 3 个
阶段.造成上述研究结果的差异可能与自养微生物
同化碳本身的特性有关,微生物同化碳在进入到土
壤前是微生物自身物质的组成部分之一,受其细胞
保护而不能被其他微生物利用. 另外,“新碳冶进入
土壤后,土壤微生物对“新碳冶还有一个适应的过
程[16],而原有有机碳的积累时间长,土著微生物已
经适应其原有环境,因此,在初期微生物主要利用原
有有机碳,随着“新碳冶的逐渐释放和增加,越来越
多的土著微生物开始利用同化碳,从而减少了对原
有有机碳的利用,因此其矿化速率减小.
稻田与旱地土壤中14C鄄DOC 与14C鄄MBC 动态变
化不一致. 这说明同化14 C鄄DOC 与14 C鄄MBC 的微生
物在群落结构组成和活性上存在差别,以致对旱地、
稻田土壤的响应有所不同. 根据土壤微生物对不同
有机物质的分解能力可将其分为两大类:一类是能
利用难分解态有机质、受碳源限制的土著性微生物;
另一类是能利用有机质中简单易分解部分迅速生长
繁殖、受氮源限制的发酵性微生物.土著性微生物来
自于土壤,发酵性微生物一部分来自外源有机物,一
2171 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 25 卷
部分来自土壤,新鲜有机质进入土壤后,发酵性微生
物生长旺盛[17] .即14C鄄MBC 可能主要来自于发酵性
微生物,而土壤 MBC 主要来自于土著性微生物,两
类型微生物对旱地、稻田土壤(主要是通过水分)的
响应不一致.当然,也有可能是分解14C鄄DOC 与分解
土壤原有有机碳的真菌和细菌组成存在差异,而真
菌与细菌适应的水分环境不一样,两者间比值在高
和低含水量下有显著性差异,最终使14C鄄MBC与14C鄄
DOC对稻田与旱地土壤(主要是通过水分)的响应
表现出不一致.
研究还发现,稻田土壤的 MBC含量显著高于旱
地,但稻田土壤的 DOC 低于旱地[18-19] .这可能是因
为稻田土壤中的 DOC 既可以与铁锰氧化物或粘土
矿物结合固定,又可以随水分向下迁移[20],从而使
溶液中的 DOC含量降低.而且,稻田 DOC 结构组成
较简单,易分解态组分所占比例较高,抗降解能力较
弱,较易被微生物利用,从而使稻田 DOC 含量低于
旱地土壤.
自养微生物同化碳在稻田、旱地土壤中的矿化、
转化特征不尽一致,水稻土“新碳冶的矿化速率和
DOC的更新速率明显大于旱地土,而 MBC 的更新
速率小于旱地土. Perelo等[21]和李玲等[22]分别在旱
地和稻田土壤中添加标记的简单有机底物(葡萄
糖)和复杂有机底物(植物秸秆或稻草),研究土壤
活性有机碳的动态变化,发现有机底物对稻田土壤
DOC的影响较大,而对旱地土壤 DOC 的影响较
小[23-24] .本试验结果与上述结论不尽一致,其原因
可能与输入到土壤中的外源碳的类型不同有关. 本
研究中自养微生物同化 CO2所形成的有机碳相对于
秸秆、稻草等外源有机碳结构简单,可能更容易被微
生物循环利用.另一方面,还可能与稻田土壤独特的
生物地球化学特性有关,稻田土壤以淹水或者干湿
交替的特殊田间水分管理方式(形成氧化还原电位
梯度)而显著区别于旱地土壤,稻田土壤具有较高
的碳密度和较大的固碳潜力[21-23,25] . 与旱地土壤相
比,稻田土壤自养微生物数量多,土壤“新碳冶输入
量明显高于旱地. 其次,稻田土壤的细菌数量、群落
以及功能多样性均高于旱地,促进了微生物对土壤
新碳的利用[26-28],从而导致稻田土壤“新碳冶的矿化
和 DOC周转速率显著大于旱地土壤.虽然旱地土壤
新碳转化为14C鄄MBC 的量小于稻田土壤,但由于旱
地土壤 MBC 仅为稻田土壤的 1 / 10 ~ 1 / 8,因此,其
14C鄄MBC / MBC反而高于稻田土壤.
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作者简介摇 简摇 燕,女,1989 年生,硕士研究生.主要从事土
壤微生物生态研究. E鄄mail: jane1989cool@ 163. com
责任编辑摇 张凤丽
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