可溶性有機質(zhì)輸入對杉木人工林表層土壤有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng)

張 政,蔡小真,唐偲頔,郭劍芬,*

1 福建師范大學地理科學學院, 福州 350007 2 濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培育基地, 福州 350007

可溶性有機質(zhì)輸入對杉木人工林表層土壤有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng)

張 政1,2,蔡小真1,2,唐偲頔1,2,郭劍芬1,2,*

1 福建師范大學地理科學學院, 福州 350007 2 濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培育基地, 福州 350007

可溶性有機質(zhì)(dissolved organic matter,DOM)是生態(tài)系統(tǒng)主要的可移動碳庫及重要的養(yǎng)分庫,它對森林土壤碳吸存的影響已引起高度關(guān)注,但DOM對森林土壤有機碳礦化的影響及機制仍不清楚。通過室內(nèi)為期36 h的短期培養(yǎng)實驗,利用13C 穩(wěn)定同位素示蹤技術(shù),探究杉木(Cunninghamialanceolata)凋落葉DOM、米櫧(Castanopsiscarlesii)凋落葉DOM、杉木死根DOM、米櫧死根DOM輸入對11年生杉木人工林表層(0—10 cm)土壤有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng),以期揭示DOM在森林碳循環(huán)中的作用,對于完善森林碳循環(huán)模型有重要意義。研究結(jié)果表明：通過13C標記區(qū)分不同來源CO2后發(fā)現(xiàn)添加米櫧凋落葉DOM和杉木凋落葉DOM處理中來自DOM的CO2排放速率前期迅速升高,至12 h達到最大值,分別為第2小時的8.0和3.4倍,之后下降,第12小時分別為第36小時的4.6和7.0倍；來自土壤有機碳的CO2排放速率同樣在第12小時達到最大值,分別為同時間點對照的10.1倍和6.3倍。對不同來源CO2累積排放量進行區(qū)分發(fā)現(xiàn),土壤添加凋落葉DOM后來自DOM的CO2累積排放量顯著大于添加死根DOM的(P<0.01),其中來自米櫧凋落葉DOM的CO2累積排放量顯著大于來自杉木凋落葉DOM的(P<0.05),這與添加不同來源DOM中DOC含量呈顯著正相關(guān)(P<0.001)。不同DOM添加對土壤有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng)強度不同,培養(yǎng)36h期間添加凋落葉DOM后土壤有機碳激發(fā)效應(yīng)強度始終高于添加死根DOM的。添加米櫧凋落葉DOM、杉木凋落葉DOM、米櫧死根DOM、杉木死根DOM所引起的激發(fā)效應(yīng)都在第5小時達到峰值,第36小時時添加杉木死根DOM出現(xiàn)負激發(fā)效應(yīng)。可見,添加不同來源DOM對土壤原有有機碳礦化產(chǎn)生了不同的激發(fā)效應(yīng),這除了與不同來源DOM性質(zhì)有關(guān)外,還可能與DOM添加后土壤微生物群落組成變化有關(guān)。有關(guān)DOM添加對土壤有機碳礦化影響的微生物學機制有待進一步研究。

13C；可溶性有機質(zhì)；凋落葉；死根；激發(fā)效應(yīng)

當前對于激發(fā)效應(yīng)研究多集中于固體標記凋落物輸入,如Marschner等[5]對不同方式凋落物輸入后土壤有機碳激發(fā)效應(yīng)的研究發(fā)現(xiàn),混合樹種凋落物輸入對土壤有機碳激發(fā)效應(yīng)的影響遠大于單一樹種凋落物輸入；Paterson和Sim[6]添加不同濃度的13C標記秸稈到4種不同利用方式的土壤中發(fā)現(xiàn),土壤有機質(zhì)激發(fā)效應(yīng)的強度隨著土地利用方式的不同而變化。而對于為土壤微生物生長和代謝過程提供重要養(yǎng)分和能量的可溶性有機質(zhì)(dissolved organic matter, DOM)輸入的影響則較少涉及。

DOM定義為能通過0.45 μm篩孔且能溶解于水、酸或堿溶液的,不同大小和結(jié)構(gòu)的有機分子混合體[7- 8],是生態(tài)系統(tǒng)中最主要的可移動碳庫和養(yǎng)分庫；它既是土壤微生物生長和分解過程中重要的能量來源,也是生態(tài)系統(tǒng)中元素遷移的最主要載體。它是最活躍、最易變的土壤有機質(zhì)形態(tài),還是最受爭議的土壤C庫之一[9]。盡管DOM占土壤有機質(zhì)的總量很少,但因其在土壤中周轉(zhuǎn)速度快、移動能力強以及極強的活躍性,在土壤易變C庫和穩(wěn)定土壤有機質(zhì)轉(zhuǎn)變中起到重要作用[10- 11],是陸地生態(tài)系統(tǒng)中C循環(huán)的重要組成部分[12]。研究表明DOM輸入之后會顯著增加土壤有機碳的礦化,其中來源于DOM的CO2約占23%[13]。有關(guān)不同樹種不同來源的DOM對于土壤有機碳礦化的貢獻率和激發(fā)效應(yīng)產(chǎn)生何種影響還未深入研究。

我國中亞熱帶森林主要是以常綠闊葉林和人工針葉林為主,在豐富的降水及雨熱同期的共同作用下,使得DOM在森林生態(tài)系統(tǒng)中的淋溶、遷移及積累成為該區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)循環(huán)的重要組成部分。作為森林生態(tài)系統(tǒng)DOM主要來源的凋落物和根系,它們淋溶的DOM輸入土壤,對土壤碳循環(huán)過程的影響亦引起人們的關(guān)注。本文利用13C穩(wěn)定同位素示蹤技術(shù),分析不同來源樹種DOM對土壤有機碳累積礦化量的貢獻率及其激發(fā)效應(yīng),可為DOM在森林碳循環(huán)中的作用提供理論依據(jù),對于完善森林碳循環(huán)模型和揭示氣候變化對影響森林碳吸存的機制等有重要意義。

1 材料與方法

1.1 供試材料

研究區(qū)位于福建省三明市格氏栲自然保護區(qū)(117°28′E,26°11′N),屬中亞熱帶海洋季風氣候,具有冬冷夏熱、水熱同季、濕潤多雨的特點,試驗地附近的三明市年均氣溫20.1℃,年降水量1670 mm,降水多集中于3—8月份。2014年3月, 將11年生杉木人工林按坡度劃分為上中下3部分,隨機布設(shè)3塊20 m × 20 m的標準地,在每個標準地內(nèi)用土鉆按“S”型取5個點的0—10 cm土層土壤,去除可見根系和動植物殘體,將新鮮土壤樣品過2 mm篩。部分用作基本理化測定,其余用于培養(yǎng)實驗。杉木人工林表層(0—10 cm)基本理化性質(zhì)如下：有機碳(17.6±1.7) g/kg、總氮(1.3±0.13) g/kg、碳氮比13.4±0.6。選取杉木和米櫧1年生幼苗進行盆栽種植,從2013年5月開始13C標記,7月結(jié)束[14],人為干旱情況下致死后收獲烘干,將葉、枝和根分類保存(無粉碎),培養(yǎng)實驗于2014年10月份進行。

1.2 實驗設(shè)計

按照1∶10 (樣品∶去離子水)浸提杉木死根、杉木凋落葉、米櫧死根和米櫧凋落葉,每個處理3個重復(fù),浸泡24 h后,上清液用0.45 μm玻璃纖維濾膜進行抽濾,得到DOM溶液。在-20°C冷凍后干燥,上機測定δ13C值,DOM性質(zhì)和δ13C值見表1。

取相當于50 g風干土重的鮮土到500 mL的特質(zhì)瓶中,調(diào)節(jié)土壤含水量為飽和含水量40%,放置在25℃的生化培養(yǎng)箱中先進行15 d的預(yù)培養(yǎng),使土壤內(nèi)部環(huán)境趨于穩(wěn)定。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后,分別加入4種13C-DOM提取液各4 mL,等量去離子水作為對照,調(diào)節(jié)土壤含水量達到飽和含水量 60%,每個處理3個重復(fù)。添加13C-DOM后的第2、5、8、12、24、36小時抽氣取樣,取樣前1 h將瓶蓋擰緊,然后將氣體注入氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(GC-MS) (GC- 2014, Shimadzu, Kyoto, Japan)進行分析, 計算土壤CO2排放速率和CO2累積排放量。DOM及CO2的δ13C值采用穩(wěn)定同位素質(zhì)譜儀測定(MAT253;Finnigan MAT, Bremen,Germany)。

表1 不同來源DOM的性質(zhì)(平均值±標準誤差)

不同字母表示有顯著差異

1.3 計算方法

CO2產(chǎn)生速率根據(jù)公式1計算：

F=k×(v/m)×(Δc/Δt)×273/(273+T)

(1)

式中,F表示氣體排放的速率(mg kg-1h-1);k是常數(shù), 對CO2取值為1.964 kg/m3; Δc/Δt表示在觀測時間內(nèi)氣體濃度隨時間變化的直線斜率(mg/h);v為培養(yǎng)容器的體積(m3);m為土壤重量(kg);T為培養(yǎng)溫度(℃)。CO2的累積排放量采用相鄰兩次產(chǎn)生速率的平均值乘以間隔的時間而得。

法拉利812 Superfast上下車的便利程度不亞于一輛普通的大眾高爾夫，并且駕駛席側(cè)車窗可在120公里/小時的車速下保持開啟而不會產(chǎn)生刺耳的噪音。不僅如此，當前車速和擋位等信息還可以實時呈現(xiàn)在副駕駛的眼前，這無疑為駕駛員和副駕駛之間的交流提供了充分的素材。

13C-DOM對產(chǎn)生CO2的貢獻率PDOM根據(jù)公式2計算[15]：

PDOM=(δ13[CO2]D+Ct-δ13[CO2]Ct)/(δ13CD-δ13CCt)

(2)

式中,δ13[CO2]D+Ct為添加DOM處理土壤排放CO2的δ13C值；δ13[CO2]Ct為對照處理土壤排放CO2的δ13C值；δ13CD為DOM的δ13C值,δ13CCt為土壤的δ13C值。

激發(fā)效應(yīng)(PE)根據(jù)公式3計算[16]：

(3)

式中，CO2-DOM為添加DOM處理中原有土壤有機碳釋放的CO2量；CO2 Ct為對照土壤有機碳釋放的CO2量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)采用Excel和SPSS 19.0統(tǒng)計軟件進行分析,相關(guān)圖表在Origin 9.0軟件下完成。采用單因素方差分析(One-way ANOVA)和多因素方差分析(Multiple Comparisons ANOVA)添加不同來源DOM后土壤CO2排放速率和不同來源土壤CO2累積排放量的差異,采用Pearson相關(guān)系數(shù)分析添加外源DOM后土壤不同來源CO2累積排放量與DOM性質(zhì)的相關(guān)性。

2 結(jié)果和分析

2.1 DOM添加對不同來源CO2排放速率的影響

來源于DOM的CO2排放速率,在培養(yǎng)期間除第2小時添加杉木死根DOM下排放速率大于添加米櫧凋落葉DOM外,凋落葉DOM添加下排放速率均顯著大于死根DOM添加(P<0.05)(圖1)。米櫧凋落葉DOM和杉木凋落葉DOM添加處理中,來自DOM的CO2排放速率,前期迅速升高,至12 h達到最大值,第12小時分別為第2小時的8.0和3.4倍,之后下降,第12小時分別為第36小時的4.6和7.0倍。培養(yǎng)期間添加米櫧死根DOM和杉木死根DOM處理中,來自DOM的CO2排放速率呈現(xiàn)下降趨勢。米櫧凋落葉DOM和杉木凋落葉DOM添加處理中,來自DOM的CO2排放速率在前8 h期間差異不明顯,第8小時到第36小時期間,米櫧凋落葉DOM添加處理下源于DOM的CO2排放速率顯著大于杉木凋落葉DOM添加處理下源于DOM的CO2(P<0.001)。

從圖2可看出,來源于土壤有機碳的CO2排放速率,在培養(yǎng)期間DOM添加處理下土壤CO2排放速率顯著大于對照土壤CO2排放速率(P<0.05),添加杉木死根DOM除第2小時外,和對照無明顯差異。米櫧凋落葉DOM和杉木凋落葉DOM添加處理中,來自土壤有機碳的CO2排放速率在第12小時達到最大值,分別為同時間點對照土壤CO2排放速率10.1倍和6.3倍；添加米櫧凋落葉DOM后來自土壤有機碳的CO2最大排放速率是添加杉木凋落葉后來自土壤有機碳的CO2最大排放速率的1.6倍。此外添加米櫧死根DOM后來自土壤有機碳的CO2排放速率在培養(yǎng)期間始終大于添加杉木死根后來自土壤有機碳的CO2排放速率。

圖1 添加不同來源DOM后來自DOM的CO2排放速率的變化(平均值 ± 標準誤差)Fig.1 Changes in the rate of DOM-CO2 emission after addition of different dissolved organic matter (mean±SE)

圖2 添加不同來源DOM后來自土壤SOC的CO2排放速率的變化(平均值 ± 標準誤差)Fig.2 Changes in the rate of SOC-CO2 emission after addition of different dissolved organic matter (mean±SE)

2.2 DOM添加對不同來源CO2累積排放量的影響

圖3 添加不同來源DOM后土壤CO2累積排放量差異(平均值±標準誤差)Fig.3 Cumulative emission CO2 after addition of different dissolved organic matter (mean±SE)不同字母表示有顯著差異

不同來源DOM添加處理下CO2累積排放量都顯著大于對照土壤CO2累積排放量(圖3)。區(qū)分不同來源CO2累積排放量可知,在凋落葉DOM添加處理下,來源于SOC的CO2累積排放量顯著大于死根DOM添加和對照處理下源自SOC的CO2累積排放量。米櫧凋落葉DOM和杉木凋落葉DOM添加處理下,來源于SOC的CO2累積排放量分別是對照土壤CO2累積排放量的3.6倍和3.3倍。米櫧和杉木凋落葉DOM添加處理下,來源于SOC的CO2累積排放量并無顯著差異,但是米櫧凋落葉DOM添加處理下來源于DOM的CO2累積排放量是杉木凋落葉DOM添加處理下的1.6倍。添加米櫧死根DOM和杉木死根DOM處理下,來自DOM的CO2累積排放量并無顯著差異,但來源于SOC的CO2累積排放量,米櫧死根DOM添加要顯著大于杉木死根DOM添加。

2.3 不同來源CO2和不同來源DOM性質(zhì)之間的相關(guān)性

表2中Pearson相關(guān)系數(shù)分析顯示添加外源DOM后來源于DOM-CO2累積排放量以及來源于SOC-CO2累積排放量和添加外源DOM中DOC含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.001)；而和添加外源DOM中DON含量呈顯著負相關(guān)(P<0.01)；和DOM性質(zhì)中UV、HIX以及分子量大小無顯著相關(guān)性。

2.4 不同來源DOM添加對土壤有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng)

不同來源DOM添加后對土壤原有有機碳產(chǎn)生顯著的激發(fā)效應(yīng)(圖4)。添加米櫧凋落葉DOM、杉木凋落葉DOM、米櫧死根DOM、杉木死根DOM產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng)都在第5小時達到最大值,分別為758%、557%、306%、105%。之后呈現(xiàn)下降趨勢,在第36小時杉木死根DOM添加出現(xiàn)了負激發(fā)效應(yīng)值為-15.1%。在培養(yǎng)的36小時內(nèi),凋落葉DOM添加處理下激發(fā)效應(yīng)強度始終顯著強于死根DOM添加。

表2 不同來源CO2和不同來源DOM性質(zhì)之間的相關(guān)性

DOM-CO2：源于外源添加DOM的CO2；SOC-CO2：源于土壤有機碳的CO2;***表示極顯著相關(guān)；**表示顯著相關(guān)；ns沒有顯著相關(guān)性

圖4 添加不同來源DOM后土壤的激發(fā)效應(yīng)(平均值±標準誤差)Fig.4 Priming effect after addition of different dissolved organic matter (mean±SE)

2.5 不同來源DOM添加下土壤碳庫的變化

通過激發(fā)效應(yīng)損失C量和殘留在土壤中DOM-C的殘留量,可以計算出土壤C庫平衡(表3)。其中凋落葉DOM添加下產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng)導(dǎo)致土壤有機碳庫的C損失量顯著大于死根DOM添加處理下產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng)導(dǎo)致土壤有機碳庫C的損失量。因激發(fā)效應(yīng)而導(dǎo)致土壤有機碳庫C量損失最大為米櫧凋落葉DOM添加,最小的有機碳庫損失量為杉木死根DOM添加處理下。杉木凋落葉DOM中C分解效率更高,占總添加C量的64%,殘留在土壤中的C減少,而米櫧凋落葉DOM中C的分解效率為54%,因此杉木凋落葉DOM添加下土壤有機碳吸存量減少。米櫧凋落葉DOM添加處理下增加土壤有機碳庫的吸存量,為(18±5)mg C/kg土壤而杉木凋落葉DOM添加處理下減少土壤有機碳庫的吸存量,為(-41±7)mg C/kg土壤(表3)。

3 討論

3.1 不同來源DOM添加對土壤CO2累積排放量的影響

前期研究發(fā)現(xiàn),添加米櫧凋落葉DOM的土壤CO2累積排放量顯著高于添加杉木凋落葉DOM土壤的53.9%[17],本文通過13C同位素標記方法,分析不同來源CO2累積排放量后發(fā)現(xiàn),來源于SOC的CO2累積排放量并無差異,差異主要來源于DOM的CO2累積排放量(圖3)。Pearson相關(guān)系數(shù)分析顯示,來源于DOM的CO2累積排放量與添加DOM中DOC含量極顯著正相關(guān)(表2)。本研究添加米櫧凋落葉DOM中含有13.2 mg DOC,而杉木凋落葉DOM中DOC的含量為5.8 mg,相比較于杉木凋落葉DOM添加,米櫧凋落葉DOM添加可以為土壤微生物繁殖和生長提供更多的DOC,進而導(dǎo)致微生物數(shù)量的上升,分解和消耗DOM能力增強,增加了來源于DOM的CO2累積排放量[17]。死根DOM添加累積排放量顯著低于凋落葉DOM添加,這除了與死根和凋落葉DOM中DOC差異有關(guān)外,還有可能是由于死根DOM中高分子質(zhì)量的腐殖質(zhì)更多,微生物更易分解和利用結(jié)構(gòu)相對簡單的凋落葉DOM[18]。

表3 不同來源DOM添加下土壤碳庫的變化(平均值 ± 標準誤差)

同一行不同字母表示有顯著差異; CCLL：米櫧凋落葉,Castanopsiscarlesiileaf litter；CLLL：杉木凋落葉,Cunninghamialanceolataleaf litter；CCDR：米櫧死根,Castanopsiscarlesiidead root；CLDR：杉木死根,Cunninghamialanceolatadead root

3.2 不同來源DOM添加對土壤有機碳礦化激發(fā)效應(yīng)的影響

添加不同來源DOM對土壤原有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng)強度不同,影響激發(fā)效應(yīng)強度因素主要有：(1)土壤本身性質(zhì)如微生物數(shù)量和群落結(jié)構(gòu)、土壤DOC和SOC的含量、溫度、濕度、質(zhì)地、pH等[19- 21]；(2)外源添加有機物的性質(zhì)如數(shù)量和質(zhì)量差別[22]。本室內(nèi)培養(yǎng)實驗的溫度、濕度等條件相同,土壤都來自杉木人工林表層土壤,因此導(dǎo)致激發(fā)效應(yīng)差異的主要因素來自于外源有機物的數(shù)量和質(zhì)量,通過外源有機物的數(shù)量和質(zhì)量的不同進而引起土壤性質(zhì),尤其是微生物群落的變化導(dǎo)致產(chǎn)生不同的激發(fā)效應(yīng)。前中期凋落葉DOM和死根DOM添加處理下都產(chǎn)生強烈的正激發(fā)效應(yīng)。產(chǎn)生的原因可能歸結(jié)于以下兩個方面：(1)土壤有機碳含量是決定激發(fā)效應(yīng)強度的一個重要因素,土壤有機碳為激發(fā)效應(yīng)提供所需的碳源[23]。一般來說土壤中DOC含量越高,微生物可利用的活性碳源越多,對于土壤有機碳分解越強烈,進而導(dǎo)致正激發(fā)效應(yīng)愈加明顯[16]。(2)對于大多數(shù)土壤來說土壤中微生物活動主要受到碳源不足的限制[24],當短時間內(nèi)輸入大量DOC時,會刺激微生物產(chǎn)生更多的胞外酶一方面加速對DOM的分解,另一方面也會加速對土壤原有有機碳進行分解,進而導(dǎo)致前中期正激發(fā)效應(yīng)加強[25]。相對于杉木凋落葉DOM添加來說,米櫧凋落葉DOM添加產(chǎn)生的正激發(fā)效應(yīng)在前中期更為強烈。可能是由于杉木凋落葉DOM中DON的含量顯著高于米櫧凋落葉DOM。根據(jù)氮挖掘理論[4],微生物在碳源充足的情況下,微生物活動可能由碳限制轉(zhuǎn)為氮限制[26],米櫧凋落葉DOM中DON含量顯著低于杉木凋落葉DOM中DON含量,因而米櫧凋落葉DOM添加處理中土壤微生物會向本底有機質(zhì)搜尋氮以滿足生長需求,進而導(dǎo)致土壤原有有機碳分解產(chǎn)生更多來源于SOC的CO2,正激發(fā)效應(yīng)加強。凋落葉DOM添加下激發(fā)效應(yīng)始終強于死根DOM添加下所產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng),一部分原因是由于凋落葉DOM中DOC含量與死根DOM中DOC含量有顯著差異,另一方面是由于死根DOM含有更多的DON進一步抑制了激發(fā)效應(yīng)的強度。Chowdhury等[22]亦發(fā)現(xiàn)激發(fā)效應(yīng)的強度隨著活性碳的增加而增加且和土壤DOC含量呈顯著正相關(guān),相同條件下氮添加會顯著抑制激發(fā)效應(yīng)的強度。此外,第36小時杉木死根DOM添加出現(xiàn)負激發(fā)效應(yīng),可能是由于杉木死根DOM中碳的有效性要大于土壤原有有機碳,相比較而言微生物會更加趨向利用DOM中有機碳進而產(chǎn)生負激發(fā)效應(yīng)[5],或者是因為杉木根中DOC含量最低,負激發(fā)效應(yīng)出現(xiàn)最早。

3.3 不同來源DOM添加對土壤碳平衡的影響

土壤添加不同來源DOM后通過產(chǎn)生不同的激發(fā)效應(yīng)強度和趨勢進而對土壤有機碳庫產(chǎn)生不同影響(表3)。添加米櫧凋落葉DOM增加了土壤有機碳的吸存量但添加杉木凋落葉DOM卻減少了土壤有機碳的吸存量(表3)。由于培養(yǎng)試驗土壤取自杉木人工林,因此杉木凋落葉DOM添加會有一定的主場優(yōu)勢出現(xiàn)[27],微生物對于杉木凋落葉DOM中C分解效率更高,占總添加C量的64%,殘留在土壤中的C減少,而米櫧凋落葉DOM中C的分解效率為54%,因此杉木凋落葉DOM添加下土壤有機碳吸存量減少。Qiu等(2015)研究亦發(fā)現(xiàn),與單獨添加DOM處理相比,同時添加N和DOM下土壤有機碳吸存量為(-34±17)mg C/kg土壤,增加了有機質(zhì)的礦化速率,減少了土壤碳庫吸存[28]。米櫧凋落葉DOM中C含量是杉木凋落葉DOM中C含量的2.3倍,但CO2累積排放量是后者的1.6倍,原因是杉木凋落葉DOM中DON含量顯著高于米櫧凋落葉DOM中DON含量,較高的N有效性增加了有機質(zhì)的礦化速率,米櫧凋落葉DOM添加處理下有更高比例的C殘留證實這個觀點,也是造成碳庫吸存量不同的一個原因。

4 結(jié)論

不同來源DOM添加后對土壤原有有機碳礦化產(chǎn)生了激發(fā)效應(yīng)。培養(yǎng)36 h期間,添加凋落葉DOM后土壤有機碳礦化的激發(fā)效應(yīng)強度始終高于添加死根DOM。對不同來源CO2累積排放量進行區(qū)分發(fā)現(xiàn),添加凋落葉DOM處理中來源于DOM的CO2累積排放量顯著大于添加死根DOM處理,這與不同來源DOM中DOC和DON含量差異有關(guān)。在未來極端天氣出現(xiàn)頻率增加的情況下,短時強降雨增多,降雨淋溶DOM誘導(dǎo)產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng)可能會對土壤有機碳庫產(chǎn)生更為顯著的影響,其激發(fā)效應(yīng)的微生物學機制有待深入研究。此外本研究培養(yǎng)實驗僅為36 h,DOM添加后對SOC的長期影響需進一步研究。

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PrimingeffectofdissolvedorganicmatterinthesurfacesoilofaCunninghamialanceolataplantation

ZHANG Zheng1,2,CAI Xiaozhen1,2,TANG Caidi1,2,GUO Jianfen1,2,*

1SchoolofGeographicalScience,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China2CultivationBaseofStateKeyLaboratoryofHumidSubtropicalMountainEcology,Fuzhou350007,China

Dissolved organic matter (DOM) is one of the main carbon and nutrient pools in the forest ecosystem. Its effect on carbon sequestration in forest soil has

great attention. However, the influence of DOM on the organic carbon mineralization in forest soil is still unclear. Here, a short-term (36 h) incubation experiment was conducted to measure δ13C within soil CO2efflux following soil priming effects caused by the addition of DOM from leaf and root litter ofCastanopsiscarlesiiandCunninghamialanceolata. The results showed that CO2efflux fromCastanopsiscarlesiileaf litter DOM andCunninghamialanceolataleaf litter DOM peaked at 12 h, being 8.0 and 3.4 times higher than that at 2 h, and 4.6 and 7.0 times higher than that at 36 h, respectively. The CO2efflux from soil organic carbon (SOC) was also highest at 12 h and was 10.1 and 6.3 times higher than that in the control. The use of13C-labeled DOM additions allowed the total respired CO2to be distinguished into that derived from the added DOM and that from SOC mineralization. The cumulative CO2emission from added litter DOM was significantly greater than that from the added root litter DOM. In addition, the cumulative emission of CO2fromCastanopsiscarlesiileaf litter DOM was significantly greater than that fromCunninghamialanceolataleaf litter DOM. There was a significant positive relationship between soil CO2efflux and the content of dissolved organic carbon. DOM from different sources had different priming effects (PEs) on SOC mineralization. During the 36 h of incubation, soils amended with leaf litter DOM always had a higher PE than those amended with root litter DOM. At 5 h, for all soils amended with DOM, the PE reached the peak. At 36 h, soil amended withCunninghamialanceolataroot litter DOM changed from positive to negative PE. The microbial mechanisms of the priming effects of DOM inputs on SOC mineralization will be studied in future.

13C; dissolved organic matter; leaf litter; dead root; priming effect

國家重點研發(fā)計劃(2016YFD0600304);國家自然科學基金(31370615);福建省自然科學基金(2015J01121)

2016- 09- 03; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期

日期:2017- 06- 12

*通訊作者Corresponding author.E-mail: jfguo@fjnu.edu.cn

10.5846/stxb201609031801

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