齊 紅，劉 洋，郭繼勛

（1.長春教育學(xué)院生物系，吉林 長春 130061；2.東北師范大學(xué)草地科學(xué)研究所，吉林 長春 130024）

近年來，由于化石燃料的燃燒、不合理的農(nóng)田施肥以及土地利用方式的改變，導(dǎo)致了溫室氣體（CO2，NOx，CH4）排放增加，引起的全球變暖和大氣氮沉降問題已成為科學(xué)界最為關(guān)注的環(huán)境問題［1－2］.溫度升高幾乎可影響植物所有的生物學(xué)過程，氮沉降會直接影響生物圈的氮循環(huán)，并且通過氮輸入的增加影響植物生產(chǎn)力和生態(tài)系統(tǒng)碳蓄積能力，從而使生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能發(fā)生改變［3］.

草原作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的主體類型，占陸地生態(tài)系統(tǒng)總面積的16.4%，草地生態(tài)系統(tǒng)的研究是認(rèn)識增溫、氮沉降條件下全球生態(tài)系統(tǒng)變化的關(guān)鍵之一［4］.而凋落物分解作用控制著草原生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分的周轉(zhuǎn)速率，與光合作用一樣是養(yǎng)分循環(huán)的速度調(diào)節(jié)器.因此，凋落物的分解作用又是草原生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能研究中最重要的一個方面.

早在1876年，德國的Ebermayaer就開始研究凋落物在養(yǎng)分循環(huán)中的作用，此后國內(nèi)外許多學(xué)者對世界范圍內(nèi)凋落物的分解及養(yǎng)分釋放進(jìn)行了大量報道.目前，凋落物的分解研究主要集中在兩方面：一方面在繼續(xù)探討分解時的養(yǎng)分動態(tài)、分解與凋落物質(zhì)量、生境、生物以及氣候之間的關(guān)系［5－6］；另一方面又將分解與一些環(huán)境熱點問題結(jié)合起來加以研究，如多樣性喪失對凋落物分解過程的影響，以及凋落物分解在碳循環(huán)和氮循環(huán)中的作用等［7－10］.近年來，國內(nèi)外許多學(xué)者對模擬增溫及氮沉降條件下的凋落物分解作用進(jìn)行了研究［11－12］，取得了一些進(jìn)展，但研究多集中在森林生態(tài)系統(tǒng)中，而對草地生態(tài)系統(tǒng)的研究較少；對于全球氣候變化情況下，凋落物分解機制及微生物作用的變化還不清楚.本文在松嫩草原上進(jìn)行了模擬增溫和氮沉降控制實驗，通過測定優(yōu)勢種羊草、蘆葦?shù)蚵湮锏姆纸馑俾?，凋落物中?xì)菌、真菌、放線菌的生物量，以及凋落物養(yǎng)分含量的動態(tài)變化，揭示了增溫及氮沉降條件下凋落物分解的變化規(guī)律，對進(jìn)一步研究凋落物分解對全球氣候變化下的響應(yīng)機制提供了理論參考.

1 材料與方法

1.1 樣地概況

實驗樣地位于東北松嫩草原西南部、吉林省長嶺縣境內(nèi)（44°45′N，123°45′E）.該地區(qū)為典型的大陸性氣候，年均氣溫4.9℃；年均降雨量470.6mm，多集中在6—9月；春季多風(fēng)干旱，年蒸發(fā)量為1600.2mm，約為降雨量的3.5倍.區(qū)內(nèi)草原屬草甸草原類型，地帶性植被為草甸草原，群落類型以羊草（Leymus chinensis）＋雜類草群落為主.研究樣地內(nèi)羊草占絕對優(yōu)勢，同時伴有蘆葦（Phragmites communis）及多種雜類草.樣地所處地段的土壤pH值為8.1左右，有機質(zhì)含量為3%～4%.

1.2 實驗設(shè)計

2006，2007年兩個生長季，在松嫩草地選取地勢平坦、植被均勻、具有代表性的地段，設(shè)置樣地144m2，劃分成12個（4m×3m）小區(qū)，小區(qū)間隔3m.溫度控制采用紅外線加熱儀（infrared radiator，USA），燈管方向為南北方向，燈管距地面2.25m，溫度處理保持終年進(jìn)行，增溫幅度為（1.7±0.1）℃.每個小區(qū)一半施氮（10g／m2），一半不施氮，氮肥采用分析純硝酸銨.共設(shè)4個處理，由增溫和施氮兩個因素各兩個水平組成，即增溫（W）、施氮（N）、增溫＋施氮（WN）、對照（CK），每個處理6次重復(fù).

1.3 實驗方法

（1）凋落物的分解.凋落物分解測定采用網(wǎng)袋法：將優(yōu)勢物種羊草和蘆葦?shù)目菟荔w剪成約20cm的小段，并裝入網(wǎng)眼為2mm×2mm的尼龍網(wǎng)袋內(nèi)，每袋10g，然后將網(wǎng)袋放入增溫、施氮處理樣地.在2006和2007兩年的生長季內(nèi)，每隔30d取樣.

（2）凋落物有機碳測定.采用重鉻酸鉀法：在油浴加熱的條件下，用重鉻酸鉀－硫酸溶液來氧化凋落物中的有機碳，過量的重鉻酸鉀用硫酸亞鐵滴定，以鄰啡羅啉為指示劑，通過所消耗的重鉻酸鉀量計算有機碳的含量.

（3）凋落物含氮量測定.采用Foss公司生產(chǎn)的凱氏定氮儀測定.

（4）凋落物含磷量測定.采用端視電感耦合等離子體發(fā)射光譜法（ICP－AES）測定凋落物中的全磷含量.

（5）微生物生物量測定.凋落物微生物生物量的測定采用干重?fù)Q算法：細(xì)菌生物量計算公式：

式中：B為生物量，c為細(xì)菌純培養(yǎng)懸液的總干重（g），b為細(xì)菌純培養(yǎng)懸液中的總數(shù)（個），N為1g凋落物中的細(xì)菌總數(shù)（個）.

放線菌和真菌生物量計算公式：

式中：B為生物量，dw為5mL懸液菌絲的總干重（g），L1為5mL懸液菌絲涂片顯微鏡視野中菌絲的平均長度（μm），L2為50mL凋落物稀釋懸液涂片中菌絲的平均長度（μm），ds為干土百分比，10為50mL稀釋凋落物懸液與5mL菌絲懸液的比值.

測定的各指標(biāo)均為兩個生長季的平均值.

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS14.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析，采用Sigmaplot10.0軟件繪圖.

2 結(jié)果

2.1 凋落物分解對增溫、施氮的響應(yīng)

羊草和蘆葦是松嫩草原典型的優(yōu)勢種，但兩者的營養(yǎng)組成成分差別很大，羊草中富含有機質(zhì)，而蘆葦中含大量的纖維木質(zhì)素，因此，羊草凋落物的分解速率要快于蘆葦?shù)蚵湮?

羊草凋落物經(jīng)各處理分解后，殘留率從小到大依次為：增溫＋施氮處理69.30%，施氮處理75.75%，增溫處理81.20%，對照83.80%.增溫和施氮處理均能增加羊草凋落物的分解速率，二者交互作用不顯著（見圖1）.

蘆葦?shù)蚵湮锝?jīng)各處理分解后，殘留率從小到大依次為：增溫＋施氮處理78.85%，施氮處理83.25%，對照85.60%，增溫處理86.50%.其中增溫處理對蘆葦?shù)蚵湮锓纸鉄o顯著作用，施氮處理顯著提高了蘆葦?shù)蚵湮锏姆纸庾饔?而增溫＋施氮處理對蘆葦?shù)蚵湮锓纸馑俾视写龠M(jìn)作用，超過增溫和施氮處理之和，呈顯著的正交互作用（見圖2）.

圖1 羊草凋落物量季節(jié)動態(tài)

圖2 蘆葦?shù)蚵湮锪考竟?jié)動態(tài)

采用Olson（1963）負(fù)指數(shù)方程來模擬分解過程［13］：

式中：t為分解時間（d）；Wt為時間t時凋落物殘余的質(zhì)量，W0是起始時凋落物的質(zhì)量；k是凋落物質(zhì)量丟失的速率系數(shù).分解周期指95%的凋落物被分解所需要的時間，利用k值計算在4種處理下羊草和蘆葦?shù)蚵湮锓纸庵芷?

負(fù)指數(shù)模型對羊草和蘆葦?shù)蚵湮锓纸獾臄M合度均達(dá)到R2＞0.9.在平均地表增溫1.7℃，每個生長季施氮（10g／m2）的情況下，羊草和蘆葦分解周期都有不同程度的減少，特別是增溫＋施氮處理下的羊草凋落物分解周期縮短了49.98%（見表1）.這將極大加快羊草草原的碳、氮循環(huán)周期.

表1 凋落物剩余量與時間關(guān)系的擬合

2.2 微生物生物量對增溫、施氮的響應(yīng)

在草原生態(tài)系統(tǒng)中，凋落物的分解主要靠微生物來完成，其分解強度占枯枝落葉年損失率的97%［32］.羊草凋落物在增溫處理下細(xì)菌、真菌和放線菌生物量分別增加了43.51%，4.69%，58.28%；而在施氮處理下細(xì)菌、真菌生物量分別減少了9.74%和30.82%，放線菌增加了19.64%（見圖3）.

蘆葦?shù)蚵湮镌谠鰷靥幚砗蠹?xì)菌生物量減少了15.15%，真菌和放線菌生物量分別增加了38.80%，289.47%；施氮處理后細(xì)菌、真菌和放線菌生物量分別增加了24.24%，28.91%，185.71%（見圖4）.

以4種處理下分解的羊草與蘆葦?shù)蚵渖锪繛橐蜃兞浚蚵湮镏屑?xì)菌、真菌、放線菌的生物量為自變量做多元回歸分析，結(jié)果見表2.回歸分析表明，細(xì)菌、真菌、放線菌生物量均不同程度地受到增溫和施氮的影響.兩種凋落物各種處理之間的變化結(jié)果基本一致，所有方程中細(xì)菌的標(biāo)準(zhǔn)化系數(shù)均為最大，即表示在增溫和施氮處理下，羊草與蘆葦?shù)募?xì)菌生物量始終對凋落物分解的貢獻(xiàn)最大，真菌和放線菌相對較弱.增溫處理減少了細(xì)菌的貢獻(xiàn)，卻顯著增加了真菌對分解速率的影響；施氮處理在降低了細(xì)菌作用的同時卻增加了真菌和放線菌對凋落物分解的貢獻(xiàn).增溫＋施氮處理顯著的增加了3種菌類對凋落物分解的貢獻(xiàn).

圖3 羊草凋落物三種微生物生物量

圖4 蘆葦?shù)蚵湮锶N微生物生物量

表2 真菌、細(xì)菌、放線菌與凋落物分解量的多元回歸分析

2.3 凋落物分解過程中C，N，P的變化

羊草凋落物分解過程中，增溫使凋落物的N，P含量分別增加了20.86%，19.27%，使有機C含量、C／N降低了59.85%，66.88%；施氮使N，P含量分別增加28.52%，31.81%，使有機C含量、C／N降低了為58.45%，67.68%；增溫＋施氮處理使N，P含量增加了16.92%，21.17%，使有機C含量、C／N降低了90.58%，91.95%.

蘆葦?shù)蚵湮锓纸膺^程中，增溫使N，P含量分別增加12.64%，32.12%，使有機C含量、C／N降低了60.51%，64.95%；施氮使N，P含量分別增加20.25%，30.56%，使有機C含量、C／N降低了76.51%，80.47%；增溫＋施氮處理使N，P含量增加30.67%，37.21%，使有機C含量、C／N降低了71.16%，75.58%（見表3）.兩種植物凋落物分解過程中都表現(xiàn)為有機C含量迅速減少、凋落物中的N，P含量固持的現(xiàn)象.

表3 羊草和蘆葦?shù)蚵湮镏械腃，N，P分析

3 討論

在全球氣候變化的綜合作用下，凋落物分解速率的加快是不容置疑的.已有研究表明，氮沉降使氮的輸入增加，極大地促進(jìn)了凋落物CO2和NO2的呼吸過程，促進(jìn)了凋落物的分解，而且在凋落物分解最初階段，分解的對象是一些易分解的非木質(zhì)性的纖維素和有機碳，這些易分解的物質(zhì)是微生物所利用的主要碳源.凋落物屬于普遍氮缺乏型，而外源氮的輸入恰恰滿足了微生物對氮的需求，刺激了微生物的活動，因而加速了分解過程［14－15］.這些觀點解釋了我們在施氮處理中羊草和蘆葦?shù)蚵湮锓纸馑俾始涌臁⒎纸庵芷诳s短及有機碳大量釋放的結(jié)果.但也有研究表明，殘留物中的木質(zhì)素和全纖維素質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著外源氮梯度增加均顯著增加，而且在長期高濃度氮存在的情況下，氮可能與凋落物分解過程中的某些物質(zhì)聚合，形成更難降解的物質(zhì)，從而阻滯了凋落物的分解［19］.

大多研究結(jié)果認(rèn)為：增溫會加快分解速率.Silver和Miya總結(jié)了全球細(xì)根植物分解數(shù)據(jù)時發(fā)現(xiàn)，年平均溫度與凋落物分解率呈線性正相關(guān)［20］；Vitousek等在太平洋熱帶島嶼Mauna Loa的研究表明，隨海拔升高及氣溫降低，凋落物的分解速率呈指數(shù)降低［6］.這些結(jié)果支持了我們增溫處理中羊草凋落物分解速率增加、分解周期縮短的結(jié)論.

然而，在我們的結(jié)果中，增溫并沒有顯著提高蘆葦?shù)蚵湮锏姆纸馑俾?，這可能與C／N的變化有關(guān).增溫處理顯著地提高了蘆葦?shù)蚵湮顲／N的比值，由于C／N的比值較大，氮素的缺乏使微生物的發(fā)育受到了限制，從而使有機質(zhì)分解變得緩慢.同時，凋落物的細(xì)菌、真菌、放線菌群落結(jié)構(gòu)的變化也會對分解速率產(chǎn)生影響，與對照相比，增溫處理下蘆葦?shù)蚵湮锓纸饬颗c微生物生物量的回歸分析表明：3種微生物對分解量的貢獻(xiàn)都有所降低（見表3）.

對于羊草來說，增溫使3種菌類的生物量都有所提高，而施氮使細(xì)菌和真菌的生物量減少，這說明，氮元素不是制約分解速率的關(guān)鍵因素.而對于蘆葦來說，恰恰相反，施氮樣地凋落物中3種菌類生物量都有所增加，而增溫樣地增加卻不明顯，氮元素是微生物生長的限制因素.

羊草和蘆葦?shù)蚵湮镏械腘，P元素含量在生長季結(jié)束的時候都比生長季前有所提高，這與許多研究結(jié)果相同.通常認(rèn)為凋落物N，P元素含量升高的固持現(xiàn)象主要發(fā)生在第一年分解時間內(nèi)，之后即進(jìn)入礦化階段［21］.在本實驗中，所有樣地都出現(xiàn)凋落物N，P元素含量升高的固持現(xiàn)象，生長季結(jié)束后N，P元素含量和對照比較均達(dá)到了極為顯著的水平；對于增溫＋施氮處理的樣地，這種固持現(xiàn)象更加明顯.固持現(xiàn)象可能是由于凋落物中微生物大量生長，而微生物的這種生長需要大量的N和P來構(gòu)成身體的組成部分，所以微生物不僅從凋落物中吸收N，P，而且要從凋落物以外的環(huán)境中吸收N，P，從而使N，P元素在凋落物中聚集，使凋落物在分解初期N，P元素含量升高.一直到凋落物中的其他元素（例如有機碳、K）被微生物呼吸、或被土壤淋溶耗盡后，凋落物中的N，P再進(jìn)行礦化作用，釋放到環(huán)境中去.從宏觀的角度說：凋落物層具有改善草原生態(tài)系統(tǒng)的作用可能也與這種N，P元素的固持現(xiàn)象有關(guān)，而增溫及氮沉降對這種固持現(xiàn)象有較明顯的促進(jìn)作用.［22］

［1］BURTON D L，BEAUCHAMP E G.Profile mitrours oxide and carbon dioxide concentrations in a soil subject to freezing［J］.Soil Sci Soc，1994，58：15－122.

［2］CHRISTENSEN T R，JONASSON S，CALLAGHAN T V，et al.On the potential CO2release from tundra soils in a changing climate［J］.Applied Soil Ecology，1999，11：127－134.

［3］呂超群，田漢勤，黃 耀.陸地生態(tài)系統(tǒng)氮沉降增加的生態(tài)效應(yīng)［J］.植物生態(tài)學(xué)報，2007，31（2）：205－218.

［4］OJIMA D S，PARTON W J，SCHIMEL D S，et al.Modeling the effects of climate and CO2changes on grassland storage of soil C ［J］.Water Air Soil Pollution，1993，70：643－657.

［5］HOBBIE S E.Temperature and plant species control over litter decomposition in Alaskan Tundra［J］.Ecological Monographs，1996，66（4）：503－522.

［6］VITOUSEK P M，TURNER D R，PARTON W J，et al.Litter decomposition on the Mauna Loa environmental matrix，Hawaii：patterns，mechanisms，and models［J］.Ecology，1994，75（2）：418－429.

［7］AERTS R.The freezer defrosting：global warming and litter decomposition rates in cold biomes［J］.Journal of Ecology，2006，94（4）：713－724.

［8］莫江明，薛碌花，方運霆.鼎湖山主要森林植物凋落物分解及其對 N沉降的響應(yīng)［J］.生態(tài)學(xué)報，2004，24（7）：1413－1419.

［9］DUKES J S，F(xiàn)IELD C B.Diverse mechanisms for CO2effects on grassland litter decomposition［J］.Global Change Biology，2000，2（6）：145－154.

［10］XIAO D M，WANG M，JI L Z，et al.Variation characteristics of soil N2O emission flux in broad－leaved Korean pine forest of Changbai Mountain［J］.Chinese Journal of Ecology，2004，23（5）：46－52.

［11］陳華，MARK E HARMONL，田漢勤.全球變化對陸地生態(tài)系統(tǒng)枯落物分解的影響［J］.生態(tài)學(xué)報，2001，21（9）：1549－1563.

［12］HOBBIE S，GOUGH L.Litter decomposition in moist acidic and non－acidic tundra with different glacial histories［J］.Oecologia，2004，140：113－124.

［13］MELILLO J M，ABER J D，MURATORE J F.Nitrogen and lignin control of hardwood leaf litter decomposition dynamics［J］.Ecology，1982，63：621－626.

［14］ANDERSON J M，HETHERINGTON S L.Temperature，nitrogen availability and mixture effects on the decomposition of heather and bracken litters［J］.Functional Ecology，1999，13：116－124.

［18］MICKS P，DOWNS M R，MAGILL A H.Decomposition litter as a sink for 15N2enriched additions to an oak forest and a red pine plantation［J］.Forest Ecosystem and Management，2004，196：71－87.

［19］LIMPENS L，BERENDSE L.How litter quality affects mass loss and N loss from decomposing Sphagnum［J］.Oikos，2003，103：537－547.

［20］SILVER W L，MIYA R K.Global patterns in root decomposition：comparisons of climate and litter quality effects［J］.Oecologia，2001，129：407－419.

［21］JOSEPH J H，WILSON C A，BORINGL R.Foliar litter position and decomposition in a fire－maintained longleaf pine－wiregrass ecosystem［J］.Canadian Journal of Forest Research，2002，32：928－941.

［22］劉洋.松嫩草地優(yōu)勢植物羊草、蘆葦?shù)蚵湮锓纸鈱δM增溫及施氮的響應(yīng)［D］.長春：東北師范大學(xué)，2008.