朱鑫宇，盧 韋，李 渝，肖 瓊，王 妍，鄔 磊*，張文菊

（1 青島農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，山東青島 266000；2 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所 /北方干旱半干旱耕地高效利用全國(guó)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 / 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部耕地質(zhì)量監(jiān)測(cè)與評(píng)價(jià)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100081；3 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部貴州耕地保育與農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站，貴州貴陽(yáng) 550006）

土壤有機(jī)碳 (SOC) 庫(kù)是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的碳庫(kù)[1]，也是全球碳循環(huán)的重要組成部分，與土壤肥力和全球氣候變化密切相關(guān)[2-3]。SOC 礦化與土壤養(yǎng)分元素釋放和溫室氣體排放密切相關(guān)，其CO2釋放速率也是反映土壤質(zhì)量狀況的重要指標(biāo)[2,4]。SOC 礦化受其化學(xué)結(jié)構(gòu)、養(yǎng)分有效性、微生物活性、土壤溫度、濕度和質(zhì)地等多種因素的影響。施肥是調(diào)控農(nóng)田土壤肥力的主要措施，顯著影響土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)、SOC 含量、養(yǎng)分有效性和微生物活性等土壤物理化學(xué)及生物學(xué)性質(zhì)，從而影響SOC 礦化過(guò)程[5]。目前國(guó)內(nèi)外學(xué)者在施肥對(duì)SOC 礦化的影響方面開展了大量研究工作。苗淑杰等[6]認(rèn)為，單施化肥、有機(jī)肥和有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施均顯著提高黑土SOC 的礦化速率，李夢(mèng)雅等[7]和張旭博等[8]在紅壤上的研究結(jié)果也發(fā)現(xiàn)了類似的規(guī)律，長(zhǎng)期施用有機(jī)肥或者有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施通過(guò)提高微生物的活性促進(jìn) SOC 礦化，釋放的CO2量較施用化肥處理明顯提高。

溫度也是影響SOC 礦化的重要環(huán)境因素之一[9]。通常認(rèn)為，SOC 礦化速率隨溫度升高而提高[10-11]。也有研究表明在較低的溫度范圍內(nèi)，溫度升高顯著促進(jìn)SOC 礦化，在較高的溫度范圍內(nèi)，溫度升高對(duì)SOC 礦化的促進(jìn)作用有限[12]。在農(nóng)田、草地和森林等生態(tài)系統(tǒng)中，溫度隨著晝夜更替周期性變化。然而，目前大部分研究主要是基于恒溫室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)分析溫度對(duì)SOC 礦化的影響，關(guān)于溫度周期性變化如何影響SOC 礦化特征存在很大的不確定性[10]。部分研究結(jié)果表明，恒溫和變溫模式對(duì)不同施肥土壤SOC 礦化的影響程度不同[13]。有研究發(fā)現(xiàn)，在恒溫模式下不施肥與有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施處理的SOC 累積礦化量無(wú)顯著差異，但是變溫模式下不施肥處理SOC 累積礦化量顯著高于有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施處理[14]。因此，比較分析長(zhǎng)期施肥下SOC 礦化對(duì)恒溫和周期性變溫的響應(yīng)，對(duì)于深入理解農(nóng)田土壤碳周轉(zhuǎn)和肥力提升具有重要意義。

本研究通過(guò)采集貴州省農(nóng)業(yè)科學(xué)院內(nèi)旱作黃壤長(zhǎng)期定位施肥試驗(yàn)的不同施肥處理土壤樣品，采用室內(nèi)控制實(shí)驗(yàn)研究不同長(zhǎng)期施肥處理SOC 礦化對(duì)溫度模式(恒溫vs 變溫)的響應(yīng)及其主要控制因素，以期為深入理解農(nóng)田SOC 礦化特征和優(yōu)化農(nóng)田碳管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況與樣品采集

供試土壤樣品采自貴州省貴陽(yáng)市花溪區(qū)貴州省農(nóng)業(yè)科學(xué)院內(nèi)的長(zhǎng)期定位施肥試驗(yàn)田 (106°07′E，26°11′N)。試驗(yàn)地隸屬貴州省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，年均溫15.3℃，年平均日照時(shí)數(shù)1354 h，全年無(wú)霜期270 天，年降雨量1100～1200 mm。試驗(yàn)地1995 年建成，土壤類型為旱地黃壤，成土母質(zhì)為三疊系灰?guī)r和砂頁(yè)巖殘積物，種植模式為單季玉米。玉米于4 月中旬播種，8 月中下旬收獲，玉米秸稈及根茬直接還田，其余時(shí)間休閑。本研究依托長(zhǎng)期定位試驗(yàn)，采集4 個(gè)施肥處理的耕層土壤樣品：不施肥 (CK)、單施化肥 (NPK)、單施有機(jī)肥 (M)和有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施 (NPKM)。NPK 處理為施用常量化肥氮磷鉀，M 處理為施用常量有機(jī)肥，NPKM 為施用常量有機(jī)肥+常量氮磷鉀。供試化肥主要為尿素(含N 46%)、過(guò)磷酸鈣(P2O516%)、氯化鉀(K2O 60%)，每年施用量為N 165 kg/hm2、P2O582.5 kg/hm2、K2O 82.5 kg/hm2。有機(jī)肥為新鮮牛糞(含水量67.0%，C 10.4%、N 2.70 g/kg、P2O51.30 g/kg、K2O 6.00 g/kg)，施用量為30.5 t/hm2。肥料全部在玉米季施用，播種前磷鉀肥或有機(jī)肥作基肥一次性施入，氮肥在玉米生長(zhǎng)季作為基肥施用量N 89.0 kg/hm2，玉米苗期追施N 32.0 kg/hm2，喇叭口期追施N 44.0 kg/hm2。試驗(yàn)初始土壤基本理化性質(zhì)為：有機(jī)碳25.75 g/kg，全氮2.03 g/kg，堿解氮167.1 mg/kg，全磷2.39 g/kg，有效磷17.0 mg/kg，全鉀 15.8 g/kg，速效鉀 110 mg/kg。2017 年8 月下旬玉米收獲后，在樣地內(nèi)沿“S”形多點(diǎn)采集耕層 (0—20 cm)土壤樣品并均勻混合，去除土壤樣品中的根系及可見(jiàn)有機(jī)物殘?bào)w，于室內(nèi)自然風(fēng)干后，過(guò)8 mm 篩，用于土壤理化指標(biāo)測(cè)定及礦化培養(yǎng)試驗(yàn)。

1.2 試驗(yàn)方法

稱取30.0 g 各施肥處理的風(fēng)干土壤樣品于500 mL玻璃培養(yǎng)瓶中，調(diào)節(jié)土壤含水率至60% 田間持水量，放入15℃的避光培養(yǎng)箱中進(jìn)行7 天預(yù)培養(yǎng)。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，在每個(gè)培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)放入一個(gè)盛有10 mL 0.5 mol/L NaOH 溶液的小型玻璃杯，用于吸收SOC礦化釋放的CO2，然后快速加蓋密封。設(shè)置2 種培養(yǎng)溫度模式：恒溫15℃培養(yǎng) (CT) 和周期性變溫 (VT，按照10℃→15℃→20℃→15℃→10℃的順序勻速變溫，每6 h 變化5℃，24 h 為一個(gè)循環(huán)周期) 培養(yǎng)。將裝有土壤樣品和NaOH 溶液的玻璃培養(yǎng)瓶分別放入溫度設(shè)置不同 (CT、VT) 的培養(yǎng)箱中進(jìn)行避光培養(yǎng)。每個(gè)施肥處理下設(shè)置4 個(gè)重復(fù)，每個(gè)培養(yǎng)溫度下設(shè)2 組空白對(duì)照(僅裝有NaOH 溶液的玻璃培養(yǎng)瓶)，在培養(yǎng)的第1、2、3、4、8、16、24 和32 天更換新的堿液玻璃杯。吸收CO2的堿液玻璃杯快速密封，然后用去離子水稀釋5 倍，用封口膜封住瓶口，上總有機(jī)碳(TOC)自動(dòng)分析儀 (Phoenix 8000) 測(cè)定，根據(jù)TOC 儀器的測(cè)定值計(jì)算出CO2的釋放量。整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中保證土壤含水量維持在60%田間持水量。

土壤有機(jī)碳礦化速率計(jì)算公式[15]為:

式中：CO2-C 為培養(yǎng)期間SOC 礦化速率[C mg/(kg·d)]；V0 為空白標(biāo)定時(shí)消耗的標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的體積(mL) ；V為樣品滴定時(shí)消耗的標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的體積 (mL) ；CHCl為樣品滴定時(shí)消耗的標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的濃度 (mol/L) ；m為干土重 (g) ；t為更換堿液時(shí)間間隔。

變溫相對(duì)于恒溫模式下CO2累積排放量的變化率：

式中：ΔC 為變溫相對(duì)于恒溫模式下CO2累積排放量的變化率 (%)，下文中用ΔCO2表示；CVT、CCT分別為變溫和恒溫培養(yǎng)下CO2累積排放量 (C mg/kg)。

1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

土壤pH 采用pH 計(jì)測(cè)定，水土質(zhì)量比為2.5∶1；土壤有機(jī)碳 (SOC) 采用重鉻酸鉀氧化法測(cè)定；全氮(TN) 采用半微量凱氏定氮法測(cè)定；全磷 (TP) 采用堿熔—鉬銻抗比色法測(cè)定；有效磷 (AP) 采用NaHCO3浸提—鉬銻抗比色法測(cè)定；采用濕篩法將采集的土壤樣品分為大團(tuán)聚體(250～2000 μm)、微團(tuán)聚體(53～250 μm)和粉粘粒(＜53 μm)組分；土壤微生物生物量碳氮 (MBC 和MBN) 采用氯仿熏蒸—硫酸鉀浸提法測(cè)定[16]；易氧化有機(jī)碳 (EOC) 采用高錳酸鉀浸提—分光光度計(jì)法測(cè)定[17]；β 葡萄糖苷酶(βglucosidase, BG)、纖維二糖水解酶(cellobiohydrolase,CBH)、氨基葡萄糖苷酶(β-N-acetylglucosaminidase,NAG)、亮氨酸氨基肽酶(leucine aminopeptidase.LAP)和酸性磷酸酶(acid phosphatase, AP)采用96 孔深孔板法測(cè)定[18]，利用4-甲基傘型酮-β-D-葡萄糖苷酶 (4-methylumbelliferyl-β-D-glucopyranoside) 做BG 底物，纖維二糖苷(4-methylumbelliferyl β-Dcellobioside)做CBH 底物，4-甲基傘型酮-N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷(4-methylumbelliferyl N-acetyl-β-Dglucosaminide)做NAG 底物，L-亮氨酸-7-氨基-4-甲基香豆素鹽酸鹽(L-leucine-7-amido-4-methylcoumarin hydrochloride)做LAP 底物，4-甲基傘型酮磷酸鹽(4-methylumbelliferyl phosphate)做AP 底物，操作步驟如下：測(cè)定土壤pH，用于調(diào)節(jié)緩沖液pH，稱取1.00 g 鮮土加入125 mL 50.0 mmol/L 的醋酸鈉緩沖溶液, 在樣品孔中加入200 μL 土壤懸液和50.0 μL的相應(yīng)底物, 在標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)孔中加入50.0 μL 濃度為10.0 μmol/L 的標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)和200 μL 的醋酸鈉緩沖液，每個(gè)樣品6 個(gè)重復(fù)。在黑暗避光條件下, 放置在相應(yīng)培養(yǎng)溫度的恒溫培養(yǎng)箱中，孔板放入25℃黑暗條件下培養(yǎng)4 h，為了終止反應(yīng)，在每個(gè)孔中加入10 μL 1 mol/L 的NaOH 溶液，反應(yīng)1 min 后使用酶標(biāo)儀測(cè)定熒光值。利用多功能酶標(biāo)儀 (Synergy H4, Bio Tek)在365 nm 處進(jìn)行熒光激發(fā)，450 nm 處熒光檢測(cè)。

土壤酶活性[A, nmol/(g·h)] 計(jì)算公式為:

式中：F為樣品凈熒光值，即樣品孔熒光值減去空白板的熒光值；V為醋酸鈉緩沖液的體積 (mL)，即250 mL；E為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)的熒光值；N為微孔板中標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)的量(nmol)，即0.50 nmol；Vb為每個(gè)微孔板土壤懸浮液的體積 (mL)，即0.20 mL。

平均重量直徑(MWD)計(jì)算公式為[19]

1.4 數(shù)據(jù)處理

對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)性檢驗(yàn)，采用Origin 繪圖，采用SPSS 25.0 進(jìn)行雙因素方差分析 (P＜0.05)，并用LSD 多重比較檢驗(yàn)方法進(jìn)行均值比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 施肥對(duì)土壤物理化學(xué)及生物學(xué)性質(zhì)的影響

表1 顯示，長(zhǎng)期施用有機(jī)肥(M 和NPKM 處理)相較于CK 和NPK 處理顯著提高了土壤pH。與CK處理相比，NPK 處理的SOC 含量顯著降低了3.4 g/kg，M 處理和NPKM 處理的SOC 含量分別顯著提高了38.9%和32.0%。NPKM 處理的全氮含量和全磷含量分別顯著提高32.0%和96.0%，對(duì)于EOC 含量, 長(zhǎng)期施用有機(jī)肥(M 和NPKM 處理)顯著高于CK 和NPK處理，NPK 處理相對(duì)于CK 處理顯著提高了49.2%。與NPK 處理相比，NPKM 處理顯著降低了＜0.053 mm團(tuán)聚體含量，增加了0.053～0.25 mm 團(tuán)聚體含量，不施肥處理(CK) 和長(zhǎng)期施用有機(jī)肥(M 和NPKM處理)顯著提高了土壤平均重量直徑20.2%～26.6%。

表1 土壤基本理化性狀Table 1 Basic physical and chemical properties of soil

從圖1 可以看出，CK 與NPK 處理MBC、MBN和qSMBC 含量無(wú)顯著差異，M 和NPKM 處理的MBC 和MBN 含量均顯著高于CK 和NPK 處理，分別提高了1.62～2.32 和2.04～3.17 倍，NPKM 的MBN 含量也顯著高于M 處理。相對(duì)于CK 和NPK處理的qSMBC 含量，M 處理提高不顯著，NPK 處理提高顯著。相對(duì)于CK、NPK 和M 處理，NPKM處理的BG、CBH、NAG、LAP 和AP 活性分別顯著提高了319%～712%、423%～2061%、224%～598%、330%～523%和401%～549%，CK、NPK和M 處理間的CBH、NAG、LAP 和AP 活性無(wú)明顯差異。

圖1 不同施肥處理土壤生物學(xué)性質(zhì)Fig.1 Soil biological properties as affected by fertilization modes

2.2 施肥和溫度模式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響

在32 天培養(yǎng)期間，各處理在恒溫和變溫模式下的土壤有機(jī)碳礦化速率呈現(xiàn)相同的變化規(guī)律，在培養(yǎng)0—10 天快速下降，之后趨于平穩(wěn)(圖2)。CK 和NPK 處理變溫培養(yǎng)條件下SOC 礦化速率始終高于恒溫培養(yǎng)(圖2)。有機(jī)肥處理 (M 和NPKM) 恒溫和變溫條件下SOC 礦化速率沒(méi)有顯著差異。施肥和溫度均對(duì)CO2累積排放量產(chǎn)生顯著影響，但二者不存在交互作用(圖3)。恒溫培養(yǎng)條件下，CK、NPK、M和NPKM 處理SOC 累積礦化量分別為 201、175、262 和228 mg/kg，相較于CK 的SOC 累積礦化量，M 和NPKM 處理顯著增加了30.6% 和13.3%，而NPK 處理顯著降低了12.7%。變溫培養(yǎng)條件下，M 處理SOC 累積礦化量較CK 顯著增加了30.0%，NPK 和NPKM 處理間以及與CK 相比均無(wú)顯著差異(圖3)。與恒溫培養(yǎng)相比，變溫培養(yǎng)下CK 和NPK 處理SOC 累積礦化量分別增加16.2% 和25.6%，而M 和NPKM 處理在恒溫和變溫培養(yǎng)下的CO2累積排放量差異不顯著 (圖3)。

圖2 不同施肥處理土壤有機(jī)碳礦化速率Fig.2 Soil organic carbon mineralization rates under different fertilization modes

圖3 不同施肥處理的土壤有機(jī)碳累積礦化量Fig.3 Cumulative soil organic carbon mineralization under different fertilization modes

2.3 土壤有機(jī)碳礦化的影響因素分析

相關(guān)分析結(jié)果(圖4)表明，恒溫培養(yǎng)下土壤CO2累積排放量與化學(xué)性質(zhì)(土壤有機(jī)碳、全氮、速效氮、速效磷、C : N、易氧化態(tài)有機(jī)碳)和微生物性質(zhì)(MBC、MBN、qSMBC) 存在顯著的正相關(guān)，在變溫培養(yǎng)條件下，CO2累積排放量與土壤化學(xué)性質(zhì)顯著正相關(guān)。變溫相對(duì)于恒溫模式下CO2累積排放量的變化率(ΔCO2)與土壤微生物性質(zhì)和酶 (BG、CBH、NAG、LAP 和AP) 活性顯著負(fù)相關(guān)。

圖4 恒溫和變溫模式下CO2 累積排放量及其變化率與土壤化學(xué)性狀、生物學(xué)性狀間的相關(guān)性Fig.4 Correlation between cumulative CO2 emission and soil chemical and biological properties under constant and variable temperature conditions

恒溫和變溫培養(yǎng)下的CO2累積排放量均與土壤pH、有機(jī)碳、全氮和C : N 呈現(xiàn)顯著線性正相關(guān)關(guān)系(圖5)，恒溫培養(yǎng)的CO2累積排放量也與MBC、MBN 顯著正相關(guān)。ΔCO2與MBC、MBN、qSMBC、BG、CBH、NAG、LAP 和AP 呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(圖6)。

圖5 恒溫和變溫模式下CO2 累積排放與主要土壤化學(xué)及生物學(xué)性質(zhì)的關(guān)系Fig.5 Relationship between cumulative CO2 emissions and main soil chemical and biological properties under constant and variable temperature conditions

圖6 CO2 累積排放量變化率(ΔCO2)與土壤生物學(xué)性質(zhì)的關(guān)系Fig.6 Relationship between the change rate of cumulative CO2 emission (ΔCO2) and soil biological properties

3 討論

3.1 施肥對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響

土壤有機(jī)碳礦化是陸地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)的重要組成部分，施肥作為主要的農(nóng)田管理措施，其通過(guò)改變土壤物理化學(xué)及生物學(xué)性質(zhì)來(lái)影響土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程[20]。本研究結(jié)果表明，與不施肥處理相比，長(zhǎng)期施用化肥 (NPK)使SOC 含量降低了15.0%，這與吳萌等[21]和苗淑杰等[6]研究結(jié)果相反，但與郭振等[22]、喬云發(fā)等[23]和李渝等[24]的研究結(jié)果相一致，這可能是因?yàn)殚L(zhǎng)期施用化肥不利于土壤大團(tuán)聚體的形成，使得團(tuán)聚體對(duì)有機(jī)碳的物理保護(hù)能力降低[6]。本研究也發(fā)現(xiàn)NPK 處理的團(tuán)聚體平均重量直徑顯著低于CK 處理(表1)，證實(shí)了長(zhǎng)期施用化肥降低了土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性。NPK 處理EOC 含量較高，進(jìn)一步證實(shí)了該部分碳不穩(wěn)定，容易礦化損失，使得該處理有機(jī)碳含量降低[25]。本研究中，長(zhǎng)期施用有機(jī)肥處理的SOC 礦化速率和累積礦化量顯著高于CK 和NPK處理，這與郭振等[22]、劉金煒等[14]研究結(jié)果一致。一方面，施用有機(jī)肥增加了SOC 含量和氮磷等養(yǎng)分有效性，為土壤微生物呼吸提供了充足的底物和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)[22,26]；另一方面，有機(jī)肥的施用提高了土壤pH(7.04～7.25)，緩解了土壤酸化，促進(jìn)了微生物活性和生長(zhǎng)繁殖[27]。且施加有機(jī)肥處理的MBC、MBN 含量顯著高于不施有機(jī)肥處理，這與恒溫短期培養(yǎng)下MBC、MBN 含量增加CO2累計(jì)礦化量隨之增加的結(jié)果一致。李英臣等[28]研究了不同氮施入水平對(duì)濕地草甸沼澤SOC 礦化的影響，發(fā)現(xiàn)隨培養(yǎng)時(shí)間的增加，有效碳源成為微生物活動(dòng)的限制因素，土壤微生物活性降低，從而降低了SOC 的礦化速率，減少了SOC的累積礦化量。這與本試驗(yàn)中隨著C/N 的增加CO2累積排放量隨之增加的結(jié)果相一致。于冰等[29]基于祁陽(yáng)紅壤的研究發(fā)現(xiàn)，SOC 礦化與細(xì)菌和真菌種群豐度和多樣性顯著正相關(guān)，且土壤胞外酶活性與細(xì)菌豐度和真菌多樣性也顯著正相關(guān)，不同施肥處理間微生物種群多樣性差異也可能是造成此結(jié)果的原因。

3.2 溫度模式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響

在本研究整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期(短期)內(nèi)，變溫模式與恒溫模式的積溫相同，CK 和NPK 處理在變溫培養(yǎng)下SOC 累積礦化量顯著高于恒溫模式 (P＜0.01)，說(shuō)明溫度模式是影響SOC 礦化過(guò)程的重要因素。本研究結(jié)果也表明，在恒溫模式下研究SOC 礦化特征可能會(huì)低估自然條件下的SOC 礦化潛勢(shì)。因此，闡明不同溫度模式對(duì)SOC 礦化的影響，對(duì)準(zhǔn)確評(píng)估自然條件下SOC 周轉(zhuǎn)過(guò)程具有重要意義。M 和NPKM處理在恒溫和變溫模式下的SOC 累積礦化量無(wú)顯著差異，說(shuō)明施用有機(jī)肥有助于調(diào)控溫度周期性變化對(duì)SOC 礦化的影響。也有研究表明溫度模式的變化顯著影響SOC 礦化[30-31]，本試驗(yàn)中CO2在兩種溫度模式下變化率與土壤中MBC 含量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，即隨著MBC 含量的增加，ΔCO2逐漸降低，究其原因可能是，施用有機(jī)肥增加了土壤中可供微生物利用的碳源和營(yíng)養(yǎng)元素，提高了土壤中MBC 含量和MBN 含量[7]，促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)繁殖，且M 和NPKM 處理土壤中可用于礦化的活性有機(jī)碳的含量較多，其土壤微生物分解SOC 的速率要高于其他處理，使得溫度對(duì)施用有機(jī)肥處理的碳礦化的影響較小。同時(shí)兩種溫度模式下由于微生物群落結(jié)構(gòu)可能存在不同或微生物的活性有一定的差異，pH 在微生物的生長(zhǎng)繁殖中起到了調(diào)節(jié)作用，施用有機(jī)肥處理的pH 顯著提高，趨于中性，同時(shí)最適溫度與恒定溫度相同的微生物會(huì)被選擇出來(lái)，形成恒定溫度下特定具有優(yōu)勢(shì)的群落結(jié)構(gòu)[31]，相比之下，變溫模式中，因?yàn)槿諟囟茸兓秶鷥?nèi)存在許多種群的最適溫度，因此可能會(huì)形成多樣化的微生物群落共存[32]，從而導(dǎo)致變溫模式下物種的多樣化群落。施用有機(jī)肥處理的微生物群落適應(yīng)性強(qiáng)，能夠抵御溫度周期性變化的干擾，降低了溫度變化對(duì)有機(jī)碳礦化的影響，在本研究中，不同土壤化學(xué)性質(zhì)與恒溫和變溫模式下CO2累積排放量顯著相關(guān)，這可能由于溫度變化使土壤的一些性質(zhì)(比如微生物、pH、土壤結(jié)構(gòu)等)發(fā)生改變[14,33]，從而使土壤中的有機(jī)碳更易被分解，但施有機(jī)肥處理在增加SOC 含量的同時(shí)也促進(jìn)團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)的形成，而顆粒有機(jī)碳受到團(tuán)聚體的包裹作用從而避免被微生物降解[34]，兩因素共同作用下，導(dǎo)致施有機(jī)肥處理降低了溫度變化對(duì)SOC 礦化的影響。

4 結(jié)論

有機(jī)碳累積礦化量在恒溫和變溫條件下，均與土壤pH、有機(jī)碳和全氮含量正相關(guān)，只在恒溫條件下與微生物生物量碳氮含量呈正相關(guān)。長(zhǎng)期單施有機(jī)肥以及有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施提高了黃壤pH 和SOC 含量，同時(shí)也提高了微生物生物量和酶活性，土壤SOC 累積礦化量在恒溫或者變溫條件下無(wú)顯著差異，但均顯著高于單施化肥土壤。長(zhǎng)期不施肥或者單施化肥土壤在變溫條件下的有機(jī)碳累積礦化量顯著高于恒溫條件下，說(shuō)明施用有機(jī)肥緩解了溫度周期性變化對(duì)SOC 礦化的促進(jìn)作用。