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

1、中央民族大学urtp结题论文中央民族大学urtp结题论文urtp finishing thesis of min zu university of china北京市土壤微生物群落对模拟氮沉降增加的早期响应the short-term response of soil microbial communities to stimulated nitrogen deposition in beijing 姓 名： 杨扬 张悦清 傅强 夏凡 院 系： 生命与环境科学学院 专 业： 08环境科学 08生态学 指导教师： 冯金朝 2010年12月15日19摘 要在陆地生态系统，氮沉降增加将会引起一定的生态

2、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（100kghm- 2a- 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（50kghm- 2a- 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 in the terrestrial ecosystem, the additional nitrogen may bring

3、 several ecological responses. this experiment is focused on the reactions of soil micro-organisms to the stimulated nitrogen deposition in urban grassland and woodland of fragrant mountain. we are also trying to analyze the effects on the different ecosystems by the increase of nitrogen in soil. re

4、sults showed that, under the n addition treatments (over 100kghm- 2a- 1), all the numbers of mycetes, bacterial and antinomies in two sample plots had a little decrease. however, the number of mycetes in low-nitrogen (50kghm- 2a- 1) in urban grassland showed an increase. besides, n addition treatmen

5、ts also changed the physical-chemical properties in soil, for instance, lower the ph in acid soil.key words: nitrogen deposition; soil micro-organisms目 录一、前言1（一）研究背景1（二）研究进展11、国外相关研究现状12、国内相关研究现状23、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31、实验仪器32、实验试剂33、实验材料3（二）研究区域31、实验地概况32、主要植被特征43、样地设置4（三）研究方法41、人工模拟

6、氮沉降42、取样43、样品处理与保存54、各项指标测定方法55、统计分析6三、结果分析6（一）土壤基本性质61、土壤温度62、土壤含水量7（二）土壤理化性质81、土壤ph82、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91、对氮沉降的响应92、对不同氮浓度的响应113、不同深度土壤微生物的响应114、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63.5 tga-1，为工业革命前的3.6倍

7、，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14.4 tgna-1，2000年67.7 tgna-1，到2030年将达到105.3 tgna-12。在中国部分南方森林里，大气湿氮沉降已高达30-73 nhm-2a-13,4,5。而在北京，通过干湿沉降形式输入总氮量极有可能超过60 kg·hm- 2·a- 16。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

8、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

9、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（chihuahuan desert u.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（5 g·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（50 g·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（scats

10、 pine）林中nh4no3的增加显著降低微生物量11。哈佛（harvard u.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（virginia u.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（harvard u.s.）森林发

11、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

12、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

13、、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

14、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

15、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°5652n，116°1847e），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

16、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°5937n，116°1002e），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（poa annua），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

17、地主要植被种类为萝藦（metaplexis japonica (thunb.)makino）、皱叶狗尾草（setaria plicata（lamk）tcooke）、胡枝子（leapedeza bicolor. turcz）、灰条菜（chenopodiumalbuml）、铁线莲（clematis florida thunb）、荨麻（nettle）等。3、 样地设置本研究参照n itrex项目19和北美harvard forest20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

18、（0 kg·hm- 2·a- 1 ）、n1（50 kg·hm- 2·a- 1）、n2（100 kg·hm- 2·a- 1）、n3（150 kg·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、150 kg·hm- 2·a- 1，分别配成不同浓度的nh4no3溶液2

19、.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ckn1n2n3溶液浓度/mol·l-10 0.030 0.060 0.090氮的质量/g·l-10 0.8331.6662.499等量年沉降量/kg·hm-20 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×10

20、cm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

21、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。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。土壤ph值：采用水浸提法进行测定（水土比10:1），

22、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

23、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，microsoft excel2003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。

24、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

25、，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

26、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

27、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0-10cm10-20cm0-10cm10-20cm0-10cm10-20cm0-10cm10-20cm4月0.91±0.030.76±0.032.50±0

28、.051.26±0.0335.375±0.40836.418±0.27960.702±0.56851.425±0.4845月0.95±0.010.79±0.002.15±0.011.16±0.0428.311±0.53928.864±0.21650.758±0.02437.422±0.9716月0.74±0.020.70±0.013.56±0.021.14±0.0423.804±0.47427.336±0.

29、52671.152±0.01938.454±1.4067月1.16±0.010.68±0.022.91±0.071.34±0.0232.815±0.64428.534±0.03060.677±0.93645.162±1.3798月1.08±0.050.76±0.002.86±0.071.53±0.0729.436±0.45528.883±0.53545.650±0.45937.161±0.0229月0.88±

30、;0.000.76±0.051.81±0.021.16±0.0531.926±0.33929.739±0.69561.040±0.50845.141±1.0774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

31、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

32、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（p0.01，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 城市霉菌数量和总氮含量图-7 香山霉菌和ph如图-6，城市样地中霉菌数与样地土壤总氮含量变化趋势基本一致，即二者

33、具有一定的正相关关系。结合表-2中对照组土壤全氮和有机碳含量可知，城市土壤全氮和有机碳含量明显低于香山样地。有机碳和氮含量是衡量土壤营养状况的重要标准，城市土壤的这两项指标较低说明其营养状况劣于自然环境的下的土壤。模拟施氮为城市土壤补给了氮素，有助于均衡土壤营养结构，从而有助于霉菌生长，使城市样地中霉菌数与土壤总氮含量呈现出正向关系。如图-7，香山样地低氮处理下的土壤ph和霉菌数量呈现负相关关系（p0.05，相关系数为0.829）。结合表-2可知，香山土壤本底的总氮含量高于城市，出现响应时的氮含量也高于城市。化学态氮的施加会影响土壤的ph，尤其是硝态氮会增加土壤的酸度。而霉菌对酸性环境更为适应

34、，所以随着土壤ph下降，霉菌的数量增加。从图-7可看出随着氮的施加，香山土壤ph出现较大的月际波动，而霉菌数的月际变化与之呈现一定的拮抗关系。2、 对不同氮浓度的响应图-8 香山0-10cm土壤中的细菌、放线菌、霉菌数量如图-8，以8月，香山0-10cm土壤层为例，氮沉降的增加对细菌、放线菌、霉菌的生长均呈现抑制作用，高氮处理对三种微生物的生长抑制尤为明显。而施氮对不同微生物抑制的程度有所差异：细菌和放线菌数随施氮增加逐渐减少，具体为ckn1n2n3；霉菌数则随施氮量增加呈现先增后减的变化过程。计算相关性系数可知氮沉降的增加对三类菌的影响程度不同，按照影响程度由大到小依次为：放线菌霉菌细菌。3

35、、 不同深度土壤微生物的响应（a）0-10cm（b）10-20cm图-9 香山0-10cm和10-20cm的放线菌如图-9（a），对比香山不同深度土壤中放线菌对高氮处理的响应情况可知，0-10cm深度土壤中的放线菌受到高氮施加的抑制，第一个月中ck<n3，而后三个月中ck>n3。且在6月与8月，高氮处理给样地土壤微生物造成的影响极显著，（6月，两种处理的显著性差异为0.006；8月为0.005）。如图-9（b），高氮处理对10-20cm层土壤微生物起到抑制作用。前两个月中，ck<n3（显著性差异值依次为0.034，0.008，0.024），后三个月则为ck>n3（7月、

36、8月的显著性差异分别为0.043，0.009）。香山不同深度土壤微生物均在8月对氮增加表现出较强响应，但是0-10cm层中体现较10-20cm层明显。对比（a）（b）两图还可发现，不同深度土壤中，放线菌数量关系的拐点不同，10-20cm层土壤微生物对施氮的响应比0-10cm层有一个月的迟滞。在对n3组样地进行处理时，是将雾化的溶液在样地上方约80cm高度处喷洒，该施氮方式受样地植被影响较大，叶面截留的部分溶液直接蒸发、或需更长时间下渗入土壤。因此一方面进入土壤的氮较之施加量有损失，另一方面溶液进入土壤的速度减缓，土壤对施氮的响应有所延迟。所以高氮处理对放线菌造成的抑制作用在0-10cm层首先体

37、现。此外，0-10cm土壤也可能因直接接受一定量的光照而致放线菌活动受到影响。4、 中氮与中氮特殊处理如图-10，5月至9月实验期间，两地的放线菌数量在中氮与中氮对照两种不同处理方式下呈现相似的变化趋势。前期（春季）n2<sn，该阶段样地植被不繁茂，裸露土壤较多，植物对氮沉降的截留不明显。后期（夏季）n2>sn，该阶段样地植被生长旺盛，城市样地中表土的植被覆盖率较高，因此植物叶面截留造成的影响显著。对比两种不同施氮方式下的放线菌数量变化可知，土壤中可利用的氮素减少，放线菌的数量也会随之减少。（a）城市（b）香山图-10 城市和香山的放线菌结合图-5可知，中氮及以上施氮处理均会对土壤

38、放线菌生长产生一定抑制作用。因此植物生长旺盛的夏季（7至9月），在排除植物截留因素的中氮对照组，进入土壤的氮量约等于对样地施加的氮量，土壤中放线菌生长受到额外氮素的抑制更为强烈，因此其数量比常规中氮处理组低。细菌比例放线菌比例图-11 城市细菌和放线菌比例关系（四） 放线菌与细菌的拮抗关系如图-11，城市样地内细菌和放线菌占三类菌总数的比例呈现出负线性相关关系，相关系数为-0.776。放线菌本身耐干热条件，对营养要求不甚严格，最适ph范围较广（6.0-7.5），并能在碱性条件下活动。23城市各样地ph均高于8，呈碱性，在碱性条件下细菌活动会受到较强抑制，而放线菌受到影响不大，因此放线菌代谢较细

39、菌旺盛。这样，放线菌一方面与细菌争夺碳源、氮源和能量，另一方面释放出代谢产物抑制了细菌的生长。二者便呈现负相关（或拮抗）关系。四、 结论与建议（一） 实验结论1、 人工模拟氮沉降对样地土壤的理化性质产生了一定影响。具体表现为施氮使香山样地土壤ph下降。香山样地土壤在自然条件下既呈酸性，而氮素的增加使其ph进一步下降。植物根系在吸收nh4+，为了维持根际环境的电荷平衡，会释放出一定量的h+和al3+，而这两种离子会降低土壤溶液的ph，使土壤酸化。以上现象与smolaner等(1994)在挪威云杉林的研究一致。根据模拟得出的结果，可推断现实的自然环境中，氮沉降的增加可能会引起土壤酸化。2、 微生物

40、对模拟氮沉降有一定的响应。首先，高浓度氮处理（本实验表现在>100 kghm- 2a- 1）对不同菌类均有抑制增长的作用，这与贾淑霞等（2009）在落叶松和水曲柳人工林的研究结论一致。其次，施氮对土壤微生物的影响因微生物种类差异和土壤环境差异而不同。本实验中，城市样地土壤（ph约为8.3）中的霉菌数量在低氮处理（50 kghm- 2a- 1）下，呈现增长趋势。3、 不同种类的土壤中，微生物对施氮的响应不同；同种土壤的不同深度（0-10cm、10-20cm）中，微生物对施氮的响应也不同。在香山高氮处理（150 kghm- 2a- 1）组，0-10cm层放线菌先于10-20cm层受抑，表明施

41、加的氮溶液存在下渗的时间，表层的微生物可能受施氮影响较重。4、 氮沉降能直接（影响微生物的营养状况）或间接影响（影响土壤的理化性质）土壤微生物的生长繁殖及活动能力。除营养状况外，土壤理化性质与微生物的代谢活动也存在一定关性。本实验设在城市的低氮处理样地中，全氮量与霉菌数的相关性显著（p<0.01，相关系数为0.975）。莫江明等人（2007）在南亚热带森林发现细菌与有效氮有极显著的正相关（相关系数为0.715）。5、 模拟不同路经的氮沉降时，同浓度的氮（100 kghm- 2a- 1）采用不同方式施加会引起不同效应。排除植物截留因素的近地施氮比模拟自然湿沉降的直接喷洒更为有效，该处理组中

42、微生物数量的降低趋势更趋近于高氮处理。反映在自然条件下即植被截留作用会影响大气中氮的干湿沉降，使进入土壤的氮素少于大气中以各种方式沉降的氮素。（二） 建议从现有实验结果中得出，施氮会对土壤理化性质造成影响。土壤ph方面，模拟氮沉降使酸性的香山土壤ph降低，反映在现实中即氮沉降可能进一步导致自然环境下的土壤酸化。对于以北京市为代表的诸多城市圈而言而言，氮沉降导致的土壤酸化可能对城市生态系统产生负面影响，过酸化不利于土壤生态系统的循环和土壤生物的营养。因此，政府应严格控制工厂交通等氮排放源的排放量。土壤微生物对模拟氮沉降存在一定响应。本实验表明，过量的氮（>100 kghm- 2a- 1）使

43、土壤中微生物数量下降。在现实条件下，氮沉降可能会使陆地生态系统土壤富集氮素，从而影响土壤微生物的活动。而微生物活动是土壤系统循环的重要组成部分，过量的氮可能使得微生物活性降低，从而减少土壤中生物多样性、减缓土壤代谢速率，并降低生态系统的净初级生产力（npp）。建议对土壤的理化性质与微生物活动进行长期监测，并结合大气降水中氮素的含量进行分析，为全球性的氮沉降应对提供资料。火电行业与交通行业占全球氮沉降主要来源的70%21，使得氮沉降在主要城市的程度大于其他地区。在严格控制氮排放的同时，城市绿化应考虑土壤酸碱性的本底与变化，针对不同ph的土壤，种植相应的地表植被。所栽种植物应选择善于富集氮，并对氮

44、素需求量大的品种。五、 实践创新（一） 目前国内氮沉降对土壤生态系统的研究集中在华南地区，本实验地选在北方，以北京市土壤为研究目标。不仅弥补了北方地区研究的空白，同时也对北京市的绿化建设与环境保护具有重要的参考价值。（二） 本次实验选地共两处，分别为北京市中心（中央民族大学）和北京市周边（香山），能较好反应出人为干扰下和自然条件下土壤微生物对氮沉降的响应差异，具有对比意义。（三） 土壤具有空间异质性，其理化性质和内部生物活动存在水平分异和垂直分异现象。本实验在施氮处理前，对所有样地进行了原土壤基本性质测定，具体包括土壤ph、有机碳含量、全氮含量与微生物（细菌、霉菌、放线菌）数量。以上数据为分析

45、施氮处理后的土壤性质变化提供了参考依据。目前已进行的相关研究设计中，土壤本底性质均被默认为全部一致，在该前提下得出的实验结论在细节上可能存在一定偏差。本实验考虑了样地本身的异质性，在对模拟氮沉降带来的影响进行分析时更为严谨。（四） 目前国内氮沉降研究，大部分采用连续施氮一次取样的处理方法，这样不能及时反映土壤环境在整个实验过程中的细微变化。若取样前突遇极端天气变化，可能对所得数据产生较大影响而使实验结果不具一般性和代表性。本次实验期从4月到9月，采取每月施氮取样的处理方法，该方法所得数据不仅可以反映土壤环境和微生物生长的月际变化，也降低了极端反常天气对实验影响的比重。（五） 在对前人研究方法部

46、分继承的基础上，本实验还设立了不同施氮方式对比组，考虑了植被截留作用对结果的影响，为氮沉降研究提供了新的角度。六、 经费使用情况表3 经费使用编号项目数量金额/元经手人1试剂2批1540杨扬2铝盒150个140傅强3培养皿80套400杨扬4移液枪、枪头1套260杨扬5资料复印200页100张悦清6耗材4批156夏凡7废液处理4桶400傅强截至实验完成，共花费2996元。本次试验使用的试剂种类繁多，已使用30余种化学试剂、生物试剂，其中包括大量硫酸、氢氧化钠，初步计划时预算成本较高，所以在实验中紧紧把握成本控制，量入为出，减少浪费。同时在经费使用过程中详细记录，专款专用。在多位老师的帮助下，我们

47、向学院借用了很多器具，节约大量经济成本，使得实验在有限的经费下完成。参考文献1 galloway j n, dentener f j, capone d g, et al. nitrogen cycles: past, present, and future. biogeochemistry, 2004, 70:153-226.2 zheng x, fu c, xu x, et al. the asian nitrogen cycle case study. ambio, 2002, 31: 79-87.3 ma x h. effects of rainfall on the nutrient

48、 cycling in man-made forests of cunninghamia lanceolata and pinus massoniana. acta ecologia sinica, 1989, 9(1):15-20.4 ren r, mi f, bai n. a chemometrics analysis on the data of precipitation chemistry of china. journal of beijing polytechnic university, 2000, 26(2):90-95.5 xu y g, zhou g y, luo t s

49、, et al. soil solution chemistry and element budget in the forest ecosystem in guangzhou. acta ecologica sinica, 2001, 21(10):1670-1681.6 沈健林.北京近郊农田大气nh3与n02干沉降研究.土壤学报,2008.45(1):165-1697 吕超群.陆地生态系统氮沉降增加的生态效应.植物生态学报,2007,31(2):205-2188 vitousek,p.aber,j.howarth,r.likens,g.matsou,p.schindler,d.schles

50、inger,w.and tilman,g.1997.human alteration of the global nitrogen cycle:causes and consequences,issues in ecology i.9 schimel.d.s.1995.terrestrial ecosystems and the carbon cycle.global change biol,j,77-9110 zhang q h, zak j c. effects of water and nitrogen amendment on soil microbial biomass and fi

51、ne root production in a semi-arid environment in west texas. soil biology & biochemistry ,1998, 30(1):39-45.11 soderstrom b, baath e, lundgern b. decrease in soil microbial activity and biomass owing to nitrogen amendment. canadian journal of microbiology ,1983, 29:1500-1506.12 compton j e, watrud l s, porteous l a, et al. response of soil microbial biomass and community composition to chronic nitrogen additions at harvard forest. forest ecology and management ,2004, 196(1):143-158.13 frey s d, knoor m, parrent j l, et al. chro