环境科学学报  2017, Vol. 37 Issue (2): 737-746
外源盐对不同盐碱程度土壤CH4吸收潜力的影响    [PDF全文]
杨铭德, 焦燕 , 李新, 温慧洋    
内蒙古师范大学, 化学与环境科学学院, 呼和浩特 010022
摘要: 目前,关于不同盐含量及外源CH4浓度对盐碱土壤CH4吸收的影响机制尚不清楚.因此,本研究通过室内培养实验,设定大气外源CH4浓度((2.5±0.1)μL·L-1)和高外源CH4浓度((6451.6±2.9)μL·L-1),并调节盐碱土壤盐含量,探究不同盐碱程度土壤CH4吸收潜力的变化趋势.结果表明,两种外源CH4浓度条件下,无外源盐添加的不同盐碱程度土壤SA1(轻度盐化土壤)、SB1(强度盐化土壤)、SC1(盐土)均表现为随盐碱程度增加,CH4累积吸收量降低的趋势,即SA1 > SB1 > SC1;不同外源CH4浓度下,CH4累积吸收量表现为:高外源CH4浓度(4.10×104 μg·kg-1)远远大于大气外源CH4浓度(6.85 μg·kg-1).此外,通过实时荧光定量PCR技术检测与计算得到不同盐碱程度土壤甲烷氧化菌丰度、甲烷氧化菌比活性.3种不同盐碱程度条件下,随着盐含量增加,土壤甲烷氧化菌比活性降低,CH4累积吸收量亦降低,盐含量较高的土壤(SB1、SC1)加入外源盐后,会明显降低CH4吸收.因此,两种外源CH4浓度条件下,不同盐碱程度土壤甲烷氧化菌比活性越高,CH4累积吸收量越大;盐碱土壤甲烷氧化菌比活性变化量越大,CH4累积吸收变化量越高.说明在两种不同外源CH4浓度下,土壤甲烷氧化菌比活性是不同盐碱程度土壤CH4吸收潜力的根本原因.
关键词: 盐碱土壤     盐含量     PCR     甲烷氧化菌     吸收速率     比活性    
Influence of exogenous salt on CH4 absorption potential in different saline-alkaline soils
YANG Mingde, JIAO Yan , LI Xin, WEN Huiyang    
Chemistry & Environment Science College, Inner Mongolia Normal University, Hohhot 010022
Received 21 Mar 2016; received in revised from 25 Apr 2016; accepted 25 Apr 2016
Supported by the National Natural Science Foundation of China (No.41675140, 41565009, 41375144), the 2016 Inner Mongolia Youth Innovative Talent Training Program of Prairie Excellence Project and the Inner Mongolia Normal University Graduate Student Research Innovation Fund Project (No.CXJJS14060)
Biography: YANG Mingde(1990—), male, E-mail:279314135@qq.com
*Corresponding author: JIAO Yan, E-mail:jiaoyan@imnu.edu.cn
Abstract: The influence mechanism of salt content and exogenous CH4 concentration on CH4 uptake in saline-alkaline soils remains largely unknown. By setting the external atmospheric CH4 concentration ((2.5±0.1) μL·L-1) and high external concentration ((6451.6±2.9) μL·L-1) and adjusting the salt content of soil salinization, this study investigated the influence trend potential of CH4 uptake with varying degrees of salinity in soils by incubation experiment. The results showed that for both exogenous concentrations of CH4, CH4 cumulative uptake decreased with increasing degrees of salinity soils without addition of exogenous salt, i.e. SA1(slightly salinization) > SB1(intensity salinization) > SC1(saline). The cumulative CH4 uptake with high concentrations of CH4 (4.10×104 μg·kg-1) was far greater than that with atmospheric CH4 concentrations (6.85 μg·kg-1). In addition, the abundances of methanotrophs in different levels of soil salinity were detected by real-time PCR technique and their specific activities were calculated. The specific activity of methanotrophs and CH4 cumulative absorption decreased in response to the increasing exogenous salt content. Adding exogenous salt into high salt soils (SB1 and SC1) significantly decreased CH4 absorption. Therefore, for two exogenous CH4 concentrations, cumulative CH4 uptake increased with increasing methanotrophs specific activity and the change in cumulative CH4 uptake increased with increasing change of specific activity in different saline-alkaline soils. It is concluded that soil methanotrophs specific activity is the fundamental reason for soil CH4 absorption potential in two exogenous CH4 and different saline-alkaline soils.
Key words: saline-alkaline soil     salt content     PCR     methane oxidizing bacteria     CH4 uptake rate     specific activity    
1 引言(Introduction)

CH4是一种重要的温室气体, 对全球增温潜势的贡献率达17%, 是同等浓度水平下CO2的23倍, 而且还参于对流层的化学反应(Parry, 2007;IPCC, 2007).一般认为通气性较好的旱地性土壤是最主要的大气CH4汇, 每年约能吸收10~44 Tg大气中的CH4, 对全球CH4汇的贡献率达到10%(Grosso et al., 2000Fang et al., 2014).目前, 有关大气CH4汇的研究主要集中在草地(齐玉春等, 2005Lin et al., 2015)、森林(Reay et al., 2005Xu et al., 2007)、沙地(Angel et al., 2009Hou et al., 2012)等土壤类型.统计表明, 目前全球盐碱土壤面积达9.5×108 hm2, 大约占陆地总面积的25%, 中国盐碱土壤面积约为0.6×108 hm2(Liu, 2008).随着盐渍化土壤面积的不断扩大, 盐含量及pH不断改变着土壤的质地结构、土壤有机碳及土壤肥力等(Wang et al., 2014).Steinkamp等(2001)研究表明, 土壤有机层阻隔了大气中CH4或O2向土壤中甲烷氧化菌的扩散.张景峰等(2011)研究发现, 当土壤盐含量从2.5 μmol·g-1 (以每g干土中的NaCl计)变化到10 μmol·g-1时, 导致CH4吸收速率从原来的45%降低到18%;Dalal等(2008)认为盐碱土壤中高盐离子浓度可能会通过土壤水势抑制CH4的氧化过程;Whalen (2000)通过室内实验证明了CH4吸收对盐离子很敏感, 尤其是氯离子.大多数甲烷氧化菌适宜生长在pH值范围为6.6~6.8, 其进行CH4氧化最适宜的pH范围大约为中性弱碱性环境, pH在7.0~7.5之间变动(Smith et al., 2008).Dunfield等(2003)在3种原始森林土壤中观测到甲烷氧化菌生长的最适pH为5.5, 而且能够生长繁殖并具有活跃的代谢功能.甲烷氧化菌是好气性土壤CH4吸收最主要的微生物之一, 能依靠CH4作为其生长的唯一的碳源和能源(Katrin et al., 2012Jeremy et al., 2010).土壤中甲烷氧化菌种群及其CH4氧化活性直接影响着由土壤进入大气的CH4量, 改变着土壤中的CH4氧化速率(陈中云等, 2001).Nancy等(2014)通过对墨西哥盐碱土壤的研究表明, 增加盐浓度根本上是降低了土壤甲烷氧化菌的比活性, 间接地降低了CH4吸收速率;Menyailo等(2008)研究发现, 土壤甲烷氧化菌比活性在俄罗斯草原种植人工林后土壤CH4吸收速率变化中扮演重要角色;杨芊葆等(2010)通过对旱地农田土壤的研究发现, 比活性越大, CH4吸收速率越大.土壤甲烷氧化菌落特征主要受土壤性质的调控, 近几年一些大尺度的调查也证实, 土壤性质(如pH和盐含量)是调控土壤甲烷氧化菌群落多样性和群落结构的关键因子(Fierer et al., 2006).

目前, 国内有关CH4排放的研究主要集中在南方酸性土壤, 而CH4吸收潜力研究在北方旱地碱性土壤开展.由于有关环境因素(盐含量)对内蒙古中部河套灌区旱地盐碱土壤CH4吸收潜力的报道较少, 因此, 本研究通过室内培养实验探究在不同外源CH4浓度、外源盐加入对不同盐碱程度土壤CH4吸收潜力的影响, 为评估全球盐碱土壤温室气体汇的累积量提供理论依据.同时, 通过实时荧光定量PCR技术间接获得盐碱土壤甲烷氧化菌比活性的大小, 从微生物的角度探究CH4吸收的响应机制, 以期为治理盐碱土壤提供参考.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况

供试土壤属于农田土壤, 种植葵花作物, 采于内蒙古自治区巴彦淖尔市乌拉特前旗, 地理位置在东经108°11′~109°54′、北纬40°28′~41°16′之间, 总面积7476 km2.研究区地处黄河北岸, 河套平原东端, 该地属中温带大陆性气候, 冬寒而长, 夏热而短, 干旱少雨, 春季风沙较大, 最高气温为39.7 ℃, 最低气温是-30.7 ℃, 年平均气温为7.7 ℃.年平均日照时间是3212.5 h.降水集中于6-9月, 年平均降水量为213.5 mm, 年蒸发量为1900~2300 mm.

2.2 样品采集

试验时间为2014年5月(土壤未种植作物), 为避免地形等因素干扰, 研究样区选择为地势平坦地区, 按照邻近原则布置样点, 距离地表0~20 cm取样.依据不同盐碱程度土壤盐含量, 参照土壤盐化含量分级标准(王遵亲, 1993), 选取3种不同盐碱程度土壤(表 1):轻度盐化土(SA1)、强度盐化土(SB1)、盐土(SC1).一份土壤经风干研磨过2 mm筛, 用于理化性质测定和CH4培养实验, 另一份土壤迅速运回实验室, 然后将部分土壤分装于若干无菌离心管中, 于-8 ℃保存.

表 1 试验土壤盐分含量 Table 1 Salt content in test soil

表 2 试验土壤基本理化性质 Table 2 Physico-chemical properties of soil samples
2.3 土壤基本理化性质

土壤基本理化测定方法(鲍士旦, 2000)如下:pH采用复合电极法测定(土水质量比1:2.5), 电导率EC采用复合电极法测定(土水质量比1:5), 土壤容重ρb采用环刀法测定, 土壤质地用比重计速测法测定, 土壤有机质OC选用重铬酸钾容量-外加热法测定, 土壤TP用HClO4-H2SO4测定, 土壤TN通过凯氏定氮法测定, 土壤NH4+-N采用纳氏试剂比色法测定, 土壤NO3--N选用酚二磺酸比色法测定.试验土壤基本理化性质如表 2所示.

2.4 PCR体系的建立

DNA提取采用CTAB/SDS方法.利用广泛存在于环境样品中的甲烷氧化菌pmoA基因的检测与定量化, 在pmoA定量过程中, 所采用的引物(Adrian et al., 2011)为A189f (5′-GGN GAC TGG GAC TTC TGC-3′)和A682r (5′-GAA SGC NGA GAA GAA SGC-3′), 利用2对特异性引物分别扩增样品DNA中细菌数目的DNA序列.QPCR反应所需PCR扩增体系(25 μL):10×PCR buffer 2.5 μL, dNTP (2.5 mmol·L-1)1.6 μL, primers F (5P)1 μL, primers R (5P)1 μL, Taq (5 U·μL-1)0.125 μL, 模板DNA 50 ng, 补H2O 16.775 μL.PCR扩增程序为:95 ℃预变性4 min;95 ℃变性30 s, 60 ℃复性30 s, 72 ℃延伸30 s, 30个循环;最终72 ℃延伸10 min.PCR产物采用AXYGEN公司DNA Gel Extraction Kit进行纯化.筛选阳性克隆, 对插入的细菌DNA片段进行序列测定, 序列正确的阳性克隆子利用试剂盒提取质粒作为标准品, 制备好的质粒标准品进行10倍梯度质量浓度稀释, 得到4个稀释度的标准模板, 以QPCR反应的循环数为横坐标, 以不同模板拷贝数的对数为纵坐标, 绘制标准曲线.PCR仪为Biometra公司生产的T-gradient, 凝胶成像仪为Bio-Rad公司的Gel-Doc2000凝胶成像系统.

2.5 CH4室内培养实验

分别称取过100目筛的SA1、SB1、SC1土壤样品各50 g (相当于烘干土重), 装入250 mL规格的培养瓶(Glasgeratebau OCHS GmbH), 加入灭菌去离子水5 mL, 预培养7 d, 激活土壤微生物.7 d后取出培养瓶, 对土壤样品添加盐(KCl)溶液调节土壤盐含量(表 3), 并保证培养体系中土壤质量含水率为25%, T型硅胶塞封口, 于(25±1) ℃下恒温培养箱避光培养328 h.设置两种外源CH4浓度, 即大气外源CH4浓度(未向培养瓶中注射99.9%的CH4气体, 即(2.5±0.1) μL·L-1)和高外源CH4浓度, (向培养瓶中注射99.9%的CH4气体2 mL, 即(6451.6±2.9) μL·L-1).每个处理均设置3次重复.为了保持瓶内压力恒定, 抽取培养瓶空气体积5 mL, 之后用注射器从瓶内注入相同体积的空气, 前12次每隔12 h抽取培养瓶中混合气体, 之后每24 h抽1次, CH4质量浓度用改进后的气相色谱仪(Agilent 6820)测定.仪器配备:FID检测器和不锈钢的Porapak Q (80/100 mesh);工作条件设定:柱温、进样口和检测器的温度分别设为55、130、250 ℃, 载气(氮气)、FID氢气和FID空气的流速分别设为30、30和400 mL·min-1.

表 3 外源盐调控土壤盐分含量 Table 3 Exogenous salt content in soils
2.6 数据分析方法

甲烷氧化菌丰度、CH4吸收速率和比活性的计算公式分别如式(1)~(3)所示.

(1)
(2)
(3)

式中, C为甲烷氧化菌丰度(copies);V为DNA体积(μL);n为DNA物质的量(个·mol-1);c为样品中检测目标的质量浓度:依据标准品, PCR得到的数据通过换算得到样品片段的质量浓度(ng·μL-1);N为pEASY-T碱基数, 即为载体构建的标准品碱基对的数量(个);M为脱氧核糖核苷酸平均分子量(607.4 g·mol-1);P为CH4吸收速率(μg·kg-1·h-1)(负值代表吸收, 正值表明排放);dc/dt为单位时间培养瓶内CH4质量浓度的变化量(μg·kg-1·h-1);Vh指培养瓶内部空间的体积(mL);Ws为土样的质量(g);MW表示CH4的分子量, 取值为16.04;MV为标准状态下1 mol气体的体积, 取值为22.4 L;T为培养温度(℃);Tst为标准温度(℃);η为比活性(μg·kg-1·copies-1·h-1);K为单位土壤吸收速率(μg·kg-1·h-1);A为该土壤pmoA基因丰度(copies).

采用OriginPro8.0和Excel 2010软件进行数据处理和制图, 利用SPSS22.0软件进行单因素方差分析(AVNOA), 以不同字母表示差异显著.

3 结果与分析(Resulets and analysis) 3.1 不同盐碱程度土壤无外源盐调控的CH4吸收

大气外源CH4浓度((2.5±0.1) μL·L-1)和高外源CH4浓度((6451.6±2.9) μL·L-1)条件下, 随着培养时间的增加, 3种不同盐碱程度土壤(轻度盐化土壤SA1、强度盐化土壤SB1、盐土SC1)表现为CH4吸收速率降低趋势, 整体表现为吸收特征, CH4吸收速率为负值, 培养30 h和78 h时出现排放特征, CH4吸收速率为正值, 培养后328 h时, CH4吸收速率曲线趋于稳定, 数值接近0 μg·kg-1·h-1;3种不同盐碱程度土壤在培养12 h内CH4吸收速率有最大值, 分别为(-0.9±0.1) μg·kg-1·h-1(图 1a)和(-3.0±0.1)×103 μg·kg-1·h-1(图 1b).大气外源CH4浓度下, 土壤SA1、SB1、SC1吸收速率曲线上下波动幅度较大, 盐碱程度越高, CH4吸收速率曲线变化越剧烈;高外源CH4浓度下, 土壤SA1、SB1、SC1吸收速率曲线轨迹基本一致, 上下波动幅度较缓, 在培养后210 h达到稳定.

图 1 不同外源CH4浓度下无外源盐调控的不同盐碱程度土壤CH4吸收速率随时间的变化(a.大气外源CH4浓度, b.高外源CH4浓度) Fig. 1 Change in CH4 uptake rate without exogenous salt and different exogenous CH4 concentrations in saline-alkaline soils (a.atmospheric exogenous CH4 concentration, b.high exogenous CH4 concentration)

两种不同外源CH4浓度下, 无外源盐调控的3种不同盐碱程度土壤SA1、SB1、SC1的CH4累积吸收量均表现为:SA1>SB1>SC1.土壤SA1的CH4累积吸收量最大, 分别为7.29 μg·kg-1和4.40×104 μg·kg-1, 而土壤SC1的CH4累积吸收量最小, 分别为6.46 μg·kg-1和3.83×104 μg·kg-1(图 2).不同外源CH4浓度下土壤CH4累积吸收量平均值表现为:高外源CH4浓度(4.10×104 μg·kg-1)远远大于大气外源CH4浓度(6.85 μg·kg-1).

图 2 不同外源CH4浓度下无外源盐调控的不同盐碱程度土壤CH4累积吸收量(a.大气外源CH4浓度, b.高外源CH4浓度) Fig. 2 CH4 uptake accumulation without exogenous salt and different exogenous CH4 concentrations in saline-alkaline soils (a.atmospheric exogenous CH4 concentration, b.high exogenous CH4 concentration)
3.2 外源盐分调控对不同盐碱程度土壤CH4吸收的影响

两种不同外源CH4浓度下, 外源盐分调控的3种不同盐碱程度土壤(SA、SB、SC)中, 随着培养时间的增加, CH4的吸收速率呈现降低趋势, 在培养12 h内, CH4吸收速率达到最大值.大气外源CH4浓度下, 添加外源盐后, 3种不同盐碱程度土壤的CH4吸收速率曲线变化幅度降低, 培养后126 h时, 均出现吸收峰值;高外源CH4浓度下, 添加不同外源盐后, 3种不同盐碱程度土壤CH4吸收速率曲线变化一致, 相比较无外源盐添加处理, 达到稳定的时间变短, 约为培养后184 h.

两种不同外源CH4浓度下, 3种不同盐碱程度土壤(SA1、SB1、SC1)均表现为随着添加盐含量的增加, CH4累积吸收量呈现降低的趋势, 即SA1>SA2>SA3, SB1>SB2>SB3, SC1>SC2>SC3 (图 3图 4).由单因素AVNOA方差分析可以发现, 不同盐梯度土壤之间CH4累积吸收量具有明显的差异性(F=367.6, p < 0.01(大气外源CH4浓度);F=913.5, p < 0.01(高外源CH4浓度)).大气外源CH4浓度下, 轻度盐化土壤(SA1~SA3)盐含量从0.1%增加到0.2%、0.3%时, CH4累积吸收量分别降低7.4%和18.7%;强度盐化土壤(SB1~SB3)盐含量从0.8%增加到1.6%、2.4%时, CH4累积吸收量分别降低3.7%和9.0%;盐土(SC1~SC3)盐含量从1.7%增加到3.4%、5.1%时, CH4累积吸收量分别降低1.7%和42.3%.高外源CH4浓度下, 轻度盐化土壤(SA1~SA3)盐含量从0.1%增加0.2%、0.3%时, CH4累积吸收量分别降低0.5%、1.4%;强度盐化土壤(SB1~SB3)盐含量从0.8%增加到1.6%、2.4%时, CH4累积吸收量分别降低43.4%、47.1%;盐土(SC1~SC3)盐含量从1.7%增加到3.4%、5.1%时, CH4累积吸收量分别降低39.7%、46.5%.这表明盐含量高的盐土SC1加入外源盐后, 会明显降低CH4吸收.两种不同外源CH4浓度下, 盐含量与CH4累积吸收量均呈显著负相关关系, r=-0.8020(n=9, p < 0.01)和r=-0.8470(n=9, p < 0.01)(表 4).

图 3 不同外源CH4浓度下外源盐调控的不同盐碱程度土壤CH4吸收速率变化(a.大气外源CH4浓度, b.表示高外源CH4浓度) Fig. 3 Change in CH4 uptake rate with exogenous salt and different CH4 concentrations in saline-alkaline soils (a.atmospheric exogenous CH4 concentration, b. high exogenous CH4 concentration)

图 4 不同外源CH4浓度下外源盐调控的不同盐碱程度土壤CH4累积吸收量(a.大气外源CH4浓度, b.高外源CH4浓度) Fig. 4 CH4 uptake accumulation with exogenous salt and different CH4 concentrations in saline-alkaline soils (a.atmospheric exogenous CH4 concentration, b. high exogenous CH4 concentration)

表 4 不同外源CH4浓度下CH4吸收与土壤性质的相关关系 Table 4 Correlation between CH4 uptake and soil properties with different exogenous CH4 concentrations
3.3 外源盐影响不同盐碱程度土壤CH4吸收机制 3.3.1 盐碱土壤甲烷氧化菌丰度分析

两种外源CH4浓度下, 不同盐梯度土壤甲烷氧化菌丰度变化范围为493.90~3030.97 copies, 变化范围较小, 不具有显著的相关性(p>0.05).大气外源CH4浓度下, 无外源盐添加时, 3种不同盐碱程度土壤(SA1、SB1、SC1)甲烷氧化菌丰度表现为SA1>SB1>SC1, 分别为493.90、778.90、1474.77 copies, 而外源盐含量和外源CH4浓度对土壤甲烷氧化菌丰度影响不显著.

3.3.2 盐碱土壤甲烷氧化菌比活性分析

两种外源CH4浓度下, 3种不同盐碱程度土壤(SA1、SB1、SC1)均表现为添加盐含量增加, 土壤甲烷氧化菌比活性降低的趋势, 即:SA1>SA2>SA3, SB1>SB2>SB3, SC1>SC2>SC3 (图 5).由单因素AVNOA方差分析可以发现, 不同盐梯度土壤之间甲烷氧化菌比活性具有明显的差异性(F=134.8, p < 0.01;F=902.3, p < 0.01).不同外源CH4浓度下, 土壤甲烷氧化菌比活性平均值表现为:高外源CH4浓度(8.27×10-2 μg·kg-1·copies-1·h-1)>大气外源CH4浓度(1.63×10-5 μg·kg-1·copies-1·h-1).大气外源CH4浓度下, 轻度盐化土壤(SA1~SA3)盐含量从0.1%增加到0.2%、0.3%时, 土壤甲烷氧化菌比活性分别降低45.0%和66.6%;强度盐化土壤(SB1~SB3)添加盐含量从0.8%增加到1.6%、2.4%时, 土壤甲烷氧化菌比活性分别降低63.5%和69.5%;盐土(SC1~SC3)盐含量从1.7%增加到3.4%、5.1%时, 土壤甲烷氧化菌比活性分别降低34.3%和77.6%.这表明盐含量高的盐土SC1加入外源盐后, 土壤甲烷氧化菌比活性降低较明显.高外源CH4浓度下, 轻度盐化土壤(SA1~SA3)添加盐含量从0.1%增加到0.2%、0.3%时, 土壤甲烷氧化菌比活性分别降低7.8%和9.7%;强度盐化土壤(SB1~SB3)盐含量从0.8%增加到1.6%、2.4%时, 土壤甲烷氧化菌比活性分别降低45.3%和65.6%;盐土(SC1~SC3)添加盐含量从1.7%增加到3.4%、5.1%时, 土壤甲烷氧化菌比活性分别降低32.1%和55.5%.这表明盐含量低的轻度盐化土壤SA1外源调控盐后, 土壤甲烷氧化菌比活性降低不明显, 盐含量较高的土壤(SB1、SC1)加入外源盐后, 明显降低土壤甲烷氧化菌比活性.两种外源CH4浓度下, 盐含量与土壤甲烷氧化菌比活性均呈显著负相关关系, r=-0.6670(n=9, p < 0.05)和r=-0.8970(n=9, p < 0.01)(表 4).

图 5 不同外源CH4浓度下不同盐碱程度土壤中的甲烷氧化菌比活性(a.大气外源CH4浓度, b.高外源CH4浓度) Fig. 5 Methanotrophs special activity with exogenous salt and different CH4 concentrations in saline-alkaline soils (a.atmospheric exogenous CH4 concentration, b. high exogenous CH4 concentration)
3.3.3 甲烷氧化菌比活性与CH4累积吸收量的响应规律

两种外源CH4浓度下, 甲烷氧化菌比活性与CH4累积吸收量呈线性显著正相关关系.表明盐碱土壤甲烷氧化菌比活性越高, CH4累积吸收量越大.高外源CH4浓度下, 土壤甲烷氧化菌比活性与CH4累积吸收量相关系数更高;大气外源CH4浓度下, 土壤甲烷氧化菌比活性降低百分数与CH4累积吸收降低量呈非线性正相关关系(r=0.8860, p < 0.05, n=6);在高浓度CH4环境下, 土壤甲烷氧化菌比活性降低百分数与CH4累积吸收降低量表现为线性正相关关系(r=0.9143, p < 0.05(n=6).表明两种外源CH4浓度下, 盐碱土壤甲烷氧化菌比活性降低百分数越大, CH4累积吸收减少量越高.

4 讨论(Discussion)

外源盐调控的盐碱土壤盐含量在0.1%~5.1%变化时, CH4累积吸收量表现为:轻度盐化土壤(SA)>强度盐化土壤(SB)>盐土(SC), 随着土壤盐含量的增加, CH4吸收速率呈降低趋势.Nanba等(2000)通过对美国缅甸洲森林土壤的铝盐添加实验发现, 不同种类的铝盐, 包括AlCl3、Al (NO3)3和Al2(SO4)3都会抑制CH4吸收, 其中, AlCl3的抑制率最高;Whalen (2000)通过实验证明, 相比较铵根离子和硝酸根离子, 高浓度氯离子会强烈地抑制CH4的吸收潜力.Chambers等(2011)在圣约翰高盐湿地土壤中得到, 不同浓度的盐(NaCl)对CH4吸收的抑制率不同, 其中, 35 g·kg-1 NaCl的抑制率为55%, 而14 g·kg-1 NaCl的抑制率仅为23%, 因此, 高浓度的NaCl对CH4吸收的抑制作用更强;张景峰等(2011)发现, 土壤CH4吸收速率表现为:中度盐碱土壤(EC=7.8 mS·cm-1)>重度盐碱土壤(EC=12.2 mS·cm-1), 与本研究结论一致.回归分析得出, 土壤CH4累积吸收量的改变57%是由盐含量所决定的(Osudar et al., 2015).Nancy等(2014)在研究墨西哥湖区盐碱土壤(EC=85.1 mS·cm-1)时发现, 该区域CH4吸收速率是中国黄河流域盐碱土壤(3.2 mS·cm-1)的900倍, 说明较高的盐含量会强烈降低CH4的吸收潜力.

值得注意的是, 培养时间在0~70 h内出现了CH4排放高峰值, 表明好氧环境培养期间仍可能有相当数量的CH4产生.CH4是产甲烷菌在严格厌氧条件产生的, 因此, 理论上CH4应在极端还原条件下才能产生(丁维新等, 2002).尽管培养在好氧条件下进行, 但由于盐碱土壤质地较为粘重, 内部可能仍然存在厌氧微环境.早期研究证明, 颗粒很小的粘土能使产甲烷菌在有氧条件下存活(Wagner et al., 1999).本研究温度和土壤质量含水率恒定, 土壤CH4产生主要应受盐碱土壤中产甲烷菌丰度和活性的影响, 而产甲烷菌的丰度和活性影响土壤电动势, 即适合的厌氧微环境.同时, 本研究甲烷氧化菌丰度与CH4吸收潜力没有表现出一致的规律性, 说明在不同的培养期内甲烷氧化菌可能和产甲烷菌共同作用, 共同竞争碳源, 较高的土壤含盐量可能降低土壤水势, 导致甲烷氧化菌出现生理性缺水, 从而降低土壤CH4吸收(闵航等, 2002).由于培养土壤内部可能仍然存在适合产甲烷菌活动的厌氧微环境, 因此, 当产甲烷菌的数量和活性达到一定程度时, 就会使得CH4的产生量超过氧化量, 可能导致CH4排放现象的出现.好氧条件下CH4的产生已为诸多研究所证实.徐华等(2008)发现, 水稻土在好氧条件下仍有相当数量的CH4产生;Boeckx等(1991)研究比利时10种不同草地土壤质地CH4吸收潜力时发现, 重粘质土和粘质土均出现CH4排放现象;王长科等(2008)的研究亦表明, 好氧培养条件下, 旱田表层土壤CH4的吸收潜力为0, 反而表现为CH4排放特征.

本研究表明, 盐碱土壤甲烷氧化菌比活性和土壤盐含量呈正相关关系, 即土壤盐含量增加, 甲烷氧化菌比活性降低.盐含量是影响土壤微生物活性的重要因素之一, 其中, 甲烷氧化菌已经被证实广泛存在于盐碱土壤中(Chambers et al., 2000), 土壤含盐量与甲烷氧化菌的群落结构(包括种类、丰度、多样性及比活性等因素)高度相关(César et al., 2012Lin et al., 2015), 土壤对CH4的氧化能力受甲烷氧化菌多样性的显著影响, MOB Ⅰ和MOB Ⅱ的多样性与土壤对CH4氧化活性有一致的趋势(郑聚锋等, 2008).Osudar等(2015)在比较德国南部土壤时证实, 影响甲烷氧化菌比活性的两个重要因素分别是外源CH4浓度和土壤盐含量.盐含量高的盐碱土壤, 甲烷氧化菌比活性低, 这可能是因为甲烷氧化菌种群的另外一种pMMO酶在盐碱程度高的土壤停止表达(邓永翠, 2013).有研究发现, 只有在外源CH4浓度>30 nmol·L-1时, CH4吸收速率与盐含量呈显著负相关, 相关系数r=-0.39(Osudar et al., 2015).

不同外源CH4浓度下, 土壤CH4累积吸收量表现为:高外源CH4浓度(4.10×104 μg·kg-1)远远大于大气外源CH4浓度(6.85 μg·kg-1).当外源CH4浓度较高时, 盐含量较低的土壤起始消耗CH4的速度较快(Middelburg et al., 2012), 可能的原因是充足外源碳的环境下, 低盐土壤甲烷氧化菌比活性更强;Aronson等(2010)发现, 过高的铵离子也会抑制甲烷氧化菌的比活性大小.因此, 随着土壤盐含量的增加, 土壤甲烷氧化菌比活性降低, CH4累积吸收量亦降低.杨铭德等(2015)通过对3种不同盐含量土壤室内培养实验及荧光定量PCR技术发现, 土壤甲烷氧化菌比活性是解释土壤氧化潜力的根本原因;杨芊葆等(2010)的研究也表明, 暗棕土壤甲烷氧化菌的比活性与CH4累积吸收量具有显著正相关关系.

5 结论(Conclusions)

1)两种不同外源CH4浓度下, 无外源盐调控时, 3种不同盐碱程度土壤(SA、SB、SC)均表现为盐碱程度增加, CH4累积吸收量降低的趋势;轻度盐化土壤(SA1)吸收最多, 强度盐化土壤(SB1)次之, 盐分含量高的盐土(SC1) CH4吸收最低.

2)两种不同外源CH4浓度下, 外源盐加入3种不同盐碱程度土壤后对CH4的影响不尽一致.外源盐加入后, 随土壤盐分水平的升高, 盐土CH4累积吸收量最低, 强度盐化土壤CH4累积吸收量较高, 轻度盐化土壤CH4累积吸收量最高.

3)两种不同外源CH4浓度下, 3种不同盐碱程度土壤随添加盐含量增加, 甲烷氧化菌比活性均降低, 盐含量低的轻度盐化土壤土SA1加入外源盐后, 土壤甲烷氧化菌比活性降低不明显, 盐含量较高的土壤(SB1、SC1)加入外源盐后, 明显降低了土壤甲烷氧化菌比活性.甲烷氧化菌比活性越高, CH4累积吸收量越大;盐碱土壤甲烷氧化菌比活性变化量越大, CH4累积吸收变化量亦越大.

参考文献
[${referVo.labelOrder}] Adger N, Aggarwal P, Agrawala S, et al.2007.Climate Change 2007-Impacts, Adaptation and Vulnerability.Working Group I Contribution to the Fourth Assessment Report of the IPCC[M].New York+Cambridge:Cambridge University Press.1-22
[${referVo.labelOrder}] Adrian H, Claudia L, Peter F. 2011. Recovery of methanotrophs from disturbance:population dynamics, evenness and functioning[J]. The ISME Journal, 5(4) : 750–758. DOI:10.1038/ismej.2010.163
[${referVo.labelOrder}] Angel R, Conrad R. 2009. In situ measurement of methane fluxes and analysis of transcribed particulate methane monooxygenase in desert soils[J]. Environmental Microbiology, 11 : 2598–2610. DOI:10.1111/emi.2009.11.issue-10
[${referVo.labelOrder}] Aronson E L, Helliker B R. 2010. Methane flux in non-wetland soils in response to nitrogen addition:a meta-analysis[J]. Ecology, 91(11) : 3242–3251. DOI:10.1890/09-2185.1
[${referVo.labelOrder}] Boeckx P, Van Cleemput O, Villaralvo I. 1991. Methane oxidation in soils with different textures and land use[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 49 : 91–95.
[${referVo.labelOrder}] 鲍士旦. 2000. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版社.
[${referVo.labelOrder}] 陈中云, 阈航, 昊伟祥, 等. 2001. 土壤中甲烷氧化菌种群数量及其与甲烷氧化活性的关系[J]. 浙江大学学报(农业与生命科学版), 2001, 27(5) : 146–155.
[${referVo.labelOrder}] César V E, Rocio J A H, Isabel E A, et al. 2012. The archaeal diversity and population in a drained alkaline saline soil of the former lake Texcoco (Mexico)[J]. Geomicrobiology Journal, 29(1) : 18–22. DOI:10.1080/01490451.2010.520075
[${referVo.labelOrder}] Chambers L G, Reddy K R, Osborne T Z. 2011. Short-term response of carbon cycling to salinity pulses in a freshwater wetland[J]. Soil Science Society of America, 75(5) : 2000–2007. DOI:10.2136/sssaj2011.0026
[${referVo.labelOrder}] 邓永翠.2013.青藏高原湿地好氧甲烷氧化菌的群落多样性及活性研究[D].北京:中国科学院大学.130
[${referVo.labelOrder}] 丁维新, 蔡祖聪. 2002. 沼泽CH4排放及其主要影响因素[J]. 地理科学, 2002, 22(5) : 619–625.
[${referVo.labelOrder}] Dalal R C, Allen D E, Livesley S J, et al. 2008. Magnitude and biophysical regulators of methane emission and consumption in the Australian agricultural, forest and submerged landscapes:a review[J]. Plant and Soil, 309(1/2) : 43–76.
[${referVo.labelOrder}] Dunfield P F, Khmelenina V N, Suzina N E, et al. 2003. Methylocella silvestris sp[J]. Nov., a novel methanotroph isolated from an acidic forest cambisol[J].International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 53(5) : 1231–1239.
[${referVo.labelOrder}] Fang H J, Cheng S L, Yu G R. 2014. Low-level nitrogen deposition significantly inhibits methane uptake from an alpine meadow soil on the Qinghai-Tibetan Plateau[J]. Geoderma, 213 : 444–452. DOI:10.1016/j.geoderma.2013.08.006
[${referVo.labelOrder}] Fierer N, Jackson R B. 2006. The diversity and biogeography of soil bacterial communities[J]. PNAS, 103(3) : 626–631. DOI:10.1073/pnas.0507535103
[${referVo.labelOrder}] Grosso S J D, Parton W J, Mosier A R, et al. 2000. General CH4 oxidation model and comparisons of CH4 oxidation in natural and managed systems[J]. Global Biogeochemical Cycles, 14(4) : 999–1019. DOI:10.1029/1999GB001226
[${referVo.labelOrder}] Hou L Y, Wang Z P, Wang J M, et al. 2012. Growing season in situ uptake of atmospheric methane by desert soils in a semiarid region of northern China[J]. Geoderma, 189 : 415–422.
[${referVo.labelOrder}] Jeremy D S, Alan A D, Sukhwan Y. 2010. Methanotrophs and copper[J]. FEMS Microbiology Reviews, 34(4) : 496–531. DOI:10.1111/j.1574-6976.2010.00212.x
[${referVo.labelOrder}] Katrin W, Heiner F, Edzo V. 2012. Atmospheric methane uptake by tropical montane forest soils and the contribution of organic layers[J]. Biogeochemistry, 111(1/3) : 469–483.
[${referVo.labelOrder}] Lin J L, Joye S B, Scholten J C M, et al. 2005. Analysis of methane monooxygenase genes in mono lake suggests that increased methane oxidation activity may correlate with a change in methanotroph community structure[J]. Applied and Environmental Microbiology, 71(10) : 6458–6462. DOI:10.1128/AEM.71.10.6458-6462.2005
[${referVo.labelOrder}] Lin X W, Wang S P, Hu Y G, et al. 2015. Experimental warming increases seasonal methane uptake in an alpine meadow on the Tibetan Plateau[J]. Ecosystems, 18(2) : 274–286. DOI:10.1007/s10021-014-9828-7
[${referVo.labelOrder}] Liu J H. 2008. Research progress of development and control of saline land[J]. Journal of Shanxi Agricultural Science, 36(12) : 51–53.
[${referVo.labelOrder}] Menyailo O V, Hungate B A, Abraham W R, et al. 2008. Changing land use reduces soil CH4 uptake by altering biomass and activity but not composition of high-affinity methanotrophs[J]. Global Change Biology, 14(10) : 2405–2419. DOI:10.1111/gcb.2008.14.issue-10
[${referVo.labelOrder}] 闵航, 陈中云, 吴伟祥, 等. 2002. 碳、氮物质对水稻田土壤CH4氧化活性影响的研究[J]. 环境科学学报, 2002, 22(1) : 70–75.
[${referVo.labelOrder}] Middelburg J J, Nieuwenhuize J, Iversen N, et al. 2002. Methane distribution in European tidal estuaries[J]. Biogeochemistry, 59 : 95–119. DOI:10.1023/A:1015515130419
[${referVo.labelOrder}] Nanba K, KING A M. 2000. Response of atmospheric methane consumption by maine forest Soils to exogenous aluminum salts[J]. Applied and Environmental Microbiology, 66(9) : 3674–3679. DOI:10.1128/AEM.66.9.3674-3679.2000
[${referVo.labelOrder}] Nancy S S, Cesar V E, Rodolfo M, et al. 2014. Changes in methane oxidation activity and methanotrophic community composition in saline alkaline soils[J]. Extremophiles, 18(3) : 561–571. DOI:10.1007/s00792-014-0641-1
[${referVo.labelOrder}] Osudar R, Matousu A, Alawi M, et al. 2015. Environmental factors affecting methane distribution and bacterial methane oxidation in the German Bight (North Sea)[J]. Estuarine Coastal and Shelf Science, 160 : 10–21. DOI:10.1016/j.ecss.2015.03.028
[${referVo.labelOrder}] 齐玉春, 董云社, 杨小红, 等. 2005. 放牧对温带典型草原含碳温室气体CO2、CH4通量特征的影响[J]. 资源科学, 2005, 17(2) : 104–109.
[${referVo.labelOrder}] Reay D S, Nedwell D B, McNamara N, et al. 2005. Effect of tree species on methane and ammonium oxidation capacity in forest soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 37 : 719–730. DOI:10.1016/j.soilbio.2004.10.004
[${referVo.labelOrder}] Smith N R, Kishchuk B E, Mohn W W. 2008. Effects of wildfire and harvest disturbances on forest soil bacterial communities[J]. Applied and Environmental Microbiology, 74(1) : 216–224. DOI:10.1128/AEM.01355-07
[${referVo.labelOrder}] Solomon S, Qin D, Manning M, et al.2007.Climate Change 2007-the Physical Science Basis Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panelon Climate Change[M].New York:J Neorealism.95-844
[${referVo.labelOrder}] Steinkamp R, Butterbach B H, Papen H. 2001. Methane oxidation by soils of an N limited and N fertilized spruce forest in the black forest[J]. Soil Biology and Biochemistry, 33(2) : 145–153. DOI:10.1016/S0038-0717(00)00124-3
[${referVo.labelOrder}] Wagner D, Pfeiffer E M, Bock E. 1999. Methane production in aerated marshland and model soils:effects of microflora and soil texture[J]. Soil Biology and Biochemistry, 31 : 999–1006. DOI:10.1016/S0038-0717(99)00011-5
[${referVo.labelOrder}] Wang Q J, Lu C Y, Lia H W, et al. 2014. The effects of no-tillage with subsoiling on soil properties and maize yield:12-Year experiment on alkaline soils of Northeast China[J]. Soil and Tillage Research, 137 : 43–49. DOI:10.1016/j.still.2013.11.006
[${referVo.labelOrder}] Whalen S C. 2000. Influence of N and non-N salts on atmospheric methane oxidation by upland boreal forest and tundra soils[J]. Biology and Fertility of Soils, 31(3/4) : 279–287.
[${referVo.labelOrder}] 王长科, 吕宪国, 蔡祖聪, 等. 2006. 土地利用方式对白浆土氧化甲烷的影响[J]. 地理研究, 2006, 25(2) : 335–341.
[${referVo.labelOrder}] 王遵亲. 1993. 中国盐渍土[M]. 北京: 科学出版社.
[${referVo.labelOrder}] 徐华, 蔡祖聪, 八木一行. 2008. 水稻土甲烷产生潜力及其影响因素[J]. 土壤学报, 2008, 45(1) : 98–104.
[${referVo.labelOrder}] Xu X K, Inubushi K. 2007. Effects of nitrogen sources and glucose on the consumption of ethylene and methane by temperate volcanic forest surface soils[J]. Chinese Science Bulletin, 52(23) : 3281–3291. DOI:10.1007/s11434-007-0499-z
[${referVo.labelOrder}] 杨铭德, 焦燕, 李新, 等. 2015. 基于实时荧光定量PCR技术对不同盐碱程度土壤甲烷氧化菌比活性的研究[J]. 生态环境学报, 2015, 24(5) : 797–803.
[${referVo.labelOrder}] 杨芊葆, 范分良, 王万雄, 等. 2010. 长期不同施肥对暗棕壤甲烷氧化菌群落特征与功能的影响[J]. 环境科学, 2010, 31(11) : 2756–2762.
[${referVo.labelOrder}] Zhang J F, Li Z J, Ning T Y, et al. 2011. Methane uptake in salt-affected soils shows low sensitivity to salt addition[J]. Soil Biology and Biochemistry, 43(7) : 1434–1439. DOI:10.1016/j.soilbio.2011.03.010
[${referVo.labelOrder}] 郑聚锋, 张平究, 潘根兴, 等. 2008. 长期不同施肥下水稻土甲烷氧化能力及甲烷氧化菌多样性的变化[J]. 生态学报, 2008, 28(10) : 4865–4872.