有机质分解（精选3篇）
有机质分解 篇1
0 引言
蚯蚓是陆地生态系统最重要的食碎屑者,对于加速土壤有机碳分解和矿化过程发挥了重要作用[1],被称作“土壤生态系统工程师”[2]。蚯蚓在土壤中运动,摄食大量的土壤及有机质,参与土壤有机质的分解与矿化。蚯蚓通过掘穴,影响土壤团聚体的稳定性和土壤结构,形成各种不同于原初土壤的结构体,进而影响到土壤中水气的运动及植物的生长。蚯蚓通过掘穴和摄食等活动,不但影响土壤有机质分解与土壤结构,同时影响蚓触圈(Drilosphere)微生物的数量、分布、活性及微生物群落构成。这可能由以下两方面原因引起:一是蚯蚓分泌的粘液;二是摄取土壤中的有机质,如植物残体[3]。
激发效应(Priming effect)是指投入新鲜有机质或含氮物质而使土壤中原有有机质的分解速率改变的现象[4]。使有机质分解速率增加的称正激发效应,而使有机质分解速率下降的称负激发效应。“激发效应”概念的提出最早追溯至1926年,
1 激发效应研究现状
目前,关于激发效应产生的机理有以下解释:
1)Kuzyakov 等归纳的激发效应机理有以下几方面[11]:一是添加矿质氮肥后,使土壤中有机质C:N下降,或者是作为微生物底物和能源物质,导致土壤有机质(SOM)矿质化加速;二是添加易被微生物利用的物质后,提高微生物活性而加速土壤SOM矿质化;三是添加无机盐或者大量易溶解物质后,对微生物造成渗透胁迫,导致微生物死亡或者裂解,释放碳和氮;四是添加易分解有机质,加速微生物生物量的周转。
2)Fontaine 等认为激发效应可能是由以下原因引起[12]:土壤中难溶性有机质分解需要“解聚”。微生物通过“解聚”有机质产生可溶性成分,将其吸收和进行新陈代谢。“解聚”意味着微生物分泌胞外酶,这些胞外酶同样对SOM有部分分解作用。新添加的有机质化学成分多样性越高,产生酶种类越多,引起激发效应的概率就越大。Wu 等研究表明[13],添加黑麦草可以诱发激发效应,而加入葡萄糖却没有一起激发效应,也与上述观点一致。
Fontaine等认为,激发效应还有可能是由微生物之间的竞争所引起[12]。他们把微生物分为两种类型:r型微生物(r-strategists)和k型微生物(k-strategists)。r型微生物专门分解新鲜有机质,这些微生物在单一的或可溶性底物上迅速生长,并在几个小时内将其耗尽;k型微生物利用土壤中原有有机碳,生长速率缓慢。Fontaine 等指出[12],激发效应是由r型微生物和k型微生物竞争新添加的有机残体代谢过程中产生的,并且在添加营养丰富的新鲜有机质后k型微生物分解土壤有机质的速率也会增加,并在此共同代谢过程中吸收氮和磷元素。因此任何改变r型微生物和k型微生物群落比例的因素,都会影响或者改变激发效应的强度。然而,目前对于分解土壤有机质k型微生物群落的种类构成认识还不是很清楚[14,15]。
r型微生物在加入植物残体后,数量迅速增加,并占主导地位,在这种情况下,对于专门分解土壤有机质k型微生物来说,加入可溶性的和可迅速同化的碳源对其并无影响[12]。事实上,许多可利用的底物在被生长缓慢的k型微生物利用前,已被r型微生物分解利用。植物残体在土壤中保留的时间比简单化合物更长,如纤维素的分解需要花费几周的时间。专门分解土壤有机质的k型微生物,虽然生长速率缓慢,但是可能受益于土壤中保留时间较长的聚合物。在这种情况下,k型微生物数量的扩增增加了分解土壤有机质的酶在土壤中的释放。同时,这些微生物并没有根据体外底物的量调节酶的分泌量,这些额外产生的分解土壤有机质的酶引起激发效应。正如Bingeman等所主张的,激发效应的强度取决于添加的新鲜有机质引起的两种类型微生物的竞争[4]。
微生物的生长速率受到可利用营养成分的限制,这些营养成分存在于有机质和土壤溶液中。在土壤条件下,分解可溶性营养成分较少的植物残留体(如秸秆),微生物通常是受氮源限制[16],并且微生物生长和呼吸速率相对较低[17]。在研究中推测,当土壤矿质营养成分丰富时,r型微生物生长迅速,并主要消耗新鲜有机质。当土壤矿质营养成分缺乏时,r型微生物生长迟缓,同时与k型微生物竞争新鲜有机质,而k型微生物可能在矿质营养成分较少时,吸收利用土壤有机质的营养成分来提高其竞争力。因此推测,营养成分不足时,是新鲜有机质的分解促进激发效应。营养成分不足的土壤相对营养成分充足的土壤更易于诱发激发效应。Asmar等研究表明,当缺乏营养成分时,加入葡萄糖可能引起土壤有机质分解的激发效应[18]。
从上述研究可以看出,有机质的矿化分解主要是在土壤中微生物的作用下进行。吴金水等认为[19],在自然条件下,土壤中大部分微生物处于休眠状态,当新鲜有机质添加至土壤中, 导致土壤微生物种群结构立即发生变化,从而引起有机质分解的激发效应。
2 蚯蚓对土壤微生物的影响
根据蚯蚓的生活习性及其在生态系统中的功能,将其划分为3种生态类群,即表栖类、内栖类和深栖类。表栖类蚯蚓生活在土壤表层,取食土壤表层的一些凋落物[20],大部分表栖类蚯蚓没有洞穴,某些种类在土壤表层几厘米处有穴;内栖类蚯蚓取食富含有机质的土壤,在土壤10～15cm土层有非永久性水平洞穴;深栖类蚯蚓在土壤表面取食凋落物,有时将凋落物拖入洞穴,深栖类蚯蚓挖掘永久性垂直洞穴,最深的可深入土壤3m[21]。深栖类蚯蚓洞穴的作用类似反刍动物瘤胃[1],微生物在其中大量繁殖,促进凋落物分解,加速有机碳的周转。蚯蚓不同种和不同生态类型在分解有机废弃物过程中作用有很大不同[22]。蚯蚓取食土壤并已与土壤微生物形成了消化道内复杂的互利共生关系。
蚯蚓对微生物种群的影响可从宏观与微观尺度两方面来考察。宏观尺度包括所有蚯蚓作用或影响到的土壤及其环境,微观尺度则包括蚯蚓消化、蚓穴及蚓粪等。蚯蚓可能通过摄食土壤和植物凋落物,而影响其中微生物的数量与生物量,被摄食进入蚯蚓消化道的微生物的命运,取决于它们对消化道环境的适应性[23]。微生物通过蚯蚓消化道后有两种可能性:一是由于某些细菌不适应蚯蚓消化道的环境或被消化酶分解,而趋于数量减少[24];另一种可能是由于蚯蚓消化道内适宜的pH值、充足的养分与水分供应,微生物数量迅速增加,并与消化道内的土著微生物一起构成优势类群[25]。所以,蚯蚓消化道内的微生物种群的活性、数量及生物量与未摄食原土壤不同,由其所处环境和蚯蚓体内自身特有的微生物组成[26]。
蚯蚓摄食的土壤及植物残体以蚓粪的形成排出体外,由于蚓粪与原始土壤在物理、化学及生物学性质上的差异,蚓粪中微生物构成与土壤中微生物构成存在差异。蚯蚓在土壤中的掘穴、翻动等对土壤通气性、液体渗透率等都有影响,间接影响土壤微生物群落结构,因此在宏观层面上蚯蚓对微生物的影响要比微观层面复杂。
3 蚯蚓与激发效应关系
蚯蚓是有机质降解过程的重要驱动者[27]。蚯蚓吞食多种有机废弃物,将其转变为腐殖质样物质,即蚯蚓粪[28]。在有机质分解过程中,蚯蚓和微生物共同作用,将有机质分解和稳定化,微生物对有机质的生物降解起主要作用。蚯蚓通过掘穴、取食和排泄等活动,破碎和调制有机底物,增加微生物作用表面积,明显改变微生物的活性[29],直接或间接地改变蚓触圈的微生物群落数量、多样性及活性,对土壤微生物群落结构有重大影响[30],从而影响底物的物理组成及化学特征。从短期作用看,蚯蚓对土壤有机质的分解和矿化速率显示出激发效应[31];从长期作用看,蚯蚓通过吞吐土壤,增加了新鲜有机残体到稳定微颗粒的融合,促进了碳元素的储存[32,33]。Bernard等的研究结果表明[3],蚯蚓可以引起新鲜有机质和土壤有机质矿化,并且这种激发效应与蚯蚓引起的微生物菌落结构变化相关。
Lavelle等提出[34],蚯蚓通过分泌粘液来刺激休眠的微生物从而引起激发效应。蚯蚓每日由于体表分泌粘液及排泄物丢失碳量占其总碳量的0.2%～0.5%[35],平均每克蚯蚓在24h内产生5.6mg 干质量的粘液[36]。Bityutskii等报道了蚯蚓粘液对于植物材料矿化分解具有激发效应[37]。不同生态类型蚯蚓分泌粘液量不同,根据文献报道,内栖类蚯蚓分泌粘液量比表栖类蚯蚓的多,而深栖类蚯蚓分泌粘液量居中[38]。温带分布的蚯蚓分泌粘液量相对最多,这可能与温带土壤环境年均温度较低有关,需要更大程度地激活微生物。由于微生物的活性和效率在温度较高的条件下更高,因此热带蚯蚓分泌粘液量较少[1]。
蚯蚓体表液C:N (大约为6) 比较低,富含氮元素,可以刺激r型微生物快速生长[1,12]。r型微生物具有较高的16S rRNA基因拷贝数(6～12之间),这与Flavobacteriaceae和Paenibacillaceae相似,这些微生物降解多元芳香烃类及其他一些外源物质[39]。可以认为,由于是r型微生物土壤复杂有机质的分解者,蚯蚓通过刺激r型微生物生长,从而引起激发效应。
Bernard等研究发现[3],稻草等新鲜有机质的加入,普遍提高微生物的活性,但没有显著改变微生物的群体结构。蚯蚓的存在有力地加快了几个微生物群落的生长,而这些群落是土壤中占主导地位的强势群落。蚯蚓通过促进微生物共同分解复杂有机质,介导快速生长群落和赋予它们特殊的分解能力,似乎延长了短期的激发效应。蚯蚓促进许多微生物菌落生长,主要是分解几丁质的微生物,如Chitinophaga-ceae,Cytophagaceae,Neisseriaceae和Microbac-teriaceae。也有研究指出,蚯蚓导致微生物量减少,从而产生了蚯蚓吞食微生物作为它们部分食物来源的假说[40],甚至有些蚯蚓更喜欢取食分解简单碳源的真菌,而不是分解分解复有机质杂碳源(如木质素)的真菌[41]。Bernard等的研究表明[3],蚯蚓可以强烈刺激新鲜有机质和土壤有机质的矿化,并且这种刺激与微生物菌落的结构变化相关联。通过促进部分快速生长和有特定分解能力的菌落,促进有机质的矿化。
Bityutskii等研究表明[37],蚯蚓粘液引起的植物残体的腐殖化和矿质化的激发效应,蚯蚓粘液与等量的葡萄糖(碳源)、氨(氮源)分别加入到新鲜叶片与石英砂的混合物中。结果表明,蚯蚓粘液在土壤中可以促进植物残体的矿化和腐殖化引起的激发效应,蚯蚓粘液在植物残体的矿化和腐殖化方面与葡萄糖和氨相比,可以引起类似的或更大的激发效应,但是现在对于蚯蚓粘液引起的植物残体的矿化和腐殖化的激发效应的机理还不清楚。
4 总结与展望
激发效应是有机质分解过程中一种复杂现象,至今尚有很多问题没有解决,有待于进一步研究。目前,没有一项研究可以准确与完整地解释激发效应中额外C的来源以及产生的原因和机理,而且C与N转化的相互关系未得到充分的考虑。关于蚯蚓与激发效应的关系,有必要对以下内容进行研究:一是蚓触圈微环境变化与激发效应关系;二是不同有机质分解过程中蚯蚓所引起激发效应强度与方向;三是不同生态类型蚯蚓引起的激发效应强度与方向。
有机质分解 篇2
Pielou E. C.曾指出:“生态学本质是一门数学”[2]。在生态系统研究中运用数学模型, 通过对生态环境信息的综合分析, 可对生态系统特性, 诸如整体性、稳定性、敏感性、多样性、增长、竞争以及系统优化、系统控制等进行定量刻划。
本文通过人为破坏绿地样方, 测量不同时间其有机质分解后剩余质量, 选择相对最合适的拟合曲线, 建立琼州学院五指山校区绿地有机质降解的数学模型, 以预测植被破坏后的恢复时间, 并分析其恢复的难度和恢复度。
1材料与方法
实验时间:2012年春季, 2月至6月。
实验地点:选择五指山校区中以草本植物为主的绿地, 随机圈用1m2作为实验样方。共选取4个不同地点的样方, 东、南、西、北校区各一个样方。
实验方法:测出每个样方的生态指数后, 将此1m2样方中的所有草本植物的地面部分与浅层地下根部全部铲除, 用两层纱布包裹, 埋于20cm地下。每两周测量一次分解后剩余质量, 测量8次。
数据处理:将4个样方的有机质分解后剩余质量取其平均数, 分别做恢复曲线。运用Origin7.5软件, 采用线性、对数、指数等方法进行拟合, 选择最适曲线, 并估算分解所需时间。
2结果与分析
2.1 有机质质量变化及样方破坏前主要物种
琼州学院五指山校区校园绿地生态系统常见的植物有:螃蜞菊、飞机草、地毯草、水蜈蚣、叶下珠、含羞草等。其中螃蜞菊、飞机草和地毯草为优势种。
样方破坏前的地面生物量, 即该样方有机质分解前的初始质量。
总体而言, 在实验开始后大部分样方呈现不同程度的质量衰减, 但是其衰减速率相对不同。主要原因在于, 起始质量的不同, 与外界接触的相对表面积不同, 从而引起细菌侵蚀程度不尽相同。
2.3 样方有机质分解拟合曲线
以有机质分解时间为X轴, 以每次测量质量/g为Y轴, 运用Origin7.5软件分别做每个样方的分解拟合曲线。实践证明, 采用指数衰减模型, 其拟合度最高均在0.98以上。如图1至图6所示。
由图1可知, 样方01在第6周的可以分解到原有质量的50%左右。由拟合曲线预测, 大约经过18周可以分解90%, 理论可达到最小分解有机质质量为3.6g左右。在52周样方有机质质量大概在3.9g左右, 即在52周时近似达到最大分解率为98.4%。在一年内可达到的实际有机质分解的最小质量。
表图2可知, 样方02在第13周的可以分解到原有质量的50%左右。由拟合曲线预测, 大约经过57周可以分解90%, 理论可达到最小分解有机质质量为26g左右。在52周样方有机质质量大概在49g左右, 即在52周时近似达到最大分解率为87.8%。在一年内未达到的实际有机质分解的最小质量。
表图3可知, 样方03在第5周的可以分解到原有质量的50%左右。由拟合曲线预测, 大约经过17周可以分解90%, 理论可达到最小分解有机质质量为1g左右。在52周样方有机质质量大概在1.3g左右, 即在52周时近似达到最大分解率为99.4%。在一年内可达到的实际有机质分解的最小质量。
由图4可知, 样方04在第6周的时候达到有机质分解的50%, 第14周左右可以分解90%。由拟合曲线预测可知, 样方五可分解完全, 即理论值在第6周的时候可达到最大分解度, 而实际在第6周时有机质分解率为97.5%。此样方可以在较短时间内达到分解完全。但实际样方分解率不可能为100%
3讨论与结论
每个样方的起始有机质的质量和它的分解速度没有太大的相关性, 而不同样方的分解速度明显不同可知, 有机质的分解与有机质中的植物种类有关。土壤中的养分及有机质质量的动态变化受到植物生长、土壤微生物活动、大气降水和温度等多重因子的影响[4], 植物有机质的分解与有机质植物本身以及土壤的微生物、含水量和温度的影响。
根据拟合曲线计算得:平均经过7.5周, 有机质分解一半;六个样方在第52周, 即一年内的分解率分别为:98.4%、87.8%、99.4%、100%, 平均样方的分解率一年内为96.4%;其中四个样方一年内都未达到的实际有机质分解的最小质量, 平均剩余最小质量为14.73g。
摘要：为用数学模型方法研究五指山城市绿地生态恢复的速度, 选择琼州学院五指山校区4片绿地建立实验样方, 人为铲除样方内所有草本植物的地表部分, 将其包埋于地下, 记录经过不同时间的有机质分解后剩余质量;再运用Origin软件做拟合曲线。结果表明, 采用指数衰减曲线相对最适合。经过5-13周, 有机质可以分解一半;一年内的平均样方分解率为85.6%, 与实际基本一致。
关键词：琼州学院,绿地生态,有机质,分解,数学模型,拟合曲线
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有机质分解 篇3
1 材料与方法
1.1 试验材料
原料:牛粪、秸秆堆腐物、稻壳粉;培养基:纤维素粉、刚果红;菌株来源:堆肥、牛粪、秸秆堆腐物分离的纤维素分解菌。
1.2 试验方法
1.2.1 菌株筛选及性能测定。
将堆肥、秸秆堆腐物样品点接在赫奇逊—滤纸平板上,置于28℃恒温培养,挑选生长速度快、分解滤纸能力强的菌落。将其接入刚果红平皿中,其活性按透明圈与菌落直径大小之比(D/d)计。再将透明圈与菌落直径大的菌株接种到赫奇逊液体培养基中恒温振荡培养,测定滤纸失重率。
1.2.2 堆肥试验。
试验设3个处理,处理1:84%牛粪+16%调理剂+纤维素分解菌剂1‰(FDQ1+FDQ2);处理2:84%牛粪+16%调理剂+纤维素分解菌剂1‰(FDQ1+FDQ3);对照(CK):84%牛粪+16%调理剂。鲜牛粪和鸡粪,以稻壳粉为调理剂调至含水量65%左右,混匀后堆成2.0m×1.5m×1.2m的堆体,根据发酵温度进行翻堆。
1.3 测定项目
滤纸失重率测定:用滤纸过滤发酵液将残留物在80℃下烘干称重,用减重法计算滤纸失重率。(CMC)酶活力:用DNS法测定还原糖的含量。纤维素分解率测定:利用CXC-06型粗纤维测定仪测堆肥发酵前及发酵后中纤维素含量,差值为纤维素分解率。有机质:马福炉550℃灼烧法。全碳测定:重铬酸钾外加热法。纤维素含量测定:重铬酸钾—碘量法。
2 结果与分析
2.1 菌株初筛
从堆肥、牛粪、秸秆堆腐物中分离4株纤维素分解菌。在以Whatman fiberous cellulose powder CF11为唯一碳源纤维素粉培养基中,有4株3~5d长满平皿,且在刚果红培养基中出现透明圈,透明圈与菌落直径比值较大。叶姜瑜研究证明,在纤维素刚果红培养基上,凡能形成红色水解圈的菌落即是能产纤维素酶的菌株。产酶愈多,水解圈愈大,产酶越快,水解圈出现越早。由表1可知,培养5d时,菌株FDQ1和FDQ2的透明圈直径大于4.0cm,透明圈直径与菌落直径比值分别为2.5、2.1,FDQ3和FDQ4的透明圈直径大于3.0cm,透明圈直径与菌落直径比值为2.0和1.9。初步判断FDQ1、FDQ2、FDQ3、FDQ4产纤维素酶能力较强。
2.2 菌株复筛
2.2.1 滤纸降解率。
对透明圈直径与菌落直径比值大的菌株进行滤纸失重研究,其结果见图1。FDQ1、FDQ2、FDQ3的滤纸失重率较高,随着培养时间的延长失重率明显提高,第6天分别达到34.8%、33.2%和30.0%,明显高于FDQ4菌株。
2.2.2 (CMC)酶活力。
以(CMC)酶活力作为复筛指标,将初筛得到的4个菌株在液体发酵培养基中培养5d,菌株FDQ1、FDQ2和FDQ3(CMC)酶活力第4天时达到高峰(图2),其中FDQ1最高,为697.58U/m L;其次是菌株FDQ2和FDQ3,分别为634.85U/m L和601.34 U/m L;FDQ4酶活最低。培养6d时所有菌株酶活力均呈下降趋势。FDQ4培养3d时酶活力虽然达到高峰,但第4天开始下降,且一直低于其他菌株。
2.3 不同菌株间协同效应研究
将滤纸失重率和(CMC)酶活力较高的FDQ1、FDQ2、FDQ3菌株分别以1∶1比例接种于赫奇逊培养液中(以滤纸碎片为唯一碳源)进行双菌混合培养,接种总量为5%。混菌发酵滤纸失重率见图3。可以看出,组合FDQ1+FDQ2、FDQ2+FDQ3、FDQ1+FDQ3均高于单菌培养滤纸失重率,随着培养时间的延长明显提高,第6天时的滤纸失重率分别为44.10%、33.51%、36.04%。FDQ1+FDQ2混合培养的滤纸失重率最高,较单菌分别培养提高26.72%和32.83%;FDQ2+FDQ3双菌混合滤纸失重率与FDQ2基本一致,较FDQ3单独培养时提高11.70%。FDQ1+FDQ3混合培养较单菌提高3.56%和20.13%。说明3个菌株间有协同效应。
2.4 纤维素混合菌剂对堆肥含碳物质转化的影响
2.4.1 使用混合菌剂堆肥有机质的变化动态。
在堆肥过程中,微生物首先利用易降解、结构简单的有机物合成细胞物质,以满足自身生长和繁殖需要,同时也伴随着有机物质的降解。选择FDQ1+FDQ2和FDQ1+FDQ3进行堆肥,由图4可知,FDQ1+FDQ2、FDQ1+FDQ3在1~3d内有机质含量明显下降,第3天时分别降至57.84%和59.47%;此后进入高温期,第4~5天时温度达到60℃以上,有机质含量的变化趋于平稳。5d后有机质又快速下降。堆肥结束时,FDQ1+FDQ2和FDQ1+FDQ3分别下降了19.57%和18.40%,对照只下降了6.58%。发酵前后的有机质含量反映出堆肥腐熟程度和堆肥品质。2.4.2使用混合菌剂堆肥全碳含量变化动态。全碳和有机质的含量变化趋势基本相同。初期FDQ1+FDQ2、FDQ1+FDQ3全碳的含量下降较快,对照全碳含量下降速度较慢(图5)。在堆肥的1~7d,FDQ1+FDQ2和FDQ1+FDQ3全碳含量明显下降,7d后趋缓慢下降,堆肥结束时全碳量分别为31.33%、32.42%,对照为41.20%,全碳量分别较发酵初期降低13.80%、12.71%和3.93%。可见,纤维素分解菌在堆肥中促进了碳素的矿化。
2.4.3 混合菌剂对堆肥纤维素分解率的影响。
接种纤维素分解混合菌剂,纤维素分解率较对照有明显提高,FDQ1+FDQ2和FDQ1+FDQ3纤维素分解率分别为67.59%和61.87%,较对照(34.64%)提高95.12%和78.61%。说明接种纤维素分解混合菌剂有利于堆肥中纤维素类大分子物质转化,提高堆肥中可溶性小分子有机物质的含量,促进碳素循环,提高堆肥品质。
3 结论
混菌组合发酵滤纸降解率和(CMC)酶活力均高于单菌。堆肥接种纤维素分解混合菌剂能有效地促进有机质转化,提高纤维素分解率,促进碳素的矿化,加快堆肥的腐殖化进程。
参考文献
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