2026, Vol. 63
2. 四川省烟草公司攀枝花市公司, 四川攀枝花 617000;
3. 自然资源部成都平原国土生态与土地利用野外科学观测研究站, 成都 611130;
4. 自然资源部耕地资源调查监测与保护利用重点实验室, 成都 611130
2. Sichuan Tobacco Company, Panzhihua City Company, Panzhihua, Sichuan 617000, China;
3. Observation and Research Station of Land Ecology and Land Use in Chengdu Plain, Ministry of Natural Resources, Chengdu 611130, China;
4. Key Laboratory of Investigation, Monitoring, Protection and Utilization of Cropland Resources, Ministry of Natural Resources, Chengdu 611130, China
近年来，在全球气候变暖的背景下，极端天气事件日益频发（强降水、高温、干旱等），对全球粮食安全构成了重要威胁。据气候模型预测，全球地表温度可能在2100年上升1.3~8.0℃[1]。作为陆地生态系统最大的碳库，土壤碳库的保持和稳定（固存）对自然气候解决方案的贡献率可达25%，能有效缓解温室效应和全球气候变暖[2-3]。然而，大多数极端天气强度或频率的增加会加剧气候变暖导致的土壤有机碳（Soil Organic Carbon，SOC）损失，从而进一步加剧全球气候变暖。极端高温和降雨可以直接引起0.3%~1.4%的SOC变化[4]，而且在1.5℃全球升温背景下，复合极端气候事件（如前期高温诱发后期强降水、持续酷热）会导致SOC额外减少10.5%[5]。自20世纪中叶以来，我国多省份极端高温和降水事件的概率增加了5倍~10倍[6]，这对土壤固碳措施的制定提出了新的挑战。因此，关注极端天气事件下SOC库的变化是当前应对气候变化和保障粮食安全的重要内容。
土壤可溶性有机质（Dissolved Organic Matter，DOM）是SOC库中含量较小但活性较高的组成部分，最易被微生物直接接触。土壤DOM可以作为不同生态系统土壤有机质的生物可利用性和持久性（即其在土壤中停留的时间）的替代评估指标，其稳定性可以有效地反映SOC的稳定性[7]。有研究表明，DOM转化潜力（Molecular Transformation Potential）每增加1个单位，土壤CO2排放量减少1.2%~1.8%[8]。相比于含量（或浓度），DOM结构组成的变化更能反映SOC的转化速率和稳定性[9]。由于DOM中所含的基团对不同类型和长度的光波吸收能力不同，因此光谱特征包括SUVA254、腐殖化指数等常被用于研究DOM的结构组成[10]。例如，DOM的芳香性和腐殖化程度可以通过介导DOM不饱和组分和木质素直接或间接影响CO2和CH4排放的温度敏感性[11]。温度和降水是影响土壤DOM光谱特征的关键因素，目前的研究主要集中在温度或降水的单因子控制试验上。有研究表明，升温会促进微生物利用高缩合芳香类化合物和小分子DOM，加速土壤DOM生物降解[12]，从而促进CO2的排放。也有研究表明，降水过程中的润湿作用会提高土壤DOM的芳香性和腐殖化程度，提高DOM稳定性[13]。然而，短期增温和减少降水的交互作用增加了森林土壤DOM含量，降低了DOM芳香性指数和腐殖化程度[14]。当前在气候变化背景下，多因子交互作用对土壤DOM结构组成尤其是农田生态系统的影响认识不够，有待进一步探究。
培肥（如施用有机肥）是提高SOC固存和农业土壤肥力水平的一种全球性方法，是应对粮食安全和气候变化等问题的重要措施，不仅可以有效抵御因骤然变暖而造成的有机碳损失，而且能够有效增加土壤DOM的芳香性、疏水性以及分子量，从而提高DOM的稳定性和土壤腐殖化程度[15-16]，提高土壤碳库的稳定性，在改善土壤健康和促进固碳减排方面起到双重调控作用。然而，农业土壤培肥的同时能否有效应对复合极端天气（高温-降水双因子互作）事件，维持土壤DOM稳定性和减少CO2排放，尚不清楚。因此，本研究基于近年来高温和极端降水的情况，通过模拟高温-降水事件的室内培养试验，监测不同培肥土壤CO2排放情况，明确高温-降水对不同培肥土壤DOM含量及光谱特征的影响，对保障土壤健康和粮食安全、充分发挥土壤生态系统的服务功能、应对极端复杂气候变化具有重要意义。
1 材料与方法 1.1 研究区概况田间试验区建于2011年，位于成都平原西部都江堰市天马镇金陵村（30°57'0.99''N，103°44'3.69''E），属于中亚热带湿润季风气候[17]，年平均气温15.2 ℃，年降雨量1 200 mm。近年，研究区域高温和降水频发主要集中在7—8月，日均最高气温达31.8℃，日最强降水量达6.71 mm·h–1（数据来源：羲和能源气象大数据平台-欧洲中期天气中心）。供试土壤为岷江流域灰色冲积物发育的水稻土。
1.2 试验设计田间试验共15个处理，每个处理3次重复，随机区组排列，本研究选取其中5种处理：（1）无施肥对照：不施用任何肥料（CK）；（2）不施氮肥：仅施用磷、钾化肥（PK）；（3）常规施用化肥：施用氮、磷、钾化肥（NPK）；（4）低量有机培肥：25%氮素来源于有机肥，75%氮素来自化肥氮（LOM）；（5）高量有机培肥：50%氮素来源于有机肥，50%氮素来自化肥氮（HOM）。小区面积为20 m2（4 m× 5 m），每个试验小区之间用田埂隔开，小区田埂用塑料薄膜包被至40 cm土层以防止养分和水分互渗，四周设立保护行。种植制度为小麦-水稻轮作，水稻季常规施肥用量为氮180 kg·hm–2，磷75 kg·hm–2，钾75 kg·hm–2；小麦季常规施肥用量为氮180 kg·hm–2，磷90 kg·hm–2，钾90 kg·hm–2。其中，LOM和HOM处理的磷肥和钾肥施用量是根据常规磷肥和钾肥施用量扣除有机肥还田带入的磷和钾量后的化肥施用量，有机肥为经腐熟后的猪粪。化肥和有机肥全部做基肥一次性施入，田间管理按照当地习惯进行。
于2023年10月水稻季成熟期，利用“五点”采样法，根据《第三次全国土壤普查外业调查与采样技术规范（修订版）》标准，采集各田间试验处理的0~20 cm耕层土壤，混合成一个土壤样品。将采集的新鲜土壤铺展，在自然条件下风干，剔除石块以及植物残体，并定期翻土，检查其干燥情况。待样品风干后，研磨并过筛（10目）后备用。
1.3 室内模拟试验称取田间试验各处理的风干样品，装入广口瓶，按照田间最大持水量65%加入去离子水，并立即用Parafilm®膜封口，放入25℃培养箱进行预培养7天，使土壤中的微生物恢复生物活性。预培养结束后，将培养瓶放入培养箱，高温-降水-高温好氧避光培养28天。首先，模拟高温（32℃）环境培养14天；在第14天时，采用自制模拟降水装置，利用短时增湿来模拟降水，即将出水阀门固定在软管出水口处，调整喷头的喷洒角度和高度，使出水呈花洒状且有一定冲刷能力，确保雨滴均匀全覆盖培养瓶内土壤，控制模拟降水强度为6.71 mm·h–1，整个过程持续降水1 min，使土壤全部浸润；降水结束后，高温（32℃）培养14天。本研究培养试验共有5个处理，每个处理设置9个重复，共计45个培养瓶。预培养和模拟培养试验均在四川农业大学资源学院进行。
培养期间，分别在第1、14、28天，标记为Day1、Day14、Day28，采集气体和土壤样品。采气前，揭开封口膜充分通气30 min，然后密封采集瓶，静置1 h后，再次抽取培养瓶内气体；在采气的同时，非破坏性采集土壤样品，即随机选同一处理下3个采集瓶进行土样采集。采集的样品一部分测定土壤含水量并保存鲜样，剩余部分经冻干处理后充分研磨，分别过20目和100目的筛网，用于后续土壤相关指标的测定。
1.4 土壤有机碳及可溶性有机质含量测定土壤有机碳（SOC）采用重铬酸钾容量法—外加热法测定。
土壤可溶性有机质（DOM）含量用可溶性有机碳（DOC）含量来表征，按水：土=10︰1的比例，振荡离心后，过0.45 µm滤膜，利用总有机碳分析仪测定。
1.5 土壤DOM光谱特征测定（1）紫外-可见光吸收光谱。土壤DOM紫外光光谱采用双光束紫外光可见分光光度计进行吸收光谱扫描，扫描波长范围为200~800 nm，扫描波长间隔为1 nm。根据光谱数据计算特征紫外吸光系数SUVA254、SUVA260和SUVA280的值。计算公式如下：
| $ \text { SUVA }_{254}=\frac{A_{254}}{\text { DOC }} ; \text { SUVA }_{260}=\frac{A_{260}}{\text { DOC }} ; \text { SUVA }_{280}=\frac{A_{280}}{\text { DOC }}$ | (1) |
式中，A254为波长在254 nm的紫外吸收系数；A260为波长在260 nm的紫外吸收系数；A280表示波长在280 nm紫外吸收系数；DOC表示可溶性有机碳的浓度，mg·L–1。
（2）三维荧光光谱（3D-EEM）。采用荧光光谱分析仪（Hitachi F-7000型）测定土壤DOM荧光光谱，激发波长（Ex）230~450 nm，发射波长（Em）250~620 nm，增量5 nm，扫描速度：2 400 nm·min–1，以Milli-Q超纯水做空白。荧光区域一体化分析：计算出特定的荧光区域积分体积（Φi），Φi表示具有相似性质有机物的累积荧光强度；再对Φi进行标准化分析，得到某一荧光区域积分标准体积（ΦT，n）；最后计算出某一荧光区域的特定结构有机物的积分占总积分的比例（Pi，n），计算公式如下：
| $ \mathit{Φ}_i=\Sigma_{\mathrm{Ex}} \Sigma_{\mathrm{Em}} I \lambda_{\mathrm{Ex}}-\lambda_{\mathrm{Em}} d \lambda_{\mathrm{Ex}}-\lambda_{\mathrm{Em}} $ | (2) |
| $ P_{i, n}=\mathit{Φ}_{i, n} / \mathit{Φ}_{\mathrm{T}, n} \times 100 \% $ | (3) |
式中，i=Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ；n：每个区域积分体积范围内所有荧光强度数据点；λEx：激发波长；λEm：发射波长；I λEx–λEm：相对应的荧光强度；d λEx–λEm：荧光矩阵激发波长和发射波长数据间隔；Φi，n：体积Φi与MFi（激发-发射矩阵每一区域面积百分比的倒数）相乘得到标准化的体积；ΦT，n：5个区域标准化体积Φi，n之和；Pi，n：荧光效应百分比。
根据不同荧光物质在3D-EEM中特定的激发波长与发射波长范围，本研究中的荧光物质分为紫外光区类腐殖物质荧光峰A、可见光区类腐殖质荧光峰C、微生物来源的类腐殖质荧光峰M、类酪氨酸荧光峰B、类色氨酸荧光峰T[17-18]。其中，荧光峰A、C和M反映了类富里酸和类腐殖酸形成的荧光峰，与腐殖质结构中的羰基和羧基有关。类蛋白质荧光峰B和T，是类色氨酸和类酪氨酸在生物降解过程中形成的荧光峰，与DOM中芳香环状氨基酸的结构有关。
1.6 CO2排放速率及累计排放量将采集的气体，利用气相色谱（Agilent 6890N气相色谱仪）在24小时内完成CO2气体浓度（前检测器为FID；后检测器为ECD）测定，色谱载气为高纯氮气。
CO2气体排放速率计算公式如下[19]：
| $\mathrm{F}=\mathrm{M} / \mathrm{V}_0 \times \mathrm{V} / \mathrm{m} \times \mathrm{T}_0 / \mathrm{T} \times \Delta \mathrm{c} / \Delta \mathrm{t} \times 10^3$ | (4) |
式中，F为土壤气体排放速率（CO2排放速率单位为mg·kg–1·h–1）；M为气体的摩尔质量，g· mol–1；V0为标准状态下（温度273K，气压101.3 kPa）气体摩尔体积，22.4 L·mol–1；T0和T分别为标准状态下和采样时空气的绝对温度（单位为K）；Δc/Δt为单位时间内瓶内气体浓度的变化；m为土壤质量，kg；V为瓶内气体所占的有效体积。
温室气体累计排放量计算公式如下：
| $ \mathrm{F}_{\text {累计 }}=\sum_{i=1}^n F_i \times 24 \times D_i $ | (5) |
数据分析与处理均采用Excel、SPSS 26.0软件完成，并使用GraphPad Prism 10.3.1、Origin 27.0制图。所有处理的数据均为测定结果的平均值，不同处理数据均进行正态分布检验（Kolmogorov -Smirnov）。符合正态分布的数据，利用单因素方差分析进行处理间的土壤有机碳含量、可溶性有机质含量、CO2气体排放量等指标的差异性比较（P < 0.05，P < 0.01）；不符合正态分布的数据，利用非参数检验方法进行方差分析。
2 结果 2.1 土壤CO2排放速率及累计排放量如图 1a所示，各试验处理（除NPK外）CO2排放速率变化趋势相同，表现为高温期间（Day1-Day14）呈下降趋势，降水后（Day14-Day28）呈上升趋势，其中PK处理CO2排放速率显著高于其他处理。高温培养第1天（Day1），PK和NPK处理CO2排放速率较其他处理显著增加了31.25%~48.55%，各试验处理Day14的CO2排放速率无显著差异，但较Day1均显著下降了31.73%~62.97%，其中LOM处理的下降幅度最小，而NPK处理下降幅度最大。降水后高温培养（Day28），PK处理的CO2排放速率最大，为2348.09 mg·kg–1·h–1；与Day14相比，NPK处理CO2排放速率下降1.07%，LOM和HOM处理的CO2排放速率分别增加了11.55%和38.8%。
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注：不同小写字母表示同一时段内处理间存在显著差异（P < 0.05），CK：无施肥对照；PK，不施氮肥；NPK：常规施用化肥；LOM：低量有机培肥；HOM：高量有机培肥。下同。 Note: Different lowercase letters indicate significant differences between treatments within the same time (P < 0.05), CK: no fertilizer control; PK: phosphorus-potassium fertilizer; NPK: nitrogen-phosphorus-potassium fertilizer; LOM: low-volume organic manure; and HOM: high-volume organic manure. The same below. 图 1 不同处理土壤CO2排放速率及累计排放量 Fig. 1 The CO2 emission rate and cumulative emissions from soils in different treatments |
进一步计算降水前后的CO2累计排放量发现（图 1b），高温期间（Day1-Day14），与对照CK相比，PK和NPK处理的CO2累计排放量显著增加了49.97%和21.57%，而LOM和HOM处理下降了13.93%和17.69%。降水后高温期间（Day14-Day28），PK处理的CO2累计排放量最大，为6.95×105 mg·kg–1；NPK处理的CO2累计排放量最小，较对照CK减少30.19%。计算SOC归一化的CO2累计排放量（图 1c）发现，各处理的变化趋势与未归一化的CO2累计排放量一致。总体上，高温期间或降水后的高温期间，LOM和HOM处理的CO2累计排放量变幅较小，这可能是由于多年有机培肥处理提高了土壤有机碳的稳定性，增加了有机培肥处理应对环境变化的韧性。
2.2 土壤有机碳及可溶性有机质含量不同施肥处理的土壤有机碳（SOC）含量对高温-降水事件的响应存在差异，由图 2a可知，高温培养第1天（Day1）有机培肥（LOM、HOM）处理的SOC含量显著高于CK、PK和NPK处理，增幅为35.64%~46.91%；高温后（Day14），CK、LOM和HOM处理的SOC含量较Day1下降，而PK和NPK处理的SOC含量分别增加了3.28%和12.75%。降水后（Day28），各处理的SOC含量均升高，增幅为6.45%~41.2%，培肥处理变幅小于不施肥处理，其中LOM处理降雨后增加幅度最小，可见培肥处理能提高降雨后高温培养的土壤有机碳的稳定性。
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图 2 不同处理下SOC和土壤DOC含量 Fig. 2 The SOC and soil DOC content in different treatments |
本研究用土壤可溶性有机碳（DOC）含量表征可溶性有机质（DOM）含量。由图 2b可知，不同施肥处理的土壤DOC含量对高温-降水事件的响应存在差异，高温培养第1天（Day1），CK、PK处理的土壤DOC含量显著高于NPK、LOM和HOM处理。高温后（Day14）各处理的土壤DOC含量较Day1不同程度增加，尤其是LOM、HOM处理的土壤DOC含量，分别增加7.81 mg·kg–1和14.74 mg·kg–1。由于降水操作，可能会引起DOC从固相土壤中随水溶出，导致降水后（Day28）各试验处理的土壤DOM含量较降水前（Day14）均显著下降，降幅达64.05%~80.44%，其中HOM处理的降幅最大。总体上，CK、PK处理在高温-降水事件前后（Day1、Day28）土壤DOC含量变化率较大，而NPK、LOM和HOM处理DOC含量变化较小。
2.3 土壤DOM的紫外光谱特征由图 3a可知，高温培养第1天（Day1）不同施肥处理土壤DOM的SUVA254值在0.26~1.60 L·mg–1·m–1之间，其中LOM处理最高，而NPK处理最低。高温后（Day14），施肥处理土壤DOM的SUVA254值较对照CK均显著下降了46.68%~74.03%；与Day1相比，CK、LOM处理土壤DOM的SUVA254值显著增加了44.89%~56.52%，HOM处理显著降低了84.07%，可见高温培养后HOM处理的土壤DOM芳香性降低。降水后（Day28），LOM处理土壤DOM的SUVA254值最高，为2.95 L·mg–1·m–1，其次是HOM处理；此外NPK、LOM、HOM处理土壤DOM的SUVA254值较Day14显著增加了472.33%~740.73%，这也进一步解释了降水后高温期间培肥处理的CO2累计排放量变幅较小的现象。
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图 3 不同处理土壤DOM紫外光谱特征 Fig. 3 The UV spectral characteristics of DOM in different treatments |
各处理土壤DOM的SUVA260值变化趋势同SUVA254（图 3b）。高温培养第1天（Day1），NPK处理土壤DOM的SUVA260值最低（0.23 L·mg–1·m–1），其次是LOM处理。高温后（Day14），与Day1相比，HOM处理显著下降83.62%，可见高温后HOM处理土壤DOM疏水性降低。降水后（Day28），NPK、LOM、HOM处理土壤DOM的SUVA260值较Day14大幅升高1.11~2.30 L·mg–1·m–1。
对土壤DOM的SUVA280指数进一步分析（图 3c），高温培养第1天（Day1），HOM处理土壤DOM的SUVA280值较其他处理显著增加61.23%~87.68%。高温后（Day14），LOM处理土壤DOM的SUVA280值增幅最明显，为0.42 L·mg–1·m–1。降水后（Day28），CK、PK处理土壤DOM的SUVA280值出现下降趋势，较Day14下降33.21%~132.24%，而HOM处理显著增加859.85%。
2.4 土壤DOM的三维荧光光谱参数由图 4a可知，在培养周期内，各处理的土壤DOM的FI值为2.10~2.20，可见本试验条件下的土壤DOM均来自微生物代谢产物；除对照CK土壤DOM的FI值在Day14和Day28存在显著差异外，其他处理差异不显著，可见高温-降水-高温并未显著改变土壤DOM的来源。对土壤DOM的BIX值（图 4b）而言，高温培养第1天（Day1）不同施肥处理土壤DOM的BIX值为0.62~0.64，说明高温前各处理土壤微生物活性较弱，陆源特征强；高温后（Day14），PK和LOM处理土壤DOM的BIX值相较于Day1分别显著增加2.68%和8.17%，降水后（Day28）分别显著下降了2.64%和11.69%。
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图 4 不同处理土壤DOM的荧光光谱参数 Fig. 4 The fluorescence spectral parameters of DOM in different treatments |
HIX指数能够反映土壤DOM的腐殖化程度。由图 4c可知，高温培养第1天（Day1）不同施肥处理土壤DOM的HIX值为0.84~0.88。高温培养第1天（Day1），与对照CK相比，PK、NPK处理的HIX值分别增加了1.18%~3.51%；LOM、HOM处理分别降低了0.06%~0.50%。高温后（Day14），各施肥处理土壤DOM的HIX值相较于Day1均显著下降了1.71%~2.32%，其中PK处理变化最明显。降水后（Day28），CK、NPK处理其HIX值较Day14显著下降2.15%~3.81%，其余处理均显著增加1.75%~5.86%，尤其是有机培肥处理。
2.5 土壤DOM的三维荧光峰特征如图 5所示，在高温-降水事件影响前后各处理荧光峰强度始终为峰A > 峰M > 峰C > 峰T > 峰B。高温培养第1天（Day1），HOM处理不同峰的荧光强度均显著高于其余处理，其中荧光峰A强度最明显（图 5a和图 5d）。高温后（Day14），除对照CK外，其余处理的各荧光峰强度较Day1均显著下降；HOM处理土壤DOM的荧光峰强度最小，较对照CK显著下降4.12%~68.96%（图 5b），但对不同荧光峰组分占比而言，荧光峰A组分占比最高（图 5e）。降水后（Day28），各处理荧光峰强度均显著增加，相较于Day14总荧光峰强度增加117.07%~402.95%，尤其是LOM、HOM处理，荧光峰强度显著增加了786.3~867.0个单位（图 5c）。总体上，在本试验条件下，土壤DOM中荧光峰A荧光强度最强，DOM以类腐殖质为主，在高温-降水事件影响前后（Day1、Day28），HOM处理土壤DOM三维荧光峰变化最稳定。
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注：荧光组分分别为A：紫外光区类腐殖物质；B：类酪氨酸；C：可见光区类腐殖质；M：微生物来源的类腐殖质；T：类色氨酸。 Note: The fluorescent components are as follows: A: UV-absorbing humic substances; B: tyrosine-like substances; C: visible light-absorbing humic substances; M: microbial-derived humic substances; T: tryptophan-like substances. 图 5 不同处理的土壤DOM不同荧光峰强度 Fig. 5 Intensity of different fluorescence peaks of soil DOM in different treatments |
温度上升是气候变暖的主要表现之一，其会通过影响微生物活性，促进微生物消耗不稳定性有机碳，导致土壤矿化和土壤呼吸的增加，提高土壤有机碳的分解速率[20-21]，加剧全球气候变化。有研究表明，增温降低了SOC的活化能，促使SOC加速分解，使土壤由碳汇转变为碳源[14]。有机肥施用是提高土壤有机碳固存能力的关键措施，也是提高农业土壤适应气候变化能力的主要途径。本研究中，在高温培养第1天（Day1），单施化肥（PK和NPK）处理的土壤CO2排放速率明显高于有机培肥（LOM和HOM）处理，这可能由于化肥处理的土壤易氧化态有机碳含量较高，易被矿化损失[22-23]。而且，高温期间（Day1-Day14），使用SOC归一化后的有机培肥处理土壤的CO2累计排放量显著低于其他处理（图 1c），这说明施用有机肥可以降低原生土壤单位有机碳含量下有机碳分解的温度敏感性，表现为外源有机质添加减缓了土壤有机质降解的“负激发效应”[24-25]。如果将土壤在面对环境胁迫时（如升温），其CO2排放量增加定义为“低稳定性土壤”，那么本研究的有机培肥（LOM和HOM）处理增加了升温环境中土壤CO2排放的缓冲能力，即有机培肥处理增加了土壤受到升温胁迫后的“稳定性”。可能存在的作用机制包括：（1）有机肥的施用减少热促进异养细菌和真菌的相对丰度（随温度升高而相对丰度增加）、提高微生物群落的复杂性和稳定性、提高化能自养古细菌对内源CO2拦截能力，从而减少土壤有机碳的损失[26-27]；（2）有机肥的施用可以稳定土壤结构，增强团聚体对有机碳的物理保护，增加微生物的“碳受限”，从而减少CO2排放[28-29]。然而，也有研究报道长期施用有机肥显著增加了土壤有机碳的矿化速率和累计矿化量[23，30]，这一结果与本研究的区别在于是否存在环境胁迫（如本研究的增温）。已知生态系统在维持其自身多功能性（Multifunctionality）时，需要微生物群落结构不断适应环境的变化[31]。本研究发现，土壤有机培肥在微生物适应环境的过程中减少了CO2的排放，增强了土壤在碳损失过程中的韧性。
土壤DOM是土壤碳库中移动性最强的组分，既是维持微生物活性的重要能量来源，也表现出对变化环境的高敏感性。增温直接改变了土壤碳周转的效率，进而影响了土壤有机质的稳定性[18，32]。DOM作为反映土壤有机质稳定性的重要指标[7]，其组成结构与含量在温度变化的环境中也表现出规律性变化[33]。有研究指出，土壤升温使DOM含量提高了44.57%~62.78%[32]。本研究中，各处理高温培养后（Day 14）土壤DOM含量较Day 1含量均不同程度增加，尤其是有机培肥（LOM、HOM）处理。一方面是由于温度增加促进了微生物活性，促进难溶性大分子转化为可溶性小分子化合物，同时增温的活化作用会直接促进植物残体和土壤有机质向DOM溶解转化，最终增加了土壤DOM含量[34-35]，而有机培肥处理Day14的SOC显著低于Day1，且DOM和SOC含量的负相关性（R2=0.20，P < 0.01）也进一步说明了增温的活化作用，促使了SOC转化为DOM；另一方面，增温可以促使与矿物结合的高亲和力有机物解吸以及土壤团聚体中的有机物释放，从而增加了土壤孔隙水中DOM浓度[36]。除DOM在含量上的变化外，环境变化对于不同培肥处理土壤中DOM的结构组成也存在显著影响。Yao等[37]研究发现，有机物添加引起的“激发效应”增加了DOM中脂肪族和碳水化合物类化合物的含量，降低了脂类化合物的含量。在本研究中，高温培养后（Day 14）HOM处理的土壤DOM芳香化、疏水性指数均下降，表明经过14天升温培养，HOM处理的微生物活性提高，提高了DOM生物可利用性[38]；而且温度升高可能促使真菌成为主导菌群，促进了芳香性碳组分的分解[32]。有研究表明，土壤中的氧有效性决定了DOM的降解过程，随着DOM芳香性的降低，土壤氧有效性增加，促进了氧化酶的活性[39]。在此过程中，由于微生物代谢过程对不同DOM的选择利用性以及土壤团聚体等的保护作用均有可能减少CO2的排放[39-40]。通过对土壤DOM中荧光物质的定量分析发现，荧光性物质以类腐殖质为主，这与农业生产活动产生的枯枝落叶和微生物产生的有机物有关[41]。高温培养后（Day 14），土壤类蛋白荧光峰和类腐殖质荧光峰强度均显著下降，尤其是荧光峰T和荧光峰A。一方面是由于温度升高，有利于微生物优先利用类蛋白物质；另一方面，荧光峰A主要是由低分子量腐殖质引起的，易被微生物利用[42]。对比单施化肥和有机培肥处理，可以看出有机培肥处理在高温培养后DOM含量增加，但各类荧光物质均显著下降，其中LOM处理中的类酪氨酸物质（荧光峰B）在升温培养14天后降幅达到了88.80%（图 5）。然而，有机培肥处理的土壤DOM在升温培养中表现出的降解过程并未增加CO2的排放，暗示有机物料自身降解引起的DOM结构变化并不会在短时间内造成碳排放的增加。根据PLS-MS分析也发现，在高温培养期间，有机培肥引起的土壤DOM结构组成变化，并不能直接影响CO2的排放速率。
总体上，有机培肥处理在升温胁迫下，土壤碳排放降低，表现出负的激发效应。然而，有机培肥处理虽然碳排放降低，其自身仍然经历了剧烈的有机碳降解，表现为外源碳自身的降解，表现为DOM含量升高但DOM的芳香性下降，各类荧光物质含量下降。表明升温胁迫下，外源有机碳自身的降解只改变了土壤DOM的结构组成，并未促进CO2的排放。
3.2 降水-高温对有机培肥土壤CO2排放及DOM光谱特征的影响全球变暖背景下降水格局的改变，会通过改变土壤水分条件影响陆地生态系统的土壤碳循环过程。Jiang等[43]的研究表明，降水脉冲效应使土壤有机物在短时间内迅速分解并释放大量CO2到大气中。降水使土壤微生物呼吸速率迅速增加1.70倍~38.12倍，以更好地适应旱化土壤，促进微生物对有机碳矿化，增加CO2排放量[44]。与单施化肥相比，有机无机肥配施减少了有机碳的损失，增加了土壤有机碳的累积，增强了土壤固碳能力[45]。本研究中，与高温培养第14天（Day14）相比，降水后高温（Day28），单施化肥处理CO2排放速率均提高，尤其是CK和PK处理，这可能是因为降水快速增加了土壤水分，使微生物迅速繁殖和生长，而且在氮匮乏情况下，会促使微生物增加对有机碳的矿化作用，从而提高了CO2的排放[46-47]。此外，水会增加土壤基质与微生物之间的接触表面积，促使微生物迅速利用基质并释放CO2[42]。反观有机培肥（LOM、HOM）处理，降水-高温后（Day14-Day28）CO2累计排放量以及SOC归一化的CO2累计排放量均较前期高温培养（Day1-Day14）进一步降低（图 1），表明前期高温培养促进了土壤有机碳矿化，而降水缓解了温度升高对有机碳矿化作用；且与仅升温胁迫一致，有机培肥在降水-升温环境下同样可以减少土壤有机碳的矿化，提高土壤有机碳稳定性，这可能与有机培肥下土壤DOM的腐殖化程度（HIX）以及芳香性和疏水性有关。
土壤水分状况是影响生态过程的重要因子，降雨引起的湿润可以改变土壤DOM的含量和结构组成。有研究指出，当降水后紧接着出现高温时，会导致土壤DOM的快速降解和转化[48]。降水量的增加可能会导致土壤DOM中组分的比例发生变化，DOM的芳香性和腐殖化程度可能会增加，从而影响DOM的光谱特征[14，49]。本研究中，各处理降水后高温（Day28）土壤DOM含量明显下降，这可能是因为在高温条件下，降水会加速土壤中有机质的生物分解[50]，消耗土壤中储存的DOM；同时前期的高温引起的干旱，增加了土壤孔隙，降水使土壤水分增加，较多的水分促使了土壤中DOM的溶解释放到水中，导致土壤中DOM含量降低[49]。降水除改变DOM的含量外，对其结构组成也会产生影响。在本研究中，降水后高温（Day28）有机培肥（LOM、HOM）处理的土壤DOM的芳香性指数、疏水性指数以及腐殖化程度明显上升，未施氮肥（CK、PK）处理下降，这是因为施用有机物料有利于土壤松结态腐殖质和稳结态腐殖质的形成，同时降水引起的湿润过程，会促使疏水性物质从土壤固相进入土壤水中[48]，改变土壤DOM腐殖质组成并促进土壤腐殖化程度[51]。而且，降水后高温（Day28）各处理土壤的DOM中类蛋白荧光峰和类腐殖质荧光峰强度相较于Day14均为增强，但始终保持为类腐殖质荧光峰强度高，其中荧光峰A和荧光峰M增强最明显，其原因是类腐殖质荧光峰（如荧光峰A）通常与腐殖酸及其降解产物相关，这些物质在土壤中较为稳定且不易被微生物分解，另外当土壤水分增加后，会促使土壤固相中的腐殖质物质持续地溶解到土壤水中，增加土壤DOM的类腐殖物质[48]；而类蛋白荧光峰（如荧光峰M）主要由微生物代谢产物组成，这些物质受到微生物活动的影响，可利用性较高，其荧光峰强度也可能在降水和高温条件下增强[16]。结合随机森林分析发现，虽然类腐殖质荧光峰强度较高，但是DOM中类蛋白物质（类酪氨酸荧光峰B、类色氨酸荧光峰T）是影响降水-高温培养土壤CO2排放速率的关键因素，而且DOM的腐殖化程度（HIX）以及芳香性和疏水性也是影响该阶段土壤CO2排放速率的因素。由此可见，在降水-高温条件下，有机培肥可以通过增加土壤DOM腐殖化程度和芳香性，从而减少CO2排放，然而由于有机肥自身造成的土壤DOM中类蛋白物质的增加并不能引起CO2排放的增加。
3.3 试验局限性及未来研究方向虽然本研究发现有机培肥土壤在面临极端天气事件时其碳排放量显著低于单施化肥土壤，表明有机培肥有助于增强土壤碳库在抵御极端天气事件时的稳定性，但也存在一定的局限性。本研究主要关注了高温和降水互作条件下土壤CO2排放特征和土壤DOM变化，未涉及单一因子（高温或降水）影响；另外室内模拟高温和降水事件与自然环境中的极端天气事件仍存在差异，并且本研究的短期培养试验（28天）虽然能够在一定程度上揭示高温和降水对土壤碳排放以及土壤有机碳含量与组成的影响，但仍缺少对长期土壤碳循环和稳定性影响的准确评估。基于单一土壤种类获得的发现，也是本研究的局限性之一，因此在后续工作中，需要选取我国具有代表性的不同土壤类型进行极端天气事件的模拟试验。
4 结论（1）在高温培养期间，有机培肥（LOM和HOM）处理的CO2累计排放量显著减少了13.93%和17.69%，提高了高温环境中土壤排放CO2的缓冲能力，在一定程度上提高了土壤受到升温胁迫后的“稳定性”；在降水后高温培养期间，降水缓解了温度升高对有机碳的矿化作用；且与仅高温胁迫一致，有机培肥在降水-高温环境下同样可以减少土壤CO2累计排放量。（2）高温培养增加了各处理的土壤DOM的含量，然而相比于单施化肥，有机培肥处理由于有机物自身降解，显著降低了土壤DOM的芳香性和疏水性，以及各类荧光物质的含量，但并未直接促进短时间内CO2排放。降水后的高温培养期间，由于及时补充了水分，促使土壤中DOM溶解释放至水中，减少了土壤本底的DOM含量，此外土壤DOM的芳香性和疏水性指数、腐殖化指数（HIX）以及类蛋白物质是影响CO2排放的关键因子，有机培肥通过增加土壤DOM的芳香性和疏水性，以及HIX，从而减少了土壤CO2的排放，而有机肥自身造成的类蛋白物质的增加并不能引起土壤CO2排放的增加。（3）在本研究条件下，综合CO2排放和土壤DOM特征变化，有机替代25%~50%化学氮肥处理可以作为应对极端高温-降水互作事件下的有效施肥措施，即可以有效减少CO2排放量，又可以提高土壤DOM的稳定性。
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