Почвоведение, 2019, № 5, стр. 570-577

ВВЕДЕНИЕ

Тундровые почвы характеризуются значительными запасами азота (N), однако большая его часть находится в составе органического вещества в недоступной для растений форме. Это обуславливает важную роль микробного сообщества почв в управлении доступностью N для растений [11, 23]. Основным механизмом влияния микробиоты на доступность N считается минерализация органических соединений азота (N-минерализация) сапротрофными микроорганизмами [21]. Однако соотношение между N-минерализацией и иммобилизацией азота в составе микробной биомассы зависит от соотношения углерода (C) и N в минерализуемом субстрате: при дефиците N микроорганизмы повышают эффективность его ассимиляции и иммобилизации [16].

В условиях низкой обеспеченности неорганическими соединениями N, в частности в тундровых экосистемах, растения могут успешно конкурировать с микроорганизмами за N, находящийся в форме низкомолекулярных органических соединений [20]. Важная роль в этом принадлежит микоризным грибам, которые занимают ключевое положение в азотном цикле в тундровых почвах, обеспечивая деполимеризацию высокомолекулярных органических соединений и доступ растений к органическим соединениям N без их предварительной минерализации [12]. Однако и безмикоризные растения семейства Cyperaceae, типичные для тундровых сообществ, способны поглощать аминокислоты из почвы [18, 19]. Известно, что растения могут влиять на интенсивность минерализации органического вещества, изменяя состав и количество корневых экссудатов и тем самым, действуя на состав и активность микробного сообщества ризосферы [17].

Таким образом, процессы трансформации азотсодержащих соединений в почвах тундровых экосистем разнообразны, и изучение соотношения между микробной минерализацией и иммобилизацией N в тундровых почвах, характеризующихся разной обеспеченностью N, представляет несомненный интерес на фоне меняющихся условий окружающей среды в сторону большего благоприятствования для прироста биомассы (повышение температуры и концентрации СО₂) [8, 10]. В этих условиях вопрос доступности N для растений становится еще более актуальным. В связи с этим мы изучили азотное состояние и процессы N-минерализации и нитрификации в почвах горно-тундровых экосистем Хибин, занимающих разное положение в мезорельефе и характеризующихся разным составом фитоценозов.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Исследование выполнено в нескольких экосистемах горной тундры Хибин, расположенных на геохимически сопряженных элементах мезорельефа в пределах одной катены на территории Ботанического цирка Полярно-альпийского ботанического сада-института имени Н.А. Аврорина (Мурманская область). На выпуклом борту цирка в условиях малого снегонакопления представлена кустарничково-лишайниковая пустошь (КЛП), где преобладают лишайники Flavocetraria nivalis, F. cucullata, Cetraria islandica, Alectoria ochroleuca, а из сосудистых растений представлены кустарнички Empetrum hermaphroditum, Vaccinium vitis-idaea, V. uliginosum. На пологом склоне, в условиях умеренного снегонакопления расположена кустарничковая пустошь (КП) с кустарниковым ярусом, образованным Betula nana. В травяно-кустарничковом ярусе преобладают Phyllodoce caerulea, Empetrum hermaphroditum, Vaccinium myrtillus, Solidago lapponica, Arctous alpina. В мохово-лишайниковом – Polytrichum juniperinum, Cetraria islandica, Cladonia arbuscula. На перегибе горной террасы, в условиях умеренного снегонакопления расположен злаковый луг (ЗЛ), здесь преобладают Avenella flexuosa, Nardus stricta, Juncus trifidus, а также представители разнотравья Solidago lapponica. Из мхов наиболее обычен Racomitrium microcarpon, из лишайников Cetraria islandica, Cetrariella delisei, Stereocaulon alpinum. На дне и берегах временного водоема, в условиях значительного зимнего снегонакопления и избыточного увлажнения расположен осоковый луг (ОЛ). Из сосудистых растений здесь преобладают Carex bigelowii, Avenella flexuosa, Juncus trifidus. Мохово-лишайниковый покров не развит. Максимальное расстояние между сообществами не превышало 100 м, а максимальное превышение по высоте составило 10 м.

В изученных экосистемах формируются сухоторфяно-подбур иллювиально-гумусовый (Folic Leptosol) в КЛП, сухоторфяно-литозем перегнойно-грубогумусовый (Folic Leptosol) в КП и литоземы перегнойно-темногумусовые (Haplic Leptosols) в луговых сообществах.

Изучались два горизонта почв – поверхностный органогенный и верхний минеральный (органно-минеральный). Органогенная часть профиля в сухоторфяно-подбуре и сухоторфяно-литоземе представлена хорошо сформированным (до 10–15 см) сухоторфяным гор. TJ, а в литоземах перегнойно-темногумусовых луговых биогеоценозов – маломощным (до 5 см) подстилочно-торфяным гор. O. Минеральный горизонт в сухоторфяно-подбуре представлен супесчаным или легкосуглинистым гор. Bh мощностью до 10 см. В сухоторфяно-литоземе перегнойно-грубогумусовом под гор. TJ залегает легкосуглинистый гор. АОh, а в литоземах перегнойно-темногумусовых – гор. АН суглинистого состава.

Образцы почв отбирали в начале августа 2017 г. в пределах каждого биогеоценоза случайным образом в пяти повторностях и замораживали не позднее трех часов после отбора. До выполнения анализов почвенные образы хранились в замороженном состоянии. Ранее мы показали относительно небольшое изменение концентраций лабильных углерода и азота в почвенных образцах в результате их замораживания [4]. Также замораживание не оказывает влияния на определение активностей трансформации соединений азота и сохраняет при этом естественные различия между разными почвами [2, 4].

В почвах определяли общее содержание С (С_общ) и N (N_общ) и содержание их лабильных соединений (С_лаб, N_лаб), которые экстрагировали 0.05 М K₂SO₄ из “условно свежих” образцов сразу после размораживания. Лабильные соединения были представлены органическими С (С_орг) и N (N_орг), аммонийным и нитратным N (N-${\text{NH}}_{4}^{ + }$ и N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$) и С и N микробной биомассы (С_микр и N_микр). Последние определяли методом фумигации-экстракции, который заключается в определении количеств С и N, высвобождаемых из клеток микроорганизмов в результате их гибели и лизиса при обработке почвы парами хлороформа в вакуумном эксикаторе (разница между С и N, экстрагируемыми 0.05 М K₂SO₄ после фумигации и до фумигации). Концентрации С_микр и N_микр представлены концентрациями хлороформ-мобилизуемых элементов без использования коэффициентов, учитывающих неполную экстрагируемость компонентов микробной биомассы.

Потенциальные активности N-минерализации и нитрификации определяли в эксперименте с инкубацией образцов почв в аэробных условиях в течение 20 сут. при естественной влажности и температуре 22°С. Изменение концентраций N‑${\text{NH}}_{4}^{ + }$ и N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$ в результате инкубации характеризует активность процессов N-минерализации (сумма N‑${\text{NH}}_{4}^{ + }$ и N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$) и нитрификации (только N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$).

Общее содержание С и N определяли на элементном анализаторе Carlo Erba NC 2500 в предварительно высушенных образцах после их измельчения на вибрационной мельнице Retch MM 200. Неорганические формы N анализировали колориметрически на спектрофотометре Genesys 10 UV. Для определения N-${\text{NH}}_{4}^{ + }$ использовали салицилат-нитропруссидный метод [14], а N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$ – восстановление до ${\text{NO}}_{2}^{ - }$ на кадмиевой колонке с последующим получением окрашенного азосоединения при реакции с сульфаниламином и N-(1-нафтил)-этилендиамин-дигидрохлоридом [9]. Концентрации C_орг и N_орг измеряли на автоматическом анализаторе TOC-V_CPN.

Полученные результаты подвергались однофакторному дисперсионному анализу с последующим определением НЗР с помощью теста Тьюки, а также анализу по методу главных компонент в пакете Statistica. Для проведения этого анализа были использованы определенные в работе параметры: C_общ, N_общ, C_общ/N_общ, C_орг, N_орг, C_орг/N_орг, С_микр, N_микр, N_микр в % от N_лаб, N-${\text{NH}}_{4}^{ + },$ N-${\text{NO}}_{3}^{ - },$ минерализация и нитрификация органических соединений азота.

Для определения порогового значения почвенных характеристик, при которых характер реакции микробного сообщества изменяется, применялся пакет “Многомерные адаптивные регрессионные сплайны (MARSplines)”.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Азот и углерод в почвах. Почвы горно-тундровых экосистем характеризуются большими концентрациями С_общ и N_общ не только в поверхностных органогенных, но и в верхних минеральных горизонтах, где они достигают 9.3–14.6 и 0.43–0.91% для С_общ и N_общ соответственно. При этом почвы луговых биогеоценозов отличаются более высокими концентрациями этих элементов в маломощных органических горизонтах, тогда как минеральные горизонты разных почв содержат близкие концентрации С_общ. Концентрации N_общ, в свою очередь, больше в минеральных горизонтах луговых почв. В результате для них характерны меньшие соотношения С/N (14.0–15.9), то есть органическое вещество относительно обогащено азотом (табл. 1).

Гораздо сильнее почвы, расположенные на разных элементах геоморфологического профиля, различаются по содержанию экстрагируемых соединений С и N. Концентрации С_орг в органических горизонтах почв луговых биогеоценозов в 3–8 раз больше, чем кустарничковых. Подобные концентрации С_орг характерны, например, для торфяников северной тайги Западной Сибири [1, 6, 7]. В минеральных горизонтах соответствующее превышение составляет 2–4 раза. Та же закономерность характерна и для N_орг. Экстрагируемое органическое вещество более обогащено N в сравнении с общим органическим веществом в почвах кустарничковых биогеоценозов и в органических горизонтах почв луговых биогеоценозов, тогда как для минеральных горизонтов последних это не характерно. В целом, экстрагируемое органическое вещество во всех почвах имеет близкое соотношение С/N (15.1–19.0 в органических горизонтах и 12.9–15.4 – в минеральных), и по этому показателю почвы кустарничковых и луговых биогеоценозов не дифференцируются.

Еще сильнее изученные почвы различаются по содержанию неорганических соединений азота. Очень низкие концентрации N-${\text{NH}}_{4}^{ + }$ (1–2 мг/кг) и N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$ (0.1–0.2 мг/кг) характерны для почв кустарничковых биогеоценозов, тогда как в почвах лугов концентрация N-${\text{NH}}_{4}^{ + }$ составляет 86–113 мг/кг (примерно в 50 больше) в органических горизонтах и 7–13 мг/кг (в 4–8 раз больше) – в минеральных. Концентрации N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$ в почвах луговых биогеоценозов также в 10–20 раз больше, чем в почвах пустошей. Подобные низкие концентрации минеральных соединений N характерны также для горно-тундровых почв пустошей на севере Швеции, однако там, хотя и наблюдается повышение концентраций N-${\text{NH}}_{4}^{ + }$ и N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$ в почвах луговых биогеоценозов, но не столь значительное [5]. Рост концентраций неорганических соединений N вдоль геоморфологического профиля характерен и для горно-луговых почв альпийских экосистем на Северо-Западном Кавказе [3].

В разных почвах отличается соотношение отдельных соединений азота. В почвах КЛП и КП экстрагируемый N представлен в основном органическими соединениями, на долю которых приходится 80–90%. В почвах луговых биогеоценозов концентрация N_орг в 3 раза превышает концентрацию неорганических соединений азота только в гор. АН почвы осокового луга. В других случаях на долю N_орг приходится менее половины от суммы экстрагируемого элемента.

Концентрации С_микр и N_микр гораздо более высокие в органогенных горизонтах. При этом содержание С_микр значительно варьирует (от 1015 ± 202 мг/кг для органогенного горизонта почв сообщества КЛП до 3991 ± 869 мг/кг для органогенного горизонта почв сообщества ОЛ), не демонстрируя связи с принадлежностью почв к кустарничковым или луговым биогеоценозам, различия между которыми хорошо выражены по другим лабильным соединениям С и N. Наибольшие концентрации С_микр и N_микр отмечены в почве ЗЛ, а наименьшие – в почве КЛП (для органических горизонтов) и в почвах КП и ОЛ (для минеральных горизонтов) (табл. 2). Схожие высокие концентрации С_микр и N_микр ранее были показаны для органогенных горизонтов болотных [1, 6, 7] и горно-тундровых [5] почв.

Соотношение между С и N в микробной биомассе меньше, чем в общем и экстрагируемом органическом веществе. Хотя это соотношение не сильно различается в разных почвах и горизонтах, все же, в целом, оно следует закономерности, показанной для изменения обогащенности почв лабильными соединениями N. Соотношение С_микр/N_микр проявляет тенденцию к постепенному уменьшению от почвы КЛП к почве ОЛ и значимо различается в органогенных и минеральных горизонтах этих почв, занимающих крайние позиции в изученном геоморфологическом ряду.

Углерод и азот микробной биомассы составляют от 50 до 90% С_лаб и N_лаб, за исключением гор. АН почвы ЗЛ, где на долю С_микр и N_микр приходится всего 22–28% от количества экстрагируемых элементов. В целом, доли С_микр и N_микр в составе С_лаб и N_лаб последовательно уменьшаются от почвы КЛП к почве ЗЛ. Если для органических горизонтов этот показатель начинает уменьшаться при переходе от группы почв пустошей к почвам луговых биогеоценозов, то для минеральных горизонтов такое уменьшение характерно и для перехода от почвы КЛП к почве КП.

При увеличении соотношения С/N в органическом веществе почвы, то есть при возрастании дефицита азота, доля N_микр в составе экстрагируемых форм элемента увеличивается (рис. 1). Рост микроорганизмов может быть ограничен количеством доступной энергии (C), дефицитом питательных веществ (N), или и тем, и другим. В случаях, когда субстрат характеризуется высоким соотношением C/N, микроорганизмы стремятся иммобилизовать N и высвободить избыток С через дыхание. Если же органическое вещество богато N (низкие соотношения C/N), то его избыток начинает активно минерализоваться [16]. Зависимость можно разделить на два участка: доля N_микр в составе N_лаб возрастает при увеличении соотношения C/N в области его относительно низких значений, но, достигнув примерно 80–90%, этот показатель практически не меняется при дальнейшем обеднении органического вещества почвы азотом. Для исследуемых почв пороговое значение C/N, при котором происходит изменение зависимости, составило 20.5, что хорошо соотносится с ранее полученными данными [16].

Рис. 1.

Взаимосвязь между соотношением C/N в органическом веществе почв и долей N_микр в составе лабильного азота. Здесь и на рис. 2–5: 1 – почвы кустарничковых сообществ, 2 – почвы луговых сообществ.

Зависимость иммобилизации азота микробным сообществом, выраженной как доля N_микр в составе N_лаб, от содержания C_микр демонстрирует изменение стратегии микробного сообщества при достижении микробной биомассой величины около 1000 мг C_микр/кг почвы (рис. 2). Характер зависимости одинаков для почв пустошей и лугов, но положение кривых аппроксимации на графике демонстрирует различие в способности микробных сообществ почв пустошей и лугов иммобилизовать лабильный азот. Микроорганизмы почв пустошей способны усваивать до 90% N_лаб, а в почвах лугов этот показатель составляет 60–65%.

Рис. 2.

Взаимосвязь между микробной биомассой и долей N_микр в составе лабильного азота.

Минерализация органических соединений азота и нитрификация. В соответствии с минимальными концентрациями N-${\text{NH}}_{4}^{ + },$ N-${\text{NO}}_{3}^{ - },$ C_микр и N_микр в почве КЛП активность N-минерализации оказалась наименьшей, составив всего 0.35 и 0.31 мг N/кг в сутки в органогенном и минеральном горизонтах соответственно, а интенсивность нитрификации составила 0.09 и 0.07 мг N/кг в сутки (табл. 2). В почве КП, которая содержит больше экстрагируемых органических C и N, а также больше C_микр и N_микр в органогенном горизонте, показатели N-минерализации и нитрификации в 2–4 раза выше. При этом несколько возрастает доля нитрифицированного N в составе минерализованного, достигая почти половины в органогенном горизонте и 32% – в минеральном.

Почвы луговых биогеоценозов характеризуются в десятки раз большими активностями N-минерализации и нитрификации, что соответствует гораздо большим концентрациям в них N-${\text{NH}}_{4}^{ + }$ и N-${\text{NO}}_{3}^{ - }.$ Схожая закономерность наблюдается в почвах горно-тундровых экосистем на севере Швеции при переходе от пустошей к лугам [5]. В почвах лугов нитрифицируется более половины минерализованного N, достигая максимального значения 79% в гор. АН почвы осокового луга. Поскольку концентрации N-${\text{NO}}_{3}^{ - }$ в почвах луговых биогеоценозов значительно уступают концентрациям N-${\text{NH}}_{4}^{ + },$ то можно предположить, что растения активно поглощают нитраты.

Активность N-минерализации демонстрирует разную взаимосвязь с количеством микробной биомассы в почвах пустошей и лугов, хотя концентрации C_микр и N_микр в них существенно не различаются (рис. 3). В почвах лугов при переходе от минерального горизонта (низкое содержание C_микр) к органогенному горизонту (высокое содержание C_микр), N-минерализация резко возрастает. Интенсивный рост характерен до ~1000 мг C_микр/кг, после чего прирост микробной биомассы уже не приводит к увеличению N-минерализации, вероятно, из-за накопления в микробной биомассе достаточного количества азота для поддержания функционирования микробного сообщества без дополнительной минерализации ресурса. Такой результат согласуется с данными о зависимости между иммобилизацией азота и количеством микробной биомассы в почве, демонстрирующей снижение активности иммобилизации при достижении микробной биомассой величины около 1000 мг C_микр/кг почвы (рис. 2).

Рис. 3.

Взаимосвязь между микробной биомассой и минерализацией органических соединений азота. Прозрачные фигуры – органогенные горизонты, закрашенные фигуры – минеральные горизонты.

Для почв пустошей характерно очень медленное линейное возрастание N-минерализации при увеличении микробной биомассы. Такое различие может быть связано с тем, что микробные сообщества в почвах пустошей и лугов сильно отличаются. Характерной особенностью тундровых биогеоценозов с доминированием кустарничковой растительности (пустоши) является развитие эктомикоризы и эрикоидной микоризы [13], которая позволяет растениям получать доступ к органическим формам N, минуя стадию минерализации сапротрофными микроорганизмами [15]. Следовательно, в почвах пустошей значительная часть микробной биомассы может быть представлена внешним мицелием микориз. Показано, что в тундровых почвах грибная биомасса может на порядок превышать бактериальную [22], при этом более половины ее приходится на микоризные грибы [24]. Поэтому при определении N-минерализации, когда микоризные грибы в отсутствии растений не проявляют активность, в почвах пустошей мы наблюдаем низкую интенсивность процесса и небольшое ее увеличение при резком возрастании микробной биомассы в органогенных горизонтах.

Активность N-минерализации на единицу микробной биомассы уменьшается при увеличении доли N_микр в составе N_лаб, то есть при уменьшении содержания лабильного немикробного N, являющегося ближним резервом для минерализации (рис. 4). При этом интенсивность снижения больше в почвах луговых сообществ, где концентрации доступного N в целом больше. Таким образом, наши данные подтверждают, что количество N, ассимилированного микробной биомассой, может быть фактором, влияющим на цикл азота в почвах и на доступность неорганических форм элемента растениям [16].

Рис. 4.

Зависимость между долей N_микр в составе лабильного азота и N-минерализацией на единицу С_микр.

Активность N-минерализации уменьшается также при уменьшении обеспеченности субстрата азотом (соотношение C_общ/N_общ) (рис. 5). Снижение N-минерализации на единицу микробной биомассы имеет разный характер в почвах луговых сообществ и сообществ пустошей, что также может быть связано с особенностями состава микробного сообщества в них. В случае луговых сообществ, в диапазоне отношения C/N от 13.8 до 20.5, происходит резкое падение интенсивности N-минерализации, которая остается практически неизменной в диапазоне C/N 20.5–35.2. Таким образом, при уменьшении обеспеченности субстрата азотом его минерализация на единицу углерода микробной биомассы снижается, достигая порогового значения при C/N около 20.5, что хорошо соотносится с зависимостью микробной иммобилизации от обогащения субстрата азотом (C/N) (рис. 1).

Рис. 5.

Взаимосвязь между соотношением C/N в органическом веществе почв и минерализацией органических соединений азота на единицу С_микр.

Совокупность различий горно-тундровых почв изученных биогеоценозов, связанных с разной активностью процессов азотного цикла, хорошо демонстрируется проведенным анализом по методу главных компонент, который показывает разделение всех образцов на 6 групп (рис. 6). На 4 разные группы разделились образцы верхних горизонтов исследованных почв, что говорит о существенных различиях в характеристиках их обеспеченности азотом и функционирования микробного сообщества. Образцы из минеральных горизонтов почв разделились на две группы, свидетельствуя, что различия между этими горизонтами принципиальны для почв пустошей и лугов, но слабо выражены в почвах разных сообществ пустошей или лугов.

Рис. 6.

Разделение изученных почв по совокупности свойств в плоскости двух главных компонент. Почвы кустарничковых сообществ: 1 – минеральные горизонты, 2 – органогенный горизонт почвы КП, 3 – органогенный горизонт почв КЛП. Почвы луговых сообществ: 4 – минеральные горизонты, 5 – органогенный горизонт почвы ОЛ, 6 – органогенный горизонт почвы ЗЛ.

Наибольший вклад в фактор-1 вносят показатели C_общ, N_общ, C_орг, N_орг, С_микр, N_микр, N-${\text{NH}}_{4}^{ + },$ N-минерализация и нитрификация. Максимальный вклад в фактор-2 вносят показатели N-${\text{NO}}_{3}^{ - },$ N_микр в % от N_лаб, соотношения C_общ/N_общ и C_орг/N_орг (рис. 7). Суммарно, оба фактора объясняют около 81% выборочной дисперсии, что считается достаточным для надежного разделения изученных объектов.

Рис. 7.

Проекция изученных показателей в плоскости двух главных компонент.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Концентрации валовых и лабильных форм С и N в почвах горно-тундровых биогеоценозов возрастают от пустошей к лугам. В этом же направлении происходит обогащение органического вещества азотом, и уменьшаются доли N_орг, С_микр и N_микр в составе лабильных форм элементов. Доступность N для микробного сообщества выступает в качестве регулятора минерализации органических соединений азота. При низкой доступности N в почвах пустошей микроорганизмы иммобилизуют элемент в биомассе, а при повышении доступности в почвах лугов N-минерализация резко возрастает. В почвах пустошей, где значительная часть микробной биомассы, вероятно, представлена внешним мицелием микоризных грибов, отклик N-минерализации на изменение таких показателей, как количество микробной биомассы, обогащенность органического вещества азотом и доля N_микр в составе лабильного N выражен гораздо слабее, чем в почвах лугов. Согласно нашим данным, микробное сообщество горно-тундровых почв переходит от минерализации к иммобилизации азота при соотношении С/N в органическом веществе почвы ~20.5 и достижении концентрации углерода микробной биомассы ~1000 мг/кг. Это может объясняться тем, что при большей микробной биомассе микробное сообщество осуществляет рециркуляцию азота в собственном пуле, решая, таким образом, проблему разделения ограниченного азотного ресурса с растениями.

Благодарность. Работа выполнена при поддержке РФФИ (проект 16-04-00544).