閩江河口紅樹林土壤微生物群落對互花米草入侵的響應

鄭 潔,劉金福,*,吳則焰,洪 偉,何中聲,藍亦琦,劉思迪

1 福建農(nóng)林大學濕地保護研究中心,福州 350002 2 福建農(nóng)林大學海峽自然保護區(qū)研究中心,福州 350002 3 福建省高校生態(tài)與資源統(tǒng)計重點實驗室,福州 350002 4 福建農(nóng)林大學生命科學院, 福州 350002 5 煙臺大學生命科學學院, 煙臺 264000

閩江河口紅樹林土壤微生物群落對互花米草入侵的響應

鄭 潔1,2,3,劉金福1,2,3,*,吳則焰1,2,4,洪 偉1,2,3,何中聲1,2,3,藍亦琦1,2,3,劉思迪5

1 福建農(nóng)林大學濕地保護研究中心,福州 350002 2 福建農(nóng)林大學海峽自然保護區(qū)研究中心,福州 350002 3 福建省高校生態(tài)與資源統(tǒng)計重點實驗室,福州 350002 4 福建農(nóng)林大學生命科學院, 福州 350002 5 煙臺大學生命科學學院, 煙臺 264000

采用磷脂脂肪酸標記法(PLFA)研究外來入侵植物互花米草對閩江河口濕地紅樹林土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響,并探討其主要影響因素。結(jié)果表明：從3種不同植被群落土壤(紅樹林群落MC、紅樹林-互花米草混生群落MS、互花米草群落SC)共檢測到22種PLFA生物標記,MS土壤微生物PLFA生物標記總量明顯高于其他植被群落,3種植被群落土壤理化性質(zhì)和酶活性的變化趨勢為：MC>MS>SC,表明互花米草入侵后土壤微生物量增加,而理化性質(zhì)和酶活性均有明顯下降,紅樹林濕地土壤質(zhì)量發(fā)生了明顯退化。3種植被群落土壤中含量最高的PLFA生物標記是16：0,16：1w7c,9Me15：0w,18：1w12c。土壤中特征微生物相對生物量存在明顯差異,細菌分布量最大,其次是真菌和放線菌,原生動物分布量最小。群落多樣性指數(shù)呈相似規(guī)律,MS土壤微生物類群多樣性指數(shù)均小于MC,表明互花米草入侵后土壤微生物群落多樣性指數(shù)均有下降。通過主成分分析,基本能區(qū)分出3種不同植被群落微生物群落的特征。土壤理化性質(zhì)、酶活性間存在相關性,有機碳、全氮、蔗糖酶、過氧化氫酶與革蘭氏陰性菌、放線菌呈顯著或極顯著正相關。研究結(jié)果表明互花米草入侵在一定程度上具有影響紅樹林群落土壤營養(yǎng)代謝循環(huán)的潛力,特別是關于碳、氮、磷等的循環(huán)及酶活性,改變部分有利于自身生長的土壤環(huán)境相關的微生物類群含量,競爭有利環(huán)境,迅速擴張實現(xiàn)入侵。

互花米草；紅樹林；土壤微生物；PLFA；外來植物入侵

在土壤-植被生態(tài)系統(tǒng)中,根際土壤微生物作為最活躍和具有決定性影響的組分之一,起到參與土壤中能量流動、營養(yǎng)循環(huán)及有機物轉(zhuǎn)化的作用,探索植物、土壤、微生物三者相互作用的根際對話過程及其調(diào)控機制,對植物生態(tài)過程調(diào)控、生長發(fā)育等具有重要功能作用[1- 2]。外來植物通過根系分泌物、淋溶物、凋落物等釋放的化感物質(zhì),對根際微生物群落結(jié)構(gòu)有選擇塑造作用,反過來根際微生物群落結(jié)構(gòu)變化對植物化感物質(zhì)釋放、土壤營養(yǎng)循環(huán)、能量流動、信息傳遞有重要影響,進而影響植物生長發(fā)育過程[3- 4]?？梢?揭示外來植物入侵對土壤營養(yǎng)代謝循環(huán)、根際微生物的影響機制是很有必要的。

互花米草(Spartinaalterniflora)作為外來入侵物種,其生態(tài)適應性廣,繁殖能力強,引入后在中國沿海灘涂爆發(fā)或大面積擴散,占據(jù)本地物種生態(tài)位,通過改變?nèi)肭值氐纳L環(huán)境,形成單一優(yōu)勢群落,降低當?shù)厣锒鄻有?嚴重破壞原生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能[5- 7]。已有關研究主要集中在互花米草的繁殖特性[8]、能量利用特點[9]、與入侵地物種間的競爭作用[10]、對入侵地生態(tài)系統(tǒng)的影響[11]、入侵機制[12-13]及其防治技術等方面。隨著研究深入,互花米草入侵對土壤生態(tài)系統(tǒng)過程和土壤生物多樣性的影響受到許多學者的關注：王剛等[14]、張祥霖等[15]均探討了互花米草入侵對入侵地土壤碳、氮等理化性質(zhì)產(chǎn)生影響；周虹霞等[16]采用BIOLOG GN平板技術探討了互花米草入侵對濱海潮間帶鹽沼土壤微生物多樣性的影響,等等。Zhang等[17]、Zeleke等[18]、Yuan等[19]研究表明互花米草能影響被入侵地土壤的細菌群落結(jié)構(gòu),氨氧化細菌、產(chǎn)甲烷菌和硫酸鹽還原菌的豐度會有所增加。而研究互花米草對入侵地植被根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與功能的影響,并不多見。

福建省分布有941.9 hm2紅樹林,是中國天然紅樹林分布最北的省份[20]。自引入互花米草以來,全省互花米草面積已達4166 hm2,紅樹林濕地不斷遭到入侵,濕地面積萎縮,退化嚴重[21]?？梢?探討互花米草入侵后紅樹林根際微生物群落結(jié)構(gòu)變化規(guī)律及如何有效保護紅樹林濕地已成為迫在眉睫。為此,以閩江河口濕地紅樹林群落為研究對象,擬采用磷脂脂肪酸法(PLFA)探討濕地不同植被群落土壤微生物群落的結(jié)構(gòu)特征,探討互花米草入侵后土壤微生物群落組成、土壤酶活性和理化性質(zhì)的關系,旨在揭示互花米草入侵的土壤學機制,為紅樹林、互花米草根際土壤微生物之間的化感作用的研究提供理論依據(jù),也為外來植物入侵的濕地生態(tài)系統(tǒng)的保護與恢復提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于閩江河口濕地面積最大的鱔魚灘濕地(119°34′12″—119°41′40″ E、26°00′36″—26°03′42″ N),面積約為3120 hm2,見圖1。鱔魚灘濕地是由閩江中泥沙淤積形成的河口潮灘,地理位置獨特,位于南亞熱帶和中亞熱帶的過渡帶,氣候溫暖濕潤,雨量充沛,是典型的季風氣候區(qū),年降水量約1350 mm,年平均氣溫19.3℃。其土壤主要為濱海鹽土和沙土,含鹽量較高,pH值呈酸性到中性。該濕地濱海臨江,終年受潮汐影響,屬正規(guī)半日潮型。區(qū)內(nèi)主要植被類型可以分為濱海鹽沼、沙生和紅樹林3種植被類型,自2002年發(fā)現(xiàn)互花米草群落入侵之后,迅速蔓延,與秋茄(Kandeliacandel)、藨草(Scirpustriqueter)、短葉茳芏(Cyperusmalaccensis)、蘆葦(Phragmitescommunis)等土著優(yōu)勢種群落產(chǎn)生競爭。到2010年為止已經(jīng)形成大約306.94 hm2的互花米草鹽沼,主要分布于平行于海岸線的潮灘內(nèi)緣[22]。所研究的紅樹林群落多為人工種植的秋茄群落(樹齡為7 a以上),自2010年互花米草逐漸向秋茄群落周圍入侵,形成大小不一的入侵斑塊,占據(jù)秋茄群落的生態(tài)位,抑制幼苗的生長,群落擴張和自我更新緩慢[23]。

圖1 研究區(qū)與采樣點位置圖Fig.1 The study area and sampling spots in the tidal marsh of the Minjiang River estuary

1.2 野外采樣及土壤性質(zhì)測定

2016年4月在閩江河口鱔魚灘濕地按照互花米草的不同入侵程度分別選取未受入侵的紅樹林群落(Mangrove community,MC),全為互花米草占據(jù)的互花米草群落(S.alternifloracommunity,SC)和受入侵的紅樹林-互花米草混生群落(Mangrove-S.alterniflora,MS),共3塊典型的樣地,每塊樣地面積為10—20 m2,且相距約為20 m。選取3種不同群落中長勢較好的植被根際土壤各3份,共計樣品9份(紅樹林-互花米草混生群落土壤取自于秋茄紅樹林)。將土樣帶回實驗室后,將每種群落里的3個土壤樣品充分混合,分成2份。由于濕地土壤含水量高,故一份在室內(nèi)通風陰涼處晾至2—3 d,待水分稍干之后,過2 mm篩子,放在4℃冰箱保存,用于土壤微生物群落特征及酶活性測定,另一份自然風干后過篩,用于理化性質(zhì)的測定。土壤pH值用水浸提電位法(土水比為1∶2.5),有機碳(SOC)用重鉻酸鉀-外加熱法,全氮(TN)用半微量凱氏法,全磷(TP)用硫酸-高氯酸消煮法測定,全鉀(TK)用NaOH熔融火焰光度法。脲酶活性用靛酚藍比色法測定,蔗糖酶活性用3,5-二硝基水楊酸比色法測定,酸性磷酸酶活性用磷酸苯二鈉比色法測定,過氧化氫酶活性用KMnO4滴定法測定,多酚氧化酶活性采用鄰苯三酚比色法測定,每個處理均設無基質(zhì)對照,且每個處理3次重復,整個試驗設無樣品無基質(zhì)對照[24- 25]。

1.3 磷脂脂肪酸的分離與氣相色譜檢測

采用PLFA生物標記法進行土壤微生物群落結(jié)構(gòu)分析,PLFA的提取過程和分析方法[26]：稱取4 g新鮮土壤于50 mL離心管中,加入20 mL 0.2 moL/L的KOH甲醇溶液,漩渦振蕩5 min,將其放置在37℃搖床中溫育1 h,每隔10 min漩渦振蕩1 min,進行脂肪酸釋放和樣品的甲醇化。加入3 mL 1.0 moL/L醋酸(冰乙酸)用于中和pH值,漩渦振蕩1 min。加入10 mL正己烷,使磷脂脂肪酸轉(zhuǎn)移到有機相中,漩渦振蕩1 min,2600 r/min離心15 min。將離心管上層的正己烷轉(zhuǎn)移到干凈的試管中,吹氮氣使溶劑揮發(fā)至全干。將PLFA溶解在1 mL體積比為1∶1的正己烷/甲基叔丁基醚溶液中,靜置3—5 min,待其充分溶解,轉(zhuǎn)入GC小瓶,加入10 μL濃度為1 μg/mL的內(nèi)標(i19：0),用于GC-MS檢測。所用有機溶劑均為色譜純。采用Varian240GC-MS檢測磷脂脂肪酸,全自動進樣裝置,方法如下：進樣口溫度為280℃,分流比為20∶1,柱溫箱程序升溫為70℃起始,保持1 min,以20℃/min升溫至170℃,保持2 min,再以5℃/min升溫至280℃,保持5 min,最后以40℃/min升溫至300℃,保持1.5 min。

1.4 土壤微生物群落PLFA的標記分析與含量測定

磷脂脂肪酸法(PLFA)廣泛應用于描述土壤微生物群落的結(jié)構(gòu)組成和多樣性研究,通過標記分析和含量測定,可識別微生物量和土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。磷脂脂肪酸標記的命名參考Frostagard等采用的方法[27]。根據(jù)不同微生物類群的PLFA特征譜圖不同,在高度專一性基礎上具有多樣性的原理,可用PLFA標記分析微生物群落中不同群體,在分類上,微生物類群大致分成4大類：細菌、真菌、放線菌與原生動物[28]。從已有的研究結(jié)果可總結(jié)出a15：0,i15：0,a16：0,i16：0,a17：0,i17：0等為革蘭氏陽性細菌的PLFA標記；cy17：0,cy19：0,16：1w5c,16：1w7,18：1w5c,18：1w7c等為革蘭氏陰性細菌的PLFA標記；10Me17：0,10Me18：0,10Me16：0等為放線菌的PLFA標記；18：3w6c(6,9,12),18：1w9c,18：2w6c等為真菌的PLFA標記；20：4w6c(6,9,12,15)等為原生動物的PLFA標記。磷脂脂肪酸測算用峰面積和內(nèi)標曲線法,內(nèi)標為i19：0,含量用μg/g表示[29]。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

數(shù)據(jù)處理和制圖采用Excel 2010軟件,采用DPSv 7.05版與SPSS 22統(tǒng)計軟件進行方差分析、多樣性指數(shù)分析、主成分分析和相關性分析。PLFA生物標記多樣性指數(shù)分析Shannon-Wiener(S1)、Brillouin(B)、Mcintosh(M)多樣性指數(shù)和Pielou均勻度(P)、Simpson優(yōu)勢度指數(shù)(S2)[29]。多樣性指數(shù)計算方法如下。

(1)Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(S1)

計算公式為：

S1=-∑PilnPi

式中,Pi=Ni/N,Ni為處理i的特征PLFA個數(shù),N為該試驗中總特征PLFA個數(shù)。

(2)Pielou均勻度指數(shù)(P)

計算公式為：

P=-∑PilnPi/lnS

式中,S為群落中PLFA生物標記出現(xiàn)的頻次,即豐富度。

(3)Simpson優(yōu)勢度指數(shù)(S2)

計算公式為：

S2=1-∑Pi2

式中,Pi種特征PLFA占該試驗中總的特征脂肪酸個數(shù)比例。

(4)Brillouin多樣性指數(shù)(B)

計算公式為：

B=N-1lg[N!/n1!n2! …ni!]

式中,n1為第1個PLFA生物標記的個體數(shù)量,n2為第2個PLFA生物標記的個體數(shù)量,ni為第i個PLFA生物標記的個體數(shù)量,N為所有供試處理中PLFA生物標記出現(xiàn)的個體總和。

(5)Mcintosh多樣性指數(shù)(M)

計算公式為：

式中,N為特征PLFA總數(shù)。

2 結(jié)果分析

2.1 不同植被群落土壤理化性質(zhì)與酶活性的比較

3種不同植被群落土壤部分基本理化性質(zhì)見表1。3種土壤的pH值差別不顯著,介于(5.82±0.03)—(5.89±0.07)之間。SOC含量差異顯著,介于(15.91±0.35)—(24.39±0.96)g/kg,TN、TP、TK含量差異均顯著,分別介于(1.24±0.08)—(1.84±0.07)g/kg,(0.71±0.04)—(1.02±0.04)g/kg,(13.82±0.34)—(16.89±0.42)g/kg之間。3種不同植被群落土壤養(yǎng)分含量大小排序的總體趨勢為MC>MS>SC。比較3種土壤養(yǎng)分狀況,結(jié)果表明MC土壤養(yǎng)分狀況優(yōu)于SC群落,當入侵植被進入后,MC土壤養(yǎng)分含量明顯下降,呈退化趨勢。

表1 不同植被群落土壤部分理化性質(zhì)(平均數(shù)±標準誤)

同一列中數(shù)據(jù)后跟相同小字母表示差異不顯著(P<0.05);MC：紅樹林群落Mangrove community；MS：紅樹林-互花米草混生群落Mangrove-S.alterniflora；SC：互花米草群落S.alternifloracommunity

3種不同植被群落土壤酶活性測定結(jié)果見表2。MC土壤中Suc、Ure、CAT、PHO、PPO的含量均為最高,總體呈MC>MS>SC的趨勢。3種土壤中Suc、CAT、PHO含量均有顯著差異,而MS、SC土壤的Ure含量和MC、MS土壤的PPO含量差異不顯著。3種土壤中PHO和PPO的含量遠遠低于其他3種土壤酶的含量。

表2 不同植被群落土壤酶活性

2.2 不同植被群落土壤微生物的PLFA分析

2.2.1 土壤微生物的PLFA種類和總量的比較

在閩江河口鱔魚灘濕地3種不同植被群落土壤中共檢測到22種PLFA生物標記,見表3。其中MC土壤中PLFA生物標記有20種,總含量為(89.40±6.15)μg/g；MS土壤中PLFA標記有19種,總含量為(97.31±18.88)μg/g,SC土壤中PLFA標記有21種,總含量為(33.94±6.47)μg/g。從表3中可知不同植被群落土壤微生物的PLFA種類差別不大,而不同類型微生物的PLFA含量差別明顯,MS土壤中PLFA生物標記總含量明顯高于MC和SC。每種類型土壤中均有不同的生物標記分布,代表著不同類型的微生物,在3種植被群落土壤中完全分布的PLFA生物標記有18種,包括i15：0,a15：0,16：1w7c,16：0等,而有些PLFA生物標記只在某種植被群落土壤中有分布,屬不完全分布,此類PLFA生物標記有4種,即30：0,20：0,24：0,22：4w7c。生物標記24：0僅在MC土壤中分布,生物標記30：0僅出現(xiàn)在SC土壤中。

3種植被群落土壤中PLFA生物標記含量最多的是16：0(革蘭氏陽性細菌),在土壤PLFA生物標記總量中占有絕對的優(yōu)勢,所占的百分比依次為21.67%、22.81%、17.50%,表明其在土壤中起主要作用。MS土壤中PLFA生物標記種類最少但含量最多；SC土壤中PLFA生物標記種類最多,含量最少；MC土壤中PLFA種類相比較多于MS土壤,少于SC土壤,PLFA總含量居中。不同的植被群落土壤中微生物的種類和PLFA含量存在較大的差異,表明不同土壤中的微生物所起的作用也有很大的不同。9Me15：0w,16：0,16：1w7c,a15：0,18：1w12c是MC土壤中含量較多的5種PLFA,占總PLFA含量的54.07%；在PLFA含量的54.35%；SC土壤中9Me15：0w,16：0,16：1w7c,a17：0和18：2w6t(6,9)這5種PLFA占總PLFA含量的51.86%。從總體上看,在不同植被群落土壤中,PLFA生物標記種類基本上均以9Me15：0w,16：0,16：1w7c為主。

表3 不同植被群落土壤微生物PLFA的類型及含量/(μg/g)

2.2.2 土壤特征微生物類群PLFA含量的比較

不同植被群落土壤中特征微生物PLFA含量存在著較大差異,總含量及其相互之間比值見表4。由表3、表4可知土壤微生物中細菌的種類最多且含量最高,其次是真菌,而放線菌和原生動物的種類和含量,相對較少。土壤中代表革蘭氏陽性細菌PLFA含量最多,代表原生動物PLFA含量最少；革蘭氏陽性細菌、革蘭氏陰性細菌之間和細菌、真菌之間PLFA含量差別明顯,相互間的比值較大。MS土壤中革蘭氏陽性細菌、真菌、原生動物PLFA含量最多,而SC土壤含量最低,總體排序是MS>MC>SC；3種土壤中革蘭氏陰性細菌、放線菌大小排序為MC>MS>SC。革蘭氏陰性細菌和革蘭氏陽性細菌之間比值大小排序為MC>SC>MS；真菌/細菌大小排序為SC>MC>MS。

表4 不同植被群落土壤中的特征微生物類群PLFA總量及比值/(μg/g)

2.2.3 不同植被群落土壤微生物群落多樣性指數(shù)的比較

不同植被群落土壤PLFA生物標記的種類和含量存在差異,所代表的不同微生物群落也存在一定差異,可用群落多樣性指數(shù)來表示。由表5可知SC土壤微生物群落Simpson指數(shù)、McIntosh指數(shù)均高于MC和MS,大小排序為SC>MC>MS；3種土壤微生物群落的均勻度指數(shù)、Brillouin指數(shù)總體趨勢是MC>MS>SC。MC土壤和SC土壤微生物群落在各項多樣性指數(shù)上存在著顯著差異,即兩種土壤中各自存在著某些差異較大的優(yōu)勢微生物群落；MC和SC的Shannon-Wiener指數(shù)差異不顯著,較MS高,表明土壤微生物群落種類多且分布均勻。MS是SC入侵MC所形成的群落,其土壤微生物群落多樣性指數(shù)均較MC小,即在入侵機制下MC土壤微生物群落多樣性有衰退。

表5 不同植被群落土壤微生物類群多樣性指數(shù)

2.2.4 不同植被群落土壤微生物PLFA的主成分分析

對不同植被群落土壤微生物PLFA進行主成分分析,見圖2,共提取出4個主成分,與土壤微生物群落PLFA生物標記相關的2個主成分分析的累積貢獻率達93.19%,其中第1主成分(PC1)和第2主成分(PC2)分別解釋變量方差的63.58%和29.61%。MC土壤位于第1主成分正端,第2主成分正端；MS土壤位于第1主成分正端,第2主成分負端；SC土壤位于第1主成分負端,第2主成分負端。單個PLFA初始載荷因子主成分分析結(jié)果見圖2,對第一主成分起主要作用的PLFA是i14：0,9Me15：0w,a15：0,15：0,16：1w7c,cy17：0,16：0,18：1w9c,18：0；對第2主成分其起主要作用的PLFA是20：0,24：0。

圖2 不同植被群落土壤微生物PLFA的主成分分析(A)單個磷脂脂肪酸初始載荷因子主成分分析(B)Fig.2 Principal components analysis of different microbial groups PLFA in soils of different vegetation communities(A) PLFA contributing to soil microbial communities ordination pattern(B)

2.3 不同植被群落土壤部分理化性質(zhì)與酶活性的相關性

不同植被群落土壤部分理化性質(zhì)與酶活性的相關性分析結(jié)果見表6。由表6可知土壤pH值與其他理化性質(zhì)、酶活性存在一定的相關性,而相關性均不顯著。SOC與TN、PPO呈顯著正相關,與Suc、CAT呈極顯著正相關；TN與TP、TK、Suc、CAT、PHO間的相關性顯著,與Ure間的相關性極顯著,均呈正相關；TP與TK、Ure、PHO間均呈極顯著正相關；TK與Ure呈顯著正相關,與PHO呈極顯著正相關。土壤酶活性之間存在一定的相關性,均呈正相關,Suc與PPO呈顯著相關,與CAT呈極顯著相關；CAT與PPO間的相關性顯著；Ure與PHO間的相關性極顯著。

表6 不同植被群落土壤部分理化性質(zhì)與酶活性的相關性

*：顯著相關,P<0.05；**：極顯著相關,P<0.01。SOC：Soil Organic Carbon；TN：Total Nitrogen；TP：Total Nitrogen；TK：Total Potassium；Suc：Sucrase；CAT：Catalase；Ure：Urease；PHO：Phosphatase；PPO：Polyphenoloxidase

2.4 不同植被群落土壤微生物PLFA與土壤養(yǎng)分因子性質(zhì)的相關性

不同植被群落土壤微生物PLFA與土壤養(yǎng)分因子的相關性分析結(jié)果見表7。土壤特征微生物類群PLFA與理化性質(zhì)和酶活性間的相關性存在差異,土壤pH值與放線菌總PLFA呈正相關,與革蘭氏陽性細菌、革蘭氏陰性細菌、真菌、原生動物總PLFA呈負相關,相關性均不顯著；革蘭氏陰性細菌總PLFA與SOC、Suc、CAT呈顯著正相關,與PPO呈極顯著正相關；放線菌總PLFA與TN、PPO間的相關性顯著,與SOC、Suc、CAT間的相關性極顯著；原生動物總PLFA與PPO呈顯著正相關。

表7不同植被群落土壤微生物PLFA與土壤理化性質(zhì)、酶活性的相關性

Table7CorrelationanalysisofmicrobialgroupsPLFAandphysic-chemicalpropertiesandenzymeactivitiesatdifferentvegetationcommunities

因子FactorspH有機碳SOC全氮TN全磷TP全鉀TK蔗糖酶Suc過氧化氫酶CAT脲酶活性Ure酸性磷酸酶PHO多酚氧化酶PPO革蘭氏陽性細菌G+-0.640.620.450.250.170.620.620.340.260.8革蘭氏陰性細菌G--0.030.97*0.90.790.740.97*0.97*0.840.80.99**真菌Funji-0.520.730.580.40.320.730.730.480.40.88放線菌Actinomyce-te0.120.99**0.96*0.880.830.99**0.99**0.910.880.99*原生動物Protozoon-0.290.880.760.610.540.870.880.680.620.97*

3 討論

3.1 互花米草入侵對紅樹林群落土壤理化性質(zhì)、酶活性的影響

植被群落的演替可導致土壤養(yǎng)分庫發(fā)生改變,土壤碳、氮含量是土壤質(zhì)量的生物指標,土壤酶是微生物新陳代謝所分泌的活性物質(zhì),在土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)化過程中具有重要功能,是土壤的肥力指標[15,30]。閩江河口紅樹林群落土壤的SOC、TN、TP、TK和酶活性均大于紅樹林-互花米草混生群落、互花米草群落,表明互花米草入侵后閩江河口濕地紅樹林群落土壤的部分理化性質(zhì)和酶活性均有所下降,土壤養(yǎng)分狀況發(fā)生了明顯退化,此結(jié)果與張祥霖等[15]的研究結(jié)果相似。紅樹林群落土壤碳匯等功能出現(xiàn)衰退,這與酶系統(tǒng)有關[31],而酶活性作為微生物功能的體現(xiàn),反映土壤微生物群落功能的變化,紅樹林群落土壤酶活性下降,表明互花米草入侵改變了原土壤生態(tài)系統(tǒng)微生物群落功能。土壤微生物群落多樣性也是土壤養(yǎng)分、酶活性、凋落物和根系分泌物等因素綜合作用的結(jié)果,反映了土壤肥力狀況與營養(yǎng)代謝循環(huán)的密切關系。Ehrenfeld等[32]研究表明外來植物入侵與土壤營養(yǎng)代謝循環(huán)的關系密切,由于互花米草的蔓延,土壤微生物群落組成發(fā)生改變,從而導致養(yǎng)分循環(huán)的變化。

3.2 互花米草入侵下紅樹林群落土壤理化性質(zhì)、酶活性、微生物PLFA間的相關性

閩江河口濕地的紅樹林、互花米草、紅樹林-互花米草混生群落土壤理化性質(zhì)和酶活性各因子間的相關性總體上呈正相關,Suc、CAT與TN、SOC呈顯著或極顯著相關,Ure、PHO與TN、TP、TK呈顯著或極顯著相關,表明土壤中碳、氮、磷、鉀等營養(yǎng)元素的供應與轉(zhuǎn)化受蔗糖酶、過氧化氫酶、脲酶、酸性磷酸酶活性的影響。土壤中蔗糖酶可反映碳氮轉(zhuǎn)化的速率,脲酶可表示土壤氮素的供應狀況,酸性磷酸酶可影響土壤有機磷的分解轉(zhuǎn)化,過氧化氫酶影響土壤有機質(zhì)轉(zhuǎn)化的速度[26,28]?；セ撞萑肭?紅樹林土壤酶活性下降,理化性質(zhì)也隨之改變。除pH值與土壤特征微生物類群PLFA基本上呈負相關,土壤微生物PLFA與其他理化性質(zhì)與酶活性間的相關性均呈正相關。革蘭氏陰性細菌總PLFA與SOC、Suc、CAT、PPO呈顯著或極顯著相關,放線菌總PLFA與SOC、TN、Suc、CAT、PPO間的相關性顯著或極顯著,表明土壤部分理化性質(zhì)和酶活性受土壤微生物含量變化的影響。微生物群落在土壤生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)代謝循環(huán)中具有重要功能,如硝化細菌在土壤氮循環(huán)中具有核心作用[17],假單胞菌具有分解有機物作為碳源的能力[33],解磷細菌能促進土壤無機磷酸鹽的溶解和土壤有機磷的分解釋放達到增加土壤有機磷含量的目的,微生物群落的變化,影響其功能的發(fā)揮?；セ撞萑肭窒录t樹林群落土壤理化性質(zhì)、酶活性、微生物PLFA間的相關性研究,表明在微生物群落結(jié)構(gòu)分析的基礎上,互花米草入侵有影響紅樹林群落土壤碳、氮、磷等的循環(huán)及酶活性的潛力。

3.3 互花米草入侵對紅樹林土壤微生物群落的影響

根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性與植物的生長發(fā)育密切相關,對外來植物的成功入侵有重要作用,當?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)內(nèi)的植物與土壤微生物間在長期發(fā)展過程中,會形成一種平衡共生的狀態(tài),外來植物入侵通過改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu),打破原有的平衡狀態(tài),影響入侵地物種生長和群落更替[4,34-35]。外來入侵植物改變土壤微生物群落的途徑主要有兩種,一是土壤微生物群落會隨地上植被群落的更替而改變,外來入侵植物適應新的棲境后大面積擴散,改變生長環(huán)境,使入侵地生物多樣性喪失。二是外來植物通過釋放化感物質(zhì)進入土壤,受到微生物的加工、分解 、轉(zhuǎn)化等,同時對根際微生物群落產(chǎn)生影響,進而影響受體植物的生長發(fā)育[36-37]。如入侵北美的鋪散矢車菊和斑點矢車菊分別通過根際分泌具有抗菌活性的化感物質(zhì)8-羥基喹啉(8-hydroxyquinoline)和具有防御根際病原體危害的化感物質(zhì)兒茶酚(catechin),引起土壤微生物群落變化,實現(xiàn)入侵[4,38]。也有學者研究入侵中國的植物紫莖澤蘭(Ageratinaadenophora),發(fā)現(xiàn)紫莖澤蘭入侵區(qū)土壤真菌、自生固氮菌、氨氧化細菌數(shù)量都顯著高于未入侵區(qū),通過改變?nèi)肭謪^(qū)土壤微生物群落結(jié)構(gòu),加速入侵[39]。對閩江河口互花米草入侵下紅樹林濕地土壤微生物群落進行PLFA生物標記測定,在數(shù)量上表征占優(yōu)勢的土壤微生物群落,3種植被群落共發(fā)現(xiàn)22種PLFA生物標記,其含量存在差異。紅樹林-互花米草混生群落土壤PLFA含量最多,即土壤微生物量高于紅樹林群落,這與互花米草入侵有關[16]。閩江河口互花米草入侵的紅樹林群落,土壤中革蘭氏陽性細菌、真菌、原生動物微生物類群含量增加,革蘭氏陰性細菌、放線菌微生物類群含量減少,表明互花米草入侵后微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生改變,進而可能影響了土壤的營養(yǎng)循環(huán)和能量流動。紅樹林-互花米草混生群落土壤微生物多樣性指數(shù)均低于紅樹林群落,表明互花米草入侵后微生物群落多樣性也發(fā)生改變。土壤中參與養(yǎng)分循環(huán)和植物間競爭生存的功能性微生物類群結(jié)構(gòu)和多樣性的變化,可能會影響紅樹林對養(yǎng)分的吸收,進而有利于互花米草的競爭和擴張?；セ撞莸母偁幓凶饔妹黠@[40],與紅樹林根際土壤微生物之間的化感作用,尚需進一步深入研究。

4 結(jié)論

通過對紅樹林、互花米草、紅樹林-互花米草混生群落根際土壤的理化性質(zhì)、酶活性和土壤微生物群落PLFA的比較,發(fā)現(xiàn)互花米草入侵改變了入侵地紅樹林土壤微生物群落結(jié)構(gòu),顯著提高了土壤中革蘭氏陽性細菌、真菌的含量,降低了革蘭氏陰性細菌、放線菌的含量,土壤SOC、TN、TP、TK和酶活性均有明顯下降,入侵地的紅樹林群落土壤生境退化。紅樹林生態(tài)系統(tǒng)樹種少,群落結(jié)構(gòu)單一,系統(tǒng)穩(wěn)定性較差,外來物種入侵威脅較大,被入侵破壞后恢復難度大。互花米草入侵紅樹林群落,土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化,為互花米草入侵的研究提供了線索?；セ撞萑肭志哂杏绊懲寥捞肌⒌?、磷等理化性質(zhì)和酶活性的潛力,影響紅樹林群落營養(yǎng)代謝循環(huán),改變部分有利于自身生長的土壤環(huán)境相關的微生物類群含量,競爭有利的土壤環(huán)境,并迅速擴張實現(xiàn)入侵。研究土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化,為從微生物方面和分子水平來研究互花米草的入侵機制提供探索思路。運用PLFA法研究土壤微生物群落結(jié)構(gòu)特征,提供了較為準確的微生物多樣性方面的信息,將在后續(xù)研究紅樹林、互花米草根際土壤微生物之間的化感作用中得到進一步的應用。

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SoilmicrobialcommunityofmangroveforestsanditsresponsestotheinvasionofSpartinaalternifloraintheMinjiangRiverEstuary

ZHENG Jie1,2,3, LIU Jinfu1,2,3,*, WU Zeyan1,2,4, HONG Wei1,2,3, HE Zhongsheng1,2,3, LAN Yiqi1,2,3, LIU Sidi5

1WetlandReserveResearchCenter,FujianAgricultureandForestryUniversity,Fuzhou350002,China2Cross-straitNatureReserveResearchCenter,FujianAgricultureandForestryUniversity,Fuzhou350002,China3KeyLaboratoryofEcologyandResourcesStatisticsofUniversitiesandCollegesinFujianProvince,Fuzhou350002,China4CollegeofLifeSciences,FujianAgricultureandForestryUniversity,Fuzhou350002,China5CollegeofLifeSciences,YanTaiUniversity,Yantai264000,China

In the present study, soil microbial communities of mangrove forests and its responses to the invasion ofSpartinaalterniflorawere analyzed using phospholipid fatty acid analysis (PLFA). Soil physic-chemical properties and enzyme activities were measured in the Minjiang River Estuary. The results showed that: There were 22 PLFAs that were significantly different in soil samples from mangrove communities (MC), Mangrove-S.alterniflora(MS), andS.alternifloracommunities (SC). The MS soil exhibited richer PLFAs than the other vegetation types. The physic-chemical properties and enzyme activities in soils of different vegetation communities were in the order of MC > MS > SC. Following the invasion ofS.alterniflora, the soil microbial biomass of mangrove communities increased, and the physic-chemical properties, enzyme activities significantly decreased, and the quality of mangrove wetland soil was degraded. The PLFAs biomarkers of three species with the highest contents were 16:0, 16:1w7c, 9Me15:0w, and 18:1w12c. There was a significant difference in the relative biomass of soil microbial biomass. Bacteria exhibited the richest distribution, followed by fungus, actinomycetes, and protozoans. Community diversity indices showed a similar pattern, MS soil microbial community diversity indexes were less than those of MC. The soil microbial community diversity indexes decreased following the invasion ofS.alterniflora. Principal component analysis was able to distinguish the characteristics of microbial communities in different vegetation communities. The soil physic-chemical properties were closely correlated with enzyme activities, and SOC, TN, sucrose, and catalase were significantly correlated with the PLFAs of gram-positive bacteria and actinomycetes. The results of this study showed that the invasion ofS.alterniflorahas the potential to affect nutrient metabolism in the mangrove community, especially with regard to the C, N and P cycles, and the enzyme activities.S.alternifloracan change the microbial biomass to create favorable soil environments for their growth to achieve the rapid invasion.

Spartinaalterniflora; mangrove; soil microbial community; PLFA; exotic plant invasion

國家自然科學基金(31500443)；福建省科技廳引導性項目(2015Y0042)；福建省林業(yè)科學研究項目(K8514002A)；福建省教育廳中青年教師科研項目(JA15178)

2016- 08- 14; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡出版日期

日期:2017- 07- 11

*通訊作者Corresponding author.E-mail: fjljf@126.com

10.5846/stxb201608141667

鄭潔,劉金福,吳則焰,洪偉,何中聲,藍亦琦,劉思迪.閩江河口紅樹林土壤微生物群落對互花米草入侵的響應.生態(tài)學報,2017,37(21):7293- 7303.

Zheng J, Liu J F, Wu Z Y, Hong W, He Z S, Lan Y Q, Liu S D.Soil microbial community of mangrove forests and its responses to the invasion ofSpartinaalterniflorain the Minjiang River Estuary.Acta Ecologica Sinica,2017,37(21):7293- 7303.