自然增溫對(duì)南亞熱帶森林土壤微生物群落與有機(jī)碳代謝功能基因的影響

胡明慧,趙建琪,王 玄,熊 鑫,張慧玲,褚國(guó)偉,孟 澤,張德強(qiáng),*

1 中國(guó)科學(xué)院華南植物園, 廣州 510650 2 普洱學(xué)院, 普洱 665000 3 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

自工業(yè)革命以來(lái),大氣二氧化碳(CO2)濃度不斷攀升,隨之引起的全球變暖也已經(jīng)成為不爭(zhēng)的事實(shí)[1]。IPCC報(bào)告指出,目前全球氣溫較工業(yè)革命前已經(jīng)增加了1℃,預(yù)計(jì)在2030—2052年間全球氣溫將升高1.5℃[2]。反過(guò)來(lái),氣溫上升又加速了土壤碳的排放[3]。土壤作為陸地生態(tài)系統(tǒng)最大的碳庫(kù),其碳儲(chǔ)量超過(guò)了植被和大氣碳庫(kù)的總和,土壤碳庫(kù)的細(xì)微變化足以引起大氣中溫室氣體濃度的巨大波動(dòng)[4]。因此,準(zhǔn)確理解土壤碳循環(huán)過(guò)程對(duì)增溫的響應(yīng)與適應(yīng)機(jī)制,對(duì)合理預(yù)測(cè)未來(lái)全球變化背景下全球碳平衡格局的動(dòng)態(tài)變化具有重要意義。

大量的研究表明,模擬增溫往往能提高土壤的呼吸速率,但其增加幅度因生態(tài)系統(tǒng)類型、增溫方式和幅度、增溫季節(jié)以及持續(xù)時(shí)間的不同而存在巨大差異[5]。也有研究指出,雖然增溫可以在短期內(nèi)刺激土壤碳的排放,但隨著時(shí)間的延長(zhǎng)這種促進(jìn)作用會(huì)慢慢減弱,表現(xiàn)出一定的適應(yīng)性[6]；但對(duì)這種適應(yīng)性的解釋,目前尚未達(dá)成共識(shí)[7]。根據(jù)熱動(dòng)力學(xué)原理,化學(xué)結(jié)構(gòu)不同的土壤有機(jī)碳各組分對(duì)溫度的敏感性也不同[8]。一般認(rèn)為惰性組分較活性組分更難分解,對(duì)增溫的響應(yīng)也更敏感[9—10]。然而,越來(lái)越多的證據(jù)顯示,土壤有機(jī)碳對(duì)增溫的敏感性不僅僅取決于其化學(xué)組成,礦物顆粒的物理化學(xué)保護(hù)、微生物的生理特性和群落組成可能發(fā)揮著更為重要的作用[11—12]。Allison等[13]認(rèn)為土壤碳循環(huán)過(guò)程對(duì)增溫的響應(yīng)主要依賴于土壤微生物的組成和活性,并提出在對(duì)氣候變化過(guò)程進(jìn)行預(yù)測(cè)時(shí)必須考慮土壤微生物的反饋?zhàn)饔谩?/p>

土壤微生物以土壤有機(jī)碳為主要碳源進(jìn)行物質(zhì)代謝,并通過(guò)分泌酶參與土壤有機(jī)碳的解吸附、解聚、溶解等分解過(guò)程[11]。增溫可以通過(guò)影響土壤微生物的生理功能,甚至改變微生物群落組成,從而刺激或抑制土壤碳的排放[14]。目前,關(guān)于增溫背景下土壤微生物在土壤碳循環(huán)過(guò)程中的作用已有大量研究。Zhang等[15]研究發(fā)現(xiàn),增溫3年后土壤微生物生物量并沒(méi)有顯著變化,但真菌在群落中所占的比例較細(xì)菌有明顯提高,降低了土壤碳的排放(真菌的碳同化率較細(xì)菌更高)。但Frey等[16]在美國(guó)哈佛森林的增溫實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,長(zhǎng)期增溫(12年)后土壤微生物中真菌的豐度降低了。也有研究發(fā)現(xiàn)氣溫上升提高了真菌的活性,增強(qiáng)了微生物對(duì)土壤有機(jī)碳的分解代謝[17]。Bokhorst等[18]則發(fā)現(xiàn)增溫導(dǎo)致的土壤濕度降低抑制了土壤微生物的活性,從而減弱了微生物對(duì)土壤有機(jī)碳的代謝作用。另外,其他的一些研究指出,增溫對(duì)土壤微生物群落幾乎沒(méi)有影響[19—20]。顯然,因氣候條件、植被類型、土壤性質(zhì)等的不同,不同研究中土壤微生物對(duì)增溫的響應(yīng)與適應(yīng)機(jī)制存在著差異。

受實(shí)驗(yàn)條件的限制,目前大部分的模擬增溫實(shí)驗(yàn)都是在室內(nèi)開展的,其研究結(jié)果能否適用于野外自然狀況還難以定論。為數(shù)不多的野外研究也多集中于溫帶地區(qū)。與溫帶相比,熱帶和亞熱帶地區(qū)溫度的變化幅度較小,適合生物生存的閾值區(qū)間也相對(duì)較窄,其生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能可能更容易受到氣候變化(特別是溫度變化)的影響[21]。因此,我們選擇在南亞熱帶地區(qū)的鼎湖山森林,將模擬的生態(tài)系統(tǒng)(含植物和土壤)從高海拔整體移位至低海拔地區(qū)形成自然增溫的效果。借助磷脂脂肪酸法(PLFAs)和宏基因組測(cè)序等手段,探究土壤微生物對(duì)增溫的響應(yīng)與適應(yīng)機(jī)制,研究結(jié)果將有助于合理預(yù)測(cè)全球變暖背景下南亞熱帶森林土壤碳庫(kù)的動(dòng)態(tài)變化。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

研究樣地位于鼎湖山國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)。保護(hù)區(qū)地屬?gòu)V東省肇慶市鼎湖區(qū)(23°09′N—23°11′N, 112°30′E—112°33′E),面積約1133 hm2。全年平均氣溫為20.9℃,最高氣溫達(dá)到38℃,最低氣溫為-0.2℃,年降雨量1927 mm,4—9月為主要降雨季節(jié),降雨量約占全年的80%,干季(10—次年3月)降雨量占全年降雨量的20%。年平均蒸發(fā)量1115 mm,年平均相對(duì)濕度80.3%。鼎湖山自然保護(hù)區(qū)屬于低山丘陵地貌,構(gòu)造線呈西南—東北走向,最高峰“雞籠山”海拔達(dá)到1000.3 m,坡度平均為30°—45°[22]。

不同海拔引起小氣候的變化,使得不同海拔梯度上的森林類型不同。海拔梯度自下而上分布主要森林類型分別有季風(fēng)常綠闊葉林、針闊葉混交林和山地常綠闊葉林。季風(fēng)常綠闊葉林優(yōu)勢(shì)物種為木荷(Schimasuperba)、紅枝蒲桃(Syzygiumrehderianum)、短序潤(rùn)楠(Machilusbreviflora)、紅錐(Castanopsishystrix)、海南紅豆(Ormosiapinnata)、九節(jié)(Psychotriaasiatica); 針闊葉混交林優(yōu)勢(shì)物種為木荷(Schimasuperba)、紅枝蒲桃(Syzygiumrehderianum)、短序潤(rùn)楠(Machilusbreviflora)、馬尾松(Pinusmassoniana)、紅錐(Castanopsishystrix)、山血丹(Ardisialindleyana);山地常綠闊葉林優(yōu)勢(shì)物種為木荷(Schimasuperba)、紅枝蒲桃(Syzygiumrehderianum)、短序潤(rùn)楠(Machilusbreviflora)、鼠刺(Iteachinensis)、密花樹(Myrsineseguinii)、山血丹(Ardisialindleyana)等[23]。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1樣地設(shè)置

增溫樣地建于2013年,在海拔600 m的山地常綠闊葉林和海拔30 m的季風(fēng)常綠闊葉林,選擇空曠地帶,分別建造3個(gè)開頂箱(open-top chamber, OTC)。每個(gè)OTC方形坑長(zhǎng)3 m、寬3 m、內(nèi)徑深0.8 m,地下部分周圍用磚頭砌墻,墻高于地面0.2 m,以防止水和周圍土壤元素的橫向和垂直移動(dòng)。OTC的頂部和底部各有一個(gè)出水孔,用來(lái)收集地表徑流的土壤滲透水。待修建完成,往OTC方形坑內(nèi)填入土壤。土壤按照對(duì)應(yīng)的層次(0—20、20—40、40—70 cm)收集,每個(gè)OTC方形坑內(nèi)土壤量為6.3 m3。6個(gè)OTC內(nèi)土壤均采自于山地常綠闊葉林的山地黃壤,所有土壤均按照對(duì)應(yīng)的層次填埋于坑內(nèi)。在海拔600 m的山地常綠闊葉林內(nèi)選取年齡、基莖和樹高一致的優(yōu)勢(shì)樹種苗木,在林內(nèi)統(tǒng)一位置進(jìn)行馴化后,移植到6個(gè)OTC內(nèi)[22]。

本實(shí)驗(yàn)通過(guò)降低海拔梯度來(lái)模擬增溫。共設(shè)置兩組OTC (OTC1、OTC2),每組設(shè)置3個(gè)重復(fù)。設(shè)置在海拔600 m的OTC1為對(duì)照樣地,設(shè)置在海拔30 m的OTC2為增溫樣地(3.0±1.0)℃。每個(gè)OTC樣地內(nèi)種植植物包括木荷(Schimasuperba)、紅枝蒲桃(Syzygiumrehderianum)、短序潤(rùn)楠(Machilusbreviflora)、鼠刺(Iteachinensis)、密花樹(Myrsineseguinii)、山血丹(Ardisialindleyana)[23]。

1.2.2樣品采集

分別于2017年12月(干季)和2018年6月(濕季)在上述OTC樣地進(jìn)行兩次土壤樣品的采集。采用五點(diǎn)混合取樣法,每次采樣時(shí)選取較為分散的5個(gè)點(diǎn)混合成一個(gè)樣品,取樣前去除表層土壤的腐殖質(zhì)、凋落物等雜質(zhì),每個(gè)OTC用內(nèi)徑5 cm的土鉆取表層土0—10 cm,每個(gè)OTC采集3個(gè)土壤樣品。采集的土壤樣品立即放入裝有干冰的保溫箱保存,盡快帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析處理。挑除土壤中肉眼可見的根系和石礫后過(guò)2 mm篩。隨后將土壤樣品分為三份,一份放置陰涼處風(fēng)干用于測(cè)定土壤基本理化性質(zhì)；一份放置于冰箱內(nèi)4℃保存,用于土壤微生物生物量以及群落結(jié)構(gòu)組成的測(cè)定；一份放置于冰箱內(nèi)-80℃保存,用于后續(xù)宏基因組測(cè)定(將同一海拔梯度的3個(gè)OTC樣地樣品混合成一份樣品用于宏基因組測(cè)序)。

1.3 樣品測(cè)定

1.3.1土壤理化性質(zhì)

土壤溫、濕度數(shù)據(jù)來(lái)自O(shè)TC樣地觀測(cè)設(shè)備的溫、濕度傳感器(傳感器每隔一小時(shí)記錄一次土壤溫、濕度)。采用重鉻酸鉀氧化-硫酸亞鐵滴定法測(cè)定土壤有機(jī)碳；半微量凱氏定氮法測(cè)定土壤全氮,采用氫氟酸—高氯酸消煮—鉬銻抗比色法測(cè)定土壤全磷；土壤pH值的測(cè)定采用電極電位法,水土比為2.5：1；土壤硝態(tài)氮的測(cè)定采用紫外分光光度法；土壤銨態(tài)氮的測(cè)定采用靛酚藍(lán)比色法。上述理化性質(zhì)的測(cè)定方法參照魯如坤[24]和鮑士旦[25]。

1.3.2土壤微生物群落組成測(cè)定

采用磷脂脂肪酸法(PLFAs)測(cè)定土壤不同種群微生物量,實(shí)驗(yàn)步驟參照Bossio和Scow[26]的基礎(chǔ)上稍作改進(jìn)。稱取8 g凍干土壤于35 mL離心管中,向離心管中加入5 mL磷酸緩沖液、6 mL三氯甲烷、12 mL甲醇震蕩提取后離心,離心液加入12 mL三氯甲烷和12 mL磷酸緩沖液后靜置過(guò)夜,在30—32℃水浴中N2吹干后,用SEP柱分離純化,收集過(guò)柱的脂肪酸于試管內(nèi),在32℃水浴中N2濃縮后加入內(nèi)標(biāo)的正己烷溶解,最后用氣相色譜儀測(cè)定、結(jié)合MIDI軟件系統(tǒng)鑒定分析。微生物脂肪酸的濃度基于單個(gè)樣品中的碳內(nèi)標(biāo)19:0的濃度計(jì)算。用14:0 iso、14:0 anteiso、15:0 iso、15:0 anteiso、16:0 iso、17:0 iso、17:0 anteiso、18:0 iso表征革蘭氏陽(yáng)性菌；用16:1 ω7c、17:1 ω8c、17:0 cyclo、17:1 ω7c 10-methyl、18:1 ω7c表征革蘭氏陰性菌；革蘭氏陽(yáng)性菌和革蘭氏陰性菌豐度之和表征細(xì)菌；16:1 ω5c、18:3 ω3c、18:2 ω6c、18:1 ω9c表征真菌；16:1 ω5c、18:2 w6c表征叢枝菌根真菌；16:0 10-methyl、17:0 10-methyl、18:0 10-methyl表征放線菌[27]。

1.3.3宏基因組測(cè)序分析

使用PowerSoil DNA Isolation Kit(MoBio Laboratories, Carlsbad, CA)試劑盒,提取土壤樣品中的基因組DNA。Qubit對(duì)DNA濃度進(jìn)行精確定量后,采用1%瓊脂糖凝膠電泳,檢測(cè)樣品DNA質(zhì)量。檢測(cè)合格的DNA樣品用Covaris S220超聲波破碎儀將基因組 DNA 隨機(jī)打斷成300 bp左右的小片段,使用Agencourt AMPure XP試劑盒純化打斷產(chǎn)物。將純化后的打斷產(chǎn)物使用NEBNext Ultra II DNA Library Prep Kit試劑盒進(jìn)行文庫(kù)構(gòu)建,具體步驟及試劑參考試劑盒說(shuō)明書。文庫(kù)構(gòu)建完成后,先使用Qubit2.0進(jìn)行初步定量,稀釋文庫(kù)至2 ng/ul。隨后使用Agilent 2100對(duì)文庫(kù)的插入片段進(jìn)行檢測(cè),插入片段符合預(yù)期后,使用qPCR方法對(duì)文庫(kù)的有效濃度進(jìn)行準(zhǔn)確定量(文庫(kù)有效濃度>3 nM),以保證文庫(kù)質(zhì)量。質(zhì)檢合格的文庫(kù)在Illumina HiSeq4000平臺(tái)測(cè)序。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用配對(duì)樣本t檢驗(yàn)來(lái)分析增溫對(duì)土壤溫度和濕度的影響；采用單因素方差分析法,檢驗(yàn)溫度升高對(duì)干濕季土壤基本理化因子以及微生物生物量的影響。微生物群落結(jié)構(gòu)響應(yīng)溫度升高的變化用主成分分析(PCA)檢驗(yàn)。顯著性水平設(shè)為P<0.05。運(yùn)用軟件Excel 2016,SPSS 21.0,Sigmaplot 14.0,R 3.6.3對(duì)上述數(shù)據(jù)進(jìn)行分析及作圖處理。

宏基因組數(shù)據(jù)的處理,使用fastp(v0.20.0)軟件對(duì)序列(reads) 3′端和5′端的接頭(adapter)序列進(jìn)行質(zhì)量剪切,保留高質(zhì)量的雙端序列(pair-end reads)和單端序列(single-end reads)。所得優(yōu)化序列用拼接軟件MEGAHIT(1.1.2)進(jìn)行拼接組裝,過(guò)濾結(jié)果中300 bp以下的片段。使用MetaGene對(duì)拼接結(jié)果中的序列重疊群(contigs)進(jìn)行開放閱讀框(ORF)預(yù)測(cè),用CD-HIT(v4.6.1)對(duì)所有預(yù)測(cè)的基因序列進(jìn)行聚類并構(gòu)建非冗余基因集。使用SOAPaligner(v2.21)將測(cè)序數(shù)據(jù)與非冗余基因集進(jìn)行比對(duì),統(tǒng)計(jì)基因在對(duì)應(yīng)樣品中的豐度信息。使用Diamond(v0.8.35)將預(yù)測(cè)得到的非冗余基因集與KEGG數(shù)據(jù)庫(kù)進(jìn)行比對(duì),采用Pathway對(duì)應(yīng)的碳水化合物代謝(Carbohydrate metabolism)計(jì)算土壤有機(jī)碳代謝基因豐度；采用EC對(duì)應(yīng)的基因豐度總和計(jì)算淀粉酶(Amylase)、纖維素酶(Cellulase)、半纖維素酶(Hemicellulase)、幾丁質(zhì)酶(Chitinase)的基因豐度。

2 結(jié)果

2.1 土壤溫濕度對(duì)增溫的響應(yīng)

增溫處理顯著改變了土壤溫濕度,旱季增溫效果更明顯。圖1可見,2016—2018年間,增溫處理下,土壤月平均溫度在0—10 cm土層增加2.48℃,增溫效果顯著(P<0.01)；土壤濕度在0—10 cm土層下降23.93%,增溫處理對(duì)土壤濕度影響顯著(P<0.01)。其中,在2017年10月至2018年3月(干季),增溫處理使0—10 cm土層土壤溫度上升2.81℃ (P<0.05),土壤濕度下降29.31% (P<0.01)；2018年4—9月(濕季),增溫處理使0—10 cm土層土壤溫度上升2.24℃ (P<0.05),土壤濕度下降27.74% (P<0.01)。采樣當(dāng)月(12月)增溫處理使0—10 cm土層土壤溫度上升4.12℃ (P<0.01),濕度下降36.15% (P<0.01)；6月增溫處理使0—10 cm土層土壤溫度上升1.47℃ (P<0.05),土壤濕度下降19.52% (P<0.05)。

圖1 對(duì)照組和增溫組0—10cm的月平均溫度和濕度Fig.1 Monthly mean temperature and moisture of the control and the warming treatment in the dry and wet season (from January 2016 to November 2018)

2.2 土壤理化性質(zhì)對(duì)增溫的響應(yīng)

表1 增溫對(duì)干濕季土壤理化性質(zhì)的影響

2.3 不同種群微生物生物量對(duì)增溫的響應(yīng)

圖2可見,增溫對(duì)干濕季土壤總PLFAs、Bacteria、Fungi、Act、AMF、G+/G-的影響不顯著。干季總PLFAs、Bacteria、Act、AMF、G+/G-的絕對(duì)豐度隨溫度升高略有下降,Fungi的絕對(duì)豐度隨溫度增高略有上升,濕季土壤總PLFAs、Bacteria、Fungi、Act、AMF的絕對(duì)豐度隨溫度升高而上升,G+/G-隨溫度升高而下降。

圖2 增溫對(duì)干濕季微生物磷脂脂肪酸含量影響Fig.2 Effects of warming on microbial phospholipid fatty acids (PLFAs) content in the dry and wet seasons

如圖3可見,在干季和濕季中,細(xì)菌相對(duì)豐度降低,真菌相對(duì)豐度上升,真菌細(xì)菌比值(Fungi/Bacteria)增加,且細(xì)菌、真菌、真菌細(xì)菌比值在濕季中變化顯著。

圖3 增溫對(duì)干濕季微生物相對(duì)豐度影響Fig.3 Effects of warming on microbial relative abundance in the dry and wet seasons

由圖4可見,在干季時(shí),主成分軸分別解釋了群落結(jié)構(gòu)變異的74.2%和18.5%,總解釋度為92.7%,增溫和對(duì)照組差異不顯著(P>0.05)。在濕季時(shí),主成分軸分別解釋了群落結(jié)構(gòu)變異的68.8%和27.2%,總解釋度為96%,增溫和對(duì)照組差異顯著(P<0.05)。

圖4 干濕季土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的主成分分析Fig.4 Principal component analysis of soil microbial community structure in the dry and wet seasons

RDA分析結(jié)果表明(圖5),土壤濕度為影響干季和濕季土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的主要因素。在干季中,第1軸和第2軸分別解釋土壤微生物群落結(jié)構(gòu)變化的91.3%和6.3%,土壤濕度能解釋群落結(jié)構(gòu)變異的度為50.2%(P>0.05)；濕季中,第1軸和第2軸分別解釋土壤微生物群落結(jié)構(gòu)變化的92.5%和6.5%,土壤溫度能解釋群落結(jié)構(gòu)變異的度為79.2%(P<0.05)。

圖5 干濕季微生物PLFAs數(shù)據(jù)與環(huán)境因子RDA分析Fig.5 Redundancy analysis of PLFAs of soil microbial and environmental parametersin the dry and wet seasonsB：細(xì)菌 Bacteria;Fungi：真菌;G+：革蘭氏陽(yáng)性菌 Gram-positive bacterial;G-：革蘭氏陰性菌 Gram-negative bacterial;ACT：放線菌 Actinomycetes;AMF：叢枝菌根真菌 Arbuscular mycorrhizal fungi;ST：土壤溫度 Soil temperature;SM：土壤濕度 Soil moisture;SOC：土壤有機(jī)碳 Soil organic carbon;TN：土壤全氮 Total soil nitrogen;TP：土壤全磷 Total soil 銨態(tài)氮 Ammonium 硝態(tài)氮 Nitrate nitrogen

2.4 增溫對(duì)碳代謝功能基因的影響

土壤碳循環(huán)功能基因分析結(jié)果表明(圖6),在干季和濕季中,增溫處理下淀粉酶、纖維素酶、半纖維素酶、幾丁質(zhì)酶基因豐度高于對(duì)照組。干季中增溫處理使土壤總有機(jī)碳代謝基因豐度略有降低,濕季中增溫處理使土壤總有機(jī)碳代謝基因豐度上升。在干季中,與對(duì)照組相比,增溫處理下淀粉酶、纖維素酶、半纖維素酶、幾丁質(zhì)酶基因豐度分別上升了3.18%、8.78%、8.99%、12.84%,總有機(jī)碳代謝基因豐度下降了0.14%。在濕季中,增溫處理使土壤淀粉酶、纖維素酶、半纖維素酶、幾丁質(zhì)酶基因豐度增加,與對(duì)照組相比,增溫處理下淀粉酶、纖維素酶、半纖維素酶、幾丁質(zhì)酶等基因豐度分別上升了9.64%、7.04%、3.51%、0.52%,土壤總有機(jī)碳代謝基因豐度上升了9.92%。在干季和濕季中,纖維素酶基因豐度占總有機(jī)碳代謝基因豐度比例最高,分別為1.35%和1.47%。

圖6 增溫對(duì)干濕季土壤有機(jī)碳代謝功能基因絕對(duì)豐度影響Fig.6 Effects of warming on absolute abundance soil carbon metabolism function genes in dry and wet seasons縱坐標(biāo)表示基因注釋到ko (直系同源蛋白)的數(shù)目

3 討論

3.1 增溫對(duì)土壤不同種群微生物量的影響

本實(shí)驗(yàn)中,干季增溫抑制了細(xì)菌的生長(zhǎng),促進(jìn)了真菌的生長(zhǎng),RDA分析結(jié)果顯示這種變化與土壤濕度有關(guān)。本實(shí)驗(yàn)干季增溫使土壤含水量顯著下降了24.99%,采樣當(dāng)月(12月)更是下降了36.15% (圖1),顯然,干季增溫加劇了土壤水分的限制,影響了細(xì)菌的生長(zhǎng),Sowerby等研究了橫跨南北歐的四種歐石楠叢生的生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物和酶活性,結(jié)果表明干旱(水分限制)和氣溫上升降低了土壤微生物活性[28]。與細(xì)菌相比,真菌對(duì)溫度升高引起的水分脅迫有更強(qiáng)的抵抗力[15],而含水量的降低使土壤通透性增加,有利于更依賴氧氣生長(zhǎng)的真菌[29],由于它們的絲狀性質(zhì),對(duì)較高的土壤溫度更有耐受性[30],這在本實(shí)驗(yàn)增溫條件下土壤真菌生物量增加這一結(jié)果得到驗(yàn)證。盡管增溫提高了真菌生物量,但其在土壤微生物占比較低,最終導(dǎo)致干季增溫降低了土壤微生物總PLFAs。

濕季增溫促進(jìn)了土壤幾乎所有微生物的生長(zhǎng)(圖2),微生物群落內(nèi)真菌/細(xì)菌比值顯著增加,RDA分析結(jié)果顯示這種變化與土壤溫度和濕度有關(guān)。本實(shí)驗(yàn)濕季對(duì)照處理OTC樣地土壤(10 cm)平均溫度約23.62℃,平均含水量約20.50% (圖1),是微生物極為適宜的生長(zhǎng)環(huán)境,增溫促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng),這與許多研究結(jié)果相一致[15,31]。濕季增溫雖然使土壤含水量顯著下降了27.74%,但仍保持有15%的含水量(圖1),顯然,在這樣的水分含量條件,溫度增加對(duì)土壤微生物的影響遠(yuǎn)大于水分含量的下降(圖5)。在本實(shí)驗(yàn)中,無(wú)論是在增溫條件下還是對(duì)照樣地,土壤微生物生物量均是旱季高于濕季(圖2),這與植物生長(zhǎng)對(duì)養(yǎng)分的需求密切相關(guān)。有研究表明,溫度升高可能通過(guò)促進(jìn)作物生長(zhǎng)而加劇根系與微生物之間的養(yǎng)分競(jìng)爭(zhēng),利于作物對(duì)養(yǎng)分的吸收,導(dǎo)致土壤中微生物生活所需的養(yǎng)分匱乏,進(jìn)而限制微生物的生長(zhǎng)[32]。本實(shí)驗(yàn)地的濕季(4—9月)正是植物生長(zhǎng)最旺盛的季節(jié),對(duì)養(yǎng)分需求更大,加劇了植物根系生長(zhǎng)與微生物對(duì)養(yǎng)分需求的競(jìng)爭(zhēng)。本實(shí)驗(yàn)前期研究也表明,增溫顯著增加了土壤自養(yǎng)呼吸(根呼吸)對(duì)土壤總呼吸的貢獻(xiàn)率,而且濕季顯著高于旱季[33],這一結(jié)論用本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果得到了合理的解釋。也有研究結(jié)果表明增溫使真菌與細(xì)菌PLFAs比值降低[34],或無(wú)明顯變化[35],說(shuō)明土壤微生物對(duì)增溫的響應(yīng)規(guī)律存在不確定性,仍有待更多的實(shí)驗(yàn)研究加以揭示。

3.2 增溫對(duì)土壤碳代謝基因影響

已有研究表明土壤胞外酶活性可由微生物相關(guān)功能基因豐度得到反映[36]。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示干季和濕季土壤中纖維素酶基因豐度隨溫度升高而上升,這說(shuō)明增溫提升了土壤纖維素酶活性,這是因?yàn)橥寥勒婢S度的增加,促進(jìn)了纖維素酶分泌,加速了土壤難降解有機(jī)質(zhì)的分解。Feng等[37]在美國(guó)俄克拉荷馬州中部進(jìn)行的12年增溫實(shí)驗(yàn)表明,增溫顯著增加了土壤纖維素降解的微生物功能基因的豐度,這與我們研究結(jié)果相同。

干季增溫降低了土壤微生物生物量,抑制了土壤微生物生長(zhǎng),土壤有機(jī)碳代謝基因豐度下降,而實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明土壤有機(jī)碳含量隨增溫處理顯著降低。這是因?yàn)樵鰷丶觿×烁杉就寥篮康南拗谱饔?干季土壤濕度顯著下降24.99%),影響了分解過(guò)程中的生物化學(xué)反應(yīng)以及土壤微生物群落結(jié)構(gòu),間接降低土壤微生物的分解作用[38],減少了通過(guò)微生物分解作用歸還到土壤的有機(jī)碳數(shù)量。在濕季的研究中,土壤總有機(jī)碳代謝基因豐度隨溫度升高而增加,微生物總PLFAs量也有所上升。這是因?yàn)闈窦就寥罍囟群秃枯^高,有利于微生物的生長(zhǎng),增溫進(jìn)一步促進(jìn)了微生物的活性。此外,濕季是植物的生長(zhǎng)季節(jié),增溫促進(jìn)植物的生長(zhǎng),植物根系更趨活躍,根系分泌物的增加有利于土壤微生物的繁殖。微生物活性的提高加速了有機(jī)質(zhì)的分解,增加了土壤有機(jī)碳的淋溶和歸還[39],進(jìn)一步豐富了土壤微生物的碳源,使得細(xì)菌和真菌豐富度隨溫度升高而增加,土壤有機(jī)碳代謝能力增強(qiáng)。MacDonald等[40]研究結(jié)果表明,土壤溫度上升會(huì)加速土壤微生物呼吸速率和溶解的有機(jī)碳淋溶,從而導(dǎo)致土壤中有機(jī)碳的損失。Nottingham等[41]通過(guò)對(duì)秘魯熱帶森林進(jìn)行5年的增溫實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)溫度每升高1℃,土壤有機(jī)碳含量下降4%,土壤微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變化。在土壤含水量較大時(shí),溫度對(duì)土壤有機(jī)碳分解速率的提升作用較為明顯[42],加劇了土壤有機(jī)碳的流失。

4 結(jié)論

本研究依托于鼎湖山南亞熱帶山地常綠闊葉林,將模擬的生態(tài)系統(tǒng)(含植物和土壤)從高海拔整體移位至低海拔地區(qū)形成自然增溫的效果。借助磷脂脂肪酸法(PLFAs)和宏基因組測(cè)序等手段,探究土壤微生物對(duì)增溫的響應(yīng)與適應(yīng)機(jī)制。主要結(jié)論如下：增溫處理顯著增加了干濕季的土壤溫度,顯著降低了干濕季的土壤濕度,顯著降低了干季土壤有機(jī)碳含量與濕季土壤硝態(tài)氮含量,對(duì)其他土壤理化因子作用不顯著；增溫處理改變干濕季土壤微生物生物量及其群落結(jié)構(gòu),土壤銨態(tài)氮是影響干季土壤微生物群落變化的關(guān)鍵因子,溫度是影響濕季土壤微生物群落變化的關(guān)鍵因子；增溫抑制了干季山地常綠闊葉林土壤有機(jī)碳代謝基因豐度,增強(qiáng)了濕季山地常綠闊葉林土壤有機(jī)碳代謝基因豐度。氣候變暖通過(guò)改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)及其有機(jī)碳代謝功能基因豐度,影響微生物對(duì)土壤碳庫(kù)的礦化作用,最終影響南亞熱帶山地常綠闊葉林土壤有機(jī)碳代謝過(guò)程。