增溫和互花米草入侵對(duì)崇明東灘濕地土壤碳循環(huán)功能基因的影響

鄧玲玲 王如海 吳電明

0 引言

全球變暖是全球氣候變化的最主要特征,也是當(dāng)今世界面臨的最重要環(huán)境問題,是影響陸地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)過程的主要因素之一[1]．實(shí)現(xiàn)中國碳達(dá)峰、碳中和目標(biāo),必須大力減少大氣中的二氧化碳(CO2),同時(shí)增加生態(tài)系統(tǒng)碳匯是重要途徑．濕地作為旱地和水生環(huán)境之間的過渡地帶,覆蓋約5%～8%的地球陸地表面,但其占全球12%～24%的陸地碳儲(chǔ)量,碳匯功能強(qiáng)大,在降低大氣CO2濃度、減緩全球氣候變化中具有重要作用[2-6]．近年來,科學(xué)家將濱海濕地等生態(tài)系統(tǒng)所固存的碳稱為海岸帶“藍(lán)碳”(blue carbon)[2]．研究發(fā)現(xiàn),每平方千米的濱海濕地年碳埋藏量預(yù)計(jì)可達(dá)0.22 Gg(以C計(jì)),相當(dāng)于3.36×105L汽油燃燒釋放的CO2[2,7]．氣溫升高導(dǎo)致濱海濕地植物生長與演替變化,改變碳循環(huán)的生產(chǎn)與分解過程,影響土壤碳庫的分子結(jié)構(gòu)特征,從而影響其固碳能力[2,8]．濕地因其易變的動(dòng)態(tài)異質(zhì)環(huán)境與頻繁的人類活動(dòng),是全球環(huán)境變化的敏感區(qū)與生態(tài)系統(tǒng)的脆弱區(qū),其碳匯功能在人類活動(dòng)和環(huán)境變化背景下的響應(yīng)是當(dāng)前的研究熱點(diǎn)[9-10]．

互花米草(Spartinaalterniflora)的入侵及擴(kuò)張,是我國濱海濕地面臨的嚴(yán)重生態(tài)問題之一．截至2015年,互花米草入侵面積在我國高達(dá)546 km2,其主要分布在江蘇、浙江和上海等地[11]．在上海九段沙濕地,與當(dāng)?shù)貎?yōu)勢種蘆葦(Phragmitesaustralis)相比,互花米草入侵增加了土壤碳匯強(qiáng)度與固碳能力[12]．但也有研究發(fā)現(xiàn),互花米草入侵促進(jìn)了濕地的CO2、甲烷(CH4)和氧化亞氮(N2O)等溫室氣體排放[13]．一般來說,互花米草入侵具有復(fù)雜的生態(tài)環(huán)境效應(yīng),因此探究濕地生態(tài)系統(tǒng)對(duì)互花米草入侵的碳響應(yīng)具有重要意義[14-15]．

土壤微生物是生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,在養(yǎng)分循環(huán)和維持生態(tài)系統(tǒng)功能等方面具有重要作用,能夠直接或間接地影響生態(tài)系統(tǒng)與動(dòng)植物健康[16-17]．微生物參與了多個(gè)碳循環(huán)代謝過程,包括碳降解(分解有機(jī)物的過程)、碳固定(將CO2轉(zhuǎn)化為有機(jī)物的過程)和甲烷代謝(甲烷生成與氧化過程)等3個(gè)基本過程[18]．增溫和互花米草入侵能夠改變土壤微生物活性、種群和群落結(jié)構(gòu)與功能等[19-20]．研究表明,增溫增加了土壤中真菌數(shù)量,其中木質(zhì)素的主要分解者是真菌,從而促進(jìn)木質(zhì)素的氧化,降低了碳庫穩(wěn)定性[21]．因此,微生物群落在環(huán)境變化背景下的碳循環(huán)響應(yīng)與反饋機(jī)制對(duì)全球碳循環(huán)、溫室氣體排放以及氣候變化等至關(guān)重要．微生物群落對(duì)碳循環(huán)的響應(yīng)和反饋機(jī)制也是近年來研究的熱點(diǎn)之一．

微生物功能基因芯片(GeoChip)是一種高通量宏基因組學(xué)分析工具,主要用于分析微生物的功能特征,如不同代謝途徑中相關(guān)的功能基因以及其對(duì)生態(tài)系統(tǒng)功能的響應(yīng)與反饋,被廣泛應(yīng)用于多種生態(tài)系統(tǒng)研究中,如森林、草地和農(nóng)田等生態(tài)系統(tǒng)[22-25]．但關(guān)于濕地生態(tài)系統(tǒng)的研究較少,且在增溫和互花米草入侵雙因子交互作用下土壤碳循環(huán)過程的微生物調(diào)控機(jī)制尚不清楚．綜上所述,本研究以不同種間競爭比例(0∶4、2∶2和4∶0)的互花米草和蘆葦為研究對(duì)象,比較其在開頂箱(Open-Top Chamber,OTC)增溫處理2年后表層土壤(0～5 cm)碳循環(huán)的代謝過程與功能基因的變化及差異,從而為深入了解濕地土壤碳循環(huán)微生物的代謝潛力及其對(duì)環(huán)境變化的響應(yīng),合理預(yù)測大氣CO2濃度變化等提供科學(xué)依據(jù)．

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況與試驗(yàn)設(shè)計(jì)

增溫和互花米草入侵試驗(yàn)地位于崇明島東部華東師范大學(xué)長江口濕地生態(tài)系統(tǒng)野外研究站(121°58′E,31°38′N),該地所處東灘濕地位于長江入?？?潮灘面積廣闊,為咸淡水交匯區(qū),平均海拔4.7 m．該研究區(qū)域?qū)儆诘湫蛠啛釒Ъ撅L(fēng)氣候區(qū),年平均氣溫15.3 ℃,年平均降雨量1 049.3 mm,年平均蒸發(fā)量718.0 mm．該區(qū)的植被類型以鹽沼為主,蘆葦(Phragmitesaustralis)和互花米草(Spartinaalterniflora)為主要優(yōu)勢種．

通過田間微區(qū)試驗(yàn)?zāi)M增溫和互花米草入侵之間的交互作用．微區(qū)試驗(yàn)建立于2016年,共包括15個(gè)地塊,將其中OTC增溫的地塊作為增溫處理(T),其余的地塊作為對(duì)照處理(NT),并在地塊上分別種植植株數(shù)量比例為4∶0(P4)、2∶2(P2S2)和0∶4(S4)的蘆葦和互花米草,每種處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)(表1)．開頂箱的施工與設(shè)計(jì)及其增溫效果量化的詳細(xì)信息見文獻(xiàn)[26]．增溫2年后,開頂箱中的空氣溫度比對(duì)照處理下的空氣溫度約高出1.5 ℃．

表1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 1 Experimental design

1.2 土壤采樣與理化性質(zhì)測定

1.3 土壤微生物功能基因分析

GeoChip 5.0中的60K版本是一個(gè)包含60 000個(gè)探針的綜合基因陣列．該版本針對(duì)基礎(chǔ)物質(zhì)循環(huán)(碳、氮、磷和硫循環(huán))、重金屬抗性、抗生素抗性、致病性、次生代謝及有機(jī)污染降解等相關(guān)的12個(gè)功能類別下約400個(gè)關(guān)鍵的功能基因設(shè)計(jì)了大約6萬種探針[29]．其實(shí)驗(yàn)分析的具體步驟如下:

1)DNA提取與定量:使用提取試劑盒(Guangdong Magigene Biotechnology Co.,Ltd.,Guangzhou,China)按照說明提取相應(yīng)土壤樣品的基因組DNA．DNA質(zhì)量由Nanodrop One(Thermo Fisher Scientific,Waltham,USA)評(píng)估,最終的DNA濃度由PicoGreen用FLUOstar Optima microplate reader(BMG Labtech,Jena,Germany)定量．

2)DNA標(biāo)記雜交與掃描:用隨機(jī)引物和DNA聚合酶Ⅰ的Klenow片段對(duì)純化的DNA進(jìn)行Cy3標(biāo)記．用QIA快速純化試劑盒(Qiagen,Valencia,CA,USA)純化標(biāo)記的DNA,隨后在50 ℃的Labconco Centrivap Concentrator(Labconco Corp.,Kansas City,MO)中干燥45 min．將干燥的DNA稀釋至相同濃度,然后在95 ℃下培養(yǎng)5 min,并在42 ℃下保持直到雜交．隨后,將標(biāo)記的DNA置于陣列上,然后在雜交站(MAUI,BioMicro Systems,Salt Lake City,UT,USA)將陣列預(yù)熱至42 ℃至少5 min,再將樣品裝載到陣列表面并雜交大約16 h．最后,用NimbleGen MS200掃描儀(Roche,Madison,WI,USA)對(duì)芯片進(jìn)行掃描,將得到的芯片信號(hào)用ImaGene 6.0軟件(Biodiscovery Inc.,El Segundo,CA,USA)進(jìn)行預(yù)處理,之后將信號(hào)強(qiáng)度標(biāo)準(zhǔn)化．

3)數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化處理:移除信噪比<2的信號(hào)點(diǎn)后得到原始探針信號(hào)強(qiáng)度,將原始探針信號(hào)強(qiáng)度進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化得到標(biāo)準(zhǔn)化的探針信號(hào)強(qiáng)度,再將標(biāo)準(zhǔn)化的探針信號(hào)強(qiáng)度中每個(gè)基因?qū)?yīng)的所有探針信號(hào)強(qiáng)度匯總,得到基因的信號(hào)強(qiáng)度[30]．

1.4 數(shù)據(jù)分析

使用IBM SPSS Statistics 23軟件對(duì)相關(guān)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和顯著性檢驗(yàn)(獨(dú)立樣本T檢驗(yàn))．使用R 4.0.5軟件進(jìn)行雙因素方差分析(Two-way ANOVA),用“psych”軟件包計(jì)算斯皮爾曼(Spearman)相關(guān)系數(shù)及顯著性水平,并通過“corrplot”軟件包進(jìn)行可視化．使用Origin軟件作圖．

2 結(jié)果與分析

2.1 增溫和互花米草入侵對(duì)土壤微生物功能基因和群落的影響

在18個(gè)土壤樣品中檢測到各類型功能基因共425 920 個(gè),涉及到9個(gè)由微生物介導(dǎo)的關(guān)鍵代謝過程,包括碳、氮、磷、硫等生物地球化學(xué)循環(huán)過程(表2)．增溫處理下各類功能基因數(shù)量均顯著低于對(duì)照處理(表2、表3)．與蘆葦群落相比,增溫處理下互花米草入侵后的各類功能基因數(shù)量增加，對(duì)照處理下,則表現(xiàn)為P2S2處理

表2 土壤微生物功能基因數(shù)量Table 2 Number of soil microbial functional genes

表3 增溫和植物入侵對(duì)功能基因數(shù)量的主要影響及其交互作用Table 3 The main and interactive effects of experimental warming and plant invasion on the number of functional genes

在各類功能基因的數(shù)量中,碳循環(huán)功能基因數(shù)量最多,共檢測到181 441個(gè)與碳循環(huán)有關(guān)的功能基因．如表4和圖1所示,增溫處理下碳循環(huán)功能基因信號(hào)強(qiáng)度顯著低于對(duì)照處理,其中蘆葦群落表現(xiàn)最為敏感,溫度升高后其碳循環(huán)功能基因信號(hào)強(qiáng)度顯著降低(P<0.05)，但是互花米草入侵及其與增溫的交互作用并無顯著差異(P>0.05)．碳循環(huán)基因中的古菌、細(xì)菌和真菌群落均受到溫度的顯著影響(P<0.05),具體表現(xiàn)為在增溫處理下其功能基因信號(hào)強(qiáng)度降低,其中種植蘆葦土壤的微生物群落差異最為顯著.相較于互花米草而言,蘆葦土壤中的微生物群落對(duì)溫度更為敏感.碳循環(huán)基因中的古菌、細(xì)菌和真菌群落在互花米草入侵及其與增溫的交互作用下差異不顯著(P>0.05,表4和圖2a)．

本研究中檢測了微生物驅(qū)動(dòng)的碳降解、碳固定和甲烷代謝3個(gè)碳循環(huán)代謝過程基因．如表4所示,結(jié)果表明增溫顯著影響碳降解、碳固定和甲烷代謝基因(P<0.05),但互花米草入侵及其交互作用的影響不顯著(P>0.05)．如圖3所示,溫度升高后P4、P2S2和S4處理土壤的微生物群落碳降解、碳固定和甲烷代謝基因信號(hào)強(qiáng)度下降,其中增溫顯著降低了P4處理土壤的微生物群落中碳降解、碳固定和甲烷代謝的基因信號(hào)強(qiáng)度(P<0.05),以及P2S2處理土壤的微生物中甲烷代謝相關(guān)基因(P<0.05),而對(duì)S4處理中的碳循環(huán)代謝過程影響不顯著(P>0.05)．

表4 增溫和植物入侵對(duì)微生物群落信號(hào)強(qiáng)度的主要影響及其交互作用Table 4 The main and interactive effects of experimental warming and plant invasion on microbial community signal intensity

注:試驗(yàn)處理參見表1;差異性檢驗(yàn)采用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn),*表示增溫處理下差異顯著(P<0.05)．圖1 碳循環(huán)功能基因標(biāo)準(zhǔn)化相對(duì)信號(hào)強(qiáng)度Fig.1 The normalized average signal intensities of carbon cycle functional genes

2.2 增溫和互花米草入侵對(duì)土壤碳降解關(guān)鍵功能基因的影響

主要選取淀粉(Starch)、果膠(Pectin)、半纖維素(Hemicellulose)、纖維素(Cellulose)、幾丁質(zhì)(Chitin)和木質(zhì)素(Lignin)等天然碳化合物降解過程．檢測出的碳降解菌群主要包括細(xì)菌、真菌和古菌3大類,其中以細(xì)菌群落為主(圖2c)．細(xì)菌的優(yōu)勢門為放線菌門(Actinobacteria)和變形菌門(Proteobacteria),共占碳降解細(xì)菌的60%以上,其中與淀粉、半纖維素和幾丁質(zhì)降解有關(guān)基因大多來源于放線菌門和變形菌門．增溫對(duì)碳降解菌群具有顯著影響,而互花米草入侵及其交互作用的影響不顯著(表4)．其中,種植蘆葦土壤的微生物群落中碳降解菌群更易受到溫度的影響,具體表現(xiàn)為增溫顯著降低其細(xì)菌、真菌和古菌的基因豐度(P<0.05)，而種植互花米草土壤的微生物群落碳降解菌群在溫度升高后的變化不顯著(P>0.05),相較于種植蘆葦處理更為穩(wěn)定(圖2c)．

碳降解過程更易受到溫度變化的影響(表5)．增溫顯著影響淀粉、果膠、半纖維素、纖維素、幾丁質(zhì)和木質(zhì)素等天然碳化合物的降解過程及其有關(guān)的基因(P<0.05),而互花米草入侵及其交互作用對(duì)這些天然碳化合物分解的影響效果不顯著(P>0.05)．如圖4所示,增溫處理下的淀粉、果膠、半纖維素、纖維素、幾丁質(zhì)及木質(zhì)素降解基因信號(hào)強(qiáng)度均低于對(duì)照處理．在增溫處理下,碳降解基因信號(hào)強(qiáng)度表現(xiàn)為P4處理

注:試驗(yàn)處理參見表1;差異性檢驗(yàn)采用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn),*表示增溫處理下差異顯著(P<0.05)．圖2 碳循環(huán)中微生物群落功能基因標(biāo)準(zhǔn)化相對(duì)信號(hào)強(qiáng)度Fig.2 The normalized average signal intensities of microbial community functional genes in carbon cycle

注:試驗(yàn)處理參見表1;差異性檢驗(yàn)采用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn),*表示增溫處理下差異顯著(P<0.05)．圖3 碳循環(huán)代謝過程功能基因標(biāo)準(zhǔn)化相對(duì)信號(hào)強(qiáng)度Fig.3 The normalized average signal intensities of functional genes in carbon cycle metabolism

2.3 增溫和互花米草入侵對(duì)土壤碳固定關(guān)鍵功能基因的影響

微生物碳固定途徑主要包括卡爾文循環(huán)(Calvin cycle)、還原三羧酸循環(huán)(Reductive tricarboxylic acid cycle)、還原乙酰輔酶A途徑(Reductive acetyl-CoA pathway)、3-羥基丙酸雙循環(huán)(3-hydroxypropionate bicycle)、3-羥基丙酸/4-羥基丁酸循環(huán)(3-hydroxypropionate/4-hydroxybutylate cycle)、二羧酸/4-羥基丁酸循環(huán)(Dicarboxylate/4-hydroxybutyrate cycle)和細(xì)菌微區(qū)室(Bacterial Microcompartments)．檢測出的碳固定菌群主要包括細(xì)菌和古菌兩大類,以細(xì)菌群落為主(圖2b)，其中變形菌門的豐度最高(～71%).通過卡爾文循環(huán)、還原乙酰輔酶A途徑、還原三羧酸循環(huán)和細(xì)菌微區(qū)室固定CO2的基因大多存在于變形菌門,而檢測到3-羥基丙酸雙循環(huán)和二羧酸/4-羥基丁酸循環(huán)的基因則分別來源于古菌中的綠彎菌門(Chloroflexi)和泉古菌門(Crenarchaeota)．通過雙因素方差分析發(fā)現(xiàn)增溫顯著影響碳固定途徑的細(xì)菌和古菌群落(P<0.05,表4),具體表現(xiàn)為增溫降低其基因豐度,尤其是在種植蘆葦土壤的微生物群落中變化最為顯著(P<0.05,圖2b),而在互花米草入侵及其交互作用下的變化不顯著(P>0.05,表4)．

增溫顯著影響了蘆葦群落中土壤微生物碳固定途徑,而在互花米草入侵及其交互作用下的影響不顯著(表5)．在種植蘆葦土壤的微生物群落中,增溫顯著降低了微生物固碳途徑的功能基因信號(hào)強(qiáng)度(圖5),主要包括卡爾文循環(huán)、還原三羧酸循環(huán)、還原乙酰輔酶A途徑、3-羥基丙酸雙循環(huán)、二羧酸/4-羥基丁酸循環(huán)和細(xì)菌微區(qū)室等(P<0.05),尤其是二羧酸/4-羥基丁酸循環(huán)、與卡爾文循環(huán)相關(guān)的rubisco基因信號(hào)強(qiáng)度等更為顯著(P<0.01)．在蘆葦與互花米草混種處理中,增溫顯著降低了3-羥基丙酸雙循環(huán)的基因信號(hào)強(qiáng)度(P<0.01),也顯著降低了還原乙酰輔酶A途徑中的CODH基因信號(hào)強(qiáng)度(P<0.05).在種植互花米草土壤的微生物群落中,3-羥基丙酸雙循環(huán)和3-羥基丙酸/4-羥基丁酸循環(huán)更易受到溫度的影響．

2.4 增溫和互花米草入侵對(duì)土壤甲烷代謝關(guān)鍵功能基因的影響

甲烷代謝包括甲烷生成(Methanogenesis)和甲烷氧化(Methane oxidation)兩類,檢測出的甲烷代謝菌群主要包括細(xì)菌和古菌兩大類,其中以廣古菌門(Euryarchaeota)和變形菌門為主．參與到甲烷生成的mcrA基因均來源于廣古菌門,而參與甲烷氧化的pmoA和mmoX基因均來源于細(xì)菌．如表4和表5所示,甲烷代謝的微生物菌群、甲烷生成與氧化以及關(guān)鍵功能基因均會(huì)受到溫度的顯著影響(P<0.05),但互花米草入侵及其相互作用的影響較小(P>0.05)．增溫顯著降低了種植蘆葦土壤的細(xì)菌和古菌基因豐度(P<0.05,圖2d)．土壤中參與甲烷生成的基因豐度大于甲烷氧化(圖6).增溫后mmoX、pmoA和mcrA基因信號(hào)強(qiáng)度均下降,尤其是增溫顯著降低了種植蘆葦土壤的甲烷生成與氧化的基因豐度(P<0.05)．

表5 增溫和植物入侵對(duì)碳循環(huán)關(guān)鍵功能基因信號(hào)強(qiáng)度的主要影響及其交互作用Table 5 The main and interactive effects of experimental warming and plant invasion on signal intensities of key functional genes in carbon cycle

2.5 土壤碳循環(huán)微生物功能基因與環(huán)境因素的相關(guān)性分析

斯皮爾曼相關(guān)性分析結(jié)果表明,土壤微生物碳循環(huán)與活性氮?dú)怏w排放、土壤pH高度相關(guān)(圖7)．土壤碳循環(huán)的微生物菌群(古菌、細(xì)菌和真菌)均與土壤HONO、NO和NOx的排放呈顯著負(fù)相關(guān),其中HONO氣體排放與CODH、accD、RgaE、endochitinase和phenol_oxidase等基因的豐度高度相關(guān)(P<0.001),NO氣體排放則與mmoX、CODH、accD、pme、RgaE、endochitinase和phenol_oxidase等基因的豐度高度相關(guān)(P<0.001)．土壤pH則與古菌和真菌的基因豐度顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05),主要包括甲烷生成、果膠和幾丁質(zhì)降解、還原乙酰輔酶A途徑、二羧酸/4-羥基丁酸循環(huán)等碳循環(huán)代謝過程．

注:差異性檢驗(yàn)采用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn),*表示增溫處理下差異顯著(*P<0.05;**P<0.01;***P<0.001)．圖4 碳降解過程功能基因標(biāo)準(zhǔn)化相對(duì)信號(hào)強(qiáng)度Fig.4 The normalized average signal intensities of functional genes in carbon degradation process

注:試驗(yàn)處理參見表1;甲烷氧化中的灰白柱子代表pmoA和mmoX基因信號(hào)強(qiáng)度之和;差異性檢驗(yàn)采用獨(dú)立樣本T檢驗(yàn),*表示增溫處理下差異顯著(*P<0.05;**P<0.01;***P<0.001)．圖6 甲烷代謝過程功能基因標(biāo)準(zhǔn)化相對(duì)信號(hào)強(qiáng)度Fig.6 The normalized average signal intensities of functional genes in methane metabolism process

注：*表示差異顯著(P<0.05)．圖7 基于斯皮爾曼相關(guān)性分析的土壤環(huán)境因子和微生物碳循環(huán)的相關(guān)矩陣Fig.7 Correlation matrix based on Spearman’s correlation analysis between environmental factors and soil microbial carbon cycle

3 討論

碳是構(gòu)成生命有機(jī)體的基本元素,碳的生物地球化學(xué)循環(huán)是生態(tài)系統(tǒng)中重要的物質(zhì)循環(huán),其微生物驅(qū)動(dòng)機(jī)制和關(guān)鍵功能基因的作用是當(dāng)前研究的熱點(diǎn)[31]．在本研究中,檢測到的土壤碳循環(huán)功能基因數(shù)量及豐度均高于其他各類別的基因,表明崇明東灘濕地土壤中微生物碳代謝潛力巨大．同時(shí)發(fā)現(xiàn),在相同溫度處理下,種植互花米草的土壤碳循環(huán)代謝的基因信號(hào)強(qiáng)度均高于蘆葦處理,表明種植互花米草相較于蘆葦具有更強(qiáng)的土壤碳代謝潛力．研究表明,互花米草相較于其他植被類型,如堿蓬(Suaedasalsa)、蘆葦和海三棱藨草(Scirpusmariqueter)等,土壤具有更高的碳含量與碳儲(chǔ)量,其入侵后能夠增加土壤碳匯強(qiáng)度與固碳能力[12,15,32-34]．與檉柳(Tamarixchinensis)、堿蓬和蘆葦?shù)犬?dāng)?shù)刂参锵啾?互花米草入侵提高了土壤CO2、CH4和N2O等溫室氣體的排放通量[13,35-36]．在本研究中,互花米草入侵對(duì)碳循環(huán)代謝過程的影響效果并不顯著,可能是受限于入侵時(shí)間較短(～2年)．植物入侵造成的影響不會(huì)一直保持不變,其影響可能會(huì)隨著入侵時(shí)間而增加[37-38]．

氣候變暖可能會(huì)破壞濕地生態(tài)系統(tǒng)原有的生物地球化學(xué)平衡,從而影響濕地土壤生態(tài)系統(tǒng)功能[39]．在本研究中,增溫顯著影響了土壤碳循環(huán)代謝過程,其中大多數(shù)功能基因信號(hào)強(qiáng)度在增溫后降低,表明由微生物驅(qū)動(dòng)的碳循環(huán)代謝過程具有較高的溫度敏感性,且增溫對(duì)濕地土壤的微生物碳代謝潛力具有負(fù)反饋效應(yīng)．Feng等[40]發(fā)現(xiàn),長達(dá)12年的增溫試驗(yàn)顯著增加了土壤中氧化難降解碳和復(fù)雜結(jié)構(gòu)碳的微生物功能基因豐度．雖然短期增溫會(huì)刺激微生物對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的水解,但長期增溫增強(qiáng)了氧化型碳降解酶的活性,卻不影響水解型碳降解酶的活性,促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)分解酶的功能從水解型轉(zhuǎn)向?yàn)檠趸?加速微生物群落重組,最終導(dǎo)致難降解碳的氧化和CO2排放量增加,造成土壤碳的損失[41-43]．酶活性對(duì)增溫持續(xù)時(shí)間的響應(yīng)是處于變化中的,且穩(wěn)定的土壤有機(jī)質(zhì)分解在短期增溫下較難被估計(jì)[41-43]．在本研究中,相對(duì)于難降解的碳化合物(如木質(zhì)素),淀粉這類易降解碳化合物的碳降解功能基因豐度更高,但增溫對(duì)這類基因的影響更大．因此,本研究在短期增溫(～2年)下的碳降解過程以降解淀粉為主,但有向難降解碳過程轉(zhuǎn)化的趨勢．同時(shí),增溫所帶來的環(huán)境條件變化會(huì)使得土壤有機(jī)質(zhì)分解具有不確定性,如增溫減少了土壤水分,從而減少土壤有機(jī)質(zhì)的分解,可能會(huì)抵消微生物的分解作用[40,44-45]．

互花米草和蘆葦對(duì)溫度的響應(yīng)存在一定的差異[46]．互花米草作為快速擴(kuò)張的外來入侵物種,對(duì)氣候與環(huán)境具有極強(qiáng)適應(yīng)性和耐受力[15,47]．因此,種植互花米草土壤的微生物群落對(duì)增溫的響應(yīng)不如蘆葦明顯,其土壤碳循環(huán)代謝能力更為穩(wěn)定．本研究也發(fā)現(xiàn),未增溫處理下兩者混種的土壤碳循環(huán)代謝基因信號(hào)強(qiáng)度低于蘆葦或互花米草單種處理，而在增溫條件下,兩者混種的土壤碳循環(huán)代謝基因信號(hào)強(qiáng)度高于蘆葦單種處理,但低于互花米草單種處理．因此,種植蘆葦土壤的微生物群落相較于互花米草處理更易受到溫度變化的影響．本研究中增溫對(duì)互花米草與蘆葦混種土壤的微生物群落影響效果并不顯著,其原因可能是增溫加劇了種間競爭,而互花米草相對(duì)于蘆葦表現(xiàn)出更強(qiáng)的競爭優(yōu)勢．因此,增溫使得微生物群落向更為穩(wěn)定的互花米草單種處理發(fā)展,從而在一定程度上抵消溫度升高帶來的負(fù)效應(yīng)．

濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物群落組成受到土壤孔隙度、溫度、水分、pH和鹽分等諸多理化性質(zhì)的影響[10,48-50]．其中,土壤pH是影響微生物群落與結(jié)構(gòu)的主要因素之一[51]．濕地土壤pH變化較小且呈堿性,其中真菌和細(xì)菌生存的最佳pH區(qū)間分別為4.0～6.0和6.5～7.5．因此,濕地土壤微生物中細(xì)菌數(shù)量更多[10,52]．在本研究中,濕地土壤的pH值均在8以上,且檢測到的微生物碳循環(huán)代謝菌群也是以細(xì)菌為主．土壤微生物碳循環(huán)代謝過程與土壤活性氮?dú)怏w排放及土壤pH顯著負(fù)相關(guān)．我們?cè)谥暗难芯恐邪l(fā)現(xiàn),溫度升高增加了土壤pH以及HONO和NO等活性氮?dú)怏w的排放[26]．因此,增溫可能通過改變土壤pH,影響土壤的微生物群落組成與結(jié)構(gòu),從而影響由微生物驅(qū)動(dòng)的土壤碳氮循環(huán)過程．

濕地是大氣CH4的最大天然來源,其中濱海濕地CH4的排放量可占全球排放總量的20%～39%,其每年排放量約為100～231 Tg[53-55]．濱海濕地CH4的排放主要包括CH4的產(chǎn)生、氧化和傳輸三個(gè)基本過程．土壤CH4氧化和產(chǎn)生過程是同時(shí)進(jìn)行的[55],主要由產(chǎn)甲烷菌和甲烷氧化菌共同控制,并且受到溫度、濕度等環(huán)境因子的調(diào)控[56-58]．本研究中,參與甲烷生成的基因豐度均高于甲烷氧化,表明濱海濕地存在較高的CH4產(chǎn)生潛力及排放速率,與其他研究結(jié)果一致[59]．溫度升高可增強(qiáng)土壤微生物活性,從而促進(jìn)CH4的排放速率與排放通量[60-62]．本研究發(fā)現(xiàn),增溫降低了土壤甲烷生成與氧化的基因豐度,但甲烷生成的基因豐度仍高于甲烷氧化的基因豐度．一般來說,產(chǎn)甲烷菌適宜的pH范圍在6～8,而甲烷氧化菌的最適pH范圍為5.5～6.5[63-64]．本研究中,土壤pH值均高于8,且增溫升高了土壤pH,超出產(chǎn)甲烷菌和甲烷氧化菌的最適pH范圍,導(dǎo)致pH升高所帶來消極影響超過增溫帶來的積極影響,這可能是溫度升高卻降低了甲烷生成與氧化基因豐度的原因之一．因此,增溫可能導(dǎo)致濕地土壤依然具有較高的CH4生產(chǎn)潛力,但減緩了CH4的排放速率．

4 結(jié)論

通過2年的增溫和互花米草試驗(yàn),我們發(fā)現(xiàn)增溫顯著降低了濕地土壤微生物碳循環(huán)代謝基因,但互花米草入侵的影響并不顯著．在相同溫度處理下,互花米草相較于蘆葦具有更強(qiáng)的碳代謝潛力,并且種植互花米草土壤的微生物群落對(duì)增溫的響應(yīng)不如蘆葦顯著,其碳循環(huán)代謝能力更為穩(wěn)定．增溫使得兩者混種土壤的微生物群落向更為穩(wěn)定的互花米草單種土壤發(fā)展,從而在一定程度上抵消溫度升高帶來的負(fù)效應(yīng)．相對(duì)于難降解的碳化合物(如木質(zhì)素),增溫對(duì)淀粉類易降解碳化合物的碳降解功能基因豐度的影響更大．短期增溫(～2年)下的碳降解過程以降解淀粉為主,但有向難降解碳過程轉(zhuǎn)化的趨勢．增溫降低了土壤甲烷生成與氧化的基因豐度,但甲烷生成的基因豐度仍高于甲烷氧化的基因豐度．因此,增溫可能導(dǎo)致濕地土壤依然具有較高的CH4生產(chǎn)潛力,但減緩了CH4的排放速率．增溫可通過改變土壤pH來影響微生物群落,從而改變由微生物驅(qū)動(dòng)的土壤碳氮循環(huán)過程．本研究有助于理解增溫及互花米草入侵對(duì)濱海濕地土壤碳循環(huán)及溫室氣體排放的影響,可為土壤溫室氣體排放、全球變暖、碳中和以及濕地生態(tài)系統(tǒng)的保護(hù)和管理等提供一定的科學(xué)依據(jù)和支撐,對(duì)定量濕地土壤微生物碳代謝潛力及其在全球變化下的響應(yīng)具有重要意義．