鄱陽湖濕地不同土地利用方式下土壤微生物群落功能多樣性

張 杰，胡 維，劉以珍，葛 剛,2，吳 蘭,2,*

1 江西省分子生物學(xué)與基因工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌大學(xué), 南昌 330031 2 鄱陽湖環(huán)境與資源利用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌大學(xué), 南昌 330031

鄱陽湖濕地不同土地利用方式下土壤微生物群落功能多樣性

張 杰1，胡 維1，劉以珍1，葛 剛1,2，吳 蘭1,2,*

1 江西省分子生物學(xué)與基因工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌大學(xué), 南昌 330031 2 鄱陽湖環(huán)境與資源利用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南昌大學(xué), 南昌 330031

于2011年5月分別采集鄱陽湖圍墾92、48a和38a的水稻田，退田還湖25a的退耕地以及自然濕地共5個樣地的表層土壤，利用Biolog-ECO板技術(shù)對土壤微生物群落的單一碳源利用情況進(jìn)行了測定，并結(jié)合群落指數(shù)和主成分分析(PCA)對培養(yǎng)72 h土壤微生物群落功能多樣性變化進(jìn)行了分析。結(jié)果表明：退耕地和自然濕地土壤微生物群落利用31種碳源的能力較強(qiáng)，來自不同圍墾年限的土壤微生物群落利用碳源能力均較弱；且隨圍墾時間的增長，土壤微生物對碳源的利用能力呈降低的趨勢。自然濕地、退耕地與圍墾92、38a樣地土壤之間存在顯著的微生物功能多樣性差異；圍墾對土壤微生物代謝糖類、羧酸類、氨基酸類物質(zhì)的影響最為明顯。結(jié)果提示，圍墾改變了濕地土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，退田還湖有助于濕地土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的恢復(fù)。

鄱陽湖；濕地；圍墾年限；退田還湖；Biolog

濕地是一種常年或季節(jié)性積水或過濕的獨(dú)特生態(tài)系統(tǒng)。它具有一系列重要的生態(tài)功能，包括為野生動植物提供棲息地，貯存來自降雨的水源[1]，防止碳氮養(yǎng)分釋放到鄰近地表水而造成富營養(yǎng)化[2]，凈化市政工農(nóng)業(yè)排放的廢水。因而濕地被稱為“地球之腎”。而濕地生態(tài)系統(tǒng)對污染物的轉(zhuǎn)化作用主要與其土壤中種類繁多的好氧和厭氧微生物有關(guān)[3]。因此對于濕地土壤微生物的研究具有重大意義。

圍墾是對濕地資源開發(fā)利用的主要形式之一，可以緩減土地資源的短缺。但圍墾等人類活動改變了土壤環(huán)境，對濕地生態(tài)系統(tǒng)造成干擾，進(jìn)而對濕地的微生物群落產(chǎn)生影響[4]。那么圍墾與否對濕地土壤微生物群落結(jié)構(gòu)究竟有何影響？不同圍墾年限下濕地微生物的群落變化又有何規(guī)律？退田還湖是否能有效修復(fù)濕地？目前國內(nèi)外鮮見對該方面的研究。

本研究選取鄱陽湖典型自然濕地、不同圍墾年限水稻田以及退耕地為研究對象，利用Biolog-ECO板技術(shù)對其土壤微生物群落功能多樣性進(jìn)行了研究，旨在初步揭示土壤微生物群落功能多樣性隨圍墾時間的變化規(guī)律，并從土壤微生物層面對退田還湖這一濕地修復(fù)措施的可行性提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣地概況與樣品采集

樣地位于鄱陽湖西南角的南昌縣蔣巷聯(lián)圩和南磯山濕地國家自然保護(hù)區(qū)(28°43′40″—29 °00′17″N，115°55′36″—116°22′19″E)，屬贛江尾閭?cè)牒侵蕖^(qū)內(nèi)年平均降雨量為1470 mm，年平均氣溫為16—19 ℃，光照充足，屬于亞熱帶季風(fēng)氣候。

于2011年5月進(jìn)行樣品采集，沿圍墾時間序列依次選取圍墾92a水稻田(RL92)、圍墾48a水稻田(RL48)、圍墾38a水稻田(RL38)、退田還湖25a的退耕地(RC25)和南磯山自然濕地(NW)5個梯度樣地。RC25樣地的覆蓋植被為苔草群落(Carexcinerascens)。NW樣地的主要植被為苔草和虉草群落(Phalarisarundinacea)。每個樣地設(shè)立3個平行樣點(diǎn)，樣點(diǎn)之間的距離不小于1 km，每個樣點(diǎn)中進(jìn)行3次重復(fù)取樣，3次重復(fù)之間的距離不小于100 m，現(xiàn)場將3次重復(fù)土樣混勻，共得到15個土壤樣品。采樣工具為土鉆，取樣前先將土壤表面的植被小心去除，取樣深度0—20 cm，土樣裝入無菌硬質(zhì)塑料盒，并用冰盒迅速運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室4 ℃保存。

1.2 土壤微生物功能多樣性分析

參照文獻(xiàn)[5]的方法測定各樣地土壤的理化參數(shù)(表1)。采用Biolog-ECO微平板法對不同土地利用方式下土壤的微生物功能多樣性進(jìn)行分析。具體實(shí)驗(yàn)步驟參照Govaerts等的研究方案[6]。ECO板放置于生化培養(yǎng)箱中25 ℃恒溫培養(yǎng)10 d，每隔12 h在Biolog微生物自動鑒定系統(tǒng)(MicroStationTMSystem，美國Biolog公司)上測定590 nm處的吸光值。

表1 不同土地利用方式下土壤理化參數(shù)Table 1 Physicochemical parameters of soil across land-use types

RL92：圍墾92a水稻田；RL48：圍墾48a水稻田；RL38：圍墾38a水稻田；RC25：退田還湖25a的退耕地；NW：南磯山自然濕地

1.3 數(shù)據(jù)分析

將每次讀板得到的吸光值都減去培養(yǎng)0 h時的吸光值，以去除本底干擾[7]，負(fù)值全部歸0。然后分別計算平均顏色變化率(AWCD)和培養(yǎng)72 h(對數(shù)期)后的Shannon-Weaver多樣性指數(shù)(H)[8]，并用OD590>0.15的微孔數(shù)作為相應(yīng)樣品土壤細(xì)菌群落代謝豐富度(S)[6]。運(yùn)用SPSS 19.0對數(shù)據(jù)進(jìn)行差異性分析和主成分分析(PCA)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式下土壤微生物群落AWCD

圖1 不同土地利用方式下土壤微生物群落AWCD隨培養(yǎng)時間的變化Fig.1 Variation of microbial AWCD against incubation time for soil across land-use typesRL92：圍墾92a水稻田；RL48：圍墾48a水稻田；RL38：圍墾38a水稻田；RC25：退田還湖25a的退耕地；NW：南磯山自然濕地

平均顏色變化率(AWCD)反映了微生物群落對Biolog-ECO板中單一碳源的整體利用能力，是微生物群落功能多樣性的一個重要指標(biāo)[9]。如圖1所示，不同土地利用方式下土壤微生物群落AWCD的變化趨勢均為隨培養(yǎng)時間的增加而升高。在0—48 h內(nèi)各樣地土壤的AWCD值均較低，48 h以后，除RL92升幅平緩以外，其他樣地的AWCD都迅速升高。說明土壤微生物對碳源利用開始于48 h以后。總體上，不同土地利用方式下土壤微生物利用31種碳源的AWCD值呈RC25 > NW > RL38 > RL48 > RL92的變化趨勢，值得注意的是，RC25與NW的AWCD值無顯著差異(P>0.05)，但兩者與其他圍墾樣地均有顯著差異(P<0.01)。

2.2 不同土地利用方式下土壤微生物群落碳源利用特征

Biolog-ECO板中含有多聚物(4種)、糖類(10種)、羧酸類(7種)、酚酸類(2種)、氨基酸類(6種)和胺類(2種)共6大類31種單一碳源。通過分析每一類碳源的AWCD值可以判斷各樣地土壤微生物對特定類別碳源的利用能力[10]。不同土地利用方式下土壤微生物利用6類碳源的AWCD隨培養(yǎng)時間的變化如圖2。圖中顯示，不同樣地土壤微生物利用6類碳源的AWCD都隨培養(yǎng)時間的延長而大致呈現(xiàn)升高趨勢，且土壤微生物代謝6類碳源的能力均具有顯著差異(P<0.001)。

對于多聚物類碳源的利用(圖2)，來自RC25的微生物AWCD最高，NW和RL48居中，RL38和RL92最低。對于糖類、羧酸類和氨基酸類碳源，土壤微生物AWCD變化規(guī)律與上述31種碳源利用總體情況類似，均表現(xiàn)為RC25 > NW > RL38 > RL48 > RL92，其中圍墾樣地土壤微生物利用糖類、氨基酸類碳源的AWCD顯著低于RC25和NW樣地，且隨著圍墾年限的增加，土壤微生物群落代謝糖類、氨基酸類物質(zhì)的能力逐漸降低，而RC25和NW樣地的微生物代謝能力無顯著差異；對于羧酸的利用，值得注意的是RL92的AWCD極小，顯著低于RL38和RL48，說明圍墾達(dá)到一定年限后，土壤微生物對羧酸類物質(zhì)的代謝能力急劇下降。對于酚酸類碳源，RC25、NW和RL38顯著高于RL48和RL92，說明土壤微生物利用酚酸類碳源能力的改變發(fā)生于圍墾38a至48a間。土壤微生物利用胺類碳源的能力具有顯著特征，除RL92的AWCD顯著小于其他樣地外，其他樣地間微生物AWCD均無顯著差異，說明不同土地利用方式下土壤微生物降解胺類物質(zhì)的能力較穩(wěn)定，該物質(zhì)降解能力改變的時間閾值可能是圍墾92a(圖2)。

圖2 不同土地利用方式下土壤微生物利用各類碳源的AWCD變化Fig.2 Variation of microbial carbon utilization AWCD for soil across land-use types

2.3 不同土地利用方式下土壤微生物群落功能多樣性指數(shù)和豐富度

Shannon-Weaver多樣性指數(shù)(H)和豐富度指數(shù)(S)可以反映土壤微生物群落的功能多樣性[11]。表2為不同土地利用方式下土壤微生物群落Biolog-ECO板實(shí)驗(yàn)培養(yǎng)72 h后的代謝多樣性指數(shù)和豐富度指數(shù)。由表可知，各樣地土壤微生物群落的香農(nóng)多樣性指數(shù)無顯著差異，但豐富度指數(shù)在樣地間存在顯著差異(P<0.01)。豐富度S的最小值出現(xiàn)在RL92，其次是RL38，RC25和NW的豐富度最高；但值得注意的是，RL48的豐富度也較高，且與RC25和NW無顯著差異?？傮w而言，圍墾水稻田土壤微生物群落豐富度均小于自然濕地，而退耕地的土壤微生物群落豐富度則大于自然濕地。

表2 不同土地利用方式下土壤微生物群落指數(shù)(n=3)Table 2 Microbial community indices of soil across land-use types

2.4 不同土地利用方式下土壤微生物群落代謝主成分分析

對不同土地利用方式下土壤微生物72 h利用碳源的光密度值進(jìn)行PCA分析。按照提取的主成分一般要求累計方差貢獻(xiàn)率達(dá)到85%[12]并且其特征根大于1[13]這兩個原則，共提取了8個主成分(PC)，累積方差貢獻(xiàn)率為91.03%。其中第1主成分(PC1)和第2主成分(PC2)的方差貢獻(xiàn)率分別為31.28%和21.94%。第3至第8主成分的方差貢獻(xiàn)率相對較小，分別為10.15%、6.90%、6.70%、5.92%、4.19%和3.96%。

不同土地利用方式下土壤微生物碳源利用的PCA排序圖如圖3。由圖可知，前兩個主成分共解釋了53.22%的變異。結(jié)合方差分析結(jié)果表明，各樣地在PC1上沒有明顯的空間分異。而在PC2上，5個樣地的土壤微生物群落明顯分為2簇：RL92和RL38聚為1簇，NW和RC25聚為另一簇，RL48居于2簇之間。PCA分析顯示，來自RL92和RL38樣地與來自NW和RC25樣地的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)存在顯著差異，從圖中還可以直觀地看出，在PC2上，各樣地土壤微生物碳源利用的主成分分析得分排序?yàn)椋篟C25 > NW > RL48 > RL38 > RL92，這與表2的群落豐富度指數(shù)分析結(jié)果相一致。

圖3 不同土地利用方式下土壤微生物群落功能主成分分析Fig.3 Principal component analysis for microbial community function of soil across land-use types

對所提取的8個主成分，分別計算6類碳源的主成分得分F和樣地的綜合得分zF，結(jié)果如圖4。其中F值的相對大小可以表征不同樣地土壤微生物群落對同一類碳源的代謝能力和同一樣地土壤微生物對不同類型碳源代謝能力的高低，而zF的相對大小則可以反映不同樣地土壤微生物對Biolog-ECO板31種碳源綜合代謝能力的高低。

圖4 各樣地碳源類型主成分得分以及綜合得分Fig.4 Loading scores and comprehensive loading scores of the first eight principal components

對圖4中的F值進(jìn)行橫向比較發(fā)現(xiàn)：不同土地利用方式下土壤微生物利用碳源的能力不盡相同。對于RC25，其代謝糖類、羧酸類和氨基酸類碳源的能力較強(qiáng)，代謝酚酸類的能力較弱；對于NW，其對羧酸類的代謝能力最強(qiáng)，而對多聚物的利用能力最弱；對于RL38，其代謝酚酸類的能力最強(qiáng)，而代謝多聚物、糖類、羧酸類碳源的能力最弱；對于RL48，其利用多聚物類碳源的能力最強(qiáng)，而利用糖類和氨基酸類碳源的能力最弱；對于RL92，其土壤微生物群落對酚酸類碳源的代謝能力最強(qiáng)，而對羧酸類碳源的代謝能力最弱；對F值進(jìn)行縱向比較可知：代謝多聚物、糖類、羧酸類、氨基酸類和胺類能力最強(qiáng)的都是來自RC25的土壤微生物，代謝以上物質(zhì)能力最弱的是來自RL92的土壤微生物；代謝酚酸類物質(zhì)能力最強(qiáng)的是RL38，最弱的是RL48。且圍墾水稻田在糖類、羧酸類和氨基酸類的F值明顯小于自然濕地和退耕地。

從圖4樣地主成分綜合得分zF可以看出，5個樣地土壤微生物對Biolog-ECO板中31種單一碳源的綜合代謝能力排序?yàn)椋篟C25 > NW > RL48 > RL38 > RL92。即退耕地>自然濕地>圍墾水稻田。

3 討論與結(jié)論

土壤微生物群落利用31種碳源的能力隨著圍墾年限的增長(依次為自然濕地、圍墾38a、圍墾48a和圍墾92a)整體呈下降趨勢(自然濕地可看作圍墾0a)，這是因?yàn)閲鷫ǜ骺赡軙斐赏寥缊F(tuán)聚體的分裂和表層土壤中有機(jī)質(zhì)的損耗，從而導(dǎo)致土壤微生物代謝多樣性的下降[14]。此外，圍墾耕作后種植的作物品種單一(水稻)，使得圍墾土壤與自然濕地土壤的植物群落結(jié)構(gòu)顯著不同，而植物種類會影響土壤中的碳分配和微生物多樣性[15]。值得注意的是，基于培養(yǎng)72 h(對數(shù)期)數(shù)據(jù)得到的微生物代謝豐富度指數(shù)和PCA分析結(jié)果都表明，圍墾48a的水稻田土壤微生物群落對碳源的利用能力介于自然濕地和圍墾38a之間，其代謝活性、豐富度指數(shù)均高于圍墾38a的水稻田，且與自然濕地的相近?？赡艿脑蛴校?/p>

1)圍墾過程伴隨著土壤微生物群落的演替，即由典型的濕地土壤微生物群落逐漸演替為典型的耕作土壤微生物群落，Schipper等發(fā)現(xiàn)微生物代謝多樣性跟碳輸入有關(guān)，隨著演替過程中碳輸入的增加，土壤微生物代謝多樣性呈現(xiàn)演替初期較低、之后升高、最后又下降的趨勢。根據(jù)“中度干擾假說”來解釋，演替初期過低的碳輸入抵制土壤微生物多樣性，過高的碳輸入則加劇微生物競爭，從而降低其多樣性[16]。結(jié)合表1中總有機(jī)碳(TOC)含量可推斷，本研究不同圍墾時間序列下土壤微生物的演替也可能存在類似情況；

2)作為研究土壤微生物群落代謝功能的技術(shù)，Biolog有其局限性。ECO板中的31種碳源并不能全部反映自然條件下土壤微生物所處的復(fù)雜底物環(huán)境，所以Biolog技術(shù)不能夠完整地反映土壤中微生物群落的功能多樣性和復(fù)雜性[17]。

從土地利用類型的角度來看，退耕地土壤微生物群落利用碳源的能力最強(qiáng)，其豐富度指數(shù)和主成分綜合得分zF值均為最大，自然濕地次之，圍墾水稻田的最低。說明退田還湖在一定程度上有助于土壤微生物群落向著自然濕地的狀態(tài)恢復(fù)。6類碳源的AWCD曲線和主成分得分F的分析結(jié)果都初步表明，圍墾對土壤中與糖類、羧酸類和氨基酸類物質(zhì)代謝有關(guān)的微生物影響最為明顯，圍墾年限越長，濕地土壤微生物對這3類碳源的利用能力越差。

從各樣地土壤的理化參數(shù)(表1)，可知鄱陽湖濕地不同土地利用方式下土壤理化參數(shù)除TP外，含水量、容重、TOC、TN(總氮)和pH值都存在顯著差異，且總體上均為圍墾水稻田大于退耕地和自然濕地。特別是TOC，圍墾水稻田土壤TOC含量顯著高于自然濕地和退耕地(P<0.001)，且圍墾年限越長，含量越高，而自然濕地和退耕地之間無顯著差異，這與Iost等[18]的研究結(jié)果一致，即長期圍墾有助于土壤有機(jī)碳的積累，而退田還湖后土壤有機(jī)碳損耗增加。其主要原因可能是農(nóng)作物腐殖質(zhì)和根系分泌物的不斷積累，但微生物在此過程中所起的作用尚需進(jìn)一步研究。此外，典范對應(yīng)分析(CCA)和相關(guān)性分析(數(shù)據(jù)未列出)結(jié)果表明，各理化參數(shù)與土壤微生物代謝多樣性之間并未顯示出規(guī)律性或顯著性關(guān)系。

本研究利用Biolog-ECO板技術(shù)對鄱陽湖濕地不同土地利用方式下土壤微生物群落的代謝多樣性進(jìn)行了研究，得到了一些初步的結(jié)果。今后的工作將利用454高通量測序結(jié)合生態(tài)學(xué)技術(shù)，圍繞不同季節(jié)不同土地利用方式下土壤微生物群落組成和結(jié)構(gòu)、功能微生物組成及其與理化參數(shù)的關(guān)系等方面展開。以期更為深入、全面地闡釋圍墾和退田還湖對濕地土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和組成的影響。

[1] Mitsch W J, Gosselink J G. Wetlands. New York: John Wiley & Sons, 2000.

[2] Vitousek P M, D′antonio C M, Loope L L, Westbrooks R. Biological invasions as global environmental change. American Scientist, 1996, 84(5): 468- 478.

[3] D′Angelo E M, Reddy K R. Regulators of heterotrophic microbial potentials in wetland soils. Soil Biology and Biochemistry, 1999, 31(6): 815- 830.

[4] Mentzer J L, Goodman R M, Balser T C. Microbial response over time to hydrologic and fertilization treatments in a simulated wet prairie. Plant and Soil, 2006, 284(1/2): 85- 100.

[5] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000..

[6] Govaerts B, Mezzalama M, Unno Y, Sayre K D, Luna-Guido M, Vanherck K, Dendooven L, Deckers J. Influence of tillage, residue management, and crop rotation on soil microbial biomass and catabolic diversity. Applied Soil Ecology, 2007, 37(1/2): 18- 30.

[7] Garau G, Castaldi P, Santona L, Deiana P, Melis P. Influence of red mud, zeolite and lime on heavy metal immobilization, culturable heterotrophic microbial populations and enzyme activities in a contaminated soil. Geoderma, 2007, 142(1/2): 47- 57.

[8] Wei Y, Yu L F, Zhang J C, Yu Y C, Deangelis D L. Relationship between vegetation restoration and soil microbial characteristics in degraded karst regions: a case study. Pedosphere, 2011, 21(1): 132- 138.

[9] Wei D, Yang Q, Zhang J Z, Wang S, Chen X L, Zhang X L, Li W Q. Bacterial community structure and diversity in a black soil as affected by long-term fertilization. Pedosphere, 2008, 18(5): 582- 592.

[10] Preston-Mafham J, Boddy L, Randerson P F. Analysis of microbial community functional diversity using sole-carbon-source utilization profiles - a critique. FEMS Microbiology Ecology, 2002, 42(1): 1- 14.

[11] Feng S G, Zhang H X, Wang Y F, Bai Z H, Zhuang G Q. Analysis of fungal community structure in the soil of Zoige Alpine Wetland. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(5): 260- 266.

[12] 郝黎仁，樊元，郝哲歐. SPSS實(shí)用統(tǒng)計分析. 北京: 中國水利水電出版社, 2003.

[13] Zhang H F, Li G, Song X L, Yang D L, Li Y J, Qiao J, Zhang J N, Zhao S L. Changes in soil microbial functional diversity under different vegetation restoration patterns for Hulunbeier Sandy Land. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(1): 38- 44.

[14] Lupwayi N Z, Rice W A, Clayton G W. Soil microbial diversity and community structure under wheat as influenced by tillage and crop rotation. Soil Biology and Biochemistry, 1998, 30(13): 1733- 1741.

[15] Ladygina N, Hedlund K. Plant species influence microbial diversity and carbon allocation in the rhizosphere. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42(2): 162- 168.

[16] Schipper L A, Degens B P, Sparling G P, Duncan L C. Changes in microbial heterotrophic diversity along five plant successional sequences. Soil Biology and Biochemistry, 2001, 33(15): 2093- 2103.

[17] Kong W D, Zhu Y G, Fu B J, Marschner P, He J Z. The veterinary antibiotic oxytetracycline and Cu influence functional diversity of the soil microbial community. Environmental Pollution, 2006, 143(1): 129- 137.

[18] Iost S, Landgraf D, Makeschin F. Chemical soil properties of reclaimed marsh soil from Zhejiang Province PR China. Geoderma, 2007, 142(3- 4): 245- 250.

Response of soil microbial functional diversity to different land-use types in wetland of Poyang Lake, China

ZHANG Jie1, HU Wei1, LIU Yizhen1, GE Gang1,2, WU Lan1,2,*

1KeyLaboratoryofMolecularBiologyandGeneticEngineeringinJiangxiProvince，NanchangUniversity，Nanchang330031，China2KeyLaboratoryofEnvironmentandResourceUtilizationofPoyangLake,MinistryofEducation,Nanchang330031,China

Wetland ecosystem, the transitional region between terrestrial ecosystem and aquatic ecosystem, plays a crucial role in global carbon and nitrogen cycle, flood constraint, runoff regulation, climate improvement, pollution prevention and organismal habitats supply. However, as a consequence of human beings′ reclamation and contamination in the past centuries, wetland ecosystems around the world have been destructed and their total area has being declining. Hence, it is urgent to restore wetland ecosystem resources and its ecological function. Microorganisms are one of the predominant participants associated with the function of wetlands. To accomplish wetland restoration scientifically and efficiently, it is indispensable to reveal the responding mechanism of microbial variation due to wetlands′ reclamation and restoration. In this study, a series of lands under different utilized types were selected as sampling sites in Nanjishan Wetland National Nature Reserve of Poyang Lake, which located in Jiangxi Province, China. The sites were 38, 48 and 92 year-old reclaimed lands (named RL38, RL48 and RL92, all were paddy fields), 25-year-old retired cropland (RC25) and native wetland (NW). In May 2011, surface soil samples (0—20 cm depth) were collected using earth boring auger in these sampling sites. Biolog-ECO plates were performed to survey the sole-carbon-source utilization of soil microbial communities. Average well colour development (AWCD) of all 31 carbon sources and the 6 kinds of carbon sources were calculated respectively. Microbial community indices calculation and principal components analysis (PCA) were carried out to analyze the variations of functional diversity of soil microbial community in exponential phase. It aimed to preliminarily reveal: 1) the effects of reclamation on the functional diversity of soil microbial community; 2) whether it was efficient at microbial level for wetland restoration by returning farmland to lake wetland. In consequence, 1) the average well colour development (AWCD) of all the soil samples was at a low level during the initial 48 hours. Subsequently, all the AWCDs presented a rapid rising in addition to the 92-year reclaimed land. 2) Generally, the order of AWCD of soil microorganisms was as follows: RC25 > NW > RL38 > RL48 > RL92. Notably, it was significantly higher in retired cropland and native wetland than in reclaimed lands (P<0.01). 3) The AWCD variation of carbohydrates, carboxylic acids and amino acids among sampling sites accorded with the total AWCD of all the 31 sole-carbon sources. 4) According to the microbial functional Richness index and the comprehensive loading scores of PCA, the utilization ability order in exponential phase among sampling sites was RC25 > NW > RL48 > RL38 > RL92. On the first two axes, a total 53.22% variation of functional diversity was explained. The results indicated that 1) the functional diversity of soil microbial community was significantly lower in reclaimed lands than in native wetland and decreased with the extension of reclamation age; 2) soil microorganisms associated with metabolism of carbohydrates, carboxylic acids and amino acids were most apparently affected by reclamation. 3) it was efficient, to some extent, to recover the soil microbial metabolic activity by returning the farmland to lake wetland.

Poyang Lake; wetland; reclamation age; returning farmland to lake wetland; biolog

國家自然科學(xué)基金(31360127, 31260110)

2013- 06- 12;

日期:2014- 04- 11

10.5846/stxb201306121688

*通訊作者Corresponding author.E-mail: wl690902@hotmail.com

張杰，胡維，劉以珍，葛剛，吳蘭.鄱陽湖濕地不同土地利用方式下土壤微生物群落功能多樣性.生態(tài)學(xué)報,2015,35(4):965- 971.

Zhang J, Hu W, Liu Y Z, Ge G, Wu L.Response of soil microbial functional diversity to different land-use types in wetland of Poyang Lake, China.Acta Ecologica Sinica,2015,35(4):965- 971.