杉木和香樟酸雨酸解底物的分解格局

唐 黎,林永慧,何興兵,*

1 吉首大學(xué)生物資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,吉首 416000 2 吉首大學(xué)生態(tài)旅游湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,張家界 427000

杉木和香樟酸雨酸解底物的分解格局

唐 黎1,2,林永慧1,2,何興兵1,2,*

1 吉首大學(xué)生物資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,吉首 416000 2 吉首大學(xué)生態(tài)旅游湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,張家界 427000

采用凋落物分解袋法,選取湘西地區(qū)兩種人工林優(yōu)勢(shì)樹種(香樟和杉木)的凋落葉作為分解材料,分析了兩種凋落葉經(jīng)酸解處理后凋落物分解及其微生物活性的變化。結(jié)果表明：酸解處理過程會(huì)使兩種凋落葉損失一定的質(zhì)量,隨著酸解強(qiáng)度的增加質(zhì)量損失增加,且酸解處理對(duì)香樟凋落物質(zhì)量損失的影響較杉木凋落物大。不同物種凋落物對(duì)酸解強(qiáng)度的差異性反應(yīng)產(chǎn)生了后續(xù)分解過程的差異格局：酸雨酸解作用的增強(qiáng)抑制了杉木凋落物分解過程中包括真菌生物量以及纖維素酶與木質(zhì)素酶在內(nèi)的微生物活性；而對(duì)于香樟凋落物分解過程,微生物活性對(duì)酸雨酸解的響應(yīng)因變量不同、分解期不同而存在差異性。兩物種凋落物的總失重率、木質(zhì)素和纖維素分解率對(duì)酸解作用的響應(yīng)及其在不同分解期的表現(xiàn)也存在差異性：對(duì)于杉木凋落物,在分解前期其失重率表現(xiàn)為T1>T2>T3,而在后期隨酸解強(qiáng)度的增大而升高,即T3>T2/T1；香樟凋落物在分解的前期(T1T2>T3)情況則正好與杉木凋落物相反?？傊?酸雨酸解凋落物不僅使底物有機(jī)組成發(fā)生了變化,在一定程度上導(dǎo)致凋落物物理結(jié)構(gòu)緊密程度改變,而且也可能相應(yīng)地改變了凋落物定殖微生物群落,這些復(fù)合影響從不同程度上決定了凋落物分解及其微生物活性對(duì)凋落物底物酸解的響應(yīng)。

底物酸解；木質(zhì)素；纖維素；真菌生物量；酶活性

隨著工業(yè)迅速發(fā)展,酸雨呈持續(xù)增長(zhǎng)的趨勢(shì),酸雨導(dǎo)致的環(huán)境酸化及危害已成為當(dāng)今世界備受關(guān)注的重大環(huán)境問題之一[1]。酸雨又稱為酸沉降,是指pH小于5.6的降水,其主要由 H+、SOx、NOx和 NH4+等組成[2]。以我國(guó)南方地區(qū)為中心的亞洲酸雨區(qū)是繼歐美之后的世界第三大酸雨區(qū)[3,4]。中國(guó)的酸雨主要因大量燃燒含硫量高的煤而形成,多為硫酸型酸雨[5]；此外,日益增多的各種機(jī)動(dòng)車排放尾氣也是形成酸雨的重要原因[6-7]。本研究地湖南湘西吉首市是相對(duì)較輕的酸雨區(qū),但隨著未來工業(yè)發(fā)展以及汽車保有量的增加,其酸雨強(qiáng)度在未來有加劇的趨勢(shì)。酸雨是對(duì)土壤影響最為嚴(yán)重的環(huán)境干擾因素之一[8-9],其對(duì)陸地生態(tài)系統(tǒng)的影響很大程度上也是通過土壤引起的。酸雨可引起森林生態(tài)系統(tǒng)的退化,它不僅直接損傷植物,而且會(huì)降低土壤的緩沖能力以及供給植物生長(zhǎng)的養(yǎng)分有效性[10]。長(zhǎng)期的酸沉降對(duì)生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)流動(dòng)和能量循環(huán)會(huì)產(chǎn)生相當(dāng)大的影響,繼而會(huì)導(dǎo)致土壤酸化、養(yǎng)分流失[11]以及區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)碳平衡的改變[12]。

森林凋落物是全球重要的C庫(kù),其分解過程會(huì)極大地影響陸地生態(tài)系統(tǒng)及大氣碳平衡[13],該分解過程每年以CO2形式釋放到大氣中的碳約為8.5×1011t[14]。另外,凋落物分解過程也伴隨著養(yǎng)分的釋放,它是森林植物生命活動(dòng)所需養(yǎng)分的一個(gè)重要來源。相關(guān)研究表明,森林每年通過凋落物分解歸還土壤的總氮量占森林生長(zhǎng)所需總氮量的70%—80%,總磷量占65%—80%,總鉀量占30%—40%[15]。凋落物的分解過程極其復(fù)雜,主要通過淋溶、破碎以及生化反應(yīng)過程而發(fā)生[16-17],并受多種因素的綜合影響,包括凋落物自身物理化學(xué)性質(zhì)[18-19]、分解者群落的種類組成[20-22]以及環(huán)境因素如土壤和氣候等[23-25]。土壤因素是控制凋落分解最為復(fù)雜同時(shí)也是最為關(guān)鍵的環(huán)境因素之一,土壤是一個(gè)開放的系統(tǒng),也是凋落物分解的重要載體,其最容易受到外界干擾的影響,土壤環(huán)境的改變也必然影響到凋落物分解的全過程[26]。

近年來,有少量關(guān)于酸雨對(duì)土壤凋落物分解的研究,有些研究顯示酸雨抑制了凋落物分解,如Wang等[27-28]研究表明酸雨會(huì)降低土壤生物量和土壤酶活性從而抑制凋落物分解,Dangles等[29]也認(rèn)為酸雨中的H+導(dǎo)致土壤酸化影響了土壤微生物活性從而降低了其對(duì)凋落物分解的能力。另外,酸雨中含有的氮素可能會(huì)影響微生物的活性進(jìn)而會(huì)影響凋落物分解,Jiang等[30]報(bào)道了低濃度的氮素會(huì)刺激真菌生長(zhǎng),進(jìn)而促進(jìn)低木質(zhì)素含量凋落物的分解。酸雨除了對(duì)土壤微生物活性產(chǎn)生影響外,其酸解作用可能會(huì)使分解底物中的多糖類物質(zhì)分解而減少,從而會(huì)改變底物的化學(xué)組分,進(jìn)而可能會(huì)影響到后續(xù)的分解過程[31-32]。本研究中選取亞熱帶地區(qū)具有代表性的人工林優(yōu)勢(shì)樹種杉木(Cunninghamialanceolata)和香樟(Cinnamomumcamphora)凋落葉為材料,通過模擬凋落物底物酸解,研究后續(xù)凋落物分解過程,以檢驗(yàn)以下3個(gè)假設(shè)：1)凋落物底物酸解導(dǎo)致了后續(xù)野外分解過程的加速,因?yàn)樗峤膺^程導(dǎo)致凋落物基質(zhì)中的部分易分解物質(zhì)流失以及底物結(jié)構(gòu)松散進(jìn)一步加劇凋落物的分解；2)香樟相對(duì)于杉木的響應(yīng)可能更為復(fù)雜,凋落物種的易降解和難降解組分的差異影響了分解過程對(duì)底物酸解的響應(yīng),香樟凋落葉中易降解組分比例較杉木凋落葉高,而杉木凋落物中的難降解組分含量較香樟凋落葉高；3)分解過程中微生物活性因底物酸解強(qiáng)度的差異而產(chǎn)生不同的響應(yīng),這主要是因?yàn)榈蚵湮锼峤馐沟孜锘瘜W(xué)組成發(fā)生了變化,因而對(duì)后定殖微生物群落也產(chǎn)生了影響,從而可能會(huì)改變相應(yīng)的微生物活性。這些假設(shè)的檢驗(yàn)將有助于人們對(duì)未來環(huán)境變化特別是酸沉降增強(qiáng)條件下區(qū)域碳平衡的預(yù)測(cè)提供更加準(zhǔn)確的科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究樣地概況

實(shí)驗(yàn)樣地位于湖南湘西吉首市郊區(qū),土壤生態(tài)系統(tǒng)具有一定的酸化特征。該地區(qū)處于亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候區(qū),年均氣溫為16—17 ℃,最熱月(6月)和最冷月(1月)平均溫度為29.2 ℃和5.2oC；年均相對(duì)濕度為80%,年均降水量為1400—1800 mm(雨季多發(fā)生在5月份)。土壤為石灰?guī)r母質(zhì)發(fā)育的紅壤,其理化性質(zhì)見表1。樣地分別為吉首大學(xué)后山香樟(C.camphora)人工林(28°15′N, 109°40′E; 平均海拔254 m,面積約1500 m2)和乾州郊區(qū)杉木(C.lanceolata)人工林(28°17′N, 109°43′E；平均海拔258 m,面積約1000 m2),兩個(gè)樣地之間距離約為5 km。香樟是亞熱帶常綠闊葉林的生態(tài)綠化優(yōu)勢(shì)種之一,其凋落葉具有高纖維素低木質(zhì)素的特征(“高品質(zhì)”凋落物)；杉木是中國(guó)南方各省區(qū)的主要速生用材樹種之一,其凋落葉具有低纖維素高木質(zhì)素的特征(“低品質(zhì)”凋落物)。

表1 杉木和香樟人工林的土壤背景值

腐殖質(zhì)層(0—5 cm),黃壤層(5—10 cm)

1.2 凋落物研究試驗(yàn)

1.2.1 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

2014年5月初在香樟和杉木人工林兩樣地分別收集香樟與杉木新鮮凋落葉帶回實(shí)驗(yàn)室,于40 ℃烘箱中干燥至恒重備用。

試驗(yàn)地湘西吉首市酸雨主要為硫酸型,酸液中H2SO4∶HNO3按3.2∶1(摩爾濃度比,南方地區(qū)酸雨的大致比例)進(jìn)行配比作為原酸液,然后用蒸餾水稀釋成 pH 5.6、4.8、4.0的3種酸雨溶液。用上述3種不同酸度的酸液對(duì)凋落葉浸泡48 h后,再用無菌水洗凈后作為3種酸解后的分解底物材料,分別為T1(pH 5.6：作為對(duì)照,湘西吉首市酸雨酸度較小,可作為背景酸雨處理)、T2(pH 4.8：中度酸解)、T3(pH 4.0：重度酸解)3種處理。

采用網(wǎng)袋法進(jìn)行凋落物分解實(shí)驗(yàn),將干重5 g的凋落葉用上述方法處理過后裝入分解袋(尼龍網(wǎng)袋大小為20 cm×20 cm,孔徑1 mm),于6月放置于樣地,分解試驗(yàn)期為1a,共放置分解袋96 袋(3種濃度酸液酸解處理后的凋落葉×2物種×2個(gè)抽樣期×8重復(fù))。香樟和杉木分解底物分別放置自身林型下分解,每個(gè)林型放置3種濃度酸液酸解處理后的凋落葉,每種酸解處理后的凋落物袋隨機(jī)(盡量均勻)分配到3個(gè)樣方土壤有機(jī)層,樣方面積為4 m2,樣方之間間距約為10 m左右,樣方盡量設(shè)置于平坦且高度差別不大的地段。于2014年12月和2015年6月各取樣1次,每次取樣48袋。

1.2.2 測(cè)定指標(biāo)與方法

每個(gè)抽樣期抽取的樣品保存于4 ℃冰箱,取其中3袋用于測(cè)定干濕重,剩余5袋樣品用作微生物活性測(cè)定。

干濕重的測(cè)定：將取回的樣品仔細(xì)清理凋落物表面的沙粒及根系,進(jìn)行濕重稱量,然后于40 ℃烘干至恒重,再稱量每袋樣品中凋落物干重[33]。菌絲量的測(cè)定：稱取0.5 g凋落物,用已滅菌的解剖剪剪碎放入研缽中,加入5 mL冷的蒸餾水研磨5 min制成勻漿,用蒸餾水定容到100 mL,取5 mL上述液體稀釋8倍；再取3 mL稀釋液注入到帶有微孔濾膜的過濾器中,過濾后取濾膜,放置在載玻片上,蓋上蓋玻片,在顯微鏡(BA 210-T)下觀察并測(cè)量每個(gè)視野中的菌絲長(zhǎng)度[34],真菌生物量表示為m/g凋落物干重；凋落物分解釋放CO2量測(cè)定：稱取0.5 g凋落物置于滅菌的離心管,再放進(jìn)裝有10 mL 0.5 mol/L NaOH溶液的無菌三角瓶中并將其瓶口密封于25 ℃黑暗條件下培養(yǎng)48 h,然后用0.05 mol/L HCl進(jìn)行滴定,其結(jié)果表示為μmol 凋落物干重g-1h-1[33]。纖維素和木質(zhì)素含量的測(cè)定采用Van Soest和Wine[35]的方法測(cè)定,稱取適量烘干恒重的凋落葉用粉碎機(jī)打成細(xì)粉末過80目的網(wǎng)篩,取0.04 g過篩后的粉末加入0.5 mol/L H2SO4-reagent溶液(2%十六烷基三甲基溴化銨)水浴加熱1 h,之后殘?jiān)脽o菌水洗凈過濾至濾液pH接近中性,剩余物再加入適量丙酮浸洗得到較純的酸性洗滌纖維(ADF)；然后在裝有ADF管中加入72 % H2SO4反應(yīng)24 h得到純木質(zhì)素的含量,ADF含量與木質(zhì)素含量之差就是纖維素含量。

凋落物分解酶活性采用先提取粗酶液后用紫外可見分光光度計(jì)(T6-新世紀(jì))測(cè)定酶活性的方法：稱取1.5 g 用30 mL 0.2 mol/L pH 4.8的醋酸緩沖溶液研磨2 min,然后在4 ℃下4000 r/min轉(zhuǎn)速離心10 min取上清液作為纖維素酶(包括C1酶、Cx酶、β-葡萄糖苷酶)酶提液；稱取0.5 g 凋落物,用15 mL 0.02 mol/L pH 6.9的磷酸緩沖溶液研磨2 min,然后在4 ℃下4000 r/min轉(zhuǎn)速離心10 min取上清液作為提取α-淀粉酶酶提液；取0.5 g凋落物,用15 mL 0.2 mol/L pH 4.8的醋酸緩沖溶液研磨提取2 min,4 ℃下4000 r/min轉(zhuǎn)速下離心10 min取上清液作為β-淀粉酶酶提液；纖維素酶和淀粉酶活性分析均采用二硝基水楊酸法測(cè)定[36-38]。木質(zhì)素酶 (包括漆酶和過氧化物酶)：1.0 g凋落物加30 mL 0.02 mol/L pH 5.0的醋酸緩沖溶液研磨2 min,4 ℃下4000 r/min轉(zhuǎn)速離心10 min取上清液作為酶提液,其酶活性分析用鄰聯(lián)甲苯胺法測(cè)定[39]。酶活性表示為μmol 干重凋落物g-1h-1。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2003軟件對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)作圖,數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤。為確定隨機(jī)因素對(duì)各變量處理效應(yīng)的影響,采用混合效應(yīng)模型(Mixed-model ANOVA,SPSS16.0)對(duì)時(shí)間動(dòng)態(tài)和樣方的隨機(jī)效應(yīng)進(jìn)行分析,如果固定效應(yīng)或交互作用顯著,則分別對(duì)前、后兩時(shí)期不同處理之間的變量進(jìn)行方差分析(采用Duncan多重比較法分析兩兩之間的差異性,顯著性水平設(shè)定為α=0.05)。方差分析之前要進(jìn)行方差齊性分析,方差如果不齊要進(jìn)行數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換(失重率數(shù)據(jù)采用反正弦轉(zhuǎn)換、微生物活性數(shù)據(jù)采用對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換。為深入探討酸雨酸解底物對(duì)后續(xù)凋落物分解過程的影響,運(yùn)用R程序(3.2.2)進(jìn)行影響因素與變量之間的主成分分析(Principal Component Analysis, PCA)[40]。

2 結(jié)果與分析

2.1 酸雨酸解底物對(duì)凋落物失重率和有機(jī)組分的影響

杉木和香樟凋落物經(jīng)不同酸雨酸解處理48 h后引起的失重?fù)p失情況如表2所示。兩個(gè)樹種凋落物的質(zhì)量損失率均隨著酸解強(qiáng)度的加強(qiáng)呈遞增趨勢(shì),香樟凋落物的質(zhì)量損失率顯著大于杉木凋落物。

表2 酸雨酸解底物對(duì)杉木和香樟凋落物質(zhì)量損失率的影響

混合線性模型分析結(jié)果表明,在考慮樣方隨機(jī)效應(yīng)(隨機(jī)效應(yīng)顯著)的前提下,兩個(gè)凋落物種的失重率、纖維素降解率和木質(zhì)素降解率在分解前、后期不同處理間仍表現(xiàn)出差異顯著,交互作用也表現(xiàn)顯著(表3—表6,P<0.05),經(jīng)酸雨酸解后的兩種植物凋落物經(jīng)過為期一年的野外分解,每個(gè)抽樣期的失重率及凋落有機(jī)化學(xué)組分的變化如圖1所示。杉木和香樟凋落物分解(2014年6月—2014年12月為分解前期,2015年1月—2015年6月為分解后期)對(duì)酸解處理的響應(yīng)在兩個(gè)抽樣期均不相同,這可能與凋落物植物種的基質(zhì)質(zhì)量有關(guān)。對(duì)于杉木凋落物,在分解前期其失重率(已扣除分解前的酸解質(zhì)量損失)隨著酸解強(qiáng)度的加強(qiáng)而降低(P<0.05)：T1(pH 5.6,(44.2±0.8)%)> T2(pH 4.8,(40.1±0.7)%)> T3(pH 4.0,(35.2±0.7)%)；而在分解后期,與T1、T2相比,T3(pH 4.0)卻顯著增加了杉木凋落的失重率(圖1,P<0.05),失重率為(10.3±0.2)%。而對(duì)于香樟凋落物,兩個(gè)抽樣期凋落物失重率對(duì)酸解的響應(yīng)趨勢(shì)也相反,在分解前期香樟凋落物的失重率隨著酸解增強(qiáng)呈遞增趨勢(shì)：T3(pH 4.0,(61.0±1.3)%)> T2(pH 4.8,(53.5±0.1)%)> T1(pH 5.6,(47.7±1.3)%)(P<0.05)；而在分解后期,香樟凋落物的失重率卻隨著酸解增強(qiáng)呈遞減趨勢(shì)：T1(pH 5.6,(39.0±1.1)%)> T2(pH 4.8,(34.1±0.4)%)> T3(pH 4.0,(18.3±0.5)%)(圖1,P<0.05)。

圖1 酸雨酸解底物對(duì)杉木和香樟凋落物分解的失重率、木質(zhì)素和纖維素降解率的影響 (T1: pH 5.6酸解底物,T2: pH 4.8酸解底物,T3: pH 4.0酸解底物)Fig.1 Effects of substrate acidolysis on mass loss, lignin loss and cellulose loss of Cunninghamia lanceolata and Cunnamomum camphora (Control: pH 5.6, T1; moderate acidolysis: pH 4.8, T2; severe acidolysis: pH 4.0, T3)

木質(zhì)素和纖維素是凋落物基質(zhì)的有機(jī)組成部分,其含量的變化可能會(huì)影響到凋落物分解的整個(gè)過程。杉木和香樟凋落物的初始木質(zhì)素含量分別為49%、31.25%,初始纖維素含量分別為29.58%、46.13%。兩物種凋落物木質(zhì)素與纖維素降解率對(duì)酸解處理的響應(yīng)在各分解期均表現(xiàn)出差異。對(duì)于杉木凋落物,分解前、后期兩種主要有機(jī)組分對(duì)酸解的響應(yīng)趨勢(shì)與總失重率基本一致(圖1)；對(duì)于香樟凋落物而言,其木質(zhì)素降解率對(duì)酸解的響應(yīng)與失重率趨勢(shì)一致(圖1,P<0.05),而纖維素降解率則不同,在前、后兩個(gè)時(shí)期均表現(xiàn)為：T2處理下達(dá)到最大值(圖1,P<0.05)。

2.2酸雨酸解底物對(duì)凋落物分解CO2釋放率和菌絲量的影響

混合線性模型分析結(jié)果顯示兩個(gè)凋落物種的CO2釋放率在不同時(shí)期、不同處理間差異沒有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P>0.05),因而沒有進(jìn)一步對(duì)各分解期進(jìn)行方差分析；而響應(yīng)變量真菌生物量在考慮樣方隨機(jī)效應(yīng)的前提下,不同測(cè)量時(shí)間、不同處理間差異具有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義,且交互作用顯著(表3—表6,P<0.05)。真菌菌絲量是微生物活性的一個(gè)重要指標(biāo),其大小常用于判定真菌的生長(zhǎng)繁殖狀況,其對(duì)酸解的響應(yīng)在一定程度上也反映了真菌對(duì)底物的利用程度。對(duì)于杉木凋落物,酸解處理增強(qiáng)抑制了后續(xù)分解過程中真菌菌絲量,在分解前期,T2和T3處理下菌絲量與T1處理((2127.7±51)m/g干重凋落物)相比,分別減少了7.8%和46.3%；而在分解后期,T2和T3處理下菌絲量較T1處理((7478.7±17)m/g干重凋落物)分別減少了58.4%和74.1%(圖2)。而對(duì)于香樟凋落物,其菌絲量在分解前期呈現(xiàn)出與杉木凋落物相反的趨勢(shì),即T3處理下的菌絲量略微高于T2和T1處理；而在分解后期,T2處理下的菌絲量則顯著高于T1和T3處理(圖2,P<0.05)。

圖2 酸解處理對(duì)杉木和香樟凋落物分解前期和后期真菌生物量的影響Fig.2 The effects of acidolysis treatments on fungal biomass in degrading litters of C. lanceolata and C. camphora at the former and the later stages of litter decomposition

2.3 酸雨酸解底物對(duì)凋落物分解酶活性的影響

在考慮樣方隨機(jī)效應(yīng)的前提下,固定效應(yīng)分析結(jié)果表明,分解前、后期不同處理間六種降解酶的差異具有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P<0.05),且交互作用顯著(表3—表6),因此需對(duì)各分解期各酶活性在不同處理之間的差異顯著性進(jìn)行分析。

圖3和圖4分別表示為杉木和香樟兩種凋落物酸雨酸解后在分解過程中纖維素分解酶、淀粉酶和木質(zhì)素分解酶的變化情況,在分解前、后期各種分解酶對(duì)酸雨酸解底物的響應(yīng)格局不同。

纖維素是凋落物的主要有機(jī)組分之一,其主要降解酶包括β-葡萄糖苷酶、C1酶和Cx酶。從圖3可以看出,對(duì)于杉木凋落物,酸雨酸解增強(qiáng)顯著降低了纖維素降解酶活性,其中β-葡萄糖苷酶和Cx酶的這種趨勢(shì)在分解前期更為明顯(圖3,P<0.05),而C1酶活性被抑制的趨勢(shì)在分解后期更為顯著(圖3,P<0.05)。而對(duì)于香樟凋落物,纖維素降解酶活性對(duì)酸解底物的響應(yīng)相對(duì)較為復(fù)雜,酸解強(qiáng)度增強(qiáng)顯著提高了β-葡萄糖苷酶活性,且在T3處理下最為顯著(圖4,P<0.05)；而底物酸解增強(qiáng)卻降低了前、后兩時(shí)期C1酶活性(圖4,P<0.05),Cx酶活性在分解前期顯著受抑制,而在后期中度處理下酶活性最高(圖4,P<0.05)。

淀粉酶(包括α-淀粉酶和β-淀粉酶)是對(duì)凋落物中的淀粉進(jìn)行水解的酶,一般滿足于先鋒分解者以及機(jī)會(huì)主義分解者的生長(zhǎng)代謝需求。α-淀粉酶在本研究中未被檢測(cè)到,可能是酸性環(huán)境下抑制了該酶的表達(dá),而β-淀粉酶在不同底物不同分解期表現(xiàn)出對(duì)底物酸解的不同反應(yīng)。對(duì)于杉木凋落物,在前、后分解期酸解強(qiáng)度增加使β-淀粉酶酶活性顯著受到了抑制(圖3,P<0.05),T1處理下酶活性在分解前期和分解后期分別為(7.1±0.2) μmol 干重凋落物g-1h-1和(5.6±0.1) μmol 干重凋落物g-1h-1,與T1處理相比在分解前期β-淀粉酶在T2和T3處理下分別下降了5.9%和27.1%,而在分解后期β-淀粉酶在T2和T3處理下分別下降了30.6%和3.4%；對(duì)于香樟凋落物,β-淀粉酶對(duì)酸雨酸解的響應(yīng)在兩個(gè)分解期不同,在分解前期T3處理下β-淀粉酶達(dá)到最大值(51.8±1.5)μmol 干重凋落物g-1h-1,而在分解后期T2處理下的β-淀粉酶顯著高于T1和T3處理(圖4,P<0.05)。

表3 杉木酸解底物處理固定效應(yīng)的分析結(jié)果

表4 杉木酸解底物處理樣方隨機(jī)效應(yīng)的分析結(jié)果

表5 香樟酸解底物處理固定效應(yīng)的分析結(jié)果

表6 香樟酸解底物處理樣方隨機(jī)效應(yīng)的分析結(jié)果

木質(zhì)素在凋落物分解過程中與失重率緊密相關(guān),經(jīng)常被看作是凋落物分解的關(guān)鍵因素之一,其主要降解酶包括漆酶和過氧化物酶。對(duì)于兩物種凋落物,在兩個(gè)分解期底物酸解增強(qiáng)均顯著抑制了漆酶酶活性(圖3和圖4,P<0.05)；而對(duì)于過氧化物酶兩物種凋落物在不同分解期對(duì)酸解處理的響應(yīng)表現(xiàn)不同,杉木凋落物在分解前、后兩時(shí)期T2和T3處理中均顯著提高了過氧化物酶活性(圖3,P<0.05),而香樟凋落物在兩個(gè)時(shí)期均在T2處理下達(dá)到最大值(圖4,P<0.05)。

圖3 酸解底物對(duì)杉木凋落物分解前期和后期酶活性的影響Fig.3 The effects of acidolysis treatments on enzyme activities in degrading litters of C. lanceolata litters at the former and the later stages of litter decomposition

圖4 酸解底物對(duì)香樟凋落物分解前期和后期酶活性的影響Fig.4 The effects of acidolysis treatments on enzyme activities in degrading litters of C. camphora litters at the former and the later stages of litter decomposition

2.4 PCA分析

為進(jìn)一步探討酸雨酸解底物對(duì)凋落物分解過程中變量與影響因素之間的關(guān)系,采用PCA分析法進(jìn)行相關(guān)分析,前兩軸能夠解釋總方差比例均在85%以上。

杉木凋落物在分解前期和分解后期,PC1分別解釋了70.56%和69.01%的總方差,而PC2分別解釋了19.86%和23.79%的總方差。在分解前期(圖5),大多數(shù)變量(除了漆酶、過氧化物酶以及纖維素失重率)受T1、T2處理影響較大,也即是相對(duì)較低pH酸解處理后的杉木凋落物底物更有利于這些變量的表達(dá)；在分解后期(圖5),纖維素分解酶、漆酶、木質(zhì)素失重率以及真菌生物量受T1處理影響較大,而CO2釋放量、總失重率和纖維素失重率等受T3處理影響較大。

對(duì)于香樟凋落物,在分解前期和分解后期,PC1分別解釋了62.59%和62.24%的總方差,而PC2分別解釋了32.6%和27.22%的總方差。在分解前期,纖維素酶(如C1酶和Cx酶)和漆酶受T1處理影響較大,而菌絲量、CO2釋放量、過氧化物酶以及纖維素失重率受T2處理聯(lián)系較為密切,總失重率、木質(zhì)素失重率、β-葡萄糖苷酶、β-淀粉酶等則與T3處理聯(lián)系較為密切(圖6)；在分解后期,大多數(shù)變量與T1、T2處理聯(lián)系比較緊密,而β-葡萄糖苷酶和CO2釋放率則受T3處理影響較大(圖6)。

圖5 杉木凋落物在分解前期和后期失重率及微生物活性的主成分分析Fig.5 Principal component analysis (PCA) of mass loss and microbial activities in degrading C. lanceolata litters

圖6 香樟凋落物在分解前期和后期失重率及微生物活性的主成分分析Fig.6 Principal component analysis of mass loss and microbial activities in degrading C. camphora litters

3 討論

3.1 凋落物分解及其季節(jié)性表現(xiàn)與酸雨酸解底物的關(guān)系

凋落物在分解過程中受環(huán)境條件、分解者群落和凋落物基質(zhì)質(zhì)量等多種因素的制約。在小尺度下,凋落物基質(zhì)質(zhì)量是分解過程的主導(dǎo)因素[41-43],不同植物種的凋落物基質(zhì)質(zhì)量因化學(xué)組分不同而使其分解速率也具有一定的差異。杉木凋落物屬于“低品質(zhì)”凋落物,木質(zhì)素、單寧等難被微生物降解物質(zhì)含量較大[44],其葉片角質(zhì)層發(fā)達(dá)且多為厚革質(zhì),因此一方面具有保護(hù)性的外層可能會(huì)阻止微生物分解者的侵入,另一方面即使分解者侵入組織內(nèi)部也還要面對(duì)難分解的木質(zhì)素等拮抗性物質(zhì)；而香樟凋落物屬于“高品質(zhì)”凋落物,其木質(zhì)素含量相對(duì)較低,葉的比表面積較大且易破碎,這有利于微生物聚集其上進(jìn)行分解[45,46]。這種物理及化學(xué)結(jié)構(gòu)組成上的差異導(dǎo)致了兩種凋落物基質(zhì)質(zhì)量的不同,因此也就可能引起兩植物種凋落物的分解速率的差異。

然而,外界干擾,如酸雨作用,可能會(huì)擴(kuò)大或縮小原有的差異格局。在分解過程開始之前,杉木與香樟凋落物經(jīng)不同模擬酸液48 h酸解后,其質(zhì)量損失大約2.3%—3.0%(杉木)和6.0%—7.4%(香樟),盡管各酸解強(qiáng)度之間差異不大,但質(zhì)量損失比率隨酸解強(qiáng)度增加的趨勢(shì)依然明顯。酸解作用的實(shí)質(zhì)是凋落物中易分解有機(jī)組分的水解過程,因此酸度增強(qiáng)會(huì)使易分解有機(jī)物水解作用加強(qiáng),從而表現(xiàn)出質(zhì)量損失比率增加。因此,在野外情況下,酸解作用可直接擴(kuò)大含易分解有機(jī)質(zhì)多的香樟凋落物與含難分解有機(jī)質(zhì)多的杉木凋落物之間的質(zhì)量損失差異。另外,酸解作用在不同程度上導(dǎo)致了凋落物理化結(jié)構(gòu)的松散,酸度越強(qiáng)有機(jī)組分理化結(jié)構(gòu)越松散。因此酸解越強(qiáng)使“高品質(zhì)”香樟凋落物損失更多的有機(jī)組分而使理化結(jié)構(gòu)上較“低品質(zhì)”杉木凋落物變得更加松散,而使香樟凋落物機(jī)械強(qiáng)度更低,對(duì)于真菌特別是絲狀真菌的機(jī)械穿刺過程更加容易,從而進(jìn)一步擴(kuò)大了兩種凋落物之間的質(zhì)量損失差異。Throop等[47]研究也發(fā)現(xiàn)外界因素導(dǎo)致的凋落物自身理化結(jié)構(gòu)的改變會(huì)強(qiáng)化雨水淋溶過程以及增加基質(zhì)底物的可降解性,從而會(huì)進(jìn)一步加速凋落物分解。但是這一作用對(duì)香樟凋落物的影響似乎只表現(xiàn)在分解過程的前期階段,而在分解后期總失重的差異格局卻明顯相反(PCA分析的結(jié)果也顯示相似的關(guān)系),這也許是因?yàn)樗峤庾饔迷綇?qiáng)使前期分解越快而使后期可利用有效底物減少,難分解成份相對(duì)含量增加[48]。另外也由于基質(zhì)化學(xué)性質(zhì)的變化使其定殖的微生物分解者的分解效能也會(huì)發(fā)生改變[49-50],這些綜合效應(yīng)有可能使強(qiáng)酸解處理組在分解后期分解速率較弱酸解處理組低。

而對(duì)于杉木凋落物的分解過程,其對(duì)酸解作用的響應(yīng)卻與香樟凋落物完全相反,即是隨酸解的增強(qiáng)杉木凋落物在分解前期質(zhì)量損失率降低,而在分解后期質(zhì)量損失率略有升高(相似的關(guān)系可以從PCA分析結(jié)果中觀察到)。這是因?yàn)?酸解作用的增強(qiáng)會(huì)增加杉木凋落物中可溶性物質(zhì)損失更多,結(jié)果在分解階段初期也由于杉木凋落物高含量木質(zhì)素的包裹使微生物可快速利用的有效營(yíng)養(yǎng)就更少,導(dǎo)致微生物生長(zhǎng)遲緩,從而可能延遲了前期的分解過程,而在分解后期強(qiáng)酸解處理下的剩余有機(jī)質(zhì)含量較高且能夠適應(yīng)低營(yíng)養(yǎng)基質(zhì)的分解者開始逐漸定殖,使強(qiáng)酸解處理凋落物在后期失重率表現(xiàn)出增加趨勢(shì)。在野外實(shí)際情況下,酸雨酸解作用可伴隨凋落物分解的全過程,其對(duì)基質(zhì)中的可溶性有機(jī)組分會(huì)隨著降雨的發(fā)生而不斷流失,相對(duì)于實(shí)驗(yàn)?zāi)M處理野外實(shí)際情況可能更加長(zhǎng)效,營(yíng)養(yǎng)流失可能也更加嚴(yán)重[51-52]。

3.2 凋落物木質(zhì)素與纖維素分解與底物酸解的關(guān)系

木質(zhì)素和纖維素是凋落物的主要組分,其中木質(zhì)素由結(jié)構(gòu)復(fù)雜、多樣、穩(wěn)定的無定型三維體型大分子構(gòu)成,且能與纖維素、蛋白質(zhì)等大分子物質(zhì)結(jié)合形成類似“屏障”的結(jié)構(gòu),是凋落物中最難被微生物分解的復(fù)合物[53],而纖維素是由葡萄糖組成的大分子多糖,結(jié)構(gòu)相對(duì)簡(jiǎn)單,降解速率較快[54],兩者的生物降解是維持生態(tài)系統(tǒng)碳平衡必不可少的過程之一[55]。

凋落物分解過程中,木質(zhì)素和纖維素降解可能會(huì)受到分解階段以及所處的環(huán)境因素的影響。本研究中,有機(jī)組份差別較大的香樟與杉木凋落物它們的木質(zhì)素和纖維素的降解率在分解的前、后時(shí)期存在顯著差異,分解前期(6—12月份)表現(xiàn)出較分解后期明顯大的降解率。一方面,由于分解初期由于較多易利用的糖、淀粉的存在使得微生物分解者能夠共代謝分解木質(zhì)素與纖維素,在酸解作用下木質(zhì)纖維結(jié)構(gòu)更加疏松使木質(zhì)素、纖維素在初期更多機(jī)會(huì)與分解者接觸,而可能更有利于分解；另一方面該分解期初始階段剛好處于濕熱的6—9月份,良好的水熱條件有利于微生物聚集在凋落物表面并分泌胞外酶酶解木質(zhì)素和纖維素,將大分子的木質(zhì)素和纖維素分別降解成分子量較小的芳香族與單糖類物質(zhì)并進(jìn)行氧化分解進(jìn)入微生物代謝途徑[56]。另外,季節(jié)性的降雨對(duì)凋落物的淋溶不斷沖刷掉凋落物基質(zhì)表面覆蓋的腐殖質(zhì)使新鮮的木質(zhì)素和纖維素基質(zhì)不斷暴露出來增加了與微生物分解接觸的機(jī)會(huì),從而也會(huì)加快兩組份的分解速率。然而,隨著凋落物分解過程的推進(jìn),在凋落物分解后期(12—6月份),可利用的共代謝基質(zhì)以及所處的水熱條件均不利于兩組份的降解[45],而且酸解效應(yīng)在后期可能會(huì)極大消弱甚至?xí)?因此兩者的分解速率明顯低于前期。

木質(zhì)素與纖維素在凋落物中的相對(duì)含量特別是木質(zhì)素的含量經(jīng)常會(huì)影響自身的降解速率乃至整個(gè)凋落物的分解速率[57],本研究中兩種植物凋落物木質(zhì)素含量的不同也可能引起了兩物種凋落物有機(jī)組份分解速率以及失重率的差異。另外,兩物種凋落物木質(zhì)素和纖維素的分解對(duì)酸解作用的響應(yīng)無論在分解前期還是分解后期均與凋落物總失重率基本相同,特別是木質(zhì)素分解對(duì)酸解作用的響應(yīng)格局與失重率幾乎完全一致,PCA分析也顯示了相似的結(jié)果,這也表明了兩種凋落物中木質(zhì)素對(duì)分解過程具有決定性作用,很多關(guān)于凋落物分解的研究也得出了類似的結(jié)論[49,57]。

3.3凋落物分解過程中CO2釋放率和菌絲量的變化及其與底物酸解的關(guān)系

微生物是森林凋落物分解的主要分解者,凋落物分解過程中的CO2釋放率、菌絲量的變化在一定程度上反映了微生物的代謝與生長(zhǎng)動(dòng)態(tài)。在分解前期,真菌菌絲量與CO2釋放率在PCA分析中表現(xiàn)出明顯的相關(guān)性,這顯示在前期真菌貢獻(xiàn)了較大的分解作用。前期相對(duì)較低的菌絲量顯示,真菌在分解前期在分解酶的分泌方面投資較多,而在菌絲生長(zhǎng)方面投資較少[58-59]。在分解后期真菌在生長(zhǎng)量方面表現(xiàn)突出,說明與前期相比在分解者群落中真菌比例可能增大,以應(yīng)對(duì)底物在分解后期越來越多累積的難分解的木質(zhì)素[60-61]。

大多數(shù)情況下,杉木凋落物的菌絲量對(duì)底物酸解的反應(yīng)隨酸解強(qiáng)度增加而呈現(xiàn)出顯著下降的趨勢(shì),但對(duì)于香樟凋落物的菌絲量對(duì)酸解在T2處理下達(dá)到最大值的響應(yīng),這可能是因?yàn)榈孜锼峤夂蟮幕|(zhì)化學(xué)組分以及其上定殖的微生物群落應(yīng)該解釋了兩種凋落物對(duì)酸解的差異性反應(yīng)。PCA分析顯示杉木凋落物CO2釋放率對(duì)酸解的反應(yīng)與總失重率密切相關(guān),說明微生物呼吸代謝作用是引起杉木凋落物分解的主要驅(qū)動(dòng)力,其對(duì)酸解的反應(yīng)機(jī)制與總失重率相同。而對(duì)于香樟凋落物CO2釋放率在分解的整個(gè)階段與總失重率的關(guān)聯(lián)性則不強(qiáng),這可能主要是因?yàn)橄阏亮种休^多的小型動(dòng)物可能貢獻(xiàn)了一定的分解作用,這些小型動(dòng)物參與的過程機(jī)制需要深入研究。

3.4 凋落物分解過程中碳有關(guān)的分解酶活性與底物酸解的關(guān)系

微生物是凋落物分解的主要貢獻(xiàn)者,其分泌的胞外酶作為參與凋落物分解最為重要的生物活性物質(zhì),與凋落物的分解直接相關(guān)[52]。微生物通過產(chǎn)生并優(yōu)化分配碳、氮、磷循環(huán)相關(guān)酶類特別是與碳循環(huán)相關(guān)的酶促進(jìn)凋落物分解[62]。

凋落物中的纖維素具有水不溶性且分子量較大,不能直接被微生物利用。而在凋落物分解過程中腐生真菌產(chǎn)生的纖維素分解酶(β-葡萄糖苷酶、Cx酶、C1酶等)能先將纖維素水解成小分子碳水化合物[63],然后作為能量物質(zhì)被微生物吸收利用[64]。在兩個(gè)分解時(shí)期,大多數(shù)情況下酸解底物降低了兩種凋落物的纖維素降解酶活性,這主要可能與酸解改變凋落物基質(zhì)有關(guān)。在酸解過程中由凋落物中的可溶性糖類、淀粉以及自由性纖維素等物質(zhì)會(huì)發(fā)生水解,因此酸解越強(qiáng)微生物可直接利用的有效底物就越少,結(jié)果相應(yīng)的纖維素分解酶活性可能就越低。

在分解前期,兩種凋落物的β-淀粉酶活性對(duì)酸解的反應(yīng)均與失重率一致,PCA分析結(jié)果也顯示該時(shí)期凋落物失重率與β-淀粉酶活性的關(guān)系密切。對(duì)于杉木,未分解凋落物中的淀粉含量相對(duì)較低,酸解越強(qiáng),使凋落物中的易分解的淀粉越少,因此使后續(xù)分解過程有機(jī)組分中低的淀粉相對(duì)含量使β-淀粉酶活性就越低。而對(duì)于香樟,情況正好相反,酸解越強(qiáng)使底物中更多含量的有效營(yíng)養(yǎng)釋放出來,相應(yīng)地提高了淀粉酶的活性[65]。而在分解后期,兩種凋落物中淀粉酶對(duì)酸解的反應(yīng)變得有些復(fù)雜,這可能是由于前期的底物組分的影響隨著分解的進(jìn)行越來越小,而代之環(huán)境因子以及微生物群落的變化可能影響了淀粉酶的活性。

漆酶和過氧化物酶主要參與拮抗性化合物木質(zhì)素的分解,在杉木凋落物的整個(gè)分解期以及香樟的分解后期,漆酶均顯示出與木質(zhì)素失重率較強(qiáng)的相關(guān)性,這表明漆酶對(duì)木質(zhì)素的分解起了重要的作用。而過氧化物酶僅在香樟的分解后期與木質(zhì)素失重有密切的相關(guān)性,顯示了過氧化物酶對(duì)底物的選擇性可能較高。在多數(shù)情況下,兩種凋落物分解過程中漆酶隨酸解強(qiáng)度增加而酶活性下降,這與木質(zhì)素分解率對(duì)酸解的反應(yīng)并不完全一致,說明漆酶活性并不僅僅由底物誘導(dǎo)決定,凋落物定殖的微生物組成極大可能也參與決定了漆酶對(duì)酸解的響應(yīng)過程[66]。對(duì)于過氧化物酶,杉木凋落物分解前期酸解強(qiáng)度增強(qiáng)提高了酶活性,而對(duì)香樟中等酸解強(qiáng)度的凋落物的分解過程中酶活性達(dá)到了最高,這顯示出過氧化物酶對(duì)酶解響應(yīng)的復(fù)雜機(jī)理,可能涉及到了底物與微生物組成等多重因素的復(fù)合影響。

4 結(jié)論

(1) 不同植物種的凋落物分解對(duì)底物酸解的響應(yīng)不同,相同植物種的凋落物分解對(duì)底物酸解的響應(yīng)隨分解期不同而存在差異。在分解前期,杉木凋落物失重率隨酸解強(qiáng)度的增加而下降,而在分解后期失重率隨酸解強(qiáng)度的增加而升高；而對(duì)于香樟凋落物在兩個(gè)分解期失重率對(duì)酸解的響應(yīng)則完全相反。相似地,包括木質(zhì)素與纖維素的有機(jī)組分分解也出現(xiàn)了類似的反應(yīng)。有機(jī)組分特別是木質(zhì)素對(duì)酸解的響應(yīng)與總失重率一致,顯示出木質(zhì)素在決定凋落物分解過程中的重要性。盡管木質(zhì)素本身對(duì)酸解的直接作用可能并不會(huì)產(chǎn)生任何響應(yīng),但是凋落物在經(jīng)歷酸解后的木質(zhì)素在外表面與外界環(huán)境的接觸程度可能會(huì)決定凋落物分解過程的整體表現(xiàn),這一機(jī)理過程需在今后的研究工作中進(jìn)一步探索。

(2)分解過程中微生物活性對(duì)酸雨酸解的響應(yīng)也因凋落物植物種類以及分解期的不同而表現(xiàn)出差異。在大多數(shù)情況下,酸雨酸解作用的增強(qiáng)抑制了杉木凋落物分解過程中包括真菌菌絲量、纖維素酶以及木質(zhì)素酶在內(nèi)的微生物活性；而對(duì)于香樟凋落物分解過程,微生物活性對(duì)酸雨酸解的響應(yīng)因變量不同、分解期不同而存在差異性。對(duì)于杉木凋落物分解過程,酸解后的底物基質(zhì)質(zhì)量可能更多地決定了凋落物分解對(duì)酸解的響應(yīng),而對(duì)于香樟凋落物分解過程,基質(zhì)質(zhì)量與分解過程中微生物組成可能共同影響了分解過程對(duì)酸解的響應(yīng),對(duì)相應(yīng)的不同分解過程的微生物群落組成還需進(jìn)一步分析。

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ThepatternsofresponsesoflitterdecompositionofCunninghamianeedlesandCinnamomumleavestosubstrateacidolysis

TANG Li1,2, LIN Yonghui1,2, HE Xingbing1,2,*

1CollegeofBiologyandEnvironmentalSciences,JishouUniversity,Jishou416000,China2KeyLaboratoryforEcotourismofHunanProvince,JishouUniversity,Zhangjiajie427000,China

To test the effect of substrate acidolysis on litter decomposition ofCunninghamialanceolataneedles andCinnamomumcamphoraleaves, we conducted a field experiment in western Hu′nan Province, China. In general, the results showed that mass loss of litter was stimulated by substrate acidolysis, and increased with the magnitude of acidolysis. Moreover, the effect of acidolysis onC.camphoralitter was stronger than that onC.lanceolatalitter. We found that acidolysis may affect the degradation ofC.lanceolatalitter through inhibition of microbial activities, including fungal biomass and cellulolytic and ligninolytic enzymes. However, forC.camphoralitter, the responses of microbial activities to acidolysis during decomposition depended on the measured variables and decomposition stages. The responses of total mass loss, lignin loss, and cellulose loss of degrading litter to acidolysis differed between the two species, and depended upon decomposition stage (i.e., early and late stages of litter decomposition). Regarding the litter ofC.lanceolata, the mass loss declined with the strengthening of substrate acidolysis (T1 > T2 > T3) at the early stage of decomposition, whereas it improved with increasing acidolysis (T3 > T2/T1) at the late stage of decomposition. For the litter ofC.camphora, the opposite was the case at each stage of the decomposition process. Thus, litter substrate acidolysis not only altered organic chemical components and physical compactness, but also altered the microbial community during the processes of litter decomposition. These combined effects, at different levels, determined the responses of litter decomposition and associated microbial activities to substrate acidolysis of litter.

substrate acidolysis; lignin; cellulose; fungal biomass; enzyme activity

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31360135,31560205,41501335)；湖南省戰(zhàn)略性新興產(chǎn)業(yè)科技攻關(guān)項(xiàng)目(2014GK1062)；生態(tài)旅游湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金項(xiàng)目(JDSTLY1517)

2016- 06- 30; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期

日期:2017- 04- 25

*通訊作者Corresponding author.E-mail: hexb@jsu.edu.cn,hexb2004@163.com

10.5846/stxb201606301312

唐黎,林永慧,何興兵.杉木和香樟酸雨酸解底物的分解格局.生態(tài)學(xué)報(bào),2017,37(18):6038- 6052.

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