增溫和外源碳輸入對泥炭地土壤碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物功能基因豐度的影響

高思齊,宋艷宇,宋長春,馬秀艷,蔣 磊

1 中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所,濕地生態(tài)與環(huán)境重點實驗室, 長春 130102 2 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

土壤微生物是植物-土壤物質(zhì)循環(huán)過程中的重要組分[1],對其周圍的環(huán)境變化具有較強的敏感性,能通過調(diào)節(jié)其數(shù)量、功能和種群結(jié)構(gòu)來適應(yīng)環(huán)境變化,對濕地生態(tài)系統(tǒng)的健康狀況具有指示作用[2]。溫度和外源碳均是影響微生物代謝的重要因素。Song[3]等研究表明,溫度和活性基質(zhì)能通過調(diào)節(jié)土壤微生物豐度和酶活性對增溫的響應(yīng),從而影響碳氮耦合關(guān)系。在氣候變暖背景下,溫度升高會通過改變北方泥炭地土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和代謝途徑,進而改變土壤有機碳分解速率[4]。而外源碳輸入能夠通過提高土壤細菌活性,進而促進土壤碳的周轉(zhuǎn)和釋放[5]。有研究表明,外源碳輸入有利于土壤微生物量和呼吸速率的增加,但碳源組成及濃度的不同會影響溫室氣體排放[6-7]。葡萄糖是植物根系分泌的最常見的代謝物,也是微生物重要的可溶性有機碳源,進入土壤可以被微生物分解利用[8]?？扇苄蕴嫉奶砑佑欣谕寥牢⑸锖粑俾实奶岣咭约巴寥鲤B(yǎng)分的有效化過程[9]。同時,地上植物與地下微生物的競爭可能導(dǎo)致不同土壤深度的微生物豐度不同。已有研究表明0—20 cm土壤微生物生物量、活性和多樣性較深層土壤更高[10]。

溫度升高和外源碳輸入可能會改變參與土壤碳氮循環(huán)相關(guān)微生物基因豐度[11],進而影響土壤呼吸,從而導(dǎo)致土壤碳氮循環(huán)和溫室氣體排放的變化[12]。土壤細菌、產(chǎn)甲烷菌、甲烷氧化菌、氨氧化細菌以及反硝化細菌是參與土壤碳氮循環(huán)的主要功能微生物。土壤細菌、產(chǎn)甲烷菌和甲烷氧化菌群落在溫室氣體排放過程中起重要作用[13-14],其中編碼甲基輔酶M還原酶(mcrA)和微粒甲烷單氧合酶(pmoA)的基因是參與產(chǎn)甲烷過程和甲烷氧化過程的重要基因。氨氧化細菌和反硝化細菌是土壤氮循環(huán)的重要組成部分,編碼氨單加氧酶活性位點多肽(amoA),參與硝化過程[15],亞硝酸還原酶基因nirK和nirS作為反硝化微生物最重要的功能基因參與反硝化過程[16]。已有研究表明,微生物豐度的變化對土壤有機碳的分解有重要影響[3]。而微生物豐度的變化影響土壤活性有機碳和有效氮含量,土壤活性有機碳和有效氮的變化影響土壤有機質(zhì)的微生物降解能力,從而影響土壤碳氮循環(huán)過程。因此,在全球變暖背景下,研究土壤碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物功能基因豐度的變化對進一步探討溫度升高影響下土壤碳氮循環(huán)的微生物機制具有重要意義。

泥炭地作為一個重要的碳匯,對陸地生態(tài)系統(tǒng)有重要作用,能調(diào)控全球氣候變化,但隨著全球溫度的持續(xù)升高,北方凍土泥炭地凍融過程發(fā)生變化,從而導(dǎo)致泥炭地釋放出大量CO2,可能使泥炭地改變其碳匯功能,顯著影響該地區(qū)碳氮生物地球化學(xué)循環(huán)過程[17-18]。因此,本研究通過模擬增溫和外源碳輸入模擬實驗,分析大興安嶺凍土區(qū)泥炭地表層土壤在增溫和外源碳輸入條件下土壤碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物功能基因豐度變化及其與土壤碳氮組分的關(guān)系,探討溫度升高影響下泥炭地土壤碳、氮轉(zhuǎn)化的微生物驅(qū)動機制,以期為準(zhǔn)確預(yù)測北方高緯度泥炭地碳氮平衡對氣候變暖的響應(yīng)提供重要的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于大興安嶺圖強林業(yè)局奮斗林場(52.94°N, 122.86°E),該區(qū)為多年凍土區(qū),屬于寒溫帶季風(fēng)性氣候,海拔約467 m,年平均溫度(1991—2010年)為-3.9℃,年平均降雨量為450 mm(7—8月占全年降水量的45%)。該區(qū)主要植被類型為常綠灌木、落葉灌木,草本植物[19],以及地被植物,主要植物類型為細葉杜香(Ledumpalustre)、篤斯越橘(Vacciniumuliginosum)、羊胡子草(Eriophorumvaginatum)、泥炭蘚(Sphagnumpalustre),屬于寒溫帶針葉林區(qū),土壤類型為泥炭土。0—10 cm和10—20 cm土壤初始總碳含量分別為366.33、384.45 mg/g,總氮含量分別為15.65、18.68 mg/g,總磷含量分別為2.74、3.43 mg/g,溶解性有機碳(DOC)含量分別為620.25、338.42 μg/g。

1.2 樣品采集與培養(yǎng)

2017年7月,選取大興安嶺凍土區(qū)典型泥炭地,隨機設(shè)置4塊采樣地,采樣地之間的距離至少為10 m。在每塊采樣地隨機選取5個采樣點,利用土鉆在每個采樣點采集0—10 cm和10—20 cm的土壤樣品,將樣品混合均勻后立即送往實驗室。人工挑出植物根系、新鮮凋落物和石塊等雜物,過4 mm篩。取一部分土樣,于陰涼處風(fēng)干,研磨后,過0.25 mm篩,測定土樣的初始總碳、全氮和全磷,剩余土壤于4℃下冷藏保存測定溶解有機碳含量和用于培養(yǎng)實驗。

將新鮮土樣(相當(dāng)于10 g干重)置于500 mL廣口瓶中,預(yù)培養(yǎng)3天,盡量減少溫度突變對微生物活性的影響。用保鮮膜密封廣口瓶,并扎4個孔,以保持里面的有氧環(huán)境,同時減緩水的蒸發(fā)損失[20]。在10、15℃兩個溫度下開展為期42d的增溫模擬試驗。同時設(shè)置葡萄糖添加處理(添加濃度為1000 μg Glu/g 干土)和對照兩組處理,每一種處理都由來自兩層的土壤樣品組成,每個處理重復(fù)四次。實驗過程中,每周使用蒸餾水補充揮發(fā)水分。42d培養(yǎng)結(jié)束后,分析測定土壤微生物功能基因豐度和土壤溶解性有機碳、微生物量碳、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量。

1.3 樣品測定方法

按照土壤DNA快速提取試劑盒(Fast DNA SPIN(MPbio,USA))說明提取0.3 g土壤DNA樣品[21]。提取后用0.5%低熔點瓊脂糖凝膠純化DNA提取物,然后用苯酚-氯仿-丁醇萃取。為了獲得更具代表性的DNA樣本,對每個樣本重復(fù)3次處理[22]。通過使用熒光定量PCR儀(7500,ABI,美國)定量測定總細菌16SrRNA,mcrA,pmoA,amoA,nirK和nirS基因豐度[3]。擴增所用引物見表1,實時熒光定量PCR的反應(yīng)體系為25 μL,包括:12.5 μL 1×SYBR緩沖液(TaKaRa, Japan),0.4 μL引物(10 μM),0.5 μL ROXΙΙ(TaKaRa),0.875 μL 3%BSA,0.625 μL二甲亞砜(DMSO),10 ng DNA模板。

表1 土壤微生物功能基因引物及擴增程序

利用Multi N/C 2100 TOC儀(Analytik Jena, 德國)采用高溫燃燒法測定土壤全碳含量；土壤樣品經(jīng)硫酸濕法消解后,采用AA3連續(xù)流動分析儀(Seal Analytical,德國)測定總氮、總磷含量[28]。采用氯仿熏蒸浸提法測定土壤微生物量碳含量[29],將土壤樣品用CHCl3熏蒸24 h,用K2SO4溶液(0.5 mol/L)振蕩30 min,分別對熏蒸和非熏蒸土壤樣品進行抽提,過濾后采用Multi N/C 2100 TOC儀(Analytik Jena, 德國)測定提取液中碳濃度。土壤微生物量碳含量的計算公式:[MBC]=Ec/0.45。其中Ec為熏蒸土壤提取的有機碳與未熏蒸土壤提取的有機碳之差[30]。按照Ghani等[31]的方法測定土壤溶解性有機碳含量,將土壤樣品用去離子水在常溫下振蕩提取30 min,然后以8000 r/min的速度高速離心20min,上清液通過0.45 μm濾膜過濾后,用Multi N/C 2100 TOC儀(Analytik Jena, 德國)測定溶液中總碳和無機碳濃度,土壤溶解性有機碳含量即為土壤浸提液中總碳與無機碳濃度的差值。用2 mol/L KCl溶液從土壤樣品中提取無機氮,過濾后用AA3連續(xù)流動分析儀(Seal Analytical, 德國),測定濾液中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

運用SPSS 19.0軟件,采用雙因素方差分析(two-way ANOVA)和顯著性差異(LSD)以及Pearson系數(shù)等方法分別對不同溫度和不同葡萄糖添加情況以及不同土壤深度下泥炭地土壤碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物基因豐度、活性碳組分含量以及無機氮含量進行差異顯著分析,檢驗溫度和外源碳輸入對土壤碳氮循環(huán)相關(guān)微生物數(shù)量和土壤碳氮含量的影響,并運用Excel 2007及minitab進行繪圖。

2 結(jié)果

2.1 泥炭地土壤碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物豐度變化

由熒光定量 PCR測得的土壤細菌豐度表明：10—20 cm土壤細菌豐度小于0—10 cm土壤細菌豐度(圖1)。溫度和外源碳輸入對10—20 cm土壤細菌豐度均有顯著影響(表2),在無外源碳輸入的情況下,溫度升高使得10—20 cm土壤細菌豐度增加了32.77%(圖1)。在10℃和15℃條件下,外源碳輸入使得10—20 cm土壤細菌豐度分別增加了15.97%和49.79%。溫度和葡萄糖的交互作用對兩種土壤深度的細菌豐度均有顯著影響(表2),在增溫和外源碳輸入條件下,0—10 cm和10—20 cm土壤細菌豐度分別顯著增加了36.28%和71.50%(圖1)。

圖1結(jié)果表明：10—20 cm土壤產(chǎn)甲烷菌(mcrA)豐度大于0—10 cm土壤產(chǎn)甲烷菌(mcrA)豐度。溫度對兩種土壤深度的甲烷氧化菌豐度均有顯著影響(表2),溫度升高使得0—10 cm土壤甲烷氧化菌豐度降低了45.22%,10—20 cm土壤甲烷氧化菌豐度增加了58.39%。葡萄糖添加對10—20 cm土壤甲烷氧化菌和產(chǎn)甲烷菌均有顯著影響(表2),在10℃和15℃條件下,葡萄糖添加使得10—20 cm土壤產(chǎn)甲烷菌豐度分別增加了45.02%和22.89%,10—20 cm土壤甲烷氧化菌豐度分別增加了39.05%和24.47%,溫度和葡萄糖的交互作用對0—10 cm土壤產(chǎn)甲烷菌和甲烷氧化菌豐度均有顯著影響(表2),在葡萄糖添加條件下,溫度增加5℃導(dǎo)致0—10 cm土壤產(chǎn)甲烷菌和甲烷氧化菌豐度分別增加了47.66%和41.79%。

圖1 溫度升高和葡萄糖添加對土壤碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物功能基因豐度的影響Fig.1 Effects of temperature rise and glucose addition on gene abundance of key microbes in soil carbon and nitrogen cycling

對于硝化和反硝化細菌,在無增溫和外源碳輸入條件下,10—20 cm土壤硝化和反硝化細菌豐度均小于0—10 cm土壤硝化和反硝化細菌豐度。溫度升高使得0—10 cm土壤氨氧化細菌(amoA)豐度顯著降低了96.11%,10—20 cm土壤氨氧化細菌豐度顯著增加。葡萄糖添加以及溫度和葡萄糖的交互作用對10—20 cm土壤氨氧化細菌豐度均有顯著影響(表2)。在有外源碳的條件下,10℃時10—20 cm土壤氨氧化細菌豐度降低了39.22%,15℃時10—20 cm土壤氨氧化細菌豐度增加了150.16%。溫度升高導(dǎo)致0—10 cm和10—20 cm土壤反硝化細菌豐度增加,其中0—10 cm土壤nirK和nirS基因豐度分別增加了33.97%和28.75%。溫度對10—20 cm土壤nirS基因豐度有顯著影響(表2),溫度升高使得10—20 cm土壤nirS基因豐度增加了16.43%。溫度和葡萄糖的交互作用對10—20 cm土壤nirS基因豐度有顯著影響(表2),在10℃和15℃條件下,葡萄糖添加使得10—20 cm土壤nirS基因豐度分別增加了22.07%和74.40%。在添加葡萄糖的條件下,溫度升高使得0—10 cm土壤nirS基因豐度降低3.31%,10—20 cm土壤nirS基因豐度增加66.35%,葡萄糖添加對10—20 cm土壤nirS基因豐度有顯著影響(表2)。

2.2 土壤活性有機碳和有效氮含量變化及其與碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物豐度的關(guān)系

在增溫和外源碳輸入條件下,0—10 cm和10—20 cm土壤溶解性有機碳含量分別為756.6—847.5 μg/g和702.5—862.5 μg/g,0—10 cm和10—20 cm土壤微生物量碳含量分別為4298—4779 μg/g和3064 —4770 μg/g(表3)。在無外源碳輸入的情況下,10—20 cm土壤溶解性有機碳與微生物量碳含量均小于0—10 cm土壤溶解性有機碳與微生物量碳含量。溫度對10—20 cm土壤溶解性有機碳和微生物量碳含量有顯著影響(表2),溫度升高使得10—20 cm土壤微生物量碳含量降低了25.16%。葡萄糖添加對10—20 cm土壤溶解性有機碳和微生物量碳含量有顯著影響,在10℃和15℃兩種溫度條件下,葡萄糖添加使得10—20 cm土壤溶解性有機碳含量分別呈現(xiàn)下降和上升的趨勢,10—20 cm土壤微生物量碳含量分別提高了16.49%和46.47%。溫度和葡萄糖的交互作用對10—20 cm土壤溶解性有機碳含量有顯著影響,在有外源碳輸入的條件下,溫度升高5℃使得10—20 cm土壤溶解性有機碳含量增加了22.31%。由person相關(guān)性分析表明,土壤細菌(Bacteria 16S rRNA)、甲烷氧化菌(pmoA)以及反硝化細菌(nirK、nirS)豐度均與溶解性有機碳含量呈正相關(guān)(P<0.01,P<0.05,表4)。

表2 溫度升高和葡萄糖添加對土壤微生物功能基因豐度及碳氮含量影響的方差分析結(jié)果

如表3所示,在增溫和添加外源碳的條件下,0—10 cm和10—20 cm土壤銨態(tài)氮含量分別為231.61—756.99 μg/g和582.36—1072.91 μg/g,0—10 cm和10—20 cm土壤硝態(tài)氮含量分別為1.03—7.13 μg/g和2.98—32.29 μg/g。10—20 cm土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量明顯高于0—10 cm土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量。溫度對兩種土壤深度的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量有顯著影響(表2),溫度升高使得兩種土壤深度的銨態(tài)氮含量分別增加了90.39%和13.18%。葡萄糖對兩種土壤深度的銨態(tài)氮以及0—10 cm土壤硝態(tài)氮均有顯著影響(表2),在10℃和15℃兩種溫度條件下,葡萄糖添加使得0—10 cm土壤銨態(tài)氮含量分別降低了41.75%和34.28%,同時使得0—10 cm土壤硝態(tài)氮含量分別降低了56.90%和50.63%。溫度和葡萄糖添加的交互作用對10—20 cm土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量有顯著影響(表2),在外源碳輸入的條件下,溫度升高使得10—20 cm土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量顯著增加,10—20 cm土壤銨態(tài)氮含量增加了84.23%。同時,我們發(fā)現(xiàn),產(chǎn)甲烷菌(mcrA)豐度與銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均呈正相關(guān)(P<0.01,P<0.05,表4)。氨氧化細菌(amoA)豐度與銨態(tài)氮含量呈負相關(guān)(P<0.01,表4),銨態(tài)氮含量與微生物量碳含量呈負相關(guān)(P<0.05,表4)。

表4 Person相關(guān)性分析

3 討論

3.1 土壤微生物對溫度升高與外源碳輸入的響應(yīng)

本研究發(fā)現(xiàn),在無增溫和外源碳添加的情況下,0—10 cm土壤細菌、甲烷氧化菌以及反硝化細菌豐度高于10—20 cm土壤細菌、甲烷氧化菌以及反硝化細菌豐度,并且在增溫和外源碳輸入的情況下,土壤細菌、甲烷氧化菌以及反硝化細菌豐度與溶解性有機碳含量呈顯著正相關(guān)(圖1,表4)。已有研究表明,10—20 cm土壤碳比0—10 cm土壤碳更加穩(wěn)定[32-33]。魯博權(quán)等[34]研究表明,土壤溶解性有機碳和微生物量碳含量隨土壤深度的增加而降低,這與本文結(jié)果一致,進一步證實了下層土壤難溶解性有機碳抑制了土壤相關(guān)微生物豐度的增長。葡萄糖添加使得10—20 cm土壤微生物量碳和15℃條件下土壤溶解性有機碳含量均顯著增加。對于這一現(xiàn)象,Fontaine 等[35]提出了新鮮碳源的缺乏使得深層土壤有機碳穩(wěn)定。倪玉雪等[36]研究表明,加入碳源能夠使微生物量顯著增加。外源碳輸入增加了10—20 cm土壤活性有機碳含量,進一步促進深層土壤微生物豐度的增長。

土壤細菌豐度是反映土壤微生物活性的重要指標(biāo)之一[37]。本研究發(fā)現(xiàn)溫度對土壤細菌有顯著影響,溫度升高使得0—10 cm土壤細菌豐度降低(圖1),溫度升高會改變土壤細菌的生理和活性[38],也有研究表明溫度升高使得碳氮等活性基質(zhì)有效性降低,從而導(dǎo)致土壤細菌豐度下降[39]。Wang等[22]和Hayden等[40]的研究結(jié)果與本文一致,細菌豐度會隨溫度升高而降低。但也有其他研究表明,細菌豐度在變暖條件下變化不大或沒有變化[41-42],這主要與土壤微生物所處的生態(tài)系統(tǒng)類型、地理位置、土壤類型和植物的影響有關(guān)[43-44]。本研究中葡萄糖添加使得10—20 cm土壤細菌豐度顯著增加,這主要是由于葡萄糖作為可溶性有機碳為土壤微生物提供了充足的可利用的碳源[45]。Bastida等[46]也發(fā)現(xiàn)可溶性有機碳含量可以影響土壤細菌活性,與本文觀點一致,這可能與土壤微生物受碳基質(zhì)限制有關(guān)。

甲烷是重要的溫室氣體,產(chǎn)甲烷菌(mcrA)和甲烷氧化菌(pmoA)參與甲烷循環(huán)過程[47],對北方高緯度泥炭地生態(tài)系統(tǒng)有重要作用。Conrad等[48]研究表明,產(chǎn)甲烷菌的豐度和群落結(jié)構(gòu)功能與溫度有關(guān)。本研究中,溫度升高導(dǎo)致10—20 cm土壤產(chǎn)甲烷菌和甲烷氧化菌豐度增加(圖1)。H?j等[49]研究表明,溫度升高使得產(chǎn)甲烷菌多樣性和數(shù)量增加,加快產(chǎn)甲烷速率。產(chǎn)甲烷菌增加所產(chǎn)生的甲烷可能會導(dǎo)致甲烷氧化菌豐度的增加[42],進而加速土壤甲烷氧化過程,抑制土壤甲烷的排放[50]。葡萄糖添加對產(chǎn)甲烷菌有顯著影響。Vizza等[51]研究表明,甲烷產(chǎn)生與底物有關(guān),底物充足能促進產(chǎn)甲烷菌豐度增加。有外源碳輸入的情況下,溫度升高有利于土壤產(chǎn)甲烷菌以及甲烷氧化菌豐度的增加,說明溫度和葡萄糖的交互作用可能會促進土壤甲烷循環(huán)過程。

3.2 土壤活性有機碳和有效氮對溫度升高和葡萄糖添加的響應(yīng)

土壤溶解性有機碳(DOC)和土壤微生物量碳(MBC)是土壤活性有機碳的重要組分[60-61]。溫度升高導(dǎo)致10—20 cm土壤微生物量碳含量顯著降低了25.16%,說明增溫條件下,微生物首先利用活性碳組分,尤其是在室內(nèi)培養(yǎng)環(huán)境下,微生物快速分解活性有機碳,由于培養(yǎng)試驗缺少外來新鮮碳源的供給,溫度升高能通過提高微生物活性和分解速率,從而增加微生物對活性碳組分的消耗利用,引起土壤微生物碳限制。微生物的代謝活動也會因增溫幅度過大而受到抑制,進而導(dǎo)致微生物生物量碳降低[16]。可利用有機碳輸入顯著提高了10—20 cm土壤微生物量碳和15℃條件下溶解性有機碳含量,說明外源碳輸入有利于土壤活性有機碳的增加。

土壤有效氮主要有銨態(tài)氮和硝態(tài)氮等,是土壤中最易被吸收利用的氮[62],對土壤氮循環(huán)有重要意義。土壤有效氮的變化能夠通過改變碳的生物化學(xué)過程而對碳蓄積能力產(chǎn)生顯著影響[63]。已有研究發(fā)現(xiàn),溫度升高加速了氮周轉(zhuǎn)率,從而導(dǎo)致凍土、草地和森林土壤中無機氮含量升高[64-66]。我們的研究結(jié)果也發(fā)現(xiàn)溫度升高顯著提高了凍土區(qū)泥炭地土壤氨氮和硝氮含量,促進土壤氮周轉(zhuǎn)速率,從而導(dǎo)致有效氮含量增加。施瑤等[67]研究發(fā)現(xiàn),氮的有效性越強,土壤微生物活性越高。我們也發(fā)現(xiàn)產(chǎn)甲烷菌豐度與銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均呈正相關(guān),氨氧化細菌豐度與銨態(tài)氮含量呈負相關(guān),因此溫度升高使得土壤有效氮含量增加,進而間接使得相關(guān)微生物豐度發(fā)生變化,從而影響泥炭地碳氮平衡。而外源碳輸入降低了10℃條件下0—10 cm和10—20 cm以及15℃條件下0—10 cm土壤氨氮和硝氮含量,這主要是由于碳源的輸入增加了微生物對有效氮的吸收和利用,進而導(dǎo)致微生物受氮限制。

4 結(jié)論

通過研究溫度升高和外源碳輸入條件下,北方泥炭地土壤微生物碳氮循環(huán)關(guān)鍵微生物基因豐度、活性碳組分含量以及無機氮含量的變化特征,我們發(fā)現(xiàn):在溫度升高和外源碳輸入的條件下,0—10 cm土壤微生物比10—20 cm土壤微生物更加敏感。溫度升高能夠通過改變微生物的生理活性,也可以通過改變碳氮等活性基質(zhì)間接影響土壤微生物豐度。外源碳輸入為土壤微生物提供了更多可利用的碳源,整體提高深層土壤微生物豐度,使得10—20 cm土壤細菌、產(chǎn)甲烷菌、甲烷氧化菌、氨氧化細菌以及反硝化細菌豐度顯著增加。有外源碳輸入的情況下,溫度升高有利于土壤產(chǎn)甲烷菌和甲烷氧化菌豐度以及10—20 cm土壤氨氧化細菌豐度增加。同時,相關(guān)性分析結(jié)果表明,在增溫和外源碳輸入條件下,土壤微生物受碳氮等可利用性活性基質(zhì)的限制。然而,我們的研究結(jié)果只是基于短期的室內(nèi)培養(yǎng)實驗,對于北方泥炭地土壤微生物對溫度升高的長期響應(yīng)模式仍需要開展長期的野外監(jiān)測及模擬研究。