土地利用方式對(duì)巖溶斷陷盆地土壤細(xì)菌和真核生物群落結(jié)構(gòu)的影響

李 強(qiáng)

自然資源部/廣西巖溶動(dòng)力學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 中國(guó)地質(zhì)科學(xué)院巖溶地質(zhì)研究所, 廣西桂林 541004;

聯(lián)合國(guó)教科文組織國(guó)際巖溶研究中心, 廣西桂林 541004

在我國(guó)西南巖溶區(qū), 人地矛盾突出, 植被破壞,水土流失嚴(yán)重, 產(chǎn)生了大量的石質(zhì)荒漠化現(xiàn)象(Jiang et al., 2014)。為扼制石漠化擴(kuò)展趨勢(shì), 我國(guó)相繼實(shí)施了退耕還林工程、天然林保護(hù)工程和長(zhǎng)江、珠江防護(hù)林工程, 使土地利用/覆被發(fā)生相應(yīng)的變化(Jiang et al., 2014)。土地利用方式的改變可影響土壤結(jié)構(gòu)、土壤生物多樣性-穩(wěn)定性及土壤生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程, 并顯著影響陸地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能(Porazinska et al., 2003; Dayamba et al., 2016)。

以土壤微生物和土壤無(wú)脊椎動(dòng)物為主的土壤生物不但是土壤的重要組成部分, 而且還對(duì)土壤的生長(zhǎng)發(fā)育、土壤肥力的形成和演變, 以及高等植物的營(yíng)養(yǎng)供應(yīng)具有重要的影響(Delgado-Baquerizo et al., 2020)。加之土壤生物對(duì)土地利用變化十分敏感(Fell et al., 2006; Banerjee et al., 2018), 喻文強(qiáng)等(2020)基于BIOLOG ECO微平板法發(fā)現(xiàn)貴州茂蘭巖溶區(qū)喬木林逆向演替為灌叢時(shí)土壤微生物活性逐漸降低。王顯等(2020)進(jìn)一步指出茂蘭巖溶區(qū)不同土地利用方式的土壤真核微生物群落結(jié)構(gòu)也存在差異。何敏紅等(2019)發(fā)現(xiàn)巖溶石漠化程度對(duì)真菌組成及多樣性的影響高于土地利用方式。此外, 戴祥艷等(2019)指出巖溶區(qū)不同土地利用方式對(duì)土壤動(dòng)物的群落結(jié)構(gòu)、多樣性、功能類群也產(chǎn)生重要的影響。這些發(fā)現(xiàn)為進(jìn)一步評(píng)估巖溶土壤生態(tài)系統(tǒng)對(duì)土地利用/覆被變化的響應(yīng)提供了重要基礎(chǔ)資料, 然而由于土壤生物群落包括微生物與微型動(dòng)物, 如果僅從微生物或微型動(dòng)物角度研究則無(wú)法系統(tǒng)評(píng)估土地利用/覆被變化對(duì)巖溶土壤生態(tài)系統(tǒng)的響應(yīng)。

巖溶斷陷盆地作為我國(guó)石漠化綜合治理重要類型區(qū)之一, “盆-山”地形變化劇烈, 氣候反差大,土壤流/漏失嚴(yán)重, 植被立地條件差, 群落生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)緩慢(李強(qiáng)等, 2017)。盡管之前已有學(xué)者對(duì)云南巖溶斷陷盆地土地利用與土壤微生物和酶活性特征開展了研究工作(牟凌等, 2020; 邱江梅等, 2020;Qiu et al., 2020), 但尚未涉及土地利用方式對(duì)巖溶斷陷盆地土壤細(xì)菌和真核生物群落結(jié)構(gòu)的影響。為此, 本研究以地處云南瀘西小江巖溶盆地的三塘鄉(xiāng)為研究區(qū)域, 采用空間換時(shí)間的方法研究不同土地利用方式下的土壤細(xì)菌和真核生物群落結(jié)構(gòu), 以期從土壤生物學(xué)角度為土地利用結(jié)構(gòu)優(yōu)化提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

三塘鄉(xiāng)位于云南省瀘西縣縣境東南部, 地處東經(jīng) 103°46′13〞—103°57′20〞, 北緯 24°21′03〞—24°31′00〞之間。地勢(shì)西北高東南低, 境內(nèi)高山連綿,峽谷縱橫, 山高坡陡, 形成了峽谷、陷塘、山梁相間的復(fù)雜地貌。該區(qū)主要出露地層為T2gc泥晶灰?guī)r、白云巖(李強(qiáng)等, 2017)。最高海拔2459 m, 位于阿定老佐墳箐處, 最低海拔 820 m, 位于南盤江小河口,氣候差別較大。年平均氣溫 13～14℃, 年降雨量1000 mm左右。

1.2 樣品采集

2018年1月野外采集土壤樣品, 選擇棄耕地、草地、人工林和天然林等四類土地利用方式。草地樣地的主要植物為蕨類、蛇莓(Duchesnea indica(Andr.) Focke)、白羊草(Bothriochloa ischaemum(L.)Keng)等; 人工林樣地的主要植物為云南松(Pinus yunnanensis); 天然林樣地的主要植物為榛樹(Corylus heterophyllaFisch)、云南松(Pinus yunnanensis)、陰香(Cinnamomum burmanni(Nees et T.Nees) Blume)和云南杜鵑(Rhododendron yunnanenseFranch.)。每類樣地沿“S”型設(shè)置4個(gè)10 m2的樣方, 每個(gè)樣方采用 5點(diǎn)混合樣采集 0～10 cm土樣,共采集16個(gè)土樣。土壤樣品用保溫箱保存并帶回實(shí)驗(yàn)室去除植物根系和碎片等侵入體后, 一部分經(jīng)風(fēng)干、混勻后, 過(guò)100目篩, 供土壤理化性質(zhì)分析, 一部分土樣放入–80 ℃冰箱中保存用于土壤細(xì)菌和真核生物群落結(jié)構(gòu)分析。

1.3 測(cè)定方法

土壤基本理化性質(zhì)測(cè)定參考魯如坤(1999)的方法: 土壤 pH 值采用電位計(jì)法測(cè)定(水土比為 2.5∶1)、土壤有機(jī)碳(TOC)含量采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法測(cè)定; 全氮(TN)含量采用濃硫酸消煮—?jiǎng)P氏定氮法測(cè)定; 總磷(TP)含量采用鹽酸-氟化銨法測(cè)定; 速效鉀(AK)含量采用乙酸銨浸提法測(cè)定; 交換性鈣(EC-Ca2+)和交換性鎂(EC-Mg2+)采用乙酸銨交換—EDTA絡(luò)合滴定法測(cè)定。

采用 MOBIO土壤 DNA提取試劑盒提取土樣DNA后, 選用高通量測(cè)序引物338F(5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3′) 和 806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)引物對(duì)細(xì)菌16S rRNA V3-V4可變區(qū)進(jìn)行PCR擴(kuò)增, 選用528F(5′-GCGGTAATTCCAGCTCCAA-3′)和706R(5′-AATCCRAGAATTTCACCTCCAA-3′)引物對(duì)真核生物18S rRNA V4區(qū)進(jìn)行PCR擴(kuò)增。上述引物806R和706R均存在一段12 bp的Barcode序列進(jìn)行不同樣品的區(qū)分。擴(kuò)增產(chǎn)物在廣東美格基因科技有限公司采用Illumian HiSeq2500 PE250平臺(tái)進(jìn)行測(cè)序。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

獲得的正向與反向測(cè)序結(jié)果采用 FLASH軟件進(jìn)行拼接后, 采樣 Usearch軟件去除低質(zhì)序列和嵌合體, 不同細(xì)菌樣品高質(zhì)量序列為 13430–22884,不同真核生物樣品高質(zhì)量序列為56213–109303。為了減少由于不同測(cè)序深度引起的潛在偏差, 細(xì)菌樣品統(tǒng)一測(cè)序深度為 13430, 真核生物樣品統(tǒng)一測(cè)序深度為56213。采用cluster命令對(duì)97%相似水平的OTU(operational taxonomic unit)代表序列進(jìn)行分類學(xué)分析, 并把代表性O(shè)TU與Silva 132核糖體數(shù)據(jù)庫(kù)進(jìn)行細(xì)菌和真核生物進(jìn)行比對(duì)。利用QIIME軟件計(jì)算樣品 α多樣性指數(shù)和 β多樣性距離(Weighted UniFrac)矩陣。同時(shí)基于Weighted UniFrac距離矩陣?yán)?R包(https://www.r-project.org/)比較不用土地利用方式下細(xì)菌和真核生物群落相似性(Analysis of similarities, ANOSIM)。用Pearson評(píng)價(jià)α多樣性指數(shù)、細(xì)菌和真核生物優(yōu)勢(shì)屬與土壤理化性質(zhì)之間的關(guān)系。采用 Mantel分析基于 OTU相對(duì)豐度的Bray-Curtis距離與土壤理化性質(zhì)之間的關(guān)系。在參考Wei et al.(2020)的基礎(chǔ)上, 選擇每一組內(nèi)相對(duì)豐度大于0.1%的OTU利用Gephi 0.9.2軟件繪制細(xì)菌和真核生物的互作網(wǎng)絡(luò)圖。利用 SPSS軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析及LSD方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式下土壤理化性質(zhì)及化學(xué)計(jì)量學(xué)特征

表 1為四種土地利用方式下 SOC、TN、TP、AK、pH、EC-Ca2+、EC-Mg2+、C:N、C:P和N:P結(jié)果。在這四種土地利用方式中, TP和AK的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均表現(xiàn)為棄耕地＞草地＞人工林＞天然林, 而C:N、C:P和N:P則表現(xiàn)出截然相反的變化趨勢(shì)。此外, 在四種土地利用方式中, 草地中的TN、EC-Ca2+和EC-Mg2+質(zhì)量分?jǐn)?shù)最大, 天然林中的SOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)最大以及人工林土壤pH值最低。此外, SOC、TN、TP、AK、pH、EC-Ca2+、EC-Mg2+、C:N、C:P 和N:P在四種土地利用方式中的差異性不盡相同。由此可見, 土地利用變化是影響土壤碳、氮、磷等元素空間變異及生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征的重要因素。

表1 不同土地利用方式下土壤理化性質(zhì)及土壤碳、氮、磷的化學(xué)計(jì)量學(xué)特征Table 1 Soil physicochemical properties and soil stoichiometric characteristics of carbon, nitrogen and phosphorus in different land-use types

2.2 不同土地利用方式下土壤細(xì)菌和真核生物群落特征

在四種土地利用方式中, Verrucomicrobia、Acidobacteria、Proteobacteria、Chloroflexi、Actinobacteria、Gemmatimonadetes、Bacteroidetes、Planctomycetes、Rokubacteria、Patescibacteria、Firmicutes和 Latescibacteria為細(xì)菌群落的優(yōu)勢(shì)門,其相對(duì)豐度＞97.28%; Charophyta、Metazoa、Fungi、Cercozoa、Ciliophora、Ochrophyta、Chlorophyta 和Labyrinthulomycetes為真核生物群落的優(yōu)勢(shì)界, 其相對(duì)豐度＞84.54%(圖 1)。此外, 細(xì)菌群落中的Verrucomicrobia、Rokubacteria相對(duì)豐度均表現(xiàn)為棄耕地＜草地＜人工林＜天然林, Proteobacteria、Chloroflexi、Gemmatimonadetes、Bacteroidetes、Latescibacteria相對(duì)豐度均表現(xiàn)為棄耕地＞草地＞人工林＞天然林; 真核生物群落均沒表現(xiàn)出明顯的變化規(guī)律。此外, 土壤細(xì)菌和真核生物群落在每一個(gè)土樣樣品中的相對(duì)豐度也不盡相同, 進(jìn)而反映出巖溶土壤的高異質(zhì)性特征。通過(guò)進(jìn)一步分析(表 2),發(fā)現(xiàn)土壤細(xì)菌α多樣性指數(shù)均表現(xiàn)出棄耕地＞草地＞人工林＞天然林; 土壤真核生物Chao1指數(shù)為棄耕地＞天然林＞草地＞人工林, Shannon‐Wiener指數(shù)和Simpson指數(shù)為棄耕地＞天然林＞草地＞人工林。此外, 土壤細(xì)菌α多樣性在棄耕地/草地和人工林/天然林等土地利用方式中存在顯著差異, 土壤真核生物 Chao1指數(shù)在棄耕地與草地人工林/天然林等土地利用方式中存在顯著差異, 土壤真核生物其他α多樣性指標(biāo)差異性不顯著。通常認(rèn)為α多樣性是物種多樣性, β多樣性可用以測(cè)定群落的物種多樣性沿著環(huán)境梯度的變化速率或群落間的多樣性, 包括不同群落間物種組成的差異(Crist et al.,2003)。因此, 基于 Weighted UniFrac距離矩陣的ANOSIM分析結(jié)果表明, 不同土地利用方式下土壤細(xì)菌和真核生物群落存在顯著差異(圖2)。

表2 不同土地利用方式下土壤細(xì)菌和真核生物的α多樣性指數(shù)Table 2 α diversity indices from soil bacteria and eukaryotes in different land-use types

圖1 不同土地利用方式土壤細(xì)菌優(yōu)勢(shì)門(A)和真核生物優(yōu)勢(shì)界(C)及其他們?cè)诿恳粯悠分械南鄬?duì)豐度(B和D)Fig. 1 Soil bacterial dominant phyla and eukaryota dominant kingdom in different land-use types (A and C) and in all soil samples (B and D)

圖2 不同土地利用方式下土壤細(xì)菌(A)和真核生物(B)的ANOSIM組間差異分析Fig. 2 ANOSIM difference analysis of soil bacteria (A) and eukaryotes (B) between the four land-use types

2.3 不同土地利用方式下土壤細(xì)菌和真核生物互作網(wǎng)絡(luò)特征

以每種土地利用方式中 4個(gè)樣品測(cè)序所得OUT(相對(duì)豐度＞0.1%)為數(shù)據(jù)源構(gòu)建土壤細(xì)菌-真核生物互作網(wǎng)絡(luò)(圖3)。棄耕地、草地、人工林和天然林的網(wǎng)絡(luò)模塊聚類系數(shù)分別為0.987、0.988、0.986和 0.969, 并高于網(wǎng)絡(luò)模塊聚類系數(shù)閾值0.4(Newman, 2006), 說(shuō)明構(gòu)建的互作網(wǎng)絡(luò)具有模塊化特征, 可用于進(jìn)一步分析。

圖3 棄耕地(A)、草地(B)、人工林(C)和天然林(D)土壤細(xì)菌-真核生物的互作網(wǎng)絡(luò)Fig. 3 Co-occurrence networks and topological properties of bacteria and eukaryotes from abandoned farmland (A),grassland (B), artificial forest (C) and natural forest (D) soils

網(wǎng)絡(luò)節(jié)點(diǎn)數(shù)、邊數(shù)及平均度可反映網(wǎng)絡(luò)的規(guī)模和復(fù)雜程度, 通過(guò)分析發(fā)現(xiàn)棄耕地、草地、人工林和天然林的土壤細(xì)菌-真核生物互作網(wǎng)絡(luò)節(jié)點(diǎn)數(shù)分別為131、148、130和62, 邊數(shù)分別為748、976、763和222, 平均度為11.420、13.189、11.738和7.160,并總體呈現(xiàn)出棄耕地＞草地＞人工林＞天然林的變化趨勢(shì)。此外, 四種土地利用方式均以細(xì)菌節(jié)點(diǎn)比例最高, 并呈現(xiàn)出棄耕地＞人工林＞草地＞天然林的變化趨勢(shì); 而真核生物節(jié)點(diǎn)比例在四種土地利用方式中呈現(xiàn)出棄耕地＜人工林＜草地＜天然林的變化趨勢(shì), 說(shuō)明生態(tài)恢復(fù)有助于改善土壤質(zhì)量, 促進(jìn)真核生物的繁衍(Chen et al., 2000; Pang et al., 2018)。

網(wǎng)絡(luò)中的正負(fù)相關(guān)可用于推斷土壤細(xì)菌與真核生物群落之間的共生或競(jìng)爭(zhēng)/捕食關(guān)系, 本文研究結(jié)果表明四種土地利用方式的網(wǎng)絡(luò)均以正相關(guān)為主,表明土壤細(xì)菌和真核生物群落之間的合作關(guān)系大于競(jìng)爭(zhēng)/捕食關(guān)系。他們之間的合作關(guān)系比例大小為棄耕地＞草地＞天然林＞人工林。此外, 在網(wǎng)絡(luò)的正負(fù)相關(guān)中, 細(xì)菌-細(xì)菌的比例大小為棄耕地＞人工林＞草地＞天然林; 細(xì)菌-真核生物的比例大小為棄耕地＜人工林＜草地＜天然林; 真核生物-真核生物的比例大小為人工林＜草地＜棄耕地＜天然林。

通過(guò)進(jìn)一步分析四種土地利用方式的土壤細(xì)菌和真核生物生態(tài)網(wǎng)絡(luò)關(guān)鍵節(jié)點(diǎn), 可以發(fā)現(xiàn)四種土地利用方式的互作網(wǎng)絡(luò)均以 Proteobacteria為優(yōu)勢(shì)類群, Acidobacteria和Fungi為主類群, 并具有一定的相似性(圖3)。在天然林和人工林的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)組成中, Bacteroidetes低于草地和棄耕地, Verrucomicrobia高于草地和棄耕地, 并且天然林中的Metazoa和Fungi等真核生物最高。此外, 天然林的前六位優(yōu)勢(shì)屬為Candidatus Udaeobacter(Verrucomicrobia 門)、RB41(Acidobacteria 門)、Acidobacteria Subgroup 6、Candidatus Solibacter(Acidobacteria門)、Rokubacteriales(Rokubacteria門)和Metagenome(真菌界); 人工林的前六位優(yōu)勢(shì)屬為Candidatus Udaeobacter、Acidobacteriales(Acidobacteria門)、Bryobacter(Acidobacteria門)、Acidobacteria Subgroup 2、Candidatus Solibacter和RB41; 草地的前六位優(yōu)勢(shì)屬為 Acidobacteria Subgroup 6、RB41、Gemmatimonadaceae(Gemmatimonadetes門)、Chitinophagaceae(Bacteroidetes門)、Agaricales(真菌界)和Pedosphaeraceae(Verrucomicrobia門); 棄耕地的前六位優(yōu)勢(shì)屬為Acidobacteria Subgroup 6、Chitinophagaceae、Gemmatimonadaceae、RB41、SC-I-84 (Proteobacteria 門)和Blastocatellaceae(Acidobacteria門)。RB41通常在非施肥土壤富集(Ai et al., 2018), 并適應(yīng)貧瘠土壤環(huán)境(Eo and Park,2016), 因此在水土流失嚴(yán)重的巖溶斷陷盆地, RB41成為決定土壤生態(tài)系統(tǒng)的關(guān)鍵類群。

2.4 不同土地利用方式下土壤細(xì)菌和真核生物與土壤因子的相互關(guān)系

為進(jìn)一步識(shí)別土壤因子對(duì)土壤細(xì)菌和真核生物群落的影響, 采用 Spearman 秩相關(guān)進(jìn)行相關(guān)分析(其中 Bray-Curtis距離與土壤因子之間的關(guān)系采用Mantel 檢驗(yàn)), 結(jié)果如圖4所示。土壤細(xì)菌多樣性與TP、AK、EC-Ca2+、C:N、C:P和N:P顯著相關(guān), 土壤真核生物多樣性與土壤因子沒有相關(guān)性。土壤細(xì)菌 Bray-Curtis距離與 SOC、TN、TP、AK、EC-Ca2+、EC-Mg2+、C:N、C:P和N:P顯著相關(guān), 而土壤真核生物 Bray-Curtis距離與 TP、EC-Ca2+和 SOC顯著相關(guān)。由于土壤生物對(duì)生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程的調(diào)控具有專有功能和一般功能特征(Crowther et al.,2019), 因此土壤細(xì)菌和真核生物優(yōu)勢(shì)屬與某些土壤因子顯著正相關(guān)或負(fù)相關(guān)。盡管土壤 pH值被認(rèn)為是影響土壤生物生存與發(fā)育的重要因素, 但考慮到石灰性土壤特點(diǎn)(曹建華等, 2003), 因此本文土壤pH與土壤細(xì)菌和真核生物群落的關(guān)系并不顯著(P＞0.05)。

圖4 土壤細(xì)菌和真核生物多樣性、Bray-Curtis距離、優(yōu)勢(shì)屬與土壤理化性質(zhì)和土壤碳、氮、磷的化學(xué)計(jì)量學(xué)特征的相關(guān)性Fig. 4 Correlations between bacterial and eukaryota diversity, community structures, dominant genera and edaphic physicochemical variables as well as stoichiometry characteristics

3 討論

目前關(guān)于土地利用方式變化對(duì)巖溶土壤理化性質(zhì)、土壤碳、氮、磷的化學(xué)計(jì)量學(xué)特征及微生物群落結(jié)構(gòu)的影響已有較深入的研究(何敏紅等, 2019;吳鵬等, 2019; 牟凌等, 2020; 王顯等, 2020; 喻文強(qiáng)等, 2020), 而關(guān)于土地利用方式變化對(duì)巖溶土壤細(xì)菌-真核生物的影響研究較少。一般來(lái)講, 土壤有機(jī)質(zhì) C:N比與其分解速度呈反比, 因此土壤有機(jī)質(zhì)C:N較低表明其具有較快的礦化速率, 造成土壤有機(jī)質(zhì)中的有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)偏高(王紹強(qiáng)和于貴瑞,2008)。本研究結(jié)果表明, 隨著土地覆被(棄耕地＜草地＜人工林＜天然林)的增加 C:N 逐漸升高, 這與曾凡鵬等(2016)關(guān)于生態(tài)正向演替過(guò)程中C:N逐漸增加的結(jié)果一致。此外, 土壤 C:P越低通常說(shuō)明磷的有效性越高(Sterner and Elser, 2002), 因此隨著土地覆蓋度的增加, 土壤中磷的有效性正在逐漸降低。通過(guò)進(jìn)一步對(duì)比我國(guó)不同地區(qū)土壤 N:P, 發(fā)現(xiàn)本研究棄耕地土壤 N:P平均接近青藏高原高寒草原(土壤 N:P為 1.59)并遠(yuǎn)低于亞熱帶常綠闊葉林(土壤N:P為8.62)(王建林等, 2013)。加之, 生物的生長(zhǎng)速率與C:N、C:P和N:P比存在負(fù)相關(guān)的關(guān)系(Elser et al., 1996; Liu et al., 2010), 因此本研究結(jié)果顯示土壤細(xì)菌多樣性以及大部分土壤細(xì)菌和真核生物的優(yōu)勢(shì)屬與C:N、C:P和N:P比存在顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系, 并且細(xì)菌在棄耕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)。此外, 隨著棄耕地、草地、人工林、天然林演替時(shí)間的推移, 細(xì)菌節(jié)點(diǎn)比例減少、真核生物節(jié)點(diǎn)比例增加, 這是因?yàn)闂壐厣鷳B(tài)系統(tǒng)處于生態(tài)系統(tǒng)演替的早期階段, 土壤有機(jī)物質(zhì)含量低, 這樣的環(huán)境在生態(tài)學(xué)上被認(rèn)為群落之間的競(jìng)爭(zhēng)作用較弱(Brown and Jumpponen,2014), 因此細(xì)菌作為早期的先鋒類群占據(jù)主導(dǎo)地位。相反, 隨著植物的定植和土壤有機(jī)質(zhì)增加, 真核生物在日趨成熟的土壤中能夠獲取更多的有機(jī)物質(zhì)資源導(dǎo)致其競(jìng)爭(zhēng)作用加強(qiáng)(Treseder and Lennon,2015)。

土壤中的氮磷不但是限制植被生長(zhǎng)和群落演替的重要養(yǎng)分(王建林等, 2013; 曾凡鵬等, 2016), 而且還是影響微生物活性和群落結(jié)構(gòu)的重要因素(Liu et al., 2010)。本研究結(jié)果顯示土壤細(xì)菌和真核生物群落和多樣性受土壤中氮磷限制的共同作用, 但主要受土壤磷素的限制作用, 這一研究結(jié)果與巖溶土壤生態(tài)系統(tǒng)磷限制問(wèn)題突出的結(jié)論一致(Du et al.,2020)。土壤鉀主要來(lái)源于母質(zhì)礦化和生物地球化學(xué)循環(huán)補(bǔ)充, 由于碳酸鹽巖鉀含量遠(yuǎn)低于其它巖石,因此碳酸鹽巖釋放的鉀遠(yuǎn)低于生物所需, 導(dǎo)致土壤鉀耗損(Shen et al., 2020), 進(jìn)而制約土壤細(xì)菌和真核生物群落和多樣性。Ca2+和Mg2+作為微生物所需的一種微量元素, 參與細(xì)胞的能量代謝, 調(diào)控細(xì)胞增殖與分化, 刺激微生物生長(zhǎng), 提高微生物活性,因此大部分土壤細(xì)菌和真核生物的優(yōu)勢(shì)屬與他們顯著相關(guān), 這一研究結(jié)果與 Ca2+是影響巖溶土壤細(xì)菌群落的結(jié)論一致(Xue et al., 2017)。微生物不但是土壤有機(jī)碳轉(zhuǎn)化的重要參與者, 而且通過(guò)合成代謝作用能將有機(jī)碳轉(zhuǎn)化為自身細(xì)胞組成, 待其死亡后以微生物殘?bào)w形式在土壤中積累, 成為土壤固碳的主力軍(Ma et al., 2018), 進(jìn)而與土壤有機(jī)碳顯著相關(guān)。

土壤生物群落中的一些關(guān)鍵類群在土壤生態(tài)系統(tǒng)功能中起著重要的作用, 因此巖溶土壤生物關(guān)鍵類群的篩選和確定對(duì)開展石漠化治理和生態(tài)重建具有重要的作用。本文研究結(jié)果表明: RB41是決定巖溶斷陷盆地土壤細(xì)菌-真核生物系統(tǒng)的關(guān)鍵類群。然而Xue et al.(2017)發(fā)現(xiàn)云南富源縣巖溶土壤的細(xì)菌關(guān)鍵類群為GR-WP33-30, 這是因?yàn)閹r溶土壤異質(zhì)性高, 并且季節(jié)變化決定了環(huán)境中微生物群落的結(jié)構(gòu)和組成性質(zhì), 因此, 關(guān)鍵種可能只在特定的季節(jié)或時(shí)間段內(nèi)出現(xiàn)(Banerjee et al., 2018)。此外, 與受人類活動(dòng)影響程度較深的棄耕地和人工林相比, 天然林和草地中的真菌成為優(yōu)勢(shì)屬。這是因?yàn)橹脖皇怯绊懻婢郝涞闹匾蛩? 一方面不同的植物產(chǎn)生不同的分泌物, 影響土壤生物群體的組成, 另一方面植物能與某些土壤真菌共生或者形成菌根, 來(lái)提高土壤生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性(王芳和圖力古爾, 2014)。

4 結(jié)論

(1)巖溶斷陷盆地不同土地利用方式土壤碳氮磷化學(xué)比存在差異, C:N、C:P和N:P總體表現(xiàn)出棄耕地＜草地＜人工林＜天然林。土壤細(xì)菌和真核生物多樣性與C:N、C:P和N:P變化趨勢(shì)相反。

(2)土壤磷、鉀和鈣是影響巖溶斷陷盆地土壤細(xì)菌和真核生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性的關(guān)鍵因素。

(3)RB41是決定巖溶斷陷盆地土壤細(xì)菌-真核生物網(wǎng)絡(luò)系統(tǒng)的關(guān)鍵類群。

致謝:桂林醫(yī)學(xué)院黃雅丹助理研究員為本文數(shù)據(jù)處理提供的支持和幫助, 在此特致謝意！

Acknowledgements:

This study was supported by National Key Research and Development Program of China (No.2016YFC0502501), and Central Public-interest Scientific Institution Basal Research Fund (No.2020022).