高寒濕地土壤微生物區(qū)系組成對氮添加的響應(yīng)

徐潤宏, 譚梅, 劉澤華, 朱錦福

高寒濕地土壤微生物區(qū)系組成對氮添加的響應(yīng)

徐潤宏, 譚梅, 劉澤華, 朱錦福*

青海師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院, 西寧 810008

土壤微生物是土壤養(yǎng)分循環(huán)的關(guān)鍵驅(qū)動者, 對土壤環(huán)境變化感應(yīng)明顯, 氮是陸地生態(tài)系統(tǒng)的限制元素之一, 其改變可能會給生態(tài)系統(tǒng)物種多樣性造成一定影響。為了解高寒濕地土壤微生物組成對氮添加的響應(yīng), 以青海湖流域高寒濕地為研究對象, 通過(0 g·m-2、0.5 g·m-2、1 g·m-2、1.5 g·m-2、2 g·m-2、2.5 g·m-2、5 g·m-2、10 g·m-2)8個水平的模擬氮添加試驗, 采用高通量測序技術(shù), 分析土壤微生物區(qū)系組成對氮添加的響應(yīng)。結(jié)果表明: 氮添加使細菌、真菌和古菌的Chao1指數(shù)均下降, 細菌和古菌的Shannon指數(shù)顯著增加(<0.05), 真菌Shannon指數(shù)顯著下降(<0.05); 氮沉降改變微生物群落結(jié)構(gòu), 變形菌門()、放線菌門()、廣古菌門()和泉古菌門()的相對豐度均減少, 而酸桿菌門()和子囊菌門()的相對豐度增加; 真菌群落對于氮添加的響應(yīng)變化較低, 對環(huán)境的適應(yīng)性可能要優(yōu)于細菌和古菌群落。由此可見, 氮添加對不同土壤微生物的影響存在一定差異, 氮沉降是不斷積累的過程, 長時間的氮沉降勢必會引起土壤微生物群落的改變, 影響生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定。

高寒濕地; 氮添加; 土壤微生物; 群落結(jié)構(gòu)

0 前言

目前人類活動對生態(tài)系統(tǒng)已產(chǎn)生重要影響, 其中氮沉降的急劇上升引起了人們的普遍關(guān)注[1]。近幾十年, 由于經(jīng)濟迅速發(fā)展和人口增長, 工農(nóng)業(yè)規(guī)模的不斷擴大及礦物燃料和農(nóng)業(yè)化肥的大量使用, 我國已成為全球氮沉降最嚴重的地區(qū)之一[2-4]。目前我國的氮沉降區(qū)域已逐漸從東南沿海發(fā)達地區(qū)向西北乃至全國迅速擴展[5], 給我國的生態(tài)環(huán)境造成了非常嚴重的影響[6]。氮沉降不僅會改變土壤性質(zhì)[7], 引起土壤酸化、pH下降, 還會改變植物及微生物的多樣性[8]和群落組成[9]。

土壤微生物是陸地生態(tài)系統(tǒng)最重要也是最活躍的組分之一[10-11], 在生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)轉(zhuǎn)化、能量流動中起關(guān)鍵作用[12], 是生態(tài)系統(tǒng)不斷進化演替的主要驅(qū)動力之一[13]。土壤微生物對環(huán)境變化較敏感[14],可對環(huán)境變化做出較強的響應(yīng), 是影響土壤健康評價的關(guān)鍵因素之一[15]。目前針對氮沉降對生態(tài)系統(tǒng)的研究已有大量報道, 主要集中于林地和草原生態(tài)系統(tǒng)[16]。大多研究表明, 氮沉降可在一定范圍內(nèi)促進微生物生長[17-18], 如, 楊建琴在東北松嫩草原羊草草甸的試驗發(fā)現(xiàn), 施氮處理后, 土壤微生物量碳、氮與對照相比均提高了20%以上[19]。但也有一部分研究表明氮沉降使微生物生長受到抑制[20-21], 被認為是氮添加使土壤有效氮含量增加, 促進了植物對氮的需求, 進而使微生物獲取養(yǎng)分減少[20]。Deforest等在密歇根闊葉林的研究發(fā)現(xiàn), 施氮處理使土壤微生物量減少了68%[22]。Demoling等在針葉林中研究發(fā)現(xiàn), 施氮處理下土壤微生物量平均降低了40%, 并且真菌生物量降低更明顯[23](41)氮沉降對土壤微生物的影響機制復(fù)雜, 國際上關(guān)于氮沉降的研究主要集中于歐洲和北美溫帶林地[24], 結(jié)果存在一定的區(qū)域和局限性, 不同生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物對氮添加的響應(yīng)機制還應(yīng)繼續(xù)研究探討。

濕地生態(tài)系統(tǒng)的單位碳存儲遠遠高于其他生態(tài)系統(tǒng)[25], 在全球碳循環(huán)中扮演著重要角色[26]。青海湖位于青藏高原北部, 是維系青藏高原東北部生態(tài)安全的重要水體[27], 同時也是全球變化的敏感區(qū)和生態(tài)系統(tǒng)典型脆弱區(qū)[28], 具有特殊的生物地理區(qū)位和生態(tài)重要性。在維護我國西北部及青藏高原生態(tài)平衡方面起著不可忽視的作用[29]?；诖? 本文以青海湖流域小泊湖高寒濕地氮添加土壤為研究對象, 通過人工氮添加以模擬大氣氮沉降, 采取高通量測序的方法, 研究土壤微生物對氮沉降的響應(yīng)規(guī)律。本文擬解決以下問題: (1)不同土壤微生物多樣性在氮添加條件下如何變化; (2)不同土壤微生物優(yōu)勢菌門在氮添加條件下的變化趨勢; (3)不同土壤微生物對氮添加的響應(yīng)敏感度有何區(qū)別。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

小泊湖濕地(100?46'E, 37?15'N), 位于青海湖東岸青海湖湖東種羊場西北約6 km處, 是青海湖水位下降后遺留下來的沼澤草甸濕地, 具有典型的高原大陸性氣候, 干燥少雨, 雨熱同季, 降水多集中在5—9月份。土壤類型為草甸土, 優(yōu)勢植物主要有華扁穗草 () 、禾葉嵩草 ()和高原嵩草() 等[30]。

1.2 實驗設(shè)計及樣品采集

根據(jù)我國青藏高原大氣氮沉降現(xiàn)狀[31], 本實驗共設(shè)置N0: 0 g·m-2, N0.5: 0.5 g·m-2, N1: 1 g·m-2, N1.5: 1.5 g·m-2, N2: 2 g·m-2, N2.5: 2.5 g·m-2, N5: 5 g·m-2, N10: 10 g·m-28個不同濃度氮添加處理。每個處理設(shè)置三個重復(fù), 一共24個1×1 m樣方, 樣方間隔1 m最為緩沖帶。本實驗施加氮源為NH4NO3, 按不同施氮梯度, 稱取相應(yīng)的NH4NO3, 溶于500 mL水中, 用噴壺噴灑于相應(yīng)樣方中, 對照只噴灑等量的水, 從2019年6月份起至8月份止, 每月中旬取樣后施藥, 按上述方法共施氮3次。

于2019年8月中旬植物生長旺盛時采樣, 在每塊樣方中按照五點取樣法進行采樣, 采用螺旋取土鉆, 按照0—15 cm, 15—30 cm兩層進行取樣, 盡可能去除植物根系及凋落物, 放入無菌自封袋中, 約400 g左右。將土樣迅速帶回實驗室, 并將新鮮土樣放入冰箱中4 ℃冷藏保存, 用于土壤微生物多樣性分析。

1.3 土壤微生物測定

1.3.1 NDA提取試劑盒和擴增引物

使用MN NucleoSpin 96 Soil試劑盒/PowerSoil DNA Isolation kit強力土壤DNA提取試劑盒提取土壤微生物NDA。

細菌16S rRNA (V3+V4)區(qū)域引物: 正向引物5'- ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3'; 反向引物5'- GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'。真菌ITS1 區(qū)域引物: 正向引物5'-CTTGGTCATTTAGAGG AAGTAA-3'; 反向引物5'-GCTGCGTTCTTCATCG ATGC-3'。古菌16S rRNA (V3+V4)區(qū)域引物: 正向引物5'-GYGCASCAGKCGMGAAW-3'; 反向引物5'-GGACTACVSGGGTATCTAAT-3'。

1.3.2 PCR擴增

目標區(qū)域PCR(10 μL體系): 基因組DNA, 50 ng±20%; *Vn F(10 μM), 0.3 μL; *Vn R(10 μM), 0.3 μl; KOD FX Neo Buffer, 5 μl; dNTP (2 mM each), 2 μL ; KOD FX Neo, 0.2 μL; ddH2O , 補至10 μL。反應(yīng)條件: 95 ℃, 5 min; 95 ℃, 30 s, 50 ℃, 30 s, 72 ℃, 40 s, 20個循環(huán); 72 ℃, 7 min; 4 ℃, ∞。

Solexa PCR: 目的區(qū)域PCR 純化產(chǎn)物, 5 μL; *MPPI-a(2 μM), 2.5 μL; *MPPI-b(2 μM), 2.5 μL; 2×Q5 HF MM, 10 μL; Total, 20 μL。反應(yīng)條件: 98 ℃, 30 s; 98 ℃, 10 s, 65 ℃, 30 s, 72 ℃, 30 s, 10個循環(huán); 72 ℃, 5 min。1.8%的瓊脂糖凝膠。電壓120 V, 40 min。(*根據(jù)上機安排進行選擇index)

將得到的PCR產(chǎn)物根據(jù)電泳定量結(jié)果, 按質(zhì)量比1: 1進行混樣, 混樣后采用OMEGA DNA純化柱進行過柱純化。再用1.8%的瓊脂糖凝膠檢驗?；?Illumina HiSeq 測序平臺, 對純化的樣品進行測序分析。

1.4 數(shù)據(jù)分析

使用FLASH(version 1.2.11)對原始數(shù)據(jù)進行拼接, 再進行質(zhì)量過濾, 并用UCHIME(version 8.1)軟件去除嵌合體, 得到高質(zhì)量的Tags序列。使用Usearch軟件對Tags在97%的相似度水平下進行聚類、獲得OTU, 并基于Silva(細菌)和UNITE(真菌)分類學(xué)數(shù)據(jù)庫對OTU進行分類學(xué)注釋。將OTU的代表序列與微生物參考數(shù)據(jù)庫進行比對可得到每個OTU對應(yīng)的物種分類信息, 進而在各水平統(tǒng)計各樣品群落組成, 利用QIIME軟件生成不同分類水平上的物種豐度表, 再利用R語言工具繪制成樣品各分類學(xué)水平下的群落結(jié)構(gòu)圖(只顯示豐度水平前10的物種, 其他物種合并為 Others 在圖中顯示, Unclassified代表未得到分類學(xué)注釋的物種)。Mothur version v.1.30軟件分析樣品的α多樣性(Alpha diversity), 再基于R語言繪制樣品 β 多樣性(Beta diversity)分析圖。接著由SPSS 20.0對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析, 采用單因素方差分析(One Way ANOVA)和LSD(最小顯著差異法)比較各處理水平之間的差異。

1.5 測序結(jié)果概述

細菌測序共獲得3,122,368對Reads,雙端Reads拼接、過濾后共產(chǎn)生3,008,891條Cleantags,每個樣品至少產(chǎn)生38,869條Cleantags,平均產(chǎn)生62,685條Cleantags。真菌測序共獲得3,594,092對Reads,雙端Reads拼接、過濾后共產(chǎn)生3,357,584條Cleantags,每個樣品至少產(chǎn)生22,082條Cleantags,平均產(chǎn)生71,438條Cleantags。古菌測序共獲得3,409,956對Reads,雙端Reads拼接、過濾后共產(chǎn)生2,951,129條Cleantags,每個樣品至少產(chǎn)生25,462條Cleantags,平均產(chǎn)生61,482條Cleantags。

2 結(jié)果與分析

2.2 氮添加對土壤微生物多樣性及群落結(jié)構(gòu)的影響

2.2.1 土壤微生物豐富度變化

不同氮添加處理下, 三種微生物OTU數(shù)目均為: 細菌>古菌>真菌, 且差異顯著(P<0.05)。0—15 cm土層中, 各處理下細菌OTU平均數(shù)在1108—1288之間, 古菌在615—932之間, 真菌在274—459之間; 15—30 cm土層中, 各處理下細菌OTU平均數(shù)在1157—1384之間, 古菌在693—915之間, 真菌在201—395之間。在0—15 cm土層中, 除N2處理下細菌OTU數(shù)有所增加, 氮處理對土壤微生物OTU數(shù)的影響大多為降低, 細菌和古菌OTU數(shù)均沒有顯著變化(>0.05), 但在N1、N1.5、N5和N10處理下真菌OTU數(shù)顯著減少(<0.05)。15—30 cm土層中, 土壤微生物的OTU數(shù)目均下降, 對細菌和古菌OTU數(shù)影響不顯著(>0.05), 在N5處理下, 真菌OTU數(shù)顯著減少(<0.05)。

2.2.2 土壤微生物Alpha多樣性(Alpha diversity)特征

由表1可知, 0—15 cm土層中, 細菌、真菌和古菌的Chao1指數(shù)均有所下降, 真菌達到極顯著水平(<0.01), 主要表現(xiàn)在N5處理下, 細菌和古菌的豐富度變化差異不顯著(>0.05); 細菌的Simpson指數(shù)顯著下降(<0.05), 而真菌和古菌的Simpson指數(shù)在氮添加條件下變化不顯著(>0.05); 三種菌的Shannon指數(shù)變化為, 細菌多樣性增加并達到極顯著水平(<0.01)主要表現(xiàn)在N2、N2.5、N10中高濃度處理下, 而真菌和古菌則呈現(xiàn)出先減少后增加的趨勢, 差異均不顯著(>0.05)。在15—30 cm土層中, 細菌、真菌和古菌的Chao1指數(shù)、Simpson指數(shù)和Shannon指數(shù)在氮添加條件下的變化均沒有達到顯著性水平(>0.05)。其中三種菌的Chao1指數(shù)均表現(xiàn)為下降趨勢, 細菌和古菌的Simpson指數(shù)表現(xiàn)為下降趨勢, 而真菌則表現(xiàn)為增加趨勢, Shannon指數(shù)在細菌和古菌中表現(xiàn)為增加趨勢, 而在真菌中卻表現(xiàn)為相反的趨勢。

2.2.3 土壤微生物物種群落結(jié)構(gòu)差異分析

根據(jù)β多樣性的主成分分析(principalcomponentanalysis, PCA)(圖2), 氮添加對土壤三種微生物群落分布情況均產(chǎn)生影響, 細菌、真菌和古菌群落在氮處理下的分布情況規(guī)律表現(xiàn)不同。隨著氮添加濃度的改變, 真菌群落在0—15 cm土層和15—30 cm土層中分布都較為集中, 群落結(jié)構(gòu)變化不明顯。古菌群落在氮添加處理下的分布較為分散, 結(jié)構(gòu)差異最明顯, 表明在不同氮添加處理下真菌群落組成對氮添加的響應(yīng)敏感度最低, 真菌群落對小泊湖濕地環(huán)境的改變穩(wěn)定性最高, 細菌次之, 古菌群落最不穩(wěn)定?？傮w上氮添加對土壤微生物群落的影響上層土壤要大于下層土壤。

注: 圖中不同大寫字母表示在0—15 cm土層中的差異顯著性(P<0.05), 小寫字母表示在15—30 cm土層的差異顯著性(P<0.05)。

Figure 1 changes of OTU number of soil microorganisms at different nitrogen treatment levels

表1 細菌、真菌和古菌的多樣性指數(shù)

注: *表示在0.05水平下差異顯著, **表示在0.01水平下差異極顯著。

注: A表示0—15 cm 土層細菌群落, B表示0—15 cm 土層真菌群落, C表示0—15 cm 土層古菌群落, D表示15—30 cm土層細菌群落, E表示15—30 cm土層真菌群落, F表示15—30 cm土層古菌群落。下同。

Figure 2 Principal component analysis analysis of soil bacteria fungi and archaea under different nitrogen addition treatments

2.3 不同土壤微生物類群的物種組成變化

在0—15 cm土層中, 細菌優(yōu)勢菌門有變形菌門(Proteobacteria)32.51%—46.26%, 酸桿菌門(Acidobacteria)10.41%—17.55%, 第三為放線菌門(Actinobacteria)11.10%—13.81%。氮添加處理下變形菌門()和放線菌門(Actinobacteria)的相對豐度均有所減少, 而酸桿菌門(Acidobacteria)的相對豐度有所增加(圖3A)。真菌優(yōu)勢菌門有占據(jù)絕對優(yōu)勢的子囊菌門(Ascomycota)33.33%—64.21%, 其次是被孢霉門(Mortierellomycota)8.68%—13.30%。子囊菌門(Ascomycota)的相對豐度隨著氮添加濃度的增加呈現(xiàn)先增加后減少再增加的趨勢, 在N10處理下達到最高, N2.5處理下最低; 被孢霉門(Mortierellomycota)的相對豐度除N5處理下減少, 其余處理均增加, 在N1處理下達到最高豐度(圖3B)。古菌門類中相對豐度最高的是疣微菌門(Verrucomicrobia)約占整個古菌群落的19.59%—30.23%, 其次是泉古菌門(Crenarchaeota)相對豐度約為4.53%—21.19%, 氮添加條件下, 疣微菌門(Verrucomicrobia)和泉古菌門(Crenarchaeota)的相對豐度均小于N0處理, 且分別在N1.5處理和N2.5處理下達到最低(圖3C)。

15—30 cm土層中, 細菌門類相對豐度最高的還是變形菌門(Proteobacteria)約占整個細菌群落的30.58%—48.80%, 其次是綠彎菌門(Chloroflexi)占比約為14.12%—19.40%, 酸桿菌門(Acidobacteria)占比約為9.34%—20.61%, 變形菌門(Proteobacteria)的相對豐度與N0(40.83%)相比, N1和N1.5處理下有所增加, 其余處理下相對豐度均下降, N10處理下最低30.58%; 綠彎菌門(Chloroflexi)的相對豐度與N0(18.16%)相比除N0.5處理下相對豐度增加之外其余處理均下降, 在N10處理下達到最低14.12%; 酸桿菌門(Acidobacteria)的相對豐度在氮添加處理下有所上升(圖3D)。真菌門類水平下前10種類別的物種相對豐度如圖3E示, 其中子囊菌門(Ascomycota)相對豐度占比約為45.09%—72.99%占據(jù)絕對優(yōu)勢, 其次是擔子菌門(Basidiomycota)相對豐度占比約為2.54%—8.36%, 子囊菌門(Ascomycota)的相對豐度與N0處理(45.09%)相比, 氮添加處理下均增加了, 并在N10處理達到最高豐度; 擔子菌門(Basidiomycota)相對豐度與N0處理(2.95%)相比, 除N0.5處理下減少, 其余處理下均增加。古菌門類物種的相對豐度在氮添加處理下變化較大(圖3F), 其中占據(jù)主要優(yōu)勢的菌門有廣古菌門(Euryarchaeota)相對豐度約占4.63%—38.29%, 疣微菌門(Verruco-microbia)相對豐度約為14.61%—25.26%, 泉古菌門(Crenarchaeota)相對豐度約為9.23%—26.77%。其中廣古菌門(Euryarchaeota)和泉古菌門(Crenarchaeota)的相對豐度在氮添加處理下多表現(xiàn)為減少。

圖3 不同氮添加處理下土壤細菌、真菌和古菌的群落組成(門水平)

Figure 3 Community composition of soil bacteria fungi and archaea under different nitrogen addition treatments (phylum level)

綜上, 在不同的土層中, 土壤菌群的優(yōu)勢菌門有所變化, 在氮添加條件下細菌和古菌優(yōu)勢菌門的相對豐度有所下降, 而真菌優(yōu)勢菌門的相對豐度呈現(xiàn)出增加的趨勢。但是細菌群落中酸桿菌門(Acidobacteria)的相對豐度卻與整體優(yōu)勢菌門的變化相反。

3 討論

3.1 不同土壤微生物類群α和β多樣性的特征及差異分析

已有研究表明氮添加引起土壤微生物量的改變[32], 影響微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)[33], 多數(shù)研究表明施氮降低了細菌多樣性[34-35], 本試驗得出相反結(jié)果, 氮添加降低了細菌OTU數(shù), 但卻使細菌Shannon指數(shù)上升, 且在N2、N2.5和N10處理下達到顯著水平, 細菌的Simpson指數(shù)顯著下降(表1)。高寒地區(qū)環(huán)境惡劣, 微生物生長受環(huán)境脅迫, 而氮添加改變了土壤元素組成[36], 影響土壤pH[37], 植物生長發(fā)育[38]等, 使微生物活性受到抑制, 增加了細菌營養(yǎng)底物, 降低了細菌群落之間的競爭[39], 從而優(yōu)勢物種降低, 多樣性上升。土壤真菌菌絲強大, 主要存在于植物根際, 具有強大的纖維素降解能力[40], 是降解纖維素的主要菌類, 生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)的主要動力之一[41-42]。多數(shù)研究表明, 施加有機肥會降低土壤真菌多樣性[43-44], 本試驗也得到了類似的結(jié)果。真菌Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)在氮處理下均有顯著的響應(yīng)。真菌多樣性隨氮添加濃度沒有明顯的線性關(guān)系, 在多數(shù)處理下真菌Shannon指數(shù)呈下降趨勢, 僅在高濃度N10處理下, 兩土層的Shannon指數(shù)上升。研究顯示, 土壤真菌的變化對氮添加的濃度有彈性響應(yīng), 這可能受試驗地的環(huán)境條件、植物群落以及氮添加的時間等多種因素影響[45]。目前, 氮添加對高寒濕地土壤中古菌多樣性的變化研究極少。本試驗發(fā)現(xiàn), 基于Shannon指數(shù)分析, 古菌多樣性在N0.5、N2和N2.5處理下兩土層中均有增加, 但影響不顯著。古菌的變化可能與多種環(huán)境耦合作用, 如土壤酶[46]、土壤碳氮含量[47]、植被及土壤類型[48]等。土壤酶是土壤微生物的一個重要指標, 土壤酶活性可以反映土壤有機物的分解強弱。已有研究顯示, 氮沉降使土壤酶活性降低, 其中纖維素降解酶和木質(zhì)素溶解酶最為顯著[49]。酶活性降低使植物凋落物分解減慢促進了土壤碳含量的上升。氮沉降對土壤微生物的響應(yīng)是一個極其復(fù)雜的機制, 需要通過多種指標的測定與分析來更為全面的獲取土壤微生物對氮沉降的響應(yīng)機制。

3.2 不同土壤微生物類群的物種組成變化分析

氮沉降促進了土壤微生物結(jié)構(gòu)的改變。氮添加對土壤細菌門類優(yōu)勢菌群產(chǎn)生影響, 如變形菌門(Proteobacteria)和放線菌門(Actinobacteria)均減少, 而酸桿菌門(Acidobacteria)相對豐度增加, 其中在高氮N10處理下酸桿菌門(Acidobacteria)相對豐度增加了 7.41%左右。分析認為, 酸桿菌門與土壤總氮含量呈正相關(guān)[50], 氮添加可能使土壤總氮含量增加, 因此, 酸桿菌們的相對豐度上升。說明在高寒地區(qū)氮素仍是土壤細菌生長的主要限制因素, 氮添加可能在一定程度上突破了這一限制。變形菌門(Proteobacteria)和放線菌門(Actinobacteria)的相對豐度隨土壤pH值的升高而降低[51], 研究表明, 氮沉降降低了土壤pH值[37], 而變形菌門(Proteobacteria)和放線菌門(Actinobacteria)的相對豐度也降低, 這可能與試驗環(huán)境, 海拔高度等因素相關(guān), 具體機制, 還需進一步探究。氮添加對真菌群落結(jié)構(gòu)也有一定影響, 但影響程度要小于細菌和古菌。真菌門類優(yōu)勢菌群的相對豐度隨著氮添加濃度的上升呈現(xiàn)出多種起伏變化, 表明真菌群落可能對氮添加的響應(yīng)有動態(tài)調(diào)節(jié)作用[52], 已有研究顯示, 真菌對環(huán)境的適應(yīng)性可能要優(yōu)于其他菌類[53], 這在本實驗中也得到了支持。子囊菌門(Ascomycota)具有強大的菌絲來吸收營養(yǎng)底物, 在土壤中廣泛分布[54], 本試驗發(fā)現(xiàn), 子囊菌門(Ascomycota)占據(jù)真菌門類的主導(dǎo)地位, 且在氮添加條件下, 子囊菌門(Ascomycota)相對豐度均高于N0空白處理, 真菌群落對于環(huán)境的適應(yīng)性可能與其菌絲生態(tài)學(xué)特征有關(guān)。所以, 真菌群落的穩(wěn)定性優(yōu)于細菌和古菌。同時土壤古菌群落結(jié)構(gòu)也發(fā)生了明顯改變, 疣微菌門(Verrucomicrobia)、廣古菌門(Euryarchaeota)和泉古菌門(Crenarchaeota)的相對豐度在氮添加條件下均下降, 使優(yōu)勢菌門豐度呈下降趨勢。由于大部分微生物不能獨立存在, 需要依靠彼此的細胞外代謝物生存[55]。因此, 微生物可在生態(tài)系統(tǒng)中構(gòu)建復(fù)雜的共生網(wǎng)絡(luò)[56], 而古菌群落在微生物共生網(wǎng)絡(luò)中占據(jù)重要節(jié)點[57]。古菌多生于極端環(huán)境下, 居于獨特的進化地位[58]。由于高寒濕地條件惡劣, 大量古菌類群未被挖掘, 目前古菌的研究也只能借助生物測序, 基于目前研究人們對古菌的了解還不夠深入, 應(yīng)繼續(xù)注重探索新研究方法關(guān)注古菌的生態(tài)功能。

試驗僅可初步判斷高寒濕地微生物區(qū)系對氮添加的響應(yīng), 濕地具有動態(tài)調(diào)節(jié)能力, 濕地微生物對當前氮添加水平的響應(yīng)還存在一定的局限性, 今后還應(yīng)更加注重長期連續(xù)的氮添加實驗對微生物的累積效應(yīng), 以獲取更為準確的高寒濕地土壤微生物對氮添加的響應(yīng)機制。

4 結(jié)論

(1)氮添加改變了土壤微生物的多樣性。細菌和古菌的多樣性指數(shù)顯著增加, 而真菌多樣性下降, 影響不顯著。

(2)在氮添加的條件下, 土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)有明顯變化。細菌和古菌門類水平優(yōu)勢菌群的相對豐度顯著下降, 而真菌優(yōu)勢菌門的相對豐度呈現(xiàn)出增加的趨勢。

(3)真菌群落對于氮添加的敏感度要小于細菌和古菌群落。

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Response of microbial flora to nitrogen addition in alpine wetlands

XU Runhong, TAN Mei, LIU Zehua, ZHU Jinfu*

College of Life Science, QingHai Normal University, Xining 810008, China

Soil microorganisms are the key drivers of soil nutrient cycle and have obvious induction to soil environmental change. Nitrogen is one of the limiting elements of terrestrial ecosystem, and its change may have a certain impact on the species diversity of the ecosystem. In order to understand the response of soil microbial composition to nitrogen addition in alpine wetland of Qinghai Lake Basin, eight levels of simulated nitrogen addition tests were conducted (0 g·m-2, 0.5 g·m-2, 1 g·m-2, 1.5 g·m-2, 2 g·m-2, 2.5 g·m-2, 5 g·m-2, 10 g·m-2). The results showed that nitrogen addition reduced the Chao1 index of bacterial fungi and archaea, and the Shannon index of bacteria and archaea increased significantly(<0.05). The Shannon index of fungi decreased significantly (<0.05). The nitrogen deposition changed the microbial community structure, and the relative abundance of Proteobacteria, Actinobacteria, Euryarchaeota and Crenarchaeota decreased, while that of Acidobacteria and Ascomycota increased. Fungal communities have a low response to nitrogen addition and may be more adaptive to the environment than bacterial and archaea communities. These results indicate that the effects of nitrogen addition on different soil microorganisms are different. Nitrogen deposition is a process of continuous accumulation, and long-term nitrogen deposition is bound to cause changes in soil microbial community and affect the stability of the ecosystem.

alpine wetland; nitrogen added; soil microorganisms; community structure

10.14108/j.cnki.1008-8873.2022.01.014

徐潤宏, 譚梅, 劉澤華,等. 高寒濕地土壤微生物區(qū)系組成對氮添加的響應(yīng)[J]. 生態(tài)科學(xué), 2022, 41(1): 120–128.

XU Runhong, TAN Mei, LIU Zehua, et al. Response of microbial flora to nitrogen addition in alpine wetlands[J]. Ecological Science, 2022, 41(1): 120–128.

S157.2

A

1008-8873(2022)01-120-09

2020-06-01

2020-06-18

青海省科技廳項目(2019-ZJ-7068)

徐潤宏(1995—), 女, 河北省石家莊人, 碩士研究生, 從事濕地土壤微生物研究, E-mail: 1192387826@qq.com

朱錦福, 男, 副教授, 主要從事生態(tài)學(xué)研究, E-mail: zjf@qhnu.edu.cn