云南尋甸石漠化土壤易氧化碳對(duì)叢枝菌根真菌共生的響應(yīng)

王邵軍，左倩倩，曹乾斌，王 平，楊 波，趙 爽，陳閩昆

(1.西南林業(yè)大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650224；2.南京林業(yè)大學(xué)，南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京 210037)

土壤有機(jī)碳來(lái)源于微生物分解形成的復(fù)雜有機(jī)物，能夠調(diào)控土壤性質(zhì)、生產(chǎn)力及全球碳平衡[1]。土壤易氧化碳(readily oxidizable carbon，ROC)作為活性較高的土壤有機(jī)碳(soil organic carbon，SOC)主要組分，具有易氧化和易分解的特點(diǎn)[2]，能夠?qū)χ脖慌c土壤環(huán)境的改變做出敏感響應(yīng)[3]。同時(shí)，ROC反映土壤碳庫(kù)容量的變化，可作為表征有機(jī)碳和土壤肥力變化的重要指示因子[4-5]。因此，ROC含量變化常作為評(píng)價(jià)退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)過(guò)程中碳庫(kù)變化與土壤質(zhì)量演變的重要指標(biāo)。石漠化是亞熱帶濕潤(rùn)地區(qū)一種特有土地荒漠化現(xiàn)象，其不僅造成基巖裸露與植被嚴(yán)重破壞，而且導(dǎo)致土壤肥力及土壤有機(jī)碳的嚴(yán)重流失[6]。叢枝菌根(arbuscular mycorrhizal, AM)真菌能與大多數(shù)植物根系形成具有特定結(jié)構(gòu)的有益共生體[7]。AM真菌不僅能夠通過(guò)影響微生物對(duì)有機(jī)碳的分解與轉(zhuǎn)化而直接促進(jìn)ROC形成，而且通過(guò)促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成、改善土壤結(jié)構(gòu)、提高土壤水分/養(yǎng)分可利用性等方式間接調(diào)控ROC的積累[8-9]，進(jìn)而調(diào)控石漠化土壤碳循環(huán)、土壤肥力形成及植被恢復(fù)[10-11]。

云南是我國(guó)西南地區(qū)石漠化土壤退化(喀斯特)最嚴(yán)重的省份之一。然而，目前關(guān)于石漠化生境中AM真菌與植物共生驅(qū)動(dòng)下ROC積累與碳庫(kù)、土壤肥力變化之間偶聯(lián)作用的研究十分缺乏，嚴(yán)重制約了人們對(duì)于石漠化植被與土壤恢復(fù)的生態(tài)學(xué)過(guò)程的理解。采集云南昆明尋甸石漠化土壤，以尼泊爾榿木(Alnusnepalensis)為寄主植物，接種摩西斗管囊霉(Funneliformismosseae, FM)、幼套近明球囊霉(Claroideoglomusetunicatum,CE)、根內(nèi)根孢囊霉(Rhizophagusintraradices,RI)菌種，并設(shè)置對(duì)照(無(wú)寄主植物及菌種接種)試驗(yàn)處理，揭示不同AM菌種處理下ROC、土壤碳庫(kù)及養(yǎng)分狀況的變化，剖析AM真菌接種條件下ROC變化與土壤碳庫(kù)組成、土壤性狀變化之間的相互關(guān)系，探明石漠化土壤ROC對(duì)碳庫(kù)及土壤養(yǎng)分狀況變化的響應(yīng)過(guò)程及機(jī)制，為石漠化退化土壤的微生物修復(fù)及石漠化治理提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試樹(shù)種與土壤采集于云南輕中度石漠化集中分布區(qū)的昆明市尋甸縣七星鎮(zhèn)(102°42′E，25°20′N(xiāo))。供試寄主植物為當(dāng)?shù)厥謴?fù)的主要鄉(xiāng)土樹(shù)種尼泊爾榿木(A.nepalensis)，具有生長(zhǎng)快、耐瘠薄、易形成菌根、固土增肥能力強(qiáng)的特性，是理想的荒山綠化樹(shù)種。苗木采用無(wú)菌土壤在尋甸石漠化研究實(shí)驗(yàn)基地溫室大棚進(jìn)行培育，且采取相似的栽培管理措施。該地土壤類(lèi)型為山地紅壤，于2017年5月采集研究區(qū)0～20 cm表層石漠化土壤，過(guò)篩去除土壤中的石礫、根段及土壤動(dòng)物，自然風(fēng)干后備用。采集樣地土壤基本理化性質(zhì)為：pH 7.22、有機(jī)質(zhì)含量11.26 g/kg、全氮含量 0.52 g/kg、全磷含量 0.13 g/kg、全鉀含量 1.15 g/kg、速效磷含量 1.46 mg/kg及速效鉀含量1.83 mg/kg。

供試AM真菌分別為摩西斗管囊霉(Funneliformismosseae,FM)、幼套近明球囊霉(Claroideoglomusetunicatum,CE)、根內(nèi)根孢囊霉(Rhizophagusintraradices,RI)，為研究區(qū)域常見(jiàn)內(nèi)生菌根真菌。3種真菌均購(gòu)自北京市農(nóng)林科學(xué)院的植物營(yíng)養(yǎng)與資源研究所 BGC菌種庫(kù)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究設(shè)置4種處理進(jìn)行室內(nèi)盆栽試驗(yàn)，選擇尼泊爾榿木為寄主植物，分別接種摩西斗管囊霉(FM)、幼套近明球囊霉(CE)及根內(nèi)根孢囊霉(RI)3種菌種，并設(shè)置無(wú)寄主植物及無(wú)AM接種作為對(duì)照(CK)。每個(gè)處理重復(fù)3次，共12桶(塑料桶上下底直徑分別為20、18 cm，高為15 cm)。將基質(zhì)土壤連續(xù)高壓滅菌(0.14 MPa，124～126 ℃)1 h，塑料桶滅菌30 min；接種前每桶裝入滅菌土3 kg，施加菌劑60 g(保證每種菌劑孢子數(shù)約144個(gè)/g，每桶約8 640個(gè)孢子)，對(duì)照則不放入接種菌劑。

先將滅菌土壤裝至塑料桶高度的2/3處，隨后每桶選取2株長(zhǎng)勢(shì)一致的1年生尼泊爾榿木苗，每株苗地上部分高25.5 cm、基徑2.74 mm，無(wú)病蟲(chóng)、無(wú)孢子與菌絲，每株細(xì)根約65條、根長(zhǎng)約7 cm，采用0.5%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))KMnO4溶液浸泡30 min，用無(wú)菌水沖洗3～6次，將其根系均勻蘸滿擬接種菌劑，并將此苗與剩余菌劑移入已滅菌塑料桶中，將樹(shù)苗固定后加入剩余滅菌土。從2017年5月12日開(kāi)始定期定量為榿木樹(shù)苗種植土壤供水(滅菌水，200 mL/桶)。試驗(yàn)選擇主要生長(zhǎng)季節(jié)8月與10月兩次收獲，即8月11日收獲一半植株，另一半植株于10月12日后收獲。共計(jì)12桶24株幼苗，每個(gè)塑料桶完全隨機(jī)擺放。培養(yǎng)期間，每天補(bǔ)充光照，控制光照時(shí)間(14 h/d)，控制溫度在25～28 ℃。

1.3 取樣與指標(biāo)測(cè)定

8月與10月分別采集榿木幼苗及根際土壤后，根系用去離子水洗凈，剪成約1 cm的根段，混勻后隨機(jī)取1～2 g，采用曲利苯藍(lán)(Trypan Blue)浸色-放大交叉法來(lái)計(jì)算AM真菌侵染率(RC，%)[12]，采集4 g根際土(每桶3重復(fù))溶解于六偏磷酸鈉溶液，真空泵微孔濾膜抽濾后，網(wǎng)格交叉法估算菌絲長(zhǎng)度并換算菌絲侵染密度(HLD，m/g)[13]。采集各土層土壤樣品，用自封袋保存并做好標(biāo)簽，進(jìn)行土壤性質(zhì)測(cè)定。土壤pH采用電位法(土水質(zhì)量比為1∶2.5)測(cè)定，總有機(jī)碳(TOC)含量采用油浴加熱-重鉻酸鉀氧化法測(cè)定，易氧化碳(ROC)含量采用高錳酸鉀氧化法測(cè)定，全氮(TN)采用全自動(dòng)流動(dòng)分析儀測(cè)定，土壤中植物可利用性氮(PAN)含量采用Subbiah等[14]所述方法測(cè)定，微生物生物量碳(MBC)含量采用氯仿水浴法測(cè)定[15]，全磷(TP)含量采用酸溶-分光光度法測(cè)定，土壤中植物可利用性磷(PAP)含量采用Olsen等[16]所述，顯微攝像法測(cè)量。

1.4 數(shù)據(jù)分析

不同AM真菌對(duì)苗高、基徑、侵染率、菌絲密度與土壤養(yǎng)分的提升效率(E，%)計(jì)算：

E=(菌種處理指標(biāo)-對(duì)照處理指標(biāo))/對(duì)照處理指標(biāo)×100%。

(1)

ROC 與MBC組分的含量占比表示其在TOC中所占的百分比，按下列公式計(jì)算：

wROC=cROC/cTOC×100%,wMBC=cMBC/cTOC×100%。

(2)

式中：wROC和wMBC分別表示ROC與MBC組分的含量占比，%；cROC、cTOC與cMBC分別表示ROC、MBC與TOC的含量，g/kg。

數(shù)據(jù)結(jié)果表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差。采用SPSS 22.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，運(yùn)用Duncan進(jìn)行多重比較。數(shù)據(jù)分析前正態(tài)性及方差齊性檢驗(yàn)。采用單因素方差分析(One-way ANOVA)檢驗(yàn)不同處理數(shù)據(jù)之間的差異，雙因素方差分析(Two-way ANOVA)比較不同處理和不同月份對(duì)ROC與MBC相對(duì)含量的影響(顯著性水平設(shè)置為0.05)。采用Mantel通徑分析檢驗(yàn)AM真菌、植物與土壤參數(shù)之間的關(guān)系，并創(chuàng)建路徑框架圖以表征ROC、AM真菌處理、植物地上-地下生長(zhǎng)以及土壤肥力之間的耦合關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 AM真菌共生對(duì)榿木根系侵染及幼苗生長(zhǎng)的影響

研究表明，接種摩西斗管囊霉(FM)、幼套近明球囊霉(CE)、根內(nèi)根孢囊霉(RI)3種AM菌種處理，相較對(duì)照(CK)均顯著提高榿木幼苗的高生長(zhǎng)(df=3，F(xiàn)=96.4，P<0.01)，但僅接種RI菌種顯著影響基徑生長(zhǎng)(表1)。接種RI真菌對(duì)榿木幼苗高及基徑生長(zhǎng)具有較強(qiáng)的促進(jìn)作用，促生效率分別為60.4%與46.2%，并顯著高于FM(22.4%，17.9%)和CE(27.1%，25.0%)處理(P<0.05)。3種菌種處理相較于對(duì)照顯著提高了根系侵染率(df=3，F(xiàn)=153.8，P<0.001)與菌絲侵染密度(df=3，F(xiàn)=25.9，P<0.05)，其中RI菌種對(duì)榿木根系侵染率(155.4%)與菌絲侵染密度(100%)的提升效率大于FM(62.4%，15.8%)菌種處理。但CE與FM菌種處理對(duì)菌絲侵染密度的影響未達(dá)到顯著水平。

表1 不同AM菌種接種處理下榿木幼苗生長(zhǎng)及侵染率

2.2 AM真菌共生對(duì)石漠化土壤ROC及碳庫(kù)組成的影響

分析發(fā)現(xiàn)，AM菌種接種處理及月份均對(duì)土壤ROC含量顯著影響(P<0.05，表2，圖1)。

表2 不同處理和月份對(duì)ROC、wROC與wMBC 影響的雙因素方差分析

不同接種處理土壤ROC含量大小順序?yàn)镽I(9.5 g/kg)> CE(7.7 g/kg)>FM(6.9 g/kg)> CK(4.3 g/kg)。AM接種處理下不同月份ROC含量表現(xiàn)為10月(8.5 g/kg)> 8月(7.5 g/kg)。不同AM接種處理對(duì)8月與10月ROC的提升率大小順序?yàn)镽I(115.0%，128.3%)> CE(73.5%，83.0%)> FM(59.2%，61.0%)。

AM菌種接種處理及月份均對(duì)土壤ROC與MBC的相對(duì)含量(wROC與wMBC)存在顯著影響(P<0.05。表2，圖1)。不同處理下wROC與wMBC大小順序?yàn)镽I(52.2%，6.15%)> CE(45.25%，4.85%)>FM(38.9%，4.25%)>CK(25.6%，3.15%)。AM接種處理下wROC與wMBC月動(dòng)態(tài)表現(xiàn)為：10月(48.43%，5.63%)> 8月(42.47，4.53%)。相較于CK，不同AM接種對(duì)8月與10月wROC提升率的大小順序?yàn)镽I(90.6%，117.1%)> CE(67.5%，86.0%)>FM(41.6%，62.3%)，8月與10月不同AM接種對(duì)wMBC提升率的大小順序?yàn)镽I(83.3%，106.1%)> CE(43.3%，63.6%)>FM(26.7%，42.4%)。

2.3 AM真菌共生對(duì)土壤養(yǎng)分狀況的影響

分析發(fā)現(xiàn)，AM菌種接種處理顯著提高土壤微生物生物量碳(MBC)、總有機(jī)碳(TOC)、植物可利用氮(PAN)與可利用磷(PAP)含量，其提升率大小的平均變幅為66%～161%，并顯著降低了土壤pH(表3)。不同接菌處理對(duì)土壤肥力的影響存在顯著差異。相較于CK，3種菌種對(duì)土壤養(yǎng)分提升效率大小順序?yàn)椋篟I > CE > FM。其中，RI 菌種對(duì)PAN、MBC、TOC及PAP的平均提升效率分別為161%、127%、110%及97%(表3)。

表3 不同處理下石漠化土壤養(yǎng)分含量的變化

2.4 ROC與榿木生長(zhǎng)、土壤碳庫(kù)組成及土壤養(yǎng)分狀況變化的關(guān)系

Mantel通徑分析表明，AM菌種接種改變榿木地上(苗高與基徑)與地下菌絲生長(zhǎng)、土壤碳庫(kù)組成及養(yǎng)分狀況，從而顯著影響ROC的變化(圖3)。榿木苗高與基徑生長(zhǎng)(H與BD)對(duì)ROC變化貢獻(xiàn)率分別為46.1%和37.8%，地下AM真菌菌絲生長(zhǎng)(RC與HLD)對(duì)ROC變化貢獻(xiàn)率分別為96.4%和64.8%；土壤碳庫(kù)變化(MBC與TOC)對(duì)ROC變化的貢獻(xiàn)率分別為84.7%和77.5%；TN與PAN的貢獻(xiàn)率分別為40.6%與94.3%；TP與PAP對(duì)ROC變化的貢獻(xiàn)率分別為58.8%與72.2%；pH的貢獻(xiàn)率為41.8%。

數(shù)據(jù)為通徑系數(shù)(P值)Data are coefficients with P values in parentheses.H.苗高 height;BD.基徑base diameter;RC.侵染率 root colonization;HLD.菌絲侵染密度 hyphal length density。

3 討 論

3.1 AM真菌共生對(duì)石漠化土壤易氧化碳的影響

AM真菌與根系形成菌絲、菌絲橋及孢子體等真菌結(jié)構(gòu)，能夠直接或間接地促進(jìn)植物生長(zhǎng)、地上-地下凋落物碳向土壤輸入，進(jìn)而驅(qū)動(dòng)土壤易氧化碳的形成[17]。同時(shí)，AM真菌共生能夠刺激植物光合的生理生化過(guò)程，并增加光合碳向土壤輸入的質(zhì)與量，從而促進(jìn)土壤易氧化碳的積累[18-19]。

本研究中，石漠化土壤接種摩西斗管囊霉、幼套近明球囊霉及根內(nèi)根孢囊霉3種AM菌種，顯著提高了根系侵染率及菌絲侵染密度，并顯著促進(jìn)榿木生長(zhǎng)以及土壤易氧化碳的積累。因此，石漠化生境中引入AM共生真菌促進(jìn)了寄主根系的菌絲侵染，可能是通過(guò)提高植物水分與養(yǎng)分吸收效率而刺激生長(zhǎng)與凋落物的歸還，進(jìn)而促進(jìn)易氧化碳在土壤中的沉積。不同AM菌種形成菌絲橋的能力存在差異，根內(nèi)根孢囊霉與植物共生具有最大的侵染能力與促生效應(yīng)，拓展根系水分與養(yǎng)分吸收路徑及空間的能力較強(qiáng)，能夠顯著加速AM菌絲橋?qū)蓟衔锏膫鬟f、轉(zhuǎn)移與積累，并強(qiáng)化植物生長(zhǎng)與土壤易氧化碳積累之間的相互反饋[5]。

王邵軍等[7]研究表明，AM真菌與植物共生不僅通過(guò)菌絲橋傳遞養(yǎng)分物質(zhì)而直接參與土壤易氧化碳的形成，而且能夠通過(guò)菌絲促進(jìn)微生物活動(dòng)及土壤團(tuán)聚體的形成，進(jìn)而增加有機(jī)碳的積累。石漠化生境中土壤團(tuán)聚體數(shù)量偏少，往往會(huì)引起土壤易氧化碳保護(hù)功能的降低，導(dǎo)致土壤有機(jī)碳的降解加快，土壤碳損失風(fēng)險(xiǎn)較大[20-21]。接種AM真菌，不僅改善土壤結(jié)構(gòu)并促進(jìn)土壤有機(jī)碳的保護(hù)，而且刺激微生物生長(zhǎng)及碳運(yùn)輸，促進(jìn)土壤易氧化碳的形成與積累[22]。

3.2 土壤易氧化碳含量對(duì)碳庫(kù)組成變化的指示

土壤易氧化碳對(duì)外界環(huán)境變化反應(yīng)敏感，能夠在總有機(jī)碳庫(kù)改變之前對(duì)土壤碳含量微小變化做出響應(yīng)，可表征土壤碳庫(kù)的變化[23]。AM真菌通過(guò)促進(jìn)易氧化碳的積累，從而調(diào)控土壤有機(jī)碳庫(kù)的大小、組成與轉(zhuǎn)變過(guò)程。本研究中AM真菌接種顯著增加石漠化土壤易氧化碳、微生物生物量碳及總有機(jī)碳含量，其中易氧化碳在總有機(jī)碳中的占比最大，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于微生物碳所占比例。因此，AM真菌接種下易氧化碳的變化對(duì)土壤碳庫(kù)構(gòu)成及各組分含量具有重要的指示作用。

土壤易氧化碳作為反映土壤碳庫(kù)及土壤肥力變化的主要活性組分之一，對(duì)于植被與土壤恢復(fù)具有重要指示意義。AM真菌作為土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要生物組分，能直接將植物光合產(chǎn)生的碳輸送到土壤并首先形成易氧化碳等活性組分進(jìn)行保存，增加土壤碳的固定[24]。同時(shí)，將一部分碳分配到菌根真菌，用于構(gòu)建延伸到土壤的菌絲體[25]。菌絲體凋亡后，其組織中的碳又可被土壤微生物迅速分解與轉(zhuǎn)化，形成土壤易氧化碳及其他碳組分[26]。研究表明，菌根參與形成的易氧化碳在土壤中保留時(shí)間較長(zhǎng)，對(duì)土壤碳固存貢獻(xiàn)較大[27]。AM菌根真菌固存的有機(jī)碳數(shù)量上占植物凈碳固存的9%～11%，并可通過(guò)土壤易氧化碳等活性碳形成參與碳循環(huán)，促進(jìn)植物與土壤的恢復(fù)[28]。因此，AM菌根技術(shù)運(yùn)用對(duì)于石漠化土壤的碳固存具有較大的應(yīng)用潛力。

3.3 土壤易氧化碳對(duì)土壤養(yǎng)分含量變化的指示

土壤易氧化碳作為土壤碳庫(kù)中易氧化且易分解的活性組分，能夠敏感反映土壤養(yǎng)分狀況的變化，常作為表征土壤肥力的重要指標(biāo)[29]。AM真菌與植物共生引起土壤微生物生物量碳、總有機(jī)碳、全氮與全磷、植物可利用的氮與磷、pH等一系列土壤肥力指標(biāo)的顯著改變，從而顯著影響土壤易氧化碳積累。因此，土壤易氧化碳能敏感反映AM真菌共生所驅(qū)動(dòng)的土壤性質(zhì)變化。

AM真菌共生增加微生物生物量從而促進(jìn)石漠化土壤易氧化碳的積累。這主要是由于土壤微生物活動(dòng)能夠被AM真菌所激發(fā)，直接或間接地促進(jìn)土壤易氧化碳的形成。微生物作為土壤中最活躍的生物組分，能夠通過(guò)影響地上與地下凋落物的分解，將植物凋落的新碳轉(zhuǎn)化為土壤活性碳組分[30]。AM真菌共生增加土壤中的有機(jī)質(zhì)含量、微生物生物量碳以及碳礦化量，有利于土壤團(tuán)聚休的形成及土壤結(jié)構(gòu)的改良，從而促進(jìn)易氧化碳在土壤顆粒中的沉積與保護(hù)。AM真菌共生促進(jìn)土壤易氧化碳固定的另一個(gè)重要作用機(jī)制，就是通過(guò)菌絲體或菌絲橋的形成，并分泌球蛋白復(fù)合物至土壤之中，促進(jìn)土壤大團(tuán)聚體的形成而增加易氧化碳的積累[7]。土壤結(jié)構(gòu)的改變反過(guò)來(lái)會(huì)影響植物生長(zhǎng)、增加植被碳向土壤中的輸入，進(jìn)而對(duì)土壤易氧化碳積累具有反饋調(diào)控作用[25]。

氮和磷是石漠化土壤肥力及生產(chǎn)力的主要限制因子[30]。AM真菌共生能夠增加全氮及植物可利用性氮含量，進(jìn)而對(duì)土壤易氧化碳積累產(chǎn)生顯著影響。土壤氮可利用性的提高會(huì)顯著影響微生物生長(zhǎng)、活性以及對(duì)有機(jī)質(zhì)的分解，增加有機(jī)碳向土壤中輸入，從而促進(jìn)土壤易氧化碳的形成[31]。本研究中AM菌根共生顯著提高全磷及植物可利用性磷的含量，可能由于AM真菌發(fā)達(dá)菌絲分泌大量的有機(jī)酸和磷酸酶等物質(zhì)，增加植物對(duì)磷的吸收與利用[32]。磷的輸入能夠改變微生物數(shù)量、活性及組成[33]，從而影響易氧化碳的積累。

AM真菌的共生能夠引起pH的改變而對(duì)土壤易氧化碳產(chǎn)生顯著影響。土壤pH通過(guò)影響微生物的組成與活性，進(jìn)而影響土壤易氧化碳的形成[34]。關(guān)于pH對(duì)土壤易氧化碳的影響，存在一定的不確定性，王棣等[35]發(fā)現(xiàn)土壤易氧化碳含量與pH相關(guān)性不顯著，而王國(guó)兵等[36]的研究表明土壤易氧化碳含量與pH存在顯著負(fù)相關(guān)。這與本研究表明的土壤pH變化與易氧化碳呈極顯著負(fù)相關(guān)結(jié)果相類(lèi)似。因此，AM真菌共生驅(qū)動(dòng)石漠化土壤易氧化碳的變化能夠反映土壤酸堿性的變化。

石漠化生境植被覆蓋率低、植物碳庫(kù)較小，如何提高土壤碳尤其是易氧化碳的固存能力，進(jìn)而改善石漠化土壤的肥力狀況，對(duì)于石漠化植被與土壤的恢復(fù)具有至關(guān)重要的意義?！癆M真菌-植物-土壤”的耦合能夠顯著驅(qū)動(dòng)土壤碳庫(kù)積累及土壤養(yǎng)分狀況改善，并顯著影響易氧化碳的積累。因此，AM菌根技術(shù)在石漠化地區(qū)廣泛應(yīng)用，有助于提升西南石漠化生態(tài)治理的效率。