長期增溫和圍欄封育對高寒草原土壤微生物殘體碳積累的影響不顯著

種碧瑩， 金顯玲， 徐海燕， 吳曉東， 周文婷， 梁冰妍， 甘子鵬，張 婷， 康國慧， 殊秋麗， 陳 卓， 劉桂民

（1. 蘭州交通大學 環(huán)境與市政工程學院，甘肅 蘭州 730070； 2. 中國科學院 西北生態(tài)環(huán)境資源研究院 冰凍圈科學國家重點實驗室 藏北高原冰凍圈特殊環(huán)境與災害國家野外科學觀測研究站，甘肅 蘭州 730000； 3. 青海省海北牧業(yè)氣象試驗站，青海 西海鎮(zhèn) 810299）

0 引言

高寒草地是在高海拔地區(qū)長期受寒冷、干旱氣候的影響形成的生態(tài)系統(tǒng)［1］，其覆蓋著青藏高原地表60%以上的面積。青藏高原高寒生態(tài)系統(tǒng)0～75 cm的土壤儲存了大約33 Pg 的有機碳（OC）［2］。高寒草地易受氣候變暖影響，氣候變暖改變了草地的生物量、種群結構以及土壤碳氮含量等［3］，其土壤中儲存著的有機碳如果被分解，形成溫室氣體釋放進入大氣，可能會導致氣候變暖的正反饋［4-6］。同時，過去幾十年來，人類活動也顯著影響草地生態(tài)系統(tǒng)的結構和功能。由于盲目開荒、過度放牧、濫挖草皮及藥材等活動的破壞，我國草地面積急劇減少，草地土壤退化嚴重［7］。為了保護草地生態(tài)系統(tǒng)，圍欄封育得到了廣泛的應用。圍欄主要通過阻止家畜進入草場，減輕對草地的采食和踐踏，從而改善退化草地植物群落結構，增加物種多樣性，提高草地生產能力，使土壤結構得到改善，養(yǎng)分含量增加，土壤微生物量和酶活性增加，逐漸實現(xiàn)草地的恢復［8］。

土壤有機碳來源于動植物殘體、根際分泌物和微生物殘體［9-10］。在土壤有機碳的形成與轉化過程中，微生物通過其體內周轉與體外修飾來完成［11］。當易分解的有機物輸入時，微生物開始攝取養(yǎng)分來完成物質合成和生命活動，隨著微生物的快速周轉，微生物合成的有機組分不斷以微生物殘體的形式在土壤中累積［12］。微生物細胞壁的主要成分是氨基糖，其在微生物死亡后仍可在環(huán)境中長時間保存，因此土壤中的氨基糖主要來自于長期積累的微生物殘體［13］。植物本身不能合成氨基糖，因此氨基糖可以指示微生物殘體在土壤中的累積，而氨基糖通常占土壤有機碳總量的2%～5%［13］。土壤中MurA（胞壁酸）只來源于細菌，而GluN（氨基葡萄糖）主要來自于真菌，因此常用GluN/MurA 評價真菌細菌殘體在土壤有機質轉化過程中的相對貢獻［14］。四種氨基糖在土壤中的周轉時間有所差異，MurA 由于分子結構含有羧基，其的周轉時間遠小于其他幾類氨基糖，加之GalN（氨基半乳糖）與外生菌根的結合，在土壤中更穩(wěn)定。因而可以利用GluN/MurA 指示土壤中微生物碳的短期周轉，利用GluN/GalN 指示土壤中微生物碳的長期周轉［15］。

在全球變暖的背景下，土壤有機碳的轉化和固存受到了廣泛關注。有學者調查了蒙古草原表層土壤中木質素和氨基糖的分布情況，并與世界其他草原土壤的公開數(shù)據(jù)進行比較，結合模型模擬，發(fā)現(xiàn)微生物輸入在土壤碳固存方面發(fā)揮比較大的作用，也更穩(wěn)定［16-17］。Liang 等［18］的工作表明微生物殘體對有機碳的貢獻可占有機碳的50%以上。在不同的生態(tài)系統(tǒng)類型中，微生物殘體對有機碳的貢獻不同，這是因為不同生態(tài)系統(tǒng)凋落物和根際分泌物的化學結構和分解速率不同。在亞熱帶地區(qū)，微生物殘體的濃度及其對有機碳的貢獻受海拔和季節(jié)的影響，隨著氣候變暖，有機碳中積累的微生物殘體，尤其是真菌殘體將會減少［19］。在人工林生態(tài)系統(tǒng)中，單獨施肥對微生物殘體沒有產生影響，但是氮磷配施顯著刺激了真菌殘體對有機質的貢獻［20］。與全球草原相比，青藏高原草地生態(tài)系統(tǒng)中微生物殘體碳含量較低，且取決于土層深度，表層主要與植物碳輸入和礦物保護有關，在底層主要與黏土顆粒、鐵鋁氧化物和可交換鈣的物理保護有關［21］。源數(shù)據(jù)分析結果表明，在全球草原和森林生態(tài)系統(tǒng)中，氣候（干旱指數(shù)）和土壤環(huán)境（土壤碳氮）可能控制微生物殘體的積累［22］。在青藏高原高寒草地10年的氮磷添加試驗中，磷添加抑制了土壤微生物的死亡，但促進了植物木質素酚類物質的積累［23］。在短期和長期營養(yǎng)物質添加對西藏高寒草地微生物碳利用效率和碳積累效率的影響研究中，短期氮添加抑制了表土中氧化酶的活性，而長期營養(yǎng)添加顯著改變了水解酶的活性。短期和長期的氮磷添加對微生物碳指標沒有顯著影響，微生物碳積累效率僅隨著連續(xù)10 年的氮添加而增加［24］。在通過圍欄封育對草地的恢復過程中，大量的地上和地下植物生物量刺激了微生物生長和殘體積累［25-27］，從而導致微生物殘體在有機碳積累中占很大比例［28］。在溫帶草原通過圍欄封育進行草地恢復試驗中，隨著恢復年限的增加，草地生態(tài)系統(tǒng)微生物殘體來源碳貢獻率較大，細菌對土壤有機碳的貢獻率增加，而真菌對土壤有機碳的貢獻率降低［29］。增溫通過提高土壤溫度及降低土壤含水量，從而直接或間接影響微生物群落組成、活性以及土壤酶活性，進而改變土壤微生物殘體碳數(shù)量及組成［30-31］。例如，有研究認為增溫可導致土壤微生物生物量降低，真菌和細菌優(yōu)勢種豐度下降［32］，同時降低土壤酶活性。但是，不同的研究區(qū)或者不同的取樣時間，微生物對增溫的響應都不相同［33-34］。雖然針對微生物殘體的研究取得了較多結果，但是針對長期圍封和增溫交互作用對高寒草原微生物殘體碳積累的影響還不清楚。

為研究長期增溫和圍欄封育對高寒草原微生物殘體碳積累的影響，本研究在2006年設置開頂箱式被動增溫和圍欄封育的高寒草原區(qū)試驗場地進行取樣。本研究的具體目標是：①量化增溫和圍欄封育對微生物殘體積累的影響，②分析真菌和細菌對微生物殘體碳的相對貢獻，③明確高寒草原區(qū)增溫和圍欄封育下環(huán)境因子與微生物殘體碳的關系。研究結果可揭示變暖和圍封條件下微生物殘體碳的變化特征，從而有助于認識氣候變化和圍封對高寒草地生態(tài)系統(tǒng)細菌和真菌來源的碳組分，確定細菌和真菌殘體來源碳的固存比例。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究樣地位于青海省海北州海晏縣，此樣地為中國氣象局海北牧業(yè)氣象實驗站的實驗地（100°51′33″ E，36°57′33″ N）（圖1）。實驗地海拔3 140 m，在整個青藏高原上屬于海拔相對較低的區(qū)域。從1980—2014年，年平均氣溫和年降水量分別為1.2 ℃和489 mm。80%的降水發(fā)生在生長季（5月至9月）［35］。依據(jù)中國土壤劃分的標準，本研究樣地的土壤類型為砂質土。本研究樣地草地植被為典型的草甸化草原植物，主要由矮嵩草（Kobresia humilis）、針茅（Stipa capillata）、垂穗披堿草（Elymus nutans）、麻花艽（Gentiana straminea）和羊茅（Festuca ovina）組成［36］。本研究場地形平坦，草類分布均勻。

圖1 實驗地位置及樣地設計：對照樣地（圍封外）（a），圍封樣地（b）和增溫裝置（c）（青藏高原數(shù)字高程模型來自文獻［37］）Fig. 1 Location of test site and the plot design： control plot （outside the enclosure） （a）， enclosure plot （b） and warming device （c） （Digital elevation model of the Qinghai-Tibet Plateau is from Reference ［37］）

1.2 樣地選擇與樣品采集

高寒草地模擬增溫和圍欄封育試驗在2006年4月開始進行。本研究模擬增溫采用開頂箱式被動增溫（OTC），采用的是圓臺型開頂箱，底部直徑1.6 m，頂部直徑1.2 m，高為0.4 m，圓臺和地面夾角大約為60°。實驗樣地由兩部分組成，一部分是圍欄外（自由放牧），一部分是由20 m×40 m 圍欄圍成的一個矩形樣地（圖1）。在圍欄外隨機選取2 個10 m×10 m 的樣方（一個靠近圍欄，一個遠離圍欄），作為對照樣地。在圍欄內自東向西隨機分布增溫罩，由于海拔、增溫罩放置時間相同，為排除圍欄對增溫樣地重復間干擾，在圍欄樣地內選取6個增溫樣點，作為增溫+圍封樣地。同時在圍欄內未增溫地選取3 個10 m×10 m 的樣方，作為圍封樣地。兩部分樣地設計是為了驗證增溫和圍欄封育對微生物殘體累積的影響。

樣品于2021 年8 月采集，在每個樣方內用五點取樣法采樣，先去除表面可見的植物凋落物及腐殖質層，用土鉆鉆取0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm 土壤，分別混勻，分裝兩份。一份立即風干用于測定土壤理化性質，一份冷凍干燥用于氨基糖的測定。以上所有土樣均除去肉眼可見石子及根系，并過孔徑為2 mm的土壤篩。

1.3 理化性質測定方法

土壤性質測定方法參照文獻［38］，土壤含水率采用105 ℃烘干恒重法測定；土壤電導率采用電導率儀測定；土壤pH 采用電位法（水土比為5∶1）測定；土壤粒徑采用激光衍射粒度分析儀（Mastersizer 3000，英國）測定，并采用美國制分類標準進行分級，即黏粒（<0.002 mm）、粉粒（≥0.002～0.05 mm）及砂粒（≥0.05～2 mm）；總氮（TN）采用Kjeltec 8400全自動凱氏定氮儀測定；土壤有機碳（SOC）采用Elementar vario TOC 分析儀高溫燃燒法測定；碳氮比（C/N）由土壤有機碳（SOC）和總氮（TN）的比值得到。

1.4 氨基糖測定方法

土壤中的氨基糖利用酸水解的方法提取得到［39］。稱取冷凍干燥后的土壤樣品0.5 g 于10 mL水解瓶中，加入10 mL 6 M 的HCl 溶液，加蓋密封，將水解瓶放置于培養(yǎng)箱中，在105 ℃條件下水解8 h。冷卻至室溫后，加入100 μL 1 mg·mL-1的內標肌醇溶液，振蕩搖勻后過濾。置于旋轉蒸發(fā)儀將燒瓶內溶液蒸干，殘余物用20 mL 去離子水中溶解轉移至準備好的聚四氟乙烯小瓶中，并用0.4 M KOH 溶液將pH 調至中性（pH 為6.6～6.8），然后以5 000 rpm·min-1離心10 min 去除沉淀。上清液轉移至新的旋蒸燒瓶中旋轉至干燥，用無水甲醇3 mL 溶解，并通過離心與鹽分分離。將上清液轉移到5 mL 衍生瓶中，在45 ℃條件下用N2吹干，再次加入1 mL去離子水，加入100 μg 的N-甲基氨基葡萄糖（定量內標），混合均勻并冷凍干燥（8 h 以上）。向干燥后的樣品中加入300 μL 衍生試劑，加蓋密封，震蕩搖勻，在75～80 ℃溫度下電磁爐加熱30～40 min，其間振蕩3～4 次使反應均勻。冷卻至室溫后，加入1 mL 乙酸酐，密封，再次加熱25 min。冷卻后，加入1.5 mL的二氯甲烷（目的萃取氨基糖衍生物），蓋緊震蕩使溶液混合均勻。去除過量衍生劑，剩余的有機相在45 ℃下用N2吹干后，加入400 μL 的乙酸乙酯-正己烷混合溶劑（V∶V=1∶1）溶解后轉移至進樣瓶中，通過氣相色譜質譜聯(lián)用儀進行測定。

樣品中氨基糖的定量以肌醇為內標化合物進行計算，計算公式［40］為

式中：mi為添加的肌醇質量；Ax和Ai分別為樣品測定中氨基糖和肌醇的峰面積；Rf為每種氨基糖的相對矯正因子，利用標準樣品中氨基糖和肌醇的校正因子計算。

式中：std為該批樣品的標準品。

土壤樣品中氨基糖總量為

式中：GluN 為氨基葡萄糖；GalN 為氨基半乳糖；ManN為甘露糖胺；MurA為胞壁酸。

真菌和細菌來源的氨基糖碳的含量利用以下公式［41-42］計算。

式中：真菌殘體碳和細菌殘體碳單位均為μgC·g-1土；常數(shù)179.17 和253.23 分別為GluN 和MurA 的相對分子質量；9 為GluN 轉化為真菌來源的氨基糖碳的轉化系數(shù)；45為MurA轉化為細菌來源的氨基糖碳的轉化系數(shù)［13］；GluN和MurA的單位均為μg·g-1土。

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 2019 進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計，并用SPSS 26 進行數(shù)據(jù)處理，相關性分析采用皮爾森（Pearson）雙尾檢驗法，利用Origin Pro 2022作圖，采樣圖用ArcGIS 10.6繪制。

2 結果與分析

2.1 土壤理化性質

增溫和圍欄封育對土壤理化性質的影響如表1所示。圍封、增溫+圍封處理土壤pH 和電導率隨土層深度顯著變化（P<0.05），對照處理土壤pH 和電導率隨土層深度變化不顯著（P≥0.05）。土壤含水率隨土層深度增加顯著下降（P<0.05）。同一土層不同處理間土壤含水率變化是增溫+圍封處理最高，圍封處理次之，對照最低。

表1 增溫和圍欄封育下土壤理化性質和碳氮含量Table 1 Soil physicochemical properties and carbon and nitrogen content under warming and fencing treatments

增溫和圍欄封育下草原區(qū)土壤碳氮含量變化趨勢一致，土壤有機碳和全氮均隨土層深度增加顯著降低（P<0.05），增溫+圍封處理土壤碳氮比隨土層深度增加無顯著變化（P≥0.05）。

與對照相比，增溫+圍封和圍封處理土壤顆粒分布無顯著差異。三種處理下土壤以粉粒和砂粒為主，其中粉粒占比最高49.40%～55.74%，砂粒占到37.84%～45.27%，黏粒僅占到5.33%～7.65%。

2.2 增溫和圍欄封育下土壤氨基糖含量及其對土壤有機碳的貢獻

增溫和圍欄封育下土壤氨基糖含量和氨基糖對土壤有機碳的貢獻如圖2 所示，增溫+圍封和圍封處理與對照區(qū)土壤氨基糖均隨土層深度增加顯著降低（P<0.05），同一土層增溫+圍封、圍封處理與對照相比，氨基糖含量差異不顯著（P≥0.05）。TAS/SOC 對照處理氨基糖含量隨土層深度變化顯著變化（P<0.05），圍封、增溫+圍封處理TAS/SOC隨土層深度無顯著變化（P≥0.05）。同一土層增溫+圍封、圍封處理與對照相比TAS/SOC 差異不顯著（P≥0.05）。

圖2 增溫和圍欄封育下的氨基糖含量及氨基糖與土壤有機碳比值Fig. 2 Total amino sugar （TAS） content （a） and ratio of TAS to soil organic carbon （SOC） （b） under warming and fencing treatments

2.3 增溫和圍欄封育下不同來源微生物碳特征

增溫和圍欄封育下不同來源的微生物碳如圖3所示，圍封、增溫+圍封處理相比對照細菌、真菌殘體碳無顯著差異（P≥0.05）。同一處理不同土層深度間，細菌殘體碳只有增溫+圍封處理下沿土層深度下降顯著降低（P<0.05），圍封處理細菌殘體碳沿土層深度無顯著變化（P≥0.05）。真菌殘體碳在圍封、增溫+圍封處理均沿土層深度下降而顯著降低（P<0.05），對照土壤真菌殘體碳沿土層深度無顯著變化（P≥0.05）。

圖3 增溫和圍欄封育下不同來源的微生物殘體碳Fig. 3 Bacterial necromass carbon （a） and fungal necromass carbon （b） under warming and fencing treatments

2.4 增溫和圍欄封育下氨基糖參數(shù)特征

增溫和圍欄封育下氨基糖參數(shù)特征如圖4 所示，GluN/GalN 指示土壤中微生物碳的長期周轉，長期增溫和圍封條件下土壤中微生物碳隨著土層深度增加土壤中微生物碳長期周轉不斷降低，與對照相比，增溫+圍封處理微生物碳顯著降低（P<0.05），圍封微生物碳無顯著差異（P≥0.05）。GluN/MurA指示土壤中微生物碳的短期周轉，長期增溫和圍封條件下三個處理隨著土層深度增加土壤中微生物碳短期周轉不斷降低，同一土層增溫+圍封、圍封處理與對照相比短期周轉不顯著（P≥0.05）。

2.5 增溫和圍欄封育下氨基糖及其參數(shù)與環(huán)境因子的相關性分析

增溫和圍欄封育下氨基糖及其參數(shù)與環(huán)境因子的相關性分析如表2 所示，TAS、真菌殘體碳、細菌殘體碳與電導率、土壤含水率、SOC、TN顯著正相關（P<0.05）。TAS、GluN/MurA、GluN/GalN、真菌殘體碳、細菌殘體碳與顆粒組成無顯著相關性（數(shù)據(jù)未進行展示）（P≥0.05）。

表2 氨基糖及其參數(shù)與環(huán)境因子的相關系數(shù)Table 2 Correlation coefficients of amino sugar and its parameters with environmental factors

3 討論

3.1 增溫和圍欄封育對土壤基本性質的影響

由于會受到降水、蒸發(fā)以及鹽分橫向和縱向遷移的影響，土壤含水率、pH 和電導率是土壤的動態(tài)特征［43-45］。本研究中，同一土層深度增溫+圍封和圍封處理土壤含水率無顯著差異，且均顯著高于對照處理土壤含水率，表明圍封可以增加土壤含水率，這可能是由于圍封后退化草場得到恢復，土壤持水能力增加，這與趙帥等［46］的研究一致。而增溫+圍封處理土壤含水率雖與圍封處理土壤含水率無顯著差異，但0～10 cm 土層增溫+圍封下土壤含水率低于圍封處理，10～20 cm和20～30 cm土層土壤含水率均高于圍封處理，可能是長期的增溫和圍封，增加了植被生物量和土壤有機碳，有利于土壤持水能力［47］。本研究中圍封處理與對照相比pH 降低，增溫+圍封比圍封pH 高，這反映了水分低、電導率高的土壤通常具有較高的pH值［48］。

本研究表明，SOC、TN 均沿土層深度的加深而降低，這是由于表層土壤積累的凋落物比較多，促進了有機質的積累，同時底層土壤有機質含量較少，導致出現(xiàn)表層大于底層［49］。在同一土層增溫+圍封處理SOC、TN 含量高于圍封處理，由以下兩個方面導致：一方面，圍封增加了植被，凋落物增加有利于有機碳形成［50］；另一方面，增溫促進植物生長，根系分泌物增多，從而形成有機碳［51］。

3.2 增溫和圍欄封育對土壤氨基糖及其參數(shù)的影響

圍封和增溫均會導致氨基糖及其參數(shù)的改變，GluN、GalN、TAS、微生物源碳會隨著草地恢復增加［29］，而增溫則會導致微生物量發(fā)生改變，從而使微生物殘體增加或減少［52］。本研究在對照、圍封、增溫+圍封處理下，同一土層氨基糖含量及TAS/SOC不顯著，但是同一土層深度氨基糖含量和TAS/SOC 呈現(xiàn)對照<增溫+圍封<圍封，說明圍封可以增加氨基糖含量及氨基糖對有機碳的貢獻程度，而增溫卻降低氨基糖的含量及其對有機碳的貢獻。這是因為圍封使得草地恢復，較大的根系生物量會刺激植物生長、殘體物質的積累［53-54］，地下生物量和凋落物生物量提供更多碳源，刺激根系沉積，增加了微生物殘體［55］。

在青藏高原高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)，0～50 cm 土層內，增溫增加微生物殘體碳，真菌對土壤有機碳庫的比例是增加的［56］。而與Ding 等［57］在高寒草原的研究結果一致。增溫對氨基糖研究結果的不一致性說明微生物殘體對氣候變化的響應具有生態(tài)系統(tǒng)特異性，可能是不同生態(tài)系統(tǒng)中土壤類型和水分、養(yǎng)分含量等因素導致。GluN/GalN 表示土壤中微生物碳的長期周轉，也表示真菌和細菌在有機質轉化過程中的相對貢獻。在同一土層對照處理、圍封處理顯著高于增溫+圍封。這說明圍封、增溫處理均會降低微生物碳的周轉，即在增溫和圍封處理下真菌相對細菌對有機碳的貢獻降低。這與真菌殘體碳和細菌殘體碳的結果相一致，細菌殘體碳含量均大于真菌殘體碳。這可能是團聚體和黏土礦物對細菌殘體的物理保護，使其免于分解［58］，也可能是細菌殘留物的優(yōu)先積累［59］。

土壤氨基糖含量均隨深度增加顯著降低，TAS/SOC 對照處理土壤氨基糖含量隨土層深度變化顯著變化，圍封和增溫+圍封下TAS/SOC 隨土層深度無顯著變化。這與GluN/GalN三個處理隨著土層深度增加土壤中微生物碳長期周轉不斷降低，GluN/MurA 三個處理隨著土層深度增加土壤中微生物碳短期周轉不斷降低，細菌殘體碳只有增溫+圍封處理下沿土層深度下降顯著降低，圍封處理細菌殘體碳沿土層深度無顯著變化。而真菌殘體碳在圍封和增溫+圍封處理沿土層深度下降而顯著降低，對照真菌殘體碳沿土層深度無顯著變化。這與Jia等［60］的研究結果一致，氨基糖含量底層低于表層，這是由于隨著土層深度變化，溫度降低了底層土壤微生物碳利用效率和殘體積累效率，限制了土壤微生物的碳截獲潛力，而對表層土壤微生物過程無顯著影響。

3.3 土壤氨基糖及其參數(shù)與環(huán)境因子的關系

溫度、土壤pH 值和質地的變化與微生物殘體的積累和分解密切相關［61］。因此有必要研究增溫和圍封下氨基糖及其參數(shù)與環(huán)境因子的關系，TAS、真菌殘體碳和細菌殘體碳與電導率、土壤含水率、SOC、TN顯著正相關。這與Hu等［61］的研究中，氨基糖及其參數(shù)的響應大多與SOC 和TN 的響應呈正相關的結果一致，說明微生物群落特性（生物量和組成）通過微生物細胞的產生和周轉來驅動土壤微生物殘留動態(tài)。TAS、GluN/MurA、GluN/GalN、真菌殘體碳和細菌殘體碳與砂粒、粉粒、黏粒均無顯著相關性。這與Singh 等［62］研究中底層土壤的黏粒含量與氨基糖濃度顯著正相關結果不一致，這可能是此地黏粒含量極低，黏土礦物對碳保護作用極低。

4 結論

本研究對增溫和圍欄封育高寒草原土壤的微生物殘體碳進行了研究，量化了增溫和圍欄封育對微生物殘體積累的影響，計算了真菌和細菌對微生物殘體碳的貢獻，明確了高寒草原區(qū)增溫和圍欄封育下環(huán)境因子與微生物殘體碳的關系。研究結果表明，圍封可以增加氨基糖含量及氨基糖對有機碳的貢獻程度，而增溫卻降低氨基糖的含量及其對有機碳的貢獻。增溫和圍欄封育條件對微生物殘體碳的累積影響中，細菌比真菌對微生物殘體碳的相對貢獻大。圍封、增溫處理均會降低微生物碳的周轉。

本結果揭示了變暖和圍封條件下高寒草原表層30 cm 土壤微生物殘體碳的變化特征，有助于認識氣候變化和圍封對高寒草地生態(tài)系統(tǒng)細菌和真菌來源的碳組分的影響，并確定細菌和真菌殘體來源碳的固存比例。