黃土丘陵區(qū)刺槐人工林林齡增加土壤微環(huán)境變化對凋落物分解的影響

張曉曦,胡嘉偉,劉凱旋,王麗潔,胡 偉,田 爽,王羿人,陳靈素,董雨欣

1 延安大學 生命科學學院,延安 716100 2 中國科學院東北地理與農業(yè)生態(tài)研究所黑土區(qū)農業(yè)生態(tài)院重點實驗室,哈爾濱 150081

黃土高原是我國生態(tài)環(huán)境最為脆弱的地區(qū)之一。20世紀中葉以來,當?shù)仃懤m(xù)營造了大規(guī)模的人工林,在固持水土和修復受損生態(tài)環(huán)境等方面發(fā)揮了關鍵作用[1—2]。然而,刺槐Robiniapseudocacia等外來樹種人工林大量消耗了當?shù)赝寥浪?導致黃土高原的造林面積已經(jīng)接近水分承載力極限[3—4]。因此,如何保證現(xiàn)有林地長期穩(wěn)定存在、并發(fā)揮其生態(tài)功能顯得尤為重要。目前,黃土高原多種人工純林均面臨著不同程度的衰退風險[1—2]。除土壤水分損耗、林木和林下植被發(fā)育欠佳以及生物多樣性偏低等限制人工林穩(wěn)定性的常見因素外[5—6],植被對土壤的養(yǎng)分歸還特性也是影響其長期穩(wěn)定的重要因素之一[7]。凋落物分解是森林植被向土壤歸還礦質元素、輸入有機物和能量的核心環(huán)節(jié),直接關系著林地土壤肥力維持、土壤結構的形成和碳庫穩(wěn)定[8—9]。因此,了解人工林植被恢復過程對凋落物分解的影響趨勢及其潛在機制有助于從物質循環(huán)角度預測人工林穩(wěn)定性的可能發(fā)展趨向,對維持人工林的可持續(xù)性具有重要的理論和實踐意義。

大量研究指出,凋落物的分解受其自身理化特性和物種組成[9—11]、分解者的群落和功能特征[12—14]以及分解環(huán)境[15]的共同作用,且已就上述因素改變對凋落物分解的影響做了較為深入的探討。然而,現(xiàn)有研究尚少關注植被改變、特別是人工林植被恢復過程中土壤微環(huán)境因素的變化及其對林地凋落物分解的影響[16—17]。與天然植被演替過程相比,人工純林的土壤環(huán)境變化往往存在一定的特殊性。首先,單一樹種對土壤養(yǎng)分的選擇性吸收和歸還可能導致凋落物分解環(huán)境中關鍵養(yǎng)分匱乏或失衡[1—2, 18]。其次,林地長期生長過程中,其郁閉度和地被物的改變顯著影響與凋落物分解相關的光照、濕度和溫度等物理環(huán)境[19—20]。更重要的是,植被生長、凋落物歸還和林下環(huán)境的變化共同驅動了林地土壤中微生物的群落組成、結構及其潛在功能的改變[20—21]。鑒于土壤微生物在植物殘體脫落后能夠迅速侵入并在相當程度上參與凋落物的分解,其改變必然顯著影響林地凋落物的分解過程[22]。然而,前述土壤微環(huán)境的變化通常是由建群樹種特性塑造;且較之受到廣泛關注的長期自然植被演替,相對短期的人工林植被恢復過程可能尚不足以引起土壤環(huán)境的急劇改變。因此,特定人工林的植被恢復過程中,林地土壤環(huán)境的具體改變如何影響林地凋落物的分解特征尚有待進一步研究加以闡明。

刺槐是黃土高原人工造林中應用最為廣泛的樹種之一。維系當?shù)卮袒比斯ち值奈镔|循環(huán)及其所控制的林分穩(wěn)定性,使其在未來持續(xù)發(fā)揮生態(tài)、社會和經(jīng)濟效益顯得尤為重要。因此,本文以不同恢復年限的刺槐人工林以及油松(Pinustabuliformis,典型的難分解凋落物)和白三葉(Trifoliumrepens,易分解凋落物)為對象,在排除林地凋落物性質變化以及區(qū)域尺度氣候干擾的條件下,研究凋落物分解特征以及土壤理化性質、土壤微生物群落結構特征和9種凋落物分解酶的活性隨林齡的變化規(guī)律,并分析土壤微環(huán)境變化影響凋落物分解的可能機制。研究結果可為進一步理解人工林植被恢復過程中林地土壤微環(huán)境變化對人工林系統(tǒng)物質循環(huán)功能的影響趨勢,據(jù)此為后續(xù)營林管理措施的制定和實施提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于陜西省延安市安塞區(qū)紙坊溝流域(109°13′—109°16′E, 36°30′—37°19′N),當?shù)氐靥廃S土高原丘陵溝壑區(qū),平均海拔約1200 m。氣候分類屬于暖溫帶半濕潤半干旱季風氣候過渡區(qū),年均降水量549.1 mm,集中于7—9月,蒸發(fā)量1463 mm,年平均氣溫8.8 ℃,年日照總時數(shù)2145 h。土壤以黃土母質上發(fā)育的黃綿土為主。植被類型屬森林草原帶,歷史上植被嚴重破壞后自20世紀70年代開始水土保持綜合治理并恢復植被,現(xiàn)有喬木林以人為引入的刺槐為主,灌草地主要以檸條Caraganakorshinskii、沙棘Hippophaerhamnoides、白刺花Sophoradavidii以及狗尾草Setariaviridis、達烏里胡枝子Lespedezadaurica、白羊草Bothriochloaischaemum和鐵桿蒿Artemisiagmelinii等蒿屬植物等為主[7]。

1.2 凋落物樣品采集和處理

本項目的前期工作表明,林齡增加過程中,供試林分中刺槐葉片自身的養(yǎng)分特征顯著改變,且其林下植物出現(xiàn)明顯演替[7]。為避免上述變化以及林地土壤特性和林地原生凋落物間長期互作所產(chǎn)生的“主場效應”影響實驗結果[16—17],本研究統(tǒng)一選用在研究區(qū)域不存在分布的油松和白三葉的凋落物為對象,以單純研究林地土壤環(huán)境變化對凋落物分解的影響趨勢。上述凋落物的養(yǎng)分、難分解物和分解抑制物含量(表1)分別高于和低于供試林分林下植被演替各階段的優(yōu)勢種及不同樹齡刺槐凋落物上述指標對應的極值(見文獻[7]),前期研究也已證實兩者的可分解性能夠完全覆蓋供試林地中涉及到的所有凋落物可分解性的最高和最低值(供試林地凋落物的分解速率k為0.296—0.968,相同分解環(huán)境下油松凋落物的k低于0.283,而白三葉凋落物的k高于1.716,未發(fā)表數(shù)據(jù)),視為典型的難分解凋落物和易分解凋落物。

表1 供試凋落物的基質質量Table 1 The substrate quality of the tested litters

于秋末在延安市寶塔區(qū)分別選擇生長良好的油松群落和白三葉草地,在前者中隨機選擇20株油松收集其樹體上宿存的枯死針葉,隨后在實驗室避光風干至恒重,并在來源于每株油松的針葉中隨機選取等量完整針葉后均勻混合;對于白三葉草地而言,在其內隨機建立0.5 m×0.5 m的小樣方20個,并在距離地表1 cm處對所有白三葉枯死殘體進行刈割、運回實驗室風干處理,并在來源于所有樣方的白三葉凋落物中抽取等量后均勻混合。另外,對于兩種凋落物的風干樣品均隨機選取3個子樣本在65℃下烘干至恒重,據(jù)此建立兩種凋落物風干質量和烘干質量的比例關系,在后續(xù)表述中所涉及的所有“質量”均以此為基礎換算為烘干質量。處理完成后,以10.00 g/袋的規(guī)格將兩種凋落物分解置入大小為10 cm×15 cm,網(wǎng)眼直徑為0.5 mm的分解袋中,每種凋落物分別制備120袋。

1.3 樣地布設及凋落物分解試驗

在研究區(qū)選擇立地條件和初始造林密度相似、試驗布設時林齡分別為10、20、33 a和43 a的刺槐人工林作為研究樣地。樣地分布海拔介于1117—1245 m,坡度23°—28°,均位于陰坡/半陰坡的中上部,土壤均為黃綿土。試驗布設時,林地實際郁閉度分別為0.60、0.64、0.34和0.33。鑒于當?shù)氐匦蜗鄬ζ扑?未能對每個林齡的林地選擇林下環(huán)境可重復性足夠的多個林分,因此,本研究在前述研究樣地內各分別設置3 個面積為20 m×20 m,且盡量間隔10—20 m以上的實驗樣方,編號后作為重復樣方,以在最大程度上保證樣方間的本底條件相近且重復間相對獨立。

于樣品采集翌年3月5日,在每塊研究樣地的每個實驗樣方內均隨機選擇20個位置,并去除其上的植物和凋落物層。隨后分別將每份分解袋(10袋油松凋落物和10袋白三葉凋落物)置于各實驗樣方預定位置的土壤表面。分解袋數(shù)量2倍于試驗所需,以避免可能存在的動物活動導致的損失。使用聚氯乙烯U形釘將分解袋固定于地表使之與土壤表面緊密接觸,以此時間為基準開展凋落物分解試驗。

分解過程中,綜合考慮季節(jié)性天氣條件對分解的影響、凋落物的瞬時分解速率和采樣便捷程度,分別在分解進行第108、201、389、506天和第592 天分五次回收凋落物。每次回收時,均在各林齡林地的每個實驗樣方內、同種凋落物的所有分解袋中隨機選擇1袋,取出凋落物、以毛刷清理干凈后在65℃下烘干至恒重保存。待所有樣品回收完成后,將每個固定編號實驗樣方內5次回收的同種凋落物用于擬合1個分解過程,即每個林齡-凋落物組合共擬合3個分解過程(分別取自3個實驗樣方)作為重復。同時,在分解試驗前、中和后期(即分解第108、389天和第592天)采樣時,分別在采樣前后各3 d和采樣當天回收凋落物時(12:00—14:00)使用紅外測溫儀在各實驗樣方內隨機選擇10個位點測定土壤表面溫度。在后續(xù)分析中,每個樣地的表面溫度均以上述70個數(shù)據(jù)的均值作為觀測值,以排除不同位點和采樣時隨機天氣過程的影響。同時,在采樣當天對每個實驗樣方內所有測溫位點處的表層土壤(0—10 cm)進行等量取樣,使用滅菌工具迅速充分混合均勻后以四分法取足量置于冰盒內轉移至實驗室,并分取3個子樣品。前2個子樣品在檢測前短暫保存在-80℃和4℃中,分別用于土壤微生物群落組成和結構特性分析、凋落物分解相關酶活性以及土壤含水量測定。另1個子樣品風干后過1 mm篩,用于土壤速效養(yǎng)分含量和pH分析。在后續(xù)分析中,自每個林齡林地的3個實驗樣方中獲取的上述數(shù)據(jù)視為重復。

1.4 指標測定

采用重鉻酸鉀外加熱法測定凋落物及其分解殘留物的有機碳含量,采用靛酚藍比色法和釩鉬黃比色法測定其全氮和全磷含量。采用烘干法測定土壤含水量,采用玻璃電極法測定土壤pH,并分別采用靛酚藍比色法-紫外分光光度法和磷鉬藍比色法測定土壤的硝銨態(tài)氮和有效磷含量[23]。

使用比色法測定土壤中與凋落物分解和養(yǎng)分轉化密切相關的漆酶、錳過氧化物酶、木質素過氧化物酶、多酚氧化酶、β-葡糖苷酶、纖維二糖酶、蛋白酶、N-乙酰氨基葡糖苷酶和堿性磷酸酶的活性[7]。另外,參照Zheng等[24]的方法對酶活性數(shù)據(jù)進行Z-score標準化后求和,分別得到總酶(含所有9種酶)活性和木質纖維素酶(含漆酶、錳過氧化物酶、木質素過氧化物酶、β-葡糖苷酶和纖維二糖酶)活性。

對于回收的新鮮土壤樣品,委托陜西軒宸生物科技有限公司完成高通量測序分析。簡單而言,采用DNeasy PowerSoil Kit試劑盒根據(jù)說明書進行樣品總DNA提取,利用瓊脂糖凝膠電泳和NanoDrop ND-1000分光光度計檢驗DNA完整性并進行定量。隨后利用條形碼特異性引物擴增細菌16S rRNA V4-V5區(qū)和真菌ITS1基因。PCR反應條件為在98℃預變性2 min后進行25個循環(huán)的98℃變性15 s,55℃退火30 s和72℃延伸30 s,最后在72℃延伸5 min。擴增產(chǎn)物使用Agencourt AMPure磁珠進行純化并使用PicoGreen dsDNA Assay Kit試劑盒進行定量。隨后,采用TruSeq Nano DNA LT Library Prep Kit試劑盒制備測序文庫,并使用Agilent High Sensitivity DNA Kit試劑盒進行質檢。檢測合格的測序文庫使用Illlumina Novaseq 6000測序儀進行2×300bp的雙端測序。原始下機數(shù)據(jù)經(jīng)質量篩查、雙端序列配對連接獲取樣本有效序列,使用QIIME軟件去除嵌合體序列。最后,調用UCLUST比對工具按97%的序列相似度對質控后的序列進行歸并和OTU劃分。獲取的代表序列在QIIME軟件中與Silva數(shù)據(jù)庫和UNITE數(shù)據(jù)庫的模板序列相比對,獲取每個OTU所對應的分類學信息,基于上述數(shù)據(jù)計算每個樣品菌群的Chao1和Shannon指數(shù),并以相對豐度5%已鑒定菌門和屬作為優(yōu)勢類群進行分析。

1.5 數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析

凋落物回收后將其殘留質量轉化為殘留率,并使用Olson模型擬合凋落物的分解過程并據(jù)此計算凋落物的分解速率k(式1):

k=-ln(mt/m0)/t

(1)

式中,t為分解時間(a),mt和m0分別為t時刻和未分解凋落物的質量(g)。

采用重復測量方差分析檢測林齡、時間(采樣季節(jié))以及兩者間交互效應對土壤化學和生物指標影響的顯著性,采用三因素重復測量方差分析檢測林齡、凋落物類型、分解時間及三者交互效應對凋落物養(yǎng)分釋放影響的顯著性。在前述分析中,當Mauchly球形檢驗未通過時使用Greenhouse-Geisser法對檢驗結果進行校正。當交互效應顯著時,進一步分析林齡因素的簡單效應,多重比較校正采用Bonferroni法,顯著性檢驗水平為α=0.05。上述分析使用SPSS 23.0軟件完成。

使用非度量多維尺度分析(NMDS)配合置換多元方差分析(PERMANONA)檢測不同林齡和時間(采樣季節(jié))間林地土壤真菌(或細菌)群落結構差異及其顯著性。在后續(xù)分析中,使用NMDS排序圖中第1軸和2軸的數(shù)值反映微生物的群落結構。上述分析使用R軟件完成。

最后,使用Pearson相關分析檢測凋落物在采樣時瞬時分解速率及其與土壤理化性質指標以及土壤微生物群落結構、多樣性以及總酶活性之間的相關性,顯著性檢驗水平為α=0.05。使用冗余分析(RDA)檢測土壤理化性質指標與土壤優(yōu)勢微生物屬的相對豐度以及后者與9種土壤酶活性之間的關系。以上分析分別使用OriginPro 2021b軟件和Canoco 5軟件完成。使用OriginPro 2021b軟件繪圖。

2 結果與分析

2.1 凋落物分解特征變化

兩種凋落物的質量和碳含量隨分解持續(xù)降低,而油松凋落物的氮以及兩種凋落物的磷則均呈現(xiàn)富集-釋放趨勢(圖1)。凋落物的分解特征受到林齡、分解時間、凋落物種類以及上述因素間的交互作用的顯著(P<0.05)或極顯著(P<0.01)影響。隨林地林齡增加,油松凋落物在刺槐林地中的分解速率呈先降后增趨勢(表2,P<0.01),在各分解時間,其碳釋放率普遍呈先降后增趨勢(圖1,P<0.05,僅涉及林齡的表述均為簡單效應檢測結果,下同),氮、磷釋放率不具備明確變化規(guī)律,但在分解第502天和第592天時其同樣呈現(xiàn)類似趨勢(圖1,P<0.05和<0.001)。白三葉凋落物在刺槐林地中的分解速率(表2,P<0.001)和碳氮磷釋放率則均隨林齡增加呈顯著提高趨勢(圖1,P<0.05)。

圖1 不同林齡刺槐林地中凋落物的分解及碳氮磷釋放Fig.1 Decomposition and C, N and P release of the litters in R. pseudocacia plantations with different stand age數(shù)據(jù)采用平均值/標準誤(誤差線)表示,重復測量方差分析結果以各因素的F值及顯著性表示,*,P<0.05;**,P<0.01;***,P<0.001;Pt:油松凋落物,Tr:白三葉凋落物

表2 不同林齡刺槐林地凋落物分解特征Table 2 Decomposition characteristics of the litters in R. pseudocacia plantations with different stand age

2.2 林地理化環(huán)境特征變化

除硝態(tài)氮和有效磷含量以及pH外,林地土壤理化性質普遍受到林齡、分解時間以及兩者交互作用的顯著影響(表3)。具體而言,林地土壤的表面溫度在任一分解時間均隨林齡增加呈先降后增趨勢(P<0.001),而土壤濕度持續(xù)降低(P<0.05)。另外,林地土壤的硝銨態(tài)氮含量在分解第108天和第389天隨林齡增加顯著提高(對應試驗布設當年夏季和翌年春末,P<0.001),其pH值在分解第108天隨林齡增加顯著降低(P<0.05),土壤有效磷含量在分解第592天同樣隨林齡增加呈顯著降低趨勢(對應試驗布設翌年冬初,P<0.05)。

表3 不同林齡刺槐林地土壤理化性質差異Table 3 Differences in the physical and chemical properties of soil in R. pseudocacia plantations with different stand age

2.3 林地土壤微生物群落特征變化

門水平上,土壤真菌中的子囊菌門Ascomycota、擔子菌門Basidiomycota和被孢霉門Mortierellomycota以及細菌中的放線菌門Actinobacteria、變形菌門Proteobacteria和酸桿菌門Acidobacteria是10—43 a林地土壤中的共同優(yōu)勢菌門(圖2)。其中,擔子菌門相對豐度在分解第108天和第389天均隨林齡增加呈先增后降趨勢(P<0.05和<0.001),被孢霉門豐度在分解第389天隨林齡增加顯著降低,而在分解第592天則呈先降后增趨勢(P<0.05和<0.001)(圖2);土壤細菌中(圖2)的放線菌門豐度在分解第108天和第389天隨林齡增加顯著提高(P<0.05),變形菌門相對豐度在分解第389天隨林齡增加呈先增后降趨勢(P<0.001),在分解第592天則呈降低趨勢(P<0.01)。

具體至屬水平時,真菌中僅被孢霉屬Mortierella是所有林地土壤中共同的優(yōu)勢屬,其余屬則隨林齡增加呈現(xiàn)出明顯的演替現(xiàn)象(圖2),而細菌中酸桿菌門的Subgroup6和RB41類群是多數(shù)林地土壤中的共同優(yōu)勢屬(圖2)。其中,被孢霉屬的相對豐度在分解第108天隨林齡增加顯著降低(P<0.05),而在分解第592天呈先降后增趨勢(P<0.01);鐮刀霉屬Fusarium和赤霉屬Gibberella僅在分解第389天為優(yōu)勢屬,且其豐度隨林齡增加顯著降低(P<0.01),球腔菌屬Mycosphaerella和地星屬Geastrum,古根菌屬Archaeorhizomyces、支頂孢屬Acremonium和獅色腐盤菌屬Leohumicola以及克努夫菌屬Knufia、紅菇屬Russula、鎖瑚菌屬Clavulina和節(jié)枝孢屬Articulospora分別僅在分解第108天、389天和第592天為優(yōu)勢菌屬,且均僅在特定林齡林地中具有優(yōu)勢地位。細菌中,Subgroup6類群在分解全程均為優(yōu)勢菌屬,但在分解第389天時其相對豐度呈提高趨勢(P<0.05),而在分解第592天時僅在33 a林地中具有優(yōu)勢地位;RB41類群僅在分解第389天和第592天時為優(yōu)勢菌屬,在分解第389天時其相對豐度隨林齡增加呈先降后增趨勢(P<0.05),在第592天時則呈相反趨勢(P<0.01)。

從α多樣性角度分析,林地土壤真菌的豐富度總體僅受到分解時間的顯著影響(圖3,P<0.001),而其多樣性同時受到林齡(圖3,P<0.05)、分解時間(P<0.001)以及兩者交互作用(P<0.001)的顯著影響。其中,其物種豐富度和多樣性均在分解第108天時隨林齡增加顯著降低(P<0.05),其物種多樣性在分解第389天呈先增后降趨勢(P<0.05)。林地土壤細菌的豐富度和多樣性(圖3)均受到分解時間以及林齡和分解時間交互作用的顯著影響(P<0.001或0.05)。其中,土壤細菌的物種豐富度在分解第108天時隨林齡增加呈先降后增趨勢(P<0.001),而在分解第389天時顯著提高(P<0.05);其物種多樣性在分解第389天時隨林齡增加呈先降后增趨勢(P<0.001)。另外,NMDS分析結果表明(圖3),林齡和采樣季節(jié)對林地土壤真菌和細菌的群落結構均產(chǎn)生顯著影響(P<0.001,置換多元方差分析)。

圖3 不同林齡刺槐林地土壤微生物的α多樣性和菌落結構差異(基于NMDS分析)Fig.3 The α diversity indices and community structure difference (base on NMDS analysis) of soil microbes in R. pseudocacia plantations with different stand ageNMDS:非度量多維尺度分析 non-metric multidimensional scaling;NMDS 1和NMDS 2分別為排序圖中兩軸的值

2.4 林地土壤酶活性變化

本研究中涉及的土壤酶活性均受到林齡、采樣時間及其交互作用的極顯著影響(圖4,P<0.001)。在上述酶發(fā)揮作用的主要階段(酶活性最高的時期),漆酶和錳過氧化物酶活性隨林齡增加顯著降低,木質素過氧化物酶、葡糖苷酶和纖維二糖酶活性則呈相反趨勢;土壤蛋白酶活性和多酚氧化酶活性隨林齡增加呈先降后增趨勢,而堿性磷酸酶和乙酰氨基葡糖苷酶活性則呈現(xiàn)先增后降的變化規(guī)律。進一步將上述酶綜合為總酶活性和木質纖維素酶活性時(圖4),兩者均受林齡、分解時間及其交互作用的顯著影響(P<0.001),兩者均在分解第108天時隨林齡增加呈先降后增趨勢,但在分解第389天和第592天時則呈顯著提高趨勢(P<0.001)。

圖4 不同林齡刺槐林地土壤酶活性Fig.4 The activity of soil enzymes in R. pseudocacia plantations with different stand age數(shù)據(jù)采用平均值±標準誤(誤差棒)表示,不同字母表示林齡間差異顯著(簡單效應),P<0.05;采樣時間: 第……天

2.5 凋落物分解與土壤環(huán)境因素的關系

以土壤環(huán)境指標測定結果以及與其采樣測定時間對應的瞬時分解速率進行Pearson相關分析(圖5),結果表明油松凋落物分解速率僅與土壤總酶活性、真菌群落結構(NMDS1軸數(shù)值,提取自圖3)和土壤銨態(tài)氮含量呈顯著正相關(R=0.34—0.38,P<0.05),而白三葉凋落物分解速率與土壤總酶和木質纖維素酶活性、細菌(NMDS1軸,提取自圖3)和真菌(NMDS2軸,提取自圖3)群落結構、溫度和銨態(tài)氮含量呈顯著正相關,而與土壤濕度和pH呈顯著負相關(R=0.34—0.82,P<0.05)。同時,上述土壤環(huán)境因素指標間以及與其余土壤因素間存在復雜的相關關系。

圖5 凋落物瞬時分解速率與土壤環(huán)境因素間的關系Fig.5 The relationships among the instantaneous decomposition rate of litter and soil environmental factors*:Pearson相關性分析結果達到顯著水平(P<0.05);k:凋落物瞬時分解速率;EAt:土壤總酶活性;EAlc:土壤總木質纖維素酶活性;BN1:土壤細菌NMDS分析的軸1值;BN2:土壤細菌NMDS分析的軸2值;FN1:土壤真菌NMDS分析的軸1值;FN2:土壤真菌NMDS分析的軸2值;BCi:土壤細菌Chao1指數(shù);BSi:土壤細菌香農指數(shù);FCi:土壤真菌Chao1指數(shù);FSi:土壤真菌香農指數(shù);Tem:土壤溫度;Mois:土壤濕度;pH:土壤pH值;NH4:土壤銨態(tài)氮含量;NO3:土壤硝態(tài)氮含量;AP:土壤有效磷含量

進一步的RDA分析結果表明,本研究涉及到的6種土壤理化性質僅解釋了12個優(yōu)勢土壤菌屬相對豐度變化的25.17%,其中土壤溫度和銨態(tài)氮含量與Subgroup6、RB41、球腔菌屬和地星屬豐度呈正相關,硝態(tài)氮和有效磷含量以及土壤濕度與古根菌屬、鐮刀菌屬、獅色腐盤菌屬和被孢霉屬含量呈正相關,而pH與克努夫菌屬、赤霉屬和節(jié)枝孢屬豐度呈正相關。另外,以上12個優(yōu)勢屬的豐度解釋了9種主要土壤酶活性變化的63.92%,其中球腔菌屬和地星屬豐度與漆酶和錳過氧化物酶活性呈正相關,Subgroup6、RB41、赤霉屬、支頂孢屬和鐮刀菌屬豐度與多酚氧化酶豐度呈正相關,獅色腐盤菌屬、古根菌屬和被孢霉屬豐度與乙酰氨基葡糖苷酶活性呈正相關,克努夫菌屬和節(jié)枝孢屬豐度則主要與其他5種酶活性呈正相關。

3 討論

研究結果表明,刺槐林齡的增加顯著改變了其林下土壤的溫濕度、養(yǎng)分有效性和pH,以及與之關系密切的微生物和酶活性,這與前人研究結果一致[19—20],且本研究結果證實了上述微環(huán)境特征的改變的確顯著影響了難分解和易分解凋落物在不同林齡林地中的分解特性。

總體而言,油松和白三葉凋落物的分解速率均隨林齡增加呈提高趨勢,且兩者的分解速率的提高均與土壤銨態(tài)氮含量、真菌群落結構(以NMDS軸1或軸2數(shù)值表示)和土壤總酶活性呈顯著正相關。其原因首先可能是微生物的生長及其對凋落物組分的降解需要適宜比例的養(yǎng)分供應。通常在初始狀態(tài)或在分解過程中,凋落物的碳氮比較之微生物的需求更高,因此在凋落物分解過程中,定殖其上的微生物往往需要從環(huán)境中吸收和固定大量氮素[25]。在本研究中,油松和白三葉凋落物在特定分解時間表現(xiàn)出的明顯的富集現(xiàn)象也證實了分解初期凋落物處在相對缺氮的狀態(tài)(圖1)。然而隨著林齡的增加,刺槐將通過共生固氮微生物和凋落物向林地土壤持續(xù)輸入氮素[26],從而使土壤的速效態(tài)氮素逐漸積累(表2),這與前人研究結果一致[27]。這種環(huán)境中氮素可利用性的提高極可能通過在微生物氮素匱乏時快速提供足夠的養(yǎng)分、促進其生長和活性,從而加速凋落物的分解。

同時,林地土壤真菌的群落結構隨林齡的改變同樣顯著影響了難分解和易分解凋落物的分解,這與前人關于真菌主導凋落物分解過程的結論一致[8, 28]。其原因在于土壤真菌能夠通過菌絲生長侵入凋落物層[29],并連接不同底物進行轉移養(yǎng)分[30—31],因而較之土壤細菌具有更強的遷移能力、并能在與葉圍土著微生物的競爭中更具優(yōu)勢;另外,真菌能夠分泌復雜的胞外酶系,特別是僅有少數(shù)真菌類群能夠對于凋落物細胞壁中的木質素成分進行徹底破壞[28, 32]。這使得土壤真菌的變化對凋落物的分解的影響更為明顯。本研究中,在各分解時間點均發(fā)現(xiàn)了土壤優(yōu)勢真菌屬豐度隨林齡增加發(fā)生大幅增減和演替現(xiàn)象。其原因可能是不同真菌類群對理化環(huán)境的適應性存在差異[33],林下微環(huán)境因素的改變趨勢不利于其生長和繁殖,因而導致其豐度下降或優(yōu)勢地位被其他類群取代。例如被孢霉屬更適應養(yǎng)分相對貧乏的生境[34],因此在速效氮素隨林齡增加最為明顯的夏季其豐度在較高林齡林地中顯著降低(圖2)。此外,本文的前期工作表明,林齡從10 a增加至43 a的過程中,本研究供試林分產(chǎn)生的凋落物總體呈現(xiàn)木質素含量逐漸降低、氮磷含量顯著提高的趨勢[35]。導致林地土壤中更傾向于利用木質素等復雜組分或貧養(yǎng)底物的鐮刀霉屬[24]和赤霉屬[36]等豐度在特定分解時間隨林齡增加趨向降低,而更傾向于利用纖維素和易利用碳源的古根菌屬、支頂孢屬和被孢霉屬(僅分解第592天時)[37—39]豐度呈一定提高趨勢。與此同時,隨林齡增加,林地土壤真菌的多樣性呈現(xiàn)總體降低趨勢,且群落結構發(fā)生明顯改變(圖3)。根據(jù)前人對于退耕區(qū)植被演替過程中土壤微生物網(wǎng)絡分析的研究結果,這種改變也可能導致真菌群落隨林齡增加演化為一種更為簡單、但功能特性更有利于凋落物分解的形式[24]。

當然,較之微生物而言,土壤酶直接催化了凋落物化學組分的降解和轉化過程,因而對凋落物分解產(chǎn)生更明顯的影響。本研究中,漆酶、木質素過氧化物酶和錳過氧化物酶是催化木質素降解的關鍵酶,纖維二糖水解酶和β-葡糖苷酶能夠逐步將纖維素水解,多酚氧化酶可促進酚類物質及木質素分解中間產(chǎn)物的降解[8,40]。而N-乙酰氨基葡糖苷酶、蛋白酶和磷酸酶活性的提高可為微生物的增殖、菌絲生長以及凋落物分解酶分泌提供更充分的物質和能量來源[40]。因此前述酶、特別是木質纖維素酶活性隨林齡增加的總體提高趨勢必然顯著加速凋落物的分解,這也支持了前文關于林齡增加過程中土壤微生物群落分解凋落物的功能增強的假設。當然,盡管RDA分析的結果支持了土壤酶活性與部分優(yōu)勢土壤真菌和細菌屬的相對豐度間存在顯著的相關性(圖6),但在林齡增加-菌屬相對豐度改變以及酶活性-凋落物分解速率改變兩個過程之間尚不足以建立明確的聯(lián)系,其原因可能是盡管大量研究認為土壤真菌在凋落物分解中發(fā)揮了關鍵性作用,但土壤酶活性實際上是由整個微生物群落(包括了真菌和細菌)共同控制的,單純基于有限的真菌優(yōu)勢屬的改變分析其通過酶活性對凋落物的影響尚存在問題,有待進一步的研究加以闡明。

圖6 土壤理化性質、優(yōu)勢菌屬相對豐度以及酶活性的冗余分析Fig.6 Redundancy analysis of the physical and chemical characteristics of soil, relative abundance of dominant microbial genus and enzymatic activity

盡管兩類凋落物的分解速率均呈現(xiàn)總體隨林齡增加而增加的趨勢,但在此過程中油松凋落物的分解速率在林齡達到20 a時出現(xiàn)了小幅但顯著的降低(表2)。其原因可能是僅在溫度達到某個閾值時,微生物才能夠降解原本不能利用的凋落物組分[41]。栽植20 a后刺槐的快速生長顯著增加了林地的郁閉度,使土壤表面獲得的太陽輻射大幅減少,隨后林木自疏使得郁閉度開始顯著降低,地表溫度隨之回升[42](表3)。因此,20 a林地較低的土壤溫度可能是導致微生物分解能力降低、特別是對于木質素和酚類等難分解物含量更高(表1)的油松凋落物分解速率在該時段顯著降低的關鍵因素。20 a林地土壤總酶活性、特別是木質纖維素酶活性在凋落物分解最為旺盛的夏季的顯著降低也支持了上述推測。而對于白三葉凋落物而言,其自身較高的基質質量可能更有利于定殖微生物的生長,相對抵消了溫度降低引起的分解減緩。需要注意的是,白三葉凋落物的分解速率額外受到了土壤細菌群落結構、溫度、濕度和pH的影響。其原因是土壤細菌也可能通過雨滴擊濺、風力作用以及真菌菌絲的攜帶等[31,43]途徑進入凋落物層,由于白三葉凋落物的碳氮比、碳磷比和木質素含量等顯著較低,更適應此類富養(yǎng)環(huán)境的細菌即使僅能少量遷移定殖,也能夠快速擴大種群并表現(xiàn)出更大的分解潛力(例如酸桿菌門Subgroup6即具有分解多種碳水化合物的能力[44])。而細菌的群落組成和結構較之真菌更易受到環(huán)境因素的影響[22, 45],導致溫度、濕度和pH等因素對白三葉凋落物分解產(chǎn)生更為直接和顯著的調控作用。另外,盡管兩種凋落物的分解速率均受到真菌群落結構的調控,但在白三葉凋落物分解中發(fā)揮影響的主要是土壤真菌群落結構的NMDS2軸而非在油松凋落物分解中發(fā)揮主要影響的1軸,這表明林齡增加引起的土壤微環(huán)境變化的確通過改變真菌群落結構影響2種凋落物的分解過程,但其影響可能是通過不同類群或群落功能的變化驅動的。

4 結論

隨林齡增加,刺槐人工林林地表層土壤溫度先降后增,土壤濕度、有效磷含量和pH持續(xù)降低,而速效氮含量持續(xù)提高;土壤真菌和細菌群落結構顯著改變,且前者在各分解時間點均隨林齡增加出現(xiàn)屬水平上的明顯演替;土壤總酶活性和木質纖維素酶活性均在分解第108天時呈先降后增趨勢,在分解第389 天和第592天時則持續(xù)提高。上述現(xiàn)象最終導致在刺槐人工林中,油松(難分解)凋落物的分解速率隨林齡增加呈小幅降低后提高的趨勢,白三葉(易分解)凋落物的分解速率呈持續(xù)提高趨勢。綜上所述,刺槐林齡增加引起的土壤理、化和生物微環(huán)境變化總體傾向于加速凋落物的分解過程。