趙超 王文娟 阮宏華 葛之葳 徐長(zhǎng)柏 曹國華

(南京林業(yè)大學(xué)，南京，210037) (江蘇省東臺(tái)市國營林場(chǎng))

氮添加對(duì)楊樹人工林表層土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響1)

趙超 王文娟 阮宏華 葛之葳 徐長(zhǎng)柏 曹國華

(南京林業(yè)大學(xué)，南京，210037) (江蘇省東臺(tái)市國營林場(chǎng))

以江蘇東臺(tái)沿海地區(qū)楊樹人工林地為研究對(duì)象，建立野外模擬氮沉降試驗(yàn)樣地，試驗(yàn)設(shè)置5個(gè)氮處理水平，分別為對(duì)照(0 kg·hm-2·a-1)、低氮(50 kg·hm-2·a-1)、中氮(100 kg·hm-2·a-1)、高氮(150 kg·hm-2·a-1)和超高氮(300 kg·hm-2·a-1)。于2012年5月開始在生長(zhǎng)季(5—10月)每月進(jìn)行施氮處理， 2013年8月和10月運(yùn)用磷脂脂肪酸法分別分析了土壤微生物群落的變化特征。結(jié)果表明，施氮處理近2 a后，兩個(gè)月份中的土壤微生物磷脂脂肪酸總量均顯著下降，細(xì)菌、真菌中磷脂脂肪酸的量出現(xiàn)了不同程度的下降，真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸的量之比沒有顯著變化。磷脂脂肪酸組成的主成分分析顯示，除低氮處理樣地外，其他水平施氮樣地均使微生物群落結(jié)構(gòu)顯著變化，且超高氮處理樣地變化格局具有季節(jié)差異性。

土壤微生物；氮添加；微生物群落結(jié)構(gòu)；磷脂脂肪酸法；楊樹人工林

We studied the effects of elevated nitrogen deposition on soil microbial community structure in poplar plantations by phospholipid fatty acid (PLFA) analysis in August and October 2013. Beginning in May 2012, we conducted a field experiment to simulate nitrogen deposition at Dongtai Forest Farm in Jiangsu Province. Nitrogen loadings were designed at five levels of N0 (control), low-N (50 kg·hm-2·a-1), mdeium-N (100 kg·hm-2·a-1), high-N (150 kg·hm-2·a-1), and ultrahigh-N (300 kg·hm-2·a-1). The total PLFAs, the PLFAs of bacteria and fungi decreased to some extent under nitrogen treatment in both months. But the ratios of fungal to bacterial PLFAs was not significantly changed. By principal component analysis (PCA) for microbial PLFAs data, microbial community structure in all nitrogen treatment sample plots were changed significantly except in the low-N. The pattern of soil microbial changes in ultrahigh-N treatmentplot was not changed in the same way between two months. The decline in total microbial PLFAs and microbial groups (bacteria, fungi) with the changes in microbial community structure had substantial impacts on the nutrient cycling within poplar forests ecosystem.

自工業(yè)革命以來，化石燃料的燃燒和人工化肥的使用等人類活動(dòng)造成了活性氮化合物的大量排放，部分氮化物以NOx和NHy的形式沉降到地表，造成了氮沉降量的不斷增加[1]。目前，全球大片區(qū)域的平均氮沉降量超過了10 kg·hm-2·a-1，大大超過了由自然活性氮源引起的氮沉降速率[2]。據(jù)估計(jì)，到2050年某些地區(qū)的氮沉降速率可能會(huì)增加1倍，達(dá)到50 kg·hm-2·a-1，森林生態(tài)系統(tǒng)的氮沉降情況尤為嚴(yán)峻[1]。我國已成為繼歐洲和北美之后的第3大氮沉降區(qū)，1980—2010年，降雨形式的氮沉降增加了約60%，華北地區(qū)的氮沉降量甚至達(dá)到了80 kg·hm-2·a-1[3]。氮輸入量一旦超過生態(tài)系統(tǒng)的臨界閾值，將會(huì)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能產(chǎn)生不同程度的影響。

近年來，大量研究表明，氮沉降增加會(huì)對(duì)植物光合作用、凋落物分解、細(xì)根生物量、土壤呼吸等森林生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)過程產(chǎn)生影響[4-5]。土壤微生物參與生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)與轉(zhuǎn)化，是碳氮循環(huán)過程的重要驅(qū)動(dòng)力。近年來，氮沉降增加對(duì)土壤微生物影響的研究也在逐步開展[6]。大部分的研究表明，長(zhǎng)期氮添加會(huì)使微生物生物量減少，真菌生物量減少，細(xì)菌生物量不變或略微減少[7]。氮沉降還會(huì)改變微生物結(jié)構(gòu)，微生物群落中的某些真菌可能被氮素利用率更高的細(xì)菌所替代[8]。氮沉降對(duì)菌根真菌的負(fù)面影響幾乎已達(dá)成了共識(shí)[9]。國內(nèi)開展氮沉降的研究時(shí)間較晚，在氮沉降增加的背景下，對(duì)土壤微生物的研究大部分集中在對(duì)微生物生物量和功能多樣性的研究，對(duì)特定微生物類群的研究較少[10]。

楊樹生長(zhǎng)迅速，是我國人工林產(chǎn)業(yè)化栽培的主要樹種之一，種植總面積居世界首位。前期在對(duì)楊樹人工林的研究中發(fā)現(xiàn)，短期(約1 a)高濃度氮添加使微生物生物量碳顯著減少[11]，但對(duì)特定微生物類群的生物量以及微生物群落結(jié)構(gòu)的變化還不甚了解。在特定的森林生態(tài)系統(tǒng)中，土壤微生物群落的變化具有明顯的季節(jié)波動(dòng)性，受多種生態(tài)因子綜合作用的影響[12]。夏季土壤溫度、濕度、養(yǎng)分情況、微生物群落結(jié)構(gòu)組成等與秋季有著較大差異，土壤微生物在夏季和秋季對(duì)氮素輸入增加的響應(yīng)可能不同。磷脂脂肪酸(PLFA)法是研究微生物群落常見的方法之一，通過提取微生物細(xì)胞膜中的具有指示性的特征磷脂，可不經(jīng)過分離僅從一個(gè)樣品中對(duì)不同微生物類群進(jìn)行定量分析，得出不同微生物類群的相對(duì)豐度，從而達(dá)到間接識(shí)別微生物結(jié)構(gòu)的目的[13]。本試驗(yàn)選擇楊樹人工林為對(duì)象，運(yùn)用磷脂脂肪酸方法，在持續(xù)進(jìn)行野外模擬氮沉降的基礎(chǔ)上，研究夏季和秋季土壤微生物對(duì)氮沉降的響應(yīng)。以期為預(yù)測(cè)在大氣氮沉降持續(xù)增加的背景下，森林生態(tài)系統(tǒng)功能的變化提供依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)樣地位于江蘇省東臺(tái)市境內(nèi)的東臺(tái)林場(chǎng)，東臺(tái)市地理位置為32°33′～32°57′N，120°07′～120°53′E。該地區(qū)屬北亞熱帶季風(fēng)氣候。年平均氣溫14.6 ℃，無霜期220 d，年平均降水量1 059.8 mm，降水量季節(jié)分配不均，以6—9月為主，占全年降水量的60%以上。東臺(tái)林場(chǎng)地處黃海之濱，占地面積2 000 hm2，森林覆蓋率85%，分布的植被主要是人工種植的意楊(Populuseuramevicanacv. ‘I-214’)、水杉(MetaseguoiaglyptostroboidesHu et Cheng)、銀杏(GinkgobilobaLinn.)、杉木(CunninghamialanceolataLamb.)，灌木草本有羅布麻(ApocynumvenetumLinn.)、葎草(Humulusscandens(Lour.) Merr.)、野薔薇(RosamultifloraThunb.)和蕨類植物等。土壤質(zhì)地為沙質(zhì)壤土，偏堿性。

2 材料與方法

東臺(tái)林場(chǎng)模擬氮沉降樣地建立于2012年5月，通過人工施氮的方式對(duì)日益增加的生態(tài)系統(tǒng)氮沉降進(jìn)行模擬。從研究區(qū)具有立地條件和經(jīng)營管理措施基本一致的楊樹人工林(黑楊派無性系I35，PopulusdeltoidesCL‘35’)中選擇9年生的楊樹人工林。分別設(shè)置3個(gè)重復(fù)樣地(樣地面積為30 m×190 m)，采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，每個(gè)樣地設(shè)置5種施氮水平，分別記為空白對(duì)照(N0)、低氮處理(N1)、中氮處理(N2)、高氮處理(N3)、超高氮處理(N4)，樣方面積為25 m×30 m。每個(gè)樣方之間保留10 m寬的緩沖帶。

2.1 氮沉降模擬方法

在2012年5—10月，2013年5—10月期間，對(duì)樣地進(jìn)行施氮處理，氮量分別為N0(0 kg·hm-2·a-1)、N1(50 kg·hm-2·a-1)、N2(100 kg·hm-2·a-1)、N3(150 kg·hm-2·a-1)、N4(300 kg·hm-2·a-1)，年施肥量平均分配到每月。將NH4NO3人工均勻?yàn)⑷霕拥兀賴姙⑸倭康乃?每個(gè)樣方噴灑量20 L，相當(dāng)于0.027 mm降水)。為減少差異，對(duì)照樣地噴灑等量的水。

2.2 樣品采集與處理

于2013年8月和10月，分別在樣方內(nèi)隨機(jī)選取8點(diǎn)，去除凋落物層，用土壤采樣器(直徑2.5 cm)采0～10 cm土層。除去植物殘?bào)w和大石塊等，裝入塑料袋中充分混勻并密封保存于冰盒中取回。部分樣品保存于4 ℃條件下，用于土壤化學(xué)性質(zhì)的測(cè)定；部分樣品在-20 ℃條件下冷凍保存并于兩周內(nèi)進(jìn)行磷脂脂肪酸分析。

2.3 試驗(yàn)測(cè)定方法

4 ℃條件保存的土樣過2 mm鋼篩，經(jīng)自然風(fēng)干后進(jìn)行土壤基本化學(xué)性質(zhì)的分析。土壤含水量采用鮮土烘干法測(cè)定；土壤總有機(jī)碳、全氮采用元素分析儀(Elementar VarioEL，德國)測(cè)定；pH值采用電位法測(cè)定，V(水)∶V(比)=2.5∶1.0[14]。

磷脂脂肪酸(PLFA)方法采用修正的Blight-Dyer[15]法。取4.0 g新鮮土樣，用V(氯仿)∶V(甲醇)∶V(檸檬酸)=1.0∶2.0∶0.8的緩沖液振蕩提取總脂，經(jīng)硅膠柱層析分離得到磷脂脂肪酸。甲脂化后，加入正十九烷脂肪酸甲酯作為內(nèi)標(biāo)，用氣相色譜儀測(cè)定，應(yīng)用SherlockMIS4.5系統(tǒng)分析鑒定微生物類群。不同類群微生物具有獨(dú)特的磷脂脂肪酸特征譜圖，土壤微生物磷脂脂肪酸總量和各類群微生物磷脂脂肪酸含量可根據(jù)內(nèi)標(biāo)C19:0計(jì)算得出。本研究磷脂脂肪酸命名規(guī)則采取通用的ω系統(tǒng)，前綴a、i和cy分別表示反式、順式和環(huán)狀支鏈構(gòu)型[16]。

全部測(cè)得的磷脂脂肪酸含量之和用來指示微生物總生物量；選取常見的i14∶0、i15∶0、a15∶0、i16∶0、i17∶0、a17∶0、16∶1ω7c、18∶1ω7c、cy17∶0、cy19∶0用來指示細(xì)菌，其中i14∶0、i15∶0、a15∶0、i16∶0、i17∶0、a17∶0指示革蘭氏陽性(G+)細(xì)菌，16∶1ω7c、18∶1ω7c、cy17∶0、cy19∶0指示革蘭氏陰性(G-)細(xì)菌；18∶1ω9c、18∶2ω6,9c指示真菌；真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸比用各真菌和細(xì)菌磷脂脂肪酸指示物的總量來計(jì)算[17]。16∶1ω5c用來指示叢枝菌根真菌(AMF)[18]。

2.4 數(shù)據(jù)處理

運(yùn)用SPSS(v19.0)軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，各樣地供試土壤的化學(xué)性質(zhì)，微生物磷脂脂肪酸總量、細(xì)菌、真菌磷脂脂肪酸含量，以及真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸量之比的數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素(one-way ANOVA)方差分析(LSD多重比較法，顯著性水平設(shè)為0.05)。運(yùn)用主成分分析(PCA)方法分析微生物結(jié)構(gòu)變化。磷脂脂肪酸與土壤化學(xué)性質(zhì)相關(guān)性分析采用Pearson檢驗(yàn)法。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤化學(xué)性質(zhì)

不同施氮處理的楊樹人工林中，8月和10月各樣地土壤主要化學(xué)性質(zhì)見表1。8月和10月各施氮樣地土壤總有機(jī)碳、全氮、w(C)∶w(N)沒有顯著變化(P>0.05)。施氮處理未對(duì)8月份土壤pH值有顯著影響(P>0.05)。隨著施氮水平的增加，10月份土壤pH值基本呈現(xiàn)出逐漸下降的趨勢(shì)，但僅有超高氮處理的土壤pH值與N0和N1相比顯著下降(P<0.05)。整體上，施氮處理對(duì)楊樹人工林土壤總有機(jī)碳、全氮、w(C)∶w(N)、pH值影響不大，僅有個(gè)別樣地的變化達(dá)到顯著性水平。

3.2 微生物磷脂脂肪酸組成

供試土壤樣品微生物含有的磷脂脂肪酸種類十分豐富。從8月份土壤樣品中共檢測(cè)到60種磷脂脂肪酸，從10月份土壤樣品中共檢測(cè)到71種磷脂脂肪酸，分別有29種和30種磷脂脂肪酸存在于當(dāng)月所有的樣品中。樣品中優(yōu)勢(shì)磷脂脂肪酸主要由16∶0、a17∶1ω9c、18∶0、18∶1ω9c、16∶1ω5c、16∶1ω7c、18∶1ω7c和cy19∶0組成，總和占樣品總磷脂脂肪酸含量的50%以上。雖然8月份土壤微生物磷脂脂肪酸種類比10月份少，但是各樣地中的總量都分別超過了10月份。

表1 不同施氮處理下土壤理化性質(zhì)

注：數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差；同一列不同字母表示在P<0.05水平上差異顯著。

微生物磷脂脂肪酸總量能較好地反映微生物生物量水平(見表2)。在8月份，N2和N4樣地與N0樣地相比，磷脂脂肪酸總量顯著下降(P<0.05)，降幅分別為16.7%和16.9%。到了10月份，各施氮樣地磷脂脂肪酸總量普遍下降，N3和N4樣地達(dá)到了顯著性水平(P<0.05)，降幅達(dá)31.0%和31.1%。

表2 不同施肥處理下微生物磷脂脂肪酸量

注：數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差；同一列不同字母表示在P<0.05水平上差異顯著。

施氮處理對(duì)土壤細(xì)菌磷脂脂肪酸含量影響較大。8月份除N1樣地外，其他施氮樣地細(xì)菌磷脂脂肪酸含量均顯著下降(P<0.05)。10月份所有施氮樣地細(xì)菌磷脂脂肪酸含量均顯著下降(P<0.05)，排列順序由大到小為N0、N2、N1、N3、N4。與N0樣地相比，8月份N4樣地真菌磷脂脂肪酸含量顯著下降(P<0.05)，而10月份各施氮樣地真菌磷脂脂肪酸含量均顯著下降(P<0.05)。在8月份，各施氮樣地真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸之比沒有受到顯著影響(P>0.05)。值得注意的是，N4與N1、N2樣地相比，真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸之比顯著下降(P<0.05)。這說明，N4樣地微生物結(jié)構(gòu)與N1、N3樣地相比已經(jīng)發(fā)生了變化。10月份各施氮樣地的真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸之比沒有受到顯著影響(P>0.05)。

3.3 微生物磷脂脂肪酸主成分分析

為進(jìn)一步分析施氮后楊樹人工林土壤微生物群落結(jié)構(gòu)差異，對(duì)檢測(cè)出的15種典型磷脂脂肪酸進(jìn)行主成分分析。在8月份土壤微生物磷脂脂肪酸組成中，第1主成分(PC1)對(duì)磷脂脂肪酸數(shù)據(jù)變異的貢獻(xiàn)率為45.95%，第2主成分(PC2)對(duì)總磷脂脂肪酸數(shù)據(jù)變異的貢獻(xiàn)率是26.72%，累積貢獻(xiàn)率達(dá)到了72.67%。對(duì)PC1起主要作用的磷脂脂肪酸為18∶1ω7c、cy17∶0、cy19∶0、18∶1ω9c、16∶1ω5c，并與之成正相關(guān)關(guān)系；對(duì)PC2起主要作用的脂肪酸為i14∶0、a15∶0、i15∶0，并與之成正相關(guān)關(guān)系。在10月份土壤微生物磷脂脂肪酸組成中，第1主成分(PC1)對(duì)磷脂脂肪酸數(shù)據(jù)變異的貢獻(xiàn)率為60.42%，第2主成分(PC2)對(duì)磷脂脂肪酸數(shù)據(jù)變異的貢獻(xiàn)率是18.33%，累積貢獻(xiàn)率達(dá)到了78.75%。對(duì)PC1起主要作用的磷脂脂肪酸為i14∶0、a15∶0、i16∶0、cy19∶0、18∶2ω6,9c并與之成正相關(guān)關(guān)系；對(duì)PC2起主要作用的脂肪酸為i15∶0、18∶1ω7c、16∶1ω5c，并與之成正相關(guān)關(guān)系。

8月份和10月份不同樣地土壤微生物群落分布在排序空間的不同位置。8月份(見圖1a)，第1主成分將N0、N1與N2、N3、N4顯著分開(P<0.05)，第2主成分將N4與N2、N3顯著分開(P<0.05)。N2、N3、N4與N0、N1相比，18∶1ω7c、cy17∶0、cy19∶0指示的G-細(xì)菌和18∶1ω9c、16∶1ω5c指示的真菌含量減少。N2、N3與N0、N1、N4相比，i14∶0、a15∶0等指示的G+細(xì)菌含量減少。10月份(見圖1b)，第1主成分將N0、N1與N2、N3、N4顯著分開(P<0.05)，而第2主成分將N0、N1與、N2、N3、N4顯著分開(P<0.05)，N2、N3、N4間的差異不顯著(P>0.05)。這表明與N0、N1相比，N2、N3、N4微生物結(jié)構(gòu)都發(fā)生了變化，且變化趨勢(shì)一致。具體表現(xiàn)為i14∶0、a15∶0、i16∶0、i15∶0指示的G+菌，cy19∶0、18∶1ω7c指示的G-細(xì)菌，18∶2ω6,9c指示的真菌和16∶1ω5c指示的從枝菌根真菌含量減少。總體上，施氮對(duì)低氮處理微生物結(jié)構(gòu)的影響不大，對(duì)其他施氮水平樣地土壤微生物群落結(jié)構(gòu)有顯著影響。盡管8月份和10月份微生物群落可能具有不同的結(jié)構(gòu)，但這兩個(gè)月份的中氮、高氮處理樣地和10月份超高氮處理樣地微生物群落結(jié)構(gòu)的變化格局相似。超高氮處理樣地微生物群落結(jié)構(gòu)的變化表現(xiàn)出了季節(jié)差異性。

圖1 不同水平氮處理微生物群落結(jié)構(gòu)主成分分析

3.4 土壤化學(xué)性質(zhì)與微生物磷脂脂肪酸的關(guān)系

土壤化學(xué)性質(zhì)與各類群磷脂脂肪酸相關(guān)性分析見表3。在8月份，土壤磷脂脂肪酸總量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05)，細(xì)菌磷脂脂肪酸含量與土壤總有機(jī)碳呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)。在10月份，細(xì)菌與土壤pH值呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)，真菌與細(xì)菌磷脂脂肪酸比值與土壤w(C)∶w(N)呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05)。土壤總有機(jī)碳、全氮、w(C)∶w(N)、pH值綜合影響了微生物群落，但在不同月份起主導(dǎo)作用的環(huán)境因子有所差異。

表3 土壤性質(zhì)與各種微生物磷脂脂肪酸的Pearson相關(guān)分析

*表示P<0.05水平顯著相關(guān)。

4 討論與結(jié)論

土壤微生物是土壤中最具活力的部分，對(duì)土壤養(yǎng)分分解轉(zhuǎn)化起到重要作用。本研究表明，施氮近兩年后，土壤微生物磷脂脂肪酸總量，細(xì)菌中磷脂脂肪酸量、真菌中磷脂脂肪酸量出現(xiàn)了不同程度的下降。氮沉降增加對(duì)微生物生物量的負(fù)面影響被廣泛報(bào)道。Treseder[7]綜合評(píng)價(jià)了82個(gè)田間施氮試驗(yàn)對(duì)土壤微生物的影響，結(jié)果表明微生物生物量平均降低約15%。在Wu等[19]的研究中，模擬氮沉降使杉木人工林土壤微生物磷脂脂肪酸總量降低了21.8%，細(xì)菌與真菌中磷脂脂肪酸量也普遍下降。也有一些研究發(fā)現(xiàn)，氮沉降增加對(duì)土壤微生物生物量影響很小。Allison[20]等在對(duì)阿拉斯加的北方森林的研究中發(fā)現(xiàn)，施氮并未使微生物生物量和真菌的豐度產(chǎn)生顯著變化。Gallo[21]等在北方溫帶森林中開展氮添加實(shí)驗(yàn)，研究表明盡管氮添加對(duì)23種主要磷脂脂肪酸中的9種有所影響，但對(duì)微生物總生物量卻沒有產(chǎn)生顯著影響。

微生物對(duì)氮添加的響應(yīng)與植物的生產(chǎn)力和碳供給密切相關(guān)。一般來說，微生物的生長(zhǎng)是受氮限制，但當(dāng)可利用的有效氮增加，土壤中可利用的碳將成為微生物的限制因素[22]。在本研究樣地中，施氮使土壤細(xì)根生物量減少[23]。這意味著細(xì)根壽命很可能將會(huì)縮短，周轉(zhuǎn)速率變慢，根系輸入土壤中的碳減少[24]。盡管早期氮輸入的增加會(huì)提高植物的生產(chǎn)力，增加凋落物產(chǎn)量，使來自地上的碳供給增加[25]。但由于本研究施氮時(shí)間較短，增加的凋落物可能還未進(jìn)入到礦質(zhì)土壤中。因此，土壤微生物磷脂脂肪酸總量，細(xì)菌、真菌中磷脂脂肪酸量下降很可能是因?yàn)榈砑釉黾恿宋⑸锏奶枷拗?。此外，有效氮輸入的增加還可能使含氮化合物與含碳化合物結(jié)合形成類黑精或者增加多酚類物質(zhì)的聚合性。二者均不易分解，致使微生物可利用的碳量減少[5]。

本研究中，8月份施氮處理樣地土壤微生物總磷脂脂肪酸含量下降了17%左右，而10月份則下降了30%左右。對(duì)比兩個(gè)月份的細(xì)菌和真菌中磷脂脂肪酸量的變化發(fā)現(xiàn)，10月份細(xì)菌和真菌受到施氮的影響較大。這可能是因?yàn)槭艿浇涤暌蛩氐挠绊憽１狙芯繀^(qū)為北亞熱帶季風(fēng)氣候，夏季降雨量較多[11]。大量降雨導(dǎo)致添加的氮素流失較為嚴(yán)重。此外，夏季是植物生最旺盛的季節(jié)，添加到土壤表層的氮素可能較多的被林下植物吸收，從而削弱了添加的氮素對(duì)微生物群落的影響。

真菌與細(xì)菌生物量之比提供了一種能夠評(píng)估微生物群落對(duì)環(huán)境變化作出響應(yīng)和生態(tài)系統(tǒng)功能變化的度量標(biāo)準(zhǔn)，具有特定的生態(tài)學(xué)意義，近年來被廣泛使用[30]。本研究結(jié)果表明，短期氮添加對(duì)土壤真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸含量之比未產(chǎn)生顯著影響，但顯著影響了微生物群落結(jié)構(gòu)。一般來說，長(zhǎng)期的氮沉降增加對(duì)真菌生物量的負(fù)面影響要大于細(xì)菌，造成真菌與細(xì)菌中生物量之比下降[31]。然而也有很多類似研究未發(fā)現(xiàn)這種現(xiàn)象。Bla?ko等[32]在對(duì)瑞典挪威云杉林研究中發(fā)現(xiàn)，真菌和細(xì)菌同步下降，真菌與細(xì)菌中生物量之比沒有發(fā)生顯著變化，DeForest等[33]在北方闊葉林中發(fā)現(xiàn)，氮沉降增加使微生物生物量普遍下降，但是并未改變真菌和細(xì)菌的相對(duì)豐度。5 a后，在同樣的研究樣地中，Van Diepe等[34]則發(fā)現(xiàn)真菌與細(xì)菌中生物量之比下降了10%。可見，施氮時(shí)間的長(zhǎng)短是微生物能否做出響應(yīng)的重要因素。值得注意的是，真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸量之比變化很小并不意味著微生物結(jié)構(gòu)沒有變化。因?yàn)樵诩?xì)菌、真菌或是其他微生物類群內(nèi)部可能發(fā)生了結(jié)構(gòu)的變化。

對(duì)典型微生物磷脂脂肪酸單體進(jìn)行主成分分析發(fā)現(xiàn)，8月和10月份，除低氮處理樣地外，中氮、高氮、超高氮處理樣地微生物群落結(jié)構(gòu)顯著變化。兩個(gè)月份中的中氮、高氮處理樣地和10月份超高氮處理樣地微生物群落結(jié)構(gòu)的變化格局相類似，表現(xiàn)為i14∶0、a15∶0、i16∶0、i15∶0指示的G+細(xì)菌，cy19∶0、18∶1ω7c指示的G-細(xì)菌，18∶2ω6,9c指示的真菌和16∶1ω5c指示的叢枝菌根真菌含量相對(duì)減少。這表明盡管真菌與細(xì)菌中磷脂脂肪酸含量之比沒有變化，但是氮素輸入破壞了原有種群間的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系。某些細(xì)菌、真菌種群的地位可能被削弱，一些生物量較低的菌群在增加。不同類型的微生物菌群對(duì)營養(yǎng)物質(zhì)吸收的能力存在差異。氮沉降增加緩解了微生物的氮限制，一些氮素利用效率較高的貧營養(yǎng)型菌群在與氮素需求較高的富營養(yǎng)菌群的競(jìng)爭(zhēng)中處于劣勢(shì)，短期內(nèi)難以適應(yīng)富營養(yǎng)條件，其相對(duì)豐富可能會(huì)下降[34]。超高氮處理在夏季和秋季呈現(xiàn)出了不同的變化格局，可能是因?yàn)?0月份微生物群落的變化趨勢(shì)受到了其他因子如溫度、濕度、土壤結(jié)構(gòu)以及氣候條件的綜合影響。

微生物是土壤物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)的主要參與者。在氮沉降不斷增加的背景下，研究其對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響對(duì)于了解氮沉降增加對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的影響具有重要意義。本研究在野外定位氮添加試驗(yàn)近2 a后，運(yùn)用磷脂脂肪酸(PLFA)分析方法，對(duì)土壤微生物結(jié)構(gòu)變化進(jìn)行了分析。結(jié)果表明，短期氮添加處理使微生物總磷脂脂肪酸含量顯著下降，真菌、細(xì)菌中磷脂脂肪酸量出現(xiàn)了不同程度的下降，微生物群落結(jié)構(gòu)也發(fā)生了改變。因此，在這一地區(qū)，氮沉降增加可能會(huì)使楊樹林生態(tài)系統(tǒng)的養(yǎng)分循環(huán)受到影響。

[1] Galloway J N, Townsend A R, Erisman J W, et al. Transformation of the nitrogen cycle: recent trends, questions, and potential solutions[J]. Science,2008,320:889-892.

[2] Canfield D E, Glazer A N, Falkowski P G. The evolution and future of Earth’s nitrogen cycle[J]. Science,2010,330:192-196.

[3] Liu X, Zhang Y, Han W, et al. Enhanced nitrogen deposition over China[J]. Nature,2013,494:459-462.

[4] 王晶苑,張心昱,溫學(xué)發(fā),等.氮沉降對(duì)森林土壤有機(jī)質(zhì)和凋落物分解的影響及其微生物學(xué)機(jī)制[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2013,33(5):1337-1346.

[5] 陳浩,莫江明,張煒,等.氮沉降對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)碳吸存的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2012,32(21):6864-6879.

[6] Janssens I A, Dieleman W, Luyssaert S, et al. Reduction of forest soil respiration in response to nitrogen deposition[J]. Nature Geoscience,2010,3(5):315-322.

[7] Treseder K K. Nitrogen additions and microbial biomass: A meta-analysis of ecosystem studies[J]. Ecology Letters,2008,11(10):1111-1120.

[8] Strickland M S, Rousk J. Considering fungal: bacterial dominance in soils-methods, controls, and ecosystem implications[J]. Soil Biology and Biochemistry,2010,42(9):1385-1395.

[9] Treseder K K. A meta-analysis of mycorrhizal responses to nitrogen, phosphorus, and atmospheric CO2in field studies[J]. New Phytologist,2004,164(2):347-355.

[10] 周薇,王兵,李鋼鐵.大氣氮沉降對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)影響的研究進(jìn)展[J].中央民族大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版,2010,19(1):34-40.

[11] 許凱,徐鈺,張夢(mèng)珊,等.氮添加對(duì)蘇北沿海楊樹人工林土壤活性有機(jī)碳庫的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志,2014,33(6):1480-1486.

[12] 劉純,劉延坤,金光澤.小興安嶺6種森林類型土壤微生物量的季節(jié)變化特征[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34(2):451-459.

[13] 顏慧,蔡祖聰,鐘文輝.磷脂脂肪酸分析方法及其在土壤微生物多樣性研究中的應(yīng)用[J].土壤學(xué)報(bào),2006,43(5):851-859.

[14] 國家林業(yè)局.森林土壤分析法 LY/T1253—1999[S].北京：中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，1999.

[15] Frosteg?rd ?, B??th E, Tunlio A. Shifts in the structure of soil microbial communities in limed forests as revealed by phospholipid fatty acid analysis[J]. Soil Biology and Biochemistry,1993,25(6):723-730.

[16] 林黎,崔軍,陳學(xué)萍,等.灘涂圍墾和土地利用對(duì)土壤微生物群落的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34(4):899-906.

[17] Frosteg?rd A, B??th E. The use of phospholipid fatty acid analysis to estimate bacterial and fungal biomass in soil[J]. Biology and Fertility of Soils,1996,22(1/2):59-65.

[18] Olsson P A. Signature fatty acids provide tools for determination of the distribution and interactions of mycorrhizal fungi in soil[J]. Fems Microbiology Ecology,1999,29(4):303-310.

[19] Wu J, Liu W, Fan H, et al. Asynchronous responses of soil microbial community and understory plant community to simulated nitrogen deposition in a subtropical forest[J]. Ecology and Evolution,2013,3(11):3895-3905.

[20] Allison S D, Czimczik C I, Treseder K K. Microbial activity and soil respiration under nitrogen addition in Alaskan boreal forest[J]. Global Change Biology,2008,14(5):1156-1168.

[21] Gallo M, Amonette R, Lauber C. Microbial community structure and oxidative enzyme activity in nitrogen-amended north temperate forest soils[J]. Microbial Ecology,2004,48(2):218-229.

[22] DeForest J L, Zak D R, Pregitzer K S, et al. Atmospheric nitrate deposition and the microbial degradation of cellobiose and vanillin in a northern hardwood forest[J]. Soil Biology and Biochemistry,2004,36(6):965-971.

[23] 徐鈺,許凱,于水強(qiáng),等.不同林齡楊樹細(xì)根生物量分配及其對(duì)氮沉降的響應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)雜志,2014,33(3):583-591.

[24] Nadelhoffer K J. The potential effects of nitrogen deposition on fine-root production in forest ecosystems[J]. New Phytologist,2000,147(1):131-139.

[25] 薛璟花,莫江明,李炯,等.氮沉降增加對(duì)土壤微生物的影響[J].生態(tài)環(huán)境,2005,14(5):777-782.

[26] 李娜,張利敏,張雪萍.土壤微生物群落結(jié)構(gòu)影響因素的探討[J].哈爾濱師范大學(xué)自然科學(xué)學(xué)報(bào),2012,28(6):70-74.

[27] B??th E, Anderson T H. Comparison of soil fungal/bacterial ratios in a pH gradient using physiological and PLFA-based techniques[J]. Soil Biology and Biochemistry,2003,35(7):955-963.

[28] Aber J D, Nadelhoffer K J, Steudler P, et al. Nitrogen saturation in northern forest ecosystems[J]. Bioscience,1989,39(6):378-286.

[29] 王暉,莫江明,魯顯楷,等.南亞熱帶森林土壤微生物量碳對(duì)氮沉降的響應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2008,28(2):470-478.

[30] 曹志平,李德鵬,韓雪梅.土壤食物網(wǎng)中的真菌/細(xì)菌比率及測(cè)定方法[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2011,31(16):4741-4748.

[31] Demoling F, Nilsson O L, B??th E. Bacterial and fungal response to nitrogen fertilization in three coniferous forest soils[J]. Soil Biology and Biochemistry,2008,40(2):370-379.

[32] Bla?ko R, H?gberg P, Bach L H, et al. Relations among soil microbial community composition, nitrogen turnover, and tree growth in N-loaded and previously N-loaded boreal spruce forest[J]. Forest Ecology and Management,2013,302:319-328.

[33] DeForest J L, Zak D R, Pregitzer K S, et al. Atmospheric nitrate deposition, microbial community composition, and enzyme activity in northern hardwood forests[J]. Soil Science Society of America Journal,2004,68(1):132-138.

[34] S Diepen L T A, Lilleskov E A, Pregitzer K S, et al. Simulated nitrogen deposition causes a decline of intra-and extraradical abundance of arbuscular mycorrhizal fungi and changes in microbial community structure in northern hardwood forests[J]. Ecosystems,2010,13(5):683-695.

[35] Ramirez K S, Craine J M, Fierer N. Consistent effects of nitrogen amendments on soil microbial communities and processes across biomes[J]. Global Change Biology,2012,18(6):1918-1927．

Effects of Nitrogen Addition on Microbial Community Structure in Topsoil of Poplar Plantations

Zhao Chao, Wang Wenjuan, Ruan Honghua, Ge Zhiwei(Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, P. R. China); Xu Changbai, Cao Guohua(State Forest Farm of Dongtai City, Jiangsu Province)//Journal of Northeast Forestry University，2015,43(6)：83-88.

Soil microbes; Nitrogen addition; Microbial community structure; PLFA; Poplar plantation

趙超，女，1990年8月生，南京林業(yè)大學(xué)生物與資源環(huán)境學(xué)院，碩士研究生。E-mail:jingshuiliushen07@163.com。

阮宏華，南京林業(yè)大學(xué)生物與資源環(huán)境學(xué)院，教授。E-mail:hhuan@njfu.edu.cn。

2014年12月27日。

S741.5

1)國家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展計(jì)劃(973計(jì)劃，2012CB416904)；江蘇高校優(yōu)勢(shì)學(xué)科建設(shè)工程(PAPD)；江蘇高校協(xié)同創(chuàng)新計(jì)劃。

責(zé)任編輯：潘 華。