雷 蕾,肖文發(fā),曾立雄,*,黃志霖,高尚坤, 張維誠(chéng),王 松

1 中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院森林生態(tài)環(huán)境與保護(hù)研究所,國(guó)家林業(yè)局森林生態(tài)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100091 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,南京 210037 3 華南農(nóng)業(yè)大學(xué)林業(yè)風(fēng)景園林學(xué)院,廣州 510642 4 湖北省秭歸縣國(guó)有九嶺頭林場(chǎng),宜昌 443604

多樣的森林類型和不同營(yíng)林措施的干擾造成了森林土壤碳庫(kù)維持機(jī)制、碳固定過(guò)程研究較大的不確定性[1]。土壤微生物是土壤中物質(zhì)轉(zhuǎn)化的動(dòng)力,對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的分解起著重要作用[2- 4],且對(duì)環(huán)境變化十分敏感[5]。森林采伐等對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生干擾的經(jīng)營(yíng)措施極可能會(huì)通過(guò)改變地上植被組成、凋落物和根系分泌物等有機(jī)質(zhì)碳輸入的數(shù)量和化學(xué)成分,影響微生物的底物獲取和微生物過(guò)程[6- 7],從而作用于土壤有機(jī)碳的分解與轉(zhuǎn)化,引起土壤碳排放的變異[2, 8- 9]。近些年來(lái)許多學(xué)者針對(duì)森林經(jīng)營(yíng)特別是采伐措施對(duì)土壤碳排放的影響進(jìn)行了大量研究[10- 12],但對(duì)于采伐干擾后微生物的響應(yīng)研究有限[13],深入分析森林采伐后微生物過(guò)程的變化是探討森林采伐對(duì)于土壤碳庫(kù)的影響機(jī)制的關(guān)鍵部分,是評(píng)估采伐干擾對(duì)森林土壤碳庫(kù)過(guò)程的影響機(jī)制的重點(diǎn)與難點(diǎn)[12]。

馬尾松(Pinusmassoniana)是中國(guó)南方主要造林樹(shù)種,是三峽庫(kù)區(qū)分布面積最大的森林類型[14- 16],但由于本區(qū)域馬尾松林經(jīng)營(yíng)粗放且人為干擾強(qiáng)烈,低產(chǎn)林大面積存在,這可能是本區(qū)域森林生態(tài)系統(tǒng)碳密度偏低的主要可能原因。因此,在三峽庫(kù)區(qū)開(kāi)展馬尾松林的經(jīng)營(yíng)試驗(yàn),并對(duì)經(jīng)營(yíng)后馬尾松林的土壤碳庫(kù)動(dòng)態(tài)、碳固定過(guò)程的微生物因子進(jìn)行長(zhǎng)期連續(xù)的監(jiān)測(cè)和調(diào)查十分必要。本研究以三峽庫(kù)區(qū)人為管理后馬尾松飛播林為研究對(duì)象,對(duì)營(yíng)林處理后(對(duì)照(未采伐),除灌(清除灌叢),采伐1(強(qiáng)度15%)和采伐2(強(qiáng)度70%))不同時(shí)期(處理后初期(2013年12月)和處理后15個(gè)月(2014年12月))的土壤微生物生物量、微生物群落結(jié)構(gòu)組成以及土壤溫濕度等環(huán)境因子進(jìn)行了測(cè)定。我們假設(shè)認(rèn)為地上植被組成的改變?cè)斐闪送寥牢⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)的差異性,通過(guò)分析不同營(yíng)林處理的馬尾松林土壤微生物因子的變化情況及其主要影響因子,以期為深入認(rèn)識(shí)營(yíng)林干擾措施對(duì)土壤碳排放過(guò)程的微生物影響機(jī)制提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

研究地點(diǎn)位于湖北省秭歸縣三峽庫(kù)區(qū)九嶺頭林場(chǎng),地理位置30°59′N,110°47′E,海拔156—2030.6 m,年均氣溫16.9℃,年降水量1000—1250 mm,多集中于4—9月,屬于亞熱帶大陸性季風(fēng)氣候。土壤類型以黃壤、黃棕壤為主[16]。調(diào)查樣地內(nèi)馬尾松林為70年代飛播造林,樣地內(nèi)林木分布均勻,馬尾松為主要優(yōu)勢(shì)種,蓋度為80%,伴生有少量光皮樺(Betulaluminifera)、漆樹(shù)(Toxicodendronvernicifluum)、杉木(Cunninghamialanceolata)。灌木主要有火棘(Pyracanthafortuneana)、胡枝子(Lespedezabicolor)、木姜子(Litseapungens)等,草本主要有狗脊(Woodwardiajaponica)、苔草(Carextristachya)、三脈紫菀(Asterageratoides)、中日金星蕨(Parathelypterisnipponica)等。

三峽庫(kù)區(qū)馬尾松林主要受到大樹(shù)的采伐和林下灌叢清除2種措施的干擾,但在采伐灌叢過(guò)程中,當(dāng)?shù)鼐用褚矔?huì)采伐林內(nèi)新更新的光皮樺、杉木等,因此在2013年9月根據(jù)上述常見(jiàn)的營(yíng)林干擾措施,在三峽庫(kù)區(qū)九嶺頭林場(chǎng)設(shè)置了3種營(yíng)林干擾類型,分別為除灌(SM)措施清除樣地內(nèi)所有灌木,并對(duì)灌木清理中產(chǎn)生的剩余物(灌叢枝葉等)進(jìn)行仔細(xì)清除；采伐1(H1)措施清除樣地內(nèi)徑階在4 cm以上的非馬尾松(主要為光皮樺、漆樹(shù)、杉木,包括部分高大灌木,如木姜子、火棘等),強(qiáng)度為15%(按胸高斷面積計(jì)算)；采伐2(H2)措施清除樣地內(nèi)平均胸徑(17.9 cm)以上的馬尾松,強(qiáng)度為70%。本實(shí)驗(yàn)樣地設(shè)置于經(jīng)營(yíng)后的馬尾松飛播林內(nèi),樣地內(nèi)采用典型采樣法,在除灌、采伐1、采伐2分別設(shè)立3塊20 m×20 m固定樣地,同時(shí)在固定樣地相鄰處,土壤條件基本相同的林地,設(shè)置對(duì)照固定樣地3塊(20 m×20 m)。伐木作業(yè)采用人力油鋸伐木,僅對(duì)采伐的樹(shù)干進(jìn)行了移除,不對(duì)采伐產(chǎn)生的剩余物如枝葉等進(jìn)行清除。各種經(jīng)營(yíng)措施并未對(duì)活地被層草本以及地表枯落物進(jìn)行任何處理,上述營(yíng)林措施于2013年10月中旬完成(樣地具體特征詳見(jiàn)前期研究表1[15]),且觀測(cè)期內(nèi)每隔半年定期對(duì)除灌樣地內(nèi)灌叢進(jìn)行清除。

表1 表征微生物類群的PLFA

2 研究方法

2.1 土壤樣品采集與相關(guān)指標(biāo)分析

在固定樣地內(nèi)隨機(jī)設(shè)置3個(gè)觀測(cè)小區(qū)(1 m×1 m),于處理后初期(2013年12月),處理后15個(gè)月(2014年12月),使用土鉆對(duì)觀測(cè)小區(qū)0—10 cm土壤取3個(gè)土樣,同一固定樣地同層混合。將采集的部分新鮮土樣過(guò)2 mm篩,一部分-80℃保存,采用磷脂脂肪酸方法(phospholopid fatty acid, PLFA)對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)(soil microbial community,SMC)進(jìn)行測(cè)定和分析[17],根據(jù)不同PLFA確定微生物類群,每種類群的PLFA生物量采用nmol/g干土進(jìn)行表述,表征不同類群的PLFA標(biāo)記如表1所示,主要分為細(xì)菌(B)、放線菌(ACT)、叢枝菌根真菌(AMF)、革蘭氏陽(yáng)性菌(GP)、革蘭氏陰性菌(GN)以及真菌(F)。一部分過(guò)篩的新鮮土樣置于4℃冰箱保存并于一周內(nèi)采用氯仿熏蒸浸提法測(cè)定土壤微生物量碳(MBC)、微生物量氮(MBN)[17]。一部分過(guò)篩的新鮮土樣通過(guò)KCL溶液浸提后采用流動(dòng)分析儀測(cè)定銨態(tài)氮、硝態(tài)氮。剩余樣品風(fēng)干通過(guò)重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定土壤有機(jī)碳(SOC),凱氏定氮法測(cè)定全氮(TN),pH采用玻璃電極法測(cè)定[19]。用土壤溫濕度測(cè)定儀器(Watchdog 2000 series weather stations)測(cè)定0—10 cm土壤溫度濕度。

2.2 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

利用單因素方差分析(one-way ANOVA)檢驗(yàn)不同采伐處理方式下土壤微生物生物量和土壤理化性質(zhì)的差異(P<0.05),利用雙因素方差分析(two-way ANOVA)檢驗(yàn)采伐處理方式和處理時(shí)間對(duì)于土壤理化指標(biāo)、微生物生物量和各類微生物PLFA含量的影響。同時(shí)采用主成分分析(PCA)和冗余度分析(RDA)檢驗(yàn)不同處理樣地SMC結(jié)構(gòu)的差異及其與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系。主成分和冗余度分析均在軟件Canoco 4.5中進(jìn)行,其余分析處理在SPSS 19.0中進(jìn)行,用SigmaPlot 12.5軟件作圖。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤微生物生物量對(duì)不同采伐處理的響應(yīng)

在干擾后初期(2013年12月),各處理間土壤微生物總PLFAs和各類微生物PLFAs差異并不顯著(圖1)。但在2014年12月,與CK相比,SM、H1與H2的放線菌呈現(xiàn)出降低的趨勢(shì),且H1與H2均達(dá)到顯著水平(P<0.05)。在2014年,除AMF外,SM、H1、H2土壤微生物總生物量以及各類群生物量均呈現(xiàn)降低的趨勢(shì)。綜合2年數(shù)據(jù)可知,處理方式對(duì)土壤微生物量無(wú)顯著影響,而處理時(shí)間顯著影響了土壤微生物總PLFAs、放線菌PLFAs和真菌PLFAs。處理方式與處理時(shí)間對(duì)總PLFAs與各類菌群PLFAs均無(wú)顯著的交互作用(表2)。

表2 處理方式、處理時(shí)間及其交互作用對(duì)土壤微生物量的影響

圖1 土壤微生物PLFAs對(duì)不同采伐方式的響應(yīng)

3.2 土壤微生物群落結(jié)構(gòu)對(duì)不同采伐處理的響應(yīng)

土壤微生物群落的磷脂脂肪酸相對(duì)豐度是評(píng)價(jià)微生物群落結(jié)構(gòu)變化的重要指標(biāo)。對(duì)不同處理和處理時(shí)間下土壤中所提取的20種磷脂脂肪酸進(jìn)行主成分分析,結(jié)果顯示,在處理后初期(2013年12月),各處理微生物群落結(jié)構(gòu)并無(wú)顯著差異,第1、2主成分的貢獻(xiàn)率分別為60.9%、17.4%。而在2014年,CK與其他處理的微生物群落結(jié)構(gòu)存在顯著差異,不同喬木層采伐處理(H1和H2)之間微生物群落差異不顯著(圖2)。

圖2 不同處理土壤微生物磷脂脂肪酸相對(duì)豐度主成分分析

通過(guò)對(duì)主成分的因子載荷分析可知(表3),2013年與PC1顯著相關(guān)的微生物PLFA生物標(biāo)記類型的有5種,2014年P(guān)C1顯著相關(guān)的微生物PLFA生物標(biāo)記類型增至7種。處理后1年,真菌(20:1w9c)對(duì)PC1的貢獻(xiàn)作用降低,細(xì)菌(14:0,16:0,cy17:0,i14:0)對(duì)PC1的貢獻(xiàn)作用增大。2013年真菌生物標(biāo)記(20:1 w9c)與PC1極顯著相關(guān),而在2014年與PC1極顯著相關(guān)的生物標(biāo)記物變?yōu)楦锾m氏陰性細(xì)菌(16:1w7c)。不同處理時(shí)間,對(duì)PC2起顯著作用的微生物PLFA生物標(biāo)記物類型均有4種,細(xì)菌對(duì)PC2起極顯著作用,只是標(biāo)記物類型因處理時(shí)間而有所改變(表3)。處理方式對(duì)放線菌和革蘭氏陽(yáng)性細(xì)菌影響顯著,處理時(shí)間對(duì)革蘭氏陰性細(xì)菌和總細(xì)菌相對(duì)豐度影響顯著,處理時(shí)間和處理方式對(duì)放線菌相對(duì)豐度存在顯著的交互作用(表4)。

3.3 不同處理方式對(duì)土壤性質(zhì)的影響

3.4 土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與土壤理化性質(zhì)

對(duì)4種處理2個(gè)觀測(cè)時(shí)間的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與土壤理化性質(zhì)的冗余度分析(RDA)表明,10個(gè)土壤理化性質(zhì)變量在2013年和2014年分別共同解釋了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)變化的77.9%和76.5%(圖4)。蒙卡洛檢驗(yàn)結(jié)果顯示,土壤溫濕度比值、土壤濕度是顯著影響2013年微生物群落結(jié)構(gòu)的主要因子；土壤濕度、土壤微生物熵是顯著影響2014年微生物群落結(jié)構(gòu)的主要因子。結(jié)合微生物群落結(jié)構(gòu)主成分載荷因子分析可知(表3),不同處理時(shí)間,土壤濕度均與主成分分析中PC1顯著相關(guān)的微生物PLFA生物標(biāo)記類型呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系,而土壤溫濕度比、MBC/SOC與其呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系(圖4)。

表3 主成分載荷因子

*,**分別表示在0.05和0.01水平下顯著相關(guān)

表4 處理方式、處理時(shí)間及其交互作用對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

圖3 土壤理化性質(zhì)對(duì)不同處理的響應(yīng)

4 討論

營(yíng)林干擾通常通過(guò)改變地上底物和地下底物的數(shù)量和質(zhì)量來(lái)影響微生物群落,采伐通常會(huì)造成針葉林土壤微生物生物量的降低[20- 22]。在本研究中,干擾初期處于不穩(wěn)定狀態(tài),各處理微生物群落生物量并未呈現(xiàn)出規(guī)律性的變化(圖1)；但在2014年12月,林內(nèi)環(huán)境逐漸恢復(fù)穩(wěn)定后,除了AMF群落外,SM、H1、H2的其他類群生物量的均呈現(xiàn)出降低的趨勢(shì),從而造成了微生物群落總生物量下降的趨勢(shì)。其中,真菌是有機(jī)質(zhì)分解和形成的主要驅(qū)動(dòng)因子[6, 23],一般呈塊狀分布,具有較高的空間異質(zhì)性[13],而較高的空間異質(zhì)性使其更易受到采伐等干擾的影響[24],這可能是SM、H1和H2的真菌生物量在處理后1年多呈現(xiàn)出降低趨勢(shì)的原因(圖1)。但采伐干擾后初期,死根的分解以及采伐殘余物的輸入可能會(huì)引起激發(fā)效應(yīng),刺激真菌類群,大量以寄生、腐生為營(yíng)養(yǎng)方式的真菌增加,引起真菌類群的增加[6],采伐后初期SM、H1和H2的真菌生物量的高于CK可能源于上述原因。干擾后真菌類群生物量的變化反映了底物供應(yīng)對(duì)真菌類群的影響過(guò)程。多數(shù)細(xì)菌以真菌的分解產(chǎn)物為主要底物[6],真菌類群的改變也會(huì)引起細(xì)菌的變化。本研究中,不同處理時(shí)間,PC1的極顯著載荷因子由真菌PLFA生物標(biāo)記物(20:1w9c)轉(zhuǎn)變?yōu)楦锾m氏陰性細(xì)菌PLFA生物標(biāo)記物(16:1w7c)(表3),因此,真菌群落結(jié)構(gòu)的變化可能是造成本研究中不同處理時(shí)間微生物群落結(jié)構(gòu)變化的主要類群(圖2)。而真菌類群中的AMF與土壤濕度密切相關(guān),高的土壤濕度會(huì)抑制AMF的生長(zhǎng)[25],這與本研究結(jié)果一致,AMF與濕度顯著負(fù)相關(guān)(圖4),但各處理AMF生物量并未隨著土壤濕度的變化而出現(xiàn)顯著差異(圖1),可能是采伐后其他原因造成的,仍需進(jìn)一步分析。

表5 處理方式、處理時(shí)間及其交互作用對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

圖4 不同處理時(shí)間土壤微生物磷脂脂肪酸與土壤理化性質(zhì)冗余度分析

相較于真菌,細(xì)菌對(duì)于環(huán)境因子的變化(如土壤溫度、濕度、通氣度等)適應(yīng)范圍更大[26- 27],同時(shí)對(duì)于土壤溫濕度變化更為敏感[28]。其中,放線菌能夠通過(guò)生產(chǎn)相容物如脯氨酸、甘油等,保持細(xì)胞膨脹,抵抗在水分壓力下的質(zhì)壁分離,同時(shí)其絲狀特征能夠有效利用土壤中的水分和空氣[29],因此在土壤溫濕度比值較高的情況下,ACT生物量占優(yōu)勢(shì),初期SM的ACT生物量高于其他處理(圖1),可能是由于較高的溫濕度比值造成的(圖3)。1年后,H1 和H2 的ACT顯著低于CK(圖1),其溫濕度比低于CK和SM可能是造成ACT變化的主要原因(圖3)。

地上部分和地下部分的群落結(jié)構(gòu)具有強(qiáng)烈的交互作用,植被類型以及組成是影響微生物群落結(jié)構(gòu)主要因子之一[30- 31],SM、H1和H2均改變了地上植被組成以及凋落物的屬性,從而影響微生物群落結(jié)構(gòu)的底物供應(yīng),因此處理后1年,這三種措施的微生物群落結(jié)構(gòu)顯著區(qū)別于CK(圖2)。而上層植被干擾(H1和H2)和下層植被(SM)屬于兩種不同的干擾方式,盡管灌叢生物量相較于上層植被要小很多,但卻是微生物的重要底物來(lái)源[30],因此灌叢的移除極可能通過(guò)影響底物組成來(lái)改變微生物群落結(jié)構(gòu)的組成(圖2)。相關(guān)研究認(rèn)為由于針葉樹(shù)種和闊葉樹(shù)種的提供的養(yǎng)分不同,影響共生真菌類群而顯著影響土壤微生物群落組成[32],但那是在改變優(yōu)勢(shì)樹(shù)種屬性的前提下[33],本研究中的兩種采伐處理雖然影響了針葉樹(shù)種和闊葉樹(shù)種的組成,但優(yōu)勢(shì)樹(shù)種仍是馬尾松,因此微生物群落結(jié)構(gòu)以及叢枝菌根真菌在兩個(gè)觀測(cè)期并無(wú)顯著差異(圖1,圖2)。不同的微生物種類對(duì)土壤有機(jī)碳的降解能力不一樣,導(dǎo)致土壤有機(jī)碳周轉(zhuǎn)速率的不同[34],這與本研究的前期研究結(jié)果一致。由前期研究可知,與CK相比,H1和H2顯著增加了礦質(zhì)土壤呼吸,而SM顯著降低了礦質(zhì)土壤呼吸,微生物群落結(jié)構(gòu)的變化可能是造成土壤呼吸主要組分礦質(zhì)土壤呼吸變化的重要因素[15]。

5 結(jié)論

土壤微生物群落對(duì)于森林采伐等干擾措施的響應(yīng)直接調(diào)控著森林土壤碳固定與轉(zhuǎn)化,本研究通過(guò)對(duì)采伐處理后不同時(shí)期馬尾松林的土壤微生物生物量、群落結(jié)構(gòu)以及相關(guān)環(huán)境因子進(jìn)行了分析,結(jié)果表明,處理后初期各處理土壤微生物群落生物量以及微生物群落結(jié)構(gòu)并無(wú)顯著差異,而在處理后1年多,除灌、采伐1和采伐2 微生物生物量均呈現(xiàn)降低的趨勢(shì),且PCA分析結(jié)果顯示,處理后1年多,林下植被剔除以及上層采伐均顯著改變了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。微生物群落結(jié)構(gòu)的變化可能是不同處理土壤異氧呼吸變異的主要原因,但具體機(jī)制仍需進(jìn)一步分析進(jìn)行確定。同時(shí)本研究對(duì)不同采伐處理后的相關(guān)環(huán)境因子進(jìn)行了探討,土壤溫濕度、土壤微生物熵是造成微生物群落結(jié)構(gòu)變化的關(guān)鍵因子,但本研究不同時(shí)期結(jié)果的差異性表明營(yíng)林措施的效應(yīng)會(huì)隨時(shí)間而改變,因此下一步的研究要注重營(yíng)林干擾的持續(xù)性的作用。