云南寻甸石漠化土壤易氧化碳对丛枝菌根真菌共生的响应

王邵军，左倩倩，曹乾斌，王 平，杨 波，赵 爽，陈闽昆

(1.西南林业大学生态与环境学院，云南 昆明 650224；2.南京林业大学，南方现代林业协同创新中心，江苏 南京 210037)

土壤有机碳来源于微生物分解形成的复杂有机物，能够调控土壤性质、生产力及全球碳平衡[1]。土壤易氧化碳(readily oxidizable carbon，ROC)作为活性较高的土壤有机碳(soil organic carbon，SOC)主要组分，具有易氧化和易分解的特点[2]，能够对植被与土壤环境的改变做出敏感响应[3]。同时，ROC反映土壤碳库容量的变化，可作为表征有机碳和土壤肥力变化的重要指示因子[4-5]。因此，ROC含量变化常作为评价退化生态系统恢复过程中碳库变化与土壤质量演变的重要指标。石漠化是亚热带湿润地区一种特有土地荒漠化现象，其不仅造成基岩裸露与植被严重破坏，而且导致土壤肥力及土壤有机碳的严重流失[6]。丛枝菌根(arbuscular mycorrhizal, AM)真菌能与大多数植物根系形成具有特定结构的有益共生体[7]。AM真菌不仅能够通过影响微生物对有机碳的分解与转化而直接促进ROC形成，而且通过促进土壤团聚体的形成、改善土壤结构、提高土壤水分/养分可利用性等方式间接调控ROC的积累[8-9]，进而调控石漠化土壤碳循环、土壤肥力形成及植被恢复[10-11]。

云南是我国西南地区石漠化土壤退化(喀斯特)最严重的省份之一。然而，目前关于石漠化生境中AM真菌与植物共生驱动下ROC积累与碳库、土壤肥力变化之间偶联作用的研究十分缺乏，严重制约了人们对于石漠化植被与土壤恢复的生态学过程的理解。采集云南昆明寻甸石漠化土壤，以尼泊尔桤木(Alnusnepalensis)为寄主植物，接种摩西斗管囊霉(Funneliformismosseae, FM)、幼套近明球囊霉(Claroideoglomusetunicatum,CE)、根内根孢囊霉(Rhizophagusintraradices,RI)菌种，并设置对照(无寄主植物及菌种接种)试验处理，揭示不同AM菌种处理下ROC、土壤碳库及养分状况的变化，剖析AM真菌接种条件下ROC变化与土壤碳库组成、土壤性状变化之间的相互关系，探明石漠化土壤ROC对碳库及土壤养分状况变化的响应过程及机制，为石漠化退化土壤的微生物修复及石漠化治理提供理论参考。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试树种与土壤采集于云南轻中度石漠化集中分布区的昆明市寻甸县七星镇(102°42′E，25°20′N)。供试寄主植物为当地石漠化恢复的主要乡土树种尼泊尔桤木(A.nepalensis)，具有生长快、耐瘠薄、易形成菌根、固土增肥能力强的特性，是理想的荒山绿化树种。苗木采用无菌土壤在寻甸石漠化研究实验基地温室大棚进行培育，且采取相似的栽培管理措施。该地土壤类型为山地红壤，于2017年5月采集研究区0～20 cm表层石漠化土壤，过筛去除土壤中的石砾、根段及土壤动物，自然风干后备用。采集样地土壤基本理化性质为：pH 7.22、有机质含量11.26 g/kg、全氮含量 0.52 g/kg、全磷含量 0.13 g/kg、全钾含量 1.15 g/kg、速效磷含量 1.46 mg/kg及速效钾含量1.83 mg/kg。

供试AM真菌分别为摩西斗管囊霉(Funneliformismosseae,FM)、幼套近明球囊霉(Claroideoglomusetunicatum,CE)、根内根孢囊霉(Rhizophagusintraradices,RI)，为研究区域常见内生菌根真菌。3种真菌均购自北京市农林科学院的植物营养与资源研究所 BGC菌种库。

1.2 试验设计

本研究设置4种处理进行室内盆栽试验，选择尼泊尔桤木为寄主植物，分别接种摩西斗管囊霉(FM)、幼套近明球囊霉(CE)及根内根孢囊霉(RI)3种菌种，并设置无寄主植物及无AM接种作为对照(CK)。每个处理重复3次，共12桶(塑料桶上下底直径分别为20、18 cm，高为15 cm)。将基质土壤连续高压灭菌(0.14 MPa，124～126 ℃)1 h，塑料桶灭菌30 min；接种前每桶装入灭菌土3 kg，施加菌剂60 g(保证每种菌剂孢子数约144个/g，每桶约8 640个孢子)，对照则不放入接种菌剂。

先将灭菌土壤装至塑料桶高度的2/3处，随后每桶选取2株长势一致的1年生尼泊尔桤木苗，每株苗地上部分高25.5 cm、基径2.74 mm，无病虫、无孢子与菌丝，每株细根约65条、根长约7 cm，采用0.5%(质量分数)KMnO4溶液浸泡30 min，用无菌水冲洗3～6次，将其根系均匀蘸满拟接种菌剂，并将此苗与剩余菌剂移入已灭菌塑料桶中，将树苗固定后加入剩余灭菌土。从2017年5月12日开始定期定量为桤木树苗种植土壤供水(灭菌水，200 mL/桶)。试验选择主要生长季节8月与10月两次收获，即8月11日收获一半植株，另一半植株于10月12日后收获。共计12桶24株幼苗，每个塑料桶完全随机摆放。培养期间，每天补充光照，控制光照时间(14 h/d)，控制温度在25～28 ℃。

1.3 取样与指标测定

8月与10月分别采集桤木幼苗及根际土壤后，根系用去离子水洗净，剪成约1 cm的根段，混匀后随机取1～2 g，采用曲利苯蓝(Trypan Blue)浸色-放大交叉法来计算AM真菌侵染率(RC，%)[12]，采集4 g根际土(每桶3重复)溶解于六偏磷酸钠溶液，真空泵微孔滤膜抽滤后，网格交叉法估算菌丝长度并换算菌丝侵染密度(HLD，m/g)[13]。采集各土层土壤样品，用自封袋保存并做好标签，进行土壤性质测定。土壤pH采用电位法(土水质量比为1∶2.5)测定，总有机碳(TOC)含量采用油浴加热-重铬酸钾氧化法测定，易氧化碳(ROC)含量采用高锰酸钾氧化法测定，全氮(TN)采用全自动流动分析仪测定，土壤中植物可利用性氮(PAN)含量采用Subbiah等[14]所述方法测定，微生物生物量碳(MBC)含量采用氯仿水浴法测定[15]，全磷(TP)含量采用酸溶-分光光度法测定，土壤中植物可利用性磷(PAP)含量采用Olsen等[16]所述，显微摄像法测量。

1.4 数据分析

不同AM真菌对苗高、基径、侵染率、菌丝密度与土壤养分的提升效率(E，%)计算：

E=(菌种处理指标-对照处理指标)/对照处理指标×100%。

(1)

ROC 与MBC组分的含量占比表示其在TOC中所占的百分比，按下列公式计算：

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

(2)

式中：wROC和wMBC分别表示ROC与MBC组分的含量占比，%；cROC、cTOC与cMBC分别表示ROC、MBC与TOC的含量，g/kg。

数据结果表示为平均值±标准误差。采用SPSS 22.0进行数据处理，运用Duncan进行多重比较。数据分析前正态性及方差齐性检验。采用单因素方差分析(One-way ANOVA)检验不同处理数据之间的差异，双因素方差分析(Two-way ANOVA)比较不同处理和不同月份对ROC与MBC相对含量的影响(显著性水平设置为0.05)。采用Mantel通径分析检验AM真菌、植物与土壤参数之间的关系，并创建路径框架图以表征ROC、AM真菌处理、植物地上-地下生长以及土壤肥力之间的耦合关系。

2 结果与分析

2.1 AM真菌共生对桤木根系侵染及幼苗生长的影响

研究表明，接种摩西斗管囊霉(FM)、幼套近明球囊霉(CE)、根内根孢囊霉(RI)3种AM菌种处理，相较对照(CK)均显著提高桤木幼苗的高生长(df=3，F=96.4，P<0.01)，但仅接种RI菌种显著影响基径生长(表1)。接种RI真菌对桤木幼苗高及基径生长具有较强的促进作用，促生效率分别为60.4%与46.2%，并显著高于FM(22.4%，17.9%)和CE(27.1%，25.0%)处理(P<0.05)。3种菌种处理相较于对照显著提高了根系侵染率(df=3，F=153.8，P<0.001)与菌丝侵染密度(df=3，F=25.9，P<0.05)，其中RI菌种对桤木根系侵染率(155.4%)与菌丝侵染密度(100%)的提升效率大于FM(62.4%，15.8%)菌种处理。但CE与FM菌种处理对菌丝侵染密度的影响未达到显著水平。

表1 不同AM菌种接种处理下桤木幼苗生长及侵染率

2.2 AM真菌共生对石漠化土壤ROC及碳库组成的影响

分析发现，AM菌种接种处理及月份均对土壤ROC含量显著影响(P<0.05，表2，图1)。

表2 不同处理和月份对ROC、wROC与wMBC 影响的双因素方差分析

不同接种处理土壤ROC含量大小顺序为RI(9.5 g/kg)> CE(7.7 g/kg)>FM(6.9 g/kg)> CK(4.3 g/kg)。AM接种处理下不同月份ROC含量表现为10月(8.5 g/kg)> 8月(7.5 g/kg)。不同AM接种处理对8月与10月ROC的提升率大小顺序为RI(115.0%，128.3%)> CE(73.5%，83.0%)> FM(59.2%，61.0%)。

AM菌种接种处理及月份均对土壤ROC与MBC的相对含量(wROC与wMBC)存在显著影响(P<0.05。表2，图1)。不同处理下wROC与wMBC大小顺序为RI(52.2%，6.15%)> CE(45.25%，4.85%)>FM(38.9%，4.25%)>CK(25.6%，3.15%)。AM接种处理下wROC与wMBC月动态表现为：10月(48.43%，5.63%)> 8月(42.47，4.53%)。相较于CK，不同AM接种对8月与10月wROC提升率的大小顺序为RI(90.6%，117.1%)> CE(67.5%，86.0%)>FM(41.6%，62.3%)，8月与10月不同AM接种对wMBC提升率的大小顺序为RI(83.3%，106.1%)> CE(43.3%，63.6%)>FM(26.7%，42.4%)。

2.3 AM真菌共生对土壤养分状况的影响

分析发现，AM菌种接种处理显著提高土壤微生物生物量碳(MBC)、总有机碳(TOC)、植物可利用氮(PAN)与可利用磷(PAP)含量，其提升率大小的平均变幅为66%～161%，并显著降低了土壤pH(表3)。不同接菌处理对土壤肥力的影响存在显著差异。相较于CK，3种菌种对土壤养分提升效率大小顺序为：RI > CE > FM。其中，RI 菌种对PAN、MBC、TOC及PAP的平均提升效率分别为161%、127%、110%及97%(表3)。

表3 不同处理下石漠化土壤养分含量的变化

2.4 ROC与桤木生长、土壤碳库组成及土壤养分状况变化的关系

Mantel通径分析表明，AM菌种接种改变桤木地上(苗高与基径)与地下菌丝生长、土壤碳库组成及养分状况，从而显著影响ROC的变化(图3)。桤木苗高与基径生长(H与BD)对ROC变化贡献率分别为46.1%和37.8%，地下AM真菌菌丝生长(RC与HLD)对ROC变化贡献率分别为96.4%和64.8%；土壤碳库变化(MBC与TOC)对ROC变化的贡献率分别为84.7%和77.5%；TN与PAN的贡献率分别为40.6%与94.3%；TP与PAP对ROC变化的贡献率分别为58.8%与72.2%；pH的贡献率为41.8%。

数据为通径系数(P值)Data are coefficients with P values in parentheses.H.苗高 height;BD.基径base diameter;RC.侵染率 root colonization;HLD.菌丝侵染密度 hyphal length density。

3 讨 论

3.1 AM真菌共生对石漠化土壤易氧化碳的影响

AM真菌与根系形成菌丝、菌丝桥及孢子体等真菌结构，能够直接或间接地促进植物生长、地上-地下凋落物碳向土壤输入，进而驱动土壤易氧化碳的形成[17]。同时，AM真菌共生能够刺激植物光合的生理生化过程，并增加光合碳向土壤输入的质与量，从而促进土壤易氧化碳的积累[18-19]。

本研究中，石漠化土壤接种摩西斗管囊霉、幼套近明球囊霉及根内根孢囊霉3种AM菌种，显著提高了根系侵染率及菌丝侵染密度，并显著促进桤木生长以及土壤易氧化碳的积累。因此，石漠化生境中引入AM共生真菌促进了寄主根系的菌丝侵染，可能是通过提高植物水分与养分吸收效率而刺激生长与凋落物的归还，进而促进易氧化碳在土壤中的沉积。不同AM菌种形成菌丝桥的能力存在差异，根内根孢囊霉与植物共生具有最大的侵染能力与促生效应，拓展根系水分与养分吸收路径及空间的能力较强，能够显著加速AM菌丝桥对含碳化合物的传递、转移与积累，并强化植物生长与土壤易氧化碳积累之间的相互反馈[5]。

王邵军等[7]研究表明，AM真菌与植物共生不仅通过菌丝桥传递养分物质而直接参与土壤易氧化碳的形成，而且能够通过菌丝促进微生物活动及土壤团聚体的形成，进而增加有机碳的积累。石漠化生境中土壤团聚体数量偏少，往往会引起土壤易氧化碳保护功能的降低，导致土壤有机碳的降解加快，土壤碳损失风险较大[20-21]。接种AM真菌，不仅改善土壤结构并促进土壤有机碳的保护，而且刺激微生物生长及碳运输，促进土壤易氧化碳的形成与积累[22]。

3.2 土壤易氧化碳含量对碳库组成变化的指示

土壤易氧化碳对外界环境变化反应敏感，能够在总有机碳库改变之前对土壤碳含量微小变化做出响应，可表征土壤碳库的变化[23]。AM真菌通过促进易氧化碳的积累，从而调控土壤有机碳库的大小、组成与转变过程。本研究中AM真菌接种显著增加石漠化土壤易氧化碳、微生物生物量碳及总有机碳含量，其中易氧化碳在总有机碳中的占比最大，远远高于微生物碳所占比例。因此，AM真菌接种下易氧化碳的变化对土壤碳库构成及各组分含量具有重要的指示作用。

土壤易氧化碳作为反映土壤碳库及土壤肥力变化的主要活性组分之一，对于植被与土壤恢复具有重要指示意义。AM真菌作为土壤生态系统的重要生物组分，能直接将植物光合产生的碳输送到土壤并首先形成易氧化碳等活性组分进行保存，增加土壤碳的固定[24]。同时，将一部分碳分配到菌根真菌，用于构建延伸到土壤的菌丝体[25]。菌丝体凋亡后，其组织中的碳又可被土壤微生物迅速分解与转化，形成土壤易氧化碳及其他碳组分[26]。研究表明，菌根参与形成的易氧化碳在土壤中保留时间较长，对土壤碳固存贡献较大[27]。AM菌根真菌固存的有机碳数量上占植物净碳固存的9%～11%，并可通过土壤易氧化碳等活性碳形成参与碳循环，促进植物与土壤的恢复[28]。因此，AM菌根技术运用对于石漠化土壤的碳固存具有较大的应用潜力。

3.3 土壤易氧化碳对土壤养分含量变化的指示

土壤易氧化碳作为土壤碳库中易氧化且易分解的活性组分，能够敏感反映土壤养分状况的变化，常作为表征土壤肥力的重要指标[29]。AM真菌与植物共生引起土壤微生物生物量碳、总有机碳、全氮与全磷、植物可利用的氮与磷、pH等一系列土壤肥力指标的显著改变，从而显著影响土壤易氧化碳积累。因此，土壤易氧化碳能敏感反映AM真菌共生所驱动的土壤性质变化。

AM真菌共生增加微生物生物量从而促进石漠化土壤易氧化碳的积累。这主要是由于土壤微生物活动能够被AM真菌所激发，直接或间接地促进土壤易氧化碳的形成。微生物作为土壤中最活跃的生物组分，能够通过影响地上与地下凋落物的分解，将植物凋落的新碳转化为土壤活性碳组分[30]。AM真菌共生增加土壤中的有机质含量、微生物生物量碳以及碳矿化量，有利于土壤团聚休的形成及土壤结构的改良，从而促进易氧化碳在土壤颗粒中的沉积与保护。AM真菌共生促进土壤易氧化碳固定的另一个重要作用机制，就是通过菌丝体或菌丝桥的形成，并分泌球蛋白复合物至土壤之中，促进土壤大团聚体的形成而增加易氧化碳的积累[7]。土壤结构的改变反过来会影响植物生长、增加植被碳向土壤中的输入，进而对土壤易氧化碳积累具有反馈调控作用[25]。

氮和磷是石漠化土壤肥力及生产力的主要限制因子[30]。AM真菌共生能够增加全氮及植物可利用性氮含量，进而对土壤易氧化碳积累产生显著影响。土壤氮可利用性的提高会显著影响微生物生长、活性以及对有机质的分解，增加有机碳向土壤中输入，从而促进土壤易氧化碳的形成[31]。本研究中AM菌根共生显著提高全磷及植物可利用性磷的含量，可能由于AM真菌发达菌丝分泌大量的有机酸和磷酸酶等物质，增加植物对磷的吸收与利用[32]。磷的输入能够改变微生物数量、活性及组成[33]，从而影响易氧化碳的积累。

AM真菌的共生能够引起pH的改变而对土壤易氧化碳产生显著影响。土壤pH通过影响微生物的组成与活性，进而影响土壤易氧化碳的形成[34]。关于pH对土壤易氧化碳的影响，存在一定的不确定性，王棣等[35]发现土壤易氧化碳含量与pH相关性不显著，而王国兵等[36]的研究表明土壤易氧化碳含量与pH存在显著负相关。这与本研究表明的土壤pH变化与易氧化碳呈极显著负相关结果相类似。因此，AM真菌共生驱动石漠化土壤易氧化碳的变化能够反映土壤酸碱性的变化。

石漠化生境植被覆盖率低、植物碳库较小，如何提高土壤碳尤其是易氧化碳的固存能力，进而改善石漠化土壤的肥力状况，对于石漠化植被与土壤的恢复具有至关重要的意义。“AM真菌-植物-土壤”的耦合能够显著驱动土壤碳库积累及土壤养分状况改善，并显著影响易氧化碳的积累。因此，AM菌根技术在石漠化地区广泛应用，有助于提升西南石漠化生态治理的效率。