2. 广西友谊关森林生态系统定位观测研究站, 崇左凭祥友谊关森林生态系统广西野外科学观测研究站, 广西凭祥 532600
2. Guangxi Youyiguan Forest Ecosystem Research Station, Youyiguan Forest Ecosystem Observation and Research Station of Guangxi, Pingxiang, Guangxi, 532600, China
磷(Phosphorus，P)作为植物生长发育的必需营养元素，在森林生态系统的养分循环中扮演着关键角色[1]。然而，P在土壤中的生物有效性及其转化机制受到多种因素的制约，尤其是在亚热带地区，高温多雨的气候特征和高度风化的土壤条件背景使得P的分布形态、转化机制及其生态功能表现出显著的区域特色[2]。由于亚热带地区土壤中存在大量的铁、铝等离子，有机P(Organic phosphorus，Po)矿化后形成的无机P(Inorganic phosphorus，Pi)极易与其结合形成铁铝结合态P，并被土壤黏粒等成分吸附固定，导致P难以被植物利用，这种“闭环式”循环使得P的形态复杂性和生物有效性受限，成为制约生态系统生产力的重要因素[3-4]。传统土壤P分级方法(如Hedley法)主要基于化学提取，虽然能够反映土壤P的化学形态，但是难以全面量化根系和菌丝代谢物对土壤P转化的贡献。生物有效性P(Biologically Based P, BBP)分级体系的提出和使用，突破了传统化学分级的局限性，能更好地表征根际过程对P的溶解转化。该体系在考虑根际过程的基础上对土壤P进行不同组分分级，为深入理解亚热带森林生态系统根际土壤P转化的驱动机制提供了重要基础，对亚热带地区森林生产力的提升具有重要意义[5-6]。
植物的根际区是植物-土壤互作的核心区域，该区域由于根系分泌物、菌丝和自由微生物协同作用，形成了独特的养分循环过程。有研究表明，土壤根际区虽然只是土壤的一小部分，但是植物吸收的矿质元素超90%都来自根际区，其理化性质、微生物等养分动态特征的变化对植物生产力和生态功能起至关重要作用[7]。根系主要通过微生物影响土壤，菌丝加入后可以形成菌丝网络，能扩大植物根系的吸收表面积，同时还能促进有机酸或酶的分泌或直接分泌有机酸或酶，提高土壤养分循环速率，提高植物对养分的吸收效率，此外还能够吸收稀释的无机养分[如氮(N)、P和微量元素]，从而为植物提供额外的养分来源[8]。自由微生物与根系、菌丝体一同参与各种生化过程，是影响土壤质量的敏感因子[9]。然而，目前大多数的研究将根系-菌丝-微生物作为一个整体系统，很难将根系、菌丝和微生物对养分循环的独立贡献进行量化，比如菌丝对土壤Po矿化的驱动作用常被根系吸收作用所掩盖，还有根系或菌丝对土壤微生物活性的影响等。采用微宇宙装置，通过物理分隔-功能偶联技术可以实现森林生态系统中根系、菌丝和微生物参与土壤养分循环功能活性的精准解析。Leake等[10]通过该技术排除了根系对菌丝的影响，重点关注了菌丝对土壤根际细菌和真菌物种多样性的影响。Moore等[11]也通过该技术发现了在落叶林生态系统中，根系和菌丝同时存在时，能协同促进碳(C)分解，而当菌丝从根系中分离出来时，会与自由微生物竞争资源，从而限制土壤中C的降解过程。因此，通过微宇宙装置的物理分隔-功能偶联技术了解根系、菌丝和自由微生物在植物养分获取和土壤性质变化中扮演的不同角色，可以更精准地优化人工林管理策略，提升土壤P及其他养分的生物有效性，为林地土壤改良、植被恢复及可持续林业实践提供理论依据，进而实现经济效益和生态效益的双重提升。
杉木(Cunninghamia lanceolata)是目前我国南方地区重点植树造林且种植面积最大的用材林树种之一，在维持生态系统稳定中起到了至关重要的作用[12]。然而，杉木多代连栽种植后，常呈现土壤显著酸化、养分急剧衰退的现象，尤其在土壤P循环方面，其有效P含量显著下降，铁铝结合态P占比显著提高。为了满足当前市场对木材使用的需求以及出于对林分多样性保持的考虑，采用科学的营林管理措施是十分必要的。现阶段已有研究表明，与杉木相比，阔叶树种能够更好地改善土壤环境，延缓地力衰退[13-14]。不同P组分的转化过程受土壤pH值、微生物活动、有机质含量等因素调控，研究其变化有助于揭示人工林类型转变(如针叶林阔叶化改造)过程中土壤P的生物有效性机制，为优化其P肥施用提供科学依据。但目前杉木人工林阔叶化过程中，不同类型菌根树种及种植模式如何通过根系-菌丝-自由微生物互作调控土壤P组分分配及其转化仍缺乏深入的探究。因此，本研究选择杉木[丛枝菌根(AM)树种)]纯林(CL，对照)和杉木人工林阔叶化改造后的3种人工林[米老排(Mytilaria laosensis，AM树种)]纯林(PM)、红锥[Castanopsis hystrix，外生菌根(ECM)树种]纯林(PC)和米老排/红锥混交林(MP)作为研究对象，通过微宇宙装置控制实验技术，探究杉木人工林阔叶化改造后的土壤P组分、微生物生物量和土壤酶活性等指标的变化特征，阐明根系和菌丝途径介导下杉木阔叶化对土壤P组分及其转化的影响，为亚热带P高效利用树种的挑选及其配置模式的优化等方面提供重要科学依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区域位于广西壮族自治区凭祥市中国林业科学研究院热带林业实验中心的伏波实验场内(21°57′47″-22°19′27″N，106°39′00″-106°59′30″E)[15]。凭祥市位于中国南部，属于亚热带季风气候，降水充沛，干湿分明。受太阳辐射的影响，凭祥市具有丰富的水热资源，年平均气温约为21 ℃，年平均降水量约为1 400 mm，4-9月为其主要的降雨时节，无霜期约340 d[16]。主要地貌类型为低山丘陵，土壤类型以花岗岩风化形成的酸性赤红壤为主，研究区人工林类型丰富，一般以纯林和混交林为主[17-18]。
1.2 样地设置与调查本研究选取的4种林分分别为杉木(AM树种)纯林(CL)、米老排(AM树种)纯林(PM)、红锥(ECM树种)纯林(PC)以及米老排/红锥混交林(MP)，均为杉木人工林皆伐(1991年)后重新种植，初始种植密度为2 500株·hm-2，采用1年生容器苗。其中，MP采用株行混交模式，米老排和红锥的初始混交比例为1∶1。4种林分类型均采用相似的林分管理制度进行管理，造林初期进行2次间伐, 而后不再进行人工干扰，随林分自由发育。
2022年8月，每种林分随机设置了4个400 m2(20 m×20 m)样方，4种林分类型共计16个样方。采用传统的样方调查法，将每个20 m×20 m样方再细分为4个10 m×10 m的小样方，用于调查乔木层树木的密度(Stand Density, SD)、胸径(Diameter at Breast Height, DBH)和树高(Tree Hight, TH)等指标; 在每个10 m×10 m样方的右上角分别设置一个5 m×5 m和一个1 m×1 m小样方用于调查灌木层和草本层植物的植被信息。此外，本研究在每个20 m×20 m样方中采集土壤样品，用于分析其植物细根和土壤理化性质，包括细根生物量(FR)、土壤有机碳(SOC)、全氮(TN)和全磷(TP)等指标。样地基本情况详见向明珠等[3]的研究。
1.3 微宇宙装置布设与回收2022年8月，将每个20 m×20 m样方细分为16个5 m×5 m的正方形网格，每个网格的交点作为微宇宙装置的布设点(共9个重复)。采用3种孔径(大孔径: 1.45 mm，允许根系、菌丝和自由微生物进入; 中孔径: 53 μm，阻止根系但允许菌丝和自由微生物进入; 小孔径: 1 μm，阻止根系和菌丝进入，仅允许自由微生物进入)的不锈钢网分别围成高10 cm、内径5 cm圆柱体，并在圆柱体的一面采用同样孔径的不锈钢网对圆柱体进行密封，然后在两端连接PVC管以方便拿取，密封面作为底端埋入0-10 cm土层的土壤中。随后采集该样地0-10 cm土层的土壤并过2 mm土筛后填充到微宇宙装置，并在每个微宇宙装置中心位置放入尼龙网包裹的石英砂，用来保水并促进菌丝体生长，在每个布设点布置3种孔径的微宇宙装置并进行标记[19-20]。于2023年9月对微宇宙装置进行回收，找到标记点后，去除微宇宙装置表层凋落物，挖开微宇宙装置周边土壤，将微宇宙装置轻轻提出后，将同一林分9个采样点中同一孔径的土样充分混匀后装入无菌塑料袋，放置于低温保温箱中带回实验室。
1.4 土壤微生物生物量和土壤酶活性的测定土壤微生物生物量碳(MBC)和土壤微生物生物量氮(MBN)采用氯仿熏蒸浸提法进行测定，将鲜土分为两份，每份称取相当于5 g干土的鲜土，一份置于真空干燥器中氯仿熏蒸，并在25 ℃下培养24 h，另一份未熏蒸鲜土也在25 ℃下培养24 h，培养结束后均分别加入K2SO4溶液(0.5 mol·L-1)进行浸提并振荡，将振荡后的液体过滤得到待测液，用TOC分析仪(Multi N/C 3100，德国耶拿公司)测定其MBC和MBN含量，其中，MBC和MBN的萃取效率分别为0.45和0.54[21-22]。土壤微生物生物量磷(MBP)也是采用氯仿熏蒸浸提法进行测定，熏蒸和未熏蒸土样均加入NaHCO3溶液进行浸提，振荡后过滤得到MBP待测液，采用钼锑抗比色法测定，MBP的萃取效率为0.40[23]。
采用荧光法测定碳循环相关酶[β-葡萄糖苷酶(β-D-Glucosidase, BG)和纤维二糖水解酶(Cellobiohydrolase, CB)]、氮循环相关酶[N-乙酰-葡萄糖苷酶(N-acetyl-β-D-glucosidase, NAG)、亮氨酸氨基肽酶(L-leucine aminopeptidase, LAP)]和磷循环相关酶[酸性磷酸酶(Acid phosphatase, ACP)][24-25]的酶活性。将125 mL乙酸钠缓冲液(pH值=4.5)加入新鲜土样(1.25 g)中并充分搅拌制备悬浮液，分别吸取200 μL土壤悬浮液和50 μL底物充分混合后于25 ℃黑暗条件下培养，利用多功能酶标仪(INFINITE M200 PRO，瑞士帝肯公司)测定荧光值。酶活性统一以nmol·g-1·h-1表示。
1.5 土壤P组分测定基于生物学利用难易程度将土壤P分为4类[氯化钙提取磷(CaCl2-P)、柠檬酸提取磷(Citrate-P)、酶提取磷(Enzyme-P)和盐酸提取磷(HCl-P)]，并采用生物有效性P分级法进行测定。首先称取土壤样品装入15 mL离心管中，随后在离心管中分别加入0.01 mol·L-1 CaCl2溶液、0.01 mol·L-1柠檬酸溶液、0.02 EU·mL-1酶混合提取液及1 mol·L-1盐酸溶液，置于振荡机中振荡3 h(180 r·min-1，25 ℃)，使土样与溶液充分混合，在摇匀后使用移液枪于离心管2/3深度位置处吸取1 mL的土样混合液置于2 mL离心管中，使用离心机离心(10 000 r·min-1，1 min)，吸取上清液，采用孔雀石绿法测定上清液的P浓度。
1.6 数据分析运用Microsoft Excel 2021软件对数据进行初步整理和计算; 采用SPSS 26.0软件对数据进行统计分析，在进行正态分布及方差齐性检验后，运用单因素方差分析(One-way ANOVA)比较4种林分的土壤P组分、微生物生物量和酶活性的差异，显著性水平设置为P＜0.05;同时采用Origin 2025软件进行Pearson相关性分析; 采用Canoco 5.0软件进行冗余分析(Redundancy Analysis, RDA)，以确定杉木人工林改造成乡土阔叶林模式下土壤P组分的主要影响因子。
2 结果与分析 2.1 细根、土壤化学性质和P组分的变化特征杉木人工林改造成乡土阔叶林后，微宇宙内的FR和土壤化学性质变化如表 1所示，PM、PC和MP的FR显著高于CL。在所有孔径的微宇宙中，PM、PC和MP的SOC均显著高于CL，MP在所有孔径中均显著高于PM。TN在大孔径和小孔径中表现为PM、PC和MP均显著高于CL，同时MP还著高于PM和PC; 而在中孔径中，TN则表现为PC和MP显著高于CL，MP显著高于PM和PC。TP在大孔径中表现为PM、PC和MP显著高于CL; 在中孔径和小孔径中则表现为MP显著高于CL。C/N仅在小孔径中出现显著差异。C/P除大孔径PM未显著高于CL外，PM、PC和MP在所有孔径中均显著高于CL。N/P在大孔径和小孔径中表现为MP显著高于CL、PM和PC; 在中孔径中则表现为MP显著高于CL。
| 孔径 Aperture |
林分类型 Stand type |
细根生物量/(g·m-3) FR/(g·m-3) |
有机碳/(g·kg-1) SOC/(g·kg-1) |
全氮/(g·kg-1) TN/(g·kg-1) |
全磷/(g·kg-1) TP/(g·kg-1) |
碳氮比 C/N |
碳磷比 C/P |
氮磷比 N/P |
| 1.45 mm | CL | 189.71±54.20 b | 18.23±1.23Ac | 1.61±0.05 Ac | 0.30±0.01Ab | 11.38±0.88 Aa | 60.34±4.01Ab | 5.71±0.31 Ab |
| PM | 620.70±84.02a | 23.89±0.41 Ab | 2.16±0.11Ab | 0.34±0.01 Aa | 11.14±0.38Aa | 71.37±1.75 Aab | 6.44±0.31Ab | |
| PC | 525.85±56.95 a | 25.33±0.84Aab | 2.21±0.16 Ab | 0.34±0.01Aa | 11.67±1.09 Aa | 75.24±5.44Aa | 6.55±0.52 Ab | |
| MP | 712.17±56.33a | 27.69±0.34 Aa | 2.89±0.10Aa | 0.36±0.01 Aa | 9.60±0.23Aa | 77.04±2.11 Aa | 8.05±0.39Aa | |
| 53 μm | CL | 16.25±1.06 Ac | 1.55±0.04Ac | 0.28±0.01 Ab | 10.51±0.67Aa | 57.74±5.57 Ab | 5.46±0.20Ab | |
| PM | 23.86±1.11 Ab | 1.99±0.15Abc | 0.30±0.01 Aab | 12.29±1.39Aa | 78.83±4.83 Aa | 6.55±0.47Aab | ||
| PC | 23.96±1.29 Ab | 2.07±0.13Ab | 0.32±0.02 Aab | 11.76±1.07Aa | 76.97±6.96 Aa | 6.65±0.63Aab | ||
| MP | 27.27±0.35 Aa | 2.70±0.24Aa | 0.34±0.02 Aa | 10.36±0.99Aa | 81.01±5.30 Aa | 7.91±0.42Aa | ||
| 1 μm | CL | 15.44±0.37 Ac | 1.46±0.07Ac | 0.27±0.01 Ab | 10.65±0.50Ab | 56.91±2.30 Ac | 5.38±0.34Ab | |
| PM | 21.48±0.53 Ab | 1.91±0.17Ab | 0.29±0.02 Aab | 11.53±1.16Ab | 75.05±4.03 Ab | 6.72±0.74Ab | ||
| PC | 26.57±0.35 Aa | 1.92±0.04Ab | 0.30±0.01 Aab | 13.85±0.46Aa | 87.55±0.52 Aa | 6.55±0.10Ab | ||
| MP | 26.60±0.75 Aa | 2.69±0.10Aa | 0.32±0.01 Aa | 9.96±0.60Ab | 83.75±2.74 Aa | 8.46±0.31Aa | ||
| Note: FR, fine root biomass; SOC, soil organic carbon; TN, total nitrogen; TP, total phosphorus; C/N, ratio of organic carbon to total nitrogen; C/P, ratio of organic carbon to total phosphorus; N/P, ratio of total nitrogen to total phosphorus.Data are means±SE, n=4.Different capital letters indicate significant differences between different microcosmic apertures in the same stand (P＜0.05), and different lowercase letters indicate significant differences between different stands of the same microcosmic aperture (P＜0.05). | ||||||||
杉木人工林改造成乡土阔叶林后，各土壤P组分含量变化如图 1所示，表现为HCl-P＞Citrate-P＞Enzyme-P＞CaCl2-P。PM、PC和MP的CaCl2-P在中孔径和小孔径中均显著高于CL; 而在大孔径中，只有MP显著高于CL[图 1(a)]。PM、PC和MP的Enzyme-P在所有孔径中均显著高于CL，且中孔径中MP显著高于PM和PC[图 1(b)]。Citrate-P则在大孔径中表现为PM、PC和MP显著高于CL，且MP显著高于PM和PC; 在中孔径中表现为MP显著高于CL; 在小孔径中表现为MP和PC显著高于CL[图 1(c)]。HCl-P在所有孔径中均表现为PM、PC和MP均显著高于CL，且MP显著高于PM，此外，MP在大、中孔径中还显著高于PC[图 1(d)]。所有P组分在阔叶纯林PM和PC间均无显著差异。
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| Different capital letters indicate significant differences between different microcosmic apertures in the same stand (P < 0.05), and different lowercase letters indicate significant differences between different stands of the same microcosmic aperture (P < 0.05). 图 1 不同孔径下杉木人工林和阔叶人工林土壤磷组分的变化 Fig. 1 Changes of soil phosphorus fractions in Cunninghamia lanceolata plantations and broadleaf plantations under different aperture sizes |
2.2 土壤微生物生物量的变化特征
如图 2所示，MBC在3种孔径的微宇宙中均表现为MP显著高于CL，同时，大孔径中PM、PC，小孔径中PC也显著高于CL; 小孔径中MP还显著高于PM[图 2(a)]。MBN在大孔径和中孔径中均表现为PM、PC和MP显著高于CL，且在大孔径中MP显著高于PM和PC，在中孔径中MP显著高于PM; 在小孔径中，MP显著高于CL和PM[图 2(b)]。MBP在3种孔径中均表现为MP显著高于CL和PM，且大孔径中PC和PM显著高于CL, 小孔径中PC显著高于CL[图 2(c)]。4种林分的MBC/MBN在所有孔径均无显著变化[图 2(d)]。MBC/MBP和MBN/MBP在大孔径中均表现为CL显著高于PC，MBC/MBP的CL还显著高于MP[图 2: (e)、(f)]。所有微生物生物量指标除MBP在大孔径中表现为PC显著高于PM外，阔叶纯林PM和PC间均无显著差异。
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| Different capital letters indicate significant differences between different microcosmic apertures in the same stand (P < 0.05), and different lower case letters indicate significant differences between different stands of the same microcosmic aperture (P < 0.05). 图 2 不同孔径下杉木人工林和阔叶人工林土壤微生物生物量及其比值的变化 Fig. 2 Changes of soil microbial biomass and its ratios in Cunninghamia lanceolata plantations and broadleaf plantations under different aperture sizes |
2.3 土壤酶活性的变化特征
如图 3所示，BG在大孔径和小孔径中表现为PM、PC和MP均显著高于CL，且MP在小孔径中还显著高于PM和PC; 在中孔径中MP仍显著高于其他林分[图 3(a)]。CB在大孔径和中孔径中均表现为PM、PC和MP显著高于CL，中孔径中MP还显著高于PM和PC; 小孔径则仅MP显著高于CL[图 3(b)]。NAG在所有孔径中均表现为MP显著高于其他林分; 在大孔径和小孔径中PM和PC显著高于CL; 在中孔径中PC显著高于CL[图 3(c)]。LAP在大孔径和中孔径中表现为PC与MP显著高于CL与PM，在中孔径中MP仍显著高于PC; 在小孔径中表现为PM、PC和MP均显著高于CL，且MP显著高于PM和PC[图 3(d)]。在3个不同孔径之间，不同林分的ACP均表现为MP＞PC＞PM＞CL[图 3(e)]。参与土壤C、N和P循环的酶，其酶活性之间均具有显著正相关关系(图 4)。
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| Different capital letters indicate significant differences between different microcosmic apertures in the same stand (P < 0.05), and lower case letters indicate significant differences between different stands of the same microcosmic aperture (P < 0.05). 图 3 不同孔径下杉木人工林和阔叶人工林土壤酶活性的变化 Fig. 3 Changes of soil enzyme activities in Cunninghamia lanceolata plantations and broadleaf plantations under different aperture sizes |
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| 图 4 土壤C、N和P循环相关酶活性之间的相关关系 Fig. 4 Correlations between enzyme activities related to soil C, N and P cycles |
2.4 影响土壤P组分的主要生物和非生物因素
如图 5所示，Pearson相关性分析表明，在植物-土壤性质指标中，FR、SOC、TN、C/P和N/P与4种土壤P组分均为显著正相关; TP则只与CaCl2-P、Citrate-P和HCl-P显著正相关，C/N则与4种土壤P组分均无显著相关关系。土壤微生物生物量指标中，MBC与CaCl2-P、Citrate-P和HCl-P显著正相关; MBN、MBP与4种土壤P组分显著正相关; MBC/MBP、MBN/MBP与Enzyme-P、Citrate-P和HCl-P显著负相关。所有C、N和P循环相关的酶活性均与4种土壤P组分显著正相关。土壤P组分之间也均显著正相关。
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| *P＜0.05;**P＜0.01;***P＜0.001. 图 5 植物-土壤性质、土壤微生物生物量、酶活性和土壤P组分之间的相关关系 Fig. 5 Correlations between plant-soil properties, soil microbial biomass and enzyme activities with soil phosphorus fractions |
如图 6所示，对环境因子与土壤P组分进行冗余分析，结果表明: 第一主轴解释了土壤P组分变异的65.79%，第二主轴解释了土壤P组分变异的6.32%。其中，第一主轴将PC、MP与CL完全分开，而第二主轴将PM与CL完全分开; SOC、MBP、FR和LAP是影响土壤P组分变化的主要因子，分别解释了土壤P组分变化的54.2%、10.0%、5.1%和2.8%。
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| 图 6 土壤磷组分与主要环境因子的冗余分析 Fig. 6 Redundancy analysis of soil phosphorus fractions with major environmental factors |
3 讨论 3.1 根系和菌丝途径对土壤微生物生物量和酶活性的影响
土壤微生物和土壤酶介导有机质分解和养分循环，可以反映微生物的养分需求、活动强度和活动方向，微生物生物量、酶活性与微生物活性正相关。本研究发现杉木人工林阔叶化改造后，在根系与菌丝共同参与的大孔径微宇宙、菌丝参与的中孔径微宇宙和只有自由微生物存在的小孔径微宇宙中，土壤微生物生物量与酶活性均显著增加，表明杉木人工林进行阔叶化改造后对土壤微生物活性产生了积极作用。
本研究选择在空间上接近，地形和土壤等非生物条件也相似的研究点，但在只有自由微生物存在的微宇宙中，仍发现不同林分类型之间的微生物生物量与酶活性存在差异，这是因为不同林分影响了土壤性质，形成了独特的物理结构、化学组成和生物群落特征，正如Urbanová等[26]的研究所述，树种选择比单纯改变单一土壤性状对微生物的影响更大，各类因素共同作用最终导致土壤微生物生物量和土壤酶活性的差异显著。此外，本研究还发现混交改造的阔叶林中土壤微生物生物量和酶活性相比纯林均有所增加，由此可以推测，米老排和红锥的树种组合能有效促进微生物群落的多样性和功能活性，可能在提升微生物活性和参与土壤养分循环中发挥重要作用。这与曾小梨等[27]的研究结果一致，该研究证实了混交林能显著提高土壤MBC和MBN含量，更有利于提升林分生产力和改良土壤肥力。在菌丝加入的中孔径微宇宙中，AM和ECM菌丝均能通过改变作为相关微生物营养来源的根渗出物的化学成分, 通过对无机营养物质的直接竞争来影响微生物群落组成与活性; 通过在土壤中形成庞大的菌丝网络来增加微生物与土壤的接触面积，在促进微生物相互作用和物质交换的同时，还能与微生物相互作用，形成特定的微生物群落，从而进一步提升土壤微生物生物量和酶活性。此外，Gou等[28]发现，AM外部菌丝释放的渗出物(如氨基酸、葡萄糖、醋酸盐等)为光合作用产生的碳转运到土壤中提供了直接途径，也进一步促进微生物的生长并提高其活性，同时，AM还可以通过将复杂化合物降解为高度可分解的物质，为土壤微生物提供营养和能量，间接提升土壤酶活性。这与本研究结果相似，中孔径微宇宙中土壤微生物生物量与酶活性随AM的加入而增加。而ECM有强于AM的酶促能力，能产生远高于AM的水解胞外酶和氧化胞外酶降解土壤有机质，增加微生物可利用养分的含量，从而提升土壤中微生物生物量与酶活性。此外，ECM菌丝较AM能合成更多的酶，例如ECM树种的根和菌丝体均可以合成磷酸酶，而AM树种主要由根合成磷酸酶。磷酸酶对土壤中的有机物质进行矿化，增加土壤中P等养分元素的有效性，间接影响了土壤的微生物活性[29-30]。因此ECM树种的微生物活性一般高于AM树种，故在选择微生物活性较高的树种时可优先选择ECM树种。同时，本研究还发现两种阔叶树种混合种植后，进一步提高了微生物生物量和酶活性，这可能是因为ECM与AM共存时，二者的协同效应高于拮抗效应。因此，推测AM和ECM具有互补性，可以通过增加微生物之间的相互作用和物质交换，进一步提高微生物生物量和酶活性。这种协同效应有助于提升土壤养分的转化效率，优化土壤生态功能，促进植物生长。丁娜等[31]的研究表明，微生物的种类、数量与分布情况受到根系的调节，根系通过根际分泌物将植物固定的养分释放至根际土壤，微生物为获取养分而改变自身生存方式并聚集于土壤根系周围，从而改变了微生物的种类、数量和分布。本研究中，在根系、菌丝体与自由微生物共同参与的大孔径微宇宙中，阔叶纯林与混交林中微生物生物量和酶活性均高于杉木纯林，这可能是因为阔叶林的细根生物量较针叶林更高，细根的增多为微生物提供了更多的接触面积，促进了菌丝的定殖和微生物的相互作用，同时还带来了更丰富的有机物质(如糖类、氨基酸和有机酸等)，为微生物提供了丰富的营养源，进一步促进了微生物的生长，增强了土壤酶活性[32-33]。
3.2 根系和菌丝途径对土壤P组分的影响本研究中，将杉木林改造成阔叶林后土壤各P组分含量在不同孔径中均有一定程度的提高。其中，在小孔径中，所有P组分均表现为阔叶林高于杉木林，这可能与林分间不同的微生物群落有关。已有研究证明，微生物群落的活性与分布显著影响土壤P组分，可以采用土壤微生物生物量和土壤酶活性表征微生物在土壤P转化过程中起到的关键调控作用[34]。如: MBP可以作为短期内吸收利用的有效P进行生长发育，而当微生物死亡后，其自身固持的P素又会被归还到土壤中，成为有效P的重要来源[35]; 同时，磷酸酶的合成可以加快Po矿化为Pi的过程，增强土壤中P的有效性[36]。曾晓敏等[37]还提出，土壤中C、N含量增加时，土壤中MBC和MBN及其相关酶活性会随之增加，同时会刺激土壤中微生物对P的需求。而土壤中有效P的含量有限，植株出于维持养分平衡的需求，会增加土壤中MBP的含量，同时分泌更多的磷酸酶来获取有效P。由此可知，微生物群落在土壤P转化中既是P的“消费者”，也是P的“供应者”。尤其是通过微生物的死亡和磷酸酶的合成，微生物不仅能够促进P的矿化，还能通过固持P素的方式为土壤提供源源不断的有效P。此外，微生物对土壤中C、N的响应也表明，微生物的活性与土壤养分的整体平衡密切相关，进一步凸显了土壤微生物对土壤P动态的重要调控作用。本研究从新的角度证实了前人的研究，证明了微生物群落对土壤P组分的重要意义。本研究中，两种菌丝的加入均对土壤P组分产生影响。其中，AM对土壤中P组分的影响主要通过两种途径: 一方面，AM通过扩大根系与土壤的接触面积，形成交错的网络结构，从而增强宿主植物对P的吸收和利用; 另一方面，AM能通过促进植物根系分泌草酸、柠檬酸等来促进Po矿化，使P素由难以利用的Po转化为易被吸收的有效磷。段海霞等[38]的研究也证实了这两种途径的存在，得到与本研究相似的结果。与此同时，ECM的菌丝大部分附着在幼嫩侧根表面形成菌套，部分进入根系外皮层细胞间隙形成哈蒂氏网。附着在根系表面的菌丝起到了类似根毛的作用，由此增加根系的吸收面积，有效扩大了可与磷酸盐接触的根系表面积。此外，ECM可以通过外延菌丝或菌套分泌的磷酸酶来水解土壤中的Po，使之转化为能被植物吸收的Pi，从而提高能被植物吸收利用的土壤有效P的含量[39-40]。当AM与ECM树种混交栽种后，各P组分含量均高于单一菌根的纯林，这可能是因为植株与土壤间P的吸收转化主要受吸附/解吸过程影响，ECM主要通过释放低分子量有机螯合剂和H+来增加P的有效性，而AM主要基于其高亲和力吸收系统和向植物的快速转移获取P，当两种菌丝结合时能有效加速P的转化，增加土壤中有效P的含量[41]。目前已知，针叶林的阔叶化改造会改变乔木层、林下植被层、凋落物以及土壤微生物群落等因子，这些改变都可以直接或间接地影响土壤P组分含量的变化[42-43]，同时，阔叶林根系对P具有较强的吸收和富集能力，根际范围内微生物活性较高，有利于P的矿化，所以，阔叶林土壤中的P含量显著高于针叶林[44]，这与向明珠等[3]的研究结果一致。当阔叶林混交后，两种树种的根际环境相互影响，产生了不同的微生物群落，对生态位进行重新划分，构建了新的根际环境，这种根际环境能更好地适应当地生态，获取土壤中的P，所以大孔径微宇宙中阔叶混交林中P组分的含量高于阔叶纯林。此外，本研究通过RDA发现，SOC、MBP、FR和LAP对土壤P转化过程具有显著影响。这一发现与张海帆等[45]的研究结果相似，他们发现通过增加土壤中C和P的输入量可以有效提升土壤中各P组分的含量。而土壤微生物生物量和酶活性的增加可以引起低分子有机酸与磷酸根的配位交换，在加速P组分之间的转换过程中起到显著促进作用[46]。
4 结论根系和菌丝均对杉木人工林的阔叶化改造有正向影响，在不同孔径微宇宙中，土壤P组分含量均呈现增加趋势，其中米老排/红锥混交林的增幅最为明显。SOC、MBP、FR和LAP在调控土壤P组分转换中起关键作用。AM与ECM通过调控土壤微生物生物量和酶活性影响微生物活性，从而改变土壤P组分的含量，且AM与ECM之间存在协同作用，两者共同作用比单一菌根作用更能促进P的转化，进而提高P的有效性。此外，根系的加入进一步促进了根际区域的微生物活动，加速了土壤P的转化。本研究结果为亚热带针叶人工林的阔叶化改造提供了新的参考方向，为亚热带地区土壤P高效利用的树种选择及其种植模式提供了重要的科学依据。
| [1] |
HU X J, GU H D, LIU J J, et al. Metagenomic strategies uncover the soil bioavailable phosphorus improved by organic fertilization in Mollisols[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2023, 349: 108462. |
| [2] |
周方, 蒋科毅, 叶兰华, 等. 百山祖国家公园人工林土壤磷素有效性及其影响因素[J]. 林业科学, 2024, 60(11): 37-47. DOI:10.11707/j.1001-7488.LYKX20240154 |
| [3] |
向明珠, 李佳君, 黄海梅, 等. 杉木林改造成阔叶林对根际和非根际土壤磷组分和转化的影响[J]. 广西植物, 2024, 44(8): 1553-1564. |
| [4] |
谭许脉, 张文, 肖纳, 等. 杉木林改造成乡土阔叶林对林下植物物种组成和多样性的影响[J]. 生态学报, 2022, 42(7): 2931-2942. |
| [5] |
DELUCA T H, GLANVILLE H C, HARRIS M, et al. A novel biologically-based approach to evaluating soil phosphorus availability across complex landscapes[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 88: 110-119. DOI:10.1016/j.soilbio.2015.05.016 |
| [6] |
蔡观, 胡亚军, 王婷婷, 等. 基于生物有效性的农田土壤磷素组分特征及其影响因素分析[J]. 环境科学, 2017, 38(4): 1606-1612. |
| [7] |
申建波, 白洋, 韦中, 等. 根际生命共同体: 协调资源、环境和粮食安全的学术思路与交叉创新[J]. 土壤学报, 2021, 58(4): 805-813. |
| [8] |
张姝倩, 刘晓明. 菌根真菌对植物生长和养分吸收的影响及其在农业中的应用潜力[J]. 分子植物育种, 2023, 21(19): 6553-6559. |
| [9] |
阮文渊, 任剑豪, 郭美娜, 等. 氮磷养分介导的植物-微生物互作研究进展[J]. 植物营养与肥料学报, 2024, 30(7): 1322-1328. |
| [10] |
LEAKE J, JOHNSON D, DONNELLY D, et al. Networks of power and influence: the role of mycorrhizal Mycelium in controlling plant communities and agroecosystem functioning[J]. Canadian Journal of Botany, 2004, 82(8): 1016-1045. DOI:10.1139/b04-060 |
| [11] |
MOORE J A M, JIANG J, PATTERSON C M, et al. Interactions among roots, mycorrhizas and free-living microbial communities differentially impact soil carbon processes[J]. Journal of Ecology, 2015, 103(6): 1442-1453. DOI:10.1111/1365-2745.12484 |
| [12] |
张俊鹏, 徐钊, 温小荣, 等. 杉木人工林林分空间结构分析及综合指数评价[J]. 西北林学院学报, 2024, 39(6): 10-16. |
| [13] |
林同龙. 杉木多代连栽林地营造杉阔混交林后的土壤肥力变化[J]. 浙江林业科技, 2000, 20(2): 23-25, 42. |
| [14] |
马红亮, 闫聪微, 高人, 等. 林下凋落物去除与施氮对针叶林和阔叶林土壤氮的影响[J]. 环境科学研究, 2013, 26(12): 1316-1324. |
| [15] |
黄海梅, 颜金柳, 李佳君, 等. 马尾松人工林异龄混交改造对土壤团聚体酶活性及酶化学计量比的影响[J]. 广西科学, 2024, 31(3): 427-438. DOI:10.13656/j.cnki.gxkx.20240322.002 |
| [16] |
张文, 李佳君, 向明珠, 等. 固氮树种马占相思对巨尾桉人工林土壤团聚体粒径分布及稳定性的影响[J]. 广西植物, 2024, 44(7): 1245-1256. |
| [17] |
YOU Y M, HUANG X M, ZHU H G, et al. Positive interactions between Pinus massoniana and Castanopsis hystrix species in the uneven-aged mixed plantations can produce more ecosystem carbon in subtropical China[J]. Forest Ecology and Management, 2018, 410: 193-200. DOI:10.1016/j.foreco.2017.08.025 |
| [18] |
HUANG X M, LIU S R, WANG H, et al. Changes of soil microbial biomass carbon and community composition through mixing nitrogen-fixing species with Eucalyptus urophylla in subtropical China[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 73: 42-48. DOI:10.1016/j.soilbio.2014.01.021 |
| [19] |
包涛涛, 李丝雨, 王一, 等. 根系-菌根-土壤微生物对毛竹林土壤氮矿化过程的贡献[J]. 生态学杂志, 2024, 43(5): 1234-1242. |
| [20] |
CHAPIN F S, MATSON P A, MOONEY H A. Principles of terrestrial ecosystem ecology[M]. New York: Springer-Verlag New York, 2002.
|
| [21] |
刘政, 索沛蘅, 轩寒风, 等. 南方红壤侵蚀区马尾松林植被恢复对土壤氮有效性和微生物量碳、氮季节动态的影响[J]. 生态学报, 2025, 45(5): 2094-2103. |
| [22] |
许涛, 李晓英, 蔡慧颖, 等. 林火对大兴安岭多年冻土区灌丛湿地土壤微生物生物量碳/氮的影响[J]. 东北林业大学学报, 2025, 53(1): 147-155. |
| [23] |
王思瑶, 王玉娟, 邱开阳, 等. 贺兰山土壤微生物生物量C、N、P化学计量特征沿海拔梯度的变化规律及其影响因素[J]. 草业科学, 2024, 41(7): 1558-1570. |
| [24] |
ASADISHAD B, CHAHAL S, AKBARI A, et al. A-mendment of agricultural soil with metal nanoparticles: effects on soil enzyme activity and microbial community composition[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(4): 1908-1918. |
| [25] |
CUI Y X, BING H J, FANG L C, et al. Extracellular enzyme stoichiometry reveals the carbon and phosphorus limitations of microbial metabolisms in the rhizosphere and bulk soils in alpine ecosystems[J]. Plant and Soil, 2021, 458(1): 7-20. |
| [26] |
URBANOVÁ M, ŠNAJDR J, BALDRIAN P. Composition of fungal and bacterial communities in forest litter and soil is largely determined by dominant trees[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 84: 53-64. |
| [27] |
曾小梨, 桑姆. 红锥与木荷混交林的生长效应及土壤性质[J]. 林业科技通讯, 2025(6): 107-110. |
| [28] |
GOU X M, HU Y X, NI H Q, et al. Arbuscular mycorrhizal fungi alleviate erosional soil nitrogen loss by regulating nitrogen cycling genes and enzymes in experimental agro-ecosystems[J]. Science of the Total Environment, 2024, 906: 167425. |
| [29] |
TARAFDAR J C, MARSCHNER H. Efficiency of VAM hyphae in utilisation of organic phosphorus by wheat plants[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 1994, 40(4): 593-600. |
| [30] |
苏颖佳, 杨凯, 张乾, 等. 不同菌根类型树种土壤氮、磷有效性特征及影响因素研究进展[J]. 生态学杂志, 2024, 43(7): 2208-2221. |
| [31] |
丁娜, 林华, 张学洪, 等. 植物根系分泌物与根际微生物交互作用机制研究进展[J]. 土壤通报, 2022, 53(5): 1212-1219. |
| [32] |
曾巧云, 莫测辉, 蔡全英, 等. PAEs高/低吸收累积基因型菜心根际土壤呼吸作用强度的动态变化[J]. 广东农业科学, 2010, 37(8): 52-55. |
| [33] |
WAN X H, YU Z P, WANG M J, et al. Litter and root traits control soil microbial composition and enzyme activities in 28 common subtropical tree species[J]. Journal of Ecology, 2022, 110(12): 3012-3022. |
| [34] |
卢笑玥, 朱运, 李江文, 等. 氮添加对黄土丘陵区草地土壤磷组分的影响[J]. 生态学杂志, 2024, 43(8): 2472-2479. |
| [35] |
TURNER B L, LAMBERS H, CONDRON L M, et al. Soil microbial biomass and the fate of phosphorus during long-term ecosystem development[J]. Plant and Soil, 2013, 367(1): 225-234. |
| [36] |
谢欢, 张秋芳, 曾泉鑫, 等. 施氮通过改变微生物生物量磷驱动杉木人工林土壤磷组分转化[J]. 生态学杂志, 2020, 39(12): 3934-3942. |
| [37] |
曾晓敏, 高金涛, 范跃新, 等. 中亚热带森林转换对土壤磷积累的影响[J]. 生态学报, 2018, 38(13): 4879-4887. |
| [38] |
段海霞, 罗崇亮, 师茜, 等. 丛枝菌根真菌对植物-土壤系统的影响研究进展[J]. 生态学报, 2025, 45(1): 475-491. |
| [39] |
李晓, 张昊琳, 孙芝林, 等. 板栗外生菌根细胞结构及其细胞壁组分的变化[J]. 北京农学院学报, 2020, 35(1): 25-30. |
| [40] |
SMITH S E, SMITH F A. Roles of arbuscular mycorrhizas in plant nutrition and growth: new paradigms from cellular to ecosystem scales[J]. Annual Review of Plant Biology, 2011, 62: 227-250. |
| [41] |
ZHANG L, WANG M X, LI H, et al. Mobilization of inorganic phosphorus from soils by ectomycorrhizal fungi[J]. Pedosphere, 2014, 24(5): 683-689. |
| [42] |
尤业明, 吴溪玭, 明安刚, 等. 南亚热带典型针叶林改造成乡土阔叶林后林下植物功能群的变化及其环境解释[J]. 生态学杂志, 2018, 37(11): 3194-3201. |
| [43] |
滕金倩, 肖指柔, 明安刚, 等. 南亚热带乡土阔叶林与马尾松林土壤细菌群落多样性和结构[J]. 林业科学研究, 2023, 36(6): 58-68. |
| [44] |
SMITH S E, SMITH F A. Fresh perspectives on the roles of arbuscular mycorrhizal fungi in plant nutrition and growth[J]. Mycologia, 2012, 104(1): 1-13. |
| [45] |
张海帆, 赵普生, 郭涛. 油菜磷素吸收和土壤生物有效性磷对碳、磷添加的响应[J]. 植物营养与肥料学报, 2024, 30(11): 2072-2081. |
| [46] |
ZHU J, LI M, WHELAN M. Phosphorus activators contribute to legacy phosphorus availability in agricultural soils: a review[J]. Science of the Total Environment, 2018, 612: 522-537. |