土壤微生物活性和生物量对干湿交替的响应

谢志煌，高志颖，郭丽丽，张锦源，于镇华

(1.中国科学院 东北地理与农业生态研究所 黑土区农业生态重点实验室，黑龙江 哈尔滨 150081;2.中国科学院大学，北京 100049; 3.东北农业大学 资源与环境学院，黑龙江 哈尔滨 150030)

0 引 言

土壤微生物占土壤质量的百分比不足0.5%(w/w)，但却对维持土壤生产力和土壤生态系统的稳定性起到十分重要的作用。例如，土壤微生物通过参与土壤中的氧化过程、硝化过程和氮固定过程，完成了土壤有机质的降解和营养物质转化[1]。同时，微生物体内还贮存着碳/氮和营养物质，这部分物质在微生物死亡后被矿化，从而被活着的微生物利用[2]。土壤环境的扰动会改变土壤微生物生活的微环境，从而进一步影响土壤微生物参与的养分循环等过程。

土壤水分的变化和分布随季节降雨、灌溉周期和温度的变化而变化。根据全球气候模型预测，21世纪世界范围的降水格局将被改变，从而引发持续的干旱和频繁的强降雨事件发生[3]，尤其是在干旱和半干旱地区，表层土壤将会频繁地经历长时间的干旱和相对急剧地复水过程。这种干湿交替过程会影响地下土壤微生物，以及与碳和氮循环密切相关的生物地球化学循环过程[4-7]。在干湿交替过程中，一部分微生物可以通过利用较厚的细胞壁或者合成渗透调节物质来抵御水分变化的胁迫，而另外一部分不能抵御水分胁迫变化的微生物将进入休眠状态，或者形成芽孢，甚至死亡[8-12]。本文从土壤微生物对干湿交替的生理响应、土壤微生物量和活性对干湿交替的响应、土壤微生物群落结构对干湿交替的响应、土壤酶活性对干湿交替的响应以及上述响应可能会对土壤碳氮矿化过程产生的影响进行综述，以增加人们对干湿交替过程中土壤微生物如何响应的了解，并为准确预测农田生态系统碳氮循环对未来降雨格局变化的响应和反馈提供参考依据。

1 土壤微生物对干湿交替的生理响应

土壤中存储着大量的水分，例如，每公顷质地良好的土壤(1 m深度)在达到田间持水量的20%时可存储8.0×105L水[13]，土壤水分对植物和土壤微生物生长以及土壤养分循环至关重要。但是，土壤含水量的时空变化不仅会影响土壤水分对植物和微生物的可利用性，也会影响土壤溶液中各种溶质和气体的扩散[14]。土壤中水的状态主要有两种描述指标：第一种是土壤含水量，即土壤中存在多少水，通常与土壤水分平衡过程关系密切；第二种是土壤水势，即土壤水所具有的势能，与水的能态和土壤水分的运动关系更为密切[15]。一般来讲，土壤含水量越高，土壤水势越低，但是两者的相互关系还与土壤质地有关。例如，当水势相同时，黏土比沙土含水量高，而当土壤含水量相同时，黏土对土壤水分的持有性越强。另外，结构较好的土壤一般具有较多的大土壤孔隙(>0.06 mm)，对水分的结合能力弱于具有较小和中等大小土壤孔隙的土壤[16]。因此，在明确土壤水分的运动以及土壤水分对植物和微生物的可利用性时，应综合考虑土壤含水量和水分的能量状态。

由于土壤微生物具有半透膜结构，在土壤中存在于水膜里(细菌)或者和水膜接触(真菌)，水相和微生物细胞质之间水势是平衡的。当土壤干燥时，土壤溶液中的基质势和渗透势会降低，微生物会通过积累诸如氨基酸、碳水化合物、多元醇和无机溶质等高浓度溶质，通过脱水和降低渗透势来平衡环境胁迫[17]，这种生存策略虽消耗能量和碳源，但却可以帮助微生物在干燥的环境下生存。微生物的渗透调节具有一定的阈值，并且在不同的微生物之间阈值有所不同，当超过阈值时，微生物细胞会进一步脱水并且死亡[18]，或通过形成芽孢、孢囊和生殖细胞来度过干燥阶段[19]。干燥土壤再次湿润时，土壤水势的迅速变化使微生物细胞经历渗透性的冲击[17]，水势升高时耐受能力较强的土壤微生物能够利用干燥阶段累积的高浓度溶质，从而避免因土壤水势的快速升高而导致的细胞裂解[20-21]。部分微生物细胞可通过新陈代谢的衰减，进一步聚合高浓度溶质或者是通过增强向土壤当中的主动运输作用来平衡水势[17]。

2 土壤微生物量和活性对干湿交替的响应

土壤微生物对干燥过程的响应还表现在土壤微生物活性方面，随土壤含水量的降低，微生物活性呈现逐渐降低趋势，但随着时间推移微生物活性降低的程度逐渐变缓，在干旱后期微生物量较低[22-23]。微生物活性高的土壤其活性降低的幅度比微生物活性低的土壤大[24]，一部分活跃的对水分敏感的微生物细胞会裂解死亡[25]。对地中海草地土壤的研究表明，当温度为40℃时，暴露在空气的土壤干燥超过24小时微生物量会减少1/3[26]；与此类似的是，Sparling等[27]报道土壤干燥过程使微生物量减少14%～30%。而Scheu和Parkinson[28]对白杨和松树林的土壤研究表明，空气干燥超过14天微生物量只降低了10%，以上的研究表明这些微生物已经适应了水分胁迫。不同微生物种类对水势降低的敏感性不同，革兰氏阴性菌比革兰氏阳性菌对水分的变化更敏感[29]。一般来讲，在有水分胁迫的土壤中，真菌的活性要比细菌高，这可能与真菌可利用菌丝来传输水分或者养分有关[30]。Wilson和Griffin[31]报道了细菌活性在土壤水势达到-0.6～-0.8 Mpa以上时较强，而真菌和放线菌活性在土壤水势达到-0.8～-2.0 MPa时较强。

微生物活性在复水24小时后达到最高值[32]。研究表明，复水后微生物活性增强是因为干湿交替导致颗粒有机碳随着土壤团聚体的破坏而释放，为微生物提供了更多可利用的碳源，提高了土壤有机质的微生物可利用性，因而提高了微生物活性[33-34]，但是这种影响仅限少量次数的干湿交替循环。多次干湿交替后，土壤微生物量在没有外源碳输入时会迅速降低，主要是由于土壤中可供微生物消耗的有机质有限，随着干湿交替次数的增多，土壤团聚体解裂，水分及养分固持能力下降，可供微生物吸收利用的有机物质最终逐渐耗尽。也有研究表明，复水后微生物活性增强是由于在干燥过程中部分微生物被矿化分解，释放出养分供给其它微生物，从而引起微生物活性提高，微生物数量上升[26]。活跃的微生物细胞可能比休眠的微生物细胞对干燥和复水过程更敏感，复水后所释放的微生物底物在大多数土壤中是重要的碳源和氮源。微生物活性和微生物量在复水后的快速响应和恢复表明，即使一些微生物在水分胁迫下已经死亡，但大多数微生物能够适应干燥和复水胁迫[35]。

3 土壤微生物群落结构对干湿交替的响应

不同的微生物群落对干湿交替胁迫的响应不同，真菌和革兰氏阳性细菌由于拥有坚实的细胞壁，因而对水分胁迫的耐受性较强[36]。研究表明，热带地区土壤中，连续干旱导致土壤微生物的群落结构发生改变，真菌在微生物群落中逐渐占据优势地位[37]。富宏霖等[22]也发现随着土壤含水量的降低，土壤真菌数量增加，而细菌数量减少。Butterly等[38]研究表明，土壤干湿交替过程增加了革兰氏阳性细菌的丰富度。刘奎等[39]利用高通量测序技术研究免耕和垄作土壤微生物群落对不同频率和强度的干湿交替过程的响应，结果发现干湿交替显著增加免耕土壤中浮霉菌门(Planctomycetes)和疣微菌门(Verrucomicrobia)的相对丰度，但明显降低免耕和垄作土壤中Saccharibacteria菌门和Parcubacteria菌门的相对丰度。庄林杰等[40]对比稻田土和沉积物等发现，干湿交替导致土壤微生物多样性总体下降，其中，变形菌门(Proteobacteria)的优势地位发生波动，而厚壁菌门(Firmicutes)渐渐发展为优势种群。Gordon等[41]研究表明，干湿交替条件下英国放牧草地的微生物群落结构发生显著变化，虽然细菌群落的PLFA不受影响，但是真菌群落PLFA量显著减少，从而导致细菌与真菌PLFA量比值呈升高趋势，但微生物的PLFA总量并没有受到显著影响。也有研究发现，相比于有机物料的添加，干旱处理以及干湿交替频率对微生物群落结构的影响更大，首次干旱处理抑制了土壤中细菌群落的活性，但却促进了真菌的活性。然而，随着干湿交替频率的增加，细菌的群落活性增强，真菌群落受到抑制，到培养后期细菌占据微生物群落结构的主要地位[42]。Steenwerth等[43]报道，干湿交替过程中微生物群落结构发生改变，而微生物量没有改变。也有许多研究表明，频繁发生干湿交替的土壤中，微生物群落会逐渐适应干湿交替，如Fierer等[32]发现干湿交替改变了栎树林土壤微生物群落结构，而没有改变草地的微生物群落结构，可能是因为草地的地表覆盖物少，会比栎树林经历更多的干湿交替，导致草地的微生物群落适应了干湿交替。Thion和Prosser[44]采用DGGE法研究了干湿交替对草地土壤中氨氧化细菌和氨氧化古菌群落结构的影响，发现没有干旱历史的土壤中，微生物群落结构对干湿交替的适应性较差。其中，氨氧化古菌的基因丰度以及群落组成在干湿交替后恢复能力低于氨氧化细菌。

4 土壤酶活性对干湿交替的响应

土壤酶是具有生物化学催化活性的物质，主要来源于土壤微生物。土壤微生物主要通过分泌胞外酶的形式参与元素循环。胞外酶作为土壤催化剂，直接参与土壤碳氮元素循环，是表征土壤碳氮矿化过程强度的重要指标[45]。土壤水分对土壤酶活性影响较大，土壤水分微弱的改变都会引起土壤酶活性的变化，原因可能是土壤水分的变化改变了微生物量、土壤对酶的吸附作用以及土壤中水膜的厚度[46-49]。近期的Meta分析结果表明，当降雨量增加时，土壤氧化酶活性显著升高，土壤水解酶类没有显著变化，而随降雨量减少，土壤氧化酶活性显著降低，土壤水解酶类显著升高[50]。但目前关于多个干湿交替循环过程对土壤酶活性的研究较少，主要集中在脲酶、转化酶和纤维素酶等少数几种酶类，并且在不同生态系统中研究结果也不尽相同。Huygens等[51]对智利中南部4处草地在干湿交替条件下土壤酶活性和微生物群落结构的研究表明，干湿交替降低了所有草地土壤酶活性，并且脲酶和蛋白酶活性与微生物的群落组成没有显著相关关系。然而，李源等对我国黑土区研究发现，干湿交替可以促进土壤脲酶和转化酶的活性[52]。王君[53]在上海青紫泥、青黄泥水稻土中研究发现，转化酶活性与土壤含水量存在线性相关，复水后转化酶活性增强，随着干湿交替频率增强，转化酶活性呈上升趋势。章燕平[45]对干湿交替条件下菜地土壤酶活性的研究认为，与氮素相关的酶活性对水分的响应因土壤类型不同而不同，但总体仍呈现干湿交替条件下的酶活性高于恒湿处理的酶活性。Ouyang等[54]研究了干湿交替循环对我国干旱和半干旱生态系统(包括森林、农田草地和沙漠)的表层土壤胞外酶活性的影响，发现不同生态系统中干湿交替循环对土壤酶活性的影响均表现为显著增加了β-葡糖苷酶和纤维二糖水解酶活性，但干湿交替循环对不同生态系统的微生物群落和微生物量影响不同。不同研究关于干湿交替对土壤酶活性影响有不同的结果，可能与具体研究中土壤类型、干湿处理周期、干湿强度等条件有关，未来应深入开展干湿交替过程中参与土壤碳氮矿化的土壤酶活性变化研究，明确干湿交替条件下土壤酶活性的变化规律，为进一步研究干湿交替对土壤碳氮循环影响的机理提供参考。

5 干湿交替过程导致的土壤微生物变化对土壤碳氮矿化过程的影响

在土壤干燥过程中，由于养分和离子的扩散受到限制，常伴随土壤无机氮的积累，同时可提供给微生物的能量变少，微生物处于饥饿状态，致使由微生物参与的土壤碳氮矿化过程也会受到一定限制[55]。当土壤复水后，营养物质因扩散作用而不再是限制因子，同时，积累的有机质和死亡的微生物量可被活下来的微生物再次利用，微生物进入快速生长繁殖阶段，重新活跃起来的新种群微生物活性显著提高，对土壤碳氮矿化具有促进作用[56]。在干旱胁迫的土壤环境中，供给微生物利用的底物碳氮比显著影响微生物主导的碳氮元素矿化过程[57]。一般而言，低碳氮比的底物意味着有较高的有机氮提供给微生物，造成微生物因生长过快而对碳源需求增多，矿化作用增强。相反，高碳氮比条件下微生物对有机质的矿化作用受限于土壤有效氮的含量，微生物生长受到抑制，降低了底物的矿化效率[58-59]。微生物的生长效率是指微生物利用土壤环境中的有机碳组分，将其转化为微生物量[60]，当微生物生长效率较高时，微生物量碳的累积速率将超过土壤有机碳的矿化速率，而低的微生物生长效率导致有机碳矿化速率大于微生物量碳的累积。同时，较高的微生物生长效率意味着对氮的需求量较大，有机底物中的氮素含量无法满足微生物需求，进而不利于氮素矿化[23,61]。在全球变化背景下，农田土壤经历的干湿交替频率和强度有增加趋势，研究干湿交替条件下影响农田土壤碳氮矿化的微生物学机制，对明确土壤碳氮元素矿化机理、减少氮素损失以及有效调控农田生态系统中碳氮元素循环及其周转具有重要意义。

6 研究展望

国内外学者对微生物在干湿交替的生理响应机制和群落结构变化等开展了很多研究，但在不同土壤和生态系统中，关于干湿交替与碳氮矿化和微生物学特性之间的相关关系还亟待拓展完善和深入研究。另外，以往研究针对干湿交替中细菌和真菌群落结构变化的研究较多，而对可培养微生物以及参与土壤碳氮循环关键过程的微生物群落研究较少，因此，有必要开展可培养微生物和功能微生物对干湿交替响应的相关探索。

在研究方法上，DGGE法测定DNA片段一般长度为500 bp，在鉴定微生物类群上具有一定局限性，所得到的微生物群落结构信息有限，低估了土壤微生物多样性[4-5]。近年来高通量测序平台和分子生物学技术不断突破和完善，可以帮助我们获取更多微生物群落基因水平的信息，但基于DNA水平的研究技术不能区分微生物群落结构中的活性群体和死亡群体，采用PLFA方法来获得干湿交替微生物群落变化的特征不能表征具体特定功能的种属，无法将微生物群落结构与其功能相联系[3]。因此，未来应注重多种研究技术相结合，重点关注干湿交替循环中参与土壤碳氮循环的功能微生物，这对明确未来降雨格局条件下微生物参与的土壤碳氮元素矿化过程、调控农田土壤物质循环与解析碳氮元素流动特征具有重要意义。