萘對川西亞高山森林土壤微生物量、豐度和磷脂脂肪酸的影響

藍麗英,寥 蓉,楊萬勤,吳福忠,楊 帆,郭彩虹,袁 吉,譚 波,*

1 四川農業大學生態林業研究所, 長江上游林業生態工程四川省重點實驗室, 高山森林生態系統定位研究站, 水土保持與荒漠化防治省級重點實驗室, 成都 611130 2 長江上游生態安全協同創新中心, 成都 611130 3 四川省阿壩藏族羌族自治州川西林業局, 理縣 623102

萘對川西亞高山森林土壤微生物量、豐度和磷脂脂肪酸的影響

藍麗英1,2,寥 蓉3,楊萬勤1,2,吳福忠1,2,楊 帆1,2,郭彩虹1,2,袁 吉1,2,譚 波1,2,*

1 四川農業大學生態林業研究所, 長江上游林業生態工程四川省重點實驗室, 高山森林生態系統定位研究站, 水土保持與荒漠化防治省級重點實驗室, 成都 611130 2 長江上游生態安全協同創新中心, 成都 611130 3 四川省阿壩藏族羌族自治州川西林業局, 理縣 623102

萘作為土壤動物化學抑制劑已在土壤動物生態功能的研究中廣泛使用,但其非目標效應使其應用仍存在很大的不確定性。為了解在亞高山森林土壤應用萘抑制土壤動物群落的非目標效應,以川西亞高山森林土壤為研究對象,采用微縮實驗研究了土壤微生物生物量、豐度和磷脂脂肪酸對萘脅迫的短期響應。結果表明,萘處理和對照的土壤微生物生物量碳(MBC)、真菌豐度以及細菌、真菌、革蘭氏陽性菌(G+)和革蘭氏陰性菌(G-) PLFAs含量在整個培養期間表現為降低的變化趨勢,二者的土壤微生物生物量碳和G+PLFAs含量以培養52d最低,細菌、真菌和G-PLFAs含量以培養的45d最低。萘處理和對照的微生物生物量氮(MBN)含量表現出先升高后降低的動態,微生物生物量碳氮比(MBC/MBN)則表現為相反趨勢。對照的真菌/細菌PLFAs比值呈現先升高后降低的動態,以培養的17d最高,但萘處理的真菌/細菌PLFAs比值無明顯變化規律；萘處理的G+/G-PLFAs比值表現為降低的變化趨勢,對照的G+/G-PLFAs比值表現為先降低后升高的趨勢。萘處理僅顯著影響了G+/G-PLFAs比值,但萘處理和采樣時間的交互作用顯著影響MBC/MBN、細菌豐度、真菌/細菌豐度比以及細菌、真菌的PLFAs含量、真菌/細菌PLFAs比值、G+/G-PLFAs比值。萘作為土壤動物抑制劑對川西亞高山森林土壤微生物群落的非目標效應具有時間變異性。

萘; 亞高山森林; 土壤微生物量; 微生物豐度; 磷脂脂肪酸

土壤動物和土壤微生物構成的土壤碎屑食物鏈在生態系統物質循環和能量流動上具有十分重要的作用與地位[1]。土壤微生物一方面可通過自身繁殖促進食菌性土壤動物生長以及與土壤中腐生性無脊椎動物共同增大土壤團粒結構和促進土壤通透性的方式參與森林地表碎屑食物鏈的養分流動[2- 3]。另一方面,土壤動物群落可通過對微生物的選擇性取食、繁殖體的接種傳播以及微生物群落結構的改變進一步調控森林地表碎屑食物鏈碳和養分釋放速率[3- 4]。因此,深入認識碎屑食物鏈上土壤動物與微生物相互作用和相互聯系是理解森林地表的物質循環和能量轉換機制的重要內容。

目前,基于食物鏈關系的微宇宙(Microcosm)控制試驗是研究碎屑食物鏈土壤動物與微生物相互作用常用手段。Gebremikael等[5]研究表明,線蟲類土壤動物可以通過控制食細菌微生物群落影響土壤硝化過程和氮素的礦化過程。Crowther等[1]研究表明,等足類土壤動物可以防止周圍凋落物真菌的競爭排斥,抑制占主導地位的擔子菌真菌和胞外酶活性從而間接調控凋落物養分釋放。萘作為化學抑制劑常常能驅使土壤動物遷移甚至致死土壤動物,在探討土壤動物生態功能的研究中廣泛使用,然而,抑制劑的非目標效應也可能極大地影響了土壤微生物群落結構和活性。例如,Cotrufo等[6]研究表明,萘在有效抑制溫帶森林土壤節肢動物的同時并未對土壤線蟲、微生物生物量和土壤碳動態造成顯著影響；Blair等[7]研究發現,萘顯著降低了亞熱帶森林凋落物中真菌數量,而對照的細菌數量明顯低于萘處理；Nyyss?nen等[8]對環境中萘降解的實時熒光定量PCR研究表明,萘降解過程中微生物基因拷貝數的直接關系不能確定。同時,不斷增加的研究表明,萘能較好地抑制土壤中與微生物直接存在取食關系的土壤動物類群,但在不同生態系統的非目標效應仍具有不確定性[1,4,6]。可見,在采用萘原位控制土壤動物群落研究其生態功能以及與微生物的相互作用和相互聯系時,首先需要評估萘對微生物活性、群落結構和多樣性等的非目標效應,了解實驗的可操作性。因此,以青藏高原東緣的川西亞高山森林土壤為研究對象,采用微宇宙實驗研究了土壤微生物量、豐度和磷脂脂肪酸對萘脅迫的短期響應,為進一步在亞高山森林生態系統采用萘作為抑制劑研究地表碎屑食物鏈物質循環過程中土壤動物與微生物的相互作用機制提供基礎資料。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤采自四川省畢棚溝自然保護區高山森林生態系統定位實驗研究站次生林群落(102°56′E,31°18′N,海拔3023m)。該群落喬木以岷江冷杉(Abiesfaxoniana)為主,樹齡80a,郁閉度0.7,林下灌木主要有箭竹(Fargesiaspathacea)、三顆針(Berberisjulianae)、紅毛花楸(Sorbusrufopilosa)、沙棘(Hippophaerhamnoides)、扁刺薔薇(Rosaweginzowii)等；草本主要有蟹甲草(Cacalia.auriculata.)、冷蕨(Cystopterismontana.)、苔草屬(Carexspp.)和莎草屬(Cyperusspp.)等。森林土壤為濕潤雛形土(Cambisols), 基本概況和理化性質詳見楊帆等[9]的研究。

1.2 試驗設計

2015年10月下旬采集供試土壤。在已建立的岷江冷杉次生林群落1hm2正方形固定樣地中,隨機選擇3個5m×5m樣方,在每個樣方中采集0—15cm土層混合土壤,共10kg。將樣品裝入冰盒低溫處理,24h內運回實驗室,將樣品去掉石塊、動植物殘體、根系和可見的大中型土壤動物后,混勻,過2mm篩。參照Blair等[8]方法進一步去除微小型土壤動物和線蟲,處理周期為24h。

2015年11月初進行培養試驗。稱取50g土壤樣品裝入450mL組織培養瓶,共稱取培養瓶80個。其中,隨機選擇40個組織培養瓶作為萘處理組(8次采樣×5個重復),萘施用量為100g/m2[7],每月添加一次；剩余40個組織培養瓶作為對照組,不施用萘。為測定培養過程中土壤呼吸速率,將組織培養瓶用凡士林密封置于人工氣候箱培養待測。同時,準備10個無土組織培養瓶(5個處理+5個對照)用以檢驗密封效果。整個培養時間為2個月,基于前期土壤溫度和含水量監測數據,培養溫度為10℃,采用差量法[9]控制土壤含水量(45%)。于培養的3、10、17、24、31、38、45d和52d采集土壤樣品,每次采集處理和對照各5瓶,去除雜質后用于土壤微生物生物量、豐度和磷脂脂肪酸測定。

1.3 微生物生物量測定

土壤微生物生物量碳(MBC)和氮(MBN)含量采用改進的氯仿熏蒸-K2SO4浸提法測定[10]。稱取3份10g土壤樣品于150mL提取瓶中,放入真空干燥器,用去乙醇氯仿熏蒸24h,除去氯仿取出,同時稱取3份10g土壤樣品作為未熏蒸對照。隨后用50mL 0.5mol/L K2SO4浸提,過濾后,再過0.45μm濾膜,濾液中的C和N采用總有機碳自動分析儀(TOC-VcPH+TNM- 1, Shimazu Inc., Kyoto, Japan)測定。MBC和MBN含量由熏蒸土壤和未熏蒸土壤提取的總有機C和全N的差值分別除以轉換系數0.45和0.54得到[11]。

1.4 微生物豐度測定

微生物豐度采用實時熒光定量PCR測定。土壤總DNA的提取采用北京天恩澤基因科技有限公司的Soil DNA out試劑盒按操作步驟進行。采用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測和OMEGA E.Z.N.ATMGel Extration Kit試劑盒進行純化。用瓊脂糖凝膠電泳回收純化后的總DNA作為模板,在Bio-Rad iCycle PCR中進行qPCR擴增。反應體系為:12.5μL SYBR?Premix ExTaqTM(TaKaRa),0.5μL BSA(TaKaRa),引物0.4μL(連接使用不含GC夾的引物),1μL未稀釋的總DNA作為模板,以滅菌的去離子水補足25μL,每樣品各3個重復。細菌引物：341f,534r；真菌引物：fung,NS1。反應結束以2%的瓊脂糖凝膠進行電泳檢測。

qPCR擴增產物經瓊脂糖凝膠電泳回收后,與pMD19-T載體連接(TaKaRa)并轉入EscherichiacoliDH5α感受態細胞。用M13- 47和RV-M引物(TaKaRa)對進行菌落PCR擴增后,選取陽性克隆并用OMEGA公司的質粒提取試劑盒提取質粒供qPCR反應的標準曲線使用。質粒的濃度經Biophotometer(Eppendorf)檢測,細菌和真菌的基因拷貝數通過質粒的濃度進行計算。用10倍梯度稀釋的已知濃度的質粒DNA作為qPCR反應的模板來制作外標標準曲線。實時熒光定量PCR使用型號為CFX96(Bio-Rad Laboratories, Hercules, USA i)儀分別對土壤真菌和細菌進行豐度測定。

運行程序：細菌98℃預變性30s,98℃變性1s,55℃退火5s,72℃延伸10s,40個循環,溶解溫度65℃ to 95℃,0.5℃ for 5s,E=103.0%,R2=0.997;真菌98℃預變性30s,98℃變性5s,55℃退火5s,40個循環,72℃延伸10s,溶解溫度65℃ to 95℃,0.5℃ for 5s,E=99.8%,R2=0.998。

1.5 磷脂脂肪酸(PLFAs)的測定

土壤總脂質的提取參考楊林等[12]的方法采用單相萃取。稱取1g土壤樣品裝入30mL聚四氟乙烯玻璃管中,依次加入4.8mL PBS緩沖液(磷酸鉀緩沖液,pH=7.4)、12mL甲醇、6mL氯仿,渦旋30s,超聲均勻化10min(37℃,100HZ),37℃水浴30min,冷卻后加PBS緩沖液6mL和氯仿6mL,重復以上操作,將兩次提取液于50mL的分液漏斗中靜置過夜。

取下層氯仿相,先用有機纖維濾膜過濾,旋轉蒸發減少體積,過活性硅膠柱。依次用2mL氯仿和2mL丙酮各3次除去非極性磷脂和糖脂。將甲醇(3×2mL)洗脫的極性磷脂用N2吹干,殘余物用堿性甲醇分解后冷卻,用1mol/L乙酸中和,生成的FAMEs(脂肪酸甲酯)再采用2mL氯仿：己烷(v/v1∶4)提取,氮氣吹干,溶解于氯仿∶己烷(體積比1∶4)中,以十九烷酸甲基酯(19∶0)為內標物。將提取的待測液上機測定,選取15—21個碳鏈長度的脂肪酸甲酯進行分析分別定性定量。GC-MS條件：不分流進樣,進樣口溫度300℃,初始溫度60℃,保持1min,升溫程序,以30℃/min升至150℃,保持4min,以4℃/min升至250℃,保持15min。最后升至以25℃/min升至300℃,保持6min。接口溫度280℃,氦氣作載氣,流量為0.8mL/min。

1.6 統計與分析

使用Origin 9.3軟件制圖。由SPSS 20.0軟件進行數據統計。采用重復測量方差分析(repeated measures ANOVA)檢驗對照和處理對采樣時間及其交互作用對土壤微生物的影響,采用單因素方差分析(one-way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)檢驗各變量在不同處理或采樣時間的差異,顯著性水平設為P=0.05。

2 結果

2.1 土壤微生物量

整個培養期間,萘處理和對照的微生物量碳(MBC)含量均表現為降低趨勢,以培養52d最低；微生物量氮(MBN)含量表現出先升高后降低的動態,以培養的17d最高；微生物量碳氮比(MBC/MBN)表現出先降低后升高的動態變化趨勢,以培養的17d最低(圖1)。萘處理并未理顯著影響MBC、MBN和MBC/MBN動態,但萘處理和采樣時間的交互作用對MBC/MBN動態有顯著影響(表1)。

表1萘處理和采樣時間對川西亞高山森林土壤微生物生物量、豐度、磷脂脂肪酸的重復測量方差分析

Table1RepeatedmeasuresANOVAforsoilmicrobialbiomass,microbialabundanceandmicrobialphospholipidfattyacidstonaphthalenetreatmentandsamplingtime

指標Index萘處理Naphthalenetreatment采樣時間Samplingdate萘處理×采樣時間Naphthalenetreatment×SamplingdateFPFPFP微生物生物量碳MBC0.060.8185.16<0.001**0.360.940微生物生物量氮MBN1.030.3396.07<0.001**0.120.999微生物生物量碳氮比MBC/MBN0.160.70712.42<0.001**2.440.035*細菌豐度Bacteriaabundance0.850.410113.74<0.0016.92<0.001**真菌豐度Fungiabundance4.380.08155.60<0.0010.770.614真菌/細菌豐度Fungi/bacteriaabundance5.170.1086.93<0.001**7.21<0.001**細菌磷脂脂肪酸BacteriaPLFAs4.580.09920.68<0.001**4.590.002**真菌磷脂脂肪酸FungiPLFAs0.360.5939.38<0.001**5.920.001**真菌/細菌磷脂脂肪酸Fungi/bacteriaPLFAs0.360.5702.350.040*2.780.018*革蘭氏陽性菌磷脂脂肪酸G+PLFAs6.650.06156.30<0.001**3.570.007**革蘭氏陰性菌磷脂脂肪酸G-PLFAs7.580.0514.820.001**3.450.009**革蘭氏陽性菌/陰性菌磷脂脂肪酸G+/G-PLFAs10.850.017*8.87<0.001**2.990.012*

MBC, 微生物生物量碳, microbial biomas carbon; MBN, 微生物生物量氮, microbial biomas nitrogen; PLFAs, 磷脂脂肪酸, phospholipid fatty acids；*P<0.05,**P<0.01

圖1 川西亞高山森林土壤加入萘培養52d期間土壤微生物量碳、微生物量氮及微生物碳氮比的動態變化Fig.1 Dynamic change in soil microbial biomass carbon (MBC), soil microbial biomass nitrogen (MBN) and MBC/MBN ratio during the 52 days application of naphthalene in the subalpine forest of western Sichuan

2.2 土壤微生物豐度

整個培養的期間,萘處理和對照的細菌豐度整體表現為先降低后升高的趨勢,在培養17d至24d急劇降低；萘處理和對照的真菌豐度整體呈現降低的趨勢,在培養3d至10d期間快速下降；萘處理和對照的真菌/細菌豐度比呈現出先降低后升高再降低的趨勢,二者均以培養的10d最低(圖2)。萘處理對細菌和真菌豐度以及真菌/細菌豐度比的影響不顯著,萘處理與采樣時間的交互作用對細菌豐度、真菌/細菌豐度比影響顯著(表1)。

圖2 川西亞高山森林土壤加入萘培養52d期間土壤微生物豐度的動態變化Fig.2 Dynamic changes in soil microbial abundance during the 52 days application of naphthalene in the subalpine forest of western Sichuan

2.3 土壤微生物PLFAs

由圖3可見,萘處理和對照的細菌、真菌、革蘭氏陽性菌(G+)和革蘭氏陰性菌(G-)的PLFAs含量表現為降低的趨勢,細菌、真菌和G-PLFAs含量以培養的45d最低,G+PLFAs含量以培養52d最低。對照的真菌/細菌PLFAs含量比值呈現先升高后降低的動態,以培養的17d最高,但萘處理的真菌/細菌PLFAs含量比值無明顯變化規律。萘處理的G+/G-PLFAs含量比值表現為降低的趨勢,以培養3d最高,對照的G+/G-PLFAs比值表現為先降低后升高的趨勢(培養結束除外)。萘處理僅對G+/G-PLFAs比值有顯著影響,但萘處理和采樣時間的交互作用對微生物各組分的PLFAs含量均有顯著影響(表1)。

圖3 川西亞高山森林土壤加入萘培養52d期間土壤磷脂脂肪酸的動態變化Fig.3 Dynamic changes in soil PLFAs during the 52 days application of naphthalene in the subalpine forest of western Sichuan

3 討論

土壤微生物是土壤生態系統的重要組成部分,是生態系統養分循環不可或缺的驅動力[2]。已有研究表明,土壤微生物量是土壤養分的重要來源和周轉庫,其變化過程能有效反映土壤的肥力狀況和土壤生態環境變化[13- 14]。雖然土壤微生物生物量碳(MBC)只占土壤總有機碳的1%—3%,但這一部分有機碳調控著所有進入土壤的有機質轉化,是整土壤個生態系統養分和能源循環的“關鍵”和“動力”[15],而土壤微生物量氮(MBN)作為土壤有效氮活性庫的主要部分也是土壤N素循環的重要載體[16]。通常地,土壤中施入的持久性有機物、重金屬、化學肥料等污染物會顯著影響土壤微生物生物量。夏慶兵等[17]研究發現,鄰苯二甲酸二脂(DEHP)脅迫下的土壤微生物生物量碳和生物量氮均受到刺激,且隨DEHP濃度的增加均呈先升高后降低的趨勢。Guo等[18]為期7年的實驗結果顯示,土壤施用硝化抑制劑雙氰胺(DCD)對土壤微生物生物量碳氮影響不顯著。Xiong等[19]研究表明,30g/m2和100g/m2的萘施用量并未影響亞熱帶灌叢土壤微生物量碳,但200g/m2的萘施用量表現出顯著促進作用。與Xiong等[19]的實驗結果一致,本研究中,100g/m2的萘施用量并未顯著影響土壤微生物MBC和MBN含量,萘處理和對照的微生物量碳氮具有相似的動態變化(圖1和表1)。其原因可能是：萘處理下,一方面,對環境敏感的微生物種群種類和數量下降,它們對微生物生物量的減少起主要貢獻[7,9]；另一方面,具有有機物降解或耐受能力的微生物種群在此環境下大量繁衍,它們促進了微生物生物量的增加[5,20]。值得注意的是,微生物生物量碳氮比(MBC/MBN)在培養前期(3—17d)受萘處理顯著影響。這表明微生物群落能對環境干擾敏感響應,然而,這種短期的環境干擾效應刺激會隨著微生物群落結構重組和適應逐漸減退,因而至培養后期MBC/MBN表現出相似動態變化。

已有研究表明,作為土壤微生物的兩大類群,細菌和真菌豐度對外界環境的響應有助于反映土壤微生物質量狀況[2,8]。馮波等[21]研究發現,殺菌劑百菌清處理土壤會顯著抑制了細菌數量,但對真菌數量影響不顯著；王志剛等[22]研究表明,不同濃度的DEHP污染都顯著抑制了細菌數量,對真菌數量的影響或促進或和對照無明顯差異；Blair等[7]研究指出,萘處理顯著增加了亞熱帶森林土壤細菌數量,降低了FDA真菌菌絲長度；Colinas等[23]研究認為,萘處理并未對玉米農田生態系統土壤細菌、真菌及原生動物數量產生非目標效應,其對真菌生物量和活性的增加是因為食物鏈上菌食性線蟲和節肢動物數量降低的間接作用原因。本研究中,萘處理對土壤細菌、真菌豐度動態均無顯著影響,但萘處理和采樣時間的交互作用對細菌的豐度影響顯著(圖2和表1)。這與Colinas等[23]的研究結果一致,但與Blair等[7]的研究結果不同,這可能是植被系統和土壤類型差異的原因。同時,本研究中,培養前期(10d),處理和對照的真菌豐度急劇下降,然后保持平穩。這是因為細菌對環境的變化較為敏感[24]、供試土壤的pH近于中性的土壤環境有利于其生長與繁殖的原因[2,24]。此外,真菌對環境的耐受能力較強,真菌不僅能分解有機污染物,使之無害化,還能使重金屬及無機離子價態改變,進而可增強或減弱其對動、植物毒性,且某些種類真菌能將一些污染物當成營養物來利用[25]。因此,萘處理初期并未顯著影響真菌,而細菌對環境變化響應快可以解釋環境中萘降解下土壤微生物基因豐度的動態變化。

磷脂脂肪酸(PLFAs)是活體細胞膜的主要成分,在維持細胞流質、營養運輸、消除代謝產物等方面起著重要作用[26],其組分變化可較準確地表達土壤微生物的類群及其生物量環境干擾的響應。張妤等[27]研究表明,除草劑二氯喹啉酸對土壤細菌的總PLFAs有一定抑制作用,對真菌有一定促進作用,但對真菌/細菌無顯著影響；謝登科等[28]研究指出,十溴聯苯醚(BDE- 209)脅迫對以PLFAs表征的土壤細菌、真菌、放線菌和總微生物量都有顯著的影響,且細菌對BDE- 209更敏感,革蘭氏陽性細菌(G+)更容易存活,真菌對BDE- 209耐受更強；Cotrufo等[6]的原位培養試驗發現,而原位培養實驗則發現萘處理并未影響真菌和細菌的總PLFAs豐度,僅對革蘭氏陰性細菌(G-)總PLFAs豐度造成顯著影響。與Cotrufo等[6]的研究一致,本研究中,萘處理并未對細菌、真菌、G+、G-的PLFAs和真菌/細菌PLFAs比值造成顯著影響,而對G+/G-PLFAs比值造成顯著影響。采樣時間和萘處理的交互作用對上述的微生物的PLFAs都有顯著的影響(圖3和表1)。其原因是：在萘處理下,不同組分的微生物都對環境干擾產生一定的響應,由于部分耐受性低的微生物群落受萘處理影響短期內大量死亡,造成微生物數量降低[26- 27]。而微生物死亡釋放的碳和養分等可被存活的土壤微生物作為有效基質直接利用或間接利用,造成微生物數量增加[9,13]。從而促進萘處理環境中土壤微生物群落結構的快速調整,因而對微生物群落結構的影響不顯著。而G+/G-比值影響顯著的原因是某些革蘭氏菌在培養期間內調整失衡[15,27],但是隨著微生物群落結構重組和適應逐漸減退G+/G-比值處理和對照呈現相同的變化趨勢,這表明革蘭氏細菌對萘的非目標效應響應更敏感。然而,這種短期的環境干擾效應刺激會隨著微生物群落結構重組和適應逐漸減退。值得注意的是,在培養末期(45d和52d),對照組含真菌PLFAs顯著降低,而處理組并未出現相似的動態變化,這可能是萘處理組輸入的碳源輸入被的真菌轉化利用的結果。

綜上所述,短期的培養實驗顯示,萘對川西亞高山森林土壤微生物生物量、豐度和磷脂脂肪酸特征造成了不同程度的影響。萘作為驅蟲劑的非目標效應在短期內僅對G+/G-PLFAs比值造成顯著影響,但萘處理和采樣時間的交互作用對MBC/MBN、細菌豐度、真菌/細菌豐度比以及細菌、真菌、G+、G-、真菌/細菌、G+/G-的PLFAs含量產生都顯著影響,因此,萘作為土壤動物抑制劑對川西亞高山森林土壤微生物群落的非目標效應具有時間變異性。值得注意的是,由于室內模擬的局限性,缺乏地上部分植被的參與,這種存在非目標效應在野外控制試驗中是否同樣存在有待研究。

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Effectsofnaphthaleneonsoilmicrobialbiomass,microbialabundance,andmicrobialphospholipidfattyacidsinasubalpineforestofwesternSichuan

LAN Liying1,2, LIAO Rong3, YANG Wanqin1,2, WU Fuzhong1,2, YANG Fan1,2, GUO Caihong1,2,YUAN Ji1,2, TAN Bo1,2,*

1InstituteofEcology&Forestry,SichuanAgriculturalUniversity,ForestryEcologicalEngineeringinUpperReachesofYangtzeRiverKeyLaboratoryofSichuanProvince,AlpineForestEcosystemResearchStation,SoilandWaterConservationandDesertificationControlKeyLaboratoryofSichuanProvince,Chengdu611130,China2CollaborativeInnovationCenterofEcologicalSecurityintheUpperReachesofYangtzeRiver,Chengdu611130,China3ForestryBureauofWesternSichuan,Lixian623102,China

As a biocide of soil fauna, naphthalene has been widely used in the study of the ecological functions of soil fauna; however, their effect on non-target organisms has raised doubts about its widespread application. The present study was conducted in order to determine whether there are non-target effects of naphthalene in the soil of subalpine forest in the west Qinghai-Tibet Plateau. The short-term responses of soil microbial biomass, microbial abundance, and microbial phospholipid fatty acids (PLFAs) to naphthalene were studied in microcosms. The results showed that the soil microbial biomass carbon (MBC), fungal abundance, and the contents of bacteria, fungi, gram-positive bacteria (G+), and gram-negative bacteria (G-) PLFAs were reduced during the entire study period. The lowest MBC and G+PLFAs contents in both the no-naphthalene and naphthalene microcosms were observed at the end of culture (52 days), and the lowest bacterial, fungal, and G-PLFAs contents in both microcosms were observed at 45 days after application of naphthalene. The content of microbial biomass nitrogen (MBN) in the naphthalene and no-naphthalene microcosms showed increased and decreased dynamics during the entire study period, and the highest MBN in both microcosms were observed at 17 days after application of naphthalene, but reverse dynamic changes were observed for the ratio of MBC/MBN. The ratio of fungi/bacterial PLFAs in the no-naphthalene microcosm showed decreased and increased dynamics during the entire study period, and the highest fungi/bacterial PLFAs were observed at 17 days after application of naphthalene, whereas little change was detected in the naphthalene microcosm. The ratio of G+/G-PLFAs in the naphthalene microcosm was reduced during the entire study period, but showed increased and decreased dynamics in the no-naphthalene microcosm during the entire study period. Naphthalene treatment only significantly affected the ratio of G+/G-PLFAs, whereas the interaction of naphthalene treatment and sampling time had significant effects on the MBC/MBN ratio, bacterial abundance, fungi/bacterial abundance, PLFA content of bacteria and fungi, ratio of fungi/bacterial PLFAs, and G+/G-PLFAs ratio. In the short term, the non-target effects of naphthalene as a biocide to reduce soil fauna abundance may have a temporally variable influence on soil microbial communities in the subalpine forests of western Sichuan.

Naphthalene; subalpine forest; soil microbial biomass; microbial abundance; phospholipid fatty acid

國家自然科學基金(31500509, 31570445, 31500358, 31670526, 31622018); 四川省教育廳青年項目(14ZB0001);四川農業大學科研興趣培養項目(ky2016204);四川農業大學大學生創新訓練計劃項目(1510626065)

2017- 06- 20;

2017- 09- 19

*通訊作者Corresponding author.E-mail: bobotan1984@163.com

10.5846/stxb201706201118

藍麗英,寥蓉,楊萬勤,吳福忠,楊帆,郭彩虹,袁吉,譚波.萘對川西亞高山森林土壤微生物量、豐度和磷脂脂肪酸的影響.生態學報,2017,37(23):7956- 7964.

Lan L Y, Liao R, Yang W Q, Wu F Z, Yang F, Guo C H,Yuan J, Tan B.Effects of naphthalene on soil microbial biomass, microbial abundance, and microbial phospholipid fatty acids in a subalpine forest of western Sichuan.Acta Ecologica Sinica,2017,37(23):7956- 7964.