郝龍飛 劉婷巖 何永琴 張盛晰 趙 媛

(內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院 呼和浩特 010019)

根際是受植物根系與土壤微生物相互作用的微域環(huán)境區(qū)(Kuzyakovetal., 2019)，根際土壤中微生物活性、酶活性和養(yǎng)分含量等特征與非根際土壤存在顯著差異(邵秋雨等, 2021; 劉婷巖等, 2021; Zhangetal., 2018)。根際微生態(tài)環(huán)境受氮沉降影響強(qiáng)烈，我國氮沉降呈由南向北擴(kuò)展的趨勢，過去30年干旱半干旱地區(qū)氮沉降量增幅超過全國氮沉降平均增幅水平，外源氮進(jìn)入生態(tài)系統(tǒng)，影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，改變原有生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)過程，存在激發(fā)效應(yīng)(沈芳芳等, 2019)。研究發(fā)現(xiàn)，在氮富集和氮限制環(huán)境中氮輸入對微生物活性和養(yǎng)分循環(huán)速率的影響存在顯著差異(Treseder, 2008; Wangetal., 2018)。

叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi, AMF)是土壤微生物群落的重要組成部分，與植物形成共生關(guān)系后，其根外菌絲能形成菌絲網(wǎng)絡(luò)，有助于植物吸收水分和營養(yǎng)物質(zhì)，改良土壤結(jié)構(gòu)，改善土壤微生物群落結(jié)構(gòu)及酶活性，進(jìn)而影響根際微生態(tài)環(huán)境(Rodríguez-Caballeroetal., 2017)。Xu等(2019)發(fā)現(xiàn)接種AMF后，玉米(Zeamays)根際土壤微生物數(shù)量增加，土壤酶活性提高，土壤質(zhì)量得到改善。Choma等(2017)發(fā)現(xiàn)，土壤氮有效性變化顯著影響氮敏感性真菌的群落結(jié)構(gòu)。Han等(2020)研究表明，土壤氮含量增加降低AMF豐富度和菌根侵染率，氮添加可能影響菌根功能發(fā)揮。Sardans等(2012)發(fā)現(xiàn)，氮沉降增加會降低土壤碳氮比，提高氮磷比。但是隨著氮輸入持續(xù)增加，土壤有機(jī)質(zhì)的化學(xué)特性會發(fā)生改變，影響胞外酶活性(陳倩妹等, 2019)。Burns等(2013)研究發(fā)現(xiàn)，土壤酶直接參與土壤生態(tài)系統(tǒng)的碳、氮和磷循環(huán)過程，能夠指示土壤生境的細(xì)微變化。土壤酶化學(xué)計量可以評價微生物養(yǎng)分利用和養(yǎng)分需求，并在一定程度上指示土壤養(yǎng)分有效性。接種AMF和氮沉降處理通過影響土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化相關(guān)酶活性，導(dǎo)致土壤有效養(yǎng)分生態(tài)化學(xué)計量比發(fā)生改變(谷文超等, 2020； 勒佳佳等, 2020)；然而，氮沉降和AMF交互作用調(diào)控根際土壤生態(tài)化學(xué)計量特征的研究相對缺乏。因此，在氮沉降背景下，研究我國脆弱生態(tài)系統(tǒng)中菌根真菌對根際微生態(tài)環(huán)境的調(diào)控影響，對分析生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性具有重要意義。

內(nèi)蒙古大青山是我國北方重要的生態(tài)過渡帶，灌木鐵線蓮(Clematisfruticosa)是內(nèi)蒙古生態(tài)脆弱和干旱的大青山的主要原生灌木，具有自然植被演替的潛力，分布于陽坡極端干旱且?guī)r石裸露的環(huán)境中。以往研究發(fā)現(xiàn)，灌木鐵線蓮可與AMF之間形成良好的共生關(guān)系，這才使其能夠適應(yīng)極度干旱的陽坡環(huán)境(Liuetal., 2020)。本研究對比1年生灌木鐵線蓮菌根苗與非菌根苗根際土壤生態(tài)化學(xué)計量特征對氮沉降的響應(yīng)規(guī)律，分析菌根生物技術(shù)對苗木根際土壤微生態(tài)環(huán)境的調(diào)控機(jī)制，以期為探究全球氣候變化背景下生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料 灌木鐵線蓮種子采集于內(nèi)蒙古呼和浩特市新城區(qū)水磨村(111.84°E，40.96°N)，將種子用2%KMnO4溶液消毒30 min，用去離子水沖洗3次以上，然后用于播種。

AMF選擇前期研究中灌木鐵線蓮的優(yōu)勢共生菌根真菌——根內(nèi)根孢囊霉(Rhizophagusintraradices)和摩西斗管囊霉(Funneliformismosseae)。2種AMF菌劑以紫花苜蓿(Medicagosativa)為宿主植物進(jìn)行擴(kuò)繁，擴(kuò)繁基質(zhì)為沙土(體積比為3∶1)混合物，最終的接種菌劑為擴(kuò)繁基質(zhì)、侵染根段、孢子和菌絲的混合物，施用的固體菌劑中孢子密度為每10 g土187個。

1.2 試驗(yàn)方法 1) 接菌處理 試驗(yàn)設(shè)置4種接菌處理，分別為單一接菌(根內(nèi)根孢囊霉，簡稱+R； 摩西斗管囊霉，簡稱+F)、混合接菌(2種AMF 1∶1混合接菌，簡稱+RF)和未接菌(簡稱-M)。2019年10月，在育苗盆(直徑15 cm，高度13 cm)放入經(jīng)高溫高壓滅菌的基質(zhì)(土與蛭石體積比為2∶1)，基質(zhì)體積占育苗盆體積的4/5，然后在滅菌基質(zhì)上平鋪等量均勻混合的菌劑30.0 g，消毒后的灌木鐵線蓮種子播入其中，其上再覆蓋滅菌基質(zhì)。澆透水后，置于內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)智能林木培養(yǎng)氣候室(溫度20～25 ℃，濕度40%～60%，最大光照強(qiáng)度10 000 lux)培養(yǎng)，每盆保留3株苗木。

2) 模擬氮沉降處理 2020年4月，測定接菌處理苗木菌根侵染率達(dá)到60 %以上(未接菌處理苗木菌根侵染率為0%)，開始模擬氮沉降試驗(yàn)。參考國內(nèi)外氮添加試驗(yàn)，并根據(jù)試驗(yàn)區(qū)氮沉降背景值(3.43 g·m-2a-1)(張菊等, 2013)，設(shè)置4個氮沉降處理，分別為不施氮(0N，0 g·m-2a-1)、低氮(LN，3 g·m-2a-1)、中氮(MN，6 g·m-2a-1)和高氮(HN，9 g·m-2a-1)。以自來水溶解的KNO3和NH4Cl(NO3--N∶NH4+-N為1∶1)為氮源，施入量見表1，采用噴灑方式每隔14天向每盆施入氮溶液150 mL，共施氮10次(劉婷巖等, 2021)。氮沉降試驗(yàn)過程為模擬降雨過程，以濕沉降形式將氮帶入生態(tài)系統(tǒng)，結(jié)合近10年生長季各月份降雨量權(quán)重計算施氮量。試驗(yàn)包括4種接菌處理和4個梯度氮添加處理，共16種處理組合，各處理培育15盆，每盆3株苗木，共計720株苗木。為保證根際土壤采樣需求，每種處理組合培養(yǎng)45株苗木。

表1 模擬氮沉降每次每盆施氮量 Tab.1 The amount of simulated nitrogen deposition per pot each time mg

1.3 土壤樣品采集及有效養(yǎng)分測定 2020年9月中旬，采用抖落法取植物根際土壤樣品并分為2份：新鮮土壤和風(fēng)干土樣。新鮮土樣過2 mm篩后，儲存于4 ℃冰箱中，用于測定鮮土含水率、微生物生物量碳含量、微生物生物量氮含量、微生物生物量磷含量和溶解性有機(jī)碳含量； 另一份土樣待自然風(fēng)干后，過2 mm篩用于測定土壤有效養(yǎng)分。土壤樣品用K2SO4溶液浸提(Bolan et al.，1996)后，利用TOC自動分析儀(luqui TOCII，Elementer，Germany)測定溶解性有機(jī)碳含量。采用堿解-擴(kuò)散法測定堿解氮含量； 土壤樣品經(jīng)NaHCO3溶液浸提后，采用鉬銻抗比色法測定有效磷含量(鮑士旦, 2000)。

1.4 土壤微生物生物量碳、氮、磷測定 采用氯仿熏蒸浸提法(Brookes et al.，1985; Joergensen et al.，1996)，利用TOC自動分析儀測定土壤微生物生物量碳和微生物生物量氮含量； 采用熏蒸-無機(jī)磷測定法測定土壤微生物生物量磷含量(Brookes et al.，1982)。

1.5 根際土壤酶活性測定 土壤酶活性測定對象包括土壤碳循環(huán)相關(guān)酶(β-1, 4 葡萄糖苷酶，簡稱BG)、土壤氮循環(huán)相關(guān)酶(亮氨酸氨基肽酶，簡稱LAP； β-1, 4-N-乙酰-氨基葡糖苷酶，簡稱NAG)和土壤磷相關(guān)酶(堿性磷酸酶，簡稱ALP)，各種酶活性的測定方法參考文獻(xiàn)(Sinsabaugh et al.，1999)，以對硝基苯酚的濃度表征土壤酶活性(劉婷巖等, 2021)。

酶化學(xué)計量特征計算公式：

C∶NEEA=lnBG/ln(LAP+NAG)；

(1)

C∶PEEA=lnBG/lnALP；

(2)

N∶PEEA=ln(LAP+NAG)/lnALP；

(3)

Vector L=SQRT{[lnBG/ln(LAP+NAG)]2+

(lnBG/lnALP)2}；

(4)

Vector A=DEGREES{ATAN2

[lnBG/lnALP, lnBG/ln(LAP+NAG)]}。

(5)

式中： C∶NEEA、C∶PEEA、N∶PEEA分別為與碳、氮和磷相關(guān)的土壤酶活性自然對數(shù)(ln)轉(zhuǎn)化后的比值； Vector L為向量長度，相對較長的向量長度表示更大微生物相對碳限制； Vector L為向量角度，向量角度<45°表示微生物相對氮限制的程度,向量角度>45°表示微生物相對磷限制的程度(陳倩妹等, 2019)； SQRT表示平方根計算； DEGREES表示弧度轉(zhuǎn)換為角度的函數(shù)，ATAN2表示以坐標(biāo)原點(diǎn)為起點(diǎn)，指向點(diǎn)(x,y)的射線在坐標(biāo)平面上與x軸正方向之間夾角的角度。

1.6 數(shù)據(jù)處理 利用SPSS 23.0軟件(SPSS for Windows)對接菌和氮沉降處理進(jìn)行雙因素交互作用分析，并用LSD多重比較法檢驗(yàn)各處理苗木根際土壤生態(tài)化學(xué)計量特征的差異性。采用偏最小二乘路徑模型(PLS-PM)確定根際土壤生態(tài)化學(xué)計量特征對微生物代謝限制影響的潛在途徑，使用R語言(4.0.2)中的“plspm”包構(gòu)建路徑模型，并采用軟件Sigmaplot10.0(Systat Software Inc)作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌根真菌和氮沉降處理對有效養(yǎng)分計量特征的影響 接菌處理極顯著(P<0.01)影響灌木鐵線蓮根際土壤溶解性有機(jī)碳∶堿解氮(DOC∶AN)、溶解性有機(jī)碳∶有效磷(DOC∶AP)和堿解氮∶有效磷(AN∶AP)化學(xué)計量比，氮沉降處理極顯著(P<0.001)影響DOC∶AN和AN∶AP化學(xué)計量比，二者交互作用極顯著(P<0.001)影響DOC∶AN、DOC∶AP和AN∶AP化學(xué)計量比。各接菌處理下，HN處理的DOC∶AN均最小。在-M和+R處理中0N處理的DOC∶AP最大，而在+F和+RF處理中，0N處理的DOC∶AP最小。+R、+F和+RF處理下，HN處理中AN∶AP最大，而-M處理下，在MN處理中AN∶AP最大，且均顯著(P<0.05)高于LN處理。各氮沉降處理下，3種接菌處理中的DOC∶AN和DOC∶AP均高于未接菌處理。在0N、LN和MN處理下，+F處理的土壤AN∶AP均最小。HN處理下，-M和+R處理的土壤AN∶AP顯著(P<0.05)低于+F和+RF處理(表2)。

2.2 菌根真菌和氮沉降處理對微生物生物量化學(xué)計量特征的影響 接菌處理、氮沉降處理以及二者交互作用均極顯著(P<0.001)影響灌木鐵線蓮根際土壤微生物生物量化學(xué)計量比。-M處理下，LN、MN和HN處理的微生物生物量碳氮比(C∶NMic)、微生物生物量碳磷比(C∶PMic)均高于0N，而微生物生物量氮磷比(N∶PMic)均低于0N處理，且MN處理的C∶NMic和C∶PMic均最大，N∶PMic最小。在+R、+F和+RF處理中，隨氮沉降量增加C∶NMic呈減小的趨勢，而N∶PMic呈增加的趨勢； +R和+F處理中的C∶PMic呈先增加后減小的趨勢，而+RF處理中C∶PMic呈增加的趨勢。0N處理下，+F和+R處理的C∶NMic較-M處理分別顯著(P<0.05)增加2 194.3%和558.9%。LN處理下，+F處理的C∶NMic較-M、+R和+RF處理分別顯著(P<0.05)增加208.5%、109.2%和209.4%。各氮沉降處理下，-M處理的C∶PMic均顯著(P<0.05)低于+R和+RF處理，而與+F處理無顯著差異。0N處理下，-M處理的N∶PMic顯著(P<0.05)高于+R、+F和+RF處理； 而MN和HN處理下，-M處理的N∶PMic顯著(P<0.05)低于+R、+F和+RF處理(表3)。

表2 接種菌根真菌和氮沉降對灌木鐵線蓮根際土壤有效養(yǎng)分化學(xué)計量特征的影響①Tab.2 Available nutrients stoichiometry characteristics in rhizosphere soil of C. fruticosa seedlings under inoculation of mycorrhizal fungi and nitrogen deposition treatments

表3 接種菌根真菌和氮沉降對灌木鐵線蓮苗木根際微生物生物量化學(xué)計量特征的影響①Tab.3 Microbial biomass stoichiometric characteristics in rhizosphere soil of C. fruticosa seedlings under inoculation of mycorrhizal fungi and nitrogen deposition treatments

2.3 菌根真菌和氮沉降處理對土壤酶化學(xué)計量特征的影響 表4表明，接菌處理極顯著(P<0.001)影響灌木鐵線蓮根際土壤中與碳、氮和磷相關(guān)的土壤酶活性自然對數(shù)(ln)轉(zhuǎn)化后的比值(C∶NEEA、C∶PEEA、N∶PEEA)、向量長度(Vector L)和向量角(Vector A)，氮沉降處理極顯著(P<0.001)影響N∶PEEA和Vector A，二者交互作用顯著影響土壤酶C∶NEEA(P<0.01)、C∶PEEA(P<0.01)、N∶PEEA(P<0.001)、Vector L(P<0.05)和Vector A(P<0.001)。-M處理下，隨氮沉降量增加C∶NEEA、C∶PEEA、Vector L和Vector A 呈增加的趨勢，而N∶PEEA呈下降的趨勢。+R、+F和+RF處理下，氮沉降處理對C∶PEEA和Vector L無顯著影響。+R處理中，隨氮沉降量增加，N∶PEEA呈先上升后下降的趨勢，+F處理中LN、MN和HN處理的N∶PEEA顯著高于0N處理，+RF處理中MN和HN處理的N∶PEEA顯著高于0N和LN處理；而+R、+F和+RF處理中Vector A的變化規(guī)律與N∶PEEA相反。+R和+F處理下，LN處理的N∶PEEA均最大，分別較0N處理增加8.3%(P<0.05)和30.2%(P<0.05)，LN處理的Vector A均最小，分別較0N處理降低了4.9%(P<0.05)和10.6%(P<0.05)。0N處理下，+R、+F和+RF處理的C∶NEEA、C∶PEEA、Vector A和Vector L均顯著(P<0.05)高于-M處理，而N∶PEEA則相反。HN處理下，-M、+R和+F處理間Vector L無顯著差異，而+R、+F和+RF處理的Vector A較-M處理顯著(P<0.05)增加26.3%、13.9%和17.5%(表4)。

表4 接種菌根真菌和氮沉降對灌木鐵線蓮根際土壤酶化學(xué)計量特征的影響①Tab.4 Ecoenzymatic stoichiometry characteristics in rhizosphere soil of C. fruticosa seedlings under inoculation of mycorrhizal fungi and nitrogen deposition treatments

2.4 微生物養(yǎng)分限制與生態(tài)化學(xué)計量特征的關(guān)系 利用PLS-PM路徑模型分析氮沉降處理、接菌處理、有效養(yǎng)分化學(xué)計量比、微生物生物量化學(xué)計量比和酶化學(xué)計量比對微生物碳限制及微生物磷限制的影響，路徑模型的擬合度分別為0.66和0.65(圖1、2)。氮沉降處理和接菌處理對微生物碳限制的直接影響均為負(fù)效應(yīng)(路徑系數(shù)分別為-0.16和-0.24)。氮沉降處理通過影響有效養(yǎng)分化學(xué)計量比和微生物生物量化學(xué)計量比，進(jìn)而正效應(yīng)作用于微生物碳限制； 接菌處理通過影響有效養(yǎng)分化學(xué)計量比、微生物生物量化學(xué)計量比和酶化學(xué)計量比進(jìn)而影響微生物碳限制，其中接菌處理極顯著(路徑系數(shù)為0.83)影響酶化學(xué)計量比，進(jìn)而最大限度地調(diào)節(jié)酶化學(xué)計量比(路徑系數(shù)為1.11)對微生物碳限制的影響(圖1)。氮沉降處理和接菌處理對微生物磷限制直接影響均為正效應(yīng)(路徑系數(shù)分別為0.17和0.40)。氮沉降和接菌處理并未通過有效養(yǎng)分化學(xué)計量比、微生物生物量化學(xué)計量比來調(diào)節(jié)微生物磷限制。接菌處理(路徑系數(shù)為0.85)極顯著影響酶化學(xué)計量比，進(jìn)而最大限度的調(diào)節(jié)酶化學(xué)計量比(路徑系數(shù)為0.68)對微生物磷限制的影響(圖2)。影響微生物碳限制和微生物磷限制各因子的總效應(yīng)分析發(fā)現(xiàn)，接菌處理的總效應(yīng)均大于氮沉降處理，土壤酶化學(xué)計量比是接菌處理調(diào)控微生養(yǎng)分限制的重要路徑(圖3)。

圖1 基于偏最小二乘路徑模型(PLS-PM)的根際土生態(tài)化學(xué)計量特征對微生物碳限制影響的路徑Fig. 1 Partial least squares path modeling (PLS-PM) indicating the major pathways of rhizosphere soil stoichiometry characteristics on microbial C limitations實(shí)線和虛線箭頭分別表示正向和負(fù)向效應(yīng)關(guān)系。箭頭上的數(shù)字表示路徑系數(shù)(*： P< 0.05； **： P< 0.01 )。下同。Solid and dotted arrows indicated positive and negative effects, respectively. The significance of the standardized path coefficients was indicated by the numbers on the arrow (*： P< 0.05； ** ： P< 0.01). The same below.

圖2 基于偏最小二乘路徑模型(PLS-PM)的根際土生態(tài)化學(xué)計量特征對微生物磷限制影響的路徑Fig. 2 Partial least squares path modeling (PLS-PM) indicating the major pathways of rhizosphere soil stoichiometry characteristics on microbial P limitations*** ： P< 0.001； NS： 不顯著No-significant.

圖3 基于偏最小二乘路徑模型(PLS-PM)的接菌處理、氮沉降處理、有效養(yǎng)分計量比、微生物生物量化學(xué)計量比和酶化學(xué)計量比對微生物碳和磷限制的總效應(yīng)Fig. 3 Total standardized effects of inoculation treatment, nitrogen deposition treatment, available nutrients stoichiometry, microbial biomass stoichiometry, ecoenzymatic stoichiometry on microbial C and P limitations based on partial least squares path modeling (PLS-PM)IT、ND、ANS、MBS和ES分別表示接菌處理、氮沉降處理、有效養(yǎng)分化學(xué)計量比、微生物生物量化學(xué)計量比和酶化學(xué)計量比。IT, ND, ANS, MBS and ES indicated inoculation treatments, nitrogen deposition, available nutrient stoichiometry, microbial biomass stoichiometry and enzyme stoichiometry, respectively.

3 討論

3.1 菌根真菌和氮沉降處理對灌木鐵線蓮根際土生態(tài)化學(xué)計量特征的影響 生態(tài)化學(xué)計量比是研究土壤化學(xué)元素質(zhì)量平衡和生態(tài)交互作用的一種有效手段(曾德慧等, 2005)。以往研究發(fā)現(xiàn)，氮沉降對土壤微生物存在一定調(diào)節(jié)作用，同時影響土壤胞外酶和有效養(yǎng)分間的平衡(許淼平等, 2018)。本研究發(fā)現(xiàn)，各氮沉降處理中的接菌處理較未接菌處理提高了土壤DOC∶AN和DOC∶AP(表2)，其原因可能是接菌處理增強(qiáng)了植物對氮輸入的適應(yīng)性，提高了植物凈光合能力(鄒慧等, 2018)，進(jìn)而增加了土壤中的碳輸入。高氮沉降導(dǎo)致根際土壤中DOC∶AN降低，表明高氮輸入破壞了原有的生態(tài)平衡(Liu et al., 2017)，且HN處理下，-M和+R處理的土壤AN∶AP顯著低于+F和+RF處理，表明不同接菌處理對氮輸入的調(diào)控能力不同，其主要原因?yàn)椴煌婢哪偷源嬖诓町?Han et al., 2020)。微生物生物量化學(xué)計量特征可反映養(yǎng)分的供應(yīng)能力。-M處理中，隨氮沉降量增加，C∶NMic升高，而N∶PMic降低(表3)，原因?yàn)橐欢ǚ秶牡两堤岣吡颂嫉妮斎耄瑵M足了微生物對碳的需求，增加了土壤磷的消耗(Li et al., 2016)。3種接菌處理中，隨氮沉降量增加，C∶NMic降低，而N∶PMic升高(表3)，表明接菌處理可更好地調(diào)控土壤微生物活性，促進(jìn)養(yǎng)分循環(huán)，增強(qiáng)根際微生物對氮沉降的適應(yīng)能力。-M處理中，隨氮沉降量增加，C∶NEEA呈增加的趨勢，而N∶PEEA呈下降趨勢，其變化規(guī)律與C∶NMic和N∶PMic一致，可能是微生物對無機(jī)鹽的吸收需要通過胞外酶來完成。然而，在+R和+F處理中，各氮沉降處理間的C∶NEEA無顯著差異，而MN處理中的N∶PEEA均最大，表明接菌處理改變了土壤酶化學(xué)計量比對氮沉降的響應(yīng)規(guī)律，原因?yàn)榻泳幚碓黾恿送寥牢⑸镏姓婢鷶?shù)量，提高了根際微生態(tài)環(huán)境的穩(wěn)定性(喻嵐暉等, 2020)。與高氮沉降處理相比，低氮沉降中的菌根真菌可以更有效地調(diào)控根際微生態(tài)環(huán)境生態(tài)化學(xué)計量比，主要原因可能是氮富集降低土壤pH，且限制木質(zhì)素降解速率，進(jìn)而抑制真菌活性(Crowther et al., 2015)。

3.2 菌根真菌和氮沉降處理對灌木鐵線蓮根際土養(yǎng)分限制的影響 基于生態(tài)化學(xué)計量學(xué)可有效進(jìn)行生態(tài)系統(tǒng)元素限制分析(Cui et al., 2018)。本研究發(fā)現(xiàn)，-M處理中，隨氮沉降量增加灌木鐵線蓮根際土微生物碳限制增加，同時微生物從氮限制轉(zhuǎn)化為磷限制(表4)。其原因可能是，隨著氮元素的大量輸入，緩解了植物的氮限制，增加了植物對其他營養(yǎng)元素的吸收和利用，導(dǎo)致根際土壤中微生物碳和磷的競爭(Li et al., 2016; Buchkowski et al., 2016)。+R、+F和+RF處理中，氮沉降處理對Vector L無顯著影響(表4)，表明接菌處理緩解了隨氮沉降增加導(dǎo)致的微生物碳限制，原因可能是接菌處理擴(kuò)展了營養(yǎng)元素的吸收范圍(鄒慧等, 2018)，導(dǎo)致根際周圍微生物碳競爭減弱。高氮沉降量處理下，+R處理的Vector A增加，而+F和+RF處理的Vector A降低，可能是不同菌根真菌對氮的耐受性存在差異(Choma et al., 2017)，且摩西斗管囊霉較根內(nèi)根孢囊霉更能適應(yīng)高氮環(huán)境，也說明耐氮性強(qiáng)的菌根真菌可以更好地調(diào)節(jié)根際微生態(tài)環(huán)境，緩解根際微生物磷限制。通過PLS-PM路徑模型分析發(fā)現(xiàn)，微生物碳限制和磷限制的影響因素中，接菌處理的總效應(yīng)均大于氮沉降處理(圖3)，表明接菌有助于增強(qiáng)根際微生態(tài)環(huán)境對氮沉降的適應(yīng)性。通過路徑分析發(fā)現(xiàn)，接菌處理主要通過影響土壤酶化學(xué)計量比作用于微生物碳限制和磷限制(圖1、2)，原因可能是有效養(yǎng)分的化學(xué)計量關(guān)系控制微生物資源獲取，進(jìn)而影響?zhàn)B分循環(huán)相關(guān)酶計量來間接作用于微生物磷限制(Colin et al., 2014)。在0N處理中，接種菌根真菌較未接菌處理顯著增加了微生態(tài)碳限制和磷限制，而HN處理中，接菌處理的微生物磷限制均高于未接菌處理，主要原因?yàn)榻泳幚砗偷两堤幚盹@著促進(jìn)了灌木鐵線蓮生長，增加了植物和微生物對根際磷的競爭。以往研究發(fā)現(xiàn)，土壤微生物磷限制在一定程度上控制著微生物碳代謝(王強(qiáng)等, 2020)，本研究中氮輸入超過一定范圍時，菌根真菌對微生物代謝限制的促進(jìn)作用受到影響； 且HN處理下，接菌處理間微生態(tài)碳限制無顯著差異，表明菌根真菌對氮沉降調(diào)控作用存在閾值。

4 結(jié)論

1) 菌根真菌可調(diào)控根際土壤生態(tài)化學(xué)計量比，增強(qiáng)根際微生態(tài)環(huán)境對氮沉降的適應(yīng)能力，且低氮沉降中菌根真菌對根際微生態(tài)環(huán)境生態(tài)化學(xué)計量比的調(diào)控優(yōu)于高氮沉降。

2) 接菌處理對根際土壤微生物碳限制和磷限制的影響高于氮沉降處理； 氮沉降量低于6 g·m-2a-1時，接菌處理可緩解由于氮沉降增加而導(dǎo)致的微生物碳限制和磷限制。