编译：李子苹果桃，编辑：小菌菌、江舜尧。

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1 微生物群落组成和δ¹³C_PLFA值

作为微生物生物量代表的PLFA总浓度，在不同气候样带的垃圾层样品中没有差异(图2a)。然而，气候对微生物群落构成有很大影响，与不同微生物类别相关的PLFA比例的强烈对比就证明了这一点。从寒冷地区到温暖地区，真菌和非真菌真核生物相关的PLFA比例下降，而G+细菌、G-细菌和放线菌相关的PLFA比例上升(图2b)。因此，真菌:细菌PLFA比率(F:B)从寒冷地区到温暖地区下降了43%(95%置信区间：18%-68%)，从1.02±0.25下降到0.58±0.24(F = 12.1，p < .001)。F:B比与凋落物层的C:N比(R= .46，p = .018)和凋落物相关(R = .56，p = .003；图3a)。

图2. 三大气候区凋落物层中磷脂脂肪酸的浓度(a)和广义微生物群的磷脂脂肪酸相对丰度(b)。粗线表示中位数，方框表示四分位数范围，竖线表示95%的估计量子。字母表示气候样带之间的显著差异。细菌和真核细胞PLFA的相对丰度分别以其真实值的5倍和25倍绘制，以提高可读性。

图3.  枯草层C:N比值与真菌:细菌磷脂脂肪酸(PLFA)比值(a)、加权平均值δ¹³C_PLFA值(b)和δ¹³C_PLFA-δ¹³C_bulk值(c)之间的相关性。颜色和形状表示气候样带(蓝色，寒冷区域；灰色，中温区域；红色，温暖区域)。黑线表示线性回归，虚线红线表示这些回归线的95%置信区间。

从寒冷地区到温暖地区，无论是δ¹³C_PLFA值的绝对值还是相对体积土的值(∆δ¹³C_PLFA-bulk)都有所增加。温暖和中温区，加权平均δ¹³C_PLFA值(富含¹³C)比寒冷地区高1.7‰(图4b； F = 19.7，p <.001)；在温暖地区落物层值( δ¹³C_bulk)比寒冷地区高0.6‰且差异显著(图4a； F = 6.85，p = .004)。因此， ∆δ¹³C_PLFA-bulk的加权平均值从寒冷地区向温暖地区增加，其中PLFA的δ¹³C值比寒冷地区整体SOC含量低3.4±0.8‰，比温暖地区SOC含量仅低2.3±0.3‰(图4c；F = 9.07，p = .001)。∆δ¹³C_PLFA-bulk的加权平均值与F:B比值(R= -.74，p < .001)和凋落物层C:N比值(R = -.47，p = .013；图3b,c)呈负相关。

图4. 凋落物层体积δ¹³C值(a)、凋落物层磷脂脂肪酸(PLFA)(b)和大量凋落物层的PLFA归一化值(c)。样本是在三个气候区的中生北方森林气候气候样带上采集的。字母表示气候样带之间的显著差异。粗线表示每个区域的中位数，方框表示四分位数范围，竖线表示95%区间(n = 8-9)。

单个PLFA的∆δ¹³C_PLFA-bulk值在整个数据集中变化很大(-10.6～+3.3‰)，这与以往的研究一致。∆δ¹³C_PLFA-bulk在单个PLFA之间以及样品之间存在系统性差异。最重要的是，∆δ¹³C_PLFA-bulk值因单个PLFA的特性而不同，即同一PLFA相对于其他PLFA或SOC在所有样品中都是相对富集或贫乏的。真菌PLFA比G-细菌PLFA(-0.9～+0.7‰)和G+细菌PLFA(-0.0～+2.4‰)表现出更多的负值(-7.9～-3.1‰；图5)。

图5.相对于北方森林纬度气候样带三个区域的凋落物层的磷脂脂肪酸的稳定C同位素值。粗线表示中位数，方框表示四分位数范围，竖线表示95%的估计范围(n = 8-9)。字母表示气候样带之间的显著差异。

相同PLFA在暖区比冷区具有相同或更高的∆δ¹³C_PLFA-bulk值(图5)。在分析的10个 PLFA中，有5个(i15:0、a15:0、16:0、16:1和18:3; χ2均>7.49，p<.024)在温暖地区表现出比寒冷地区高1.0～1.9‰的∆δ¹³C_PLFA-bulk (表2)。其中4种PLFA的∆δ¹³C_PLFA-bulk值随凋落物层的C:N比下降(表2；ρ＜-0.43，p＜0.033)。然而，对于不同来源生物群(即真菌、G-细菌、G+细菌)所特有的PLFA，没有观察到∆δ¹³C_PLFA-bulk的一致趋势(图5)。

2 凋落物袋实验

所有气候样带的落叶C含量相似(49.7%～51.9%)，初始δ¹³C值也相似(-31.3～-30.8‰)。从寒冷地区到温暖地区，落叶N含量增加，冷、中、暖地区落叶含N分别为0.96±0.02%、1.08±0.01%和1.23±0.01%(F = 353，p < .001)。初始δ¹⁵N值也从最冷到最暖的区域增加(分别为-5.7±0.1‰、-2.5±0.0‰和-0.8±0.2‰；F = 787，p < .001)。

虽然用于凋落物袋实验的初始凋落物养分浓度(N含量)有所不同，但C化学成分(基于NMR光谱)高度相似。最初的凋落物NMR光谱由O-烷基区域的一个大的双峰(72和75 ppm)主导，代表碳水化合物。进一步出现在光谱的峰分别是烷基(26、30和33 ppm；植物蜡和脂类)、甲氧基(56 ppm，常见于木质素)、O-烷基(62和65 ppm；常见于碳水化合物和肽)、二O-烷基(98和105 ppm；碳水化合物)、芳香族(116和131 ppm)、酚类(145和156ppm)和羧基(174 ppm)。来自所有三个区域的初始凋落物的光谱高度相似，这与我们之前对这些地点3年凋落物落地的分析一致，来自不同区域的 "新鲜 "针状凋落物样品在营养浓度上有所不同，但并没有表现出不同的NMR光谱。此外，来自不同区域的初始凋落物样品之间功能基团比例的方差等于或低于分解后从同一区域内不同地点取回的重复凋落物袋之间的方差(Levene检验，所有F < 1.32，p > .335)。这表明，与凋落物分解过程中获得的凋落物化学成分的差异相比，三个地区初始凋落物化学成分的光谱差异可以忽略不计。

局部针叶的质量损失率从寒冷地区的29. 8±1.8％/年增加到温暖地区的35.6±4.6％/年(图6a; F = 20.2，p <.0 01 )。然而，总的质量损失只是略有不同(在寒冷，中部和温暖地区分别为29.7±0.4％，28.3±0.4％和33.5±1.0％)，因为最北端地区的质量损失较慢，但与较南端的两个地区(11个月)相比，接触时间稍长(12个月)就能弥补(图6b)。C损失与总质量损失相似(分别为2 9. 5±1.5％，25.6±1.9％和32.3±1.6％；图6c)。因此，气候样带的总质量和C损失相差<25％。

图6. 在0.0至5.2℃的北方森林气候气候样带的三个区域，当地凋落物的质量和碳损失。在每个区域，垃圾袋里装满当地的香樟针，并在11-12个月后回收，目的是在分解期间的总质量损失相似。质量损失以每天的质量损失(a)和整个实验运行期间的质量损失(b)表示；碳损失以整个实验期间的总碳损失(c)表示。条形图表示18个垃圾袋的平均值，这些垃圾袋分布在每个区域的三个不同的野外地点，误差条表示1SD。字母表示气候样带之间的显著差异。请注意，(b)和(c)中描述的总质量损失发生在不同的分解时间内，因此不应理解为分解率的比较。(b)和(c)是为了说明化学分析和同位素分析都是为了比较分解率。相反，(b)和(c)是为了说明化学和同位素分析是在所有气候样带地点的分解达到类似程度时进行的。

在分解过程中，落叶C含量略有增加，达到50.9%-51.9%。冷、中、暖地区的落叶N含量分别增加到1.63±0.06%、1.69±0.07%和1.95±0.14%(F = 51.8，p < .001)。这些值表明，在分解过程中，凋落物N的绝对值增加了，因此，尽管有质量损失，但所有地点的凋落物在分解后都含有更多的N。凋落物分解后N的净增加量从寒地向暖地逐渐减少，回收袋中原始N的含量分别为119.3±4.9%、112.9±4.4%和+105.4±3.1% (F = 72.7, p < .001)。

来自所有气候样带的针状垃圾在分解过程中表现出NMR光谱的一些共同变化，包括酚类C丰度的相对比例下降和羰基比例的增加(图7)。除了这些一般性的变化，我们还观察到了三个区域特有的变化。凋落物在寒冷和中温地区烷基碳的比例显著增加，而在温暖地区则没有(图7)。这种增加尤其发生在20-25ppm和38 ppm处，即与主要的烷基峰分开。相反，O-烷基C和二O-烷基C的相对丰度在中、冷地区有所下降，而在暖地区则没有下降。56ppm的甲氧基C峰在寒冷地区呈下降趋势，在温暖地区呈上升趋势。因此，与温暖地区的残余凋落物相比，寒冷地区的残余凋落物中烷基C的相对丰度更高，而O-烷基、二O-烷基和甲氧基C的相对丰度更低(图7)。

图7. 按区域分列的分解过程中垃圾化学成分的变化，以某一官能团的丰度相对于其初始丰度的变化百分比表示(见公式 3)。大于零的数值表示某官能团的丰度在分解过程中增加(即净积累)，而小于零的数值则表示浓度降低(即净消耗)。请注意，官能团丰度的变化是分解代谢(相对于其他成分，某些垃圾成分的优先分解)和合成代谢(次级微生物化合物的投入)代谢的净结果。条形图表示每个区域三个重复地点分解的垃圾袋的平均值，误差条表示1SD。字母表示气候样带之间的显著差异。

在寒冷地区，凋落物的δ13C值在分解过程中没有明显变化。因此，初始、残余和损失的落叶部分具有相似的δ13C值(图8)。在中温地区,残余凋落物相对于初始凋落物的δ¹³C值增加。在冷、中、暖地区，残余落叶中的同位素富集效应(ε_rL)分别为-0.11±0.27‰、0.89±0.45‰和0.82±0.39‰(F = 40.1，p<.001；图8b)。对C损失进行归一化处理后，中、暖地区损失1%C，δ¹³C增加0.012±0.006‰，而冷地区δ¹³C值无明显变化(每损失1%C增加0.002±0.004‰；F = 47.5，p < .001)。

图8. 在覆盖5.0 C MAT的三个气候样带凋落物分解过程中δ¹³C值的变化。两幅图描述了回收的凋落物的δ¹³C值和归一化为初始凋落物的凋落物部分(a)和与凋落物分解相关的同位素富集效应(ε_rL；b)。点和条形代表每个区域三个田野点的18个凋落物袋的平均值，误差条表示1个SD。字母表示气候样带之间的显著差异。

我们检测到ε_biom-bulk和ε_rL之间存在显著的正相关关系(图9a)，回归斜率为0.78(95% CI：0.23- 1.36)。在10个PLFA中，有5个发现了类似的趋势，尽管只有两个单独的PLFA达到了统计学意义(16:0 and 16:1ω7)。质量平衡模型表明，观察到的数据可以用两种方式来解释(表3)，即(a)通过气候样带间微生物C分配的差异，改变了¹³C相对于基质的生物量富集程度(Δε_biom-subs=0.51-2. 02‰; 中、暖地区高于寒冷地区)，(b)由不同的基质利用(Δε_subs-bulk= 0.50-1.74‰; 温暖地区较高)和微生物消耗的单位C的坏死质产量(ΔCUE_C = 0.04-0.35;温暖地区较高)共同作用。相比之下，微生物底物使用量的差异(ε_biom-subs)本身(在CUE_C和ε_biom-subs值不变的情况下)不能解释观察到的数据。这两种机制也可能同时发生，导致所有三个参数的变化。

图9.初始(空心符号)和分解(实心符号)的凋落物中C:N比和烷基:O-烷基比之间的关系(a)。此外，通过磷脂脂肪酸(PLFA)归一化为大量SOM测量的微生物生物量的δ¹³C值和与垃圾分解相关的同位素富集效应(ε_rL:b)之间的相关性。符号和颜色表示气候样带。图例b中的黑色实线表示δ¹³C_PLFA-δ¹³C_bulk和ε_rL之间线性回归，虚线红色表示该回归的95%置信区间。

温暖湿润的气候会改变微生物群落的结构和功能，改变可供纳入土壤剖面的凋落物腐烂产物。我们对凋落物层的微生物群落结构和功能、凋落物分解过程以及整个森林横断面上凋落物对SOM输入的化学性质的观察表明(图10)，气候对寒带中生林土壤产生两个重要影响:1.温暖湿润的气候可以使细菌比微生物群落的真菌成员更多，从而以对SOM形成重要的方式改变微生物的新陈代谢。我们的研究结果表明，凋落物层中PLFA的组成和δ¹³C值沿气候样带不同，这支持了我们的第一个假设，即气候变化会导致分解物中微生物群落的组成和活性变化。2.温暖潮湿的气候将改变在凋落物层产生的凋落物腐烂产物的性质。尽管来自所有气候样带的初始凋落物具有相似的碳化学性质，但我们发现，尽管分解程度相似，但从分解后的不同气候样带取回的凋落物样本之间分解11-12个月后存在显着差异。这证实了我们的第二个假设，即在不同的样带区域处理凋落物的方式不同，并表明在温暖的气候下凋落物处理容易发生变化。综上所述，这些观测结果支持了间接气候效应(如增加的N利用率)而不是直接温度效应对这些中生林分解过程中土壤组成变化的反作用。

图 10. 总结气候对环境控制垃圾分解的影响、微生物群落结构、与微生物分解垃圾相关的同位素效应，以及本研究中观察到的初始垃圾和分解垃圾的化学成分。

微生物坏死体对腐烂凋落物化学成分区域差异的影响程度大于对植物化合物的选择性去除。我们的数据为我们的第三个假设提供了两条思路，第三个假设是分解过程中凋落物化学成分变化方式的区域差异主要是由于不同的坏死微生物输入而不是清除了不同的凋落物部分所致。1.微生物生物量的同位素组成与剩余凋落物的同位素组成而不是损失的凋落物部分相一致。在这项研究中观察到的ε_rL与Δ¹³C_PLFA-SOC之间的正相关关系表明，¹³C在残余凋落物中的富集速度更快，即使考虑了大量凋落物δ¹³C值的差异，微生物生物量也在残余凋落物中富集更多。虽然几乎所有的微生物生物质C最终都来源于凋落物C，但在生物质生物合成过程中，微生物的新陈代谢可以通过C在呼吸和生物质生产中的分配差异、C向不同化合物类的分配或这两个过程影响C的同位素分馏。观察到的凋落物化学变化很可能是由添加到凋落物中的坏死菌和其他次级微生物化合物的组成引起的。该推论是根据质量平衡计算得出的，可以用两种方式解释。首先，微生物坏死成分的变化导致坏死质相对于较温暖的气候样带地区的基质，其¹³ C富集度高0.51-2.02‰。这种变化属于在不同物种，基质或温度的培养中观察到的ε_biom-subs的差异，如果在较暖区域的坏死分子含有较少的脂肪族碳，而含有更多的碳水化合物和氨基糖，则这一结果可以得到解释，这与通过核磁共振波谱法观察到的较冷的区域脂肪族碳的积累更大有关。其次，观察到的稳定的C同位素值也可以用微生物的组合来解释，这些微生物在较暖的区域消耗更多的¹³ C富集的C，而大部分C保留在凋落物上。但是，这种解释与NMR光谱观察到的分解凋落物中的化学变化不一致，这种变化遵循相反的趋势：较冷的横断面区域中¹³ C耗尽的脂肪族C的积累更多。因此，我们得出的结论是，在分解的凋落物中坏死积累是凋落物化学的主要驱动力。2.烷基C相对于质量损失的增加不可能仅由微生物底物的使用而重新发生。我们的结果表明，寒冷地区枯枝落叶中烷基碳的比例累积与总碳损失的比例相当。如果不从微生物坏死菌中添加脂肪族碳，烷基C的相对大幅度增加是不可能的。另外，原始NMR光谱(支持信息S5)表明，我们发现最大的分解趋势的光谱区域与原始植物材料的NMR光谱中的主要峰不同，这表明，在最初的植物凋落物中不重要的化合物构成了冷区凋落物中附加烷基-C的重要组成部分，而在温暖地区则没有。

必须考虑到凋落物腐烂过程中微生物坏死体对矿物质土壤剖面化合物的作用，以了解变化气候下的SOM。我们的结果表明，凋落物层是直接(温度)和间接(氮可用性，凋落物化学)气候影响转化为有机物化学变化的关键位置。在整个北方森林样带上，该层接收的最初输入的碳化学性质相似，但氮含量不同。在气候相反的地点分解期间，凋落物N的浓度变得相似，而凋落物C的化学性质(例如，烷基：O-烷基比率)变得不同。晚期分解阶段的凋落物残留物是林地中有机物和矿层中颗粒有机物的主要前体，这两个SOM库的持久性主要取决于其化学再分解性和微生物对分解的抑制。气候变暖对凋落物输入的影响可以解释为增加SOM生物反应性的潜在机制，如果所有其他因素保持不变，生物反应性的增加可能导致这些森林的SOM净损失。我们之前在这些土壤上的研究表明，整个有机层的SOM生物反应性是由凋落物输入化学的区域差异决定的。凋落物-土壤界面上有机物上的气候效应可能会影响SOM性质数十年到数百年。

沿气候梯度研究了针状凋落物的分解情况，其中温度和降水从寒冷地区增加到温暖地区，导致整个气候样带的土壤湿度相似。在这些地点，气候变暖的历史导致了针状凋落物和土壤中氮的积累，导致微生物群落组成和生理的变化。很可能是这些差异导致了我们在凋落物袋实验中观察到的针状凋落物化学成分随分解而发生的不同变化，即碳水化合物的保留较多，脂类和蜡类的积累较少，13C在温暖地区的凋落物残留物中积累较快。这项研究强调了在早期凋落物分解过程中，微生物的投入在形成残留针状凋落物对土壤的贡献方面的作用，因为它们对间接的气候变暖效应(如更多的氮供应)做出反应。

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