Journal of Ecology最新文献

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Budworms, beetles and wildfire: Disturbance interactions influence the likelihood of insect-caused disturbances at a subcontinental scale 芽虫、甲虫和野火：扰动相互作用影响亚大陆尺度上昆虫引起扰动的可能性

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-09-19 DOI: 10.1111/1365-2745.14408

Michael Howe, Sarah J. Hart, Amy M. Trowbridge

利益冲突声明作者声明，他们没有可能影响本文所报道工作的已知财务或个人冲突。

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Variation of magnesium drives plant adaption to heterogeneous environments by regulating efficiency in photosynthesis on a large scale 镁的变化通过大规模调节光合作用的效率推动植物适应异质环境

IF 5.5 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-09-16 DOI: 10.1111/1365-2745.14411

Chaolian Jiao, Jiahui Zhang, Haili Yu, Nianpeng He

CONFLICT OF INTEREST STATEMENT

The authors declare no competing interests.

利益冲突声明作者不声明任何利益冲突。

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Change in functional trait diversity mediates the effects of nutrient addition on grassland stability 功能特征多样性的变化介导养分添加对草地稳定性的影响

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-09-02 DOI: 10.1111/1365-2745.14404

Qingqing Chen, Shaopeng Wang, Eric W. Seabloom, Forest Isbell, Elizabeth T. Borer, Jonathan D. Bakker, Siddharth Bharath, Christiane Roscher, Pablo Luis Peri, Sally A. Power, Ian Donohue, Carly Stevens, Anne Ebeling, Carla Nogueira, Maria C. Caldeira, Andrew S. MacDougall, Joslin L. Moore, Sumanta Bagchi, Anke Jentsch, Michelle Tedder, Kevin Kirkman, Juan Alberti, Yann Hautier

养分富集会影响草地植物的多样性，如物种丰富度、功能性状组成和多样性，但这些变化是否以及如何在极端气候日益加剧的情况下影响生态系统的稳定性，在很大程度上仍是未知数。我们在 10 个长期草地实验点量化了养分添加（氮、磷和钾）对地上生物量生产稳定性的直接影响和多样性介导的影响。我们对稳定性的五个方面进行了测量，包括时间不变性、极端干旱和潮湿生长季节期间的抵抗力以及极端干旱和潮湿生长季节之后的恢复力。叶片性状（叶片碳、氮、磷、钾和比叶面积）是在田间环境和营养添加条件下测量的，用于构建叶片经济光谱（LES）。我们计算了叶片经济谱和单叶性状的功能性状组成和多样性。我们量化了种内性状变化和物种替代对功能性状组成变化的贡献，以应对养分添加及其对生态系统稳定性的影响。养分添加主要通过种内性状转移降低了功能性状多样性，并促使草地群落向LES较快的一端移动，这表明要准确预测生态系统的稳定性，应将种内性状转移包括在内。此外，LES 功能特征多样性的变化反过来又影响了稳定性的不同方面。尽管如此，这些多样性介导的影响总体上较弱，并且/或者被营养物质添加对稳定性的直接影响所压倒。因此，营养物质的添加并没有对任何稳定性方面产生强烈影响。利用单个叶片性状得出的这些结果基本一致，但主要途径有所不同。重要的是，使用从全球性状数据库（如 TRY）中提取的平均性状值时，主要影响途径有所不同。综述。研究植物多样性多个方面的变化及其在养分富集等全球变化下对多维稳定性的影响，可以提高我们对维持生态系统稳定性的过程和机制的认识。

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Large grazers suppress a foundational plant and reduce soil carbon concentration in eastern US saltmarshes 大型食草动物抑制了美国东部盐沼中的一种基础植物并降低了土壤碳浓度

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-09-02 DOI: 10.1111/1365-2745.14407

S. J. Sharp, K. E. Davidson, C. Angelini, H. S. Fischman, S. Pennings, M. S. Fowler, J. N. Griffin

大型食草动物改变了植被生态系统，并越来越多地被视为营养型野化计划中的关键物种。然而，由于食草动物对生态系统的影响取决于具体环境，因此一个重要的挑战是确定食草动物在哪些方面维持而不是破坏生态系统的重要特性及其恢复力。之前在欧洲各种盐沼中进行的研究发现，尽管植物和无脊椎动物群落结构发生了变化，但食草动物并没有抑制地下属性，包括土壤有机碳（SOC）。我们假设，与此相反，美国东部盐沼会对大型食草动物很敏感，因为大面积的盐沼都被一种草--交替花斯巴达娜（Spartina alterniflora）所统治。我们预测，食草动物会减少地上和地下斯巴丁草的生物量，抑制无脊椎动物的密度，改变土壤质地，并最终降低 SOC 浓度。我们在佐治亚州进行了为期 51 个月的大型食草动物（马）排除重复实验，并对美国东部海岸约 1000 公里的 14 个长期放牧点进行了观测，从而验证了我们的假设。牧草排斥很快导致了斯巴达草高度、覆盖度和开花量的增加，以及蜗牛密度的增加。植被结构的变化反映在土壤质地的改变（沙土减少，粘土增加）和根系生物量的增加上，但我们没有发现 SOC 的反应。排除大型食草动物也减少了干旱引起的植被死亡。我们还在美国东部沿海放牧了数百年的地方观察到植被的变化。与排斥实验不同的是，长期放牧与 SOC 的减少有关。结构方程模型显示，放牧导致茎高降低是土壤有机碳减少的主要原因。综述：这些结果说明了沿海湿地中大型放牧对生态系统特性影响的环境依赖性。与研究充分的欧洲沼泽不同，美国东部沼泽以单一的基础草种为主，其结构导致植被和土壤特性对放牧更为敏感。以单一基础物种为特征的沿海系统可能天生就容易受到大型食草动物的影响，并且在面对其他干扰时缺乏恢复能力，这强调了解释和预测大型食草动物影响的框架必须考虑到生态系统结构的地理差异。

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High among-species variability in the context dependence of herbivory across disturbance, weather and topoedaphic gradients 不同干扰、天气和地形梯度下草食性的环境依赖性在物种间存在很大差异

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-08-30 DOI: 10.1111/1365-2745.14390

Alex O. Sutton, Zak Ratajczak, Allison M. Louthan

1 引言量化物种间的相互作用如何影响植物的分布和丰度是植物生态学的一个共同目标。大量实验和观察工作表明，食草动物、竞争者、病原体和互惠者会对种群动态产生重大影响（Fowler 等人，2023 年；Louthan 等人，2018 年；Maron & Crone, 2006 年；Morris 等人，2020 年）。然而，物种相互作用对种群的影响在不同时空可能存在很大差异，这种现象在种群生态学中通常被称为背景依赖性（Maron 等人，2014 年）。更具体地说，如果物种相互作用的结果（即在存在与不存在该物种相互作用的情况下种群增长率或丰度的差异）在不同的空间或时间（假设研究设计严谨且样本量足够大，可在统计学上检测到这些差异；Catford 等人，2022 年）有所不同，我们就将该物种相互作用定义为情境依赖性。大多数情况下，环境依赖性是由于环境的时空变化而产生的（Maron 等，2014 年）。例如，在植物与食草动物相互作用的情况下，非生物环境的多个方面可以改变食草动物的结果，从弱到强地产生负面影响（如降水；Louthan 等人，2018 年，阳光；Harrison，1987 年），甚至从负面影响到正面影响（营养限制；Souza Lima 等人，2018 年）。然而，大多数情况下，研究并不涉及驱动情境依赖性的因果机制（Catford 等，2022 年），这限制了我们了解情境依赖性可能发生在哪些地点或哪些物种的能力。大多数量化情境依赖性的研究估计了单一物种结果的空间或时间变化（Chamberlain 等人，2014 年）。如果不同物种对环境条件的反应一致，那么它们之间的环境依赖性可能是相似的。例如，在降水梯度上共生的两个物种（A 和 B）在潮湿年份或较潮湿地点的招募率可能较高。如果食草动物优先捕食幼苗，那么在潮湿年份，食草动物对物种 A 和物种 B 种群动态的影响强度（即食草动物的结果）将会更高（例如 Louthan 等人，2018 年）。同样，如果潮湿年份减少了物种 A 和物种 B 的新陈代谢（例如通过增加对光的竞争），而食草动物优先捕食幼苗，则潮湿年份这两个物种的食草结果都会降低。与此相反，如果物种 A 在潮湿年份的新陈代谢增加，而物种 B 却没有，那么我们可能会认为物种 A（图 1a）的食草量与环境有关，而物种 B（图 1b）的食草量与环境无关。元分析表明，不同物种的环境依赖程度存在一定差异（Chamberlain 等，2014 年），但这些分析综合了发生在不同地点的物种的结果数据，限制了我们控制不同地点的非生物和生物差异的能力。也就是说，每个物种的环境依赖性都是在一组独特的地点进行评估的，这意味着环境依赖性大小的差异可能来自于每组地点的非生物环境差异，而不是物种特性。我们目前缺乏通过量化同一地点多物种相互作用的结果来控制非生物驱动因素地点间差异的研究（但请参见 Lynn 等人，2019 年）。图 1在图形浏览器中打开PowerPoint背景依赖性的跨物种差异（列）和天气对物种丰度的影响（行）的相互作用效应。我们展示了一个由 A 和 B 两个物种组成的简单群落的假设结果，并量化了随着时间推移食草动物对每个物种丰度的影响。我们还显示了在食草动物不存在和存在的情况下，A 和 B 物种在总丰度中所占的比例。面板（a）显示天气对相对丰度没有影响（物种 A 的丰度总是高出约 30%），并且具有类似的环境依赖性（两个物种的食草结果都会随着天气条件的变化而增加）。在这种情况下，食草动物对群落组成（即物种 A 的丰度占总丰度的比例）的影响不随天气变化而变化。面板（b）显示天气对相对密度没有影响，但不同物种的环境依赖性不同。在这种情况下，食草动物对群落组成的影响随着天气的变化而增加。面板（c）显示了天气对相对丰度的影响，不同物种之间具有类似的环境依赖性；在这种情况下，食草动物对群落组成的影响不随天气变化而变化（但物种相对丰度随天气变化而变化）。

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Differential responses of community-level functional traits to mid- and late-season experimental drought in a temperate grassland 温带草地群落级功能特征对季中和季末试验性干旱的不同反应

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-08-30 DOI: 10.1111/1365-2745.14395

E. Fenollosa, P. Fernandes, A. Hector, H. King, C. S. Lawson, J. Jackson, R. Salguero-Gómez

1 引言据预测，气候变化将改变全球生物群落的结构和功能（Díaz & Cabido, 1997; IPCC, 2022）。随着全球气温的升高，气候变化可能会增加全球某些地区极端气候事件（如干旱和洪灾）的强度和频率（Fischer 等人，2013 年）。降水量的变化，如极端干旱或洪灾频率的增加，将使某些物种优于其他物种（Lavorel 等人，2011 年；MacGillivray 等人，1995 年；Mueller 等人，2005 年；White 等人，2000 年）。植物功能性状是指通过影响生存、生长和繁殖来决定植物适应性的生物特征（Laughlin 等人，2020 年；Violle 等人，2007 年），它有助于量化极端降水对自然植物群落的影响（Díaz 等人，2016 年）。在新气候条件下受到青睐的物种，其功能性状可能与之前气候条件下的物种不同（Lavorel 等人，2011 年；White 等人，2000 年）。因此，功能特征值的变化预计会从个体扩展到整个群落（Griffin-Nolan 等人，2019 年；Lavorel 等人，2011 年；Luo 等人，2023 年；McGill 等人，2006 年），并影响生态系统结构和功能（Suding 等人，2008 年；Woodward & Diament, 1991 年）。个体功能性状与生态系统功能之间的关系使基于性状的方法成为预测群落对气候变化反应的有效工具（Brodribb，2017；Lavorel & Garnier，2002；Quétier 等人，2007；Soudzilovskaia 等人，2013）。因此，识别对环境高度敏感的植物功能特征对于预测气候变化下生态系统结构和功能的变化至关重要（Andrew 等人，2022 年；Funk 等人，2017 年；Green 等人，2022 年；Lavorel 等人，2011 年；Lavorel & Garnier, 2002 年；McGill 等人，2006 年；Violle 等人，2013 年）、环境变化如何影响植物群落的功能特征（Kambach 等人，2023 年；Kimball 等人，2016 年；Lavorel & Garnier，2002 年；McGill 等人，2006 年；Wellstein 等人，2017 年）。对降水梯度的观测研究表明，功能特征与降水量有显著相关性（Dwyer 等人，2014 年；Harrison 等人，2015 年；Wright 等人，2005 年）。例如，在全球范围内对比 2500 多个物种时发现，比叶面积（SLA）与干旱度之间存在明显的反相关性（Wright 等人，2005 年）。然而，实验方法对于明确、机理地理解功能性状对群落变化的中介作用以及将性状变化归因于特定环境驱动因素可能更为重要（Grime 等人，2000 年；Hoover 等人，2014 年；Jamieson 等人，1998 年；Kröel-Dulay 等人，2022 年；Luo 等人，2023 年；Wilcox 等人，2021 年）。例如，DeMalach 等人（2017 年）的一项全球荟萃分析显示，降水量的增加会增加群落生物量，并引起群落组成的变化。同样，实验研究也表明，干旱会改变群落组成并改变群落功能特征（Griffin-Nolan 等人，2019 年；Jackson 等人，2024 年；Luo 等人，2023 年）。环境驱动的群落功能性状变化主要是由整个生长季的群落组成变化（即种间变异）、种内变异还是两者共同驱动的，在功能性状研究中仍鲜为人知。没有明确考虑种内变异可能是基于性状的方法尚未成为 "生态学圣杯 "的一个原因（Shipley 等，2016；Suding & Goldstein，2008；Yang 等，2020）。功能特征在物种内部可能会有显著差异（Moran 等人，2016 年；Siefert 等人，2015 年；Violle 等人，2012 年），即使物种组成保持不变，可能也会由于稳定效应而改变群落平均特征值（Bricca 等人，2022 年；Luo 等人，2023 年；Pichon 等人，2022 年）。同样，在生长季节的不同时期，种内性状变异对植物群落功能性状的贡献也会随着植物本体（即植物发育和生长的不同阶段）的变化而变化。例如，年轻的恢复群落（即早期演替群落）通常对环境变化更为敏感（Grime 等人，2000 年；Odum，1969 年）。同样，Lemoine 等人（2018 年）的研究表明，干旱发生的时间在两种矮小禾本科植物的干旱敏感性中起着至关重要的作用；Kimmel 等人（2019 年）的研究则揭示了降水量增加对群落结构的跨年渐进影响。

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Incorporating effects of habitat patches into species distribution models 将生境斑块的影响纳入物种分布模型

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-08-30 DOI: 10.1111/1365-2745.14403

Federico Riva, Caroline Jean Martin, Carmen Galán Acedo, Erwan Nicolas Bellon, Petr Keil, Alejandra Morán-Ordóñez, Lenore Fahrig, Antoine Guisan

在右侧，绿色区域代表森林斑块；金色圆点代表存在该物种的采样点，而金色交叉代表不存在该物种的采样点；红线代表包含采样点的斑块，对这些斑块的面积进行了测量；蓝色圆圈代表对每个生物多样性样本的景观栖息地面积和破碎化程度进行评估的范围，虚线表示较低的支持度，一条实线表示支持的影响范围（见图 3）；背景中粉色到白色的阴影代表整个研究区域的温度梯度。方框 1：浏览综述的关键概念尺度：代表研究的空间和/或时间范围的一般术语。它通常由两个部分组成：粒度和范围：范围：包含所分析观测数据的边界。在 SDM 中，空间范围是对物种进行建模并绘制适宜性地图的区域：分析中考虑的观测单位的大小。在 SDM 中，空间粒度是用于推断环境-物种关系的栅格像素（或单元）的大小：分析中使用的空间数据的精度。在 SDM 中，源数据的分辨率可以比粒度更细，例如，作者可能会将 25 米分辨率的土地覆被数据汇总到 1 千米分辨率，以匹配现有的气候数据：支持特定物种生存和繁殖的物理和生物因素：地块：在某一相关属性（如植被）上与周围环境有很大差异的区域，因此可被视为一个同质、离散的单位：异质性区域，由特定的生态问题决定区域的规模（粒度和范围）以及对异质性的描述：元种群和元群落：通过个体的散布而联系起来的一组种群，以及通过多个相互作用的物种的散布而联系起来的一组群落。二者都可以在包含栖息地斑块的景观中以灭绝和殖民的动态平衡方式持续存在：景观调节：采样点周围景观的特性会影响采样点内的生态模式和过程：影响范围：周围景观模式对该景观中心生态响应影响最大的空间范围：作为斑块属性测量的预测变量的影响。例如，当一个栅格图元位于较大的生境斑块内时，该图元观察到某一物种的概率可能比位于较小的生境斑块内时要高。见图 5 中的 H1：作为景观属性测量的预测变量的影响。例如，当一个栅格图元周围的地貌包含更多的栖息地或更高的土地覆被类型异质性时，或当该图元包含更多的栖息地或更高的土地覆被类型异质性时，在该图元中观测到某一物种的概率可能会更高。见图 5 中的 H2、C1 和 C2：生境斑块属性和/或景观属性对相关生态响应的影响。因此，EHPs 是一个包含上述斑块和景观属性影响的一般类别。

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Ant sharing by plant species bearing extrafloral nectaries has a low impact on plant herbivory in a tropical system 在热带系统中，蚂蚁分享带有花蜜外的植物物种对植物食草的影响较小

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-08-30 DOI: 10.1111/1365-2745.14394

Caroline Souza, Laura C. Leal, Fabrício B. Baccaro, Pedro J. Bergamo, Judith L. Bronstein, Pedro J. Rey, Anselmo Nogueira

利益冲突声明作者声明不存在利益冲突。

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Evolutionary diversity impacts tropical forest biomass and productivity through disturbance-mediated ecological pathways 进化多样性通过干扰介导的生态途径影响热带森林的生物量和生产力

IF 5.3 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-08-29 DOI: 10.1111/1365-2745.14399

Erica Rievrs Borges, Maxime Réjou-Méchain, Sylvie Gourlet-Fleury, Grégoire Vincent, Frédéric Mortier, Xaxier Bry, Guillaume Cornu, Fidèle Baya, Félix Allah-Barem, Raphaël Pélissier

这些变化主要是由于森林结构改变后林下光照增加造成的（Yamamoto，1992 年），这可能会改变在未受干扰群落中观察到的 BEF 关系。鉴于生物多样性的快速侵蚀（IPBES，2019 年）和未受干扰热带森林的丧失（Vancutsem et al、众所周知，与物种丰富度等更常用的多样性指标相比，物种特征和系统发育的定量信息能更好地预测生态系统功能（Potter & Woodall, 2014）。事实上，具有功能差异物种的群落往往具有更强的资源利用互补性和更低的竞争性（van der Plas，2019 年）。在这方面，已知进化距离与物种间的多维表型差异相关，因为系统发育多样性囊括了物种跨时空互补性的广泛信息（Faith，1992）。进化多样性甚至比一些容易测量或 "软 "的功能特征（如特定叶面积、种子重量和高度）更能预测生产力。这表明，与系统发育关系显著相关的未测量性状，如根结构、根形态、资源需求或其他关键生理差异，可能有助于最大限度地提高生产力（Cadotte 等人，2009 年；Tucker 等人，2018 年）。此外，实验证据还表明，系统发育多样性对生产力的影响很可能是各系之间功能互补性增强的结果（Cadotte，2013；Huang 等人，2020）。事实上，许多研究揭示，系统发育多样性比物种丰富度更好地解释生态系统功能（生物量积累）、稳定性和群落生物量生产力（Coelho de Souza 等人，2019 年；Lasky 等人，2014 年；Paquette 等人，2015 年；Potter & Woodall, 2014 年；Rodríguez-Hernández 等人，2021 年；Satdichanh 等人，2018 年；Yuan et al、在此，我们利用 1982 年在中非共和国建立的一个实验点，评估了进化多样性在不同干扰背景下对森林生物量和生产力的影响。我们的具体目标是：(1) 分解多样性对不同生物量成分的影响，以更好地了解不同的生态机制是否以及如何共同决定天然热带雨林中多样性与生产力之间的关系；(2) 检验历史干扰是否会影响多样性对生物量和生物量生产力的影响。我们预测，多样性对生物量生产率的影响在未受干扰的森林和受干扰的森林中有所不同。在受干扰的森林中，由于少数资源获取能力强、生产力高的物种占据主导地位，压倒性的适应性差异可能会阻碍互补性（Jucker 等人，2020 年；Reich 等人，2012 年；Tobner 等人，2016 年），而未受干扰的森林通常具有更多样化的树木群落，它们在资源受限的条件下展开竞争（Lohbeck, Poorter, 等人，2015 年；Pacala & Tilman, 2001 年）。

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Setting the stage for plant–soil feedback: Mycorrhizal influences over conspecific recruitment, plant and fungal communities, and coevolution 为植物-土壤反馈创造条件：菌根对同种生物招募、植物和真菌群落以及共同进化的影响

IF 5.5 1区环境科学与生态学 Q1 ECOLOGY

Journal of Ecology

Pub Date : 2024-08-28 DOI: 10.1111/1365-2745.14393

Andrew C. Eagar, Princess H. Abu, Megan A. Brown, Sara M. Moledor, Kurt A. Smemo, Richard P. Phillips, Andrea L. Case, Christopher B. Blackwood

<h2>1 INTRODUCTION</h2>Global environmental change factors are altering plant community composition worldwide (Franklin et al., 2016; Komatsu et al., 2019) and consequently changing the soil microbial communities that structure plant–soil interactions (Classen et al., 2015; Rudgers et al., 2020). While the consequences of shifting species' abundances can be hard to predict, aggregated changes in plant communities often result in shifts in the dominance of plant functional types (e.g. mycorrhizal associations). Examples of shifts in mycorrhizal dominance due to changes in plant community composition are now plentiful: ectomycorrhizal (ECM) and ericoid mycorrhizal (ERM) plants are encroaching into grasslands historically dominated by arbuscular mycorrhizal (AM) plants (Brandt et al., 2013; Coop & Givnish, 2007; Singh, 2018); AM plants are expanding into ERM-dominant shrubland ecosystems (Tan et al., 2019); ECM plants are invading tundra primarily composed of ERM plants (Elmendorf et al., 2012; Myers-Smith et al., 2011); and the relative dominance of AM versus ECM trees is changing in temperate forests (Jo et al., 2019; Steidinger et al., 2019). These shifts in plant–mycorrhizal composition point to a critical need to understand how plant–mycorrhizal types affect plant–soil interactions across plant communities, which have the potential to also alter future ecological and evolutionary dynamics.Plants influence soil in ways that have reciprocating positive or negative effects on the growth and reproductive success of themselves and other conspecific individuals, such as their offspring—a process known as ‘plant–soil feedback’ (PSF) (Ehrenfeld et al., 2005; van der Putten et al., 2013). Although abiotic factors can be important in certain cases (e.g. Xu et al., 2021), soil microorganisms are recognized as the primary drivers of PSF (Mangan et al., 2010; Mills & Bever, 1998; van der Putten et al., 2013). Plant pathogens and mutualists, including mycorrhizal fungi, contribute directly to feedback by concomitantly increasing or decreasing in abundance with their associated plant populations. Despite PSF being an outcome of complex interactions with multiple components of the plant microbiome, mycorrhizal type has recently emerged as a particularly important determinant of the net result (positive or negative) of PSF (Bennett et al., 2017; Delavaux et al., 2023; Eagar et al., 2020). Most plant species can be categorized into a single mycorrhizal type (e.g. AM, ECM, or ERM; Brundrett & Tedersoo, 2018) and plant communities can be characterized by mycorrhizal type dominance on a continuous scale (e.g. ECM tree basal area/total tree basal area). Thus, pl

1 引言全球环境变化因素正在改变世界各地的植物群落组成（Franklin 等人，2016 年；Komatsu 等人，2019 年），从而改变了构建植物-土壤相互作用的土壤微生物群落（Classen 等人，2015 年；Rudgers 等人，2020 年）。虽然物种丰度变化的后果很难预测，但植物群落的总体变化往往会导致植物功能类型（如菌根结合）的主导地位发生变化。植物群落组成的变化导致菌根优势发生变化的例子现在比比皆是：外生菌根（ECM）和麦角菌根（ERM）植物正在蚕食历史上由丛枝菌根（AM）植物主导的草地（Brandt et al、2013；Coop & Givnish, 2007; Singh, 2018）；AM 植物正在向 ERM 植物为主的灌木生态系统扩张（Tan 等人，2019 年）；ECM 植物正在入侵主要由 ERM 植物组成的苔原（Elmendorf 等人，2012 年；Myers-Smith 等人，2011 年）；在温带森林中，AM 与 ECM 树木的相对优势正在发生变化（Jo 等人，2019 年；Steidinger 等人，2019 年）。植物影响土壤的方式会对其自身及其后代等其他同种个体的生长和繁殖成功产生互惠的积极或消极影响--这一过程被称为 "植物-土壤反馈"（PSF）（Ehrenfeld 等人，2005 年；van der Putten 等人，2013 年）。虽然非生物因素在某些情况下也很重要（如 Xu 等人，2021 年），但土壤微生物被认为是 PSF 的主要驱动力（Mangan 等人，2010 年；Mills & Bever, 1998 年；van der Putten 等人，2013 年）。植物病原体和互生菌（包括菌根真菌）会随着相关植物种群数量的增加或减少而直接产生反馈。尽管 PSF 是与植物微生物群多种成分复杂相互作用的结果，但菌根类型最近已成为 PSF 净结果（正或负）的一个特别重要的决定因素（Bennett 等人，2017 年；Delavaux 等人，2023 年；Eagar 等人，2020 年）。大多数植物物种可归类为单一菌根类型（如 AM、ECM 或 ERM；Brundrett & Tedersoo, 2018），植物群落可根据连续尺度上的菌根类型优势（如 ECM 树木基部面积/总树木基部面积）来表征。因此，植物与菌根的关联是一个强大的概念模型，可用于概括不同物种和群落的 PSF 效应和结果。在本综述中，我们将讨论在全球变化下主导菌根类型的预测变化如何影响植物与土壤的相互作用以及相关的植物群落动态。首先，我们根据植物物种的菌根类型，归纳了PSF动态的基本机制和驱动因素，特别是将AM系统与ECM和ERM系统进行了对比，因为前者与后两者在性状上存在差异。接下来，我们将探讨不同菌根类型的优势物种产生的PSF如何 "溢出 "到共生植物物种上，从而影响其PSF的强度和方向，以及菌根溢出如何影响植物群落动态，因为在全球变化下，群落的优势地位会在不同菌根类型之间发生变化。这一概念类似于现有的植物病原体溢出理论，即一些植物可以作为病原体库，提高附近其他植物发病的可能性（Gilbert & Parker, 2016; Mordecai, 2011; Power & Mitchell, 2004）。然而，我们在此提出的菌根溢出效应侧重于优势植物物种对更广泛的微生物（包括互生和自由生活的微生物）和土壤生物地球化学环境的影响。我们还讨论了菌根类型和相关溢出效应如何通过影响与植物防御和互生关系形成相关的性状相互作用的 PSF 驱动因素，影响群落中的植物进化。最后，我们提出了几个需要进一步研究的课题，以全面评估这些机制及其可能对植物生态进化动态产生的影响。

{"title":"Setting the stage for plant–soil feedback: Mycorrhizal influences over conspecific recruitment, plant and fungal communities, and coevolution","authors":"Andrew C. Eagar, Princess H. Abu, Megan A. Brown, Sara M. Moledor, Kurt A. Smemo, Richard P. Phillips, Andrea L. Case, Christopher B. Blackwood","doi":"10.1111/1365-2745.14393","DOIUrl":"https://doi.org/10.1111/1365-2745.14393","url":null,"abstract":"<h2>1 INTRODUCTION</h2>\u0000Global environmental change factors are altering plant community composition worldwide (Franklin et al., 2016; Komatsu et al., 2019) and consequently changing the soil microbial communities that structure plant–soil interactions (Classen et al., 2015; Rudgers et al., 2020). While the consequences of shifting species' abundances can be hard to predict, aggregated changes in plant communities often result in shifts in the dominance of plant functional types (e.g. mycorrhizal associations). Examples of shifts in mycorrhizal dominance due to changes in plant community composition are now plentiful: ectomycorrhizal (ECM) and ericoid mycorrhizal (ERM) plants are encroaching into grasslands historically dominated by arbuscular mycorrhizal (AM) plants (Brandt et al., 2013; Coop & Givnish, 2007; Singh, 2018); AM plants are expanding into ERM-dominant shrubland ecosystems (Tan et al., 2019); ECM plants are invading tundra primarily composed of ERM plants (Elmendorf et al., 2012; Myers-Smith et al., 2011); and the relative dominance of AM versus ECM trees is changing in temperate forests (Jo et al., 2019; Steidinger et al., 2019). These shifts in plant–mycorrhizal composition point to a critical need to understand how plant–mycorrhizal types affect plant–soil interactions across plant communities, which have the potential to also alter future ecological and evolutionary dynamics.\u0000Plants influence soil in ways that have reciprocating positive or negative effects on the growth and reproductive success of themselves and other conspecific individuals, such as their offspring—a process known as ‘plant–soil feedback’ (PSF) (Ehrenfeld et al., 2005; van der Putten et al., 2013). Although abiotic factors can be important in certain cases (e.g. Xu et al., 2021), soil microorganisms are recognized as the primary drivers of PSF (Mangan et al., 2010; Mills & Bever, 1998; van der Putten et al., 2013). Plant pathogens and mutualists, including mycorrhizal fungi, contribute directly to feedback by concomitantly increasing or decreasing in abundance with their associated plant populations. Despite PSF being an outcome of complex interactions with multiple components of the plant microbiome, mycorrhizal type has recently emerged as a particularly important determinant of the net result (positive or negative) of PSF (Bennett et al., 2017; Delavaux et al., 2023; Eagar et al., 2020). Most plant species can be categorized into a single mycorrhizal type (e.g. AM, ECM, or ERM; Brundrett & Tedersoo, 2018) and plant communities can be characterized by mycorrhizal type dominance on a continuous scale (e.g. ECM tree basal area/total tree basal area). Thus, pl","PeriodicalId":191,"journal":{"name":"Journal of Ecology","volume":"16 1","pages":""},"PeriodicalIF":5.5,"publicationDate":"2024-08-28","publicationTypes":"Journal Article","fieldsOfStudy":null,"isOpenAccess":false,"openAccessPdf":"","citationCount":null,"resultStr":null,"platform":"Semanticscholar","paperid":"142101064","PeriodicalName":null,"FirstCategoryId":null,"ListUrlMain":null,"RegionNum":1,"RegionCategory":"环境科学与生态学","ArticlePicture":[],"TitleCN":null,"AbstractTextCN":null,"PMCID":"","EPubDate":null,"PubModel":null,"JCR":null,"JCRName":null,"Score":null,"Total":0}

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