生物質炭對水稻土團聚體微生物多樣性的影響

朱孟濤,劉秀霞,王佳盟,劉志偉,鄭聚鋒,卞榮軍,王艮梅,張旭輝,李戀卿,潘根興

1 南京農業大學農業資源與生態環境研究所, 南京 210095 2 南京林業大學林學院, 南京 210037 3 江蘇省有機固體廢棄物資源化協同創新中心, 南京 210095

生物質炭是生物質在限氧條件下經過熱裂解產生的高度芳香化的有機物質,具有比表面積大、吸附能力強、穩定性高等特點[1],其農業應用被認為是有效增加土壤碳固定與減緩氣候變化的重要途徑[2- 3]。研究表明,生物質炭在土壤中施用有多重效應,如改善土壤理化性質、增加土壤有機碳含量、提升保水性能、減少溫室氣體排放、降低養分淋失和提升作物產量等作用[4- 6]。此外,生物質炭施用還能顯著影響土壤微生物群落結構和活性[7- 8],由于土壤中的諸多物質轉化過程(如溫室氣體產生)大多依賴于土壤微生物的調節,因此,研究生物質炭施用對土壤微生物群落結構的影響對于深刻認識土壤的微觀過程機制具有重要意義[9]。

目前,已有大量研究開始采用不同分子生物學技術(如PLFA、高通量測序等)探索生物質炭施用下土壤微生物群落結構變化及其與溫室氣體排放的關系,如Feng等[10]發現施用不同溫度制備的生物質 炭(300,400,500℃)顯著降低土壤甲烷的排放,進一步通過高通量測序表明甲烷氧化菌和產甲烷菌相對變化是CH4排放降低的主要原因；Sheng和Zhu[11]研究發現,生物質炭在酸性土壤中施用會導致富營養型微生物(擬桿菌門、芽單孢菌門等)豐度增加,而在堿性土壤中會使貧養型微生物(酸桿菌門)增加；Chen等[12]發現在旱地土壤中施用小麥秸稈(350—550℃)生物質炭(0,20,40 t/hm2)三年后,40 t/hm2生物質炭處理中放線菌門、γ-變形菌綱、厚壁菌門和子囊菌門的豐度顯著降低,同時顯著降低土壤呼吸對溫度的敏感性。另外,有研究指出,生物質炭施用顯著增加革蘭氏陽性菌與革蘭氏陰性菌比例(G+/G-)的同時降低了真菌與細菌的比例[13]。這些結果表明微生物群落結構或活性在生物質炭不同施用時間尺度下均發生了改變,但由于生物質炭原料、制備工藝、生產條件以及土壤類型存在較大差異,生物質炭施用對微生物的影響程度存在不同結果。除此以外,生物質炭施入土壤后與土壤顆粒相互作用形成的“生物質炭-土壤顆粒”微系統可改變土壤微生物的生境,這可能對土壤微生物群落結構及分布產生影響。然而到目前為止,這方面的研究還相對缺乏。

土壤團聚體是土壤結構的基本單元,對保持土壤水分和養分、協調土壤環境與微生物活性、維持土壤結構穩定具有重要意義[14]。不同農田管理措施(施肥、灌溉、耕作等)能不同程度的影響團聚體穩定性[15-16],同時伴隨著土壤養分、微生物群落結構及酶活性變化[17-18]。隨著生物質炭在土壤應用中研究的深入,生物質炭施用對土壤團聚體的組成、分布以及穩定性的影響已有報道[19],而且,不同團聚體中有機碳組分及結構也隨生物質炭施用而發生變化[20-21]。盡管目前生物質炭應用對土壤微生物影響的研究已開展了大量工作,但主要集中在全土范疇[22- 23]。作為微生物在微觀尺度上的載體,土壤團聚體粒組的分布在土壤施用生物質炭條件下發生改變,這可能伴隨微域環境中有機物組成、孔隙、水分等生態因子的重組,從而導致微生物群落在不同粒組中的重新分配,進而影響微域環境中的物質和元素循環。然而,團聚體尺度上土壤微生物群落結構如何響應于生物質炭,不同團聚體粒組中微生物對其響應是否一致,目前都還少有報道。

為此,本試驗選擇太湖地區施用生物質炭兩年后的水稻土為研究對象,采集表層(0—15 cm)原狀土壤,采用濕篩法[24]進行團聚體分組,并通過Illumina Miseq平臺對土壤微生物進行高通量測序,以期在團聚體尺度上揭示生物質炭施用對稻田土壤微生物群落和多樣性的影響。

1 材料方法

1.1 試驗地概況與試驗設計

田間試驗開始于2016年5月,地點位于江蘇省宜興市徐舍鎮 (31°41′N, 119°73′E)。該地屬于亞熱帶季風氣候,年均溫為15.7℃,年均降水量為1246.3 mm。土壤類型是太湖地區第四紀湖積物發育的典型脫潛型水稻土-烏泥土,種植制度為夏水稻-冬小麥輪作。試驗設置兩個處理,未施生物質炭(C0)和生物質炭處理(C15),小區面積為30 m2(5 m×6 m),每個處理設3次重復,完全隨機區組設計。所施入的玉米秸稈生物質炭在450℃下限氧燒制,于2016年5月水稻種植前按15 t/hm2的用量一次性施入土壤表層,通過翻耕使其與土壤均勻混合(0—15 cm)。生物質炭基礎理化性質為：有機碳含量431.00 g/kg,全氮含量為7.97 g/kg,C/N為51.82,速效磷含量為2.36 mg/kg,pH為8.79。土壤的基礎性質見表1。

表1 供試土壤的基礎性質

C0, 未施用生物質炭處理 Soil without biochar amendment；C15,生物質炭施用量為15 t/hm2的處理 Soil with biochar amendment at the rate of 15 t/hm2

1.2 土壤樣品采集與處理

土壤樣品于2018年4月采集,按照S形路線使用不銹鋼半圓柱專用采樣鏟采集表層土壤(0—15 cm),每個小區采集6個土壤樣品。將采集的原狀土置于不銹鋼收集罐后立即帶回實驗室,按照自然裂隙掰成約1 cm3大小土塊并混合均勻。由于微生物對外界環境反應迅速,因此,在樣品取回實驗室24 h內完成團聚體樣品的分離。另一部分混合樣品風干處理,剔除植物殘體及侵入體,以備土壤基礎性質測定。

1.3 團聚體分組

(1)土壤團聚體分組根據Six等[24]的方法略加修改。簡單來說,稱取一定量新鮮土樣(相當于50 g風干土重)置于孔徑為2000 μm篩中,在室溫下(20±2)℃浸沒于無菌水中30 min,使水分充滿土壤孔隙。上下震蕩篩子,振幅在3 cm左右,頻率為每分鐘50次,震蕩3 min,使土壤全部過篩。將過篩后的土壤懸濁液置于250 μm篩中,按上述操作繼續震蕩3分鐘,然后將滯留于篩上的土壤顆粒用水清洗并轉移至離心管中,在4000 rpm的條件下離心30 min。將得到的團聚體迅速置于-80℃冰箱冷藏。此步驟得到2000—250 μm土壤粒組(大團聚體),以Mac表示。按上述步驟,進一步可以得到250—53 μm土壤粒組(微團聚體),以Mic表示,<53 μm的土壤粒組(粉、黏粒組分),以SC表示。并通過平均質量直徑(MWD)和大于250 μm團聚體的質量比例(R0.25)兩個指標表示團聚體穩定性。

團聚體穩定性評價指標：

(2)平均質量直徑(MWD)

(3)大于250 μm團聚體的質量比例(R0.25)

式中,MR0.25表示大于250 μm團聚體的質量；MT表示團聚體總質量。

1.4 微生物高通量測序

使用PowerSoilR DNA 提取試劑盒 (Mo Bio Laboratories Inc., CA) 按說明書提供的步驟對土壤樣品進行細菌和真菌的 DNA提取,并利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測提取的DNA質量。之后對細菌16S rRNA中的V3—V4高變區進行PCR擴增,引物序列為 F338(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和R158(ATTACCGCGGCTGCTGG)；對真菌18S rRNA的ITS1基因進行PCR擴增,引物為 1737F(CTTGGTCATTTAGAGGAAGTAA)和 2043R(TGCGTTCTTCATCGATGC)。擴增后,用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測擴增產物,之后切膠、回收、建立文庫并使用Illμmina Miseq 平臺進行測序。對測得的數據進行過濾,去除嵌合體、短序列后得到優質序列。用usearch方法按照97%相似度對序列進行OTU聚類(不含單序列)。通過Chao1指數評估群落中OTU數目,Shannon指數估算樣品中微生物多樣性。通過與細菌silva128數據庫和真菌Unite數據庫比對,使用Qiime平臺的Ribosomal Database Project (RDP) Classifier算法(70%置信度)生成不同分類水平的微生物豐度表,以此評估各團聚體粒組中門、綱、目、科、屬、種(phylum, class, order, family, genus, species)水平細菌和真菌物種組成及相對豐度。

1.5 數據處理

試驗所得數據使用 Microsoft Excel 2016 進行處理,SPSS 20.0軟件進行方差分析,采用Duncan法進行顯著性差異比較(P< 0.05),最后用 OriginPro 2015進行圖形繪制。利用Mothur軟件對每個樣品做α-多樣性指數(Chao1, Shannon)分析。在β-多樣性指數中,使用UniFrac軟件對PCA結果進行分析以明確不同處理及團聚體間微生物群落是否存在差異。

2 結果與分析

2.1 土壤團聚體

由表2可知,C0和C15處理的質量回收率分別為95.6%和97.7%。從團聚體的分布來看,粉、黏粒組分在兩個處理中均比例最高,達到75.85%—80.49%；而大團聚體和微團聚體所占比例都在10%左右。與C0處理相比,生物質炭施用下大團聚體顯著增加42.00%,而粉、黏粒組分降低5.76%,同時MWD和R0.25分別顯著增加35.92%和21.05%。

表2 團聚體分布和穩定性指標

Mac, 大團聚體 macro-aggregates；Mic, 微團聚體 micro-aggregates；SC, 粉、黏粒組分 silt-clay fraction；R0.25, 粒徑大于250 μm的團聚體的質量比例 ；MWD,平均質量直徑 Mean weight diameter;表中不同小寫字母表示同一個處理內部不同粒徑團聚體間存在顯著差異,不同大寫字母表示同一粒徑的團聚體在不同處理間存在顯著差異(P<0.05);圖中數據為平均值±標準差(n=3)

2.2 OTU及α-多樣性

與C0處理相比,C15處理全土中細菌的OTU和Chao1指數分別升高12.39%,13.89%；真菌的OTU、Chao1和Shannon指數分別明顯升高27.60%,15.47%和12.32%。顯然施炭增加了全土微生物OTU和α-多樣性(表3)。就同一個處理內不同粒徑團聚體間而言,無論是C0還是C15處理,細菌的OUT、Chao1和Shannon指數均無明顯差異。而真菌在C15處理大團聚體中的OTU明顯低于其他組分,同時微團聚體的Shannon指數明顯低于粉、黏粒組分。從不同處理的同一團聚體粒徑中的微生物來看,生物質炭施用顯著提高了各粒徑團聚體中細菌OTU數目和α-多樣性,但對真菌無顯著影響。

表3 不同處理下全土及團聚體中微生物OTU及α-多樣性指數

OTU,操作分類單元 operational taxonomic unit；Chao1,豐富度估計量Chao1 richness estimator；Shannon,香農多樣性指數 Shannon diversity index;表中不同小寫字母表示同一個處理間不同粒徑團聚體中的OTU及α-多樣性指數的顯著差異,不同大寫字母表示不同處理間相同粒徑團聚體中OTU及α-多樣性指數的顯著差異(P<0.05);圖中數據為平均值±標準差(n=3)

2.3 細菌和真菌多樣性

通過主成分分析(PCA)可以清晰的看出(圖1),兩處理間及團聚體間微生物群落結構存在明顯差異。細菌和真菌的前兩個主要成分分別能夠解釋總變異度的55.86%和54.58%。在第一主成分上(PC1),C0和C15處理間的微生物均能顯著分開,這表明生物質炭施用導致微生物的群落結構產生變化。在第二主成分上,對細菌而言,無論是C0還是C15處理,大團聚體和微團聚體間的距離較近,且與粉、黏粒組分顯著分開,這表明細菌在大團聚體和微團聚體中的群落相似,而與粉、黏粒組分存在較大差異。與細菌的變化有所不同,對真菌而言,C0處理中的大團聚體與<250 μm組分(微團聚體+粉、黏粒組分)的群落結構在第二主成分上明顯分開。而在C15處理中,微團聚體中的群落結構有向大團聚體群落結構靠近的趨勢。這表明,生物質炭的施用會使微團聚體中的真菌群落結構向著大團聚體中群落結構方向發展。

圖1 細菌、真菌群落結構主成分分析(PCA)Fig.1 Principal component analysis of bacteria and fungusC0_Mac,C0處理中的大團聚體組分樣本 The macro-aggregates fraction in C0 treatment；C0_Mic,C0處理中的微團聚體組分樣本 The micro-aggregates fraction in C0 treatment；C0_SC,C0處理中的粉、黏粒組分樣本 The silt-clay fraction in C0 treatment；C0,C0處理的全土樣本 The bulk soil in C0 treatment；C15_Mac,C15處理中的大團聚體組分樣本 The macro-aggregates fraction in C15 treatment；C15_Mic,C15處理中的微團聚體組分樣本 The micro-aggregates fraction in C15 treatment；C15_SC,C15處理中的粉、黏粒組分樣本 The silt-clay fraction in C15 treatment；C15,C15處理的全土樣本 The bulk soil in C15 treatment

圖2為兩處理主要細菌門和目水平的相對豐度。本研究中共發現43個門,主要包括變形菌門(Proteobacteria),酸桿菌門(Acidobacteria),綠彎菌門(Chloroflexi),芽單胞菌門(Gemmatimonadetes),放線菌門(Actinobacteria),硝化螺旋菌門(Nitrospirae)和擬桿菌門(Bacteroidetes)等。共發現263個目,主要包括β-變形桿菌目(Betaproteobacteriales),SBR1031,粘球菌目(Myococcales),厭氧繩菌目(Anaerolineales),根瘤菌目(Rhizobiales),溶菌目(Solibacterales)和芽單胞菌目(Gemmatimonadales)等。同一個處理中不同粒組團聚體的微生物相對豐度存在差異。對C0處理而言,隨著團聚體粒徑的增大,門水平的變形菌門、芽單胞菌門和硝化螺旋桿菌門以及目水平的β-變形桿菌目、芽單胞菌目的相對豐度逐漸降低,而酸桿菌門、粘球菌目、厭氧繩菌目、溶菌目的相對豐度逐漸升高。C15處理中,隨著團聚體粒徑的增大,變形菌門、SBR1031、根瘤菌目的相對豐度升高,而硝化螺旋桿菌門、Patescibacteria、疣孢菌門(Verrucomicrobia)的相對豐度逐漸降低。施用生物質炭顯著改變了土壤微生物的相對豐度。從全土來看,C15處理的酸桿菌門和芽單胞菌門的相對豐度比C0處理分別下降36.93%和16.44%,而變形菌門、硝化螺旋桿菌門和擬桿菌門的相對豐度分別增加23.38%,71.28%和31.31%。在目水平上,施炭導致厭氧繩菌目相對豐度下降32.86%,而β-變形桿菌目和根瘤菌目的相對豐度分別升高42.28%和22.89%。從不同粒組團聚體中微生物的相對豐度來看,與C0處理相比,隨著團聚體的粒徑增加,C15處理中的變形菌門相對豐度變化分別為-4.19%、7.05%和14.37%,變形菌門中的β-變形桿菌目的變化趨勢相似,分別為-3.92%,12.96%,33.82%；酸桿菌門分別下降0.40%,17.31%和20.15%,溶菌目分別降低25.85%,19.04%,19.59%；芽單胞菌門由降低34.50%和26.40%至無顯著變化(2.82%),相似的,芽單胞菌目的變化分別為-33.28%,-25.63%,7.02%。

圖2 細菌門、目水平相對豐度Fig.2 Relative abundances of the dominant bacterial phyla and order under different treatments

圖3為兩處理主要真菌門和目水平的相對豐度。本試驗樣本中共發現17個真菌門,主要包括子囊菌門(Ascomycota),鞭毛菌門(Mortierellomycota),擔子菌門(Basidiomycota)和球囊菌門(Glomeromycota)。共發現114個真菌目,主要包括被孢霉目(Mortierellales)、竹蓋菌目(Hypocreales)、糞殼菌目(Sordariales)、座囊菌目(Dothideomycetes)、格孢腔菌目(Pleosporales)和佩齊亞目(Pezizales)等。與細菌相似,同一個處理不同粒徑團聚體間的真菌相對豐度存在差異,并且隨著團聚體粒徑的增大,兩處理中均呈現出子囊菌門、羅茨菌門、格孢腔菌目相對豐度逐漸減少和擔子菌門、球囊菌門、類球囊霉目相對豐度增加的趨勢。從全土角度來看,C15處理中擔子菌門、球囊菌門的相對豐度比C0處理分別增加139.97%和18.88%,而子囊菌門相對豐度降低20.16%,其中,子囊菌門中的糞殼菌目和佩齊亞目的相對豐度分別顯著降低25.06%和81.88%。從土壤團聚體角度來看,與C0處理相比,隨著團聚體粒徑的增加(從粉、黏粒組分到大團聚體粒組),C15處理中子囊菌門相對豐度的變化表現為-12.15%、19.93%和25.94%。竹蓋菌目相對豐度變化為-29.28%、-6.17%和35.52%。糞殼菌目在3個團聚體粒組中都出現下降(-34.04%,-29.37%,-43.42%)。擔子菌門的相對豐度在粉、黏粒組和微團聚體中分別顯著增加90.52%和38.14%,而在大團聚體粒組中無顯著變化。

圖3 真菌門、目水平相對豐度Fig.3 Relative abundances of the dominant fungal phyla and order under different treatments

3 討論

3.1 生物質炭對土壤團聚體分布的影響

土壤團聚體組成與分布受農田管理措施顯著影響,生物質炭施用可顯著改變其存在狀態。部分試驗表明生物質炭施用能顯著促進團聚體的形成[25],Yoo等[26]通過向種植水稻和牧草的土壤中分別添加5%的玉米秸稈及其制備的生物質炭(450℃),培養18周后發現,生物質炭添加使微團聚體(250—53 μm)增加超過200%；Liu等[25]以油菜-土豆輪作系統為對象,在中國亞熱帶山地紅壤中施用350—550℃小麥秸稈生物質炭(0,2,5,10,20,30,40 t/hm2)后發現,施炭顯著增加表層土壤中大團聚體數量并且提高團聚體MWD的28.02%。本研究結果發現,相對于未施生物質炭處理,施用生物質炭兩年后大團聚體顯著增加42.00%,而且土壤團聚體的MWD和R0.25分別顯著增加35.92%和21.05%(表2)。這表明生物質炭在不同土壤類型中,無論短期還是長期作用下均可促進團聚體的形成和團聚體穩定性的增加。生物質炭農田應用對土壤團聚體分布的改變與生物質炭本身的粒徑大小和結構有很大關系[27],由于生物質炭巨大的比表面積和各類官能團,使其具有較強的吸附性能[28- 29],從而在土壤中充當了膠結劑的作用,增加對粉、黏粒組分的團聚作用[30]。其次,生物質炭包含從納米到厘米級的顆粒,在田間大量施用后,小顆粒生物質炭可以進入團聚體內部或與礦物結合態有機物結合[31],增加其膠結性。而游離的大尺寸生物質炭顆粒則對土壤顆粒或微團聚體進行吸附,可進一步促進了土壤顆粒的團聚過程。另外,生物質炭在土壤中可以刺激真菌菌絲的生長,增加土壤顆粒的膠結作用,從而促進其向大團聚體的演變。通過對團聚體進行掃描電鏡(SEM)觀察發現游離的大顆粒生物質炭表面附著大量土壤顆粒(圖4),這也成為生物質炭促進土壤顆粒團聚化的直觀證據。再者,由于生物質炭自身極強的抗分解能力,使得以生物質炭為核心的團聚體的穩定性遠高于以植物凋落物為核心的團聚體,這會大大降低由微生物對活性有機組分利用而導致團聚體結構毀壞的可能性[32]。

圖4 生物質炭在土壤團聚體中的掃描電子顯微鏡圖Fig.4 Scanning electron microscope (SEM) image of biochar in soil aggregates

3.2 生物質炭對土壤微生物豐度和多樣性的影響

土壤微生物多樣性和豐度的增加對增強水稻土生態功能的穩定和健康具有重要意義[9]。研究表明生物質炭施用對土壤細菌和真菌群落結構的影響不盡相同,如Zheng等[9]在中國西南部酸性水稻土中施用350—550℃的小麥秸稈生物質炭(0,20,40 t/hm2)發現,生物質炭施用4年后明顯增加了細菌α-多樣性,同時降低了真菌的豐度。在本研究中,生物質炭處理兩年后同時提高了土壤中細菌和真菌的α-多樣性。這表明,生物質炭短期添加和長期存在對微生物產生的影響可能存在差異。一些室內短期培養試驗表明生物質炭本身的性質,如pH、孔隙結構和化學組成特性等,是影響微生物豐度和多樣性的重要原因[11,33]。而在一些中長期田間試驗中,土壤理化性質的改善(降低土壤容重、增加土壤通氣性、提升土壤保水性等)被認為是提高微生物豐度和多樣性的重要因素[34- 35]。如最近一些研究發現,田間施用生物質炭緩解了作物與微生物對營養元素的競爭,這一方面是因為生物質炭本身攜帶的活性物質為微生物提供了豐富的養分和能源,另一方面,由于生物質炭施用對作物生長的促進作用,間接增加了光合產物由根系向土壤中的輸入[36- 37],從而促進了土壤微生物的生長與繁殖。

微生物群落結構的改變直接影響土壤養分循環[38]。本研究發現生物質炭施用兩年后的土壤中主要的微生物門水平(變形菌門、酸桿菌門、子囊菌門、擔子菌門)以及目水平(β-變形桿菌目、粘球菌目、被孢霉目、竹蓋菌目)的相對豐度均發生明顯變化,這會進一步影響其在土壤中的功能。就富營養型微生物的變形菌門以及對簡單碳水化合物利用效率較高的被孢霉目而言,二者通常被認為與土壤中活性碳組分的含量呈正相關關系[39],而貧養型微生物的酸桿菌門與可溶性有機碳(DOC)含量存在負相關關系[40]。研究表明施用生物質炭不僅增加土壤中的惰性碳組分,同時也會提高土壤中DOC等活性碳庫的含量[41],這可能是本試驗中變形菌門和被孢霉目相對豐度的升高的重要原因。不同土壤利用類型及生物質炭原料對酸桿菌門的影響可能存在差異,如Chen等[12]在旱地土壤中施用350—550℃小麥秸稈生物質炭(0,20,40 t/hm2)三年后發現,施炭后酸桿菌門的相對豐度有所升高；而Li等[42]在中國紫土中施入玉米秸稈生物質炭(500℃)后卻導致酸桿菌門相對豐度的降低。酸桿菌門主要對木質素,纖維素和半纖維素等有機物的分解起關鍵作用[43]。因此,在本試驗中酸桿菌門相對豐度的降低表明施用生物質炭有利于植物殘體在土壤中的積累。真菌對于穩定性較高的碳組分的取食能力以及在高C/N條件下的生存能力高于細菌[44]。生物質炭的施用顯著提升土壤碳氮比的同時改善土壤通氣狀況,這有利于擔子菌門的生長。研究表明,擔子菌門與高穩定性有機組分(木質素,纖維素等)的含量呈正相關關系[45]。而生物質炭含有的大量芳香性穩定有機物可能會促進擔子菌門相對豐度的升高。在本研究中占據主導地位的子囊菌門是高穩定性有機物降解的主要參與者[42],其相對豐度顯著降低可能促進土壤有機碳的積累。

3.3 生物質炭施用對水稻土團聚體中微生物群落分布的影響

土壤團聚體包含大小不同的孔隙和土壤顆粒,能為土壤微生物提供多樣的棲息環境,從而影響土壤微生物在微域環境的分布[46]。研究表明,真菌與細菌的比例在>1.0 mm的團聚體中明顯高于<1.0 mm團聚體,且土壤微生物生物量和群落結構受0.05—5.0 mm團聚體含量的顯著影響[47]。本次試驗的PCA分析表明,無論是對細菌還是真菌,微生物在不同粒組團聚體中的分布存在顯著差異。大團聚體的酸桿菌門和擔子菌門,SBR1031和根瘤菌目的相對豐度明顯高于粉、黏粒組分,而粉、黏粒組分中的硝化螺旋桿菌門、子囊菌門、格孢腔菌目和散囊菌目(Eurotiales)的相對豐度則高于大團聚體。這些差異與土壤團聚體形成的微環境的差異有密切關系,如不同粒徑團聚體中的有機物化學組成、C/N、孔隙組成、水分狀況和氧氣含量等生態因子的多樣化使微生物分布出現明顯異質性[48-49]。而生物質炭處理相比無炭土壤,變形菌門、鞭毛菌門、β變形桿菌目、被孢霉目的相對豐度在大團聚體中明顯增加,酸桿菌門、糞殼菌目、厭氧繩菌目的的相對豐度在微團聚體明顯降低。這些結果表明,生物質炭施用在微域環境中使土壤微生物產生了分異,這些變化可能與以下因素有關。首先,生物質炭通過膠結或包裹作用或真菌的菌絲作用增加了土壤的團聚作用,改變了原始土壤顆粒的組合方式,從而在空間分布上使微生物群落發生重新組合和分配；其次,由于生物質炭對土壤的改善作用(如改善通氣性、保水性等),在土壤顆粒重新組合后,相應的在土壤微環境中的營養物質和生態因子也隨之改變,在此情況下,微生物在新環境中重新適應,進而影響微生物的生長繁殖并改變其結構和組成。由于各粒組微環境的變化程度并不一致,因而導致在不同團聚體粒組中敏感微生物的變異不盡相同。反過來,這些敏感微生物群落的改變又可能影響所在生境中養分轉化和循環[30],然而,它們之間的相互作用機制還有待于進一步研究。

4 結論

(1)水稻土施用生物質炭顯著改變了土壤團聚體的分布及穩定性,主要表現為大團聚體含量的增加與穩定性的提高。

(2)施用生物質炭顯著改變了土壤微生物群落結構和多樣性。與對照相比,生物質炭施用下全土中細菌和真菌的多樣性顯著增加。在門水平上,變形菌門、硝化螺旋桿菌門和擔子菌門的相對豐度明顯升高,而子囊菌門、酸桿菌門和芽單胞菌門的相對豐度明顯下降；在目水平上,β-變形桿菌目、竹蓋菌目和被孢霉目的相對豐度明顯升高,而糞殼菌目、厭氧繩菌目和溶菌目的相對豐度明顯下降。

(3)不同粒徑團聚體中微生物群落結構存在明顯差異。大團聚體中酸桿菌門、擔子菌門、根瘤菌目的相對豐度明顯高于其他粒組,而硝化螺旋桿菌門、子囊菌門、β-變形桿菌目呈相反趨勢。施用生物質炭顯著改變了不同粒組中微生物群落分布。與未施用生物質炭相比,生物質炭施用顯著增加了大團聚體中變形菌門、鞭毛菌門、竹蓋菌目、β-變形桿菌目以及粉、黏粒組中的擔子菌門、球囊菌門、格孢腔菌目的相對豐度,降低了微團聚體中酸桿菌門、放線菌門、子囊菌門、糞殼菌目以及粉、黏粒組分中芽單胞菌門、子囊菌門和厭氧繩菌目的相對豐度。