東部平原礦區復墾對土壤微生物固碳潛力的影響

馬 靜，董文雪，朱燕峰，于昊辰，肖 棟，陳 浮1,

(1.江蘇省煤基溫室氣體減排與資源化利用重點實驗室，江蘇 徐州 221008；2.中國礦業大學 中阿微生物采礦與土壤生態修復聯合研究中心，江蘇 徐州 221116；3.中國礦業大學 化工學院，江蘇 徐州 221116；4.中國礦業大學 環境與測繪學院，江蘇 徐州 221116)

東部平原礦區具有潛水位高、煤糧復合度高等特點，采煤活動對地表擾動強烈，導致上覆農田塌陷、積水和鹽堿化，土體結構破壞、水體污染和生物量銳減十分普遍。高潛水位導致沉陷地表易積水，從而改變水土平衡和碳氮循環，降低了農田質量和生產力。當前復墾是沉陷區生態修復和恢復農業生產的重要手段，主要包含充填復墾或挖深墊淺等不同模式。但東部平原礦區復墾土壤肥力低、團聚體結構特征差、功能弱，主要原因是受潛水位季節性變化的控制，客土耕作層極易返堿，從而影響微生物群落發育和功能重建。微生物作為土壤中最為活躍的組分，對重構土壤的發育和功能重建具有不可替代的激發催化作用。從分子生態學視角探索復墾土壤固碳菌群的變化及響應機制，識別復墾的環境效應及權衡土-糧食-碳之間關系，對提升土壤固碳潛力，保障糧食安全和維護生態安全，并促進碳中和目標實現等具有重要的意義。

土壤微生物不但影響作物的生長、產量和品質，還對維持土壤生產力、抵抗非生物脅迫和恢復重要功能上起作用。作為分解者，能分泌多種酶降解動植物殘體及其他有機物，并加速碳的轉化與遷移。一方面，土壤微生物通過參與凋落物分解或直接固定空氣中CO，促進碳積累；另一方面，微生物呼吸作用及參與的有機碳礦化過程又會消耗土壤有機碳，并向空氣釋放CO。微生物種類繁雜，介導了多樣化代謝功能。其中：碳固定過程對維持生態系統平衡極其重要。目前已發現微生物固碳途徑有6條：卡爾文循環、還原檸檬酸循環、還原乙酰輔酶A途徑、3-羥基丙酸雙循環、3-羥基丙酸/4-羥基丁酸循環、二羧酸/4-羥基丁酸循環。土壤固碳能力受多重因素影響，擾動狀況、理化性能、根系分泌物、植被種類和多樣性等影響著碳源的分配，從而影響參與此過程特定菌群的結構和功能。高通量測序、DNA分子指紋圖譜、Geochip和qPCR芯片等分子生物學方法和同位素示蹤技術發展促成了微生物群落研究不斷深入，并逐漸成為碳循環研究的高效工具。目前固碳菌及固碳基因研究集中于水田，發現微生物固碳能力與酶活性有關，高酶活性代表土壤自養微生物固碳潛力更高。同時微生物參與了碳固定、甲烷代謝、碳降解等多個重要碳循環過程。東部平原礦區自然條件相對好，充分挖掘固碳微生物功能不僅有助于提升土壤肥力、保障糧食生產能力，還可以增加生態碳匯、減緩全球氣候變化的壓力。

目前，礦區復墾土壤涉及碳相關的研究主要集中于土壤理化及碳組分變化。如USSIRI等考察復墾后土地利用方式對礦區土壤性質和碳儲存影響時發現，復墾土壤pH值和電導率較高，土壤團聚體對有機碳累積起至關重要的作用。GANJEGUNTE等研究植被、土壤質地和木質素含量對礦區復墾土壤總有機碳積累的影響，發現木質素含量顯著影響有機碳的累積。WICK等利用穩定性同位素檢測復墾土壤團聚體和有機質的動態變化，發現隨復墾時間延長，土壤大團聚體比例增加，微團聚體比例下降。DAS等對比復墾后和未復墾土壤無機碳、微生物量碳和煤組分碳的含量，發現復墾后土壤無機碳和微生物量碳占比更高。DANGI等發現復墾后5～14 a為微生物群落恢復的最重要階段，但半干旱礦區土壤微生物需要更長的時間才能恢復到原水平。余健等研究發現高潛水位復墾土壤中全碳和有機碳含量均小于正常耕地。李奇超等研究發現高潛水位復墾土壤有機碳含量隨著復墾年限增加而不斷增加，且表層恢復率快于深層土壤。其外，有研究已經認識到微生物的重要催化作用，并將叢枝菌根應用于礦山生態修復。然而，大多責任礦山不愿意投入而一般科研機構又無力長期投入資金，導致很難長時序監測復墾土壤質量變化，有關礦區固碳微生物及固碳基因的研究極少，無法彌補復墾土壤演化及調控知識缺失的鴻溝。

當前東部礦區面臨生態修復、糧食安全和固碳增匯等多重壓力，從分子生態學視角研究微生物介導的土壤碳固定過程及響應機制，既可改善土壤肥力、保障糧食安全，又提升生態系統服務、固碳增匯。為此，筆者選擇山東鄒城東灘礦3個復墾年限和1個對照為對象，利用高通量測序和Geochip分析，揭示東部礦區復墾土壤固碳菌群隨復墾時間的演化，探索占主導地位的固碳菌群及與其環境因子間相互作用和機制，為科學評估復墾土壤質量演變和固碳增匯能力提供新見解。

1 材料與方法

1.1 研究區

研究區位于山東鄒城東灘礦復墾區(35.14°N～35.55°N，116.78°E～117.48°E；2000大地坐標系)。該區屬于暖溫帶季風氣候，年均降雨量為777.1 mm，年均氣溫為14.1 ℃。土壤類型為棕色潮土，含砂粒22.3%(>0.02 mm)、粉土65.9%(0.020～0.002 mm)和黏粒11.8%(<0.002 mm)。土壤密度為1.48 g/cm。2002年、2005年和2011年，采用煤矸石充填、表土回填，再機械壓實分3次治理塌陷區，一般充填200～400 cm，表土回填深度為80 cm。依據不同的復墾時長，分別記為R17(復墾17 a)、R14(復墾14 a)和R8(復墾8 a)，復墾后由農業開發公司承包統一種植，小麥和大豆輪作，一年兩熟，小麥單季施常規復合肥600 kg/hm作底肥，撥節時施氮肥150 kg/hm，機械化收割時留茬高20～25 cm。大豆單季施量常規復合肥450 kg/hm作底肥，機械化收割時自動粉碎還田。筆者選擇的樣地除復墾年限不同外，地形、氣候、成土母質、耕作和施肥等管理方式完全一致，形成一個完善的復墾時間序列。

1.2 土壤樣品采集與前處理

2019-05-04,采用隨機采樣方法，從每塊復墾區各采集15個表層土壤樣本(即地面以下0～10 cm)。此外，從復墾區域附近選取3塊未受采礦活動破壞的農田采集15個表層土壤樣品用作對照(CK)，且其與復墾樣地耕作和施肥管理方式一致。土壤取回后，除去植物根系、礫石等雜質，并將土樣充分混合均勻后分為2份:一份在室溫下風干，均質化后過2 mm篩，用來測定土壤基本理化性質和部分土壤酶活性；另一份未經處理的新鮮土壤子樣本，保存于-20 ℃冰箱中，用于后續微生物群落結構和功能基因分析及部分土壤酶活性測定。

1.3 樣品測試

土壤pH值(水土質量比5∶1)用數字酸度計(PHC-3C，上海雷磁)測定；有機碳(SOC)采用重鉻酸鉀-比色法測定；微生物碳(MBC)的測試方法為氯仿熏蒸-浸提法；溶解性有機碳(DOC)采用TOC自動分析法測定(總有機碳分析儀，日本島津)；易氧化有機碳(EOOC)采用333 mmol/L KMnO氧化法測定。多酚氧化酶(PPO)活性采用鄰苯三酚比色法測定，以培養2 h后1 g土壤中紫色沒食子素的毫克數表示；β-葡萄糖苷酶(BG)活性采用硝基酚比色法測定，以培養1 h后1 g土壤中的對硝基酚的微克數表示；過氧化氫酶(CAT)活性采用高錳酸鉀滴定法測定，以1 g土壤1 h內消耗0.02 mol/L KMnO的體積表示。

1.4 高通量測序和Geochip分析

使用Fast DNA SPIN kit(MP Biomedicals，美國)，并遵循試劑盒說明，從-20 ℃冷藏的60個新鮮土樣中提取DNA，使用NanoDrop one測定DNA濃度和純度。引物515F(5′-GTGCCAGCCGGTAA-3′)和907R(CCGTCAATTCMTTRAGTT)用來擴增細菌16S rRNA基因的V4-V5區域。PCR反應使用BioRad S1000儀器(伯樂，美國)進行。50 μL的PCR混合物含有25 μL Taq復合物、每個引物1 μL(10 M)和3 μL DNA模板(20 ng/μL)。PCR擴增程序如下：① 94 ℃ 5 min初始化；② 30個循環，94 ℃ 30 s變性，52 ℃ 30 s退火， 72 ℃ 30 s延伸；③ 72 ℃ 10 min最終延伸。利用 GeneTools Analysis Software(Version4.03.05.0，SynGene)對PCR產物進行濃度對比后，按照等質量原則計算各樣品所需體積，將各PCR產物進行混合。使用E.Z.N.A. Gel Extraction Kit凝膠回收試劑盒回收PCR混合產物，TE緩沖液洗脫回收目標DNA片段。按照NEBNext Ultra DNA Library Prep Kit for Illumina標準流程進行建庫操作。使用Illumina Hiseq2500 平臺對構建的擴增子文庫進行PE250測序(美格基因，廣州)。

測序數據采用Trimmomatic軟件(V0.33，http://www.usadellab.org/)分別對雙端的Raw Reads數據進行質量過濾，再利用FLASH(V1.2.11，https://ccb.jhu.edu/software/FLASH/)軟件對每對PE reads進行拼接，將成對的reads拼成1條序列。根據每條序列首尾兩端的barcode和引物信息等，利用Mothur軟件(V1.35.1，http://www.mothur.org)將序列分配至對應樣品，最終取得有效的拼接片段。利用usearch軟件(V10，http://www.drive5.com/usearch/)對所有的拼接片段進行聚類，默認以97%一致性將序列聚類成為操作分類單元(OTU，Operational Taxonomic Units)。并用usearch剔除嵌合體和singleton序列，然后注釋代表性序列(Silva，https://www.arb-silva.de/)。

Geochip分析需要先提取土壤微生物總DNA/RNA，并按要求檢測總量及純度等，合格核酸樣品進行熒光標記、雜交、檢測(美格基因，廣州)。使用ImaGene 6.0軟件(http://www.image-net.org/)轉換探針信號，按質控要求提取raw_data，并對raw_data進行標準化取得normalized_data，再將normalized_data中每個基因對應的所有信號強度匯總為基因信號強度norm_gene_intensity。固碳基因信號強度代表固碳基因相對豐度，一定程度上反映了物種的固碳潛力。最后，按raw_data分別統計功能大類(Gene_category)、功能亞類(Sub_category)和基因(Gene)3個類別探針檢出數及信號強度，繪制功能基因柱形圖。16S rRNA原始序列數據已上傳NCBI數據庫，登記號為PRJNA674491。

1.5 數據統計與分析

采用SPSS 20.0 軟件(IBM，美國)對土壤理化、酶活性、豐度進行單因素方差(ANOVA)和T-檢驗，利用Origin 9.0軟件(Origin Lab，美國)繪制土壤固碳菌群功能基因豐度圖，小提琴圖和 相關性熱圖在Hiplot平臺(https://hiplot.com.cn/)上傳數據后運算獲得。利用Amos7.0軟件擬合結構方程模型(SEM，Structural Equation Model)分析土壤理化、酶活性、固碳基因信號強度及相關固碳菌門豐度等變量之間關系。分子生態網絡分析參照文獻[26]。

2 結果與分析

2.1 不同復墾年限下土壤部分理化性狀和酶活性變化特征

圖1中，土壤有機碳質量分數隨復墾年限呈上升趨勢，R17中SOC已高于CK，但與CK無顯著差異。復墾土壤溶解性有機碳質量分數均高于CK，并與CK呈極顯著性差異(<0.001)。土壤微生物量碳質量分數隨復墾年限持續增長且呈極顯著性差異(<0.001)，R8中MBC質量分數僅為CK一半，但R17已遠高于CK(<0.001)。土壤易氧化性有機碳含量隨復墾年限升高，略高于CK，但不同處理組間無顯著差異。復墾土壤pH呈弱堿性，與CK呈極顯著性差異(<0.001)，pH隨復墾年限先升后降，但不同復墾年限差異不顯著。土壤β-葡萄糖苷酶活性隨復墾年限不斷提高，均高于CK。R17中BG活性最高，且與CK呈顯著性差異(<0.01)。復墾土壤過氧化氫酶活性均高于CK，且與CK呈顯著性差異(<0.001)。復墾年限對土壤多酚氧化酶活性影響顯著，R17 PPO活性極顯著高于CK(<0.001)。

2.2 不同復墾年限下土壤固碳功能基因和相關微生物群落結構特征

卡爾文循環涉及的FBP_aldolase，FBPase，GAPDH_Calvin，PRI，TIM，pgk，tktA，rubisco和PRK等固碳基因信號強度隨復墾年限增加略有上升(圖2(a))，R17除FBPase信號強度稍高于CK外，其他信號強度與CK相近，無顯著差異。厭氧乙酰輔酶 A途徑涉及的fthfs固碳基因信號強度R17已高于CK，但并無顯著性差異。細菌小體涉及的CsoS1_CcmK和ccmL固碳基因信號強度也隨復墾年限增加略有上升，R17年與CK持平，無顯著性差異。相關性熱圖分析顯示：R8和R14所有固碳基因信號強度顯著弱于CK和R17(圖2(b))。R17和CK的固碳基因信號強度十分接近，表明微生物固碳潛力隨著復墾時間增加而增加。

土壤SOC主要源于微生物固碳及其殘體，土壤固碳基因信號強度越大，表明菌群在單位質量土壤中豐度越高，固碳潛力也越大。依據Geochip分析結果推測：固碳菌主要分布于4種富集菌門和2種稀有菌門中。富集菌門包括酸桿菌門()、放線菌門()、擬桿菌門(Bacteroidetes)、和變形菌門(Proteobacteria)。稀有菌門包括藍細菌()和厚壁菌門()。其中：CsoS1_CcmK和ccmL基因多分布于藍細菌()、厚壁菌門()和變形菌門()，FBP_aldolase,FBPase,GAPDH_Calvin,PRI,TIM,pgk,tktA,rubisco和PRK多集中于藍細菌()和變形菌門()，fthfs則主要分布于擬桿菌門()、厚壁菌門()和變形菌門()，少數分布于酸桿菌門()和放線菌門()。

注：*在0.05水平(雙側)上顯著性相關；**在0.01水平(雙側)上顯著性相關；***在0.001水平(雙側)上顯著性相關；ns代表無相關性圖1 不同復墾年限下土壤理化和酶活性的變化Fig.1 Change in soil properties and soil enzyme activities with different reclamation ages

圖3中，高通量測序結果表明：復墾土壤中酸桿菌門()豐度均高于CK，且呈極顯著性差異(<0.001)，但不同復墾年限無顯著差異。放線菌門()豐度隨復墾年限增加呈先上升再下降的趨勢，始終高于CK，但無顯著性差異。擬桿菌門()豐度變化趨勢與放線菌門相似，但始終低于CK，且呈顯著性差異(<0.01)。藍細菌()、厚壁菌門()和變形菌門()豐度隨復墾年限呈不同的變化趨勢，但豐度始終顯著低于CK(<0.01)。盡管固碳基因所屬菌門豐度差異大，但固碳基因信號強度并無顯著差異，表明物種和功能基因豐度并不存在直接正向關系。

注：不同字母表示顯著差異 (P<0.05)圖2 不同復墾年限下土壤固碳功能基因特征變化Fig.2 Variation of soil carbon-fixing functional genes with different reclamation ages

注：*在0.05水平(雙側)上顯著性相關；**在0.01水平(雙側)上顯著性相關；***在0.001水平(雙側)上顯著性相關；ns代表無相關性圖3 不同復墾年限下土壤固碳相關微生物豐度變化Fig.3 Variation of soil carbon-fixing related microbial ahundances with different reclamation ages

2.3 土壤固碳基因與理化、酶活性的相關關系

土壤固碳基因與理化、酶活性的相關性分析表明：R8(圖4(a))中變形菌門()與DOC呈顯著負相關(<0.05)，但與BG酶活性呈顯著正相關(<0.05)。R14(圖4(b))中放線菌門()和厚壁菌門()與BG酶活性顯著負相關(<0.05)，擬桿菌門()和藍細菌門()與PPO酶活性呈顯著性正相關(<0.01)。

注：*在0.05水平(雙側)上顯著性相關；**在0.01水平(雙側)上 顯著性相關；***在0.001水平(雙側)上顯著性相關圖4 土壤固碳基因、菌門與理化、酶活性相關性熱圖。Fig.4 Correlations between carbon-fixing microbial gene and phyla and soil characteristics with different reclamation ages

R17(圖4(c))中放線菌門()與PPO酶活性顯著正相關，而擬桿菌門()與MBC酶活性顯著正相關(<0.05)。CK(圖4(d))中厚壁菌門()與PPO酶活性呈顯著負相關(<0.001)，并與酸桿菌門()相似，與pH呈顯著負相關(<0.05)；放線菌門()則與EOOC酶活性呈顯著負相關(<0.05)。上述結果表明：不同處理固碳基因與理化、酶活性的相關性區別較大。復墾土壤BG和PPO酶活性作用大，DOC，MBC和一些固碳基因也有相關性。但CK土壤PPO，EOOC酶活性和pH與一些固碳基因關系緊密。

2.4 不同環境因子對土壤固碳能力的貢獻

圖4刻畫了不同環境因子與土壤固碳基因和菌門之間關系，但無法估算對土壤固碳能力的貢獻，為此引入結構方程模型進行擬合分析，R8,R14和CK通過檢驗，取得3個模型結構且具有一定的差異性。圖5(a)顯示：R8中pH直接改變了PPO酶活性，從而引起變形菌門()豐度變化，并呈顯著負相關。固碳基因PRK和變形菌門()分別負向作用于土壤DOC含量，土壤BG酶活性直接極顯著正向作用于變形菌門()，放線菌門()直接極顯著正向作用于固碳基因tktA，而厚壁菌門()直接極顯著負向作用于固碳基因pgk。

圖5(b)顯示,R14土壤MBC含量直接正向作用于PPO酶活性，同時負向作用于固碳基因FBP_aldolase。土壤BG酶活性直接負向作用于固碳基因pgk和FBP_aldolase，CAT酶活顯著正向作用于固碳基因FBPase，而放線菌門()則直接反向作用于固碳基因PRK；R17中放線菌門()與PPO酶活性呈正相關關系，FBP_aldolase與變形菌門()呈正相關關系，并與SOC，pH值呈負相關關系，但并未構成結構關系。

圖5(c)則顯示一個完整的3層遞進關系，pH直接負向作用于PRI，并正向影響CAT酶活性再間接負向作用于PRI。此外，pH還直接正向作用于tktA。土壤EOOC直接負向作用于放線菌門()，并進一步間接正向作用于FBPase和PRK，EOOC還直接負向作用于固碳基因pgk和正向作用于土壤PPO酶活性。可以認為，復墾改變礦區土壤pH，操控，調控土壤理化和酶活性，從而影響微生物區系發育，并最終介導土壤碳循環和固碳能力。

為了進一步研究環境因子，固碳基因和固碳菌門之間的互作關系，選取4種富集和2種稀有菌門的相對豐度前10的OTU與土壤環境因子進行網絡互作。就網絡互作關系而言，3個復墾網絡與對照網絡相比，富集菌門(紅色)未出現顯著變化，且具有較多連接度較高的OTUs(圖6)。稀有菌門呈現顯著性變化(<0.05)，尤其R14樣地，稀有菌門OTUs連接度較低，且較少。黃色代表的固碳基因在復墾樣地的互作網絡中連接度高于對照網絡。環境因子(熒光藍色)在R17網絡中的連接度較高，且R17網絡結構更接近于對照樣地網絡，這些結果可能說明長時間復墾活動增強了固碳稀有菌門、固碳基因和環境因子之間的互作關系。就環境適應性而言，固碳菌群中，多數富集菌種與部分稀有菌種可視為土壤微生物群落優勢菌種，或可助力東部平原礦區生態恢復。

注：紅色代表負相關，藍色代表正相關。*在0.05水平(雙側) 上顯著性相關；**在0.01水平(雙側)上顯著性相關； ***在0.001水平(雙側)上顯著性相關。箭頭上的數 值代表標準通徑系數，箭頭粗細代表相關性高低。 紅色箭頭表示顯著負相關(P<0.05)，藍色箭頭 表示顯著正相關(P<0.05)，虛線箭頭表示無顯 著影響。R2表示通徑解釋度；χ2為 卡方檢驗中的檢驗統計量；df表示自由度；P表示 相關水平；IGF表示擬合優度指數；RMSEA表示近似誤差均方根。圖5 土壤理化酶活與土壤固碳菌門和基因的相關結構Fig.5 Structural equation model between carbon-fixing microbial gene and phyla and soil characteristics with different reclamation ages

圖6 富集和稀有菌門相對豐度前60 土壤環境因子分子生態網絡Fig.6 Molecular ecological networks of the TOP 60 OTUs of abundant and rare bacterial phyla，and soil physicochemical properties

3 討 論

土壤固碳能力依賴于固碳菌群、作物生物量和還田率。隨著復墾年限越長，作物量根系和凋落物進入土壤越多，有機肥或化肥輸入也越多，外源碳源逐年增加。與此同時，微生物殘體、作物凋落物、根系及分泌物等分解轉化后形成腐殖質，促進土壤團聚體形成和土壤生物地球化學過程，亦可能促進固碳功能，引發更高的碳固持效應，進而有利于碳積累。本文中，經過長期合理耕作，復墾土壤樣地R17中SOC含量已高于CK，MBC含量顯著地高于CK，表明復墾土壤碳不斷累積，已形成高的碳固持能力。土壤SOC和MBC含量隨復墾年限呈上升趨勢(圖1)，與CHAUDHURI等研究結果一致，說明長時間復墾對SOC和MBC積累具有積極作用。復墾土壤DOC含量顯著高于CK，隨復墾年限呈先降后升趨勢。表層土壤DOC受淋洗向下遷移，復墾打亂土壤層次，造成復墾土壤DOC含量顯著高于CK。此外，pH值亦影響DOC含量。在弱堿性條件下，DOC中酸性部分易與鈣鎂離子發生中和反應，導致DOC含量變化。王金滿等研究表明，復墾活動可以改善土壤質量，且隨復墾時間增加，土壤質量不斷接近原生環境。JACINTHE和LAL研究表明，常規耕作方式下復墾土壤碳庫恢復需要50 a，甚至更久時間。這與本文研究結果迥然不同，主要歸結于前者的自然條件差、氣候干燥，常規耕作為大田機械化+化肥+種植玉米。本研究區自然本底好、雨水較多，且農業投入大，田間管理好，所以不足20 a土壤SOC恢復正常平衡。

土壤中碳與養分元素含量與可利用性影響土壤微生物豐度與活性，而土壤微生物又通過調整自身群落結構和胞外酶分泌，反饋調控土壤元素循環過程。微生物自身可通過分泌胞外酶將土壤中復雜化合物降解為水溶性小分子，供自身和作物生長代謝。圖1中長時間復墾改變土壤中可溶性有機碳含量，導致微生物群落結構改變(圖3)，進而改變部分土壤酶活性(圖1)。BG可將難利用的復雜多糖降解為單糖，成為植物和微生物營養最重要來源。圖1中顯示BG酶活性隨復墾年限持續增加，說明復墾和持續耕作不斷改善土壤微生物環境，提升微生物生物量，而此時土壤中的可利用碳源已無法滿足微生物生長需求，其自身只能分泌更多胞外酶，催化降解底物為養分和能量，從而促進土壤碳氮循環。PPO是腐殖質化的重要媒介，參與芳香族化合物的轉化作用。它與DOC含量相呼應，同步增長，為微生物和植物提供更多的有機營養物質(圖1)。復墾土壤CAT顯著高于CK(圖1)，說明地表塌陷造成農田環境惡化，復墾可增加CAT酶活性，加速分解HO等有害物質，從而促進土壤中物質和能量轉化，為農作物生長和微生物生存提供良好的環境。

微生物在幾乎所有生態過程中扮演著不可或缺的角色，尤其是養分循環。這些過程主要依賴不同類群的多樣化功能，其中固碳能力歸結于一類以CO為碳源的自養微生物。它們還可利用SOC作為碳源，分解后產生的CO亦可再次利用。農作物凋落物降解后可為固碳菌提供碳源，可轉化為土壤碳庫。長時間復墾后，圖2,3中固碳基因和相關固碳微生物菌門增加，復墾土壤固碳潛力增加，這在一定程度上表明復墾田塊上的長時間農業耕作，亦影響土壤中微生物CO同化功能基因，提升表層微生物的碳同化能力。土壤微生物光合固碳作用往往只發生表層土壤(0～1 cm)中，表層獲得同化碳后，可以向地下傳輸，為下層微生物提供必要的碳源和電子供體，從而激發誘導更多微生物參與碳同化過程。有學者研究得知，不同耕作方式和土地利用可以顯著影響稻田土壤中自養微生物的CO同化能力和碳同化關鍵酶RubisCO酶活性，而RubisCO酶是由固碳基因rubisco表達。土壤固碳功能基因豐度可能是表征土壤微生物固碳能力的敏感性指標。

圖4顯示復墾土壤中固碳相關菌門僅有酸桿菌門()和放線菌門()豐度大于CK，但復墾土壤固碳基因信號強度卻大致相當，尤其是R17與CK無顯著性差異，且高于R8年和R11。這表明復墾時間對固碳菌群的組成和功能基因的影響并不相同，主要歸結于隨復墾年限增加，凋落物和根系及分泌物不斷積累，改變了土壤基本性狀，從而影響微生物區系發育，再操控了固碳功能基因豐度。先前有研究發現GeoChip分析檢測到功能基因信號強度與環境養分含量顯著性相關，這與本研究結果完全一致。pH一直被認為是控制細菌組成的關鍵因子，本研究多數固碳菌類群和固碳基因與pH呈顯著負相關，也證實礦區復雜環境下微生物演化仍遵循一般規律。此外，下層充填煤矸石中含有的重金屬離子被季節性潛水位變化帶到上層土壤，隨復墾年限增加，pH下降，重金屬活性發生改變亦影響微生物結構與組成。酸桿菌門在礦山土壤酸化生態過程起重要作用，并廣泛分布于各種惡劣的自然環境中。復墾樣本中酸桿菌門豐度變化與pH值存在相關性，而酸桿菌門相對豐度并沒隨pH值增加而下降，說明土壤中酸酐菌門變化可能調節了pH變化。與堿性土有較大親和力的放線菌門豐度增長，同樣影響復墾樣地pH值變化。而pH是調節細菌群落結構和豐富度的最重要參數，土壤酸堿度改變會影響微生物群落生長。

環境因子通常借助調控微生物結構與功能來間接影響土壤碳庫變化，豐富的碳源可滿足微生物生長。因此，SOC往往與固碳相關的菌群豐度呈正相關關系，與本研究結果相一致(圖4)。復墾土壤中固碳相關菌門豐度與BG,MBC和PPO酶活性呈顯著正相關(<0.05)，多數固碳基因與MBC呈負相關關系。但CK中PPO,BG,pH和EOOC與固碳菌群豐度呈顯著負相關關系，這反映了固碳菌對土壤環境變化的敏感性。一些研究認為，參與固碳的菌群組成和豐度與土壤類型、環境因子等顯著性相關。本研究中富集菌門放線菌門()和變形菌門()，稀有菌門厚壁菌門()等與DOC,MBC,PPO和BG呈顯著相關(<0.05)(圖5,6)。6種固碳基因亦與DOC,MBC,EOOC直接相關，且部分顯著性相關，說明復墾土壤中碳源是影響固碳菌群組成和基因豐度的最主要因子，這與干旱區研究結果完全不同。主要應與東部平原礦區水分充足，其他因子未受限制有關。不同環境因子對微生物群落組成和功能基因豐度的影響十分復雜，可能相互抵消或協同，從而掩蓋了環境因子與群落結構之間的真實關系。

分子生態網絡分析可揭示土壤微生物菌屬間相互作用。圖6中網絡特征顯示微生物組間相互作用以及所涉及物種變化，尤其是富集和稀有菌門的變化。群落的高穩定性是實現其生態功能的重要因素，網絡復雜性較高時，易對生物地球化學功能產生正面影響，進而使得微生物群落結構更加穩定。復墾網絡中存在一些蜂窩特征，有效地促進不同物種間的溝通并提升對采礦干擾的響應能力。隨著復墾時長的增加，網絡亦趨于復雜且連接更加緊密，具備更高的干擾耐受性。未來應持續關注農田MBC，PPO及外來碳源輸入，操控并調節固碳菌類群和固碳基因豐度，促進復墾土壤固碳潛力，提升礦區生態碳匯功能。

4 結 論

(1)復墾年限顯著地影響了土壤pH，DOC，MBC，BG和CAT酶活性的變化。

(2)復墾年限顯著地影響了固碳相關菌門的豐度，如酸桿菌門()、擬桿菌門()、藍細菌()、厚壁菌門()和變形菌門()，但不同處理組12種固碳基因的信號強度并無顯著差異。

(3)復墾土壤固碳相關菌門和功能基因豐度與土壤pH，DOC，MBC，PPO，BG酶活性等呈顯著相關(<0.05)。尤其與碳源的相關性，為操控環境因子從而改變富集和稀有固碳菌門及其功能基因豐度，提升農田固碳潛力提供理論依據。