土壤微生物是土壤酶的重要来源, 土壤中所有的生物化学反应都有土壤酶的参与, 土壤酶会影响土壤微生物数量及其群落结构^[1].因此, 生物炭施用后根际土壤研究重点之一就是土壤微生物与土壤酶活之间的关系.目前已有大量研究表明施用生物炭能够影响土壤酶活及土壤微生物多样性^{[2, 3]}.Oleszczuk等^[4]的研究通过将生物炭添加到蔬菜地土壤中发现, 生物炭能够保护土壤酶且会提高大部分酶的活性.生物炭对不同土壤酶活性的影响是不同的, 许云翔等^[2]的研究发现施用6 a生物炭后土壤脲酶活性增加量最大能达到36.5%, 土壤酸性磷酸酶活性随着生物炭施加量的增加而增加, 过氧化氢酶和多酚氧化酶的活性均降低.如今生物炭对细菌的影响已有大量报道, 如Xu等^[5]的研究发现经过生物炭处理后土壤细菌多样性增加, 且与生物炭添加量呈正相关.对于生物炭影响土壤细菌的原因, Lehmann等^[6]的研究认为土壤中添加生物炭能够促进细菌与其他菌根形成共生体, 改善土壤生态系统中的细菌多样性; 同时Ameloot等^[7]的研究发现生物炭能够为土壤细菌提供一个舒适的栖息环境, 因此而刺激土壤细菌功能和群落多样性发生变化; 也有研究指出生物炭影响土壤微生物的活性和群落结构是由于生物炭可以改变微生物定殖栖息地的理化性质^{[8, 9]}.基于此Nielsen等^[10]提出微生物群落的转变可以与添加生物炭后养分周转和利用的变化相结合.

生物炭在应对农业发展、环境污染、气候变化和能源危机等方面具有重要的潜力^{[11, 12]}.生物炭施用的土壤修复方式能够影响土壤肥力变化的发展方向与程度, 而以土壤酶活及土壤微生物特征为代表的土壤生物学肥力又是揭示土壤变化规律和演变趋势的重要指标^[13].目前的研究多聚焦于生物炭对土壤酶活和微生物多样性的影响等方面, 但对于土壤酶活与细菌门类的相关关系及其作用机制研究鲜见报道.基于此, 本研究通过田间试验, 分析了不同生物炭添加量对土壤酶活、土壤细菌群落多样性、细菌门类的影响及其三者之间的相关性, 通过探索施用生物炭后驱动土壤微生态变化的机制, 以期为土壤保育和根际微生物定向调控提供科学依据.

本试验于2019年2~10月于福建省南平市邵武市沿山镇进行, 该烟区为烟稻轮作, 土壤类型为水稻土, 其基本理化性质(0~20 cm表层土壤)为：pH值6.29、有机质18.67 g·kg^-1、速效磷21.34 mg·kg^-1、速效钾123.56 mg·kg^-1和全氮0.19 g·kg^-1.供试烤烟品种为K326, 由福建省南平市邵武市公司提供.试验生物炭为花生壳原料, 由河南省生物炭工程技术研究中心提供.生产工艺条件如下：在380~400℃条件下低氧、连续炭化20 min制得, 粉碎后过10目筛, 其基本理化性质为：比表面积16.71 m²·g^-1、容重0.21 g·cm^-3、pH 8.65、全碳524.10 g·kg^-1和全氮2.30 g·kg^-1.

本试验共设5个不同生物炭施用水平：0 t·hm^-2(CK2)、0.6 t·hm^-2(T1)、0.9 t·hm^-2(T2)、1.2 t·hm^-2(T3)、1.5 t·hm^-2(T4)和1个完全空白对照(CK1：不施任何肥料和生物炭), 每个处理设3次重复, 随机区组排列.每个处理均常规施肥：其中烟草专用肥525 kg·hm^-2、芝麻饼肥675 kg·hm^-2、钙镁磷肥459 kg·hm^-2、氢氧化镁187.5 kg·hm^-2、硝酸钾345 kg·hm^-2和硫酸钾300 kg·hm^-2, 氮磷钾比例为1:0.78:2.87.起垄前, 所有物料于起垄前1 d条施, 施用生物炭后, 将其他物料混匀后撒施于生物炭上.植烟行距1.2 m, 株距0.5 m, 试验地四周设保护行, 田间栽培管理按当地优质烟叶生产技术规范进行.

在烟草移栽75 d时, 根据5点取样法确定取样点, 每个处理确定6个取样点即每个重复设2个取样点, 用铲子将烟株周围10 cm的土壤挖至30 cm的深度, 切割土壤中烟株的任何侧根, 挖出烟株整个根部.将根球放入盆中, 摇动根部用铲子从根部去除土壤, 将采集盆中的土壤分成两部分, 一部分将采集盆中无碎块的土壤5~10 g, 除植物根、动物残骸及其他杂质, 混匀过2 mm筛, 保存在10 mL无菌离心管中, 用干冰保存送往上海欧易生物科技有限公司, 对采集的土壤样品进行微生物多样性检测.另一部分将采集盆中的土壤放入密封袋中, 常温避光条件下风干、磨细和过筛, 进行土壤样品分析.

测定方法参照文献[14], 有机质测定采用重铬酸钾氧化法; 速效磷测定采用0.5 mol·L^-1 NaHCO₃浸提钼锑抗比色法; 速效钾测定采用0.5 mol·L^-1 NH₄OAc浸提-火焰光度法; pH值测定采用pH酸度计, 土壤酶活测定使用科铭生物公司提供的试剂盒, 土壤物理特性使用土壤温湿度测量仪.

采用DNA抽提试剂盒对样本的基因组DNA进行提取, 之后利用琼脂糖凝胶电泳检测DNA的纯度和浓度, 以稀释后的基因组DNA为模板, 根据测序区域的选择, 用带有barcode的特异引物扩增16S V3~V4区^[15].引物序列为343F(5′-TACGGRAGG CAGCAG-3′)和798R(5′-AGGGTATCTAATCCT-3′); Takara公司的Takara Ex Taq高保真酶进行PCR扩增, 确保扩增效率和准确性.PCR产物使用电泳检测, 检测后使用磁珠纯化, 纯化后作为二轮PCR模板, 并进行二轮PCR扩增, 并再次使用电泳检测, 检测后使用磁珠纯化, 纯化后对PCR产物进行Qubit定量.根据PCR产物浓度进行等量混样, 并上机测序.

使用Trimmomatic软件对原始双端序列进行去杂.去杂参数为：检测并截去模糊碱基N; 并采用滑窗法检查平均碱基质量, 当质量低于20时, 截取前面高质序列.去杂后的双端序列利用FLASH软件进行.测序数据进行预处理生成优质序列之后, 采用Vsearch软件, 根据序列的相似性, 将序列归为多个OTUs.参数为序列相似度大于或等于97%被归为一个OTUs单元.使用QIIME软件包挑选出各个OTUs的代表序列, 并将所有代表序列与数据库进行比对注释.

采用Microsoft Excel 2016分析数据, 方差分析采用最小显著性差异(least significant difference)法用DPS7.0软件分析处理数据, 热图分析根据物种或样本间丰度的相似性进行聚类, 用R软件的vegan包绘图.主成分分析(principal component analysis, PCA)采用SPSS11.0软件.微生物使用的UPARSE软件, 根据97%的相似度对序列进行OTUs(operational taxonomic units)聚类; 使用UCHIME软件剔除嵌合体.利用RDP classifie对每条序列进行物种分类注释, 比对Silva数据库(SSU123), 设置比对阈值为70%.

由表 1能够看出, 生物炭的施用能够显著改变根际土壤特性.从物理特性来看, 与CK1相比, CK2会增加土壤容重, 增幅为9.56%;施加生物炭后土壤容重会较CK2减少, 较CK2来说, 4个生物炭处理分别降低了14.76%、18.12%、24.83%和26.17%.T3和T4处理的土壤容重较小, 且与CK2处理存在显著性差异.施加生物炭处理在土壤温湿度方面较与CK2之间不存在显著性差异.施加生物炭能够轻度缓解土壤酸性, 4个生物炭处理的pH值较CK1分别增加了0.63%、6.17%、2.68%和2.05%, 除T1处理外, 其他3个生物炭处理均与CK1、CK2处理存在显著性差异.

表 1 (Table 1)

表 1 不同生物炭用量对土壤理化指标的影响1) Table 1 Effect of different biochar dosages on the soil material index 处理 CK1 CK2 T1 T2 T3 T4 pH(1:2.5 H2O) 6.32±0.06b 6.34±0.06b 6.36±0.33b 6.71±0.05a 6.49±0.08ab 6.45±0.06b 容重/g·cm-3 1.36±0.26ab 1.49±0.29a 1.27±0.22ab 1.22±0.34ab 1.12±0.29b 1.10±0.08b 温度/℃ 26.97±0.21a 26.32±0.27bc 26.53±0.32ab 26.3±0.4bc 25.87±0.06c 26.27±0.21bc 含水率/% 23.22±4.48a 23.66±2.45a 23.81±2.43a 23.96±5.47a 26.14±2.92a 24.08±4.12a 1)同列数据后不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05), 下同

表 1 不同生物炭用量对土壤理化指标的影响1) Table 1 Effect of different biochar dosages on the soil material index

由表 2能够看出, 土壤速效磷含量以T2处理最高, 较CK2来说增加了23.16%, 土壤速效钾、有机质含量以T3处理达到最高值, 分别较CK2增加了38.70%和14.16%.较CK2来说, 生物炭添加后土壤中的全氮含量没有太显著的变化, 但是土壤全碳和全硫含量都有了显著的提升.由表 2可以看出, T4处理的碳氮比最高, CK1、CK2、T1、T2和T3处理分别较T4处理来说减少了18.71%、9.21%、5.52%、4.60%和2.07%.

表 2 (Table 2)

表 2 不同生物炭用量对土壤主要养分的影响 Table 2 Effect of different biochar dosages on soil nutrients 处理 速效磷/mg·kg-1 速效钾/mg·kg-1 有机质/g·kg-1 全氮/g·kg-1 全碳/g·kg-1 全硫/g·kg-1 C/N CK1 31.89b 143.33b 26.86b 2.11b 19.32c 0.61b 7.32 CK2 42.58a 206.67ab 30.86a 2.25a 20.47b 0.65b 7.89 T1 48.58a 206.69ab 33.17a 2.32a 22.45a 0.71a 8.21 T2 52.44a 233.33ab 34.35a 2.34a 21.29ab 0.74a 8.29 T3 49.90a 286.67a 35.23a 2.35a 22.17a 0.74a 8.51 T4 51.46a 246.67a 34.89a 2.39a 22.31a 0.75a 8.69

表 2 不同生物炭用量对土壤主要养分的影响 Table 2 Effect of different biochar dosages on soil nutrients

由图 1可以看出, 随着生物炭添加量的增加, 4个土壤酶活活力均呈现出先增加后减少的趋势.从图 1(a)来看, T3处理的INV活力最高, CK1处理INV的活性较T3处理来说降低了73.59%;从图 1(b)来看, 生物炭处理的URE活性远远高于未施加生物炭处理的活性, 生物炭处理中属T3处理的URE活性最高, 较T1、T2和T4处理的URE活性来说分别提高了25.98%、12.52%和6.14%;从图 1(c)来看, CAT在生物炭处理之间差异不大, 但是与CK1、CK2处理存在显著性差异.从图 1(d)来看, 以T3处理NPH活性最高, CK1处理较T3处理显著减少了69.14%.

图 1

Fig. 1

不同小写字母表示处理间差异显著(P < 0.05) 图 1 生物炭施用后土壤酶活的变化 Fig. 1 Changes in soil enzyme activity after biochar application

由图 2可以看出, NPH与pH值呈现正相关(P < 0.05), CAT与速效磷呈现正相关(P < 0.05).INV、URE、CAT和NPH与土壤容重及土壤温度均呈现负相关(P < 0.05), 与土壤有机质、全碳和全氮均呈现正相关(P < 0.05), 与碳氮比呈现极显著正相关(P < 0.01), 说明土壤酶活是由多因子协同影响, 且土壤碳氮比对土壤酶活的影响最为显著.

图 2

Fig. 2

INV：蔗糖酶, URE：脲酶, CAT：过氧化氢酶, NPH：中性磷酸酶, pH：pH值, BD：土壤容重, ST：土壤温度, SWC：土壤含水率, AP：速效磷, AK：速效钾, TN：全氮, TC：全碳, TS：全硫, C/N：土壤碳氮比; *表示P < 0.05, **表示P < 0.01 图 2 土壤酶活与土壤特性的相关性 Fig. 2 Correlation between soil enzyme activity and soil characteristics

试样共获得1 433 117条有效序列, 单样本平均序列数为39 808条有效序列.样品统一抽齐后检测到的OTUs总数为11 244, 由图 3可以看出所有样本中共有的OTUs总数为714, 生物炭处理所特有的OTUs总数分别为2 513、2 500、2 408和2 576.

图 3

Fig. 3

图 3 各个处理细菌群落OTUs数 Fig. 3 OTUs number of the bacterial communities in each treatment

Simpson指数和Shannon指数用来评价细菌群落的多样性, Chao指数用来反映细菌群落的丰富度, Coverage指数反映细菌群落覆盖度.由表 3可以看出, 施用生物炭后Shannon指数均大于CK1和CK2处理, 以T2和T4处理的增长较为明显; 从Chao指数来看, 生物炭处理与未施肥处理存在显著性差异, 以T4处理的增长最为明显, 较CK1处理来说增加了10.39%.试验样本测序覆盖度均达到94%以上, 表明样品测序深度足够, 完全满足后续数值分析.

表 3 (Table 3)

表 3 不同生物炭用量对细菌群落的α多样性的影响 Table 3 Effect of different biochar dosage on the α diversity of the bacterial communit 处理 Simpson指数 Shannon指数 Chao指数 Coverage指数 CK1 0.997 5±0.000 6a 10.018 2±0.27a 43 99.62±360.68b 0.947 2±0.004 7a CK2 0.997 5±0.000 9a 10.029 5±0.35a 4 733.99±428.13ab 0.942 7±0.004 5ab T1 0.997 7±0.000 9a 10.076 1±0.36a 4 800.54±556.92ab 0.941 5±0.007b T2 0.997 6±0.000 7a 10.300 0±0.19a 4 787.71±281.16a 0.942 5±0.003 5ab T3 0.997 5±0.000 7a 10.074 3±0.28a 4 691.41±383.32ab 0.94 3±0.004 4ab T4 0.997 7±0.000 4a 10.099 0±0.16a 4 856.98±229.11a 0.940 3±0.002 7b

表 3 不同生物炭用量对细菌群落的α多样性的影响 Table 3 Effect of different biochar dosage on the α diversity of the bacterial communit

由图 4可以看出, 变形菌门(Proteobacteria)的相对丰度以T2处理最高, 相比较于CK1处理明显提高了9.59%, T2处理相比较于T1、T3和T4处理的相对丰度分别提高了4.44%、3.92%和6.66%;酸杆菌门(Acidobacteria)的相对丰度大小为：T4＞CK1＞CK2＞T1＞T3＞T2, CK2处理较CK1处理的相对丰度下降了4.99%, 说明CK2处理会使酸杆菌门(Acidobacteria)的丰度下降; T2处理较CK1处理的相对丰度降低了25.12%, 但是除T2处理外, T1、T3和T4处理的相对丰度均高于CK2处理且T4处理还高于CK1处理, 说明高添加量生物炭能够改善未添加生物炭带来的酸杆菌门(Acidobacteria)的下降; 芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)的相对丰度以T3处理最高, 较CK1处理明显提高了39.66%, 而CK2处理较CK1处理仅提高了4.81%;各个处理放线菌门(Actinobacteria)的相对丰度大小排列为：CK1＞CK2＞T1＞T4＞T3＞T2, T2处理较CK1处理减少了16.38%.由图 5可知T1处理和T3处理最先聚在一起, 之后再和T4处理聚在一起, CK1处理与CK2处理聚在一起.CK1处理与绿弯菌门(Chloroflexi)呈现促进关系, 与变形菌门(Proteobacteria)呈现抑制关系.T2处理与酸杆菌门(Acidobacteria)呈现抑制关系.

图 4

Fig. 4

图 4 门水平上最大丰度排名前9的物种相对丰度 Fig. 4 Relative abundance of the top ninespecies with the highest abundance at the phylum level

图 5

Fig. 5

图 5 门水平上最大丰度排名前9的物种Heatmap图 Fig. 5 Heatmap map of the top nine species with the highest abundance at the phylum level

基于OTUs丰度的土壤菌落结构主成分分析如图 6所示, PC1轴和PC2轴对样本组成差异的贡献值分别为6.84%和5.86%.由图 6(a)可以看出各个样本的组内生物重复一般, CK1处理与生物炭处理的距离较远, 说明未施肥处理与生物炭处理土壤细菌群落组成结构存在差异.T3处理与T4处理样本点的距离较近, 说明T3处理与T4处理的土壤细菌群落结构相似.T2、T3和T4处理各样本点随着生物炭的使用量的改变在PC1轴上依次排开, 说明生物炭处理对土壤微生物细菌群落结构有明显的影响.由图 6(b)可以看出, T2和CK1处理各存在一个异常值, T2、T3和T4处理分别呈左偏态分布, T1、CK2和CK1处理分别呈右偏分布.

图 6

Fig. 6

图 6 土壤细菌群落结构主成分分析 Fig. 6 Principal component analysis of soil bacterial community structure

土壤细菌α多样性由Shannon指数和Chao指数来反映, 土壤细菌β多样性由NMDS1指数和NMDS2指数来反映.由Heatmap图分析来看(图 7), 土壤细菌β多样性与CAT呈现正相关关系(P＜0.05), 与NPH活性呈现负相关关系(P＜0.05);土壤细菌α多样性与NPH、INV和URE呈现正相关关系(P＜0.05), 土壤细菌α多样性与CAT活性存在着极强的正相关关系(P＜0.01).

图 7

Fig. 7

INV：蔗糖酶, URE：脲酶, CAT：过氧化氢酶, NPH：中性磷酸酶; *表示P < 0.05, **表示P < 0.01 图 7 细菌多样性指数与土壤酶活的相关关系 Fig. 7 Correlation between the bacterial diversity index and soil enzyme activity

由表 4显示在门水平上相对丰度前15名的细菌门类与土壤4种酶活之间的相关关系.芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)及放线菌门(Actinobacteria)的丰度与4种土壤酶活的相关性极好, 芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)的相对丰度与4种土壤酶活均呈现极显著正相关关系(P < 0.01), 相反放线菌门(Actinobacteria)的相对丰度与4种土壤酶活均呈现极显著负相关关系(P < 0.01).迷踪菌门(Elusimicrobia)的相对丰度与CAT呈现显著负相关关系(P < 0.05), 蓝细菌门(Cyanobacteria)的相对丰度与URE和NPH呈现显著正相关关系(P < 0.05).

表 4 (Table 4)

表 4 细菌优势门类与土壤酶活之间的相关关系1) Table 4 Correlation between bacterial dominant phylum and soil enzyme activity 细菌门类 蔗糖酶 脲酶 过氧化氢酶 中性磷酸酶 Proteobacteria 0.24 0.34 0.51 0.45 Acidobacteria -0.24 -0.37 -0.42 -0.51 Gemmatimonadetes 0.92** 0.92** 0.89** 0.93** Actinobacteria -0.94** -0.97** -0.95** -1.00** Bacteroidetes -0.34 -0.22 -0.28 -0.11 Chlorobi 0.51 0.57 0.53 0.68 Nitrospirae 0.6 0.66 0.58 0.53 Chloroflexi -0.45 -0.56 -0.72 -0.6 Elusimicrobia -0.55 -0.64 -0.76* -0.69 Spirochaetae -0.5 -0.5 -0.44 -0.42 Firmicutes -0.57 -0.6 -0.75 -0.63 Parcubacteria -0.18 -0.18 -0.18 -0.28 WCHB1_60 -0.58 -0.68 -0.80* -0.74 Cyanobacteria 0.73 0.77* 0.71 0.85* Saccharibacteria -0.4 -0.33 -0.12 -0.23 1)*表示P < 0.05, **表示P < 0.01

表 4 细菌优势门类与土壤酶活之间的相关关系1) Table 4 Correlation between bacterial dominant phylum and soil enzyme activity

生物炭因其自身特殊的理化性质, 施入土壤后能够引起土壤理化性质的变化, 且在一定程度上影响了土壤酶活性.生物炭的添加整体促进了INV、URE、CAT和NPH的活性, 且随着生物炭添加量的提升, 土壤酶活的提升作用呈现先增加后减弱的趋势, 均在生物炭用量为1.2t·hm^-2(T3)时, 各土壤酶活性达到最高值, 与张继旭等^[16]的研究成果相印证.关荫松等^[17]的研究发现土壤中有机质的含量、微生物数量和呼吸强度均会影响INV的活性, 本研究中生物炭处理土壤有机质水平及微生物活性较高, 故生物炭处理INV的活性明显提升^[18].安韶山等^[19]的研究发现URE活性依赖于有机质, 它深度参与了有机质的转化分解过程, 有机质含量提升URE活性会随之提升.本研究中因施加生物炭后根际土壤有机质含量明显提升, 故生物炭处理URE活性高.冯爱青等^[20]的研究发现, 在棕壤中添加秸秆黑炭对NPH起到抑制作用, 而本文则是生物炭土壤中的NPH有显著提高.有研究发现^[21]虽然添加生物炭能吸附植物根系土壤中的反应底物使土壤酶活提高, 但是也能够吸附土壤中的酶分子对酶促反应结合位点形成保护作用, 因而抑制土壤酶活.由于不同原材料制成的生物炭其吸附性及结构都具有特异性, 不同酶活性对生物炭添加的响应并非是单一不变的^{[21, 22]}; 且本文发现土壤酶活与土壤C/N、SOM和TC等存在显著相关关系, 表明土壤酶活是由多因子协同作用的, 故土壤酶活性的改变程度主要受其自身性质、生物炭性质及添加量和土壤性质的影响.

施用生物炭对土壤细菌群落结构和多样性具有一定的影响, 能够提升土壤细菌群落的多样性及丰富度, 这与前人的研究一致^[23].随着生物炭施用量的增加, 土壤细菌群落多样性及丰富度的增加幅度呈现先减少后增加的趋势, T3处理的增幅最小而T4处理增幅大大增加.这是由于生物炭的添加量的增加会促进某些类细菌增长的同时也会抑制一些细菌的生长, 导致土壤细菌群落结构发生改变^[24].其中生物炭处理提升了变形菌门(Proteobacteria)、芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)的丰度, 有研究表明生物炭独特的结构能够为土壤细菌提供一个有利的繁殖场所, 且含有丰富的营养物质, 有利于细菌的生长和相对丰度的提升^[25].但是本研究发现生物炭施用后土壤中的放线菌门(Actinobacteria)和酸杆菌门(Acidobacteria)的丰度会有所减少, 且随着生物炭添加量的增多, 放线菌门(Actinobacteria)和酸杆菌门(Acidobacteria)的丰度先降低后升高.有研究表明低添加量生物炭可能会促进某类细菌的生长繁殖, 消耗掉土壤中的碳或改变土壤的理化性质, 从而不利于放线菌门(Actinobacteria)的生长繁殖; 而当生物炭添加量逐渐增多时, 土壤中的碳含量也会随之增加, 因此会减缓对放线菌门(Actinobacteria)的抑制作用^[26].酸杆菌门(Acidobacteria)多属于寡营养类群^[27], 土壤的富营养状态并不适合该类菌群的生长^[28], 生物炭添加后改善了土壤的养分状况, 虽然未达到富营养状态, 但是较未添加生物炭处理来说, 土壤环境发生了改变, 也抑制了该类细菌的生长.且酸杆菌门(Acidobacteria)属于嗜酸菌, 其丰度随着pH的升高而降低, 文中发现随着生物炭添加量的增加, 土壤的pH呈现先升高后降低的趋势, 因此酸杆菌门(Acidobacteria)的丰度先降低后升高.本研究结果发现未施肥处理与生物炭处理在主成分分析的图上距离远, 说明生物炭处理能够改变细菌群落结构, 已有研究表明, 土壤中添加生物炭后, 细菌的群落组成会发生变化^{[29, 30]}, 与本研究结果相印证.但本研究结果也发现生物炭处理的某些点距离CK2处理较近, 张玉洁等^[24]的研究认为生物炭施入土壤后能够在一定程度上改善土壤的微生态环境, 但是可能只有利于个别类群相对丰度的增加^[31~33].说明生物炭处理只是引起少数菌群结构发生了变化, 并未引起大幅度的变化, 一定程度上维持了原有土壤细菌群落结构, 这与乌英嗄^[23]的研究相印证.由本文可以看出, 生物炭其独特的结构能够直接影响土壤的理化性质及养分含量, 因此改变了细菌生存的土壤环境, 从而影响细菌群落及多样性.

本研究结果显示INV、URE、NPH和CAT均与细菌群落丰富度(Chao指数)存在显著正相关关系(P＜0.05), Wang等^[34]的研究指出土壤酶主要由土壤微生物、动植物及残体分泌而来, 且土壤微生物中的细菌又是土壤酶的主要来源之一, 可见土壤酶活性与细菌存在直接相关关系^[35], 与本研究结果相印证.对于15个优势细菌门类与4种土壤酶活的相关性研究, 本研究发现芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)、放线菌门(Actinobacteria)、迷踪菌门(Elusimicrobia)和蓝细菌门(Cyanobacteria)的相对丰度与土壤酶活存在显著的正负相关关系, 其他细菌门类的相关性不显著, 可能是由于土壤细菌的种类繁多, 每一门类细菌的作用方式存在很大差异, 并且也可能与某类土壤酶本身的原因有关, 可能该类酶的主要影响因素为真菌或者其他因素^[17].本研究还发现CAT与芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)、放线菌门(Actinobacteria)、迷踪菌门(Elusimicrobia)及WCHB1_60z这4种主要类群存在显著相关关系, 分析结果表明CAT是影响细菌群落结构的关键因子.从本研究发现, 土壤酶活与细菌的关系并非单一的、有规律的, 而是多元的、多变的, 某种特定的细菌菌门与某种特定的土壤酶之间的关系都是不同的, 究其原因还得深入到每一个细菌门类其功能、性质等方面以及土壤酶活本身的作用机制等方面的研究中.

土壤酶活与土壤养分的相关性分析结果发现, 土壤碳氮比是影响INV、URE、CAT和NPH活性的关键影响因子, 同时土壤酶活又与细菌多样性存在显著正相关关系, 因此本研究探索并推测生物炭对根际土壤微生态的调控机制(图 8), 即含碳丰富且多孔的生物炭施入土壤后改变了土壤理化性质, 土壤容重降低, pH值、速效磷、速效钾、有机质含量和碳氮比均升高, 改变了土壤细菌生存的土壤微生态环境, 从而影响了土壤细菌的生长、发育和代谢^{[36, 37]}.如芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)丰度的增加及放线菌门(Actinobacteria)丰度的减少, 本研究表明INV、URE、CAT和NPH活性与芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)丰度呈现极显著的正相关关系, 与放线菌门(Actinobacteria)丰度呈现极显著负相关关系, 因此土壤某些细菌的改变增强了INV、URE、CAT和NPH的活性.总的来说, 生物炭的施用调节了土壤碳氮比, 调控了根际微生态环境和养分的协调, 增加土壤微生物的多样性和改变菌群结构, 促进土壤酶活性提高, 增强了多酶体系的活性, 协同促进酶促反应, 改善土壤微生态环境, 其作用机制如图 8所示.

图 8

Fig. 8

图 8 生物炭对根际土壤微生态环境调控作用机制示意 Fig. 8 Regulation mechanism of biochar on the soil micro-ecological environment

生物炭能够显著提高4种土壤酶活及土壤养分, 且高添加量生物炭的作用大于低添加量生物炭.土壤养分及理化性质的改变, 促进了根际土壤细菌群落的变化.生物炭作用过程中发现土壤碳氮比是影响土壤酶活性的关键因子之一, 土壤酶活与芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)存在极显著正相关, 与放线菌门(Actinobacteria)存在极显著负相关关系(P < 0.01), CAT是影响细菌群落结构的关键因子.可见生物炭在调控土壤微生态方面具有重要的生态学意义, 可在一定程度上增加细菌多样性及改变菌群结构.综合以上研究结果, 施用1.2 t·hm^-2的生物炭为较适宜的添加量.