2021, Vol. 42
2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
中国作为一个农业大国, 每年秸秆产量近10亿t, 约占世界秸秆总产量的25%[1].目前秸秆和畜禽粪污等废弃物中丰富的养分资源未能被合理利用[2], 导致中国种养业废弃物资源化利用率较低, 这些资源施用于土壤将有助于提升土壤有机碳, 提高土壤微生物多样性和生态功能.土壤C/N比是影响土壤中碳氮循环的重要因素[3], 土壤C/P比是衡量土壤有机质矿化释放或吸收固持磷潜力的重要指标, N/P比常用于土壤养分限制因子的诊断和养分限制阈值的确定[4], 施用化肥和秸秆还田直接向土壤投入C、N和P等化学元素, 改变了土壤化学计量比和碳循环过程, 进而强烈地影响生态系统和地球气候之间的相互作用[5].相比于单施化肥, 秸秆还田提高了土壤活性碳组分含量, 改变了土壤的养分含量和水气热分布, 显著增加了土壤微生物数量和有机碳矿化强度[6~8], 从而影响作物产量[9].但秸秆还田对土壤肥力和作物产量的提升潜力相对有限, 因而需要在不同秸秆还田方式下, 系统揭示土壤微生物群落的演变过程和调控机制, 探明合理高效的秸秆还田方式, 这对科学评判秸秆施用效果, 调整秸秆配施措施具有指导意义.
东南丘陵区红壤带位于长江以南的16个省、区境内, 其中红壤面积148万km2, 占全国土壤总面积的15.4%, 旱地农田约占红壤耕地总面积的40%[10].红壤生态系统在固碳减排和粮食生产方面扮演着重要角色, 然而红壤区中低产田比例高(占45%), 面临着酸化加速、有机碳库容贫瘠以及生态功能退化等严重问题, 亟需建立瘠薄红壤快速培肥的秸秆还田关键技术.在农业生产中, 化肥在提高粮食生产的同时, 造成了养分不均衡等土壤障碍问题, 威胁到我国农业的可持续发展[11].不平衡施肥对土壤微生物生物量有显著影响, 如磷肥对好气性纤维素分解菌的生长具有抑制作用[12].秸秆猪粪配施可为微生物提供速效氮, 调节秸秆碳氮比促进其分解, 影响土壤有机碳周转[13].因此, 通过秸秆还田协同提升微生物多样性和红壤肥力, 是实现耕地健康、落实“藏粮于地”战略的核心任务之一.
土壤微生物是土壤生态系统的重要组成部分, 在有机碳转化与固持、土壤肥力形成中发挥着重要作用[14], 土壤健康微生物区系是充分发挥生态服务功能的根本基础[15].尽管当前微生物纯培养技术愈发完善, 但仍有99%的细菌无法通过传统技术培养[16].土壤碳矿化释放的CO2是微生物分解土壤活性碳库(active carbon pool)和慢性碳库(slow carbon pool)的产物[17].近年来高通量测序技术不断突破, 已成为微生物生态学研究的重要手段.本研究通过Illumina高通量测序技术, 依托旱地红壤秸秆还田长期定位试验, 研究不同秸秆还田方式对红壤细菌多样性和群落结构的影响, 揭示秸秆还田处理下土壤有机碳矿化和玉米产量的微生物调控机制, 以期为建立合理的秸秆还田措施、快速提升红壤耕地健康提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况田间试验建于江西省鹰潭农田生态系统国家野外研究站内(116°55′E, 28°13′N).试验区属中亚热带季风气候, 年均气温17.8℃, 年均降水量1 795 mm, 无霜期262 d.供试土壤属于第四纪红黏土母质发育的典型红壤(黏化湿润富铁土), 呈强酸性, 有机质含量和氮磷库容低.本试验开始前表层土壤(0~20 cm)基本理化性质: pH 4.73、容重1.31 g ·cm-3、ω(有机碳)2.52 g ·kg-1、ω(全氮)0.40 g ·kg-1、ω(碱解氮)38.30 mg ·kg-1、ω(全磷)0.23 g ·kg-1、ω(速效磷)0.76 mg ·kg-1、ω(速效钾)47.58 mg ·kg-1和阳离子交换量12.12 cmol ·kg-1.
1.2 试验设计本试验供试玉米品种为苏玉24号, 生物炭利用风干的玉米秸秆在生物质炭炉中450℃厌氧环境下热解制备而成.秸秆还田长期定位试验设置5个处理: ①对照(CK): 不施肥; ②单施化肥(N): NPK化肥; ③秸秆还田(NS): NPK+秸秆还田; ④秸秆猪粪配施(NSM): NPK+秸秆猪粪配施(秸秆猪粪按9 ∶1的碳输入比); ⑤秸秆生物炭(NB): NPK+秸秆生物炭.本试验为单作玉米种植系统, 每个处理3次重复, 每个试验小区的面积为100 m2(5 m×20 m), 采用随机区组排列, 各小区之间用水泥板隔离(埋入深度≥60 cm).自2011年起, 除CK外, 每年4月一次性施入尿素(N, 150 kg ·hm-2)、钙镁磷肥(P2O5, 75 kg ·hm-2)和钾肥(K2O, 60 kg ·hm-2); 按每年1 000 kg ·hm-2的碳输入量计算玉米秸秆、猪粪和秸秆生物炭的施用量, 种植前随化肥一起施入土壤并翻耕混匀; 试验期间不再施入任何肥料, 以避免对秸秆还田效果产生干扰.
1.3 样品采集与分析秸秆连续还田9 a后, 于2019年在玉米收获期采集土壤样品, 各小区用土钻按S型采样法采集耕层土(0~20 cm)的10个样点, 混匀后立刻带回实验室.所有土样分为3份, 1份自然风干, 用于测定土壤基本化学性质; 1份保存于-80℃冰箱用于提取土壤DNA; 剩余1份4℃保存, 用于测定有机碳矿化潜力.土壤pH采用电位法测定(水∶土=2.5 ∶1), 土壤有机碳(SOC)采用重铬酸钾氧化-容量法测定, 全氮(TN)采用凯氏定氮法测定, 全磷(TP)采用碳酸钠熔融法测定, 全钾(TK)采用氢氧化钠熔融法测定, 碱解氮(AN)采用碱解扩散法测定, 有效磷(AP)采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法测定, 速效钾(AK)采用乙酸铵浸提-火焰光度法测定[18].植株样采集: 玉米成熟后去除边际株进行人工采摘, 玉米籽粒风干后, 计算每个试验小区的玉米产量.
1.4 DNA提取及高通量测序称取0.5 g土壤样品, 采用Fast DNA® SPIN Kit for Soil试剂盒(MP Biomedicals, 美国)参照试剂盒说明书的具体方法和步骤提取DNA.利用1%琼脂糖凝胶电泳检测抽提的基因组DNA.使用对应细菌16S rRNA基因的V4~V5区域的特异性引物515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGG-3′)和907R(5′-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′)进行PCR扩增(ABI GeneAmp® 9700型PCR仪).PCR反应混合物(20 μL)包含5×FastPfu缓冲液4 μL, 正、反向引物(10 μmol ·L-1)各0.25 μL, dNTP(2.5 mmol ·L-1)2 μL, 10 ng模板DNA和FastPfu聚合酶0.4 μL, 添加无菌水至20 μL. PCR扩增反应程序为: 95℃预变性5 min; (94℃变性30 s, 55℃退火30 s, 72℃延伸1 min)×35个循环; 72℃延伸10 min, 采用PCR产物纯化试剂盒(AXYGEN公司)纯化PCR产物, 通过Illumina MiSeq PE300平台进行高通量测序.
1.5 有机碳矿化培养试验土壤有机碳矿化的测定采用室内恒温培养, 碱液吸收法测定土壤有机碳的矿化量[19]: 称取100 g鲜土于500 mL培养瓶中平铺于瓶底, 根据土壤含水量及土壤最大持水量计算出最大持水量60% ~70%时的需水量, 均匀加在铺于瓶底的土壤中.然后将盛有20 mL浓度为0.5 mol ·L-1的NaOH溶液的吸收瓶置于培养瓶内, 将培养瓶加盖密封, 放置在25℃恒温培养箱内, 黑暗条件下培养1个月.按一定时间间隔(培养第1、2、3、5、8、12、16、21、26和31 d)取出吸收瓶, 更换新的NaOH溶液按上述方法继续培养; 取出吸收瓶中的溶液完全洗入锥形瓶中, 加入1 mol ·L-1的BaCl2溶液20 mL及两滴酚酞指示剂, 用浓度为0.4 mol ·L-1的HCl溶液滴定中和未耗尽的NaOH, 直至红色消失, 通过HCl消耗量计算CO2释放量.
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式中, c(HCl)为盐酸浓度(mol ·L-1), V0为空白滴定的体积(mL), V1为盐酸消耗的体积(mL).
1.6 数据处理高通量测序结果使用Quantitative Insights into Microbial Ecology(QIIME2)流程进行分析[20].将高通量测序得到的原始序列进行拼接, 拼接时碱基重叠数不少于20个, 碱基配对错误率为0.拼接后去除q值(质量分数)低于25%的低质量序列, 同时对序列质量进行质控和过滤, 区分样本后以97%的相似性进行OTU(可操作分类单元)聚类分析; 为了得到每个OTU对应的物种分类信息, 采用贝叶斯算法将每个OTU代表序列与silva数据库对比, 进行系统分类学分析, 并分别在各个分类水平: domain(域)、kingdom(界)、phylum(门)、class(纲)、order(目)、family(科)、genus(属)和species(种)统计各样本的群落组成.利用R软件(version 3.6.2)相关软件包(vegan、randomForest和stats)进行蒙特尔检验(mantel test)、随机森林分析和主成分分析(PCA), 计算细菌群落丰富度指数(Chao1)、物种多样性指数(Shannon-Wienner index)、细菌群落组成、有机碳矿化速率和累计矿化量, 以揭示土壤因子、生物因子、有机碳矿化和玉米产量之间的关系.组间差异物种分析采用LEfSe(http://huttenhower.org/galaxy/)进行.在SPSS 24.0软件中进行单因素方差分析(one-way ANOVA), 经过描述统计, 表明数据符合正态分布和方差齐性, 多重比较采用LSD法(显著性水平为α=0.05).通过随机森林分析筛选显著影响SOC累积矿化量和玉米产量的土壤因子和生物因子, 在AMOS 23软件中构建结构方程模型(SEM), 以分析土壤化学性质和微生物群落对土壤有机碳矿化和玉米产量的综合影响.
2 结果与分析 2.1 土壤化学性质与玉米产量秸秆还田对旱地红壤化学性质产生了显著影响(表 1).与CK处理相比, N处理下土壤pH降低至4.51, NS和NSM处理土壤pH降低至4.44和4.50, 而NB处理的土壤pH降低至4.53.与CK处理相比, N、NS、NSM和NB处理均提高了土壤SOC、TN、TP和AN, 其中NB处理的SOC比CK和N处理增加了155%和97%; N、NS和NB处理显著提高了土壤TP, 分别比CK处理增加了79%、88%和75%; NSM处理显著提高了土壤TN、TP和AN, 其中TN分别比CK和N处理增加了81%和36%, TP增加了187%和60%, AN增加了69%和35%.秸秆还田下土壤速效养分AP和AK增加更为显著(P < 0.05), NSM处理的AP分别比CK和N处理增加了35.66倍和4.86倍, AK增加了152%和35%.此外, 秸秆还田改变了土壤化学计量比(图 1).相较于CK和N处理, NB处理显著提高了TC/TN比值(P < 0.05);与CK处理相比, N和NSM处理显著降低了土壤TC/TP比值(P < 0.05), 而NB处理下TC/TP比值变化趋势相反; 相较于CK处理, N、NS和NSM处理均显著降低了土壤TN/TP比值(P < 0.05), 其中NSM的效果最为显著; 与CK处理相比, 3种秸秆还田处理显著降低了土壤AN/AP比值(P < 0.05).相比CK和N处理, 3种秸秆还田处理均提高了玉米产量, 其中NSM处理下玉米产量的提高效果最明显, 分别比CK和N处理提高了32.08倍和3.60倍.
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表 1 不同处理条件下的红壤化学性质和玉米产量1) Table 1 Soil chemical properties and maize yield under different treatments |
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同一组柱形图上不同小写字母表示不同处理间差异显著(P < 0.05), 下同 图 1 不同处理下土壤化学计量比的变化 Fig. 1 Changes in soil stoichiometric ratio under different treatments |
不同施肥处理改变了红壤细菌群落多样性(图 2), N处理降低了土壤细菌多样性, 而秸秆还田提高了细菌多样性.NS处理的红壤细菌丰富度指数分别比CK和N处理提高了15.78%和14.52%, NSM处理的红壤细菌丰富度指数分别比CK和N处理提高了23.00%和21.66%, NB处理的红壤细菌丰富度指数分别比CK和N处理提高了16.90%和15.63%.相较于N处理, NS、NSM和NB处理均显著提高了土壤细菌群落物种多样性指数(P < 0.05), 分别提高了3.41%、3.83%和2.83%.
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图 2 不同处理下土壤细菌多样性指数 Fig. 2 Soil bacterial diversity relative to treatment |
高通量测序结果表明, 细菌群落中共有30个门, 69个纲, 146个目, 208个科和435个属类细菌.门水平上各处理中绿弯菌门(Chloroflexi, 30.46%)、变形菌门(Proteobacteria, 23.69%)、酸杆菌门(Acidobacteria, 15.06%)和放线菌门(Actinobacteria, 13.98%)为优势菌群[图 3(a)].科水平上纤线杆菌科(Ktedonobacteraceae, 14.22%)、伯克氏菌科(Burkholderiaceae, 4.35%)、酸杆菌科(Acidobacteriaceae, 3.61%)、Solirubrobacteraceae(2.47%)黄色杆菌科(Xanthobacteraceae, 2.38%)和Solibacteraceae为优势菌科[图 3(b)].NSM处理显著提高了伯克氏菌科伯克氏菌科(Burkholderiaceae)的相对丰度(P < 0.05), 分别比CK和N处理增加了57%和62%.主成分分析中前3个主成分轴共解释了58.3%的总方差(图 4).各处理与CK处理有显著差异(P < 0.05), 其中NSM与NB处理聚为一类, N与NS处理聚为一类.组间群落差异分析发现(图 5), CK处理显著性差异物种为纤线杆菌目(Ktedonobacterales)和粘球菌目(Myxococcales), N处理中显著性差异物种为戴氏菌属(Dyella)、黄单胞菌目(Xanthomonadales)和Rhodanobacteraceae, NS处理中显著性差异物种为链霉菌科(Streptomycetales)和γ-Proteobacteria, NSM处理中显著性差异物种为酸杆菌科(Acidobacteriaceae)、Frankiales、Burkholderiaceae和黄色杆菌科(Xanthobacteraceae), NB处理中显著性差异物种为酸杆菌目(Acidobacteriales)和微球菌科(Sinomonas).
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图 3 不同处理下土壤细菌在门水平和科水平上优势物种的相对丰度 Fig. 3 Dominant species relative abundance at the phylum and family levels under different treatments |
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图 4 土壤细菌群落的PCA分析 Fig. 4 Principal component analysis of soil microbial community relative to treatment |
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图 5 土壤细菌群落的LEfSe分析 Fig. 5 LDA Effect Size analysis of soil microbial community relative to treatment |
不同施肥处理下, SOC矿化速率随着培养时间表现出先增后降的趋势, 在第3 d达到最大速率后, 矿化速率逐渐变缓[图 6(a)].不同处理间SOC矿化速率主要在前5 d呈现差异, 其中NSM处理[31.65 mg ·(kg ·d)-1]矿化速率最高, 其次为NB[23.61 mg ·(kg ·d)-1]、NS[23.09 mg ·(kg ·d)-1]和N处理[22.13 mg ·(kg ·d)-1], 均明显高于CK处理[15.99 mg ·(kg ·d)-1, P < 0.05].在整个培养过程中, NSM处理下SOC平均矿化速率分别比CK和N处理提高了92.83%和85.32%.在培养第3 d后, 各处理均达到最大SOC矿化速率, 其中NSM处理比CK和N处理分别高78.48%和22.61%. 30 d后, N、NS与NB处理的SOC累积矿化量无显著差异(P > 0.05), NSM处理的SOC累积矿化量最大[图 6(b)], 比CK处理增加了77.30%, 比N、NS和NB处理分别提高了29.60%、24.03%和37.71%.
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图 6 不同处理下土壤有机碳矿化速率与累积矿化量 Fig. 6 Mineralization rate of soil organic carbon and cumulative organic carbon mineralization relative to treatment |
Mantel Test分析表明[图 7(a)], 相异矩阵系数(Bray-Curtis dissimilarit)随着土壤AN/AP比差异的增大而提高(r=0.673, P=0.001), 土壤AN/AP比显著影响微生物群落组成.不同细菌类群对土壤化学计量比变化的响应不同[图 7(b)], Chloroflexi(r=0.546, P=0.001)和δ-Proteobacteria(r=0.777, P < 0.001)的相对丰度与AN/AP比呈显著正相关, Actinobacteria(r=-0.721, P < 0.001)和γ-Proteobacteria(r=-0.613, P < 0.001)的相对丰度与AN/AP比呈显著负相关.
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图 7 不同土壤AN/AP比下相异矩阵系数和细菌相对丰度的变化 Fig. 7 Bray-Curtis dissimilarity and relative abundance of bacterial community relative to soil AN/AP ratio |
随机森林分析发现, 影响SOC累积矿化量的主要土壤因子是AP(5.03%, P < 0.001)、AN/AP比(4.83%, P < 0.01)和AK(4.19%, P < 0.01)[图 8(a)], 主要生物因子是Holophagae(6.17%, P < 0.01)、γ-Proteobacteria(5.24%, P < 0.01)、δ-Proteobacteria(4.82%, P < 0.01)和Actinobacteria(4.80%, P < 0.01)[图 8(b)]; 影响SOC矿化速率的主要土壤因子是AN/AP比值(6.38%, P < 0.01)、TP(5.59%, P < 0.01)和AP(4.77%, P < 0.01)[图 8(c)], 主要生物因子是δ-Proteobacteria(5.69%, P < 0.05)、γ-Proteobacteria(5.67%, P < 0.01)、Holophagae(4.90%, P < 0.05)和Actinobacteria(4.62%, P < 0.01)[图 8(d)].
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a1:AP, a2:AN/AP, a3:AK, a4:TP, a5:AN, a6:TN/TP, a7:TN, a8:SOC, a9:TC/TP; b1:Holophagae, b2:γ-Proteobacteria, b3:δ-Proteobacteria, b4:Actinobacteria, b5:Thermoleophilia, b6:Chloroflexia, b7:Ktedonobacteria, b8:α-Proteobacteria, b9:Acidobacteriia; c1: AN/AP, c2:TP, c3:AP, c4:AN, c5:TN, c6:AK, c7:TN/TP, c8:SOC, c9:TC/TP; d1:δ-Proteobacteria, d2:γ-Proteobacteria, d3:Holophagae, d4:Actinobacteria, d5:Ktedonobacteria, d6:Thermoleophilia, d7:Chloroflexia, d8:α-Proteobacteria, d9:Acidobacteriia; %IncMSE表示increase in mean squared error, 通过随机森林回归模型对每一个预测变量随机赋值, 如果该预测变量更为重要, 那么其值被随机替换后模型预测的误差会增大, 该值越大表示该变量的重要性越大 图 8 影响土壤有机碳累积矿化量和矿化速率的土壤因子与生物因子 Fig. 8 Cumulative mineralization and mineralization rate of soil organic carbon relative to soil factors and microbial factors |
结构方程模型表明, 土壤AP对玉米产量表现出最大直接正效应(0.62, P < 0.001), 而AN/AP比对Actinobacteria则表现为最大负效应(-0.59, P < 0.01)(图 9).AP(0.55, P < 0.001)和Actinobacteria(0.65, P < 0.001)对SOC累积矿化量表现出显著的正效应.土壤AN/AP比可以通过影响土壤中Actinobacteria的相对丰度, 进而影响SOC矿化潜力.
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Actinobacteria: Actinobacteria(相对丰度); b1:AP, b2:AN/AP, b3: Actinobacteria(相对丰度), b4:物种多样性指数; **表示P < 0.01; ***表示P < 0.001; 蓝线表示正相关关系, 红线表示负相关关系; 箭头旁边的数字代表回归系数; 线条粗细表示相关性大小 图 9 化学性质与细菌群落影响下玉米产量和有机碳累积矿化量的路径 Fig. 9 Impacts of soil properties and bacterial community on cumulative organic carbon mineralization as estimated using the structural equation modeling |
本研究发现由于化学氮肥的施用, 土壤pH均呈下降趋势.这可能是由于铵态氮肥通过硝化作用释放质子, 加速了土壤酸化过程.NS处理下pH进一步降低, 这可能是由于玉米秸秆含有机酸和氨基酸等酸性物质[21].孟红旗等[22]的研究发现, 猪粪肥年输入量为10.4 t ·hm-2时可有效控制农田土壤酸化, 施用生物炭能够在一定程度上缓冲土壤酸化[23], 有研究表明, 生物质炭年施用量为30 t ·hm-2和40 t ·hm-2时, 能显著提高红壤pH, 但低于此施用量时, 红壤pH并无显著变化[24], 本研究中NSM和NB处理对化肥引起的土壤酸化具有一定缓解作用, 但由于猪粪(3.0 t ·hm-2)和生物炭年输入量(2.5 t ·hm-2)较低, 酸化改良效果并不显著.相比于CK和N处理, NSM和NB处理显著提高了土壤TN和SOC.秸秆还田配施化肥不仅促进秸秆矿化, 增加土壤养分, 而且明显提高土壤氮素含量[25].添加生物炭后土壤TN增加, 主要归因于土壤持水能力和氮素固定能力的提高.刘佳等[26]基于祁阳红壤长期定位试验发现, 与CK处理相比, 氮磷钾肥施用使红壤旱地SOC显著提高, 而骆坤等[27]在东北黑土研究中发现, 施氮并未提高SOC含量.这可能是由于试验地基础SOC含量不同, 东北黑土SOC含量(15.4 g ·kg-1)远高于祁阳红壤(6.1 g ·kg-1), 对于高SOC含量的黑土, 长期单施化肥无法维持其原有的SOC水平[28], 而对于低SOC含量的红壤, 化肥促进了秸秆的矿化和土壤SOC积累.单施化肥, 仅仅对NPK等元素提高明显, 对SOC提高并不显著.玉米秸秆中含有纤维素和木质素等富碳物质, 秸秆本身C/N比一般高于土壤, 施用猪粪提高TN的同时, 带入了新鲜SOC.生物质炭输入显著增加了SOC, 但并未成比例地增加N含量, 因而本研究中NB处理的TC/TN显著高于其他处理, 而NSM和NS处理相较于CK和N处理略有提高.南方红壤有效磷含量低[29], 秸秆猪粪配施能较好地提高土壤AP.本研究发现与CK处理相比, N和NSM处理土壤AP显著增加, 因而降低了土壤AN/AP比值.NB处理中秸秆生物炭含有更丰富的碳, 显著增加了土壤SOC含量, 提高了土壤TC/TP比值, 而NSM处理中输入了较多的有机磷, 降低了土壤TC/TP比值.较低的C/P比是表征磷有效性高的一个重要指标[3], 因此NSM处理在快速提升土壤肥力水平的同时, 更好地保障了红壤氮磷养分的平衡供应.土壤氮素营养状况是影响玉米生长及子粒产量形成的关键因素[30], 秸秆还田处理为玉米生长发育提供充足的营养物质[31].一方面花期是作物对温度最敏感的时期, 此时高温可能会造成严重减产[32], 本试验区夏季气温高(30℃), 正值玉米花期易受高温胁迫影响; 另一方面试验土壤为第四纪红黏土母质发育的典型红壤(黏化湿润富铁土)呈强酸性, 土壤pH降低导致铝和锰等对植物的毒害, 以及Ca和Mg等营养元素缺乏, 从而使作物减产[33], 造成本研究中各处理下玉米产量都相对较低, 但NSM处理玉米产量显著高于其他处理, 可能由于秸秆猪粪配施能显著提高土壤肥力, 并对土壤铝毒有一定缓解作用[34], 柳开楼等[35]的研究指出, 猪粪还田可阻控土壤酸化、显著提高土壤有机质和氮磷钾等养分含量, 从而促进作物增产.未来需要继续开展长期试验, 深入揭示长期秸秆还田对旱地红壤玉米产量的影响机制.
3.2 不同秸秆还田处理对土壤微生物多样性和群落结构的影响不同施肥处理由于养分投入状况的差异, 对土壤微生物造成不同程度的养分限制[3].Wardle等[36]的研究发现热带地区土壤呼吸和微生物生物量主要是受磷素限制.施用有机物料主要是通过改变土壤有机碳、全氮、速效氮和交换性K+等土壤因子, 提高磷素有效性[37], 秸秆猪粪配施显著提高了土壤AP含量, 改变土壤微生物群落结构与多样性.本研究中NS、NSM和NB处理显著提高红壤细菌多样性, 但N处理却降低了细菌群落的多样性指数, 这可能是由于单施化肥破坏了土壤团聚体结构, 土壤细菌的生存环境恶化[38], 导致细菌种类减少和群落的物种多样性降低; 施用有机肥可以使有机胶结作用形成的水稳性团聚体的稳定性保持时间更长[39], 添加有机肥和秸秆改变了土壤理化性质, 进而改变了土壤细菌群落组成, 其中AP对细菌群落的α-多样性具有显著地积极作用[40].与其他研究结果相同, 秸秆还田显著改变了微生物群落结构[41], 本研究发现NSM处理造成Acidobacteria和变形菌门丰度增加, 特别是改变了酸杆菌科(Acidobacteriaceae)、Frankiales、Xanthobacteraceae和伯克氏菌科(Burkholderiaceae)的丰度, 其原因可能是秸秆还田下土壤C/P和N/P比决定了土壤微生物群落组成[42].本研究发现, NSM处理显著提高了土壤速效养分(AN, AP和AK)的供应能力, 降低了土壤AN/AP比, 从而提高了Actinobacteria和γ-Proteobacteria的丰度, 降低了Chloroflexi和δ-Proteobacteria的相对丰度.理鹏等[43]的研究也发现, AP对Chloroflexi和酸杆菌门有正相关作用, 猪粪施用显著增加了土壤AP含量, 从而提高了Chloroflexi和Acidobacteria的丰度.这表明秸秆还田为微生物生长提供丰富资源的同时, 也驱动了特定的微生物种群变化, 例如有土壤优势菌种从α-Proteobacteria向δ-Proteobacteria转变[44].
3.3 不同秸秆还田处理下微生物群落对有机碳矿化和玉米产量的影响土壤生物是土壤养分转化的主要执行者, 细菌的呼吸代谢活性在土壤碳循环中起着不容忽视的作用.SOC矿化是土壤微生物分解同化土壤中活性有机质, 完成自身代谢并释放CO2的过程, 关系到土壤中养分元素的释放与供应、土壤生产力维持及温室气体形成等[45], 而SOC中活性碳组分的矿化是土壤呼吸和CO2排放的主要贡献者[46].本研究发现, 相比CK处理, NSM处理显著提高了SOC矿化能力和玉米产量, 增加了CO2的释放速率和释放量.这是由于猪粪激发了秸秆快速分解, 其分解过程引起了土壤氮磷养分的暂时固定, 对土壤有机质分解存在正激发效应, 增加了土壤CO2排放[47].土壤性质及微生物群落是影响外源碳矿化及氮素供应的关键因素[13], 土壤中微生物分解有机质释放养分, 转化土壤碳素, 固定无机营养元素形成微生物生物量[48]. Fisk等[49]通过土壤微域试验发现, 随着外源P输入量增加, SOC矿化速率和累积矿化量增加.本研究发现AP、AN/AP比和AK显著影响SOC累积矿化量, NSM处理可能显著提高了土壤AP含量, 降低了土壤AN/AP比, 进而改变了微生物群落多样性和结构, 导致其SOC累积矿化量和玉米产量提高.外源养分资源供应对微生物的SOC代谢活性有促进作用, 微生物群落功能显著影响土壤肥力水平高低, 由土壤生物合成的酶活性也是土壤肥力的重要指标之一[50].微生物分布密集, 活性强, 有利于土壤中养分转化, 促进植物养分供应[51], 从而能够显著提高玉米产量.本研究中γ-Proteobacteria和Actinobacteria与土壤SOC矿化功能显著正相关, 其丰度能较好地反映土壤SOC矿化能力.有研究表明, 有机质增加导致部分细菌类群等(变形菌门和厚壁菌门等)组成发生变化, 刺激了土壤呼吸[52].放线菌的丝状群落形态有助于其在土壤中有效定殖, 高效分解土壤中秸秆的复杂有机质组分[53].NB处理中SOC矿化速率显著低于NSM处理, 这可能由于生物炭中的SOC主要为惰性碳, 并且生物炭可能刺激了细菌和真菌网络中关键类群与其他物种之间的竞争作用, 促进了微生物多样性, 减少了碳水化合物分解代谢和CO2释放量[54].由此可见, NSM处理可能通过提高土壤磷库总量和有效性改变了微生物群落组成, 显著提高了土壤SOC矿化潜力和玉米产量, 有助于促进红壤SOC库容容量和周转速率增加.
4 结论不同秸秆还田方式显著影响了土壤养分水平, 其中NSM处理对土壤肥力和玉米产量的综合提升效果最佳.秸秆还田改变了红壤细菌多样性和群落组成, N处理降低了红壤细菌多样性, 而NSM处理显著提高了红壤细菌多样性, 增加了Actinobacteria和γ-Proteobacteria丰度, 但降低了Chloroflexi和δ-Proteobacteria丰度.秸秆还田处理均能提高SOC矿化速率和累计矿化量, NSM处理对土壤有机碳矿化能力的提高最为显著.因此, 秸秆猪粪配施促进了红壤养分库容和微生物多样性的协同提升, 增强土壤有机碳矿化功能, 研究结果为保障红壤健康和农田生态系统功能稳定提供理论依据.
| [1] |
田慎重, 郭洪海, 姚利, 等. 中国种养业废弃物肥料化利用发展分析[J]. 农业工程学报, 2018, 34(S1): 123-131. Tian S Z, Guo H H, Yao L, et al. Development analysis for fertilizer utilization of agricultural planting and animal wastes in China[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2018, 34(S1): 123-131. |
| [2] |
杨兴明, 徐阳春, 黄启为, 等. 有机(类)肥料与农业可持续发展和生态环境保护[J]. 土壤学报, 2008, 45(5): 925-932. Yang X M, Xu Y C, Huang Q W, et al. Organic-like fertilizers and its relation to sustainable development of agriculture and protection of eco-environment[J]. Acta Pedologica Sinica, 2008, 45(5): 925-932. DOI:10.3321/j.issn:0564-3929.2008.05.019 |
| [3] |
王绍强, 于贵瑞. 生态系统碳氮磷元素的生态化学计量学特征[J]. 生态学报, 2008, 28(8): 3937-3947. Wang S Q, Yu G R. Ecological stoichiometry characteristics of ecosystem carbon, nitrogen and phosphorus elements[J]. Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(8): 3937-3947. DOI:10.3321/j.issn:1000-0933.2008.08.054 |
| [4] |
程欢, 宫渊波, 吴强, 等. 川西亚高山/高山典型土壤类型有机碳、氮、磷含量及其生态化学计量特征[J]. 自然资源学报, 2018, 33(1): 161-172. Cheng H, Gong Y B, Wu Q, et al. Content and ecological stoichiometry characteristics of organic carbon, nitrogen and phosphorus of typical soils in sub-alpine/alpine mountain of western Sichuan[J]. Journal of Natural Resources, 2018, 33(1): 161-172. |
| [5] | Ågren G I, Andersson F O. Terrestrial ecosystem ecology: principles and applications[M]. Cambridge: Cambridge University Press, 2011. |
| [6] |
王玉竹, 周萍, 王娟, 等. 亚热带几种典型稻田与旱作土壤中外源输入秸秆的分解与转化差异[J]. 生态学报, 2017, 37(19): 6457-6465. Wang Y Z, Zhou P, Wang J, et al. Decomposition and transformation of input straw in several typical paddy and upland soils in subtropical China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2017, 37(19): 6457-6465. |
| [7] |
宋大利, 侯胜鹏, 王秀斌, 等. 中国秸秆养分资源数量及替代化肥潜力[J]. 植物营养与肥料学报, 2018, 24(1): 1-21. Song D L, Hou S P, Wang X B, et al. Nutrient resource quantity of crop straw and its potential of substituting[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2018, 24(1): 1-21. |
| [8] | Sun R B, Zhang X X, Guo X S, et al. Bacterial diversity in soils subjected to long-term chemical fertilization can be more stably maintained with the addition of livestock manure than wheat straw[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 88: 9-18. DOI:10.1016/j.soilbio.2015.05.007 |
| [9] | Chen Z M, Wang H Y, Liu X W, et al. Changes in soil microbial community and organic carbon fractions under short-term straw return in a rice-wheat cropping system[J]. Soil and Tillage Research, 2017, 165: 121-127. DOI:10.1016/j.still.2016.07.018 |
| [10] | 赵其国. 红壤物质循环及其调控[M]. 北京: 科学出版社, 2002. |
| [11] | 孙波. 红壤退化阻控与生态修复[M]. 北京: 科学出版社, 2011. |
| [12] |
文顺元, 王伯仁, 李冬初, 等. 长期不同施肥对红壤微生物生长影响[J]. 中国农学通报, 2010, 26(22): 206-209. Wen S Y, Wang B R, Li D C, et al. Effect of long term different fertilization on the growth of microbe in red soil[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2010, 26(22): 206-209. |
| [13] | Chen R R, Senbayram M, Blagodatsky S, et al. Soil C and N availability determine the priming effect: microbial N mining and stoichiometric decomposition theories[J]. Global Change Biology, 2014, 20(7): 2356-2367. DOI:10.1111/gcb.12475 |
| [14] | Kušlien De· G, Rasmussen J, Kuzyakov Y, et al. Medium-term response of microbial community to rhizodeposits of white clover and ryegrass and tracing of active processes induced by 13 C and 15 N labelled exudates[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 76: 22-33. DOI:10.1016/j.soilbio.2014.05.003 |
| [15] | Doran J W, Zeiss M R. Soil health and sustainability: managing the biotic component of soil quality[J]. Applied Soil Ecology, 2000, 15(1): 3-11. DOI:10.1016/S0929-1393(00)00067-6 |
| [16] | Pham V H T, Kim J. Cultivation of unculturable soil bacteria[J]. Trends in Biotechnology, 2012, 30(9): 475-484. DOI:10.1016/j.tibtech.2012.05.007 |
| [17] | Robertson G P, Wedin D, Groffmann P M, et al. Soil carbon and nitrogen availability: nitrogen mineralization, nitrification, and soil respiration potentials[A]. In: Robertson P, Coleman D C, Bledsoe C, et al (Eds. ). Standard Soil Methods for Long-Term Ecological Research[M]. New York: Oxford University Press, 1999. 258-271. |
| [18] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. |
| [19] | Sauerbeck D R, 著. 夏荣基, 译. 土壤有机质研究[M]. 北京: 科学出版社, 1982. |
| [20] | Bolyen E, Rideout J R, Dillon M R, et al. Reproducible, interactive, scalable and extensible microbiome data science using QⅡME 2[J]. Nature Biotechnology, 2019, 37(8): 852-857. DOI:10.1038/s41587-019-0209-9 |
| [21] | He Z Q, Mao J D, Honeycutt C W, et al. Characterization of plant-derived water extractable organic matter by multiple spectroscopic techniques[J]. Biology and Fertility of Soils, 2009, 45(6): 609-616. DOI:10.1007/s00374-009-0369-8 |
| [22] |
孟红旗, 吕家珑, 徐明岗, 等. 有机肥的碱度及其减缓土壤酸化的机制[J]. 植物营养与肥料学报, 2012, 18(5): 1153-1160. Meng H Q, Lv J L, Xu M G, et al. Alkalinity of organic manure and its mechanism for mitigating soil acidification[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2012, 18(5): 1153-1160. |
| [23] | Liu Z Q, He T Y, Lan Y, et al. Maize stover biochar accelerated urea hydrolysis and short-term nitrogen turnover in soil[J]. BioResources, 2017, 12(3): 6024-6039. |
| [24] |
陶朋闯, 陈效民, 靳泽文, 等. 生物质炭长期施用对旱地红壤微生物特性及理化性质的影响[J]. 土壤通报, 2017, 48(6): 1423-1428. Tao P C, Chen X M, Jin Z W, et al. Long-term effects of biochar application on microbial properties and physicochemical properties in upland red soil, China[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2017, 48(6): 1423-1428. |
| [25] |
张亚丽, 张娟, 沈其荣, 等. 秸秆生物有机肥的施用对土壤供氮能力的影响[J]. 应用生态学报, 2002, 13(12): 1575-1578. Zhang Y L, Zhang J, Shen Q R, et al. Effect of combined application of bioorganic manure and inorganic nitrogen fertilizer on soil nitrogen supplying characteristics[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2002, 13(12): 1575-1578. DOI:10.3321/j.issn:1001-9332.2002.12.014 |
| [26] |
刘佳, 陈晓芬, 刘明, 等. 长期施肥对旱地红壤细菌群落的影响[J]. 土壤学报, 2020, 57(2): 468-478. Liu J, Chen X F, Liu M, et al. Effects of long-term fertilization on bacterial community in upland red soil[J]. Acta Pedologica Sinica, 2020, 57(2): 468-478. |
| [27] |
骆坤, 胡荣桂, 张文菊, 等. 黑土有机碳、氮及其活性对长期施肥的响应[J]. 环境科学, 2013, 34(2): 676-684. Luo K, Hu R G, Zhang W J, et al. Response of black soil organic carbon, nitrogen and its availability to long-term fertilization[J]. Environmental Science, 2013, 34(2): 676-684. |
| [28] |
赵丽娟, 韩晓增, 王守宇, 等. 黑土长期施肥及养分循环再利用的作物产量及土壤肥力变化Ⅳ. 有机碳组分的变化[J]. 应用生态学报, 2006, 17(5): 817-821. Zhao L J, Han X Z, Wang S Y, et al. Changes of crop yield and soil fertility under long-term fertilization and nutrients-recycling and reutilization on a black soil: Ⅳ. Soil organic carbon and its fractions[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2006, 17(5): 817-821. DOI:10.3321/j.issn:1001-9332.2006.05.012 |
| [29] | 全国土壤普查办公室. 中国土壤[M]. 北京: 中国农业出版社, 1998. |
| [30] | Masclaux-Daubresse C, Daniel-Vedele F, Dechorgnat J, et al. Nitrogen uptake, assimilation and remobilization in plants: challenges for sustainable and productive agriculture[J]. Annals of Botany, 2010, 105(7): 1141-1157. DOI:10.1093/aob/mcq028 |
| [31] |
王立刚, 李维炯, 邱建军, 等. 生物有机肥对作物生长、土壤肥力及产量的效应研究[J]. 土壤肥料, 2004(5): 12-16. Wang L G, Li W J, Qiu J J, et al. Effect of biological organic fertilizer on crops growth, soil fertility and yield[J]. Soils and Fertilizers, 2004(5): 12-16. |
| [32] | Prasad P V V, Djanaguiraman M, Perumal R, et al. Impact of high temperature stress on floret fertility and individual grain weight of grain sorghum: sensitive stages and thresholds for temperature and duration[J]. Frontiers in Plant Science, 2015, 6. DOI:10.3389/fpls.2015.00820 |
| [33] | Ritchie G S P. The chemical behavior of aluminum, hydrogen and manganese in acid soils[A]. In: Robson A D (Ed. ). Soil Acidity and Plant Growth[M]. Sydney: Academic Press, 1989. |
| [34] |
陈梅, 陈亚华, 沈振国, 等. 猪粪对红壤铝毒的缓解效应[J]. 植物营养与肥料学报, 2002, 8(2): 173-176. Chen M, Chen Y H, Shen Z G, et al. Amelioration of aluminum toxicity on wheat plants grown in acid red soil by pig manure[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2002, 8(2): 173-176. |
| [35] |
柳开楼, 余跑兰, 谭武贵, 等. 长期施用猪粪对红壤旱地和水稻土肥力和土壤As转化的影响[J]. 生态环境学报, 2015, 24(6): 1057-1062. Liu K L, Yu P L, Tan W G, et al. Effect of long-term application of pig manure on soil arsenic content and fertility of red upland and paddy soils[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(6): 1057-1062. |
| [36] | Wardle D A, Walker L R, Bardgett R D. Ecosystem properties and forest decline in contrasting long-term chronosequences[J]. Science, 2004, 305(5683): 509-513. DOI:10.1126/science.1098778 |
| [37] |
陈利军, 蒋瑀霁, 王浩田, 等. 长期施用有机物料对旱地红壤磷组分及磷素有效性的影响[J]. 土壤, 2020, 52(3): 451-457. Chen L J, Jiang Y J, Wang H T, et al. Effects of long-term application of organic materials on phosphorus fractions and availability in red soil[J]. Soils, 2020, 52(3): 451-457. |
| [38] |
孟祥天, 蒋瑀霁, 王晓玥, 等. 生物质炭和秸秆长期还田对红壤团聚体和有机碳的影响[J]. 土壤, 2018, 50(2): 326-332. Meng X T, Jiang Y J, Wang X Y, et al. Effects of long-term application of biochar and straws on red soil aggregate compostion and organic carbon distribution[J]. Soils, 2018, 50(2): 326-332. |
| [39] |
邵慧芸, 李紫玥, 刘丹, 等. 有机肥施用量对土壤有机碳组分和团聚体稳定性的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4691-4699. Shao H Y, Li Z Y, Liu D, et al. Effects of manure application rates on the soil carbon fractions and aggregate stability[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4691-4699. |
| [40] |
吴宪, 王蕊, 胡菏, 等. 潮土细菌及真菌群落对化肥减量配施有机肥和秸秆的响应[J]. 环境科学, 2020, 41(10): 4669-4681. Wu X, Wang R, Hu H, et al. Response of bacterial and fungal communities to chemical fertilizer reduction combined with organic fertilizer and straw in fluvo-aquic soil[J]. Environmental Science, 2020, 41(10): 4669-4681. |
| [41] |
张鑫, 周卫, 艾超, 等. 秸秆还田下氮肥运筹对夏玉米不同时期土壤酶活性及细菌群落结构的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2020, 26(2): 295-306. Zhang X, Zhou W, Ai C, et al. Effects of nitrogen management on soil enzyme activities and bacterial community structure in summer maize growing stages under straw incorporation[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2020, 26(2): 295-306. |
| [42] | Ma X Y, Liu M, Li Z P. Shifts in microbial biomass and community composition in subtropical paddy soils under a gradient of manure amendment[J]. Biology and Fertility of Soils, 2016, 52(6): 775-787. DOI:10.1007/s00374-016-1118-4 |
| [43] |
理鹏, 吴建强, 沙晨燕, 等. 粪肥和有机肥施用对稻田土壤微生物群落多样性影响[J]. 环境科学, 2020, 41(9): 4262-4272. Li P, Wu J Q, Sha C Y, et al. Effects of manure and organic fertilizer application on soil microbial community diversity in paddy fields[J]. Environmental Science, 2020, 41(9): 4262-4272. |
| [44] |
杨恒山, 萨如拉, 邰继承, 等. 不同质地土壤细菌多样性对玉米秸秆还田配施腐熟剂的响应[J]. 土壤通报, 2019, 50(6): 1352-1360. Yang H S, Sa R L, Tai J C, et al. Response of bacterial diversities of soil with different textures to corn straw returning to field combined with straw decomposing inoculants[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2019, 50(6): 1352-1360. |
| [45] |
李忠佩, 张桃林, 陈碧云. 可溶性有机碳的含量动态及其与土壤有机碳矿化的关系[J]. 土壤学报, 2004, 41(4): 544-552. Li Z P, Zhang T L, Chen B Y. Dynamics of soluble organic carbon and its relation to mineralization of soil organic carbon[J]. Acta Pedologica Sinica, 2004, 41(4): 544-552. DOI:10.3321/j.issn:0564-3929.2004.04.008 |
| [46] |
王梦雅, 符云鹏, 黄婷婷, 等. 等碳量添加不同有机物料对土壤有机碳组分及土壤呼吸的影响[J]. 中国烟草学报, 2018, 24(2): 65-73. Wang M Y, Fu Y P, Huang T T, et al. Effects of organic material application on organic carbon in and respiration of soil[J]. Acta Tabacaria Sinica, 2018, 24(2): 65-73. |
| [47] | Blagodatskaya E, Kuzyakov Y. Mechanisms of real and apparent priming effects and their dependence on soil microbial biomass and community structure: critical review[J]. Biology and Fertility of Soils, 2008, 45(2): 115-131. DOI:10.1007/s00374-008-0334-y |
| [48] | Jenkinson D. Cycles of soil: carbon, nitrogen, phosphorus, sulfur, micronutrients[J]. Soil Science, 1987, 144(5): 387-388. DOI:10.1097/00010694-198711000-00015 |
| [49] | Fisk M, Santangelo S, Minick K. Carbon mineralization is promoted by phosphorus and reduced by nitrogen addition in the organic horizon of northern hardwood forests[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 81: 212-218. DOI:10.1016/j.soilbio.2014.11.022 |
| [50] |
蔡祖聪. 浅谈"十四五"土壤肥力与土壤养分循环分支学科发展战略[J]. 土壤学报, 2020, 57(5): 1128-1136. Cai Z C. Discussion on the strategies for development of the subdiscipline of soil fertility and soil nutrient cycling for the 14th five-year plan[J]. Acta Pedologica Sinica, 2020, 57(5): 1128-1136. |
| [51] | Richardson A E, Barea J M, McNeill A M, et al. Acquisition of phosphorus and nitrogen in the rhizosphere and plant growth promotion by microorganisms[J]. Plant and Soil, 2009, 321(1-2): 305-339. |
| [52] | Cleveland C C, Townsend A R. Nutrient additions to a tropical rain forest drive substantial soil carbon dioxide losses to the atmosphere[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2006, 103(27): 10316-10321. DOI:10.1073/pnas.0600989103 |
| [53] | Zucchi T D, De Moraes L A B, De Melo I S. Streptomyces sp. ASBV-1 reduces aflatoxin accumulation by Aspergillus parasiticus in peanut grains[J]. Journal of Applied Microbiology, 2008, 105(6): 2153-2160. |
| [54] | Chen L J, Jiang Y J, Liang C, et al. Competitive interaction with keystone taxa induced negative priming under biochar amendments[J]. Microbiome, 2019, 7(1). DOI:10.1186/s40168-019-0693-7 |