仇存璞，陳曉芬，劉明，李委濤，吳萌，江春玉，馮有智，李忠佩

兩種典型水稻土中秸稈碳轉化的微生物過程

仇存璞1,2，陳曉芬3，劉明1,2，李委濤1，吳萌1，江春玉1，馮有智1,2，李忠佩1,2

（1中國科學院南京土壤研究所土壤與農業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室，南京 210008；2中國科學院大學，北京 100049；3江西省農業(yè)科學院土壤肥料與資源環(huán)境研究所，南昌 330200)

【】研究土壤中秸稈腐解速率、腐解過程中微生物群落結構變化和參與秸稈腐解的功能微生物群落組成，為揭示土壤有機質轉化和積累的微生物學機制提供理論依據。以我國亞熱帶兩種典型水稻土——常熟烏柵土和鷹潭紅壤性水稻土為研究對象，設置不添加秸稈（CK）和添加13C標記的水稻秸稈（RS）處理，厭氧恒溫培養(yǎng)38 d，在培養(yǎng)過程中定期測定氣體釋放量，研究秸稈礦化速率的動態(tài)變化；采集土壤樣品，利用13C-PLFA-SIP技術分析參與秸稈降解的微生物群落的動態(tài)變化。培養(yǎng)前12 d，秸稈降解緩慢，此時秸稈對土壤有機質（SOM）產生正激發(fā)效應；培養(yǎng)12-18 d秸稈快速降解，18 d后趨緩。培養(yǎng)結束時，秸稈碳在紅壤性水稻土和烏柵土中的礦化率分別為24%和33%。秸稈碳對CO2和CH4貢獻率隨培養(yǎng)時間的延長而增加，在培養(yǎng)末期分別為53%-60%和54%-57%。添加秸稈可以提高土壤微生物生物量及微生物活性，烏柵土微生物活性高于紅壤性水稻土。16:0（一般細菌）是參與秸稈分解主要類群，i16:0和i15:0（G+細菌）和18:1ω9c（真菌）也是參與秸稈分解的重要微生物類群。隨培養(yǎng)時間增加，G+細菌和放線菌的相對豐度增加，G-細菌呈降低趨勢。紅壤性水稻土和烏柵土PLFAs中標記利用秸稈碳的PLFAs的比例分別為27%-32%和18%-24%。真菌和一般細菌對秸稈碳的利用效率較高，而土壤原有有機質（SOM）礦化主要與G-和放線菌相關聯。添加秸稈造成烏柵土和紅壤性水稻土兩種水稻土微生物群落結構呈現明顯差異，但分解利用外源秸稈碳的微生物群落結構相似，而分解利用SOM微生物群落結構有差異。秸稈厭氧降解過程中秸稈碳的礦化滯后于土壤自身SOM；不同本底微生物活性和多樣性是影響秸稈碳礦化速率的重要因素；添加秸稈后不同土壤微生物群落結構的差異主要是參與SOM降解的微生物差異，土壤原SOM是導致這種差異的重要因素。

秸稈降解；13C-PLFA-SIP；水稻土；微生物群落

0 引言

【研究意義】秸稈還田可以提高土壤有機質（SOM）含量，促進土壤養(yǎng)分的循環(huán)轉化，對維持農田生態(tài)平衡具有重要作用[1]。在秸稈分解轉化形成土壤SOM的過程中，微生物群落的演替決定了轉化產物的數量和品質[2]。秸稈的微生物分解機制及其調控措施近年來受到廣泛重視。研究不同影響因素下秸稈分解過程，相關土壤微生物群落結構變化，以及參與分解的特異功能微生物群落組成，有助于揭示土壤SOM轉化、積累的微生物學機制?！厩叭搜芯窟M展】秸稈本身的性質[3]，土壤性質[4-5]和環(huán)境條件[6]都可影響秸稈的分解。土壤微生物是土壤SOM、土壤養(yǎng)分轉化和循環(huán)的動力，是土壤SOM轉化的執(zhí)行者。外源植物殘體進入土壤基質后，發(fā)生由微生物介導的物理-化學-微生物的轉化過程[7]。因此，土壤微生物也是秸稈分解的主要參與者，是驅動秸稈分解的動力。增加土壤微生物活性和生物量能夠加快秸稈的分解[8]。秸稈的分解也改變著微生物群落結構[9-10]，BASTIAN 等[11]發(fā)現在小麥秸稈分解過程中前期的優(yōu)勢菌群主要是細菌，而后期的優(yōu)勢菌群主要為真菌。微生物群落結構和秸稈降解過程有著直接的關聯，在秸稈降解的不同時段，微生物群落有明顯的演替現象[12]。13C穩(wěn)定性同位素技術在土壤SOM周轉和微生物生態(tài)學等方面應用廣泛[13-15]。PLFA-SIP技術可以指示標記物在土壤中轉化過程的功能微生物[13, 16-17]。Williams等[18]發(fā)現PLFAs（16:0、18:1ω9c和18:2ω6,9c）可以大量利用深紅三葉草和黑麥草秸稈碳，但不能被PLFAs（16:1ω5c和10Me17:0）利用?！颈狙芯壳腥朦c】分解秸稈的微生物群落結構會隨環(huán)境的變化和時間的推移而發(fā)生變化。目前對旱地生態(tài)系統(tǒng)的研究較多，而稻田長期處于干濕交替狀態(tài)，同旱作土壤中秸稈降解過程及與微生物群落的關系可能存在明顯差異。水稻土添加秸稈后，SOM轉化過程中參與秸稈碳代謝的微生物類群隨時間如何變化研究較少。任何影響微生物生長的土壤環(huán)境或條件均有可能影響秸稈碳在土壤中的去向。不同水稻土（如不同母質）中參與秸稈碳代謝的關鍵微生物類群是否有差異仍需深入探討?！緮M解決的關鍵問題】本研究以我國亞熱帶兩種典型水稻土——常熟烏柵土和鷹潭紅壤性水稻土為研究對象，研究了秸稈在不同水稻土中的礦化速率及動態(tài)變化，探討了不同培養(yǎng)時期利用外源秸稈碳的微生物群落組成變化以及在不同母質土壤中的差異，為揭示秸稈碳在水稻土中轉化過程機制提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試土壤和秸稈

本試驗采用兩種典型水稻土，一種采自中國科學院鷹潭農業(yè)生態(tài)試驗站（江西省鷹潭市余江縣，116°55′E，28°15′N），為第四紀紅黏土母質上發(fā)育的紅壤性水稻土。另一種采自于中國科學院常熟生態(tài)試驗站（江蘇省常熟市，120°42′E，31°33′N），其為湖泊沉積物上發(fā)育的烏柵土（表1）。

供試秸稈為13C標記的水稻秸稈，采用脈沖標法，在水稻分蘗期、拔節(jié)期、抽穗期和灌漿期對其進行4次標記，水稻成熟后收獲標記的秸稈。標記的水稻秸稈經殺青、烘干、粉碎（＜40目）后，保存在密閉干燥的容器中備用。水稻秸稈有機碳含量為387 g·kg-1，全氮含量為19.7 g·kg-1，δ13C值為797‰。

表1 供試土壤性質

1.2 試驗設計

稱取相當于烘干土重20 g的風干土樣置于110 mL培養(yǎng)瓶中，添加0.2 g13C標記水稻秸稈混合均勻，同時設置未添加秸稈的土壤作為對照。調節(jié)含水量為土壤最大持水量（WHC）的60%，充氮氣后置于25℃恒溫培養(yǎng)箱中厭氧培養(yǎng)。在培養(yǎng)的第3、6、9、12、18、28、38天采集氣體測定CO2與CH4含量，在第3、9、18、38天采集土樣進行磷脂脂肪酸的分析。

1.3 CO2和CH4測定

CO2和CH4濃度采用氣相色譜儀GC-7890A（Agilent Technologies，美國）測定。CO2和CH4中同位素組成采用同位素質譜儀MAT253（Thermo Finnigan，德國）測定。

1.4 PLFA提取和微生物群落結構測定

采用修正的Bligh-Dyer方法進行脂類提取和PLFA分析[19-20]。用帶有MIDI Sherlock系統(tǒng)（MIDI，Inc.，Newark，DE，USA）的Agilent 7890氣相色譜（Agilent Technologies，Santa Clara，CA，USA）對提取的脂肪酸甲酯（FAME）進行識別與定量。PLFA的含量和類型常用來表征土壤微生物群落結構的變化。其中，14:0、15:0、16:0、17:0、18:0和20:0代表一般細菌；i14:0、a14:0、i15:0、a15:0、i16:0、a16:0、i17:0、a17:0、i18:0和i20:0代表革蘭氏陽性（G+）細菌；15:1ω6c、16:1ω7c、16:1ω9c、17:1ω8c、18:1ω7c、19:1ω6c、20:1ω9c、21:1ω3c、cy17:0和cy19:0代表革蘭氏陰性（G-）細菌；18:1ω9c和18:2ω6c代表真菌；10Me16:0、10Me17:0和10Me18:0代表放線菌[21-22]。加和標記脂肪酸量作為各類群生物量。采用氣相色譜-燃燒-同位素質譜GC（Thermo Scientific Trace GC Ultra）-C-IRMS（Finnigan MAT 253）測定FAME的δ13C值。被檢出的PLFAs中，用于同位素分析的PLFAs有19種，分別歸類為一般細菌（14:0、15:0、16:0、17:0、18:0 和20:0）、革蘭氏陽性（G+）細菌（a15:0、i15:0、i16:0、a17:0和i17:0）、革蘭氏陰性（G-）細菌（16:1w9c、cy17:0、18:1ω7c和cy19:0）、真菌（18:1ω9c和18:2ω6c）和放線菌（10Me16:0和10Me18:0）。

1.5 計算方法

土壤釋放CO2-C中來自水稻秸稈碳的比例為[23]：

Fstraw= (δ13CO2, straw-δ13CO2, control)/(δ13Cstraw-δ13Csoil) （1）

式中，δ13CO2, straw和δ13CO2, control為添加秸稈和不添加秸稈土壤釋放CO2的δ13C值；δ13Cstraw和δ13Csoil分別為水稻秸稈和土壤的δ13C值。計算土壤釋放CH4-C中來自水稻秸稈碳的比例應用相似的公式。

在添加秸稈的土壤中由土壤原有SOM釋放的CO2量為：

CO2, SOM= CO2, straw× (1-Fstraw) （2）

式中，CO2, straw為添加秸稈土壤中CO2的總釋放量。計算在添加秸稈的土壤中由土壤原有SOM釋放的CH4量應用相似的公式。

添加秸稈對SOM分解釋放CO2的激發(fā)效應為：

激發(fā)效應=CO2,SOM/CO2,control-1 （3）

式中，CO2,control為不添加秸稈的土壤CO2總量，添加秸稈對SOM礦化（CO2+CH4）和分解釋放CH4的激發(fā)效應應用相似的公式。

通過計算添加秸稈土壤釋放氣體中碳量占秸稈碳的比例估算秸稈碳的礦化率：

秸稈碳的礦化率 = 標記秸稈釋放氣體-C量/秸稈碳量 （4）

每種PLFA中標記利用秸稈碳所占比例（Pi, %）用以下公式進行計算[24]：

Pi=(δ13CPLFA-straw-δ13CPLFA-control)/(δ13Cstraw-δ13Csoil)×100 （5）

式中，δ13CPLFA-straw和δ13CPLFA-control分別代表添加標記水稻秸稈處理和對照處理單個PLFA的δ13C值（‰）；δ13Cstraw和δ13Csoil分別代表標記水稻秸稈和土壤的δ13C值（‰）。

秸稈碳PLFA（13C-PLFA）單體的含量（nmol·g-1）為：

13C-PLFA = PLFA單體含量（nmol·g-1）×Pi/100 （6）

1.6 數據處理與分析

運用PASW18.0（SPSSinc，Chicago，IL，USA）軟件進行方差分析和主成分分析（PCA）。運用Origin 9.0軟件進行繪圖。

2 結果

2.1 秸稈碳礦化動態(tài)及其對CO2和CH4排放的貢獻

在紅壤性水稻土和烏柵土對照中，厭氧培養(yǎng)38 d時CO2累積排放量分別為54和71 μmol·g-1（圖1-a），水稻秸稈的添加使CO2累積排放量分別增加了72%和86%。在各處理中，在培養(yǎng)初期CO2排放量迅速增加，18 d后釋放速率趨緩。來源于水稻秸稈的CO2累積排放量在培養(yǎng)初期緩慢增加，12 d后迅速增加18 d后趨緩；培養(yǎng)結束時，其在紅壤性水稻土和烏柵土中累積排放量分別為56和69 μmol·g-1，分別占總排放量的60%和53%。培養(yǎng)初期，水稻秸稈的添加促進土壤原有SOM分解，使來源于土壤有機碳的CO2排放量快速累積，12 d后趨于穩(wěn)定，水稻秸稈對土壤SOM礦化的促進作用減弱，培養(yǎng)結束時，其在紅壤性水稻土和烏柵土中累積排放量分別為37和61 μmol·g-1。水稻秸稈的礦化產CO2要滯后于土壤SOM，但在培養(yǎng)末期的累積排放量高于土壤SOM。在紅壤性水稻土和烏柵土對照中，厭氧培養(yǎng)38 d后CH4累積排放量分別僅為1.8和3.6 μmol·g-1（圖1-b），水稻秸稈的添加可以顯著增加CH4累積排放，分別達到37和68 μmol·g-1。秸稈和土壤原有SOM厭氧分解產生的CH4均隨培養(yǎng)時間呈線性增加，培養(yǎng)38 d后，來源于秸稈碳的CH4在紅壤性水稻土和烏柵土中累積排放量分別占總排放量的57%和54%。培養(yǎng)前28 d，秸稈碳對CO2和CH4排放的貢獻率烏柵土大于紅壤性水稻土（圖1-d），且秸稈碳對CH4的貢獻率在培養(yǎng)前9 d呈指數增長在12 d達到峰值，而秸稈碳對CO2的貢獻率在培養(yǎng)前期較低在9—18 d呈指數增長并在28 d時達到峰值。秸稈碳對總礦化量（CH4和CO2）的貢獻率在不同水稻土中無明顯差異。根據釋放于氣體中的碳來估算秸稈碳的礦化率（圖1-c），整個培養(yǎng)期內秸稈碳在紅壤性水稻土中的礦化率小于烏柵土，培養(yǎng)結束時兩種水稻土中秸稈碳的礦化量分別為24%和33%。

“YT”和“CS”分別指鷹潭紅壤性水稻土和常熟烏柵土。下同The abbreviations “YT” and “CS” in the legend indicates Yingtan Red paddy soil and Changshu Wushan soil, respectively. The same as below

添加秸稈可以促進SOM分解產生CO2從而導致正激發(fā)效應（圖1-a，圖2-a），但這種影響逐漸減弱在培養(yǎng)12 d后變?yōu)樨摷ぐl(fā)效應（圖2-a）。添加秸稈同樣可以誘發(fā)SOM礦化產CH4導致正激發(fā)效應（圖1-b，圖2-b），這種影響在烏柵土中培養(yǎng)3—12 d時持續(xù)增加，在培養(yǎng)12 d時達到最大，之后下降但依舊為正激發(fā)效應；但在紅壤性水稻土中激發(fā)效應的強度顯著小于常熟烏柵土，在培養(yǎng)的前9 d表現為負激發(fā)效應，之后表現為正激發(fā)效應。CO2+CH4的激發(fā)效應在培養(yǎng)第12天時達到最大隨后減弱，在烏柵土中仍舊表現為正激發(fā)效應，但在紅壤性水稻土中12 d后表現為負激發(fā)效應。

圖2 CO2（a）,CH4（b）和CO2+CH4（c）的激發(fā)效應Fig. 2 Priming effects of CO2 (a), CH4 (b) and CO2 plus CH4 (c)

2.2 土壤微生物群落結構組成及變化

厭氧培養(yǎng)過程中，不添加秸稈處理的土壤總PLFAs和各類群微生物PLFAs含量均表現為隨培養(yǎng)時間的延長而增加（圖3）。烏柵土的總PLFAs和各類群微生物PLFAs含量在整個培養(yǎng)過程中均高于紅壤性水稻土。在添加秸稈的水稻土中，隨培養(yǎng)時間的延長烏柵土中總PLFAs略有增加，而紅壤性水稻土總PLFAs降低。在培養(yǎng)末期，添加秸稈的紅壤性水稻土總PLFAs與對照接近，這主要與一般細菌、革蘭氏陽性菌（G+）和真菌含量的下降有關。但在添加秸稈的烏柵土中，雖G+有所降低，但幅度小于紅壤性水稻土，且一般細菌和革蘭氏陰性菌（G-）含量升高，因此添加秸稈的烏柵土總PLFAs在培養(yǎng)末期時略有升高。

“CK”和“RS”分別指不添加和添加秸稈The abbreviations “CK” and “RS” indicates soils without and with straw addition, respectively

對土壤PLFAs數據進行主成分分析，提取得到的主成分1和主成分2分別解釋變量方差的43.6%和13.5%（圖4）。在添加秸稈的水稻土中，培養(yǎng)18 d后的各處理聚集，說明添加秸稈的水稻土微生物群落結構趨于穩(wěn)定。隨著培養(yǎng)時間延長，烏柵土中添加秸稈各樣點遷移幅度較紅壤性水稻土大，說明添加秸稈對烏柵土微生物群落結構的影響更大。

2.3 參與秸稈分解的微生物群落組成及變化

PLFA單體中碳來源于秸稈碳和土壤SOM，但在不同的單體中的含量和比重有差異（圖5，6）。利用秸稈碳的微生物群落中，一般細菌占主導地位，其相對豐度在紅壤性水稻土和烏柵土中分別達60%—76%和47%—55%（表2）。一般細菌中16:0含量最高（圖5），在紅壤性水稻土中，培養(yǎng)3 d時為8.7 nmol·g-1（占利用秸稈碳微生物PLFAs的比例為50%），18 d時為6.1 nmol·g-1（62%），38 d時為4.0 nmol·g-1（38%）；而在烏柵土中，培養(yǎng)3 d時為8.7 nmol·g-1（占利用秸稈碳微生物PLFAs的比例為44%），38 d時為4.0 nmol·g-1（25%），16:0是水稻土中參與秸稈降解的主要細菌PLFA單體。另外G+細菌中i15:0和i16:0和真菌中18:1ω9c也是參與秸稈降解的重要PLFA單體。由表2可知，G+細菌和放線菌的相對豐度隨培養(yǎng)時間的延長而增加，G-細菌和真菌在兩種土壤中隨培養(yǎng)時間的延長均減少。利用秸稈碳的PLFAs，在紅壤性水稻土PLFAs中的比例為27%—32%（圖6-a），而在烏柵土PLFAs中的比例為18%—24%（圖6-b），說明紅壤性水稻土中微生物較烏柵土更易利用秸稈碳。G+細菌和放線菌對秸稈碳的利用效率隨著培養(yǎng)時間延長而增加，而G-細菌和真菌對秸稈碳的利用效率隨培養(yǎng)時間而降低。一般細菌和真菌對秸稈碳的利用效率較高，在紅壤性水稻土中分別達43%—46%和38%—62%，在烏柵土中分別為30%— 34%和25%—50%。而G-細菌和放線菌對秸稈碳的利用效率較低（0—15%），這兩類微生物類群主要與土壤原有SOM礦化相關聯。

“CK”和“RS”分別指不添加和添加秸稈。數字指培養(yǎng)時間（天）

圖5 不同水稻土添加秸稈厭氧培養(yǎng)過程中利用秸稈碳的土壤PLFA單體含量

對13C標記和非標記PLFAs進行主成分分析，區(qū)別來源于秸稈碳和SOM碳的微生物群落組成差異，提取得到的主成分1和主成分2分別解釋變量方差的66.3%和13.4%（圖7）。在添加秸稈的水稻土中，參與秸稈降解的微生物群落結構相似，但兩種土壤中參與SOM降解的微生物群落結構差異明顯。說明添加秸稈后兩種水稻土微生物群落結構的差異主要來自參與SOM降解的微生物的不同。烏柵土中參與秸稈分解和參與SOM分解的微生物群落結構的差異顯著大于紅壤性水稻土。培養(yǎng)18 d后各樣點聚集，參與秸稈和原有SOM分解的微生物群落結構均在18 d趨于穩(wěn)定。在烏柵土中，各樣點遷移幅度較紅壤性水稻土大，說明添加秸稈對烏柵土中參與秸稈和SOM分解的微生物群落結構的影響均大于紅壤性水稻土。

表2 不同水稻土添加秸稈厭氧培養(yǎng)過程中利用秸稈碳的土壤PLFAs各組成的相對豐度

“YT”和“CS”分別指鷹潭紅壤性水稻土和常熟烏柵土

The abbreviations “YT” and “CS” in the legend indicates Yingtan Red paddy soil and Changshu Changshu soil, respectively

圖6 秸稈碳在添加秸稈土壤磷脂脂肪酸各組成中貢獻率

“RS”和“SOM”分別代表來源于水稻秸稈碳和土壤有機質碳。數字代表培養(yǎng)時間（天）

3 討論

3.1 秸稈碳礦化

水稻秸稈由纖維素（約35%）、半纖維素（約25%）、木質素（約15%）以及粗蛋白（約3%）等大分子物質組成，可以被多種微生物群落及復合體應用不同的物質利用模式而利用[3, 25-26]，它們在土壤中的降解轉化是在微生物、酶等參與下的礦化分解和腐殖化過程[27]。本文結果顯示培養(yǎng)前12 d，秸稈的降解速率較低，此時CO2的排放主要是秸稈對土壤原有SOM分解的促進作用所產生（正激發(fā)效應）（圖1，2）。多數室內培養(yǎng)試驗結果表明，因土壤中添加了秸稈，改善了土壤團聚體結構，增加了土壤養(yǎng)分，有效促進了土壤微生物的生長和代謝，進而增強了其對土壤原SOM的分解，即發(fā)生正激發(fā)效應。培養(yǎng)12 d后激發(fā)效應降低，秸稈開始快速腐解，如烏柵土中秸稈總礦化率（CO2+CH4）在12 d時為9%，而在18 d時達到23%。秸稈添加可以促進SOM分解產生CO2，進而激發(fā)微生物的活性利用新添加的有機物質[28-29]，使秸稈快速腐解。FONTAINE[30]的研究發(fā)現，纖維素可刺激至少兩種類型的微生物產生，一種專門分解纖維素，另一種主要是分解SOM，但也可能利用纖維素。因此，水稻秸稈的添加可能刺激了SOM分解微生物的產生，然而刺激效應是有限的，隨后逐漸被能利用秸稈的微生物淘汰[31]。也有研究認為還田秸稈在土壤微生物的作用下同時進行的礦化和腐殖質化過程增加了SOM含量，而源于秸稈碳新形成的SOM，主要是形成的活性有機碳，更易被微生物利用[31]，從而降低土壤原SOM的分解。研究結果還發(fā)現，添加秸稈同樣可以增加CH4的產生并且促進SOM分解產生CH4（圖2-b），秸稈中一些惰性組分的降解可以刺激SOM降解微生物的生長進而導致SOM分解產生CH4[32]。培養(yǎng)后期，秸稈腐解速率減緩。通常，植物殘體中的糖類、蛋白質、淀粉和氨基酸等活性組分最早被微生物快速分解；隨后，半纖維素和纖維素等惰性組分被微生物分解利用[4, 33]。研究結果還表明，秸稈在紅壤性水稻土中的礦化速率要低于烏柵土，在培養(yǎng)末期秸稈在紅壤性水稻土中的礦化率比烏柵土低8%，這可能與土壤微生物活性有關，微生物生物量可以反映土壤微生物活性，紅壤性水稻土微生物活性低于烏柵土（圖3）。同時結果表明添加秸稈后烏柵土的激發(fā)效應要高于紅壤性水稻土（圖2），SOM分解過程中，電子受體濃度、產甲烷活性、微生物活性和底物利用率對激發(fā)效應的生成時間、大小和持續(xù)時間均有影響[23]。

3.2 微生物群落結構變化

本研究運用PLFA方法探索秸稈厭氧降解過程中微生物群落結構的動態(tài)變化。PCA分析結果表明，隨著培養(yǎng)時間的延長，對照土壤微生物群落組成略有遷移，而添加秸稈會加速微生物群落結構的單向演替（圖4），同時水稻秸稈對烏柵土微生物群落結構的影響要大于紅壤性水稻土。通過不同碳來源的PLFAs組成的PCA分析還表明，添加秸稈會加速分解利用秸稈和SOM的微生物群落結構的單向演替，并且這種演替依舊是烏柵土大于紅壤性水稻土（圖7）。通常認為，在水稻秸稈和SOM厭氧降解過程中，微生物的演替是由限制資源的可利用性和群落利用這些資源的能力所驅動的[23]。本研究發(fā)現添加秸稈后兩種土壤利用分解水稻秸稈的微生物群落結構相似而分解利用SOM的微生物群落結構有差異。而本研究中，兩種土壤添加同樣的秸稈且添加量相同，而土壤的SOM含量不同（表1），且兩種土壤的SOM組成也是有差異的[34]，如烏柵土活性胡敏酸碳占腐殖酸碳的比例顯著高于紅壤性水稻土，而富里酸碳占腐殖酸碳的比例顯著低于紅壤性水稻。SOM為土壤微生物生長提供主要的碳源和能源，其含量和組成是影響土壤微生物生物量以及群落組成的關鍵因素[35-36]。烏柵土和紅壤性水稻土SOM含量和組成的差異勢必使得SOM的可利用組分及可利用率產生差異，進而引起分解利用SOM的微生物群落組成的差異。此外烏柵土有機碳含量更高，C/N為9.50，紅壤水稻土有機碳含量較低，C/N比8.29，碳氮比越高，腐殖化程度越低。C/N比值也影響微生物群落結構，細菌和真核生物群落結構均與土壤C/N比值顯著相關[36]。

3.3 特異微生物的變化

MOORE-KUCERA和DICK[37]對森林土壤的研究表明，18:1ω9c和18:2ω6,9c（真菌標志物）對13C標記凋落物和根殘體中碳的利用能力最強。ELFSTRAND等[38]的研究指出，16:0、革蘭氏陰性菌（16:1ω7c和18:1ω7c）和真菌（18:1ω9c）是利用深紅三葉草秸稈碳的主要類群。WILLIAMS等[18]對13C標記深紅三葉草和黑麥草的根與秸稈的微生物分解過程研究發(fā)現，部分PLFAs（16:1ω5c和10Me17:0）基本不利用植物殘體碳，而另一部分PLFAs（16:0、18:1ω9c和18:2ω6,9c）在整個培養(yǎng)過程中均能大量利用植物殘體碳。本研究發(fā)現，烏柵土和紅壤性水稻土中，16:0（一般細菌）是利用水稻秸稈碳的主要類群，i16:0和i15:0（G+細菌）和18:1ω9c（真菌）也是參與秸稈分解的重要微生物類群（圖5）。植物殘體性質和土壤條件的不同可能是導致參與植物殘體分解微生物群落不同的主要原因。

由秸稈引入的外源碳可以增加微生物生物量，在培養(yǎng)3 d時PLFAs總量在紅壤性水稻土和烏柵土中分別增加170%和155%，而在培養(yǎng)9 d分別增加100%和67%（圖3）。其中G+細菌、G-細菌、一般細菌、放線菌和真菌的微生物生物量均有增加，暗示秸稈的厭氧降解過程涉及一系列復雜的微生物群體[39]，是各種微生物共同參與下完成的。然而，秸稈對土壤微生物這種促進作用隨著培養(yǎng)時間而減弱，并且在38 d時在紅壤性水稻土中消失（圖3）。

不同分解階段相對應的微生物群落結構和組成的動態(tài)變化也反映了具有不同生長策略的微生物消長[3, 40]。在秸稈分解早期，由易分解部分產生的底物刺激R-策略微生物迅速繁殖生長。后期隨著底物復雜性提高，可用性降低，K策略微生物具有生長優(yōu)勢。一般認為，G-細菌是R-策略（富營養(yǎng)型）微生物，生長速率快，主要利用易分解活性有機底物；而放線菌和大部分G+細菌是K-策略（貧營養(yǎng)型）微生物，對較難分解的有機物利用能力更強，因此生長速率緩慢[13]。本研究結果也表明，從培養(yǎng)的18 d到38 d，秸稈分解速率緩慢，水稻土中利用秸稈碳的G+細菌和放線菌平均相對豐度增加而G-細菌相對豐度降低（表2）。本研究還發(fā)現，紅壤性水稻土中一般細菌在秸稈分解中發(fā)揮主要作用，而烏柵土，G+細菌和一般細菌對秸稈碳的利用能力最強，是參與秸稈分解的主要微生物類群。植物殘體性質和土壤條件的不同可能是導致參與植物殘體分解微生物群落不同的主要原因，而本研究中，秸稈來源和添加量一致，因此上述結果反映出不同母質土壤中微生物對碳源代謝方式的差異性（圖6）。究其原因，可能是紅壤性水稻土中SOM含量較烏柵土低，養(yǎng)分相對貧乏，當外源碳（水稻秸稈）加入后，紅壤性水稻土微生物對外源碳的利用能力較烏柵土微生物相對容易。

4 結論

秸稈的添加促進土壤原有SOM的分解，水稻秸稈的礦化滯后于土壤SOM，秸稈在烏柵土中的礦化率大于紅壤性水稻土。添加秸稈引起參與秸稈碳降解的微生物群落結構的變化，G+和放線菌的相對豐度隨培養(yǎng)時間增加而增加，G-細菌隨培養(yǎng)時間增加而降低。添加秸稈后烏柵土和紅壤性水稻土兩種水稻土微生物群落結構的差異主要是分解利用SOM微生物的差異。

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Microbial Transformation Process of Straw-Derived C in Two Typical Paddy Soils

QIU CunPu1,2, CHEN XiaoFen3, LIU Ming1,2, LI WeiTao1, WU Meng1, JIANG ChunYu1, FENG YouZhi1,2, LI ZhongPei1, 2

(1State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008;2University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049;3Soil and Fertilizer & Resources and Environment Institute, Jiangxi Academy of Agricultural Sciences, Nanchang 330200)

【】The straw degradation rate, microbial community structure changes and functional microbial community composition involved in straw decomposition in soils were researched, and the research results could provide the theoretical foundation for revealing microbial mechanism of the soil organic matter transformation and accumulation. 【】Two typical subtropical paddy soil in China, including Changshu Wushan soil and Yingtan Red paddy soil, were collected as the research materials. We anaerobically incubated the soils with/without13C-enriched rice straw for 38 days. Gaseous samples were regularly collected to investigate mineralization rate of straw in dynamic changes. The soil samples were collected to analyze the dynamic changes of the microbial community composition related to straw decomposition by using13C-PLFA-SIP technology. 【】At the early stage before day 12 of the anaerobic culture, straw degraded slowly, and straw had positive priming effect on soil organic matter (SOM). At the stage of day 12-18, straw degraded rapidly and then the rate tended to be slow after day 18. At the end of incubation, straw mineralization rate was 24% and 33% in Red paddy soil and Wushan soil, respectively. The contribution of straw C to C efflux increased with incubation time, which was 53%-60% and 54%-57% to CO2and CH4efflux, respectively. The microbial biomass and activity were improved in the soil with straw, and the microbial activity in Wushan soil was higher than that in Red paddy soil. During straw degradation, 16:0 (general bacteria) was the main groups. i16:0, i15:0 (G+bacteria) and 18:1ω9c (fungi) were also important microbial groups involved in straw degradation. The relative abundance of straw-derived gram-positive (G+) bacteria and actinomycetes increased and gram-positive (G-) bacteria decreased with incubation time. The proportions of straw-derived PLFAs were 27%-32% and 18%-24% in Red paddy soil and Wushan soil PLFAs, respectively. The straw utilization efficiency was higher in fungi and general bacteria, while G-bacterial and actinomycetes PLFAs were preferentially linked to extant soil organic matter (SOM) mineralization. The microbial community composition was different between Wushan soil and Red paddy soil with rice straw. The straw-derived microbial community composition was similar in two soils, but the SOM-derived microorganisms were differences. 【】The mineralization of straw C lagged behind extant SOM during anaerobic straw degradation. The microbial activity and diversity in soil were important factors influencing the efficiency of straw mineralization. After adding straw in soil, it’s showed differences from the microbial community composition, which were mainly involved in the differences between SOM-derived microorganisms, and SOM was an important factor leading to these differences.

rice straw degradation;13C-PLFA-SIP; paddy soil; microbial community

10.3864/j.issn.0578-1752.2019.13.007

2018-12-22；

2019-03-11

國家自然科學基金（41430859）、國家重點研發(fā)計劃項目（2018YFD0301104-01）、中國博士后基金（2018M640530）

仇存璞，Tel：025-86881313；E-mail：cpqiu@issas.ac.cn。

李忠佩，Tel：025-86881323；E-mail：zhpli@issas.ac.cn。通信作者馮有智，Tel：025-86881367；E-mail：yzfeng@issas.ac.cn

（責任編輯 李云霞）