铁氧化物影响下生物质炭对土壤细菌群落结构的影响

李 莹， 夏丽丹， 包明琢， 张燕林， 周垂帆

(1.福建省农业科学院农业质量标准与检测技术研究所，福建 福州350003；2.福建省农产品质量安全重点实验室，福建 福州350003；3.福建农林大学林学院，福建 福州350002；4.福建长汀红壤丘陵生态系统国家定位观测研究站，福建 福州350002)

近年来，生物质炭作为一种高效、经济友好的土壤改良剂，在增加土壤碳封存、改善土壤质量、提高作物产量和保证粮食安全等方面受到广泛关注[1-2].生物质炭常见的制备方式主要包括高温限氧热解[1]和水热碳化[3].目前，常规高温限氧获得的裂解炭在农业生产领域的应用研究更为广泛[1-2].但近年来，水热炭由于其制备原料不受水分含量的限制[3-4]，且在制备过程中具有产率高、耗能低、CO2释放量少等优势，在能源严重短缺的当下受到越来越多的关注[5].与裂解炭相比，水热炭具有许多不同的结构和表面特征，如弱酸性、低孔隙率、较低的热稳定性和更强的疏水性等[4，6-7].水热炭的能源优势和环保特性使其在土壤改良领域具有广阔的应用前景.

生物质炭的施入对土壤关键功能的生态效应已成为许多研究的重要课题.但相对于裂解炭研究的广泛性，对水热炭的相关研究则明显匮乏.水热炭通常呈弱酸性[7]，且具有更多的含氧官能团和较不稳定的结构[5]，在进入土壤后会释放出较高浓度的可溶性有机质，可能对土壤环境产生危害[6].同时也有研究发现，水热炭携带大量潜在的有害物质(如呋喃、糠醛、酚类和一些金属)，对生物表现出一定毒性[7-8].由于相关研究缺乏，不同水热炭对土壤环境的影响效应亟需进一步研究确定.

微生物是土壤生态系统中最活跃的部分，在提高土壤质量方面发挥着重要作用.其中，土壤细菌占到微生物组分的70%～90%，被公认为是土壤生态系统变化的预警和敏感指标[9].良好的土壤细菌群落结构能够改善土壤理化性质、提高土壤肥力，从而起到改良土壤的作用[10]，O′neill et al[11]研究表明，生物质炭可以丰富土壤细菌群落，提高土壤微生物多样性.乌英嗄等[12]研究也表明，施用生物炭能够改变土壤原有细菌群落组分，在增加了一些特异细菌种类的同时，还在一定程度上抑制了原有细菌的生长.但目前关于生物质炭对土壤微生物群落影响的报道基本都是关于裂解炭的，而鲜有对水热炭的相关研究，这极大地限制了水热炭在土壤生态改良中的应用和推广.

铁氧化物是土壤重要的组成部分，广泛存在于自然界中[13].众多研究证实，铁氧化物表面带有可变电荷，比表面积较大且活性较高，可通过表面吸附改变化学物质的环境行为[14-15]；更重要的是，铁氧化物的矿物学机制控制着生态环中的营养、有害元素和化合物的生物地球化学循环[16]，尤其对土壤有机碳的稳定和周转起着关键性作用[17].那么，铁氧化物的存在是否会导致生物质炭(尤其是水热炭)对土壤环境的影响发生变化，是否会消除水热炭对土壤环境的负面效应，目前尚不可知.基于此，本研究选用北方农田棕壤土，采用土壤中广泛存在的针铁矿，即羟基氧化铁，分别添加水热炭、裂解炭、玉米秸秆、铁氧化物开展室内培养试验，研究铁氧化物与不同制备方式产生的生物质炭对土壤理化性质的影响.采用高通量测序手段研究不同处理下土壤细菌丰富度、群落组成及结构，分析不同制备方式产生的生物质炭及其与铁氧化物的混合物对土壤细菌群落的影响，旨在进一步为生物质炭应用于改良生态环境提供一定的依据.

1 材料与方法

1.1 样品来源

供试土壤样品取自山东省临沂市沂南县孙祖镇孙祖五村(118°35′E，35°52′N)表层土壤(0 ～20 cm)，该地位于山东省中南部，属暖温带半湿润大陆性季风气候，近5 a 年平均气温14.36 ℃，年平均降水量775.36 mm，年平均日照时数2 149.2 h，该区主要农作物为稻谷.鲜土取回后，去除混杂的石块和植物残留根系，过2 mm 筛后置于4 ℃待用.其中，土壤pH 为5.84，可溶性有机碳含量为51.62 mg·kg-1，全磷和全钾含量分别为1.82 和56.68 g·kg-1，有效磷和有效钾含量分别为25.65 和152.01 mg·kg-1.

1.2 外源添加物的制备

铁氧化物(α-FeOOH)的制备:参照谢发之等[18]的方法制备.在现配的50 mL 1 mol·L-1Fe(NO3)3中，边搅拌边迅速加入90 mL 5 mol·L-1KOH，待生成红褐色的Fe(OH)3后，再加入860 mL 纯水搅拌均匀后密封置于70 ℃的恒温干燥箱中陈化反应60 h.反应结束后取出冷却，洗涤沉淀物至洗涤液呈中性，70 ℃下干燥后用研钵磨细过0.1 mm 筛备用.

玉米秸秆的制备:取北方农田废弃物玉米秸秆，用纯水洗净后烘干、粉碎过1 mm 筛备用.

水热炭的制备:以过1 mm 筛的玉米秸秆粉末为原料，在1 L 的水热反应釜中以1 ∶10 的比例(质量比)加入秸秆和纯水，在250 ℃自生压力下，经水热反应获得秸秆水热炭.

裂解炭的制备:以过1 mm 筛的玉米秸秆粉末为原料，将其盛入500 mL 的有盖坩埚中，在马弗炉中于500 ℃下炭化4 h 获得秸秆裂解炭.

玉米秸秆、水热炭和裂解炭的基本性质见表1.

表1 不同生物质炭、玉米秸秆的基本性质Table 1 Basic properties of biochar and maize straw

1.3 试验设计

试验共设置8 个处理，即空白对照(CK)、添加3%水热炭(HC)、添加3%裂解炭(BC)、添加3%玉米秸秆(MS)、添加1%铁氧化物(Fe)、添加3%水热炭与1%铁氧化物的混合物(HC-Fe)、添加3%裂解炭与1%铁氧化物的混合物(BC-Fe)、添加3%秸秆与1%铁氧化物的混合物(MS-Fe)，每个处理重复4 次.土壤培养试验参考Schulz et al[19]的方法.称取100 g 过2 mm 筛的鲜土分别与水热炭、裂解炭、玉米秸秆等外源添加物混合，置于三角瓶中，用保鲜膜封口并用尖头镊子在瓶口扎4～6 个小洞以供土壤有氧呼吸，最后置于25 ℃的恒温培养箱中进行无光照培养，培养期间每隔2～3 d 称重补水，使土壤水分含量保持在田间持水量的70%，培养120 d 后结束培养，一部分土样保存于4 ℃下，用于土壤理化性质的测定，另一部分保存于-80 ℃下，用于高通量测序分析土壤细菌群落组成.

1.4 土壤理化指标的测定

土壤pH 采用电位法测定，水土比为2.5 ∶1(质量比).硝态氮()和铵态氮()用2 mol·L-1KCl 浸提，有效磷用0.03 mol·L-1NH4F— 0.025 mol·L-1HCl 浸提，均采用SAN++全自动连续流动分析仪(荷兰斯卡拉公司)测定；可溶性有机碳用2 mol·L-1KCl 浸提，采用TOC 测定仪(日本岛津公司)测定；有效钾用2 mol·L-1HNO3浸提，用TSW-990AFG 型原子吸收分光光度计(北京普析通用有限公司)测定.

1.5 土壤细菌16S rDNA 的扩增和高通量测序

采用MOBIO 强力土壤DNA 提取试剂盒提取DNA，用1%琼脂糖凝胶电泳检测抽提的DNA，用Nano-Drop 2000 型超微量分光光度计(美国赛默飞世尔科技公司)检测样品质量，取30 ng 进行PCR 扩增.采用引物(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG、GGACTACHVGGGTWTCTAAT)对16S rDNA V3～V4 区进行测序.PCR反应体系25 μL，含2 μL DNA、上下游引物各1 μL、3 μL BSA、12.5 μL 2×Taq Plus Master Mix、5.5 μL ddH2O.PCR 反应程序为:94 ℃预变性5 min；94 ℃变性30 s，50 ℃退火30 s，72 ℃延伸60 s，共28 个循环；72 ℃延伸7 min，4 ℃保存.设置3 次生物学重复.将同一样本的PCR 产物混合后用2%琼脂糖凝胶电泳检测，使用AxyPrep DNA 凝胶回收试剂盒(爱思进公司)切胶回收PCR 产物，用Tris HCl 洗脱，2%琼脂糖电泳检测，而后进行Miseq 文库构建，最后由北京奥维森科技有限公司使用Illumina Misep PE300 测序平台进行高通量测序.

1.6 数据处理

Miseq 测序得到的双端序列数据经过质控、拼接及去除嵌合体、短序列后得到优质序列.利用Uclust 软件，以97%的序列相似度标识并聚类为操作分类单元(operational taxonomic units， OTU)，采用RDP Classifier 算法对OTU 代表序列进行比对，得到每个OTU 对应的物种分类信息.通过基于方差分解法的主成分分析[18]反映处理间的距离，从而比较不同菌群组成的差异.基于OTU 聚类结果，使用QIIME 软件计算样品的Chao1 指数和Shannon 指数.利用Canoco 4.5 软件对土壤性质及土壤细菌群落的丰度做冗余分析，得到其中的相关关系.

本研究中的土壤理化性质结果采用Excel 2010 软件进行数据处理，采用IBM SPSS Statistics 23.0 统计软件进行方差分析和Person 相关性分析，运用Excel 2010 软件作图.图表中的数据均为平均值±标准偏差或标准误差.

2 结果与分析

2.1 不同处理下土壤理化性质的变化

由表2 可知:与CK 相比，单独施用玉米秸秆、裂解炭和水热炭均显著提高了土壤可溶性有机碳和有效钾的含量(P＜0.05)；单独施用玉米秸秆和裂解炭显著提高了土壤的pH(P＜0.05)，施用水热炭未明显改变土壤的pH；单独施用裂解炭显著提高了土壤和有效磷的含量，显著降低了的含量(P＜0.05)，施用水热炭显著降低了含量，显著提高了含量(P＜0.05).

表2 不同处理下土壤的理化性质1）Table 2 Physical and chemical properties of soil under different treatments

相较于CK 处理，无论是否施用玉米秸秆或生物质炭，施用铁氧化物均显著降低了土壤和有效磷的含量(P＜0.05).相较于MS 处理，混施铁氧化物和玉米秸秆(MS-Fe 处理)显著提高了土壤的pH 和含量，显著降低了可溶性有机碳、NO-3-N、有效磷和有效钾的含量(P＜0.05)；相较于BC 处理，混施铁氧化物和裂解炭(BC-Fe 处理)并未显著改变土壤的pH，但显著降低了可溶性有机碳和的含量，提高了含量(P＜0.05)；相较于HC 处理，混施铁氧化物和水热炭(HC-Fe 处理)明显降低了土壤和有效磷的含量(P＜0.05)，其他指标则无显著变化.

2.2 不同处理对细菌群落多样性的影响

本次测序各处理的覆盖率均在97%以上，稀释曲线趋于平稳(图1)，表明测序结果能够较好地表示土壤样品细菌群落组成的真实情况.Chao1 指数描述了样本内的物种数量(丰富度)，其值越大，表明群落丰富度越高；Shannon 指数用于表示微生物群落的多样性，该指数越大，表明群落多样性越高.

本研究不同处理下细菌的OTU 数目为977～1 594(表3).相较于CK，单独施用铁氧化物或裂解炭并未显著改变土壤细菌的OTU 数目、Chao1 指数和Shannon 指数，且BC 处理的OTU 数目、Chao1 指数、Shannon 指数与BC-Fe 处理的差异不显著.相较于CK，施用水热炭显著降低了OTU 数目、Chao1 指数和Shannon 指数(P＜0.05)，这表明水热炭对土壤细菌有明显的不利影响，导致微生物群落丰度和多样性下降.相较于HC 处理，HC-Fe 处理显著提高了OTU 数目和Chao1 指数(P＜0.05)，但对Shannon 指数的影响不明显，这表明铁氧化物能在一定程度上减轻水热炭对细菌所带来的不利影响.与CK 相比，单独施用玉米秸秆显著降低了OTU 数目、Chao1 指数和Shannon 指数(P＜0.05)，表明MS 处理对土壤细菌多样性产生显著的不利影响；相较于MS 处理， MS-Fe 处理导致OTU 数目、Chao1 指数和Shannon 指数不同程度地下降，且OTU 数目和Shannon 指数差异显著(P＜0.05)，表明混施铁氧化物导致这一不利影响加剧.

图1 土壤细菌稀释曲线Fig.1 Dilution curves of soil bacteria under different treatments

表3 不同处理下土壤细菌α 多样性指数1）Table 3 α diversity index of soil bacteria under different treatments

2.3 不同处理下细菌OTU 数目的变化

韦恩图能够反映样品组间共有与特有的OTU 数目，可直观地反映样品组间OTU 的重叠情况.在97%相似性水平上进行聚类分析绘制细菌OTU 数目分布韦恩图(图2)中，CK、HC、HC-Fe 处理间，CK、BC、BC-Fe处理间，CK、MS、MS-Fe 处理间共有的OTU 数目分别为1 140、1 671、1 404 个，表明CK、BC 处理和BC-Fe 处理三者之间土壤微生物组成的相似度相对更高.与CK 相比，HC、BC 和MS 处理特有的OTU 数目分别有41、111、54 个，HC-Fe、BC-Fe 和MS-Fe 处理特有的OTU 数目分别有59、34、43 个.可见，不同外源添加物处理下均出现新物种，改变了土壤细菌的群落组成.

图2 不同处理下土壤细菌OTU 数目分布韦恩图Fig.2 Venetian OTU under different treatments

2.4 不同处理对细菌群落结构的影响

基于OTU 数目的差异，通过主成分分析不同处理下土壤细菌群落结构的差异，样本间的距离越近则表明样本组成的相似度越高.由图3 可知，主成分1 和2 对土壤微生物群落结构变异的解释量分别为52.66%、17.01%，两者共解释了69.67%的总变异.其中，HC 与HC-Fe 处理间，MS 与MS-Fe 处理间独立聚集，均远离CK；而Fe、BC、BC-Fe 处理则与CK 聚合在一起，这表明CK、Fe 处理、BC 处理和BC-Fe处理间的细菌群落结构相似，而MS 处理与MS-Fe处理间、HC 处理与HC-Fe 处理间的细菌群落结构较相似.以上3 组之间的细菌群落结构存在较大差异，表明施用水热炭和玉米秸秆对细菌群落结构有较大影响，而施用裂解炭和铁氧化物则对细菌群落结构的影响相对较小.

2.5 不同处理对细菌群落组成的影响

在门分类水平上，变形菌门、放线菌门、酸杆菌门、绿弯菌门和芽单胞菌门这5 类土壤细菌群落门类分别占到CK、Fe、HC、HC-Fe、BC、BC-Fe、MS、MS-Fe 处理总类群的94.37%、94.04%、95.86%、96.55%、94.09%、93.75%、93.27%、94.58%，为细菌优势菌门(图4).与CK 相比，施用铁氧化物显著提高了放线菌门(增长率37%)的相对丰度，而降低了酸杆菌门(抑制率32.6%)的相对丰度.

图3 不同处理下土壤细菌群落结构的主成分分析图Fig.3 Principle component analysis of soil bacterial community structure under different treatments

图4 不同处理下土壤细菌门水平下的群落组成Fig.4 Composition of soil bacteria at phylum level under different treatments

单独施用水热炭显著提高了变形菌门(增长率109.5%)和放线菌门(增长率103.2%)的相对丰度，显著降低了酸杆菌门(抑制率75.5%)、绿弯菌门(抑制率86.4%)和芽单胞菌门(抑制率88.3%)的相对丰度.相较于HC 处理，HC-Fe 处理使得被水热炭抑制的酸杆菌门、绿弯菌门和芽单胞菌门等的相对丰度在一定程度上有所提高，这表明铁氧化物在一定程度上能够缓解水热炭对土壤微生物带来的不利影响.与CK 相比，单独施用裂解炭显著提高了变形菌门(增长率28.3%)和芽单胞菌门(增长率41.0%)的相对丰度，而酸杆菌门(抑制率23.8%)和绿弯菌门(抑制率23.8%)等的相对丰度则明显下降.与BC 处理相比，BC-Fe处理显著提高了放线菌门的相对丰度，芽单胞菌门的相对丰度则显著下降.与CK 相比，MS 处理显著提高了变形菌门(增长率40.3%)和放线菌门(增加率42.7%)的相对丰度，降低了绿弯菌门(抑制率46.4%)、酸杆菌门(抑制率29.8%)和芽单胞菌门(抑制率23.5%)的相对丰度.相比于MS 处理，MS-Fe 处理除放线菌门的相对丰度显著提高外，其他菌门都被不同程度地下降.

2.6 土壤理化性质与细菌群落结构多样性的相关性

由表4 可知，土壤细菌OTU 数目、Chao1 指数、Shannon 指数均与土壤含量呈极显著负相关，与土壤其他指标含量不相关，表明含量是影响土壤细菌群落物种丰度和多样性的主要环境因子.

表4 土壤理化性质与土壤细菌α 多样性指数的相关系数1）Table 4 Correlation analysis between soil physical and chemical properties and soil bacterial α diversity index

为进一步了解土壤理化性质与土壤细菌微生物群落的关系，对细菌门水平上前5 个菌群与土壤理化性质进行冗余分析.结果(图5)显示:土壤pH、有效磷含量、有效钾含量和含量之间呈显著正相关，而与含量呈负相关；含量与可溶性有机碳含量之间呈正相关.细菌变形菌门、放线菌门的相对丰度与含量、有效磷含量、有效钾含量、pH 呈显著正相关，与可溶性有机碳含量呈正相关，而与含量呈显著负相关；芽单胞菌门、绿弯菌门、酸杆菌门的相对丰度与、有效磷、有效钾、可溶性有机碳的含量呈显著负相关，与含量呈显著正相关.综上表明，土壤理化性质与土壤优势细菌菌门群落的相对丰度、群落结构密切相关，土壤理化性质的改变导致土壤优势细菌相对丰度、群落结构发生变化.

图5 土壤理化性质与土壤细菌群落门水平下的冗余分析结果Fig.5 Redundancy analysis of soil physical and chemical properties and microbial community at phylum level

3 讨论

3.1 玉米秸秆和两种生物质炭对土壤细菌群落结构的影响

土壤细菌的α 多样性指数可反映生境内土壤细菌群落的丰富度和多样性[20].普遍认为土壤细菌微生物多样性的提高有利于提高土壤生态系统的稳定性和抗逆性.大量研究表明，裂解炭进入土壤后，其自身携带的养分可缓解细菌类群间的竞争，有利于细菌的繁殖和发育[12-20].但在本研究中，施用裂解炭对土壤细菌OTU 数目、Chao1 指数和Shannon 指数的影响不显著，对土壤微生物群落结构的影响也较小.这可能是由于本研究中的裂解炭自身结构较稳定，对土壤微生物的影响较缓慢.也有研究表明，生物炭对土壤细菌多样性的影响具有高度的时间依赖性，新鲜生物炭进入土壤后，可在短时间内快速提高细菌的多样性和丰度，但随着时间的推移，即使继续添加裂解炭，这一影响也会持续减弱[21].此前，刘赛男[22]研究表明，在室内培养实验中，施用裂解炭对棕壤的细菌丰度和α 多样性指数都无显著的影响，但提高了红壤的细菌多样性.可见，裂解炭对细菌群落的影响还受土壤性质的制约.

相较于裂解炭，施用水热炭后土壤细菌群落的相关性信息还较缺乏.本研究中，单独施用水热炭显著降低了土壤细菌的丰度和多样性，接近Sun et al[23]的研究结果.Sun et al[23]研究表明:分别施用木质和秸秆类水热炭对土壤细菌丰富度均有明显的负面效应，且随着施用量的增加，负效应趋于显著；水热炭施用后导致土壤中具有多环芳烃降解活性的微生物数量显著减少，而不稳定碳分解者的微生物数量的增加，最终使得土壤有机碳中的芳香化合物含量增多，碳水化合物减少，极性下降是造成这一负向效应的重要原因.不同制备条件下产生的生物质炭由于结构与性质不同，导致其对土壤微环境的影响存在较大差异[7].Person 相关分析显示，土壤含量是影响细菌群落丰富度和多样性的主要因素，这与殷全玉等[20]的研究结果一致.本研究中，施用水热炭显著提高了土壤含量，而裂解炭对其无显著影响，这表明水热炭可以通过改变土壤氮素利用率和提高含量来影响细菌群落丰富度和多样性.相似地，侯朋福等[5]此前研究也表明，直接施用水热炭到稻田土壤中有利于水稻对氮素的吸收利用.本研究结果显示，施用玉米秸秆降低了土壤细菌群落丰富度和多样性，可能是玉米秸秆的施入导致土壤中部分养分元素含量提高，有利于某些微生物种群形成优势类群，导致土壤微生物多样性下降.

生物质炭主要通过改善土壤理化性质和生物质炭自身结构对土壤微生物产生影响.本研究中，门水平上的优势菌群为变形菌门、放线菌门、酸杆菌门、绿弯菌门和芽单胞菌门，这与前人在农田土壤中得到的细菌优势类群[24]相似.此前，诸多研究表明，土壤碳的化学性质是影响土壤微生物群落结构和功能的驱动力[20-21，25].不同性质的碳源进入土壤后会被不同的微生物群落利用，进而导致微生物群落结构变化存在明显差异[21].本研究中，相对于裂解炭，单独施用玉米秸秆和水热炭对细菌微生物群落结构的影响更明显.单独施用裂解炭、玉米秸秆和水热炭均显著提高了放线菌门、变形菌门的相对丰度，降低了酸杆菌门的相对丰度，但单独施用裂解炭，以上菌门的变幅相对较小.放线菌门为富营养类群，能利用速效碳源快速生长[26]，也可以有效地降解复杂的芳香类化合物以获取能量用于繁殖.本研究中，水热炭和裂解炭都显著增加了土壤可溶性有机碳含量，且水热炭的增幅更大；同时，玉米秸秆和生物质炭中均含有较多的纤维素和复杂的芳香物质[26]；此外，Khodadad et al[27]研究表明，生物质炭能够为降解顽固碳源的微生物提供生长空间，这些条件均利于放线菌的快速繁殖.变形菌门作为细菌最大的门类，喜好在营养丰富的环境中生长繁殖[12]，外源物质的施用增加了土壤养分，有利于变形菌门的增殖[27].酸杆菌属嗜酸性细菌[28]，本研究中，生物质炭和玉米秸秆的施用均提高了土壤pH，导致酸杆菌受到抑制，而酸杆菌门的细菌多属于寡营养类群，其相对丰度的下降被看作是土壤质量提高的信号标志[29].

在单独施用玉米秸秆、水热炭和裂解炭的处理中，细菌优势菌门变化的差异主要集中在芽单胞菌门和绿弯菌门上.其中，施用裂解炭显著提高了芽单胞菌门的相对丰度，却降低了绿弯菌门的相对丰度；施用玉米秸秆后，以上两个菌门相对丰度的变化正好相反；而施用水热炭则同时降低了芽单胞菌门和绿弯菌门的相对丰度.土壤理化性质与土壤微生物群落结构密切相关[21].本研究冗余分析结果表明，芽单胞菌门、绿弯菌门与土壤、有效磷、有效钾、可溶性有机碳、的含量均呈显著的相关关系.从门水平优势细菌的相对丰度来看，变形菌门和放线菌门是单独施用水热炭的优势菌门，占到所有优势菌门的86%以上，而绿弯菌门和芽单胞菌门的相对丰度则显著下降，导致土壤微生物多样性下降.绿弯菌门相对丰度的下降不利于土壤碳氮的固定和土壤固持，同时，变形菌门包含诸多病原菌，其增加也可能给土壤环境带来潜在危害.

3.2 铁氧化物与生物质炭混施对细菌群落结构的影响

本研究结果表明，无论是否与外源炭物质混施，施用铁氧化物均未显著影响细菌群落结构.相较于HC处理，HC-Fe 处理下的细菌丰度和多样性均有所提高，表明混施铁氧化物能够抵消一部分水热炭对土壤环境的不利影响，提高土壤细菌的丰度和多样性.但相较于MS 处理，MS-Fe 处理则显著降低了土壤细菌OTU数目和Shannon 指数，Chao1 指数也有所下降，表明铁氧化物加深了玉米秸秆对细菌群落的负面效应.

相较于单独施用裂解炭、水热炭和玉米秸秆，混施铁氧化物后土壤放线菌门的相对丰度均显著提高，表明铁氧化物的施用刺激了放线菌门的生长.放线菌门对土壤有机质分解、土壤磷活化和生物防治等方面均有重要影响，在提高农业土壤质量方面也具有重要意义[12].研究发现，放线菌分泌的胞外酶可以促进降解纤维素和复杂芳香物质[26].Eusterhues et al[30]研究表明，土壤中的有机碳与铁氧化物结合后，其矿化量和生物利用度明显下降.据此推测铁氧化物在进入土壤后可能通过与可溶性有机质发生吸附或共沉淀作用形成相对较稳定的铁氧化合物，而后者被认定具有更稳定的抗生物分解性，这在一定程度上可能刺激了放线菌门的繁殖.而放线菌门与可溶性有机碳含量之间的显著相关性验证了这一推测.此前，Huang et al[31]研究表明，施用铁氧化物可在一定程度上降低土壤微生物对N 的同化，促进土壤的氨化作用，这与本研究结果相一致.可见，与单独施用裂解炭相比，混施铁氧化物后，土壤中芽单胞菌门的相对丰度显著下降，而芽单胞菌门与含量之间呈较强的负相关性，表明混施铁氧化物后土壤含量的明显增加可能是导致BC-Fe 处理中芽单胞菌门相对丰度显著下降的重要原因.

相比于MS 处理，MS-Fe 处理下，除放线菌门外的其他菌门都被不同程度地抑制，导致细菌群落的多样性明显下降.MS-Fe 处理下，土壤含量的增加可能是导致绿弯菌门、芽单胞菌门和酸杆菌门相对丰度下降的原因之一.MS 处理下，混施铁氧化物对土壤理化性质的影响相较于BC、HC 处理更明显，土壤的pH 和含量显著提高，而可溶性有机碳、、有效磷和有效钾的含量显著下降，导致作为土壤中富营养类群的变形菌门生长被抑制.Fe 的氧化还原特性对环境中N 和其他养分元素的生物地球化学循环产生重要影响.若土壤中存在大量活性碳物质，微生物在利用铁氧化物的过程中可直接利用碳源进行呼吸作用释放更多的CO2，导致土壤中可利用碳源减少[25]，不利于富营养类群增殖.同时，铁氧化物也被认为是影响硝化作用的因素之一，Fe3+在被还原为Fe2+后可能通过电子传递将还原为，导致土壤含量下降.相较于裂解炭和水热炭，玉米秸秆具有更高的生物利用性[32].因此，当玉米秸秆存在时，铁氧化物的施用对土壤环境的影响更剧烈.

与HC 处理相比，HC-Fe 处理下，变形菌门的相对丰度显著下降，表明水热炭存在时，混施铁氧化物对变形菌门有一定的抑制作用，降低了变形菌门相关病原体的相对丰度，同时提高了绿湾菌门的相对丰度，在一定程度上改良了土壤环境.与MS 处理不同，相较于HC 处理，混施铁氧化物仅显著降低了土壤和有效磷的含量，对其他土壤理化性质则无显著影响.水热炭与铁氧化物混施显著提高了土壤细菌的丰富度，推测可能是铁氧化物的施用有效吸附或降解了水热炭中影响微生物活性的一些重金属离子和有机化合物，其相关机理则需要进一步深入研究.

4 结论

(1)裂解炭处理下的土壤细菌丰度和多样性均显著高于水热炭处理，且水热炭处理显著低于对照，表明水热炭对细菌有一定的负面影响.单独施用水热炭和裂解炭均能在不同程度上提高土壤变形菌门和放线菌门的相对丰度，降低酸杆菌门和绿弯菌门的相对丰度，不同的是，施用裂解炭显著提高了芽单胞菌门的相对丰度，而施用水热炭则降低了芽单胞菌门的相对丰度.

(2)尽管施用水热炭显著降低了细菌的丰度和多样性，但将水热炭与铁氧化物混施则显著提高了细菌的丰度和多样性.相较于单独施用水热炭，与铁氧化物混施有利于绿弯菌门的生长，但对变形菌门有明显的抑制作用，进而降低了变形菌门相关病原体的相对丰度.表明水热炭存在时，混施铁氧化物能够抵消一部分水热炭对土壤环境的不利影响.