消落帶土壤黑碳降解過程中真菌群落結構及酶活特征

郝蓉，康杰，伍玉鵬，胡榮桂，宋艷暾

消落帶土壤黑碳降解過程中真菌群落結構及酶活特征

郝蓉，康杰，伍玉鵬，胡榮桂，宋艷暾*

華中農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院//農(nóng)業(yè)部長江中下游耕地保育重點實驗室，湖北 武漢 430070

黑碳是生物質(zhì)或化石燃料不完全燃燒或巖石風化形成的一種富含芳香族基團的產(chǎn)物，普遍存在于環(huán)境中，在全球碳循環(huán)中占有重要的位置。早期黑碳被認為是不可降解的，近年來許多證據(jù)表明黑碳是可降解的。腐生真菌降解是其降解的重要途徑，該過程需要木質(zhì)素降解酶的參與。然而，目前對降解黑碳的真菌群落結構和酶的種類和活性認識十分有限。選取消落帶的典型土壤為研究對象，采用18S rDNA基因測序法，解析了消落帶土壤黑碳降解過程中真菌群落結構，測定了木質(zhì)素降解酶活性。結果表明，（1）該區(qū)土壤真菌以子囊菌（Ascomycota）和擔子菌（Basidiomycota）為主。其中子囊菌以糞殼菌綱（Sordariomycetes）為優(yōu)勢類群，其次為散囊菌綱（Eurotiomycetes）、座囊菌綱（Dothideomycetes）；擔子菌以傘菌綱（Agaricomycetes）為優(yōu)勢類群。（2）木質(zhì)素過氧化物酶（LiP）、錳過氧化物酶（MnP）和漆酶（Lac）在該區(qū)土壤中均有不同程度檢出，與LiP和Lac相比，M nP活性相對較低。同時明確了研究消落帶土壤黑碳降解應從水分對降解過程的影響和機制入手，并重視環(huán)境效應。該研究可為深入研究黑碳的生物地球化學循環(huán)提供重要依據(jù)。

土壤真菌；木質(zhì)素降解酶；黑碳；18S rDNA；消落帶

引用格式：郝蓉， 康杰， 伍玉鵬， 胡榮桂， 宋艷暾. 消落帶土壤黑碳降解過程中真菌群落結構及酶活特征［J］. 生態(tài)環(huán)境學報，2016， 25（7）： 1140-1145.

HAO Rong， KANG Jie， WU Yupeng， HU Ronggui， SONG Yantun. Fungal Community Structure and Ligninolytic Enzyme Activities during Decomposition of Soil Black Carbon in A Water-level-fluctuating Zone ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016，25（7）： 1140-1145.

黑碳是生物質(zhì)或化石燃料不完全燃燒或巖石風化形成的一種富含芳香族基團的產(chǎn)物，普遍存在于環(huán)境中。黑碳產(chǎn)生后，土壤是其最初的沉積地，由于具有很強的生物和化學惰性，黑碳可長期存在于土壤中，成為惰性碳庫的重要組成部分，在土壤碳循環(huán)中占據(jù)重要地位（Kuhlbusch，1998）。

早期黑碳被認為是幾乎不可降解的。近年來，許多證據(jù)表明黑碳是可降解的（Hockaday，2006；Cheng et al.，2008）。Hockaday et al.（2006）運用超高分辨率電噴霧電離質(zhì)譜對森林土壤黑碳的降解進行研究，提出腐生真菌降解是其降解的重要途徑，這為土壤黑碳的降解提供了直接分子證據(jù)。但目前對降解黑碳的真菌群落結構認識十分有限（Hamer et al.，2004）823-830。微生物產(chǎn)生的酶可參與土壤中多種反應過程（如礦化-同化、氧化-還原等），在有機質(zhì)降解中同樣起關鍵作用（Ahn et al.，2009）。研究已明確土壤黑碳降解需要木質(zhì)素降解酶的參與（Hockaday，2006；Wengel et al.，2006），而這些酶的種類和活性將影響降解過程和降解速率（Tuomela et al.，2002；Berg et al.，2007），但目前并不清楚黑碳降解中這些酶的種類和活性（Hamer et al.，2004）823-830。

國內(nèi)外已有大量有關大氣溶膠、海洋沉積物和雪冰中的黑碳的報道，但對土壤黑碳研究較少。我國土壤黑碳研究尚處起步階段。消落帶作為一種特殊濕地，不僅在土壤有機質(zhì)的源匯方面發(fā)揮著重要作用，而且在污染物的攔截以及改善水體質(zhì)量方面也有重要作用（Anbumozhi et al.，2005）。消落帶內(nèi)強烈的水文效應和人為活動可影響土壤微生物和酶活狀況（馬朋等，2014），而涉及土壤黑碳降解過程中真菌與木質(zhì)素降解酶的研究還未見報道。本研究選取丹江口庫區(qū)消落帶土壤為研究對象，從分子水平上分析該區(qū)土壤真菌群落結構，測定主要木質(zhì)素降解酶的活性，探討土壤黑碳降解在消落帶的環(huán)境效應，以期為深入研究土壤黑碳的降解機制及過程和評價水體環(huán)境質(zhì)量提供理論依據(jù)和科學參考。

1　研究區(qū)概況與研究方法

1.1研究區(qū)概況

丹江口水庫（32°36′～33°48′N，110°59′～111°49′E）位于南水北調(diào)中線工程的水源區(qū)，屬我國亞熱帶季風氣候。年平均氣溫15～16 ℃，無霜期230～250 d，年均降水量800～1000 mm。土壤以黃棕壤為主。地帶性森林植被為亞熱帶常綠闊葉林。消落帶原生植被破壞殆盡，現(xiàn)有植被以少量灌叢和草被為主。一期工程建成后，至今已蓄水50余年，形成148 km2消落帶。二期大壩加高工程完成后，將較大程度上緩解中線工程沿線河南、河北、天津、北京等省市的用水困境。

1.2研究方法

1.2.1采樣方法與樣品處理

2014年12月，根據(jù)研究目的和地形特征，在庫區(qū)兩岸149～157 m之間的消落帶進行采樣。在采樣區(qū)域內(nèi)，用蛇形布點法取混合樣，取表層土，充分混勻后分成2份。1份放入低溫冷凍冰袋中，實驗室-40 ℃保存，用于18S rDNA分析。另1份自然風干，研磨過篩，用于土壤理化性質(zhì)分析（見表1）。

1.2.218S rDNA的PCR擴增、測序及分析

真菌DNA的提取用Biospin真菌基因組DNA提取試劑盒。純化后的總DNA進行PCR擴增、測序。PCR擴增引物為EF4：GGAAGGGRTGTATTTA TTAG；NS2：GGAAGGGRTGTATTTATTAG。PCR反應條件為95 ℃變性3 m in，然后95 ℃ 30 s，56 ℃ 30 s，72 ℃ 30 s，30個循環(huán)后，于72 ℃延伸5 min。將測得的18S rDNA序列運用GenBank中的BLAST工具軟件在DNA庫進行搜索和比較分析，根據(jù)BLAST搜索和比較的結果，運用MEGA 4.0軟件構建系統(tǒng)發(fā)育樹。

1.2.3酶活測定

本研究中測定的木質(zhì)素降解酶種類有：木質(zhì)素過氧化物酶（LiP）、錳過氧化物酶（MnP）、漆酶（Lac）。分別取一定量樣品，加入各種酶的提取緩沖溶液（LiP用酒石酸緩沖溶液，250 mmol·L-1，pH 3.0；MnP用酒石酸緩沖溶液，50 mmol·L，pH 4.5；Lac用酒石酸鈉緩沖溶液，50 mmol·L-1，pH 4.5），振蕩浸提，離心后取上清液過濾，濾液測定酶活。

LiP測定用藜蘆醇法（Tien et al.，1988），一個酶活力單位（U）定義為每分鐘氧化藜蘆醇產(chǎn)生1 μmol藜蘆醛所需酶量；M nP測定方法見文獻（Hiroyuki et al.，1992），一個酶活力單位（U）定義為每分鐘氧化Mn2+產(chǎn)生1 μmol Mn3+所需酶量；Lac測定采用ABTS法（Childs et al.，1975），一個酶活單位（U）定義為每分鐘氧化1 μmol ABTS所需酶量。一個酶活單位用U·g-1來表示（Fujii et al.，2013）。

表1　樣點的土壤理化性質(zhì)Table 1　Soil physio-chemical properties in the samples

2　結果與討論

2.1土壤真菌的群落結構

由圖1可知，該區(qū)土壤真菌以子囊菌（Ascomycota）和擔子菌（Basidiomycota）為主。其中子囊菌以糞殼菌綱（Sordariomycetes）為優(yōu)勢類群，其次為散囊菌綱（Eurotiomycetes）、座囊菌綱（Dothideomycetes）；擔子菌以傘菌綱（Agaricomycetes）為優(yōu)勢類群。

研究表明，青霉屬（Penicillium）、木霉屬（Trichoderma）和曲霉屬（Aspergillus）在我國不同類型土壤中，出現(xiàn)幾率相對較高，其分布不受地區(qū)、土類和植被限制（劉淑霞等，2008；林璐等，2012），但本研究中并未以這些種屬為明顯優(yōu)勢群落，而與黃渤海沉積物的真菌群落結構的結果更相似。程曉麗（2014）研究了黃渤海沉積物中真菌多樣性，結果表明其以子囊菌門糞殼菌綱和座囊菌綱、擔子菌門傘菌綱為優(yōu)勢類群。本研究區(qū)消落帶土壤經(jīng)歷了50多年的周期淹水，每年淹水時間長達6個月。雖然消落帶土壤受植被生長的影響，而植物群落類型可初步?jīng)Q定微生物群落的組成（張薇等，2005），但消落帶植被多為1年生草本植物，生長期相對短，再加上長期淹水，使消落帶土壤一定程度上更接近沉積環(huán)境。即在局部生態(tài)條件相似的不同地區(qū)，土壤真菌種類和組成可能極為相似。

圖1　土壤真菌的18s rRNA 基因系統(tǒng)發(fā)育樹Fig. 1　Phylogenetic trees based on 18S rDNA sequences in soil of study　area

目前普遍接受的觀點認為菌比子囊菌具有更強的分辨能力（Osono er al,2002,2006;Osono et al,2007）對子囊菌的降解酶系統(tǒng)了解較少（Oson et al, 2007）,當然一下子囊菌也可產(chǎn)生木質(zhì)素降解酶（Baldrian，2006）。在本研究區(qū)域中子昂菌占優(yōu)勢類群以殼菌港糞、散囊菌港、做囊菌們比擔子菌門居右更快的進化速度；在子囊菌內(nèi)部，糞殼鋼較化更快的進化速率、散囊綱具有更快的進化速度、散囊綱居右第二快得進化速度、座囊菌港具有第三塊的進化速度。據(jù)此，開展子囊菌及其沒系統(tǒng)的研究十分必要。

2.2土壤中木質(zhì)素降解酶活性分析

一般認為木質(zhì)素過氧化物酶（Lip）、過氧化物物酶（Map）、漆美（Lac）是構成木質(zhì)素降解酶的主要成分（Tien er al. 1983;Kirk er al,1987;Leonowics eral,2001）。由表2克制，Lip/Mnp 和Lac在該區(qū)土壤均有不同程度的檢出，不同種類酶的活性存在很大變異性，Mnp活性比Lip和Lac的底。

表2　研究區(qū)域土壤木質(zhì)素降解酶的活性Table 2　Ligninolytic enzyme aactivities of soil instudy area

Criquet et al.(2000)的研究表明Lip主要來自于木材類物質(zhì)，土壤中幾乎不能檢測到。但本研究Lip酶過達到了11.0*10.這與該區(qū)土壤真菌以擔子菌為優(yōu)勢種群有關，只有擔子菌可以產(chǎn)生Lip、Mnp（Morgensten er al,2008）.有研究表明Mnp僅在酸性條件下才能檢出（Criquet er al,200;Fujj er al 2013）但本研究，Mnp在土壤中性條件下頁表現(xiàn)出一定活性，這與Vares er al(1997及Steffen （2003）的研究相似。起原因除了與擔子具能夠適應寬泛的pH值有關，還與擔子菌種類多有關，同時也與擔子菌能產(chǎn)生多種多樣的MNP有關?；钚栽诒狙芯窟@種相對較高，殼做如下解釋，（1）該區(qū)土壤較多的可利用基質(zhì)，例如酚醛樹脂。研究區(qū)域消落帶土壤植被多為一年生草本植物，這些草本植物的凋落物在分解早期會釋放大量的酚醛樹脂（Kuiters et al.，1986）。（2）本研究測定Lac活性所用的方法是2， 2′-連氮-3-乙苯-二噻唑-6-磺酸（ABTS）法，相比Criquet et al.（2000）和Fujii et al.（2013）用的丁香醛連氮法，其測值偏高，有學者評價ABTS法更能準確反映Lac活性（Snajdr et al.，2008）。

盡管酶的種類和活性很大程度取決于真菌種類，LiP和MnP都來自擔子菌（M orgenstern et al.，2008），但本研究中LiP和MnP并未表現(xiàn)出一定相關性（r=-0.047）。這除了與MnP由廣泛的擔子菌產(chǎn)生，而LiP僅由專門的擔子菌（如多孔菌目）產(chǎn)生有關（M orgenstern et al.，2008）外，還與該區(qū)土壤化學性質(zhì)有很大關系（Tuomela et al.，2002；Osono et al.，2007），值得進一步研究（Hamer et al.，2004）823-830。

LiP、M nP和Lac作為高效催化劑參與木質(zhì)素降解，其機理主要是在分子氧參與下，依靠自身形成的H2O2，觸發(fā)啟動一系列自由基鏈反應，實現(xiàn)徹底氧化。盡管黑碳的結構與木質(zhì)素組分結構相似（Hamer et al.，2004），但在成分和結構上有其獨特性，這就使其與微生物的相互作用機理不僅有普適性，也有特殊性，揭示其降解過程與機理將是未來黑碳研究的重要內(nèi)容（Hamer et al.，2004823-830；Hockaday et al.，2006）。

2.3土壤黑碳降解在消落帶的環(huán)境效應

由于黑碳的降解速度慢，被認為代表了大氣圈-生物圈快速碳循環(huán)中的一個匯，也是長期地質(zhì)碳循環(huán)中的一個源。水分作為消落帶生態(tài)系統(tǒng)健康和完整的主要影響因素，在黑碳分解中起重要作用（Nguyen et al.，2009）。消落帶的周期裸露和浸泡使其土壤的干濕交替狀態(tài)有別于陸生和水生環(huán)境，故黑碳降解也不同于陸地和水生生態(tài)，但目前涉及消落帶土壤黑碳穩(wěn)定的一些關鍵過程尚不清楚，例如水分對真菌參與降解的影響過程、機理及其與其它環(huán)境條件耦合所產(chǎn)生的影響等，這些都將影響全球碳循環(huán)的途徑和速率，亟待研究。此外，有研究發(fā)現(xiàn)木質(zhì)素在寒冷、干燥的條件下比在炎熱、潮濕的條件下分解更快（Donnelly et al.，1990；Berg et al.，1997；Osono et al.，2006），然而這個說法仍有待驗證。由此，揭示不同氣候條件下土壤黑碳的分解規(guī)律特征，將有可能重塑人們對不同區(qū)域土壤的源/匯功能的認識。

黑碳降解后其性質(zhì)結構將發(fā)生變化，如基本元素組成（Cheng et al.，2008；Hockaday et al.，2006）、疏水性（Ahmad et al.，2014）和吸附性（Cheng et al.， 2009）等。進一步研究發(fā)現(xiàn)黑碳降解后的水溶性產(chǎn)物多為濃密的芳環(huán)結構，且與DOM有相似的化學結構（Hockaday et al.，2006）。丹江口庫區(qū)作為南水北調(diào)中線工程的水源區(qū)，二期工程運行后每年調(diào)水9.50×109m3，好的水質(zhì)將決定工程的成敗。土壤黑碳降解產(chǎn)物將成為DOM的重要組成部分（Hockaday et al.，2006），而DOM對污染物的毒性及其遷移特性甚至水質(zhì)等都有直接影響（吳鑫等，2003）。前期研究表明消落帶土壤黑碳在污染物的歸趨方面可發(fā)揮重要作用（Hao et al.，2014），因此開展黑碳降解及其環(huán)境效應研究可為評價水體環(huán)境質(zhì)量提供科學依據(jù)。

3　結論

（1）研究區(qū)土壤真菌以子囊菌（Ascomycota）和擔子菌（Basidiomycota）為主。其中子囊菌以糞殼菌綱（Sordariomycetes）為優(yōu)勢類群，其次為散囊菌綱（Eurotiomycetes）、座囊菌綱（Dothideomycetes）；擔子菌以傘菌綱（Agaricomycetes）為優(yōu)勢類群。

（2）LiP、MnP和Lac在該區(qū)土壤中均有不同程度的檢出，與LiP和Lac相比，MnP活性相對要低。

（3）消落帶土壤黑碳研究應著重探討水分對真菌降解的影響過程、機理及其與其它環(huán)境條件耦合所產(chǎn)生的影響，同時重視降解后的環(huán)境效應。

AHMAD M， RAJAPAKSHA A U， LIM J E， et al. 2014. Biochar as a sorbent for contaminant management in soil and water： A review ［J］. Chemosphere， 99： 19-33.

AHN M Y， ZIMMERMAN A R， COMERFORD N B， et al. 2009. Carbon mineralization and labile organic carbon pools in the sandy soils of a North Florida watershed ［J］. Ecosystems， 12（4）： 672-685.

ANBUMOZHI V， RADHAKRISHNAN J， YAMAJI E. 2005. Impact of riparian buffer zones on water quality and associated management considerations ［J］. Ecological Engineering， 24（5）： 517-523.

BALDRIAN P. 2006. Fungal laccases occurrence and properties ［J］. FEMS Microbiology Reviews， 30（2）： 215-242.

BERG B， M cCLAUGHERTY C， JOHANSSON M B. 1997. Chemical changes in decomposing plant litter can be system ized w ith respect to the litter's initial chemical composition ［R］. Reports from the Departments in Forest ecology and Forest Soils， Swedish University of Agricultural Sciences. Report No 74， 85 pp

BERG B， STEFFEN KT， MCCLAUGHERTY C. 2007. Litter decomposition rate is dependent on litter Mn concentrations ［J］. Biogeochemistry， 82（1）： 29-39.

CHENG C H， LEHMANN J， ENGELHARD M H. 2008. Natural oxidation of black carbon in soils： changes in molecular form and surface charge along a climosequence ［J］. Geochimica et cosmochimica acta， 72（6）：1598-1610.

CHENG CH， LEHMANN J. 2009. Ageing of black carbon along a temperature gradient ［J］. Chemosphere， 75（8）： 1021-1027.

CH ILDS R E， BARDSLEY W G. 1975. The steady-state kinetics of peoxidase w ith 2， 2′-azino-di- （3-ethyl-benzthiazoline-6-Sulphonic acid） as chromogen ［J］. Biochem ical journal， 145（1）： 93-103.

CRIQUET S， FARNET A M， TAGGER S， et al. 2000. Annual variations of phenoloxidase activities in an evergreen oak litter： influence of certain biotic and abiotic factors ［J］. Soil Biology and Biochemistry， 32（11-12）：1505-1513.

DONNELLY P K， ENTRY J A， CRAWFORD D L， et al. 1990. Cellulose and lignin degradation in forest soils： response to moisture， temperature， and acidity ［J］. M icrobial Ecology， 20（1）： 289-295.

FUJII K， UEMURA M， HAYAKAWA C， et al. 2013. Environmental control of lignin peroxidase， manganese peroxidase， and laccase activities in forest floor layers in humid Asia ［J］. Soil Biology & Biochemistry， 57： 109-115.

HAMER U， MARSCHNER B， BRODOWSKI S， et al. 2004. Interactive priming of black carbon and glucose mineralization ［J］. Organic Geochemistry， 35（7）： 823-830.

HAO R， WANG P C， ZHANG J L. 2014. Sorption and Desorption of Phenanthrene to Black Carbon on Crop Soil from the South-North W ater D iversion Project in China ［J］. Advance Journal of Food Science and Technology， 6（7）： 884-887.

HIROYUKI W， KHADAR V， M ICHAEL H G. 1992. M anganese （Ⅱ）Oxidation by M anganese Peroxidase from the Basidiomycete Phanerochaete Chrysosporium ［J］. The Journal of Biological Chem istry， 267（33）： 23688- 23694.

HOCKADAY W C， GRANNAS A M， KIM S， et al. 2006. Direct molecular evidence for the degradation and mobility of black carbon in soils from ultrahigh-resolution mass spectral analysis of dissolved organic matter from a fire-impacted forest soil ［J］. Organic Geochemistry， 37（4）：501-510.

HOCKADAY W. 2006. The organic geochemistry of charcoal black carbon in soils of the university of M ichigan Biological Station ［D］. PhD thesis， Ohio State University， Columbus， US： 136-147.

HOFRICHTER M. 2002. Review： lignin conversion by manganese peroxidase （MnP） ［J］. Enzyme and M icrobial Technology， 30（4）：454-466.

KIRK T K， FARRELL R L. 1987. Enzymatic “combustion”： the microbial degradation of lignin ［J］. Annual Review of M icrobiology， 41：465-505.

KUHLBUSCH T A J.1998. Enhanced： black carbon and the carbon cycle［J］. Science， 280（5371）： 1903-1904.

KUITERS A T， SARINK H M. 1986. Leaching of phenolic compounds from leaf and needle litter of several deciduous and coniferous trees ［J］. Soil Biology and Biochem istry， 18（5）： 475-480.

LEONOW ICS A， CHO N S， LUTEREK J， et al. 2001. Fungal laccase：properties and activity on lignin ［J］. Journal of Basic M icrobiology，41（3-4）： 185-227.

MORGENSTERN I， KLOPMAN S， H IBBETT D S. 2008. Molecular evolution and diversity of lignin degrading heme peroxidases in the Agaricomycetes ［J］. Journal of Molecular Evolution， 66（3）： 243-257.

NGUYEN B T， LEHMANN J. 2009. Black carbon decomposition under varying water regimes ［J］. Organic Geochemistry， 40（8）： 846-853.

OSONO T， TAKEDA H， AZUMA J I. 2007. Carbon isotope dynamics during leaf litter decomposition with reference to lignin fractions ［J］. Ecological Research， 22： 955-974.

OSONO T， TAKEDA H. 2002. Com parison of litter decomposing ability among diverse fungi in a cool temperate deciduous forest in Japan ［J］. Mycologia， 94（3）： 421-427.

OSONO T， TAKEDA H. 2006. Fungal decomposition of Abies needle and Betula leaf litter ［J］. M ycologia， 98（2）： 172-179.

SINGH D， CHEN S. 2008. The w hite-rot fungus Phanerochaete chrysosporium： conditions for the production of lignin-degrading enzymes ［J］. Applied M icrobiology and Biotechnology， 81（3）：399-417.

SNAJDR J， VALá_SKOVá V， MERHAUTOVá V， et al. 2008. Spatial variability of enzyme activities and microbial biomass in the upper layers of Quercus petraea forest soil ［J］. Soil Biology and Biochemistry，40（9）： 2068-2075.

STEFFEN K T. 2003. Degradation of recalcitrant biopolymers and polycyclic aromatic hydrocarbons by litter-decomposing basidiomycetous fungi ［D］. PhD thesis， University of Helsinki， Finland：44-45.

TIEN M， KIRK T K. 1983. Lignin-degrading enzyme from the hymenomycete Phanerochaete chrysosporium Burds ［J］. Science， 221：661-662.

TIEN M， KIRK T K. 1998. Lignin peroxidase of Phanerochaete chrysosporium［J］. Method in Enzymology， 161（2）： 238-249.

TUOMELA M， OIVANEN P， HATAKKA A. 2002. Degradation of synthetic14C-lignin by white-rot fungi in soil ［J］. Soil Biology and Biochem istry， 34： 1613-1620.

VARES T， HATAKKA A. 1997. Lignin-degrading activity and ligninolytic enzymes of different w hite rot fungi： effects of manganese and malonate ［J］. Canadian Journal of Botany， 75（1）： 61-71.

WANG H Y， GUO S Y， HUANG M R， et al. 2010. Ascom ycota has a faster evolutionary rate and higher species diversity than Basidiom ycota ［J］. SCIENCE CHINA Life Sciences， 53（10）： 1163-1169.

WENGEL M， KOTHE E， SCHM IDT C M， et al. 2006. Degradation of organic matter from black shales and charcoal by the wood-rotting fungus Schizophyllum commune and release of DOC and heavy metals in the aqueous phase ［J］. Science of the Total Environment， 367（1）：383-393.

林璐， 譚雄英， 劉凌霄， 等. 2012. 海南紅樹林土壤真菌群落的初步研究［J］. 科技通報， 28（9）： 217-219.

劉淑霞， 周平， 趙蘭坡， 等. 2008. 吉林黑土區(qū)玉米田土壤真菌的多樣性［J］. 東北林業(yè)大學學報， 36（7）： 42-46.

馬朋， 李昌曉， 雷明， 等. 2014. 三峽庫區(qū)岸坡消落帶草地、棄耕地和耕地土壤微生物及酶活性特征［J］. 生態(tài)學報， 34（4）： 1010-1020.

吳鑫， 楊紅. 2003. 可溶性有機物對土壤中主要有機污染物環(huán)境行為的影響［J］. 生態(tài)環(huán)境， 12（1）： 81-85.

張薇， 魏海雷， 高洪文， 等. 2005. 土壤微生物多樣性及其環(huán)境影響因子研究進展［J］. 生態(tài)學雜志， 24（1）： 48-52.

程曉麗. 2014. 黃渤海沉積物真菌分子多樣性及新種鑒定［D］. 青島市：中國海洋大學： 29-32.

Fungal Community Structure and Ligninolytic Enzym e Activities during Decom position of Soil Black Carbon in A W ater-level-fluctuating Zone

HAO Rong， KANG Jie， WU Yupeng， HU Ronggui， SONG Yantun*
Key Laboratory of Arable Land Conservation （M iddle and Lower Reaches of Yangtze River）， M inistry of Agriculture//College of Resources and Environment，Huazhong Agricultural University， Wuhan 430070， China

Black carbon （BC） is a general term used to describe products derived from incomplete combustion of vegetation and fossil fuels. BC may play an important role in the global C budget. Despite the relative recalcitrance of BC， recent laboratory and field studies indicated that BC can be degraded. Saprophytic fungi and ligninolytic enzyme may be im portant to soil BC degradation processes. Based on sequencing of the fungal 18S rDNA fragments and the measurements of soil enzyme activities， the main fungal populations and ligninolytic enzyme activities in the water-level-fluctuating zone of Danjiangkou were investigated. The results showed that the majority of the recovered sequences in the area belonged to diverse phylotypes of Ascomycota and Basidiomycota. Sordariomycetes， Eurotiom ycetes and Dothideom ycetes among Ascomycota w as dom inant， Agaricomycetes among Basidiomycota was dominant. Main ligninolytic enzyme had been detected in our study area. MnP activities are lower compared to LiP and Lac activities. The authors also propose the effects of water regimes on black carbon degradation process and mechanism require further investigations， further environmental effects could not be ignored. The study may be useful for BC biogeochem ical cycles and will hopefully elicit more research in this field.

soil fungal； ligninolytic enzyme； black carbon； 18S rDNA； water-level-fluctuating zone

10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.07.007

X172； S154

A

1674-5906（2016）07-1140-06

國家自然科學基金項目（41101522；41471432）

郝蓉（1976年生），女，副教授，博士，從事污染與恢復生態(tài)學研究。E-mail： haorong@mail.hzau.edu.cn *通信作者，E-mail： songyt@mail.hzau.edu.cn

2016-01-13