轉(zhuǎn)基因水稻秸稈還田對土壤硝化反硝化微生物群落的影響*

王沛譞, 徐 焱, 宋亞娜

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轉(zhuǎn)基因水稻秸稈還田對土壤硝化反硝化微生物群落的影響*

王沛譞1,3, 徐 焱2, 宋亞娜1**

(1. 福建省農(nóng)業(yè)科學院生物技術研究所 福州 350003; 2. 福州時代中學 福州 350007; 3. 福建師范大學附中福州 350007)

轉(zhuǎn)基因作物可能通過根系分泌物和植株殘體組成的改變及外源基因的轉(zhuǎn)移釋放令土壤微生物群落產(chǎn)生變化, 影響土壤微生物的生態(tài)功能。氨氧化細菌和反硝化細菌是驅(qū)動土壤硝化和反硝化過程的關鍵微生物, 其群落結(jié)構的變化直接關系土壤氮素的轉(zhuǎn)化與利用。本研究利用熒光定量PCR和PCR-DGGE技術分析了轉(zhuǎn)雙價抗蟲基因水稻‘Kf8’秸稈還田降解過程中, 土壤氨氧化細菌和反硝化細菌群落豐度與組成的變化, 探討轉(zhuǎn)基因水稻是否存在影響稻田土壤氮素轉(zhuǎn)化與N2O排放的可能。結(jié)果顯示: 無論是氨氧化細菌基因還是反硝化細菌基因, 其豐度在轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’與非轉(zhuǎn)基因水稻‘Mh86’的秸稈還田土壤中都沒有顯著差異; 轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’和非轉(zhuǎn)基因水稻‘Mh86’秸稈還田降解過程中0~10 cm土層中的基因豐度均顯著高于10~20 cm及20~30 cm土層(<0.05); 各深度土層中的基因豐度均存在隨秸稈還田時間延長而增加的趨勢。水稻秸稈還田降解過程中, 轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’的土壤氨氧化細菌和反硝化細菌的群落多樣性指數(shù)及組成, 均與非轉(zhuǎn)基因水稻‘Mh86’沒有顯著差異。相關分析結(jié)果表明土壤氨氧化細菌和反硝化細菌群落組成均與水稻秸稈還田時間存在顯著相關性(=0.002), 反硝化細菌群落組成還與土層深度顯著相關(=0.024)。本研究表明轉(zhuǎn)抗蟲基因水稻秸稈還田對稻田土壤硝化和反硝化關鍵微生物群落不會產(chǎn)生明顯影響。就土壤微生物群落而言, 轉(zhuǎn)抗蟲基因水稻秸稈還田不存在影響土壤氮素轉(zhuǎn)化與N2O排放的可能。

轉(zhuǎn)基因水稻; 秸稈還田; 氨氧化細菌;基因; 反硝化細菌;基因; 群落結(jié)構

秸稈還田能增加土壤有機質(zhì), 改良土壤結(jié)構, 促進微生物活力和作物根系的發(fā)育, 在杜絕了秸稈焚燒所造成的大氣污染的同時具有增肥增產(chǎn)作用。轉(zhuǎn)基因作物可能通過外源基因改變作物根系分泌物、根系及植株殘體的組成及其降解過程, 從而在生長過程中及秸稈還田時影響土壤微生物群落組成及其功能[1]。

硝化和反硝化作用是由微生物驅(qū)動的土壤氮素轉(zhuǎn)化過程, 硝化和反硝化關鍵微生物群落結(jié)構直接關系到土壤氮素轉(zhuǎn)化與利用、氮肥有效性以及溫室氣體N2O排放等環(huán)境問題。由含有氨單加氧酶(amo)的氨氧化細菌驅(qū)動的氨氧化過程是硝化作用的速率限制性步驟[2], 氨單加氧酶基因()是檢測環(huán)境中氨氧化細菌的標記基因[3-4]。反硝化作用是在硝酸鹽還原酶、亞硝酸鹽還原酶、氧化氮還原酶和氧化亞氮還原酶4種酶連續(xù)催化下完成的, 這4種酶的編碼基因分別為、、和。目前亞硝酸鹽還原酶基因()常用于反硝化細菌的分子標記[5-6]。

轉(zhuǎn)抗蟲基因水稻具有良好的抗蟲和增產(chǎn)效果, 其外源基因及蛋白隨水稻秸稈降解進入土壤后, 若改變了土壤氨氧化細菌或反硝化細菌的群落結(jié)構, 勢必影響稻田土壤的硝化和反硝化過程, 從而關系到稻田氮肥利用及溫室氣體N2O的排放等問題。

目前, 已有研究表明轉(zhuǎn)Bt基因水稻秸稈的降解對土壤細菌和真菌群落組成沒有顯著影響[7-8]。但有關轉(zhuǎn)基因水稻秸稈降解對土壤中與氮素轉(zhuǎn)化密切相關的硝化反硝化微生物群落的影響尚少見報道。本研究從硝化反硝化微生物功能基因著手, 開展了轉(zhuǎn)基因水稻秸稈還田土壤中硝化反硝化微生物群落的研究。

我們以轉(zhuǎn)雙價抗蟲基因水稻為對象, 利用分子生物學技術, 以和為標記基因, 對水稻秸稈還田降解過程中的土壤氨氧化細菌和反硝化細菌群落結(jié)構進行研究, 探討轉(zhuǎn)基因水稻是否存在影響稻田土壤氮素轉(zhuǎn)化與N2O排放的可能。

1 材料與方法

1.1 供試水稻材料

供試水稻材料為轉(zhuǎn)基因恢復系‘Kf8’及其對應的非轉(zhuǎn)基因親本恢復系‘Mh86’?！甂f8’是以三系‘Mh86’為受體, 通過農(nóng)桿菌介導法將雙T-抗蟲PCDMARUBAC載體中(蘇云金芽胞桿菌殺蟲晶體蛋白基因)和(修飾的豇豆胰蛋白酶抑制劑基因)兩個抗蟲基因?qū)胨? 獲得的能穩(wěn)定遺傳和表達的轉(zhuǎn)基因恢復系。轉(zhuǎn)基因恢復系‘Kf8’已于2006年獲得農(nóng)業(yè)部轉(zhuǎn)基因安全委員會批準進行生產(chǎn)性試驗。

1.2 田間試驗設計

本研究在連續(xù)進行了6年的田間定位試驗基礎上進行。定位試驗在具有防護措施的聯(lián)動網(wǎng)室中進行, 試驗地點位于福州市郊的吳鳳村(26o01′N, 119o20′E)。該試驗基地屬暖濕亞熱帶季風氣候, 年無霜期長達326 d, 年均氣溫19.6 ℃, 平均濕度77%, 年均降水量1 342.5 mm。供試土壤為砂壤, 土壤有機質(zhì)含量為23.32 g×kg-1, pH 6.15, 全氮1.65 g×kg-1, 全磷(P2O5) 0.76 g×kg-1, 全鉀(K2O) 18.28 g×kg-1, 速效氮154.53 mg×kg-1, 速效磷31.34 mg×kg-1, 速效鉀70.52 mg×kg-1。6年定位試驗均為中稻栽培, 5月播種, 6月插秧, 10月收獲。2個水稻材料, 每個材料3次重復, 共6個小區(qū)隨機排列, 每小區(qū)種植水稻350株, 株行距為20 cm×20 cm, 單本插。定位試驗除不使用殺蟲劑外其余水肥措施和田間管理等均按當?shù)爻Ｒ?guī)進行。本研究于定位試驗第6年水稻收獲后(2013年10月), 將水稻全部秸稈粉碎原位填埋于各田間小區(qū)內(nèi)自然降解還田, 填埋深度約30 cm。

1.3 土壤樣品采集

分別于秸稈還田后50 d、100 d、150 d和200 d采集0~10 cm、10~20 cm和20~30 cm深度土層的土壤。采用五點法取樣, 每個小區(qū)選取5點, 用土鉆分別采集不同深度土層土壤, 五點采集的土樣混合為一個樣品。田間采集的土樣放入4 ℃冰盒中保存, 帶回實驗室后將混合后的土壤去除根系、雜草、土壤動物和石塊等雜質(zhì)后混勻, 裝入50 mL塑料離心管中,-70 ℃冷凍保存用于土壤微生物群落分析。

1.4 土壤微生物總DNA提取

稱取0.5 g解凍后的土壤樣品, 采用FastDNAòSPIN Kit For Soil (QBIOgene)試劑盒進行土壤微生物總DNA的提取, DNA樣品-20 ℃冰箱保存待用。

1.5 熒光定量PCR

利用氨氧化細菌基因及反硝化細菌的基因的特異引物(表1), 在ABI PRISM7500 Real-Time PCR System擴增儀上進行了絕對熒光定量PCR分析。反應體系為25 μL, 其中2 μL稀釋5倍的DNA模板加反應液23 μL, 反應液包括12.5 μL SYBR Premix Ex TaqTM(2 x), 0.5 μL ROX Reference Dye II(50 x), 前、后引物各1 μL(5 pmol×L-1, 英駿生物工程公司, 上海)和8 μL超純水。標準曲線的建立方法為: 對土壤DNA用目的基因的特異引物進行PCR擴增, 將PCR擴增產(chǎn)物克隆到pMD-18(TaKaRa, 大連)載體中, 然后對插入正確片段的克隆進行質(zhì)粒提取, 用Nanodrop ND-1000 UV-Vis測定質(zhì)粒濃度, 計算質(zhì)粒DNA拷貝數(shù), 按10倍梯度稀釋質(zhì)粒DNA制作標準曲線[9]。本試驗中和基因的標準曲線范圍分別為9.09′108~9.09′104copies×μL-1和3.67′109~3.67′105copies×μL-1。和基因標準曲線的2均達0.99, 擴增效率分別為1.01和0.99。

表1 PCR引物及反應條件

*: 分別在amoA1F和nirS4F引物序列前加一個GC夾序列(CGCCCGCCGCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGGGGG)用于DGGE的PCR擴增。*: A GC clamp (CGCCCGCCGCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGGGGG) was attached to the sequence of amoA1F or nirS4F for PCR of DGGE.

1.6 聚合酶鏈反應-變性梯度凝膠電泳(PCR- DGGE)

分別利用氨氧化細菌基因和反硝化細菌基因的帶GC夾特異引物進行PCR擴增[6,10](表1)。反應體系50mL, 其中2mL稀釋5倍的DNA模板加反應液48mL, 反應液包括1mL Taq DNA聚合酶(2.5 U×mL-1), 4mL dNTPs(2.5 mmol×L-1), 5mL 10×PCR- buffer(10倍的PCR緩沖液), 前、后引物各4mL(5 pmol×mL-1)和30mL超純水。PCR產(chǎn)物經(jīng)瓊脂糖電泳EB(溴化乙腚)染色檢查后, 用40mL的PCR產(chǎn)物進行變性梯度凝膠電泳, 采用梯度為35%~50%(基因)和40%~60%(基因)的8%聚丙烯酰胺凝膠[化學變性劑為100%尿素7 mol×L-1和40%(/)的去離子甲酰胺]在1倍TAE緩沖液中150 V 60 ℃下電泳5 h。電泳后用10 mL SyBR green I(1倍TAE稀釋10 000倍)核酸染料染色45 min, 然后用FluoChem SP(Alpha Innotech)成像系統(tǒng)拍照。

1.7 數(shù)據(jù)分析

采用Quantity One (Bio-Rad)軟件對DGGE圖譜中DNA條帶的位置和亮度進行數(shù)字化, 計算微生物群落多樣性指數(shù)Shannon-Weiner index (′)=-?()× ln(/) (為每個帶的亮度,為某一樣品所有帶亮度的和); 利用Canoco 4.5生態(tài)學軟件進行微生物群落結(jié)構的主成分分析(PCA); 采用SPSS 13.0軟件進行數(shù)據(jù)方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤硝化反硝化微生物豐度變化

利用熒光定量PCR技術分析了土壤硝化作用關鍵微生物氨氧化細菌基因與反硝化細菌基因豐度, 結(jié)果如圖1所示。從圖1A可見, 在水稻秸稈還田過程中稻田0~10 cm土壤中氨氧化細菌豐度較高, 4個取樣時間內(nèi)的基因數(shù)量都可以達106copies?g-1(干土)以上; 而10~20 cm及20~30 cm土層中的基因數(shù)量只到達104~105copies?g-1(干土); 前者顯著(<0.05)高于后者。在水稻秸稈還田的各個取樣時間內(nèi), 轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’的氨氧化細菌基因豐度與其對應的常規(guī)水稻‘Mh86’沒有顯著差異, 0~10 cm、10~20 cm和20~30 cm 3個深度土層中‘Kf8’秸稈還田土壤的基因數(shù)量與‘Mh86’均處于同一數(shù)量級上, 且差異不顯著。說明‘Kf8’與‘Mh86’兩個品種水稻秸稈降解過程中土壤氨氧化細菌基因豐度變化是一致的。

水稻秸稈還田過程中土壤反硝化細菌基因豐度變化如圖1B所示, 結(jié)果表明秸稈還田的各個取樣時間內(nèi), 轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’與非轉(zhuǎn)基因水稻‘Mh86’在各個深度土層中的反硝化細菌基因豐度都沒有顯著差異。隨秸稈還田時間的延長各深度土層的基因豐度存在逐漸增加的趨勢, ‘Kf8’處理的0~10 cm、10~20 cm和20~30 cm土層中基因數(shù)量在秸稈還田200 d時分別是50 d時的1.58倍、1.91倍和1.41倍, ‘Mh86’處理分別是1.70倍、1.77倍和1.26倍。說明隨著‘Kf8’與‘Mh86’兩品種水稻秸稈的降解土壤反硝化細菌基因豐度都在增高。

圖1 轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’和常規(guī)水稻‘Mh86’秸稈還田后不同時間不同深度土壤氨氧化細菌amoA基因(A)和反硝化細菌nirS基因(B)豐度的變化

同一深度土層不同字母表示差異顯著(0.05)。Values of the same depth of soil in the same time followed by different letters are significantly different (< 0.05).

2.2 稻田土壤硝化反硝化微生物群落多樣性變化

通過對稻田土壤中基因和基因的PCR擴增及其產(chǎn)物的變性梯度凝膠電泳(DGGE), 分析了稻田土壤中硝化和反硝化細菌的群落多樣性。圖2A顯示在水稻秸稈還田降解的200 d內(nèi)土壤氨氧化細菌群落多樣性指數(shù)的變化。在各取樣時間內(nèi)及各深度土層中氨氧化細菌群落多樣性指數(shù)在‘Kf8’與‘Mh86’間均沒有顯著差異; 同一品種水稻的氨氧化細菌群落多樣性指數(shù)在不同取樣時間及不同深度土層中也都沒有明顯差異; 秸稈還田降解的200 d內(nèi)2個品種水稻的土壤氨氧化細菌群落多樣性指數(shù)基本維持在2.0左右。

在水稻秸稈還田降解的200 d內(nèi), 各深度土層的反硝化細菌群落多樣性指數(shù)在‘Kf8’和‘Mh86’間也均沒有差異(圖2B); 同一秸稈還田時間內(nèi), 各個品種水稻的土壤反硝化細菌群落多樣性指數(shù)在不同深度土層間同樣沒有明顯差異(圖2B)。秸稈還田降解的200 d內(nèi)2個品種水稻的土壤反硝化細菌群落多樣性指數(shù)基本維持在2.5左右。

圖2 轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’和常規(guī)水稻‘Mh86’秸稈還田后不同時間不同深度土壤氨氧化細菌(A)和反硝化細菌(B)多樣性指數(shù)的變化

同一深度土層不同字母表示差異顯著(0.05)。Values of the same depth of soil in the same time followed by different letters are significantly different (< 0.05).

2.3 稻田土壤硝化反硝化微生物群落組成的變化

基于DGGE圖譜利用Canoco 4.5生態(tài)學軟件進行了秸稈還田過程中土壤硝化和反硝化微生物群落組成的主成分分析(PCA), 并將微生物群落組成與水稻品種、取樣時間和土層深度3個因素進行了相關性分析。

圖3a顯示, 2個品種水稻各深度土層4個取樣時間的氨氧化細菌群落組成在變異較大的主成分1(PC1)方向上存在分布差異, 其中秸稈還田100 d和150 d的分布較為接近, 并分別與50 d、200 d的分布差異較大。同一取樣時間內(nèi)水稻‘Kf8’與水稻‘Mh86’間以及不同深度土層間的氨氧化細菌群落組成的分布差異均表現(xiàn)在變異較小的主成分2(PC2)方向上。同時, 相關性分析結(jié)果表明土壤氨氧化細菌的群落組成僅與取樣時間即秸稈還田時間長短存在顯著相關(=0.002), 與水稻品種和土層深度都沒有顯著相關性。

土壤反硝化細菌群落組成的變化趨勢與土壤氨氧化細菌一致(圖3b), 50 d、100 d、150 d和 200 d的不同水稻品種及不同深度土層的反硝化細菌群落組成均在PC1方向上分布差異明顯, 同一取樣時間內(nèi)同一品種水稻的不同深度土層的反硝化細菌群落組成在PC2方向上也存在較明顯的分布差異。相關性分析結(jié)果表明, 土壤反硝化細菌的群落組成與取樣時間(=0.002)和土層深度(=0.024)均存在顯著相關, 但與水稻品種沒有明顯相關性。

圖3 轉(zhuǎn)基因水稻‘Kf8’和常規(guī)水稻‘Mh86’秸稈還田后不同時間不同深度土壤氨氧化細菌(a)和反硝化細菌(b)群落組成的主成分分析

3 討論與結(jié)論

目前, 關于轉(zhuǎn)基因作物對環(huán)境微生物影響的研究結(jié)果依據(jù)作物種類、目標基因、微生物種類等因素而存在差異, 且研究多集中于對土壤總微生物如細菌或真菌的群落方面。如: 在轉(zhuǎn)抗病基因木瓜的研究中發(fā)現(xiàn), 轉(zhuǎn)基因品種的種植能夠改變土壤真菌或細菌的群落組成[11]; 而土壤微生物群落結(jié)構在轉(zhuǎn)Bt基因抗蟲玉米和非轉(zhuǎn)基因玉米間沒有差異[12]。本研究所在定位試驗的前期研究證實了轉(zhuǎn)雙價抗蟲基因水稻定位種植4年后對土壤細菌和真菌的群落組成與豐度都沒有顯著影響[13]。還有研究表明轉(zhuǎn)Bt基因抗蟲水稻的秸稈或根系還田降解過程中對土壤細菌或真菌的群落組成沒有影響[7-8]。

近年來對轉(zhuǎn)基因作物土壤中功能微生物群落變化的研究逐漸增多, 如對驅(qū)動土壤氮素轉(zhuǎn)化關鍵微生物群落結(jié)構的研究。本研究定位試驗前期工作已證實在一定時期內(nèi)種植轉(zhuǎn)雙價抗蟲基因水稻不會影響土壤氨氧化細菌的群落組成與豐度[14]。本研究進一步分析了轉(zhuǎn)雙價抗蟲基因水稻秸稈還田降解過程中對土壤硝化和反硝化微生物群落組成與豐度的影響。結(jié)果表明轉(zhuǎn)雙價抗蟲基因水稻秸稈還田降解對土壤氨氧化細菌和反硝化細菌群落豐度與結(jié)構都沒有明顯影響。土壤氨氧化細菌和反硝化細菌的群落結(jié)構僅與秸稈還田降解的時間長短或土層深度相關, 而與轉(zhuǎn)基因與非轉(zhuǎn)基因的水稻品種沒有相關性。另外, 由于氨氧化是個好氧的微生物轉(zhuǎn)化過程, 所以秸稈還田降解過程中通氣性較好的表層土壤中含有更豐富的氨氧化細菌。

轉(zhuǎn)基因技術研發(fā)的目的是將一些有利于作物生長發(fā)育的外源基因?qū)肽繕俗魑? 使其具有抗蟲、抗病、抗逆、改善品質(zhì)及增產(chǎn)的優(yōu)勢。但外源基因的轉(zhuǎn)入有可能引起作物根系分泌物、根系及植株殘體組成的改變, 外源基因及其表達蛋白也可以通過根系分泌物或植株殘體降解直接進入到土壤中, 這些過程都有可能使種植轉(zhuǎn)基因作物的土壤的微生物群落及其生態(tài)功能發(fā)生變化, 從而影響到土壤環(huán)境的生態(tài)可持續(xù)性。

轉(zhuǎn)Bt基因作物中的殺蟲晶體蛋白主要通過根系分泌物、花粉飄落和秸稈還田釋放到環(huán)境中[15]。進入土壤的Bt蛋白能夠迅速被土壤活性顆粒吸附, 1~3 h就能達到吸附平衡[16]。吸附態(tài)Bt蛋白的殺蟲活性可保持數(shù)周或數(shù)月, 轉(zhuǎn)Bt基因玉米的盆栽和大田試驗證明 Bt毒素的殺蟲活性能保持180 d以上[17]; 轉(zhuǎn)Bt基因玉米、棉花和馬鈴薯秸稈分解釋放的Bt毒素殺蟲活性都可保持數(shù)周以上[18-20]。Bt毒蛋白在土壤環(huán)境中失活或消除的主要途徑為進入昆蟲體內(nèi)后被降解、被陽光中紫外線照射分解及微生物的降解和最終礦化作用, 其中土壤微生物是影響B(tài)t毒蛋白在土壤中存留累積的最關鍵因子[21]。

本研究結(jié)果初步揭示轉(zhuǎn)雙價抗蟲基因水稻的秸稈還田降解對土壤氮素轉(zhuǎn)化關鍵微生物群落豐度與組成沒有明顯影響, 不存在影響土壤氮素轉(zhuǎn)化與N2O排放的可能。但由于土壤N2O的產(chǎn)生有多種途徑, 由多個酶催化進行, 且不同途徑的不同酶催化反應間存在相互制約或促進的復雜關系[22-24]。因此, 還需要通過對參與土壤N2O產(chǎn)生的關鍵微生物功能基因多樣性及其作用進行系統(tǒng)的分析研究, 才能深入揭示轉(zhuǎn)基因水稻對稻田溫室氣體N2O排放的影響及機制。

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Effect of transgenic rice straw return to soil on nitrification and denitrification microbial community*

WANG Peixuan1,3, XU Yan2, SONG Yana1**

(1. Institute of Biological Technology, Fujian Academy of Agricultural Sciences, Fuzhou 350003, China; 2. Fuzhou Shidai Middle School, Fuzhou 350007, China; 3. Affiliated High School of Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China)

The cultivation of genetically modified plants may have the potential to alter microbial community structure and function in soils through root exudates and plant residues. Ammonia-oxidizing bacteria or denitrifying bacteria are the key microbes for nitrification or denitrification. A change in community structure of ammonia-oxidizing bacteria or denitrifying bacteria can affect the conversion and utilization of nitrogen in soil. The purpose of this study was to explore the possibility of transgenic rice to induce change in nitrogen transformation and N2O emission in paddy soils. In the study, the abundance and composition of ammonia-oxidizing bacteria or denitrifying bacteria in paddy soils under straw return to soil undertransgenic gene rice ‘Kf8’ or non-transgenic rice ‘Mh86’ were analyzed by real-time PCR and denaturing gradient gel electrophoresis (DGGE) based ongene orgene. The results showed that there were no differences in the abundance ofgene orgene in the soil with returned transgenic rice ‘Kf8’ straw and non-transgenic rice ‘Mh86’ straw. The abundance ofgene in the 0–10 cm soil layer was significantly (< 0.05) higher than that in the 10–20 cm and 20–30 cm soil layers under degraded transgenic rice ‘Kf8’ straw or non-transgenic rice ‘Mh86’ straw. The abundance ofgene in the soil increased with the time of returned straw to soil for either transgenic rice ‘Kf8’ or no-transgenic rice ‘Mh86’. At the same time, the Shannon-Weiner index and composition of ammonia-oxidizing bacteria or denitrifying bacteria in the soil under degraded transgenic rice ‘Kf8’ straw were similar to those under degraded non-transgenic rice ‘Mh86’ straw. The composition of ammonia-oxidizing bacteria in the soil was significantly correlated with the time of rice straw return (= 0.002). Also the abundance of denitrifying bacteria was significantly correlated with the time of rice straw return (= 0.002) and depth of soil (= 0.024). The findings demonstrated that there was no significant effect of returnedtransgenic rice straw to soil on key microbial communities for nitrification or denitrification in soil. In terms of soil microbial community, there was no signiifanct effect of returnedtransgenic rice straw to soil on nitrogen transformation and N2O emission in paddy soils.

Transgenic rice; Straw return; Ammonia-oxidizing bacteria;gene; Denitrifying bacteria;gene; Community structure

Corresponding author, E-mail: syana@sina.com

Feb. 13, 2017; accepted May 18, 2017

10.13930/j.cnki.cjea.170794

S154.3

A

1671-3990(2018)01-0008-08

通信作者:宋亞娜, 主要從事土壤微生物分子生態(tài)學研究。E-mail: syana@sina.com 王沛譞, 主要從事土壤微生物分子生態(tài)學研究。E-mail: 1092546064@qq.com

2017-02-13

2017-05-18

*This study was supported by the Natural Science Foundation of Fujian Province (2015J01105), the Public Welfare Foundation of Fujian Province (2015R1019-12) and the 30thYouth Innovation Competition Project in Fujian Province.

*福建省自然科學基金項目(2015J01105)、福建省公益類科研院所專項(2015R1019-12)和第30屆福建省青少年創(chuàng)新大賽項目資助

王沛譞, 徐焱, 宋亞娜. 轉(zhuǎn)基因水稻秸稈還田對土壤硝化反硝化微生物群落的影響[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報, 2018, 26(1): 8-15

Wang P X, Xu Y, Song Y N. Effect of transgenic rice straw return to soil on nitrification and denitrification microbial community[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2018, 26(1): 8-15