生物質(zhì)炭及過(guò)氧化鈣對(duì)旱地紅壤酶活性和微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

袁穎紅，芮紹云，周際海，劉貴軍，張文鋒，李 麗，樊后保

（1. 南昌工程學(xué)院，江西省退化生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)與流域生態(tài)水文重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江西 南昌 330099；2. 江西省紅壤研究所，江西 進(jìn)賢 331717）

土壤酶活性對(duì)于土壤中有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化有直接作用，大多數(shù)酶都具有專(zhuān)一的酶促反應(yīng)，可以綜合反映土壤的健康狀況［1］，其中蔗糖酶是土壤碳循環(huán)轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵酶，脲酶反映土壤的氮素供應(yīng)水平，過(guò)氧化氫酶與土壤微生物數(shù)量有一定的關(guān)系［2］。土壤酶參與土壤中的各種代謝過(guò)程和能量轉(zhuǎn)化，其與微生物之間有著密切的聯(lián)系［1-2］。土壤微生物主要包括細(xì)菌、放線(xiàn)菌、真菌、真核微生物等，其不僅是土壤養(yǎng)分的重要來(lái)源，還對(duì)周?chē)沫h(huán)境變化有敏感反應(yīng)，當(dāng)生態(tài)機(jī)制變化和環(huán)境改變時(shí)，微生物的群落結(jié)構(gòu)也相應(yīng)的發(fā)生變化［3］。大量研究表明，土壤酶活性和土壤微生物極易受到施肥制度、耕作措施等土壤環(huán)境因子的影響［4-5］。

生物質(zhì)炭具有疏松多孔結(jié)構(gòu)，可以改善土壤的通氣性，保持土壤的水分，而土壤含水量、有機(jī)質(zhì)等因素對(duì)土壤酶活性有很大影響，疏松的土壤結(jié)構(gòu)更加適合好氧性酶的分泌［4］。Graber等［6］認(rèn)為施加生物質(zhì)炭改善了微生物群落以及明顯地改變了土壤的微生物活性，而Rutigliano等［7］和Dempster等［8］發(fā)現(xiàn)添加生物質(zhì)炭會(huì)降低微生物活性，所以生物質(zhì)炭對(duì)微生物的影響機(jī)制比較復(fù)雜。另一種改良劑過(guò)氧化鈣由于其具有釋氧和中和酸性土壤的性質(zhì)，改善土壤理化性狀和土壤養(yǎng)分狀況，可以提高微生物活性［9］，因此也是一種良好的旱地紅壤改良劑。目前有關(guān)生物質(zhì)炭、過(guò)氧化鈣對(duì)土壤肥力、土壤結(jié)構(gòu)狀況和水土保持效益、土壤微生物區(qū)系及多樣性的影響研究多集中于稻田土壤［6-9］，對(duì)兩種改良劑聯(lián)合作用下旱地紅壤土壤微生物組成特征及土壤酶活性的關(guān)系研究鮮有報(bào)道。本文通過(guò)室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，以旱地紅壤為研究對(duì)象，研究?jī)煞N改良劑對(duì)旱地紅壤酶活性、微生物生物量和群落結(jié)構(gòu)的影響，同時(shí)分析了土壤微生物數(shù)量與土壤活性有機(jī)碳、酶活性之間的關(guān)系，揭示生物質(zhì)炭等改良劑影響旱地紅壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化特征，有助于闡明土壤微生物與有機(jī)碳、土壤酶之間的聯(lián)系，為南方旱地紅壤改良劑的合理施用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

土壤是采自于江西省紅壤研究所定位試驗(yàn)基地內(nèi)，該地區(qū)屬典型的低丘紅壤區(qū)紅壤旱地，海拔高度為25～30 m，坡度5°。其地理位置為東經(jīng)116°20′24″，北緯28°15′30″，屬亞熱帶季風(fēng)氣候。年平均降水量 1 587 mm，無(wú)霜期 282 d，平均氣溫 17.5℃，年平均日照時(shí)數(shù) 1 900 ～ 2 000 h。土壤取樣深度為農(nóng)田定位試驗(yàn)中紅薯收獲后表層0～20 cm鮮土，采集后，剔除植物殘?bào)w，過(guò)2 mm標(biāo)準(zhǔn)篩，儲(chǔ)存于4℃冰箱中，備用。供試土壤的基本理化性質(zhì)如下：pH值5.74，有機(jī)碳含量12.18 g/kg，全氮含量 1.01 g/kg，全磷含量 1.27 g/kg，全鉀含量12.17 g/kg；顆粒組成如下：砂粒（0.05 ～ 2 mm）含量15.07%，粉砂（0.005～0.05 mm）含量35.39%，粉粒（0.001～0.005 mm）含量 22.27%，黏粒（＜0.001 mm）含量27.27%。

1.2 供試材料

生物質(zhì)炭由小麥秸稈在350～500℃下厭氧燒制而成，制備率約為35%，其理化性質(zhì)如下：pH值為10.35，有機(jī)碳含量為 467.20 g/kg，全氮含量為 5.9 g/kg，全磷含量為14.43 g/kg，有效磷含量為4.7 g/kg，全鉀含量為 11.5 g/kg，CEC 為 217 cmol/kg。過(guò)氧化鈣用常規(guī)的化學(xué)試劑。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)計(jì)4種處理：（1）新鮮土壤作為對(duì)照（CK）；（2） 添 加1.72 g/kg過(guò) 氧 化 鈣（Ca）；（3）添加 21.46 g/kg生物質(zhì)炭（C）；（4）添加 1.72 g/kg過(guò)氧化鈣和 21.46 g/kg生物質(zhì)炭（C +Ca）。

試驗(yàn)步驟：（1）按照上述試驗(yàn)設(shè)計(jì)，稱(chēng)取130 g新鮮土樣于玻璃培養(yǎng)瓶中，并將田間定位試驗(yàn)最佳劑量的生物質(zhì)炭（C）和過(guò)氧化鈣（Ca）施入培養(yǎng)土壤［10］，每個(gè)處理30個(gè)，共計(jì)120個(gè)瓶子；（2）將土樣和改良劑充分混勻后，使用微噴調(diào)整含水量至25%（質(zhì)量含水量），記錄好每份土樣的質(zhì)量，并放置于25 ℃培養(yǎng)箱進(jìn)行培養(yǎng)（培養(yǎng)期間每天9：00～11：00，打開(kāi)培養(yǎng)箱門(mén)，補(bǔ)足氧氣。），培養(yǎng)期間定期校正土壤水分含量，每隔7 d于9：00將玻璃培養(yǎng)瓶放于天平上，使用微噴補(bǔ)足試驗(yàn)需水量。本試驗(yàn)開(kāi)始于2016年10月中旬，分別在第0、3、7、21、35、49、63、77、91、120 d 進(jìn)行破壞性采集土壤樣品，每個(gè)處理隨機(jī)取3個(gè)玻璃瓶作為3個(gè)重復(fù)；一部分土樣冷凍干燥保存，另一部分土樣密封并保存于4℃冰箱中，供測(cè)定分析土壤微生物生物量碳、可溶性有機(jī)碳、土壤酶活性和土壤微生物生物量等指標(biāo)。

1.4 分析方法

土壤可溶性有機(jī)碳和微生物生物量碳的測(cè)定：土壤可溶性有機(jī)碳采用蒸餾水25℃ 恒溫振蕩浸提 30 min（ 水 土 比 為 5∶1） 后， 以 4 000 r/min 離心 10 min，上清液用 0.45 μm 濾膜抽濾，濾液直接在TOC分析儀上進(jìn)行測(cè)定；土壤微生物生物量碳采用氯仿熏蒸 - 0.5 mol/L 硫酸鉀浸提法［11］測(cè)定。

土壤酶活性測(cè)定：蔗糖酶和淀粉酶的測(cè)定均采用3，5- 二硝基水楊酸比色法，設(shè)無(wú)土壤對(duì)照，所加的基質(zhì)不同，分別為8%的蔗糖溶液，1%的淀粉溶液，且于37℃恒溫箱中培養(yǎng)24 h；脲酶活性測(cè)定采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法，設(shè)無(wú)土對(duì)照，所加基質(zhì)為10 %的尿素溶液，并在37℃恒溫箱培養(yǎng)24 h。

土壤微生物中的磷脂脂肪酸（PLFA）：采用經(jīng)過(guò)改進(jìn)的 Bligh-Dyer方法［12］。稱(chēng)取 5 g冷凍干燥土樣于聚四氟乙稀離心管中，使用土壤提取液（氯仿∶甲醇∶磷酸比為 1∶2∶0.8）提取脂類(lèi)［12-13］，通過(guò)硅酸柱純化分離得到磷脂脂肪酸，再經(jīng)過(guò)甲基化、清洗等過(guò)程，樣品溶解于200 μL的正己烷，隨后轉(zhuǎn)移到色譜瓶?jī)?nèi)插管中，使用氣相色譜儀7890A測(cè)定微生物PLFA的含量，用每種微生物的PLFA量與碳內(nèi)標(biāo)19∶0的濃度之比來(lái)計(jì)算微生物生物量以及相對(duì)豐度。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

土壤累積酶活性Σni=EiTi，其中i=1，n指培養(yǎng)天數(shù)，Ei指連續(xù)兩次采樣酶活性的平均值，Ti指連續(xù)兩次采樣時(shí)間間隔［14］。為保證結(jié)果可靠性，減少誤差，PLFA僅分析含量高于0.1%的脂肪酸。本文數(shù)據(jù)分析和制圖在 Excel 2013、SPSS 19.0 及Canoco軟件中完成，顯著性水平為α=0.05。用主成分分析來(lái)檢測(cè)微生物群落結(jié)構(gòu)的差異，用冗余分析檢驗(yàn)土壤微生物PLFA與土壤有機(jī)碳、土壤酶等影響因素之間的關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 改良劑對(duì)土壤可溶性有機(jī)碳和微生物量碳含量的影響

從圖1（A）可以看出，各處理的變化趨勢(shì)基本相同，可溶性有機(jī)碳均是3 d內(nèi)迅速增加并達(dá)最大值，3 d后逐漸下降，至第7 d達(dá)最小值，7 d后又開(kāi)始緩慢增加，第49 d開(kāi)始減少，63 d后基本穩(wěn)定。第3 d時(shí)，C+Ca、Ca與對(duì)照CK相比分別顯著增加了25.8%、23.6%；35～ 49 d期間，C+Ca相比其他處理顯著增加（P＜0.05）?？扇苄杂袡C(jī)碳的平均含量的大小順序?yàn)镃+Ca>Ca>C>CK，C+Ca顯著高于其他處理（P＜0.05）。

圖1 改良劑對(duì)土壤可溶性有機(jī)碳和微生物量碳的影響

從圖1（B）可以看出，前3 d內(nèi)，各處理土壤微生物量碳逐漸增加，至第3 d達(dá)最大值；CK、Ca、C處理第3 d后逐漸減小，至63 d后呈基本穩(wěn)定，而C+Ca處理第7 d達(dá)到最小值，然后緩慢增加，在第49 d出現(xiàn)第二峰值。第3 d，微生物量碳的含量顯著增加（P＜0.05），各處理微生物量碳大小順序?yàn)镃+Ca>C>Ca>CK；第49 d，配施（C+Ca）與CK相比顯著增加了41.3%。微生物量碳的平均含量的大小順序?yàn)镃+Ca>C>CK>Ca，C+Ca處理顯著高于其他處理（P＜0.05）。

2.2 改良劑對(duì)土壤酶活性的影響

如圖2所示，土壤蔗糖酶活性63 d內(nèi)各處理變化趨勢(shì)基本相同，即3 d內(nèi)被激活，7 d后達(dá)相對(duì)穩(wěn)定狀態(tài)；在63 d后，只有CK和C處理有少量波動(dòng)。土壤淀粉酶活性在各處理的變化趨勢(shì)基本相同，即CK、Ca、C、C+Ca處理在7 d內(nèi)分別增到最大值315.72、379.28、408.01、474.14 mg/（kg·h），7 d后各處理的淀粉酶活性開(kāi)始降低，35 d后略有增高，63 d后基本趨于穩(wěn)定。土壤脲酶活性35 d內(nèi)各處理變化趨勢(shì)基本相同，即3 d內(nèi)受到抑制，3 d后被激活；CK、Ca、C 處理的脲酶活性在35 d以后增強(qiáng)，第49 d增到最大值，63 d后趨于穩(wěn)定。

圖2 改良劑對(duì)土壤蔗糖酶（A）、淀粉酶（B）、和脲酶（C）活性的影響

表1數(shù)據(jù)表明，相比對(duì)照（CK）處理，配施（C+Ca）處理的土壤累積脲酶、蔗糖酶以及淀粉酶活性均顯著增強(qiáng)（P＜0.05）；與其他處理相比，配施（C+Ca）的累積蔗糖酶和淀粉酶活性均顯著增強(qiáng)，而單施Ca的累積脲酶活性也顯著增強(qiáng)。

表1 改良劑作用下旱地紅壤累積酶活性 （g/kg）

2.3 改良劑對(duì)土壤微生物的影響

2.3.1 土壤微生物總PLFAs含量的變化

圖3 改良劑作用下微生物總PLFAs的動(dòng)態(tài)變化

各處理土壤微生物總PLFAs的變化趨勢(shì)基本相同（圖3），前3 d內(nèi)微生物總PLFAs增加，49 d時(shí)達(dá)最大值，49 d后開(kāi)始減少，至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，與開(kāi)始培養(yǎng)時(shí)的微生物總PLFAs基本相同。在第3 d和第35 d時(shí)各處理微生物總PLFAs大小順序?yàn)镃+Ca>C>Ca>CK，且C+Ca、C處理與Ca、CK處理間差異顯著?？侾LFAs平均含量的大小順序?yàn)椋篊+Ca>C>Ca>CK，且相比CK，C+Ca處理總PLFAs的平均含量顯著增加了16.08 %；單施C和Ca處理的總PLFAs的平均含量均顯著高于對(duì)照（CK）（P＜0.05），而C與Ca處理之間差異不顯著。

2.3.2 土壤中微生物各類(lèi)菌群PLFAs含量的變化

圖4 微生物各類(lèi)菌群PLFAs的動(dòng)態(tài)變化

從圖4可以看出，各處理土壤細(xì)菌和革蘭氏陰性菌PLFAs含量的動(dòng)態(tài)變化趨勢(shì)基本相同，即在第3 d和第49 d出現(xiàn)雙峰趨勢(shì)；在第7 d時(shí)土壤細(xì)菌和革蘭氏陰性菌PLFAs含量C處理低于其它處理，且與CK、Ca、C+Ca處理間差異顯著，在第35 d時(shí)C、C+Ca處理顯著高于CK、Ca處理。

土壤厭氧微生物和真菌PLFAs含量的動(dòng)態(tài)變化趨勢(shì)基本相同，即土壤厭氧微生物在第3、35、63 d和土壤真菌在第3、21、63 d出現(xiàn)三峰趨勢(shì)；在第3、63 d土壤厭氧微生物和真菌PLFAs含量Ca、C、C+Ca處理顯著高于CK處理。

土壤放線(xiàn)菌、真核微生物、叢枝菌根真菌和革蘭氏陽(yáng)性菌PLFAs含量的動(dòng)態(tài)變化趨勢(shì)呈現(xiàn)波動(dòng)變化；在第7 d 時(shí)土壤放線(xiàn)菌和土壤叢枝菌根真菌PLFAs含量CK、Ca、C+Ca處理顯著高于C處理，土壤革蘭氏陽(yáng)性菌PLFAs含量CK、Ca處理顯著高于C、C+Ca處理；在第35 d 時(shí)土壤放線(xiàn)菌和真核微生物PLFAs含量Ca、C、C+Ca處理顯著高于CK處理，土壤叢枝菌根真菌PLFAs含量CK、Ca、C+Ca處理顯著高于C處理。

真菌/細(xì)菌（F/B）及革蘭氏陰性菌/革蘭氏陽(yáng)性菌（GN/GP）與微生物群落結(jié)構(gòu)緊密相關(guān)，其中F/B值可以表征土壤生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性［15］。CK、Ca、C 、C+Ca處理的F/B值分別為0.026、0.025、0.024、0.025，各處理間無(wú)明顯差異，說(shuō)明改良劑短期內(nèi)對(duì)旱地紅壤生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性無(wú)顯著影響。CK、Ca、C 、C+Ca處理的GN/GP值分別為1.01、1.14、1.11、1.18，添加改良劑使GN和GP都增加，且C+Ca處理的GN增加幅度更大，因此C+Ca處理的GN/GP與其它處理之間差異顯著（P＜0.05）。

2.3.3 土壤微生物群落結(jié)構(gòu)分析

圖5表明，各處理土壤細(xì)菌（革蘭氏陽(yáng)性菌、陰性菌等）的相對(duì)豐度最大，大約占微生物總含量的80 %；放線(xiàn)菌次之，大約占微生物總含量的13 %～15 %；而真菌和叢枝菌根真菌的相對(duì)豐度較低。相比對(duì)照（CK）處理，配施（C+Ca）處理顯著增加了革蘭氏陰性菌的相對(duì)豐度（P＜0.05），而真核微生物、放線(xiàn)菌、叢枝菌根真菌卻顯著減少了，真菌的相對(duì)豐度沒(méi)有顯著差異。

圖5 微生物PLFAs的相對(duì)豐度

土壤微生物PLFAs的主成分分析（圖6）表明，添加過(guò)氧化鈣和生物質(zhì)炭能夠改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。前兩個(gè)主成分只解釋了微生物群落結(jié)構(gòu)變異的77.142 %，所以本試驗(yàn)提取了3個(gè)主成分，累計(jì)貢獻(xiàn)率94.724 %>80 %，提取的3個(gè)主成分能夠很好地解釋微生物群落結(jié)構(gòu)的變異。計(jì)算CK、Ca、C和Ca+C處理主成分的綜合得分，分別為6.58、7.22、7.20和7.58，因此配施（C+Ca）處理的綜合得分最高，對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響最大。

圖6 微生物群落結(jié)構(gòu)主成分分析

2.3.4 改良劑作用下各菌群PLFAs與土壤碳及土壤酶活性的關(guān)系

冗余分析（RDA）表明，軸1和軸2解釋了土壤群落變異程度的89.48%。除了B和GP外，土壤磷脂脂肪酸組成各指標(biāo)之間及其和土壤可溶性有機(jī)碳呈正相關(guān)；在土壤酶活性指標(biāo)中，與AMY和URE活性呈正相關(guān)，而與INV呈負(fù)相關(guān)。不同改良劑處理的影響差異明顯，C、C+Ca處理同處在第三象限，而CK和Ca各占據(jù)一個(gè)象限，且C、C+Ca處理與B、GP、TOC、MBC、INV呈正相關(guān)性（圖7）。

圖7 土壤微生物群落與土壤碳及酶活性的冗余分析排序圖

3 討論

3.1 改良劑對(duì)旱地紅壤碳及土壤酶活性的影響

土壤有機(jī)碳組分及其含量是衡量土壤肥力的重要指標(biāo)，微生物生物量碳和可溶性有機(jī)碳是土壤有機(jī)碳中最活躍的組分之一，易被微生物分解利用、對(duì)植物養(yǎng)分供應(yīng)有直接作用，是土壤潛在生產(chǎn)力的重要評(píng)價(jià)指標(biāo)［16］。各處理土壤微生物量碳含量在第3 d迅速增加并達(dá)到最大值，而后波動(dòng)下降，這一現(xiàn)象與匡崇婷等［17］對(duì)紅壤有機(jī)碳礦化速率的研究結(jié)果基本相吻合。說(shuō)明生物質(zhì)炭施入土壤后，早期易分解組分快速分解，土壤微生物代謝所需營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)供應(yīng)充足，所以微生物迅速繁殖，但是土壤有機(jī)碳的礦化速率隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)而降低，可供微生物利用的營(yíng)養(yǎng)源不斷減少，最后趨于穩(wěn)定。而過(guò)氧化鈣的施入，中和了土壤的酸性，進(jìn)而影響土壤微生物數(shù)量和群落結(jié)構(gòu)，且過(guò)氧化鈣遇水能夠釋放大量的氧氣，為好氧微生物的繁殖和代謝提供了良好的條件［18］。土壤可溶性有機(jī)碳前3 d內(nèi)迅速增加并達(dá)最大值，而后波動(dòng)下降。Laird等［19］指出在培養(yǎng)初期生物質(zhì)炭可釋放出各種有機(jī)分子，直接增加了土壤中可溶性有機(jī)碳的含量。另外，生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣的輸入，提高了土壤pH值，增加了活性有機(jī)碳的親水性和電荷密度，有助于固相有機(jī)碳溶解，從而增加了土壤可溶性有機(jī)碳的含量［20］。本研究中微生物量碳與可溶性有機(jī)碳之間有極顯著正相關(guān)關(guān)系，閆浩［21］也發(fā)現(xiàn)土壤微生物量碳總是伴隨著土壤中可溶性有機(jī)碳的變化而變化。

土壤酶在土壤物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)化過(guò)程中扮演著重要的角色，它們可以通過(guò)促進(jìn)有機(jī)物的分解，為微生物的生長(zhǎng)繁殖提供必需的養(yǎng)料，是反映微生物活性的重要指標(biāo)［22］。本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣施入旱地紅壤后能夠激發(fā)土壤酶活性，且配施的效果最佳。土壤中大多數(shù)酶來(lái)源于土壤微生物的分泌，有相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)土壤微生物與土壤酶活性的變化具有相似性，微生物對(duì)土壤酶活性有著直接的影響［23］，本研究中蔗糖酶、淀粉酶以及脲酶活性均和微生物有顯著的相關(guān)性，這與沈宏等［24］的研究結(jié)果一致。土壤酶活性還與pH值等因素有關(guān)［25］，與C處理相比，配施過(guò)氧化鈣和生物質(zhì)炭的土壤pH值明顯提高（CK、Ca、C、C+Ca處理pH值分別為5.26、6.53、5.84、6.86），使微生物類(lèi)群發(fā)生變化，從而影響了土壤酶來(lái)源，所以配施（C+Ca）的脲酶、蔗糖酶以及淀粉酶活性顯著增強(qiáng)。本研究還發(fā)現(xiàn)，添加生物質(zhì)炭等改良劑對(duì)脲酶活性的影響在前期（3 d內(nèi)）表現(xiàn)出抑制作用隨后轉(zhuǎn)為促進(jìn)作用，其原因可能是生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣的加入破壞了原有土壤的動(dòng)態(tài)平衡，而且生物質(zhì)炭具有極強(qiáng)的吸附性，可能會(huì)通過(guò)吸附酶分子對(duì)酶促反應(yīng)結(jié)合點(diǎn)形成保護(hù)，因此阻止了酶促反應(yīng)的進(jìn)行［26］；而后土壤微生物利用的碳素和氮素增加導(dǎo)致微生物活性增強(qiáng)，從而提高土壤酶活性。

3.2 改良劑對(duì)土壤微生物各群落PLFA含量的影響

本研究結(jié)果表明，施用生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣能夠明顯提高微生物生物量、改善微生物群落結(jié)構(gòu)。生物質(zhì)炭由于具有疏松多孔結(jié)構(gòu)，可為土壤微生物提供豐富的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和良好的生存環(huán)境，增強(qiáng)了微生物的繁殖能力［8］；過(guò)氧化鈣能在土壤中緩慢釋放氧氣，不僅增加了土壤的富氧量，而且增強(qiáng)了土壤的透氣性，促進(jìn)了好氧微生物的生長(zhǎng)［27］；兩者配合施用，既為微生物的生長(zhǎng)提供了大量的養(yǎng)分和水分，也為好氧微生物的生長(zhǎng)提供了足夠的氧氣［28］，本試驗(yàn)總PLFAs平均含量的大小順序?yàn)镃+Ca>C>Ca>CK，且相比CK，C+Ca處理總PLFAs的平均含量顯著增加，說(shuō)明配施的效果更好。各處理旱地紅壤中的微生物以細(xì)菌為優(yōu)勢(shì)菌群，占微生物總含量的80 %，放線(xiàn)菌次之，占微生物總含量的13 % ～15 %，真菌和叢枝菌根真菌含量相對(duì)較少。這與張星杰等［29］的研究結(jié)果一致。

主成分分析與主成分綜合得分的結(jié)果表明不同種類(lèi)微生物磷脂脂肪酸（PLFA）組成和含量間的差異，可用來(lái)直接評(píng)估其微生物的生物量及群落結(jié)構(gòu)。真菌/細(xì)菌（F/B）是土壤生態(tài)系統(tǒng)緩沖能力的重要指標(biāo)，比例越高則生態(tài)緩沖能力越高［15］。在本研究中真菌/細(xì)菌并未有顯著變化，原因可能一是由于生物質(zhì)炭與過(guò)氧化鈣對(duì)細(xì)菌和真菌群落間豐度增加量相互抵消所致，二是兩種改良劑作用時(shí)間不夠長(zhǎng)，效果還不明顯。革蘭氏陽(yáng)性菌（GP）和革蘭氏陰性菌（GN）是土壤細(xì)菌中重要組成部分，GN/GP值可以指示土壤營(yíng)養(yǎng)狀況，GN/GP越小，表示營(yíng)養(yǎng)脅迫越強(qiáng)［30］。Ca、C及C+Ca處理都增加了GP和GN的數(shù)量，且GN增加得多，因此GN/GP與CK相比呈增加趨勢(shì)，以C+Ca處理GN/GP最大。生物質(zhì)炭向土壤提供了豐富的碳源，但高碳氮比有機(jī)物的分解加劇了微生物和植物之間的養(yǎng)分競(jìng)爭(zhēng)，土壤微生物群落結(jié)構(gòu)更傾向于向擅長(zhǎng)競(jìng)爭(zhēng)資源的革蘭氏陽(yáng)性細(xì)菌方向轉(zhuǎn)變［15］。

土壤有機(jī)碳組分的種類(lèi)和數(shù)量決定了微生物的種類(lèi)和數(shù)量，并對(duì)微生物的生長(zhǎng)繁殖及代謝過(guò)程產(chǎn)生影響。土壤酶作為土壤環(huán)境的重要組分，其與土壤微生物以及有機(jī)碳等理化性質(zhì)之間存在密切的關(guān)系［17，24］。而土壤微生物群落的動(dòng)態(tài)變化反過(guò)來(lái)也影響著土壤系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)［31］。冗余分析結(jié)果顯示，土壤MBC和DOC，土壤INV、AMY和URE活性均是影響土壤微生物數(shù)量和結(jié)構(gòu)的主要因子。C+Ca處理中土壤TOC、MBC和INV活性主要影響了B、GP等微生物數(shù)量和總PLFAs量，進(jìn)而影響土壤微生物的數(shù)量及組成結(jié)構(gòu)，而生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣相結(jié)合加劇了與單一措施下土壤理化性質(zhì)的變異程度，這也可能是導(dǎo)致C+Ca處理土壤微生物結(jié)構(gòu)不同于C和Ca處理的原因。土壤pH值也是影響土壤微生物的一個(gè)重要因素，相關(guān)研究證明，pH值的微小變化對(duì)微生物數(shù)量以及微生物群落結(jié)構(gòu)都有很大影響，生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣的添加使土壤pH值升高，為微生物生長(zhǎng)提供了適宜的堿性環(huán)境，不僅提高了微生物活性，還改善了微生物群落結(jié)構(gòu)［32］。同時(shí)，盡管PLFA技術(shù)常被用于研究土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，但該技術(shù)本身也有局限性。PLFA能定量描述環(huán)境樣品中的微生物群體，而不能在種的水平精確的描述微生物的種類(lèi)，且從土壤中提取出的各類(lèi)脂肪酸種類(lèi)仍十分有限［33］，因此，要全面解析土壤微生物群落結(jié)構(gòu)還需結(jié)合其他的研究手段。

4 結(jié)論

生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣的施入能顯著增加土壤可溶性碳和微生物量碳含量；能提高土壤脲酶、蔗糖酶和淀粉酶活性。生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣的施入能夠提高旱地紅壤微生物總PLFAs，改變紅壤微生物群落結(jié)構(gòu)，且配施（C+Ca）的效果更好。生物質(zhì)炭和過(guò)氧化鈣配施在短期內(nèi)是維持和提升耕地質(zhì)量的有效措施，長(zhǎng)期應(yīng)用還需關(guān)注土壤碳氮養(yǎng)分均衡狀態(tài)。