生物質(zhì)炭配施有機肥對旱地紅壤酶活性及其微生物群落組成的影響

沈芳芳，張 哲，袁穎紅，周際海

（1南昌工程學院/江西省退化生態(tài)系統(tǒng)修復與流域生態(tài)水文重點實驗室，南昌330099；2江西省水土保持科學研究院江西省土壤侵蝕與防治重點實驗室，南昌330029；3安徽師范大學/重要生物資源保護與利用研究安徽省省級重點實驗室，安徽蕪湖241000）

0 引言

紅壤是中國面積居第三位的土壤類型，主要分布于中國長江以南的丘陵地區(qū)，南方紅壤地區(qū)以占全國28%的耕地養(yǎng)活了全國43%的人口[1]。然而紅壤地區(qū)高溫高濕，土壤礦物風化淋溶強烈，發(fā)育完全，導致紅壤養(yǎng)分缺乏，土壤肥力降低，且旱地紅壤比水田情況更為嚴重[2]。在土壤中施加有機肥可以增加土壤有機碳、改良土壤性質(zhì)、促進土壤團聚體的形成、增加土壤養(yǎng)分等方面有不可替代的作用[3]。豬糞是中國施用量最大的有機肥，相關研究表明土壤理化性質(zhì)及酶活性均隨其施用量的增加而相應提高[4]。施用有機物料可以增加土壤磷肥利用率，秸稈與豬糞配施的處理效果更佳[5]。中國有機肥的利用率僅有30%左右[6]，研究發(fā)現(xiàn)，糞便填充生物質(zhì)炭堆肥可以減少氮的損失[7]，同時增加腐殖化，大大提高成熟堆肥的肥料價值[8-9]。向土壤中施加生物質(zhì)炭可以減少溫室氣體排放[10-11]，因此備受關注。

生物質(zhì)炭是在氧氣受限的環(huán)境中熱解生物質(zhì)時獲得的一種芳香族和富含碳的固體副產(chǎn)物，作為一種改良劑，已被用于農(nóng)業(yè)中以改善土壤的物理、化學和生物特性[11-12]。在土壤的研究應用方面已有較多的文獻報道，如，生物質(zhì)炭或有機肥施入能顯著改變土壤肥力、孔隙率、團粒結構、團聚體穩(wěn)定性及pH等各項理化性質(zhì)[13]。同時，生物質(zhì)炭或有機肥通過自身的特殊性質(zhì)改變了土壤微生物的生活環(huán)境，提高了土壤含水率，并為土壤微生物提供營養(yǎng)物質(zhì)，從而改變土壤微生物量[14-16]。此外，由于生物質(zhì)炭或有機肥的添加會使土壤pH呈堿性，引發(fā)陽離子交換量、持水量等理化性質(zhì)發(fā)生改變[17]，從而影響土壤細菌，放線菌和真菌等特征微生物的生存環(huán)境，最終引發(fā)土壤酶活性的改變[18]。堆肥中添加生物質(zhì)炭做填充劑是生物炭-碳、氮循環(huán)的一個最新的研究方向[19]，目前有關對土壤微生物種群及酶活性影響的研究大多集中于生物炭或單施有機肥，而有關生物炭配施有機肥對旱地紅壤影響的報道甚少。據(jù)報道，生物質(zhì)炭對土壤微生物群落及活性的影響是消極的、積極的或者沒有影響的，這取決于生物質(zhì)炭的來源和所用土壤的類型[20-23]。關于不同種類生物質(zhì)炭-有機肥堆肥相互作用對微生物反應尚不清楚，為此，本研究采用室內(nèi)培養(yǎng)方式，通過向旱地紅壤中添加不同物料（水稻、玉米和小麥秸稈）制成的生物質(zhì)炭與有機肥（豬糞）堆肥，探索不同生物質(zhì)炭配施有機肥處理對土壤微生物量、酶活性（蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶）及微生物群落組成的影響及其動態(tài)變化規(guī)律，可為南方旱地紅壤改良及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)如何提高肥料利用率提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗土樣為第四紀紅色黏土發(fā)育而成的旱地紅壤，采集于江西省紅壤所試驗基地(116°20′23″E，28°15′30″N)。土壤取樣深度為表層0～20 cm。挑出土樣中的雜質(zhì)（石子、植物殘體等）后過10目土壤篩，置于4℃冰箱內(nèi)儲存?zhèn)溆?。土壤理化性質(zhì)見表1。生物質(zhì)炭-有機肥堆肥的平均pH、土壤有機碳和全氮分別為9.45、354.30 g/kg、18.99 g/kg。

1.2 供試材料

生物質(zhì)炭（水稻、玉米、小麥秸稈）采用便攜式生物炭化機在500℃條件下厭氧燒制，制備率約35%。取上述生物質(zhì)炭過10目篩備用。有機肥為豬糞，豬糞由試驗基地養(yǎng)豬場采購，堆肥采用桶式好氧堆肥。木屑為楊樹木屑。具體堆肥處理方式如下：

有機肥堆肥：豬糞:木屑=7:3；

生物質(zhì)炭-有機肥堆肥：生物質(zhì)炭:木屑:豬糞=2:1:7。

將上述材料混合均勻后，將其初始含水率調(diào)節(jié)至65%（堆肥前，需要確定各種原材料的含水率，最后確定需要添加的水量）。每天測定堆肥的溫度和含水率，若含水率降低則補水，使堆肥的含水率盡量保持穩(wěn)定。當堆肥溫度和環(huán)境溫度相等，則可以停止堆肥。將堆肥放入4℃冰箱備用。生物質(zhì)炭-有機肥堆肥材料的理化性質(zhì)見表1。

表1 供試材料的基本理化性質(zhì)

1.3 試驗設計

試驗共設5種處理：（1）新鮮土壤(CK，0 g/kg)；（2）新鮮土壤+有機肥堆肥(M，40 g/kg)；（3）新鮮土壤+水稻秸稈生物質(zhì)炭-有機肥堆肥(RM，50 g/kg)；（4）新鮮土壤+玉米秸稈生物質(zhì)炭-有機肥堆肥(CM，50 g/kg)；（5）新鮮土壤+小麥秸稈生物質(zhì)炭-有機肥堆肥(WM，50 g/kg)。

試驗步驟：（1）按照上述實驗處理，裝165 g（干土150 g）新鮮土壤進玻璃瓶容器中，并向土壤中添加堆肥（生物質(zhì)炭配施有機肥添加量為干土的5%，有機肥堆肥添加量為干土的4%），每種處理重復3次。（2）將新鮮土樣與堆肥充分混勻后，將樣品含水量補至28.8%（田間持水量的60%）后稱總重，放入25℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。培養(yǎng)期間，每隔7天檢查樣品質(zhì)量，質(zhì)量減少的進行補水，保持樣品含水率在28.8%（每天需要打開培養(yǎng)箱門1 h，補足氧氣）。培養(yǎng)期為2018年10月29日至2019年2月27日，共計120天，于培養(yǎng)期第0、3、7、21、35、49、63、77、90、120天進行破壞性采樣，樣品用自封袋保存于4℃冰箱。具體試驗步驟參考袁穎紅[24]等的方法。

1.4 樣品分析方法

微生物量碳氮采用氯仿熏蒸-K2SO4提取-碳自動分析儀法[25]。脲酶采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法，蔗糖酶采用二硝基水楊酸比色法，過氧化氫酶采用高錳酸鉀滴定法。微生物群落結構采用磷脂脂肪酸(PLFAs)法，PLFA的提取采用改進的Bligh-Dyer法[26]，磷脂脂肪酸的分類參考Shen等[27]。

1.5 數(shù)據(jù)分析

土壤累積酶活性[11]計算公式如(1)所示。

其中n指培養(yǎng)天數(shù)累計酶活性，Ei指每連續(xù)2次采樣酶活性的平均值，Ti指每連續(xù)2次采樣時間間隔。

為保證結果可靠性，減少誤差，PLFA僅分析含量高于0.1%的脂肪酸。所有生物質(zhì)炭配施有機肥的有關碳、氮元素的數(shù)據(jù)均采用歸一化處理，如(2)所示。

土壤微生物群落狀態(tài)采用Shannon-Wiener指數(shù)和細菌壓力指數(shù)(BSI)[28]來表示。

采用Excel 2016進行數(shù)據(jù)預整理，SigmaPlot 13.0軟件進行制圖。采用SPSS19.0統(tǒng)計軟件進行最小差異顯著法(LSD)檢驗(P＜0.05)。采用Canoco軟件對各處理的PLFAs進行主成分分析(PCA)。不同的字母表示處理之間差異顯著(P＜0.05)。數(shù)值均為平均值±標準誤差(n=12)。

2 結果與分析

2.1 不同生物質(zhì)炭配施有機肥處理對土壤微生物量碳、氮的影響

各處理旱地紅壤微生物量碳(MBC)含量在120天培養(yǎng)期內(nèi)呈“雙峰型”波動變化，第一峰值比第二峰值平均高297 mg/kg（圖1a）。在7天達到第一個峰值，RM、CM、WM和M處理的土壤MBC分別為782.66、525.27、469.26、592.07 mg/kg，在 49天達到第二個峰值。各處理旱地紅壤MBC平均含量（圖1b）大小順序為：M＞RM＞W(wǎng)M＞CM，且RM、CM、WM處理與M處理之間差異顯著(P＜0.05)。RM、CM和WM處理土壤MBC含量較M處理分別降低了8.12%、29.43%和33.89%。

圖1c表明，0～35天內(nèi)，RM處理土壤微生物量氮(MBN)含量變化較穩(wěn)定，在0～35天內(nèi)波動下降，35～63天逐漸回升后下降并趨于穩(wěn)定；CM和WM處理的變化趨勢基本相同，均呈現(xiàn)0～3天升高，3～7天降低，7～35天升高后開始降低并趨于穩(wěn)定的趨勢；M處理在0～35天內(nèi)持續(xù)升高，35天后大幅度降低，并保持波動變化。各處理旱地紅壤MBN平均含量大小依次為：M＞RM＞CM＞W(wǎng)M，RM、CM、WM處理與M處理之間差異顯著(P＜0.05)（圖1d）。RM、CM和WM處理的MBN平均含量較M處理分別降低了45.23%、52.82%和69.03%。

圖1 培養(yǎng)期間不同處理土壤MBC(a)和平均含量(b)及MBN(c)含量和平均含量(d)

2.2 不同生物質(zhì)炭配施有機肥處理對土壤酶活性的影響

120天培養(yǎng)期內(nèi)，各處理旱地紅壤脲酶活性呈增加—降低—增加—降低的變化趨勢（圖2a）。M處理下，土壤脲酶活性在0～7天內(nèi)持續(xù)降低，7～63天升高，并在63天時達到最大值[16.95 mg/(kg·h)]，63～90天又持續(xù)降低。RM和CM處理土壤脲酶活性均在3～7天降低，21～35天上升，并在35～77天小幅度上升，在77天分別達到最大值[10.49、8.67 mg/(kg·h)]。WM處理土壤脲酶活性在0～3天上升，3～7天下降，7～63天上升后持續(xù)下降直至培養(yǎng)期結束，并在63天達到最大值[8.27 mg/(kg·h)]。各處理旱地紅壤累計脲酶活性大小呈現(xiàn)：M＞RM＞CM＞W(wǎng)M，且各處理之間差異顯著(P＜0.05)；RM、CM和WM處理土壤累計脲酶活性比M處理分別降低了22.42%、32.14%和47.62%（圖2b）。

RM與M處理旱地紅壤蔗糖酶活性呈“雙峰型”波動變化，0～3天下降，后上升，21天達到第一個峰值，49天達到第二個峰值（圖2c）；CM與WM處理旱地紅壤蔗糖酶活性變化相對穩(wěn)定。各處理旱地紅壤累計蔗糖酶活性大小順序為：RM＞M＞CM＞W(wǎng)M，RM、CM和WM處理與M差異顯著(P＜0.05)（圖2d）。RM處理土壤累計蔗糖酶活性比M提高了91.49%，CM和WM處理土壤蔗糖酶累計活性較M降低了26.91%和33.30%。

RM、CM、WM、M處理旱地紅壤過氧化氫酶活性在整個培養(yǎng)期間呈現(xiàn)緩慢下降的趨勢，培養(yǎng)結束后降幅分別達到46.22%、46.83%、27.40%和24.22%（圖2e）。僅RM處理土壤過氧化氫酶活性在0～3天有小幅度下降，而CM、WM與M處理在0～3天上升，之后各處理整體處于下降趨勢直至培養(yǎng)結束。各處理的最大值均在0天，RM、CM、WM、M分別為10.62、8.89、6.67、5.95 mg/(kg·h)。各處理旱地紅壤累計過氧化氫活性大小呈現(xiàn)：RM＞W(wǎng)M＞CM＞M（圖2f）。其中RM、CM、WM處理與M處理之間差異顯著(P＜0.05)。RM、CM和WM處理土壤累計過氧化氫酶活性較M顯著提高了28.94%、17.42%和19.25%。

圖2 培養(yǎng)期間不同處理土壤脲酶(a)、蔗糖酶(c)、過氧化氫酶(e)及其累計活性(b、d、f)動態(tài)變化

2.3 不同生物質(zhì)炭配施有機肥處理對土壤微生物群落的影響

2.3.1 不同生物質(zhì)炭-有機肥堆肥對土壤微生物群落的影響 培養(yǎng)期間M處理旱地紅壤PLFAs含量呈“雙峰型”波動變化，在0～3天下降，而后上升，21天達到第一個峰值，77天達到第2個峰值（圖3a）。RM、CM和WM處理下旱地紅壤PLFAs含量變化趨勢大致相同，均呈現(xiàn)下降—上升—下降趨勢。各處理旱地紅壤總PLFAs平均含量大小順序為：M＞RM＞CM＞W(wǎng)M，且處理之間差異顯著(P＜0.05)（圖3b）。RM、CM和WM處理下的旱地紅壤總PLFAs平均含量較M降低了10.23%、17.21%和23.30%。

圖3 培養(yǎng)期間不同處理土壤總PLFAs含量動態(tài)變化(a)及各處理的平均含量(b)

土壤各類群微生物磷脂脂肪酸相對豐度（圖4）表明革蘭氏陰性菌(G-，36.67%)和革蘭氏陽性菌(G+，27.62%)是優(yōu)勢菌種，約占微生物總含量的64.29%，其次是放線菌(Act，13.02%)，然后是真菌(F，8.82%)和真核微生物(EM，7.46%)，叢枝菌根真菌最小(AMF，6.41%)。生物質(zhì)炭-有機肥堆肥(RM、CM、WM)處理顯著降低旱地紅壤AMF和F的相對豐度(P＜0.05)，而顯著提高G-和G+的相對豐度(P＜0.05)。其中RM處理顯著降低了旱地紅壤EM的相對豐度(P＜0.05)，CM和WM處理顯著提高Act的相對豐度(P＜0.05)。

圖4 培養(yǎng)期間不同處理土壤各類群PLFAs相對豐度

各處理土壤真菌PLFA/細菌PLFA比值(F/B)呈先升高后降低，而后波動變化的趨勢（圖5a）。M處理在0～35天持續(xù)上升，35天后開始下降，63～120天波動變化；生物質(zhì)炭-有機肥堆肥處理在前期出現(xiàn)波動上升的趨勢，49天后開始下降，63～120天波動變化；M處理F/B大部分時間高于其他處理。RM、CM、WM和M處理土壤F/B的平均值分別為0.19、0.18、0.18和0.25，M處理與其他處理間差異顯著(P＜0.05)。

圖5b表明M處理土壤革蘭氏陰性菌PLFA/革蘭氏陽性菌PLFA比值(G-/G+)在0～21天持續(xù)上升，21天后開始下降，49～63天出現(xiàn)上升，63天后持續(xù)下降直至培養(yǎng)結束；生物質(zhì)炭-有機肥堆肥處理的變化趨勢基本相同，呈培養(yǎng)中期降低，49天后開始上升，其中WM處理在49～90天持續(xù)下降，90～120天上升；RM和CM處理在77天后持續(xù)下降直至培養(yǎng)結束。7～35天內(nèi)，M處理下G-/G+顯著高于其他處理。RM、CM、WM和M處理土壤G-/G+的平均值分別為1.29、1.35、1.34和1.39。

圖5 培養(yǎng)期間不同處理土壤F/B(a)和G-/G+(b)動態(tài)變化

各處理旱地紅壤微生物Shanon-Wiener指數(shù)大小為：CM＞W(wǎng)M＞RM＞M（圖6a），M處理與其他處理之間差異顯著(P＜0.05)。各處理旱地紅壤細菌壓力指數(shù)(BSI)呈現(xiàn)：RM＞CM＞W(wǎng)M＞M（圖6b）。RM、CM處理與M處理之間差異顯著(P＜0.05)，RM與CM、WM處理間差異顯著(P＜0.05)。

圖6 培養(yǎng)期間不同處理土壤微生物Shanon-Wiener指數(shù)(a)和細菌壓力指數(shù)(BSI)(b)

2.3.2 不同生物質(zhì)炭配施有機肥處理土壤微生物群落主成分分析 土壤微生物PLFAs的主成分分析（圖7）表明，生物質(zhì)炭-有機肥堆肥對微生物群落組成影響較大，2個主成分（PC1和PC2）共同解釋了土壤樣品總變異的95.06%。PC1解釋了土壤樣品71.54%的模式變異系數(shù)，權重最大；各處理在PC1軸上有較好的分離度，尤其是單獨施用有機肥堆肥（M處理），與其他處理明顯分離；生物質(zhì)炭-有機肥堆肥(RM、CM、WM)處理在PC1軸上的值較為集中，而不同物料生物質(zhì)炭-堆肥對土壤微生物群落組成的影響不明顯。PC2解釋了土壤樣品23.52%的模式變異系數(shù)，RM處理與其他處理之間具有較大的離散度，表明RM處理土壤的微生物群落組成與其他處理之間差異較大。

圖7 不同處理土壤微生物群落組成主成分分析

3 結論

室內(nèi)培養(yǎng)試驗表明，相比單施有機肥(M)，生物質(zhì)炭配施有機肥處理降低了土壤微生物量碳和氮含量和土壤脲酶活性，并以小麥生物質(zhì)炭配施有機肥(WM)的效果最顯著。水稻生物質(zhì)炭配施有機肥(RM)提高了土壤過氧化氫酶和蔗糖酶活性，升幅分別是M處理的91.49%和28.94%。生物質(zhì)炭配施有機肥(RM、CM、WM)相比M處理顯著降低土壤總磷脂脂肪酸含量、叢枝菌根真菌、真菌的相對豐度、真菌/細菌比值，而顯著提高土壤放線菌、革蘭氏陰性菌和革蘭氏陽性菌的相對豐度、Shanon-Wiener指數(shù)和微生物壓力指數(shù)。主成分分析表明，水稻生物質(zhì)炭配施有機肥與其他處理之間具有較大的離散度，表明該處理土壤的微生物群落組成與其他處理之間差異較大。這些研究結果可以為生物質(zhì)炭添加在溫室效應減排的貢獻提供一定的數(shù)據(jù)依據(jù)。

4 討論

4.1 不同生物質(zhì)炭配施有機肥處理對旱地紅壤微生物量及酶活性的影響

本研究中各處理土壤MBC、MBN含量在培養(yǎng)前期出現(xiàn)上升而后降低的趨勢，說明在生物質(zhì)炭配施有機肥（RM、CM和WM）混施入土壤后，為土壤微生物提供了適宜的環(huán)境與養(yǎng)分，促進土壤微生物繁殖，提高土壤微生物量[10]；而隨著培養(yǎng)時間的延長，堆肥中的有效養(yǎng)分逐漸被微生物消耗殆盡，微生物因為養(yǎng)分不足開始死亡，土壤MBC、MBN含量在培養(yǎng)后期下降最終保持穩(wěn)定，這與趙軍[21]和芮紹云[29]等研究結果類似。在培養(yǎng)中后期（在63天后），RM、CM和WM處理土壤MBC含量顯著低于有機肥(M)處理。究其原因，隨著培養(yǎng)時間的延長，生物質(zhì)炭中可溶性有機物逐漸被微生物分解，此時難降解有機物含量增加，微生物需要更多的氮元素來分解這些有機物，而RM、CM和WM處理中的氮含量低于M處理，且生物質(zhì)炭因其多孔隙結構吸附土壤中游離的有機物，減少有機物與微生物的接觸，抑制土壤微生物的生長，從而降低了土壤MBC的含量[30]。

生物質(zhì)炭-有機肥可以產(chǎn)生一種營養(yǎng)豐富和富含腐殖質(zhì)的土壤改良劑或緩釋肥料[31]。M處理土壤有機氮含量較高，施入土壤中能更好促進氮周轉相關微生物量，同時由于生物質(zhì)炭吸附了土壤中游離的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮至孔隙或表面，降低小分子化合物的可利用性，抑制微生物的活性，從而降低了土壤MBN含量[32]，這與本研究中M處理土壤MBN含量在35天后顯著高于RM、CM、WM處理的結果一致。培養(yǎng)期間土壤MBN和脲酶活性呈現(xiàn)先下降后增加的趨勢，這與堆肥剛施入土壤后破壞了土壤的動態(tài)平衡有關，同時生物質(zhì)炭表面或孔隙存在一定量的多環(huán)芳烴(PAHs)[33-34]，附著于生物質(zhì)炭表面或孔隙的PAHs進入土壤，直接抑制土壤微生物活性，造成了土壤MBN和脲酶活性的降低，但隨著培養(yǎng)時間的延長，生物質(zhì)炭重新吸附土壤中的PAHs，微生物逐漸適應新環(huán)境并開始吸收堆肥中的營養(yǎng)元素，土壤MBN和脲酶活性開始增加[35]。土壤脲酶活性與土壤全氮含量呈顯著正相關[36]，本研究中，M處理的全氮含量最高（表1），從而使脲酶活性顯著高于RM、CM和WM處理；另外土壤中脲酶活性過高致土壤中的氨更容易揮發(fā)，導致土壤肥力降低，而生物質(zhì)炭配施有機肥顯著降低了土壤脲酶活性[37]。

蔗糖酶可以反映出土壤有機質(zhì)的轉化情況，過氧化氫酶反映出土壤微生物氧化過程的強弱，還可以影響土壤微生物數(shù)量[24]。因生物質(zhì)炭附帶一些PAHs，進入土壤后刺激過氧化氫酶分解毒素，提高了過氧化氫酶的活性，導致RM、CM和WM處理的酶活性高于M處理；但是隨著培養(yǎng)時間延長，土壤中的不穩(wěn)定毒素逐漸被分解，過氧化氫酶活性開始下降，最終保持動態(tài)平衡[38]。CM和WM處理土壤蔗糖酶活性顯著低于M處理，生物質(zhì)炭稀釋了有機肥中的酶含量，并且生物質(zhì)炭由于其吸附性，吸附了土壤中的蔗糖酶反應底物和酶分子，從而抑制了蔗糖酶活性。不同物料來源的生物質(zhì)炭對土壤養(yǎng)分的吸附和解吸能力相差很大[37]，導致RM、CM和WM處理的土壤酶活性也存在差異。

4.2 不同生物質(zhì)炭配施有機肥處理對旱地紅壤微生物群落組成的影響

RM、CM、WM處理的土壤總PLFAs含量較M處理顯著降低，原因可能是生物質(zhì)炭可以顯著減少土壤中硝態(tài)氮的淋失，增加土壤中硝態(tài)氮的含量，而土壤中的硝態(tài)氮含量過高則會抑制土壤微生物的活性[37]，同時生物質(zhì)炭結構穩(wěn)定，使其含有的有機碳不易被微生物所分解，微生物需求的反應底物降低，造成了微生物量的下降[39]。研究表明，F(xiàn)/B比值越高，土壤的生態(tài)緩沖能力越強[40]，本研究中培養(yǎng)結束時各個處理下的F/B值（平均值為0.20）均高于初始值（平均值為0.11），表明各堆肥處理均提高了土壤的穩(wěn)定性和微生物功能團的活性[15,41]。相比M處理，生物質(zhì)炭有機肥顯著降低了土壤F/B值，這主要因為生物質(zhì)炭提高了土壤的pH，而細菌含量會隨著土壤pH升高而升高，而高pH會抑制土壤真菌活性。

本研究中生物質(zhì)炭配施有機肥處理的土壤放線菌、革蘭氏陽性菌(G+)、革蘭氏陰性菌(G-)的相對豐度顯著高于單施有機肥處理，而叢枝菌根真菌(AMF)以及真菌(F)的相對豐度顯著低于M處理。研究表明G-/G+值表征土壤營養(yǎng)狀況，值越大，表示營養(yǎng)脅迫越弱[41]，G-更適合在營養(yǎng)豐富的環(huán)境中生存，而G+更在營養(yǎng)受限的環(huán)境中更合適，生物質(zhì)炭及有機肥均向土壤提供了豐富的碳源和氮源，促使G-含量顯著高于G+，且Shanon-Wiener指數(shù)以添加生物質(zhì)炭的有機堆肥更高[29,42]。培養(yǎng)期0、63～120天時，M處理G-/G+值顯著低于RM、CM和WM處理，但在35～49天時剛好相反，這與培養(yǎng)過程中生物質(zhì)炭吸附和解吸的土壤養(yǎng)分動態(tài)有關[37]。G+自身擁有較厚的細胞壁同時能夠形成孢子，對土壤中的有害物質(zhì)脅迫不敏感，所以生物質(zhì)炭的毒害作用對土壤G+影響不明顯，最后造成G-/G+值降低[43]。隨著培養(yǎng)時間的延長，土壤中的有害物質(zhì)逐漸被分解，生物質(zhì)炭配施有機肥的G-/G+值開始升高。

生物質(zhì)炭的施入增加了有毒物質(zhì)對土壤微生物的毒害作用，抑制土壤G-的生長，增加了土壤微生物壓力指數(shù)，生物質(zhì)炭配施有機肥比單施有機肥顯著提供微生物壓力指數(shù)。RM處理下的微生物壓力指數(shù)顯著高于CM和WM處理，這可能是因為玉米和小麥秸稈制成的生物質(zhì)炭擁有較高的有機碳含量以及較多的含氧官能團，結構疏松，能夠暴露出更多的活性位點吸附土壤中有害物質(zhì)[44]，緩解了生物質(zhì)炭對土壤微生物的毒害作用。不同處理間微生物群落組成的主成分分析離散程度越大，則不同處理下的土壤微生物群落組成差異性也越大。本研究中，水稻生物質(zhì)炭-有機肥與其他處理的差異較大，這與水稻生物質(zhì)炭的微孔結構及其對土壤結構疏松度的改變等因素有關[45]。說明堆肥的物料種類是影響土壤微生物群落結構的主要因素。