2種稻蝦共作模式對(duì)土壤有機(jī)氮礦化作用的影響

喻召雄，陶先法，賈 睿，侯詒然，李子萬(wàn)，董 寅，李 冰*，朱 健，，*

（1上海海洋大學(xué)水產(chǎn)與生命學(xué)院，上海 200120；2南京農(nóng)業(yè)大學(xué)無(wú)錫漁業(yè)學(xué)院，江蘇無(wú)錫 214000；3中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院淡水漁業(yè)研究中心/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部稻漁綜合種養(yǎng)生態(tài)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇無(wú)錫 214081）

0 引言

【研究意義】稻蝦共作模式是稻漁綜合種養(yǎng)的典型模式之一，能達(dá)到“一田多用、一水多收”的效果，在湖北、江蘇、江西、湖南和安徽等長(zhǎng)江中下游地區(qū)廣泛分布（陳松文等，2020）。土壤中的氮素大部分以有機(jī)氮形式存在，經(jīng)過(guò)礦化作用轉(zhuǎn)變?yōu)闊o(wú)機(jī)氮后才可被作物吸收利用。土壤有機(jī)氮礦化作用是除氮肥外作物獲取氮素營(yíng)養(yǎng)的主要途徑，是表征土壤供氮潛力的重要指標(biāo)（郝曉暉，2008；張笑千等，2010）。土壤有機(jī)氮礦化作用受多種因素影響，包括土壤有機(jī)氮含量、土壤微生物和底棲生物等（王偉等，2016）。因此，研究不同稻蝦共作模式對(duì)土壤有機(jī)氮礦化作用的影響，明確蝦類對(duì)土壤氮素礦化的作用機(jī)制，可為實(shí)際生產(chǎn)中氮肥的合理施用提供指導(dǎo)?！厩叭搜芯窟M(jìn)展】稻蝦共作模式下，蝦類的殘餌、糞便可參與稻田的有機(jī)質(zhì)循環(huán)，提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，進(jìn)而提升土壤整體肥力（管勤壯等，2019；楊智景等，2020）。稻田環(huán)境下，蝦類是最主要的底棲生物，其擾動(dòng)作用能增加土壤含水率，提升土壤中有機(jī)物的降解程度，進(jìn)而改變土壤理化性質(zhì)（龔世園等，2007；張雷等，2011；封功成等，2020）。佀國(guó)涵等（2020）研究表明，稻蝦共作可顯著提高微生物量碳和顆粒有機(jī)碳含量，對(duì)土壤中有機(jī)氮等有機(jī)質(zhì)的降解有促進(jìn)作用。而土壤微生物作為有機(jī)質(zhì)最主要的分解者，其群落結(jié)構(gòu)和活性也主要受土壤環(huán)境的影響（佀國(guó)涵等，2017；佀國(guó)涵等，2020）。王蓉等（2019）研究顯示，稻蝦共作顯著增加了氨氧化古菌與氨氧化細(xì)菌的群落豐度，改變了群落結(jié)構(gòu)組成，降低了氨氧化古菌群落多樣性；鄭嬌莉等（2021）在長(zhǎng)期稻蝦共作養(yǎng)殖環(huán)境中篩選出6株芽孢桿菌有機(jī)質(zhì)降解菌，能快速高效降解餌料培養(yǎng)基中的有機(jī)質(zhì)。稻田耕層（0~20 cm）土壤富含氮素和有機(jī)質(zhì)（吳穎琦等，2019；張錫州等，2000），也是生物活動(dòng)的主要土層，因此關(guān)于有機(jī)氮礦化作用的研究多集中于該區(qū)域。高亞軍等（2000）研究表明，免耕和常耕兩種耕作方式下，10~15 cm土層的礦質(zhì)態(tài)氮、微生物量氮、礦化勢(shì)均顯著低于0~5 cm土層；王根林等（2009）研究指出，可礦化氮隨土層深度的增加而下降，在免耕表土層（0~7.5 cm）含量最高；顧春朝和傅民杰（2016）研究表明，稻田單施化肥能促進(jìn)耕層表層（0~10 cm）土壤有機(jī)氮的氨化過(guò)程。【本研究切入點(diǎn)】雖然目前已有較多關(guān)于不同耕層有機(jī)氮礦化作用的研究報(bào)道，但關(guān)于耕層下部（10~20 cm）土壤有機(jī)氮礦化作用的研究較少，尤其缺乏稻蝦共作模式下土壤有機(jī)氮礦化作用的相關(guān)研究?！緮M解決的關(guān)鍵問(wèn)題】研究2種稻蝦共作模式對(duì)稻田耕層下部土壤有機(jī)氮礦化作用的影響及相關(guān)微生物對(duì)礦化作用的響應(yīng)機(jī)制，為稻蝦共生模式中蝦類對(duì)土壤氮素肥力的影響機(jī)理研究及制定氮肥施用方案提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)點(diǎn)概況及試驗(yàn)材料

試驗(yàn)點(diǎn)位于江蘇省靖江市（東經(jīng)120°19′56.8″、北緯32°5′30.9″），年平均氣溫23 ℃，年平均降水量約1055 mm，屬亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候。試驗(yàn)田為2020年5月末竣工的新建標(biāo)準(zhǔn)化稻田，土壤為油泥土，屬滲育水稻土亞類滲潮粘田土屬，質(zhì)地均一，砂粘適中，基本理化性質(zhì)：pH 7.3，全氮0.67g/kg、全磷0.24 g/kg、銨態(tài)氮24.62 mg/kg、硝態(tài)氮0.91 mg/kg。

試驗(yàn)用蝦為紅螯螯蝦（）和羅氏沼蝦（）；水稻品種為南粳5055。

1.2 試驗(yàn)方法

田間試驗(yàn)開(kāi)始于2020年7月，采用防水布將試驗(yàn)田均分為6個(gè)小區(qū)，單個(gè)小區(qū)面積約700 m，設(shè)稻—紅螯螯蝦（RC）和稻—羅氏沼蝦（RM）2種共作模式，每處理3個(gè)平行重復(fù)（圖1）。試驗(yàn)期間，各小區(qū)獨(dú)立運(yùn)行，互不影響，水位高度一致。水稻于7月20號(hào)移栽，11月12日收獲。移栽采用機(jī)插方式進(jìn)行，株距間隔為10 cm。僅在水稻移栽前1 d施用水稻專用復(fù)合肥，施肥量為300 kg/ha，主要成分為N-PO-KO，總養(yǎng)分含量≥40%。蝦苗于8月16日投放，紅螯螯蝦苗種均重約30 g/只，羅氏沼蝦苗種均重約29 g/只；單個(gè)小區(qū)投放密度為22500尾/ha。蝦苗于11月6日收獲，收獲前進(jìn)行曬田，緩慢降低各小區(qū)水位高度，使紅螯螯蝦離開(kāi)田面退回到環(huán)溝內(nèi)。2種蝦均為雜食性底棲生物，以水生植物、底棲無(wú)脊椎動(dòng)物、藻類、碎屑喂食。其中，紅螯螯蝦有掘穴行為（黃智偉，2019），羅氏沼蝦無(wú)掘穴行為（馮藝，2018）。

試驗(yàn)于9月1日開(kāi)始，11月1日結(jié)束，為期60 d。養(yǎng)殖過(guò)程中每日投餌量為放養(yǎng)總重的2%（每隔20 d通過(guò)打樣評(píng)估蝦總重），投喂時(shí)間為每日下午17：00點(diǎn)，采用無(wú)人機(jī)對(duì)各小區(qū)紅螯螯蝦、羅氏沼蝦進(jìn)行投喂。

1.3 樣品采集

在試驗(yàn)開(kāi)始、結(jié)束時(shí)分別采集初期樣本RC-1、RM-1和末期樣本RC-2、RM-2。單小區(qū)選用五點(diǎn)取樣法，用柱狀采泥器采取耕層下部10~20 cm土壤，混合為1個(gè)樣品。采集的土樣去除作物根系等雜物，均勻分為3份。1份鮮土用于土壤微生物測(cè)定，其余經(jīng)自然風(fēng)干后過(guò)2 mm篩網(wǎng)，4 ℃保存，用于室內(nèi)礦化培養(yǎng)試驗(yàn)和土壤全氮、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量測(cè)定。

1.4 測(cè)定項(xiàng)目及方法

土壤全氮含量采用過(guò)硫酸鉀消解—紫外分光光度法測(cè)定，土壤銨態(tài)氮含量采用氯化鉀浸提—納氏試劑分光光度法測(cè)定，土壤硝態(tài)氮含量采用氯化鉀浸提—紫外分光光度法測(cè)定。

土壤樣品經(jīng)室內(nèi)礦化培養(yǎng)后計(jì)算土壤有機(jī)氮的單周礦化量、累積礦化量、礦化勢(shì)、一級(jí)反應(yīng)速率和可礦化氮比例，培養(yǎng)方法采用改進(jìn)的長(zhǎng)期淹水密閉—間歇淋洗培養(yǎng)法（李文軍等，2019）。其中，土壤氮素礦化速率采用一階動(dòng)力學(xué)模型計(jì)算（李慧琳等，2008）：

式中，為在時(shí)間內(nèi)土壤氮素凈礦化量（mg/kg），累積礦化量為各時(shí)期礦化產(chǎn)物NH-N含量之和，表示培養(yǎng)時(shí)間（d），為氮礦化勢(shì)（mg/kg），k為氮素礦化一級(jí)反應(yīng)速率［mg/（kg·d）］。礦化勢(shì)指土壤潛在最大可礦化氮量；對(duì)同一土壤而言，其數(shù)值固定，不隨土壤培養(yǎng)條件的變化而變化。數(shù)值按如下方法確定：另取各采樣時(shí)期的土壤樣本，于30 ℃下進(jìn)行室內(nèi)礦化培養(yǎng)，培養(yǎng)時(shí)間為120 d，將各時(shí)期測(cè)得NH

-N相加即為。

式中，TN為土壤全氮含量（mg/kg）。

土壤微生物群落組成測(cè)定：采用Fast DNA SPIN Kit（MP Biomedical，F(xiàn)rance）試劑盒提取土壤DNA，并用1%瓊脂糖凝膠電泳對(duì)其進(jìn)行檢測(cè)；按指定測(cè)序區(qū)域，合成帶有barcode的特異引物，采用TransGen AP221-02：TransStart Fastpfu DNA Poly‐merase方法對(duì)基因組DNA進(jìn)行PCR擴(kuò)增，采用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)PCR產(chǎn)物，使用AxyPrepDNA凝膠回收試劑盒（AXYGEN公司）切膠回收PCR產(chǎn)物，并用Tris HCl洗脫；將擴(kuò)增產(chǎn)物委托上海凌恩生物科技有限公司完成Illumina PE250測(cè)序流程；將微生物序列信息根據(jù)overlap關(guān)系進(jìn)行拼接，同時(shí)對(duì)序列質(zhì)量進(jìn)行質(zhì)控和過(guò)濾。

1.5 數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計(jì)分析

利用Usearch（vsesion 10）將優(yōu)質(zhì)序列聚類成操作分類單元（Operational Taxonomic Units，OTU），按照97%相似性對(duì)非重復(fù)序列（不含單序列）進(jìn)行OTU聚類，得到OTU的代表序列；采用RDP classifier貝葉斯算法對(duì)97%相似水平的OTU代表序列進(jìn)行分類學(xué)分析，使用Mothur 1.30.1在相似水平97%上進(jìn)行微生物多樣性指數(shù)評(píng)估；采用上海凌恩生物科技有限公司網(wǎng)上平臺(tái)完成微生物主坐標(biāo)分析（PCoA分析）。

利用SPSS 25.0對(duì)測(cè)定數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，利用GraphPad Prism 8.0.2繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 2種稻蝦共作模式對(duì)耕層10~20 cm土層土壤氮素含量的影響

各時(shí)期土壤氮素含量變化如圖2，在試驗(yàn)初期，2種模式間土壤全氮含量無(wú)顯著差異（>0.05，下同），但RC模式的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量顯著高于RM模式（<0.05，下同）。試驗(yàn)?zāi)┢?，RC模式土壤全氮含量顯著低于RM模式，銨態(tài)氮含量顯著高于RM模式，硝態(tài)氮含量無(wú)顯著差異。

與試驗(yàn)初期相比，試驗(yàn)?zāi)┢跁r(shí)RC和RM模式的土壤總氮、銨態(tài)氮含量均明顯下降，而硝態(tài)氮含量變化較小，且RC模式的土壤全氮含量下降幅度大于RM模式。

2.2 2種稻蝦共作模式對(duì)耕層10~20 cm土層土壤有機(jī)氮礦化參數(shù)的影響

單周礦化量和累積礦化量變化曲線（圖3）顯示，連續(xù)淹水培養(yǎng)初期（0~14 d），RC-1、RM-1、RC-2和RM-2的單周礦化量均隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)呈增加趨勢(shì)，在第14 d達(dá)最大值，而后逐漸減小。20 ℃室內(nèi)培養(yǎng)條件下，培養(yǎng)初、末期2種模式的累積氮礦化量表現(xiàn)為RC-2（131.21±2.12 mg/kg）>RM-2（119.85±1.36 mg/kg）>RC-1（91.27±2.96 mg/kg）>RM-1（76.00±1.16 mg/kg）。初、末期RC模式土壤累積氮礦化量均高于RM模式，且2種模式下試驗(yàn)?zāi)┢谕寥赖睦鄯e氮礦化量較試驗(yàn)初期均明顯上升。圖4顯示，初、末期RC模式礦化勢(shì)、累積氮礦化量、可礦化氮比例均顯著高于RM模式。末期土壤中的礦化勢(shì)、累積氮礦化量、可礦化氮比例較初期均明顯上升，一級(jí)反應(yīng)速率升高，但僅RM模式達(dá)顯著差異水平。

2.3 2種稻蝦共作模式對(duì)耕層10~20 cm土層土壤微生物群落結(jié)構(gòu)特征的影響

2.3.1 對(duì)稻田土壤微生物群落多樣性的影響 Al‐pha多樣性分析結(jié)果（圖5）顯示，RC-1與RM-1間OTU數(shù)目、Chao指數(shù)、Shannon指數(shù)、Simpson指數(shù)均無(wú)顯著差異；RC-2與RM-2間Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)存在顯著差異，Shannon指數(shù)RC-2低于RM-2，Simp‐son指數(shù)RC-2高于RM-2。結(jié)果表明，在試驗(yàn)初期，RC模式與RM模式優(yōu)勢(shì)菌群豐度、菌群多樣性均無(wú)明顯差異；而試驗(yàn)?zāi)┢诰憾鄻有源嬖陲@著差異，RC模式顯著低于RM模式。

2.3.2 對(duì)稻田土壤微生物群落組成的影響 門分類水平上，2種共作模式稻田土壤微生物群落組成較相似，但不同采樣時(shí)期微生物組成有所差異。相對(duì)豐度≥1%的門類有16個(gè)，約占各樣品序列總數(shù)的93.0%。由圖6-A可看出，微生物門分類水平上相對(duì)豐度排前10的分別為變形菌門（Proteobacteria）、疣微菌門（Verrucomicrobiota）、酸桿菌門（Acidobacter‐iota）、粘菌門（Myxococcota）、脫硫桿菌門（Desulfo‐bacterota）、綠彎菌門（Chloroflexi）、硝化螺旋菌門（Nitrospirota）、擬桿菌門（Bacteroidota）、放線菌門（Actinobacteriota）和Unclassifild。其中，變形菌門為土壤中的最優(yōu)勢(shì)菌群，相對(duì)豐度為21.4%~26.7%；其次為酸桿菌門、放線菌門、綠彎菌門和擬桿菌門，相對(duì)豐度分別為13.0%~16.0%、6.1%~12.4%、9.7%~13.0%、4.3%~6.1%。微生物屬分類水平上（圖6-B），相對(duì)豐度≥1.0%的微生物菌屬共有18個(gè)，約占樣品豐度的35.0%，其中屬于綠彎菌門的共有4個(gè)菌屬，屬于變形菌門的共有3個(gè)菌屬，屬于酸桿菌門的共有3個(gè)菌屬，屬于硝化螺旋菌門的共有2個(gè)菌屬，剩余6個(gè)則屬于其他門類。其中，為最優(yōu)勢(shì)菌屬，相對(duì)豐度為2.4%~3.5%，其次為、、_及，相對(duì)豐度分別為1.0%~4.7%、2.1%~3.0%、1.5%~2.7%和1.8%~2.5%。

微生物群落結(jié)構(gòu)主坐標(biāo)分析結(jié)果（圖7）顯示，初期PCo1為38.65%，PCo2為18.56%，二者之和大于50%；末期PCo1為37.94%，PCo2為20.84%，二者之和大于50%；兩個(gè)時(shí)期均具有代表性。在初期，RC模式與RM模式各樣本位點(diǎn)在PCoA分析圖上距離較接近，各位點(diǎn)之間連線所構(gòu)成的區(qū)域有重疊部分，表明2種養(yǎng)殖模式間土壤微生物菌群結(jié)構(gòu)較相似；而在末期，2種養(yǎng)殖模式各樣本位點(diǎn)距離較遠(yuǎn)，無(wú)明顯重疊區(qū)域，表明2種養(yǎng)殖模式間土壤微生物菌群組成結(jié)構(gòu)明顯不同。

在門分類水平和屬分類水平上對(duì)相對(duì)豐度排前10的物種（Unclassified除外）的相對(duì)豐度數(shù)值進(jìn)行-test檢驗(yàn)，結(jié)果顯示（圖8-A），門水平上，試驗(yàn)初期RC模式酸桿菌門相對(duì)豐度顯著低于RM模式，綠彎菌門相對(duì)豐度顯著高于RM模式；末期RC模式脫硫桿菌門、硝化螺旋菌門相對(duì)豐度顯著低于RM模式，而綠彎菌門、放線菌門相對(duì)豐度顯著高于RM模式。在RC模式中，末期黏菌門、脫硫桿菌門、硝化螺旋菌門、擬桿菌門相對(duì)豐度均顯著低于試驗(yàn)初期，而變形菌門、放線菌門相對(duì)豐度均顯著高于初期；在RM模式中，硝化螺旋菌門、擬桿菌門相對(duì)豐度均顯著低于初期，而變形菌門、綠彎菌門、放線菌門相對(duì)豐度均顯著高于初期。

在屬水平上（圖8-B），試驗(yàn)初期RC模式uncultured、、、的相對(duì)豐度均顯著低于RM模式，的相對(duì)豐度顯著高于RM模式。試驗(yàn)?zāi)┢赗C模式uncultured、的相對(duì)豐度均顯著低于RM模式，而的相對(duì)豐度顯著高于RM模式。RC模式中，試驗(yàn)?zāi)┢诘南鄬?duì)豐度顯著低于試驗(yàn)初期，而、的相對(duì)豐度顯著高于試驗(yàn)初期；RM模式中，試驗(yàn)?zāi)┢诘南鄬?duì)豐度顯著低于試驗(yàn)初期，而、的相對(duì)豐度顯著高于試驗(yàn)初期。

門分類水平上，同一采樣時(shí)期，2種模式之間相對(duì)豐度差異顯著的微生物門類由初始期的2門（酸桿菌門和綠彎菌門）增加到末期的4門（放線菌門、脫硫桿菌們、粘菌門和硝化螺旋菌門）。屬分類水平的變化與門分類水平類似，表現(xiàn)為相同采樣時(shí)期2模式間有差異的菌屬所對(duì)應(yīng)的菌門由初期的4個(gè)門減少至末期的3個(gè)門。

2.3.3 土壤微生物類群與土壤氮礦化參數(shù)、土壤氮素的相關(guān)分析 對(duì)土壤微生物門分類水平（相對(duì)豐度前10）物種的相對(duì)豐度與土壤全氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、累積氮礦化量、礦化勢(shì)、可礦化氮比例及一級(jí)反應(yīng)速率進(jìn)行相關(guān)分析（圖9-A）。氮素含量相關(guān)性結(jié)果顯示，全氮含量與擬桿菌門、脫硫桿菌門、粘菌門、硝化螺旋菌門呈極顯著正相關(guān)（<0.01，下同），與放線菌門、綠彎菌門、變形菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)；銨態(tài)氮含量與擬桿菌門、硝化螺旋菌門呈極顯著正相關(guān)，與脫硫桿菌門、粘菌門呈顯著正相關(guān)，與放線菌門、變形菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)；硝態(tài)氮含量與各菌門均無(wú)顯著相關(guān)性。礦化參數(shù)相關(guān)性結(jié)果顯示，除一級(jí)反應(yīng)速率外，累積氮礦化量、礦化勢(shì)和可礦化氮比例與放線菌門、綠彎菌門、變形菌門呈極顯著正相關(guān)，與擬桿菌門、脫硫桿菌門、粘菌門、硝化螺旋菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)。表明除疣微菌門外，土壤全氮和銨態(tài)氮含量會(huì)影響其余門類土壤微生物的相對(duì)豐度，且相關(guān)門類微生物均能顯著影響土壤有機(jī)氮的礦化參數(shù)。

在屬分類水平中（圖9-B），、、與累積氮礦化量、礦化勢(shì)、可礦化氮比例和一級(jí)反應(yīng)速率均為極顯著正相關(guān)；、與累積氮礦化量、礦化勢(shì)、可礦化氮比例和一級(jí)反應(yīng)速率均為極顯著負(fù)相關(guān)；與累積氮礦化量、礦化勢(shì)和可礦化氮比例為顯著負(fù)相關(guān)，與一級(jí)反應(yīng)速率無(wú)顯著相關(guān)性；屬僅與礦化勢(shì)存在顯著相關(guān)性；其余屬類微生物與土壤有機(jī)氮礦化參數(shù)均無(wú)顯著相關(guān)性。

3 討論

水稻主要吸收土壤中的無(wú)機(jī)氮供自身生長(zhǎng)發(fā)育需要，而有機(jī)氮需經(jīng)微生物的礦化作用分解為無(wú)機(jī)氮后，才能被水稻吸收利用（武際等，2012）。研究表明，土壤中的有機(jī)氮經(jīng)銨化作用和硝化作用后最終生成銨態(tài)氮和硝態(tài)氮（王艷杰等，2005），因此，土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量在一定程度上可反映有機(jī)氮的礦化作用強(qiáng)度。本研究結(jié)果表明，RC模式下土壤銨態(tài)氮含量在初期、末期均顯著高于RM模式，RC模式中土壤銨化作用更強(qiáng)。同時(shí)，初期2種模式間全氮含量無(wú)顯著差異，而末期RC模式顯著低于RM模式，表明紅螯螯蝦較羅氏沼蝦更能促進(jìn)土壤有機(jī)氮的礦化。而硝態(tài)氮主要靠銨態(tài)氮的硝化作用生成，但試驗(yàn)稻田長(zhǎng)期處于淹水環(huán)境下，土壤硝化作用受到抑制，故初期、末期RC模式與RM模式間硝態(tài)氮含量無(wú)顯著差異，且同一模式不同時(shí)期硝態(tài)氮含量也無(wú)顯著差異，與李成芳等（2008）的研究結(jié)果一致。在水稻生長(zhǎng)期間，其氮素來(lái)源于土壤現(xiàn)存氮素和外源氮素輸入（人工施肥等）（尹冬，2011；朱杰等，2018）。而本研究在蝦類養(yǎng)殖期間也未做施肥處理，水稻的氮素養(yǎng)分依靠有機(jī)氮礦化作用產(chǎn)生的銨態(tài)氮提供，因而至試驗(yàn)?zāi)┢谕寥廊亢弯@態(tài)氮含量顯著下降。

已有研究表明，底棲生物會(huì)影響土壤有機(jī)氮的降解。馬紅波（2001）研究發(fā)現(xiàn)，底棲生物通過(guò)影響沉積物環(huán)境而影響氮循環(huán)，加速沉積物礦化作用的進(jìn)行，影響NH-N的生成速率；在Hulth等（2004）的研究結(jié)果中，底棲生物的生理活動(dòng)會(huì)在沉積物中形成孔洞，使有氧界面在沉積物中延伸，進(jìn)而影響有機(jī)氮的礦化；Hou等（2020）進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，日本沼蝦生物擾動(dòng)可改變沉積物氧化還原電位，促進(jìn)有機(jī)物的降解，加速有機(jī)氮的礦化。本研究室內(nèi)礦化培養(yǎng)試驗(yàn)結(jié)果顯示，2種模式下末期土壤累積氮礦化量、礦化勢(shì)、可礦化氮比例均顯著高于試驗(yàn)初期，且同一時(shí)期RC模式的累積氮礦化量、礦化勢(shì)、可礦化氮比例也均顯著高于RM模式，表明稻蝦共作末期土壤有機(jī)氮礦化作用較前期有所增強(qiáng)，RC模式中土壤有機(jī)氮礦化作用強(qiáng)度大于RM模式。在本研究中，蝦類作為稻田中最主要的底棲生物，除攝食投喂的餌料外，還會(huì)攝食植物殘?bào)w、有機(jī)碎屑等，可加速土壤中有機(jī)質(zhì)的降解（Ferris et al.，1998），其攝食行為也會(huì)對(duì)土壤造成一定的攪動(dòng)，降低土壤團(tuán)聚體大小，進(jìn)一步增強(qiáng)有機(jī)氮的礦化作用（王根林等，2009）。同時(shí)，較羅氏沼蝦而言，紅螯螯蝦自身還有掘穴行為，可連通表層和中層土壤，改善中層土壤的通氣狀況，其水氣條件等能更好地滿足好氧微生物生長(zhǎng)（Kravchenko et al.，2017），因而更能提高有機(jī)氮的礦化作用。另外，底棲生物的攝食、爬行等生命活動(dòng)也會(huì)對(duì)土壤微生物群落的結(jié)構(gòu)、活性和多樣性造成影響（Laverock et al.，2010；Rugenski et al.，2012；Delmont et al.，2014；宋宇等，2020）。稻蝦共作期間，紅螯螯蝦、羅氏沼蝦的不同生活習(xí)性為土壤微生物營(yíng)造了不同的生存環(huán)境，使得末期2種模式間微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性產(chǎn)生明顯區(qū)別。

除底棲生物外，土壤微生物群落的也是有機(jī)氮礦化作用的重要影響因子，微生物的種類、結(jié)構(gòu)、功能與有機(jī)氮的分解、礦化密切相關(guān)（李輝信等，2004；張俊清等，2004）。本研究中，放線菌門、綠彎菌門、變形菌門均與礦化作用相關(guān)參數(shù)呈極顯著正相關(guān)，而擬桿菌門、脫硫桿菌門、硝化螺旋菌門與礦化參數(shù)呈極顯著負(fù)相關(guān)。前人研究表明，變形菌門是一種r策略細(xì)菌（富營(yíng)養(yǎng)菌），能加速土壤有機(jī)質(zhì)分解，在土壤氮素循環(huán)中發(fā)揮重要作用（徐凡迪等，2021）；放線菌門部分屬類可參與碳、氮循環(huán)，降解木質(zhì)素，加速土壤植物殘?bào)w的分解，降低土壤木質(zhì)素總量和氮總量的比值，促進(jìn)有機(jī)氮的礦化（謝長(zhǎng)校等，2015；Hua et al.，2021）；綠彎菌門部分屬類以有機(jī)質(zhì)為碳源，可加速有機(jī)質(zhì)降解（Davis et al.，2011），對(duì)土壤有機(jī)氮的礦化有促進(jìn)作用；擬桿菌門與土壤有機(jī)碳和氮素含量有較好關(guān)聯(lián)性，可反映有機(jī)質(zhì)的降解程度，高有機(jī)質(zhì)水平時(shí)相對(duì)豐度較高（Fierer et al.，2012；趙雅姣等，2020）；而脫硫桿菌門部分屬類可將有機(jī)質(zhì)完全氧化成CO或部分氧化為乙酸鹽，降低其余微生物的碳源利用能力，從而抑制有機(jī)氮的礦化；硝化螺旋菌門部分屬類微生物為化能無(wú)機(jī)自養(yǎng)，通過(guò)亞硝酸鹽氧化還原酶介導(dǎo)的亞硝酸鹽氧化生成硝酸鹽來(lái)獲取能量，抑制土壤有機(jī)氮的礦化過(guò)程（Liang et al.，2021）。在試驗(yàn)?zāi)┢冢?種模式土壤中放線菌門、綠彎菌門、變形菌門相對(duì)豐度均上升，擬桿菌門、脫硫桿菌門、硝化螺旋菌門相對(duì)豐度均下降。由此可知，稻蝦共作模式能提升利于有機(jī)氮礦化的微生物相對(duì)豐度，進(jìn)而提高土壤有機(jī)氮礦化作用的強(qiáng)度。進(jìn)一步對(duì)末期2種模式間以上菌門的相對(duì)豐度進(jìn)行比較分析，結(jié)果顯示RC模式放線菌門、綠彎菌門相對(duì)豐度顯著高于RM模式，而脫硫桿菌門、硝化螺旋菌門顯著高于RM模式。結(jié)合微生物相對(duì)豐度與礦化參數(shù)的相關(guān)分析結(jié)果可知，與有機(jī)氮礦化作用相關(guān)的微生物在不同模式中的相對(duì)豐度不同，是導(dǎo)致2種模式間有機(jī)氮礦化參數(shù)產(chǎn)生顯著差異的直接原因。

4 結(jié)論

蝦類的生活習(xí)性不同造就了不同的土壤環(huán)境，進(jìn)而影響土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)組成，導(dǎo)致2種稻蝦共作模式間耕層下部10~20 cm土層土壤有機(jī)氮的礦化作用產(chǎn)生差異。在江蘇省靖江市，與稻—羅氏沼蝦共作模式相比，稻—紅鰲螯蝦共作模式下的稻田土壤有機(jī)氮的礦化作用更強(qiáng)，礦化勢(shì)等相關(guān)參數(shù)更高，具有較高的供氮潛力，更有利于水稻的生長(zhǎng)。