Effects of Straw-returning on N2O Emission and Nitrifying/Denitrifying Microbes in Paddy Soil in Southern China
-
摘要:目的 以我国南方典型赤红壤水稻土为研究对象，探究不同秸秆还田量对双季稻区晚稻季土壤N2O排放特征及硝化和反硝化微生物的影响，旨在为南方稻田N2O减排提供科学依据。方法 以2015年设置的定位试验为研究平台，设计5个处理：（1）CK，化肥+无秸秆还田；（2）CKS，化肥+当季秸秆全量还田；（3）S10，化肥＋当季秸秆全量还田+秸秆替代10%钾肥；（4）S20，化肥＋当季秸秆全量还田+秸秆替代20%钾肥；（5）S30，化肥＋当季秸秆全量还田+秸秆替代30%钾肥。采用密闭静态暗箱-气相色谱法及宏基因组测序对气体和土壤微生物进行检测。结果 稻田土壤N2O排放主要集中在水稻分蘖期；较CK处理，秸秆还田各处理显著降低了稻田土壤N2O累计排放量，其中，S30处理的N2O累计排放量最低，为0.09 kg·hm−2，其全球增温潜势也最低；硝化过程中，氨氧化细菌（amoA和amoB）在分蘖期和成熟期的优势菌属均为甲基孢囊菌属；反硝化过程中，nirK型反硝化细菌的芽单胞菌属、罗河杆菌属、丰祐菌属在分蘖期和成熟期细菌属中均占据主导地位；nirS型反硝化细菌的嗜甲基菌属和甲基营养型反硝化菌属在分蘖期和成熟期细菌属中均占据主导地位；分蘖期，土壤N2O排放量与nirS型反硝化细菌的甲基营养型反硝化菌属呈显著负相关、与nirS型反硝化细菌的沙壤土杆菌属呈显著正相关；成熟期，土壤N2O排放量与nirS型反硝化细菌的水生细菌属呈极显著正相关关系。结论 秸秆还田显著降低了稻田土壤N2O排放，AOB（amoA）和AOB（amoB）的甲基孢囊菌属是氨氧化过程的优势菌属，nirK型反硝化细菌的芽单胞菌属、罗河杆菌属、丰祐菌属，和nirS型反硝化细菌的嗜甲基菌属及甲基营养型反硝化菌属是反硝化过程的优势菌属。Abstract:Objective Effects of returning spent straws to soil after crop harvest as a conditioner/fertilizer on the N2O emission and nitrifying/denitrifying microbes on a double-cropping rice field in late season were studied.Method Based on a positioning experiment set up in 2015, the field soil was treated with (1) chemical fertilizer without straw-returning (CK), (2) chemical fertilizer + 100% straw-returning in same season (CKS), (3) CKS + straws to replace 10% potassium fertilizer (S10), (4) CKS + straws to replace 20% potassium fertilizer (S20) or (5) CKS + straws to replace 30% potassium fertilizer (S30). N2O emitted and microorganisms in the soils were detected using the closed static dark box-gas chromatography and metagenomic sequencing technique.Result N2O was released from the paddy soils basically during the rice tillering stage. Compared with CK, returning spent straws to the ground significantly reduced the cumulative gas emission from the soil under the S30 treatment, which rendered the lowest rate at 0.09 kg·hm-2, and thus, the least contribution to global warming. Of the nitrifying microflora in soil, the dominant genus of ammonia-oxidizing bacteria (i.e., amoA and amoB) at the tillering and mature stages was Methylospora. Among the denitrifying microbes, the nirK-type Gemmatimonadetes, Rhodobacter,
and Opitutus and the nirS-type Methylobacillus and Methylotenera were dominantly present. At the rice tillering stage, the N2O emissions were significantly inversely correlated with Methylotenera but positively with Ramlibacter. At the mature stage, a significant correlation between the soil N2O emission and Aquabacterium population was observed. Conclusion By returning the spent straws to the field, a significant reduction on the N2O emissions from paddy soil was resulted. And Methylospora was the dominant genus involved in the ammonia oxidation, whereas the nirK-type Gemmatimonadetes,Rhodobacter and Opitutus and the nirS-type Methylobacillus and Methylotenera were the dominant genera of denitrifying bacteria. -
0. 引言
【研究意义】甘薯[Ipomoea batatas (L.) Lam.]为旋花科（Convolvulaceae）甘薯属（Ipomoea）作物，原产地为处于热带美洲的墨西哥地区。浙江省台州市气候温暖湿润，且雨热同步，适宜甘薯的优质高产栽培，历史上一直为浙江省甘薯主产区，常年种植面积为2733 hm2，鲜薯产量16.65万t。该地处于南北薯区交接带、为南北病害混合发生区域[1]。2010年以来，在台州市西部山区发生了甘薯基部腐烂病害，主要症状为甘薯茎基部变褐、坏死，薯块腐烂，甘薯产量损失高达50%以上。该病害为新入侵病害，我国大陆以前未有过此病害发生的报道。2017年，经权威部门在台州市黄岩西部山区甘薯地取样，并通过分离培养、致病性测定、形态学鉴定、柯赫氏法则验证等手段[2]，认为该病害与我国台湾地区黄巧雯等研究的甘薯基腐病是同一病害[3-4]。引起甘薯茎基部腐烂病害发生的病原菌有多种，如甘薯茎腐病菌（Erwinia chrysanthemi）、甘薯基腐病菌（Phomopsis destruens Harter
）、甘薯白绢病菌（Sclerotium rolfsii Sacc）、甘薯根腐病菌（Fusarium solami f.sp.batatas）、甘薯茎枯病菌（Rhizoctonia solani Kuhn）、甘薯干腐病菌（Diaporthe batatatis）等[5-9]。该病害既有可能是各种病原菌单独侵染，也有可能是多种病原菌复合侵染造成[10]。甘薯茎基部腐烂病菌会侵染多种园艺作物，使其发生腐烂病，其宿主包括甘蔗（Saccharum officinarum）、马铃薯（Solanum tuberosum L.）、茄子（S. melongena L.）、西红柿（S. lycopersicum）、包心菜（Brassica oleracea var. capitata L.）和牵牛花[Pharbitis nil (Linn.) Choisy]等50余种作物[11]。2016年，浙江省将此病列入补充检疫性有害生物名单[12-14]。研究甘薯茎基部腐烂病土壤中的微生物群落组成及多样性，对于研究该病害发生规律及探索生物防治途径具有重要意义[15-17]。【前人研究进展】土壤微生物在农田生态系统中参与和推动了营养物质循环和能量流动[18]，其群落结构组成及多样性与作物健康状况紧密相关[19]。高通量测序技术可以高效、快速、准确检测微生物群落的多样性，已被广泛应用于作物根际土壤微生物的研究[20-21]。杨尚东等[22]研究了甘蔗宿根矮化病植株根际土壤的细菌群落结构特征，认为感病植株根际土壤细菌多样性与健康植株相比呈下降现象，土壤变形菌门（Proteobacteria）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）和硝化螺旋菌门（Nitrospirae）等优势门类相对丰度呈倍级降低，而绿湾菌门（Chloroflexi）、酸杆菌门（Acidobacteria）和厚壁菌门（Firmicutes）等优势门类相对丰度呈倍级增加。感病植株根际土壤β-葡萄糖苷酶、磷酸酶和氨肽酶活性显著减少。伍文宪等[23]采用高通量测序技术研究了根肿病大白菜和健康植株根际土壤细菌的群落组成差异，结果表明，患病植株根际土壤细菌拟杆菌门（Bacteroidetes）相对丰度显著高于健康植株根际土壤（P＜0.05），而放线菌门（Actinobacteria）相对丰度显著降低（P＜0.05），并且感病植株其根际土壤细菌种群的丰富度和多样性指数也降低。施河丽等[24]的研究表明了烟草青枯病发病烟株根际细菌Chao1指数和Shannon指数有低于健康植株的趋势，发病植株根际土壤细菌芽胞杆菌属（Bacillus）、假单胞菌属（Pseudomonas）和链霉菌属（Sereptomyces）等益生菌相对丰度同健康烟株相比有减少趋势，劳尔氏菌属（Ralstonia）和Rudaea等病原菌属的相对丰度与健康烟株相比有增加趋势。蒋景龙等[21]通过高通量测序技术研究了西洋参根腐病发生规律后，认为红游动菌属（Rhodoplanes）、Kaistobacter属和鞘脂菌属（Sphingobiun）可能是引起该病害发生的主要菌群。【本研究切入点】研究学者对甘薯茎基部腐烂病的研究多集中在病原菌的分离鉴定[9]以及杀菌剂的防控试验[10]。但关于甘薯茎基部腐烂病感病植株根际土壤细菌群落结构的研究还有待深入。【拟解决的关键问题】通过采用Miseq Illumina高通量测序技术，分析比较甘薯茎基部腐烂病感病株和非感病株根际土壤细菌物种组成、群落结构、多样性指数，同时测定和分析甘薯茎基部腐烂病对甘薯根际土壤酶的影响，为揭示甘薯茎基部腐烂病发生的根际微生态机制及研发其综合防控技术提供理论依据。 1. 材料与方法
1.1 研究区概况
研究地选自浙江省台州市黄岩区平田乡天灯垟村甘薯种植区，研究区海拔368 m，东经121.083°、北纬28.547°，为亚热带季风气候。年平均气温16.3～17.7 ℃，年平均降水量1725.3 mm。该甘薯种植区土壤类型为沙壤土，种植面积共有12.2 hm2。甘薯薯苗于2020年4月28日下午扦插，扦插前用三元复合肥（N-P2O5-K2O = 15-15-15）600 kg·hm−2作基肥。甘薯植株间距40 cm，垄距83 cm，扦插密度为30 120 株·hm−2。甘薯品种均为红心黄。扦插前研究区土壤pH值6.1、有机质18.173 g·kg−1、速效钾167.526 mg·kg−1、有效磷75.032 mg·kg−1、全氮1.065 g·kg−1，土壤容重1.283 g·cm−3。
1.2 样品采集
于2021年10月22日在该甘薯种植区进行甘薯根际土壤样品采集。根据余继华[2]和黄立飞等[14]描述的甘薯茎基部腐烂病的特征来确定取样点。选取面积为10 m×10 m、间隔6 m的相邻的3个小区，每小区的土壤类型、肥力水平、施肥条件以及栽培管理措施均一致。在每个小区内随机选取3株具有典型发病症状的甘薯植株，同时选取3株生长健康、没有发病的甘薯植株作为对照。共选取发病和健康植株各9株。
用抖落法收集土样[22]，用直径2 mm的网筛过筛。各处理均取20 g土样装入无菌聚乙烯封口袋中，放入冰盒中低温运输，到实验室后−20 ℃低温保存，取10 g土样用于土壤酶活性测定，另取10 g土样用于细菌高通量测序。
1.3 土壤酶活性测定
土壤脲酶活性采用靛酚比色法测定，蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定，碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定[25]。
1.4 土壤细菌高通量测序
1.4.1 土壤细菌基因组DNA提取
采用E.Z.N.A. Soil DNA Kit试剂盒法（D5625，美国Omega公司），提取土样的总DNA。经1%琼脂糖凝胶电泳检测DNA提取质量，使用紫外分光光度计Nano Drop ND-1000（美国Nano Drop公司）对DNA进行定量测定。各样品的5份DNA样品随机取3份等量混均，分别制成3个平行样品，于−20 ℃保存、备用。
1.4.2 PCR扩增及高通量测序
采用细菌16S rDNA V3~V4区段引物来扩增各样品，通用引物为341F（5′-CCTACGGGNGGCWGCAG-3′）和805R （5′-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3′），对16S rDNA基因V3~V4进行PCR扩增[26]。PCR反应条件为：98 ℃，30 s；98 ℃，10 s；54 ℃，30 s；72 ℃，45 s，35个循环；72 ℃，10 min。PCR产物使用2%琼脂糖凝胶进行电泳检测。在整个DNA提取过程中，使用的是超纯水，而不是样品溶液，以排除假阳性PCR结果作为阴性对照的可能性，PCR产物由AMPure XT beads （Beckman Coulter Genomics，Danvers，MA，USA）纯化，Qubit（Invitrogen，USA）定量。扩增子池用于测序，扩增子文库的大小和数量分别在Agilent 2100生物分析仪（ Agilent，美国）和Illumina（Kapa Biosciences，Woburn，MA，美国）的文库定量试剂盒上进行评估。在NovaSeq PE250平台上对库进行排序。
1.4.3 生信分析流程
根据双端序列的重叠区，采用 Pear将R1、R2序列拼接成长的tag序列， 并使用cutadapter去除barcode以及引物序列。然后Fqtrim过滤 低质量序列，采用Vsearch（v2.3.4）过滤嵌合体。使用DADA2进行降噪后，得到特征表和特征序列。Alpha多样性和Beta多样性通过抽平（将所有样本的序列 数抽取至最少序列样本的序列数）的方式来进行归一化，物种注释使用相对丰度来进行归一化处理。Alpha多样性以及Beta多样性均由QIIME2流程分析，图片由R（v3.5.2）包绘制。物种注释采用QIIME2的插件feature-classifier进行序列比对，比对数据库为SILVA和unite数据库，以 SILVA 数据库注释结果为准。
2. 结果与分析
2.1 健康和发病植株根际土壤酶活性
甘薯茎基部腐烂病的发生明显影响了其植株根际土壤脲酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶的活性。从表1可以看出，甘薯茎基部腐烂病的发生显著降低了甘薯根际土壤脲酶活性。发病植株根际土壤脲酶活性为（0.26±0.02） mg·g−1·d−1，比健康植株根际土壤脲酶活性的（0.48±0.06） mg·g−1·d−1降低45.83%，差异达显著水平（P＜0.05）。该病害的发生显著降低了甘薯根际土壤蔗糖酶的活性，发病植株根际土壤蔗糖酶的活性为（9.56±0.31） mg·g−1·d−1，比健康植株根际土壤蔗糖酶活性的（24.17±0.19） mg·g−1·d−1降低60.45%，差异达显著水平（P＜0.05）。该病害的发生显著降低了土壤碱性磷酸酶的活性，发病植株根际土壤碱性磷酸酶活性（7.12±0.24） µg·g−1·h−1，比健康植株根际土壤碱性磷酸酶活性（12.89±0.63） µg·g−1·h−1降低44.76 %，差异达显著水平（P＜0.05）。
表 1 甘薯茎基部腐烂病发病植株与健康植株根际土壤酶活性比较Table 1. Enzyme activities in rhizosphere soils of healthy and SPSR-infected sweet potato fields根际土壤
Rhizosphere
soils脲酶活性
Urease activity/
(mg·g−1·d−1)蔗糖酶活性
Invertase activity/
(mg·g−1·d−1)碱性磷酸酶活性
Alkaline phosephatase/
(µg·g−1·d−1)发病植株
Infected0.26±0.02 b 9.56±0.31 b 7.12±0.24 b 健康植株
Non-infected0.48±0.06 a 24.17±0.19 a 12.89±0.63 a 同列数值后不同小写字母表示处理间差异在5%水平上显著。
Values followed by different small letters in the column are significantly different at 5% level.2.2 发病与健康甘薯植株根际土壤细菌Alpha多样性分析
本研究中2组共6个样品测序深度已经足够。文库的覆盖率均已大于98%，取样基本合理，样品的OTUs覆盖度已经饱和，测序结果包含了大多数细菌类群，完全能够说明样品中绝大多数的细菌多样性信息。
Miseq测序分析所得样品数据经质检后，所有样品获得的细菌有效序列总数141367，OTUs总数为7786个，发病株有效序列读数70517，分归于6493个OTUs，有效序列比例77.52%。健康植株土壤细菌有效序列读数为70850，分归于6102个OTUs，有效序列比例82.90%。发病植株土壤细菌的OTUs数要高于健康植株，但差异未达显著水平。发病植株与健康植株土壤细菌共有的OTUs数是4809个，占总数的61.76%。发病植株土壤细菌特有的OTUs数1684个，占总数的21.63%。健康植株土壤细菌特有的OTUs数1293个，占总数的16.61%（图1）。
![]()
图 1 基于操作分类单元丰度的土壤细菌群落维恩图Figure 1. Venn diagram of microbial communities in rhizosphere soil发病与健康植株根际土壤细菌物种丰富度指数（Chaol指数）和多样性指数（Shannon指数）区别较大。如表2所示，Shannon指数和Chaol指数均以发病株根际土壤为高，其值分别为10.78和6906.24，比健康植株根际土壤的10.50和6625.01分别高2.67%和4.24%。从细菌群落丰富度指数（Chao1指数）来看，发病植株与健康植株的差异达显著水平。从细菌群落多样性指数（Shannon 指数）来看，发病植株与健康植株的差异未达显著水平。
表 2 发病与健康甘薯植株根际土壤细菌Alpha多样性Table 2. Alpha diversity of microbial communities in rhizosphere soils of healthy and SPSR-infected sweet potato fields根际土壤样品
Rhizosphere soils物种数
Observed speciesChao1指数
Chao1 index辛普森指数
Simpson index香农指数
Shannon index覆盖度
Coverage/%发病植株 Infected 6 493.00 a 6906.24±11.02 a 0.98±0.01 a 10.78±0.03 a 98.35 健康植株 Non-infected 6 072.00 b 6625.01±13.11 b 0.97±0.03 a 10.50±0.05 a 98.61 同列不同小写字母表示差异显著（P＜0.05）。
Data with different lowercase letters on same column indicate significant difference at P＜0.05.2.3 发病与健康植株根际土壤细菌门分类水平组成
经检测，甘薯茎基部腐烂病发病植株与健康植株根际土壤中相对丰度>1%的优势细菌门有11个，各菌门在总细菌门群落中的相对丰度如图2所示。各样品土壤细菌的优势门类及相对丰度分别是：变形菌门（Proteobacteria）32.55%和33.05%、放线菌门（Actinobacteria）21.11%和24.51%、酸杆菌门（Acidobacteria）17.85%和16.65%、绿湾菌门（Chloroflexia）5.55%和4.01%、浮霉菌门（Planctomycetes）4.48%和4.05%、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）3.91%和3.45%、厚壁菌门（Firmicutes）3.65%和3.30%、拟杆菌门（Bacteroidetes）1.56%和2.52%、疣微菌门（Verrucomicrobia）1.69%和1.92%、未分类细菌（Bacteria-unclassified）1.93%和1.31%，还有Candidate-division-wps-2 1.76%和1.27%。从上述可以看出，甘薯感染茎基部腐烂病后，其根际土壤细菌相对丰度降低的细菌门有：变形菌门、放线菌门、拟杆菌门、疣微菌门，其中后3种菌门的相对丰度降低程度与健康植株相比达显著水平（P＜0.05）。而相对丰度增加的细菌门有：酸杆菌门、绿湾菌门、浮霉菌门、芽单胞菌门、厚壁菌门、未分类细菌门和Candidate-division-wps-2。其中绿湾菌门、未分类细菌门和Candidate-division-wps-2的相对丰度与健康植株的差异程度达显著水平（P＜0.05）。这说明甘薯在感染茎基部腐烂病后，其植株根际土壤微生物群落中存在的拮抗平衡关系受到了破坏。
![]()
图 2 甘薯茎基部腐烂病发病与健康甘薯植株根际土壤细菌门水平群落结构Figure 2. Compositions of microbial communities in rhizosphere soils of healthy and SPSR-infected sweet potato fields at phylum level2.4 发病与健康植株根际土壤细菌属分类水平组成
甘薯茎基部腐烂病发病植株与健康植株根际土壤细菌在属分类水平上优势菌群及其相对丰度如图3所示。发病植株与健康植株根际土壤属水平上的优势菌群及其相对丰度分别是：未分类的链霉菌属（Streptomycetaceae-unclassified）5.23%和8.43%、GP16.52%和5.33%、未分类的β-变形菌属（Betaproteobacteria-unclassified）3.09%和3.2%、Gaiella3.10%和2.95%、Planctomycetaceae-unclassified2.98%和2.7%、GP22.75%和2.65%、芽单胞菌属（Gemmatimonas）2.76%和2.34%、GP32.31%和2.21%、未分类的厚壁菌属（Firmicutes-unclassified）2.48%和1.75%、伯克霍尔德菌属（Burkhoideria）1.75%和1.99%、未分类的γ-变形菌属（Grammaproteobacteria-unclassified）1.64%和1.98%、未分类的α-变形菌属（Alphaproteobacteria-unclassified）1.65%和1.79%、未分类的绿湾菌属（Chloroflexi-unclassified）2.07%和1.34%、未分类的黄单胞菌属（Xanthomonadaceae-unclassified）2.01%和1.39%、纤线杆菌属（Ktedonobacter）1.61%和1.75%、WPS-2-Genera-incertaesedis 1.76%和1.21%、Acidobacteria-GP1-unclassified 1.50%和1.45%、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）1.38%和1.50%、GP61.33%和1.48%、链嗜酸菌属（Streptacidiphilus）0.58%和1.71%。从上述可以看出，甘薯感染甘薯茎基部腐烂病后，其根际土壤细菌在属分类水平上其相对丰度增加的有：Planctomycetaceae-unclassified、GP1、GP2、芽单胞菌属（Gemmatimonas）和未分类的厚壁菌属。其中GP1、未分类的厚壁菌属（Firmicutes-unclassified）和芽单胞菌属（Gemmatimonas）相对丰度的增加程度达显著水平（P＜0.05）。土壤细菌在属分类水平上相对丰度降低的有：未分类的链霉菌属（Streptomycetaceae-unclassified）、伯克霍尔德菌属（Burkhoideria）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、链嗜酸菌属（Streptacidiphilus）以及线杆菌属（Ktedonobacter）、未分类的黄单胞菌属（Xanthomonadaceae-unclassified）。发病植株其根际土壤细菌在属分类水平上相对丰度降低的还有芽胞杆菌属（Bacillus）和硝化螺旋菌属（Nitrospirae）。其中，链嗜酸菌属（Streptacidiphilus）、伯克霍尔德菌属（Burkhoideria）相对丰度的降低程度达显著水平（P＜0.05）。
![]()
图 3 甘薯茎基部腐烂病发病与健康植株根际土壤细菌属水平群落结构Figure 3. Compositions of microbial communities in rhizosphere soils of healthy and SPSR-infected sweet potato fields at genus level3. 讨论
3.1 甘薯茎基部腐烂病发病与健康植株根际土壤细菌多样性指数变化特征
本研究结果表明，甘薯茎基部腐烂病发病植株根际土壤细菌群落丰富度指数（Chao1指数）显著高于健康植株，二者之间的差异达显著水平。土壤细菌多样性指数（Shannon指数）高于健康植株，但差异未达显著水平。这与在其他作物病害的类似研究结果不一。如伍文宪等[23]的研究表明大白菜根肿病的发生降低了其植株根际土壤中细菌种群的丰富度和多样性程度。杨尚东等[22]的研究结果也表明甘蔗感病植株根际土壤细菌的Chaol指数和Shannon指数与非感病植株相比显著下降。但向立刚等[27]的研究结果表明感染青枯病烟株的根际土壤细菌群落多样性高于健康烟株根际土壤样品。因此，单就细菌群落多样性指数来说，本研究在甘薯茎基部腐烂病的研究结果与向立刚等在烟株青枯病方面的研究结果是一致的。
3.2 甘薯茎基部腐烂病发病植株根际土壤细菌门水平和属水平上群落组成特征
有研究表明，作物土传病害的发生是因为土壤微生物间的生态位竞争造成微生物群落结构失衡而引发的[28]。本研究表明，甘薯茎基部腐烂病发病植株与健康植株根际土壤细菌群落组成，如细菌的门类和属类组成基本类似。但有的菌群相对丰度变化较大，如在门水平上感病植株与非感病植株相比，根际土壤细菌放线菌门相对丰度下降了13.872 %，达显著水平（P＜0.05）。放线菌能够分解土壤中一些芳香化合物、纤维素和木质素，以及一些氰等毒性强的化合物。土壤细菌菌群中放线菌门相对丰度的大小可以代表土壤的健康状况[29]。在属水平上，发病植株根际土壤未分类的黄单胞菌属（Xanthomonadaceae-unclassified）相对丰度比健康植株增加了44.61%，差异达显著水平（P＜0.05），而该属菌群是革兰氏阴性植物病原菌。链霉菌属（Streptomycetaceae）是目前主要的生防菌菌群，在防治草莓灰霉病[30]和烟草青枯病[31]以及马铃薯晚疫病[32]方面均有着明显的防治效果。本研究在甘薯茎基部腐烂病植株根际土壤中检测到该菌群的相对丰度只有5.23%，比健康植株下降了37.959%，差异达显著水平（P＜0.05），说明该菌属对甘薯茎基部腐烂病也存在着拮抗效应，而该菌群相对丰度的降低则引起了甘薯茎基部腐烂病的发生。另外如芽胞秆菌属（Bacillus）对外界不良环境具有较强的抵抗能力，硝化螺旋菌（Nitrospira）可将亚硝酸盐氧化成硝酸盐，是一类具有硝化功能的细菌菌属，在发病植株根际土壤细菌中这些菌属其相对丰度比健康植株要低，差异达显著水平（P＜0.05）。说明甘薯茎基部腐烂病的发生是由于土壤细菌一些功能菌群的降低和一些致病菌的增加引起的。
3.3 甘薯茎基部腐烂病发病植株根际土壤酶活性变化特征
土壤酶酶促土壤中的各种生物化学反应，能灵敏地指示土壤生化过程对环境变化的响应[29，33]。在农田土壤中脲酶专一性水解尿素等有机氮生成氨等无机氮[30]。土壤蔗糖酶参与了土壤有机质的转化过程，可将土壤中的蔗糖分子水解为易被植物所吸收的葡萄糖和果糖等物质[31]。土壤中碱性磷酸酶活性反映土壤微生物的呼吸量和总生物量，反映了土壤中N、P、K元素的有效性[34]。本研究结果表明甘薯在感染甘薯茎基部腐烂病后，其根际土壤酶如脲酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶活性与健康植株相比显著下降。甘薯在感染此病后，由于土壤酶活性的改变，会影响根际土壤营养元素的流动与循环，造成农田生态系统的生态失衡。这与许多学者在其他作物病害方面的研究结果是一致的。如游春梅等[35]研究了由连作障碍引发的三七根腐病发病株根际土壤酶特性，发现发病植株根际土壤蔗糖酶、脲酶、磷酸酶活性均低于正常未感病植株，并且2种土壤蔗糖酶和脲酶活性的差异达显著水平（P＜0.05），2种土壤磷酸酶活性的差异达显著水平（P＜0.05）。李雪萍等[36]在甘肃省卓尼县青稞种植区发现青稞根腐病发病株根际土壤蔗糖酶、脲酶、碱性磷酸酶活性显著低于未发病植株。史普酉等[37]在云南比较了不同黑胫病发病程度下烤烟植株土壤酶活性变化，结果发现随着烟株发病程度的加重，其根际土壤脲酶、蔗糖酶活性也呈下降趋势。这说明了土壤酶活性可用来预测作物病害的发生和严重程度。
4. 结论
甘薯茎基部腐烂病显著降低了根际土壤脲酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶活性（P＜0.05），显著提高了根际土壤细菌群落丰富度指数。在门分类水平上，甘薯茎基部腐烂病植株根际土壤细菌放线菌门、疣微菌门和拟杆菌门菌群相对丰度显著降低（P＜0.05），而绿湾菌门和Candidate-division-wps-2菌群的相对丰度显著增加（P＜0.05）。从属分类水平上与健康植株根际土壤比较，发病植株根际土壤细菌GP1、未分类的厚壁菌属（Firmicutes-unclassified）和芽单胞菌属（Gemmatimonas）的相对丰度显著增加（P＜0.05），而未分类的链霉菌属（Streptomycetaceae-unclassified）、链嗜酸菌属（Streptacidiphilus）、伯克霍尔德菌属（Burkhoideria）等的相对丰度显著降低（P＜0.05）。其研究结果可为开发该病害的生物防治技术途经提供依据。
-
![]()
图 1 水稻四个生长阶段稻田土壤N2O排放通量
Figure 1. N2O emission flux of paddy soil at 4 rice growth stages
![]()
图 2 稻田土壤分蘖期和成熟期N2O排放通量
不同小写字母表示不同处理间差异显著（P＜0.05），图3、表3同。
Figure 2. N2O emission flux of paddy soil at rice tillering and mature stages
The different letters indicates significant difference among treatments at P＜0.05 level. Same for Figure 3 and Table 3.
![]()
图 3 水稻生育期稻田土壤N2O累计排放量
Figure 3. Cumulative N2O emission from paddy soil in rice growth period
![]()
图 4 秸秆还田下土壤硝化和反硝化微生物群落非度量多维尺度分析（NMDS）
Figure 4. Non-metric multidimensional scale analysis on soil nitrifying/denitrifying microbes under straw-returning practice
![]()
图 5 秸秆还田下硝化细菌属相对丰度
Figure 5. Relative abundance of nitrifying microbes under straw-returning practice
![]()
图 6 秸秆还田下反硝化细菌属相对丰度
Figure 6. Relative abundance of denitrifying microbes under straw-returning practice
表 1 不同处理化肥养分投入量
Table 1 Nutrients in treatment fertilizers
（kg·hm−2） 处理
Treatment早稻 Early rice 晚稻 Late rice 总计 Total N P2O5 K2O N P2O5 K2O N P2O5 K2O CK 155.3 47.3 135 155.3 47.3 135 310.5 94.5 270 CKS 155.3 47.3 135 155.3 47.3 135 310.5 94.5 270 S10 155.3 47.3 121.5 155.3 47.3 121.5 310.5 94.5 243 S20 155.3 47.3 108 155.3 47.3 108 310.5 94.5 216 S30 155.3 47.3 94.5 155.3 47.3 94.5 310.5 94.5 189 
下载: 导出CSV
表 2 硝化反硝化过程关键功能基因
Table 2 Key functional genes involving nitrification and denitrification in soil
功能基因分组
Functional gene grouping目标基因
Target geneKEGG编号
KEGG number基因功能详情
Gene Function Details硝化作用 Nitrification amoA（AOB） K10944 氨单加氧酶亚基A Ammonia monooxygenase subunit A amoB（AOB） K10945 氨单加氧酶亚基B Ammonia monooxygenase subunit B 反硝化作用 Denitrification nirK K00368 亚硝酸还原酶 Nitrite reductase nirS K15864 亚硝酸还原酶 Nitrite reductase
下载: 导出CSV
表 3 不同处理下土壤N2O的增温潜势
Table 3 Global warming potentials due to N2O emitted from soils under treatments
（kg·hm-2） 处理 Treatement CK S10 S20 S30 CKS GWP 204.05±12.24 a 31.80±3.06 d 95.40±9.18 c 23.85±1.53 d 121.90±9.18 b
下载: 导出CSV
表 4 分蘖期土壤N2O排放通量与硝化反硝化微生物群落相关性
Table 4 Correlation between soil N2O emission and nitrifying/denitrifying microbes at rice tillering stage
硝化和反硝化功能基因
Nitrification and Denitrifying gene菌属（属水平）
Bacteria(genus level)相关性系数
Correlation coefficientP值
P−valueamoA （AOB） 甲基孢囊菌属（Methylocystis） 0.107 0.703 亚硝化螺菌属（Nitrosospira） −0.068 0.809 硝化螺菌属（Nitrospira） 0.227 0.416 amoB（AOB） 慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium） −0.038 0.892 甲基孢囊菌属（Methylocystis） −0.152 0.588 nirK 气火菌属（Aeropyrum） −0.098 0.729 Ardenticatena −0.250 0.370 慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium） 0.078 0.781 厌氧铵氧化菌（Candidatus Brocadia） −0.236 0.396 戴氏菌属（Dyella） −0.018 0.948 芽单胞菌属（Gemmatimonas） 0.260 0.348 新草螺菌属（Noviherbaspirillum） −0.118 0.676 丰祐菌属（Opitutus） −0.489 0.064 生丝微菌属（Pseudolabrys） −0.225 0.419 罗尔斯顿菌属（Ralstonia） −0.136 0.628 罗河杆菌属（Rhodanobacter） −0.073 0.795 nirS 水生细菌（Aquabacterium） −0.136 0.629 广泛固氮氢自养单胞菌（Azohydromonas） −0.117 0.677 慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium） −0.210 0.453 累积念珠菌（Candidatus Accumulibacter） −0.057 0.839 草螺菌（Herbaspirillum） 0.048 0.864 嗜甲基菌属（Methylobacillus） −0.166 0.555 甲基营养型反硝化菌（Methylotenera） −0.606* 0.017 新草螺菌属（Noviherbaspirillum） −0.384 0.158 沙壤土杆菌（Ramlibacter） 0.521* 0.046 红长命菌属（Rubrivivax） −0.110 0.698 硫氧化菌（Sulfurovum） 0.229 0.412 陶厄氏菌（Thauera） 0.120 0.670 硫杆菌（Thiobacillus） 0.248 0.372 辫硫细菌属（Thioploca） 0.030 0.915 “*”和“**”分别表示相关性为显著（P＜0.05）和极显著（P＜0.01）。下同。
* and ** indicate significant correlation at P＜0.05, and extremely significant at P＜0.01, respectively. Same for below.
下载: 导出CSV
表 5 成熟期土壤N2O排放通量与硝化反硝化微生物群落相关性
Table 5 Correlation between soil N2O emission and nitrifying/denitrifying microbes at rice mature stage
硝化和反硝化功能基因
Nitrification and Denitrifying gene菌属（属水平）
Bacteria (genus level)相关性系数
Correlation coefficientP值
P−valueamoA（AOB） 甲基孢囊菌属（Methylocystis） −0.274 0.323 亚硝化螺菌属（Nitrosospira） 0.089 0.753 硝化螺菌属（Nitrospira） −0.098 0.729 amoB（AOB） 慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium） −0.390 0.151 甲基孢囊菌属（Methylocystis） 0.354 0.195 nirK Ardenticatena 0.253 0.363 慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium） 0.201 0.473 厌氧铵氧化菌（Candidatus Brocadia） −0.008 0.979 戴氏菌属（Dyella） 0.087 0.757 芽单胞菌属（Gemmatimonas） 0.005 0.987 微单孢菌属（Gemmatirosa） −0.261 0.347 新草螺菌属（Noviherbaspirillum） 0.482 0.069 丰祐菌属（Opitutus） −0.099 0.727 生丝微菌属（Pseudolabrys） −0.280 0.311 罗尔斯顿菌属（Ralstonia） 0.297 0.283 罗河杆菌属（Rhodanobacter） 0.096 0.735 nirS 水生细菌（Aquabacterium） 0.642** 0.010 广泛固氮氢自养单胞菌（Azohydromonas） −0.119 0.674 慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium） −0.087 0.757 累积念珠菌（Candidatus Accumulibacter） −0.377 0.166 草螺菌（Herbaspirillum） −0.435 0.105 嗜甲基菌属（Methylobacillus） 0.306 0.267 甲基营养型反硝化菌（Methylotenera） 0.173 0.539 新草螺菌属（Noviherbaspirillum） −0.123 0.661 沙壤土杆菌（Ramlibacter） 0.272 0.326 硫氧化菌（Sulfurovum） 0.327 0.234 陶厄氏菌（Thauera） 0.189 0.501 辫硫细菌属（Thioploca） 0.327 0.234
下载: 导出CSV
-
[1] 韩星, 于海洋, 郑宁国, 等. 茶园氧化亚氮排放研究进展 [J]. 应用生态学报, 2023, 34(3):805−814. HAN X, YU H Y, ZHENG N G, et al. Nitrous oxide emissions from tea plantations: A review [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2023, 34(3): 805−814.(in Chinese)
[2] RODHE H. A comparison of the contribution of various gases to the greenhouse effect [J]. Science, 1990, 248(4960): 1217−1219. DOI: 10.1126/science.248.4960.1217
[3] 谭立山. 农业土壤N2O产生途径及其影响因素研究进展 [J]. 亚热带农业研究, 2017, 13(3):196−204. TAN L S. Advances in N2O generation pathway in agricultural soils and major influencing factors [J]. Subtropical Agriculture Research, 2017, 13(3): 196−204.(in Chinese)
[4] 朱永官, 王晓辉, 杨小茹, 等. 农田土壤N2O产生的关键微生物过程及减排措施 [J]. 环境科学, 2014, 35(2):792−800. ZHU Y G, WANG X H, YANG X R, et al. Key microbial processes in nitrous oxide emissions of agricultural soil and mitigation strategies [J]. Environmental Science, 2014, 35(2): 792−800.(in Chinese)
[5] FRAME C H, CASCIOTTI K L. Biogeochemical controls and isotopic signatures of nitrous oxide production by a marine ammonia-oxidizing bacterium [J]. Biogeosciences, 2010, 7(9): 2695−2709. DOI: 10.5194/bg-7-2695-2010
[6] 张洋, 李雅颖, 郑宁国, 等. 生物硝化抑制剂的抑制原理及其研究进展 [J]. 江苏农业科学, 2019, 47(1):21−26. ZHANG Y, LI Y Y, ZHENG N G, et al. Mechanisms and research progress of biological nitrification inhibitor [J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2019, 47(1): 21−26.(in Chinese)
[7] 胡军. 生物硝化抑制剂在农业中的应用效果研究[D]. 南京: 南京农业大学, 2014. HU J. Application effect of biological nitrification inhibitors in agriculture[D]. Nanjing: Nanjing Agricultural University, 2014. (in Chinese)
[8] 宋雅琦, 吴电明, 俞元春. 土壤活性氮气体排放研究进展 [J]. 科技导报, 2022, 40(3):130−144. SONG Y Q, WU D M, YU Y C. Soil reactive nitrogen gases emission: A review [J]. Science & Technology Review, 2022, 40(3): 130−144.(in Chinese)
[9] 林红莲. 米槠天然林土壤氮素转化和N2O产生的温湿度影响研究[D]. 福州: 福建师范大学, 2021. LIN H L. A study of soil N transformation and N2O production for Castanopsis carlesii dominated natural forest as affected by temperature and moisture[D]. Fuzhou: Fujian Normal University, 2021. (in Chinese)
[10] 吕泽芳, 王蓉, 郭显金, 等. 还田秸秆种类对稻田N2O排放及nosZ型反硝化细菌群落结构的影响 [J]. 河南农业科学, 2021, 50(8):66−75. LÜ Z F, WANG R, GUO X J, et al. Effects of returned straw types on N2O emission and nosZ-denitrifying bacterial community structure in paddy soil [J]. Journal of Henan Agricultural Sciences, 2021, 50(8): 66−75.(in Chinese)
[11] 孙鹏洲, 罗珠珠, 李玲玲, 等. 黄土高原半干旱区长期种植苜蓿对土壤反硝化微生物群落N2O排放的影响 [J]. 中国生态农业学报, 2023, 31(1):67−78. SUN P Z, LUO Z Z, LI L L, et al. Effects of long-term alfalfa planting on N2O emission from soil denitrifying microbial community in semi-arid region of the Loess Plateau [J]. Chinese Journal of Ecological Agriculture, 2023, 31(1): 67−78.(in Chinese)
[12] 张新宇. 辽宁省作物秸秆替代钾肥潜力及其在温室蔬菜上应用效果[D]. 沈阳: 沈阳农业大学, 2022. ZHANG X Y. Potential of crop straw replacing potassium fertilizer in Liaoning Province and its application in greenhouse vegetables[D]. Shenyang: Shenyang Agricultural University, 2022. (in Chinese)
[13] 刘树林, 马丽文. 农村秸秆焚烧带来的危害及如何综合利用 [J]. 农村实用技术, 2023(3):116−117. LIU S L, MA L W. Harm caused by burning straw in rural areas and how to comprehensively utilize it [J]. Nongcun Shiyong Jishu, 2023(3): 116−117.(in Chinese)
[14] 李诗, 李婷婷, 胡钧铭, 等. 有机无机氮农田环境效应与减肥增效途径综述 [J]. 江苏农业科学, 2023, 51(14):43−49. LI S, LI T T, HU J M, et al. Environmental effects of organic and inorganic nitrogen on farmland and ways of reducing fertilizer and increasing efficiency: A review [J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2023, 51(14): 43−49.(in Chinese)
[15] 田慎重, 郭洪海, 姚利, 等. 中国种养业废弃物肥料化利用发展分析 [J]. 农业工程学报, 2018, 34(S1):123−131. TIAN S Z, GUO H H, YAO L, et al. Development analysis for fertilizer utilization of agricultural planting and animal wastes in China [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2018, 34(S1): 123−131.(in Chinese)
[16] 王沛譞, 徐焱, 宋亚娜. 转基因水稻秸秆还田对土壤硝化反硝化微生物群落的影响 [J]. 中国生态农业学报, 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.(in Chinese)
[17] 王肖娟, 王永强, 赵双玲, 等. 不同灌溉方式及施肥量对稻田土壤N2O排放的影响 [J]. 大麦与谷类科学, 2018, 35(3):1−4,21. WANG X J, WANG Y Q, ZHAO S L, et al. Effects of drip irrigation and flood irrigation under different application rates of nitrogen fertilizer on N2O emission in rice field [J]. Barley and Cereal Sciences, 2018, 35(3): 1−4,21.(in Chinese)
[18] 谢婉玉, 王永明, 纪红梅, 等. 秸秆还田种类对稻田N2O排放及硝化反硝化微生物的影响 [J]. 土壤, 2022, 54(4):769−778. XIE W Y, WANG Y M, JI H M, et al. Effects of returned straw type on N2O emission, nitrification and denitrification microorganisms from paddy field [J]. Soils, 2022, 54(4): 769−778.(in Chinese)
[19] 张鹏, 吴佩聪, 单颖, 等. 秸秆还田对热带土壤-水稻种植系统N2O排放的影响 [J]. 华北农学报, 2021, 36(S1):260−266. ZHANG P, WU P C, SHAN Y, et al. Effects of straw returning on N2O emission under tropical soil-rice planting system [J]. Acta Agriculturae Boreali-Sinica, 2021, 36(S1): 260−266.(in Chinese)
[20] 张冉, 赵鑫, 濮超, 等. 中国农田秸秆还田土壤N2O排放及其影响因素的Meta分析 [J]. 农业工程学报, 2015, 31(22):1−6. ZHANG R, ZHAO X, PU C, et al. Meta-analysis on effects of residue retention on soil N2O emissions and influence factors in China [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2015, 31(22): 1−6.(in Chinese)
[21] 卢廷超, 徐培智, 张仁陟, 等. 保护性耕作模式下早稻田甲烷排放特征 [J]. 南方农业学报, 2017, 48(8):1395−1401. LU T C, XU P Z, ZHANG R Z, et al. Characteristics of CH4 emission in early rice paddy field under conservation tillage [J]. Journal of Southern Agriculture, 2017, 48(8): 1395−1401.(in Chinese)
[22] 邢佳庆, 刘刚, 孙宇, 等. 不同施肥策略对阴山北麓旱作燕麦人工草地N2O排放的影响 [J]. 草地学报, 2023, 31(3):827−833. XING J Q, LIU G, SUN Y, et al. Effects of different fertilization types on N2O emissions from dry Avena sativa L. artificial farmland in the northern slope of Yinshan Mountain [J]. Acta Agrestia Sinica, 2023, 31(3): 827−833.(in Chinese)
[23] 王永明, 徐永记, 纪洋, 等. 节水灌溉和控释肥施用耦合措施对单季稻田CH4和N2O排放的影响 [J]. 环境科学, 2021, 42(12):6025−6037. WANG Y M, XU Y J, JI Y, et al. Coupling effects of water-saving irrigation and controlled-release fertilizer (CRF) application on CH4 and N2O emission in single cropping paddy field [J]. Environmental Science, 2021, 42(12): 6025−6037.(in Chinese)
[24] 靳红梅, 常志州, 吴华山, 等. 菜地追施猪粪沼液后NH3和N2O排放特征及氮损失率 [J]. 植物营养与肥料学报, 2013, 19(5):1155−1165. JIN H M, CHANG Z Z, WU H S, et al. NH3 and N2O emission and nitrogen loss rate from biogas liquid produced by pig slurry after topdressing on vegetable fields [J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2013, 19(5): 1155−1165.(in Chinese)
[25] 彭毅, 李惠通, 张少维, 等. 秸秆还田、地膜覆盖及施氮对冬小麦田N2O和N2排放的影响 [J]. 环境科学, 2022, 43(3):1668−1677. PENG Y, LI H T, ZHANG S W, et al. Effect of film mulching, straw retention, and nitrogen fertilization on the N2O and N2 emission in a winter wheat field [J]. Environmental Science, 2022, 43(3): 1668−1677.(in Chinese)
[26] 郭小军, 王欣, 周旦, 等. 有机培肥条件下红壤区稻田土壤病毒多样性及其对生物地球碳循环的影响 [J]. 南方农业学报, 2022, 53(9):2468−2477. GUO X J, WANG X, ZHOU D, et al. Paddy soil virus diversity in red soil region under organic fertilization and its effects on biogeographical carbon cycle [J]. Journal of Southern Agriculture, 2022, 53(9): 2468−2477.(in Chinese)
[27] 章骁劼. 生物炭、水分和氮源对农田土壤N2O排放和相关微生物的影响[D]. 杭州: 浙江大学, 2017. ZHANG X J. Effects of incorporation of biochar, moisture content and nitrogen source on N2O emissions and related microorganisms abundance in A farmland soil[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2017. (in Chinese)
[28] 苏星源, 吴世杰, 高威, 等. 两种水分含量下生物质炭对黑土N2O排放及硝化反硝化基因丰度的影响 [J]. 土壤, 2022, 54(5):928−935. SU X Y, WU S J, GAO W, et al. Effects of biochar on N2O emission and nitrification-denitrification gene abundances under two water status in black soils [J]. Soils, 2022, 54(5): 928−935.(in Chinese)
[29] 李娜. 地膜覆盖和施氮肥对关中秸秆还田下夏玉米土壤N2O排放和土壤质量的影响[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2021. LI N. Effects of plastic film mulching and nitrogen application on soil N2O emission and soil quality of summer maize field with straw incorporation in Guanzhong[D]. Yangling: Northwest A & F University, 2021. (in Chinese)
[30] 程伯豪. 秸秆还田配施化肥对关中地区麦-玉轮作田N2O排放效应的影响[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2022 CHENG B H. Effects of straw returning and fertilizer application on N2O emissions in A wheat-maize cropping system in Guanzhong area[D]. Yangling: Northwest A & F University, 2022. (in Chinese)
[31] 张杰, 刘梦云, 张萌萌, 等. 黄土台塬不同林型土壤主要温室气体通量特征 [J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(4):944−956. ZHANG J, LIU M Y, ZHANG M M, et al. Characteristics of soil greenhouse gas fluxes under different forest types in the Loess Plateau tableland, China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(4): 944−956.(in Chinese)
[32] WANG L, XING X Y, QIN H L, et al. N(2)O consumption ability of submerged paddy soil and the regulatory mechanism [J]. Huan Jing Ke Xue= Huanjing Kexue, 2017, 38(4): 1633−1639.
[33] 董印丽, 李振峰, 王若伦, 等. 华北地区小麦、玉米两季秸秆还田存在问题及对策研究 [J]. 中国土壤与肥料, 2018(1):159−163. DONG Y L, LI Z F, WANG R L, et al. Study on the problems and countermeasures of returning wheat and corn stalks into the soil in North China [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2018(1): 159−163.(in Chinese)
[34] 王青霞, 陈喜靖, 喻曼, 等. 秸秆还田对稻田氮循环微生物及功能基因影响研究进展 [J]. 浙江农业学报, 2019, 31(2):333−342. WANG Q X, CHEN X J, YU M, et al. Research progress on effects of straw returning on nitrogen cycling microbes and functional genes in paddy soil [J]. Acta Agriculturae Zhejiangensis, 2019, 31(2): 333−342.(in Chinese)
[35] 张莉, 王婧, 逄焕成, 等. 短期秸秆颗粒还田对小麦-玉米系统作物产量与土壤呼吸的影响 [J]. 应用生态学报, 2018, 29(2):565−572. DOI: 10.13287/j.1001-9332.201802.030 ZHANG L, WANG J, PANG H C, et al. Effects of short-term granulated straw incorporation on grain yield and soil respiration in awinter wheat-summer maize cropping system [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2018, 29(2): 565−572.(in Chinese) DOI: 10.13287/j.1001-9332.201802.030
[36] MILLS H J, HUNTER E, HUMPHRYS M, et al. Characterization of nitrifying, denitrifying, and overall bacterial communities in permeable marine sediments of the northeastern gulf of Mexico [J]. Appl Environ Microbiol, 2008, 74(14): 4440−4453. DOI: 10.1128/AEM.02692-07
[37] 邢力. 华北农田玉米根区N2O排放特征及其驱动机制[D]. 保定: 河北农业大学, 2022. XING L. Characteristics and driving mechanism of N2O emission from maize root-zone in North China[D]. Baoding: Hebei Agricultural University, 2022. (in Chinese)
[38] ZHANG L, WANG X T, WANG J E, et al. Effects of alpine meadow degradation on nitrifying and denitrifying microbial communities, and N [J]. Soil Research, 2021, 60(2): 158−172. DOI: 10.1071/SR21097
[39] LI L, HU R C, HUANG J K, et al. A farmland biodiversity strategy is needed for China [J]. Nature Ecology & Evolution, 2020, 4(6): 772−774.
[40] LIU W Z, YAO L, JIANG X L, et al. Sediment denitrification in Yangtze Lakes is mainly influenced by environmental conditions but not biological communities [J]. Science of the Total Environment, 2018, 616/617: 978−987. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2017.10.221
-
期刊类型引用(1)
1. 刘东阳，刘国，黎洁，邓全，马鹏，陈娟，李斌，王勇，江连强，郭仕平，伍兴隆，李杨，蒲德强. 温度对十斑大瓢虫产卵特性的影响. 中国农学通报. 2024(21): 114-119 . 
百度学术
其他类型引用(2)
计量
- 文章访问数: 524
- HTML全文浏览量: 261
- PDF下载量: 54
- 被引次数: 3
