不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤微生物和土壤養(yǎng)分的影響

杜鄂巍， 王 妍， 孫建茹， 閆 靜， 張風(fēng)娟

河北大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，河北 保定071002

外來植物的成功入侵不僅依賴于其自身和入侵生態(tài)系統(tǒng)的特性（Millbau et al.，2005），也取決于入侵植物與入侵生態(tài)系統(tǒng)的相互關(guān)系（Byun &Brisson，2013）。 不同植物對(duì)入侵植物的抵御能力不同，這既與植物的功能性狀有關(guān)，也與土壤養(yǎng)分狀況密切相關(guān)（Grigulis et al.，2013； Wagg et al.，2011）。 植物性狀和土壤微生物是影響碳、氮輸入和輸出過程的重要因素。 在抵御入侵植物的替代植物篩選過程中，研究者大多關(guān)注替代植物的植物性狀，忽略了土壤微生物在競(jìng)爭(zhēng)中的作用。 實(shí)際上，植物性狀與土壤微生物之間通過植物凋落物和植物根系分泌物建立了密切的聯(lián)系，共同影響植物的競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)（Ehrenfeld & Scott，2011）。 目前，土壤微生物與植物生長(zhǎng)和競(jìng)爭(zhēng)能力之間的關(guān)系已有一些報(bào)道。 例如，土壤病原菌積累能夠直接從植物組織獲取碳源和其他營(yíng)養(yǎng)（Vitousek et al.，1996），減少根部養(yǎng)分吸收能力（Klironomos，2002），不利于植物生長(zhǎng)；而共生菌能夠提高植物獲取土壤中有限營(yíng)養(yǎng)元素的能力（Der et al.，2008），提高植物產(chǎn)量，促進(jìn)植物的生長(zhǎng)（Wardle et al.，2004）。 關(guān)于外來入侵植物與土壤微生物方面的現(xiàn)有研究大多集中于外來入侵植物對(duì)土壤生態(tài)的影響（Wagg et al.，2011），認(rèn)為外來入侵植物改變?nèi)肭钟蛲寥牢⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)（王桔紅等，2016），加速了土壤養(yǎng)分循環(huán)（Callaway et al.，2004； Reinhart & Callaway，2004），

促進(jìn)了入侵植物的生長(zhǎng)和快速擴(kuò)散（劉潮等，2018；Marler et al.，1999）。 如Poon & Maherali （2015）發(fā)現(xiàn)蔥芥Alliaria petiolate（M.） Cavara et Grande 入侵可以降低入侵地土壤中叢枝菌根真菌（arbuscular mycorrhizae fungi，AMF）的生物量，從而使本地植物在與蔥芥競(jìng)爭(zhēng)過程中受到排擠，最終實(shí)現(xiàn)外來種的入侵；Wang et al.（2013）發(fā)現(xiàn)許多外來入侵植物根部都會(huì)分泌一種對(duì)其根際病原體危害具有一定防御功能的化感物質(zhì)（內(nèi)消旋兒茶酚）；Xiao et al.（2014）研究發(fā)現(xiàn)紫莖澤蘭Ageratina adenophorumSpreng、飛機(jī)草Chromolaena odorataL.改變了土壤真菌群落，這種改變對(duì)入侵植物的生長(zhǎng)具有積極影響，增加了紫莖澤蘭和飛機(jī)草的生物量。 不同的地上群落結(jié)構(gòu)會(huì)間接導(dǎo)致地下微生物群落結(jié)構(gòu)的變化（Saggar et al.，1999），而微生物又能通過正反饋或負(fù)反饋?zhàn)饔谜{(diào)節(jié)地上植物的競(jìng)爭(zhēng)與生長(zhǎng)（Wagg et al.，2011）。 替代植物是否通過改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，從而影響土壤養(yǎng)分的分配來抑制入侵植物的競(jìng)爭(zhēng)與生長(zhǎng)，這一機(jī)制尚不清楚。 因此，探究替代植物有效防控入侵植物的土壤生態(tài)學(xué)機(jī)制，可為替代植物的篩選提供理論依據(jù)。

惡性入侵雜草黃頂菊Flaveria bidentis（L.）Kuntze.為一年生草本植物，原產(chǎn)地南美洲，2001 年首次發(fā)現(xiàn)于我國(guó)天津、河北，是原環(huán)境保護(hù)部公布的第二批國(guó)家重點(diǎn)防控外來入侵植物（石青等，2017）。 黃頂菊對(duì)生物多樣性、經(jīng)濟(jì)和環(huán)境造成了嚴(yán)重危害（Wan et al.，2017）。 至2017 年，黃頂菊已入侵華北4 省1 市（河北、山東、河南、山西和天津）的146 個(gè)縣541 個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)（鄭志鑫等，2018）。 研究表明，替代植物高丹草Sorghum bicolor（L.） Moench、紫花苜蓿Medicago sativaL.對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化利用能力比黃頂菊高，且能競(jìng)爭(zhēng)性抑制黃頂菊對(duì)土壤磷素的吸收，有利于實(shí)現(xiàn)對(duì)黃頂菊的替代控制（馬杰等，2011）。 黃頂菊和反枝莧Amaranthus retroflexusL.、苘麻Abutilon theophrastiMedicus 競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)時(shí)，黃頂菊處于弱勢(shì)地位，究其原因是黃頂菊和這幾種植物處于同一個(gè)生態(tài)位，競(jìng)爭(zhēng)導(dǎo)致黃頂菊可利用營(yíng)養(yǎng)資源減少，從而抑制其生長(zhǎng)（呂遠(yuǎn)等，2011）。 替代植物地膚Kochia scoparia（Linn.） Schrad、苘麻、蘇丹草Sorghum sudanense （Piper） Stapf 等對(duì)黃頂菊有一定的抑制作用（韓月龍等，2019）。 此外，不同本地植物在與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)過程中增加了入侵域的細(xì)菌群落多樣性（閆素麗等，2011）、降低了真菌群落多樣性（常瑞恒等，2011）。 那么，競(jìng)爭(zhēng)替代植物如何改變黃頂菊根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和土壤養(yǎng)分，從而達(dá)到抑制黃頂菊生長(zhǎng)的目的? 本研究擬采用野外同質(zhì)園試驗(yàn)，研究不同植物在與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)時(shí)，對(duì)黃頂菊根際微生物群落結(jié)構(gòu)和土壤理化性質(zhì)的影響，以期從土壤生態(tài)角度來研究不同植物對(duì)黃頂菊的抵御能力及相關(guān)作用機(jī)理，研究結(jié)果將為競(jìng)爭(zhēng)替代植物的篩選提供重要的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)樣地概況

試驗(yàn)樣地位于河北省廊坊市中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院廊坊科研中試基地（39°30′42″E，116°36′07″N），海拔（25±3）m，在氣候分區(qū)上屬于暖溫帶大陸性氣候，該地土壤屬棕色砂質(zhì)黏壤土。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

根據(jù)植物的生長(zhǎng)速度、是否耐貧瘠及其經(jīng)濟(jì)觀賞效益，選擇本地常見伴生種地膚、苘麻、蘇丹草、反枝莧4 種植物。 采用田間同質(zhì)園，設(shè)置不同植物與黃頂菊混種小區(qū)，分別為地膚與黃頂菊混種（H1）、苘麻與黃頂菊混種（H2）、蘇丹草與黃頂菊混種（H3）、反枝莧與黃頂菊混種（H4）以及黃頂菊單種（H0），并以裸土小區(qū)（無種植植物，CK）作為對(duì)照，每個(gè)處理5 個(gè)重復(fù)，一共設(shè)置30 個(gè)小區(qū)。 各樣地隨機(jī)分布，小區(qū)大小3 m×2 m，所有樣地間距均設(shè)置為1 m。 混種比例為1 ∶1。 每個(gè)小區(qū)平均種植6 行，混種每行各播150 粒種子，單種每行播300 粒種子。 播種后每2 周澆1 次水，每次滴灌36 h。 每2 周進(jìn)行人工除草，保持每個(gè)小區(qū)的植物種類不變。 試驗(yàn)于2016 年4 月底播種。

1.3 土樣采集

2016 年9 月，對(duì)同質(zhì)園小區(qū)進(jìn)行土樣采集，采用五點(diǎn)取樣法，每個(gè)小區(qū)選取生長(zhǎng)狀況良好且能代表小區(qū)生長(zhǎng)狀況的黃頂菊5 株，抖落根部非根際土壤，再用刷子將根上剩余的土壤輕輕刷下來，即得到根際土。 將同一小區(qū)的5 株黃頂菊的根際土壤混合為一個(gè)土樣。 裸土對(duì)照小區(qū)土壤的采集，去除表層干土，沿對(duì)角線隨機(jī)選取5 個(gè)點(diǎn)，挖取0 ～20 cm 深的土壤。 將采集的土壤樣品放入自封袋，做好標(biāo)記后立即帶回實(shí)驗(yàn)室。 采回的土樣過2 mm 篩后分成2 份：一份儲(chǔ)存于4 ℃冰箱內(nèi)，用于測(cè)定土壤微生物磷脂脂肪酸（phospholipid fatty acids，PLFAs）含量；一份常溫風(fēng)干，用于測(cè)定土壤養(yǎng)分和酶活性。

1.4 檢測(cè)指標(biāo)與方法

1.4.1 土樣養(yǎng)分和酶活性的測(cè)定 土壤速效磷含量采用鉬銻抗比色法測(cè)定；硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量的測(cè)定采用Smartchem 全自動(dòng)間斷化學(xué)分析儀（鮑士旦，1981）；土壤pH 用電位法測(cè)定。 土壤蔗糖酶采用3，5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定；土壤脲酶采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測(cè)定；土壤磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法測(cè)定；土壤蛋白酶采用茚三酮比色法（蔡燕飛，2002； 關(guān)松蔭，1986）。

1.4.2 土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的測(cè)定 參照Frosteg?rd et al. （1993）和Kourtev et al. （2002）的方法：①取4 g 待測(cè)土樣后置于50 mL 離心管，然后向離心管中加20 mL KOH-甲醇溶液（0. 2 mol·L-1），于水浴鍋中37 ℃水浴1 h，每10 min 渦旋一次（2000 r·min-1）；②水浴1 h 完成后加入3 mL 的醋酸溶液（1 mol·L-1），充分搖勻；③再加入10 mL 正己烷，充分混勻后1000 r·min-1離心15 min，吸取上層液置于試管之中，在氮?dú)饬飨麓蹈?；④向吹干的試管中加? mL 含有內(nèi)標(biāo)19 ∶0 的正己烷-甲基丁基醚溶液（比例為1 ∶1），充分溶解后將溶液轉(zhuǎn)至氣相色譜進(jìn)樣（GC）小瓶。

測(cè)定標(biāo)準(zhǔn)品及提取的樣品，氣相色譜設(shè)置條件如下：首先使柱溫以5 ℃·min-1的速率從170 ℃升高到260 ℃，然后以40 ℃·min-1的速率升高到310 ℃，維持90 s；將氣化室溫度設(shè)置為250 ℃、將檢測(cè)器溫度設(shè)置為300 ℃；以氫氣（2 mL·min-1）作為載氣，以氮?dú)猓?0 mL·min-1）作為尾吹氣；柱前壓為68.95 kPa；進(jìn)樣量1 μL，分流比100 ∶1。 根據(jù)加入內(nèi)標(biāo)19 ∶0 的量可以計(jì)算出不同PLFAs 的峰面進(jìn)而得出不同類型微生物的量。 不同土壤微生物類群與磷脂脂肪酸的對(duì)應(yīng)關(guān)系如表1 所示， 參照表1 得出各種土壤微生物類群的總量。

表1 不同土壤微生物類群與磷脂脂肪酸的對(duì)應(yīng)關(guān)系Table 1 Phospholipid fatty acids used in analysis of different soil microbial group

1.5 數(shù)據(jù)分析

磷脂脂肪酸成分分析采用美國(guó)MIDI 公司生產(chǎn)的基于細(xì)菌細(xì)胞脂肪酸成分鑒定的Sherlock MIS 4.5 系統(tǒng)。 根據(jù)加入內(nèi)標(biāo)19 ∶0 的量可以計(jì)算出不同PLFAs的吸光度，進(jìn)而得出不同類型微生物的量。 試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示，用Excel 2010 軟件統(tǒng)計(jì)作圖，利用SPSS 21.0 統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVA），采用Duncan′s 多重比較進(jìn)行之后的兩兩比較，P=0.05。 對(duì)各樣地土壤微生物群落組成進(jìn)行主成分分析（principal components analysis，PCA），計(jì)算各因子的貢獻(xiàn)率，利用主成分分析因子的載荷量算出各因子作用的大小，以確定它們的權(quán)重。采用Canoco 4.5 軟件對(duì)土壤微生物和土壤養(yǎng)分酶活性二者進(jìn)行典范對(duì)應(yīng)分析（canoninal correspondence analysis， CCA），以土壤微生物作為物種變量，土壤養(yǎng)分和酶活性數(shù)據(jù)作為環(huán)境變量進(jìn)行典范對(duì)應(yīng)分析，確定土壤微生物和各因子之間的關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤酶活性和養(yǎng)分的影響

從表2 可見，與裸土對(duì)照（CK）相比，黃頂菊單種處理（H0）的酸性磷酸酶、脲酶、蛋白酶活性顯著升高，堿性磷酸酶活性降低，表明黃頂菊入侵后改變了土壤的酶活性。 與黃頂菊單種處理（H0）相比，地膚與黃頂菊混種處理（H1）堿性磷酸酶、蛋白酶活性顯著升高，脲酶活性顯著降低；苘麻與黃頂菊混種處理（H2）脲酶、蛋白酶活性顯著降低；蘇丹草與黃頂菊混種處理（H3）酸性磷酸酶、脲酶活性顯著升高；反枝莧與黃頂菊混種處理（H4）堿性磷酸酶和脲酶活性顯著升高。 說明不同植物在與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)中改變了黃頂菊根際土壤酶活性。

從表3 可知，黃頂菊入侵顯著降低土壤硝態(tài)氮含量，顯著增加土壤速效磷和銨態(tài)氮含量。 與黃頂菊單種（H0）處理相比，不同植物與黃頂菊混種處理中，土壤速效磷含量均顯著減少。 地膚與黃頂菊混種處理（H1）中，土壤pH 值、銨態(tài)氮含量顯著增加；苘麻與黃頂菊混種處理（H2）中，土壤pH 顯著降低，銨態(tài)氮含量顯著增加；蘇丹草與黃頂菊混種處理（H3）中，銨態(tài)氮含量顯著減少；反枝莧與黃頂菊混種處理（H4）中，土壤pH 值顯著減少。 說明不同植物在與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)中改變了黃頂菊根際土養(yǎng)分含量。

表2 不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤酶活性的影響Table 2 Effect of different plants on rhizosphere soil activities of F. bidentis

2.2 不同處理中黃頂菊根際土壤養(yǎng)分與土壤酶活性相關(guān)性分析

從表4 可以看出，土壤堿性磷酸酶活性與酸性磷酸酶活性極顯著正相關(guān)（r=0.57）；蛋白酶活性與堿性磷酸酶活性顯著正相關(guān)（r=0.42）；銨態(tài)氮含量與脲酶活性極顯著負(fù)相關(guān)（r=-0.53）；速效磷含量與堿性磷酸酶活性極顯著正相關(guān)（r=0.66），與蛋白酶活性顯著正相關(guān)（r=0.42）；硝態(tài)氮含量與蛋白酶活性顯著負(fù)相關(guān)（r=-0.43），與速效磷含量極顯著負(fù)相關(guān)（r=-0.56）。

2.3 不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤微生物的影響

2.3.1 土壤微生物PLFAs 總量的變化 圖1 表示不同植物（組合）對(duì)黃頂菊根際土壤微生物PLFAs總量的影響，與空白裸土對(duì)照相比，黃頂菊單種的PLFAs 含量增加了18%，說明黃頂菊入侵顯著增加土壤中PLFAs 的含量。 與黃頂菊單種處理（H0）相比，地膚與黃頂菊混種處理（H1）中，黃頂菊根際土壤中PLFAs 含量降低11%。 表明地膚在與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)中改變了黃頂菊根際微生物的含量。

表3 不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤養(yǎng)分的影響Table 3 Effect of different plants on rhizosphere soil nutrients F. bidentis

表4 不同處理中黃頂菊根際土壤養(yǎng)分與土壤酶活性相關(guān)性Table 4 Correlations between soil nutrients and soil enzyme activities of rhizosphere of F. bidentis

圖1 不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤PLFAs 總量的影響Fig.1 Effect of different plants on the content of total PLFAs of rhizosphere soil of F. bidentis

2.3.2 不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤微生物各類群的影響 從表5 可知，與裸土對(duì)照（CK）相比，黃頂菊入侵后革蘭氏陽性菌、真菌、AMF 顯著增加。 地膚與黃頂菊混種處理（H1）中，革蘭氏陰性菌、放線菌、真菌、AMF 的PLFAs 含量均顯著低于黃頂菊單種處理；苘麻與黃頂菊混種處理（H2）中，放線菌、真菌的PLFAs 含量均顯著低于黃頂菊單種處理；蘇丹草與黃頂菊混種處理（H3）中，革蘭氏陽性菌PLFAs 含量顯著高于黃頂菊單種處理；革蘭氏陰性菌和真菌的含量顯著低于黃頂菊單種處理；反枝莧與黃頂菊混種處理（H4）中革蘭氏陰性菌的PLFAs 顯著高于黃頂菊單種處理；放線菌、真菌的PLFAs 含量顯著低于黃頂菊單種。 與黃頂菊單種處理（H0）相比，所有處理中原生生物的PLFAs 含量均顯著增加。 真菌與細(xì)菌的比值（F/B）均呈降低趨勢(shì)；革蘭氏陰性菌與革蘭氏陽性菌的比值（G-/G+）在地膚與黃頂菊混種處理（H1）中顯著增加，在其他處理中均顯著降低。

2.3.3 黃頂菊根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的主成分分析 不同植物與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)對(duì)黃頂菊的根際土壤微生物的影響不同。 主成分分析結(jié)果（圖2A）表明，主成分1（貢獻(xiàn)率26.22%）、主成分2（貢獻(xiàn)率17.61%）和主成分3（貢獻(xiàn)率11.61%）的累計(jì)總貢獻(xiàn)率為55.44%。 3 個(gè)主成分基本上能把不同處理的微生物群落結(jié)構(gòu)區(qū)分開。 對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)來說，裸土對(duì)照處理（CK）在主成分1、主成分2 的負(fù)方向，主成分3 的正方向；黃頂菊單種處理（H0）在主成分1 負(fù)方向，主成分2、主成分3 的正方向，說明黃頂菊入侵后改變了土壤的微生物群落結(jié)構(gòu)。 地膚與黃頂菊混種處理（H1）和苘麻與黃頂菊混種處理（H2）的主成分1、主成分2 和主成分3分布在原點(diǎn)附近，且兩個(gè)處理有重疊，說明兩個(gè)處理的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)差異不大；蘇丹草與黃頂菊混種處理（H3）的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)在主成分1 的正方向，主成分2、主成分3 的原點(diǎn)附近；反枝莧與黃頂菊混種處理（H4）的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)在主成分1 的正方向，主成分2 的原點(diǎn)附近，主成分3的負(fù)方向；所有處理與黃頂菊單種處理均無重疊，說明不同植物與黃頂菊混種處理均改變了土壤的微生物群落結(jié)構(gòu)。

載荷因子分析結(jié)果如圖2B 所示，結(jié)合圖2A 可以看出，不同的植物與黃頂菊混種的優(yōu)勢(shì)脂肪酸不同。 結(jié)合不同處理黃頂菊根際土壤微生物PLFAs量得出，黃頂菊單種處理（H0）的優(yōu)勢(shì)脂肪酸為18∶1 ω5c、17 ∶0 10-methyl、18 ∶3 ω6c （6，9，12）；地膚與黃頂菊混種處理（H1）中的優(yōu)勢(shì)脂肪酸為11 ∶0 iso、15 ∶1 iso G；苘麻與黃頂菊混種處理（H2）的優(yōu)勢(shì)脂肪酸為11 ∶0 iso；蘇丹草與黃頂菊處理（H3）的優(yōu)勢(shì)脂肪酸為14 ∶0 anteiso；反枝莧與黃頂菊混種處理（H4）的優(yōu)勢(shì)脂肪酸10 ∶0 3OH、18 ∶1 ω9c；對(duì)黃頂菊有抑制作用的植物地膚和苘麻的組合中黃頂菊的根際土壤的優(yōu)勢(shì)脂肪酸均含有11 ∶0 iso，且含量顯著高于其他處理。 由此表明，不同的植物對(duì)黃頂菊根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響有明顯不同。

表5 不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤微生物各類群的影響Table 5 Effect of different plants on soil microbial groups of rhizosphere soil of F. bidentis

圖2 黃頂菊根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的主成分分析及載荷因子貢獻(xiàn)Fig.2 Principal components analysis of PLFAs profiles from rhizosphere soil microbial communities and loadings factors of PLFAs contributing to soil microbial communities ordination pattern of F. bidentis

2.4 不同處理中黃頂菊根際土壤微生物與土壤養(yǎng)分和酶活性的相關(guān)性分析

圖3 為黃頂菊根際土壤微生物與土壤養(yǎng)分和酶活性的典范對(duì)應(yīng)分析，前2 個(gè)排序軸的貢獻(xiàn)率分別為51.5%和65.5%。 由圖3 可知，其中14 ∶0 anteiso、18 ∶1 ω 9c、11 ∶0 iso、14 ∶0 iso 與銨態(tài)氮有關(guān)，14 ∶0 iso 還與蛋白酶有關(guān)，18 ∶1 ω7c 與pH 有關(guān)，18 ∶1 ω5c、17 ∶0 10-methyl 與硝態(tài)氮有關(guān)，12 ∶00、13 ∶00 與P、酸性磷酸酶有關(guān)。 12 ∶0 anteiso、15 ∶1 iso G 與脲酶有關(guān)，15 ∶0 iso、16 ∶1 ω5c與堿性磷酸酶有關(guān)。 綜上所述，不同植物對(duì)黃頂菊根際土壤微生物的影響不同，其中大多數(shù)微生物與黃頂菊根際土氮營(yíng)養(yǎng)含量有關(guān)。

圖3 不同處理中黃頂菊根際土壤微生物與土壤養(yǎng)分和酶活性的典范對(duì)應(yīng)分析Fig.3 Canonical correspondence analysis between soil microbes and soil nutrient and enzyme activities in the invaded land of F. bidentis

3 討論與結(jié)論

替代植物在與入侵植物競(jìng)爭(zhēng)過程中會(huì)改變對(duì)入侵植物有利的土壤條件，如土壤微生物、養(yǎng)分和酶活性，并借此增強(qiáng)自身的競(jìng)爭(zhēng)能力，有效抑制入侵植物的擴(kuò)散。 土壤酶活性對(duì)土壤有效養(yǎng)分的變化有重要作用，而養(yǎng)分吸收是影響植物間競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)的主要因素。 蔣智林等（2008）研究表明，非洲狗尾草Setaria ancepsStapf ex Massey 改變了紫莖澤蘭的土壤酶活性，并認(rèn)為土壤酶活性的差異是引起土壤有效養(yǎng)分變化的重要驅(qū)動(dòng)之一。 本研究表明，地膚與黃頂菊混種、苘麻與黃頂菊混種與黃頂菊單種相比，黃頂菊根際土脲酶含量顯著降低，銨態(tài)氮含量顯著增加。 相關(guān)性分析脲酶與銨態(tài)氮含量顯著負(fù)相關(guān)，脲酶是一種專性酶，分解有機(jī)物生成氨，氨是土壤氮素的直接來源，可表示土壤氮素的狀況。 表明地膚、苘麻能提高土壤可利用氮的能力。 結(jié)合植物地上功能性狀分析發(fā)現(xiàn)，與黃頂菊單種相比，地膚與黃頂菊混種、苘麻與黃頂菊混種中黃頂菊植株全氮含量顯著降低（韓月龍等，2019），說明地膚、苘麻能競(jìng)爭(zhēng)性抑制黃頂菊對(duì)氮的吸收。 而本研究從土壤方面發(fā)現(xiàn)地膚、苘麻與黃頂菊混種對(duì)黃頂菊根際土壤的銨態(tài)氮含量增加，硝態(tài)氮含量不變，說明地膚、苘麻能競(jìng)爭(zhēng)性抑制黃頂菊后銨態(tài)氮的吸收。氮在植株體內(nèi)和植株葉片水平分配的較小變化都會(huì)對(duì)植株生長(zhǎng)和競(jìng)爭(zhēng)產(chǎn)生較大影響（Feng et al.，2009）。 Zhang et al.（2015）研究表明，氮肥添加有利于黃頂菊的競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)，而且黃頂菊更傾向于吸收銨態(tài)氮（李科利，2018）。 因此，通過本研究獲知替代植物可通過降低黃頂菊對(duì)銨態(tài)氮的吸收而達(dá)到有效抑制黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)的目的。

另外，土壤微生物在植物競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)中起著重要作用，其中替代植物可通過改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)而影響土壤養(yǎng)分循環(huán)。 如閆素麗等（2011）研究表明高丹草、向日葵Helianthus annuusL.、紫花苜蓿和多年生黑麥草Lolium perenneL.4 種他替代植物與黃頂菊混種后，提高了土壤細(xì)菌群落多樣性。 閆靜等（2016）研究表明，藜Chenopodium serotinumL.、狗尾草Setaria viridisL.與三葉鬼針草Bidens pilosaL.混種改變了三葉鬼針草的微生物群落結(jié)構(gòu)。 羅雪晶等（2018） 研究表明狗尾草、草木樨Melilotus suaveolensL.與黃頂菊混種改變了黃頂菊根際土的微生物含量和群落結(jié)構(gòu)。 皇甫超河等（2010）研究表明，紫花苜蓿通過根系分泌物改變黃頂菊入侵地的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，使其向有利于替代植物的群落結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)變。 常瑞恒等（2011）研究表明，替代植物降低了黃頂菊根際真菌群落多樣性，形成了不利于黃頂菊生長(zhǎng)的土壤環(huán)境，實(shí)現(xiàn)了對(duì)其替代防控。本研究表明，地膚、苘麻與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)中黃頂菊根際土PLFAs 總量顯著降低，說明地膚、苘麻在與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)中改變了黃頂菊根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。 黃頂菊單種根際土優(yōu)勢(shì)脂肪酸為17 ∶0 10-methyl、18 ∶1 ω5c 和18 ∶3 ω6c （6，9，12），而地膚與黃頂菊混種時(shí)其優(yōu)勢(shì)脂肪酸為11 ∶0 iso 和15 ∶1 iso G，苘麻與黃頂菊混種時(shí)其優(yōu)勢(shì)脂肪酸為11 ∶0 iso。說明不同替代植物與黃頂菊競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)能改變根際土的優(yōu)勢(shì)脂肪酸。 通過典范性對(duì)應(yīng)分析發(fā)現(xiàn)，11 ∶0 iso與銨態(tài)氮含量相關(guān)，說明地膚和苘麻通過改變土壤微生物使得土壤氮的活化能力提高。 這種改變可能與地膚和苘麻的根系分泌物有關(guān)。 Zu et al.（2007）研究表明，喜樹Camptotheca acuminata能夠通過根系分泌物改變紫莖澤蘭根際真核微生物群落結(jié)構(gòu)，從而抑制其傳播。 黃頂菊根際聚集的AMF 在競(jìng)爭(zhēng)生長(zhǎng)中對(duì)黃頂菊產(chǎn)生了偏利反饋，有助于黃頂菊的入侵（張玉曼等，2015； Zhang et al.，2017）。 在本研究中，地膚與黃頂菊混種根際土中AMF 含量顯著低于黃頂菊單種土壤。 土壤中根際分泌物可以直接或間接抑制或促進(jìn)一些AMF 的生長(zhǎng)，從而影響入侵植物的生長(zhǎng)（于文清等，2012）。 推測(cè)地膚可能通過根系分泌物改變AMF 與黃頂菊的互惠共生關(guān)系從而影響黃頂菊的生長(zhǎng)。

綜上所述，地膚、苘麻能競(jìng)爭(zhēng)性抑制黃頂菊對(duì)銨態(tài)氮的吸收從而對(duì)黃頂菊的生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用；地膚、苘麻能夠改變黃頂菊入侵地的微生物群落結(jié)構(gòu)從而影響黃頂菊對(duì)養(yǎng)分的吸收，這可能與其根系分泌物有關(guān)，而這些根系分泌物與黃頂菊的化感作用之間是否存在相互作用，到底是如何影響微生物群落結(jié)構(gòu)變化，需要更進(jìn)一步的研究。