幾種改良措施對酸化茶園土壤理化性質(zhì)和微生物群落結構的影響

李艷春，汪航，李兆偉，葉菁，王義祥,2*

幾種改良措施對酸化茶園土壤理化性質(zhì)和微生物群落結構的影響

李艷春1，汪航3，李兆偉3，葉菁1，王義祥1,2*

1. 福建省農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所 福建省紅壤山地農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室，福建 福州 350013；2. 福建省農(nóng)業(yè)科學院土壤肥料研究所，福建 福州 350013；3. 福建農(nóng)林大學生命科學學院，福建 福州 350002

茶園土壤酸化是制約茶樹可持續(xù)生產(chǎn)的重要因素，通過田間小區(qū)試驗分析比較幾種措施對茶園土壤的改良效果，以期為茶園酸化土壤改良提供科學依據(jù)。試驗設置7個處理：全量化肥（常規(guī)施肥，NPK）、全量化肥+10?t×hm-2生物質(zhì)炭（NPK+BC10）、有機肥替代50%化肥（OM50）、有機肥替代50%化肥+2?t×hm-2生石灰（OM50+Lime）、有機肥替代50%化肥+10?t×hm-2生物質(zhì)炭（OM50+BC10）、有機肥替代50%化肥+20?t×hm-2生物質(zhì)炭（OM50+BC20）、有機肥替代50%化肥+40?t×hm-2生物質(zhì)炭（OM50+BC40）。連續(xù)施用2年后，對茶園土壤酸度、養(yǎng)分和微生物群落進行測定。與NPK相比，OM50+Lime、OM50+BC20和OM50+BC40處理土壤pH分別顯著提高1.10、0.49和0.68，鹽基飽和度分別顯著提高114.01%、55.92%和58.62%。OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40處理的土壤有機碳含量分別比NPK處理顯著增加了29.68%、41.04%和59.37%。不同處理對土壤硝態(tài)氮含量無顯著影響，OM50、OM50+BC20和OM50+BC40處理的銨態(tài)氮含量比NPK處理分別顯著提高了40.27%、44.77%和41.77%。NPK+BC10、OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40處理能顯著提高土壤微生物活性、微生物群落物種豐富度、多樣性和均一性。OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40處理顯著降低了真菌/細菌比例，表明這3個處理短期內(nèi)增加了紅壤茶園土壤生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性，但OM50+Lime處理的革蘭氏陰性菌/革蘭氏陽性菌比例顯著低于對照處理，表明施用生石灰處理的土壤微生物受到的環(huán)境脅迫程度高于其他處理?？傊琌M50+Lime、OM50+BC20和OM50+BC40處理對酸化茶園土壤有較好的改良效果，OM50+BC20和OM50+BC40處理對土壤微生物群落性質(zhì)方面的改良效果更佳。綜合考慮改良效應及成本，OM50+BC20為最佳改良方案。

茶園土壤；酸化；土壤微生物群落；生物質(zhì)炭；石灰；有機肥

茶樹（L.）是我國傳統(tǒng)的經(jīng)濟作物。2020年中國茶園面積321.7萬hm2，干毛茶總產(chǎn)量293.2萬t，面積和產(chǎn)量均居世界第一，毛茶總產(chǎn)值達2?626.6億元[1]。茶產(chǎn)業(yè)在我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和國民經(jīng)濟中都占有極為重要的地位。然而，茶樹多年宿根連作會使茶園土壤酸化嚴重、養(yǎng)分失衡、微生物多樣性降低以及種群結構惡化，導致茶葉大幅減產(chǎn)和品質(zhì)下降，嚴重制約了我國茶葉的可持續(xù)生產(chǎn)[2-4]。因此，加強茶園土壤管理，及時采取有效措施，防止茶園土壤進一步退化是當前生產(chǎn)中亟需解決的實際問題。

石灰是傳統(tǒng)的酸性土壤改良材料[5-6]。施用石灰可以較快地緩解土壤酸化，促進作物養(yǎng)分吸收，提高產(chǎn)量和品質(zhì)，然而，長期施用石灰也會產(chǎn)生土壤板結、陽離子不平衡、有機質(zhì)含量下降等不良影響[7]。有機肥也常作為提升土壤肥力和阻控酸化的改良材料，有機肥投入可彌補因為農(nóng)產(chǎn)品收獲（移除）引起的土壤鹽基礦物損失[8]。施用堿度較高的有機肥（廄肥或高溫堆肥）能夠有效控制農(nóng)田土壤酸化，節(jié)約化肥成本，提高有機肥的資源利用率[9]。為克服單施石灰易造成土壤板結等問題，可將石灰與有機肥配合施用。羅玲等[10]研究表明，石灰和有機肥混施比單施石灰或有機肥的效果更佳，可有效改良芒果園酸性土壤。此外，生物質(zhì)炭是作物秸稈等農(nóng)業(yè)廢棄物在缺氧或厭氧條件下，經(jīng)熱裂解炭化產(chǎn)生的高含碳固態(tài)物質(zhì)。生物質(zhì)炭絕大多數(shù)為堿性，pH為7.2～10.2，施用生物質(zhì)炭可降低土壤容重，增加土壤鹽基飽和度，促進作物對氮素的利用率，因此常作為酸化土壤的改良物質(zhì)[11-12]。目前關于生物質(zhì)炭改良茶園酸化土壤的報道較多，吳志丹等[13]研究了生物質(zhì)炭不同施用量對酸化茶園土壤養(yǎng)分、交換性能和茶樹生長的影響；王義祥等[14-15]研究表明，施用生物質(zhì)炭比石灰更能增強茶園土壤對酸的緩沖性能，并且長期施用能提高茶園土壤pH，增加可溶性有機碳含量以及改變真菌群落結構；李艷春等[16]研究表明，生物質(zhì)炭不僅可以緩解茶園土壤的酸化狀況，而且還能增加土壤微生物量和微生物的代謝活性。

單施石灰、有機肥、生物質(zhì)炭在改良茶園土壤方面各有利弊。目前，石灰與有機肥混合施用、生物質(zhì)炭與化肥或有機肥配合施用等方式對酸化茶園土壤改良效果的研究還鮮見報道。針對福建省鐵觀音茶園土壤酸化嚴重的問題，本研究以常規(guī)施肥為對照，分析石灰、有機肥、生物質(zhì)炭3種改良材料配合施用對酸化茶園土壤酸度、養(yǎng)分和微生物群落的影響，評價不同措施的改良效果，以期提出合理的施用技術。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗點位于福建省安溪縣感德鎮(zhèn)槐植村（116°20′24″E，28°15′30″N），屬亞熱帶季風氣候，年均降雨量1?700～1?900?mm，年均氣溫15～18℃。土壤類型為紅壤，試驗區(qū)茶園為等高梯臺常規(guī)種植方式。試驗前耕層土壤的基本理化性質(zhì)如下：pH為4.05，有機質(zhì)24.20?g×kg-1，全氮1.48?g×kg-1，有效磷26.50?mg×kg-1，速效鉀67.50?mg×kg-1。

1.2 試驗材料

有機肥購自福建彌高生物有機肥有限公司，主要原料為畜禽糞便，有機質(zhì)329.6?g×kg-1，全氮33.6?g×kg-1，全鉀（K2O）21.5?g×kg-1，全磷（P2O5）32.5?g×kg-1。生物質(zhì)炭為花生殼于高溫爐中500℃條件下制備而成，pH為9.31，有機碳含量566.1?g×kg-1，全氮含量10.2?g×kg-1，全磷含量2.5?g×kg-1，碳氮比為55.5。

1.3 試驗設計

試驗始于2018年8月，研究對象為15年樹齡的鐵觀音茶園，設置7個處理，所有處理都按全年施氮量150?kg×hm-2進行施肥（等氮量）。7個處理分別為：（1）全量化肥（常規(guī)施肥，NPK）；（2）全量化肥+10?t×hm-2生物質(zhì)炭（NPK+BC10）；（3）有機肥替代50%化肥（OM50）；（4）有機肥替代50%化肥+2?t×hm-2生石灰（OM50+Lime）；（5）有機肥替代50%化肥+10?t×hm-2生物質(zhì)炭（OM50+BC10）；（6）有機肥替代50%化肥+20?t×hm-2生物質(zhì)炭（OM50+BC20）；（7）有機肥替代50%化肥+40?t×hm-2生物質(zhì)炭（OM50+BC40）。每個處理設置3個重復小區(qū)（面積均為16?m2，1?m′16?m），共計21個小區(qū)，采用完全隨機排列。

1.4 土壤樣品采集及化學指標測定

連續(xù)施用2年后，于2020年5月3日（春茶采收季）在試驗小區(qū)內(nèi)采用五點取樣法采集土壤樣品，去除碎石和殘根，過篩后用保溫箱帶回實驗室，一部分保存于4℃冰箱，1周內(nèi)進行土壤微生物磷脂脂肪酸（PLFA）和Biolog微平板分析；一部分鮮土風干后磨碎測定土壤化學性質(zhì)。

土壤理化性質(zhì)測定參考《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[17]，pH采用電極法按水土比2.5∶1測定。土壤陽離子交換量（CEC）用醋酸銨法測定。土壤交換性酸（H+、Al3+）用1?mol·L-1KCl提取-NaOH滴定法測定?？傆袡C碳、全氮、全磷、全鉀分別采用重鉻酸鉀-硫酸亞鐵滴定法、凱氏定氮法、鉬銻抗比色法、火焰光度法進行測定。土壤可溶性有機碳采用1?mol×L-1KCL浸提島津TOC儀測定。

1.5 土壤微生物磷脂脂肪酸分析

土壤微生物磷脂脂肪酸的提取和衍生化參考Wu等[18]的方法。用KOH甲醇溶液進行磷脂脂肪酸的釋放與甲酯化，形成脂肪酸甲酯（Fatty acidmethyl esters，F(xiàn)AMEs）。FAMEs經(jīng)450GC/240MS（美國Varian公司）質(zhì)譜分析，程序如下：70℃起始維持1?min，以20℃×min-1升溫至170℃維持2?min，以5℃×min-1升溫至280℃維持5?min，以40℃×min-1升溫至300℃維持1.5?min。以十九烷酸甲酯（Nonadecanoic acid-methyl ester，C19:0）作為內(nèi)標進行定量。采用不同的PLFA標定特定的微生物[18-19]：分支飽和磷脂脂肪酸如i15:0、i16:0、a17:0、i18:0等代表革蘭氏陽性菌（G+）；單不飽和磷脂脂肪酸如16:1ω14t、17:1ω8c、17:1ω7c代表革蘭氏陰性菌（G-）；采用16:1ω5c、20:1ω9c標記叢枝菌根真菌；20:2ω6t,9t標記原生動物。同時計算真菌/細菌、革蘭氏陰性菌/革蘭氏陽性菌、總飽和脂肪酸/總單不飽和脂肪酸（Sat/mono）等比例。

1.6 土壤微生物Biolog分析

Biolog分析參考楊宇虹等[20]的方法，將土壤溶液稀釋至10-2，用移液器取150mL，接種至Biolog生態(tài)板，28℃恒溫培養(yǎng)7?d，每24?h讀取波長590?nm處的吸光值。微生物生理代謝活性通過單孔平均顏色變化率（Average well color development，AWCD）表示。AWCD=[Σ(C－)]/31。其中，C表示除對照孔外的31種碳源孔的吸光值，=1、2、3、···，31；表示對照孔吸光值。對培養(yǎng)96?h的吸光值進行微生物功能多樣性分析。群落豐富度指數(shù)用被利用碳源的總數(shù)表示，為(－)>0.25的孔數(shù)。

Shannon多樣性指數(shù)計算方法：=?Σ(P×lnP)，P表示第孔和對照孔的光密度差與所有孔和對照孔光密度差總和的比值，即P=(C?)/Σ(C?)。

Simpson指數(shù)計算方法為=1?SP2，該指數(shù)是對多樣性方面的集中性度量，又稱優(yōu)勢度指數(shù)。

Pielou均勻度指數(shù)是群落實測多樣性與最大多樣性的比率，其計算方法為=ln，表示被利用碳源總數(shù)。

1.7 數(shù)據(jù)處理與分析

采用MATLAB 7.0和Microsoft Excel 2007軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。多重比較選擇Duncan極值法，顯著性水平為5%。冗余分析（RDA）采用CANOCO 4.5軟件進行。

2 結果與分析

2.1 不同處理對茶園土壤酸度的影響

與NPK相比，OM50+Lime、OM50+BC20和OM50+BC40處理的土壤pH分別顯著提高了1.10、0.49和0.68，其他處理與NPK之間的差異不顯著（表1）。此外，各處理對降低土壤潛在酸度也有顯著效果。與NPK相比，OM50+Lime和OM50+BC20處理的茶園土壤交換性H+含量分別顯著降低了37.50%和25.00%；OM50+Lime和OM50+BC40處理的土壤交換性Al3+含量分別顯著降低了67.66%和50.08%。CEC是反映土壤保水保肥和緩沖能力的重要指標。與NPK相比，OM50+BC20和OM50+BC40處理的CEC分別顯著提高了17.26%和27.68%；OM50+Lime、OM50+BC20和OM50+BC40處理的鹽基飽和度分別顯著提高了114.01%、55.92%和58.62%。表明OM50+Lime、OM50+BC20和OM50+BC40處理能有效緩解長期宿根連作導致的酸化效應。

2.2 不同處理對茶園土壤理化性質(zhì)的影響

與NPK相比，OM50+BC20和OM50+BC40處理的土壤容重分別顯著降低了13.97%和13.24%；OM50+BC40處理的土壤總孔隙度顯著增加了12.17%；OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40處理的土壤有機碳含量分別顯著增加了29.68%、41.04%和59.37%；OM50、OM50+BC10和OM50+BC20處理的土壤可溶性有機碳分別顯著增加了30.23%、31.01%和41.86%；OM50、OM50+BC20和OM50+BC40處理的銨態(tài)氮含量分別顯著增加了40.27%、44.77%和41.77%；OM50+BC20和OM50+BC40處理的速效鉀含量分別顯著提高了1.20倍和1.56倍（表2）。結果表明，OM50+BC20和OM50+BC40處理能有效改善土壤的透氣性和保水性，OM50、OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40處理對茶園土壤地力的提升效果顯著。

2.3 不同處理對茶園土壤微生物功能多樣性的影響

2.3.1 土壤微生物的碳源利用率

單孔平均顏色變化率（AWCD）能夠反映土壤中微生物群落對碳源利用的總體能力，是表征微生物活性的重要指標。AWCD值越大，土壤微生物的代謝活性越強。隨著培養(yǎng)時間延長，各處理的AWCD值都呈現(xiàn)不斷升高的趨勢（圖1）。培養(yǎng)24～144?h期間，AWCD迅速增加，144?h后增幅減緩并趨于平穩(wěn)。培養(yǎng)過程中，不同處理土壤微生物活性表現(xiàn)為OM50+BC40>NPK+BC10>OM50+BC20>OM50+BC10>OM50+Lime>OM50>NPK。施入生物質(zhì)炭處理（NPK+BC10、OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40）的土壤微生物活性明顯高于其他處理（圖1）。

2.3.2 土壤微生物多樣性指數(shù)分析

根據(jù)碳源利用變化趨勢，培養(yǎng)96?h的微生物生長代謝處于旺盛階段，因此對96?h的AWCD值進行土壤微生物功能多樣性分析。結果發(fā)現(xiàn)，施入生物質(zhì)炭處理（NPK+BC10、OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40）的土壤微生物群落豐富度指數(shù)、Shannon指數(shù)和均勻度指數(shù)均顯著高于NPK處理，而OM50和OM50+Lime處理與NPK處理之間差異不顯著（表3）。各處理的優(yōu)勢度指數(shù)與對照之間沒有明顯差異。說明施入生物質(zhì)炭處理的茶園土壤微生物群落的物種豐富度、多樣性以及均一性均顯著提高。

表1 不同處理茶園土壤酸度

注：同列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示處理間差異顯著（<0.05）

Note: Different lowercase letters in same column mean significant difference at 0.05 level

表2 不同處理茶園土壤理化性質(zhì)

注：同行數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示處理間差異顯著（<0.05）

Note: Different lowercase letters in same row mean significant difference at 0.05 level

2.4 不同處理對茶園土壤微生物群落結構的影響

運用PLFA方法共鑒定到13種碳鏈長度在15～20的脂肪酸（表4）。其中，細菌PLFA有10種，真菌PLFA有2種。與NPK相比，OM50+BC40處理的總PLFA含量顯著增加了19.16%，OM50+BC20和OM50+BC40處理的細菌PLFA含量分別顯著增加了16.96%和25.30%，OM50+BC10處理的真菌PLFA顯著降低了18.26%（表5）。與NPK相比，OM50+BC20和OM50+BC40處理的革蘭氏陰性菌PLFA含量分別顯著增加了20.39%和35.37%，但革蘭氏陽性菌PLFA在各處理間沒有顯著差異。真菌/細菌及G-/G+是表征微生物群落結構的重要指標。與NPK相比，OM50+BC10、OM50+BC20和OM50+BC40處理的真菌/細菌分別顯著降低了23.10%、12.33%和19.49%；OM50+BC20和OM50+BC40處理的G-/G+分別顯著增加了5.43%和12.63%，而OM50+Lime處理的G-/G+顯著降低了32.96%。

2.5 微生物群落特征與土壤理化性質(zhì)之間的相關性分析

利用Spearman秩相關分析微生物群落特征與土壤理化性質(zhì)的相關性（表6）。結果表明，AWCD與土壤有機碳含量呈顯著正相關；總磷脂脂肪酸、細菌、G+和G-都與土壤有機碳、全氮呈顯著正相關，與土壤容重呈顯著負相關；此外，G+還與土壤pH、交換性Al3+有顯著的相關性。

對微生物群落和經(jīng)過變異膨脹因子篩選后的6個土壤環(huán)境因子進行RDA分析發(fā)現(xiàn)（圖2），微生物群落特征與土壤有機碳（SOC）、pH、總孔隙度（GP）、陽離子交換量（CEC）、電導率（EC）、速效鉀含量（AK）之間存在極顯著的相關性（=0.002，蒙特卡洛檢驗）。微生物群落特征在第1排序軸（RDA1）和第2排序軸（RDA2）的解釋量分別為57.7%和7.5%。RDA1與SOC相關系數(shù)最大，達到–0.713，說明RDA1反映了以SOC為主的影響；而RDA2與pH的相關系數(shù)最大，為0.571，說明RDA2反映以pH為主的影響。對6個土壤環(huán)境因子進行蒙特卡洛檢驗發(fā)現(xiàn)，SOC能解釋微生物群落特征變異的35.2%（=0.002），其次是pH（解釋變異的13.0%，=0.012）和總孔隙度（解釋變異的13.1%，=0.002）；土壤環(huán)境因子CEC、EC和AK分別解釋變異的3.4%、3.2%和2.5%（>0.05）。RDA分析表明，OM50+BC20和OM50+BC40處理的土壤微生物群落與土壤中較高的有機碳和孔隙度相關，OM50+Lime處理的土壤微生物群落與土壤中較低的有機碳和孔隙度以及較高的土壤pH相關。

圖1 不同處理茶園土壤碳源平均顏色變化率

表3 不同處理茶園土壤微生物群落功能多樣性指數(shù)

注：同列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示處理間差異顯著（<0.05）

Note: Different lowercase letters in same column mean significant difference at 0.05 level

表4 不同處理茶園土壤磷脂脂肪酸含量

注：同行數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示處理間差異顯著（<0.05）

Note: Different lowercase letters in same row mean significant difference at 0.05 level

表5 不同處理茶園土壤主要微生物類群的PLFA含量及比值

注：同行數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示處理間差異顯著（<0.05）。Sat/mono為飽和脂肪酸/單不飽和脂肪酸，下同

Note: Different lowercase letters in same row mean significant difference at 0.05 level. Sat/mono means saturated fatty acid/total monounsaturated fatty acids, The same below

表6 微生物群落特征與土壤理化性質(zhì)的相關性分析

注：*和**分別表示在0.05和0.01水平差異顯著

Note: * and ** denote significant differences at<0.05 and <0.01 levels, respectively

圖2 微生物群落特征與土壤理化性質(zhì)的冗余分析

3 討論

3.1 不同處理對土壤酸度和養(yǎng)分含量的影響

施用有機肥能夠提高土壤中有機質(zhì)和速效養(yǎng)分的含量，提高土壤陽離子交換量，增強土壤保水保肥能力[21]。此外，長期施用有機肥能降低土壤中交換性H+和交換性Al3+含量，緩解土壤酸化進程[22]。本研究中，OM50處理能夠顯著提升土壤可溶性有機碳和銨態(tài)氮含量，但在提高土壤pH、增強土壤酸堿緩沖性能方面的效果不明顯。這可能與有機肥種類、施用量、施用時間及土壤本底值有關。石灰作為傳統(tǒng)酸性改良劑，有提高土壤pH、緩解酸性土壤鋁毒的作用[23]。但長期單施石灰會使土壤孔隙度降低、容重增加，造成土壤板結，進而使土壤肥力下降[24]，因而不宜作為一種長期的酸性土壤改良方法。本研究采用有機肥替代50%化肥+生石灰（OM50+Lime）的施用方式，可彌補單施有機肥或石灰的不足，施用后土壤pH比對照顯著提高1.10，土壤鹽基飽和度顯著提高114.01%。羅玲等[10]研究表明，有機肥和石灰混施可提高土壤pH 0.38，土壤有機質(zhì)、有效磷和堿解氮含量提高62.01%～78.38%，鹽基飽和度提高13.37%，與本研究結果相似。Yuan等[12]研究表明，生物質(zhì)炭中含有的碳酸鹽，以及生物質(zhì)炭表面豐富的-COO-（-COOH）和-O-（-OH）等含氧官能團，能與土壤中的致酸離子結合，從而提高土壤pH。另外，生物質(zhì)炭改酸效果隨著施用量的增加而增強[25]。本研究中，OM50+BC10改酸效果不明顯，但隨著施用量的增加，OM50+BC20和OM50+BC40處理的土壤pH分別顯著增加了0.49和0.68，表明隨著生物質(zhì)炭施用量的增加，改酸效果也呈現(xiàn)出增強的趨勢，這與前人研究結果一致。此外，隨著生物質(zhì)炭用量的增加，土壤有機碳含量也增加。其原因可能是生物質(zhì)炭具有高度芳香性的碳組分，碳氮比較高，在土壤中不易被微生物降解，有利于土壤有機碳的積累[26]。

3.2 不同處理對酸化茶園土壤微生物的影響

鄧玉峰等[27]研究發(fā)現(xiàn)，石灰能增強土壤微生物對碳源和氮源的利用能力，進而增加土壤微生物量碳和微生物量氮含量。本研究發(fā)現(xiàn)，OM50+Lime處理雖然對碳源利用的總體能力高于對照，但低于生物質(zhì)炭處理（NPK+BC10、OM50+BC10、OM50+BC20、OM50+BC40），表明生物質(zhì)炭處理在提高土壤微生物代謝能力和競爭能力方面比石灰處理的效果更好。這可能與生物質(zhì)炭本身的結構和特性相關，生物質(zhì)炭具有空隙結構和高有機碳固持，能夠為土壤微生物提供生長棲息的場所和充足的能源物質(zhì)，因此能夠豐富微生物種群結構，促進微生物數(shù)量的增長[28]。真菌/細菌的比例可表征農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性，比值越小，表示土壤生態(tài)系統(tǒng)越持續(xù)穩(wěn)定[29]。本研究中，OM50+BC10、OM50+BC20、OM50+BC40處理顯著降低了真菌/細菌的比例，說明不同用量的生物質(zhì)炭處理在短期內(nèi)可以增加紅壤茶園土壤生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性。G-/G+的比值可以指示土壤微生物受生理脅迫的程度，G-/G+越小，表示土壤微生物受到環(huán)境脅迫越強[30]。本研究中，OM50+Lime處理的G-/G+顯著低于對照處理，說明施用生石灰處理的土壤微生物受到的環(huán)境脅迫程度比其他處理的要高。

3.3 微生物特征與土壤化學性質(zhì)之間的相關性

土壤微生物作為土壤生態(tài)系統(tǒng)的分解者，對土壤養(yǎng)分循環(huán)具有重要作用。土壤微生物參與土壤碳氮循環(huán)和土壤礦化過程，與土壤有機碳關系密切[31]。本研究表明，SOC是影響微生物群落結構的最重要因子，AWCD、總磷脂脂肪酸、細菌、G+和G-都與土壤有機碳含量呈顯著正相關，這與前人研究結果一致[32-33]。另外，土壤酸度也是影響土壤微生物群落的重要因子[34]。本研究表明，G+與土壤pH、交換性Al3+有顯著的相關性。Wong等[35]發(fā)現(xiàn)，酸化土壤改良后隨著土壤pH的升高土壤微生物活性也有所提高，土壤微生物量和多樣性增加，與本研究結果一致。

幾種改良方式中，OM50+Lime能顯著提高土壤pH和鹽基飽和度，但會對土壤微生物群落環(huán)境產(chǎn)生不利影響。OM50+BC20和OM50+BC40處理不僅能夠顯著提高土壤pH、鹽基飽和度和土壤孔隙度，還能顯著提高土壤微生物活性、微生物群落物種豐富度、多樣性和均一性，能夠在短期內(nèi)增加紅壤茶園土壤生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性。綜上所述，OM50+Lime、OM50+BC20和OM50+BC40處理對酸化茶園土壤有較好的改良效果，且OM50+BC20和OM50+BC40處理對土壤微生物群落性質(zhì)方面的改良效果更佳。生物質(zhì)炭施用量越大，成本越高。因此，綜合考慮改良效應及成本，OM50+BC20為最佳改良方案。

[1] 中華人民共和國統(tǒng)計局. 中國統(tǒng)計年鑒2020[M]. 北京: 中國統(tǒng)計出版社, 2021.

National Bureau of Statistics of China. China Statistical Yearbook 2020 [M]. Beijing: China Statistical Publishing House, 2021.

[2] Han W, Kemmitt S J, Brookes P C. Soil microbial biomass and activity in Chinese tea gardens of varying stand age and productivity [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2007, 39: 1468-1478.

[3] Li Y C, Li Z, Li Z W, et al. Variations of rhizosphere bacterial communities in tea (L.) continuous cropping soil by high-throughoput pyrose-quencing approch [J]. Journal of Applied Microbiology, 2016, 121: 787-799.

[4] Li Y C, Li Z W, Arafat Y, et al. Studies on fungal communities and functional guilds shift in tea continuous cropping soils by high-throughput sequencing [J]. Annals of Microbilogy, 2020, 70: 7. doi: 10.1186/s13213-020-01555-y.

[5] 于寧, 關連珠, 婁翼來, 等. 施石灰對北方連作煙田土壤酸度調(diào)節(jié)及酶活性恢復研究[J]. 土壤通報, 2008, 39(4): 849-851.

Yu N, Guan L Z, Lou Y L, et al. Lime application regulates soil acidity and restores enzyme activities in the fields cultivated continuously with tobacco, Northern China [J]. Chinese Journal of Soil Science, 2008, 39(4): 849-851.

[6] 唐莉娜, 熊德忠, 張永成, 等. 酸性土壤施石灰對煙稻輪作后效的影響[J]. 福建農(nóng)林大學學報(自然科學版), 2002, 31(4): 517-520.

Tang L N, Xiong D Z, Zhang Y C, et al. Residual effect of lime application on farming system of tobacco-rice in acid soil [J]. Journal of Fujian Agriculture and Forestry University (Natural Science Edition), 2002, 31(4): 517-520.

[7] 龍光強, 蔣瑀霽, 孫波. 長期施用豬糞對紅壤酸度的改良效應[J]. 土壤, 2012, 44(5): 727-734.

Long G Q, Jiang Y J, Sun B. Effects of long-term application of pig manure on ameliorating acidity of red soil [J]. Soils, 2012, 44(5): 727-734.

[8] 徐仁扣. 土壤酸化及其調(diào)控研究進展[J]. 土壤, 2015, 47(2): 238-244.

Xu R K. Research progresses in soil acidification and its control [J]. Soils, 2015, 47(2): 238-244.

[9] 孟紅旗, 呂家瓏, 徐明崗, 等. 有機肥的堿度及其減緩土壤酸化的機制[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學報, 2012, 18(5): 123-130.

Meng H Q, Lü J L, Xu M G, et al. Alkalinity of organic manure and its mechanism for mitigating soil acidification [J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2012, 18(5): 123-130.

[10] 羅玲, 潘宏兵, 鐘奇, 等. 石灰和有機肥對芒果園酸性土壤的改良效果及對芒果品質(zhì)的影響[J]. 中國土壤與肥料, 2021(3): 169-177.

Luo L, Pan H B, Zhong Q, et al. Effects of lime and organic fertilizer on acid soil of mango plantation and mango quality [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2021(3): 169-177.

[11] 張阿鳳, 潘根興, 李戀卿. 生物黑炭及其增匯減排與改良土壤意義[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2009, 28(12): 2459-2463.

Zhang A F, Pan G X, Li L Q. Biochar and the effect on C stock enhancement, emission reduction of greenhouse gases and soil reclaimation [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(12): 2459-2463.

[12] Yuan J H, Xu R K. The amelioration effects of low temperature biochar generated from nine crop residues on an acidic Ultisol [J]. Soil Use and Management, 2011, 27: 110-115.

[13] 吳志丹, 尤志明, 江福英, 等. 生物黑炭對酸化茶園土壤的改良效果[J]. 福建農(nóng)業(yè)學報, 2012, 27(2): 167-172.

Wu Z D, You Z M, Jiang F Y, et al. Ameliorating effect of biochar on acidity of tea garden soil [J]. Fujian Journal of Agricultural Sciences, 2012, 27(2): 167-172.

[14] 王義祥, 辛思潔, 葉菁, 等. 生物炭對強酸性茶園土壤酸度的改良效果研究[J]. 中國農(nóng)學通報, 2018, 34(12): 108-111.

Wang Y X, Xin S J, Ye J, et al. Improvement effect of biochar on soil acidity in strong acidity tea garden [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2018, 34(12): 108-111.

[15] 王義祥, 黃家慶, 葉菁, 等. 生物炭對酸化茶園土壤性狀和真菌群落結構的影響[J]. 茶葉科學, 2021, 41(3): 419-429.

Wang Y X, Huang J Q, Ye J, et al. Effects of biochar application on soil properties and fungi community structure in acidified tea gardens [J]. Journal of Tea Science, 2021, 41(3): 419-429.

[16] 李艷春, 李兆偉, 林偉偉, 等. 施用生物質(zhì)炭和羊糞對宿根連作茶園根際土壤微生物的影響[J]. 應用生態(tài)學報, 2018, 29(4): 1273-1282.

Li Y C, Li Z W, Lin W W, et al. Effects of biochar and sheep manure on rhizospheric soil microbial community in continuous ratooning tea orchards [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2018, 29(4): 1273-1282.

[17] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

Lu R K. Soil and agricultural chemistry analysis [M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 2000.

[18] Wu L K, Li Z F, Li J, et al. Assessment of shifts in microbial community structure and catabolic diversity in response tomonoculture [J]. Applied Soil Ecology, 2013, 67(5): 1-9.

[19] 劉波, 胡桂萍, 鄭雪芳, 等. 利用磷脂脂肪酸（PLFAs）生物標記法分析水稻根際土壤微生物多樣性[J]. 中國水稻科學, 2010, 24(3): 278-288.

Liu B, Hu G P, Zheng X F, et al. Analysis on microbial diversity in the rhizosphere of rice by phospholipid fatty acids biomarkers [J]. Chinese Journal of Rice Science, 2010, 24(3): 278-288.

[20] 楊宇虹, 陳冬梅, 晉艷, 等. 不同肥料種類對連作煙草根際土壤微生物功能多樣性的影響[J]. 作物學報, 2011, 37(1): 105-111.

Yang Y H, Chen D M, Jin Y, et al. Effects of different fertilizers on functional diversities of microbial flora in rhizospheric soil of monoculture tobacco [J]. Acta Agronomica Sinica, 2011, 37(1): 105-111.

[21] 寧川川, 王建武, 蔡昆爭. 有機肥對土壤肥力和土壤環(huán)境質(zhì)量的影響研究進展[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2016, 25(1): 175-181.

Ning C C, Wang J W, Cai K Z. The effects of organic fertilizers on soil fertility and soil environmental quality: a review [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(1): 175-181.

[22] 張永春, 汪吉東, 沈明星, 等. 長期不同施肥對太湖地區(qū)典型土壤酸化的影響[J]. 土壤學報, 2010, 47(3): 465-472.

Zhang Y C, Wang J D, Shen M X, et al. Effects of long-term fertilization on soil acidification in Taihu lake region, China [J]. Acta Pedologica Sinica, 2010, 47(3): 465-472.

[23] 解開治, 徐培智, 嚴超, 等. 不同土壤改良劑對南方酸性土壤的改良效果研究[J]. 中國農(nóng)學通報, 2009, 25(20): 160-165.

Xie K Z, Xu P Z, Yan C, et al. Study the effects of soil improvement on acid soil in the South of China [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2009, 25(20): 160-165.

[24] 胡敏, 向永生, 魯劍巍. 石灰用量對酸性土壤酸度及大麥幼苗生長的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學, 2016, 49(20): 3896-3903.

Hu M, Xiang Y S, Lu J W. Effects of lime application rates on soil acidity and barley seeding growth in acidic soils [J]. Scientia Agricultura Sinica, 2016, 49(20): 3896-3903.

[25] 李九玉, 趙安珍, 袁金華, 等. 農(nóng)業(yè)廢棄物制備的生物質(zhì)炭對紅壤酸度和油菜產(chǎn)量的影響[J]. 土壤, 2015, 47(2): 334-339.

Li J Y, Zhao A Z, Yuan J H, et al. Amelioration effects of crop residue-derived biochars on soil acidity and canola yield in red soil [J]. Soils, 2015, 47(2): 334-339.

[26] 周桂玉, 竇森, 劉世杰. 生物質(zhì)炭結構性質(zhì)及其對土壤有效養(yǎng)分和腐殖質(zhì)組成的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2011, 30(10): 2075-2080.

Zhou G Y, Dou S, Liu S J. The structural characteristics of biochar and its effects on soil available nutrients and humus composition [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30(10): 2075-2080.

[27] 鄧玉峰, 田善義, 成艷紅, 等. 模擬氮沉降下施石灰對休耕紅壤優(yōu)勢植物根際土壤微生物群落的影響[J]. 土壤學報, 2019, 14(21): 1-11.

Deng Y F, Tian S Y, Cheng Y H, et al. Effects of liming on rhizosphere soil communities of dominant plants in fallowed red soil under simulated nitrogen deposition [J]. Acta Pedologica Sinica, 2019, 14(21): 1-11.

[28] 何玉亭, 王昌全, 沈杰, 等. 兩種生物質(zhì)炭對紅壤團聚體結構穩(wěn)定性和微生物群落的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學, 2016, 49(12): 2333-2342.

He Y T, Wang C Q, Shegn J, et al. Effects of two biochars on red soil aggregate stability and microbial community [J]. Scientia Agricultura Sinica, 2016, 49(12): 2333-2342.

[29] 孫鳳霞, 張偉華, 徐明崗, 等. 長期施肥對紅壤微生物生物量碳氮和微生物碳源利用的影響[J]. 應用生態(tài)學報, 2010, 21(11): 2792-2798.

Sun F X, Zhang W H, Xu M G, et al. Effects of long-term fertilization on microbial biomass carbon and nitrogen and on carbon source utilization of microbes in a red soil [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(11): 2792-2798.

[30] 陳法霖, 張凱, 王蕓, 等. 引進種桉樹人工林取代天然次生林對土壤微生物群落結構和功能的影響[J]. 生態(tài)學報, 2018, 38(22): 8070-8079.

Chen F L, Zhang K, Wang Y, et al. Impacts of converting natural secondary forests to exoticplantations on structure and function of soil microbial communities [J]. Acta Ecologica Sinica, 2018, 38(22): 8070-8079.

[31] Cavagnaro T R, Cunningham S C, Fitzpatrick S. Pastures to woodlands: changes in soil microbial communities and carbon following reforestation [J]. Applied Soil Ecology, 2016, 107: 24-32.

[32] 谷曉楠, 賀紅士, 陶巖, 等. 長白山土壤微生物群落結構及酶活性隨海拔的分布特征與影響因子[J]. 生態(tài)學報, 2017, 37(24): 8374-8384.

Gu X N, He H S, Tao Y, et al. Soil microbial community structure, enzyme activities, and their influencing factors along different altitudes of Changbai Mountain [J]. Acta Ecologica Sinica, 2017, 37(24): 8374-8384.

[33] 李明, 趙建寧, 秦潔, 等. 氮素添加對貝加爾針茅草原土壤團聚體微生物群落的影響[J]. 生態(tài)學報, 2021, 41(3): 1127-1137.

Li M, Zhao J N, Qin J, et al. Effects of nitrogen addition on microbial community in soil aggregates ofSteppe in Inner Mongolia, China [J]. Acta Ecologica Sinica, 2021, 41(3): 1127-1137.

[34] Shen C, Xiong J, Zhang H, et al. Soil pH drives the spatial distribution of bacterial communities along elevation on Changbai Mountain [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 57: 204-211.

[35] Wong M T F, Nortcliff S, Swift R S. Method for determining the acid ameliorating capacity of plant residue compost, urban waste compost, farmyard manure and peat applied to tropical soils [J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 1998, 29: 2927-2937.

Ameliorative Effect of Several Measures on Soil Physicochemical Properties and Microbial Community Structures in Acidified Tea Gardens

LI Yanchun1, WANG Hang3, LI Zhaowei3, YE Jing1, WANG Yixiang1,2*

1. Agricultural Ecology Institute, Fujian Academy of Agricultural Sciences, Fujian Key Laboratory of Agricultural Ecological Process of Red Soil Mountain, Fuzhou 350013, China; 2. Soil and Fertilizer Institute, Fujian Academy of Agricultural Sciences, Fuzhou 350013, China; 3. College of life Science, Fujian Agricultural and Forestry University, Fuzhou 350002, China

Acidification of tea garden soil is an important factor that restricts sustainable production of tea plants. Field plot experiments were conducted to study the effects of several improvement measures on acidified tea soils, which would provide scientific basis to improve the soil quality. The experiment involved several treatments: (1) pure chemical fertilizer (routine fertilization, NPK), (2) chemical fertilizer plus 10?t×hm-2biochar (NPK+BC10), (3) organic manure substituted 50% of chemical fertilizer (OM50), (4) organic manure substituted 50% of chemical fertilizer plus lime (OM50+Lime), (5) organic manure substituted 50% of chemical fertilizer plus 10?t×hm-2biochar (OM50+BC10), (6) organic manure substituted 50% of chemical fertilizer plus 20?t×hm-2biochar (OM50+BC20), and (7) organic manure substituted 50% of chemical fertilizer plus 40?t×hm-2biochar (OM50+BC40). After two years of continuous application, soil samples were taken to determine the soil acidity, the nutrient contents, and the microbial community. The microbial community structure was measured using phospholipid fatty acid (PLFA) and Biolog technology.Compared with NPK, soil pH were significantly increased by 1.10, 0.49 and 0.68 units, and base saturation were significantly increased by 114.01%, 55.92% and 58.62% in OM50+Lime, OM50+BC20, and OM50+BC40 treatments, respectively. Compared with NPK, soil organic carbon contents under OM50+BC10, OM50+BC20 and OM50+BC40 treatments were significantly increased by 29.68%, 41.04% and 59.37%, respectively. All treatments had no significant effect on soil nitrate nitrogen content, while the ammonium nitrogen contents under OM50, OM50+BC20 and OM50+BC40 treatments were significantly increased by 40.27%, 44.77% and 41.77% compared with NPK. NPK+BC10, OM50+BC10, OM50+BC20 and OM50+BC40 significantly increased soil microbial activity, species richness, diversity and homogeneity of microbial community. OM50+BC10, OM50+BC20 and OM50+BC40 treatments significantly reduced the ratios of fungi to bacteria, indicating that they increased the stability of soil ecosystem in the short term. The ratio of gram-negative bacteria to gram-positive bacteria under OM50+Limetreatment was significantly lower than that under NPK, which indicates that soil microorganism under OM50+Lime suffered the greater environmental stress than that under other treatments.In summary, OM50+Lime, OM50+BC20 and OM50+BC40 had obvious improvement effect on acidified tea garden soil, while OM50+BC20 and OM50+BC40 had better improvement effect on soil microbial community properties than OM50+Lime. Simultaneousconsidering ameliorative effect and costof economy, OM50+BC20 was the best improvement scheme.

tea gardensoils, acidification, soil microbial community, biochar, lime, organic manure

S571.1

A

1000-369X(2022)05-661-11

2022-02-17

2022-03-30

中央引導地方科技發(fā)展專項（2021L3021）、福建省科技廳公益項目（2022R1021003）、福建省農(nóng)業(yè)科學院項目（GJPY2019006、ZYTS2021007、XTCXGC2021010）

李艷春，女，助理研究員，主要從事生態(tài)農(nóng)業(yè)方面的研究，lyc7758@163.com。*通信作者：sd_wolong@163.com