不同土地利用方式對土壤磷有效性和溶磷細菌群落結(jié)構(gòu)的影響

王敦剛 張俏燕 曹文超 周廣帆 王進闖

摘 ?要：為探究不同土地利用方式對土壤磷有效性和溶磷細菌群落的影響，以海南省白沙縣龍眼園（LO）和由龍眼園轉(zhuǎn)化的有機茶園（OTP）、傳統(tǒng)無機茶園（CTP）土壤為研究對象，利用Illumina高通量測序技術(shù)分析土壤phoD功能微生物的群落結(jié)構(gòu)，研究土壤速效磷與phoD功能微生物和酸性磷酸酶的相關(guān)性。結(jié)果表明：龍眼園轉(zhuǎn)換成無機茶園后，在0～10 cm土層，pH、總氮（TN）、總磷（TP）、速效鉀（AK）和有機碳（SOC）含量顯著降低。同時，在10～20 cm土層，pH、總氮（TN）、總磷（TP）和有機碳（SOC）含量也顯著降低。在0～10 cm土層，土壤速效磷（AP）含量在龍眼轉(zhuǎn)化成有機茶園和無機茶園后分別降低了16%和71%。在10～20 cm土層，有機茶園土壤速效磷（AP）提高了56%，而無機茶園的速效磷（AP）含量降低了65%。相似性分析表明，土地利用方式明顯改變了土壤phoD微生物群落結(jié)構(gòu)。但是，土層深度并沒有改變phoD微生物群落結(jié)構(gòu)。RDA分析表明，土壤pH、總鉀（TK）、速效鉀（AK）和硝態(tài)氮（NO3–-N）是驅(qū)動phoD功能微生物群落結(jié)構(gòu)分異的主要環(huán)境因子。土壤速效磷（AP）含量與phoD功能微生物密切相關(guān)，其中Betaproteobacteria在調(diào)控土壤磷的有效性中發(fā)揮重要作用。研究結(jié)果表明，龍眼園轉(zhuǎn)化成茶園改變了phoD微生物群落結(jié)構(gòu)，同時降低了有機茶園土壤總磷（TP）和無機茶園土壤有效磷（AP）含量。與無機茶園相比，有機管理可以提高土壤速效磷（AP）含量。

關(guān)鍵詞：土地利用;有機管理;phoD功能微生物;土壤速效磷;酸性磷酸酶

中圖分類號：S151.9 ? ? ?文獻標識碼：A

Abstract： To investigate the effects of different land use types on phosphorous availability and phosphate-solubilizing bacterial community， the soil of conventional inorganic managed Longan orchard （LO）， the organic managed tea plantation （OTP） transformed from Longan orchard and the conventional inorganic managed tea plantation （CTP） transformed from Longan orchard were studied in Baisha County， Hainan Island. In the study， the community structure of soil phoD functional microorganisms were determined by Illumina sequencing， and analyzed the correlation between soil AP and phoD functional microorganisms and acid phosphatase.After converting LO into CTP， the contents of TN， TP， AK， SOC and pH were significantly reduced in the 0-10 cm soil layer， and the contents of TN， TP， SOC and pH were significantly reduced in the 10-20 cm soil layer. After LO converting into OTP and CTP， the contents of soil AP decreased by 16% and 71% in the 0-10 cm soil layer， respectively. The content of soil AP was increased by 56% in the OTP and decreased by 65% in the CTP in the 10–20 cm soil layer. Moreover， the phoD functional microbial community structure was mainly affected by land use types， rather than soil depth. The RDA analysis revealed that soil pH， TK， AK and NO3–-N were the main influencing factors driving for phoD functional microbial community structure change. Meanwhile， the content of soil AP was closely related to phoD functional microorganisms and Betaproteobacteria. These results indicated that the transformation of LO into OTP and CTP changed the phoD microbial community structure and reduced the the content of TP in the soil of OTP and AP in the soil of CTP. Meanwhile， OTP could increase soil available phosphorus content compared with CTP.

Keywords： land use; organic management; phoD functional microorganisms; soil available phosphorus; acid phosphatase

DOI： 10.3969/j.issn.1000-2561.2021.12.035

磷是植物生長發(fā)育必需的營養(yǎng)元素[1]。熱帶地區(qū)高溫、降雨等氣候條件導(dǎo)致土壤高度風(fēng)化，常表現(xiàn)土壤磷含量不足[2]。同時，土壤Fe3+、Al3+礦物對磷的固定以及通過徑流、生物吸收等途徑，也會加劇熱帶酸性土壤的磷限制[3]。因此，磷被認為是熱帶農(nóng)業(yè)系統(tǒng)中影響作物生長和產(chǎn)量的重要限制因子[4-6]。土壤有機磷占總磷庫的30%～ 80%[7]，有機磷通過磷酸酶水解成速效磷才能被植物和微生物利用[8-9]。因此，礦化土壤有機磷是提高農(nóng)田土壤有效磷，維持熱帶農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展必要和有效的途徑。

土壤微生物是土壤有機磷轉(zhuǎn)化過程的主要驅(qū)動者。攜帶編碼磷酸酶基因的phoD溶磷細菌是參與磷循環(huán)的重要功能類群[10]。當(dāng)土壤缺磷時，溶磷細菌通過分泌有機酸，產(chǎn)生磷的水解酶以活化難溶性磷，進而影響土壤有機磷的轉(zhuǎn)化過程。研究發(fā)現(xiàn)，phoD功能微生物的多樣性和組成對土地利用變化[11]，肥料的添加[12-14]以及有機物料的投入[15-16]都非常敏感。然而，土地利用變化主要聚焦于自然林或草地轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田的研究。近年來，由于天然林的保護和利益驅(qū)動，越來越多的低經(jīng)濟作物種植園轉(zhuǎn)換成高經(jīng)濟作物種植園。這樣的土地利用變化方式已經(jīng)成為了農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的主要土地利用變化方式，而這種土地利用方式變化如何影響phoD功能微生物群落的研究還鮮見報道。另外，與傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)相比，有機農(nóng)業(yè)在生產(chǎn)中不使用人工合成的肥料、農(nóng)藥、生長調(diào)節(jié)劑等，而是通過施用有機肥滿足作物營養(yǎng)需求。有機管理也是影響土壤磷可利用性的重要農(nóng)業(yè)管理措施。目前，關(guān)于有機管理對土壤磷素形態(tài)特征、含量變化和土壤微生物群落研究較多[17]，然而，有機管理對phoD功能微生物群落和多樣性的影響尚待討論。

茶是我國熱帶和亞熱帶重要的經(jīng)濟樹種，經(jīng)濟效益較高。近些年，隨著龍眼老齡化和價格下降等諸多原因，大面積的龍眼園被茶園所取代，這一過程造成土壤肥力和土壤微生物數(shù)量下降[15]?；诖?，本研究通過對由傳統(tǒng)無機管理龍眼園轉(zhuǎn)化為傳統(tǒng)無機管理和有機管理茶園的田間定位實驗，探究不同土地利用方式對土壤速效磷、酸性磷酸酶及phoD功能微生物的影響。主要回答以下3個問題：（1）phoD功能微生物群落與土壤有效磷關(guān)系如何？（2）龍眼轉(zhuǎn)化成無機茶園對土壤速效磷是有利還是不利？（3）如果不利，有機管理是否能通過改變phoD功能微生物群落，提高土壤速效磷含量。

1 ?材料與方法

1.1 ?材料

研究區(qū)位于海南省白沙縣（109°38′ E，19°18′ N），屬熱帶季風(fēng)氣候，年均降水量約為1900 mm，年均氣溫22.7 ℃，地勢平坦，土壤類型為磚紅壤。在土地轉(zhuǎn)換前，該地均以相同的傳統(tǒng)無機管理方式種植龍眼。部分龍眼園于2014年轉(zhuǎn)換成了有機茶園和傳統(tǒng)無機茶園，因此，該試驗地土壤性質(zhì)差異主要是由該區(qū)種植作物和土地轉(zhuǎn)換后灌溉，施肥和管理等措施的變化導(dǎo)致。有關(guān)實驗設(shè)計詳見課題組之前發(fā)表的Wu等[17]的文章。

本研究選取相鄰的龍眼園和不同管理方式的茶園，并基于植物生長營養(yǎng)需求其施肥量為：傳統(tǒng)無機龍眼園（LO， Longan orchard），平均每年尿素、P2O5、K2O施用量分別為360、300、240 kg/hm2;有機茶園（OTP， organic tea planta-tions），平均每年干羊糞施用量為6000 kg/hm2，其中干羊糞中總有機碳（TOC）、全氮（TN）、全磷（TP）、有效鉀（AK）及有效磷（AP）含量分別為270、8、6、5、0.46 g/kg，即平均每年總氮、總磷和速效鉀的使用量為48、36、30 kg/hm2;傳統(tǒng)無機茶園（CTP， conventional tea plantations），平均每年N、P2O5、K2O的施用量為450、225、225 kg/hm2。此外，與有機茶園禁用化肥與農(nóng)藥相比，傳統(tǒng)無機管理方式還施用殺蟲劑吡蟲啉和溴氰菊酯，以及除草劑草甘膦和百草枯?？偟膩砜?，施肥量依次為傳統(tǒng)無機茶園>龍眼種植茶園>有機茶園。

1.2 ?方法

1.2.1 ?樣品采集 ?2017年7月20日采集土壤樣品。每個種植園建立3個20 m×20 m的樣方。除去地表雜物和表層浮土，采用五點法，在每個樣方用直徑為5 cm的土鉆取0～10 cm，10～20 cm土層土壤樣品，混勻后作為一個樣方的土壤樣品。土壤樣品過2 mm篩后分為2份，一份存儲于–80 ℃用于測定phoD功能微生物群落，另一份自然風(fēng)干用于測定土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)。

1.2.2 ?土壤理化性質(zhì)分析 ?采用電位法（水土體積比2.5∶1）測定土壤pH;TOC分析儀法測定土壤有機碳（SOC）含量;半微量開氏法測定全氮（TN）含量;H2SO4-HClO4消煮鉬銻抗比色法測定全磷（TP）含量;NaOH熔融–火焰光度法測定土壤全鉀（TK）含量;紫外分光光度法測定硝態(tài)氮（NO3–-N）和銨態(tài)氮（NH4+-N）含量;0.5 mol/L ?NaHCO3浸提鉬銻抗比色法測定土壤有效磷（AP）含量[18];1 mol/L NH4OAc浸提-火焰光度法測定土壤有效鉀（AK）含量[19]。

1.2.3 ?phoD功能微生物分析 ?土壤酸性磷酸酶活性（ACP）采用Saiya-Cork等[20]的方法，即用125 mL 50 mmol/L乙酸鹽緩沖液（pH=5）提取1.0 g新鮮土壤，磁力攪拌器均化5 min后將200 μL提取液轉(zhuǎn)移到96孔微板中，并以磷酸4-甲基傘形酮磷酸酯（MUP）為底物。將微孔板置于20 ℃恒溫，黑暗環(huán)境中培養(yǎng)4 h后，使用多功能微板讀取器（SpectraMax M5， molecular devices， USA）測定ACP活性。

采用土壤DNA分離試劑盒（MoBio， California， USA），從0.5 g土壤中提取分離土壤DNA，對phoD微生物采用ALPS-F730和ALPS-R110引物進行PCR擴增，在Illumina MiSeq platform（illumina， san diego， USA）平臺進行高通量測序，基于對GenBank數(shù)據(jù)庫中phoD序列數(shù)據(jù)的相似度搜索，以97%的相似度將數(shù)據(jù)聚類為不同的操作分類單元（OTUs）。

1.3 ?數(shù)據(jù)處理

利用單因素方差分析（one-way ANOVA）和多重比較（duncan test）分析不同處理土壤理化性質(zhì)和土壤酶活性的差異顯著性，通過獨立樣本T（T-test）檢驗分析土層間土壤理化性質(zhì)與土壤胞外酶的差異顯著性。采用一般線性模型（GLM）明確土地利用方式和農(nóng)業(yè)管理模式、土層以及二者的交互作用（SPSS 17.0 for Windows， SPSS， Inc.）。利用R進行相似性分析（ANOSIM）比較不同土地利用方式和農(nóng)業(yè)管理模式下phoD微生物群落的結(jié)構(gòu)差異性（R development core team 2016）。冗余分析（RDA）用于明確不同土地利用方式和農(nóng)業(yè)管理模式下土壤理化因子與phoD功能微生物群落之間的關(guān)系（CANOCO 5.02）。

2 ?結(jié)果與分析

2.1 ?土地利用方式對土壤理化性質(zhì)的影響

在0～10 cm土層中，龍眼園轉(zhuǎn)化為有機和無機茶園后，除NO3–-N和TK外，其余土壤理化參數(shù)均顯著降低。與無機茶園土壤相比，有機茶園土壤中TN、SOC和NH4+-N含量顯著增加，而TP、TK和AK含量顯著降低。在10～20 cm土層中，龍眼園轉(zhuǎn)化為有機和無機茶園后，土壤中pH、TN、TP以及SOC含量均顯著降低。與無機茶園土壤相比，有機茶園土壤中除SOC含量顯著增加，NH4+-N含量無顯著變化外，其他土壤理化參數(shù)均顯著降低（表1）。

在龍眼園中，0～10 cm土層土壤理化參數(shù)均顯著高于10～20 cm土層。有機茶園中，0～10 cm土層土壤的TN、TP、NO3–-N、NH4+-N、AK以及SOC含量顯著高于10～20 cm土層土壤。無機茶園中，0～10 cm土層土壤的TP、TK、NO3–-N以及SOC含量顯著高于10～20 cm土層土壤，而pH、TN、NH4+-N以及AK含量顯著低于10～20 cm土層土壤。此外，除TK和SOC外，不同土地利用和管理措施與土層交互作用對其他土壤理化性均有顯著影響（P<0.001，表1）。

2.2 ?土地利用方式對phoD功能微生物群落的影響

在0～10 cm土層中，由龍眼園轉(zhuǎn)化為有機和無機茶園后，土壤中Gammaproteobacteria相對豐度均顯著降低。Betaproteobacteria相對豐度變化依次為龍眼園>有機茶園>無機茶園（圖1A）。在10～20 cm土層中，由龍眼園轉(zhuǎn)化成有機茶園后，土壤中Alphaproteobacteria和Betaproteobacteria相對豐度顯著增加，而轉(zhuǎn)化成無機茶園后，土壤phoD功能微生物相對豐度并無顯著差異。與無機茶園土壤相比，有機茶園土壤中Alphaproteobacteria和Betaproteobacteria相對豐度顯著增加（圖1B）。此外，土層深度對phoD功能微生物相對豐度沒有顯著影響。相關(guān)性分析表明，Alphaproteobacteria相對豐度與土壤pH顯著負相關(guān)，而Gamma-proteobacteria相對豐度與土壤pH顯著正相關(guān)，Betaproteobacteria相對豐度與土壤NO3–-N含量顯著負相關(guān)（表2）。另外，土地利用方式和農(nóng)業(yè)管理模式對土壤phoD功能微生物Shannon和Simpson多樣性指數(shù)均無顯著影響（圖2）。

相似性分析表明（表3），土壤phoD功能微生物群落結(jié)構(gòu)變化主要是由不同土地利用和農(nóng)業(yè)管理模式導(dǎo)致（ANOSIM，R=0.625，P=0.001），而與土層深度無關(guān)（ANOSIM，R=–0.111，P=1.000）。同時，RDA結(jié)果顯示，在不同土地利用和農(nóng)業(yè)管理模式下，土壤phoD功能微生物群落具有顯著差異，而在不同土層深度時沒有顯著差異（圖3）。土壤phoD功能微生物群落主要受到土壤pH、TK、AK和NO3–-N含量的影響（P<0.05），共解釋了微生物群落結(jié)構(gòu)56.18%的變異，其中第一軸解釋了變異的45.83%，第二軸解釋了另外的10.35%。

2.3 ?土地利用方式對土壤有效磷和酸性磷酸酶的影響

0～10 cm土層中，龍眼園轉(zhuǎn)化為有機和無機茶園后，土壤AP含量分別降低了16%和71%。此外，龍眼園在轉(zhuǎn)化為有機茶園后，土壤ACP活性并無顯著改變，而在轉(zhuǎn)化為無機茶園后，土壤ACP活性降低了34%。與無機茶園土壤相比，有機茶園中土壤ACP活性增加了45%。在10～20 cm土層中，龍眼園轉(zhuǎn)化為有機茶園后土壤AP含量提高了56%，ACP提高了37%?？墒牵c龍眼園相比，無機茶園土壤AP含量與ACP活性均顯著降低，土壤AP和ACP活性含量分別降低了65%和29%（表4）。

2.4 ?土壤速效磷、酸性磷酸酶與土壤理化性質(zhì)和phoD功能微生物群落的相關(guān)性

在0～10 cm土層中，土壤AP含量和ACP活性與NH4+-N、TN和SOC含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系。土壤AP含量和ACP活性與phoD功能微生物群落中Betaproteobacteria相對豐度呈顯著正相關(guān)。在10～20 cm土層中，土壤AP含量和ACP活性與Betaproteobacteria相對豐度呈顯著正相關(guān)，而與NO3–-N、TK以及AK含量呈顯著負相關(guān)。此外，2個土層土壤的AP含量與ACP活性呈顯著正相關(guān)（表5，表6）。

3 ?討論

3.1 ?不同土地利用方式下土壤phoD功能微生物相對豐度、群落結(jié)構(gòu)及多樣性變化

土壤phoD功能微生物在磷素轉(zhuǎn)化過程中起著重要作用。本研究發(fā)現(xiàn)，龍眼園轉(zhuǎn)換成茶園后，在0～10 cm土層中，無機和有機茶園土壤中Gammaproteobacteria相對豐度均顯著降低，Betaproteobacteria相對豐度變化依次為龍眼園>有機茶園>無機茶園（圖1A）。相關(guān)性分析表明土壤pH與Alphaproteobacteria和Gammaproteobacteria相對豐度顯著正相關(guān)。龍眼園轉(zhuǎn)化成茶園后，茶樹根系分泌物中含有大量的有機酸，如草酸、檸檬酸和蘋果酸能夠使茶樹種植園中土壤pH下降[21-22]，這可能導(dǎo)致了土壤有機質(zhì)分解過程發(fā)生差異，例如，不同C/N值的有機物發(fā)生改變[23]，資源底物的改變會引起微生物群落結(jié)構(gòu)變化，進而導(dǎo)致Alphaproteobacteria和Gammaproteobacteria相對豐度的降低。而Betaproteobacteria群落與土壤NO3–-N含量呈顯著負相關(guān)（表2）。這主要是由于Betaproteobacteria中大多微生物屬于厭氧反硝化微生物，在NO3–-N含量較高的環(huán)境中有較低的豐度[24]。與施用化肥相比，本研究所施用的有機肥為腐熟的干羊糞，其含有的纖維素和半纖維素，

不易被分解，并且釋放的養(yǎng)分很容易被吸收，導(dǎo)致有機茶園土壤中殘留的NO3–-N含量減少，因此使得有機茶園土壤中Betaproteobacteria相對豐度顯著增加。另外，Gammaproteobacteria和Betaproteobacteria中許多菌屬具有增強磷酸鹽溶解以促進植物生長的作用，如Pseudomonas、Hydrogenophaga等[25-26]，這類細菌在土壤碳磷循環(huán)中發(fā)揮重要作用，因此在0～10 cm土層中，Gammaproteobacteria和Betaproteobacteria相對豐度顯著降低表明龍眼園轉(zhuǎn)化成有機和無機茶園后不利于土壤有機磷的轉(zhuǎn)化。而與無機茶園相比，其在有機茶園高的相對豐度表明有機管理更有利于有機磷的轉(zhuǎn)化。在10～20 cm土層中，龍眼園轉(zhuǎn)化成茶園有機茶園后，土壤中Alphaproteobacteria和Betaproteobacteria的相對豐度均顯著增加，而無機茶園土壤中phoD功能微生物并無顯著變化。另外，土壤中Alphaproteobacteria和Betaproteobacteria的相對豐度表現(xiàn)為有機茶園>無機茶園（圖1B）。Alphaproteobacteria中具有許多能夠產(chǎn)生酸性磷酸酶的菌屬，如Roseivivax能夠釋放酸性磷酸酶加速土壤有機磷的轉(zhuǎn)化[27]，有機茶園土壤高的Alphaproteobacteria和Betaproteobacteria豐度表明由龍眼園轉(zhuǎn)化成有機茶園有利于亞表層土壤磷的礦化。與無機管理相比，有機管理更有利于酸性磷酸酶的釋放進而促進土壤有機磷礦化。

土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和組成受到土壤理化性質(zhì)的顯著影響[28]。本研究中土壤pH是驅(qū)動phoD功能微生物群落變化的主要環(huán)境因子（圖3），這與前人研究相似[29-30]。在無機茶園中，由于無機管理長期施用化肥會導(dǎo)致土壤板結(jié)、酸化，抑制微生物生長，而有機肥、有機物料的的施用能夠改善土壤結(jié)構(gòu)和養(yǎng)分狀況，為微生物生長提供充足的碳源、氮源以及較佳的環(huán)境，這可能是導(dǎo)致有機和無機管理措施下土壤phoD功能微生物群落結(jié)構(gòu)出現(xiàn)差異的原因[31-32]。這與Sakurai等[33]在農(nóng)田耕地中的研究結(jié)果一致。另外，農(nóng)藥與除草劑的施用對微生物組成也有負面的影響。土地利用方式雖然顯著改變了phoD功能微生物的群落結(jié)構(gòu)，但是并沒有改變其多樣性指數(shù)，這與以往大多數(shù)研究不同[34-35]，可能的原因在于以往研究多以森林生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)化為農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)為主。森林生態(tài)系統(tǒng)由于人為干擾少，擁有較高的物種多樣性，在轉(zhuǎn)化為農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)后，會降低其微生物多樣性指數(shù)，這表明土壤微生物多樣性與植物多樣性息息相關(guān)[36]。而本研究均是以單一種植作物的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)化為另外單一種植作物的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)，這可能導(dǎo)致其phoD功能微生物多樣性指數(shù)無顯著變化。

3.2 ?不同土地利用方式下土壤磷素特征

不同土地利用方式可以影響土壤磷素的狀況。土壤速效磷是用于反應(yīng)土壤微生物和植物對磷素需求的有效指標[37]。本研究中，在0～10 cm土層時，龍眼園轉(zhuǎn)化為茶園后，土壤總磷和速效磷含量顯著下降。土壤磷含量取決于植物凋落物分解和植物吸收的平衡關(guān)系。龍眼樹屬于高大常綠喬木，茶樹則是以收獲茶葉為主的小喬木經(jīng)濟作物，茶園的凋落物數(shù)量遠遠低于龍眼園，在龍眼園轉(zhuǎn)化為茶園后，其土壤有機物的輸入顯著減少。另外，幼齡茶樹生長旺盛，對土壤磷的需求較大，從而導(dǎo)致了茶園土壤中總磷和速效磷含量降低[38-39]，這表明龍眼園轉(zhuǎn)化為茶園后減少了土壤磷含量。雖然傳統(tǒng)無機茶園比有機茶園土壤含有更高的總磷，但有機茶園土壤速效磷含量卻顯著高于傳統(tǒng)無機茶園，這是因為有機茶園具有較

高的磷酸酶活性能礦化有機質(zhì)釋放磷。本研究中，盡管無機管理模式施用了更多的磷肥，但是磷主要以Ca-P和閉蓄態(tài)磷形式存在，導(dǎo)致無機茶園中速效磷含量較低[17]。這可能說明與有機茶園相比，無機茶園需要投入大量的磷肥才能保證茶樹正常生長，從而可能增加土壤磷養(yǎng)分流失風(fēng)險。在10～20 cm土層中，與龍眼園和無機茶園相比，有機茶園表現(xiàn)出了較高的酸性磷酸酶活性。由于施用有機肥能夠改善亞表層土壤結(jié)構(gòu)，提高微生物對磷的吸收，促進酸性磷酸酶的釋放[40]，進而使得有機茶園中10～20 cm土層有較高的速效磷含量。同時，土壤速效磷含量與Betaproteobacteria相對豐度呈顯著正相關(guān)（表6）。這與Luo等[41-42]的研究一致，Betaproteobacteria屬于生長速度相對較快的菌，因此能夠產(chǎn)生更多的磷酸酶來有效的促進土有機磷的礦化，這表明有機管理可通過調(diào)節(jié)phoD功能微生物群落結(jié)構(gòu)，增加Betaproteobacteria的相對豐度來分泌更多的酸性磷酸酶來促進土壤有機磷礦化成無機磷，緩解茶樹生長的磷限制，進而提高土壤磷利用率。在不

同土層中，龍眼園、有機茶園和無機茶園土壤總磷和速效磷含量均表現(xiàn)為在0～10 cm土層顯著高于10～20 cm土層。這可能的原因是0～10 cm土層有機質(zhì)含量更高，這些有機質(zhì)占據(jù)了磷的吸附點，降低了磷的吸附，使得土壤釋放了更多的磷。另外，在0～10 cm土層時，土壤微生物直接參與了土壤磷的轉(zhuǎn)化，而在10～20 cm土層時，土壤微生物可能通過影響土壤理化性質(zhì)而間接影響磷的轉(zhuǎn)化，這導(dǎo)致10～20 cm土層土壤磷轉(zhuǎn)化變緩，使得磷的儲存降低[17]。

4 ?結(jié)論

在龍眼園轉(zhuǎn)換成有機和無機茶園后，顯著降低了土壤總磷和速效磷，表明龍眼轉(zhuǎn)化成茶園對土壤磷的生物可利用性產(chǎn)生負面效應(yīng)。同時，土地利用方式的轉(zhuǎn)變改變了土壤phoD功能微生物群落結(jié)構(gòu)，其中Betaproteobacteria相對豐度與土壤速效磷含量顯著正相關(guān)，表明Betaproteobacteria在調(diào)控土壤磷的有效性中發(fā)揮了重要作用。另外，與無機茶園相比，有機茶園通過調(diào)節(jié)phoD功能微生物群落顯著提高了土壤速效磷含量，這表明有機管理能在一定程度上提高土壤磷的供應(yīng)能力。

參考文獻

[1] Vitousek P， Porder S， Houlton B， et al. Terrestrial phospho-rus limitation： mechanisms， implications， and nitrogen- phosphorus interactions[J]. Ecological Applications， 2010， 20（1）： 5-15.

[2] Wang H， Liu S， Zhang X， et al. Nitrogen addition reduces soil bacterial richness， while phosphorus addition alters community composition in an old-growth N-rich tropical forest in Southern China[J]. Soil Biology and Biochemistry， 2018， 127： 22-30.

[3] Marklein A R， Houlton B Z. Nitrogen inputs accelerate phosphorus cycling rates across a wide variety of terrestrial ecosystems[J]. New Phytologist， 2012， 193（3）： 696-704.

[4] Wang J， Ren C， Cheng H， et al. Conversion of rainforest into agroforestry and monoculture plantation in China： Consequences for soil phosphorus forms and microbial community[J]. Science of the Total Environment， 2017， 595： 769-778.

[5] Vitousek P M， Sanford Jr R L. Nutrient cycling in moist tropical forest[J]. Annual review of Ecology and Systematics， 1986， 17（1）： 137-167.

[6] Cross A F， Schlesinger W H. A literature review and evalua-tion of the. Hedley fractionation： Applications to the bio-geochemical cycle of soil phosphorus in natural ecosys-tems[J]. Geoderma， 1995， 64（3-4）： 197-214.

[7] 趙少華， 宇萬太， 張 ?璐， 等. 土壤有機磷研究進展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報， 2004， 15（11）： 2189-2194.

[8] Richardson A. Prospects for using soil microorganisms to improve the acquisition of phosphorus by plants[J]. Australian Journal of Plant Physiology， 2001， 28（9）： 897-906.

[9] Nannipieri P， Giagnoni L， Renella G， et al. Soil enzymology： classical and molecular approaches[J]. Biology and Fertility of Soils， 2012， 48（7）： 743-762.

[10] Ragot S， Kertesz M， Bunemann E. phoD Alkaline phospha-tase gene diversity in soil[J]. Applied and Environmental Microbiology， 2015， 81（20）： 7281-7289.

[11] Neal A L， Rossmann M， Brearley C， et al. Land‐use influ-ences phosphatase gene microdiversity in soils[J]. Environmental Microbiology， 2017， 19（7）： 2740-2753.

[12] Luo G， Ling N， Nannipieri P， et al. Long-term fertilisation regimes affect the composition of the alkaline phosphomo-noesterase encoding microbial community of a vertisol and its derivative soil fractions[J]. Biology and Fertility of Soils， 2017， 53（4）： 375-388.

[13] Chen X D， Jiang N， Condron L M， et al. Impact of long-term phosphorus fertilizer inputs on bacterial phoD gene community in a maize field， Northeast China[J]. Science of The Total Environment， 2019， 669（4）： 1011-1018.

[14] Chen X D， Jiang N， Condron L M， et al. Soil alkaline phos-phatase activity and bacterial phoD gene abundance and di-versity under long-term nitrogen and manure inputs[J]. Geoderma， 2019， 349（4）： 36-44.

[15] Sun Q， Qiu H， Hu Y， et al. Cellulose and lignin regulate partitioning of soil phosphorus fractions and alkaline phos-phomonoesterase encoding bacterial community in phos-phorus-deficient soils[J]. Biology and Fertility of Soils， 2019， 55（1）： 31-42.

[16] Xie Y Y， Wang F H， Wang K， et al. Responses of bacterial phoD gene abundance and diversity to crop rotation and feedbacks to phosphorus uptake in wheat[J]. Applied Soil Ecology， 2020， 154： 103604.

[17] Wu T T， Liu W J， Wang D G， et al. Organic management improves soil phosphorus availability and microbial properties in a tea plantation after land conversion from longan （Dimocarpus longan）[J]. Applied Soil Ecology， 2020， 154.

[18] Olsen S R. Estimation of available phosphorus in soils by extraction with sodium bicarbonate[M]. US Department of Agriculture， 1954.

[19] 中國科學(xué)院南京土壤研究所. 土壤理化分析[M]. 上海： 上?？茖W(xué)技術(shù)出版社， 1978.

[20] Saiya-Cork K R， Sinsabaugh R L， Zak D R. The effects of long term nitrogen deposition on extracellular enzyme activity in an Acer saccharum forest soil[J]. Soil Biology and Biochemistry， 2002， 34（9）： 1309-1315.

[21] Wang X P. The introductory study of tea roots exuding organic acids[J]. Journal of Tea Science， 1994， 14： 17-22.

[22] 楊亞軍. 中國茶樹栽培學(xué)[M]. 上海： 上海科學(xué)技術(shù)出版社， 1986.

[23] Schnitzer M. Effect of low pH on the chemical structure and reactions of humic substances[M]//Effects of acid precipitation on terrestrial ecosystems. Boston， MA： Springer， 1980： 203-222.

[24] 高文萱， 閆建華， 杜會英， 等. 土壤nirS、nosZ型反硝化菌群落結(jié)構(gòu)及多樣性對牛場肥水灌溉水平的響應(yīng)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 2019， 38（5）： 1089-1100.

[25] Alori E T， Glick B R， Babalola O O. Microbial phosphorus solubilization and its potential for use in sustainable agriculture[J]. Frontiers in microbiology， 2017， 8： 971.

[26] Giles C D， Hsu P C L， Richardson A E， et al. Plant assimila-tion of phosphorus from an insoluble organic form is im-proved by addition of an organic anion producing Pseudo-monas sp[J]. Soil Biology and Biochemistry， 2014， 68： 263-269.

[27] Chen M H， Sheu S Y， Chen C A， et al. Roseivivax isoporae sp. nov.， isolated from a reef-building coral， and emended description of the genus Roseivivax[J]. International journal of systematic and evolutionary microbiology， 2012， 62（6）： 1259-1264.

[28] Dequiedt S， Saby N P A， Lelievre M， et al. Biogeographical patterns of soil molecular microbial biomass as influenced by soil characteristics and management[J]. Global Ecology and Biogeography， 2011， 20（4）： 641-652.

[29] Wang Y， Zhang F， Marschner P. Soil pH is the main factor influencing growth and rhizosphere properties of wheat fol-lowing different pre-crops[J]. Plant and Soil， 2012， 360（1-2）： 271-286.

[30] Kang E， Li Y， Zhang X， et al. Soil pH and nutrients shape the vertical distribution of microbial communities in an al-pine wetland[J]. Science of The Total Environment， 2021： 145780.

[31] Stark C， Condron L M， Stewart A， et al. Influence of organic and mineral amendments on microbial soil properties and processes[J]. Applied Soil Ecology， 2007， 35（1）： 79-93.

[32] Manjunath M， Kumar U， Yadava R B， et al. Influence of organic and inorganic sources of nutrients on the functional diversity of microbial communities in the vegetable cropping system of the Indo-Gangetic plains[J]. Comptes Rendus Biologies， 2018， 341（6）： 349-357.

[33] Sakurai M， Wasaki J， Tomizawa Y， et al. Analysis of bac-terial communities on alkaline phosphatase genes in soil supplied with organic matter[J]. Soil Science and Plant Nu-trition， 2008， 54（1）： 62-71.

[34] 王 ?蕊， 吳 ?憲， 李 ?剛，等. 東北丘陵區(qū)林地轉(zhuǎn)型耕地對土壤編碼堿性磷酸酶基因的細菌群落的影響[J]. 微生物學(xué)報， 2020， 60（10）： 2211-2225.

[35] Vershinina O A， Znamenskaya L V. The Pho regulons of bacteria[J]. Microbiology， 2002， 71（5）： 497-511.

[36] Bahram M， Netherway T， Hildebrand F， et al. Plant nu-trient-acquisition strategies drive topsoil microbiome struc-ture and function[J]. New Phytologist， 2020， 227（4）： 1189-1199.

[37] Fan Y， Zhong X， Lin F， et al. Responses of soil phos-phorus fractions after nitrogen addition in a subtropical forest ecosystem： Insights from decreased Fe and Al oxides and increased plant roots[J]. Geoderma， 2019， 337： 246-255.

[38] De Schrijver A， Vesterdal L， Hansen K， et al. Four decades of post-agricultural forest development have caused major redistributions of soil phosphorus fractions[J]. Oecologia， 2012， 169（1）： 221-234.

[39] Barbier S， Gosselin F， Balandier P. Influence of tree species on understory vegetation diversity and mechanisms in-volved-A critical review for temperate and boreal forests[J]. Forest Ecology and Management， 2008， 254（1）： 1-15.

[40] Katsalirou E， Deng S， Gerakis A， et al. Long-term manage-ment effects on soil P， microbial biomass P， and phosphatase activities in prairie soils[J]. European Journal of Soil Biology， 2016， 76： 61-69.

[41] Luo G， Sun B， Li L， et al. Understanding how long-term organic amendments increase soil phosphatase activities： insight into phoD-and phoC-harboring functional microbial populations[J]. Soil Biology and Biochemistry， 2019， 139： 107632.

[42] Philippot L， Raaijmakers J M， Lemanceau P， et al. Going back to the roots： the microbial ecology of the rhizosphere[J]. Nature Reviews Microbiology， 2013， 11（11）： 789-799.

責(zé)任編輯：白 ?凈