牛司耘，倪康，趙晨光，馬立鋒，阮建云

不同地區(qū)茶園土壤硝化潛勢(shì)特征研究

牛司耘，倪康，趙晨光，馬立鋒*，阮建云

中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院茶葉研究所，浙江 杭州 310008

為明確我國(guó)茶園土壤硝化潛勢(shì)及其主要影響因素，本研究采集了我國(guó)亞熱帶地區(qū)12個(gè)省份的30份代表性茶園土壤，通過懸浮液培養(yǎng)法對(duì)土壤硝化潛勢(shì)進(jìn)行了研究，并利用多元回歸和偏最小二乘回歸（PLS）等統(tǒng)計(jì)分析方法，明確了影響其變化的主效應(yīng)因子。結(jié)果顯示，茶園土壤硝化潛勢(shì)在0.24~5.31?mg·kg-1·h-1之間；土壤氨氧化古菌（AOA）與氨氧化細(xì)菌（AOB）均與土壤硝化潛勢(shì)具有顯著正相關(guān)性。PLS分析顯示，AOA、AOB、碳氮比、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、全氮、有機(jī)碳含量是影響土壤硝化潛勢(shì)差異的關(guān)鍵因子，相對(duì)重要性大小依次降低。上述結(jié)果表明酸性茶園土壤仍然具有較強(qiáng)的硝化潛勢(shì)，AOA可能是酸性茶園土壤氨氧化過程的主導(dǎo)微生物，而因氣候、土壤、栽培方式不同所導(dǎo)致的氨氧化微生物、土壤碳氮有效性高低可能是導(dǎo)致茶園土壤硝化潛勢(shì)差異的主要原因。

茶園土壤；硝化潛勢(shì)；氨氧化微生物；土壤性質(zhì)

中國(guó)是全球茶樹種植面積最大的國(guó)家，約占全球茶園面積的三分之二[1]。氮是茶樹生長(zhǎng)發(fā)育重要的營(yíng)養(yǎng)元素，為穩(wěn)定茶葉產(chǎn)量與品質(zhì)，茶園氮肥用量通常高于谷類作物，但因較低的收獲指數(shù)（只采摘新梢），其氮素利用率不足20%[2]，而未被吸收利用的氮素，會(huì)通過淋溶、反硝化、徑流等途徑進(jìn)入環(huán)境系統(tǒng)，增加陸地、水生生態(tài)系統(tǒng)中的氮負(fù)荷[3]。

土壤硝化作用是肥料氮素進(jìn)入土壤后參與氮素循環(huán)的關(guān)鍵過程，受土壤理化性質(zhì)、環(huán)境因子、微生物群落等多種因素影響[4]。因茶樹適宜生長(zhǎng)在pH為4.5~5.5的酸性土壤中，喜銨態(tài)氮、富集鋁[5]，會(huì)增加鐵鋁氧化物在表層土壤的累積，進(jìn)一步導(dǎo)致土壤酸化。由于酸性土壤條件對(duì)氨氧化微生物具有一定的抑制作用，因此一般認(rèn)為酸性土壤的硝化作用較為微弱[6-8]，而且硝化活性具有很大的空間變異性[9]。但也有研究表明，長(zhǎng)期施用氮肥能刺激嗜酸型氨氧化微生物的特異性生長(zhǎng)，從而提高酸性土壤的硝化活性[10-13]，增加土壤硝化潛勢(shì)。Xue等[14]研究表明，8、50、90齡茶園土壤硝化潛勢(shì)有較大差別，但均高于相鄰荒地和森林；Yao等[15]對(duì)19個(gè)不同茶園土壤硝化潛勢(shì)的研究發(fā)現(xiàn)，硝化潛勢(shì)與AOA豐度、全氮、有機(jī)碳含量呈極顯著正相關(guān)。目前，多采用懸浮液培養(yǎng)法測(cè)定土壤硝化潛勢(shì)，其是表征土壤氮素周轉(zhuǎn)快慢的重要指標(biāo)，對(duì)田間管理措施變化的反應(yīng)非常敏感，可以多次取樣，能夠快速準(zhǔn)確地反映土壤硝化活性。

我國(guó)茶樹種植區(qū)域廣泛，氣候、土壤類型多樣，其硝化作用具有何種空間差異特征還不清楚。茶園土壤作為典型酸性農(nóng)田土壤，近年來，其硝化作用成為氮素循環(huán)研究的熱點(diǎn)。本研究以不同地區(qū)茶園土壤為研究對(duì)象，通過評(píng)價(jià)硝化潛勢(shì)，分析硝化活性差異及其影響因素，為指導(dǎo)酸性農(nóng)田土壤合理施肥和生態(tài)可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

30種茶園土壤分別采自12個(gè)省份30個(gè)地區(qū)的長(zhǎng)期生產(chǎn)茶園，采樣點(diǎn)基本信息見表1。采樣點(diǎn)在茶行中間，避開施肥區(qū)，采用隨機(jī)多點(diǎn)混合取樣法，去除土表的凋落物后，采集0~20?cm土層的土壤組成混合樣品，之后去除石礫、根系、植物殘?bào)w等雜質(zhì)，充分混勻，分成3份，1份置于–80℃超低溫冰箱保存，用于提取土壤DNA；1份置于4℃冰箱保存，用于培養(yǎng)試驗(yàn)；1份風(fēng)干，用于土壤理化性質(zhì)分析。

1.2 土壤理化性質(zhì)的測(cè)定

土壤理化性質(zhì)的測(cè)定參考文獻(xiàn)[16]采用常規(guī)分析方法，其中土壤pH值用pH計(jì)測(cè)定（土液比1∶2.5）；有機(jī)碳含量采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法（油?。y(cè)定；全氮采用半微量開氏法測(cè)定；銨態(tài)氮和硝態(tài)氮采用MgO-代氏合金蒸餾法；土壤樣品于EHD消解儀中進(jìn)行硝酸-高氯酸-氫氟酸消解，使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法ICP-AES測(cè)定全磷、全鉀、全鐵含量；有效態(tài)養(yǎng)分元素含量采用Mehlich 3通用浸提劑，電感耦合等離子體發(fā)射光譜法（ICP-AES）測(cè)定。

1.3 土壤硝化潛勢(shì)的測(cè)定

采用懸浮液培養(yǎng)法[17]，稱取15?g新鮮土壤（過10目篩）3份，置于250?mL的三角瓶中，每瓶加入100?mL液體培養(yǎng)基。培養(yǎng)基為1.5?mL 0.2?mol·L-1KH2PO4溶液、3.5?mL 0.2?mol·L-1K2HPO4溶液和15?mL 0.05?mol·L-1(NH4)2SO4溶液的混合溶液，調(diào)節(jié)pH至7.2。由文獻(xiàn)[15]表明，此條件下土壤硝化能力最強(qiáng)，且茶園土壤不調(diào)節(jié)pH與調(diào)節(jié)pH的硝化潛勢(shì)有相似的結(jié)果和趨勢(shì)。

用帶有透氣小孔的塑料膜封住瓶口，置于振蕩培養(yǎng)搖床，在25℃、180?r·min-1下，黑暗培養(yǎng)24?h。培養(yǎng)期間，分別于2、6、12、24?h吸取10?mL土壤懸浮液（用改進(jìn)的5?mL槍頭，取樣時(shí)保持土液比均勻），離心8?000×，10?min，然后取上清液過0.45?μm的濾膜，濾液保存于–20℃，用MgO-代氏合金蒸餾法，測(cè)定濾液中NO3--N含量，目前有兩種硝化潛勢(shì)計(jì)算方法，一是通過線性擬合硝態(tài)氮含量與培養(yǎng)時(shí)間之間的動(dòng)態(tài)關(guān)系，以擬合方程的斜率，即硝態(tài)氮含量的增長(zhǎng)速率R（mg·L-1·h-1）為硝化潛勢(shì)值。另一種是以培養(yǎng)間隔時(shí)間段內(nèi)硝態(tài)氮含量變化為依據(jù)，以數(shù)個(gè)間隔內(nèi)的最大變化量或者平均值作為硝化潛勢(shì)值[18]，本研究中，多個(gè)土壤的硝態(tài)氮含量變化與培養(yǎng)時(shí)間明顯不具有線性特征，故采用第二種方法計(jì)算茶園土壤硝化潛勢(shì)值，由于硝化潛勢(shì)最大值更能表征土壤進(jìn)行硝化作用的最大能力，因此下文分析均基于硝化潛勢(shì)最大值。

1.4 土壤DNA提取及熒光定量PCR分析

1.5 統(tǒng)計(jì)與分析

因不同樣品間的土壤性質(zhì)參數(shù)呈非正態(tài)分布，在進(jìn)行相關(guān)分析前，對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行了對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換。正態(tài)性檢驗(yàn)方法為Shapiro-Wilk方法。此外，為克服多元線性模型中的多重共線性問題[21]，本研究中采用了偏最小二乘回歸分析（PLS），在普通多元回歸分析（最小二乘法）的基礎(chǔ)上，結(jié)合了主成分分析和典型相關(guān)分析的思想[22]，考慮了預(yù)測(cè)變量（因變量）數(shù)據(jù)中的信息，使自變量和因變量數(shù)據(jù)提取信息中的相關(guān)性達(dá)到最大[23]，并通過計(jì)算出VIP值（變量投影重要性指標(biāo)），進(jìn)行變量篩選，一般95%的置信區(qū)間不包括零的變量為顯著變量，以說明自變量在解釋因變量時(shí)的重要性，當(dāng)VIP值大于1，說明自變量在解釋因變量時(shí)有更加重要的作用[24-26]。

PLS分析應(yīng)用SIMCA 13.0完成，其他數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析通過軟件R3.6.1完成，所有圖采用Sigmaplot 12.5完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同地區(qū)茶園土壤的理化性質(zhì)和氨氧化微生物豐度

供試茶園土壤基本理化性質(zhì)如表1所示，土壤pH在3.5~5.95，均為酸性土壤。銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量在不同土壤中差異較大，多數(shù)土壤硝態(tài)氮含量顯著高于銨態(tài)氮。有機(jī)碳含量在4.39~69.17?g·kg-1，全氮含量在0.37~5.81?g·kg-1，碳氮比在(8∶1)~(15∶1)，北亞熱帶和南亞熱帶地區(qū)的有機(jī)碳和全氮含量較多。有效磷含量在土樣間差異較大，其中北亞熱帶地區(qū)含量較高。速效鉀含量在28.99~546.33?mg·kg-1，中亞熱帶地區(qū)含量較少。南亞熱帶地區(qū)全鉀含量低，全鐵和AOB豐度高。有效鐵含量在78.57~573.83?mg·kg-1。所有土壤中，AOA的基因拷貝數(shù)均顯著高于AOB，相差最大的達(dá)到9.13×106g-1。

2.2 不同土壤硝態(tài)氮含量變化和硝化潛勢(shì)

在懸浮液培養(yǎng)過程中，所有樣品的硝態(tài)氮含量并非均隨時(shí)間呈線性增加趨勢(shì)。如表2所示，硝態(tài)氮含量隨培養(yǎng)時(shí)間增加的樣品有19個(gè)，占樣品總數(shù)的63.33%，其中南亞熱帶地區(qū)占21.05%，中亞熱帶地區(qū)占42.11%，暖溫帶地區(qū)占10.53%，北亞熱帶地區(qū)占21.05%；硝態(tài)氮含量先增加后降低的樣品有4個(gè)，占樣品總數(shù)的13.33%，其中包括廣西昭平、廣西三江、云南騰沖3個(gè)南亞熱帶地區(qū)，江西南昌1個(gè)中亞熱帶地區(qū)；硝態(tài)氮含量先降低后增加的樣品有7個(gè)，占樣品總數(shù)的23.33%，其中北亞熱帶地區(qū)占42.86%，中亞熱帶和南亞熱帶地區(qū)占28.57%。

表1 土壤理化性質(zhì)和氨氧化微生物豐度

本研究中不同茶園土壤硝化潛勢(shì)最大值在0.24~5.31?mg·kg-1·h-1，平均值為2.25?mg·kg-1·h-1，不同地區(qū)茶園土壤硝化潛勢(shì)最大值具有明顯差異，其中小于平均值的部分，即在0.24~＜2.25?mg·kg-1·h-1范圍內(nèi)（平均值為1.15?mg·kg-1·h-1），18個(gè)地區(qū)的土壤樣品，占樣品總數(shù)的60%，而大于平均值的部分，即在＞2.25~5.31?mg·kg-1·h-1范圍內(nèi)（平均值為3.9?mg·kg-1·h-1），共12個(gè)地區(qū)的土壤樣品，占樣品總數(shù)的40%。

2.3 茶園土壤硝化潛勢(shì)與土壤性質(zhì)的關(guān)系

茶園土壤硝化潛勢(shì)與氨氧化古菌、氨氧化細(xì)菌豐度呈顯著對(duì)數(shù)正相關(guān)，與其他所測(cè)土壤理化性質(zhì)均無顯著相關(guān)性（表3）。氨氧化細(xì)菌（AOB）與土壤性質(zhì)中的有機(jī)碳、全氮、速效鉀、全鐵呈顯著對(duì)數(shù)正相關(guān)，而氨氧化古菌（AOA）則僅與AOB具有顯著正相關(guān)性，與土壤理化性質(zhì)無顯著相關(guān)性。

表2 培養(yǎng)過程中土壤硝態(tài)氮含量變化和硝化潛勢(shì)計(jì)算值

表3 土壤硝化潛勢(shì)與土壤性質(zhì)的相關(guān)性

注：*表示顯著相關(guān)（<0.05），**表示極顯著相關(guān)（<0.01）

Notes: * represents a significant correlation (<0.05), ** represents a highly significant correlation (<0.01)

如圖1所示，以供試土壤的硝化潛勢(shì)為因變量，多個(gè)土壤基本性質(zhì)為自變量，對(duì)30個(gè)樣品的硝化潛勢(shì)進(jìn)行偏最小二乘回歸分析（PLS），結(jié)果顯示茶園土壤性質(zhì)參數(shù)與硝化潛勢(shì)密切相關(guān)，第一主成分與第二主成分分別解釋了45.2%和42.9%的變異，但茶園土壤性質(zhì)的地帶性規(guī)律不明顯，除南亞熱帶的云南普洱、中亞熱帶的江西上饒偏離聚集區(qū)外，其余不同氣候帶出現(xiàn)大范圍重疊，南亞熱帶、中亞熱帶地區(qū)硝態(tài)氮的3種變化趨勢(shì)均存在。VIP值超過1且為顯著變量的有AOA、AOB、碳氮比、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、全氮、有機(jī)碳，其相對(duì)重要性大小依次降低（圖2）。

注：3種形狀表示硝態(tài)氮的3種變化趨勢(shì)，○：升高；△：先升高后降低；□：先降低后升高。大寫字母表示不同采樣點(diǎn)

注：誤差線表示95%的置信區(qū)間

3 討論

本研究中的茶園土壤硝化潛勢(shì)值為0.24~5.31?mg·kg-1·h-1，不同地區(qū)土壤間硝化潛勢(shì)存在明顯差異，其中江西上饒，AOA和AOB的含量均偏低，硝化潛勢(shì)也最小，而處于南亞熱帶地區(qū)的云南普洱，硝化潛勢(shì)最大。不同地區(qū)茶園土壤的硝化潛勢(shì)值在氣候帶間未呈現(xiàn)顯著差異。這很可能與長(zhǎng)期的人為擾動(dòng)，如施肥、耕作等栽培措施有關(guān)，削弱了氣候因素對(duì)土壤性質(zhì)的影響。對(duì)不同自然生態(tài)區(qū)耕作土壤的研究發(fā)現(xiàn)，硝化微生物會(huì)對(duì)土壤環(huán)境擾動(dòng)產(chǎn)生適應(yīng)性[27]。

與耕地土壤相比，本研究中酸性茶園土壤硝化潛勢(shì)并未明顯低于北方的偏中性耕地土壤，且均高于湖南地區(qū)長(zhǎng)期施肥的耕地紅壤（表4）。與自然生態(tài)系統(tǒng)相比，酸性茶園土壤硝化潛勢(shì)明顯高于酸性森林土壤[35,38]，與偏中性或堿性森林土壤相當(dāng)[36-37,39]。茶園土壤硝化潛勢(shì)高于酸性森林土壤的原因可能與其周期性施肥有關(guān)，通常高肥力土壤具有較高的硝化潛勢(shì)[33]。

土壤硝化速率與pH密切相關(guān)[40]，因?yàn)樗嵝詶l件下，NH4+-N難以轉(zhuǎn)化為NH3，導(dǎo)致后續(xù)反應(yīng)的底物供應(yīng)不足；此外，低pH會(huì)抑制AOB活性[41-43]。而在本研究中，pH與土壤硝化潛勢(shì)的相關(guān)性并不顯著（表3）。這可能與培養(yǎng)體系環(huán)境有關(guān)，懸液培養(yǎng)有充足的外源性銨態(tài)氮補(bǔ)充，且pH調(diào)節(jié)到7.2，可能解除了酸化導(dǎo)致底物供應(yīng)不足的問題。另一方面，可能與供試土壤氨氧化微生物群落組成有關(guān)，供試土壤的AOA豐度均明顯高于AOB（表1），且AOA對(duì)硝化潛勢(shì)的影響性更大（表3），表明在酸性茶園土壤中，AOA可能取代AOB成為驅(qū)動(dòng)硝化過程的關(guān)鍵微生物，但與AOB相比，AOA更適應(yīng)酸性條件[44]。對(duì)農(nóng)田土壤研究發(fā)現(xiàn)，在我國(guó)南方酸性紅壤中，AOA和AOB的豐度均與硝化潛勢(shì)呈正相關(guān)，但AOA比AOB更加活躍[31,45-46]；而在北方潮土中，驅(qū)動(dòng)氨氧化過程的主要是AOB，AOB豐度與硝化潛勢(shì)顯著正相關(guān)[28,47-48]。因此，盡管供試土壤均呈酸性，而主導(dǎo)酸性土壤氨氧化過程的AOA對(duì)低pH并不敏感，導(dǎo)致本研究中pH對(duì)酸性茶園土壤硝化潛勢(shì)的影響并不顯著。

表4 不同植被和土壤類型的硝化潛勢(shì)

此外，土壤有機(jī)碳、碳氮比、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、全氮也會(huì)影響土壤硝化潛勢(shì)（圖1），但是并未呈顯著相關(guān)性（表3），表明土壤性質(zhì)對(duì)土壤硝化過程的影響可能更多是通過影響氨氧化微生物而間接起作用。研究發(fā)現(xiàn)，AOB對(duì)土壤有機(jī)碳變化較為敏感，有機(jī)碳增加會(huì)顯著提高AOB的群落多樣性，但對(duì)AOA影響不大[48]，因而土壤有機(jī)碳與硝化潛勢(shì)的相關(guān)性并不顯著（表3）。此外，因AOB對(duì)礦質(zhì)氮的高親和力，因而更喜好高氮環(huán)境[49]，而AOA能可以直接利用有機(jī)碳，對(duì)碳氮比變化不夠敏感[50]，另外碳氮比的增加還會(huì)導(dǎo)致NH4+-N轉(zhuǎn)化為NH3的過程趨于緩慢，減少氨氧化過程的底物供應(yīng)能力[51-52]。AOA、AOB作為氨氧化過程的直接參與者，對(duì)酸性茶園土壤硝化活性影響很大，因而土壤碳素、氮素有效性高低會(huì)通過影響氨氧化微生物間接對(duì)硝化活性造成影響。

在培養(yǎng)過程中，懸浮液中硝態(tài)氮含量隨培養(yǎng)時(shí)間具有3種變化趨勢(shì)，即隨培養(yǎng)時(shí)間增加、先增加后降低、先降低再升高（表2）。因硝態(tài)氮是硝化反應(yīng)的主要產(chǎn)物，因此硝態(tài)氮含量隨反應(yīng)進(jìn)行而升高不難理解，而在部分樣品中出現(xiàn)硝態(tài)氮含量降低，這可能與無機(jī)氮的固持有關(guān)，當(dāng)硝態(tài)氮發(fā)生生物或非生物固持后，其含量就會(huì)降低，再釋放出來后，含量又會(huì)升高[53]。土壤無機(jī)氮的固持可分為微生物同化和非生物固定兩種過程，其中，微生物同化硝態(tài)氮的速率與土壤中銨態(tài)氮的濃度和氮初級(jí)礦化速率呈正相關(guān)[54]，當(dāng)銨態(tài)氮不能滿足微生物需求時(shí)，硝態(tài)氮的微生物同化就有可能發(fā)生。耕作土壤在培養(yǎng)1~4周后，硝態(tài)氮會(huì)發(fā)生顯著的微生物同化[55]。而大部分森林土壤會(huì)通過非生物過程迅速固定硝態(tài)氮[56-59]，不同土壤非生物固定硝態(tài)氮的能力變化很大[60-61]，熱帶森林土壤標(biāo)記NO3--15N，在15?min后，NO3--N庫(kù)中15N的回收率已小于10%[62]。在本研究中，培養(yǎng)時(shí)間較短且有充足的外源性銨態(tài)氮補(bǔ)充，因此非生物固定可能是無機(jī)氮固持的主要過程。但因?yàn)楸狙芯繙y(cè)定的硝態(tài)氮含量變化量，可近似認(rèn)定為凈硝化速率，對(duì)無機(jī)氮固定在其中的貢獻(xiàn)，還需要采用同位素標(biāo)記稀釋培養(yǎng)的方法加以確定。

4 結(jié)論

我國(guó)茶園土壤硝化潛勢(shì)值與耕作土壤相當(dāng)，為0.24~5.31?mg·kg-1·h-1，高于其他農(nóng)田土壤。不同地區(qū)茶園土壤硝化潛勢(shì)存在明顯空間差異，但地帶性規(guī)律并不明顯。茶園土壤硝化潛勢(shì)的空間差異主要受氨氧化微生物、碳素、氮素有效性控制，而AOA取代AOB成為驅(qū)動(dòng)茶園土壤氨氧化過程的主要微生物。酸性茶園土壤硝化活性并不低，考慮到茶園氮肥用量大，因此采取合理施肥方式，減少氮素?fù)p失，提高氮肥利用率在茶園綠色栽培中更為重要。

[1] 朱仲海. 世界茶貿(mào)易趨于平緩[J]. 中國(guó)投資, 2018(9): 40-43.

[2] 韓文炎, 李強(qiáng). 茶園施肥現(xiàn)狀與無公害茶園高效施肥技術(shù)[J]. 中國(guó)茶葉, 2002(6): 29-31.

[3] Shen J, Yong L I, Liu X, et al. Atmospheric dry and wet nitrogen deposition on three contrasting land use types of an agricultural catchment in subtropical central China [J]. Atmospheric Environment, 2013, 67(2): 415-424.

[4] Ye C, Cheng X, Zhang K, et al. Hydrologic pulsing affects denitrification rates and denitrifier communities in a revegetated riparian ecotone [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2017, 115: 137-147.

[5] 楊亞軍. 中國(guó)茶樹栽培學(xué)[M]. 上海: 上海科學(xué)技術(shù)出版社, 2005.

[6] Wde B, Kowalchuk G A. Nitrification in acid soils: micro-organisms and mechanisms [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2001, 33(7): 853-866.

[7] 范曉暉, 朱兆良. 旱地土壤中的硝化—反硝化作用[J]. 土壤通報(bào), 2002, 33(5): 385-391.

[8] 王簾里, 孫波. 培養(yǎng)溫度和土壤類型對(duì)土壤硝化特性的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2011, 48(6): 1173-1179.

[9] Laverman A M. Temporal and spatial variation of nitrogen transformations in a coniferous forest soil [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2000, 32 (11): 1661-1670.

[10] 王峰, 陳玉真, 尤志明, 等. 不同施氮量對(duì)兩種茶園土壤硝化作用和pH值的影響[J]. 茶葉科學(xué), 2015, 35(1): 82-90.

[11] Chu H Y, Fuji T, Morimoto S, et al. Community structure of ammonia-oxidizing bacteria under long-term application of mineral fertilizer and organic manure in a sandy loam soil [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2007, 73(2): 485-491.

[12] Ai C, Liang G Q, Sun J W, et al. Different roles of rhizosphere effect and long-term fertilization in the activity and community structure of ammonia-oxidizers in a calcareous fluvo-aquic soil [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2013, 57(3): 30-42.

[13] Robertson G P, Fisk J W, Paul E A. Seasonal changes in nitri?cation potential associated with application of N fertilizer and compost in maize systems of southwest Michigan [J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2003, 97: 285-293.

[14] Xue D, Gao Y M, Yao H Y, et al. Nitrification potentials of Chinese tea orchard soils and their adjacent wasteland and forest soils [J]. Journal of Environmental Sciences, 2009, 21(9): 1225-1229.

[15] Yao H Y, Gao Y M, Nicol Graeme W, et al. Links between ammonia oxidizer community structure, abundance, and nitrification potential in acidic soils [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011, 77(13): 4618-4625.

[16] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[17] Pester M, Rattei T, Flechl S, et al. AmoA-based consensus phylogeny of ammonia-oxidizing archaea and deep sequencing of amoA genes from soils of four different geographic regions [J]. Environmental Microbiology, 2012, 14(2): 525-539.

[18] Hart S C, Stark J M, Davidson E A, et al. Nitrogen mineralization, immobilization, and nitrification [J]. Methods of soil analysis: part 2—microbiological and biochemical properties, 1994(methodsofsoilan2): 985-1018.

[19] Rotthauwe J H, Witzel K P, Liesack W. The ammonia monooxygenase structural gene amoA as a functional marker: molecular fine-scale analysis of natural ammonia-oxidizing populations [J]. Applied & Environmental Microbiology, 1997, 63(12): 4704-4712.

[20] Schaffer A. Improving the accuracy of PSI-BLAST protein database searches with composition-based statistics and other refinements [J]. Nucleic Acids Research, 2001, 29(14): 2994-3005.

[21] 劉國(guó)旗. 多重共線性的產(chǎn)生原因及其診斷處理[J]. 合肥工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2001(4): 607-610.

[22] 王惠文, 朱韻華. PLS回歸在消除多重共線性中的作用[J]. 數(shù)理統(tǒng)計(jì)與管理, 1996(6): 48-52.

[23] 羅批, 郭繼昌, 李鏘, 等. 基于偏最小二乘回歸建模的探討[J]. 天津大學(xué)學(xué)報(bào), 2002(6): 783-786.

[24] 張政, 馮國(guó)雙. 變量投影重要性分析在自變量篩選中的應(yīng)用[J]. 現(xiàn)代預(yù)防醫(yī)學(xué), 2012, 39(22): 5813-5815.

[25] 朱洵, 榮起國(guó). 基于偏最小二乘回歸的基因網(wǎng)絡(luò)數(shù)學(xué)建模[J]. 系統(tǒng)仿真學(xué)報(bào), 2009, 21(4): 1148-1154.

[26] 王惠文, 吳載斌, 孟潔. 偏最小二乘回歸的線性與非線性方法[M]. 北京: 國(guó)防工業(yè)出版社, 2006.

[27] Malhi S S, Mcgill W B. Nitrification in three Alberta soils: effect of temperature, moisture and substrate concentration [J]. Soil Biology & Biochemistry, 1982, 14(4): 393-399.

[28] 艾超. 長(zhǎng)期施肥下根際碳氮轉(zhuǎn)化與微生物多樣性研究[D]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2015.

[29] 金蘭淑, 鄭佳, 徐慧, 等. 施氮及灌溉方式對(duì)玉米地土壤硝化潛勢(shì)及微生物量碳的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2009, 23(4): 218-220, 226.

[30] Ouyang Y, Norton J M, Stark J M, et al. Ammonia-oxidizing bacteria are more responsive than archaea to nitrogen source in an agricultural soil [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2016, 96: 4-15.

[31] Guo J, Ling N, Chen H, et al. Distinct drivers of activity, abundance, diversity and composition of ammonia-oxidizers: evidence from a long-term field experiment [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2017, 115(1): 403-414.

[32] 段然. 施肥方式對(duì)稻田氮素轉(zhuǎn)化的影響及其微生物學(xué)機(jī)制[D]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2018.

[33] 王萍萍, 段英華, 徐明崗, 等. 不同肥力潮土硝化潛勢(shì)及其影響因素[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2019, 56(1): 124-134.

[34] 張苗苗, 王伯仁, 李冬初, 等. 長(zhǎng)期施加氮肥及氧化鈣調(diào)節(jié)對(duì)酸性土壤硝化作用及氨氧化微生物的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 35(19): 6362-6370.

[35] Dorthe G, Mary K. Influence of oxic/anoxic fluctuations on ammonia oxidizers and nitrification potential in a wet tropical soil [J]. FEMS Microbiology Ecology, 2013, 85(1): 179-194.

[36] 張青山, 歐陽(yáng)運(yùn)東, 肖孔操, 等. 喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)對(duì)土壤硝化與反硝化潛勢(shì)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究, 2018, 39(3): 520-526.

[37] 郭志英, 賈仲君. 中國(guó)典型生態(tài)系統(tǒng)土壤硝化強(qiáng)度的整合分析[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(6): 1317-1324.

[38] Claysjosser A, Lensi R, Gourbiere F. Vertical distribution of nitrification potential in an acid forest soil [J]. Soil Biology & Biochemistry, 1988, 20(3): 405-406.

[39] 路璐, 何燕. 不同林分土壤中氨氧化微生物的群落結(jié)構(gòu)和硝化潛勢(shì)差異及其驅(qū)動(dòng)因子[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2018, 49(11): 2169-2176.

[40] Dancer W S, Peterson L A, Chesters G. Ammonification and nitrification of N influenced by soil pH and previous N treatments [J]. Soil Science Society of America Journal, 1973, 37(1): 67-69.

[41] 韓文炎. 茶園土壤微生物量、硝化和反硝化作用研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2012.

[42] 賀紀(jì)正, 沈菊培, 張麗梅. 土壤硝化作用的新機(jī)理—氨氧化古菌在酸性土壤氨氧化中的主導(dǎo)作用[J]. 科學(xué)觀察, 2012, 7(6): 58-60.

[43] He J Z, Hu H W, Zhang L M. Current insights into the autotrophic thaumarchaeal ammonia oxidation in acidic soils [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2012, 55(1): 146-154.

[44] Verhamme D T, Prosser J I, Nicol G W. Ammonia concentration determines differential growth of ammonia-oxidizing archaea and bacteria in soil microcosms [J]. The ISME Journal, 2011, 5(6): 1067-1071.

[45] Ying J Y, Zhang L M, He J Z. Putative ammonia-oxidizing bacteria and archaea in an acid red soil with different land utilization patterns [J]. Environmental Microbiology Reports, 2010, 2(2): 304-312.

[46] Yao H, Gao Y, Nicol G W, et al. Links between ammonia oxidizer community structure, abundance, and nitrification potential in acidic soils [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011, 77(13): 4618-4625.

[47] Shen W, Lin X, Gao N, et al. Land use intensification affects soil microbial populations, functional diversity and related suppressiveness of cucumber Fusarium wilt in China’s Yangtze River Delta [J]. Plant & Soil, 2008, 306(1/2): 117-127.

[48] Rui Tao, Steven A. Wakelin, Liang Y C, et al. Response of ammonia-oxidizing archaea and bacteria in calcareous soil to mineral and organic fertilizer application and their relative contribution to nitrification [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2017, 114(1): 20-23.

[49] Di H J, Cameron K C, Hen J P, et al. Nitrification driven by bacteria and not archaea in nitrogen-rich grassland soils [J]. Nature Geoscience, 2009(9): 621-624.

[50] Ingalls A E. Quantifying archaeal community autotrophy in the mesopelagic ocean using natural radiocarbon [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2006, 103(17): 6442-6447.

[51] 劉強(qiáng). 有機(jī)碳對(duì)硝化作用及其菌群結(jié)構(gòu)的影響[D]. 成都: 四川大學(xué), 2007.

[52] 劉強(qiáng), 李大平, 胡杰, 等. 不同有機(jī)碳與無機(jī)氨氮比(C/N)下自養(yǎng)硝化生物膜上微生物菌群的變化[J]. 四川大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2008, 45(3): 663-668.

[53] 程誼, 張金波, 蔡祖聰. 土壤中無機(jī)氮的微生物同化和非生物固定作用研究進(jìn)展[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2012, 49(5): 1030-1036.

[54] Booth M S, Stark J M, Rastetter E. Controls on nitrogen cycling in terrestrial ecosystems: A synthetic analysis of literature data [J]. Ecological Monographs, 2005, 75(2): 139-157.

[55] Burger M, Jackson L E. Microbial immobilization of ammonium and nitrate in relation to ammonification and nitrification rates in organic and conventional cropping systems [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2003, 35(1): 29-36.

[56] Vitousek P M, Matson P A. Mechanisms of nitrogen retention in forest ecosystems: a field experiment [J]. Science, 1984, 255(1): 51-52.

[57] Dail D B, Davidson E A, Chorover J. Rapid abiotic transformation of nitrate in an acid forest soil [J]. Biogeochemistry, 2001, 54(1): 131-146.

[58] Perakis S S, Hedin L O. Fluxes and fates of nitrogen in soil of an unpolluted old-growth temperate forest, Southern Chile [J]. Ecology, 2001, 82(1): 2245-2260.

[59] Davidson E A, Chorover J, Dail D B. A mechanism of abiotic immobilization of nitrate in forest ecosystems: the ferrous wheel hypothesis [J]. Global Change Biology, 2003, 9(1): 228-236.

[60] Zak D R, Groffman P M, Pregitzer K S, et al. The Vernal Dam: plant-microbe competition for nitrogen in northern hardwood forests [J]. Ecology, 1990, 71(1): 651-656.

[61] Davidson E A, Stark J M, Firestone M K. Microbial production and consumption of nitrate in an annual grassland [J]. Ecology, 1990, 71(1): 1968-1975.

[62] Corre M D, Dechert G, Veldkamp E. Soil nitrogen cycling following montane forest conversion in central Sulawesi, Indonesia [J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70(2): 359-366.

Characteristics of Soil Nitrification Potential in Different Tea Gardens of China

NIU Siyun, NI Kang, ZHAO Chenguang, MA Lifeng*, RUAN Jianyun

Tea Research Institute, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Hangzhou 310008, China

In order to characterize the nitrification activities of tea plantation soils in different areas, totally 30 typical soil samples from 12 provinces were collected. The soil nitrification potential was determined by using the shaken-soil-slurry method. The multiple regression analysis and partial least squares regression (PLS) were carried out to characterize the main impact factors. The nitrification potential in tea plantation soils ranged from 0.24 to 5.31?mg·kg-1·h-1, and the abundance of AOA in soil was significantly higher than that of AOB. Both AOA and AOB showed significantly positive correlation with soil nitrification potential. Abundance of ammonia oxidation microbes, C/N, nitrate, ammonium, total nitrogen and organic carbon contents were the significant important factors influencing nitrification potential, with a descending order of importance according to PLS. These results reveal that nitrification potential is still high in tea plantation soil, since AOA dominate the ammonia oxidation process. The difference of ammonia-oxidizing microorganisms, availability of soil carbon, nitrogen caused by climate, soil conditions and fertilization regimes are likely to be the main factors for the variation of the nitrification potential in tea plantation soils.

tea plantation soil, nitrification potential, ammonia-oxidizing microorganisms, soil properties

S571.1；S154.1

A

1000-369X(2019)06-731-11

2019-05-07

2019-09-07

國(guó)家自然科學(xué)基金（41601325）、中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院科技創(chuàng)新工程協(xié)同創(chuàng)新任務(wù)（CAAS-XTCX2016015）、中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院茶葉研究所基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)（1610212016012，1610212018018）

牛司耘，女，碩士研究生，主要從事茶園土壤養(yǎng)分方面的研究。

malf@tricaas.com