2024, Vol. 45
2. 浙江财经大学土地与城乡发展研究院, 杭州 310018
, WU Tao1 , XIE Xue-feng1
, XU Zi-qing1 , LI Wen-qi1 , JIANG Guo-jun1 , ZHANG Jian-zhen1 , XU Fei2
2. Institute of Land and Urban-Rural Development, Zhejiang University of Finance & Economics, Hangzhou 310018, China
茶树是亚热带丘陵地区广泛种植的一种叶用经济作物, 在我国种植历史悠久.截至2022年, 我国拥有茶园面积约320万hm2, 茶叶生产总量超过293万t, 均居世界首位[1].氮素是植物生长不可缺少的养分元素之一, 对茶树的生长具有十分重要的影响[2].茶树作为一种典型的喜铵植物, 需要施加大量氮肥以维持其生长需要.然而, 茶树对氮素的利用效率较低, 过量氮肥的施加会导致茶园土壤硝酸盐淋溶风险增加[3], 加剧茶园土壤的酸化、造成土壤板结和肥力下降[4].
茶园土壤氮素组分作为茶园土壤生态系统的重要组成部分, 不仅影响茶园土壤氮素转化, 而且与环境因子之间有密切联系[3, 5].土壤酶活性作为茶园土壤生态系统中最活跃的生物因子, 是表征茶园土壤养分需求、评价土壤肥力的重要指标[6].相关研究表明, 茶园土壤酶活性和理化性质会影响茶园土壤氮素转化过程；如于淑华等[7]对山东茶园土壤氮素动态的影响研究中发现, 脲酶显著影响恒湿模式下土壤氮素净矿化和净硝化速率；Tang等[8]研究认为土壤碳氮含量会影响茶园土壤细菌群落组成, 从而对土壤反硝化速率产生影响.前人研究发现, 在施肥管理、茶树凋落物归还土壤以及根系分泌物累积的影响下, 茶园土壤理化性质和酶活性特征会随着植茶年龄的增加发生明显变化[9, 10].然而, 植茶年限对茶园土壤氮素组分变化的影响研究还少有报道, 茶园土壤氮素组分与理化性质和酶活性之间的关系也需要进一步进行研究.因此, 研究不同植茶年限土壤氮素组分变化特征, 了解土壤氮素组分与环境因子之间的关系, 对科学认识茶园土壤肥力演变特征和合理施肥具有重要意义[11].
基于此, 本文以浙江金华典型茶园中植茶30、50和70 a的茶园土壤作为研究对象, 以耕地和林地土壤为对照, 分析植茶年限对土壤氮素组分的影响, 并试图揭示土壤理化性质和酶活性与氮素组分之间的关系, 以期为科学调控茶园管理方式提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于浙江省金华市汤溪镇(29°22′N, 119°42′E), 该区域属北亚热带季风气候, 四季分明, 年均气温16.0℃, 年均降水量1 273 mm, 日照时长2 038 h, 无霜期244 d, 海拔约为90~100 m, 坡度在15°以下, 境内以红壤和黄壤为主.研究区茶园面积约为6~7 km2, 主要茶树品种为鸠坑茶, 茶树之间的行距约为40 cm, 株距约为15 cm.每年11月左右在茶园沟间施用尿素(600 kg·hm-2) 和菜籽饼(300 kg·hm-2)作为基肥, 次年3月下旬施用尿素(150 kg·hm-2)和复合肥(200 kg·hm-2)作为追肥, 追肥位置与基肥相同.茶园每年轻度修剪2~3次, 修剪的枝叶归还土壤.除施肥影响外, 茶园土壤基本保持免耕的状态.茶区主要以雨水灌溉为主, 土壤类型为粉壤土.不同年限茶园之间的距离约800~1 000 m.
1.2 样品采集与分析经过实地调研后, 于2022年4月在汤溪镇典型茶园中分别选取植茶30 a(T30)、50 a(T50)和70 a(T70)的典型样地进行土壤样品采集, 所选取土壤样地的成土母质基本相同, 海拔、坡度和坡向相似, 施肥、采摘、灌溉、修剪等管理方式保持一致.在调研时了解到该区域的茶园大多由地势较低的林地转变而来, 并且部分高龄茶树也会转变成耕地, 因此选择在茶园附近采集耕地(CL)和林地(FL)土壤作为对照, 用以探究不同土地利用方式之间的差异.依据典型性、代表性和一致性原则共选取了5个典型土壤样地, 每个样地选取3个土壤样方(5 m × 5 m), 每个样方由3个样点的土壤混合而成, 茶园土壤样点的具体采样位置为茶树树冠边缘垂直下方.采样前先移除地表未腐解的凋落物, 运用多点混合的方法, 使用土钻采集0~20 cm深度的土壤样品, 并分为2层, 每层10 cm, 共采集土壤混合样品30个.
土壤理化性质的测定参照土壤农化分析方法[12], 土壤电导率使用电导率仪测定(土水比为1∶5)；土壤pH用pH计测定(土水比为1∶2.5)；土壤含水量采用烘干法测定；土壤有机碳含量采用高温外热重铬酸钾氧化法测定；全氮含量采用全自动凯氏定氮仪测定；全磷采用氢氧化钠熔融-钼锑抗比色法测定；土壤粒径采用激光粒度仪测定, 土壤粒径分级采用国际制标准.
土壤有机氮组分采用Bremner法[13]测定, 其中酸解性氮采用凯氏法测定, 酸解性铵态氮和氨基糖态氮的总和采用磷酸-硼砂缓冲液蒸馏法测定, 酸解性铵态氮采用MgO蒸馏法测定, 氨基酸态氮采用茚三酮、磷酸-硼砂缓冲液蒸馏法测定, 未知态氮、氨基糖态氮和非酸解氮通过差减法求得；硝态氮采用紫外分光光度法测定；铵态氮采用KCl浸提-靛酚蓝比色法测定.
土壤酶的测定参照关松荫的测定方法[14], 其中脲酶活性采用靛酚蓝比色法测定；蔗糖酶活性采用3, 5-二硝基水杨酸比色法测定；过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定；土壤酸性磷酸酶和碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定.
1.3 数据处理使用Microsoft Excel 2019进行基础数据处理, 运用单因素方差分析探讨植茶年限对茶园土壤氮素组分、理化性质和酶活性的影响；运用冗余分析探讨氮素组分和环境因子之间的关系, 并通过蒙特卡洛置换检验对环境因子的重要性进行排序；运用Mantel检验分析探究氮素组分变化的显著影响因子.单因素方差分析在SPSS 19.0软件中进行, 冗余分析和蒙特卡洛置换检验在Canoco 5.0软件中进行, Mantel检验分析及可视化在R语言4.2.2软件中的dplyr、linkET和ggplot2包中进行.
2 结果与分析 2.1 植茶年限对土壤理化性质的影响如表 1所示, 0~10 cm土层茶园土壤含水量随着植茶年限的增加而增加, 且茶园土壤含水量低于耕地和林地土壤.随着植茶年限的增加, 土壤砂粒含量先降低后增加, 粉粒含量先增加后减少, 黏粒含量不断降低.植茶30 a土壤的砂粒和黏粒含量最高, 而粉粒含量最低.随植茶年限的增加, 土壤pH逐渐下降, 显著低于耕地.土壤电导率随植茶年限的增加逐渐下降, 植茶50 a和70 a土壤与耕地和林地间并无显著性差异.土壤有机碳含量随植茶年限增加不断降低, 显著低于林地但仍高于耕地.茶园土壤全磷含量随植茶年限增加而不断增加, 植茶70 a土壤的全磷含量较耕地和林地显著上升.
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表 1 0~20 cm土壤理化性质变化特征1) Table 1 Variation characteristics of soil physicochemical properties in 0-20 cm |
10~20 cm土层, 茶园土壤含水量同样随着植茶年限的增加而增加, 且显著低于耕地.不同植茶年限土壤砂粒和粉粒含量的变化特征与0~10 cm土层一致, 而黏粒含量随着植茶年限的增加表现为先增加后减少, 且显著高于耕地和林地.茶园土壤pH随着植茶年限的增加而降低, 显著低于耕地.土壤电导率同样随植茶年限的增加而降低, 但显著高于耕地和林地.茶园土壤有机碳含量随着植茶年限的增加表现为先增加后降低的趋势, 植茶50 a的茶园土壤有机碳含量显著高于耕地.茶园土壤全磷含量随着植茶年限的增加显著上升, 且显著高于耕地和林地(表 1).
2.2 植茶年限对土壤酶活性的影响如表 2所示, 在0~10 cm土层, 随着植茶年限的增加, 蔗糖酶和酸性磷酸酶活性呈现降低趋势, 过氧化氢酶和脲酶显著增加, 碱性磷酸酶活性表现为先显著增加后显著降低.与对照组耕地和林地相比, 植茶70 a土壤蔗糖酶活性显著低于林地, 与耕地之间的差异性不显著.植茶30 a和50 a土壤过氧化氢酶活性显著低于耕地和林地；植茶70 a土壤脲酶活性显著高于耕地和林地.茶园土壤酸性磷酸酶活性显著高于林地, 而与耕地之间的差异性不显著.植茶50 a土壤碱性磷酸酶活性显著高于耕地和林地.
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表 2 0~20 cm土壤酶活性变化特征 Table 2 Variation characteristics of soil enzyme activity in 0-20 cm |
10~20 cm土层, 随着植茶年限的增加, 蔗糖酶活性呈现出显著降低后缓慢增加的趋势, 过氧化氢酶、脲酶和酸性磷酸酶活性有所增加, 碱性磷酸酶活性表现为显著增加后缓慢降低.茶园土壤蔗糖酶和酸性磷酸酶活性活性显著高于耕地和林地, 而过氧化氢酶活性与耕地和林地之间的差异性不显著.植茶70 a土壤脲酶活性显著高于林地, 而与耕地之间的差异性不显著.植茶50 a和70 a土壤碱性磷酸酶活性显著高于耕地和林地, 而植茶30 a土壤碱性磷酸酶活性与耕地和林地之间无显著性差异(表 2).
2.3 植茶年限对土壤氮素组分的影响如表 3所示, 0~20 cm土层茶园土壤全氮和各形态氮素组分含量均随植茶年限增加而增加, 除硝态氮外, 最高值均位于植茶70 a土壤.0~10 cm土层, 植茶50 a和植茶70 a土壤的全氮、酸解性铵态氮、氨基酸态氮、未知态氮、非酸解氮含量显著高于耕地和林地, 而氨基糖态氮、铵态氮和硝态氮与耕地之间无显著性差异.
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表 3 0~20 cm土壤氮素组分含量变化特征 Table 3 Variation characteristics of soil nitrogen component content in 0-20 cm |
10~20 cm土层, 不同植茶年限下土壤全氮以及各氮素组分含量变化特征与0~10 cm土层一致；植茶30 a土壤的未知态氮、非酸解氮和硝态氮含量显著低于耕地, 其他氮素组分与耕地和林地之间无显著性差异.植茶50 a和70 a土壤的全氮、酸解性铵态氮、氨基糖态氮、氨基酸态氮、未知态氮和铵态氮含量显著高于耕地和林地, 而非酸解氮和硝态氮含量显著高于林地.
2.4 研究区土壤氮素组分和环境因子的关系从氮素组分和环境因子的冗余分析结果来看(图 1), 前两轴累计解释土壤氮素组分变异的72.47%, 其中, 脲酶与全氮之间具有明显的正相关关系, 与各氮素组分无显著性关系；全磷与硝态氮之间具有负相关性, 而与其他氮素组分之间的相关性较弱；碱性磷酸酶与有机氮和无机氮组分之间均表现为负相关关系, 而与全氮表现出正相关性；其余环境因子与氮素组分之间的相关性不显著.蒙特卡洛置换检验表明[图 1(b)], 全磷和碱性磷酸酶对土壤全氮及氮素组分变异的解释率达到了极显著水平(P < 0.01), 脲酶达到了显著水平(P < 0.05).
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SWC为含水量, Sand为砂粒, Silt为粉粒, Clay为黏粒, EC为电导率, SOC为有机碳, TP为全磷, Inv为蔗糖酶, Cat为过氧化氢酶, Ure为脲酶, Acp为酸性磷酸酶, Alp为碱性磷酸酶, AAN为酸解性铵态氮, ASN为氨基糖态氮, ANN为氨基酸态氮, HUN为未知态氮, NHN为非酸解态氮, NO3--N为硝态氮, NH4+-N为铵态氮, TN为全氮, 下同；*表示P < 0.05, **表示P < 0.01 图 1 土壤氮素组分与环境因子冗余分析及环境因子对氮素组分贡献率 Fig. 1 Redundancy analysis of soil nitrogen components and environmental factors and the contribution of environmental factors to nitrogen components |
Mantel检验分析表明(图 2), 有机氮组分中的酸解性铵态氮和氨基酸态氮与碱性磷酸酶具有显著相关性, 非酸解氮与全磷含量具有显著相关性, 氨基糖态氮和未知态氮与环境因子没有显著相关性.无机氮组分中, 硝态氮和碱性磷酸酶之间具有显著的相关性, 铵态氮与各环境因子之间均没有显著相关性；而全氮与砂粒、粉粒、全磷、脲酶和碱性磷酸酶之间均表现出极显著的相关性.总体来看, 研究区土壤氮素组分变化主要受全磷和碱性磷酸酶影响.
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矩形为土壤环境因子的相关性热图, 不同颜色的连线表示环境因子和氮素组分之间相关性显著性水平的差异, 其中橘黄色连线表示极显著相关(P < 0.01), 淡绿色连线表示显著相关(P < 0.05), 灰色连线表示无显著相关性. 图 2 土壤氮素组分和环境因子的Mantel检验分析 Fig. 2 Mantel test analysis of soil nitrogen components and environmental factors |
茶树种植过程中修剪、施肥等管理措施会影响土壤理化性质.本研究表明, 随着植茶年限的增加, 茶园土壤粉粒含量显著增加, 而砂粒和黏粒含量有所降低, 说明多年的茶树种植影响了土壤的质地结构.黏粒含量的降低, 可能是由于茶园土壤常年施肥, 加剧土壤酸化, 增加了金属阳离子和硝酸盐的淋溶, 从而影响了微团聚体和黏粒的形成[15], 导致土壤板结.高龄茶园土壤的粉粒含量显著高于耕地和林地, 可能是因为茶园土壤的植被覆盖度较高, 且茶园土壤长期处于免耕状态, 受人为干扰较少, 茶树凋落物在微生物的作用下形成腐殖质, 并产生各种有机酸富集在土壤表层, 促进土壤颗粒的细化, 使得粉粒含量增加[16].茶园土壤pH随植茶年限增加而不断降低, 可能和施肥以及茶树凋落物归还土壤有关[17].耕地地表植被的凋落物较少, 土壤酸化程度低[18]；而茶园由于每年需要多次修剪, 地表的凋落物较多, 且凋落物中含大量的单宁、树脂和木质素等物质, 其分解可产生酸性物质[19], 从而导致茶园土壤酸性加强.植茶50 a和70 a土壤有机碳含量低于植茶30 a, 与He等[20]的研究结果相同, 原因可能是高龄茶树进入衰退期, 根系分泌的有机物质大量减少, 影响了茶园土壤微生物的活性和数量, 从而导致了高龄茶园土壤有机碳含量的降低[21].茶园土壤有机碳含量显著低于林地, 可能是由于林地表层长期有大量的枯枝落叶, 其上生长的植物根系较为发达, 根系的腐烂物和分泌物也更多, 导致土壤有机碳含量不断增加[22].茶园土壤全磷含量随着植茶年限的增加而增加, 可能和长期的施肥管理[23]以及磷元素本身较为稳定的特性有关.高龄茶园土壤常年施肥且处于免耕状态, 土壤环境较为稳定, 土壤养分损失较少, 导致全磷含量增加且显著高于耕地和林地.另外, 土壤全磷含量变化可能与土壤粒径组成有关, 本研究发现土壤全磷与砂粒含量呈显著负相关, 与粉粒含量显著正相关.这可能是因为土壤粒径细化增强了土壤团聚体的稳定性, 从而有利于土壤磷含量的保持[24].
土壤酶活性作为催化剂, 参与了土壤生态系统中大多数的生物化学过程[25], 被认为是评价土壤肥力的重要指标[6].过氧化氢酶可以分解过氧化氢, 其活性强弱可以反映土壤呼吸强度[26].有研究表明, 过氧化氢酶活性与全氮含量具有显著的正相关性, 氮素含量的提升能够直接促进过氧化氢酶活性的提高[27].本研究中, 茶园土壤过氧化氢酶活性随着植茶年限的增加而增加, 可能是由于大量施加氮肥, 增加了土壤氮素含量, 促进了过氧化氢酶活性的提高.另外, 有研究发现过氧化氢酶与黏粒含量呈显著负相关；可能是因为土壤黏粒含量的降低, 增强了土壤微团聚体的稳定性和通气性, 从而导致过氧化氢酶活性增加[28].耕地土壤过氧化氢酶活性显著高于林地和茶园, 可能和土壤的翻耕以及土壤含水量有关.林地和茶园土壤长期处于免耕状态, 而耕地土壤的翻耕能够增加土壤的孔隙度和通气性, 促进土壤的呼吸作用；另外, 土壤含水量与过氧化氢酶活性之间具有显著的正相关性, 说明含水量的增加能够提高土壤酶活性, 这与前人研究的结论一致[25].土壤蔗糖酶直接参与土壤碳素循环, 与土壤有机质代谢及氮磷含量密切相关[29].茶园土壤蔗糖酶活性随着植茶年限的增加呈现出降低的趋势, 可能是由于多年植茶, 土壤pH不断降低, 形成强酸性的土壤环境, 对蔗糖酶活性产生抑制作用.另外, 土壤有机碳与蔗糖酶活性之间具有正相关性(图 2), 高龄茶园土壤有机碳含量的降低, 直接影响了蔗糖酶活性[30].土壤脲酶能够促进有机氮向活性有效氮的转变, 在提高氮素的利用率和促进氮素循环过程中具有重要意义[31].茶园土壤脲酶活性随植茶年限的增加而增加, 而全氮与脲酶活性之间存在极显著的相关性(图 2), 说明茶园土壤大量施加氮肥, 促进了土壤脲酶活性的提高, 与前人的研究结论一致[32].茶园土壤脲酶活性显著高于林地, 可能是由于茶树生长旺盛, 归还土壤凋落物较多, 增加了土壤微生物的营养来源, 使土壤微生物量增加, 促进土壤脲酶活性提高[33].磷酸酶的活性高低直接决定了土壤中磷盐的转化利用率[34].茶园土壤磷酸酶活性高于林地, 可能是因为茶园土壤养分充足, 土壤细菌和真菌种类丰富, 而磷酸酶主要来自于土壤细菌分泌物, 使得茶园土壤磷酸酶活性较高[35].随着植茶年限的增加, 茶园土壤酸性磷酸酶活性没有发生显著变化, 而碱性磷酸酶活性随植茶年限的增加表现出先增加后降低的趋势, 这可能和高龄茶园强酸性的土壤环境对碱性磷酸酶活性的抑制作用有关[36].
3.2 植茶年限对土壤氮素组分的影响植茶年限对茶园土壤全氮含量及氮素组分的影响和茶园的经营管理措施有关[37], 如茶园的灌溉、修剪和施肥等措施会影响土壤理化性质、酶活性特征以及微生物群落结构, 从而对全氮含量和氮素组分产生影响[38].不同植茶年限茶园土壤全氮含量增加, 可能和茶园连续多年施加氮肥以及免耕措施有关.代依涵等[39]研究发现, 施加氮肥能明显提升茶园土壤全氮含量.研究区高龄茶园在多年施肥的影响下, 向土壤输入的氮量不断增加.另外, 茶树种植以后, 土壤长期处于免耕状态, 提高了土壤团聚体的稳定性, 可以保护有机质不受微生物分解, 促进土壤中氮的积累[40].氮素组分的变化对土壤中氮的有效性有重要影响[41], 土壤有机氮能够直接决定土壤的潜在供氮能力, 是土壤中矿质氮的源和库, 也是土壤氮素循环的重要控制因素[42].本研究表明, 茶园土壤有机氮组分含量均随植茶年限增加而增加；其中以酸解性铵态氮、氨基酸态氮和未知态氮最为显著, 这可能和茶园大量施加氮肥及有机肥有关.姜慧敏等[43]研究表明, 土壤施加氮肥后, 氮素会首先转化为酸解性铵态氮和氨基酸态氮, 这与本研究结果相同.另外, 土壤中的酸解性铵态氮和氨基酸态氮容易被矿化, 而未知态氮的矿化速率较低, 导致其在土壤中大量累积[44].茶园土壤酸解性铵态氮、未知态氮和非酸解氮含量显著高于林地, 可能是林地改为茶园后, 由于土壤通气性能的改善, 土壤有机质矿化和腐殖化过程受到影响, 导致土壤有机质发生变化, 促进土壤有机氮向酸解氮的转化[45]；另外, 茶园每年向土壤归还大量的凋落物, 增加了土壤微生物的养分来源, 导致土壤微生物量增加, 提高土壤脲酶活性, 从而影响土壤有机氮含量[33].土壤无机氮是反映土壤质量和植物生长状况的关键指标, 可以反映土壤氮素的供应能力[46].研究区土壤硝态氮和铵态氮含量随植茶年限的增加而增加, 可能与茶园长期施用大量的尿素有关, 大量无机氮肥的施用直接导致土壤铵态氮和硝态氮含量的增加, 与前人的研究结论一致[47].另外, 茶树具有喜铵厌硝的特性, 硝态氮不易被茶树吸收利用, 从而导致土壤中硝态氮的累积.耕地土壤硝态氮含量显著高于林地和茶园, 可能和土壤含水量有关.相关研究表明, 除硝态氮肥的施用外, 土壤硝化和矿化能力是土壤硝态氮产生和累积的关键[48]；而耕地土壤含水量较高, 土壤通气性变差, 可能会增强反硝化过程和削弱硝化过程, 导致耕地土壤硝态氮含量的变化[49].
3.3 茶园土壤氮素组分与环境因子关系土壤氮素组分的变化受生物因素和非生物因素共同作用.本研究发现, 砂粒、粉粒、全磷、脲酶和碱性磷酸酶与全氮之间都具有极显著的相关性(图 2).其中, 土壤粒径的变化(砂粒减少和粉粒增加)会导致土壤颗粒逐渐细化, 形成稳定的土壤团聚体, 减少微生物分解有机物造成的氮素损失[50].氮肥的施加能够提高土壤脲酶活性, 而脲酶活性的提高, 能够加快尿素的分解, 给土壤提供更多的速效氮, 从而影响土壤全氮含量[51].全磷和碱性磷酸酶对全氮的影响, 可能是在碱性磷酸酶的驱动下, 土壤全磷含量增加, 而磷含量的累积能够增加微生物数量, 促进土壤有机质和凋落物的分解, 提高土壤脲酶活性, 加快土壤氮素循环[52], 从而影响土壤全氮含量.另外, 土壤碳氮磷元素的循环过程是相互耦合的, 全磷含量的增加可能会影响土壤生态系统碳氮磷的生态化学计量特征, 导致土壤碳磷比和氮磷比降低, 增加土壤微生物的生长速度和微生物生物量[53], 增强土壤氮矿化、氮硝化和反硝化作用[54], 从而对土壤氮组分产生影响.研究区土壤有机氮组分与全磷和碱性磷酸酶显著相关, 而全磷与碱性磷酸酶以及粉粒显著正相关, 说明碱性磷酸酶活性以及土壤粉粒含量的增加, 可能会提升土壤全磷含量, 影响土壤碳氮磷生态化学计量比, 加快土壤氮素转化, 提高土壤有机氮含量[55].另外, 茶树凋落物和修剪叶被分解以后, 能够丰富土壤微生物的营养来源, 增加土壤微生物数量, 促进微生物对氮素的矿化和吸收利用, 减少茶园土壤氮素损失[56].Sun等[57]研究发现土壤呼吸作用、铵态氮和硝态氮含量与土壤氮磷比和碳磷比之间存在显著负相关性；研究区土壤硝态氮和碱性磷酸酶活性之间存在显著相关性, 而碱性磷酸酶与脲酶、全磷、有机碳之间具有正相关性, 说明土壤碳、磷含量的增加, 可能会提高土壤碱性磷酸酶活性, 刺激土壤元素循环, 导致土壤碳磷比和氮磷比下降, 促进土壤的呼吸作用, 增加土壤硝态氮含量, 这与前人研究的结论一致[58].综合来看, 随着植茶年限的增加, 土壤粒径逐渐细化, 导致土壤养分含量和酶活性发生变化, 从而对土壤氮素组分产生影响.
4 结论(1) 随着植茶年限的增加, 粉粒、全磷、脲酶和过氧化氢酶活性显著增加, 碱性磷酸酶活性先增加后降低, 砂粒、黏粒、pH、电导率、有机碳和蔗糖酶活性降低.与对照组相比, 茶园土壤含水量和pH显著低于耕地, 黏粒和酸性磷酸酶活性显著高于林地, 土壤有机碳含量显著低于林地(P < 0.05).
(2) 随着植茶年限的增加, 酸解性铵态氮、氨基酸态氮和硝态氮含量显著增加, 且茶园土壤全氮、酸解性铵态氮、未知态氮和非酸解氮含量显著高于林地(P < 0.05).
(3) 冗余分析和Mantel检验分析综合表明, 全磷、碱性磷酸酶和脲酶是研究区土壤氮素组分变化的显著影响因子(P < 0.05).土壤粒径的变化会导致土壤养分含量和酶活性的变化, 从而对土壤氮素组分产生影响.
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