三氯異氰尿酸對馬鈴薯連作障礙土壤微生物群落組成的影響①

周 楊，石思雨，司友濤，馬紅亮，高 人，尹云鋒*

三氯異氰尿酸對馬鈴薯連作障礙土壤微生物群落組成的影響①

周 楊1,2，石思雨1,2，司友濤1,2，馬紅亮1,2，高 人1,2，尹云鋒1,2*

(1 福建師范大學地理研究所，福州 350007；2 福建師范大學福建省植物生理生態重點實驗室，福州 350007)

采用盆栽試驗，選擇三氯異氰尿酸(TCCA)為土壤消毒劑，研究不同施用量TCCA對馬鈴薯連作障礙土壤微生物群落組成的影響。TCCA施用量設置分別為：0(CK)，30 kg/hm2(S30)，60 kg/hm2(S60)和120 kg/hm2(S120)。結果表明：與CK處理相比，S60和S120處理顯著提高土壤pH(<0.05)，分別提高0.15個和0.26個單位；顯著增加土壤可溶性有機碳含量 (<0.05)，增幅分別為30.4% 和83.5%；顯著提高土壤銨態氮含量(<0.05)，分別提高3.3倍和9.7倍。同時，S60和S120處理顯著影響了土壤微生物優勢菌屬的相對豐度(<0.05)。與CK處理相比，在門水平上，S60和S120處理下土壤變形菌門(Proteobacteria)的增幅達55.3% 和85.9%，子囊菌門(Ascomycota)的增幅達16.7% 和35.1%；在屬水平上，S60和S120處理下顯著降低馬鈴薯致病菌鏈霉菌屬()的相對豐度(<0.05)，降幅達35.7% 和57.1%。主坐標(PCoA)分析表明，S60和S120處理與CK處理的細菌和真菌的群落結構截然不同。除了TCCA直接殺菌的影響，冗余分析(RDA)顯示，土壤pH和銨態氮含量亦是影響微生物群落組成變化的關鍵因子。

三氯異氰尿酸；馬鈴薯；連作障礙；微生物群落組成；病原菌

馬鈴薯(L.)是世界四大糧食作物之一，而中國是馬鈴薯生產第一大國[1]。據統計，我國馬鈴薯年種植面積達500多萬 hm2，年產量約為9 193.8萬 t[2]。由于土地面積有限，馬鈴薯連作栽培現象普遍。長期連作導致作物根際微生物群落結構發生變化，羅爾斯通菌屬()和鐮刀菌屬()等致病菌增多，芽孢桿菌屬()和生赤殼屬()等有益菌減少，土壤從“細菌型”轉變為“真菌型”，土壤微生物群落結構失衡嚴重，阻礙了馬鈴薯產業的健康發展[3]。土壤微生物群落和數量變化不僅能反映能量代謝的程度，還能反映土壤肥力狀況[4]。因此，有益微生物減少、病原微生物富集及其所引起的微生物群落失衡被認為是連作障礙的主要因素之一[5-6]，亟需一種能夠快速高效殺滅病原菌改善連作土壤微生物區系的方法。化學消毒劑已在世界范圍內廣泛應用于防治作物連作障礙[7]，如棉隆、氯化苦、威百畝、石灰氮等常用作熏蒸劑來殺滅土壤病原菌[8]。胡洪濤等[2]研究表明，棉隆與青霉菌聯合施用使假單胞菌屬()等有益菌屬的豐度顯著提升，而致病菌鏈霉菌屬()豐度顯著降低，土壤微生物群落組成發生變化，對馬鈴薯瘡痂病有較好的防控效果。賈喜霞等[9]施用石灰氮進行土壤熏蒸，發現土壤中真菌數量顯著降低，而細菌數量沒有顯著變化，使土壤維持著較高的細菌和真菌比例，可有效緩解連作障礙。

連作土壤熏蒸(消毒或滅菌)后盡管能在短期內大量抑制或殺死土壤中的致病微生物，但由于熏蒸劑施用量和作用強度大，土壤中的有害微生物或線蟲等被殺死的同時，一些對于作物生長有益的微生物類群同樣也被殺死，微生物群落結構改變程度較大，間接導致了土壤微生物區系的不均衡，以及有益菌和致病菌在種群和個體數量上的相對變化[10-11]。例如，Li等[12]研究發現，連續兩年使用氯化苦熏蒸顯著降低了細菌和真菌群落的多樣性和豐度，放線菌、芽孢桿菌等優勢菌群和土傳病原菌數量均顯著減少。此外，長期使用一種熏蒸劑，還存在藥物殘留和生態安全風險[13]。三氯異氰尿酸(Trichloroisocyanuric acid，TCCA) 作為一種強氧化劑和氯化劑，具有高效、廣譜、較為安全的消毒特點，對細菌、病毒、真菌等都有殺滅作用[14]。作為消毒劑，TCCA已在水稻、棉花、辣椒、煙草等作物上用于多種病害的防治，但在馬鈴薯連作障礙土壤修復上較為少見，施用TCCA后土壤微生物群落如何變化尚未可知。為此，本研究以馬鈴薯連作障礙土壤為研究對象，通過盆栽試驗，結合高通量測序技術，探討不同施用量TCCA消毒劑對連作障礙土壤微生物群落組成的影響，以期為退化土壤恢復和農業可持續發展提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤于2020年11月中旬采自黑龍江省大慶市馬鈴薯連作地塊。采集后的鮮土挑出石塊、根系等雜物，過5 mm篩備用。土壤基本性質為：pH 5.56，速效鉀(AK) 130.2 mg/kg，堿解氮(AN) 44.23 mg/kg，速效磷(AP) 86.81 mg/kg，全碳(TC) 10.52 g/kg，全氮(TN) 1.28 g/kg。供試藥劑為有效氯含量為42% 的三氯異氰尿酸(TCCA)可濕性粉劑，供試種薯由黑龍江馬鈴薯生產基地提供。

1.2 試驗設計

采用盆栽試驗，地點位于福建師范大學長安山(26°02′11″N,119°18′03″E)。試驗設置4個處理，分別為：①CK：不施TCCA；②S30：TCCA 30 kg/hm2；③S60：TCCA 60 kg/hm2；④S120：TCCA 120 kg/hm2，每個處理3次重復。將5.7 kg鮮土(含水量140.9 g/kg)混合均勻裝入花盆(直徑25 cm，高25 cm)，于2020年11月28日進行一次消毒處理。TCCA以溶液形式均勻噴灑在土壤表面，直到下滲到土層底部，CK處理噴灑等量水。消毒后于2021年1月21日栽入發芽程度一致的種薯，定期檢查馬鈴薯幼苗生長狀況，去除雜草，補充水分，更換花盆位置，減少環境因素的干擾。2021年4月22日進行第二次土壤消毒處理，2021年5月17日進行破壞性土壤取樣，挑去植物殘體和根系后用網格法取樣并裝入自封袋內。鮮土過2 mm尼龍網篩后一部分置于4 ℃冰箱保存，一部分進行風干處理，一部分置于 –80 ℃冰箱保存用于DNA提取及微生物測定。

1.3 測定方法

1.3.1 土壤基本性質測定 土壤pH采用便攜式pH計(Mettler FE28，上海)測定，水土比(/)為2.5∶1；可溶性有機碳(DOC)用總有機碳分析儀(TOC- VCPH/CPN，Shimadzu，日本)測定，水土比(/)為2∶1；銨態氮(NH4+-N)和硝態氮(NO3–-N)用2 mol/L的KCl溶液浸提，水土比(/)為4∶1，用連續流動分析儀(Skalar san++，荷蘭)測定；全碳(TC)和全氮(TN)采用元素分析儀(Elementar Vario EL III，德國)測定；堿解氮(AN)采用堿解–擴散法測定；速效磷(AP)采用鉬銻抗比色法，用HCl-NH4F浸提，分光光度計(WFJ721，上海光譜)測定；速效鉀(AK)采用CH3COONH4浸提，火焰光度計(FP6410，上海欣益)測定。

1.3.2 DNA提取及高通量測序 使用OMEGA M5635-02 Soil DNA Kit試劑盒提取土壤DNA，使用NanoDrop NC-2000分光光度計(Thermo Scientific，Wilmington，DE，美國)測定DNA的質量，利用1.2%瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA提取質量，使用引物338F(5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3′)和806R (5′GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)對細菌V3 ～ V4高變域進行PCR擴增。利用引物ITS5(5′-GGAA GTAAAAGTCGTAACAAGG-3′)和ITS2(5′-GCTGCG TTCTTCATCGATGC-3′)對真菌ITS1區進行PCR擴增。PCR反應體系為25 μl；反應條件為：98 ℃預變性2 min；98 ℃變性15 s，55 ℃復性30 s，72 ℃延伸30 s，共25個循環；72 ℃延伸5 min，反應結束，產物混勻后通過2.0% 的瓊脂糖凝膠電泳檢測[15]。擴增完畢后采用Illumina公司的TruSeq Nano DNA LT Library Prep Kit制備測序文庫，采用Illumina NovaSeq平臺對DNA片段進行雙端(Paired-end)測序。土壤微生物總DNA提取和測序委托上海派森諾生物科技有限公司完成。

1.4 數據分析

下機數據經QIIME2(Ver 1.8.0)軟件進行去引物、過濾、去噪、拼接和去嵌合體等步驟，最終得到有效序列。使用DADA2質控后產生的每個去重的序列為ASV(Amplicon Sequence Variants, ASV)，采用QIIME2的classify-sklearn算法對于每個ASV的特征序使用預先訓練好的Naive Bayes分類器進行物種注釋，得出物種分類水平[16]。細菌16S rRNA基因對比數據庫為Greenge-nes，真菌ITS序列選用UNITE，最后對采用QIIME2的qiime feature-table rarefy功能進行抽平，抽平深度設為最低樣本序列量的95%。通過對抽平后的ASV進行統計，細菌16S rRNA共得到333 156條序列，真菌ITS共得到713 424條序列。

采用Excel 2019和SPSS 19.0進行數據處理和統計分析，采用單因素方差分析比較處理間的差異顯著性(LSD檢驗，<0.05)。采用Origin 2019繪制群落結構組成圖，用R 4.1版本中vegan包和ggplot 2包繪制主坐標分析圖，用Canoco 5.0繪制冗余分析圖。

2 結果與分析

2.1 土壤基本性質

由表1可知，相較CK處理，S30處理對土壤pH和DOC含量均無顯著影響，而S60和S120處理顯著提高了土壤pH(<0.05)，分別升高了0.15個和0.26個單位；DOC含量亦顯著增加，分別增加了30.4%和83.5%。與CK相比，S30、S60和S120處理未顯著影響土壤TC、TN、AK、AN和AP的含量，但S60和S120處理顯著增加了土壤NH4+-N含量(<0.05)，分別提高了3.3倍和9.7倍，S120處理顯著降低了土壤NO3–-N含量(<0.05)，降低了56.4%。

表 1 不同處理的土壤基本性質

注：表中數據為平均值±標準差，同行不同小寫字母表示處理間差異顯著(<0.05)。

2.2 土壤微生物群落組成

在細菌門水平上(圖1A)，土壤中豐度較高的細菌群落為變形菌門(Proteobacteria)、放線菌門(Actinobacteriota)、厚壁菌門(Firmicutes)、嗜酸菌門(Acidobacteriota)、芽單胞菌門(Gemmatimonadota)和綠彎菌門(Chloroflexi)。與CK處理相比，S60和S120處理顯著增加了變形菌門的相對豐度(<0.05)，分別提高了55.3% 和85.9%，同時還增加了厚壁菌門、嗜酸菌門和芽單胞菌門的相對豐度，但差異未達顯著水平；顯著降低了放線菌門的相對豐度(<0.05)，分別降低了35.2% 和52.3%(<0.05)。在真菌門水平上(圖1B)，子囊菌門(Ascomycota)、擔子菌門(Basidiomycota)、毛霉菌門(Mucoromycota)、壺菌門(Chytridiomycota)和Zoopagomycota是土壤中豐度較高的真菌群落，相對豐度為71.8%、13.5%、5.3%、0.1% 和0.1%。相較于CK處理，S30、S60和S120處理均顯著增加了子囊菌門的相對豐度，分別提高了14.3%、16.7% 和35.1%，且S120處理與S30和S60處理的差異達顯著水平(<0.05)。

(圖中相對豐度在每個處理中均小于1% 的物種，合并為“Others”，下同)

在細菌屬水平上(圖2A)，與CK處理相比，S60和S120處理顯著增加了羅丹桿菌屬()的相對豐度(<0.05)，分別提高了2.2倍和3.4倍；顯著增加了竹桿菌屬()的相對豐度(<0.05)，分別提高了2.4倍和2.3倍；顯著降低了鏈霉菌屬()的相對豐度(<0.05)，分別降低了35.7% 和57.1%；均增加了芽孢桿菌屬()和假單胞菌屬()的相對豐度，但差異未達顯著水平。在真菌屬水平上(圖2B)，相較于CK處理，S60和S120處理顯著降低了、被孢霉菌屬()和菌屬的相對豐度(<0.05)，但S120處理顯著提高了木霉菌屬()的相對豐度(<0.05)。

圖2 土壤細菌(A)和真菌(B)屬水平相對豐度

細菌群落主坐標分析(PCoA)結果表明，提取兩個主成分的方差累積貢獻率為35.1%(圖3A)。在PC1軸上，S30與CK處理聚在一起，而S60和S120處理與CK處理明顯分離，說明S30與CK處理細菌群落結構相似，而S60和S120處理與CK處理的細菌群落結構差異較大。真菌群落PCoA分析顯示，PC1和PC2的累積貢獻率為69.2%(圖3B)，在PC1軸上，S30與CK處理聚集在一起，而S60和S120處理與CK處理明顯分離，亦說明S30與CK處理真菌群落結構相似，而S60和S120處理與CK處理的真菌群落結構差異較大。

2.3 土壤微生物群落組成與基本性質的關系

以土壤基本性質指標為解釋變量，以優勢菌門和屬的相對豐度為響應變量進行冗余分析(RDA)。結果表明，在門水平上，兩個主軸的特征值分別為89.7% 和7.3%(圖4A)。各優勢菌門對環境因子的敏感性不同，主要受土壤pH和NH4+-N含量的影響，土壤pH與變形菌門(Proteobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、嗜酸菌門(Acidobacteriota)、芽單胞菌門(Gemmatimonadota)和子囊菌門(Ascomycota)相對豐度呈正相關關系，與放線菌門(Actinobacteriota)相對豐度呈負相關關系。此外，變形菌門、厚壁菌門、嗜酸菌門、芽單胞菌門和子囊菌門相對豐度與DOC、AK、AN和NH4+-N含量均呈正相關關系，與NO3–-N含量呈負相關關系；放線菌門相對豐度與DOC、AK、AN和NH4+-N含量呈負相關關系，與NO3–-N含量呈正相關關系。在屬水平上，兩個主軸的特征值分別為88.0% 和6.7%(圖4B)，土壤NH4+-N含量和pH是影響其群落結構變化的關鍵因子。羅丹桿菌屬()和木霉菌屬()相對豐度與pH、DOC和NH4+-N含量呈正相關，與NO3–-N含量呈負相關；鏈霉菌屬()相對豐度與pH、DOC和NH4+-N含量呈負相關，與NO3–-N含量呈正相關。

圖3 基于ASV水平土壤細菌(A)與真菌(B)的主坐標分析

圖4 優勢菌門(A)和屬(B)與土壤基本性質的冗余分析

3 討論

3.1 施用TCCA對土壤微生物群落組成的影響

本研究中，土壤細菌群落以放線菌門、變形菌門、厚壁菌門、嗜酸菌門、芽單胞菌門和綠彎菌門為主。S60和S120處理降低了放線菌門的相對豐度，但顯著提高了變形菌門的相對豐度使其成為優勢菌門，同時還提高了厚壁菌門、嗜酸菌門和芽單胞菌門的相對豐度，表明施用TCCA可以增加某些有益菌門的相對豐度。研究表明，放線菌門不僅是有機物的分解者，還可以抑制土傳病害的病原體[17]。變形菌門能參與土壤養分、循環促進土壤肥力發展和作物養分的轉化[18]。厚壁菌門細胞壁中肽聚糖含量高，大多可產生芽孢，借以抵抗脫水和極端環境，同時還能降解蛋白質、纖維素等大分子化合物[19]。嗜酸菌門被認為具有廣泛的代謝和遺傳功能，能表達多種活性轉運蛋白，降解結冷膠并產生胞外多糖[20]。芽單胞菌門是有效的生物防治劑，可以產生抗生素，減少土傳病害[21]。本研究中，真菌群落以子囊菌門、擔子菌門和毛霉菌門為主，且3個TCCA處理均顯著增加了子囊菌門的相對豐度。子囊菌門是土壤中的主要分解者[22]，它可以通過對作物殘體的分解釋放無機養分[23]。在細菌屬水平上，S60和S120處理顯著降低了鏈霉菌屬的相對豐度，增加了假單胞菌屬和芽孢桿菌屬的相對豐度。鏈霉菌屬為馬鈴薯連作障礙常見致病菌，可引起馬鈴薯瘡痂病[24]；假單胞菌屬能分泌多種類型的抗生素，可抑制病原菌的生長，促進植物生長[25]；而芽孢桿菌屬可作為生物控制劑，抑制土傳微生物，減少土傳病害[26]。在真菌屬水平上，S120處理中木霉菌屬的相對豐度顯著增加。張亞玲等[27]研究發現，木霉菌與殺菌劑聯用對水稻紋枯病的防治有一定效果，木霉菌屬也是對水稻紋枯病防治應用研究較多的真菌，它通過產生小分子抗生素和大分子抗菌蛋白或胞壁降解酶來抑制病原菌的生長、繁殖和侵染。

3.2 土壤微生物群落組成變化的影響因素

土壤微生物群落是評估土壤質量和指示土壤環境變化的重要指標[28]。本研究中，S30處理對土壤微生物群落組成的影響并不明顯，但S60和S120處理顯著改變了微生物群落組成，其原因在于高量TCCA施用后在土壤溶液中分解形成次氯酸可直接毒殺某些微生物，從而影響了微生物的群落組成。此外，微生物群落組成亦受土壤pH、有機質和養分含量、質地、溫度、水分條件等土壤理化性質的影響[29]。本研究中，S60和S120處理的土壤pH、DOC和NH4+-N含量顯著升高。在門水平上，土壤pH和NH4+-N含量是微生物群落組成變化的關鍵因子。Liu等[30]研究發現，土壤pH是影響嗜酸菌門的關鍵因子之一，嗜酸菌的豐度隨土壤pH增加而降低。本研究結果與之不同，可能是因為微生物分泌胞外酶的最適合pH存在差異所致。pH影響著土壤中多種微生物的活動過程，而DOC可為微生物提供碳源參與土壤碳循環[31]，因此土壤pH、DOC含量與細菌豐度有一定的關聯。本研究也證實了細菌中的變形菌門、厚壁菌門、嗜酸菌門和芽單胞菌門與土壤pH、DOC含量呈正相關關系。已有研究表明，土壤消毒(熏蒸)處理后NH4+-N含量會增加[32]，這是因為土壤中的NH4+-N會在氨氧化細菌和硝化細菌的作用下轉化為NO3–-N[33]，但是消毒處理會抑制土壤硝化過程，而消毒處理后的大量微生物殘體也很容易被分解從而增加土壤NH4+-N含量[34]。在土壤中，除自氧硝化細菌外，還有一些異氧微生物亦能參與硝化過程，而放線菌作為腐生異氧菌也參與其中。在本研究中，S60和S120處理均顯著降低了放線菌門的相對豐度，顯著增加了NH4+-N含量，這表明TCCA消毒后會抑制土壤硝化作用，而RDA分析也證實了這一點，即放線菌與NH4+-N含量呈負相關關系。研究表明，子囊菌門能在多種類型土壤中作為優勢菌門存在，且在偏酸性土壤中大量存在[35]，而土壤中反硝化真菌90% 屬于子囊菌門[36]，它們可將NO3–-N還原為N2O，從而降低土壤NO3–-N含量。本研究結果也證實，在不同處理中子囊菌門均為優勢菌門，且與NO3–-N含量呈負相關關系。在屬水平上，土壤NH4+-N含量和pH亦是影響群落組成的關鍵因子，并且土壤pH、NH4+-N和DOC含量與鏈霉菌屬相對豐度呈負相關，與木霉菌屬相對豐度呈正相關。本研究中鏈霉菌屬的相對豐度顯著降低，很可能是土壤pH和NH4+-N含量升高所致。木霉菌作為一種反硝化菌屬廣泛存在于有機質豐富的土壤中[37]，它對消毒劑敏感性低，甚至可以降解消毒劑。研究表明，土壤消毒后木霉菌屬通常為主導菌屬，這是因為消毒劑對其繁殖具有一定的刺激作用，它可以產生很強的化學毒素來殺滅病原菌[38]。本研究亦發現，隨著TCCA施用量的增加，木霉菌屬相對豐度呈明顯的上升趨勢。

4 結論

施用TCCA可作為馬鈴薯連作障礙土壤的防控措施之一，60 kg/hm2或120 kg/hm2施用的效果較為明顯，不僅增加了土壤變形菌門、厚壁菌門和嗜酸菌門等有益菌的相對豐度，亦顯著降低了致病菌鏈霉菌屬的相對豐度，顯著改變了微生物群落結構；同時，土壤pH、DOC和NH4+-N含量亦有顯著變化。除了TCCA直接殺菌作用，土壤pH和NH4+-N含量亦是影響微生物群落組成改變的關鍵因素。當然，TCCA施用對馬鈴薯連作障礙土壤的修復效果還需要田間試驗的進一步驗證。

[1] 劉羽, 劉富強, 李文剛, 等. 微肥對馬鈴薯產量、品質、薯皮超微結構及塊莖耐貯性的影響[J]. 中國馬鈴薯, 2018, 32(6): 351–357.

[2] 胡洪濤, 朱志剛, 周榮華, 等. 不同處理對蛭石栽培的微型薯瘡痂病防控效果及其微生態效應分析[J]. 華中農業大學學報, 2021, 40(4): 72–79.

[3] 劉星, 張書樂, 劉國鋒, 等. 土壤生物消毒對甘肅省中部沿黃灌區馬鈴薯連作障礙的防控效果[J]. 應用生態學報, 2015, 26(4): 1205–1214.

[4] 侯乾, 王萬興, 李廣存, 等. 馬鈴薯連作障礙研究進展[J]. 作物雜志, 2019, 35(6): 1–7.

[5] 侯慧, 董坤, 楊智仙, 等. 連作障礙發生機理研究進展[J]. 土壤, 2016, 48(6): 1068–1076.

[6] 盧維宏, 張乃明, 包立, 等. 我國設施栽培連作障礙特征與成因及防治措施的研究進展[J]. 土壤, 2020, 52(4): 651–658.

[7] Rokunuzzaman M, Hayakawa A, Yamane S, et al. Effect of soil disinfection with chemical and biological methods on bacterial communities[J]. Egyptian Journal of Basic and Applied Sciences, 2016, 3(2): 141–148.

[8] 程鴻燕, 張大琪, 黃斌, 等. 微生物菌肥對熏蒸劑處理后土壤微生態的影響研究進展[J]. 農藥學學報, 2020, 22(5): 734–741.

[9] 賈喜霞, 師桂英, 呂海龍, 等. 土壤熏蒸-微生物有機肥聯用緩解設施茄子連作障礙的土壤生物化學效應研究[J]. 甘肅農業大學學報, 2019, 54(3): 84–92.

[10] Klose S, Acosta-Martínez V, Ajwa H A. Microbial community composition and enzyme activities in a sandy loam soil after fumigation with methyl bromide or alternative biocides[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2006, 38(6): 1243–1254.

[11] Mowlick S, Inoue T, Takehara T, et al. Changes and recovery of soil bacterial communities influenced by biological soil disinfestation as compared with chloropicrin-treatment[J]. AMB Express, 2013, 3(1): 46.

[12] Li Q J, Zhang D Q, Cheng H Y, et al. Chloropicrin alternated with dazomet improved the soil's physicochemical properties, changed microbial communities and increased strawberry yield[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 220: 112362.

[13] 王方艷, 王秋霞, 顏冬冬, 等. 二甲基二硫熏蒸對保護地連作土壤微生物群落的影響[J]. 中國生態農業學報, 2011, 19(4): 890–896.

[14] 王翔, 聶湘平, 李凱彬. 三氯異氰尿酸和環丙沙星對水生生物的急性毒性[J]. 生態科學, 2006, 25(2): 155–157+ 161.

[15] 孫倩, 吳宏亮, 陳阜, 等. 寧夏中部干旱帶不同作物根際土壤真菌群落多樣性及群落結構[J]. 微生物學通報, 2019, 46(11): 2963–2972.

[16] Bokulich N A, Kaehler B D, Rideout J R, et al. Optimizing taxonomic classification of marker-gene amplicon sequences with QIIME 2's q2-feature-classifier plugin[J]. Microbiome, 2018, 6(1): 90–106.

[17] Janvier C, Villeneuve F, Alabouvette C, et al. Soil health through soil disease suppression: Which strategy from descriptors to indicators?[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2007, 39(1): 1–23.

[18] Huang X, Dong W Y, Wang H J, et al. Biological nutrient removal and molecular biological characteristics in an anaerobic-multistage anaerobic/oxic (A-MAO) process to treat municipal wastewater[J]. Bioresource Technology, 2017, 241: 969–978.

[19] 尹萌, 孫寓姣, 李潔, 等. 生物質廢棄物發酵過程中菌群多樣性及秸稈降解菌的篩選[J]. 江蘇農業學報, 2020, 36(3): 591–598.

[20] Kielak A M, Barreto C C, Kowalchuk G A, et al. The ecology of acidobacteria: Moving beyond genes and genomes[J]. Frontiers in Microbiology, 2016, 7: 744.

[21] Hollister E B, Hu P, Wang A S, et al. Differential impacts of brassicaceous and nonbrassicaceous oilseed meals on soil bacterial and fungal communities[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2013, 83(3): 632–641.

[22] Bastian F, Bouziri L, Nicolardot B, et al. Impact of wheat straw decomposition on successional patterns of soil microbial community structure[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41(2): 262–275.

[23] Ma A Z, Zhuang X L, Wu J M, et al. Ascomycota members dominate fungal communities during straw residue decomposition in arable soil[J]. PLoS One, 2013, 8(6): e66146.

[24] 郝智勇. 馬鈴薯種薯生產中常見致病菌及殺菌劑的類型[J]. 黑龍江農業科學, 2017(5): 154–158.

[25] Ligon J M, Hill D S, Hammer P E, et al. Natural products with antifungal activity from Pseudomonas biocontrol bacteria[J]. Pest Management Science, 2000, 56(8): 688–695.

[26] Shafi J, Tian H, Ji M S. Bacillus species as versatile weapons for plant pathogens: A review[J]. Biotechnology & Biotechnological Equipment, 2017, 31(3): 446–459.

[27] 張亞玲, 唐雪婷, 王兵, 等. 木霉菌與殺菌劑聯合使用對水稻紋枯病菌的抑制效果[J]. 河南農業科學, 2021, 50(9): 96–104.

[28] 張逸飛, 徐婷婷, 韓成, 等. 不同施肥模式和地下水位條件下紅壤水稻土PLFA指紋特征[J]. 生態與農村環境學報, 2017, 33(6): 533–538.

[29] Zheng Q, Hu Y T, Zhang S S, et al. Soil multifunctionality is affected by the soil environment and by microbial community composition and diversity[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2019, 136: 107521.

[30] Liu S, Wang Z Y, Niu J F, et al. Changes in physicochemical properties, enzymatic activities, and the microbial community of soil significantly influence the continuous cropping of Panax quinquefolius L. (American ginseng)[J]. Plant and Soil, 2021, 463(1/2): 427–446.

[31] 李玲, 仇少君, 劉京濤, 等. 土壤溶解性有機碳在陸地生態系統碳循環中的作用[J]. 應用生態學報, 2012, 23(5): 1407–1414.

[32] De Neve S, Csitári G, Salomez J, et al. Quantification of the effect of fumigation on short- and long-term nitrogen mineralization and nitrification in different soils[J]. Journal of Environmental Quality, 2004, 33(5): 1647–1652.

[33] 燕平梅, 高貴喜, 曹坳程, 等. 土壤熏蒸劑對土壤硝化、反硝化作用的影響[J]. 中國生態農業學報, 2014, 22(4): 401–407.

[34] Yamamoto T, Ultra V U, Tanaka S, et al. Effects of methyl bromide fumigation, chloropicrin fumigation and steam sterilization on soil nitrogen dynamics and microbial properties in a pot culture experiment[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 2008, 54(6): 886–894.

[35] 張樹萌, 黃懿梅, 倪銀霞, 等. 寧南山區人工林草對土壤真菌群落的影響[J]. 中國環境科學, 2018, 38(4): 1449–1458.

[36] 鄧文芳, 吳佳鵬, 洪義國, 等. 真菌反硝化過程及其驅動的N2O產生機制研究進展[J]. 微生物學報, 2021, 61(6): 1551–1566.

[37] 廉華, 馬光恕, 李梅, 等. 棘孢木霉菌劑對黃瓜生理特性及產質量的影響[J]. 中國農業大學學報, 2021, 26(6): 42–52.

[38] 王寧, 郭建明, 宋兆欣, 等. 土壤消毒對土壤微生物的影響[J]. 北京農業, 2015(12): 129–130.

Effects of Tarichloroisocyanuric Acid on Soil Microbial Community Composition Under Potato Continuous Cropping Obstacle

ZHOU Yang1,2, SHI Siyu1,2, SI Youtao1,2, MA Hongliang1,2, GAO Ren1,2, YIN Yunfeng1,2*

(1 Institute of Geography, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China; 2 Fujian Provincial Key Laboratory for Plant Eco-physiology, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China)

In this study, a pot experiment was conducted to investigate the effects of different application rates of trichloroisocyanuric acid (TCCA) used as disinfectant on soil microbial community composition under potato continuous cropping obstacle. Four treatments of TCCA application rates were designed, including 0 (CK), 30 kg/hm2(S30), 60 kg/hm2(S60) and 120 kg/hm2(S120). Compared to CK, S60and S120significantly increase soil pH by 0.15 and 0.26 units (<0.05), increase soil dissolved organic carbon (DOC) content by 30.4% and 83.5% (<0.05), increase soil NH+4-N content by 3.3 and 9.7 times (<0.05), respectively. S60and S120significantly shift the relative abundance of dominant microorganism at phylum and genus levels (<0.05). Compared to CK, S60and S120increase the relative abundances of Proteobacteria and Ascomycota by 55.3% and 85.9%, 16.7% and 35.1% at the phylum level, respectively; while decrease the relative abundance of potato pathogenby 35.7% and 57.1% (<0.05) at the genus level, respectively. Principal coordinate analysis (PCoA) shows that S60and S120significantly change the community structures of bacteria and fungi compared to CK. In addition to the direct effects of TCCA, redundancy analysis (RDA) suggests that soil pH and NH+4-N content are also the key factors affecting microbial community composition.

Trichloroisocyanuric acid (TCCA); Potato; Continuous cropping obstacle; Microbial community composition; Pathogens

S532

A

10.13758/j.cnki.tr.2022.04.013

周楊, 石思雨, 司友濤, 等. 三氯異氰尿酸對馬鈴薯連作障礙土壤微生物群落組成的影響. 土壤, 2022, 54(4): 756–762.

福建省自然科學基金項目(2021J01143)和國家自然科學基金項目(31470628，31770659)資助。

(yunfengyin@163.com)

周楊(1996—)，女，湖北荊州人，碩士研究生，研究方向為土壤生態與環境。E-mail：18327850956@163.com