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雷竹Phyllostachys violascens是一种优良的笋用竹种，在浙江、安徽等省都有广泛的分布。近年来，以冬季地表覆盖和大量施肥为核心的雷竹集约栽培技术已在生产上大面积推广，为当地带来了显著的经济效益。但是，大量施肥对当地的生态环境也带来了较大风险，如氮磷养分流失、水体富营养化以及土壤污染等[1-2]。此外，雷竹林长期集约栽培也导致土壤养分大量积累、pH值大幅下降以及土壤生物学性质恶化等后果，使雷竹林提前退化，影响经济效益[3-4]。长期集约经营的雷竹林土壤微生物量碳、氮含量均显著下降[5]。对土壤微生物群落结构的分析结果表明，土壤细菌群落结构在长期集约经营后发生了较大程度的改变，且多样性指数大幅下降，其中pH值是主要的影响因子[6]。由于长期的单一经营，加上酸化严重，土壤真菌大量繁殖，土传病害也较严重。因此，施用土壤杀菌剂对于杀灭有害微生物、保护雷竹林健康可持续发展具有重要的意义。氰氨化钙又名石灰氮，是一种碱性肥料，可为土壤提供氮、钙等营养元素。因其具有较强的碱性，过去常作为酸性土壤改良剂。研究表明[7-9]：氰氨化钙可有效抑制、杀灭根结线虫，防治枯萎病、根肿病、菌核病等土传病害，解决连作障碍；补充作物生长过程中所需的钙素营养，提高作物抗逆性，改善品质[10]。作为一种具有无残留的农药和肥料双重功效的药肥，近年来氰氨化钙在设施菜地土壤的改良上已被推广使用[10]。目前，雷竹林地施用氰氨化钙改良土壤所采用的用量大多凭经验，尚没有较为合理的推荐用量。此外，施用氰氨化钙对雷竹林土壤微生物学性质，如土壤微生物生物量、土壤酶活性等的影响也没有相关报道。因此，针对退化雷竹林，研究不同施用量氰氨化钙对土壤理化性质及微生物学特性的影响，并提出建议施用量，对于评估氰氨化钙的功效和生态风险具有重要意义，同时也能为退化雷竹林改良提供重要的参考依据。
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试验地点位于浙江省临安市锦城镇金马村（30°17.551′N，119°41.520′E）。该地属中纬度北亚热带季风气候，年降水量为1 420 mm，多年平均气温为15.8 ℃，无霜期234 d，土壤为粉砂岩母质上发育的红壤土类。选择1块集约经营10 a的已退化雷竹林，该雷竹林样地坡度小于2°，土壤pH 4.1，有机质质量分数为72.1 g·kg-1，全氮2.3 g·kg-1，速效磷187.0 mg·kg-1，速效钾107.0 mg·kg-1。
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试验于2012年5月进行。供试氰氨化钙购自于宁夏大荣实业集团有限公司，商品名“荣宝”，含氮21%，氧化钙38%（质量分数）。试验设计4个氰氨化钙用量处理，即0，30，60，90，180 g · m-2。试验为随机区组设计，小区面积为2 m × 2 m，3次重复。小区之间用塑料板隔开，塑料板埋入深度为20 cm。将氰氨化钙均匀撒施于土壤表面，翻耕入土使它与表层土壤充分混合。试验期间采用常规管理。
试验开始后，在第1，3，7，14和28天进行土壤取样。采用直径为5 cm的不锈钢土钻，按照5点取样法采取各处理0～20 cm的表层土壤样品。样品采集后，立即装入自封袋带回实验室，去除大的植物残体和石块，过2 mm钢筛后，立即测定土壤微生物生物量以及土壤酶活性。
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土壤微生物量碳采用氯仿熏蒸-直接提取法[11]，对照土壤和熏蒸后土壤用0.5 mol · L-1 硫酸钾提取[m（土）∶m（水）=1∶ 5）]，滤液中碳质量分数采用TOC-VCPH有机碳分析仪测定。土壤微生物量碳质量分数以熏蒸和未熏蒸土样0.5 mol ·L-1 硫酸钾提取液中碳质量分数之差乘以系数得到。BC=2.64EC，式中EC为熏蒸土样与未熏蒸土样提取液碳质量分数之差。所有测定3次重复。
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土壤细菌及真菌呼吸比采用选择性抑制基质诱导呼吸法测定。细菌抑制剂为2 mg·g-1链霉素，真菌抑制剂为8 mg·g-1放线菌酮。在基质诱导呼吸的基础上，分别单独加入链霉素和放线菌酮以及两者同时加入，通过差减计算土壤细菌及真菌的呼吸速率[12]。基质诱导呼吸测定方法参照参考文献[13]。称取相当于10 g干土质量的鲜土，加入200 mg葡萄糖和500 mg滑石粉，充分混匀。置于22 ℃恒温培养箱中培养4～5 h后，隔1 h测定1次二氧化碳浓度，连续测定6 h，计算二氧化碳释放速率。重复3次·处理-1，气体测定不设重复。产生的二氧化碳采用气相色谱法测定。根据计算公式求得土壤微生物生物量碳质量分数（μg·g-1）参照文献[13]计算。
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土壤酶活性参考文献[14]方法测定，其中土壤脱氢酶活性采用2，3，5-氯化三苯基四氮唑（TTC）还原法测定；土壤脲酶活性采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定；土壤酸性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定；土壤蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水杨酸比色法测定。
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数据经Excel 2007整理，用SPSS 18.0软件处理试验数据，Duncun单因素方差分析比较各处理之间的差异显著性（P＜0.05）。
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氰氨化钙对不同处理的表层土壤微生物量碳质量分数的影响如图 1所示。施用氰氨化钙1 d后，低施用量的处理与不施用的对照相比没有显著差异，而90 g · m-2及180 g · m-2施用量的2个处理其土壤微生物量碳质量分数显著降低（P＜0.05），说明土壤微生物对高浓度的氰氨化钙反应非常快速。随着时间的延长，氰氨化钙处理的土壤微生物量碳急剧下降。在施用第7天时，所有处理土壤微生物量碳质量分数均显著低于对照土壤（P＜0.05），其中180 g · m-2处理土壤微生物量碳下降幅度最大，显著低于其他处理，而60及90 g · m-2处理显著低于30 g · m-2处理（P＜0.05）。在施用14 ｄ后，除了90及180 g · m-2处理土壤微生物量质量分数仍然显著低于对照外（P＜0.05），30 g · m-2施用量的处理土壤微生物量与对照相比已经没有显著差异。60 g · m-2施用量处理土壤微生物量虽然还显著低于对照（P＜0.05），但是与7 d前相比有了较为明显的增加。结果说明，氰氨化钙对土壤微生物的影响主要是体现在施用第7天内，特别是高施用量，显著降低了土壤微生物生物量。施用28 ｄ后，30及60 g · m-2施用量处理土壤微生物量碳质量分数显著高于对照，90与180 g · m-2施用量处理其微生物量碳也有了较大程度的提高。其中，90 g · m-2施用量处理显著高于180 g · m-2施用量处理（P＜0.05）。
图 1 氰氨化钙对土壤微生物量碳的影响
Figure 1. Effect of CaCN2 on soil microbial biomass C
氰氨化钙在土壤中水解后会产生单氰胺或双氰胺，对土壤动物、微生物以及部分植物具有一定的毒害作用。虽然氰氨化钙能够有效控制多种作物的土传病害[15]，但是在抑制土壤致病微生物的同时，氰氨化钙也能对其他的非致病性微生物产生影响[16]。Shi等[16]研究表明：施用氰氨化钙（＞80 g · m-2）15 d后，尽管尖孢镰刀菌Fusarium oxysporum的数量被显著抑制，但是土壤细菌、真菌及放线菌数量也同时显著降低（P＜0.05）。本研究中，土壤微生物量碳质量分数在施用氰氨化钙后快速降低，施用量越大，土壤微生物量碳降低的幅度也越大。然而，由于氰氨化钙又可以作为一种肥料，在经历了短期的分解中间产物阶段后，被继续分解成为尿素和钙，为土壤微生物提供养分。因此，施用7 d后，土壤微生物量碳质量分数逐渐回升，这与之前的结果相类似[16]。尽管180 g · m-2施用量处理中输入的氮源最多，但是推测由于前期土壤微生物受抑制程度较高，因此土壤微生物量恢复速度也相对较慢。同时，对于低施用量的处理（30 g · m-2和60 g · m-2），由于微生物受抑制程度较轻，且氰氨化钙分解后既改善了局部土壤pH值，又提供了额外的速效氮源和钙，因此土壤微生物量碳含量快速恢复并显著高于对照（28 d）（P＜0.05）。
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氰氨化钙的施用对土壤不同微生物的影响不同。通过选择性抑制基质诱导呼吸法分别测定土壤细菌及真菌生物量，并计算真菌与细菌生物量比值（真细比），结果如图 2所示。研究表明：不同施用量对土壤真细比的影响不同。氰氨化钙施用后1 d，各施用量处理土壤真细比显著低于对照（P＜0.05），其中30 g ·m-2施用量处理土壤真细比显著高于其他施用量处理（P＜0.05），而60，90和180 g · m-2施用量处理之间没有显著差异。随着施用时间的延长，30 g · m-2施用量处理土壤真细比快速回复，与对照总体没有显著差异。60 g · m-2施用量及以上处理土壤真细比在施用7 d的时间内继续显著下降（P＜0.05），但随后缓慢回升。在第14 d时，除180 g · m-2施用量处理土壤真细比仍然显著低于其他施用量处理外，其他的处理之间没有显著差异。第28 天取样时，各施用量处理之间真细比没有显著差异，尽管60 g ·m-2和180 g ·m-2施用量处理仍然显著低于对照（P＜0.05）。不同种类的土壤微生物对氰氨化钙的敏感性不同，其中氰氨化钙对细菌的影响并不明显，而真菌和放线菌对氰氨化钙的反应相对较为灵敏[17]。然而，并非所有的真菌对氰氨化钙都十分敏感。一些曲霉属Aspergillus sp.及青霉属Penicillium sp.的真菌不仅能抵抗氰氨化钙的毒害作用，甚至能够利用氰氨化钙作为其生长的碳源[18]。另有研究表明，氰氨化钙可以显著抑制很多病原真菌的生长及产生孢子的能力，起到防治植物病害的作用。本研究也表明：施用氰氨化钙后，土壤真细比下降的主要原因是真菌生长在施用的前14 d被显著抑制，而细菌生长在刚施用后被短暂抑制后，很快恢复活性。
图 2 氰氨化钙对土壤真菌/细菌比值的影响
Figure 2. Effect of CaCN2 on the ratios of soil fungi/bacteria
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土壤酶是土壤的重要组分，在自然界物质循环、土壤发生发育以及土壤肥力的形成过程中发挥着重要的作用。土壤酶活性作为表征土壤性质的生物活性指标，已经被广泛用于评价土壤养分物质循环状况以及各种人为措施对土壤生物学性质的影响[19]。本研究测定了氰氨化钙对土壤脱氢酶、转化酶、脲酶以及磷酸酶等活性的影响。结果如图 3所示。
图 3 氰氨化钙对土壤酶活性的影响
Figure 3. Effects of CaCN2 on soil enzyme activities
土壤脱氢酶属于氧化还原酶系，它反映土壤微生物新陈代谢的总体活性。低施用量（30 g · m-2）的氰氨化钙对土壤脱氢酶活性没有显著影响。施用量60 g · m-2以上的处理，土壤脱氢酶活性在前3 d显著下降（P＜0.05）。随着时间的延长，土壤脱氢酶活性也快速恢复，到7 d时，只有90 g · m-2和180 g · m-2施用量处理显著低于对照（P＜0.05）。施用14 d及28 d的土壤脱氢酶活性结果表明，除180 g · m-2施用量处理与对照差异不显著外，其他处理均显著高于对照（P＜0.05）。原因可能是因为氰氨化钙的施用在调节土壤微生物菌群的同时，还改善了pH值，增加了氮源的输入，在一开始的毒害作用过后反而表现出一定的促进作用。不同施用量的氰氨化钙，土壤脲酶的总体反应趋势与转化酶较为相似。刚开始施用时，仅高施用量处理受到影响，酶活性显著低于对照（P＜0.05），但是随着时间的延长，90 g · m-2施用量处理迅速恢复，180 g · m-2施用量处理在施用的14 d时也已经恢复到未施用水平，说明土壤脲酶及转化酶活性受氰氨化钙施用影响较小。施用28 d后，60 g · m-2施用量以上的处理其土壤脲酶和转化酶均表现出增加的趋势，其中90 g · m-2和180 g · m-2施用量处理显著高于对照及30 g · m-2施用量处理（P＜0.05）。虽然氰氨化钙的施用短期抑制了土壤微生物的活性，但是对土壤微生物群落能够起到很好的调节作用，最终迅速恢复，并表现出更强的代谢活性和养分循环能力。土壤磷酸酶测定结果表明，除了在施用大量氰氨化钙的刚开始几天内土壤酶活性与对照相比有显著降低外，磷酸酶在施用14 d后就回复原来的水平并保持相对稳定。磷酸酶是催化有机磷脂转化为无机磷的酶，对土壤无机磷的供应起着重要的作用[20]。由于雷竹林特殊的经营方式，土壤磷素，特别是无机磷大量积累[5]，而之前的研究表明使用化肥会降低土壤磷酸酶活性[20]。本研究中土壤磷酸酶活性总体较低，且磷素质量分数很高，因此，氰氨化钙的施用对磷酸酶几乎没有影响。
综合来看，低施用量的氰氨化钙（30 g · m-2）对土壤微生物学性质影响并不明显，而高施用量（180 g · m-2）对土壤微生物数量及脱氢酶活性产生了较强的抑制作用，60 g · m-2及90 g · m-2施用量只对土壤微生物量及活性产生了短期的抑制效果，28 d后土壤微生物量及活性均恢复或高于施用前，因此该施用量在生产上较为合理。需要提出的是，土壤微生物量指标只能代表总体土壤微生物群落，土壤酶也只能指示土壤微生物总体活性或对某一种养分元素的转化活性，可以体现特定的微生物功能种群对氰氨化钙的响应，但是不能揭示物种水平上微生物群落结构的变化。不同用量的氰氨化钙如何影响土壤微生物的功能种群，继而影响土壤碳、氮循环等生态功能还有待于进一步研究。
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不同氰氨化钙施用量对土壤微生物量碳的影响差异较大。尽管氰氨化钙施用降低了土壤微生物量碳，但是低施用量氰氨化钙处理土壤微生物量迅速恢复，并最终显著高于对照处理，而高施用量氰氨化钙处理对土壤微生物量碳影响较大，恢复速度较慢。土壤真菌对氰氨化钙较细菌更加敏感。不同施用量的氰氨化钙处理均显著降低土壤的真菌/细菌比值。尽管后期有所恢复，高施用量氰氨化钙处理土壤真细比仍然显著低于对照。土壤酶活性对不同氰氨化钙施用量及施用时间响应不同，但是都在短期内受到氰氨化钙的抑制。所有氰氨化钙处理均提高了土壤脱氢酶活性；高施用量氰氨化钙处理显著提高了土壤脲酶和转化酶活性；土壤磷酸酶活性总体上受氰氨化钙影响较小。
Effects of calcium cyanamide on soil microbial properties of intensively managed Phyllostachys violascens stands
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摘要: 为确定氰氨化钙对土壤微生物学性质的影响和合理用量,采用随机区组试验方法进行田间原位试验,研究不同氰氨化钙施用量对退化雷竹Phyllostachys violascens林土壤微生物量碳、真菌/细菌比值以及土壤酶活性的影响。试验设置氰氨化钙施用量0,30,60,90,180 g·m-2,分别在施用后的第1,3,7,14,28 天采集0~20 cm土样,测定土壤微生物量以及土壤脱氢酶、转化酶、脲酶、磷酸酶活性。结果表明:①土壤中添加氰氨化钙在短期内对微生物产生强烈抑制,第7 天时所有处理均显著低于对照,其后又逐渐恢复,但90 g·m-2及180 g·m-2施用量处理土壤微生物量碳含量在第28天时仍显著低于对照及其他处理(P＜0.05);②氰氨化钙对土壤真菌的影响大于土壤细菌,土壤真菌/细菌比值随着施用量的增加而显著降低,28 d后60 g·m-2及180 g·m-2施用量处理土壤真细比仍然显著低于对照(P＜0.05);③施用氰氨化钙在前期显著抑制土壤酶活性,但施用28 d后,土壤脱氢酶、转化酶以及脲酶活性均显著高于对照(P＜0.05),而磷酸酶活性与对照相比没有显著变化。低施用量氰氨化钙对土壤生物学性质的影响主要为短期效应,180 g·m-2施用量对土壤生物学性质的影响较大。在生产上建议采用60~90 g·m-2的施用量。Abstract: To study the effect of CaCN2 on soil microbial biomass carbon, the ratio of fungal to bacterial biomass,and soil enzyme activities,and to determine the optimum rate of calcium cyanamide(CaCN2)use in Phyllostachys violascens stands with intensive management,an experiment with a randomized complete block design was established. Soil CaCN2 treatments were 0(control),30,60,90,and 180 g·m-2,each with three replicates. Soil samples were taken 1,3,7,14,and 28 d after CaCN2 application. One-way ANOVA with Duncan's multiple range test was used to compare the difference between samples, and statistical significance was determined at the 5% level(P＜0.05). Results indicated that the 90 and 180 g·m-2 CaCN2 treatments had significantly lower(P＜0.05) soil microbial biomass. Other treatments were inhibited in the short term, but recovered gradually. Compared with bacteria, fungi were more sensitive to CaCN2 with the ratio of fungal to bacterial biomass decreasing significantly(P＜0.05)as the CaCN2 rates increased. As with soil microbial biomass,CaCN2 also inhibited soil enzyme activities. Compared to the control, 28 d after application of CaCN2,soil dehydrogenase,urease,and invertase activities in each treatment were significantly higher(P＜0.05);however, phosphatase activity showed no significant differences. Since low dose of CaCN2(30 g·m-2)had only a short-term effect on soil microbial properties and a high dose(180 g·m-2)had a strong influence,application of 60-90 g·m-2(CaCN2) should be recommended in bamboo stands.
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农田杂草与作物竞争，影响作物生长发育，导致作物产量下降，是农业生产面临的主要危害之一[1]。中国每年的杂草发生面积超过
9000 万hm2，造成的主粮作物损失超过300万t[2]。传统的杂草管理方式，如物理拔除和化学除草剂等，并不能彻底解决农田中的杂草问题，且存在诸多弊端[3]。因此，农作物栽培等领域可以结合生态学理论(如作物-杂草竞争、物种共存等方向)进行学科交叉研究，寻找可持续的综合性杂草管理策略。例如，通过施肥[4]、调控种植密度[5]和杂草种类[6]来调控作物-杂草群落的结构和群落内植物的功能性状，进而影响杂草与作物的资源竞争，从而达到提升作物产量的目的[7−8]。小麦 Triticum aestivum是支撑全球粮食产量的主要作物之一，中国小麦种植面积约2 400万 hm2，占全球总产量的17%[9]，麦田杂草主要以禾本科Poaceae植物为主，造成的小麦产量损失每年超过15%，高达150万 t[10]。麦田杂草约200多种，以安徽巢湖农业示范基地小麦田为例，其优势杂草主要为野燕麦Avena fatua和稗草Echinochloa crus-galli，共占杂草总丰度的86%[11]。野燕麦是常见的恶性杂草。稗草原本是水稻Oryza sativa田中的典型杂草[12]，偏好温暖阴湿的生长环境，但随着多地区推广稻麦轮作耕作制度，稗草也开始在水分充足的稻茬麦田中出现[11]。
合理的种植密度和施肥是调节作物生长发育的重要栽培措施之一，直接关系到作物的表型和产量[13−14]。适宜的种植密度和施肥可以提高资源利用率，形成优良的农田群落结构[14]。此外，杂草密度和类型也是影响作物产量的主要因素之一[15]。通过改变作物和杂草密度、比例和类型，使群落内出现多种低竞争能力的杂草，进而提升作物产量[7−8]。
植物的功能性状决定了植物对资源的竞争能力[16]，是植物适应环境变化的关键生态策略，反映了植物在特定环境中生存和繁衍的能力[17]。其中，株高和叶片性状是光合活动的重要指标[18−19]，这些性状不仅与植物的生物量积累和光资源的吸收利用有关，还能够揭示植物的养分供应状态和生存策略[20]。而根系作为植物吸收水分和矿质元素的主要器官，其形态特征与植物吸收利用、生长发育和籽粒产量密切相关。如更高的株高、更大的叶、根面积和体积等，均有助于作物获取光、水、氮等资源并提高利用效率，进而促进生物量的积累[21]。但目前针对小麦-杂草体系中种植密度、比例和施肥对小麦功能性状影响的研究相对较少。因此，本研究以冬小麦为目标作物，研究优势杂草野燕麦和稗草在不同密度和施肥条件下对小麦的生物量和功能性状的影响，旨在为小麦杂草管理和生产提供理论依据。
1. 材料与方法
1.1 材料选取与培养
本研究选择在安徽省合肥市庐阳区大杨镇的合肥高新技术农业园内(31°55′28.17″N，117°12′12.85″E)的温室大棚中进行。研究区属于亚热带湿润季风气候，年平均气温为14~22 ℃，全年降水充沛且多集中在夏季，光照充足。供试小麦品种为‘烟农19’‘Yannong 19’，野燕麦和稗草种子采集于合肥高新技术农业园内。挑选均匀饱满、无虫眼和霉坏的小麦、野燕麦和稗草种子，清洗消毒后置于培养皿中，在25 ℃光照培养箱内育苗，待幼苗长至2~4 cm，选取长势基本一致的幼苗移栽进行盆栽试验。
1.2 试验设置
冬小麦于2021年11月13日播种，2022年5月开始收割。所用花盆上口直径为24.5 cm，下口直径为18.5 cm，高为25.0 cm。设置3种种植方式(表1)：小麦单播(W)、小麦与野燕麦混播(W-O)、小麦与稗草混播(W-B)。氮肥施用量为小麦田常规施肥量(210.000 kg·hm−2)，对应每盆施加2.182 g尿素，在移栽前作为基肥溶于水后一次性施入盆栽土壤中[11]。植物栽种参考响应曲面法，在设置密度梯度的同时，嵌套小麦和杂草的种植比例详见表1。盆栽总计128盆，采取随机区组设计摆放，降低光照和温度等环境差异对植株生长的影响。在移栽后的2周内对盆栽中死亡的幼苗进行替补移栽，并去除来自于土壤库中的植株幼苗。
表 1 小麦和杂草的种植方式Table 1 Planting pattern for wheat and weeds种植方式 种植密度
(株·盆−1)种植比例(小麦∶杂草) 施肥处理 盆数 小麦单播(W) 4、8、12、16 100%∶0 未施肥 16盆(4种种植密度各4盆) 施肥 16盆(4种种植密度各4盆) 小麦-稗草混播(W-B) 4、8、12、16 25%∶75%、50%∶50%、75%∶25% 未施肥 24盆(4种种植密度各6盆，内含3种种植比例各2盆) 施肥 24盆(4种种植密度各6盆，内含3种种植比例各2盆) 小麦-野燕麦混播(W-O) 4、8、12、16 25%∶75%、50%∶50%、75%∶25% 未施肥 24盆(4种种植密度各6盆，内含3种种植比例各2盆) 施肥 24盆(4种种植密度各6盆，内含3种种植比例各2盆) 1.3 指标测定
将植株从土壤中完整采集，分为地上和地下部分，用蒸馏水冲洗干净后置于65 ℃烘箱内48 h至恒量，利用天平(精度
0.0001 g)称取植株生物量。对于地上性状，收样前使用直尺测量植物地上部分的最大拉伸高度，记为最大株高；从每株植物中随机选择不少于总数四分之一的健康完整叶片测量叶片性状，包括叶片鲜质量、叶面积和叶片干质量。叶面积使用Digimizer统计软件测量，叶片质量由天平称量。利用叶面积/叶片干质量计算比叶面积，叶片干质量/叶片鲜质量计算叶片干物质相对含量。对于地下性状，利用根系扫描仪(Expression 12000XL, EPSON) 和WinRHIZO根系分析软件测量植株根长、根表面积和根体积。利用根表面积/根干质量计算比根面积，根长/根干质量计算比根长，根体积/根干质量计算比根体积，根干质量/根体积计算根组织密度。1.4 数据分析
所有数据采用R 4.2.3软件进行分析和绘图。利用ggplot2包绘图[22]；将原始数据进行以10为底的对数转化以使数据总体符合正态分布，进而利用stats包对取对数后的数据进行线性回归、方差分析及多重比较，分析种植密度、种植比例、施肥对小麦生物量和功能性状的影响；利用vegan包对原始数据进行冗余分析[23]。
2. 结果与分析
2.1 种植密度和施肥对单播小麦生长特征的影响
在单播小麦条件下，无论是否施肥，随着种植密度增大，小麦生物量显著降低(P＜0.05)；施肥显著增加了生物量，种植密度为8株·盆−1时增幅最大，达58.8% (图1A，P＜0.05)。在功能性状方面，对于地上性状，小麦的最大株高在种植密度为4株·盆−1时最大，施肥对最大株高无显著影响(图1B)。小麦叶面积在未施肥时随着种植密度增大逐渐降低，而施肥显著增加叶面积，且在种植密度为8株·盆−1时增幅最大，达143.4% (图1C，P＜0.05)。小麦的比叶面积在种植密度改变时并未发生显著变化，与未施肥相比，种植密度为8株·盆−1时，施肥仅显著增加了比叶面积，从111.90 cm2·g−1增大至168.60 cm2·g−1 (图1D，P＜0.05)。小麦叶片干物质相对含量在未施肥时随着种植密度增大呈驼峰形变化趋势，而在施肥情况下随着种植密度增大呈U形的变化趋势(图1E)。对于根性状，施肥和种植密度均未改变根长、根表面积、比根体积和根组织密度(图1F~K)。整体而言，种植密度和施肥会影响单播小麦的生物量和地上性状，而对根性状作用不明显。
图 1 种植密度和施肥对单播小麦生长特征的影响Figure 1 Changes of wheat biomass and functional traits with N addition and planting density treatments in monoculture单株小麦的生物量、最大株高和叶面积之间呈正相关，它们与叶片干物质相对含量呈负相关(图2A)；单株小麦的根长与根表面积呈正相关，比根面积和比根长呈正相关，两类根性状呈负相关，比根体积与其余4个性状相关性较小(图2B)。
图 2 种植密度和施肥与小麦生长特征之间的相关性分析Figure 2 Redundancy analysis between wheat biomass and functional traits with N addition and planting density treatments in monoculture2.2 与野燕麦混播时不同处理对小麦生长特征的影响
当小麦与野燕麦混播时，无论小麦种植比例如何，随着种植密度增大，小麦生物量显著降低(P＜0.05)；当种植密度相同时，随着小麦种植比例增大，生物量整体呈下降趋势；当种植密度为8株·盆−1，且小麦与野燕麦种植比例为25%∶75%时，施肥仅显著增加了生物量，未施肥时为4.23 g，施肥时为15.65 g，增加了270.3% (图3A，P＜0.05)。在功能性状方面，当小麦与野燕麦种植比例为25%∶75%和50%∶50%时，施肥、种植密度和小麦种植比例均未改变最大株高；当小麦与野燕麦种植比例为75%∶25%时，未施肥时最大株高随种植密度增大显著降低(P＜0.05)，从密度为4株·盆−1时的最大值(59.41 cm)降低至密度为16株·盆−1时的最小值(39.56 cm)；施肥时株高的密度依赖性消失(图3B)。对于叶片性状，施肥、种植密度和小麦种植比例均未改变小麦平均叶面积、比叶面积和叶片干物质相对含量(图3C~E，P＞0.05)。对于根性状，施肥、种植密度和种植比例均未改变根长、根表面积、比根长、比根体积和根组织密度(图3F~K，P＞0.05)。
图 3 与野燕麦混播时不同处理下小麦生长特征的变化Figure 3 Changes of wheat biomass and functional traits of wheat in W-O mixture with N addition, planting density and proportion2.3 与稗草混播时不同处理对小麦生长特征的影响
从图4可见：当小麦与稗草混播时，无论小麦种植比例如何，随着种植密度增大，小麦生物量显著降低(P＜0.05)；当种植密度相同时，随着小麦种植比例增大，生物量整体呈下降趋势；施肥并未改变小麦生物量。在功能性状方面，施肥、种植密度和种植比例均未改变小麦地上性状和根性状。施肥、种植密度和种植比例的交互作用会改变根长和根表面积。在未施肥时，当种植密度为4株·盆−1，且小麦与稗草种植比例为25%∶75%时，小麦根长和根表面积最大，而当种植密度为16株·盆−1，且小麦与杂草种植比例为75%∶25%时，小麦根长和根表面积最小。
图 4 与稗草混播时不同处理下小麦生长特征的影响Figure 4 Changes of biomass and functional traits of wheat in W-B mixture with N addition, planting density and proportion3. 讨论
3.1 种植密度对小麦生长的影响
本研究中，无论是单播还是混播，小麦的单株生物量随着种植密度的增大而显著下降，不依赖于小麦邻体杂草的物种类型。这与以往的研究结果一致，这是因为在高种植密度下，个体可用资源减少[24]。当小麦与野燕麦混播种植比例为75%∶25%，且未施肥时，小麦的最大株高随种植密度增大而显著降低，而此时小麦与稗草混播中的小麦最大株高无明显变化。这表明在相同种植密度和种植比例下，小麦与野燕麦共存时承受着更为激烈的光竞争压力。这可能是因为冬季和早春气温较低，导致原本在温暖潮湿地区常见的稗草发芽和生长较慢[25−26]。相比之下，野燕麦耐旱耐冷、适应性强，拔节后生长迅速，能对小麦构成更大的竞争。此外，野燕麦种子成熟时间较早，这也增大了其对土壤资源的占据[27]，体现了杂草生长过程中的权衡策略[28]，即通过缩短生育期来获取在资源竞争中的优势[29]。
3.2 施肥对小麦生长的影响
施肥是提高土壤肥力的常用手段[30−31]。本研究发现：在小麦单播时，施肥可以增大单株小麦的生物量和叶面积，表明施肥能通过缓解氮受限来增强光合作用和呼吸作用，从而促进生物量的积累[32]。然而，在混播系统中，施肥与否对小麦的生长并无显著改变，这可能是因为当前施肥量对小麦生长的增益不足以弥补种植密度对小麦生长的制约[32]，也可能是因为邻体杂草的竞争作用抵消了施肥对小麦生长的促进[33]。
3.3 种植密度、种植比例和施肥的交互作用对混播小麦生长的影响
当小麦与野燕麦混播时，施肥显著增加了种植密度为8株·盆−1，种植比例为25%∶75%时的单株小麦生物量。这可能是因为施肥后土壤中的可利用氮素增加，在一定程度上缓解了对小麦株高和根系生长的密度制约效应，从而有利于小麦生物量的积累。同时，土壤中可利用氮素的增加也会促进杂草的生长[34]，而野燕麦的生长能力和养分吸收能力优于小麦[35]，因此施肥处理可能会加剧野燕麦对小麦产量的密度制约效应。而当小麦与稗草混播时，施肥对其影响相对较小。这表明种植密度、种植比例和施肥的交互作用对小麦与杂草混播时单株小麦生长的影响可能具有杂草依赖性。种植密度和施肥的交互作用对根长和根表面积的影响较大，即在低密度施肥时最高而高密度未施肥时最低，而对株高和叶片性状的影响较小。这可能是因为与大田环境相比，盆栽不同植株获得光资源的差异较小，而土壤资源和空间受限，使得小麦根系需要发生比地上性状更大的表型可塑性以获取养分和生长。
本研究采用容易获得的形态性状进行分析，并未对叶片光合作用、根呼吸和根系分泌物特征等生理性状进行研究，这些性状能更准确地反映植物对不同环境因子的响应[36]，但难以快速大量测量[37−38]，所以相关研究仍然较少。为了能进一步揭示植物地上、地下性状的权衡机制并将其运用到农业生产和杂草管理之中，应在不同作物、不同耕作方式和不同的田间配置条件下进行有关植物生理属性的研究，并平衡多个功能性状间的权衡关系提高作物适合度。
4. 结论
种植密度、种植比例和施肥的交互作用对小麦与杂草混播系统中小麦的生物量、根长和根表面积产生较大影响，而对株高和叶片性状的影响相对较小。在相同的种植条件下，野燕麦对小麦生长的不利影响超过稗草。施肥则根据混播的杂草种类而表现出不同的效果。因此，在农业生产实践中，应合理调控种植密度、杂草比例和施肥量。同时，在进行杂草管理时应选择合适的杂草种类，以发挥作物和杂草多样性在调控产量中的潜在价值。
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https://zlxb.zafu.edu.cn/article/doi/10.11833/j.issn.2095-0756.2014.03.004
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