直灌咸水与施氮磷对重盐碱柽柳地的改良效应*

杨莉琳, 杨友山, 李铃蔓, 邱发根, 朱向梅

(铜仁学院农林工程与规划学院 铜仁 554300)

全球盐碱地面积及盐碱化程度随着气候的变暖而持续增加, 盐碱地的改良与治理受到世界各国科学家的高度关注。我国的环渤海低平原区分布有大量滨海重盐碱荒地, 受海水浸润和风蚀的影响, 土壤含盐量高, 养分贫瘠; 地下咸水资源丰富, 而淡水资源严重匮乏, 除耐盐植物外, 大多数植物难以成活。柽柳()因泌盐、耐盐碱、耐瘠薄以及树形优美等特征, 成为滨海盐碱地防风固沙、保持水土以及景观改造的重要树种之一。

利用滨海盐碱地区丰富的咸水资源优势栽植柽柳是生物改良治理盐碱地的重要措施。国内外在咸水结冰灌溉技术及效应、柽柳耐盐性、灌溉后盐分离子的运移等方面进行了大量的研究, 以期利用灌溉咸水缓解春旱与盐胁迫的双重危害, 通过促进柽柳生长排盐达到改良盐碱地的目的。研究发现种植柽柳可起到保持土壤水分的作用, 能降低土壤浅层(<1.2 m)的含盐量, 咸水结冰灌溉结合施用磷石膏可显著促进柽柳生长。然而, 长期直接灌溉咸水并施用氮、磷肥能否减轻滨海重盐碱地土壤盐分、改善土壤缺氮贫磷现状尚不清楚。

为缓解滨海重盐碱地土壤缺N、贫P、春旱与返盐的突出矛盾, 本研究采用春季灌溉地下咸水配合施用氮、磷肥的定位试验, 以期回答以下假设: 连年直接灌溉咸水并施肥: 1)能否降低土壤剖面的盐分? 2)对土壤C、N库及P、K等养分含量有何影响? 3)对影响养分循环的土壤微生物有何影响? 探明以上问题可为咸水资源高效循环、盐碱地培肥降盐、重建绿色生态景观提供重要的科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验区概况及试验设计

试验区概况、供试柽柳及试验设计同文献[7]。试验设不灌水(CK、N和NP)和灌溉咸水(WCK、WN和WNP)共6个处理。根据灌水与否设灌水区组与不灌水区组的裂区设计, 区组间隔0.9 m, 区组内不同施肥处理小区间隔0.5 m, 小区面积90 m, 顺序排列, 重复3次。灌咸水与施肥时间为每年春季3月底至4月上旬, 直接抽提当地地下咸水漫灌, 矿化度为8.02～9.34 g∙L, 灌水量为750 m∙hm。施肥量为N 75 kg∙hm, PO37.5 kg∙hm。肥料品种为尿素和磷酸二胺, 采用穴施, 即围绕柽柳距树干15 cm地表处挖10～15 cm深的施肥穴4～5个, 施肥后立即覆土;灌咸水处理在施肥后进行。试验第4年暂停咸水灌溉, 但施肥处理继续进行。试验地土壤基础性状如表1所示。

表1 试验地土壤基本理化性状Table1 Basic physical and chemical properties of soil for planting Tamarix chinensis

1.2 土样采集与测定方法

土壤养分及盐分: 于试验开始前、第3年春季灌溉前及第4年夏季采集土样, 每个小区按照“之”字型设5个采样点, 每层30 cm, 采至90 cm, 用于测定土壤盐分含量和养分含量。

土壤含盐量按土: 水比为1∶5的比例平衡浸出滴定法测定; 有机碳含量采用硫酸-重铬酸钾磷酸浴消煮法测定; 土壤全氮含量采用凯氏定氮法(K9840)测定; 土壤有效磷(Olsen-P)含量采用NaHCO浸提-钼锑抗分光光度法, 于880 nm下(UV-2201, ShimaduCorp, Kyoto, Japan)测定; 有效钾用醋酸铵浸提-原子吸收检测; 土壤微生物量碳(Cmic)和微生物量氮(Nmic)用氯仿熏蒸0.5 mol∙LKSO溶液浸提法测定, 各自的系数分别按0.38和0.45计算。

1.3 数据分析

采用SAS 9.1软件对数据进行二因素方差分析, 并用最小显著性差异法(LSD)进行多重比较。

2 结果与分析

2.1 灌溉咸水与施NP对重盐碱地土壤盐分的影响

首次灌溉咸水后, 当年7月重盐碱地0～30 cm土层盐分含量平均下降32.7% (<0.05), 30 cm以下土层盐分含量没有显著变化; 施肥对0～90 cm土层的盐分影响不显著(表2)。

表2 灌溉咸水与施NP对柽柳地不同深度土壤盐分含量的影响Table2 Impact of saline irrigation-associated fertilization of N and P on salt contents of different soil depths of Tamarix chinensis field g∙kg−1

试验第3年4月下旬, 灌溉咸水处理比不灌溉咸水重盐碱地0～30 cm与30～60 cm土层盐分含量平均上升11.2%和10.1% (<0.05), 60～90 cm土层变化不显著; 施肥对0～90 cm土壤剖面盐分没有显著影响。灌溉咸水与施肥的交互作用对0～60 cm土层盐分有显著影响(表2)。

试验第4年6月, 灌溉咸水0～30 cm土层盐分含量比不灌咸水提高18.3% (<0.05), 对30 cm以下土层盐分含量影响不显著。施肥与咸水灌溉的交互作用对0～30 cm土层盐分含量影响显著(<0.05), 不灌溉咸水施N或NP与CK的土壤盐分含量差异不显著, 但灌溉咸水条件下施肥WNP和WN比WCK处理0～30 cm土壤盐分含量分别下降36.1%和9.8%(<0.05) (表2)。

2.2 灌溉咸水与施NP对土壤微生物碳和微生物氮含量的影响

连续3年灌溉咸水与施肥均显著影响0～30 cm土壤Cmic含量(<0.01)。灌溉咸水比不灌溉咸水0～30 cm土层的Cmic含量平均下降15.5% (<0.01), WNP、WN、WCK比NP、N、CK的土壤Cmic含量分别下降9.3%、20.4%和17.1%。施N或NP处理显著提高土壤Cmic含量。其中, NP和N处理比CK处理0～30 cm土壤Cmic含量分别上升21.6%和18.9% (<0.05); WNP和WN分别比WCK的0～30 cm土壤Cmic含量提高33.0%和14.1% (<0.05), 对30 cm以下土壤剖面Cmic含量没有显著影响, 灌溉咸水并施肥影响60～90 cm土层的Cmic含量(表3)。

表3 灌溉咸水与施NP对柽柳地不同深度土壤微生物量碳氮的影响Table3 Impact of saline irrigation-associated fertilization of N and P on soil microbial biomass carbon and nitrogen contents in different depths of Tamarix chinensis field

灌溉咸水比不灌溉咸水盐碱地0～30 cm土壤Nmic含量平均下降20.0% (<0.05)。施N或NP极显著提高0～90 cm土壤Nmic (<0.01)。其中, NP和N处理分别比CK处理土壤0～30 cm的Nmic提高30.0%和1.6%(<0.05), 30～60 cm土壤Nmic提高32.7%和26.0%, 60～90 cm提高1.42倍和56.3%; 灌溉咸水组各处理0～30 cm土壤Nmic含量无显著差异, WNP和WN分别比WCK处理30～60 cm土壤Nmic含量提高49.1%和39.2% (<0.05), 60～90 cm土壤Nmic含量提高2.56倍和1.16倍 (<0.05)。灌溉咸水与施肥的交互作用对0～90 cm土壤Nmic影响极显著(<0.01)。

不施肥(CK与WCK)的土壤Cmic/Nmic比值随土层下降而升高, 灌溉咸水不施肥(WCK)加剧了30 cm以下土层Cmic/ Nmic上升的趋势。但施NP或WNP会缓解这一趋势, 引起Cmic/Nmic下降(表3)。

2.3 灌溉咸水与施NP对土壤全氮、硝态氮和土壤含水量的影响

连续3年灌溉咸水对0～90 cm土壤全氮含量无显著影响(表4); 但施肥显著影响土壤上层0～30 cm和下层60～90 cm土壤全氮含量(<0.05), 对30～60 cm土壤全氮含量影响不显著。不灌咸水条件下施肥对0～60 cm土壤全氮含量无显著影响, 但NP与N处理比CK处理60～90 cm土壤全氮含量平均下降25.5%(<0.05)和9.4%; 灌咸水条件下WNP处理比WCK和WN处理0～30 cm全氮含量分别下降20.5%和26.5% (<0.01), 60～90 cm WN与WNP比WCK处理平均下降19.4% (<0.05)和14.3%。灌溉咸水和施肥的交互作用显著影响0～30 cm和60～90 cm土壤全氮含量(<0.05)。

灌溉咸水对土壤0～90 cm土层的NO-N含量无显著影响, 但施肥显著(<0.05)或极显著(<0.01)提高土壤0～90 cm土层的NO-N含量(表4)。NP和N处理比CK处理0～30 cm土壤NO-N含量分别提高96.9%和1.93倍 (<0.01), 30～60 cm土壤NO-N含量分别提高1.1倍和1.0倍 (<0.05); WNP与WN处理比WCK的0～30 cm土壤NO-N含量分别上升2.7倍和1.6倍 (<0.01), 30～60 cm的土壤NO-N含量分别提高1.0倍和1.2倍 (<0.05), 60～90 cm土壤NO-N含量分别上升47.8%和60.9% (<0.05)。灌咸水与施肥的交互作用对0～60 cm土层NO-N含量影响显著(<0.05)。

表4显示试验第4年6月土壤含水量的测定结果, 灌溉咸水对柽柳地0～60 cm土壤含水量无显著影响, 但施肥显著影响土壤0～30 cm的含水量(<0.01)。N、NP处理比CK处理0～30 cm土壤含水量提高20.1% (<0.05)和8.7%; WN、WNP处理比WCK的0～30 cm土壤含水量降低12.4%和11.9% (<0.05)。WN比WCK处理和WNP处理60～90 cm土壤含水量明显降低。灌溉咸水和施肥交互作用显著影响0～30 cm土壤水含量(<0.05)。

表4 灌溉咸水与施NP对柽柳地不同深度土壤全氮、硝态氮和土壤水含量的影响Table4 Impact of saline water irrigation-associated fertilization of N and P on contents of total N, nitrate N and water in different soil depths of Tamarix chinensis field

2.4 灌溉咸水与施NP对土壤Olsen-P含量的影响

与不灌溉咸水相比, 灌溉咸水显著降低0～90 cm土壤Olsen-P含量(<0.05), 其中, 0～30 cm、30～60 cm和60～90 cm土壤Olsen-P平均下降32.1%、24.7%和19.4%。施N或NP可显著降低土壤30～60 cm的Olsen-P含量(<0.01)。其中, N和NP处理比CK分别下降20.8%和27.3%, WN和WNP处理比WCK处理分别下降24.0%和38.2%; WNP处理30～60 cm土壤Olsen-P含理比其他处理降低18.4%～50.4% (<0.01)。咸水与施肥的交互作用对土壤剖面0～90 cm的Olsen-P 含量有显著影响(<0.05) (图1)。

图1 灌溉咸水与施NP对柽柳地不同深度土壤有效磷含量的影响Fig.1 Impact f saline water irrigation-associated fertilization of N and P on soil Olsen-P content in different depths of Tamarix chinensis field

2.5 灌溉咸水与施NP对土壤有机质和有效钾含量的影响

灌溉咸水对柽柳地0～90 cm土壤有效钾含量无显著影响。与CK相比, 施NP提升了0～30 cm土壤有效钾含量, 同时NP和N处理30～60 cm土壤有效钾含量分别下降10.4%和24.3% (<0.01)。WNP比WN和WCK的0～30 cm土壤有效钾含量分别上升56.0%和53.7%, WNP比WN的30～60 cm土壤有效钾高17.9% (<0.05)。灌溉咸水和施肥交互作用显著影响30～60 cm土壤有效钾含量(<0.05) (表5)。

连续3年灌溉咸水0～90 cm土壤剖面的SOM含量显著提高, 从表层向下每30 cm土层的SOM含量比不灌水平均提高14.8%、24.8%和15.7% (<0.05)。无咸水灌溉下, 施肥对SOM含量无显著影响。咸水灌溉下, WNP 和WN比WCK的0～30 cm土壤SOM含量分别提高44.7%和21.2% (<0.01)。灌溉咸水和施肥的交互作用显著影响0～60 cm土壤SOM含量(表5)。

表5 灌溉咸水与施NP对柽柳地不同深度土壤有效钾和有机质含量的影响Table5 Impact of saline water irrigation-associated fertilization of N and P on available K and organic matter contents in different soil depths of Tamarix chinensis field

3 讨论

3.1 灌溉咸水耦合施NP对重盐碱地土壤盐分和水分的影响

Hussain等发现长期种植的柽柳由于平茬收割带走盐分进而可减少土壤盐分; 咸水结冰灌溉当年能降低柽柳地根层土壤盐分。本研究采用直接灌溉咸水, 重盐碱地当年0～30 cm土层的盐分含量平均下降32.7% (<0.05); 但是连续3年灌溉咸水却导致土壤含盐量上升, 试验第3年春季灌溉咸水处理土壤0～30 cm与30～60 cm土层盐分与不灌溉处理平均上升11.2%和10.1% (<0.05)。如果说这与春季干旱蒸发量大, 土壤盐分随水分上移, 水去盐存有关, 那么试验第4年夏天雨季的检测结果显示, 前3年灌溉咸水的处理0～30 cm的平均土壤盐分仍比不灌咸水处理提高18.3%, 这表明连续灌溉咸水不仅不能降低盐分, 反而有引起土壤次生盐渍化的风险。种植耐盐植物柽柳固然有降低土壤表层盐分的作用, 但还是不能抵消灌溉咸水引起土壤盐分的增加。毕竟是地下咸水的循环利用, 并不能从根本上消减土壤盐分。之前有不少研究报道, 咸水灌溉后土壤盐分大多表现为先下降再升高, 且地下水矿化度越高, 盐分越容易随水分向土壤表层迁移, 本研究也证实了这一观点。

本研究咸水灌溉下施NP 和施N (WNP和WN处理)第4年0～30 cm土壤含盐量比不施肥对照下降36.1%和9.8%, 说明施肥能有效缓解连续灌咸水引起的土壤盐害。可见, WNP不仅能为柽柳植株生长发育提供必需营养, 还补充了水分, 促进柽柳生长, 从而带走更多的土壤盐分, 减轻盐害。反过来, WNP处理的0～30 cm土壤含盐量大幅度下降, 又为柽柳特别是蘖枝萌发提供了有利条件, 这也验证了邱发根等报道的咸水灌溉下施NP有促进柽柳分蘖的作用。

在严重缺少淡水的塔克拉玛干沙漠公路沿线防护林实施咸水灌溉, 土壤盐分明显表聚, 而植物根系分布区土壤盐分却不足1.0 mS∙cm。从柽柳根系分布能避开高盐毒害土层以及加速蘖枝萌发等特性均印证了柽柳具有极强的逆境生态适宜性。

尽管统计检验显示灌溉咸水对柽柳地0～60 cm土壤含水量无显著影响(表4), 但直接灌溉咸水与施肥的交互作用显著影响0～30 cm的土壤含水量(<0.05)。不灌咸水条件下施N或NP均提高0～30 cm土壤含水量; 但灌溉咸水的WN或WNP却引起0～30 cm土壤含水量显著下降(<0.01), 进而60～90 cm土壤含水量也降低(<0.1) (表4)。之前也有报道黄河三角洲种植柽柳能截持1.2 m以下土层水分, 可能与柽柳树龄以及土壤地下水层深度的影响有关。本研究从土壤剖面含水量下降的角度再次佐证了耐盐柽柳为完成光合作用实现有机碳积累和植株生长必须加大蒸腾, 该过程是以植株失去更多水分为代价, 导致耗水量加大。

3.2 灌溉咸水耦合施NP对土壤硝态氮与全氮的影响

灌溉咸水对0～90 cm土壤全氮含量无显著影响。而NP或N处理的0～30 cm和60～90 cm土壤全氮含量比不施肥反而显著下降(<0.05), 这是因为试验施肥量不足以支撑柽柳快速成长, 柽柳还需继续消耗土壤N量。从WNP的土壤全氮显著低于WN处理(表4), 说明WNP处理比WN处理的柽柳消耗土壤N素更多, 更能促进柽柳对土壤N的吸收, 这与报道的WNP促进柽柳分蘖, 减缓春−夏(5−6月)生长速率下降相互印证。

施NP或N处理显著提高土壤0～90 cm土层的NO-N含量。一方面可能由于所施化肥转化后的NO-N未能完全被柽柳吸收; 另一方面与土壤矿化引起NO-N增加有关, 因为NO-N与土壤的Cmic和Nmic高度相关。

3.3 灌溉咸水耦合施NP对土壤微生物碳与微生物氮的影响

与已有的研究报道的结果相反, 本研究结果显示连续灌溉咸水引起0～30 cm土层的Cmic和Nmic含量显著下降。N或NP处理0～30 cm土壤Cmic含量与0～90 cm土壤Nmic含量显著提高。灌溉咸水后的WNP与WCK相比, 0～30 cm土壤Cmic以及30～90 cm的土壤Nmic提升量更加显著(表3)。可见, 连续灌溉咸水显著抑制土壤微生物存活, 但配合增施NP肥却能激发微生物活性, 利于Cmic积累, 这从WN和WNP比WCK处理的Cmic/Nmic比明显提高得以佐证。

3.4 灌溉咸水耦合施NP对土壤有效磷的影响

重盐碱地柽柳连续3年灌溉咸水, 土壤0～90 cm的Olsen-P含量下降19.4%～32.1%, 且越往上层土壤磷下降量越大(图1), 土壤Olsen-P含量减少的直接原因是柽柳对P的吸收, 因为灌溉咸水处理柽柳叶片P含量平均提高11.8%; 也符合树木叶片P与土壤Olsen-P含量直接相关的研究报道。但灌溉咸水促进柽柳吸收土壤P的机理还需要进一步研究。从柽柳叶片P含量增加与土壤减少相互印证, 可以肯定土壤Olsen-P是柽柳P吸收的主要来源, 这与Gross等的研究结果不同, 本研究中土壤Olsen-P的本底含量低(表1)和P肥施入量不足是土壤0～90 cm剖面P消耗下降的另一个原因, 同时也表明P是滨海重盐碱柽柳地的关键营养限制性元素。0～30 cm土层是化肥施入层, 不同施肥处理对0～30 cm土层速效磷含量没有显著影响, 但施N和NP处理30～60 cm土层的Olsen-P含量显著降低(<0.05), 且灌溉咸水条件下的WNP的降低幅度更大(<0.01) (图1)。由于土壤P不易移动的特性, 可以推断30～60 cm土层Olsen-P的减少是由于柽柳根系的吸收, 且灌溉咸水更加有利于促进P吸收并向叶片运输。柽柳根可深至2 m, 但吸收养分的根主要分布在40～60 cm土层。在研究第4年时的柽柳树龄已经6年, 尽管地上部隔年平茬, 但不会改变根系生长趋肥向水的特性。与黄河三角洲湿地柽柳冠下土壤活性磷含量较相邻土壤显著增加23.2%～145.5%、以及施用磷石膏可显著促进柽柳生长的研究结果一致, 本研究也表明柽柳盐碱地对P的迫切需求, 以及盐碱地栽植柽柳补P的必要性。因此, 关于现有的重盐碱地柽柳仅施N肥的技术应谨慎推广, 否则极可能加剧柽柳地土壤P素耗竭。

3.5 灌溉咸水耦合施NP对土壤有机质的影响

栽植柽柳有利于土壤SOM含量增加, 从而提高土壤肥力和其他植物存活的研究报道很多。本研究中灌溉咸水后, 0～90 cm土层SOM含量比不灌水处理提高14.8%～24.8% (<0.05), 这是否与有机质的快速分解以及灌溉咸水引起土壤剖面温度改变进而影响土壤SOM的分解或聚合有关, 还需要进一步研究。可以确定的是土壤SOM富集率的变化受地上部生物量的影响, 本研究中WNP显著提高0～30 cm土壤SOM含量, 与WNP利于地上部柽柳干重和有机碳含量提高相互印证。除了促进柽柳生长落叶残渣增加外, 还与柽柳地伴生的诸多一年生耐盐碱植物的茎叶枯落回归土壤有关, 柽柳地伴生植物的有机碳积累量需进一步研究验证。此外, SOM含量也是森林土壤中不稳定态Hedley-P的重要决定因素, 对于土壤SOM的积累与土壤Olsen-P消耗的机理也需进一步研究。

3.6 灌溉咸水耦合施NP对土壤有效钾的影响

灌溉咸水与施肥的交互作用显著影响0～60 cm土壤有效钾含量(<0.05), WNP比WN和WCK处理0～30 cm土壤有效钾含量显著提高, 比WN处理30～60 cm的有效钾也显著提高。从WNP处理可显著提高柽柳叶片K含量可以佐证, WNP有利于柽柳吸收有效钾。这是由于土壤中营养元素的移动受离子电荷、水化半径、离子浓度等特性的影响, K、Na受灌溉水影响较大, 在土壤中容易向上移动, 而Ca、Mg因土壤胶体的强吸附, 向上运移的可能性最小。但在柽柳吸收增加的情况下, 土壤0～30 cm的有效钾含量仍高于其他处理, 表明WNP有利于土壤其他形态K (缓效钾或矿物钾)向有效钾转化的可能。

4 结论

对滨海重盐碱柽柳地第1次直接灌溉咸水, 0～30 cm土壤盐分显著下降, 但连续3年灌溉咸水柽柳地0～30 cm土层盐分平均上升11.2%～18.3%, 土壤次生盐渍化的风险明显增加。连续3年灌溉咸水导致0～30 cm土层的微生物碳、微生物氮含量、0～90 cm土壤有效磷含量均显著减少, 对土壤0～90 cm土层的NO-N、土壤全氮和有效钾含量影响不显著。灌溉咸水条件下施用氮磷肥比仅施氮肥和不施肥处理0～30 cm土壤含盐量与全氮含量, 以及土壤30～60 cm的有效磷含量显著下降, 但0～30 cm土壤有机质、微生物碳、有效钾和30～90 cm土壤微生物氮含量显著提高。P是滨海重盐碱地柽柳生长的关键营养限制性元素, N次之。咸水灌溉条件下施加氮磷肥可解除N、P营养元素的限制, 激活土壤微生物活性, 有效降低因连续灌溉咸水引发的土壤次生盐渍化的风险。