暗管排水和有機肥施用下濱海設施土壤氮素行為特征

侯毛毛 陳競楠 楊 祁 林志遠 金 秋 鐘鳳林

(1.福建農林大學園藝學院， 福州 350002； 2.現代設施農業福建省高校工程研究中心， 福清 350300；3.福建農業職業技術學院園藝園林學院， 福州 350119； 4.南京水利科學研究院， 南京 210029)

0 引言

開發濱海農區已成為緩解農業用地壓力、轉變農業發展方式的新途徑，如江蘇省開發了如東濱海園區，浙江省建設了寧波杭州灣新區，旨在充分利用濱海地區得天獨厚的土地資源，將濱海具有耕作潛力的區域打造成糧倉。然而，濱海地區的土壤鹽分含量高、結構密實、容重大、孔隙度低、通氣性較差，需要經過改良后才能農用[1]。暗管排水因不占用耕地、方便機械化操作而成為濱海地區土壤改良的首選[2]。研究表明，暗管排水雖會造成一定的養分流失，但在去除土壤鹽分、降低地下水位和改善土壤理化性質等方面發揮了重要作用[3-4]。其他土壤改良方法還包括生物改良(通過菌劑或微生物有機肥實現)、客土法、施用土壤改良劑等[5-9]。目前，利用暗管排水改良土壤、同時結合微生物有機肥栽培在濱海地區農業生產上應用廣泛。

一些濱海農區搭建簡易設施用于生產果蔬，這使得濱海設施土壤既具備濱海土壤本身的特點，又具備集約化栽培和肥料高投入的設施土壤特性，但現階段對濱海設施土壤認識十分有限。在暗管排水和微生物有機肥施用等土壤改良措施下，設施土壤中的營養元素尤其是“生命元素”氮素如何遷移和轉化尚不明晰。本研究以濱海農區設施條件下葡萄和油菜間作栽培為模型系統，觀測暗管排水和微生物有機肥作用下土壤氮素的剖面分布和形態，分析氮素含量和形態與土壤主要指標間的響應關系，揭示濱海設施土壤氮素的歸趨和轉化機制，以期為改良濱海土壤、制定科學施肥策略提供有益參考。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗于2015年3月—2018年4月在浙江省慈溪市杭州灣現代農業園區(北緯30°10′，東經121°13′)進行。試驗地屬于亞熱帶，氣候溫和且四季分明。1961—2010年寧波市年平均氣溫為16.4℃。7月氣溫最高，平均溫度28℃；1月最低，平均溫度4.7℃。無霜期230～240 d，年平均日照時數1 850 h。試驗地年均降雨量為1 480 mm，3—4月春雨季節地下水位較高，達到60～120 cm；5—6月梅雨季節地下水位約為120 cm；7—8月相對較低，地下水位約為150～300 cm。試驗地土壤深厚，0～100 cm土壤鹽分含量為1%～4%，部分嚴重的地區達到20%～30%。試驗前0～20 cm土壤翻耕均勻，于2015年3月2日測定0～40 cm土壤基本理化性質，結果如表1所示。

表1 土壤基本理化性質Tab.1 Soil physical and chemical properties

1.2 試驗設計

圖1 田間布置示意圖Fig.1 Schematic of experimental arrangement1.排水溝 2.土壤 3.壟 4.采樣點 5.排水管

試驗設計3個不同處理，即暗管排水結合有機肥處理(S-OF)、暗管排水結合無機肥處理(S-IF)和無暗管排水的無機肥處理(CK)。每個處理試驗面積約為540 m2(18 m×30 m)，3次重復，即每個重復面積為180 m2(6 m×30 m)。對于暗管排水處理(S-OF、S-IF)，使用4根排水管(圖1所示為S-OF、S-IF處理的1個重復)。排水管埋在0.8 m深的土壤中，為了使排水更高效，排水管采用6 m的間距。排水管是由聚氯乙烯制成的雙壁波紋管，管上均勻分布細小排水孔，管道上覆蓋無紡布。每根管道的長度為30 m、直徑75 mm。土壤回填前，在管道周圍預先填充干秸稈。試驗田旁開挖排水溝(圖1)，砂漿抹面。土壤起壟栽培，為幼苗創造適宜的生長環境。壟高6 cm，寬60 cm，相鄰兩壟間的距離為25 cm。CK除了無暗管排水外，試驗小區分布與S-OF、S-IF處理相同。

以葡萄品種“榮明5號”和油菜品種“油研57號”為植物試材。每壟種植1行葡萄，每2行葡萄之間種植1壟油菜。即對于1個處理中的1次重復(圖1)，有4壟葡萄和4壟油菜間作栽培。葡萄行距為170 cm，株距150 cm。葡萄移栽和油菜首次播種日期均為2015年3月14日。植物生長的水分來源主要依賴于灌溉，灌溉方式為滴灌，滴灌定額為180 m3/hm2，各處理灌溉時間和灌溉量均相同。實際試驗中，葡萄和油菜共用一套滴灌系統，為保證各壟間水分供應量一致，灌溉時所有閥門同時開啟，僅考慮葡萄需水規律，試驗期間灌溉量和排水量變化過程如圖2所示。除施肥外，各處理除草和施藥等其他田間管理方法也均相同，沒有提供額外的光、熱或CO2。

圖2 試驗期間作物灌溉量和排水量Fig.2 Irrigation amounts for crops during experimental period

本試驗所用有機肥為天津葡萄研究所生產的“生物肥一號”，肥料中的活菌數為1×107個/g，N、P2O5、K2O質量分數分別為3.5%、2%和1.5%，施用時與0～20 cm土壤混合均勻。為了使無機肥處理的N、P2O5和K2O總施用量與有機肥處理相同，以N、P2O5、K2O質量比為3.5∶2∶1.5施無機肥。無機肥中的N、P2O5和K2O分別來源于NH4NO3、Ca3(PO4)2和K2SO4。有機肥和無機肥均按照當地習慣施用，4、6、10月左右施肥，對應葡萄各生育期。3個試驗年的具體施肥日期和用量如表2所示。

表2 施肥時間和施肥量Tab.2 Fertilization date and amount

1.3 指標測定

2015年12月15日起每隔3個月按照0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm和60～80 cm用土鉆取剖面土壤，采樣時間為16:00—18:00。每壟設置1個取樣點，則每個處理的每次重復共有8個取樣點，如圖1所示。同一土層8個取樣點采集的土壤混合均勻后作為1個重復，測定不同土層土壤中的總氮含量、耕層(0～20 cm)土壤中的礦質態氮含量及耕層土壤電導率(EC)、含水率、容重、有機質含量、pH值、總有機碳含量和孔隙度等基本指標(容重和孔隙度由8個采樣點分開測定取均值作為1次重復)。剖面土壤總氮變化規律選擇2016年3月15日、2017年3月15日和2018年3月15日作為典型分析，主要由于該時間點位于兩次施肥之間且上一年度施肥行為已全部完成。肥料氮素平衡中，土壤殘留肥料氮素量為各處理土壤總氮含量與同等條件下不施氮處理土壤總氮含量的差值。此外，選擇試驗末期(2018年3月15日)土壤基本理化指標與氮素指標進行相關分析，用于揭示氮素歸趨和轉化機制。

總氮含量采用凱氏法測定，礦質態氮含量采用0.5 mol/L K2SO4浸提(水土體積比4∶1)測定，含水率采用TDR型土壤水分速測儀(英國Delta-t公司)，pH值和EC分別用酸度計和電導率儀測定，容重和孔隙度采用環刀法測定，有機質含量采用重鉻酸鉀容量法測定，總有機碳含量利用Vario MARCO cube元素分析儀(德國 Elementar公司)進行測定[10-13]。

1.4 數據分析

顯著性和相關性分析(Duncan’s multiple range test)采用SPSS 17.0軟件[14-15]。

2 結果與分析

2.1 設施土壤總氮的剖面分布

濱海設施土壤總氮含量(質量比)總體上隨土層深度呈下降趨勢(圖3)。除2016年(圖3a)外，耕層土壤總氮含量均以CK最高，2017年和2018年分別達到0.41、0.39 g/kg。S-OF和S-IF處理耕層土壤總氮含量低于CK，說明暗管排水造成一定的耕層土壤總氮流失。相同暗管排水布設條件下，S-OF處理耕層土壤總氮含量高于S-IF處理，這主要由于無機肥中的無機態養分更易溶于水并隨灌溉水淋失到土壤深層，2017年20 cm以下土層(圖3b)和2018年40 cm以下土層(圖3c)的總氮含量觀測結果可支持該推斷。

20～40 cm和40～60 cm土層總氮含量仍以CK處于較高水平，但S-OF和S-IF處理間總氮含量差異沒有明顯規律。深層土壤(60～80 cm)總氮含量以S-IF處理最高，S-OF處理次之，CK最低，這一規律在2017年和2018年尤為明顯，說明暗管排水對無機肥施用下土壤總氮縱向遷移的影響最為顯著，也說明無機肥施用下采用暗管排水容易存在氮流失風險。

圖3 不同處理2016—2018年土壤總氮含量的剖面分布Fig.3 Profile distributions of total nitrogen during 2016—2018

2.2 耕層土壤礦質態氮和有機態氮的變化規律

耕層土壤礦質態氮質量比為50.1～87.2 mg/kg，有機態氮質量比為213.1～434.5 mg/kg，礦質態氮和有機態氮占總氮的平均比例分別為17.1%和82.9%，說明濱海設施土壤耕作層氮素主要以有機態存在(圖4)。從3個試驗年的變化趨勢看，礦質態氮含量總體上呈波動性上升規律，而有機態氮含量出現一定程度的降低，說明耕作過程促使部分有機態氮轉化為礦質態。試驗初期，受不同處理施肥種類差異的影響，S-IF處理土壤礦質態氮含量較高，而S-OF處理土壤有機態氮含量較高。但隨著試驗推進，從第2個試驗年開始(540 d)，S-OF處理土壤礦質態氮釋放能力逐漸增強，具體表現為試驗末期(990～1 080 d)S-OF處理土壤礦質態氮含量明顯高于S-IF處理，這表明S-OF處理有利于后期土壤礦質態氮含量的提升。土壤有機態氮總體上以S-OF處理處于較高水平，CK次之，S-IF處理相對較低。試驗結束時，S-OF處理土壤礦質態氮含量較S-IF處理和CK分別提高22.9%和12.0%，有機態氮含量較S-IF處理和CK分別提高25.4%和12.2%。

圖4 不同處理耕層土壤礦質態氮和有機態氮含量的動態變化曲線Fig.4 Dynamics of mineral nitrogen and organic nitrogen under different treatments

礦質態氮是作物吸收的主要氮素形態，以礦質態氮含量作為土壤供氮能力的主要考察指標可知，S-OF處理土壤供氮能力呈波動性升高規律，在試驗后期上升尤為明顯。相比之下，試驗前后S-IF處理土壤礦質態氮供給能力變化不大，僅出現小幅下降。

2.3 肥料氮素平衡分析

施入的肥料氮素中，16.6%～22.5%殘留于0～20 cm土層中，14.1%～19.6%殘留于20～40 cm土層中，9.0%～14.5%殘留于40～60 cm土層中，43.4%～59.5%被植株吸收及流失(圖5，圖中不同小寫字母表示不同處理在0.05水平上差異顯著)。肥料氮素隨土層深度增加呈下降趨勢。0～20 cm與20～40 cm土層均以CK處理肥料氮素殘留量最高，但與S-OF處理之間差異并不顯著(p>0.05)。40～60 cm土層肥料氮素殘留量以CK最高，且顯著高于S-OF和S-IF(p<0.05)。總體來看，CK處理0～60 cm土壤中肥料氮的殘留量處于較高水平，S-OF處理次之，而S-IF處理最低，S-OF和S-IF處理土壤殘留肥料氮差異可能由于S-IF處理肥料帶入的可溶性氮含量高于S-OF，這部分可溶性氮更容易遷移和再分布。植物吸收及流失的肥料氮素量以S-IF最高，S-OF次之，CK最低，三者存在顯著差異(p<0.05)。

圖5 不同處理肥料氮素平衡Fig.5 Balance of applied fertilizer N

2.4 耕層土壤理化性質

耕層土壤pH值由大到小依次為S-OF、S-IF、CK，而土壤EC規律與之相反(表3)，這可能由于無暗管排水的對照處理CK耕層土壤儲存了更多肥料中的鹽基離子，造成pH值下降而EC升高。不同處理耕層土壤容重以S-OF最低，為1.45 g/cm3，顯著低于S-IF和CK處理(p<0.05)。土壤孔隙度以S-OF處理最高，達到45.3%；S-IF次之，為42.3%；CK處理土壤孔隙度顯著低于其他處理(p<0.05)，僅為39.3%。本研究中S-IF處理耕層土壤容重顯著低于CK處理，孔隙度顯著高于CK，表明暗管排水對改良耕層土壤結構有明顯效果；而同樣是暗管排水下的有機肥處理S-OF耕層土壤容重和孔隙度的觀測結果優于無機肥處理S-IF，這說明S-OF處理對土壤結構的改善是暗管排水和微生物有機肥共同驅動的結果。耕層土壤有機質含量和總有機碳含量均以S-OF處理最高，分別為3.7%和8.4 g/kg，且顯著高于其他處理(p<0.05)。S-IF和CK處理之間土壤有機質含量和總有機碳含量的差異均不顯著(p>0.05)。

2.5 土壤氮素與土壤理化性質的相關分析

土壤礦質態氮含量與土壤含水率呈顯著正相關(r=0.676)，說明適宜的土壤水分有利于氮素礦化，但有機態氮含量和含水率的關系并不明顯。礦質態氮含量和有機態氮含量均與有機質含量呈極顯著正相關(p<0.01)，相關系數分別達到0.981和0.956。類似地，礦質態氮含量和有機態氮含量與總有機碳含量呈極顯著(p<0.01)正相關，相關系數分別為0.942和0.905。此外，礦質態氮含量和有機態氮含量之間存在極顯著的正相關關系，這可能

表3 不同處理對耕層土壤理化指標的影響Tab.3 Effects of different treatments on soil physical and chemical properties

注：同一列不同字母表示在p<0.05水平差異顯著。

表4 礦質態氮含量和有機態氮含量與各影響因子的相關分析Tab.4 Correlation analysis between mineral nitrogen, organic nitrogen and environmental factors

注：*表示在0.05水平上顯著相關，** 表示在0.01水平上顯著相關。

由于礦質態氮來源于有機態氮中的可礦化氮部分，土壤有機態氮含量越高，可礦化氮庫容越大。

3 討論

農田生態系統中，氮素是作物生長發育的關鍵限制因子，作物和微生物之間存在對土壤氮素的激烈競爭[16]。因此，氮素是各類型土壤和作物的科學研究熱點[17-18]。根據溶質運移理論和土壤水動力學理論研究的結果表明，暗管排水下硝態氮濃度在剖面土壤上變化劇烈，以0～40 cm濃度最高，40～60 cm急劇降低，60～80 cm濃度較小，銨態氮濃度在垂直方向上變化不大[19]。本研究中2017、2018年和2016年相比，總氮含量隨土層深度逐漸下降但并未出現年際間的劇烈波動，這可能由于本研究土壤中的氮素主要呈有機態存在，遷移能力不強，因此在垂直剖面上變化緩慢。但暗管排水還是造成耕層土壤總氮向深層次土壤遷移，以S-IF處理最為明顯，該結果也印證了大部分前人研究結論。

本研究中S-OF處理耕層土壤礦質態氮含量前期較低但后期逐漸增加，這印證了葉協鋒等[20]的研究結果。大量研究表明，施肥可明顯增加土壤氮礦化量、礦化率和礦化勢，增強土壤供氮能力[21-23]。微生物有機肥施入后，若土壤微生物群落發生改變，嗜溫微生物數量和活性增強，會提高易礦化氮庫容，增加有機肥氮素的礦化量[24]。暗管排水對耕層土壤礦質態氮含量的影響存在一定爭議。有研究認為暗管埋設改良土壤通氣性，提高土壤溫度，促進土壤有機質分解轉化，提高養分的礦化量，從而提升耕層土壤礦質態氮含量[25-26]，也有研究認為排水的增加導致耕層土壤易溶解的礦質養分下降[4,27]。本試驗末期，CK處理耕層土壤礦質態氮含量高于S-IF處理，而S-OF處理礦質態氮含量高于CK，而這說明暗管排水會造成礦質態氮的流失，但較長時間的微生物有機肥施用有利于土壤固定或釋放一部分礦質態氮，維持耕層土壤礦質態氮水平。

暗管排水和微生物有機肥相結合有利于改善土壤容重和孔隙度，改良土壤結構。暗管排水改良土壤結構的機理是暗管排水創造了干濕交替的環境，促使土壤顆粒脫水重組微團聚體，同時排水后的土壤膠體從溶膠狀態轉化為凝膠狀態，促進土壤結構化，提高了土壤孔隙率、非毛管孔隙度[28-29]。而微生物有機肥改良土壤結構的機理主要考慮菌絲對土壤顆粒的附著作用。本研究S-IF和CK、S-OF和S-IF處理土壤結構參數的顯著差異表明了暗管排水和微生物有機肥相結合較單一使用暗管排水或單一施用微生物有機肥有更好的土壤改良效果。

本研究中，礦質態氮和有機質含量呈正相關，主要由于土壤有機質含量越高，可礦化氮含量越高，礦質態氮的釋放潛力越大。但有研究表明，礦質態氮含量和有機質含量不一定成比例，因為有機質反映了可礦化氮的庫容，但不能反映實際礦化量[30]。另一方面，本研究中S-OF處理土壤總有機碳含量的顯著增加印證了前人研究結論。一般認為，施用有機肥是增加土壤碳庫的重要途徑[31]。大量研究表明，施用有機肥或有機無機配施可以提高土壤高、中、低活性有機碳含量和儲量[32-34]。YANG[35]的研究表明，長期不施肥或單施用化肥土壤總有機碳含量分別下降了18%和17%。此外，暗管排水和微生物有機肥對土壤結構的作用也可能是S-OF處理高有機碳含量的影響因素[36]。本研究礦質態氮和有機碳含量之間高度正相關關系與張景等[37]的研究結論一致，其研究結果表明，有機碳和氨氮、硝氮含量之間均呈顯著正相關，用有機碳含量指示土壤肥力指標有重要意義。

本研究探討了暗管排水和微生物有機肥施用下總氮含量的剖面分布、耕層土壤不同形態氮素的數量變化，并分析了礦質態氮含量、有機態氮含量與土壤基本理化指標的相關性，研究結果可為濱海土壤改良和水肥決策提供科學依據。但本試驗并未觀測植株中的肥料氮素量，這使得在肥料氮素平衡分析時無法區分植株氮和流失氮，后續試驗中應當補充研究。

4 結論

(1)暗管排水促使耕層土壤總氮向深層土壤遷移，相比S-IF，S-OF處理可在一定程度上抑制耕層土壤總氮流失。

(2)濱海設施土壤總氮中80%以上以有機態形式存在，礦質態氮所占比例很小，S-OF處理有利于試驗后期土壤礦質態氮含量的提升。

(3)與其他處理相比，S-OF處理更有利于改良土壤結構，S-OF處理對土壤容重和孔隙度的改善是暗管排水和微生物有機肥共同驅動的結果。

(4)耕層土壤礦質態氮和有機態氮含量均與土壤有機質、總有機碳含量呈極顯著正相關。