劉 星，吳華勇，楊 升，盧 翔，王金旺，陳秋夏?

海涂圍墾區(qū)不同耐鹽樹種根際土壤團聚體形成及養(yǎng)分分布特征*

劉 星1，吳華勇2，楊 升1，盧 翔1，王金旺1，陳秋夏1?

（1. 浙江省亞熱帶作物研究所林業(yè)與生態(tài)研究室，浙江溫州 325005；2. 土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室（中國科學院南京土壤研究所），南京 210008）

以溫州宋埠圍墾區(qū)的濱海潮灘鹽土為研究對象，種植泌鹽喬木——檉柳（）、拒鹽灌木——厚葉石斑木（）和拒鹽喬木——白榆（），分析植樹2 a后各樹種根際土壤團聚體形成及養(yǎng)分分布特征。與裸地相比，檉柳、厚葉石斑木和白榆根際土壤pH分別下降0.14、0.43、0.39，電導率分別下降80%、70%、72%。裸地土壤粒徑均小于0.053 mm，各樹種根際土壤形成的微團聚體（0.25～0.053 mm）占土壤總質(zhì)量的5.0%～5.9%，大團聚體（2～0.25 mm）占比小于1%。相比粉+黏團聚體（<0.053 mm），微團聚體中有機碳和游離鐵含量分別呈現(xiàn)上升和下降趨勢，表明微團聚體形成可能是一個脫鐵富碳過程。與裸地相比，各樹種根際土壤全氮和堿解氮顯著增加，而速效鉀含量顯著下降。各樹種根際土壤全氮和堿解氮含量以白榆最高（分別為1.20 g·kg–1和42.6 mg·kg–1），且微團聚體中全氮和堿解氮顯著高于粉+黏團聚體。綜上所述，植樹2 a后，各樹種根際土壤鹽堿度顯著下降，且形成團聚體，表明檉柳、厚葉石斑木和白榆適宜作為浙南圍墾區(qū)的改良樹種。其中，白榆根際形成的團聚體數(shù)量多，富集碳、氮養(yǎng)分效果好，為首選樹種。

鹽土改良；耐鹽植物；根際；土壤團聚體；土壤養(yǎng)分；白榆

對于臨海國家和城市，開發(fā)利用鹽堿土已成為獲得新土地的重要途徑[1-2]。我國濱海鹽土總面積達5×106hm2，北起鴨綠江口，南至欽州灣，還包括海南島和臺灣島沿海等，性質(zhì)低劣，多數(shù)難以直接利用[1]。目前，濱海鹽堿地的改良利用主要集中在江蘇[3]、山東[4]、河北[5]、天津[6]等地，對于浙江，特別是浙南地區(qū)關注較少。浙南濱海淤泥質(zhì)鹽堿土壤質(zhì)地黏重、易板結(jié)、滲透性極差、脫鹽周期漫長，其改良利用和生態(tài)綠化難度極大。

土壤團聚體是土壤結(jié)構(gòu)的基本單元，決定土壤持水、透氣、抗蝕和保肥等性能[7]。近年來有研究表明團聚體的形成是鹽堿土改良的重要步驟，可以有效促進鹽堿土的鹽分淋洗和肥力提升[8]。如Zhang等[9]發(fā)現(xiàn)，種植棉花可有效促進新疆瑪納斯河流域鹽堿土有機碳庫的積累，維持土壤團聚結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定。連續(xù)3 a的棉花秸稈還田使山東濱海鹽化潮土（含鹽量為2.99～3.94 g·kg–1）0～10 cm土層大于5 mm的團聚體數(shù)量提高13.4%，籽棉和皮棉分別提高14.6%和19.0%[4]。同時添加有機肥和接種微生物對青海柴達木鹽堿土（電導率為3.50 mS·cm–1）中大團聚體（>0.25 mm）的形成促進效果最好，且微生物呼吸強度和酶活性顯著提高[10]。Luo等[11]報道，相比于農(nóng)家有機肥和砂子，脫硫石膏對東北松嫩平原蘇打鹽堿土壤團聚結(jié)構(gòu)形成、降鹽和培肥效果最佳。但目前尚無浙南濱海淤泥質(zhì)鹽堿土壤團聚體特征研究的相關報道。

近年來，課題組選取10余種耐鹽喬灌木，種植在溫州宋埠、甌飛、甌江口等圍墾區(qū)，其中檉柳（Lour.）、厚葉石斑木（（Thunb.）Makino）和白榆（L.）長勢良好，存活率大于93.3%。根際是植物-土壤-微生物進行物質(zhì)交換的活躍界面和獨特微生態(tài)環(huán)境，植物光合作用固定的碳，約20%以根系分泌物形式進入根際，作為碳源或信號分子影響微生物種類、數(shù)量和分布，從而影響根際微區(qū)土壤的結(jié)構(gòu)和功能[12]。由于根系特征、分泌物類型和功能的不同，不同植物對根際土壤的團聚作用和養(yǎng)分循環(huán)影響不同。因此，本研究聚焦溫州圍墾區(qū)的濱海潮灘鹽土，探究泌鹽喬木——檉柳、拒鹽灌木——厚葉石斑木、拒鹽喬木——白榆根際土壤團聚體的形成特點及其氮、磷、鉀養(yǎng)分元素的分布特征，旨在篩選適合的耐鹽樹種，為浙江濱海圍墾區(qū)綠化和生態(tài)環(huán)境建設提供科學理論支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗地位于浙江省溫州市平陽縣飛云江河口的宋埠圍墾區(qū)（120°40′16.17″E，27°39′49.44″N）。2005年開始圍墾，面積為854 hm2，主要是工業(yè)用地（324.4 hm2），其中農(nóng)林用地76 hm2，用于綠化和防護林構(gòu)建。該地區(qū)屬于中亞熱帶海洋性季風氣候，年均氣溫17.9℃，有效積溫5 687℃，無霜期276 d，降水量1 700 mm，主要集中在春、夏兩季。2015年1月，于農(nóng)林用地區(qū)域布點采樣，共32個取樣點。土壤類型為濱海潮灘鹽土，母質(zhì)為淺海沉積物，黏土礦物類型以伊利石為主，包含高嶺石、蒙脫石和綠泥石。土壤質(zhì)地為粉質(zhì)黏壤土（USDA制），容重1.56±0.13 g·cm–3，pH 8.12±0.56，平均含鹽量4.1± 3.2 g·kg–1，有機質(zhì)11.27±4.66 g·kg–1。

1.2 試驗設計

2016年1月，選定圍墾區(qū)內(nèi)地形平整、鹽分含量基本一致的重鹽堿區(qū)域作為樣地，進行野外試驗布置。面積為1 440 m2（30 m×48 m），平均含鹽量為（7.7±0.6）g·kg–1，屬于重度鹽化土[13]。按照質(zhì)量比2：1鋪撒有機肥（浙江頂農(nóng)有機肥，pH：5.5～8.5，有機質(zhì)大于450 g·kg–1，氮、磷、鉀大于50 g·kg–1，含水量小于300 g·kg–1）和稻殼（纖維素：半纖維素︰木質(zhì)素︰灰分含量比值約為5︰1︰2︰1），施用量為19.5 t·hm–2。利用旋耕機破碎土壤，深翻，混勻，深度為20～30 cm，整平。如圖1所示，試驗區(qū)劃分成面積為30 m×12 m的4個區(qū)塊，其中設對照裸地區(qū)塊1個，其余3個區(qū)塊混合種植檉柳、厚葉石斑木和白榆的2年生幼苗，每個區(qū)塊分別種植1排檉柳、厚葉石斑木和白榆，間隔1 m，各30株。

1.3 樣品采集分析

2017年11月，按10 m×12 m的規(guī)格將每個試驗區(qū)塊分為3個小區(qū)。采集土樣時，已植樹約2 a，距最后1次降雨10～15 d，地表基本無積水，部分地表出現(xiàn)干裂。裸地土壤取樣：裸地區(qū)域零星分布蘆葦。取樣時，避開蘆葦，每個小區(qū)分別按照5點取樣法，用土鉆采取深度為10～20 cm區(qū)間的土壤樣品，獲得混合土樣0.5 kg，3個小區(qū)共1.5 kg。根際土壤取樣方法為：每個小區(qū)選取生長良好，且冠幅和株高基本一致的檉柳、厚葉石斑木和白榆各3株作為重復。首先移除土壤表層的枯枝落葉，之后用不銹鋼鏟從植株基部開始挖去上層覆土，沿側(cè)根找到須根部分（大部分位于土層10～20 cm），剪下分枝，輕輕抖動去除非根際土壤，仍然黏附在根上的土壤，用毛刷收集至封口袋中，視為根際土壤[14]。每個區(qū)塊每個樹種獲得混合根際土樣約0.5 kg，3個區(qū)塊共1.5 kg，帶回實驗室，自然風干。剔除可見的石礫、根系和其他雜質(zhì)，過2 mm篩后，按四分法將土樣分成四份，一份用于土壤理化性質(zhì)分析，三份用于團聚體分離測定。

土壤團聚體的分級采用濕篩法[15]。具體步驟如下：土樣放置于孔徑為2 mm的不銹鋼篩上，室溫下蒸餾水浸泡10 min，然后分別通過0.25 mm和0.053 mm的不銹鋼篩，豎直上下振蕩50次，獲得水穩(wěn)定性的0.2～0.25 mm大團聚體，0.25～0.053 mm微團聚體和小于0.053 mm粉+黏團聚體。將各級篩層中的土粒轉(zhuǎn)移至燒杯中，冷凍干燥后備用，同時稱重計算各粒徑團聚體的比例。土壤pH和電導率（Electric Conductivity，EC）分別采用pH計（METTLER TOLEDO，瑞士）和電導儀DDS-307（雷磁，上海）測定，稱取土壤2 g，水土比5︰1。土壤有機碳和全氮采用Vario MAX-CN元素分析儀（Elementar，德國）測定。堿解氮、有效磷、速效鉀、游離氧化鐵和土壤質(zhì)地分別采用堿解擴散法、碳酸氫鈉浸提–鉬銻抗比色法、乙酸銨交換–火焰光度法、連二亞硫酸鈉–檸檬酸鈉–重碳酸鈉（Dithionite- citrate-bicarbonate，DCB）提取–火焰原子吸收光譜法和吸管法測定[16]。采用紫外–可見分光光度計（上海）獲得土壤可溶性有機質(zhì)（Dissolved organic matter，DOM）200～800 nm光譜信息，用250 nm和365 nm處吸光度值之比（E2/E3）表征DOM分子量的大小[17]。

圖 1 研究區(qū)地理位置及試驗處理示意圖

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)采用IBM Statistics SPSS13.0進行分析統(tǒng)計，鄧肯（Duncan）單因素方差分析檢驗處理間差異顯著性水平（<0.05），繪圖采用Origin 8.6軟件。

2 結(jié) 果

2.1 不同耐鹽樹種根際土壤EC和pH變化

如圖2所示，與裸地土壤相比，檉柳、厚葉石斑木和白榆根際土壤pH分別下降0.14、0.43和0.39個單位。厚葉石斑木和白榆根際土壤pH分別為8.62和8.66，顯著低于檉柳（8.91）（<0.05），表明厚葉石斑木和白榆對圍墾區(qū)土壤pH的改良效果好于檉柳。根際土壤的EC為337～479 μS·cm–1，顯著低于裸地土壤（1 645 μS·cm–1）（<0.05）。不同樹種根際土壤的EC變化程度與pH不同，檉柳降鹽效果最好，其根際土壤EC為337 μS·cm–1，降幅高達80%。厚葉石斑木和白榆根際土壤EC降幅為70%～72%，二者無顯著差異。

圖2 不同耐鹽樹種根際土壤的pH和電導率（EC）

2.2 不同耐鹽樹種根際土壤團聚體的組成差異

試驗區(qū)土壤由粉粒和黏粒組成（分別為625 g·kg–1和375 g·kg–1），裸地土壤粒徑均小于0.053 mm，而檉柳、厚葉石斑木和白榆根際土壤0.25～0.053 mm微團聚體和2～0.25 mm大團聚體含量分別提高至50 g·kg–1、58 g·kg–1、59 g·kg–1和8 g·kg–1、9 g·kg–1和7 g·kg–1（表1），表明種植耐鹽樹種可有效促進土壤較大團聚體的形成。因植樹年限有限（2 a），根際形成的團聚體有限，特別是大團聚體僅獲得10 g左右，未達到土壤理化性質(zhì)分析的需求。因此，下面主要分析粉+黏團聚體和微團聚體的理化性質(zhì)。

表1 不同耐鹽樹種根際土壤團聚體粒徑分布

2.3 不同耐鹽樹種根際土壤有機碳和游離氧化鐵含量的變化

如圖3a）所示，檉柳、厚葉石斑木和白榆根際土壤有機碳含量分別為9.58 g·kg–1、9.94 g·kg–1和10.20 g·kg–1，均顯著高于裸地土壤（9.09 g·kg–1）（<0.05）。白榆微團聚體中的有機碳含量顯著高于粉+黏團聚體，檉柳呈現(xiàn)相反趨勢，厚葉石斑木根際兩種團聚體中有機碳含量無顯著差異。各樹種根際微團聚體的有機碳含量以白榆最高（14.86 g·kg–1），厚葉石斑木次之（9.78 g·kg–1），檉柳最低（7.13 g·kg–1），三者之間均達到顯著差異（<0.05）。相比裸地土壤（17.47 g·kg–1），各樹種根際土壤游離氧化鐵含量均有所降低，其降低程度由低至高依次為厚葉石斑木（17.06 g·kg–1）、檉柳（16.37 g·kg–1）和白榆（16.22 g·kg–1）（圖3b））。不同粒徑團聚體間的游離氧化鐵含量差異顯著，微團聚體中（8.26～12.34 g·kg–1）顯著低于粉+黏團聚體（15.87～17.72 g·kg–1）（<0.05）。就微團聚體中的氧化鐵含量而言，白榆最高（12.34 g·kg–1），厚葉石斑木（8.28 g·kg–1）和檉柳（8.26 g·kg–1）兩者無顯著差異（0.05）。

注：不同字母表示不同根際土壤不同粒徑間在0.05水平差異顯著。下同。 Note：Different letters indicate significant difference（P=0.05）between aggregates fractions in rhizosphere of the salt-tolerant trees. The same below.

2.4 土壤養(yǎng)分在根際土壤的分布特征

由圖4a）可知，與裸地相比，耐鹽樹種根際土壤全氮含量均有所增加，其中，白榆和厚葉石斑木根際土壤全氮含量分別為1.20 g·kg–1和1.17 g·kg–1，顯著高于裸地的1.04 g·kg–1（<0.05）。白榆根際土壤微團聚體的全氮含量為1.51 g·kg–1，顯著高于粉+黏團聚體的1.19 g·kg–1，而厚葉石斑木和檉柳根際土壤呈現(xiàn)相反的趨勢，特別是檉柳，微團聚體的全氮含量僅0.88 g·kg–1，顯著低于粉+黏團聚體（1.13 g·kg–1）。由圖4b）可知，與裸地相比（34.4 mg·kg–1），白榆根際土壤堿解氮含量為42.6 mg·kg–1，增幅23.8%；檉柳和厚葉石斑木根際堿解氮含量分別為36.3 mg·kg–1和37.0 mg·kg–1，變化不顯著（0.05）。白榆根際微團聚體的堿解氮含量最高，為85.8 mg·kg–1，是裸地的2.49倍，顯著高于粉+黏團聚體（44.5 mg·kg–1）；而檉柳和厚葉石斑木根際的微團聚體和粉+黏團聚體中的堿解氮含量均無顯著差異（0.05）。

由圖4c）可知，與裸地土壤（15.5 mg·kg–1）相比，厚葉石斑木根際土壤有效磷含量顯著增加，為18.5 mg·kg–1，而檉柳和白榆根際土壤有效磷變化不顯著。厚葉石斑木和檉柳微團聚體中的有效磷含量（10.4～11.5 mg·kg–1）顯著低于粉+黏團聚體（16.4～19.0 mg·kg–1），白榆根際不同粒徑團聚體之間有效磷含量無顯著差異（>0.05）。就微團聚體中的有效磷含量而言，白榆（16.0 mg·kg–1）顯著高于檉柳（10.4 mg·kg–1）和厚葉石斑木（11.5 mg·kg–1）。由圖4d）可知，與裸地土壤（426 mg·kg–1）相比，各耐鹽樹種根際土壤速效鉀的含量顯著降低，且微團聚體中的速效鉀含量（115.0～216.3 mg·kg–1）顯著低于粉+黏團聚體（303.3～342.0 mg·kg–1）。就DOM 的E2/E3而言（表2），白榆和厚葉石斑木根際分別為6.3和5.6，顯著高于裸地土壤（5.0）（<0.05）；且各樹種根際土壤微團聚體（6.2～7.8）顯著高于粉+黏團聚體（4.2～4.9），其中白榆最高（7.8），厚葉石斑木次之（7.3），檉柳最?。?.2）。

圖4 不同耐鹽樹種根際不同粒徑土壤全氮（a））、堿解氮（b））、有效磷（c））和速效鉀（d））含量

表2 不同耐鹽樹種根際可溶性有機質(zhì)E2/E3比值

3 討 論

3.1 耐鹽樹種對圍墾區(qū)土壤理化性質(zhì)和結(jié)構(gòu)的影響

土壤鹽分和pH是制約濱海地區(qū)生態(tài)環(huán)境建設的重要限制因子[1-2]，種植耐鹽樹種能顯著降低圍墾區(qū)土壤的pH和EC（圖2），表明檉柳、厚葉石斑木和白榆均適宜作為浙南海涂圍墾區(qū)的綠化樹種。因根系特征、分泌物類型和耐鹽機制的不同，不同植物的降鹽堿效果差異顯著[6]。檉柳屬于泌鹽植物，吸鹽能力強于拒鹽植物——厚葉石斑木和白榆，檉柳根際土壤的EC降幅高達80%，為337 μS·cm–1，屬非鹽化土[13]。就pH而言，檉柳、厚葉石斑木和白榆根際土壤分別下降0.14、0.43和0.39個單位，表明厚葉石斑木和白榆對圍墾區(qū)土壤pH的改良效果好于檉柳。

圍墾區(qū)的土壤質(zhì)地黏重，結(jié)構(gòu)差，無明顯的團粒結(jié)構(gòu)。植物在生長過程中，根系通過纏繞，釋放分泌物作為膠結(jié)物質(zhì)或調(diào)控微生物的群落結(jié)構(gòu)，以及影響根際的干濕交替來促進團聚體的形成[18]。如表1所示，裸地土壤粒徑均為小于0.053 mm粉+黏團聚體，而檉柳、厚葉石斑木和白榆根際土壤形成了粒徑0.25～0.053 mm微團聚體和粒徑2～0.25 mm大團聚體。一般地，有機碳是土壤團聚體的主要膠結(jié)物質(zhì)[19]。一些研究結(jié)果也發(fā)現(xiàn)，在鹽堿地中，例如山東濱海鹽堿土[4]、松嫩平原蘇打鹽堿土[11]、新疆瑪納斯河流域鹽堿土[9]和青海柴達木鹽堿土[10]，有機碳的輸入促進土壤團聚結(jié)構(gòu)的形成。南方紅壤有機質(zhì)含量低，黏粒和游離氧化鐵含量高，章明奎和何振立[20]發(fā)現(xiàn)黏粒的內(nèi)聚力和氧化鐵的膠結(jié)作用主導紅壤團聚體的形成。Zhang等[21]對新開墾的低肥力紅壤性水稻土的研究也發(fā)現(xiàn)了類似結(jié)果，植稻前的紅壤中鐵鋁氧化物對團聚體的形成和穩(wěn)定起主要作用，但植稻后隨著水稻種植年限的延長，土壤中有機膠結(jié)物質(zhì)逐步積累，鐵鋁氧化物含量則逐漸降低，有機碳的團聚體作用加強。而在水稻-玉米輪作的水稻原土和各粒級團聚體中，Huang等[22]報道，無定型鐵與有機碳含量成正比，兩者發(fā)生共沉淀和吸附作用，抑制有機碳礦化速率。本研究中，各耐鹽植物根際土壤有機碳含量均顯著高于裸地，其中白榆根際微團聚體的碳含量增幅高達63.5%（圖3a））。同時，本研究還發(fā)現(xiàn)，與粉+黏團聚體相比，微團聚體中游離氧化鐵含量顯著下降，降幅高達27.8%～49.3%。推測浙南濱海淤泥質(zhì)鹽堿土中的團聚體形成也是一個脫鐵富碳的過程。因此，鹽堿地造林配施有機肥料可增強土壤顆粒的團聚作用，促進團聚體尤其是較大團聚體的形成。但檉柳微團聚體中的碳含量顯著降低，可能是因為檉柳微團聚體中富集的養(yǎng)分處于物理保護，相比粉粒和黏粒表面化學結(jié)合（鈣鍵結(jié)合或氧化物結(jié)合）的穩(wěn)定態(tài)有機碳，其易被微生物分解、利用和轉(zhuǎn)化[7]。章征程等[23]對河套黃灌區(qū)堿化鹽土、龜裂堿土、硫酸鹽-氯化物鹽土、硫酸鹽鹽土和草甸堿土的研究也發(fā)現(xiàn)了類似結(jié)果，小于0.01 mm小團聚體的有機碳以化學保護為主，分解慢，顯著高于0.25～0.053 mm微團聚體。E2/E3結(jié)果也證實這一點，各樹種根際土壤微團聚體DOM的E2/E3為6.2～7.8，顯著高于粉+黏團聚體（4.2～4.9）。E2/E3值越大，表示有機質(zhì)分子量越小，更容易被微生物利用[17]，表明微團聚體中的微生物活性強。土壤微生物可通過黏附、物理纏繞、分泌有機物等方式影響土壤有機質(zhì)的分異，進而促進土壤團聚結(jié)構(gòu)的形成和穩(wěn)定[24]。

3.2 不同耐鹽樹種根際土壤養(yǎng)分的分布特征

土壤微生物是土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和轉(zhuǎn)運的調(diào)節(jié)器，不同微生物的組成比例決定土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化過程，根際固氮細菌和叢枝菌根可提供植物生長所需40%～50%的氮和75%的磷[25]。根際土壤DOM的E2/E3呈現(xiàn)增加趨勢（表2），表明根際微生物活性強，有利于氮含量的積累。這與本研究的結(jié)果一致，根際土壤全氮含量顯著高于裸地（圖4a））。一般而言，微團聚體被穩(wěn)定性較強的有機質(zhì)（如腐殖質(zhì)）所穩(wěn)定，而大團聚體是由微團聚體進一步團聚形成，除去原來的有機質(zhì)，主要是被年輕有機質(zhì)（如碳水化合物、根和菌絲）所穩(wěn)定，因此較大團聚體對土壤肥力的意義更大[7]。如圖4a），白榆根際土壤微團聚體全氮和堿解氮含量均顯著高于裸地，增幅分別高達15.4%和149%，可能是因為其根際土壤富含和等參與氮循環(huán)的功能細菌屬，且主要分布于微團聚體中[26-27]。盡管與本研究的海涂圍墾區(qū)氣候和土壤類型差異明顯，趙云杰等[28]也發(fā)現(xiàn)科爾沁沙地和渾善達克沙地的榆樹林具有碳匯潛力和固氮功能。檉柳和厚葉石斑木根際固氮能力相對較弱，固定的氮有限，而微團聚體中微生物活性更強，對養(yǎng)分利用和轉(zhuǎn)化效率高[7]。因此，厚葉石斑木和檉柳根際微團聚體土壤堿解氮含量顯著增加，但全氮含量呈現(xiàn)降低趨勢。

根際磷素不足可誘導植物根系分泌質(zhì)子、有機酸等物質(zhì)活化局部養(yǎng)分或刺激根系的生長以增加吸收面積，提高磷素的空間有效性[29]。各耐鹽樹種根際土壤的有效磷含量總體呈現(xiàn)增加趨勢，其中厚葉石斑木根際土壤有效磷含量顯著高于裸地土壤（圖4c））。但微團聚體中的有效磷顯著下降，可能是因為其有效磷生物有效性高，被植物和微生物大量吸收、利用和轉(zhuǎn)化。此外，微團聚體中的氧化鐵顯著降低，其固定的磷被釋放[30]，會進一步降低磷的含量。圍墾區(qū)土壤速效鉀的含量為426 mg·kg–1，根據(jù)全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級標準，遠高于一級土壤標準（>200 mg·kg–1）。耐鹽樹種的種植均降低了土壤中的速效鉀，根際形成的微團聚體中微生物活性強，速效鉀降幅大，高達46.9%～73.0%（圖4d））。

微生物在土壤形成和肥力積累過程中起著極為重要的作用，一般在鹽漬化土壤中，微生物活性增高說明土壤的鹽堿狀況得到了改善[31]。土壤微生物是團聚體形成最活躍的因素，土壤團聚結(jié)構(gòu)的動態(tài)變化又反饋控制土壤微生物活動和土壤有機質(zhì)的分異作用[24]。因此，下一步十分有必要探究鹽堿地中耐鹽植物根際土壤團聚結(jié)構(gòu)-土壤理化性質(zhì)-微生物區(qū)系特征的關聯(lián)和耦合機制，可以幫助認識團聚體的形成過程，更好地定向培育土壤肥力和微生物多樣性，加快鹽堿土的改良利用進程。

4 結(jié) 論

檉柳、厚葉石斑木和白榆能有效降低圍墾區(qū)鹽堿土的鹽分，還能促進土壤結(jié)構(gòu)的形成以及養(yǎng)分的積累，均適宜作為浙南海涂圍墾區(qū)的綠化樹種。其中，白榆改良鹽堿土的效果最好，根際形成的微團聚體數(shù)量多，富集碳、氮養(yǎng)分效果好，為首選樹種。然而植樹時間有限（2a），根際形成的團聚體有限，特別是2～0.25 mm大團聚體達不到理化性質(zhì)分析的需求。此外，白榆、檉柳和厚葉石斑木在浙南地區(qū)的適應性也需進一步觀察。

［ 1 ］ He Z X，Zhao X F，Li Y L，et al. Importance of ecological greening for coastal saline in China[J]. Environmental Sanitation Engineering，2014，22（5）：1—4. [賀志雄，趙秀芳，李婭莉，等. 我國濱海鹽堿地生態(tài)綠化的重要性[J]. 環(huán)境衛(wèi)生工程，2014，22（5）：1—4.]

［ 2 ］ Zhu J F，Cui Z R，Wu C H，et al. Research advances and prospect of saline and alkali land greening in China[J]. World Forestry Research，2018，31（4）：70—75. [朱建峰，崔振榮，吳春紅，等. 我國鹽堿地綠化研究進展與展望[J]. 世界林業(yè)研究，2018，31（4）：70—75.]

［ 3 ］ Gao S，Yang J S，Yao R J，et al. Effects of soil amelioration measures mitigating soil salinity and improving crop P uptake in coastal area of North Jiangsu[J]. Acta Pedologica Sinica，2020，57（5）：1219—1229. [高珊，楊勁松，姚榮江，等.改良措施對蘇北鹽漬土鹽堿障礙和作物磷素吸收的調(diào)控[J]. 土壤學報，2020，57（5）：1219—1229.]

［ 4 ］ Qin D L，Wang S L，Liu Y H，et al. Effects of cotton stalk returning on soil physical and chemical properties and cotton yield in coastal saline-alkali soil[J]. Acta Agronomica Sinica，2017，43（7）：1030—1042. [秦都林，王雙磊，劉艷慧，等. 濱海鹽堿地棉花秸稈還田對土壤理化性質(zhì)及棉花產(chǎn)量的影響[J]. 作物學報，2017，43（7）：1030—1042.]

［ 5 ］ Feng G Y，Zhang Q，Qi H，et al. Temporal and spatial variation of soil moisture and salinity and its effect on photosynthetic production of cotton in coastal saline-alkali land[J]. Acta Pedologica Sinica，2019，56（4）：1012—1022. [馮國藝，張謙，祁虹，等. 濱海鹽堿地水鹽時空變化特征及對棉花光合生產(chǎn)的影響[J]. 土壤學報，2019，56（4）：1012—1022.]

［ 6 ］ Wang L Y，Pan J，Yang Y，et al. The fertility effects of salt-tolerant herbaceous plants on coastal saline soil[J]. Pratacultural Science，2014，31（10）：1833—1839. [王立艷，潘潔，楊勇，等. 濱海鹽堿地種植耐鹽草本植物的肥土效果[J]. 草業(yè)科學，2014，31（10）：1833—1839.]

［ 7 ］ Six J，Bossuyt H，Degryze S，et al. A history of research on the link between（micro）aggregates，soil biota，and soil organic matter dynamics[J]. Soil and Tillage Research，2004，79（1）：7—31.

［ 8 ］ Bai Y C，Xue W J，Yan Y Y，et al. The challenge of improving coastal mudflat soil：Formation and stability of organo-mineral complexes[J]. Land Degradation & Development，2018，29（4）：1074—1080.

［ 9 ］ Zhang F H，Yang H C，Gale W J，et al. Temporal changes in soil organic carbon and aggregate-associated organic carbon after reclamation of abandoned，salinized farmland[J]. The Journal of Agricultural Science，2017，155（2）：205—215.

［ 10 ］ Yang H，Chen S S，F(xiàn)eng Z Y，et al. Combined effects of soil microbes and organic matter on aggregate formation in saline-alkali soil[J]. Journal of Agro-Environment Science，2017，36（10）：2080—2085. [楊華，陳莎莎，馮哲葉，等. 土壤微生物與有機物料對鹽堿土團聚體形成的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2017，36（10）：2080—2085.]

［ 11 ］ Luo S S，Wang S J，Tian L，et al. Aggregate-related changes in soil microbial communities under different ameliorant applications in saline-sodic soils[J]. Geoderma，2018，329：108—117.

［ 12 ］ Hinsinger P，Plassard C，Jaillard B. Rhizosphere：A new frontier for soil biogeochemistry[J]. Journal of Geochemical Exploration，2006，88（1/2/3）：210—213.

［ 13 ］ Yao R J，Yang J S，Han J J. Stochastic simulation and uncertainty assessment of spatial variation in soil salinity in coastal reclamation regions[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture，2011，19（3）：485—490. [姚榮江，楊勁松，韓建均. 海涂圍墾區(qū)土壤鹽分空間變異性隨機模擬與不確定性評價[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報，2011，19（3）：485—490.]

［ 14 ］ Pu Q，Hu Y F，Li H W，et al. Characteristics of organic carbon and nitrogen in rhizosphere soil under 2 sand-fixation shrub of alpine desertified grassland[J]. Journal of Soil and Water Conservation，2016，30（2）：272—276，282. [蒲琴，胡玉福，李亨偉，等. 高寒草地2種固沙灌木根際土壤碳氮特征[J]. 水土保持學報，2016，30（2）：272—276，282.]

［ 15 ］ Elliott E T. Aggregate structure and carbon，nitrogen，and phosphorus in native and cultivated soils[J]. Soil Science Society of America Journal，1986，50（3）：627—633.

［ 16 ］ Lu R K. Analytical methods for soil and agro-chemistry [M]. China Agricultural Science and Technology Press，2000. [魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法[M]. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學技術出版社，2000.]

［ 17 ］ Peuravuori J，Pihlaja K. Molecular size distribution and spectroscopic properties of aquatic humic substances[J]. Analytica Chimica Acta，1997，337（2）：133—149.

［ 18 ］ Yuan Y R，Han X Z，Ding X L，et al. Distribution of aggregate-associated organic carbon and aggregate stability in rhizosphere of different plants[J]. Chinese Journal of Soil Science，2012，43（2）：320—324. [苑亞茹，韓曉增，丁雪麗，等. 不同植物根際土壤團聚體穩(wěn)定性及其結(jié)合碳分布特征[J]. 土壤通報，2012，43（2）：320—324.]

［ 19 ］ Dou S，Li K，Guan S. A review on organic matter in soil aggregates[J]. Acta Pedologica Sinica，2011，48（2）：412—418.[竇森，李凱，關松. 土壤團聚體中有機質(zhì)研究進展[J]. 土壤學報，2011，48（2）：412—418.]

［ 20 ］ Zhang M K，He Z L. Effect of parent materials on formation of soil aggregates[J]. Tropical and Subtropical Soil Science，1997，6（3）：198—202. [章明奎，何振立. 成土母質(zhì)對土壤團聚體形成的影響[J]. 熱帶亞熱帶土壤科學，1997，6（3）：198—202.]

［ 21 ］ Zhang Z B，Zhou H，Lin H，et al. Puddling intensity，sesquioxides，and soil organic carbon impacts on crack patterns of two paddy soils[J]. Geoderma，2016，262：155—164.

［ 22 ］ Huang X L，Jiang H，Li Y，et al. The role of poorly crystalline iron oxides in the stability of soil aggregate-associated organic carbon in a rice-wheat cropping system[J]. Geoderma，2016，279：1—10.

［ 23 ］ Zhang Z C，Lin Q M，Li M Z，et al. Effects of cultivation on water-stable aggregates and their organic carbon and nitrogen in typical saline-alkali soil of Hetao Yellow River irrigation region[J]. Journal of Nanjing Agricultural University，2018，41（6）：1085—1092. [章征程，林啟美，李謨志，等. 耕作對河套黃灌區(qū)典型鹽堿土水穩(wěn)定性團聚體及有機碳和全氮含量的影響[J]. 南京農(nóng)業(yè)大學學報，2018，41（6）：1085—1092.]

［ 24 ］ Li N，Han X Z，You M Y，et al. Research review on soil aggregates and microbes[J]. Ecology and Environmental Sciences，2013，22（9）：1625—1632. [李娜，韓曉增，尤孟陽，等. 土壤團聚體與微生物相互作用研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報，2013，22（9）：1625—1632.]

［ 25 ］ Oberholster T，Vikram S，Cowan D，et al. Key microbial taxa in the rhizosphere ofand sunflower grown in crop rotation[J]. Science of the Total Environment，2018，624：530—539.

［ 26 ］ He L，Li Y Q，Li B C，et al. Effects of different vegetation types and reclamation years on soil bacterial community structure in reclaimed mine areas[J]. Environmental Science，2017，38（2）：752—759. [賀龍，李艷琴，李彬春，等. 礦區(qū)不同植被復墾模式對土壤細菌群落結(jié)構(gòu)的影響[J]. 環(huán)境科學，2017，38（2）：752—759.]

［ 27 ］ Luo G W，F(xiàn)riman V P，Chen H，et al. Long-term fertilization regimes drive the abundance and composition of N-cycling-related prokaryotic groups via soil particle-size differentiation[J]. Soil Biology and Biochemistry，2018，116：213—223.

［ 28 ］ Zhao Y J，Tian Y，Wang X. Stock and allocation of carbon and nitrogen in typicaldominated savanna in Inner Mongolia，China[J]. Science of Soil and Water Conservation，2014，12（6）：82—89. [趙云杰，田赟，王曉. 典型榆樹疏林碳氮儲量及其分配特征[J]. 中國水土保持科學，2014，12（6）：82—89.]

［ 29 ］ Sun B，Liao H，Su Y H，et al. Advances in key coordinative mechanisms in soil-root-microbe systems to affect nitrogen and phosphorus utilization[J]. Soils，2015，47（2）：210—219. [孫波，廖紅，蘇彥華，等. 土壤-根系-微生物系統(tǒng)中影響氮磷利用的一些關鍵協(xié)同機制的研究進展[J]. 土壤，2015，47（2）：210—219.]

［ 30 ］ Garland G，Bünemann E K，Oberson A，et al. Plant-mediated rhizospheric interactions in maize-pigeon pea intercropping enhance soil aggregation and organic phosphorus storage[J]. Plant and Soil，2017，415（1/2）：37—55.

［ 31 ］ Tian P Y，Shen C，Zhao H，et al. Enzyme activities and microbial communities in rhizospheres of plants in salinized soil in North Yinchuan[J]. Acta Agronomica Sinica，2020，57（1）：217—226.[田平雅，沈聰，趙輝，等. 銀北鹽堿區(qū)植物根際土壤酶活性及微生物群落特征研究[J]. 土壤學報，2020，57（1）：217—226.]

Formation of Soil Aggregates and Distribution of Soil Nutrients in Rhizosphere of Salt-tolerant Trees in Coastal Polder Reclamation

LIU Xing1, WU Huayong2, YANG Sheng1, LU Xiang1, WANG Jinwang1, CHEN Qiuxia1?

(1. Department of Forestry and Ecology, Institute of Subtropical Crops of Zhejiang Province, Wenzhou, Zhejiang 325005, China; 2. State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)

This study is oriented to explore effects of salt-tolerant trees different in species ameliorating coastal saline-alkali soils for screening trees suitable for establishment of shelterbelts and ecological greening in coastal areas.Three different species of trees, i.e.(salt-secreting arbor),(salt-rejecting shrub), and(salt-rejecting arbor) were planted in a tract of mudflat of saline-alkali soil in the Songbu Polder on the coast of Wenzhou. Two years after the trees were established, soil samples were collected from the rhizospheres of the trees for analysis of particle size distribution of soil aggregates and key physicochemical properties of the aggregates by particle size, including soil organic carbon (SOC), dithionite-citrate–bicarborate-extractable Fe (hydro) oxides (DCB-Fe), total nitrogen (TN), alkali-hydrolyzable nitrogen (AN), available phosphorus (AP), and readily available potassium (AK).Compared with the soil in the bare-land (CK), the soil in the rhizosphere of,, andwas 0.14, 0.43 and 0.39 lower in pH and 80%, 70% and 72% lower in electrical conductivity (EC), respectively. The soil particle size of CK was <0.053 mm, while soil aggregates were formed in the rhizosphere of the trees with the content of soil micro-aggregates (0.25-0.053 mm) being 5.0%–5.9%, and the content of macro-aggregates (2-0.25 mm) being much lower, accounting for less than 1% of the total of soil aggregates. The content of SOC increased significantly in the rhizosphere soils, but the content of DCB-Fe decreased significantly (<0.05), especially in micro-aggregates, which suggests that soil aggregation was coupled with Fe removal and C accumulation. Soil nutrients, including TN, AN and AP were elevated in content within the rhizospheres of all three species. The content of TN (1.20 g·kg–1) and AN (42.6 mg·kg–1) in the rhizosphere soil ofwas 15.4% and 23.8%, respectively, higher than those in CK. The content of AN (85.8 mg·kg–1) in micro-aggregates was the highest among the aggregate fractions in the rhizosphere of. Interestingly, much higher AP contents in silt-clay aggregates (16.4–19.0 mg·kg–1) than those in micro-aggregates (10.4–11.4 mg·kg–1) were detected in theandplantations, whereas no difference was observed inrhizosphere soil (>0.05). After establishment of the trees, AK decreased significantly or by 4.5%–11.5% in rhizosphere soils as compared that in CK (<0.05). For all the rhizosphere soils, the content of AK varied in the range of 115.0–216.3 mg·kg–1in micro-aggregates, which was significantly lower than those in silt-clay aggregates (303.0–342.0 mg·kg–1).Cultivations of the salt-tolerant trees can ameliorate saline-alkali soils by reducing salinity and improving soil structure and soil fertility.,, andcould all be used as effective pioneer trees for mudflat reclamation projects. Among these species,appeared to be the most effective thanks to its high capability of carbon and nitrogen enrichment in the rhizosphere soil.

Saline-alkali soil amelioration; Salt-tolerant plants; Rhizosphere; Soil aggregate; Soil nutrients;

S156.4+2

A

10.11766/trxb201908240243

劉星，吳華勇，楊升，盧翔，王金旺，陳秋夏. 海涂圍墾區(qū)不同耐鹽樹種根際土壤團聚體形成及養(yǎng)分分布特征[J]. 土壤學報，2020，57（5）：1270–1279.

LIU Xing，WU Huayong，YANG Sheng，LU Xiang，WANG Jinwang，CHEN Qiuxia. Formation of Soil Aggregates and Distribution of Soil Nutrients in Rhizosphere of Salt-tolerant Trees in Coastal Polder Reclamation[J]. Acta Pedologica Sinica，2020，57（5）：1270–1279.

* 浙江省農(nóng)業(yè)科學院青年科技人才培養(yǎng)項目（2018R26R08E02）、溫州市林業(yè)四新推廣示范項目（ZJSF-DY20180728WZC）和國家重點研發(fā)計劃項目課題（2018YFC1801806）資助 Supported by the Youth Science and Technology Talent Development Project of Zhejiang Academy of Agricultural Sciences（No. 2018R26R08E02），the Four New Extension Demonstration Projects of Wenzhou Forestry Bureau（No. ZJSF-DY20180728WZC），and the National Key Research and Development Program of China（No. 2018YFC1801806）

，E-mail：yzscqx@163.com

劉 星（1989—），男，浙江人，博士研究生，助理研究員，主要從事濱海生態(tài)環(huán)境研究。E-mail：liuxingzy1989@163.com

2019–08–24；

2020–03–24；

優(yōu)先數(shù)字出版日期（www.cnki.net）：2020–04–21

（責任編輯：陳榮府）