呼倫湖藍藻對典型退化草原區(qū)不同類型土壤性質(zhì)的影響

馬歡欣，童 儀，焦琰雯，徐梓瑄，王 琪，陳星瑤，王文林，韓睿明，曹秉帥，劉寶貴

1. 南京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210023

2. 生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，江蘇 南京 210042

3. 南通大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，江蘇 南通 226000

4. 呼倫貝爾市北方寒冷干旱地區(qū)內(nèi)陸湖泊研究院，內(nèi)蒙古 呼倫貝爾 021000

5. 國家環(huán)境保護呼倫湖濕地生態(tài)環(huán)境科學(xué)觀測研究站，江蘇 南京 210042

自20 世紀(jì)80 年代以來，在富營養(yǎng)化和全球變暖的推動下，全球藍藻水華在發(fā)生頻率、強度和持續(xù)時間上都有迅速增加的趨勢[1]，帶來臭氣釋放[2]、水體溶解氧降低[3]、危害水生生物生長發(fā)育[4]等不良影響.呼倫湖作為我國北方生態(tài)安全屏障，對于維系區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定具有重要作用. 然而，近年來呼倫湖藍藻水華頻發(fā)[5]，為不破壞水生態(tài)系統(tǒng)平衡，當(dāng)?shù)夭扇〉膽?yīng)急手段多以機械打撈為主，而對打撈上岸的藍藻藻液如何進行資源化利用成為一個難題.

目前國內(nèi)外藍藻資源化技術(shù)中較為成熟的有好氧堆肥和厭氧發(fā)酵，已在我國南方湖泊(如太湖[6-7]、巢湖[8-9]、滇池[10])的藍藻資源化利用中得到應(yīng)用. 還有一些研究集中于提取生物活性物質(zhì)[11-12]、制備生物燃料[13]等具有高附加值利用的方向. 但是，這些技術(shù)在實際應(yīng)用中存在堆肥周期長、需持續(xù)維持高溫環(huán)境(如好氧堆肥[14])，對生產(chǎn)條件及裝置要求較高(如厭氧發(fā)酵[12,15])，能耗較高(如生物燃料制備[13,16])，以及技術(shù)復(fù)雜(如生物活性物質(zhì)提取[17])等諸多限制條件.考慮到呼倫湖地處我國北疆偏遠地區(qū)，經(jīng)濟發(fā)展與南方地區(qū)存在較大差距，建設(shè)成本和運營成本較高的資源化利用技術(shù)無法長久維持；此外，由于其位于中高緯度溫帶半干旱區(qū)，夏季溫涼短促、降水較多[18]，缺少自然升溫的堆肥發(fā)酵環(huán)境. 因此，上述技術(shù)難以在呼倫湖地區(qū)推廣應(yīng)用，亟需探索一條本土適用的藍藻資源化利用新途徑.

接種藍藻被證實對土壤具有一定的修復(fù)功能[19-21]，這為呼倫湖藍藻資源利用提供了新思路. 藍藻體內(nèi)富集大量的氮磷及有機物[22]，經(jīng)微生物分解后可釋放大量碳、氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)[23-25]，能夠調(diào)節(jié)和改善土壤養(yǎng)分狀況[26]，進而提升作物產(chǎn)量，已在小白菜[27]、黃瓜[28]等農(nóng)作物種植中得到應(yīng)用. 此外，有研究表明施加藍藻有利于土壤水分保持[29-30]. 藍藻分泌物(如胞外多糖)具有黏性和吸水性，能夠提高土壤穩(wěn)定性[31-32].Sadeghi 等[33]研究發(fā)現(xiàn)，接種藍藻后，土壤裂縫指標(biāo)、粗糙度和團聚體穩(wěn)定性分別提高了5.1%~27%、14%~20%和13%~22%，能夠有效抑制徑流和土壤流失，特別是退化旱地. 呼倫湖以東分布著大量沙地和退化草地[34-35]，且隨著氣候暖干化加劇，存在進一步退化的潛在風(fēng)險. 將藍藻用于沙地治理、退化草地修復(fù)可能是呼倫湖藍藻資源化的主要應(yīng)用方向之一.

呼倫湖的藍藻主要為卷曲魚腥藻等淡水藻，而目前用于沙地土壤改良的藍藻多為人工培養(yǎng)的陸生荒漠藻，鮮有針對淡水藻對土壤性質(zhì)的影響研究. 該研究基于呼倫湖氣候、生態(tài)環(huán)境、社會經(jīng)濟發(fā)展等實際情況，就近選取退化草地和沙地中的兩種典型土壤，探究呼倫湖藍藻藻液對兩種不同類型土壤性質(zhì)的影響，以期為藍藻藻液在呼倫湖沙地治理和退化草地修復(fù)領(lǐng)域的應(yīng)用提供依據(jù)和關(guān)鍵技術(shù)參數(shù).

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土樣為呼倫湖周邊兩種典型代表性土壤——栗鈣土和砂性土，分別采自烏爾遜管護站退化草場(48.518 484°N、 117.699 313°E)和 烏 都 魯 管 護 站(48.740 355°N、117.338 771°E)的0~20 cm 土層，其理化性質(zhì)見表1. 藍藻藻液于2022 年7 月取自內(nèi)蒙古呼倫湖西岸拴馬樁處(48.932 236°N、117.128 447°E)，藍藻藻液pH 為9.00，全鹽量為854 mg/L，總有機碳濃度為23.40 mg/L，總氮濃度為2.76 mg/L，總磷濃度為0.76 mg/L，浮游植物生物量為33.28 mg/L，其中藍藻門占比約為98.8%.

表1 供試土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of test soils

1.2 試驗方法

土樣取回后過2 mm 篩，將藍藻藻液以土壤質(zhì)量的1%、3%、5%和10%分別與土壤進行均勻混合，分別記作LZ-1、LZ-3、LZ-5 和LZ-10，沒有添加藍藻藻液的土壤作為對照處理，記作CK，每個處理設(shè)置3 個平行，共30 個處理. 2022 年7 月16 日，將各處理均勻混合的土壤裝入規(guī)格為29.5 cm×23.5 cm×26.5 cm 的花盆，每盆6 kg 土壤，試驗于溫度控制在25 ℃的室內(nèi)實驗室進行，每天通風(fēng)2 h. 每24 h 根據(jù)盆栽前后質(zhì)量差補充水分，保持土壤含水量為60%. 2022年11 月3 日，取各處理土壤，用于土壤容重、pH、全鹽量、有機質(zhì)、全氮、有效磷含量的測定.

2022 年7 月23 日，在內(nèi)徑10 cm、高度15 cm、底部用保鮮膜密封的圓柱形微型蒸發(fā)器中開展蒸發(fā)實驗，探究不同處理的土壤水分蒸發(fā)情況. 土樣均勻填入蒸發(fā)器后，加水使土壤處于水飽和狀態(tài)，靜置24 h使水土均衡，此后開始對各蒸發(fā)器進行稱量. 每日08:00 用天平稱量，次日重復(fù)該過程，直至25 d 后蒸發(fā)器質(zhì)量趨于穩(wěn)定時結(jié)束.

1.3 測定指標(biāo)和方法

土壤容重使用環(huán)刀法(NY/T 1121.4——2006《土壤檢測 第4 部分：土壤容重的測定》)測定. pH 采用電位法[36]測定. 全鹽量采用烘干殘渣重量法[37]測定：吸取土水質(zhì)量比為1∶5 的土壤浸出液30 mL 至已知烘干質(zhì)量的瓷蒸發(fā)皿中，在水浴上蒸干. 待液體快蒸干時，用滴管從周圍向蒸發(fā)皿中滴加少量15% H2O2，使殘渣濕潤，加熱蒸干，如此反復(fù)少量加H2O2直至干殘渣全變成白色，蒸干后將殘渣和蒸發(fā)皿放在105~110 ℃烘箱中烘干1~2 h，取出冷卻，用分析天平稱量，記錄質(zhì)量. 將蒸發(fā)皿和殘渣再次烘干0.5 h 后冷卻稱量，如此反復(fù)直至兩次質(zhì)量之差小于1 mg；有機質(zhì)含量由有機碳換算而來，換算方法見式(1)[37]，有機碳和全氮含量使用元素分析儀(EA300，Euro Vector，意大利)測定，土壤前處理方法參照文獻[38]；有效磷含量采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗分光光度法[39]測定. 另外，土壤日蒸發(fā)量、累積蒸發(fā)量計算公式[40]如下：

式中：[OM]為有機質(zhì)含量，g/kg；[OC]為有機碳含量，g/kg；1.724 為由有機碳換算成有機質(zhì)的系數(shù).

式中：EDi為第i天土壤日蒸發(fā)量，mm；Mi為第i天蒸發(fā)器質(zhì)量變化，g；ρw為水的密度，1 g/cm3；A為土壤表面積，cm2；ECi為第i天土壤累積蒸發(fā)量，mm.

1.4 數(shù)據(jù)處理

使用Microsoft Excel 2021 軟件對數(shù)據(jù)進行錄入和初步整理，使用SPSS 25.0 軟件中的單因素方差分析(one-way ANOVA)和最小顯著差法(LSD)對數(shù)據(jù)進行差異顯著性分析，使用SigmaPlot 14.0 軟件繪圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤基本理化因子

2.1.1 土壤容重

不同藻液量處理的兩種土壤容重如圖1 所示，總體看來，施加藍藻藻液對土壤容重的影響不大. 栗鈣土中，各處理土壤容重范圍為1.30~1.35 g/cm3，組間差值不超過0.05 g/cm3，具體表現(xiàn)為LZ-10>CK>LZ-1>LZ-5>LZ-3. 其中，CK 處理土壤容重為1.32 g/cm3，LZ-1、LZ-3、LZ-5 處理土壤容重較CK 分別降低了0.92%、2.69%、1.94%，LZ-10 處理較CK 升高了2.57%.

圖1 不同藻液量對土壤容重的影響Fig.1 Effect of different amounts of algal on bulk density of the soils

砂性土中，各處理土壤容重處于1.56~1.61 g/cm3之間，組間差值不超過0.05 g/cm3，具體表現(xiàn)為LZ-5>LZ-10>CK>LZ-3>LZ-1. 其 中，CK 處 理 土 壤 容 重 為1.59 g/cm3，LZ-1、LZ-3 處理土壤容重較CK 處理分別降低了1.19%、0.75%，而LZ-5、LZ-10 處理土壤容重較CK 處理分別升高了1.04%、1.01%.

2.1.2 土壤pH

不同藻液量對兩種土壤pH 的影響如圖2 所示.由圖2 可見，施加藍藻藻液后，土壤pH 總體表現(xiàn)為降低的趨勢. 栗鈣土中，隨著施藻量的增加，土壤pH呈現(xiàn)明顯的下降趨勢，且后期下降趨勢逐漸變緩. 與CK 處理(7.56)相比，LZ-3、LZ-5、LZ-10 處理的pH分別降低了7.54%、11.24%、12.43%，均達到顯著水平(P<0.05)；LZ-1 處理的pH 降低了2.34%，變化不顯著.

圖2 不同藻液量對土壤pH 的影響Fig.2 Effect of different amounts of algal on pH of the soils

砂性土中，除個別處理外，pH 隨施藻量的增加總體呈下降趨勢，且較栗鈣土pH 的變化趨勢更為平緩.與CK 處理(8.39)相比，LZ-3、LZ-10 處理的pH 分別降低了6.32%、8.51%，達到顯著水平(P<0.05)；LZ-1、LZ-5 處理的pH 變化不顯著，較CK 處理分別降低了2.62%、2.66%.

2.1.3 土壤全鹽量

施加藍藻藻液后各處理土壤全鹽量的情況如圖3 所示. 由圖3 可見，兩種土壤的全鹽量都隨著施藻量的增加而增加，其中栗鈣土的增幅較大，砂性土的增幅較小. 栗鈣土中，與CK 處理(1.47 g/kg)相比，LZ-5、LZ-10 處理的土壤全鹽量分別顯著(P<0.05)升高了40.52%、57.51%；LZ-1、LZ-3 的土壤全鹽量變化不顯著，分別升高了5.91%、14.41%；各處理土壤全鹽量表現(xiàn)為CK

圖3 不同藻液量對土壤全鹽量的影響Fig.3 Effect of different amounts of algal on total saltcontent of the soils

砂性土中，與CK 處理(1.21 g/kg)相比，LZ-3、LZ-5、LZ-10 處理的全鹽量分別顯著(P<0.05)升高了18.33%、20.73%、21.23%；LZ-1 處理全鹽量變化不顯著，較CK 處理升高了2.74%；各處理土壤全鹽量表現(xiàn)為CK

2.2 土壤養(yǎng)分特征

2.2.1 土壤有機質(zhì)

施加藍藻藻液后各處理土壤的有機質(zhì)含量變化情況如圖4 所示. 栗鈣土中，CK 處理的有機質(zhì)含量為18.70 g/kg，LZ-5、LZ-10 處理的有機質(zhì)含量分別為21.87、22.39 g/kg，較CK 處理分別顯著(P<0.05)提高了16.95%、19.73%；LZ-1、LZ-3 處理的有機質(zhì)含量分別為19.73、20.40 g/kg，較CK 處理分別提高了5.50%、9.05%；各處理土壤有機質(zhì)含量表現(xiàn)為CK

圖4 不同藻液量對土壤有機質(zhì)含量的影響Fig.4 Effect of different amounts of algal on organic matter of the soils

對于砂性土，CK 處理的有機質(zhì)含量為5.24 g/kg，LZ-1、LZ-3、LZ-5、LZ-10 處理的土壤有機質(zhì)含量分別為6.36、7.91、9.00、10.48 g/kg，較CK 處理分別顯著(P<0.05)提高了21.52%、50.94%、71.92%、103.93%.砂性土的有機質(zhì)含量同樣隨施藻量的增加而增加，施藻量在3%以上時，有機質(zhì)含量的增幅隨施藻量的增加而變小. 整體而言，施加藍藻藻液后砂性土有機質(zhì)含量的升高趨勢較栗鈣土更為顯著.

2.2.2 土壤全氮

土壤全氮隨施藻量的變化如圖5 所示. 栗鈣土中，CK 處理的全氮含量為0.84 g/kg，LZ-3、LZ-5、LZ-10處理的全氮含量分別為0.97、1.02、1.07 g/kg，較CK處理分別顯著(P<0.05)提高了16.23%、21.70%、28.35%；LZ-1 處理的全氮含量為0.92 g/kg，較CK 處理提高了10.27%；各處理土壤全氮含量表現(xiàn)為CK

圖5 不同藻液量對土壤全氮含量的影響Fig.5 Effect of different amounts of algal on total nitrogen content of the soils

砂性土中，CK 處理的全氮含量為0.17 g/kg，LZ-3、LZ-5、LZ-10 處理的全氮含量分別為0.32、0.34、0.45 g/kg，較CK 處理分別顯著(P<0.05)提高了90.31%、103.18%、166.46%；LZ-1 處理的全氮含量為0.19 g/kg，較CK 處理增加了10.88%；各處理土壤全氮含量表現(xiàn)為CK

2.2.3 土壤有效磷

施加藍藻藻液后各處理土壤有效磷含量的變化情況如圖6 所示. 對于栗鈣土，CK 處理的土壤有效磷含量為15.41 mg/kg，LZ-5、LZ-10 的有效磷含量分別為23.89、31.64 mg/kg，較CK 處理分別顯著(P<0.05)提高了55.01%、105.29%；LZ-1、LZ-3 有效磷含量分別為17.39、20.18 mg/kg，較CK 處理分別提高了12.84%、30.95%；各處理土壤有效磷含量表現(xiàn)為CK

圖6 不同藻液量對土壤有效磷含量的影響Fig.6 Effect of different amounts of algal on available phosphorus content of the soils

對于砂性土，CK 處理的土壤有效磷含量為5.01 mg/kg，LZ-3、LZ-5 和LZ-10 處理的土壤有效磷含量分別為13.48、16.50、33.74 mg/kg，顯著(P<0.05)高于CK 處理，分別提高了168.93%、229.23%、573.16%；LZ-1 處理的有效磷含量為7.88 mg/kg，較CK 處理升高了57.31%；各處理土壤有效磷含量表現(xiàn)為CK

在施藻量為0%~10%范圍內(nèi)，兩種土壤的有效磷含量均隨施藻量的增加而增加，而當(dāng)施藻量大于5%時，有效磷含量的增幅隨施藻量的增加未出現(xiàn)明顯減小. 可見，施加藍藻藻液對栗鈣土和砂性土有效磷含量的提升均具有積極作用，其中對砂性土有效磷含量的提升作用更強.

2.3 土壤水分蒸發(fā)

2.3.1 土壤水分日蒸發(fā)量

試驗期間各處理土壤水分日蒸發(fā)量隨時間的變化情況如圖7 所示. 可以看出，栗鈣土第1~17 天各處理日蒸發(fā)量表現(xiàn)為CK>LZ-1>LZ-3>LZ-5>LZ-10，其中CK 處理的日蒸發(fā)量最大，第18 天起LZ-1 處理日蒸發(fā)量最大，第20 天起LZ-3 處理日蒸發(fā)量最大，第22 天起LZ-5 處理日蒸發(fā)量最大.

圖7 不同藻液量對栗鈣土和砂性土日蒸發(fā)量的影響Fig.7 Effect of different amounts of algal on daily evaporation of chestnut soil and sandy soil

砂性土各處理也表現(xiàn)出相似的規(guī)律，但整體蒸發(fā)進程快于栗鈣土各組. 第1~11 天，各處理日蒸發(fā)量以CK 處理為最大，表現(xiàn)為CK>LZ-1>LZ-3>LZ-5>LZ-10，從第12 天起LZ-1 代替CK 成為日蒸發(fā)量最高的處理，第15 天起LZ-3 處理日蒸發(fā)量最大，第18天起LZ-5 處理日蒸發(fā)量最大，第23 天起LZ-10 處理日蒸發(fā)量最大.

在各處理土壤水分充足期間，分別選取栗鈣土和砂性土各處理日蒸發(fā)量差異最大的一天，比較各處理日蒸發(fā)量差異情況，結(jié)果如表2 所示. 可以看出，栗鈣土中，蒸發(fā)第15 天時LZ-1、LZ-3、LZ-5、LZ-10 處理的日蒸發(fā)量相較于CK 處理分別降低了17.10%、37.97%、52.49%、59.44%；砂性土中，蒸發(fā)第11 天時LZ-1、LZ-3、LZ-5、LZ-10 處理的日蒸發(fā)量分別比CK 處理降低了22.25%、37.84%、48.17%、57.34%.這說明在兩種土壤中施加藍藻藻液均可降低土壤水分蒸發(fā)，并且施藻量相同的情況下，藍藻降低水分蒸發(fā)的作用效果相近，施藻量越高，蒸發(fā)量越少.

2.3.2 土壤水分累積蒸發(fā)量

試驗期間各處理土壤水分累積蒸發(fā)量隨時間的變化如圖8 所示. 可以看出，兩種土壤的累積蒸發(fā)量總體上都呈現(xiàn)出先穩(wěn)步增加后趨于平緩的趨勢. 栗鈣土各處理自第17 天起，各處理土壤累積蒸發(fā)量陸續(xù)趨于穩(wěn)定. 此外，隨著施藻量的增加，土壤中水分的累積蒸發(fā)量逐漸降低，土壤水分蒸發(fā)逐漸減少. 第25 天時，各處理的累積蒸發(fā)量表現(xiàn)為CK>LZ-1>LZ-3>LZ-5>LZ-10.

圖8 不同藻液量對栗鈣土和砂性土累積蒸發(fā)量的影響Fig.8 Effect of different amounts of algal on cumulative evaporation of chestnut soil and sandy soil

砂性土中，各處理自第11 天起土壤累積蒸發(fā)量趨于穩(wěn)定，砂性土累積蒸發(fā)量趨于穩(wěn)定的拐點明顯早于栗鈣土. 與栗鈣土不同的是，25 d 內(nèi)，砂性土中CK處理的累積蒸發(fā)量低于LZ-1 和LZ-3 處理，各處理的累積蒸發(fā)量表現(xiàn)為LZ-1>LZ-3>CK>LZ-5>LZ-10.

3 討論

3.1 施加藍藻藻液對土壤基本理化因子的影響

該研究結(jié)果表明，隨施藻量增加，兩種典型土壤pH 下降，全鹽量升高，且栗鈣土變化更明顯. 藍藻降解會釋放大量酸性物質(zhì)(如碳酸和有機酸)，從而降低環(huán)境pH[41]. 此外藍藻自身具有調(diào)節(jié)土壤pH 的能力[42]，這可能與藍藻釋放的多糖、肽、脂類等胞外化合物有關(guān)[43]. 施加藍藻會使土壤全鹽量升高，這與已有研究中發(fā)現(xiàn)的藍藻可用于鹽漬土修復(fù)[44]的結(jié)論相悖，可能是因為，藍藻是通過產(chǎn)生胞外多糖(EPS)改善土壤結(jié)構(gòu)并在土壤中產(chǎn)生更多的通道，使土壤表層中的鹽通過這些通道移動到更深的層[44]，并非直接去除土壤中的鹽. 而試驗測定土壤全鹽量所用的土是已將盆栽中的土壤混勻后的土，由于所用藻液自身全鹽量較高，故施藻量高的處理土壤全鹽量高.

3.2 施加藍藻藻液對土壤養(yǎng)分特征的影響

與CK 處理相比，隨施藻量增加，栗鈣土和砂性土有機質(zhì)、全氮、有效磷含量均有所提升，且砂性土提升更為顯著，其中有效磷含量的提升最為顯著，而全氮含量雖有所增加但總量偏低，這與已有研究結(jié)果[26-28]一致. 藍藻釋放的胞外聚合物可增加土壤碳庫[45]，其所含的胞外多糖有利于固定空氣中的CO2[46]，提供土壤益生菌生長所需的有機碳源，提高土壤有機質(zhì)含量. 藍藻細胞中含有大量可降解物質(zhì)，分解過程中釋放大量營養(yǎng)鹽(如硝酸鹽、正磷酸鹽、總?cè)芙鈶B(tài)碳等)[47]，且藍藻具有解磷作用，可增加無機磷酸鹽(PO43+)的溶解[41]，這使得土壤中碳氮磷含量增加.土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化是一個復(fù)雜的過程，與土壤中微生物的活動密切相關(guān)[48]. 各處理全氮含量均較低，可能是由于退化土壤中固氮微生物的活性較低，土壤固氮基因豐度低[49]，加之隨著施藻量增加，土壤鹽分也相應(yīng)增加，在一定程度上限制了土壤中微生物的數(shù)量和活性等，從而阻礙藍藻中養(yǎng)分的釋放[50]，導(dǎo)致栗鈣土、砂性土的氮素含量都偏低，而砂性土退化程度更為嚴(yán)重，固氮微生物活性更低，因此土壤中氮素含量更低.

3.3 施加藍藻藻液對土壤水分蒸發(fā)的影響

土壤蒸發(fā)是土壤與近地表進行水熱交換的重要組成部分，是提高水分利用效率的關(guān)鍵環(huán)節(jié)[51]. 土壤水分蒸發(fā)隨施藻量的增加呈降低趨勢，土壤保水性和吸水能力均有所提高. 究其原因：①藍藻細胞分泌的EPS 具有黏滯性和吸濕性，可作為藍藻和土壤顆粒之間的黏合基質(zhì)，在土壤表面形成結(jié)皮覆蓋層，加大土壤的抗侵蝕性[52]，并從周圍環(huán)境中吸引和吸收水分[53]，從而減少土壤水分蒸發(fā)，提高土壤保水性. ②可能與土壤鹽分有關(guān)，實驗前期(栗鈣土蒸發(fā)時間<17 d，砂性土蒸發(fā)時間<11 d)土壤含水量較高，土壤蒸發(fā)主要受鹽分控制，全鹽量越高，土壤水分蒸發(fā)速率越低[43]；而實驗后期土壤含水量降低、全鹽量升高，土壤含水量成為土壤蒸發(fā)的主要限制因子，含水量越高，土壤水分蒸發(fā)速率越低[54]. 此外，25 d 內(nèi)，施加1%和3%藍藻藻液的LZ-1 和LZ-3 處理比未施加藍藻的CK處理的累積蒸發(fā)量還高，這與栗鈣土表現(xiàn)出的隨施藻量增加累積蒸發(fā)量減少的趨勢不同. 這可能是由于砂性土相較于栗鈣土，其體積含水率更低，飽和導(dǎo)水率更高[30]，砂性土中CK 處理的土壤水飽和時體積含水率最低且水分蒸發(fā)速率相對加藻的處理更快，故后期土壤中可供蒸發(fā)的水分已趨近于無，因此最后砂性土CK 處理的累積蒸發(fā)量少于LZ-1 和LZ-3 處理.

藍藻藻液能改善土壤養(yǎng)分和水分條件，有助于草地植被恢復(fù)，但大量施加也會帶來更多的鹽分，土壤含鹽量高則不利于植被生長. 有研究表明，羊草生長適宜土壤含鹽量為0.088%~1.63%，且生物量隨含鹽量的升高呈降低趨勢[55]. 該研究在室內(nèi)進行試驗，重點探究了藍藻對不同類型土壤養(yǎng)分含量及土壤蒸發(fā)的影響，藍藻對土壤呼吸、土壤碳組分、土壤微生物、不同牧草不同發(fā)育期生長的影響及野外實地應(yīng)用效果需進一步研究. 此外，鑒于該研究未來應(yīng)用方向以退化草地修復(fù)、沙地治理等生態(tài)恢復(fù)為主，短期內(nèi)不具備畜牧功能，因此未檢測土壤藻毒素含量，藍藻施加是否會造成藻毒素富集還需進一步探索.

4 結(jié)論

a) 施加藍藻藻液能夠改善呼倫湖兩種典型土壤——栗鈣土和砂性土的理化性質(zhì)，提高土壤有機質(zhì)、全氮和有效磷含量，降低土壤pH，且對砂性土養(yǎng)分含量的提升更顯著.

b) 施加藍藻藻液對兩種典型土壤的水分蒸發(fā)均有較好的抑制作用，可提高土壤吸水能力和保水性.

c) 施用10%藍藻藻液對兩種典型土壤性質(zhì)的改善效果最好，能夠顯著提高土壤養(yǎng)分含量，增強吸水能力和保水性，雖然土壤全鹽量有所升高，但總量偏低. 綜合而言，在呼倫湖退化草地和沙地施用藍藻藻液是一種提高土壤質(zhì)量的新選擇，對于本地藍藻資源化利用模式探索具有重要意義.