鄭敏娜，梁秀芝，韓志順，康佳惠，陳燕妮

（山西農(nóng)業(yè)大學(xué)高寒區(qū)作物研究所，山西大同 037008）

土壤鹽漬化問題嚴(yán)重制約著農(nóng)業(yè)高效發(fā)展[1]。據(jù)聯(lián)合國糧農(nóng)組織的不完全統(tǒng)計，我國鹽堿土總面積約3 600 萬hm2，占全國可利用土地面積的4.88%，主要分布在地勢低平的盆地和干旱平原地區(qū)，且類型多樣[2]。大同盆地是我國北方農(nóng)牧交錯帶的北界和雨養(yǎng)農(nóng)業(yè)的下限區(qū)，是較典型的生態(tài)脆弱區(qū)，在氣候、地形、人為等因素的綜合作用下，土壤鹽堿化嚴(yán)重，生態(tài)恢復(fù)需求緊迫。該區(qū)域蘇打型鹽堿地面積占比較大[3]，蘇打含量高，但土地資源豐富，具有開發(fā)潛力，是農(nóng)牧業(yè)發(fā)展的優(yōu)先區(qū)域。積極改良和利用該地區(qū)的鹽堿地資源，是改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境和擴(kuò)大可利用農(nóng)業(yè)用地面積的重要途徑之一。

以鹽堿地改良利用為目標(biāo)的土壤生態(tài)研究為世界性重大科學(xué)問題[4-5]，利用添加外源物質(zhì)可以改善鹽堿土土壤環(huán)境，是一種有效的改良土壤鹽漬化的手段。但由于可添加物質(zhì)種類眾多，且鹽堿化類型多樣[5]，因此，針對特定鹽堿地尋找適宜的外源材料對鹽堿地的改良至關(guān)重要。比如：泥炭、生物炭類等物質(zhì)因其穩(wěn)定的芳香化結(jié)構(gòu)、高的比表面積、較多的官能團(tuán)和孔性結(jié)構(gòu)，使其具有很強(qiáng)的穩(wěn)定性和吸附性，廣泛應(yīng)用于土壤修復(fù)等方面。黃腐酸類物質(zhì)是腐植酸類分子量較小的高分子有機(jī)化合物[6]，含有多種活性官能團(tuán)，具有較強(qiáng)的生物活性，容易被植物吸收，且呈酸性，是配合生物炭進(jìn)行鹽漬化改良的理想材料。生物有機(jī)肥是特定功能微生物與有機(jī)物料復(fù)合而成的一類兼具微生物肥料和有機(jī)肥效應(yīng)的肥料，能改良土壤，促進(jìn)被土壤固定養(yǎng)分的釋放[7]。殷小琳等[8]通過土柱試驗研究了脫硫石膏對我國干旱地區(qū)重度鹽堿土土壤理化性質(zhì)的影響，發(fā)現(xiàn)施用脫硫石膏可以降低土壤pH、容重、鈉吸附比以及交換Na+含量；孫運(yùn)朋[6]通過土柱淋洗試驗發(fā)現(xiàn)，黃腐酸的鹽基交換容量大，能夠吸附和阻留土壤可溶性鹽中的有害陽離子，降低土壤鹽濃度和酸堿度。眾多研究表明[6-10]，在降雨或灌溉條件下，使用外源輸入改良物質(zhì)如有機(jī)肥、秸稈或腐植酸類，可以改善鹽堿土條件下的作物生境，但將泥炭與黃腐酸混合應(yīng)用于鹽堿地治理的研究未見報道。

本研究在綜合考慮研究區(qū)鹽堿地形成特點(diǎn)、農(nóng)業(yè)設(shè)施條件和土地利用方式等條件下，以典型蘇打型鹽堿地土壤為研究對象，采用泥炭、黃腐酸、秸稈、有機(jī)肥等土壤改良材料，結(jié)合常規(guī)的灌溉淋洗措施，分析蘇打型鹽堿地土壤在添加不同外源輸入物作用下的脫鹽規(guī)律，并以此篩選出最適的改良材料及用量，為蘇打鹽堿地的土壤改良提供參考。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

供試土壤為堿化潮土，采自山西省朔州市山陰縣后所鄉(xiāng)后張堡村的農(nóng)田0～20 cm 耕層土壤。取樣樣地位于一個形狀接近長方形的草地，按對角線型布設(shè)15 個樣點(diǎn)進(jìn)行取樣。新鮮土樣置于通風(fēng)處風(fēng)干后，剔除雜物，過篩備用。混合樣土基本理化性質(zhì)為：有機(jī)質(zhì)含量3.40 g/kg，全氮含量0.32 g/kg，銨態(tài)氮含量3.33 mg/kg，pH 值9.01，堿化度（ESP）12.8%。

試驗選擇黃腐酸（Fulvicacid，F(xiàn)A）、泥 炭（Turf-soil，TS）、秸稈（Straw，S）、生物有機(jī)肥（Organic fertilizer，OF）及泥炭-黃腐酸（TS-FA）混合作為土壤改良材料。其中，供試黃腐酸由山東綠隴生物科技有限公司生產(chǎn)；泥炭由丹麥品氏生產(chǎn)；秸稈由玉米植株粉碎制成，粒徑mm 級；生物有機(jī)肥由四川百歐農(nóng)業(yè)科技公司生產(chǎn)。

1.2 試驗設(shè)計

試驗于2019 年2—7 月在山西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院高寒區(qū)作物研究所溫室中進(jìn)行，采用室內(nèi)土柱模擬試驗。試驗共設(shè)6 個處理，分別為：對照（CK），不添加任何物料；單施黃腐酸（FA）；單施泥炭（TS）；單施生物有機(jī)肥（OF）；單施秸稈（S）；施泥炭和黃腐酸混合物（TS-FA）。參考周文志等[11]、孟祥天等[12]、孫運(yùn)朋[13]、鄭普山等[14]的研究，每個處理按照質(zhì)量百分比分別為0（CK）、0.73%（FA）、1.67%（TS）、1.40%（OF）、1.40%（S）和1.33%（TS-FA）的添加量與風(fēng)干土壤攪拌充分均勻備用，每個處理3 次重復(fù)。試驗土壤培養(yǎng)5 個月后開始土柱模擬試驗。首先，利用PVC圓柱管制成模擬土柱裝置（高度40 cm、直徑10 cm），底部鋪2 cm 厚的石英砂，并用尼龍濾布進(jìn)行密封；其次，將前期準(zhǔn)備好的土壤材料，按平均土壤容重1.48 g/cm3制成模擬土柱，裝填高度設(shè)為35 cm；由于4 種參試物料本身容重較小，所以，將物料添加到土壤中后，田間土壤實(shí)際容重必然降低[15]，為盡可能地保持與田間實(shí)際容重一致，裝填時不壓實(shí)，并且各處理在裝填時容重采用許健[16]的計算公式進(jìn)行核算；土層上面覆蓋潔凈石英砂粒，防止加水后擾動土壤表層，土柱制備好后，在土柱容器下放置托盤以收集淋洗液；最后，土柱制成后澆透水，待沒有水分淋出時開始試驗。于2019 年6 月29 日、7 月1 日、7 月3 日進(jìn)行3 次淋溶試驗。每次試驗時將水（600 mL）分4 次緩慢倒入土柱容器內(nèi)，待水分下滲至托盤后用針管將淋洗液吸出裝至樣品瓶內(nèi)，帶回實(shí)驗室過濾，并立即低溫保存；每次采樣結(jié)束后，在土柱上端放置托盤以減少水分蒸發(fā)。

1.3 測定項目及方法

每次取樣后，以水土質(zhì)量比5∶1 制備土壤水浸提液，測定淋洗液樣品的pH 值、電導(dǎo)率（EC 值）、鹽基離子（Ca2+、Mg2+、K+、Na+、CO32-等）及NO3--N 含量等。其中，采用酸度計測定pH 值；采用電導(dǎo)率儀（DDS-11A）測定電導(dǎo)率；Ca2+、Mg2+含量采用EDTA（乙二胺四乙酸）絡(luò)合滴定法測定；K+、Na+含量采用火焰光度法測定；CO32-含量采用雙指示劑滴定法測定；NO3--N 含量采用紫外分光光度法測定[17]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用Microsoft Excel 2009 和SPSS 22.0 對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計分析，采用最小顯著數(shù)LSD 法進(jìn)行多重比較，顯著水平為5%。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤淋溶液中pH 和EC 值的變化特征

pH 是影響土壤養(yǎng)分的重要因素。由表1 可知，第1 次淋溶后，各處理收集的淋溶液pH 值，處理間差異不顯著；第2 次淋溶后，各處理淋溶液的pH 值均有所升高，對照顯著高于S、TS-FA 和TS 處理（P＜0.05）；第3 次淋溶后，pH 值的變化趨勢與第2 次淋溶液的變化趨勢基本一致，均高于第1 次淋溶液的pH 值（除TS 處理外），對照顯著高于S、TS-FA、OF 和TS 處理（P＜0.05）。此外，在同一處理的3 次不同淋洗時期，土壤淋洗液pH 值間亦存在差異（表1）。其中，CK、FA 和OF 處理，第1 次土壤淋洗液的pH 值顯著低于第2 次和第3 次（P＜0.05）。

6 個處理的土壤淋溶液電導(dǎo)率（EC）結(jié)果表明，隨著淋溶次數(shù)的增加，土壤鹽分含量隨著淋溶液的流出而減少。從表1 可以看出，所有土柱淋溶液的電導(dǎo)率都逐漸降低（除OF 處理外），且在3 次淋洗過程中，前期脫鹽迅速，后期脫鹽緩慢。至第3 次淋溶，淋溶液電導(dǎo)率的下降幅度由高到低排序為：TS-FA＞TS＞S ＞FA＞CK＞OF。此外，在3 次淋洗中，僅OF 和TS-FA 處理的第2 次淋洗的電導(dǎo)率與第3 次電導(dǎo)率間差異顯著（P＜0.05）。

表1 不同處理對土壤淋洗液pH 值與EC 值的影響

2.2 土壤淋溶液中鹽基離子的變化特征

2.2.1 Ca2+變化特征 各處理土壤淋洗液中Ca2+含量變化如圖1 所示。6 種處理的Ca2+含量隨著淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出3 種不同的變化趨勢（圖1），即CK 和TS 處理隨淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出先降低后增加，S 和TS-FA 處理隨淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出先增加后降低，而FA 和OF 處理則表現(xiàn)為持續(xù)降低。在第1 次抽取的土柱淋洗液中，各處理的Ca2+含量在39.45～180.65 mg/L；第2 次抽取的淋洗液中，各處理的Ca2+含量在25.89～222.32 mg/L，以S 和TS-FA處理的Ca2+含量較高，CK 的Ca2+含量最低；第3 次抽取的淋溶液中，各處理的Ca2+含量在27.10～187.85 mg/L。此外，在3 次不同淋洗時期，OF 處理第1 次淋洗液的Ca2+含量顯著高于第2 次、第3 次淋洗液的Ca2+含量（P＜0.05）；TS-FA 處理第1 次淋洗液的Ca2+含量顯著低于第2 次淋洗液的Ca2+含量（P＜0.05）；其余處理的不同淋洗次數(shù)間差異不顯著。

2.2.2 Mg2+變化特征 6 種處理的Mg2+含量隨著淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出2 種不同的變化趨勢（圖2）?？傮w來看，CK、S 和TS-FA 處理隨淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出先增加后降低的變化趨勢，而FA、OF 和TS 處理則表現(xiàn)為持續(xù)降低的變化趨勢。在第1 次抽取的土柱淋洗液中，OF 處理的Mg2+含量最高，顯著高于對照和TS-FA 處理（P＜0.05）；第2 次和第3 次抽取的淋洗液中均以S 處理的Mg2+含量最高，分別達(dá)到了236.54、174.26 mg/L，F(xiàn)A 處理的Mg2+含量最低，二者在第3 次淋洗時處理間差異顯著（P＜0.05）。此外，在3 次不同淋洗時期，F(xiàn)A 和OF 處理中，在第1 次土壤淋洗液的Mg2+含量與第3 次土壤淋洗液的Mg2+含量間均差異顯著（P＜0.05）；TS-FA 處理中第2 次土壤淋洗液的Mg2+含量與第3 次土壤淋洗液的Mg2+含量間差異顯著（P＜0.05）。

2.2.3 K+變化特征 由圖3 可知，各處理K+含量均隨著淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出持續(xù)下降的變化趨勢（除TS-FA 處理外），抽取的3 次土壤淋洗液中，S 處理土壤淋洗液中的K+含量始終最高，而CK 的K+含量均最低，二者之間差異顯著（P＜0.05）；而TS-FA 處理隨著淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出先增加后下降的變化趨勢，與其他處理間差異顯著（除S 處理外，P＜0.05）。此外，在3 次不同淋洗時期，F(xiàn)A 和OF 處理第1 次淋洗液的K+含量顯著高于第2 次、第3 次淋洗液的K+含量（P＜0.05）。

2.2.4 Na+變化特征 總體來看，6 種處理的Na+含量隨著淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出2 種不同的變化趨勢（圖4），CK、S 和TS-FA 處理隨淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出先增加后降低的變化趨勢，而FA、OF 和TS 處理則表現(xiàn)為持續(xù)降低的變化趨勢。在第1 次抽取的土柱淋洗液中，F(xiàn)A 處理的Na+含量最高，顯著高于其他處理（除OF 處理外）；第2 次和第3 次抽取的淋洗液中均以TS-FA 處理的Na+含量最高，OF 處理的Na+含量最低，TS-FA 與OF 間差異顯著（P＜0.05），與其他處理間差異不顯著。還可以看出，在第3 次抽取各處理的淋洗液中Na+含量最低。此外，在3 次淋洗中，F(xiàn)A 和OF 處理中第1 次淋洗液的Na+含量顯著高于第2 次、第3 次淋洗液的Na+含量（P＜0.05）。

2.2.5 CO32-變化特征 各處理對土壤淋洗液中CO32-含量的影響如圖5 所示?？傮w來看，在整個淋洗過程中TS-FA 處理隨淋洗次數(shù)的增加表現(xiàn)出先增加后降低的趨勢，CK、FA、OF 和TS 處理隨淋洗次數(shù)的增加持續(xù)降低，第3 次較第1 次CO32-含量，降 幅 分 別 達(dá) 到98.8%、1 782.01%、489.11% 和313.13%。第1 次淋洗過程中，OF 和TS 處理顯著高于CK。而第2 次和第3 次淋洗過程中，各處理與CK 差異均不顯著，但OF 處理顯著高于S 處理。

2.2.6 各鹽基離子的累計淋洗量 淋洗可有效降低土壤中的鹽堿離子。通過3 次淋洗后，淋洗液中的Ca2+、Mg2+、K+、Na+含量顯著增加，即土壤中的鹽基離子含量顯著降低，特別是Na+和Mg2+含量。

表2 不同處理下土壤淋洗液中鹽基離子的累積淋洗量 mg/L

從表2 可以看出，Ca2+累積洗出量以S 處理最高（590.81 mg/L），CK 最低（105.78 mg/L），S 處理是CK 的5.58 倍，Ca2+累積含量由高到低排序為：S＞TS＞TS-FA＞OF ＞FA＞CK；TS-FA 處理中Ca2+、Mg2+、K+的累積量均顯著高于對照（P＜0.05）；Na+累積洗出量以FA 處理最高（1 141.51 mg/L），OF 處理的最低（747.67 mg/L），F(xiàn)A 處理是OF 處理的1.53 倍，Na+累積含量由高到低排序為：FA＞TS-FA＞CK＞S＞TS＞OF，F(xiàn)A 和TS-FA 顯著高于其他處理（P＜0.05）；CO32-的累積洗出量以O(shè)F 處理最高（383.39 mg/L），S 處理的最低（12.28 mg/L），與其他處理間差異明顯，且OF 處理是S 處理的30.97 倍，CO32-累積含量由高到低排序為：OF＞TS＞TS-FA＞FA＞CK＞S。

3 結(jié)論與討論

鹽漬土的改良目的是消除鹽堿障礙，改善土壤結(jié)構(gòu)和提高土壤肥力[18]。土壤中鹽分不僅可以根據(jù)濃度梯度隨著水分運(yùn)動，也會被土壤膠體靜電吸附，此外，鹽分也會發(fā)生化合物分解、離子交換等化學(xué)行為[19]。因此，土壤水鹽在綜合因素的影響下，隨時間和空間不斷發(fā)生變化。

灌溉（或降雨）和改良物質(zhì)施用是影響土壤水鹽運(yùn)移重要因素。在鹽堿土的改良過程中，灌溉可促進(jìn)土壤中鹽基陰離子的脫離，并且由于適量的改良物質(zhì)施入改變了土壤的透性，促進(jìn)了土壤中鹽分的淋溶，從而降低土壤的pH。土壤淋洗液電導(dǎo)率大小可以表示土壤中可溶性鹽含量多少[20]，所以，根據(jù)淋溶液電導(dǎo)率的變化趨勢可判斷土壤鹽分的變化過程，至第3 次淋洗完，TS 處理的淋洗液電導(dǎo)率下降幅度最大，達(dá)到149.64%，TS-FA 處理次之，為149.51%，說明TS 和TS-FA 混合處理抑制鹽分累積的效果較佳。

蘇打型鹽堿土具有土壤交換性Na+含量高的特點(diǎn)[21]，土壤顆粒中附著的Na+、K+等鹽基離子，易引起土壤的鹽堿化。其中，Na+也是對作物危害最重的陽離子，使得蘇打型鹽堿土壤通透性差、質(zhì)地偏砂，并造成土壤養(yǎng)分低，土壤保水力差，嚴(yán)重影響到作物的生長環(huán)境[22]，在引入外源改良物質(zhì)時，首先要判斷改良劑對鹽堿土壤中Na+含量變化的影響力。本研究中引入了4 種外源物質(zhì)5 種組合（即黃腐酸、泥炭、秸稈、生物有機(jī)肥、泥炭-黃腐酸）進(jìn)行鹽堿土壤改良。從引入的外源物質(zhì)的功能特性上來看，黃腐酸含有多種活性官能團(tuán)，呈酸性，鹽基交換容量大，能夠吸附和阻留土壤可溶性鹽中的有害陽離子，降低土壤鹽濃度和酸堿度[23]；泥炭可提高土壤通透性，改善土壤結(jié)構(gòu)，增加養(yǎng)分供給；秸稈作為一類有機(jī)物，翻埋于土壤中不但可以切斷土壤毛管的連續(xù)性，抑制深層土壤的水分和鹽分向上層運(yùn)移[18]，而且分解后可作為有機(jī)肥吸附水分和鹽分[17]；生物有機(jī)肥不但可以增加土壤養(yǎng)分，而且可以提高土壤腐殖質(zhì)膠體含量，增強(qiáng)土壤的吸附能力，中和土壤中的鹽基陽離子[23]。本試驗結(jié)果表明，4 種改良物質(zhì)的5 組不同配比組合均能對蘇打型鹽堿土的改良起到一定的改良作用，在整個淋洗過程中，各處理的Ca2+、Mg2+、K+、Na+等鹽基陽離子均隨水流淋洗大量排出土體，其中，Ca2+、Mg2+和K+的累積淋洗量以S 處理的最高，TS-FA 和TS 處理次之，說明由于秸稈和泥炭的粒徑較大，添加之后土壤的孔隙度首先明顯得到改善，增加土壤含水量從而降低滲透壓力，并釋放大量礦物質(zhì)（K+、Ca2+、Mg2+等）到土壤溶液中，使Ca2+、Mg2+、K+的淋洗量增加。Na+的累積淋洗量則以FA 和TS-FA 處理的較高，說明黃腐酸對Na+的吸附作用明顯，可以顯著降低鹽堿中的Na+含量，這與LI 等[10]的研究結(jié)論是一致的。添加泥炭后，土壤變得疏松多孔，孔隙數(shù)量增多，土壤導(dǎo)水能力增加，導(dǎo)致淋洗更為徹底，進(jìn)而使鹽基離子的淋溶量都明顯增加；并且泥炭-黃腐酸混合物或泥炭中含有的有機(jī)質(zhì)物質(zhì)具有極強(qiáng)的螯合作用，使得在原條件下溶解度較低，難以被淋溶的離子與有機(jī)質(zhì)形成可溶性螯合物，從而進(jìn)一步增強(qiáng)了淋溶效果。因此，在治理蘇打型鹽堿地中可以優(yōu)先考慮施用黃腐酸或其混合材料。

TS-FA 和TS 處理在本試驗中表現(xiàn)出較好的改良效果，但考慮到綜合改良效果和成本問題，認(rèn)為TS-FA 處理（即泥炭和黃腐酸混合物，占土質(zhì)量比1.33%）對降低土壤鹽分、提高土壤質(zhì)量的綜合應(yīng)用效果最佳，在研究區(qū)域的蘇打型鹽堿土的治理中應(yīng)優(yōu)先考慮施用。此外，其他物質(zhì)間的更多組合及組合比例的施用效果將在下一步試驗中繼續(xù)驗證，以期為蘇打型的鹽堿土治理提供最優(yōu)方案。