劉葉楠，周曉輝，陳 妮，趙耕毛

改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土的改良作用研究①

劉葉楠，周曉輝，陳 妮，趙耕毛*

(南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院/江蘇省海洋生物學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210095)

采用土培的方法，通過泥炭改性處理，研究不同泥炭對(duì)濱海鹽漬土物理、化學(xué)、生物性質(zhì)的影響，為濱海鹽漬土快速改良提供理論依據(jù)。研究結(jié)果表明：堿改性泥炭的紅外圖譜特征與原始泥炭相似，但酸改性泥炭在1 710 cm–1處具有明顯的特征峰；掃描電鏡下，堿改性泥炭顆粒突起最少，表明堿改性泥炭質(zhì)地相對(duì)均一。堿改性泥炭能夠顯著降低土壤pH，增加土壤團(tuán)聚體；而原始泥炭提升土壤有機(jī)質(zhì)和增加堿解氮含量方面效果更加明顯。堿改性泥炭和原始泥炭均能夠提升土壤酶活性，但酸改性泥炭對(duì)土壤酶活性存在抑制作用。相關(guān)分析結(jié)果表明，土壤pH、有效磷、速效鉀與過氧化氫酶、蔗糖酶和纖維素酶的活性具有顯著相關(guān)性(<0.05)。綜上所述，在本次試驗(yàn)中，堿改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土改良作用最佳，添加改性泥炭能更有效地消減濱海鹽漬土鹽、堿、瘦、板、活力差等障礙因子。

泥炭；濱海鹽土；土壤酶活性；土壤團(tuán)聚體

江蘇沿海地區(qū)擁有豐富的灘涂資源，約占我國灘涂總面積的四分之一[1]。隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，土地資源愈發(fā)緊張，江蘇濱海鹽漬土資源已成為江蘇省乃至全國珍貴的后備土地資源。但是該地區(qū)由于土壤成因、地形以及自然條件等原因，土壤鹽分的空間分布差異較大，農(nóng)業(yè)發(fā)展受阻[2]。迄今為止，濱海鹽堿地改良主要采用水利工程、物理、化學(xué)以及生物改良等方法；其中水利工程、物理改良由于前期投入大、作用周期長(zhǎng)等諸多限制條件，大規(guī)模實(shí)施有困難；而化學(xué)、生物改良成為濱海鹽漬土改良的主要手段[3]。泥炭等有機(jī)質(zhì)物料能夠顯著改善土壤結(jié)構(gòu)、增加土壤肥力、修復(fù)重金屬污染，在鹽堿地改良中得到廣泛應(yīng)用[4]。

泥炭是沼澤中死亡植物殘?bào)w轉(zhuǎn)化積累形成的有機(jī)礦產(chǎn)資源[5]，是煤炭的前身，在俄羅斯、芬蘭、加拿大、中國等地有著豐富的儲(chǔ)量。目前已有泥炭成功改善內(nèi)陸鹽堿地的案例[6]，楊頌東[7]通過大棚試驗(yàn)證實(shí)，泥炭能夠減緩設(shè)施土壤鹽漬化，并提升作物產(chǎn)量。胡誠等[8]研究不同土壤改良措施對(duì)低產(chǎn)黃泥田土壤性質(zhì)及水稻產(chǎn)量的影響，發(fā)現(xiàn)泥炭處理對(duì)土壤水溶性物質(zhì)、胡敏酸含量、可提取腐殖物質(zhì)總量提升明顯。陳伏生等[9]利用盆栽水稻試驗(yàn)，研究分析泥炭和風(fēng)化煤改良鹽堿土的效應(yīng)，發(fā)現(xiàn)泥炭能夠改善土壤理化特性以及相關(guān)酶活，并能夠提高水稻株高、飽滿率及千粒重。泥炭蓬松多孔、腐殖酸含量豐富并具有微弱的酸性，能夠解決濱海鹽漬土高鹽、高堿、養(yǎng)分瘠薄、土壤結(jié)構(gòu)性差、保水保肥能力弱的問題[10-11]。對(duì)天然泥炭進(jìn)行改性處理，能夠使泥炭接入新的活性基團(tuán)，活化原有的活性成分，因此泥炭改性技術(shù)已廣泛應(yīng)用于重金屬、有機(jī)污染物治理[12-13]。截至目前，改性泥炭在濱海鹽漬土上的應(yīng)用鮮有報(bào)道。

本研究采用土培的方法，通過泥炭改性處理，研究了不同泥炭對(duì)濱海鹽漬土物理、化學(xué)、生物性質(zhì)的影響，旨在闡明不同泥炭對(duì)濱海鹽漬土的改良作用，為濱海鹽漬土開發(fā)利用及生態(tài)保育提供理論依據(jù)與技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 改性泥炭的制備

供試原料為草本泥炭，產(chǎn)自我國吉林蛟河，其理化性質(zhì)為：pH 4.5，含水率38.73%，灰分38.97%，陽離子交換量76.55 mmol/L，有機(jī)質(zhì)259.8 g/kg，全鉀8.30 g/kg，全磷1.05 g/kg，黃腐酸93.5 g/kg，黑棕腐酸115.4 g/kg，比表面積0.35 m2/g。

酸堿改性泥炭的制備參照前人[14-17]方法，酸改性泥炭制備：將原始泥炭與質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10% ~ 15% 硝酸按1︰3的比例混合后，使用水浴鍋在80 ~ 85 ℃ 下水浴40 min，再用KOH調(diào)節(jié)pH至中性后，使用去離子水洗滌，直至洗滌液pH為6 ~ 7，使用烘箱于105 ℃ 下烘至恒重。堿改性泥炭制備：將原始泥炭與1 mol/L的KOH溶液按1︰10比例混合后，使用水浴鍋在80 ℃ 下水浴2 h，用鹽酸調(diào)節(jié)pH至中性后，使用去離子水洗滌至無氯離子殘留，并使用烘箱于105 ℃下烘至恒重。

1.2 泥炭的紅外光譜測(cè)定及掃描電鏡

紅外光譜測(cè)定：將酸改性泥炭、堿改性泥炭和原始泥炭分別進(jìn)行研磨過100目篩操作后，使用溴化鉀壓片法測(cè)定上述3種泥炭的紅外光譜。

掃描電鏡分析(scanning electron microscope，SEM)：取少量干燥泥炭粘于導(dǎo)電膠上，再置于標(biāo)準(zhǔn)真空鍍膜機(jī)中噴鍍金膜，并將鍍金樣品放于樣品墩上，使用Hitachi S-3000N觀察分析泥炭樣品并進(jìn)行拍攝。

1.3 供試土壤采集

供試土壤于2018年11月中旬采集自江蘇省射陽縣射陽港(120.4519 °E，33.8908 °N)，選擇無植被覆蓋地塊，隨機(jī)選取3個(gè)采樣點(diǎn)，使用鐵鍬按照“S”布點(diǎn)法，挖取地下0 ~ 45 cm深度的土層。采集過程中，每個(gè)采樣點(diǎn)分別挖取采集長(zhǎng)寬高分別為10 cm、10 cm、20 cm的長(zhǎng)方形柱體7個(gè)，共計(jì)21個(gè)，組成混合土樣用于后續(xù)溫室土培試驗(yàn)。

原始土壤樣本pH 7.91，電導(dǎo)率8.42 mS/cm(測(cè)定溫度為23.2 ℃)，有機(jī)質(zhì)3.1 g/kg，有效磷7.81 mg/kg，速效鉀410.97 mg/kg，堿解氮24.59 mg/kg，陽離子交換量171.40 mmol/kg，鈉吸附比45.11。

1.4 溫室土壤培養(yǎng)試驗(yàn)

將供試土壤篩去雜質(zhì)后，分裝至30個(gè)統(tǒng)一規(guī)格的盆內(nèi)(外徑215 mm，內(nèi)徑150 mm，高130 mm)，每盆1.5 kg，并均勻拌入3種泥炭。培養(yǎng)期間控制室溫在20 ~ 30 ℃，并每隔2 ~ 3 d對(duì)土壤稱重并補(bǔ)水以確保土壤持水率為最大持水率的40% ~ 80%，試驗(yàn)過程共計(jì)持續(xù)196 d。

試驗(yàn)結(jié)束后，在盆中隨機(jī)選取3個(gè)采集點(diǎn)，每點(diǎn)間隔5 cm，在采集點(diǎn)上挖取直徑2 cm、高5 cm的土柱，組成混合土樣。各盆按上述方式采集土樣并用于后續(xù)土壤相關(guān)指標(biāo)分析。

試驗(yàn)處理：CK：空白，不作任何處理；A1、A2、A3：分別施入土量1%、2%、3% 的酸改性泥炭；B1、B2、B3：分別施入土量1%、2%、3% 的堿改性泥炭；C1、C2、C3：分別施入土量1%、2%、3% 的原始泥炭；每個(gè)處理均設(shè)置3個(gè)平行。

1.5 土壤理化性質(zhì)測(cè)定

使用pH計(jì)測(cè)定土壤浸提液pH，土水比1︰2.5；采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化–比色法測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)含量；采用碳酸氫鈉–鉬銻抗比色法測(cè)定土壤有效磷含量；通過堿解擴(kuò)散法–1/2 H2SO4標(biāo)準(zhǔn)液滴定測(cè)定土壤堿解氮含量；采用乙酸銨浸提土壤溶液，并通過火焰光度計(jì)測(cè)定土壤速效鉀含量。

1.6 土壤酶活性測(cè)定

供試土壤中的堿性磷酸酶、脲酶、過氧化氫酶、蔗糖酶以及纖維素酶活性均使用蘇州科銘生物技術(shù)有限公司提供的試劑盒進(jìn)行測(cè)定。

1.7 土壤團(tuán)聚體平均重量直徑測(cè)定

使用濕篩法測(cè)定供試土壤>2 mm、0.25 ~ 2 mm、0.053 ~ 0.25 mm、<0.053 mm粒徑的質(zhì)量，并通過以下公式計(jì)算土壤平均重量直徑 (mean weight diameter，MWD)：

1.8 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

采用Origin 2018繪制傅里葉紅外光譜圖，并制作圖例；使用Microsoft Excel 2013錄入原始試驗(yàn)數(shù)據(jù)，并通過SPSS 24進(jìn)行單因素方差分析(one-way AVONA)、多重比較及相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 改性泥炭的物理結(jié)構(gòu)及光譜學(xué)性質(zhì)

原始泥炭及改性泥炭的傅里葉紅外光譜如圖1所示。3類泥炭在位于醇酚類O-H伸展的3 650 cm–1(圖中a處)、代表飽和C-H伸展的2 920 cm–1和2 850 cm–1處(圖中b、c處)、代表多糖類C-O伸展的1 030 cm–1處(圖中d處)、代表酰胺C-O伸展的1 690 ~ 1 630 cm–1處(圖中g(shù)處)以及代表不飽和C-H伸展的900 ~ 750 cm–1處(圖中e處)呈現(xiàn)出共有吸收峰；此外酸改性泥炭產(chǎn)生特有波峰，分別為羧基伸展的特征區(qū)1 710 cm–1(圖中f處)以及代表芳香族碳鏈伸展的1 540 cm–1(圖中h處)。

1 000倍掃描電鏡圖片表明，原始泥炭盡管在研磨過篩后，其中的植物殘?bào)w依舊能夠被識(shí)別；酸改性泥炭能夠識(shí)別的植物殘?bào)w較少；堿改性泥炭尚無可辨別的植物殘?bào)w(圖2)；2 500倍掃描電鏡圖片表明，原始泥炭中的顆粒物較大且植物殘?bào)w依舊可以辨別；酸改性泥炭顆粒較小顆粒凸起遍布表面；堿改性泥炭顆粒大小與酸改性相當(dāng)，但較酸改性泥炭顆粒突起較少，顯得更加平滑。

2.2 改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土理化性質(zhì)的影響

泥炭對(duì)濱海鹽漬土的理化性質(zhì)產(chǎn)生了一定程度的影響(表1)。A2和A3處理的pH均為7.95，與CK差異顯著(<0.05)，較CK提高了2.84%；其他試驗(yàn)組與CK相比無顯著差異，其中添加堿改性泥炭和原始泥炭的試驗(yàn)組pH顯著低于A2和A3(<0.05)，降幅為2.22% ~ 3.27%。

各處理的有機(jī)質(zhì)含量相較CK均有一定程度的提高，除A1和B1以外的其他處理與CK差異顯著(<0.05)，漲幅為39.56% ~ 178.97%。施加原始泥炭后，土壤有機(jī)質(zhì)含量隨添加量的增加而顯著增加(< 0.05)，含量最高的C3較C1和C2分別提高了31.28% 和23.40%；在酸改性泥炭處理中，A2和A3顯著高于A1(<0.05)，相較A1分別提高11.12% 和58.23%；而各堿改性泥炭處理之間無顯著性差異。

常量營(yíng)養(yǎng)元素方面，有效磷是土壤中重要的養(yǎng)分指標(biāo)之一，能夠在一定程度上反映供試土壤的磷供應(yīng)水平。本次試驗(yàn)中B1、B2、B3、C1、C2處理有效磷含量均顯著低于CK(<0.05)，降幅為9.21% ~ 24.88%，且堿改性處理的土壤有效磷含量低于原始泥炭處理；較高濃度酸改性泥炭處理(A2、A3)能夠提升土壤有效磷含量，但并不顯著。酸改性處理的速效鉀含量顯著高于CK和其他處理(<0.05)，且隨添加量的增加顯著升高，含量最高的A3較A1和A2分別提高了93.58% 和81.95%；而堿改性處理和原始泥炭處理與CK無顯著差異。從試驗(yàn)結(jié)果來看，原始泥炭處理的堿解氮顯著高于酸改性處理和堿改性處理(<0.05)，其中C3的堿解氮含量顯著高于CK，較CK提高106.22%；而酸改性處理和堿改性處理均與CK無顯著性差異。

2.3 改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土生物學(xué)性質(zhì)的影響

施加3類泥炭對(duì)濱海鹽漬土的酶活產(chǎn)生了一定程度的影響(表2)，酸改性處理的纖維素酶、過氧化氫酶和脲酶酶活顯著低于原始泥炭處理和堿改性處理(<0.05)。

表1 改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土理化性質(zhì)的影響

注：試驗(yàn)數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，同列數(shù)據(jù)小寫字母不同表示處理間差異顯著(<0.05)，下表同。

表2 改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土生物酶活的影響

各泥炭處理堿性磷酸酶活性均顯著高于CK(< 0.05)，較CK漲幅為18.48% ~ 107.49%，其中酸改性泥炭處理對(duì)堿性磷酸酶活性提升最小。脲酶可以促進(jìn)土壤中的尿素水解，故脲酶活性的增強(qiáng)不利于土壤肥力的維持，A1、A2、A3、B1處理的脲酶活性顯著低于CK(<0.05)，較CK降幅為10.98% ~ 28.33%，其他處理較CK無顯著差異。

過氧化氫酶能夠分解土壤中的過氧化氫，使植物免受相應(yīng)毒害作用，進(jìn)而有利于植物生長(zhǎng)，在鹽土農(nóng)業(yè)中也用于反映植物抗逆性。試驗(yàn)中，除B1和B2，其他處理過氧化氫酶活性均顯著低于CK(<0.05)，降幅為11.01% ~ 27.50%；此外酸改性處理、堿改性處理的過氧化氫酶活性隨泥炭添加量的增加而減小。

蔗糖酶能夠?qū)⒋蠓肿拥奶欠纸獬芍参镆子谖盏钠咸烟呛凸?，是反映土壤碳素循環(huán)的重要酶活。在土培試驗(yàn)中堿改性泥炭處理的蔗糖酶活性高于酸改性泥炭處理和原始泥炭處理，并顯著高于CK(<0.05)，較CK增幅在46.42% ~ 71.28%；A1和A3處理蔗糖酶活性顯著低于CK，降幅為37.04% 和24.42% (<0.05)，而其他處理與CK之間差異不顯著。土壤纖維素酶能夠?qū)⒗w維素分解成葡萄糖，亦是衡量土壤肥力的重要指標(biāo)之一。除B3外，其他處理纖維素酶活性顯著低于CK(<0.05)，降低幅度為5.65% ~ 34.39%。

2.4 改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)的影響

平均重量直徑(MWD)能夠反映樣品土壤中不同大小粒徑的分布占比狀況，得到的數(shù)值越大代表大粒徑團(tuán)聚體占比越多，土壤的水穩(wěn)定性越高。從試驗(yàn)結(jié)果(圖3)可以看出，泥炭處理的MWD均大于CK，其中B1處理MWD值最大，比CK高18.38%，但各泥炭處理間沒有顯著性差異。

2.5 土壤理化性質(zhì)與酶活性相關(guān)性分析

采用雙變量，選擇皮爾遜系數(shù)進(jìn)行相關(guān)性分析，雙尾檢驗(yàn)，最終獲得各處理土壤理化性質(zhì)與酶活性的相關(guān)性數(shù)據(jù)(表3)。pH與有效磷呈顯著相關(guān)(<0.05)，與速效鉀呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，與脲酶、過氧化氫酶、蔗糖酶和纖維素酶呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)。有機(jī)質(zhì)僅與堿解氮有相關(guān)性，呈極顯著正相關(guān)(< 0.01)。有效磷與速效鉀呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，與過氧化氫酶、蔗糖酶和纖維素酶呈極顯著負(fù)相關(guān)(< 0.01)。堿解氮與脲酶活性呈顯著正相關(guān)(<0.05)。堿性磷酸酶與脲酶、蔗糖酶兩者間均呈顯著正相關(guān)(< 0.05)。脲酶、蔗糖酶、過氧化氫酶和纖維素酶，除脲酶與蔗糖酶呈顯著正相關(guān)外(<0.05)，其他任意兩者間均呈極顯著正相關(guān)(<0.01)。

表3 土壤理化性質(zhì)與酶活性的相關(guān)性

注：表中*、** 分別表示相關(guān)性達(dá)<0.05 和<0.01顯著水平(雙尾)。

3 討論

3.1 原始泥炭與改性泥炭紅外光譜和電鏡觀察差異

原始泥炭與改性泥炭在理化性質(zhì)上存在一定程度的差異，原始泥炭和堿改性泥炭不能溶解于水，而酸改性后的產(chǎn)物為液體，烘干后為黑色晶體狀物質(zhì)。在紅外光譜上，3種泥炭在多個(gè)波段產(chǎn)生峰值，結(jié)合Hayes等人[18]對(duì)腐殖酸類的紅外光譜分析可以得知：3種泥炭共有的成分有醇酚類、多糖類以及飽和烴類。酸改性泥炭在1 710 cm–1，1 690 ~ 1 630 cm–1和1 540 cm–1這3波段出現(xiàn)特征峰，根據(jù)該現(xiàn)象可以判斷泥炭中在酸改性過程中產(chǎn)生了羧基、酰胺和芳香族化合物，這與魏世平等[19]的研究結(jié)果一致。湯垣偉[20]在進(jìn)行改性泥炭試驗(yàn)時(shí)，成功將季銨基團(tuán)接入泥炭，但由于接入量過低導(dǎo)致紅外光譜未出現(xiàn)該基團(tuán)的吸收峰，由此得知盡管堿改性泥炭與原始泥炭在紅外光譜上非常接近，但依舊存在接入微量基團(tuán)的可能性，需要進(jìn)一步驗(yàn)證。

3.2 不同泥炭對(duì)濱海鹽漬土物理、化學(xué)、生物性質(zhì)的影響

泥炭在國內(nèi)外土壤改良試驗(yàn)中被證實(shí)具有改良作用[21-25]，其改良作用共同表現(xiàn)為增加土壤中常量營(yíng)養(yǎng)元素及有機(jī)質(zhì)含量、降低土壤pH及鹽分、改善土壤結(jié)構(gòu)以及增加作物產(chǎn)量。盡管在本試驗(yàn)中未涉及作物種植試驗(yàn)，但泥炭對(duì)濱海鹽土的改良效果與上述各試驗(yàn)結(jié)果在很大程度上是一致的，可見泥炭對(duì)濱海鹽土的理化特性產(chǎn)生了一定的正向影響。

添加酸改性泥炭后供試土壤的pH顯著升高，且速效鉀含量顯著高于其他處理，而速效鉀與pH之間呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，可以得知過量的酸改性泥炭中過量的鉀同樣會(huì)加重供試土壤的鹽堿化，導(dǎo)致pH上升，這與劉欽普等人[26]的研究結(jié)果接近；根據(jù)前人研究，酸改性能夠增強(qiáng)泥炭的離子代換能力以及吸附性能[27]，因此在后續(xù)的中和過程中帶入的大量鉀離子會(huì)由于酸改性泥炭本身過強(qiáng)的離子吸附能力而難以除盡，從而造成上述現(xiàn)象。施加泥炭能夠顯著提高供試土壤的有機(jī)質(zhì)含量，這與舒灝[28]的試驗(yàn)結(jié)果一致；試驗(yàn)中還出現(xiàn)了同濃度下施加原始泥炭的土壤有機(jī)質(zhì)含量要顯著高于酸改性泥炭處理這一情況，根據(jù)劉方春等人[29]的報(bào)道：高濃度、長(zhǎng)時(shí)間的酸處理會(huì)降低褐煤腐殖酸的產(chǎn)出，由此推測(cè)是原始泥炭中的腐殖酸在酸改性過程中產(chǎn)生了一定程度上的損耗所致。姜右錦等人[30]在鹽堿土鹽分與營(yíng)養(yǎng)元素的相關(guān)性研究中發(fā)現(xiàn)，鹽堿化土壤有效磷含量與鹽分含量呈顯著正相關(guān)；而在本試驗(yàn)中酸改性泥炭會(huì)增加土壤鹽分，堿改性泥炭與原始泥炭反之，這恰好解釋了以下現(xiàn)象：施加酸改性泥炭能夠提高土壤有效磷含量，而堿改性泥炭和原始泥炭卻起到了相反作用。

趙秀娟等[31]指出：過量的鉀會(huì)導(dǎo)致酶活顯著下降，而本試驗(yàn)證實(shí)了這一說法；除去堿性磷酸酶外，施加酸改性泥炭的土壤酶活普遍低下，并且除堿性磷酸酶外的土壤酶活與速效鉀呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)，說明當(dāng)土壤中鉀離子含量過高時(shí)，會(huì)對(duì)脲酶、過氧化氫酶、蔗糖酶及纖維素酶活性產(chǎn)生抑制作用。堿改性泥炭對(duì)土壤酶活的影響效果與原始泥炭接近，但對(duì)土壤過氧化氫酶、蔗糖酶和纖維素酶活性的提升要高于原始泥炭，且對(duì)蔗糖酶的提升顯著高于后者(< 0.05)；盡管造成上述現(xiàn)象的原因尚不明確，不過根據(jù)那烏莫娃和成紹鑫[32]的研究結(jié)果：改性后的腐殖酸擁有更高的生物活性，可以推測(cè)以上現(xiàn)象與堿改性泥炭附帶的活性物質(zhì)有關(guān)。與劉清泉等人[33]的研究結(jié)果相反，原始泥炭的施入對(duì)濱海鹽土過氧化氫酶和脲酶活性有一定的抑制作用，并對(duì)其他轉(zhuǎn)化酶類產(chǎn)生促進(jìn)作用，該現(xiàn)象已在岳小紅[34]、袁婉潼[35]和賀婧等[36]的研究中有所提及。值得注意的是，酸堿改性泥炭能夠?qū)^氧化氫酶和脲酶產(chǎn)生抑制作用，并且高濃度下的堿改性泥炭對(duì)轉(zhuǎn)化酶也會(huì)產(chǎn)生促進(jìn)作用，可見酸堿改性泥炭對(duì)土壤酶活的影響效果在一定程度上接近，至于本試驗(yàn)研究結(jié)果與劉清泉等人[33]研究結(jié)果相悖，推測(cè)是原始泥炭施加量不同導(dǎo)致，在劉清泉的試驗(yàn)中泥炭施加量在7% 以上，而本試驗(yàn)中原始泥炭的最大施入量?jī)H為3%。

4 結(jié)論

1)酸改性泥炭較堿改性泥炭和原始泥炭顯現(xiàn)出獨(dú)特的特征峰，并能夠提高濱海鹽土有效磷含量，但在改性過程中難以除去過量的鉀，致使土壤pH升高，酶活受到抑制。

2)堿改性泥炭較其他兩者在掃描電鏡下顆粒突起更少，質(zhì)地更細(xì)；且能夠顯著降低濱海鹽土的pH，提高各類土壤酶活性，改善土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)。

3)原始泥炭在紅外光譜上與堿改性泥炭相近，但掃描電鏡下顆粒較大；相較其他兩者能夠更好地提升土壤有機(jī)質(zhì)含量及堿解氮，以及降低土壤pH；然而對(duì)土壤酶活提升并不明顯。

4)pH、有效磷、速效鉀與過氧化氫酶、蔗糖酶和纖維素酶這3類酶活產(chǎn)生顯著相關(guān)性(<0.05)，在脲酶、過氧化氫酶、蔗糖酶和纖維素酶4種酶活中，除脲酶與蔗糖酶表現(xiàn)為相關(guān)性顯著外(<0.05)，其他任意兩種酶活均呈極顯著相關(guān)(<0.01)。

綜上所述，酸改性泥炭、堿改性泥炭以及原始泥炭對(duì)濱海鹽土的改良效果各有側(cè)重，若綜合考慮3種泥炭結(jié)構(gòu)特性及對(duì)濱海鹽土的改良效果，堿改性泥炭在溫室土培試驗(yàn)中對(duì)濱海鹽土的綜合改良效果最佳。

[1] 張建兵, 楊勁松, 李芙榮, 等. 有機(jī)肥與覆蓋對(duì)蘇北灘涂重度鹽漬土壤水鹽調(diào)控效應(yīng)分析[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(1): 184–188.

[2] 曲長(zhǎng)鳳, 楊勁松, 姚榮江, 等. 不同改良劑對(duì)蘇北灘涂鹽堿土壤改良效果研究[J]. 灌溉排水學(xué)報(bào), 2012, 31(3): 21–25.

[3] 劉瑞敏, 楊樹青, 史海濱, 等. 河套灌區(qū)中度鹽漬化土壤改良產(chǎn)品篩選研究[J]. 土壤, 2017, 49(4): 776–781.

[4] 徐鵬程, 冷翔鵬, 劉更森, 等. 鹽堿土改良利用研究進(jìn)展[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014, 42(5): 293–298.

[5] 孟憲民. 我國泥炭資源的儲(chǔ)量、特征與保護(hù)利用對(duì)策[J]. 自然資源學(xué)報(bào), 2006, 21(4): 567–574.

[6] 鄭福云, 馬獻(xiàn)發(fā), 曹洪杰, 等. 泥炭改良鹽堿土田間定位試驗(yàn)研究[J]. 國土與自然資源研究, 2008(1): 41–42.

[7] 楊頌東. 泥炭功能肥料對(duì)設(shè)施番茄增產(chǎn)和退化土壤改良的效果[J]. 農(nóng)業(yè)工程技術(shù), 2018, 38(34): 21–24.

[8] 胡誠, 劉東海, 陳云峰, 等. 不同土壤改良措施對(duì)低產(chǎn)黃泥田土壤性質(zhì)及水稻產(chǎn)量的影響[J]. 中國土壤與肥料, 2016(3): 117–121.

[9] 陳伏生, 曾德慧, 王桂榮. 泥炭和風(fēng)化煤對(duì)鹽堿土的改良效應(yīng)[J]. 遼寧工程技術(shù)大學(xué)學(xué)報(bào), 2004, 23(6): 861–864.

[10] 朱建峰, 崔振榮, 吳春紅, 等. 我國鹽堿地綠化研究進(jìn)展與展望[J]. 世界林業(yè)研究, 2018, 31(4): 70–75.

[11] 李二煥, 胡海波, 魯小珍, 等. 蘇北濱海鹽土區(qū)土壤鹽分剖面特征及其理化特性[J]. 水土保持研究, 2016, 23(4): 116–119,127.

[12] 商平, 楊智, 郝永俊, 等. 泥炭預(yù)處理吸附垃圾滲濾液中的COD[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2012, 35(8): 170–174,184.

[13] 陳月芳, 彭煥玲, 侯榮榮, 等. 改性泥炭對(duì)Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的單一及競(jìng)爭(zhēng)吸附研究[J]. 應(yīng)用化工, 2019, 48(2): 243–247.

[14] Ghasemi M, Abedi Koupai J, Heidarpour M. Application of modified zeolite and modified peat in removing salinity ions from irrigation saline waters[J]. Journal of Environ-mental Engineering, 2018, 144(8): 04018066.

[15] 王立斌, 段秀蓉, 胡隨喜. 改性泥炭對(duì)重金屬離子的吸附[J]. 干旱環(huán)境監(jiān)測(cè), 2008, 22(1): 11–14.

[16] Hulugalle N R, Weaver T B, Ghadiri H, et al. Changes in soil properties of an eastern Australian vertisol irrigated with treated sewage effluent following gypsum application[J]. Land Degradation & Development, 2006, 17(5): 527–540.

[17] Wang W J, He H S, Zu Y G, et al. Addition of HPMA affects seed germination, plant growth and properties of heavy saline-alkali soil in northeastern China: Comparison with other agents and determination of the mechanism[J]. Plant and Soil, 2011, 339(1/2): 177–191.

[18] Hayes D J M, Hayes M H B, Leahy J J. Analysis of the lignocellulosic components of peat samples with development of near infrared spectroscopy models for rapid quantitative predictions[J]. Fuel, 2015, 150: 261–268.

[19] 魏世平, 吳萌, 李忠佩. 不同來源腐植酸紅外光譜的比較研究[J]. 腐植酸, 2018(1): 20–25.

[20] 湯烜祎. 改性泥炭吸附水體中疏水性有機(jī)污染物及其機(jī)理研究[D]. 上海: 華東理工大學(xué), 2010.

[21] 宋佳, 孔令冉, 楊天一, 等. 腐植酸治理鹽堿化土壤的機(jī)理與應(yīng)用研究進(jìn)展[J]. 腐植酸, 2017(5): 5–9,39.

[22] 李祖祥, 許俊彥, 顧金煉, 等. 海岸鹽堿地改土植草試驗(yàn)[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, 38(3): 252–254.

[23] Serramiá N, Sánchez-Monedero M A, Roig A, et al. Changes in soil humic pools after soil application of two-phase olive mill waste compost[J]. Geoderma, 2013, 192: 21–30.

[24] Zhang X, Zhao Y, Zhu L J, et al. Assessing the use of composts from multiple sources based on the characteristics of carbon mineralization in soil[J]. Waste Management, 2017, 70: 30–36.

[25] Wang L L, Sun X Y, Li S Y, et al. Application of organic amendments to a coastal saline soil in North China: Effects on soil physical and chemical properties and tree growth[J]. PLoS One, 2014, 9(2): e89185.

[26] 劉欽普, 林振山, 周亮. 山東省化肥使用時(shí)空分異及潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2015, 31(7): 208–214.

[27] 路艷艷, 吳欽泉, 陳士更, 等. 腐植酸對(duì)磷鉀吸附及活化性能研究[J]. 腐植酸, 2018(2): 40–44.

[28] 舒灝. 外源有機(jī)碳對(duì)植煙土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體、活性有機(jī)碳和酶活性的影響[D]. 長(zhǎng)沙: 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2017.

[29] 劉方春, 邢尚軍, 劉春生, 等. 無機(jī)酸處理對(duì)褐煤腐殖酸含量及特性的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2004, 18(5): 31–34.

[30] 姜右錦, 張松林, 劉陽. 鹽堿地土壤養(yǎng)分和鹽分含量的空間變異特征研究[J]. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué), 2020, 49(3): 70–78.

[31] 趙秀娟, 宋燕燕, 岳現(xiàn)錄, 等. 負(fù)壓灌溉下不同鉀水平對(duì)小油菜生長(zhǎng)的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2017, 50(4): 689–697.

[32] 那烏莫娃, 成紹鑫. 腐植酸分子結(jié)構(gòu)與生物活性的關(guān)系[J]. 腐植酸, 2002(1): 38–43.

[33] 劉清泉, 原海燕, 張永俠, 等. 不同土壤改良措施對(duì)高鹽土壤條件下馬藺幼苗生長(zhǎng)和抗氧化酶活性的影響[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2019, 47(6): 100–105.

[34] 岳小紅. 外源有機(jī)碳對(duì)鹽漬化土壤性質(zhì)及小麥生長(zhǎng)的影響[D]. 蘭州: 蘭州大學(xué), 2018.

[35] 袁婉潼. 生物腐殖酸對(duì)鹽堿土壤微生物數(shù)量和酶活性的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016, 44(1): 1–4, 45.

[36] 賀婧, 鐘艷霞, 顏麗. 不同來源腐殖酸對(duì)土壤酶活性的影響[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報(bào), 2009, 25(24): 258–261.

Remediating Coastal Saline Soil with Modified Peat

LIU Yenan, ZHOU Xiaohui, CHEN Ni, ZHAO Gengmao*

(College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University / Jiangsu Key Laboratory of Marine Biology, Nanjing 210095, China)

In order to clarify the remediation effect of different peats on coastal saline soil, indoor culture experiment was conducted with two kinds of modified peats. The alkali modified peat was close to the original peat in the infrared spectrum, while the acid modified peat produced a unique wave peak at 1 710 cm–1. The alkali modified peat particles had the least protuberance under scanning electron microscope, showing a more uniform texture. The alkali modified peat increased soil aggregates, while the original pea promoted the contents of organic matter and alkali-hydrolyzed nitrogen better than the modified peat. Alkali-modified peat reduced soil pH significantly, but acid-modified peat increased soil pH. Alkali modified peat enhanced the activities of soil catalase, sucrase and cellulase, while acid modified peat reduced soil enzyme activities and original peat had no obvious effect. Soil pH, available phosphorus and available potassium were significantly correlated with soil enzyme activities (<0.05). In conclusion, alkali modified peat has the best remediating effect on costal saline soil in reducing salinity, alkali, soil hardening but promoting nutrition and vitality.

Peat; Coastal saline soil; Soil enzyme activity; Soil aggregates

S156.4

A

10.13758/j.cnki.tr.2021.03.027

劉葉楠, 周曉輝, 陳妮, 等. 改性泥炭對(duì)濱海鹽漬土的改良作用研究. 土壤, 2021, 53(3): 654–660.

江蘇省重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(BE2017337)、國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31370422)和江蘇省農(nóng)業(yè)科技自主創(chuàng)新資金項(xiàng)目(CX(17)- 1001)資助。

(seawater@njau.edu.cn)

劉葉楠(1994—)，男，江蘇鹽城人，碩士研究生，主要從事濱海鹽漬土改良方面的研究。E-mail: lyncareer@163.com