有机无机改良剂对滨海盐渍化土壤酶活性和土壤微生物量的影响

李婧男，孙向阳，李素艳

（北京林业大学 林学院，北京100083）

滨海盐渍土是中国主要的盐渍土类型之一，盐渍化土地面积广泛，滨海地区15 m 等深线以内的滨海盐土、滩涂和浅海有1.40×107hm2，占中国盐渍土总面积的近40%［1］，开发利用土地资源潜力巨大。这些地区的土壤普遍含盐量高、养分贫瘠，并伴有地表附近高度矿化的地下水［2］。高盐度地下水和盐渍土壤阻碍了植物的萌发和生长，导致环境退化［3］。在如此大面积的盐渍化土地上，如何有效地改良治理这些盐碱地资源，并使植物能够周年正常生长发育，对于缓解土地资源紧张，稳步改善滨海地区生态环境具有重要意义。

目前滨海盐渍土改良多采用水利工程配套有机、无机多种改良剂等措施进行综合治理开发［4-6］。园林废弃物因含有大量矿质元素和有机质多经过腐熟发酵后用于盐碱土改良，可增加土壤养分含量，改善土壤通透性。近年来，有关园林废弃物堆肥发酵的研究较多集中在单独施用对土壤理化性质的影响［7-9］，但是对配施无机改良剂，研究不同改良剂对盐渍化土壤微生物量及土壤酶活性的作用鲜见报道。

土壤微生物和土壤酶是生态系统中不可缺少的部分，土壤微生物不仅可以促进土壤养分和有机质的循环与转化，还参与土壤有机质的矿化和土壤腐殖质的形成，在生态系统的物质循环和能量流动过程中发挥着重要的作用［10］。土壤酶可以反映土壤微生物的总体活性，两者易受环境中化学、生物及物理等因素影响［11］。本文在天津滨海地区进行有机及无机改良剂改良盐渍土的研究，分析不同改良剂对盐渍化土壤理化性质、土壤酶活性、土壤微生物量的影响及改良后土壤理化性质与土壤酶活性、土壤微生物量之间的相关关系，从土壤生物学角度明确不同改良剂对盐渍土的改良效果，以期为盐渍化土壤改良提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

试验区域位于天津市黄港水库一库周边的海油大道绿化带（39°07′N—117°32′E）。该区属暖温带沿海半湿润大陆性和海洋性过渡性季风气候，四季分明。年平均降水量为516 mm，主要集中在6月至8月，占年降水总量的73%以上。多年平均地表水蒸发量为1 672 mm，蒸发量约为降水量的3倍。研究区原多为淤泥回填的鱼塘虾池，土壤源于近海底泥，土质粘重，盐分组成以氯化钠为主，土壤理化性质见表1。

表1 滨海盐土理化性质

1.2 试验设计

田间试验共设4个处理：①CK：不添加任何改良剂；②T1：添加68 kg／m3的园林发酵废弃物；③T2：添加15 kg／m3的膨润土；④T3：混合添加68 kg／m3园林发酵废弃物和15 kg／m3膨润土。各处理随机分布，每个处理重复3次，共计12个小区，每区面积为54 m2（6 m×9 m），小区之间设1 m 宽缓冲带。地下铺设深度1 m，间距5 m 的暗管排盐系统。土壤改良剂与0—40 cm 土壤深层混合后，进行灌溉淋洗以去除土壤中的盐分，淋洗2个月后种植香花槐。园林废弃物为天津北林新苑绿化工程有限公司园林修剪的树枝和草屑，粉碎后木屑粒径为0.5～2 cm，草屑长度为5～10 cm，将材料的水分含量调节至50%～60%并将C／N 比调节至30以进行快速发酵，约40 d后发酵完全。

1.3 样品采集及测定方法

施用改良剂1 a后采用多点混合法采集0—20 cm 深度的土壤样品，每个小区重复采集5个样品，测定电导率、p H 值、容重、孔隙度、土壤养分、土壤酶活性和微生物量碳、氮。采回的土壤样品一部分储存于4 ℃恒温箱内用于测定土壤微生物和酶活性，另一部分经自然风干后，碾碎过1 mm 筛，并以水土比5∶1制备土壤水溶液，以进行指标测定。

1.3.1 土壤理化性质的测定 土壤容重采用环刀法；土壤p H 值和含盐量使用DZS-706 多参数分析仪测定。有机质用重铬酸钾氧化—外加热法；土壤速效钾用乙酸铵提取火焰光度计法测定，速效磷采用碳酸氢钠提取比色法测定，速效氮使用碱解—扩散法测定［12］。1.3.2 土壤酶活性的测定 土壤酶的测定参照林先贵［13］的测定方法，其中脲酶活性采用靛酚蓝比色法测定；脱氢酶活性采用三苯基四氮唑氯化物（TTC）比色法测定；3，5-二硝基水杨酸比色法测定蔗糖酶；碱性磷酸酶活性采用苯酚钠比色法测定。

1.3.3 土壤微生物量碳、氮含量的测定 土壤微生物量碳的测定采用氯仿熏蒸—重铬酸钾—浓硫酸外加热法：取新鲜土样，均分为2份，其中一份经氯仿熏蒸24 h，另一份为对照。将两份土样加入K2Cr2O7和浓硫酸微沸2 h后用FeSO4滴定，样品由橙红色经靛蓝到终点土黄，微生物量碳BC＝2.64×（熏蒸土壤浸提液的有机碳－未熏蒸土壤浸提液的有机碳）［13］。

土壤微生物量氮的测定采用氯仿熏蒸—凯式定氮法：新鲜土样均分为2 份，其中一份经氯仿熏蒸24 h，另一份为对照，将两份土样加入K2SO4-CuSO4-Se混合催化剂和浓硫酸，在高温消化至澄清后放置过夜，次日用凯式定氮仪测定浸提液中的全氮含量，微生物量氮BN＝1.85×（熏蒸土壤浸提液的全氮－未熏蒸土壤浸提液的全氮）［13］。

1.4 数据分析

采用SPSS17.0进行统计分析，Duncan新复极差法进行显著性差异分析（p＜0.05），冗余分析及排序图的绘制采用R 语言，图表的绘制采用Origin Pro 2017。

2 结果与分析

2.1 有机无机改良剂对土壤酶活性的影响

有机无机改良剂对土壤酶活性的影响如图1所示，4组处理的土壤磷酸酶活性没有显著性差异，其活性范围为0.15～0.16 mg／g。添加了发酵园林废弃物的T1和T3处理组的脲酶分别为0.69 mg／g和0.81 mg／g，是对照组的8.6倍和10.1倍，显著高于对照。蔗糖酶分别为1.45 mg／g和1.62 mg／g，是对照组的8.1倍和9.0倍，显著高于对照组。添加了无机改良剂膨润土的处理组（T2）脲酶和蔗糖酶分别为0.08 mg／g 和0.20 mg／g，与对照组没有显著性差异；说明有机质可以显著促进土壤脲酶和蔗糖酶的活性。有机无机改良剂（T1，T2和T3）均可以显著促进脱氢酶的活性，其活性分别提高了2.5，1.6，4.5倍，混合施用T3组对土壤脱氢酶的促进效果最为明显，显著高于其他处理。

图1 土壤磷酸酶、脲酶、蔗糖酶、脱氢酶活性变化

2.2 有机无机改良剂对土壤理化性质的影响

发酵园林废弃物与膨润土对土壤理化性质的影响如表2所示。试验区原土p H 值为7.62，添加改良材料后p H 值均略有降低，但差异不显著。添加有机无机改良剂后的各组处理容重分别降低了13.7%，3.3%和11.1%；土壤盐分分别降低了39.0%，41.8%和62.7%，其中T1和T3组容重和土壤盐分显著低于对照。单独施用园林废弃物可以显著提高土壤养分含量，有机质、速效氮、速效磷和速效钾等各项指标增幅为29%～56%。单独施用膨润土后土壤养分各项指标增幅较小，分别提高了2.3%，1.5%，11.5%和8.1%。混合施用T3处理组的养分含量最高，土壤有机质、速效氮、速效磷和速效钾含量分别为对照组的2.1倍，2.0倍，1.8倍和1.6倍，改良效果显著优于其他处理组。

表2 有机无机改良剂对土壤理化性质的影响

2.3 有机无机改良剂对土壤微生物量碳、氮的影响

如图2所示，施入发酵园林废弃物与膨润土后，土壤微生物量碳与土壤微生物量氮含量均呈现增加趋势。T1，T2，T3组土壤微生物量碳分别比对照增加了18.7%，7.0%和24.8%，其中T3显著高于其他组处理。添加无机改良剂的T2组土壤微生物量氮为5.49 mg／kg，比对照略有提高但没有显著性差异。添加了发酵园林废弃物的T1和T3组土壤微生物量氮则分别提高了62.7%和78.1%，均显著高于对照。混施组T3的促进作用更明显，土壤微生物量碳和氮显著高于其他组处理。

图2 有机无机改良剂对土壤微生物量碳、氮的影响

2.4 土壤理化性质与土壤微生物量碳氮和酶活的冗余分析

以土壤酶活性和微生物量碳、氮为响应变量，以土壤理化性质为解释变量，对4 种处理进行冗余分析，结果如图3所示。使用R 语言Vegan包RDA 函数计算得到RDA1和RDA2贡献率分别为70.77%和0.92%，说明第1，第2排序轴较好地反映土壤理化性质与土壤微生物量和酶活的关系。表3为各样点理化因子与RDA 排序轴的相关系数，土壤速效磷、速效氮与第1 排序轴相关系数最大，相关系数分别为0.885和0.869，说明第1轴主要反映了土壤酶和微生物量对土壤养分的响应；土壤含盐量和容重与第2轴的相关系数最大，分别为0.4和－0.379，说明盐分特征和土壤容重主要体现在第2轴上。不同土壤理化因子对土壤酶和微生物量的影响不同，依据土壤因子特征值排序为：速效钾＞速效氮＞p H＞盐分＞速效磷＞有机质＞容重。

图3是土壤理化因子与土壤酶和微生物量碳氮冗余分析二维排序结果。图中箭头连结长度和夹角余弦值代表某个理化因子对土壤酶活性的影响程度，连线越长、余弦值的绝对值越大，说明影响越大；反之则越小［14］。速效氮、速效钾与蔗糖酶和脲酶的箭头连线最长，夹角均较小，可知速效氮、速效钾与蔗糖酶和酶脲的活性呈正相关；容重与脱氢酶箭头连线最长，夹角最小，说明容重对脱氢酶的影响最大；由速效磷与土壤微生物量氮箭头连线与夹角判断速效磷与土壤微生物量氮正相关；有机质与微生物量碳箭头连线最长，夹角最小，二者呈正相关。这一结果与冗余分析中对土壤理化因子按照特征值排序的结果基本一致。

表3 理化因子RD相关系数及理化因子排序

图3 土壤理化性质与微生物量碳氮和酶活相关性的RDA分析

由于RDA1的贡献率为70.77%，因此各理化性质的向量于RDA1轴的关系可以说明其对于土壤酶活性和微生物量的作用。其中，含盐量、p H 值和容重指向RDA1轴的负向，说明这3种指标的增高对土壤酶活性和微生物量具有抑制作用，而有效氮、有效磷、有效钾和有机质4 种指标则相反。由RDA 分析可知，不含发酵园林废弃物的CK 组和T2组集中分布于第二、三象限，而含有发酵园林废弃物的T1组和T3组集中分布于第一、四象限，且两大组间没有重叠，说明发酵园林废弃物的加入对土壤酶活性和微生物量的增加起到了决定性的作用。

3 讨论

本研究加入发酵园林废弃物可以改善土壤物理性质，通过灌溉淋洗快速脱盐。单独施入膨润土后土壤的容重没有明显改善，但也有一定的脱盐效果，有研究表明膨润土使土壤中水力传导率降低，增加了交换表面的可接近性，因此增强了阳离子交换速率，从而导致阳离子从土壤胶体中的快速释放［15］。此外，添加膨润土可以为阳离子交换提供更大的表面积，这可能有助于更快地淋溶Na＋［16］。发酵园林废弃物与膨润土混合施用可显著提高土壤养分含量，在降低土壤盐分含量上的效果最显著，可以使土壤中的盐分很容易地被淋洗出来，与王晓洋等［17］的研究结果一致。这是因为有机与无机改良剂施用后活化了土壤养分，增加了土壤的脱盐效果，同时也为无机改良剂发挥阳离子交换作用改良土壤盐渍化创造了有利条件［18］。

土壤酶是土壤中动植物残体、植物根系及土壤微生物所分泌的具有生物活性的物质，参与土壤中几乎所有的有机物质和营养元素的循环，是土壤生物学特征的重要指标［19］。其中蔗糖酶是土壤碳循环转化的关键酶；脲酶用以表征土壤的氮素供应状况［20］。本文研究结果表明，添加有机改良剂可以显著促进土壤脲酶、蔗糖酶与脱氢酶活性，这与徐宪斌等［21］的研究结果一致，微生物在滨海盐渍土中处于一种低营养状态，有机改良剂的加入为微生物提供了新的能源，另一方面发酵园林废弃物本身也带入了大量微生物，进一步提高了土壤微生物包括土壤酶在内的分泌数量［22］。无机改良剂的添加也可以提高土壤蔗糖酶和脱氢酶的活性，原因可能是膨润土通过离子交换作用降低土壤含盐量，从而为微生物生长提供更好的环境，酶活性增加。有研究通过在盐碱土中添加石膏、砂石等无机改良剂后土壤酶活性也得到了提高可以印证本研究的结果［23］。

土壤微生物量是土壤有机质和土壤养分转化与循环的动力，是表征土壤微生物新陈代谢强度，评价土壤质量的重要指标。加入园林废弃物与膨润土后土壤微生物量碳显著提高，特别是发酵园林废弃物与膨润土混合施用后，土壤微生物量碳达到40.07 mg／kg，显著高于其他处理。这与臧逸飞等［24］的研究结果一致，加入发酵园林废弃物能够使堆肥产品孔隙增大，为微生物提供较好的生长环境，微生物可以通过同化作用将碳、氮素转入微生物体内［25］。单施无机物可以增加土壤的微生物量碳，与有机物混合配施作用更加突出。这是因为在低肥力的农林生态系统中施用有机物可以促进植物和其它生物的生长，增加了植物的根系和根系分泌物，因而促进了土壤微生物的繁殖，提高了微生物生物量［26］。

此外，本研究结果还表明土壤理化性质与酶活性和微生物量有关，本研究中添加有机或无机改良剂后的几组处理磷酸酶活性没有显著性差异，通过冗余分析可知土壤速效磷与第1排序轴相关系数最大，主要反映了土壤酶和对土壤养分的响应，对照本文土壤理化性质分析，滨海盐渍土中磷的含量较低是造成磷酸酶活性低的主要原因。

4 结论

（1）发酵园林废弃物与膨润土混合施用可显著降低土壤含盐量，改善土壤理化性质，提高土壤酶活性和微生物量碳氮，改良效果明显优于其他处理组。

（2）速效钾与速效氮是影响土壤酶与微生物量的主要因子，而含盐量、容重则与土壤酶和微生物量呈负相关，具有抑制作用。虽然无机改良剂可以改善土壤理化性质，促进部分土壤酶的活性和微生物量碳，但发酵园林废弃物可以提供更多的氮、磷、钾等养分，降低容重改善土壤结构，显著提高土壤酶的活性和微生物量碳、氮，更有利于土壤生态功能的持续发挥。