不同改良措施對(duì)銀川平原鹽堿地土壤性質(zhì)及酶活性的影響

李鳳霞，王學(xué)琴，郭永忠，許 興，楊建國(guó)，柯 英，肖紅艷

（1.寧夏農(nóng)林科學(xué)院 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，銀川750002；2.寧夏科技發(fā)展戰(zhàn)略與信息研究所，銀川750001；3.寧夏大學(xué)，銀川750021；4.寧夏農(nóng)林科學(xué)院荒漠所，銀川750002）

土壤鹽堿化問(wèn)題是目前全球最嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題之一，在人口不斷增長(zhǎng)，耕地逐漸減少的情況下，改良利用鹽堿地對(duì)于我國(guó)內(nèi)陸干旱農(nóng)業(yè)灌區(qū)農(nóng)村經(jīng)濟(jì)持續(xù)健康發(fā)展、國(guó)土治理、生態(tài)環(huán)境保護(hù)等具有重要意義。銀川平原地處中溫帶半干旱、干旱區(qū)，降水稀少（平均年降水量292mm），蒸發(fā)強(qiáng)烈（水面蒸發(fā)量1 296mm），其中土壤鹽漬化問(wèn)題已成為影響寧夏農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的重要問(wèn)題之一［1］。近年來(lái)，學(xué)者們?cè)趯幭你y北鹽堿地改良方面做了大量的研究工作，尤其是以燃煤煙氣脫硫廢棄物為主進(jìn)行土壤改良并種植水稻、油葵、甜高粱等，也取得了一些重要成果［2－6］，但是對(duì)不同改良措施下鹽堿地土壤微生物及土壤酶活性方面報(bào)道較少［7－9］。土壤環(huán)境中，土壤酶類參與土壤中一切復(fù)雜的生物化學(xué)過(guò)程，包括枯落物的分解、腐殖質(zhì)及各種有機(jī)化合物的分解與合成、土壤養(yǎng)分的固定與釋放以及各種氧化還原反應(yīng)，具有特殊的催化能力，在一定程度上反映了土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化的動(dòng)態(tài)情況［10］。土壤酶活性可以反映土壤中生物代謝和物質(zhì)轉(zhuǎn)化過(guò)程及其程度。進(jìn)入土壤和累積在土壤中的含氮有機(jī)化合物經(jīng)復(fù)雜的生物化學(xué)轉(zhuǎn)化，最后轉(zhuǎn)變?yōu)橹参锟梢岳玫男问?，在其轉(zhuǎn)化的每一階段，均有專性的土壤酶類參與［11］。為此，在銀川平原進(jìn)行不同改良措施改良鹽堿地的試驗(yàn)研究，探索不同改良措施對(duì)鹽堿地土壤理化性質(zhì)、土壤酶活性的影響，分析土壤理化性質(zhì)與土壤酶活性之間的關(guān)系，從土壤酶活性角度探討不同改良措施對(duì)鹽堿地的改良效果，為鹽堿地土壤改良提供數(shù)據(jù)支撐和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)在銀川平原西大灘鹽堿地試驗(yàn)基地進(jìn)行，該試驗(yàn)基地位于東經(jīng)106°13′—106°26′，北緯38°45′—38°55′，海拔1 091～1 102m ，年均降水量172.5 mm，7—9月3個(gè)月降水量占66.6%，年平均蒸發(fā)量達(dá)1 755mm，全年平均相對(duì)濕度為56% ，年平均日照時(shí)數(shù)2 800～3 200h，年均氣溫8.5℃，晝夜溫差8～15℃，全年無(wú)霜期150d［12－13］。

1.2 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)種植的紫花苜蓿品種為雷達(dá)克之星，購(gòu)自北京克勞沃草業(yè)公司。燃煤煙氣脫硫廢棄物來(lái)自寧夏馬蓮臺(tái)電廠，其化學(xué)成分為 CaO：37.70%，SiO2：2.17%，Al2O3：0.63%，F(xiàn)e2O3：0.55%，MgO：0.77%，TiO2：0.05%，K2O：0.11%，Na2O：0.10%，MnO：0.02%，P2O5：0.03%［14］。鹽堿地改良劑來(lái)自寧夏大學(xué)研發(fā)的產(chǎn)品（主要成分為糠醛渣）；有機(jī)肥采用牛糞；秸桿采用玉米桿粉碎成3cm長(zhǎng)段。試驗(yàn)前土壤基本化學(xué)性質(zhì)為：pH 值8.9，全鹽3.8g／kg（鹽分類型主要有NaCl、Na2SO4、Na2CO3），有機(jī)質(zhì)12.16g／kg，全氮0.51g／kg，全磷0.62g／kg，全鉀18.5g／kg，速效氮21mg／kg，速效磷9.0mg／kg，速效鉀122mg／kg。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)5個(gè)處理，對(duì)照（不施）、秸桿、有機(jī)肥、脫硫廢棄物、鹽堿地改良劑各7.5t／hm2。試驗(yàn)采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，每個(gè)處理重復(fù)3次。各改良物料于2009年10月秋季施入土壤后深耕，灌冬水，2010年4月中旬播種，各處理全生育期灌水等其它田間管理措施一致，為了避免肥料使用對(duì)土壤酶活性的影響，整個(gè)試驗(yàn)期間不施肥料。

1.4 測(cè)定指標(biāo)及方法

在苜蓿出苗后，分別于5月、7月、9月下旬用土鉆采集0—20cm土壤放入無(wú)菌塑料袋內(nèi)，每種處理的3個(gè)土壤樣品放入同一個(gè)無(wú)菌塑料袋內(nèi)，混合均勻后分成兩份置于存有冰塊的取樣箱中帶回實(shí)驗(yàn)室內(nèi)備用，一份用于測(cè)定土壤酶活性特征，另一份土壤樣品風(fēng)干后過(guò)1mm篩用于土壤pH值、全鹽含量測(cè)定。同時(shí)于7月下旬進(jìn)行土壤容重及孔隙度測(cè)定。土壤脲酶活性采用比色法測(cè)定（1h后每百克土的NH3—N毫克數(shù)表示），轉(zhuǎn)化酶采用滴定法（以1h后單位土重的0.1mol／L硫代硫酸鈉與對(duì)照測(cè)定差值毫升數(shù)表示），土壤堿性磷酸酶活性采用苯磷酸二鈉法（以1h后每克干土釋放的酚的毫克數(shù)表示），過(guò)氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測(cè)定（以每克土重的0.1mol／L高錳酸鉀與對(duì)照測(cè)定差值毫升數(shù)表示）［15］。土壤容重和孔隙度采用環(huán)刀法，全鹽采用電導(dǎo)率儀法測(cè)定（CM—230型），pH值采用數(shù)字酸度計(jì)測(cè)定（PHS—25型），土壤其它參數(shù)采用常規(guī)分析方法測(cè)定［16］。實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel和DPSV 9.5軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同改良措施對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

2.1.1 對(duì)土壤pH值和全鹽含量的影響 不同改良措施對(duì)土壤pH值的影響結(jié)果（圖1）表明，各改良措施對(duì)土壤pH值都有一定的降低作用，pH值降低的幅度為0.03～2.3，但是各處理降低的幅度在不同時(shí)期差異顯著。5月各處理對(duì)土壤pH值降低的幅度不大，在0.09～0.26之間，以脫硫廢棄物降低的效果最顯著。7月各改良措施與對(duì)照之間差異顯著，降低土壤pH值0.07～0.59之間，降低的幅度依次為改良劑＞脫硫廢棄物＞秸桿＞有機(jī)肥＞對(duì)照。到9月，改良劑和脫硫廢棄物處理土壤pH值在8.4左右，對(duì)照的pH值達(dá)到9.2以上。說(shuō)明隨著改良時(shí)間的推移，各改良措施對(duì)土壤pH值的降低效果越明顯，而對(duì)照處理的pH值隨著時(shí)間推移反而增加。

圖1 不同改良措施對(duì)銀川平原鹽堿地土壤pH值和全鹽含量的影響

不同改良措施對(duì)銀川平原鹽堿地土壤全鹽含量的影響（圖1）表明，4個(gè)處理與對(duì)照相比對(duì)土壤全鹽含量均有不同程度的降低。但在不同時(shí)期，降低的幅度不同。5月，改良劑和脫硫廢棄物的降低的效果比較顯著。到了7月，土壤全鹽含量降低的幅度在0.3～1.23g／kg。除了秸桿外，其余各處理與對(duì)照之間差異均達(dá)到顯著水平。9月，各改良處理表現(xiàn)出與7月一致的效果，降低的幅度為0.36～1.34g／kg。脫硫廢棄物和改良劑改良鹽堿地對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)有很好的作用，這與各改良物料本身的性質(zhì)有關(guān)。脫硫廢棄物通過(guò)化學(xué)反應(yīng)，置換出鹽堿土壤中的堿性成分，并通過(guò)物理過(guò)程，最終達(dá)到降低土壤含鹽量和pH值的作用，這一結(jié)論與李煥珍［17］、王金滿［18］、陳歡［19］等的研究結(jié)果一致。石懿［20］提出，在使用脫硫廢棄物后土壤0—15cm的pH值較對(duì)照均有明顯的降低，且不同處理的試驗(yàn)效果差異較大。任坤［21］等通過(guò)室內(nèi)

土柱混合置換試驗(yàn)提出堿化土壤經(jīng)過(guò)不同濃度的CaSO4溶液淋溶，土壤的pH值得到了不同程度的降低。

2.1.2 對(duì)土壤容重和孔隙度的影響 土壤容重的大小與土壤質(zhì)地、結(jié)構(gòu)、有機(jī)質(zhì)含量、土壤緊實(shí)度、耕作措施等有關(guān)。不同改良措施對(duì)銀川平原鹽堿地土壤容重的影響（圖2）表明，各改良措施能夠明顯降低土壤容重4.3%～8.5%，改良劑處理降低土壤容重的效果最好，依次為有機(jī)肥、脫硫廢棄物、秸桿，方差分析表明各處理間差異達(dá)到顯著水平（p＜0.01）。各改良措施都不同程度地增加了土壤總孔隙度，秸桿、有機(jī)肥和改良劑對(duì)土壤總孔隙度增加的效果顯著，增加的幅度依次分別為8.61%，10.94%，17.64%。脫硫廢棄物處理與對(duì)照之間差異不顯著，秸桿和有機(jī)肥處理之間差異不顯著，其余各處理與對(duì)照之間差異達(dá)到極顯著水平（p＜0.01）。

圖2 不同改良措施對(duì)銀川平原鹽堿地土壤容重和孔隙度的影響

2.2 不同改良措施對(duì)鹽堿地土壤酶活性的影響

2.2.1 對(duì)堿性磷酸酶活性的影響 磷酸酶活性能夠促進(jìn)有機(jī)磷化合物的水解，土壤微生物對(duì)于土壤含磷有機(jī)物質(zhì)的礦化起著主要的作用。土壤的磷酸酶活性可以表征土壤的肥力尤其是磷的狀況。不同改良措施處理土壤堿性磷酸酶活性見(jiàn)圖3，秸桿和有機(jī)肥處理對(duì)土壤的堿性磷酸酶活性有顯著的促進(jìn)作用，土壤堿性磷酸酶活性較對(duì)照增加了17.9%～49.7%，土壤堿性磷酸酶活性季節(jié)變化表現(xiàn)為7月最高，其次為9月，5月最低。

2.2.2 對(duì)過(guò)氧化氫酶活性的影響 各改良措施均能夠增加土壤過(guò)氧化氫酶活性，不同改良措施對(duì)過(guò)氧化氫酶活性的影響相對(duì)較小，其增加的效果在5月和7月表現(xiàn)不明顯，在9月份對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性增加的幅度為0.95%～5.47%，有機(jī)肥和秸稈處理與對(duì)照之間的差異達(dá)到顯著水平，脫硫廢棄物和改良處理劑與對(duì)照之間差異不顯著。本研究與李傳榮［10］的造林模式對(duì)鹽堿地過(guò)氧化物酶的影響較小結(jié)果一致。土壤過(guò)氧化氫酶活性季節(jié)變化趨勢(shì)表現(xiàn)為9月最高，其次為5月，7月最低。

圖3 不同改良措施對(duì)銀川平原鹽堿地土壤（0－20cm）酶活性的影響

2.2.3 對(duì)轉(zhuǎn)化酶活性的影響 轉(zhuǎn)化酶又叫蔗糖酶，它能夠促進(jìn)蔗糖分子中的鍵斷裂，使蔗糖水解成葡萄糖和果糖。土壤的轉(zhuǎn)化酶活性與土壤中的腐殖質(zhì)、水溶性有機(jī)質(zhì)黏粒含量及微生物的數(shù)量及其活動(dòng)成正比。隨著土壤熟化度的提高，轉(zhuǎn)化酶活性亦增強(qiáng)。研究表明不同改良措施對(duì)土壤轉(zhuǎn)化酶活性都有明顯的促進(jìn)作用（圖3），秸桿和有機(jī)肥處理在整個(gè)苜蓿生育期增加土壤轉(zhuǎn)化酶活性的效果最好，增加了0.02%～85.01%，其次是脫硫廢棄物和改良劑處理。方差分析表明，各處理之間差異達(dá)到顯著水平（p＜0.01）。土壤轉(zhuǎn)化酶活性季節(jié)變化趨勢(shì)表現(xiàn)為9月＞7月＞5月。

2.2.4 對(duì)脲酶活性的影響 土壤脲酶能夠促進(jìn)土壤中含氮有機(jī)化合物尿素分子酰胺肽鍵的水解，生成的氨是植物氮素營(yíng)養(yǎng)來(lái)源之一，通常土壤脲酶活性可以表示土壤氮素情況。各處理措施土壤脲酶活性較對(duì)照有顯著的增加，增加的幅度在2.71%～53.3%（圖3），但各處理在不同時(shí)期表現(xiàn)不盡相同，5月脫硫廢棄物和改良劑效果最顯著；7月以秸桿、改良劑、有機(jī)肥效果顯著；9月各處理的土壤脲酶活性大小依次為秸桿＞有機(jī)肥＞脫硫廢棄物＞改良劑＞對(duì)照。土壤脲酶活性季節(jié)變化趨勢(shì)表現(xiàn)為5月＞7月＞9月，而且各改良措施隨著季節(jié)推移增加土壤脲酶活性的幅度增加。研究表明，植被恢復(fù)能夠增強(qiáng)土壤脲酶活性，隨著恢復(fù)年限的增加，脲酶活性增加了39%～229%［22］。

2.3 土壤酶活性與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)分析

目前對(duì)黃土丘陵區(qū)草地、高寒草地及人工草地土壤酶活性與土壤性質(zhì)的關(guān)系已有很多研究［23－25］，如長(zhǎng)期培肥土壤酶活性與土壤肥力的關(guān)系，林地土壤酶活性與營(yíng)養(yǎng)元素的關(guān)系，而銀川平原鹽堿地土壤酶活性與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系研究較少。本文相關(guān)性分析結(jié)果（表1）表明，土壤pH值、全鹽含量和土壤容重之間互成顯著正相關(guān)關(guān)系（p＜0.05），與土壤孔隙度成顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（p＜0.05）。土壤容重與土壤孔隙度、過(guò)氧化氫酶、脲酶活性之間達(dá)到顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（p＜0.05），與其余各指標(biāo)均成負(fù)相關(guān)關(guān)系。土壤堿性磷酸酶、轉(zhuǎn)化酶、土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶之間互成顯著正相關(guān)關(guān)系（p＜0.05或p＜0.01），與土壤pH值、全鹽含量和土壤孔隙度之間相關(guān)關(guān)系未達(dá)到顯著水平。

3 結(jié)論

秸桿、有機(jī)肥、脫硫廢棄物、鹽堿地改良劑4個(gè)改良措施對(duì)土壤pH值、全鹽含量、土壤容重均有不同程度的降低，脫硫廢棄物和改良劑處理降低土壤pH值和全鹽含量效果最顯著，改良劑和有機(jī)肥處理降低土壤容重、增加土壤孔隙度效果顯著。各改良措施對(duì)土壤轉(zhuǎn)化酶活性、脲酶活性和堿性磷酸酶活性都有顯著的增加，增加的幅度依次分別在0.02%～85.0%，2.7%～53.3%，17.9%～49.7%，對(duì)過(guò)氧化氫酶活性的影響效果不顯著。鹽堿地各處理土壤pH值、全鹽含量和土壤容重之間互成顯著正相關(guān)關(guān)系，與土壤孔隙度成顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。土壤容重與土壤孔隙度、過(guò)氧化氫酶、脲酶活性之間呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。而土壤酶活性與土壤pH值、全鹽含量、土壤孔隙度之間相關(guān)關(guān)系與前人結(jié)論不一致，因此，對(duì)鹽堿地土壤酶活性與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)關(guān)系有待于進(jìn)一步研究證實(shí)。

表1 銀川平原鹽堿地土壤性質(zhì)與土壤酶活性間的相關(guān)關(guān)系

4 討論

雖然土壤酶活性能夠較好地體現(xiàn)土壤養(yǎng)分狀況，但植物類型對(duì)鹽堿地土酶活性有較大的影響［26－27］。據(jù)本研究，脫硫廢棄物和改良劑改良鹽堿地對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)有很好的作用，而秸桿和有機(jī)肥對(duì)土壤物理性質(zhì)效果明顯。這與各改良物料本身的性質(zhì)有關(guān)，脫硫廢棄物通過(guò)化學(xué)反應(yīng)，置換出鹽堿土壤中的堿性成分，并通過(guò)物理過(guò)程，最終達(dá)到降低土壤含鹽量和pH值的作用，改善了土壤微生物生存和活動(dòng)的環(huán)境，促進(jìn)了微生物代謝和活性的提高。改良劑主要成分是糠醛渣，屬于酸性物質(zhì)，能夠中和土壤中的堿性成分，最終改善土壤的理化性狀，提高土壤通透性，促進(jìn)土壤生物化學(xué)過(guò)程和有機(jī)物的進(jìn)一步轉(zhuǎn)化，對(duì)土壤酶活性有一定的改善作用。有機(jī)肥施入土壤后，改善了土壤的容重和孔隙度，增加了土壤有機(jī)碳，利于根系生長(zhǎng)并為好氧微生物活動(dòng)提供了能源，進(jìn)一步促進(jìn)了微生物對(duì)土壤營(yíng)養(yǎng)元素的礦化作用，提高了土壤微生物活性。采用秸桿還田是最廉價(jià)和環(huán)保的材料，其腐熟后能夠產(chǎn)生腐質(zhì)酸，秸桿的碳／氮高，能夠?yàn)槲⑸锾峁┐罅康奶肌⒌刈鳛槟茉?，加速微生物的礦化作用和土壤酶活性。對(duì)鹽堿地改良后土壤理化性狀及生物學(xué)性質(zhì)的研究比較多，由于受到不同區(qū)域及不同植被類型的影響，有些研究只針對(duì)單一的改良措施或某一特定的作物而言。李傳榮在山東黃河三角洲灘涂鹽堿地研究得出土壤脲酶活性與土壤pH值相關(guān)性不顯著［10］。但對(duì)鹽堿地土壤酶活性與土壤鹽分、pH值之間的相關(guān)關(guān)系結(jié)果不一［28］，毛志剛［29］研究認(rèn)為土壤酶活性與土壤鹽分、pH值之間存在顯著負(fù)相關(guān)。還有研究表明過(guò)氧化氫酶與土壤pH值呈正相關(guān)關(guān)系，蔗糖酶，脲酶和堿性磷酸酶的pH值呈負(fù)相關(guān)［30－31］。另外，土壤酶活性與其它因素如土壤質(zhì)量、地形（坡位）等密切相關(guān)［32－33］。因此，對(duì)于鹽堿地土壤酶活性與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系還需要進(jìn)一步研究證實(shí)。結(jié)合本研究，建議在實(shí)踐應(yīng)用中將上述幾種改良措施綜合起來(lái)進(jìn)行鹽堿地改良，對(duì)土壤的改良效果會(huì)更加顯著，但其交互作用及最佳配比需要進(jìn)一步深入研究。

［1］ 李茜，孫兆軍，秦萍.寧夏鹽堿地現(xiàn)狀及改良措施綜述［J］.安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2007，35（33）：10808-10810.

［2］ 牛靈安，郝晉珉，覃莉，等.鹽漬土改造區(qū)土壤養(yǎng)分的時(shí)空變異性研究［J］.土壤學(xué)報(bào)，2005，42（1）：84-90.

［3］ 肖國(guó)舉，羅成科，白海波，等.脫硫石膏改良?jí)A化土壤種植水稻施用量研究［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2009，18（6）：2376-2380.

［4］ 白海波，毛桂蓮，李曉慧.脫硫廢棄物對(duì)鹽堿地水稻幼苗抗氧化酶活性和膜脂過(guò)氧化作用的影響［J］.西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2009，18（3）：122-126.

［5］ 秦萍，肖國(guó)舉，羅成科，等.燃煤電廠脫硫石膏改良?jí)A化土壤種植甜高粱的施用量研究［J］.現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科學(xué)，2008，15（12）：32-35.

［6］ 王金滿，楊培嶺，石懿，等.脫硫副產(chǎn)物對(duì)改良?jí)A化土壤的理化性質(zhì)與作物生長(zhǎng)的影響［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2005，19（3）：34-37.

［7］ 李鳳霞，王學(xué)琴，郭永忠，等.寧夏不同類型鹽漬化土壤微生物區(qū)系及多樣性［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2011，25（5）：107-111.

［8］ 李鳳霞，楊涓，許興，等.脫硫廢棄物施用對(duì)盆栽油葵堿化土壤微生物多樣性的影響［J］.土壤，2011，43（2）：270-276.

［9］ 康貽軍，胡健，董必慧.灘涂鹽堿土壤微生物生態(tài)特征的研究［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2007，26（增刊）：181-183.

［10］ 李傳榮，許景偉，宋海燕，等.黃河三角洲灘地不同造林模式的土壤酶活性［J］.植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2006，30（5）：802-809.

［11］ 左智天，田昆，向仕敏，等.瀾滄江上游不同土地利用類型土壤氮含量與土壤酶活性研究［J］.水土保持研究，2009，16（4）：280-285.

［12］ 張俊華，孫兆軍，賈科利，等.燃煤煙氣脫硫廢棄物及專用改良劑改良龜裂堿土的效果［J］.西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2009，18（5）：208-212.

［13］ 劉茂松，魯小珍，王漢杰，等.寧夏平羅西大灘人類有序活動(dòng)的環(huán)境效應(yīng)及發(fā)展對(duì)策［J］.南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2001，25（3）：83-88.

［14］ 馬雪蓮，羅成科，許強(qiáng)，等.燃煤煙氣脫硫廢棄物對(duì)寧夏銀川北部中度鹽堿地及油葵生長(zhǎng)發(fā)育的影響［J］.安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2007，35（10）：3046-3047.

［15］ 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所微生物室.土壤微生物研究法［M］.北京：科學(xué)出版社，1985.

［16］ 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所.土壤理化分析［M］.上海：上?？茖W(xué)技術(shù)出版社，1983.

［17］ 李煥珍，徐玉佩，楊偉奇，等.脫硫石膏改良強(qiáng)度蘇打鹽漬土效果研究［J］.生態(tài)學(xué)雜志，1999，18（1）：25-29.

［18］ 王金滿，楊培嶺，石懿，等.脫硫副產(chǎn)物對(duì)改良?jí)A化土壤的理化性質(zhì)與作物生長(zhǎng)的影響［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2005，19（3）：34-37.

［19］ 陳歡，王淑娟，陳昌和，等.煙氣脫硫廢棄物在堿化土壤改良中的應(yīng)用及效果［J］.干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究，2005，23（4）：38-42.

［20］ 石懿，楊陪嶺，張建國(guó)，等.利用和分析脫硫石膏改良?jí)A化土壤的機(jī)理［J］.灌溉排水學(xué)報(bào)，2005，24（4）：4-9.

［21］ 任坤，任樹梅，楊培嶺，等.CaSO4在改良?jí)A化土壤過(guò)程中對(duì)其理化性質(zhì)的影響［J］.灌溉排水學(xué)報(bào)，2006，25（4）：77-80.

［22］ 張笑培，楊改河，任廣鑫，等.黃土高原南部植被恢復(fù)對(duì)土壤理化性狀與土壤酶活性的影響［J］.干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究，2010，28（6）：64-68.

［23］ 邱莉萍，劉軍，王益權(quán)，等.土壤酶活性與土壤肥力的關(guān)系研究［J］.植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2004，10（3）：277-280.

［24］ 曹幫華，吳麗云.濱海鹽堿地刺槐白蠟混交林土壤酶與養(yǎng)分相關(guān)性研究［J］.水土保持學(xué)報(bào)，2008，22（1）：128-133.

［25］ 魯萍，郭繼勛，朱麗.東北羊草草原主要植物群落土壤過(guò)氧化氫酶活性的研究［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，13（6）：675-679.

［26］ 岳中輝，王博文，王洪峰，等.松嫩草原鹽堿土過(guò)氧化物酶活性及其與肥力因素的關(guān)系［J］.草地學(xué)報(bào)，2009，17（3）：294-297.

［27］ 李鳳霞，楊涓，許興，等.煙氣脫硫廢棄物在鹽堿地土壤改良中的應(yīng)用研究進(jìn)展［J］.土壤，2010，43（3）：352-357.

［28］ 李俊華，沈其榮，櫧貴新，等.氨基酸有機(jī)肥對(duì)棉花根際和非根際土壤酶活性和養(yǎng)分有效性的影響［J］.土壤，2011，43（3）：277-284.

［29］ 毛志剛，谷孝鴻，劉金娥，等.鹽城海濱濕地鹽沼植被及農(nóng)作物下土壤酶活性特征［J］.生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，30（18）：5043-5049.

［30］ Wan Fuxu，Chen Ping.Soil enzyme activities under agroforestry systems in northern Jiangsu Province［J］.Forestry Studies in China，2004，6（2）：21-26.

［31］ 弋良朋，馬健，李彥.荒漠鹽生植物根際土壤酶活性的變化［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2009，17（3）：500-505.

［32］ 劉艷，馬風(fēng)云，宋玉民，等.黃河三角洲沖積平原濕地土壤酶活性與養(yǎng)分相關(guān)性研究［J］.水土保持研究，2008，15（1）：59-61.

［33］ 成毅，安韶山，馬云飛，等.寧南山區(qū)不同坡位土壤微生物生物量和酶活性的分布特征［J］.水土保持研究，2010，17（5）：148-153.