腐解秸稈和脫硫石膏添加對(duì)蘇打鹽漬土淋洗脫鹽效率的影響

廖 栩，楊 帆，王志春，管清杰，何明良，安豐華，楊洪濤,5，趙丹丹,5，朱文東,5

(1.中國(guó)科學(xué)院 東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所， 吉林 長(zhǎng)春130102；2.航天凱天環(huán)?？萍脊煞萦邢薰?，湖南 長(zhǎng)沙 410000；3.東北林業(yè)大學(xué)，黑龍江 哈爾濱150040；4.中國(guó)科學(xué)院 東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，黑龍江 哈爾濱 150081；5.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

0 引 言

東北松嫩平原是蘇打鹽漬土集中分布區(qū)之一，受鹽漬化影響的土地面積超過(guò)373萬(wàn)hm2[1-2]。蘇打鹽漬土是一種高度退化和低產(chǎn)的土壤，土壤膠體吸附的大量Na+，致使土壤pH增加，堿化度升高，土壤團(tuán)聚體崩解，黏粒分散阻塞孔隙[3-5]，土壤導(dǎo)水能力降低，造成土壤脫鹽困難，影響作物生長(zhǎng)發(fā)育[6-7]。

成功改良鹽漬土需要兩個(gè)過(guò)程：(1)提供高價(jià)陽(yáng)離子以替換土壤交換位置的Na+，促進(jìn)土壤黏粒絮凝；(2)通過(guò)淋洗將鹽分從土壤中排出[8]。脫硫石膏被認(rèn)為是土壤中Ca2+的重要來(lái)源，能增加土壤溶液電解質(zhì)濃度，減少交換性Na+含量，從而改善土壤物理性質(zhì)[9]。另一方面，添加有機(jī)物料也是一種修復(fù)鹽漬土的方法，它們能促進(jìn)蘇打鹽漬土團(tuán)聚體的形成和鹽分淋洗[10-11]。而淋洗是改良鹽漬土另一個(gè)重要過(guò)程，通過(guò)溶解土壤中可溶性鹽，從土壤中將鹽分除去[12]，從而改良鹽漬土。崔媛等人研究表明，脫硫石膏可以有效提高蘇打鹽化土的導(dǎo)水能力[13]。而秸稈還田可以改善土壤養(yǎng)分的供應(yīng)，降低土壤容重、改善土壤的孔隙狀況[14-15]。采用脫硫石膏改良蘇打鹽漬土雖然改善土壤導(dǎo)水性，但缺少作物所需營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)；而秸稈這種有機(jī)質(zhì)難以分解，改良過(guò)程漫長(zhǎng)，而將兩種改良物質(zhì)結(jié)合改良蘇打鹽漬土的應(yīng)用研究還鮮有報(bào)道。以往鹽堿地改良研究多集中于改良物質(zhì)添加后對(duì)土壤鹽堿的影響，對(duì)改良后土壤導(dǎo)水性的研究較少[16]，而且較少考慮水分淋洗過(guò)程中鹽分脫離根層的過(guò)程變化以及淋洗過(guò)程中土壤溶液離子的量化研究。本文針對(duì)松嫩平原蘇打鹽漬土，通過(guò)脫硫石膏和腐解秸稈改良蘇打鹽漬土的方法與淋洗方式相結(jié)合，利用室內(nèi)土柱模擬試驗(yàn)，研究改良物質(zhì)添加對(duì)土壤導(dǎo)水性的影響以及淋洗脫鹽過(guò)程變化，為蘇打鹽漬土改良利用提供基礎(chǔ)理論。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤取自吉林省白城市(N44°13′57″～46°18′，E121°38″～121°22′)，該區(qū)域?qū)儆诎霛駶?rùn)、半干旱溫帶大陸性季風(fēng)氣候。年平均溫度為5.1 ℃，年均降水量介于300～500 mm，降雨主要集中在5-9月份。該地區(qū)年均蒸發(fā)量約為1 500～1 900 mm，蒸發(fā)量遠(yuǎn)大于降雨量[17-18]。取土深度為0～50 cm，供試土壤為蘇打鹽漬土，理化性質(zhì)見(jiàn)表1。脫硫石膏取自吉林省白城市熱電廠，其理化性質(zhì)列于表2，本試驗(yàn)脫硫石膏重金屬含量遠(yuǎn)低于國(guó)標(biāo)農(nóng)用污泥控制標(biāo)準(zhǔn)(GB 4284-2018)。腐解秸稈為玉米腐解秸稈，取自吉林公主嶺，自然堆垛腐熟2年，腐解率48%，水分21%，有機(jī)質(zhì)15%，腐殖酸9%。

表1 供試土壤的基本性質(zhì)Table 1 Basic soil properties in the experiment

表2 脫硫石膏主要成分和重金屬含量Table 2 Main desulfurized gypsum components in the experiment

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 實(shí)驗(yàn)裝置。土柱使用有機(jī)玻璃材質(zhì)制成，土柱直徑為5 cm，高為25 cm。距離頂部2.5 cm處設(shè)有進(jìn)水口，為試驗(yàn)淋洗液的入口；土柱底部設(shè)有進(jìn)出水口(圖1)，進(jìn)水口為使土壤飽和所需的水分入口，出水口為土壤淋出液的水分出口。

1.2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)。試驗(yàn)在中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所(長(zhǎng)春)溫室中進(jìn)行。風(fēng)干的土樣、腐解秸稈和脫硫石膏均粉碎，過(guò)2 mm篩分別混合均勻。土柱內(nèi)先放置于內(nèi)徑一致的滲濾孔板，上面加2 cm厚石英砂作為反濾層，土壤填裝高度為15 cm，容重為1.3 g·cm-3，各處理管理措施一致。淋洗試驗(yàn)共設(shè)置4個(gè)處理，對(duì)照(CK)：無(wú)改良處理；腐解秸稈改良(CS)：土壤參混量32 g·kg-1；脫硫石膏改良(G)：土壤參混量16 g·kg-1；腐解秸稈和脫硫石膏混合改良(CSG)：土壤參混量32 g·kg-1腐解秸稈和16 g·kg-1脫硫石膏。每處理重復(fù)3次，按照試驗(yàn)處理將各改良劑與供試土壤混合均勻，試驗(yàn)進(jìn)行了80 d。淋洗液為溫室中自來(lái)水，其化學(xué)性質(zhì)見(jiàn)表3。

表3 淋洗液的化學(xué)組成Table 3 The chemical compositions of leachate solution

將馬氏瓶與土柱底端相連接，先從底部進(jìn)行潤(rùn)濕。待飽和后，將馬氏瓶與上端進(jìn)水口相連，保持土壤上方3.5 cm恒定水頭對(duì)土柱進(jìn)行淋洗，淋洗體積為5倍土壤孔徑體積(PV)[19]，土柱下端放置燒杯收集淋出液，分析鹽堿指標(biāo)，記錄每1PV(150 ml)所需時(shí)間。淋洗完成后，收集土樣進(jìn)行測(cè)試。飽和導(dǎo)水率的計(jì)算使用Darcy′s等式：

式中：KS是飽和導(dǎo)水率(cm·s-1)；Q是流出液的流量(ml)；A是滲透的橫截面積(cm2)；t是滲透時(shí)間(s)；L是土柱長(zhǎng)度(cm)；H是恒定水頭高度(cm)。

1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用DPS 7.05對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，采用單因素試驗(yàn)統(tǒng)計(jì)分析方法對(duì)各個(gè)試驗(yàn)處理進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，Origin 8.5繪制圖表。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同改良處理對(duì)土壤物理性質(zhì)的影響

各處理濕潤(rùn)峰均表現(xiàn)為前期快速后期緩慢的上升的趨勢(shì)(圖2A)。統(tǒng)計(jì)分析表明，其速率大小順序?yàn)椋篏 > CSG > CS > CK，其平均入滲速率分別為：15 cm·h-1、9 cm·h-1、0.312 cm·h-1和0.288 cm·h-1。脫硫石膏單獨(dú)使用(G)以及與腐解秸稈復(fù)合(CSG)使用的入滲速度較快，分別是對(duì)照組的52.0倍和31.2倍。與對(duì)照相比，腐解秸稈能促進(jìn)土壤水分入滲，但其效果不明顯，僅提高了8.3%。

不同處理對(duì)土壤飽和導(dǎo)水率(Ks)的影響差異顯著(圖2B，2C)。腐解秸稈處理(CS)在淋洗過(guò)程中飽和導(dǎo)水率隨著淋洗液體積的增加呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢(shì)，其他改良處理土壤Ks隨著淋洗液體積的增加呈增加趨勢(shì)。統(tǒng)計(jì)結(jié)果表明，各種處理在淋洗期間的Ks大小順序?yàn)椋篏 >CSG >CK >CS，其Ks值分別為11.6、7.46、0.11和0.10 cm·h-1。脫硫石膏單獨(dú)(G)和復(fù)合使用(CSG)的Ks分別是對(duì)照組的99倍和63.5倍。

不同處理對(duì)土壤含水率的影響較大(圖2D)。CK、CS、G以及CSG土壤含水率分別為36.7%、41.6%、31.7%和35.0%。脫硫石膏處理(G)和復(fù)合處理(CSG)土壤含水率顯著低于腐解秸稈處理(CS)(P<0.05)。

2.2 不同處理淋出液化學(xué)性質(zhì)動(dòng)態(tài)變化

淋洗過(guò)程中各處理的淋出液EC的曲線見(jiàn)圖3A。所有處理淋出液EC均在2PV時(shí)達(dá)到高點(diǎn)，各改良處理淋出液EC均高于對(duì)照組，CSG處理組的淋出液EC最高，隨后依次是G、CS和CK。隨著淋洗體積的增加，淋出液EC值逐漸減小。

隨著淋洗體積的變化，對(duì)照組和腐解秸稈處理(CS)淋出液pH值均先上升后下降，其峰值分別為9.29和9.33(圖3B)。而脫硫石膏處理(G)和復(fù)合處理(CSG)淋出液pH先上升，隨后逐漸穩(wěn)定，數(shù)值在介于8.2 ～ 8.5。脫硫石膏處理(G)和復(fù)合處理(CSG)淋出液pH在5個(gè)PV體積均低于腐解秸稈處理(CS)和對(duì)照組(CK)。各處理淋出液總堿度的變化趨勢(shì)與其淋出液pH一致。

復(fù)合處理(CSG)淋出液累計(jì)鈣鎂離子總量顯著高于其他處理(P<0.05，圖3D)。腐解秸稈(CS)、脫硫石膏(G)和復(fù)合使用處理(CSG)累計(jì)鈣鎂離子總量分別是對(duì)照處理(CK)的12.4倍、27.6倍以及34倍。

各改良處理淋出液累積鈉離子量均高于對(duì)照組(圖3E)。與腐解秸稈單獨(dú)處理(CS)相比，在腐解秸稈中添加脫硫石膏能增加淋出液Na+累積量，而復(fù)合處理相比單獨(dú)使用脫硫石膏淋出液鈉離子累積量要低12.7%。脫硫石膏處理(G)、復(fù)合處理(CSG)和腐解秸稈處理(CS)淋出液Na+累積量相比對(duì)照組(CK)分別高27.4%、13.1%和8.7%。并且，脫硫石膏處理(G)和復(fù)合處理(CSG)鈉離子淋出時(shí)間顯著減少(P<0.05)(圖3F)。與對(duì)照組相比，腐解秸稈單獨(dú)處理的土壤在較長(zhǎng)的時(shí)間內(nèi)流失較少的Na+，但在70 d后腐解秸稈處理組Na+流失速率顯著上升。

2.3 不同處理對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

淋洗后，各處理的土壤EC均較初始EC顯著降低(P<0.05)，平均降低率為76%。而改良處理土壤EC與對(duì)照組相比差異不顯著(圖4)。

淋洗前后不同處理土壤可溶性Na+含量和鈣鎂離子含量差異顯著(表4)。淋洗后，各處理土壤可溶性Na+較初始含量均顯著下降(P<0.05)，CK、CS、G和CSG分別下降70.7%、88.4%、73.8%和73.1%。各改良處理土壤可溶性Na+均顯著低于對(duì)照組(P<0.05)，含有石膏的兩個(gè)處理之間沒(méi)有差異，腐解秸稈處理土壤可溶性Na+含量最低。各個(gè)改良處理土壤中鈣鎂離子含量較初始值均有顯著增加，CS、G和CSG分別增加110%、118%和141%，而對(duì)照組較初始值下降23%。

表4 不同處理土壤可溶性Ca2+、Mg2+和Na+含量變化 Table 4 Changes of soil soluble Ca2+,Mg2+ and Na+ with different treatments before and after leaching

改良前，土壤初始SAR值為5.24。淋洗后各處理SAR均顯著減少(P<0.05)，并且所有改良處理土壤SAR均顯著低于對(duì)照組(P<0.05)。含有脫硫石膏的處理之間差異不顯著。不同處理對(duì)SAR的降低率不同，范圍為從66%到92%，依次為腐解秸稈(CS)>腐解秸稈+脫硫石膏(CGS)>脫硫石膏(G)>對(duì)照(CK)(圖5)。

3 討 論

不同改良措施可改善鹽漬土理化性質(zhì)，進(jìn)而影響土壤水力學(xué)特性。本研究發(fā)現(xiàn)，所有改良處理均能提高鹽漬土入滲速率，而腐解秸稈處理土壤滲速率提高較少，僅提高8.3%，這與王珍等人[20]的研究結(jié)果一致。這可能是由于粉碎的秸稈含水量低，在飽和過(guò)程中吸水，從而改善了土壤入滲。另外，本研究中發(fā)現(xiàn)對(duì)照組飽和導(dǎo)水率(Ks)在淋洗過(guò)程中上升，這是因?yàn)辂}漬土中交換性Na+被淋洗出來(lái)所導(dǎo)致。而腐解秸稈處理在淋洗過(guò)程中，導(dǎo)水率先下降，在70 d后上升，這可能是腐解秸稈顆粒吸水體積變大，堵塞孔隙導(dǎo)致導(dǎo)水率下降；隨著淋洗時(shí)間的增加，腐解秸稈被降解成腐殖酸，微生物活性提高，促進(jìn)團(tuán)聚體的形成[21]，導(dǎo)水率隨之上升。脫硫石膏處理為土壤溶液提供了Ca2+，能夠代換出土壤膠體中吸附的鈉離子，促進(jìn)土壤粘粒絮凝，因此增加了土壤飽和導(dǎo)水率[22-23]。

根據(jù)淋出液的化學(xué)性質(zhì)結(jié)果，本研究發(fā)現(xiàn)各改良處理淋出液EC均在2PV時(shí)到達(dá)最高點(diǎn)，這是由于土柱最初是從底部飽和，可溶性鹽隨著濕潤(rùn)鋒向土柱上部移動(dòng)。因此，該土柱內(nèi)鹽漬土在其剖面上的鹽分濃度分布不均勻，隨著淋洗的發(fā)生，鹽分隨水向土柱下部移動(dòng)。則在1PV時(shí)淋出液鹽分濃度較低，隨后由于累積的鹽分從剖面頂部向下移動(dòng)而增加了淋出液的濃度。隨著淋洗體積的增加，EC繼續(xù)降低，直到淋溶的EC與土壤溶液達(dá)到平衡為止[19]。該研究結(jié)果與Jalali等[21]與Chaganti[19]的研究一致，其發(fā)現(xiàn)施加有機(jī)改良于退化土壤中，在淋洗初期，淋出液EC增加。本研究中復(fù)合處理和腐解秸稈處理鈉離子淋出量相比對(duì)照組分別高19.0%和8.5%。這是因?yàn)槊摿蚴嘀蠧a2+提高了代換出鹽漬土中交換性Na+的交換速率[20]，從而使土壤在脫硫石膏和腐解秸稈的共同作用下，向溶液中釋放出更多的Na+。在其他研究中，用各種改良劑處理鹽堿土?xí)r也觀察到類似的鈉淋洗結(jié)果[20,24-27]。

本研究中各處理土壤EC均減小，這是淋洗除鹽的結(jié)果。但各個(gè)改良處理土壤EC均高于對(duì)照，這些結(jié)果與Chaganti[19]研究指出淋洗后加入脫硫石膏等改良劑的土壤EC低于無(wú)處理結(jié)果相反。這可能因?yàn)榱芟磿r(shí)間較短，脫硫石膏溶解所產(chǎn)生的鈣離子沒(méi)有完全被淋洗出來(lái)。另一方面，有機(jī)質(zhì)長(zhǎng)時(shí)間腐解，產(chǎn)生腐殖酸等，這對(duì)土壤礦物質(zhì)有一定的溶解能力，促進(jìn)礦質(zhì)風(fēng)化，有利于二價(jià)陽(yáng)離子的釋放。本研究中發(fā)現(xiàn)淋洗后各改良處理均顯著降低鹽漬土SAR，這與Chaganti[19]和Shaaban等[28]的研究結(jié)果一致，其發(fā)現(xiàn)經(jīng)脫硫石膏和有機(jī)改良劑改良的土壤在淋洗后，SAR顯著減少。這可能是腐解秸稈經(jīng)長(zhǎng)時(shí)間淋洗，降解成腐殖酸，腐殖酸中含有多種官能團(tuán)，這些官能團(tuán)具有生物與化學(xué)活性，賦予腐殖酸很強(qiáng)的離子交換能力，使其在蘇打鹽漬土的改良過(guò)程中，能夠吸附部分游離的鈉離子[21]。

4 結(jié) 論

(1)脫硫石膏和腐解秸稈添加改善鹽堿地土壤物理性質(zhì)得到改善。改良處理能提高土壤入滲速率；含脫硫石膏處理顯著提高土壤飽和導(dǎo)水率(Ks)，而在短時(shí)間內(nèi)，腐解秸稈處理不能改善土壤導(dǎo)水性，在70 d后才提高土壤導(dǎo)水率；腐解秸稈處理土壤含水率最高，材料保水性好。

(2)脫硫石膏和腐解秸稈改良后鹽堿地土壤的淋出液化學(xué)性質(zhì)顯著不同。各改良處理淋出液中鈣鎂離子較對(duì)照含量高，表明改良材料對(duì)土壤溶液能提供大量的二價(jià)陽(yáng)離子；脫硫石膏和復(fù)合施用較對(duì)照能淋洗出更多鈉離子。

(3)脫硫石膏和腐解秸稈改良降低鹽堿地土壤鹽堿指標(biāo)。淋洗后，脫硫石膏和復(fù)合處理可溶性鈉離子較對(duì)照顯著降低，各改良處理土壤可溶性鈣鎂離子較對(duì)照組顯著增加；各個(gè)改良處理的土壤SAR也較對(duì)照顯著降低。