龔 臣，胡楊勇，王旭東，趙科理，葉正錢

(浙江農(nóng)林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院 浙江省土壤污染生物修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，浙江 臨安 311300)

淹水土壤中菌渣的礦化及其對(duì)微量元素形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

龔 臣，胡楊勇，王旭東，趙科理，葉正錢*

(浙江農(nóng)林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院 浙江省土壤污染生物修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，浙江 臨安 311300)

淹水培養(yǎng)； 菌渣礦化； 微量元素形態(tài)轉(zhuǎn)化

我國是世界上食用菌生產(chǎn)大國，2013年菌渣產(chǎn)量已經(jīng)達(dá)到1 500萬t。菌渣不僅含有大量的營養(yǎng)物質(zhì)，而且還存在著多種微生物及酶等其他活性物質(zhì)[1-2]。菌渣作為有機(jī)肥可以改良土壤，節(jié)約化肥使用，同時(shí)也實(shí)現(xiàn)了廢棄物的資源化循環(huán)利用[3]。有機(jī)肥施入土壤后會(huì)發(fā)生礦化分解，引起土壤pH、氧化還原電位等理化性質(zhì)的變化，影響微量元素在土壤中的轉(zhuǎn)化及其生物有效性[4-6]。然而，菌渣還田對(duì)土壤微量元素影響的研究還鮮見報(bào)道。Fe、Mn、Cu和Zn是植物生長發(fā)育的必需元素。雖然微量元素的總量在一定程度上反映了土壤的營養(yǎng)狀況，但無法說明土壤中植物所需的有效值的情況。微量元素的生物有效性主要取決于其形態(tài)轉(zhuǎn)化[7]?；瘜W(xué)分析中的逐級(jí)提取技術(shù)(sequential extraction，SEE)常被用于研究土壤微量元素形態(tài)及微量元素有效性，其中BCR提取法是普遍采用的一種[8]。以桑枝屑袋料栽培黑木耳之后的菌渣廢料作為研究對(duì)象，在室內(nèi)培養(yǎng)條件下，設(shè)置不同菌渣和尿素配施比例處理，研究淹水條件下菌渣的礦化特征及其對(duì)土壤Fe、Mn、Cu和Zn形態(tài)的影響，以期為菌渣還田提供理論依據(jù)和技術(shù)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤取自浙江省嘉興市王店鎮(zhèn)五浪園大田耕作層，風(fēng)干后過2 mm篩，基本理化性質(zhì)為：pH 6.53，有機(jī)碳12.2 g·kg-1，堿解氮97.3 mg·kg-1，速效磷19.7 mg·kg-1，速效鉀81 mg·kg-1，全Fe、全Mn、全Cu、全Zn含量分別為30.6 g·kg-1、769.1、24.3、60.0 mg·kg-1，有效Fe、有效Mn、有效Cu、有效Zn含量分別為250.6、272.6、5.6、5.2 mg·kg-1。菌渣主要成分：有機(jī)碳451.8 g·kg-1，氮11.4 g·kg-1，C/N 39.6，磷1.0 g·kg-1，鉀6.0 g·kg-1，粗灰分16.8%，全Fe、全Mn、全Cu、全Zn含量分別為724.0、111.6、10.0、85.4 mg·kg-1。

1.2 處理設(shè)計(jì)

設(shè)3個(gè)菌渣用量水平(0、1%、2%，分別標(biāo)記為F0、F10、F20)，2個(gè)尿素施用水平(0、0.03%，大田試驗(yàn)施N當(dāng)量，分別標(biāo)記為C0、CN)，二因素完全試驗(yàn)設(shè)計(jì)方案，共6個(gè)處理，3個(gè)重復(fù)。

菌渣風(fēng)干粉碎后過1 mm篩，稱500 g土壤與菌渣充分混勻后裝入1 L廣口瓶，尿素以溶液形式加入土壤后混勻。然后加去離子水浸透，定期補(bǔ)水，維持2 cm水層，于(25±2) ℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。

1.3 樣品采集與分析

從培養(yǎng)之日起，分別于0、5、15、30、60 d原位測(cè)定土壤pH、Eh，每次破壞性取等量泥漿過濾，測(cè)定土壤溶液中氨態(tài)氮和水溶性有機(jī)碳含量。對(duì)第90天過濾所得土壤風(fēng)干過2 mm篩，進(jìn)行微量元素有效態(tài)含量測(cè)定，過0.149 mm篩用于微量元素形態(tài)分級(jí)和全量分析測(cè)定。

土壤溶液pH值采用酸度計(jì)法測(cè)定，Eh用FJA-5型氧化還原電位儀測(cè)定，氨氮采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定，水溶性有機(jī)碳(WSOC)采用重鉻酸鉀氧化比色法測(cè)定。土壤有效態(tài)微量元素含量用0.1 mol·L-1HCl浸提，全量用王水法消煮[9]，用BCR法進(jìn)行微量元素形態(tài)分級(jí)[10-11]，所得待測(cè)液的微量元素含量用ICP-OES(PE7000DV)測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2003和SPSS 18.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

2.1.1 對(duì)土壤溶液pH值的影響

如圖1所示：C0F0和CNF0處理的土壤溶液pH值在前5 d迅速上升(分別上升0.67和0.48個(gè)pH單位)，之后變化緩慢，第30天達(dá)最高值后呈下降趨勢(shì)；C0F10和CNF10處理的土壤溶液pH值在前5 d分別上升0.28和0.18個(gè)pH單位，之后的整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi)較穩(wěn)定；C0F20處理的土壤溶液pH值在前期變化幅度不大，第30天達(dá)最高值后又大幅下降；CNF20處理的土壤溶液pH值在培養(yǎng)期間上下波動(dòng)最為劇烈，0～5 d時(shí)間內(nèi)是唯一土壤溶液pH值下降的處理，降低0.47個(gè)pH單位，之后在5～15、30～60 d兩度出現(xiàn)所有處理中的最大增幅，分別增加0.32和0.33個(gè)pH單位，但培養(yǎng)前后相比變化不大。總體而言，淹水過后的土壤溶液pH值呈逐步上升趨勢(shì)，變化最大的處理為C0F0(0.62 pH單位)，最小的為C0F20(0.1 pH單位)。隨著淹水培養(yǎng)時(shí)間延長，各處理之間的差異變小，至60 d時(shí)各處理土壤溶液中的pH值在7.9～8.2之間。

圖1 各處理對(duì)土壤溶液pH值的影響

從不同處理之間的比較來看，以培養(yǎng)當(dāng)天(0 d)各處理間土壤溶液pH值差異最大，且達(dá)到顯著水平(P<0.05)，對(duì)照處理的最低，與對(duì)照相比增幅最大的為CNF20，高出0.83個(gè)pH單位。在尿素用量恒定時(shí)，pH值隨菌渣使用量的增加顯著升高。培養(yǎng)第5天，施用尿素情況下，pH值隨菌渣使用量的增加顯著下降，CNF20由0 d的最高值(8.09)降至最低值(7.62)。培養(yǎng)第15、30天，各處理間差異未達(dá)顯著水平。培養(yǎng)至第60天，雙因素F檢驗(yàn)表明，尿素和菌渣對(duì)土壤溶液的pH值存在顯著(P<0.05)影響，且兩者的交互作用達(dá)顯著水平(P<0.05)。

2.1.2 對(duì)土壤Eh值的影響

如圖2所示：C0F0處理的土壤Eh值在前15 d降幅最大，之后趨于平緩；CNF0、C0F20處理的土壤Eh值前期變化緩慢，第15天后呈明顯下降趨勢(shì)；C0F10處理的土壤Eh值在初始階段變化緩慢，第5天后呈明顯下降趨勢(shì)；CNF10、CNF20的變化特征相似，0～5、5～15 d分別出現(xiàn)1次降、升過程，第15天走勢(shì)相同。

圖2 各處理對(duì)土壤溶液Eh值的影響

培養(yǎng)第0天淹水后，C0F0(對(duì)照)處于高氧化狀態(tài)，而其他處理都已處于低氧化或者還原狀態(tài)，且菌渣和尿素均極顯著(P<0.01)地降低了土壤溶液中的氧化還原電位。第5天，2個(gè)配施處理(CNF10、CNF20)對(duì)應(yīng)的土壤Eh值顯著(P<0.05)低于其他處理，菌渣和尿素均極顯著(P<0.01)地降低土壤溶液中的氧化還原電位。第0、5天的菌渣、尿素呈極顯著(P<0.01)的負(fù)交互作用，菌渣為主因子。第15天，Eh最低的為C0F0和C0F10處理，其他處理均處于氧化狀態(tài)，相比第0、5天，雙因素F檢驗(yàn)結(jié)果顯示，菌渣和尿素施用量的增加極顯著(P<0.01)地提高了土壤溶液中的氧化還原電位，兩者的正交互作用也達(dá)極顯著水平(P<0.01)，菌渣為主因子。第30、60天，處理間的差異縮小，Eh值均為負(fù)，雖然雙因素F檢驗(yàn)結(jié)果表示菌渣和尿素對(duì)其有極顯著影響(P<0.01)，但相比之前，變化幅度削弱很多，除了對(duì)照Eh為-160.5外，其他各處理在-182.5～-191.8 mV。從培養(yǎng)周期變化來看，菌渣和尿素降低土壤電位主要發(fā)生在前期(0～5 d)，且降幅較大，但到第15天，菌渣和尿素對(duì)土壤Eh值的影響反而變成提升方向，這說明淹水條件下，菌渣和尿素對(duì)土壤氧化還原電位的影響機(jī)制是隨時(shí)間的推移發(fā)生變化的。

2.1.3 對(duì)土壤溶液中水溶性有機(jī)碳(WSOC)含量的影響

如圖3所示：C0F0處理下，土壤WSOC含量在第5～15天呈上升趨勢(shì)，之后逐漸下降；C0F10處理下，5～30 d土壤WSOC含量持續(xù)下降，30～60 d趨于平緩；C0F20處理土壤溶液中的WSOC含量在5～15 d下降平緩，后期降速加快；CNF0處理土壤溶液中的WSOC含量在整個(gè)時(shí)期保持緩慢下降的態(tài)勢(shì)；CNF10處理上，土壤溶液中WSOC含量的上升趨勢(shì)維持至第30天，之后呈下降態(tài)勢(shì)；CNF20走勢(shì)與C0F0相同?？傮w而言，各處理土壤溶液WSOC含量走勢(shì)差異集中在前30 d，后期變化特征相似，各處理都趨于下降，但處理間差異顯著，至60 d時(shí)CNF20處理WSOC含量最高，為95.3 mg·L-1，對(duì)照最低，只有48.8 mg·L-1。

第0天WSOC含量數(shù)據(jù)缺失，只考查5～60 d的變化圖3 各處理對(duì)土壤溶液中水溶性有機(jī)碳含量的影響

在整個(gè)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)過程中，不同施肥處理間土壤溶液WSOC含量受菌渣影響均呈現(xiàn)出顯著提高的趨勢(shì)，尿素對(duì)土壤溶液WSOC含量的影響表現(xiàn)為前期(5～15 d)降低、后期(30～60 d)顯著升高。在菌渣-尿素的交互作用上，從培養(yǎng)第15天起均呈現(xiàn)顯著(P<0.05)的正交互作用，菌渣為主因子。

圖4 各處理對(duì)土壤溶液中-N含量的影響

2.2 不同處理對(duì)微量元素形態(tài)的影響

2.2.1 對(duì)Fe形態(tài)的影響

淹水后土壤酸可提取態(tài)Fe比例大幅增加(圖5)。供試土壤經(jīng)90 d恒溫淹水培養(yǎng)(C0F0，對(duì)照)后，與原始土壤相比，酸可提取態(tài)和可氧化態(tài)Fe占總量的比例分別上升9.48、0.83百分點(diǎn)，可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)比例分別下降4.52、5.79百分點(diǎn)。淹水狀態(tài)下各處理土壤中Fe各組分比例大小均為殘?jiān)鼞B(tài)>酸可提取態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)，殘?jiān)鼞B(tài)Fe是其主要存在形式，占到總量的78%～83%。土壤中Fe形態(tài)受施肥方式的影響，與C0F0(對(duì)照)相比：C0F10處理的Fe組分比例未發(fā)生明顯變化；C0F20處理下土壤中可還原態(tài)Fe比例下降，而可氧化態(tài)比例提高；CNF0處理下，土壤中可還原態(tài)比例下降，殘?jiān)鼞B(tài)比例提高；CNF10處理的各組分比例與C0F0近似；CNF20處理下，土壤中酸可提取態(tài)Fe向可還原態(tài)轉(zhuǎn)化的趨勢(shì)顯著?？梢娧退疇顟B(tài)下，相比不施肥處理，單施高量菌渣、單施化肥以及兩者配施，均對(duì)土壤中Fe有鈍化作用。

圖5 各處理對(duì)土壤Fe形態(tài)分布的影響

2.2.2 對(duì)Mn形態(tài)的影響

相比土壤酸可提取態(tài)Fe，土壤酸可提取態(tài)Mn比例較高，淹水后土壤酸可提取態(tài)Mn含量大幅提升(圖6)。土壤淹水(C0F0，對(duì)照)培養(yǎng)后，酸可提取態(tài)和可氧化態(tài)Mn占總量的比例分別上升30.45、0.54百分點(diǎn)，可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)比例分別下降26.68、4.31百分點(diǎn)。淹水狀態(tài)下土壤中Mn各組分比例大小為酸可提取態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)。不同施肥方式對(duì)土壤中Mn形態(tài)分布有顯著影響，與C0F0相比：C0F10處理下，土壤中Mn各組分比例未發(fā)生明顯變化；C0F20處理下，土壤中可還原態(tài)Mn含量下降，殘?jiān)鼞B(tài)Mn含量增加。施用尿素促使酸可提取態(tài)Mn和可氧化態(tài)Mn下降，而可還原態(tài)Mn上升，但是這一變化與菌渣用量關(guān)系不大。

圖6 各處理對(duì)土壤Mn形態(tài)分布的影響

2.2.3 對(duì)Cu形態(tài)的影響

淹水后，對(duì)照處理的(C0F0)土壤酸可提取態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量分別較之前提升3.36、3.06和1.27百分點(diǎn)，可還原態(tài)下降7.65百分點(diǎn)(圖7)。淹水狀態(tài)下土壤中Cu各組分比例大小為殘?jiān)鼞B(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>酸可提取態(tài)，以殘?jiān)鼞B(tài)為主(72.5%～80.1%)。與C0F0相比：菌渣處理(C0F10、C0F20)降低了土壤中酸可提取態(tài)和可還原態(tài)Cu比例，且隨著菌渣施用量加大(C0F20)，酸可提取態(tài)Cu比例進(jìn)一步降低；CNF0處理下，土壤中其他形態(tài)的Cu向可還原態(tài)Cu轉(zhuǎn)化，在此基礎(chǔ)上，隨著菌渣施用量的增加(CNF10、CNF20)，土壤中酸可提取態(tài)Cu比例降低，而其他組分有上升趨勢(shì)。說明淹水狀態(tài)下，菌渣對(duì)土壤Cu具有鈍化作用，而尿素對(duì)土壤中Cu形態(tài)分布無顯著影響，兩者配施可以使土壤中的銅鈍化。

圖7 各處理對(duì)土壤Cu形態(tài)分布的影響

2.2.4 對(duì)Zn形態(tài)的影響

淹水有利于土壤酸可提取態(tài)、可氧化態(tài)Zn的提高?？瞻淄寥姥退?C0F0，對(duì)照)培養(yǎng)后，酸可提取態(tài)和可氧化態(tài)Zn占總量的比例分別上升3.90、2.56百分點(diǎn)，可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)比例分別下降1.76、4.69百分點(diǎn)(圖8)。淹水狀態(tài)下土壤中Zn各組分比例大小為殘?jiān)鼞B(tài)>可氧化態(tài)>可還原態(tài)>酸可提取態(tài)，且以殘?jiān)鼞B(tài)為主(73.0%～76.9%)。Zn形態(tài)間的轉(zhuǎn)化主要表現(xiàn)在酸可提取態(tài)和可還原態(tài)含量的消長上。單施菌渣條件下，酸可提取態(tài)Zn比例有微弱增加的趨勢(shì)。CNF0與C0F0相比，酸可提取態(tài)Zn比例下降，兩配施處理(CNF10和CNF20)與對(duì)照(C0F0)相比，酸可提取態(tài)Zn比例降低，可還原態(tài)比例增加。說明淹水環(huán)境中，尿素對(duì)Zn活化有阻礙作用，菌渣對(duì)土壤Zn形態(tài)的作用不明顯，兩者配施可使其發(fā)生鈍化。

圖8 各處理對(duì)土壤Zn形態(tài)分布的影響

2.3 各處理對(duì)微量元素有效性的影響

菌渣處理后，土壤有效態(tài)Fe含量有所增加，但未達(dá)顯著水平，而尿素則顯著(P<0.05)降低了Fe的有效性。菌渣和尿素對(duì)Mn有效性都有顯著(P<0.05)的抑制作用，且尿素的作用達(dá)到極顯著水平(P<0.01)。菌渣對(duì)Cu有效性有顯著(P<0.05)的抑制作用，尿素的作用不明顯。尿素顯著降低Zn的有效性，而菌渣對(duì)Zn的有效性無顯著影響(表1)。

表1 各處理對(duì)土壤微量元素有效性的影響 mg·kg-1

注：同列數(shù)據(jù)后無相同小寫字母的表示差異顯著(P<0.05)。

3 討論

3.1 菌渣在淹水土壤環(huán)境下的礦化特征

有機(jī)肥料中含有可觀的可溶性有機(jī)碳，所以施用有機(jī)肥料可以大大提高土壤中可溶有機(jī)碳的含量。邵興芳等[16]研究表明，長期有機(jī)和無機(jī)肥料配施均可以顯著提高黑土可溶性碳(DOC)、氮(DON)的含量；任衛(wèi)東等[17]也指出，相比長期不施肥、單施化肥，秸稈、有機(jī)肥與化肥(NPK)配施可以顯著增加根際和非根際土壤微生物量碳和水溶性碳。本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，前期單施尿素對(duì)WSOC含量有降低作用，這與尿素施加降低了土壤中可溶性C/N有關(guān)，提高了土壤有機(jī)碳的固定時(shí)間[18]，但后期有促進(jìn)作用，這與前述研究結(jié)果一致，可能是因?yàn)榈赜欣谖⑸锓敝常龠M(jìn)有機(jī)質(zhì)的分解和被微生物利用固定有關(guān)[19-20]。。

3.2 淹水環(huán)境下菌渣對(duì)土壤微量元素形態(tài)轉(zhuǎn)化和有效性的影響

本試驗(yàn)中，供試土壤經(jīng)90 d淹水處理后，F(xiàn)e、Mn、Cu、Zn的酸可提取態(tài)比例上升，尤其是Fe、Mn。這是因?yàn)橥寥姥退?，體系從氧化環(huán)境轉(zhuǎn)向還原狀態(tài)，促進(jìn)了土壤中可還原態(tài)Fe、Mn向酸可提取態(tài)的轉(zhuǎn)化。相比Fe、Mn，Cu、Zn的可氧化態(tài)有明顯提升，這與元素本身和有機(jī)質(zhì)的結(jié)合能力有關(guān)。

土壤微量元素有效性受許多因素影響，如土壤pH、水分條件、有機(jī)質(zhì)以及不同微量元素自身的化學(xué)特性等。本試驗(yàn)中，菌渣使土壤可還原態(tài)Fe、Mn向可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)方向轉(zhuǎn)化。這可能是因?yàn)榫岣吡送寥纏H，抑制了土壤Fe、Mn的有效性。尿素也使Fe、Mn發(fā)生鈍化，這可能亦與尿素可以提高pH有關(guān)，且兩者配施對(duì)Fe、Mn形態(tài)轉(zhuǎn)化的作用是相同的，均是從酸可提取態(tài)向可還原態(tài)轉(zhuǎn)化，這與兩者配施提高土壤pH有一定關(guān)系。朱玉祥等[21]研究發(fā)現(xiàn)，施用有機(jī)物料可以提高水稻土、紅壤和磚紅壤pH值，隨之紅壤和磚紅壤的無定形氧化鐵增加，這一結(jié)果也證實(shí)這點(diǎn)。本試驗(yàn)中菌渣、尿素配施對(duì)銅鋅的形態(tài)影響與鐵錳一致，均表現(xiàn)為由酸可提取態(tài)向可還原態(tài)轉(zhuǎn)化，這可能是因?yàn)橥寥纏H升高對(duì)鐵錳銅鋅轉(zhuǎn)化的影響機(jī)制相似。土壤中微量元素活性還受可溶性有機(jī)質(zhì)的影響。有研究表明，施用有機(jī)物料后，WSOC含量在短期內(nèi)有明顯的增加，且能顯著提高土壤中微量元素Cu和Zn的水溶性[22]；但也有研究表明，有機(jī)肥料的施用可以抑制土壤Cu和Zn的活性[11]。有機(jī)物料施用對(duì)土壤微量元素有效性的影響還受制于物料本身的腐解程度，祝亮等[23]發(fā)現(xiàn)，隨著秸稈腐解程度加深，其溶出的DOC不同，對(duì)土壤Cu的吸附在高土壤溶液濃度時(shí)表現(xiàn)為促進(jìn)，低濃度時(shí)則表現(xiàn)為抑制。雖然本試驗(yàn)中添加菌渣有利于WSOC含量的提升，但4種微量元素在菌渣處理下的活性表現(xiàn)不一，這可能與不同金屬元素本身性質(zhì)有關(guān)。菌渣可以鈍化土壤Fe、Mn、Cu，對(duì)Zn的影響不顯著；所以，作為有機(jī)肥施用時(shí)要考慮到土壤有效態(tài)微量元素的含量，在保證作物可以得到充足的微量元素補(bǔ)給的基礎(chǔ)上合理配施菌渣。

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(責(zé)任編輯：高 峻)

2017-01-16

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31601271)；浙江省自然科學(xué)基金項(xiàng)目(LY16D010010)；浙江農(nóng)林大學(xué)科研發(fā)展基金(2008FR003)

龔 臣(1991—)，男，吉林白城人，碩士研究生，從事植物營養(yǎng)與環(huán)境生態(tài)方面的研究工作，E-mail: pingjingdexin12354@163.com。

葉正錢(1965—)，男，浙江湖州人，教授，博士，從事土壤肥力和植物營養(yǎng)研究工作，E-mail: yezhq@zafu.edu.cn。

10.16178/j.issn.0528-9017.20170437

S153

A

0528-9017(2017)04-0667-06

文獻(xiàn)著錄格式：龔臣，胡楊勇，王旭東，等. 淹水土壤中菌渣的礦化及其對(duì)微量元素形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響[J].浙江農(nóng)業(yè)科學(xué)，2017，58(4)：667-672.