淹水土壤中菌渣的礦化及其對微量元素形態轉化的影響

龔 臣，胡楊勇，王旭東，趙科理，葉正錢

(浙江農林大學環境與資源學院 浙江省土壤污染生物修復重點實驗室，浙江 臨安 311300)

淹水土壤中菌渣的礦化及其對微量元素形態轉化的影響

龔 臣，胡楊勇，王旭東，趙科理，葉正錢*

(浙江農林大學環境與資源學院 浙江省土壤污染生物修復重點實驗室，浙江 臨安 311300)

淹水培養； 菌渣礦化； 微量元素形態轉化

我國是世界上食用菌生產大國，2013年菌渣產量已經達到1 500萬t。菌渣不僅含有大量的營養物質，而且還存在著多種微生物及酶等其他活性物質[1-2]。菌渣作為有機肥可以改良土壤，節約化肥使用，同時也實現了廢棄物的資源化循環利用[3]。有機肥施入土壤后會發生礦化分解，引起土壤pH、氧化還原電位等理化性質的變化，影響微量元素在土壤中的轉化及其生物有效性[4-6]。然而，菌渣還田對土壤微量元素影響的研究還鮮見報道。Fe、Mn、Cu和Zn是植物生長發育的必需元素。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轉化[7]。化學分析中的逐級提取技術(sequential extraction，SEE)常被用于研究土壤微量元素形態及微量元素有效性，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象，在室內培養條件下，設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土壤Fe、Mn、Cu和Zn形態的影響，以期為菌渣還田提供理論依據和技術指導。

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五浪園大田耕作層，風干后過2 mm篩，基本理化性質為：pH 6.53，有機碳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 處理設計

設3個菌渣用量水平(0、1%、2%，分別標記為F0、F10、F20)，2個尿素施用水平(0、0.03%，大田試驗施N當量，分別標記為C0、CN)，二因素完全試驗設計方案，共6個處理，3個重復。

菌渣風干粉碎后過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，定期補水，維持2 cm水層，于(25±2) ℃培養箱中培養。

1.3 樣品采集與分析

從培養之日起，分別于0、5、15、30、60 d原位測定土壤pH、Eh，每次破壞性取等量泥漿過濾，測定土壤溶液中氨態氮和水溶性有機碳含量。對第90天過濾所得土壤風干過2 mm篩，進行微量元素有效態含量測定，過0.149 mm篩用于微量元素形態分級和全量分析測定。

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

1.4 數據分析

試驗數據采用Excel 2003和SPSS 18.0進行統計分析。

2 結果與分析

2.1 不同處理對土壤理化性質的影響

2.1.1 對土壤溶液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pH單位)，之后變化緩慢，第30天達最高值后呈下降趨勢；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pH單位，之后的整個培養期內較穩定；C0F20處理的土壤溶液pH值在前期變化幅度不大，第30天達最高值后又大幅下降；CNF20處理的土壤溶液pH值在培養期間上下波動最為劇烈，0～5 d時間內是唯一土壤溶液pH值下降的處理，降低0.47個pH單位，之后在5～15、30～60 d兩度出現所有處理中的最大增幅，分別增加0.32和0.33個pH單位，但培養前后相比變化不大。總體而言，淹水過后的土壤溶液pH值呈逐步上升趨勢，變化最大的處理為C0F0(0.62 pH單位)，最小的為C0F20(0.1 pH單位)。隨著淹水培養時間延長，各處理之間的差異變小，至60 d時各處理土壤溶液中的pH值在7.9～8.2之間。

圖1 各處理對土壤溶液pH值的影響

從不同處理之間的比較來看，以培養當天(0 d)各處理間土壤溶液pH值差異最大，且達到顯著水平(P<0.05)，對照處理的最低，與對照相比增幅最大的為CNF20，高出0.83個pH單位。在尿素用量恒定時，pH值隨菌渣使用量的增加顯著升高。培養第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)。培養第15、30天，各處理間差異未達顯著水平。培養至第60天，雙因素F檢驗表明，尿素和菌渣對土壤溶液的pH值存在顯著(P<0.05)影響，且兩者的交互作用達顯著水平(P<0.05)。

2.1.2 對土壤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；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；CNF10、CNF20的變化特征相似，0～5、5～15 d分別出現1次降、升過程，第15天走勢相同。

圖2 各處理對土壤溶液Eh值的影響

培養第0天淹水后，C0F0(對照)處于高氧化狀態，而其他處理都已處于低氧化或者還原狀態，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個配施處理(CNF10、CNF20)對應的土壤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，相比第0、5天，雙因素F檢驗結果顯示，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，雖然雙因素F檢驗結果表示菌渣和尿素對其有極顯著影響(P<0.01)，但相比之前，變化幅度削弱很多，除了對照Eh為-160.5外，其他各處理在-182.5～-191.8 mV。從培養周期變化來看，菌渣和尿素降低土壤電位主要發生在前期(0～5 d)，且降幅較大，但到第15天，菌渣和尿素對土壤Eh值的影響反而變成提升方向，這說明淹水條件下，菌渣和尿素對土壤氧化還原電位的影響機制是隨時間的推移發生變化的。

2.1.3 對土壤溶液中水溶性有機碳(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，之后逐漸下降；C0F10處理下，5～30 d土壤WSOC含量持續下降，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含量在整個時期保持緩慢下降的態勢；CNF10處理上，土壤溶液中WSOC含量的上升趨勢維持至第30天，之后呈下降態勢；CNF20走勢與C0F0相同。總體而言，各處理土壤溶液WSOC含量走勢差異集中在前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CNF20處理WSOC含量最高，為95.3 mg·L-1，對照最低，只有48.8 mg·L-1。

第0天WSOC含量數據缺失，只考查5～60 d的變化圖3 各處理對土壤溶液中水溶性有機碳含量的影響

在整個培養實驗過程中，不同施肥處理間土壤溶液WSOC含量受菌渣影響均呈現出顯著提高的趨勢，尿素對土壤溶液WSOC含量的影響表現為前期(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，從培養第15天起均呈現顯著(P<0.05)的正交互作用，菌渣為主因子。

圖4 各處理對土壤溶液中-N含量的影響

2.2 不同處理對微量元素形態的影響

2.2.1 對Fe形態的影響

淹水后土壤酸可提取態Fe比例大幅增加(圖5)。供試土壤經90 d恒溫淹水培養(C0F0，對照)后，與原始土壤相比，酸可提取態和可氧化態Fe占總量的比例分別上升9.48、0.83百分點，可還原態和殘渣態比例分別下降4.52、5.79百分點。淹水狀態下各處理土壤中Fe各組分比例大小均為殘渣態>酸可提取態>可還原態>可氧化態，殘渣態Fe是其主要存在形式，占到總量的78%～83%。土壤中Fe形態受施肥方式的影響，與C0F0(對照)相比：C0F10處理的Fe組分比例未發生明顯變化；C0F20處理下土壤中可還原態Fe比例下降，而可氧化態比例提高；CNF0處理下，土壤中可還原態比例下降，殘渣態比例提高；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Fe向可還原態轉化的趨勢顯著。可見淹水狀態下，相比不施肥處理，單施高量菌渣、單施化肥以及兩者配施，均對土壤中Fe有鈍化作用。

圖5 各處理對土壤Fe形態分布的影響

2.2.2 對Mn形態的影響

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

圖6 各處理對土壤Mn形態分布的影響

2.2.3 對Cu形態的影響

淹水后，對照處理的(C0F0)土壤酸可提取態、可氧化態和殘渣態Cu含量分別較之前提升3.36、3.06和1.27百分點，可還原態下降7.65百分點(圖7)。淹水狀態下土壤中Cu各組分比例大小為殘渣態>可還原態>可氧化態>酸可提取態，以殘渣態為主(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和可還原態Cu比例，且隨著菌渣施用量加大(C0F20)，酸可提取態Cu比例進一步降低；CNF0處理下，土壤中其他形態的Cu向可還原態Cu轉化，在此基礎上，隨著菌渣施用量的增加(CNF10、CNF20)，土壤中酸可提取態Cu比例降低，而其他組分有上升趨勢。說明淹水狀態下，菌渣對土壤Cu具有鈍化作用，而尿素對土壤中Cu形態分布無顯著影響，兩者配施可以使土壤中的銅鈍化。

圖7 各處理對土壤Cu形態分布的影響

2.2.4 對Zn形態的影響

淹水有利于土壤酸可提取態、可氧化態Zn的提高。空白土壤淹水(C0F0，對照)培養后，酸可提取態和可氧化態Zn占總量的比例分別上升3.90、2.56百分點，可還原態和殘渣態比例分別下降1.76、4.69百分點(圖8)。淹水狀態下土壤中Zn各組分比例大小為殘渣態>可氧化態>可還原態>酸可提取態，且以殘渣態為主(73.0%～76.9%)。Zn形態間的轉化主要表現在酸可提取態和可還原態含量的消長上。單施菌渣條件下，酸可提取態Zn比例有微弱增加的趨勢。CNF0與C0F0相比，酸可提取態Zn比例下降，兩配施處理(CNF10和CNF20)與對照(C0F0)相比，酸可提取態Zn比例降低，可還原態比例增加。說明淹水環境中，尿素對Zn活化有阻礙作用，菌渣對土壤Zn形態的作用不明顯，兩者配施可使其發生鈍化。

圖8 各處理對土壤Zn形態分布的影響

2.3 各處理對微量元素有效性的影響

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

表1 各處理對土壤微量元素有效性的影響 mg·kg-1

注：同列數據后無相同小寫字母的表示差異顯著(P<0.05)。

3 討論

3.1 菌渣在淹水土壤環境下的礦化特征

有機肥料中含有可觀的可溶性有機碳，所以施用有機肥料可以大大提高土壤中可溶有機碳的含量。邵興芳等[16]研究表明，長期有機和無機肥料配施均可以顯著提高黑土可溶性碳(DOC)、氮(DON)的含量；任衛東等[17]也指出，相比長期不施肥、單施化肥，秸稈、有機肥與化肥(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。本試驗發現，前期單施尿素對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，提高了土壤有機碳的固定時間[18]，但后期有促進作用，這與前述研究結果一致，可能是因為氮素有利于微生物繁殖，促進有機質的分解和被微生物利用固定有關[19-20]。。

3.2 淹水環境下菌渣對土壤微量元素形態轉化和有效性的影響

本試驗中，供試土壤經90 d淹水處理后，Fe、Mn、Cu、Zn的酸可提取態比例上升，尤其是Fe、Mn。這是因為土壤淹水后，體系從氧化環境轉向還原狀態，促進了土壤中可還原態Fe、Mn向酸可提取態的轉化。相比Fe、Mn，Cu、Zn的可氧化態有明顯提升，這與元素本身和有機質的結合能力有關。

土壤微量元素有效性受許多因素影響，如土壤pH、水分條件、有機質以及不同微量元素自身的化學特性等。本試驗中，菌渣使土壤可還原態Fe、Mn向可氧化態和殘渣態方向轉化。這可能是因為菌渣提高了土壤pH，抑制了土壤Fe、Mn的有效性。尿素也使Fe、Mn發生鈍化，這可能亦與尿素可以提高pH有關，且兩者配施對Fe、Mn形態轉化的作用是相同的，均是從酸可提取態向可還原態轉化，這與兩者配施提高土壤pH有一定關系。朱玉祥等[21]研究發現，施用有機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，這一結果也證實這點。本試驗中菌渣、尿素配施對銅鋅的形態影響與鐵錳一致，均表現為由酸可提取態向可還原態轉化，這可能是因為土壤pH升高對鐵錳銅鋅轉化的影響機制相似。土壤中微量元素活性還受可溶性有機質的影響。有研究表明，施用有機物料后，WSOC含量在短期內有明顯的增加，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，有機肥料的施用可以抑制土壤Cu和Zn的活性[11]。有機物料施用對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]發現，隨著秸稈腐解程度加深，其溶出的DOC不同，對土壤Cu的吸附在高土壤溶液濃度時表現為促進，低濃度時則表現為抑制。雖然本試驗中添加菌渣有利于WSOC含量的提升，但4種微量元素在菌渣處理下的活性表現不一，這可能與不同金屬元素本身性質有關。菌渣可以鈍化土壤Fe、Mn、Cu，對Zn的影響不顯著；所以，作為有機肥施用時要考慮到土壤有效態微量元素的含量，在保證作物可以得到充足的微量元素補給的基礎上合理配施菌渣。

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(責任編輯：高 峻)

2017-01-16

國家自然科學基金項目(31601271)；浙江省自然科學基金項目(LY16D010010)；浙江農林大學科研發展基金(2008FR003)

龔 臣(1991—)，男，吉林白城人，碩士研究生，從事植物營養與環境生態方面的研究工作，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微量元素形態轉化的影響[J].浙江農業科學，2017，58(4)：667-672.