稻田土壤在亚热带农业生态系统中占居主要地位, 较其他土地利用方式能储存更多的有机碳氮^[1]。碳、氮是土壤中重要的两大要素, 反映着土壤的质量状况和肥力水平。其中土壤微生物量碳、氮和可溶性碳、氮是土壤碳氮库中最活跃的组分, 反映土壤受干扰的程度^[2], 在农业生态系统中其数量及变化受施肥、耕作、土地利用方式等多种措施的影响^[3-4], 尤其是外源有机物料的添加及化肥的施用^[5]。而菌渣作为一种有机物料, 含有大量的主菌丝残体、纤维素、半纤维素和木质素以及丰富的氨基酸、多糖等营养元素^[6], 目前却因营养价值认识不足和开发技术滞后往往被随地丢弃或燃烧, 导致目前菌渣利用率仅为33%^[7]。不仅造成了资源的极大浪费, 而且还会增加空气中霉菌孢子和害虫的数量, 污染生态环境。因而研究菌渣还田对稻田土壤微生物量碳、氮和可溶性碳、氮的影响, 不仅可以促进农业废弃物高效生态资源化利用, 而且还能改善土壤质量, 增加土壤养分, 具有重要的理论和实践意义。

已有研究表明, 菌渣化肥配施不仅可以缓解土壤酸化, 增加土壤有机碳和有机氮的含量, 而且还能增加土壤团聚体数目和提高土壤速效养分^[8]。温广婵等研究发现, 配施菌渣有利于土壤有机质的积累, 提高土壤有效磷和速效钾的供给^[9], 对水稻生育期内土壤养分和水稻生长具有促进作用^[10]。张泽等人对菌渣添加后土壤质量改善的效果和机制进行研究发现, 菌渣还田能够增加土壤中微生物群落的规模, 从根本上有利于土壤质量的改善, 同时还增强了土壤潜在的抑病能力^[11]。此外, 黄春等人对菌渣还田后土壤酶活性的变化进行研究, 发现菌渣还田对土壤脲酶、过氧化氢酶、转化酶、磷酸酶活性以及作物产量都有显著的影响^[12]。

综上所述, 以往对菌渣还田的研究多集中在土壤的碳氮含量以及提升土壤肥力方面, 菌渣还田后在土壤中的转化是有微生物主导的, 然而, 菌渣还田后土壤有机碳的周转速度和微生物活性, 以及土壤氮素的可利用性和有效性目前还不清楚。因此, 本研究采用大田实验的方法, 以桑枝屑袋料种植黑木耳后的菌渣为研究对象, 设置不同菌渣与化肥配施比例处理, 研究菌渣化肥配施对土壤微生物量碳、氮和可溶性碳、氮的影响, 及其占土壤有机碳、全氮的比例与相关关系, 以期为评价菌渣对稻田土壤质量的影响和合理利用提供理论依据和技术支持。

1 材料与方法 1.1 试验地点和处理

本试验于2016年6—12月在浙江省嘉兴市秀洲区王店镇五浪园定位大田进行(30°37′—30°40′N, 120°39′—120°44′E)。该地属于东亚季风区, 冬夏季风交替显著, 四季分明, 气候温和, 年平均降水量1168.6 mm, 年平均日照2017.0 h, 常年平均气温15.9℃。供试土壤在定位试验前(2010年)的基本理化性质为：pH 6.80, 有机质25.16 g/kg, 碱解氮94.29 mg/kg, 有效磷37.01 mg/kg, 速效钾127.22 mg/kg。选择收获黑木耳后废弃的桑枝屑菌渣发酵后的产物作为供试菌渣。主要成分为：有机碳含量451.8 g/kg, 全氮含量11.4 g/kg, 全磷含量1.0 g/kg, 全钾含量6.0 g/kg, C/N为39.6。供试水稻品种为甬优1540。2016年6月5日播种育苗, 7月3日插秧移栽秧苗, 2016年12月07日收获。

本试验设置3个化肥施用水平, 3个菌渣还田水平共9个处理。试验设3次重复, 随机区组设计, 共有27个小区, 每个小区面积为20 m²。施用菌渣的量分别为0、10、20 t/hm², 分别记为0(对照), 50%, 100%;化肥用量分别为当地常规施肥量的0, 50%, 100%。各处理具体见表 1。轮作制度为单季稻-休闲方式。水稻移栽前按照比例将处理后的菌渣和化肥(基肥)结合翻耕施入土壤中。常规化肥100%量施用量具体如下：基肥施碳酸氢铵(含氮量17%)20 kg/666.7m²; 分蘖初期(7月23日)追施尿素(含氮量46%)10 kg/666.7m²; 分蘖盛期(8月4日)追施控释复合肥(N:P:K=22:11:13)15 kg/666.7m², 50%化肥处理则减半进行。其他田间管理按照常规栽培技术要求进行。试验前后土壤基本理化性质见表 2和表 3。

1.2 样品采集及分析方法

土壤样品于水稻收获后(2016年12月07日)在各个小区0—20 cm土层多点采集土壤, 部分土样通风阴干后用于常规土壤理化性质分析; 同时取另一部分新鲜土样剔除根系及有机残体后, 进行土壤微生物量碳氮和可溶性碳氮的分析。

土壤有机质、全氮、pH、碱解氮、有效磷、速效钾采用常规的土壤农化分析方法测定^[13]; 可溶性碳氮按水土比为2:1体积比浸提, 然后用有机碳氮分析仪直接测定得到的浸提液^[14]; 微生物量碳氮用氯仿熏蒸法测定^[15]。首先称取新鲜土样6份放入烧杯中, 然后将其3份置于底部有少量NaOH、200 mL水和去乙醇氯仿的真空干燥器中, 抽真空后保持氯仿沸腾3—5 min, 然后, 将干燥器移置在黑暗条件下25℃熏蒸土壤24 h, 再次抽真空完全去除土壤中的氯仿。将熏蒸好的土壤转移到200 mL提取瓶中, 加入0.5 mol/L K₂SO₄浸提液(水:土质量比为5:1)。另外3份做未熏蒸空白试验, 每份重复3次, 分别测定浸提液中的有机碳和全氮含量, 由熏蒸与未熏蒸土样有机碳氮的差值除以转换系数, 计算得到微生物量碳氮, 微生物量碳氮的转换系数为0.45^[16]。

1.3 统计分析

图表及数据处理采用Origin 8.5和SPSS 18.0进行分析, 不同处理有机碳、全氮、微生物量碳、微生物量氮、可溶性碳和可溶性氮采用双因素方差分析和Duncan法进行分析比较, 各个指标之间采用Pearson相关系数法进行相关性分析。

2 结果与分析 2.1 菌渣化肥配施对土壤微生物量碳、氮的影响

图 1和图 2表明, 土壤微生物量碳、氮的含量分别在146.34—219.42 mg/kg和28.12—86.39 mg/kg之间变化。与对照相比, 菌渣处理的土壤微生物量碳、氮含量明显增加, 最高增幅分别为49.40%(C₁₀₀F₅₀)和207.19%(C₅₀F₁₀₀)。在化肥施用C₀、C₅₀和菌渣施用F₀、F₅₀水平下, 微生物量碳、氮均随菌渣和化肥施用量的增加而增加, 其中微生物量碳平均增幅分别为17.20%、10.95%和11.70%、8.94%。微生物量氮平均增幅分别为67.83%、44.25%和40.34%、16.78%, 但在化肥施用C₁₀₀和菌渣施用F₁₀₀水平下, 微生物量碳、氮均先增加后减少。

从图 3可以看出, MBC/MBN在2.46—5.22之间变化, 与对照相比, 施用菌渣各处理MBC/MBN普遍降低。在化肥施用C₀、C₅₀和菌渣施用F₀、F₅₀水平下, MBC/MBN均随着菌渣和化肥施用量的增加而降低, 平均减幅分别为20.80%、23.01%和20.35%、6.72%。但在化肥施用C₁₀₀和菌渣施用F₁₀₀水平下, MBC/MBN均先减少后增加。

2.2 菌渣化肥配施对土壤可溶性碳、氮的影响

图 4和图 5表明, 土壤可溶性碳、氮的含量分别在235.27—337.97 mg/kg和10.61—19.48 mg/kg之间变化。与对照相比, 菌渣化肥配施提高了土壤中可溶性碳、氮的含量, 最高增幅分别为43.65%(C₁₀₀F₅₀)和83.52%(C₁₀₀F₅₀)。在化肥施用C₀、C₅₀和菌渣施用F₀、F₅₀水平下, 可溶性碳、氮均随着菌渣和化肥施用量的增加而增加, 其中可溶性碳的平均增幅分别为12.05%、8.35%和9.88%、14.55%。可溶性氮的平均增幅分别为31.77%、13.90%和11.82%、48.25%。在化肥施用C₁₀₀水平下, 可溶性碳、氮均先增加后减少。但在菌渣施用F₁₀₀水平下, 可溶性碳先增加后减少, 而可溶性氮则是先减少后增加。

从图 6可以看出, DOC/DON在16.06—24.37之间变化, 与对照相比, 施用菌渣的各处理DOC/DON普遍降低。在化肥施用C₀、C₅₀和C₁₀₀水平下, DOC/DON均有所降低, 其中最大减幅为C₀F₁₀₀处理, 相比对照减少了28.18%, 同时, 在菌渣施用F₀、F₅₀和F₁₀₀平下, DOC/DON均先增加后减少。

2.3 土壤微生物量碳氮和可溶性碳氮与土壤有机碳和全氮的相关性分析

图 7表明, MBC/SOC和DOC/SOC分别在0.90%—1.65%和1.36%—2.55%之间变化, 且分别在C₅₀F₀和C₁₀₀F₀最高, 均在C₁₀₀F₁₀₀最低。与单施化肥相比, 菌渣化肥配施处理MBC/SOC和DOC/SOC均有所下降, 且在F₁₀₀水平下降低幅度最大。

图 8表明, MBN/TN和DON/TN分别在3.05%—5.67%和0.73%—1.49%之间变化, 且均在C₁₀₀F₅₀最高, 分别在C₀F₀和C₅₀F₁₀₀最低。菌渣化肥配施, MBN/TN明显均高于对照, 且呈波动增加趋势, 但在C₁₀₀F₁₀₀处理下, MBN/TN增幅突然降低, 只比对照增加了0.03%。与此相反, 菌渣化肥配施, 除C₁₀₀F₅₀处理外, DON/TN明显均低于对照, 且呈波动降低趋势, 较低的C₅₀F₁₀₀处理和C₁₀₀F₁₀₀处理与对照相比分别减少了0.37%和0.36%。

从表 4可以看出, 菌渣化肥配施对土壤微生物量碳、氮和可溶性碳、氮均存在极显著正交互作用。MBC和MBN、DOC和DON、DOC+MBC和DON+MBN之间均呈极显著正相关。MBC、MBN和SOC、TN均呈极显著相关, 相关系数分别为0.71, 0.63, 0.77和0.70。DOC和SOC、TN均呈极显著相关, 相关系数分别为0.62和0.53。DON与SOC呈极显著相关, 相关系数为0.56, 与TN呈显著相关, 相关系数为0.41。

3 讨论 3.1 菌渣化肥配施对土壤微生物量碳、氮的影响

土壤微生物量碳、氮是土壤微生物量的重要表征, 是土壤养分转化过程中一个重要的活性源和汇^[17]。有研究表明, 与单施化肥相比, 有机肥和化肥配施更能提高土壤微生物量碳、氮含量^[18], 本研究发现, 在化肥施用C₀和C₅₀和菌渣施用在F₀和F₅₀水平下, 微生物量碳、氮含量均呈现出逐渐增加的趋势, 但在C₁₀₀和F₁₀₀水平下均先增加后减少, 这一方面可能是因为菌渣本身含有大量的氮素, 而土壤微生物量会随着氮素的增加反而减少^[19]。另一方面可能是由于化肥施用后对土壤环境产生影响, 抑制了微生物的活性^[20]。

土壤微生物量碳氮比(MBC/MBN)可用来表征土壤微生物群落结构特征, 也可用作土壤氮素供应能力和有效性的评价指标^[21]。当MBC/MBN值较小时, 土壤氮素的生物有效性比较高^[22]。本研究发现, 不同处理MBC/MBN的大小顺序与微生物量碳、氮的顺序基本相反, 不施肥处理最高, 菌渣化肥配施的处理较低, 说明与菌渣化肥配施处理相比, 单施化肥处理下的水稻吸氮量较大, 土壤有效氮含量较低, MBC/MBN较高^[23]。同时在C₁₀₀水平下, C₁₀₀F₅₀和C₁₀₀F₁₀₀相比于单施化肥的C₁₀₀F₀有所降低, 而在F₁₀₀水平下, C₅₀F₁₀₀和C₁₀₀F₁₀₀相比于单施菌渣的C₀F₁₀₀有所增加。这可能是由于菌渣本身的碳氮比含量较高, 微生物分解需要更多的化肥氮或来自土壤的矿质氮。

3.2 菌渣化肥配施对土壤可溶性碳、氮的影响

土壤可溶性碳、氮在土壤全碳、全氮含量中所占的比例很小, 但却是土壤有机质中最为重要和活跃的部分^[24]。有研究表明, 有机物料还田能有效提高土壤中可溶性碳、氮的含量^[25]。顾春朝等人研究认为, 与不施肥相比, 长期施用化肥显著提高土壤可溶性氮含量, 化肥配施有机肥更有利于稻田表层土壤可溶性碳的释放^[26]。本研究发现, 在化肥施用C₀、C₅₀和菌渣施用F₀、F₅₀水平下, 可溶性碳、氮均呈现出逐渐增加的趋势, 但在C₁₀₀水平下均先增加后减少, 同时在F₁₀₀水平下, 可溶性碳也呈现出先增加后减少的趋势。这可能是因为微生物能同化DOC, 使其大幅下降, 而高量施氮又会减少氮的生物固定^[27]。可溶性氮含量在F₁₀₀水平下先减少后增加, 这一方面是因为施用化肥能够提高土壤可溶性氮含量^[26], 另一方面是因为高量菌渣施用后有较多的N素通过同化作用转入微生物体内暂时固定, 相应地通过NH₃挥发、NO₃^-淋失和反硝化脱氮等途径造成的N素损失减少^[28]。

研究DOC/DON变化有利于深入了解土壤中DOC及DON的来源及其转化^[29], DOC/DON越高, 微生物活性也越高^[30]。本研究表明, 在化肥施用C₀、C₅₀和C₁₀₀水平下, DOC/DON随着菌渣施用量的增加均有所降低, 其中最大减幅为C₀F₁₀₀处理, 说明高量菌渣的施用不利于土壤微生物活性。而在菌渣施用F₀、F₅₀和F₁₀₀平下, DOC/DON均先增加后减少。说明DOC/DON在菌渣施用F₅₀水平下与化肥配施高于在F₁₀₀平下。这一方面可能是因为菌渣的C/N较高, 不适于微生物分解^[31], 另一方面可能是因为高量菌渣化肥配施在提高DOC含量的同时, 可能更有利于提高DON含量, 从而导致土壤DOC/DON降低^[32]。

3.3 土壤微生物量碳氮和可溶性碳氮与土壤有机碳和全氮的相关性

土壤微生物量碳与有机碳的比值(MBC/SOC)可以作为有机碳生物有效性指标, 而土壤中可溶性碳与有机碳的比值(DOC/SOC)可反映土壤微生物量的活性^[33]。有研究表明, 有机物的投入能提高MBC/SOC和DOC/SOC^[34]。而本研究发现, 菌渣化肥配施降低了MBC/SOC和DOC/SOC, 说明虽然高量菌渣化肥配施后土壤有机碳最高, 但有机碳的周转速度和微生物活性却可能会降低^[35]。这可能是因为菌渣化肥配施后土壤微生物量碳的增长幅度低于土壤有机碳的增长幅度, 土壤有机碳易分解组分所占比例较小, 有机碳较为稳定, 目前处于积累阶段^[36]。

土壤微生物量氮和可溶性氮占全氮的比例(MBN/TN、DON/TN)能够反映出土壤氮素的可利用性^[37]。韩晓日等研究认为, 有机肥与化肥配合施用比单独施用化肥能降低MBN/TN, 与单施有机肥相比能提高MBN/TN^[38]。本研究发现, 菌渣化肥配施提高了MBN/TN, 但是在C₁₀₀F₁₀₀处理下增幅突然降低。与此相反, 随着菌渣化肥配施DON/TN呈波动降低趋势。说明虽然高量菌渣化肥配施后土壤全氮含量最高, 但土壤氮素的可利用性却可能会降低。这一方面可能是因为与化肥相比, 菌渣可以为微生物生长提供较多的氮素。另一方面可能是菌渣施用会提高土壤中微生物的数量和活性, 从而抑制土壤氮素的矿化, 增加对氮素的同化作用, 使更多的铵态氮进入土壤活性有机氮库中^[39-40]。

有研究表明, MBC、MBN、DOC、DON和SOC及其TN均呈极显著正相关^[41-42]。本研究发现, MBC、DOC与SOC、MBN与TN呈极显著正相关, 而DON和TN呈显著正相关, 说明可溶性氮和全氮的相关性低于微生物量氮。这可能是由于微生物量氮主要是蛋白质、氨基酸、核酸等, 非常容易分解, 能直接通过矿化作用转化为速效的无机氮。而可溶性氮则主要由硝态氮、铵态氮和少量有机态氮组成, 它们可随水径流或淋溶而流失, 移动性相对较强^[43]。

4 结论

菌渣化肥配施显著提高了土壤微生物量碳、氮和可溶性碳、氮的含量, 但高量菌渣化肥配施对土壤微生物量碳、氮和可溶性碳、氮的贡献较其他处理低。菌渣化肥配施均有利于土壤氮素供应能力和生物有效性的提高, 虽然高量菌渣化肥配施后土壤有机碳、全氮含量最高, 但有机碳的周转速度、微生物活性和氮素的可利用性却可能会降低。从相关程度看, MBC、DOC与SOC, MBN与TN均呈极显著正相关, DON和TN呈显著正相关, MBC和MBN、DOC和DON、DOC+MBC和DON+MBN之间均呈极显著正相关。因此, 菌渣化肥配施能够显著提高土壤微生物量碳、氮和可溶性碳、氮含量, 但不是随着用量的增加一直呈增加趋势, 高量菌渣或者化肥下会有降低趋势, 适宜的菌渣化肥配施是提高土壤有机碳周转速度、微生物活性及其氮素供应能力和有效性的最佳选择。