供试土壤取自浙江省嘉兴市王店镇五浪园大田耕作层, 风干后过2 mm筛, 基本理化性质为:pH 6.53, 有机碳12.2 g· kg^-1, 碱解氮97.3 mg· kg^-1, 速效磷19.7 mg· kg^-1, 速效钾81 mg· kg^-1, 全Fe、全Mn、全Cu、全Zn含量分别为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含量分别为250.6、272.6、5.6、5.2 mg· kg^-1。菌渣主要成分:有机碳451.8 g· kg^-1, 氮11.4 g· kg^-1, C/N 39.6, 磷1.0 g· kg^-1, 钾6.0 g· kg^-1, 粗灰分16.8%, 全Fe、全Mn、全Cu、全Zn含量分别为724.0、111.6、10.0、85.4 mg· kg^-1。

设3个菌渣用量水平(0、1%、2%, 分别标记为F₀、F₁₀、F₂₀), 2个尿素施用水平(0、0.03%, 大田试验施N当量, 分别标记为C₀、C_N), 二因素完全试验设计方案, 共6个处理, 3个重复。

菌渣风干粉碎后过1 mm筛, 称500 g土壤与菌渣充分混匀后装入1 L广口瓶, 尿素以溶液形式加入土壤后混匀。然后加去离子水浸透, 定期补水, 维持2 cm水层, 于(25± 2) ℃培养箱中培养。

从培养之日起, 分别于0、5、15、30、60 d原位测定土壤pH、Eh, 每次破坏性取等量泥浆过滤, 测定土壤溶液中氨态氮和水溶性有机碳含量。对第90天过滤所得土壤风干过2 mm筛, 进行微量元素有效态含量测定, 过0.149 mm筛用于微量元素形态分级和全量分析测定。

土壤溶液pH值采用酸度计法测定, Eh用FJA-5型氧化还原电位仪测定, 氨氮采用靛酚蓝比色法测定, 水溶性有机碳(WSOC)采用重铬酸钾氧化比色法测定。土壤有效态微量元素含量用0.1 mol· L^-1 HCl浸提, 全量用王水法消煮^[9], 用BCR法进行微量元素形态分级^{[10, 11]}, 所得待测液的微量元素含量用ICP-OES(PE7000DV)测定。

试验数据采用Excel 2003和SPSS 18.0进行统计分析。

2.1.1 对土壤溶液pH值的影响

如图1所示:C₀F₀和C_NF₀处理的土壤溶液pH值在前5 d迅速上升(分别上升0.67和0.48个pH单位), 之后变化缓慢, 第30天达最高值后呈下降趋势; C₀F₁₀和C_NF₁₀处理的土壤溶液pH值在前5 d分别上升0.28和0.18个pH单位, 之后的整个培养期内较稳定; C₀F₂₀处理的土壤溶液pH值在前期变化幅度不大, 第30天达最高值后又大幅下降; C_NF₂₀处理的土壤溶液pH值在培养期间上下波动最为剧烈, 0~5 d时间内是唯一土壤溶液pH值下降的处理, 降低0.47个pH单位, 之后在5~15、30~60 d两度出现所有处理中的最大增幅, 分别增加0.32和0.33个pH单位, 但培养前后相比变化不大。总体而言, 淹水过后的土壤溶液pH值呈逐步上升趋势, 变化最大的处理为C₀F₀(0.62 pH单位), 最小的为C₀F₂₀(0.1 pH单位)。随着淹水培养时间延长, 各处理之间的差异变小, 至60 d时各处理土壤溶液中的pH值在7.9~8.2之间。

图1

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	图1 各处理对土壤溶液pH值的影响

从不同处理之间的比较来看, 以培养当天(0 d)各处理间土壤溶液pH值差异最大, 且达到显著水平(P< 0.05), 对照处理的最低, 与对照相比增幅最大的为C_NF₂₀, 高出0.83个pH单位。在尿素用量恒定时, pH值随菌渣使用量的增加显著升高。培养第5天, 施用尿素情况下, pH值随菌渣使用量的增加显著下降, C_NF₂₀由0 d的最高值(8.09)降至最低值(7.62)。培养第15、30天, 各处理间差异未达显著水平。培养至第60天, 双因素F检验表明, 尿素和菌渣对土壤溶液的pH值存在显著(P< 0.05)影响, 且两者的交互作用达显著水平(P< 0.05)。

2.1.2 对土壤Eh值的影响

如图2所示:C₀F₀处理的土壤Eh值在前15 d降幅最大, 之后趋于平缓; C_NF₀、C₀F₂₀处理的土壤Eh值前期变化缓慢, 第15天后呈明显下降趋势; C₀F₁₀处理的土壤Eh值在初始阶段变化缓慢, 第5天后呈明显下降趋势; C_NF₁₀、C_NF₂₀的变化特征相似, 0~5、5~15 d分别出现1次降、升过程, 第15天走势相同。

图2

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	图2 各处理对土壤溶液Eh值的影响

培养第0天淹水后, C₀F₀(对照)处于高氧化状态, 而其他处理都已处于低氧化或者还原状态, 且菌渣和尿素均极显著(P< 0.01)地降低了土壤溶液中的氧化还原电位。第5天, 2个配施处理(C_NF₁₀、C_NF₂₀)对应的土壤Eh值显著(P< 0.05)低于其他处理, 菌渣和尿素均极显著(P< 0.01)地降低土壤溶液中的氧化还原电位。第0、5天的菌渣、尿素呈极显著(P< 0.01)的负交互作用, 菌渣为主因子。第15天, Eh最低的为C₀F₀和C₀F₁₀处理, 其他处理均处于氧化状态, 相比第0、5天, 双因素F检验结果显示, 菌渣和尿素施用量的增加极显著(P< 0.01)地提高了土壤溶液中的氧化还原电位, 两者的正交互作用也达极显著水平(P< 0.01), 菌渣为主因子。第30、60天, 处理间的差异缩小, Eh值均为负, 虽然双因素F检验结果表示菌渣和尿素对其有极显著影响(P< 0.01), 但相比之前, 变化幅度削弱很多, 除了对照Eh为-160.5外, 其他各处理在-182.5~-191.8 mV。从培养周期变化来看, 菌渣和尿素降低土壤电位主要发生在前期(0~5 d), 且降幅较大, 但到第15天, 菌渣和尿素对土壤Eh值的影响反而变成提升方向, 这说明淹水条件下, 菌渣和尿素对土壤氧化还原电位的影响机制是随时间的推移发生变化的。

2.1.3 对土壤溶液中水溶性有机碳(WSOC)含量的影响

如图3所示:C₀F₀处理下, 土壤WSOC含量在第5~15天呈上升趋势, 之后逐渐下降; C₀F₁₀处理下, 5~30 d土壤WSOC含量持续下降, 30~60 d趋于平缓; C₀F₂₀处理土壤溶液中的WSOC含量在5~15 d下降平缓, 后期降速加快; C_NF₀处理土壤溶液中的WSOC含量在整个时期保持缓慢下降的态势; C_NF₁₀处理上, 土壤溶液中WSOC含量的上升趋势维持至第30天, 之后呈下降态势; C_NF₂₀走势与C₀F₀相同。总体而言, 各处理土壤溶液WSOC含量走势差异集中在前30 d, 后期变化特征相似, 各处理都趋于下降, 但处理间差异显著, 至60 d时C_NF₂₀处理WSOC含量最高, 为95.3 mg· L^-1, 对照最低, 只有48.8 mg· L^-1。

图3

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	图3 各处理对土壤溶液中水溶性有机碳含量的影响第0天WSOC含量数据缺失, 只考查5~60 d的变化

在整个培养实验过程中, 不同施肥处理间土壤溶液WSOC含量受菌渣影响均呈现出显著提高的趋势, 尿素对土壤溶液WSOC含量的影响表现为前期(5~15 d)降低、后期(30~60 d)显著升高。在菌渣-尿素的交互作用上, 从培养第15天起均呈现显著(P< 0.05)的正交互作用, 菌渣为主因子。

2.1.4 对土壤溶液中N H4+-N含量的影响

各处理土壤溶液中N H4+-N含量随时间变化均呈先增后减的趋势, 第15天都达最高值(图4)。菌渣处理在整个培养进程中均表现出显著提高土壤溶液中N H4+-N含量的效果; 然而, 尿素的作用到后期表现乏力, 在第0~30天, 尿素对N H4+-N含量的影响是显著(P< 0.05)提高, 在第60天N H4+-N含量受尿素的影响不大, 各处理N H4+-N含量接近(1.3~4.4 mg· L^-1)。

图4

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	图4 各处理对土壤溶液中N H4+-N含量的影响

2.2.1 对Fe形态的影响

淹水后土壤酸可提取态Fe比例大幅增加(图5)。供试土壤经90 d恒温淹水培养(C₀F₀, 对照)后, 与原始土壤相比, 酸可提取态和可氧化态Fe占总量的比例分别上升9.48、0.83百分点, 可还原态和残渣态比例分别下降4.52、5.79百分点。淹水状态下各处理土壤中Fe各组分比例大小均为残渣态> 酸可提取态> 可还原态> 可氧化态, 残渣态Fe是其主要存在形式, 占到总量的78%~83%。土壤中Fe形态受施肥方式的影响, 与C₀F₀(对照)相比:C₀F₁₀处理的Fe组分比例未发生明显变化; C₀F₂₀处理下土壤中可还原态Fe比例下降, 而可氧化态比例提高; C_NF₀处理下, 土壤中可还原态比例下降, 残渣态比例提高; C_NF₁₀处理的各组分比例与C₀F₀近似; C_NF₂₀处理下, 土壤中酸可提取态Fe向可还原态转化的趋势显著。可见淹水状态下, 相比不施肥处理, 单施高量菌渣、单施化肥以及两者配施, 均对土壤中Fe有钝化作用。

图5

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	图5 各处理对土壤Fe形态分布的影响

2.2.2 对Mn形态的影响

相比土壤酸可提取态Fe, 土壤酸可提取态Mn比例较高, 淹水后土壤酸可提取态Mn含量大幅提升(图6)。土壤淹水(C₀F₀, 对照)培养后, 酸可提取态和可氧化态Mn占总量的比例分别上升30.45、0.54百分点, 可还原态和残渣态比例分别下降26.68、4.31百分点。淹水状态下土壤中Mn各组分比例大小为酸可提取态> 残渣态> 可还原态> 可氧化态。不同施肥方式对土壤中Mn形态分布有显著影响, 与C₀F₀相比:C₀F₁₀处理下, 土壤中Mn各组分比例未发生明显变化; C₀F₂₀处理下, 土壤中可还原态Mn含量下降, 残渣态Mn含量增加。施用尿素促使酸可提取态Mn和可氧化态Mn下降, 而可还原态Mn上升, 但是这一变化与菌渣用量关系不大。

图6

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	图6 各处理对土壤Mn形态分布的影响

2.2.3 对Cu形态的影响

淹水后, 对照处理的(C₀F₀)土壤酸可提取态、可氧化态和残渣态Cu含量分别较之前提升3.36、3.06和1.27百分点, 可还原态下降7.65百分点(图7)。淹水状态下土壤中Cu各组分比例大小为残渣态> 可还原态> 可氧化态> 酸可提取态, 以残渣态为主(72.5%~80.1%)。与C₀F₀相比:菌渣处理(C₀F₁₀、C₀F₂₀)降低了土壤中酸可提取态和可还原态Cu比例, 且随着菌渣施用量加大(C₀F₂₀), 酸可提取态Cu比例进一步降低; C_NF₀处理下, 土壤中其他形态的Cu向可还原态Cu转化, 在此基础上, 随着菌渣施用量的增加(C_NF₁₀、C_NF₂₀), 土壤中酸可提取态Cu比例降低, 而其他组分有上升趋势。说明淹水状态下, 菌渣对土壤Cu具有钝化作用, 而尿素对土壤中Cu形态分布无显著影响, 两者配施可以使土壤中的铜钝化。

图7

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	图7 各处理对土壤Cu形态分布的影响

2.2.4 对Zn形态的影响

淹水有利于土壤酸可提取态、可氧化态Zn的提高。空白土壤淹水(C₀F₀, 对照)培养后, 酸可提取态和可氧化态Zn占总量的比例分别上升3.90、2.56百分点, 可还原态和残渣态比例分别下降1.76、4.69百分点(图8)。淹水状态下土壤中Zn各组分比例大小为残渣态> 可氧化态> 可还原态> 酸可提取态, 且以残渣态为主(73.0%~76.9%)。Zn形态间的转化主要表现在酸可提取态和可还原态含量的消长上。单施菌渣条件下, 酸可提取态Zn比例有微弱增加的趋势。C_NF₀与C₀F₀相比, 酸可提取态Zn比例下降, 两配施处理(C_NF₁₀和C_NF₂₀)与对照(C₀F₀)相比, 酸可提取态Zn比例降低, 可还原态比例增加。说明淹水环境中, 尿素对Zn活化有阻碍作用, 菌渣对土壤Zn形态的作用不明显, 两者配施可使其发生钝化。

图8

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	图8 各处理对土壤Zn形态分布的影响

菌渣处理后, 土壤有效态Fe含量有所增加, 但未达显著水平, 而尿素则显著(P< 0.05)降低了Fe的有效性。菌渣和尿素对Mn有效性都有显著(P< 0.05)的抑制作用, 且尿素的作用达到极显著水平(P< 0.01)。菌渣对Cu有效性有显著(P< 0.05)的抑制作用, 尿素的作用不明显。尿素显著降低Zn的有效性, 而菌渣对Zn的有效性无显著影响(表1)。

表1

表1

表1 各处理对土壤微量元素有效性的影响mg· kg-1 处理 Fe Mn Cu Zn C0F0 2 080.33 ab 467.49 a 7.92 a 4.77 abc C0F10 2 178.83 a 447.61 ab 7.35 ab 5.07 a C0F20 2 136.33 a 439.84 bc 6.52 c 4.83 ab CNF0 1 907.83 c 429.19 bcd 7.54 ab 4.34 cd CNF10 1 911.83 c 420.46 cd 7.16 b 4.30 d CNF20 2 053.83 ab 414.81 d 6.37c 4.48 bcd 注:同列数据后无相同小写字母的表示差异显著(P< 0.05)。

表1 各处理对土壤微量元素有效性的影响mg· kg-1

在淹水条件下土壤pH值升高这一现象与土壤处于缺氧状态下而发生的一系列还原反应有关^[12]。本试验中, 培养第0天菌渣和尿素对土壤溶液pH的提升作用可能主要归功于它们的碱性。菌渣(粗灰分含量为16.78%)含有的碱性物质释放, 尿素的碱性都有助于土壤pH的提升。但随着培养时间延长, 除了尿素水解外, 土壤pH变化还与微生物活动密切相关:前期pH的剧烈变化是因为土壤氧气条件较好, 微生物活动较强烈, 随着淹水时间增加, 氧气消耗, 土壤加速进入还原状态, 同时反硝化作用增强, Fe、Mn还原, H⁺大量消耗, 土壤pH提高, 此后, pH变化趋缓^{[13, 14, 15, 16]}。随着培养时间的推移, 菌渣处理显著降低土壤溶液的pH, 黄新琪等^[14]也发现这一现象, 这可能是因为厌氧菌分解有机物不彻底, 产生大量有机酸所致。在本研究中, 单独添加菌渣(C₀F₁₀), WSOC快速下降、N H4+-N快速上升(0~30 d), pH并未下降, 反而有所上升, 与此同时Eh越来越低, 且pH和Eh的变化幅度与菌渣用量有关, 表明淹水引起的土壤化学变化和菌渣的碱性、菌渣矿化分解产生有机酸等的综合作用使得研究条件下土壤中的pH变化过程更加复杂。当然, 矿化结果最后都因菌渣含碱性而使得土壤pH提高^[15]。

有机肥料中含有可观的可溶性有机碳, 所以施用有机肥料可以大大提高土壤中可溶有机碳的含量。邵兴芳等^[16]研究表明, 长期有机和无机肥料配施均可以显著提高黑土可溶性碳(DOC)、氮(DON)的含量; 任卫东等^[17]也指出, 相比长期不施肥、单施化肥, 秸秆、有机肥与化肥(NPK)配施可以显著增加根际和非根际土壤微生物量碳和水溶性碳。本试验发现, 前期单施尿素对WSOC含量有降低作用, 这与尿素施加降低了土壤中可溶性C/N有关, 提高了土壤有机碳的固定时间^[18], 但后期有促进作用, 这与前述研究结果一致, 可能是因为氮素有利于微生物繁殖, 促进有机质的分解和被微生物利用固定有关^{[19, 20]}。。

本试验中, 供试土壤经90 d淹水处理后, Fe、Mn、Cu、Zn的酸可提取态比例上升, 尤其是Fe、Mn。这是因为土壤淹水后, 体系从氧化环境转向还原状态, 促进了土壤中可还原态Fe、Mn向酸可提取态的转化。相比Fe、Mn, Cu、Zn的可氧化态有明显提升, 这与元素本身和有机质的结合能力有关。

土壤微量元素有效性受许多因素影响, 如土壤pH、水分条件、有机质以及不同微量元素自身的化学特性等。本试验中, 菌渣使土壤可还原态Fe、Mn向可氧化态和残渣态方向转化。这可能是因为菌渣提高了土壤pH, 抑制了土壤Fe、Mn的有效性。尿素也使Fe、Mn发生钝化, 这可能亦与尿素可以提高pH有关, 且两者配施对Fe、Mn形态转化的作用是相同的, 均是从酸可提取态向可还原态转化, 这与两者配施提高土壤pH有一定关系。朱玉祥等^[21]研究发现, 施用有机物料可以提高水稻土、红壤和砖红壤pH值, 随之红壤和砖红壤的无定形氧化铁增加, 这一结果也证实这点。本试验中菌渣、尿素配施对铜锌的形态影响与铁锰一致, 均表现为由酸可提取态向可还原态转化, 这可能是因为土壤pH升高对铁锰铜锌转化的影响机制相似。土壤中微量元素活性还受可溶性有机质的影响。有研究表明, 施用有机物料后, WSOC含量在短期内有明显的增加, 且能显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, 有机肥料的施用可以抑制土壤Cu和Zn的活性^[11]。有机物料施用对土壤微量元素有效性的影响还受制于物料本身的腐解程度, 祝亮等^[23]发现, 随着秸秆腐解程度加深, 其溶出的DOC不同, 对土壤Cu的吸附在高土壤溶液浓度时表现为促进, 低浓度时则表现为抑制。虽然本试验中添加菌渣有利于WSOC含量的提升, 但4种微量元素在菌渣处理下的活性表现不一, 这可能与不同金属元素本身性质有关。菌渣可以钝化土壤Fe、Mn、Cu, 对Zn的影响不显著; 所以, 作为有机肥施用时要考虑到土壤有效态微量元素的含量, 在保证作物可以得到充足的微量元素补给的基础上合理配施菌渣。