紫莖澤蘭堆肥的質(zhì)量及對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)、養(yǎng)分和微生物的影響①

隋宗明，殷 潔，李 軒，袁 玲

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紫莖澤蘭堆肥的質(zhì)量及對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)、養(yǎng)分和微生物的影響①

隋宗明，殷 潔，李 軒，袁 玲*

(西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，重慶 400716)

為紫莖澤蘭是我國(guó)危害最嚴(yán)重的外來入侵植物，具有生物毒性，無害化處理與資源化利用可經(jīng)濟(jì)、有效地防除紫莖澤蘭。試驗(yàn)檢測(cè)了紫莖澤蘭生物堆肥的質(zhì)量，并將紫莖澤蘭生物堆肥(M)、化肥(CF)和生物堆肥+化肥(CFM)分別施入土壤，利用培養(yǎng)試驗(yàn)比較了它們對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)、養(yǎng)分和微生物的影響，為客觀評(píng)價(jià)紫莖澤蘭生物堆肥質(zhì)量、微生物毒性和肥效提供有益信息。結(jié)果表明，紫莖澤蘭生物堆肥質(zhì)量符合NY525-2011國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)(水分除外)，且優(yōu)于自然堆肥。在120 d的培養(yǎng)期間，CF處理降低土壤真菌和放線菌數(shù)量，對(duì)細(xì)菌數(shù)量無顯著影響；CFM和M處理可提高土壤有機(jī)質(zhì)和微生物量碳、氮，增加土壤細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量。在添加化肥的土壤中，培養(yǎng)前期的堿解氮、脲酶和蔗糖酶活性高于CK(不施肥)，后期與CK無顯著差異。在CFM和M處理的土壤中，堿解氮變化平緩，但持續(xù)高于CK，蔗糖酶、脲酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶活性顯著高于CF和CK。因此，紫莖澤蘭生物堆肥對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)、氮、微生物生物量及土壤酶活性的影響類似于普通有機(jī)肥。

紫莖澤蘭；堆肥；土壤；微生物

紫莖澤蘭(Spreng.) 系菊科澤蘭屬多年生毒草，是我國(guó)危害最嚴(yán)重的外來入侵植物[1-2]。大規(guī)模侵入西南地區(qū)的農(nóng)田、森林、草場(chǎng)，在四川省涼山州的危害面積達(dá)到幅員面積的14%[3]，并快速向東部和北方蔓延，造成了巨大的生態(tài)災(zāi)難和經(jīng)濟(jì)損失。

關(guān)于紫莖澤蘭防除與資源化利用的研究已進(jìn)行20多年。結(jié)果表明，該植物造紙纖維不夠長(zhǎng)，做飼料有毒，作為柴火熱值太低[1]。紫莖澤蘭內(nèi)含單萜類、倍萜類、三萜類、苯丙素類、黃酮類及其衍生物等100多種化學(xué)物質(zhì)。其中，阿魏酸、鞣質(zhì)、克拉維醇、紫莖澤蘭內(nèi)脂、乙酸龍腦酯、芳樟醇、香豆素、傘形花酯、香草醛和澤蘭酮等具有動(dòng)、植物和微生物毒性[4-5]，加之紫莖澤蘭的根、莖和種子均可再生繁殖，除防過程中不能直接施入土壤。因此，提取殺蟲、殺菌、除草成分等成為目前紫莖澤蘭資源化利用的途徑[6]，但剩余的植物殘?bào)w仍需有效處理。值得注意的是，紫莖澤蘭分布廣、生長(zhǎng)快、生物量大，富含有機(jī)質(zhì)、氮、磷、鉀和微量元素[7]，是優(yōu)良的有機(jī)肥源。人們?cè)M(jìn)行過工廠化處理紫莖澤蘭生產(chǎn)有機(jī)肥的嘗試，其各項(xiàng)質(zhì)量指標(biāo)均達(dá)到國(guó)家有機(jī)肥標(biāo)準(zhǔn)[8]，但由于收集運(yùn)輸困難、運(yùn)行成本高、入不敷出，現(xiàn)已全部停產(chǎn)。野外就地堆肥能經(jīng)濟(jì)、有效地防除與資源化利用紫莖澤蘭，但堆肥是微生物主導(dǎo)的生物化學(xué)過程，紫莖澤蘭體內(nèi)的毒物抑制堆肥微生物活動(dòng)，妨礙有機(jī)質(zhì)礦化與腐殖化，故傳統(tǒng)方法堆肥腐熟不佳，難于有效降解紫莖澤蘭的有毒物質(zhì)、徹底腐熟和殺滅繁殖器官[9]。

課題組經(jīng)多年研究，采用生物堆肥野外就地處理紫莖澤蘭，腐熟效果好，能有效降解對(duì)動(dòng)、植物有毒的化學(xué)物質(zhì)[5,10]，但對(duì)微生物的毒性尚待評(píng)估。為此，本文根據(jù)國(guó)家NY/525-2011有機(jī)肥標(biāo)準(zhǔn)[11]，測(cè)定了涼山州多地紫莖澤蘭生物堆肥的有關(guān)指標(biāo)，并采用培養(yǎng)方法研究了紫莖澤蘭堆肥對(duì)土壤養(yǎng)分和微生物影響，為評(píng)價(jià)紫莖澤蘭生物堆肥的質(zhì)量、微生物毒性和肥效提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

紫莖澤蘭：于2015年9月采自涼山州，屬營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)期，含水量81.45%，碳氮比13.78，N、P2O5和K2O含量分別為16.1、4.5 和21.7 g/kg，纖維素、木質(zhì)素含量分別為265.2、177.4 g/kg(干基)。

供試土壤：重慶市北碚區(qū)歇馬鎮(zhèn)(106°21′53.07″E，29°46′4.20″N)灰棕紫泥紫色土，pH 6.25，有機(jī)質(zhì)、全氮、磷、鉀分別為17.24、0.74、0.30和13.46 g/kg，有效氮、磷、鉀分別為67.8、23.12和111.8 mg/kg。采集0 ~ 20 cm耕作層，揀除雜物，風(fēng)干磨細(xì)，過2 mm篩備用。

腐熟劑：由銅綠假單胞菌(sp.，活菌數(shù)3.01′109cfu/g)和高溫纖維菌(sp.，活菌數(shù)1.50′109cfu/g)組成。腐熟劑中的微生物經(jīng)專門篩選，銅綠假單胞菌能以苯、菲和芘為碳源和能源，最適生長(zhǎng)溫度29.0℃，51.0℃停止生長(zhǎng)；高溫纖維菌的最適生長(zhǎng)溫度32.5℃，61.5℃停止生長(zhǎng)。取10.00 g 菌劑，用100 ml無菌水震蕩提取(250 r/min)，4 000 r/min離心15 min，取1.00 ml上清液于25 ml PDA液體培養(yǎng)基中，14 d時(shí)對(duì)菲、芘的降解率分別為73.14% 和66.32% (30℃、150 r/min搖瓶培養(yǎng)，菲、芘濃度均為100 mg/L)。另取部分上清液，經(jīng)超聲波破碎，其中CMC-Na纖維酶活力為16.4 μg/(min·ml)。

堆肥輔助劑：尿素和硫酸鎂按2︰1混合。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 堆肥方法 2015年9月，堆肥分別在四川省涼山州會(huì)理、會(huì)東、西昌、德昌和冕寧縣等地同時(shí)進(jìn)行。堆肥處理包括：①生物堆肥(M)：在收割紫莖澤蘭的附近選擇一塊平地，先將新鮮紫莖澤蘭鍘成5 ~ 10 cm的長(zhǎng)條，再堆成長(zhǎng)條狀(長(zhǎng)′寬′高?(3.5 ~ 4.0) m′(1.5 ~ 2.0) m′(1.5 ~ 1.8) m)。每堆高20 ~ 30 cm，撒少許腐熟劑和輔助劑，踩踏緊實(shí)，堆至規(guī)定高度后，覆蓋農(nóng)用塑料薄膜。每1 000 kg紫莖澤蘭約需腐熟劑2.5 kg，堆肥輔助劑4 kg。②自然堆肥：試驗(yàn)材料、堆制方式、堆制時(shí)間均與M處理一致，但未添加腐熟劑和輔助劑。試驗(yàn)重復(fù)4次，堆置70 ~ 90 d。

在堆肥結(jié)束后，取堆肥樣品置于索氏脂肪提取器內(nèi)，石油醚加熱(60°C)回流12 h，用殘余法計(jì)算石油醚提取物含量[12]；NY/525-2011方法測(cè)定堆肥水分、有機(jī)質(zhì)、N、P2O5、K2O、Pb、Cr、Cd、Hg、As含量；GB/T 11957-2001方法測(cè)定腐殖酸含量[13]。

1.2.2 培養(yǎng)試驗(yàn) 試驗(yàn)自2015年12月至2016年3月在西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院植物營(yíng)養(yǎng)實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行。設(shè)置：①不施肥(CK)；②化肥(CF)；③化肥+有機(jī)肥(CFM，有機(jī)氮︰無機(jī)氮=1︰1)；④有機(jī)肥(M)共4個(gè)處理?；蔬x擇尿素、磷酸二氫鉀、氯化鉀配合施用，有機(jī)肥為紫莖澤蘭生物堆肥。除對(duì)照外，各處理氮、磷、鉀養(yǎng)分用量相同，以單施紫莖澤蘭有機(jī)肥養(yǎng)分含量為計(jì)算標(biāo)準(zhǔn)(每千克土壤施用5 g紫莖澤蘭有機(jī)肥，即11 250 kg/hm2，約相當(dāng)于316.95 kg N、94.2 kg P2O5和303.45 kg K2O)。取200 g土壤于塑料杯中，肥土混勻，加去離子水至田間最大持水量的60%，透氣膜封口，(25±1)℃黑暗培養(yǎng)120 d，適時(shí)用稱重法補(bǔ)水至初始含量的±2%，每個(gè)處理重復(fù)24次。

在培養(yǎng)期間，于0、5、10、20、30、40、60、120 d，隨機(jī)從各處理中取出3個(gè)培養(yǎng)杯，常規(guī)分析土壤pH，有機(jī)質(zhì)，全量和有效氮、磷、鉀[14]；氯仿熏蒸-0.5 mol/L K2SO4提取土壤微生物生物量碳氮，K2Cr2O7氧化法測(cè)碳和腚酚藍(lán)比色法測(cè)氮[15]；高錳酸鉀滴定法、苯酚鈉-次氯酸鈉比色法、磷酸苯二鈉比色法和3,5-二硝基水楊酸比色法分別測(cè)定過氧化氫酶、脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性[16]；第45天用平板計(jì)數(shù)法測(cè)定土壤細(xì)菌(牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基)、放線菌(高氏一號(hào)培養(yǎng)基)和真菌(馬丁氏瓊脂培養(yǎng)基)數(shù)量[17]。

1.2.3 統(tǒng)計(jì)分析 用Excel 2010、SPSS 18.0 軟件和Duncan新復(fù)極差法對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行基本計(jì)算、單因素方差分析(One-way ANOVA)和處理間差異性的多重比較，顯著水平設(shè)置為< 0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 堆肥的感官比較及分析測(cè)定

紫莖澤蘭堆置70 ~ 90 d, 生物堆肥處理呈黑褐色和黑色，質(zhì)地松軟，臭味消失，完全腐熟。但是，同時(shí)期的自然堆肥處理未腐熟，呈灰色或灰褐色，紫莖澤蘭的莖桿絕大多數(shù)形態(tài)完好，質(zhì)地堅(jiān)硬、難于折斷，仍保持紫莖澤蘭特有的臭味。

表1可見，自然堆肥的水分、有機(jī)質(zhì)和總養(yǎng)分依次為584.7、414.2和50.7 g/kg，均未達(dá)到NY/525-2011國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)。生物堆肥的水分、有機(jī)質(zhì)、總養(yǎng)分依次為732.8、553.2和63.6 g/kg；Pb、Cd、As、Hg、Cr含量分別是13.25、0.61、3.54、0.26和18.14 mg/kg；除水分含量之外，各項(xiàng)指標(biāo)均符合國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)。此外，生物堆肥的有機(jī)質(zhì)、N、P2O5、K2O含量顯著高于自然堆肥，腐殖酸含量高達(dá)84.2 g/kg。

2.2 土壤有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分

由表2可見，處理間土壤有機(jī)質(zhì)含量依次為M> CFM > CF和CK，變化于17.07~20.81 g/kg。土壤全氮含量范圍0.74~0.87 g/kg；CK最低，施肥處理比CK平均高9.78%~13.78%，但CF、CFM和M處理之間無顯著差異。土壤全磷和全鉀各處理之間均無顯著差異，全磷變化于0.29~0.32 g/kg，全鉀13.41~13.82 g/kg。

表1 紫莖澤蘭和不同堆肥的養(yǎng)分及重金屬含量

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，同行數(shù)據(jù)小寫字母不同表示處理間差異顯著(<0.05)。

表2 土壤有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分變化(g/kg)

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差，同列數(shù)據(jù)小寫字母不同表示處理間差異顯著(<0.05)，下表同。

2.3 土壤有效養(yǎng)分

圖1是培養(yǎng)期間，土壤有效氮、磷、鉀的動(dòng)態(tài)變化。

堿解氮：在培養(yǎng)前期(≤ 30 d)處理間土壤堿解氮含量由高到低的順序是：CF > CFM > M > CK。但隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，CF土壤中的堿解氮大幅度降低，CFM緩慢降低，M小幅度增加，CK無顯著變化，致使堿解氮在后期出現(xiàn)CFM ≈M > CF > CK的現(xiàn)象。

有效磷：處理間CF> CFM > M > CK，隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，有效磷含量持續(xù)提高。培養(yǎng)至120 d，分別比培養(yǎng)初期增加了23.44%(CK)、19.74%(CF)、25.74% (CFM)和23.55%(M)。

有效鉀：處理間M > CFM >CF>CK；在培養(yǎng)期間，土壤有效鉀含量無顯著變化。

2.4 土壤微生物

2.4.1 微生物生物量碳、氮 微生物生物量碳：CFM和M處理顯著高于CF和CK；在培養(yǎng)第5和20 天，CF土壤中的微生物生物量碳顯著高于CK，其余無顯著差異。微生物生物量氮總體上呈單峰變化。在CFM和M處理土壤中，微生物生物量氮的最大值顯著高于CF和CK。CF和CFM的峰值出現(xiàn)在培養(yǎng)第5和10 天，顯著高于CK，然后迅速降低；M和CK的峰值延遲至培養(yǎng)第20天，然后也迅速降低。在培養(yǎng)20 d以后，CF土壤中的微生物生物量氮與CK無顯著差異。

2.4.2 細(xì)菌、真菌、放線菌 培養(yǎng)第45 天，土壤細(xì)菌數(shù)M處理最高，CFM次之，CF和CK最低(二者無顯著差異)，變化于2.28′107~4.43′107cfu/g(表3)。土壤真菌數(shù)M > CFM > CK > CF，高低相差3倍以上。土壤放線菌的變化趨勢(shì)類似真菌，高低相差約5倍。

2.5 土壤酶活性

過氧化氫酶：在CFM和M處理土壤中，過氧化氫酶活性顯著高于CF和CK(圖3)；但在培養(yǎng)第20和30天的土壤中，CF處理的過氧化氫酶活性顯著低于CK，其余時(shí)間無顯著差異。

表3 土壤可培養(yǎng)細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量

酸性磷酸酶：在整個(gè)測(cè)定周期中，除1個(gè)點(diǎn)外(第30 天無顯著差異)，CFM和M處理顯著高于CF和CK，CF和CK之間總體上無顯著差異。在CF、CFM和CK處理的土壤中，隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，磷酸酶活性緩慢上升；在M處理土壤中，培養(yǎng)20 d前磷酸酶活性升至最高，之后降低。

脲酶：在測(cè)定的各個(gè)時(shí)間點(diǎn)，CK處理的土壤脲酶活性無變化。各時(shí)期的CFM、M處理均高于CK，而CF在30 d前高于CK，后期與CK一致。在添加CF、CFM和M的土壤中，隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，脲酶活性先升高，然后下降。

蔗糖酶：CK的土壤蔗糖酶活性隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)呈近似直線下降。CF、CFM和M處理的土壤中，蔗糖酶活性先升高，然后降低；培養(yǎng)30 d后，CF處理的蔗糖酶活性顯著低于CK；在測(cè)定的各個(gè)階段，CFM和M處理的蔗糖酶活性顯著高于CK。

3 討論

3.1 紫莖澤蘭堆肥質(zhì)量

堆肥積制是微生物主導(dǎo)下的生物化學(xué)過程，有機(jī)物料在堆制過程中發(fā)生礦質(zhì)化和腐殖化[18-19]。在相同時(shí)間內(nèi)，自然堆制的紫莖澤蘭未腐熟，推測(cè)其毒物可能抑制了堆肥微生物活動(dòng)，妨礙有關(guān)生物化學(xué)反應(yīng)。但在生物堆肥處理中，腐熟劑中的銅綠假單胞菌能分解苯、菲和芘等芳香族毒物；接種高溫纖維菌增加礦化微生物數(shù)量；添加尿素可調(diào)節(jié)物料碳氮比, 滿足微生物的營(yíng)養(yǎng)需要；硫酸鎂與有機(jī)質(zhì)分解釋放的CO2和NH3分別生成碳酸鎂和硫酸銨，減少氨的揮發(fā)損失；覆膜可保持物料溫度相對(duì)平穩(wěn)，防止降雨積水，減小環(huán)境條件的不良影響。因此，生物堆肥有益于微生物活動(dòng)，促進(jìn)堆肥發(fā)酵，改善堆肥質(zhì)量，使紫莖澤蘭腐熟良好，有機(jī)質(zhì)、氮、磷、鉀、腐殖酸含量顯著高于自然堆肥，其堆肥質(zhì)量達(dá)到國(guó)家NY/525-2011標(biāo)準(zhǔn)(水分例外)，腐殖質(zhì)含量高達(dá)8.42%。

3.2 紫莖澤蘭生物堆肥對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)和氮素養(yǎng)分的影響

添加紫莖澤蘭生物堆肥提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，類似普通有機(jī)肥[20-21]。在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，施用有機(jī)肥有益于增加土壤有機(jī)質(zhì)，培肥土壤，提高作物產(chǎn)量品質(zhì)[22]。在培養(yǎng)前期，土壤堿解氮CF > CFM > M，但隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，CF土壤中的堿解氮大幅度降低，堿解氮CFM ≈ M > CF。說明化肥釋放養(yǎng)分迅速，損失率高；相反，紫莖澤蘭生物堆肥釋放氮素慢，損失少，與普通有機(jī)肥的養(yǎng)分釋放相似[23]。因此，化肥配施紫莖澤蘭生物堆肥施入土壤可達(dá)到長(zhǎng)緩相濟(jì)，滿足作物長(zhǎng)短期營(yíng)養(yǎng)需要的目的。

3.3 紫莖澤蘭生物堆肥對(duì)土壤微生物的影響

據(jù)報(bào)道，紫莖澤蘭具有微生物毒性[1,24]，直接施入土壤可能抑制微生物生長(zhǎng)繁殖。但是，在培養(yǎng)試驗(yàn)中，將紫莖澤蘭生物堆肥加入土壤，提高了微生物生物量碳氮；在CFM和M處理的土壤中，細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量增加。說明生物堆肥降解了紫莖澤蘭體內(nèi)的微生物毒物，施入土壤后促進(jìn)了微生物生長(zhǎng)繁殖，與普通有機(jī)肥對(duì)土壤微生物的影響類似[25-27]。但在CF處理的土壤中，培養(yǎng)前期的微生物生物量氮顯著高于CK，而微生物生物量碳總體上與CK無顯著差異。說明在添加CF的土壤中，微生物生物量碳氮比前后期不同，微生物種群結(jié)構(gòu)不一樣。前人研究表明，化學(xué)氮肥施入土壤之后，可活躍氨化、硝化和反硝化微生物，促進(jìn)氮素轉(zhuǎn)化或?qū)е碌負(fù)p失；當(dāng)土壤含氮量降低之后，這些微生物的數(shù)量隨之減少[28-29]，這可能是微生物生物量碳氮比前后期不同的原因之一。需要指出的是，土壤中棲息著約107種微生物，包括固氮、溶磷、解鉀、促生、抗菌等多種有益微生物，紫莖澤蘭堆肥和化肥對(duì)它們的影響尚需進(jìn)一步評(píng)估。

土壤微生物分泌各種酶類，土壤酶活性反映土壤微生物活力狀況[30-32]。在添加紫莖澤蘭堆肥的土壤中，過氧化氫酶、脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性提高，意味著土壤微生物數(shù)量增加，活性增強(qiáng)，與秸稈還田和施用有機(jī)肥增加土壤微生物數(shù)量，提高土壤酶活性的結(jié)果一致[33-35]。在CF處理中，培養(yǎng)前期的脲酶和蔗糖酶活性增強(qiáng)，但后期與CK無顯著差異。土壤脲酶催化尿素水解[36-37]，有益于將CF處理中的尿素轉(zhuǎn)化成NH3。蔗糖酶可作為有機(jī)質(zhì)礦化的重要標(biāo)志之一[16]，故在未添加有機(jī)質(zhì)的CF處理中，蔗糖酶活性增強(qiáng)意味著土壤本身的有機(jī)質(zhì)發(fā)生礦化，由此可解釋長(zhǎng)期大量單施氮肥造成土壤有機(jī)質(zhì)降低的現(xiàn)象。

4 結(jié)論

紫莖澤蘭生物堆肥的質(zhì)量?jī)?yōu)于自然堆肥，除水分含量之外，其余指標(biāo)符合國(guó)家NY/525-2011有機(jī)肥料標(biāo)準(zhǔn)。在土壤中添加紫莖澤蘭生物堆肥，提高土壤有機(jī)質(zhì)、堿解氮和微生物生物量碳氮含量，增加細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量，增強(qiáng)土壤酶活性，故紫莖澤蘭生物堆肥對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)、氮、微生物生物量及活性的影響類似于普通有機(jī)肥。

[1] 陳永霞. 紫莖澤蘭的危害與開發(fā)利用[J]. 草業(yè)與畜牧, 2009(3): 44–46

[2] Wan F H, Liu W X, Guo J Y, et al. Invasive mechanism and control strategy of(Sprengel)[J]. Science China(Life Sciences), 2010, 53(11): 1291–1298

[3] 桂富榮, 蔣智林, 王瑞, 等. 外來入侵雜草紫莖澤蘭的分布與區(qū)域減災(zāi)策略[J]. 廣東農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012, 39(13): 93–97

[4] 李永明, 李正躍, 葉敏. 紫莖澤蘭不同部位的化學(xué)成分及其生物活性[J]. 云南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2008, 23(1): 42–46

[5] 王亞麒, 焦玉潔, 陳丹梅, 等. 紫莖澤蘭浸提液對(duì)牧草種子發(fā)芽和幼苗生長(zhǎng)的影響[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(2): 150–159

[6] 朱先洲. 入侵植物紫莖澤蘭資源化利用進(jìn)展[J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012, 51(14): 2905–2907

[7] 焦玉潔, 桑宇杰, 楊磊, 等. 新鮮和腐熟紫莖澤蘭對(duì)三種茄科蔬菜生理和辣椒產(chǎn)量品質(zhì)的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016, 49(5): 874–884

[8] 羅瑛, 劉壯, 高玲, 等. 紫莖澤蘭的有機(jī)肥品質(zhì)評(píng)價(jià)[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2009, 25(7): 179–182

[9] 歐陽華, 王厚德. 紫莖澤蘭生物有機(jī)肥的制備方法. 中國(guó): 021334412[P]. 2003-01-08

[10] 劉興林, 胡金朝, 白潔, 等. 紫莖澤蘭脫毒工藝及其腐熟肥料的應(yīng)用[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2014, 30(20): 149–153

[11] 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)部. 有機(jī)肥料(NY/525-2011)[S]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2011

[12] 國(guó)家煙草專賣局. 煙草及煙草制品石油醚提取物的測(cè)定(YC/T 176-2003)[S]. 北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 2003

[13] 中華人民共和國(guó)國(guó)家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局. 煤中腐植酸產(chǎn)率測(cè)定方法(GB/T 11957-2001)[S]. 北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 2001

[14] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 3版. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000

[15] 孫凱, 劉娟, 凌婉婷. 土壤微生物量測(cè)定方法及其利弊分析[J]. 土壤通報(bào), 2013, 44(4): 1010–1015

[16] 關(guān)松蔭. 土壤酶及其研究法[M]. 北京: 農(nóng)業(yè)出版社, 1986

[17] 許光輝, 鄭洪元. 土壤微生物分析方法手冊(cè)[M]. 北京: 農(nóng)業(yè)出版社, 1986: 255–258

[18] 陳亞楠, 張長(zhǎng)華, 梁永江, 等. 玉米秸稈堆肥的田間積制和原位還田肥效[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 25(12): 3504–3513

[19] Song C, Jia X, Li M, et al. Comprehensive evaluation of co-composting fermentation effect of biogas residue mixed withlivestock manure[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2013, 29(24): 227– 234

[20] Lü M R, Li Z P, Che Y P, et al. Soil organic C, nutrients, microbial biomass, and grain yield of rice (L.) after 18 years of fertilizer application to an infertile paddy soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 2011, 47(7): 777–783

[21] 吳其聰, 張叢志, 張佳寶, 等. 不同施肥及秸稈還田對(duì)潮土有機(jī)質(zhì)及其組分的影響[J]. 土壤, 2015, 47(6): 1034–1039

[22] 許小偉, 樊劍波, 陳晏, 等. 不同有機(jī)無機(jī)肥配施比例對(duì)紅壤旱地花生產(chǎn)量、土壤速效養(yǎng)分和生物學(xué)性質(zhì)的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(18): 5182–5190

[23] Li Z P, Liu M, Wu X C, et al. Effects of long-term chemical fertilization and organic amendments on dynamics of soil organic C and total N in paddy soil derived from barren land in subtropical China[J]. Soil and Tillage Research, 2010, 106(2): 268–274

[24] 夏澤敏, 楊峰波, 周衡剛, 等. 紫莖澤蘭化學(xué)成分的分離鑒定及抑菌活性測(cè)定[J]. 廣東農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012, 39(9): 109–111

[25] 臧逸飛, 郝明德, 張麗瓊, 等. 26年長(zhǎng)期施肥對(duì)土壤微生物量碳、氮及土壤呼吸的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(5): 1445–1451

[26] 李輝, 張軍科, 江長(zhǎng)勝, 等. 耕作方式對(duì)紫色水稻土有機(jī)碳和微生物生物量碳的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(1): 247–255

[27] 王利利, 董民, 張璐, 等. 不同碳氮比有機(jī)肥對(duì)有機(jī)農(nóng)業(yè)土壤微生物生物量的影響[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2013, 21(9): 1073–1077

[28] 吳凡, 李傳榮, 崔萍, 等. 不同肥力條件下的桑樹根際微生物種群分析[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 28(6): 2675–2678

[29] 劉苗, 孫建, 李立軍, 等. 不同施肥措施對(duì)玉米根際土壤微生物數(shù)量及養(yǎng)分含量的影響[J]. 土壤通報(bào), 2011, 42(4): 816–821

[30] 趙軍, 耿增超, 尚杰, 等. 生物碳及炭基硝酸銨對(duì)土壤微生物量碳、氮及酶活性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(8): 2355–2362

[31] 陳桂芬, 劉忠黃, 黃雁飛, 等. 不同施肥處理對(duì)連作蔗田土壤微生物量、土壤酶活性及相關(guān)養(yǎng)分影響[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2015, 46(12): 2123–2128

[32] 陶磊, 褚貴新, 劉濤, 等. 有機(jī)肥替代部分化肥對(duì)長(zhǎng)期連作棉田產(chǎn)量、土壤微生物數(shù)量及酶活性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(21): 6137–6146

[33] 周禮愷, 張志明, 曹承綿. 土壤酶活性的總體在評(píng)價(jià)土壤肥力水平中的作用[J]. 土壤學(xué)報(bào), 1983, 20(4): 413–417

[34] 陳歡, 李瑋, 張存嶺, 等. 淮北砂姜黑土酶活性對(duì)長(zhǎng)期不同施肥模式的響應(yīng)[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014, 47(3): 495–502

[35] Niu L A, Hao J M, Zhang B Z, et al. Influences of long-term fertilizer and tillage management on soil fertility of the North China Plain[J]. Pedosphere, 2011, 21(6): 813–820

[36] 曲均峰, 王國(guó)忠, 傅送保, 等. 控釋尿素對(duì)土壤氨揮發(fā)及脲酶活性和氮淋溶的影響[J]. 貴州農(nóng)業(yè)科學(xué), 2015, 43(7): 97–100

[37] 楊陽, 吳左娜, 張宏坤, 等. 不同培肥方式對(duì)鹽堿土脲酶和過氧化氫酶活性的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2013, 29(1): 84–88

Quality ofCompost and Effects on Organic Matter, Nutrients, and Microbes in Soil

SUI Zongming, YIN Jie, LI Xuan, YUAN Ling*

(College of Resources and Environment, Southwest University, Chongqing 400716, China)

, a most harmful invasive plant in China, contains toxicants to microbes. It is beneficial to economical and effective elimination this plant by the harmless treatment and resource utilization. In this paper, the qualities ofbio-compost and natural compost were measured, thenbio-compost (M), chemical fertilizer (CF) and bio-compost+chemical fertilizer (CFM) were added into soil to study their influences on soil organic matter, nutrients and microbes by incubation method in order to get information on the evaluation of M quality, microbial toxicity and fertilizer efficiency. The results showed that M was conformed to NY525-2011 (the National Standard of Organic Fertilizer) except moisture higher than that of Standard. M quality was better than natural compost. During 120 day incubation, CF decreased the quantities of fungi and actinomycetes in contrast to bacteria which changed little. Providing soil with CFM or M increased organic matter, microbial carbon and nitrogen, and the quantities of bacteria, fungi and actinomycetes in soils. In the soil with CF, alkaline-hydrolyzed N and the activities of soil urease and sucrase in early incubation stage were much higher than CK (blank control), but became similar to CK in the late stage. In the soil with CFM or M, alkaline-hydrolyzed N was higher than CK and changed gently in whole incubation period, the activities of soil catalase, urease, acid phosphatase and sucrose were higher than CF and CK. Therefore, the influence of M on soil organic matter, nutrients, and microbial biomass and soil enzyme activity was similar to common organic fertilizers.

; Compost; Soil; Microbes

10.13758/j.cnki.tr.2017.03.015

S141.4

A

國(guó)家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展計(jì)劃(973計(jì)劃)項(xiàng)目(2013CB127405)和四川省煙草公司科技項(xiàng)目(201551340027159)資助。

(lingyuanh@aliyun.com)

隋宗明(1994—)，男，吉林通化人，碩士研究生，主要研究方向?yàn)橹参餇I(yíng)養(yǎng)與肥料。E-mail: szmlvqy@163.com