1 引言(Introduction)

目前, 北京地区大部分林地土壤肥力相对较差, 城市绿地、郊区果园和森林林地土壤贫瘠, 对林地土壤具有改良作用的有机肥的需求量十分巨大.园林废弃物、城市污泥富含有机质、氮、磷等养分及有益微生物菌群, 若合理利用, 可以提高土壤肥力, 改良土壤结构(Garcia et al., 2006；Lu et al., 2014), 并为消纳和循环利用城市废弃物提供有效策略(Thomas et al., 2006；Lakhdar et al., 2012)；而且园林废弃物和城市污泥堆肥化利用在国内外已经得到普遍认可(Chen et al., 2012；Yoshida et al., 2013).然而这两种物质各自存在不足, 陈耀宁等(2007)认为园林废弃物的主要成分是难降解的物质, 含有大量的纤维素、木质素类等, 堆肥效果较差；莫测辉等(2000)指出, 城市污泥含有重金属等有害物质(Lakhdar et al., 2008).若将城市污泥与园林废弃物混合后进行堆肥, 不仅可以弥补各自存在的不足, 还有助于提高综合堆肥效果.相关研究表明, 土壤微生物生物量可表征生态系统的稳定性, 土壤酶可以反映土壤微生物的总体活性, 两者易受环境中化学、生物及物理等因素的影响, 对人为因素和自然引起的变化特别敏感, 是反映土壤质量的敏感指标(Vig et al., 2003).

目前将城市污泥、园林废弃物进行混合堆肥处理的技术在国内外还处于研发阶段(Moretti et al., 2015), 混合堆肥产品的施用量标准及相关方法有待进一步探究.本文在相关研究的基础之上, 选取紫穗槐为研究对象进行田间实验, 通过观测不同堆肥产品及不同施用量对林地土壤微生物量碳、氮含量及酶活性的影响, 从而了解堆肥产品对土壤质量及肥力的影响, 为今后北京市这两种废弃物的安全合理利用提供依据.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究地概况

试验地位于北京市延庆县蔡家河平原造林区, 北纬40°28′, 东经115°53′, 海拔495 m, 属大陆性季风气候.多年来年平均温度在8.5 ℃左右, 一般从6月开始进入盛夏, 7、8月平均气温在23 ℃以上, 最冷季节平均气温为-8.8 ℃.无霜期较短, 全年无霜期在155~165 d左右, 初霜开始于10月下旬, 3月下旬终止.

2.2 实验设计

选择北京市紫穗槐(Amorpha fruticosa L.)造林示范区为研究区.紫穗槐在荒山坡、道路旁、河岸、盐碱地均可生长, 萌芽性强, 根系发达, 可作为水土保持、防护林带的林木使用.

2015年7月选择生境条件相同的3块紫穗槐林地(A、B、C), 每块林地内布设1块10 m×40 m的样地, 再将每块样地划分为10 m×9 m的4块实验小区(a、b、c、d), 各小区间设置1 m宽的缓冲带, 并且选择小区内长势一致的紫穗槐15株进行标记.样地布设完毕后, 采集样地表层土壤进行理化性质测定(表 1).

同年9月对所标记的植株进行施肥处理, 共选择3种不同的堆肥产品(北京市京圃园生物工程有限公司提供：GF(纯园林废弃物)、SGA(V(污泥):V(园林废弃物)=1:3)、SGB(V(污泥):V(园林废弃物)=1:1))进行处理.堆肥产品的基本理化性质见表 2, 样地A、B、C分别施入GF、SGA、SGB堆肥产品.每种堆肥产品设置4种施用梯度, 实验小区a、b、c、d堆肥产品施用量分别为0、5、10、50 kg·株^-1, 分别记作CK、T5、T10、T50.施用堆肥产品时以树干为中心, 挖取深20 cm、半径50 cm的圆形坑, 将堆肥产品均匀施入, 并将土与堆肥产品充分混合回填, 踩实.翌年9月采集样品, 用土钻(d=3.8 cm)在每个标记树种的正北、东南和西南方向距树干20~30 cm的点采取0~20 cm深的土样3份, 去除砾石和可见根系, 每5棵树取样点均匀混合为一份土样, 每个施用梯度共3份重复土样, 取样后于4 ℃冰箱内保存, 用于土壤微生物量碳、微生物量氮含量及酶活性的测定.

2.3 测定指标及方法

土壤基本理化性质参照《土壤农化分析》测定(鲍士旦, 2000).土壤酶活性参照《土壤微生物生态学及其实验技术》测定(姚槐应, 2006), 其中, 脲酶活性采用靛酚比色法测定, 以尿素为基质, 以1 g土样在37 ℃条件下反应24 h水解产生氨基氮(NH₃-N)的质量(mg)表示, 单位为mg·g^-1；碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定, 以1 g土样在37 ℃条件下反应24 h消耗苯酚的质量(mg)表示, 单位为mg·g^-1；脱氢酶活性采用TTC比色法测定, 以1 g土样在37 ℃恒温箱中培养24 h生成的甲臜(TPF)量(μg)为脱氢酶的一个活性单位, 单位为μg·g^-1.

土壤微生物量碳、氮测定：采用氯仿熏蒸提取K₂SO₄法(吴金水, 2006), 对于土壤微生物量碳, BC=EC/0.45, 对于土壤微生物量氮, BN=EN/0.45, 其中, EC、EN分别为用0.5 mol·L^-1 K₂SO₄提取的熏蒸和不熏蒸土样的总碳、总氮之差, 单位为mg·kg^-1(以干土计).

土壤酶指数(Soil Enzymes Index, SEI)可消除因评价指标量纲的差异对土壤酶因子载荷造成的影响, 全面揭示不同处理土壤酶活性的变化规律, 本研究在测定酶活性的基础上采用王兵等(2009)提出的土壤酶指数进行计算, 公式如下：

(1)

(2)

(3)

式中, SEI(x_i)为升型酶(i)隶属度值；x_i表示土壤酶(i)活性值；x_imax和x_imin分别表示土壤酶(i)活性的最大值和最小值；C_i为公因子方差；C为公因子方差之和.在各指标量纲统一化的基础上, 采用加权和法计算土壤酶指数(SEI).

2.4 数据处理

采用Excel 2007进行数据统计分析, 用Origin 9.2进行图表绘制, 采用SPSS 17.0统计软件进行单、双因素方差分析及主成分分析.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 城市污泥与园林废弃物混合堆肥施用对土壤酶活性的影响

如表 3所示, 施入GF后, 脲酶、碱性磷酸酶及脱氢酶活性均在T50处理达到最高, 分别较CK_A提高11.25%、1.05%、1327.41%.施入SGA后, 脲酶及脱氢酶活性均在T50处理中有最大值, 分别为36.89 mg·g^-1、20.68 μg·g^-1；碱性磷酸酶活性在T5处理中最高, 较CK_B提高6.98%, 其他处理与CK_B相比, 无显著性差异.施入SGB后, 整体上提高了脲酶及碱性磷酸酶活性, 各施肥处理均明显不同于CK_C, 但各施肥处理之间区别不明显；脱氢酶活性在T50处理中最高, 较CK_C提高2.56倍, 各处理因施用量的不同, 导致脱氢酶活性差值较大, 达到显著性水平.

通过双因素方差分析, 碱性磷酸酶及脱氢酶活性受到施用量及堆肥产品种类的交互影响, 说明各处理之间碱性磷酸酶及脱氢酶活性不同是施用量及堆肥产品种类共同作用的结果.

王新等(2005)认为污泥中富含N、P、K和各种微量元素, 有机质的含量一般为40%~70%, 高于普通农家肥, 是非常有价值的可利用资源.因此, 将其堆肥化后施用于土壤中, 可以改善土壤质量.但污泥中存在的盐分高和重金属问题需要引起重视, 其施用可能会造成土壤重金属污染(Scora et al., 1997).相关研究表明, 园林废弃物堆肥熟化后, 形成富含羧基等活性官能团的腐殖酸, 能有效吸附有机污染物、金属离子等, 显著缓解污泥中重金属和有机污染等现象(熊雄等, 2008).如果施用污泥与园林废弃物混合堆肥, 可能更有利于改善土壤环境, 提高土壤肥力, 但仍存在重金属污染的风险, 因此, 有必要对其进行安全性评估.

土壤酶活性是表征土壤生物活性的重要指标之一(张焱华等, 2007).脲酶活性可表征土壤的供氮能力, 磷酸酶活性与土壤磷素转化有关(秦俊梅等, 2014), 脱氢酶活性可表征土壤微生物活性的高低, 同时其也可用于简单的毒性检测及作为污染监测的指示物(蔡少华等, 2008).本研究结果表明, 施入不同配比的堆肥产品后, 土壤酶活性均有不同程度的提高, 与王俊华等(2007)、李娟等(2009)的研究结果一致.由于土壤脲酶、磷酸酶及脱氢酶活性均与土壤中重金属含量有一定的负相关性(杨志新等, 2001；滕应等, 2008), 并且对重金属污染的反应比较敏感(滕应等, 2002), 说明施用污泥与园林废弃物混合堆肥产品且施用量达到50 kg·株^-1时对于紫穗槐林地是安全可行的.从研究结果可以看出, 土壤目前不存在重金属累积风险, 但城市污泥中Cu和Zn的含量相对较高, 因此, 后期需要特别注意混合堆肥产品施用可能对土壤造成的污染风险(司莉青等, 2016).在未来研究中应继续跟踪监测土壤中酶活性的变化, 从而探究施用堆肥产品对土壤环境的影响.

3.2 土壤酶指数

周礼恺等(1983)认为, 评价土壤肥力应整体综合考虑土壤酶活性.通过土壤酶指数(SEI)可将实际测定值均转化为0~1的数值, 统一指标量纲, 克服单一酶类反映土壤质量及肥力变化的片面性和局限性(王兵等, 2009), 可以较为全面、客观地反映不同处理对土壤酶活性的影响.

由表 3可知, 施用混合堆肥产品可以整体提高SEI.其中, 施入SGB时, 处理组与CK_C相比提高119.05%~204.76%, 且随着施用量的增加, SEI呈现上升的趋势；在施入SGA且施用量为50 kg·株^-1时, 土壤酶指数最高为0.74, 处理组与CK_B相比提高14.58%~54.17%；施入GF且施用量达到50 kg·株^-1(T50)时, SEI较T10处理组低, 但仍较CK_A提高93.33%, 处理组与CK_A相比提高93.33%~186.67%, 说明施用不同配比、不同量的堆肥产品均可不同程度地提高SEI.依据施用不同堆肥产品后处理组与CK的SEI变化情况, 不同堆肥产品总体上表现为：SGB>GF>SGA.因此, 施用城市污泥与园林废弃物混合堆肥产品后, 有利于改良土壤质量、提高土壤肥力.

3.3 城市污泥与园林废弃物混合堆肥施用对土壤微生物量碳、氮的影响

土壤微生物量反映了土壤微生物新陈代谢的强度, 是表征土壤碳库和氮库的重要指标(张洋等, 2014), 也是评价土壤质量的敏感指标.如表 4所示, 在施入GF、SGA和SGB时, 随着施用量的增加, 土壤微生物量碳(SMBC)和土壤微生物量氮(SMBN)含量均呈现递增趋势, 且均在T50处理达到最大.SMBC含量各施肥处理与CK相比, 分别提高2.32~394.1、43.7~497.67和198.11~284.14 mg·kg^-1, 显著高于CK处理组.各施肥处理的SMBN含量在T50时最大, 分别为160.75、135.52、72.00 mg·kg^-1, 分别是CK处理组的2.26、3.36、1.33倍, 但T5、T10与CK之间的SMBN含量差别不明显.

通过双因素方差分析发现, SMBC和SMBN含量受到施用量及堆肥产品种类的交互影响, 说明SMBC和SMBN含量的不同是施用量及堆肥产品种类共同作用的结果.

本研究表明, 施入不同配比的堆肥产品, 随着施用量的增加, SMBC和SMBN含量均呈现递增的趋势, 且均在T50时达到最高, 说明施入堆肥产品且施用量达到T50时是安全的, 同时表明施用堆肥产品可以显著提高土壤的微生物量碳氮含量(仝少伟等, 2014).随着园林废弃物添加比例的升高(SGB、SGA、GF), T50处理组中的SMBC和SMBN含量分别随之升高, 可能是因为加入园林废弃物能够使堆肥产品孔隙度增大, 为微生物提供较好的栖息环境(Luo et al., 2013), 微生物可以通过同化作用将碳、氮素转入微生物体内暂时固定.

3.4 城市污泥与园林废弃物混合堆肥施用对土壤微生物商的影响

SMBC与TOC的比值称为土壤微生物商(SMQ), 其可以反映TOC向SMBC的转化效率, TOC分解越快, 活性有机碳转化越快, 土壤微生物越活跃, 是反映土壤质量的一项重要指标(姬景红等, 2013；任天志, 2000).如图 1所示, 施入GF、SGA和SGB时, 随着施用量的增加, SMQ均呈现递增的趋势, 较CK分别提高23.46%~86.49%、9.42%~74.89%、72.67%~84.30%, 各施肥处理与CK差异显著.其中, 当施入GF且施用量为50 kg·株^-1时, SMQ最大.本研究结果显示, 各施肥处理均提高了土壤微生物量碳占有机碳的比例, 并且随着施用量的增加有助于提高土壤微生物商, 表明施用堆肥产品后土壤有机碳含量增高, 有机碳周转速率快.依据施用不同堆肥产品后处理组与CK相比SMQ的变化情况, 不同堆肥产品总体上表现为：SGB>GF>SGA.

3.5 土壤微生物活性因子的主成分分析

由表 5可知, 通过主成分分析选取了2个公因子, 累计贡献率达到了92.403%(>80%), 可以较明确地表征施用堆肥产品后土壤的生物活性变化(尚杰等, 2016).公因子1(F1)综合了SMQ、SMBC和SMBN的信息, 与土壤C、N等养分元素的转化和循环有关；公因子2(F2)综合了脱氢酶、脲酶的信息, 与土壤质量有关, 因此, 可以较好地表征林地施用堆肥产品的安全及功效性.

将因子得分以方差贡献率为权数进行加权求和, 得出林地施用不同施用量及不同堆肥产品后土壤生物活性的综合得分(表 6).结果表明, 依据各处理综合得分情况, 不同堆肥产品总体上表现为：SGB>GF>SGA.施入GF、SGA和SGB, 不同处理综合得分均为T50>T10>T5>CK.

4 结论(Conclusions)

1) 本实验利用主成分分析, 减少指标数量, 从而较准确地反映土壤质量.总体来说, 施入SGB且施用量为50 kg·株^-1时, 综合效果最优, 且对于紫穗槐林地是安全可行的.因此, 可考虑将SGB施入林地, 且施用量控制在50 kg·株^-1.

2) 施入GF、SGA和SGB时, SMBC和SMBN均是在施用量50 kg·株^-1时达到最大, 脲酶、碱性磷酸酶、脱氢酶活性在施用堆肥产品后均有不同程度的提高.随着施用量的增加, 土壤酶指数总体上呈现上升的趋势, 表明施用堆肥产品显著增加了土壤微生物量碳、氮含量, 提高了土壤酶活性.