室内恒温条件下稻田土壤中菌渣的分解过程及CO2释放特征*

栗方亮,王煌平,张 青,王利民,安梦鱼,3,罗 涛**

(1.福建省农业科学院土壤肥料研究所 福州 350013; 2.中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展国家重点实验室 南京 210008; 3.福建农林大学资源与环境学院 福州 350002)

室内恒温条件下稻田土壤中菌渣的分解过程及CO2释放特征*

栗方亮1,2,王煌平1,张 青1,王利民1,安梦鱼1,3,罗 涛1**

(1.福建省农业科学院土壤肥料研究所 福州 350013; 2.中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展国家重点实验室 南京 210008; 3.福建农林大学资源与环境学院 福州 350002)

菌渣是栽培食用菌后的下脚料,可作为有机肥再利用。本文通过实验室条件下培养不同比例的菌渣和稻田土壤混合物[不施用菌渣(TS),土壤与菌渣质量比为 10∶1(SM1)、5∶1(SM2)和 2∶1(SM3),全部菌渣(TM)],研究不同处理有机碳和全氮的变化,探讨菌渣在稻田土壤中的分解过程,并分析 CO2释放特征,为菌渣合理利用提供参考。结果表明,在相同培养时间,添加不同比例菌渣处理有机碳和氮含量均比 TS处理高,其中TM处理的有机碳和全氮分别比TS处理提高了10.7倍和11.0倍。有机碳、氮含量的提高量主要依赖于菌渣的添加量。总体来说,各处理随培养时间的延长,由于碳氮的分解,有机碳、氮均有下降趋势; 在35 d后TM处理有机碳氮下降较快。添加菌渣越多,有机碳残留率也越大。在培养63 d后,菌渣有机碳(YC)和氮(YN)的分解残留率与菌渣添加量(X)的关系式分别为:YC=71.26X-0.607 5,r2=1.000 0**和YN=74.039X-0.413 3,r2=0.999 9**。各处理土壤CO2释放速率均表现出先增后降然后趋于稳定趋势。菌渣用量越高,CO2释放速率越高,各处理在不同培养时间CO2释放速率均表现为TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS。在第7 d时各处理CO2释放速率最高,在第14 d时渐渐处于平稳下降状态,培养35 d后,各处理土壤有机碳矿化强度很小,大部分有机碳被固定在土壤中,其中TM处理有机碳矿化强度最小。总之,还田菌渣越多,土壤中被固定的碳越多。

菌渣; 稻田土壤; 有机碳; 全氮; 分解过程; CO2释放

我国是食用菌的主产国,每年因此产生的菌渣数量巨大[1]。菌渣是栽培食用菌后的下脚料[2-3],含有丰富的纤维素、木质素、维生素、抗生素、矿质元素和其他生物活性物质等[2,4],可作为有机肥料或土壤改良剂还田再利用,还可用于植物激素提取、动物饲料、能源原料[3,5-6]、作物育苗和生长基质等[7-9]。有关菌渣还田方面的研究主要以施用菌渣后植物生理指标变化为主,如已有研究表明,施用菌渣可提高菠萝[Ananas comosus(Linn.) Merr.]叶长、叶片数、叶面积、株高等生理指标[6]。姬松茸(Agaricus blazeiMurr.)和香菇[Lentinus edodes(Berk.) sing]菌渣可以促进莴苣(Lactuca sativaL.)生长和土壤修复[10],40%的菌渣用量对甜瓜(Cucumis meloL.)幼苗生长最好[11]。菌渣的施用还可提高土壤微生物生物量碳和葡萄糖的含量[12-13],提高微生物的多样性和酶活性[11],在一定程度上可改变土壤团聚体分布[14]。而对于菌渣的分解特征方面则研究的较少。

土壤CO2的释放是生态系统碳收支的重要组成部分之一[15-16]。施用有机物料能够促进土壤 CO2排放[17-21]。土壤CO2的释放随着土壤有机碳的增加而增加[22-24]。菌渣等有机物料还田后,一部分作为土壤有机碳的来源被土壤固定下来,另一部分被固定的碳通过微生物的周转,又被以CO2形式释放到大气中[25]。Medina等[26]发现施用菌渣增加了土壤呼吸速率和磷酸酶活性。也有研究表明菌渣的施用并没有显著提高土壤CO2释放[13,16],可能由于土壤呼吸受土壤类型、湿度、温度等限制[27],因此还需要进一步深入研究。

土壤有机质是平衡施肥的一个重要指标,其形成量不仅取决于进入土壤的有机肥料数量,还取决于其腐解残留率的大小[28]。摸清菌渣的分解规律,对科学地补偿和更新土壤有机质,制定合理的菌渣培肥措施具有一定的理论和实际意义。尽管施用有机肥可以显著增加 CO2的排放量[17-18,29],但不同有机物料中碳的转化特征不同。而对于菌渣在稻田土壤中的施用效果及分解过程、菌渣的施用量与土壤呼吸的关系及CO2释放特征,目前仍然研究得较少。本文即利用稻田施用菌渣定位试验基地为依据,在实验室条件下探索菌渣在土壤中的分解过程及 CO2释放特征,弄清菌渣施用量与土壤有机碳分解过程的定量关系,以期为土壤有机碳循环和 CO2源汇特征的理论奠定基础,为科学施用菌渣提供理论依据,对土壤与农业的可持续发展具有一定的意义。

1 材料与方法

1.1 采样区自然概况

采集的水稻土来自菌渣肥施用长期定位观测站,该站位于福建省龙海市角美台商投资区龙江村(117°53′46″E,24°34′16″N)。于2007年开始种植双季稻,水稻品种为杂交水稻‘丰两优1号’。试验初始时土壤基础化学性状为: pH 6.07,有机碳9.66 g·kg–1,全氮 2.70 g·kg–1,碱解氮 101.2 mg·kg–1,有效磷35.42 mg·kg–1,速效钾99.03 mg·kg–1。

供试菌渣来自当地双孢蘑菇栽培户,经过预处理粉碎测定其有机碳、全氮、全磷和全钾含量为398.45 g·kg–1、18.8 g·kg–1、4.61 g·kg–1和6.37 g·kg–1,碳氮比为33.2。

1.2 试验设计与样品采集

试验共设计5个处理。处理1: 不施用蘑菇菌渣(TS),全部为水稻土; 处理 2: 按土壤∶蘑菇菌渣= 10∶1(SM1)的质量比在水稻土加入蘑菇菌渣; 处理3: 按土壤∶蘑菇菌渣=5∶1(SM2)的质量比在水稻土加入蘑菇菌渣; 处理 4: 按土壤∶蘑菇菌渣=2∶1 (SM3)质量比在水稻土加入蘑菇菌渣; 处理 5: 全部菌渣(TM),处理全部为蘑菇菌渣,3次重复。

分别称取以上比例过2 mm筛的水稻土和菌渣,充分混匀,每处理合计共200 g,置于1 000 mL塑料瓶中,调节土壤水分为田间饱和持水量的 70%,预培养 7 d,预培养环境同培养条件,目的是使土壤微生物活化。塑料瓶用保鲜膜封口以保持水分不致快速蒸发,并针扎若干小孔以保证通气,然后置于 25 ℃的恒温培养箱中培养,培养期间定期补水以维持试验设定的水分含量。在培养过程中的第7 d、21 d、35 d、49 d、63 d取样,取样时先将塑料瓶内土渣样品充分混匀,取样量约30 g,样品于4 ℃下冷藏保存,并尽快进行相关指标的分析测定,3次重复。

另分别称取以上比例过2 mm筛的水稻土和菌渣混合物,每处理50 g,置于1 000 mL培养瓶中平铺于瓶底部,调节土壤含水量为土壤最大持水量的70%。预培养7 d后,将盛有5 mL 0.6 mol·L–1NaOH溶液的特制容量瓶小心地置于培养瓶内,将培养瓶加盖密封,于(28±1) ℃的恒温箱中培养。在培养的第1 d、3 d、7 d、14 d、21 d、28 d、35 d取出容量瓶,洗至锥形瓶中,加入1 mol·L–1BaCl2溶液2 mL,加两滴酚酞指示剂,用标准酸滴定至红色消失,计算CO2的释放量[30],3次重复。

1.3 测定方法

土壤碳、氮的测定: 取样土壤烘干称重后磨细过 100目筛,进行土壤碳、氮含量的测定。有机碳用H2SO4-K2CrO7外加热法测定,全氮用凯氏法测定[31]。

1.4 数据处理与统计分析

有机物料菌渣有机碳和氮的分解残留率计算公式为:

式中:rC和rN分别表示有机碳和有机氮残留率,g1C和g1N分别表示物料菌渣加土经一定时间分解后的碳和氮含量,g2C和g2N分别表示对照土壤经一定时间分解后的碳、氮含量,gC和gN分别表示加入的物料菌渣的碳、氮含量[32-33]。

土壤CO2释放速率[mg(C)·kg–1·d–1]为单位质量土壤(干土)单位时间内矿化释放的碳量(CO2-C)。土壤CO2累积释放量[mg(C)·kg–1]为单位质量土壤(干土)在某段培养期内土壤矿化释放的总碳量(CO2-C)。土壤有机碳矿化强度(矿化率)为在一定时间内土壤CO2累积释放量与土壤有机碳含量的比值。

由于在培养期间供试土壤的有机碳、氮也发生分解,添加的菌渣质量则因矿化分解而下降,因此在计算中均进行了校正(减去了对照土壤)。

采用Microsoft Excel软件进行数据整理,采用SPSS 16.0和DPS (v3.01专业版)软件相结合进行统计分析。

图1 添加不同比例菌渣后不同时间水稻土有机碳含量的变化Fig.1 Changes of organic carbon contents in paddy soil after adding different proportions of spent mushroom substrates for different times

2 结果与分析

2.1 添加不同比例菌渣后土壤有机碳含量

从图1可见,在同一时间,添加不同比例菌渣后均能提高土壤有机碳的含量,且添加菌渣越多,土壤有机碳含量越高,土壤有机碳大小具体表现为: TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS,有机碳含量的提高量主要依赖于菌渣的添加量,且在同一时间,不同处理间土壤有机碳含量均达到显著水平。

在培养 63 d后,不同比例菌渣 SM1、SM2和SM3处理土壤有机碳分别比不施蘑菇菌渣 TS处理提高86.7%、171.4%和351.4%,而全部菌渣处理TM有机碳比TS处理提高了10.7倍。

在35 d之后,TM处理有机碳下降相对较快,如49 d比35 d下降9.8%,差异显著。总体来说,添加不同比例菌渣后,随着培养时间的延长,土壤有机碳有下降趋势,但差异不太明显(TM 处理除外),主要是由于碳的分解比较缓慢。

2.2 添加不同比例菌渣后有机碳分解残留率

如图2所示,在同一培养时间,添加菌渣越多,土壤有机碳残留率越高,土壤有机碳残留率具体表现为: TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS,且在同一时间,不同处理间有机碳残留率均达到显著差异。

图2 添加不同比例菌渣后不同时间水稻土碳的分解残留率的变化Fig.2 Changes of decomposition rates of carbon in paddy soil after adding different proportions of spent mushroom substrates for different times

添加不同比例菌渣后,经过63 d的培养,不同处理中有机碳的分解是先经历相对快速分解的阶段,之后进入相对缓慢分解阶段(图2)。添加菌渣越多,有机碳分解残留率也越大。在培养第7 d时，SM1、SM2、SM3和TM处理的有机碳分解残留率分别为7.09%、13.39%、28.76%和94.33%,在培养第63 d时,SM1、SM2、SM3和TM处理的有机碳分解残留率分别为5.73%、11.34%、23.25%和70.62%。在63 d的培养后,不同比例菌渣有机碳分解残留率与菌渣添加量呈极显著正相关(YC=71.26X–0.607 5,r2=1.0**)。

2.3 添加不同比例菌渣后土壤全氮含量

土壤全氮含量通常用于衡量土壤氮素的基础肥力,可反映土壤氮素的储备情况。从图3可见,在同一时间,添加不同比例菌渣后均能提高土壤全氮的含量,且添加菌渣越多,土壤全氮含量越高,土壤全氮大小具体表现为: TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS,氮含量的提高量主要依赖于菌渣的添加量,且在同一时间,不同处理间全氮含量均达到显著水平。

在培养63 d后,SM1、SM2和SM3处理的土壤全氮量分别比 TS处理提高 95.3%、186.7%和362.4%(图3),而TM处理的土壤全氮量比TS处理提高11倍。总体表现为,添加菌渣后,随着培养时间的延长,各处理土壤全氮有下降趋势,但差异不太明显,主要是由于氮的分解比较缓慢; TM处理在35 d之后则土壤全氮下降相对较快,如49 d比35 d下降10.9%,差异显著。

图3 添加不同比例菌渣后不同时间水稻土全氮含量的变化Fig.3 Changes of total nitrogen contents in paddy soil after adding different proportions of spent mushroom substrates for different times

2.4 添加不同比例菌渣后土壤氮分解残留率

氮分解残留率是指有机物料中的有机氮矿化分解一定时间后的残留率[33]。如图4所示,在同一培养时间,添加菌渣越多,土壤氮分解残留率越高,土壤氮分解残留率具体表现为: TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS,且在同一时间,不同处理间氮分解残留率均达到显著差异。

由图4可以看出,添加不同比例菌渣后,经过63 d的培养,氮的分解趋势与有机碳大体相同,不同处理中氮的分解也是先经历相对快速分解阶段,之后进入相对缓慢分解阶段。在培养第7 d时，SM1、SM2、SM3和TM处理氮分解残留率分别为7.17%、13.40%、27.05%和91.36%; 当培养第63 d时,SM1、SM2、SM3和TM处理氮分解残留率分别为6.28%、12.29%、23.87%和73.70%。在63 d的培养后,不同处理菌渣氮的分解残留率与菌渣添加量呈极显著正相关(YN=74.039X–0.413 3,r2=0.999 9**)。

图4 添加不同比例菌渣后不同时间水稻土氮的分解残留率的变化Fig.4 Changes of decomposition rates of nitrogen in paddy soil after adding different proportions of spent mushroom substrates for different times

2.5 添加不同比例菌渣后 CO2释放速率和释放量的变化

添加不同比例菌渣后，各处理土壤CO2释放速率随培养时间的动态变化如图5所示。35 d的培养期内,各处理土壤 CO2释放速率均表现为先增加后降低然后趋于稳定的趋势。菌渣用量越高,CO2释放速率越高,且各处理在第7 d时的CO2释放速率最高,如TM处理在第7 d时为67.23 mg(C)·kg–1·d–1,其次为SM3处理为55.89 mg(C)·kg–1·d–1,且各处理在第7 d时CO2释放速率与其他培养时间的CO2释放速率差异显著(P＜0.05)。各处理在第14 d时渐渐处于平稳下降的状态。各处理在各培养时间的CO2释放速率大小为TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS。

图5 添加不同比例菌渣后不同时间水稻土CO2释放速率(a)和累积释放量(b)的变化Fig.5 Changes of CO2release rates (a) and cumulative release rates (b) in paddy soil after adding different proportions of spent mushroom substrates for different times

土壤有机碳累积矿化释放的CO2-C量是在一定时间内土壤有机碳矿化为无机碳后所释放的CO2数量(每千克干土释放的 CO2-C释放量计),它是土壤有机碳矿化速率的表征之一[34]。总体表现为，各处理土壤 CO2的累积释放量呈前期增长快,后期增长慢的趋势(图5),与 CO2释放速率的变化规律相符合。经过35 d的培养,各处理土壤CO2累积释放量大小顺序为 TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS,且各处理之间差异显著。添加菌渣各处理(TM、SM3、SM2、SM1)分别比TS处理土壤CO2累积释放量高8.9倍、6.4倍、3.5倍和2.0倍。

2.6 添加不同比例菌渣后土壤有机碳矿化强度变化

土壤有机碳矿化强度(矿化率)为在一定时间内土壤 CO2累积释放量与土壤有机碳含量的比值[34-35]。从图6可以看出,经过35 d的培养，添加不同比例菌渣处理的土壤有机碳矿化强度很小,大部分有机碳被固定在土壤中。不同土渣比(SM1、SM2、SM3)的土壤有机碳矿化强度分别比 TS处理高 57.61%、49.08%和41.07%,且达到显著差异(P＜0.05),但SM1、SM2、SM3处理之间差异并不显著; 而TM处理土壤有机碳矿化强度最小,且与其他处理差异显著。

图6 添加不同比例菌渣后不同时间水稻土的有机碳矿化强度Fig.6 Mineralization intensities of organic carbon in paddy soil after adding different proportions of spent mushroom substrates for different times

3 讨论

3.1 菌渣在稻田土壤中的分解规律

有机物料的分解速率是评价有机物料在保持和改善土壤有机质状况、土壤肥力等方面所需的一项重要指标。它受有机物料的种类、化学组成、土壤类型和分解环境等多种因素影响[36]。探明有机肥料的分解规律,对科学地补偿和更新土壤有机质,制定合理的培肥措施等具有一定的理论和实际意义[28]。

当不同类型有机肥在等量施用时,由于其来自不同动、植物,所含有的碳、氮等元素成分质量并不相同,施用后也可能造成不同的土壤 CO2排放量和分解速率。如李传章[24]研究发现玉米秸秆分解速率最快,年分解率达到 74.53%; 草炭分解最慢,年分解率仅为 28.31%,这可能与有机物料的性质及C/N差异有关,草炭本身性质稳定,最难分解。本研究发现,添加不同比例菌渣后,经过 63 d的培养,不同处理有机碳和氮的分解是先有一个相对快速分解阶段,之后进入相对缓慢分解阶段。这主要是因为在分解前期菌渣中的可溶性有机物较多,加之菌渣还田为微生物提供了大量的碳源和能源,微生物数量增多,活性增强,随着腐解的进行,菌渣中可溶性有机物逐渐减少,且微生物活性随着有机物料的消耗而降低,菌渣的腐解也就随之变慢[37]。同样柳敏等[32]研究玉米秸秆和猪粪的分解进程发现,有机物料中有机碳和有机氮的分解进程与本研究一致。本研究还发现,有机碳的分解残留率稍微低于氮,这一方面是因为分解过程中碳的损失大于氮,另一方面是因为具有高C/N的物料在分解过程中可能发生自生固氮作用[36]。而柳敏等[32]证明秸秆和猪粪等有机物料中有机氮的矿化速率均明显低于有机碳,其有机氮的残留率远高于有机碳,猪粪处理分解缓慢,其C/N值接近土壤腐殖质的C/N,约为10,已完成其腐殖化过程,其有机碳的分解残留率远高于玉米秸秆处理。这说明,有机物料类型(不同 C/N比)、不同气候类型、不同土壤性质都是影响有机碳和有机氮分解残留率不同的因素。

总体来说,本研究证明添加菌渣的分解速率比添加其他有机物料要慢。同样娄燕宏等[33]研究发现菌渣处理分解缓慢,其氮的分解残留率远高于鸡粪。菌渣处理分解缓慢的原因,一方面可能是由于易分解的氮在出菇的过程中已有一部分完成矿化分解; 另一方面可能是高 C/N的有机物料在分解过程中矿质氮可能重新被土壤微生物吸收,成为微生物固持的氮[32]。

3.2 添加菌渣后土壤CO2的释放特征

土壤有机碳矿化是土壤有机碳循环的重要过程,是有机碳输出的重要途径,直接影响到土壤中养分元素释放与供应、CO2气体的排放等[34,37]。土壤有机碳矿化强度能反映土壤中有机质分解及土壤养分供应状况[37]。大量研究表明施用有机物料能够促进土壤中CO2的释放[17-18]。

如戴万宏等[38]发现施用厩肥和秸秆的土壤 CO2释放量明显高于不施肥处理。李梦雅等[39]的研究表明,不同施肥处理红壤潜在有机碳矿化 CO2-C释放量的大小顺序为施有机肥＞有机肥配合化肥＞秸秆还田配合化肥＞不施肥。施入秸秆和有机肥而导致的CO2排放量的增加,并不对大气 CO2升高有直接贡献,相反可以增加土壤对碳的固定,缓解土壤碳释放对大气CO2浓度升高的影响[39]。本研究结果表明,添加不同比例菌渣后在 35 d的培养期内,各处理土壤CO2释放速率均表现出先增加后降低然后趋于稳定的趋势,与前人研究的添加秸秆等结果类似[23,35,40-42]。这主要是因为添加菌渣后,由于食用菌菌渣中富含蛋白质、氮磷钾、以及中、微量元素等主要营养元素,还含有灰分、粗脂肪、粗蛋白、粗纤维和多种氨基酸等。菌渣作为外援有机物施入土壤,为微生物提供易利用的营养物质和能源物质,从而促进了土壤呼吸。在前期,菌渣和土壤中易分解组分快速分解,土壤有机碳的矿化速率和矿化量增长迅速,但是随着培养时间的延长,易分解组分被微生物利用殆尽,开始转向利用较难分解组分,矿化速率随之减缓,有机碳分解量也相应下降。

添加不同比例菌渣培养35 d后,土壤有机碳矿化强度均很小,大部分有机碳被固定在土壤中,其中 TM 处理有机碳矿化强度最小,这说明还田菌渣越多,被固定的碳越多,这与秸秆还田效果类似[23]。

4 结论

在同一时间,添加不同比例菌渣后均能提高土壤有机碳和全氮的含量,且添加菌渣越多,土壤有机碳和全氮含量越高,土壤有机碳和全氮大小具体表现为: TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS,有机碳、氮含量的提高量主要依赖于菌渣的添加量,且在同一时间,不同处理间土壤有机碳和全氮均达到差异显著水平。

总体来说,各处理随培养时间的延长,由于碳氮的分解,有机碳、氮均有下降趋势。添加不同比例菌渣后,经过63 d的培养,不同处理有机碳和氮的分解是先有一个相对快速分解阶段,之后进入相对缓慢分解阶段。在培养 63 d后,菌渣有机碳(YC)和氮(YN)的分解残留率与菌渣添加量(X)的关系式分别为:YC=71.26X-0.607 5,r2=1.000 0**和YN=74.039X-0.413 3,r2=0.999 9**。各处理土壤CO2释放速率均表现出先增后降然后趋于稳定趋势。菌渣用量越高,CO2释放速率越高,各处理在不同培养时间 CO2释放速率均表现为TM＞SM3＞SM2＞SM1＞TS。在第7 d时各处理CO2释放速率最高,在第14 d时渐渐处于平稳下降状态,培养 35 d后,各处理土壤有机碳矿化强度很小,大部分有机碳被固定在土壤中,其中TM处理有机碳矿化强度最小,还田菌渣越多,被固定的碳也越多。

本研究是在室内、小样本、恒温培养条件下进行的,而在大田条件下,影响菌渣的分解及土壤CO2释放的因素比较复杂,因此还需要进一步验证。

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Decomposition process and CO2release characteristics of spent mushroom substrate in paddy soils*

LI Fangliang1,2,WANG Huangping1,ZHANG Qing1,WANG Limin1,AN Mengyu1,3,LUO Tao1**
(1.Institute of Soil and Fertilizer,Fujian Academy of Agricultural Sciences,Fuzhou 350013,China; 2.State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture,Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences,Nanjing 210008,China; 3.College of Resources and Environmental Sciences,Fujian Agriculture and Forestry University,Fuzhou 350002,China)

Spent mushroom substrate (SMS),leftovers after cultivation of mushroom,could serve as an organic fertilizer.Inthis study,different proportions of SMS were mixed into paddy rice soils under laboratory conditions to study the relationship between application of SMS and soil organic carbon decomposition,and further provide reference for the rational utilization of SMS for sustainable agricultural development.The study consisted of 5 treatments—no SMS application (TS),SMS mix with paddy rice soil at 10∶1 (SM1),SMS mix with paddy rice soil at 5∶1 (SM2),SMS mix with paddy rice soil at 2∶1 (SM3) and sole SMS medium (TM).Then changes in soil organic carbon and nitrogen,decomposition process of organic carbon in soils and CO2release characteristics in each treatment were determined.The results showed that soil organic carbon and total nitrogen contents under different proportions of SMS treatments were significantly higher than those under TS treatment for the same incubation time.Increase in organic carbon and total nitrogen contents mainly depended on the amount of SMS added to the soil.TM treatment showed the most obvious effect,which increased soil organic carbon and total nitrogen contents by 10.7 and 11.0 times,respectively.With increasing duration of incubation time,soil organic carbon and nitrogen decreased with the decomposition of carbon and nitrogen in all the treatments.Also organic carbon and nitrogen decreased relatively quickly under TM treatment after 35 d.The more SMS supply,the greater was the residue rate.After 63 d of cultivation,the relationships between the residue rates of organic carbon (YC) and nitrogen (YN) with the amount of SMS (X) were as follows:YC= 71.26X- 0.607 5 (r2= 1.000 0**) andYN= 74.039X- 0.413 3 (r2= 0.999 9**).The release rates of CO2in all the treatments increased initially and then decreased before stabilization.The higher the amount of SMS,the higher was the release rate of CO2.On the 7thd after cultivation,the release rate of CO2was highest in each treatment.After 14 d of cultivation,the release rate of CO2in each treatment gradually decreased at a steady state.The order of the release rate of CO2during the culturing period was TM ＞ SM3 ＞ SM2 ＞ SM1 ＞ TS.The cumulative release of CO2showed a rapid growth in the early and slowed growth in the late periods.Mineralization intensity of soil organic carbon was very small after 35 d of cultivation and most of the organic carbon was fixed in the soil.In all the treatments,TM showed the lowest organic carbon mineralization intensity,indicating that SMS was beneficial for soil carbon sequestration.

Spent mushroom substrate (SMS); Paddy rice soil; Organic carbon; Total nitrogen; Decomposition process; CO2release

S158.2

: A

: 1671-3990(2017)02-0267-09

10.13930/j.cnki.cjea.160678

栗方亮,王煌平,张青,王利民,安梦鱼,罗涛.室内恒温条件下稻田土壤中菌渣的分解过程及CO2释放特征[J].中国生态农业学报,2017,25(2): 267-275

Li F L,Wang H P,Zhang Q,Wang L M,An M Y,Luo T.Decomposition process and CO2release characteristics of spent mushroom substrate in paddy soils[J].Chinese Journal of Eco-Agriculture,2017,25(2): 267-275

* 土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所)开放基金(Y412201437)、福建省属公益类基本科研专项(2015R1022-8)和“十二五”国家科技支撑计划(2012BAD14B15)资助

** 通讯作者: 罗涛,主要从事农业环境研究。E-mail: luotaofjfz@188.com

栗方亮,主要从事农业环境与土壤生态研究。E-mail: lifl007@qq.com

2016-08-03 接受日期: 2016-10-09

* Supported by the Open Foundation of State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture,Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences (Y412201437); the Basic Scientific Research Projects for Public Welfare of Fujian Province (2015R1022-8); and the National Key Technologies R&D Program of China (2012BAD14B15)

** Corresponding author,E-mail: luotaofjfz@188.com

Received Aug.3,2016; accepted Oct.9,2016