菌渣施用對中國土壤理化性質的影響：基于Meta分析

周武 李鳴雷

摘要： 菌渣作為有機肥不但可以解決因菌渣焚燒或堆積造成的環境污染問題，還可改良土壤、提高土壤生產力。本研究通過Meta分析的方法，整合了國內外發表的27篇文獻的482條有效數據，量化分析了土壤理化性質對菌渣施用的響應，以及菌渣處理方式、菌渣碳氮比、菌渣施用方式、菌渣配施比例對土壤理化性質的影響。結果表明，與不施肥處理對比，菌渣施用可顯著降低土壤容重，提高直徑>0.200 cm的土壤水穩性團聚體質量分數，減少直徑<0.025 cm 的土壤水穩性團聚體質量分數，增加土壤養分含量，小幅提升土壤pH值。菌渣施用下土壤重金屬含量會少量累積，同時菌渣對土壤有效Pb、有效Cd表現出較強的吸附性。Meta回歸結果顯示，菌渣施用下部分土壤理化指標表現出顯著的緯度變化特征，低緯度地區的土壤養分更易流失，高緯度地區土壤Cu、As含量更易累積。本研究結果可為循環與生態農業背景下化肥減施及高效利用菌渣提高土壤生產力提供參考。

關鍵詞： 菌渣；土壤；理化性質；Meta分析

中圖分類號：S141.5；S153 ?文獻標志碼：A

文章編號：1002-1302（2024）02-0205-08

我國是世界上最大的食用菌生產國、消費國和出口國，每年產量巨大，據報道每產出1 kg的食用菌，預計有5 kg的菌渣產生，大部分菌渣在被廢棄或者焚燒的過程中會對周邊的環境造成惡劣影響，同時也造成巨大的農業生產資源浪費，因此科學處理菌渣是解決農林廢棄物循環利用的關鍵環節［1-2］。菌渣的理化性質與栽培基質的組成密切相關，食用菌的栽培基質主要包括木屑、秸稈、 棉籽殼、麩皮、米糠等復合成分，占培養基總量的98%～99%， 其次是硫酸鈣、氧化鈣、碳酸鈣等礦質輔料，占培養基總量的1%～2%［3］。菌絲體在適宜的條件下通過分泌胞外酶降解培養基中的木質素、纖維素、半纖維素以滿足自身的生理生化條件，當子實體采收結束之后，剩下的殘留物即為菌渣［4］。菌渣中含有豐富的菌絲體蛋白、多糖以及未被完全利用的其他組分且結構疏松多孔，是可回收利用的天然有機物料，目前菌渣資源化利用的途徑主要包括：制作食用菌培養基、生產有機肥、制作飼料、降解和吸附土壤污染物、制作生物炭和活性炭、生產沼氣等［5-14］。

隨著我國土壤問題日益突出，利用有機物料進行土壤改良是改善土壤生產力與發展生態農業的重要舉措。菌渣作為廣泛使用的有機物料，兼具防治土壤侵蝕和土壤退化、修復土壤重金屬污染和土壤有機污染、土壤酸化改良和土壤鹽堿化改良等多種用途［15］。作為有機肥，菌渣能夠增加土壤有機質，促進土壤團粒結構形成，調節土壤pH值，長期施用菌渣能夠改善因過度施用化肥而導致的土壤酸化、土壤板結與肥力資源流失等問題［16-18］。作為具有土壤修復功能的有機物料，菌渣可通過吸附作用或菌渣腐殖化與重金屬形成穩定結構的配合物來降低重金屬的有效性和流動性，和石灰、粉煤灰、沸石、海泡石、膨潤土、赤泥、磷酸鹽等傳統無機鈍化劑相比，菌渣具有成本低、環境友好的特點［19-20］。但值得關注的是，菌渣施用同樣伴隨風險，由于不同菌渣的性質差異極大，施用量較高可能會對土壤及作物帶來不利影響［21］。梁濤等對重慶市不同菌渣的重金屬含量進行調查，隨機抽取84個菌渣樣本檢測，結果發現部分樣品存在Cd超標的情況，長期施用可能會造成土壤重金屬累積的風險［22］。除此之外，菌渣的含鹽量通常較高，長期施用可能會導致土壤含鹽量上升，進而對土壤和作物造成危害，因此從土壤物理、土壤養分、土壤重金屬等多方面評估菌渣施用對土壤理化性質的影響具有重要意義［23］。受限于單個試驗點的空間分布和不同菌渣的性質差異，菌渣施用對土壤理化性質的影響需要在更大的空間尺度展開全面討論。本研究以中國境內多個省份開展的菌渣施用試驗數據為樣本，對收集到的27篇文獻數據建立數據庫，運用Meta分析的方法探究菌渣施用對土壤理化性質的影響，為揭示循環與生態農業背景下菌渣施用的影響和合理施用菌渣提高土壤生產力提供科學指示。

1 材料與分析

1.1 數據來源

本研究所納入的文獻通過以下數據庫檢索得到：中國知網（https：//www.cnki.net/）、Web of Science（https：//www.webofscience.com/）、Science Direct（https：//www.sciencedirect.com/）。以“菌渣施用（mushroom residues application）”“土壤理化性質（soil physical and chemical properties）”等關鍵詞進行檢索，收集截止于2023年以來有關菌渣施用對土壤理化性質影響的相關文獻，對初步檢索到的相關文獻按照以下原則進行篩選：（1）試驗地點為中國境內，試驗前已測定土壤背景值，試驗方式為大田試驗且常年耕作；（2）試驗須至少設立菌渣施用和不施肥（對照組）2個處理，每個處理不少于3次重復，其他試驗條件保持一致；（3）土壤樣品采集深度為0～20 cm的耕層，栽培試驗統計前茬作物采收后的土壤相關理化指標；（4）試驗數據可提取內容包括樣本均值、樣本量、標準差或標準誤。根據以上標準將篩選到的文獻進行整理分類，建立文獻信息數據庫，如果文獻中的數據形式為統計圖，則利用GetData Graph Digitizer 2.26對圖片進行數字化，最后將符合條件的27篇文獻的482條有效數據進行分類匯總，構成本研究的數據庫。

1.2 數據分組

為了保證結果的準確性，每個亞組內的數據點至少在3組以上。數據庫包含的土壤理化指標主要有：土壤有機質含量、容重、水穩性團聚體（按直徑分為大團粒：直徑>0.200 cm、中團粒：直徑為0.025～0.200 cm、微團粒：直徑<0.025 cm）含量分數、全氮含量、全磷含量、全鉀含量、堿解氮含量、有效磷含量、有效鉀含量、pH值；土壤全Cu、全Cd、全Pb、全Zn、全As、全Cr、有效Pb、有效Cd含量。

根據菌渣的處理方式將其分為菌渣直接施用和菌渣腐熟施用2個亞組； 根據菌渣的碳氮比，將其分為碳氮比<15和碳氮比>15 2個亞組；根據菌渣的施用方式將其分為菌渣單施和菌渣化肥配施2個亞組；根據菌渣配施比例（按純氮計算）將其分為配施比例<0.5和配施比例>0.5 2個亞組， 菌渣配施比例=菌渣總氮含量/（菌渣總氮含量+化肥總氮含量），其中：菌渣總氮含量=菌渣施用量×菌渣含氮百分比， 化肥總氮含量=化肥施用量×化肥含氮百分比。

1.3 數據分析

納入研究的數據應包含樣本均值X 、樣本量n、樣本標準差SD，如果文獻中提供標準誤SE，那么標準差與標準誤的轉換關系為

SD=SE× n 。 ?（1）

如果土壤pH值的測定方法采用的是CaCl2溶液方法測定的，統一將其轉換為用水測定的pH值［24］：

pH值（H2O）=1.65+0.86pH值（CaCl2）。 ?（2）

土壤有機質和有機碳指標不一的情況，通過Bemmelen指數進行轉化，統一將土壤有機碳含量轉換為土壤有機質含量［25］：

SOM=SOC×1.724。 ?（3）

為了消除不同研究之間試驗指標量級上的差異，可以更加直觀地比較處理效應，采用響應比作為衡量效應大小的方法：

RRi=ln（X t/X c）=ln（X t）-ln（X c）。 ?（4）

式中：RRi為第i個研究的響應比；X t為菌渣施用處理對應指標的平均值；X c為不施肥處理對應指標的平均值。RRi的方差由公式（5）計算：

VRRi=S2t/NtX 2t+S2c/NcX 2c。 ?（5）

式中：VRRi為第i個研究響應比的方差；Nt、X t、St分別為菌渣施用處理對應指標的樣本量、平均值、標準差；Nc、X c、Sc為不施肥處理對應指標的樣本量、平均值、標準差。

異質性檢驗結果是選擇固定效應模型或隨機效應模型計算響應比的參考依據之一，在k個研究中，Q統計量服從自由度為k-1的卡方分布，若 P<0.05，I2>50%，則表明各研究間的真實效應不等，可考慮采用隨機效應模型計算效應值，因此本研究結合異質性檢驗結果，選擇隨機效應模型進行數據合成相對合理，采用D-L法計算不同研究間的方差τ2［26-29］：

Wi=1/VRRi； ?（6）

RRW=∑ n i=1 WiRRi/∑ n i=1 Wi； ?（7）

τ2=max{0，［∑ n i=1 Wi（RRi-RRw）2-（n-1）］/（∑ n i=1 Wi-∑ n i=1 W2i/∑ n i=1 Wi）}。 （8）

式中：Wi為第i個研究的權重；RRW為RRi的加權響應比；n為研究數量；τ2為研究間的方差。最后利用隨機效應模型計算RRi的加權響應比RR 和標準誤SE（RR ），將不同研究間的方差τ2用于重新分配權重：

W*i=1/（VRRi+τ2）； ?（9）

RR =∑ n i=1 W*iRRi/∑ n i=1 W*i； ?（10）

SE（RR ）= 1/∑ n i=1 W*i 。 ?（11）

式中：W*i為第i個研究根據隨機效應模型計算的權重；RR 的95%置信區間（CI）為：RR ±1.96SE（RR ），1.96為標準正態分布的雙尾臨界值（P=0.05），為了更好地比較處理效應，將RR 轉換為百分比：效應量（lnRR%）=［exp（RR ）-1］×100%。如果RR 的95%CI不與零線相交，則推斷真實響應比為零的原假設不成立（P<0.05），即對應指標的處理效應是顯著的［30-31］。

本研究通過計算失安全系數（Fail-Safe N）來分析發表偏倚性，如果N遠遠大于樣本量（N>5k+10），那么認為納入研究的分析結果是可靠的［32］。采用Meta回歸的方法研究不同土壤理化指標與各個試驗點的緯度、年平均溫度（mean annual temperature，mat）、年平均降水量（mean annual precipitation，map）之間的關系，Meta分析使用軟件OpenMEE完成。

2 結果與分析

2.1 菌渣施用對土壤理化性質的影響

由表1可知，菌渣施用對土壤容重、有機質含量、全氮含量、全磷含量、全鉀含量、堿解氮含量、有效磷含量、有效鉀含量、pH值的影響均顯著（P<0.05），各項指標效應量的95%CI均不包含無效假設。菌渣施用能夠顯著降低土壤容重（-9.1%），提高土壤有機質和土壤氮、磷、鉀的含量，其中對土壤有機質的增幅最為顯著（37.4%）。菌渣施用能夠顯著提高土壤的速效養分含量，對土壤有效鉀的增幅最大（31.7%），其次是土壤堿解氮（18.7%），對土壤有效磷的增幅最?。?4.9%）。菌渣施用對土壤pH值也有一定的影響，總體趨勢是使得土壤pH值小幅上升（1.6%）。菌渣施用可顯著提高土壤水穩性大團粒的質量分數（16.5%），對土壤水穩性中團粒的增幅不顯著（2.6%），同時會顯著減少土壤水穩性微團粒的質量分數（-8.5%）。菌渣施用使土壤全Cu、全Pb、全Zn的含量有小幅增加趨勢，增幅分別為0.7%、0.6%、0.4%，土壤全Cd、全As、全Cr含量的增幅較大，分別為2.8%、10.4%、4.6%；菌渣施用能顯著降低土壤有效Pb、有效Cd的含量，與不施用菌渣相比，分別減少土壤有效Pb含量7.7%、減少土壤有效Cd含量13.9%。

2.2 亞組分析結果

2.2.1 菌渣處理方式對土壤理化性質的影響 菌渣直接施用和菌渣腐熟施用對土壤理化指標的影響均顯著（P<0.05）。菌渣直接施用對土壤有機質、堿解氮、有效磷、有效鉀含量的增幅分別為45.4%、19.4%、19.6%、35.8%，對土壤有機質含量的增幅比菌渣腐熟施用高23.7%，對土壤堿解氮、有效磷、有效鉀含量的增幅分別比菌渣腐熟施用低3.9%、59.5%、7.3%，菌渣腐熟施用對土壤有效磷的提升是菌渣直接施用的4倍以上（圖1-a）。

2.2.2 菌渣碳氮比對土壤理化性質的影響 高碳氮比組（碳氮比>15）對土壤理化指標的影響均顯著（P<0.05），低碳氮比組（碳氮比<15）對土壤pH值的影響不顯著（P=0.161），其他指標均顯著。低碳氮比組對土壤有機質含量、全氮含量、全磷含量、全鉀含量、堿解氮含量、有效磷含量、有效鉀含量、pH值的增幅分別為21.9%、8.0%、23.0%、13.2%、19.2%、6.4%、186.6%、0.4%，對土壤全磷、全鉀、有效鉀含量的增幅分別比高碳氮比組高15.1%、3.7%、159.5%，對土壤有機質含量、全氮含量、堿解氮含量、全磷含量、pH值的增幅分別比施用高碳氮比組低11.2%、9.7%、3.7%、42.9%、1.2%。低碳氮比組對土壤有效鉀含量的增幅是高碳氮比組的近7倍，高碳氮比組對土壤有效磷含量的增幅則是低碳氮比組的近8倍（圖1-b）。

2.2.3 菌渣施用方式對土壤理化性質的影響 菌渣單施與菌渣配施對土壤理化性質的影響均顯著（P<0.05）。菌渣單施對土壤容重、有機質含量、全氮含量、堿解氮含量、有效磷含量、有效鉀含量的增幅分別為-12%、42%、10%、17%、13%、25%，對土壤有機質、 全氮含量的增幅分別比菌渣化肥配施高10%、2%，對土壤容重、堿解氮含量、有效磷含量、有效鉀含量的增幅比菌渣化肥配施低4%、5%、2%、15%。（圖1-c）。

2.2.4 菌渣配施比例對土壤理化性質的影響 菌渣配施比例<0.5時對土壤pH值的影響不顯著（P=0.577），對其他理化指標的影響均顯著（P<0.05），菌渣配施比例>0.5時對土壤理化指標的影響均顯著。菌渣配施比例<0.5時對土壤有機質含量、全氮含量、全磷含量、堿解氮含量、有效磷含量、有效鉀含量、pH值的增幅分別為15.4%、6.2%、11.3%、12.6%、13.8%、20.2%、-0.8%，對土壤全磷、有效磷的增幅比菌渣配施比例>0.5時分別高11.3%、13.8%，對土壤有機質含量、全氮含量、堿解氮含量、有效磷含量、有效鉀含量、pH值的增幅比菌渣配施比例>0.5時分別低12.3%、2.8%、9.9%、3.6%、4.5%、66.4%、5.3%（圖1-d）。

2.3 菌渣施用下緯度、年平均降水量和年平均溫度與土壤理化性質的關系

Meta回歸結果顯示，菌渣施用下土壤容重、有機質、全氮、堿解氮、有效鉀、全Pb、全Zn的效應量與緯度的關系不顯著，土壤水穩性中團粒和微團粒、全磷、全鉀、有效磷、全Cu、全As的效應量與緯度存在顯著的正相關關系，土壤水穩性大團粒、pH值的效應量與緯度存在顯著的負相關關系（表2）。菌渣施用下土壤容重、水穩性大團粒的效應量與年平均溫度呈顯著的正相關關系，土壤pH值的效應量與年平均溫度的關系不顯著；土壤水穩性中團粒和微團粒、全磷、全鉀、有效磷、全Cu、全As的效應量與年平均溫度呈顯著的負相關關系。土壤水穩性大團粒、pH值的效應量與年平均降水量呈顯著的正相關關系，土壤水穩性中團粒和微團粒、全磷、有效磷、全As的效應量與年平均降水量呈顯著的負相關關系，土壤容重、全鉀、全Cu的效應量與年平均降水量的關系不顯著（圖2、圖3）。

3 討論

3.1 菌渣施用對土壤容重、土壤團聚體的影響

土壤容重是土壤重要的肥力指標之一，它是土壤孔隙結構、保水能力的集中反映［33］。菌渣施用能顯著降低土壤容重的原因主要有2點：一是菌渣自身質地較輕、孔隙度較大，因此投入到土壤中會降低土壤容重，二是菌渣養分豐富能夠提高土壤微生物數量 和土壤酶活性，在土壤微生物的作用下通過腐殖化作用形成腐殖質，可改善土壤團粒結構從而間接降低土壤容重［34-37］。低緯度地區土壤容重的降低幅度較小，可能的原因是這些地區溫度和降水量較高，菌渣分解較快，殘留的菌渣逐漸減少，同時部分不穩定的有機膠結物被破壞，導致土壤團粒結構受損（圖 2-a）。陳玉真等通過田間試驗研究菌渣施用下茶園土壤團聚體的分布特征，結果發現菌渣施用會增加土壤水穩性大團粒（>0.20 cm）的質量分數，減少水穩性微團粒（<0.025 cm）的質量分數［38］，本研究的結果與之一致。土壤團聚體的粒級分布同時受土壤肥力、氣候條件等多種因素的影響，菌渣施用下溫度和降水量較高的低緯度地區對土壤水穩性大團粒的增幅更加顯著（圖2-c、圖2-d），而溫度和降水量較低的高緯度地區土壤水穩性中團粒和微團粒的增幅更大（圖2-e至圖2-h）。

3.2 菌渣施用對土壤養分的影響

腐熟處理的菌渣對土壤速效養分的增加十分顯著（圖1-a），菌渣經過腐熟處理后有機質含量下降，堿解氮、有效磷、有效鉀的釋放更加充分，微生物豐度增加，pH值小幅上升，因此菌渣的處理方式對土壤理化性質的影響較大［39］。有研究表明，菌渣等有機物料的碳氮比與其礦化速率呈反比，菌渣碳氮比低時菌渣分解速率較快，低碳氮比組（碳氮比<15）處理下土壤中殘留的有機質和高碳氮比組（碳氮比>15）相比相對較少（圖1-b），特別對土壤有效鉀的提升十分顯著［40］。菌渣施用方式對土壤肥力的影響有所差異（圖1-c）， 菌渣化肥配施更有利于土壤微生物對菌渣碳素的轉化分解，因此土壤有機質、土壤全氮的增幅低于菌渣單施，土壤堿解氮、有效磷、有效鉀的增幅高于菌渣單施［41］。菌渣直接施用或菌渣配施比例>0.5時，土壤有機質的增幅較大，其原因主要是菌渣直接施用或比例較高時分解速率較慢，菌渣配施比例如果超過土壤的礦化速率，耕作結束后土壤中殘余菌渣量較多，有機質會不斷積累，從而提高土壤中的有機質含量［42］。菌渣配施比例<0.5時，土壤有機質的增幅較小，但土壤全磷、有效磷的增加更顯著，因此菌渣的施用比例并不是越高越好（圖1-d）。菌渣施用下土壤全磷、全鉀、有效磷受氣候條件的影響較大，在高緯度地區土壤的微生物活性低于低緯度地區，菌渣的養分釋放緩慢，土壤中積累的全磷、全鉀、有效磷隨之增加（圖3-a至圖 3-f），而低緯度地區溫度、降水量較高，淋溶作用加強，土壤中的養分積累逐漸減少［43］。

3.3 菌渣施用對土壤pH值的影響

菌渣對土壤pH值具有一定的調節作用，總體趨勢是使得土壤pH值小幅上升（表1）。菌渣在酸化土壤改良和鹽堿土改良中均有應用，在調節土壤酸堿度的機制中，菌渣殘留的酸堿緩沖成分和土壤微生物承擔著重要作用［44-45］。在調節土壤酸化中，因為食用菌培養基中通常會添加各種礦質元素，例如CaSO4、MgSO4、CaCO4等，菌渣施用下可增加土壤中的交換性Ca2+、Mg2+含量，從而達到中和土壤酸性的目的［46］。在調節土壤鹽堿化中，謝修鴻等研究發現菌渣施用量與土壤中的交換性Na+呈顯著負相關關系，施用菌渣可用于改善鹽堿土的性質，但由于菌渣的含鹽量較高，過多的施用菌渣可能會造成土壤的鹽分累積，繼而造成不利影響，因此過多的施用菌渣可能會進一步加深土壤鹽堿化［47］。溫度和降水量較高的低緯度地區，較強的淋溶作用會導致土壤交換性陽離子的大量流失，進而導致土壤酸化［48］。隨著緯度的增加土壤pH值的增幅逐漸降低，甚至表現為負效應，菌渣施用對溫度和降水量較高的低緯度地區土壤pH值的提升更顯著（圖3-g至圖3-h）。

3.4 菌渣施用對土壤重金屬的影響

本研究發現菌渣施用會顯著增加土壤全Cd、全As、全Cr的含量，小幅增加土壤全Cu、全Pb、全Zn的含量，增加幅度是否達到污染標準需要進一步評估。同時菌渣施用能顯著降低土壤有效Pb、有效Cd、有效Zn的含量（表2）。菌渣施用下土壤重金屬含量增加可能是菌渣中殘留的重金屬所致，菌渣可通過直接吸附作用或腐殖化產生腐殖質與重金屬發生配位作用鈍化重金屬，尤其是對土壤有效Cu、有效Cd、有效Pb、有效Zn具有強有力的吸附作用［49-50］。菌渣雖然對土壤有效態重金屬具有良好的鈍化作用，但是隨著腐解過程的進行，其吸附效應會逐漸減弱，因此菌渣用于土壤重金屬污染修復時需要考慮其長效性［51］。菌渣施用下緯度與土壤全Cu、全As的增幅呈顯著的正相關關系（P<0.001），土壤全Cu受年平均溫度的影響較大，土壤全As同時受年平平均溫度和年 平均降水量的影響 （圖3-i至圖3-l），因此在高緯度地區施用菌渣需要防控土壤全Cu、全As的累積，需要根據當地的氣候條件以及菌渣和土壤的理化性質制定施用方案。

4 結論

本研究通過Meta分析量化研究了菌渣施用對我國土壤理化性質的影響，整合分析了土壤理化性質對菌渣施用的響應，以及菌渣處理方式、菌渣碳氮比、菌渣施用方式、菌渣配施比例對土壤理化性質的影響，同時研究了菌渣施用下不同地區的緯度、年平均溫度、年平均降水量與土壤理化性質的關系，得出以下結論：（1）本研究發現菌渣施用能顯著降低土壤容重、增加直徑>0.2 cm的水穩性團聚體質量分數、減少直徑<0.025 cm的水穩性團聚體質量分數。菌渣施用可增加土壤養分，小幅提升土壤pH值，腐熟施用、配施比例小于0.5時更有利于提升土壤的速效養分；菌渣直接施用、碳氮比>15、單施或高配施比例時土壤有機質的積累較多。菌渣施用會顯著增加土壤全Cu、全Cd、全Pb、全Zn、全As、全Cr的含量，其中對土壤全Cd、全As、全Cr的增幅較大， 對土壤全Cu、全Pb、全Zn的增幅較小，同時菌渣施用可顯著降低土壤有效Cd、有效Pb的含量。（2）本研究發現部分土壤理化指標表現出顯著的緯度變化特征，土壤水穩性中團粒和微團粒、全磷、全鉀、有效磷、全Cu、全As的效應量與緯度存在顯著的正相關關系，土壤水穩性大團粒和pH值的效應量與緯度存在顯著的負相關關系。在溫度和降水量較高的低緯度地區菌渣施用更有利于土壤水穩性大團粒的形成，但同時土壤養分的流失也更加嚴重。在溫度和降水量較低的高緯度地區土壤中Cu和As的殘留量更多，如施用菌渣需要評估其長效影響。

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收 稿日期：2023-04-12

基金項目：國家重點研發計劃（編號：YFD1600401）；中國科學院科技扶貧項目（編號：KFJ-FP-202005）；陜西省農業科技創新計劃［編號：NYKJ-2022-YL（XN）11］。

作者簡介：周 武（1995—），男，四川成都人，碩士研究生，主要從事農林廢棄物資源化利用研究。E-mail：zhou102194@163.com.

通信作者：李鳴雷，研究員，主要從事食用菌技術推廣研究。E-mail：mlli@nwsuaf.edu.cn。