硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)用對(duì)牛糞-菇渣堆肥過(guò)程及土壤培肥的影響

摘要：為探究硫酸亞鐵和生物炭單獨(dú)或聯(lián)用施用對(duì)堆肥過(guò)程和產(chǎn)品特性的影響，以及產(chǎn)品施用于土壤的培肥效果，本研究以牛糞和菌渣為原料，在自行設(shè)計(jì)的強(qiáng)制通風(fēng)好氧堆肥反應(yīng)器中進(jìn)行堆肥試驗(yàn)，分別添加不同比例硫酸亞鐵（Fe）、生物炭（BC）和硫酸亞鐵+生物炭混合物（FeBC）；待堆肥結(jié)束后，將堆肥樣品與土壤混合進(jìn)行盆栽試驗(yàn)，以研究堆肥產(chǎn)品對(duì)土壤和植物生長(zhǎng)的影響。結(jié)果表明：外源添加劑的聯(lián)用可以延長(zhǎng)堆肥的高溫期，加快堆肥進(jìn)程，且堆肥結(jié)束時(shí)各產(chǎn)品均符合施用標(biāo)準(zhǔn)（NY/T 525—2021）；各處理中腐殖質(zhì)含量整體上呈先降低后增加的趨勢(shì)，F(xiàn)eBC處理可以促進(jìn)更多有機(jī)物轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)，堆肥結(jié)束時(shí)腐殖質(zhì)含量最高為115.0 g·kg-1；胡敏酸含量隨著堆肥時(shí)間呈持續(xù)上升的趨勢(shì)，而富里酸的含量逐漸降低；堆肥結(jié)束時(shí)，F(xiàn)eBC處理中胡敏酸含量最高（71.90 g·kg-1），而富里酸含量最低（24.65 g·kg-1）。堆肥產(chǎn)品的施用顯著提升土壤的有機(jī)質(zhì)含量（44.2%）和NPK含量（56.7%），小青菜的生長(zhǎng)指標(biāo)也得到顯著提高；此外，堆肥產(chǎn)品的添加提高土壤大團(tuán)聚體的占比，機(jī)械團(tuán)聚體穩(wěn)定性指標(biāo)平均重量直徑（MWD）、幾何平均直徑（GMD）在添加堆肥產(chǎn)品后也得到顯著提升，添加FeBC堆肥產(chǎn)品相較于其他堆肥產(chǎn)品處理更能顯著增加土壤機(jī)械團(tuán)聚體的穩(wěn)定性。研究表明，硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)合添加相較于添加劑的單獨(dú)使用可以更好地促進(jìn)堆肥進(jìn)程，提高堆肥的腐殖化。在土壤改良方面，硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)用的堆肥產(chǎn)品能更好地改良土壤理化性質(zhì)以提高土壤肥力。

關(guān)鍵詞：添加劑；好氧堆肥；腐殖化；土壤團(tuán)聚體；土壤培肥

中圖分類號(hào)：S141.4 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1672-2043（2024）11-2690-11 doi：10.11654/jaes.2024-0376

隨著人民生活水平的提高，畜禽養(yǎng)殖行業(yè)呈現(xiàn)明顯規(guī)?；⒓s化趨勢(shì)，畜禽糞污的處理和處置成為了制約畜牧業(yè)高質(zhì)量發(fā)展的關(guān)鍵問(wèn)題[1]。畜禽糞污得不到妥善處理，不僅會(huì)造成巨大的資源浪費(fèi)，也會(huì)對(duì)環(huán)境和人體健康造成不利影響[2]。統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)顯示，2019年底全國(guó)牛的存欄數(shù)約為9 138.3萬(wàn)頭，牛糞日排泄量高達(dá)100～150萬(wàn)t，占畜禽糞便總量的25% 左右[3]。因此，實(shí)現(xiàn)牛糞的無(wú)害化處置和資源化利用具有重要的意義。

好氧堆肥是畜禽糞便無(wú)害化處置和資源化利用的主流方式之一，具有成本低、生態(tài)友好、附加值高等優(yōu)點(diǎn)[4]。但是，傳統(tǒng)的好氧堆肥技術(shù)存在諸如堆肥時(shí)間長(zhǎng)、有機(jī)物降解不完全、堆肥產(chǎn)品參差不齊等問(wèn)題；此外，低品質(zhì)堆肥產(chǎn)品（低腐殖化程度、低養(yǎng)分含量）的施用也會(huì)對(duì)后續(xù)土壤環(huán)境以及農(nóng)作物生長(zhǎng)發(fā)育產(chǎn)生不利影響[5]。大量研究表明，在堆肥中添加外源物質(zhì)有助于提高堆肥中微生物的活性，加速堆肥進(jìn)程并提高堆肥品質(zhì)[6]。硫酸亞鐵作為一種典型化學(xué)添加劑，可以降低堆肥的酸堿度，促進(jìn)堆肥中的氨氮固定和碳轉(zhuǎn)化，進(jìn)而提高堆肥的腐殖化程度[7]。然而，硫酸亞鐵的過(guò)量添加可能導(dǎo)致堆肥中鹽離子濃度的增加，使微生物活性受到影響，導(dǎo)致堆肥品質(zhì)的降低[8]。相比之下，生物炭因其較大的比表面積、穩(wěn)定性和離子交換能力，是目前備受關(guān)注的物理添加劑[9]。堆肥中添加生物炭可以提高堆體溫度、延長(zhǎng)高溫期、增加微生物多樣性并提高堆肥產(chǎn)品的質(zhì)量[10]。Zhao 等[11]在其研究中指出，5% 生物炭與0.5% 硫酸錳聯(lián)合使用使胡敏酸的含量相較于對(duì)照處理增加了26.67%，在堆肥結(jié)束后該處理富里酸的含量下降了62.32%，高于對(duì)照處理的52.84%。類似地，周順熙等[12]研究指出，生物炭與錳礦聯(lián)合添加相較于單獨(dú)添加劑使用促進(jìn)了腐殖質(zhì)前體物質(zhì)和富里酸轉(zhuǎn)化為大分子量和高芳香性胡敏酸，并且還可以更好地改善胡敏酸的穩(wěn)定性。

現(xiàn)階段，雖有較多研究證實(shí)硫酸亞鐵和生物炭聯(lián)用能夠?qū)Χ逊蔬M(jìn)程和產(chǎn)品品質(zhì)產(chǎn)生積極的影響，但其在強(qiáng)化牛糞堆肥中的研究還相對(duì)較少，有關(guān)硫酸亞鐵施用量對(duì)其與生物炭聯(lián)合強(qiáng)化堆肥的效果還缺乏系統(tǒng)評(píng)估。另一方面，有機(jī)肥的施用能夠有效調(diào)節(jié)土壤結(jié)構(gòu)與養(yǎng)分含量，在補(bǔ)充土壤有機(jī)質(zhì)和營(yíng)養(yǎng)元素的同時(shí)通過(guò)促進(jìn)團(tuán)聚體的形成，改良土壤結(jié)構(gòu)并提高土壤保水保肥的能力，進(jìn)而促進(jìn)作物生長(zhǎng)和產(chǎn)量提升[13-14]。然而，有關(guān)不同腐殖化程度的有機(jī)肥產(chǎn)品對(duì)土壤性質(zhì)和作物生長(zhǎng)的影響還有待評(píng)估。因此，本研究擬以牛糞和菇渣為原料，研究硫酸亞鐵、生物炭單獨(dú)和聯(lián)合施用對(duì)堆肥進(jìn)程和產(chǎn)品品質(zhì)的影響；同時(shí)，通過(guò)盆栽試驗(yàn)探究強(qiáng)化堆肥產(chǎn)品施用對(duì)土壤肥力和作物生長(zhǎng)的影響，以期為金屬氧化物-生物炭聯(lián)合好氧堆肥技術(shù)的應(yīng)用提供理論基礎(chǔ)和數(shù)據(jù)參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

新鮮牛糞、菌渣來(lái)自重慶綦江區(qū)茂財(cái)農(nóng)業(yè)有限公司，生物炭為玉米秸稈在制作爐中450～550 ℃缺氧干餾2 h制得，硫酸亞鐵（分析純）購(gòu)自成都市科隆化學(xué)品有限公司。堆肥原料的理化性質(zhì)如表1所示。

1.2 堆肥制作

試驗(yàn)共設(shè)6 個(gè)處理：未添加外源物質(zhì)的對(duì)照組（CK）；添加低比例（2.50%）硫酸亞鐵處理組（FeL）；添加中比例（3.75%）硫酸亞鐵處理組（FeM）；添加高比例（5.00%）硫酸亞鐵處理組（FeH）；添加5.00% 生物炭處理組（BC）；添加中比例（3.75%）硫酸亞鐵與5.00%生物炭處理組（FeBC）。根據(jù)堆肥原料的性質(zhì)，將牛糞和菌渣（干物質(zhì)）按照3∶2的比例（質(zhì)量比）進(jìn)行混合，調(diào)節(jié)堆體含水率至50%～60%后將其裝入自行設(shè)計(jì)的強(qiáng)制通風(fēng)好氧堆肥反應(yīng)器，進(jìn)行周期為30 d的堆肥，每個(gè)處理的堆肥材料總量約為15 kg。堆肥開(kāi)始后采用間歇鼓風(fēng)法，保持0.25 L·kg-1·h-1的空氣流速。每次采樣后手動(dòng)翻堆，以保證堆體內(nèi)物質(zhì)和氧氣均勻。堆肥結(jié)束后，將樣品風(fēng)干后用于盆栽試驗(yàn)。

1.3 盆栽實(shí)驗(yàn)

本試驗(yàn)共設(shè)7 個(gè)處理，分別記為CK（空白對(duì)照組）、M（添加堆肥產(chǎn)品CK）、MFL（添加堆肥產(chǎn)品FeL）、MFM（添加堆肥產(chǎn)品FeM）、MFH（添加堆肥產(chǎn)品FeH）、MC（添加堆肥產(chǎn)品BC）、MFC（添加堆肥產(chǎn)品FeBC）。盆栽試驗(yàn)的土壤為采自重慶銅梁區(qū)菜地表層（0～30 cm）的土壤。土壤基本理化性質(zhì)為：pH6.31、EC 156 μS·cm-1、全氮0.98 g·kg-1、全磷0.88 g·kg-1、全鉀18.3 g·kg-1、有機(jī)質(zhì)9.89 g·kg-1。試驗(yàn)前，將土壤樣品挑出碎石塊后風(fēng)干，研磨過(guò)5 mm尼龍篩后備用。將不同處理的堆肥產(chǎn)品按5% 的比例與土壤混合均勻后轉(zhuǎn)移到塑料花盆中（每盆3 kg），空白對(duì)照處理只添加3 kg土壤，不添加任何肥料。每個(gè)處理重復(fù)3次，分別加入去離子水調(diào)節(jié)含水率為70%田間持水量進(jìn)行培養(yǎng)。正常放置14 d后，在每盆中種入10粒小青菜種子。在小青菜幼苗期間進(jìn)行間苗，每個(gè)盆中留下三株長(zhǎng)勢(shì)較為良好的小青菜幼苗。待盆栽實(shí)驗(yàn)進(jìn)行40 d之后，收獲小青菜的地上部分（莖和葉）進(jìn)行分析測(cè)試。盆栽實(shí)驗(yàn)在溫室中進(jìn)行，期間定期補(bǔ)水保證盆栽中土壤的持水量。

1.4 測(cè)定指標(biāo)與方法

每日上午、下午用溫度計(jì)分別測(cè)定堆體上、中、下3個(gè)不同深度的溫度及環(huán)境溫度，并計(jì)算平均值。分別于堆肥開(kāi)始的第1、4、7、12、20、30天對(duì)物料進(jìn)行人工翻堆，同時(shí)采集樣品2份。其中一份鮮樣200 g用于測(cè)定堆肥的pH值、電導(dǎo)率EC、種子萌發(fā)指數(shù)GI、銨態(tài)氮（NH+4 -N）、硝態(tài)氮（NO-3 -N）；另一份鮮樣200 g，在自然條件風(fēng)干后粉碎（0.15 mm），用于測(cè)定有機(jī)碳和腐殖質(zhì)[15]。種子萌發(fā)指數(shù)GI 值的測(cè)定選用顆粒飽滿、大小均勻的蘿卜種子在培養(yǎng)皿中進(jìn)行培養(yǎng)[16]。pH值和EC值的測(cè)定用去離子水按固液質(zhì)量比1∶10浸提鮮樣后，分別使用pH計(jì)和電導(dǎo)率儀進(jìn)行測(cè)量[16]。有機(jī)碳OM 通過(guò)在馬弗爐中550 ℃的高溫灼燒測(cè)定[17]。NH+4 -N和NO-3 -N的測(cè)定分別采用靛酚藍(lán)比色法和酚二磺酸比色法。腐殖質(zhì)的測(cè)定按照NY/T1867—2010標(biāo)準(zhǔn)，采用焦磷酸鈉-氫氧化鈉提取，重鉻酸鉀氧化容量法測(cè)定，腐殖質(zhì)主要測(cè)定腐植酸、胡敏酸、富里酸3個(gè)部分。

小青菜在收獲前先用SPAD-502 葉綠素儀測(cè)定葉片的SPAD值，然后將收獲的小青菜裝入信封袋中在105 ℃烘箱中殺青30 min，然后在60 ℃的情況下烘干至質(zhì)量恒定，記錄干物質(zhì)的量。采集盆栽土壤樣品，取部分鮮樣測(cè)定pH值和EC值（水土比為2.5∶1），其余土壤樣品風(fēng)干研磨后利用H2SO4-HClO4消解，再分別以半微量凱氏定氮法、磷鉬藍(lán)比色法和火焰光度計(jì)法測(cè)定盆栽土壤的氮磷鉀含量，通過(guò)重鉻酸鉀氧化硫酸亞鐵滴定法測(cè)定盆栽土壤有機(jī)質(zhì)含量[18]。用干篩法測(cè)定土壤的機(jī)械穩(wěn)定性團(tuán)聚體含量[19]。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

土壤大團(tuán)聚體占比（R0.25）、機(jī)械性團(tuán)聚體平均質(zhì)量直徑（MWD）、幾何平均直徑（GMD），分別采用以下公式進(jìn)行計(jì)算：

采用SPSS 25.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析（one-way ANOVA）和相關(guān)性分析（Spearman 法，P=0.05），通過(guò)R 語(yǔ)言randomForest包的隨機(jī)森林分類模型對(duì)影響土壤和作物生長(zhǎng)的關(guān)鍵堆肥品質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行分析，采用Origin 2021軟件進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 外源添加劑對(duì)堆肥基本理化性質(zhì)的影響

2.1.1 外源添加劑對(duì)堆肥溫度的影響

溫度變化反映了堆體內(nèi)部微生物的活性、有機(jī)物的分解情況以及無(wú)害化的程度。如圖1a所示，整個(gè)堆肥過(guò)程中，各處理堆體的溫度變化趨勢(shì)大致相同，都呈現(xiàn)先上升后平穩(wěn)再下降的過(guò)程。堆體溫度在堆肥前期快速上升，到第5天時(shí)，堆體溫度均可達(dá)到50.0 ℃，這與堆肥初期微生物較高的活性有關(guān)。在第8天，堆肥溫度達(dá)到峰值。其中，CK、FeL、FeM、FeH、BC、FeBC處理的最高溫度分別為61.2、58.5、57.7、55.6、63.8、58.2 ℃。隨著易降解碳源的消耗，堆體溫度逐步降低。值得注意的是，單獨(dú)添加硫酸亞鐵的處理中堆體溫度偏低，這主要是由于偏低的pH值及其導(dǎo)致的微生物活性降低所至。類似地，Chang等[20]發(fā)現(xiàn)2.5%硫酸亞鐵添加顯著降低了堆體的溫度。相比之下，添加生物炭的處理則表現(xiàn)出更高的溫度，這是因?yàn)樯锾康氖褂酶纳屏硕洋w的通氣狀態(tài)，有利于氧氣傳輸，進(jìn)而促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)和繁殖，提升了堆體溫度[10]。

2.1.2 外源添加劑對(duì)堆肥有機(jī)物質(zhì)（OM）的影響

堆肥過(guò)程中微生物驅(qū)動(dòng)的有機(jī)物降解導(dǎo)致OM含量出現(xiàn)不同程度的降低（圖1b）。堆肥結(jié)束時(shí)，各處理中有機(jī)物含量按照FeBCgt;BCgt;FeHgt;FeMgt;FeLgt;CK 的順序逐步降低。Mei等[21]指出，硫酸亞鐵的添加能夠通過(guò)抑制微生物的活性降低堆肥過(guò)程中有機(jī)物的損失。然而，Liu等[22]卻發(fā)現(xiàn)，生物炭、硫酸亞鐵單獨(dú)及其聯(lián)合施用均能夠促進(jìn)牛糞堆肥中有機(jī)物的降解。

2.1.3 外源添加劑對(duì)堆肥pH值的影響

在堆肥過(guò)程中，各處理堆體pH值變化均呈現(xiàn)相似的趨勢(shì)，表現(xiàn)為先快速上升后緩慢下降并趨于穩(wěn)定（圖1c）。堆肥初期，由于含氮物質(zhì)降解產(chǎn)生NH3的累積導(dǎo)致堆體pH快速升高。此后，隨著氨的揮發(fā)、硝化作用以及大量無(wú)機(jī)酸和有機(jī)酸的產(chǎn)生，堆體pH逐漸下降直至穩(wěn)定[23]。相比而言，硫酸亞鐵的添加降低了堆體的pH，而生物炭的施用提高了堆體的pH。盡管如此，堆肥結(jié)束時(shí)，堆體pH在7.5～7.84之間，均達(dá)到腐熟堆肥對(duì)pH值的要求（8.0～9.0）。

2.1.4 外源添加劑對(duì)堆肥電導(dǎo)率EC值的影響

EC值的變化反映了堆肥過(guò)程中可溶性鹽基離子的變化，這與原料性質(zhì)和有機(jī)物的分解密切相關(guān)[10，23]。如圖1d所示，堆肥初期，有機(jī)物質(zhì)降解過(guò)程中可溶性鹽（如Na+，K+，Ca2+，NH+4 ，NO-3等）的釋放導(dǎo)致EC值的增加。此外，F(xiàn)eL、FeM 和FeH 處理中硫酸亞鐵的輸入導(dǎo)致堆體EC的顯著升高。相比而言，生物炭的施用則通過(guò)離子交換、吸附等作用使堆體EC維持在一個(gè)相對(duì)較低的水平[24]。堆肥結(jié)束時(shí)，CK、FeL、FeM、FeH、BC、FeBC處理的EC值分別為2 702、2 855、3 143、3 313、2 559、3 190 μS·cm-1。這些值均低于4 000 μS·cm-1的限量標(biāo)準(zhǔn)，表明有機(jī)肥的施用不會(huì)對(duì)農(nóng)作物產(chǎn)生毒害作用[25]。

2.1.5 外源添加劑對(duì)堆肥銨態(tài)氮（NH+4 -N）和硝態(tài)氮（NO-3 -N）的影響

堆肥中NH+4 -N和NO-3 -N的變化如圖1e和圖1f所示。各處理中NH+4 -N 的變化趨勢(shì)相似。在堆肥初期，原料中含氮大分子物質(zhì)（如蛋白質(zhì)、核酸等）的降解使堆體中NH+4 -N的含量迅速增加。隨著堆肥時(shí)間的延長(zhǎng)，NH+4 -N 的濃度在第8 天到達(dá)峰值后開(kāi)始下降，這主要與堆肥后期硝化作用和氮的同化作用有關(guān)[25-26]。堆肥結(jié)束時(shí)，CK、FeL、FeM、FeH、BC、FeBC處理的NH+4 -N 含量分別降低至76.99、105.1、109.9、116.8、126.9、148.7 mg·kg-1，均滿足NH+4 -N 濃度lt;400mg·kg-1的要求[26]。與之相對(duì)應(yīng)，堆體中NO-3 -N 的濃度隨著堆肥時(shí)間的延長(zhǎng)而逐漸增加。堆肥結(jié)束時(shí)，各處理中NO-3 -N的含量分別為FeL 81.99 mg·kg-1、FeM83.52 mg·kg-1、FeH 76.19 mg·kg-1、BC 69.80 mg·kg-1和FeBC 53.52 mg·kg-1，較CK分別降低了17.9%、16.3%、23.7%、30.1%、46.4%。生物炭的使用降低了NO-3 -N的含量，這可能與生物炭對(duì)NH+4較強(qiáng)的吸附作用有關(guān)[27]。有研究指出，生物炭的添加也可能通過(guò)提高改善堆體通氣條件，提高硝化細(xì)菌的活性，進(jìn)而影響堆肥過(guò)程中氮素的轉(zhuǎn)化[6]。相比而言，硫酸亞鐵的施用則通過(guò)降低堆體的pH，減少氨揮發(fā)并減弱硝化作用來(lái)影響NH+4 -N的含量[28]。

2.2 外源添加劑對(duì)堆肥腐熟度的影響

2.2.1 外源添加劑對(duì)堆肥發(fā)芽指數(shù)GI的影響

發(fā)芽指數(shù)GI 是衡量堆肥腐熟度的重要指標(biāo)之一，可以判斷堆肥是否存在植物毒性。一般認(rèn)為，當(dāng)GIgt;50% 時(shí)堆肥基本腐熟無(wú)植物毒性；當(dāng)GIgt;80% 時(shí)堆肥達(dá)到完全腐熟[29]。在堆肥初期，由于有機(jī)物快速降解產(chǎn)生氨氣以及揮發(fā)性脂肪酸等有害物質(zhì)，各處理組的GI值較低[30]。然而，隨著堆肥的進(jìn)行，有毒物質(zhì)被逐步降解，GI呈現(xiàn)持續(xù)增長(zhǎng)的趨勢(shì)。堆肥結(jié)束時(shí)，CK、FeL、FeM、FeH、BC 和FeBC 處理的GI 分別為115.8%、145.4%、135.3%、127.9%、139.7% 和142.9%，均超過(guò)腐熟堆肥要求的限值（圖2a）。與對(duì)照相比，添加劑的施用顯著提高了堆肥的發(fā)芽指數(shù)，表明硫酸亞鐵和生物炭單獨(dú)和聯(lián)合施用均能顯著提高堆肥的腐熟度[30]。

2.2.2 外源添加劑對(duì)堆肥腐殖質(zhì)含量的影響

腐殖質(zhì)含量和組分的變化可以用來(lái)評(píng)估堆肥的腐熟度和穩(wěn)定性。與前人的研究結(jié)果類似，堆肥中腐殖質(zhì)的含量呈先降低后增加的趨勢(shì)[31]。在堆肥初始階段，原料中復(fù)雜有機(jī)物被分解成簡(jiǎn)單組分，不穩(wěn)定的腐殖質(zhì)可能被微生物利用，導(dǎo)致其含量有所下降。然而，堆肥后期，蛋白質(zhì)、木質(zhì)素和纖維素等物質(zhì)的降解為腐殖質(zhì)的形成提供了前體物質(zhì)，這些前體物質(zhì)通過(guò)多種方式聚合生成腐殖質(zhì)，使得堆肥后期腐殖質(zhì)含量逐漸增加[32]。堆肥結(jié)束時(shí)，CK、FeL、FeM、FeH、BC、FeBC 處理中腐殖質(zhì)的含量分別為102.9、107.8、106.7、108.5、111.6、115.0 g·kg-1（圖2b）。其中，F(xiàn)eBC處理的腐殖質(zhì)含量最高，說(shuō)明生物炭與硫酸亞鐵的聯(lián)合添加可以更顯著地促進(jìn)有機(jī)物向腐殖質(zhì)的轉(zhuǎn)化。Pan等[33]研究發(fā)現(xiàn)，硫酸亞鐵的施用能夠通過(guò)強(qiáng)化多酚類物質(zhì)的聚合，在有機(jī)物分解受抑制的情況下提高堆肥中腐殖質(zhì)的含量及其在堆肥總有機(jī)碳中的占比。相比而言，生物炭則可以通過(guò)強(qiáng)化有機(jī)物料的降解、調(diào)控微生物群落組成與酶活等途徑強(qiáng)化堆肥的腐殖化進(jìn)程[34]。胡敏酸作為腐殖質(zhì)中分子量較大且較為穩(wěn)定的有機(jī)組分，其含量變化趨勢(shì)與腐殖質(zhì)的變化保持一致（圖2c）。堆肥結(jié)束時(shí)，F(xiàn)eL、FeM、FeH、BC、Fe?BC 處理中胡敏酸含量相比于CK 分別提升了6.8%、8.7%、7.6%、9.9%、13.9%。生物炭處理中胡敏酸含量高于硫酸亞鐵的處理，而生物炭與硫酸亞鐵聯(lián)合添加的胡敏酸含量最高，表明添加劑聯(lián)合添加更利于好氧堆肥的腐殖化[11]。與之對(duì)應(yīng)，富里酸的含量隨著堆肥的進(jìn)程逐漸降低，這主要與其較低的分子量、較高的活性有關(guān)（圖2d）。在好氧發(fā)酵過(guò)程中，富里酸可以作為反應(yīng)底物通過(guò)縮聚反應(yīng)，轉(zhuǎn)化為聚合度高且穩(wěn)定的胡敏酸組分[35]。

2.3 添加劑堆肥產(chǎn)品對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

如圖3a所示，有機(jī)肥的施用能夠顯著提高土壤的pH（Plt;0.05），這與有機(jī)肥產(chǎn)品本身較高的pH及其相對(duì)豐富的鹽基離子有關(guān)[36]。然而，在施用添加硫酸亞鐵的堆肥產(chǎn)品的處理中，土壤pH略微降低。這可能與肥料中鐵鹽水解過(guò)程中產(chǎn)生的H+有關(guān)[37]。在施用含生物炭有機(jī)肥的處理中，土壤pH增加最大，表明其更適用于酸性土壤的改良。此外，生物炭和硫酸亞鐵輔助堆肥產(chǎn)品的施用顯著提高了土壤的電導(dǎo)率（圖3b）。這與有機(jī)肥較高的EC值有關(guān)。類似地，趙軍超等[38]發(fā)現(xiàn)鈣基膨潤(rùn)土輔助堆肥產(chǎn)品的施用也顯著提高了土壤的EC。

土壤有機(jī)質(zhì)含量和NPK含量是表征土壤肥力的重要指標(biāo)。相比于對(duì)照，有機(jī)肥的施用顯著提高了土壤有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分的含量（圖3c、圖3d）。在盆栽實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，F(xiàn)eL、FeM、FeH、BC、FeBC處理中土壤有機(jī)質(zhì)含量相較于CK 分別提高了30.8%、32.7%、32.2%、36.3%、44.2%（Plt;0.05）?；谡戏治觯琀an 等[39]發(fā)現(xiàn)相比于對(duì)照有機(jī)無(wú)機(jī)配施能夠有效提高土壤SOC含量19.5%（無(wú)機(jī)+秸稈）和36.2%（無(wú)機(jī)+糞肥）。在盆栽實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，F(xiàn)eL、FeM、FeH、BC、FeBC處理中土壤NPK含量相較于對(duì)照處理分別增加了46.6%、47.1%、46.8%、52.8%、56.7%，這與有機(jī)肥中充足的養(yǎng)分含量有關(guān)。有研究指出，有機(jī)肥施用在替代比例低于70%的情況下能夠在增加或維持蔬菜產(chǎn)量的同時(shí)減少活性氮的損失和溫室氣體排放[40]。綜合來(lái)看，硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)合添加的堆肥產(chǎn)品可以更好地促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分的累積。

2.4 添加劑堆肥產(chǎn)品對(duì)土壤團(tuán)聚體的影響

團(tuán)聚體是土壤結(jié)構(gòu)的基本單元，是土壤有機(jī)碳固存的主要場(chǎng)所，對(duì)穩(wěn)定和提高作物產(chǎn)量具有重要意義[41]。圖4a為各個(gè)處理不同粒徑團(tuán)聚體的質(zhì)量占比。如圖所示，土壤團(tuán)聚體以大團(tuán)聚體為主，堆肥的施用增加了土壤中大團(tuán)聚體的占比（3.9%～11.5%）。其中，硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)合輔助堆肥的產(chǎn)品對(duì)土壤大團(tuán)聚體占比的影響最大（11.5%）。一方面，生物炭修飾下土壤有機(jī)碳疏水性和球囊霉素含量的變化對(duì)土壤團(tuán)聚體粒徑分布具有顯著且直接的影響[42]；另一方面，鐵氧化物與土壤顆粒的相互團(tuán)聚也能在一定程度上促進(jìn)團(tuán)聚體的形成[43]。土壤大團(tuán)聚體含量（R0.25）、平均質(zhì)量直徑（MWD）、幾何平均直徑（GMD）是用來(lái)表征土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性的常用指標(biāo)，其數(shù)值越大，說(shuō)明團(tuán)聚體的穩(wěn)定性越好[44]。如圖4b～圖4d所示，各個(gè)指標(biāo)均按照MFCgt;MCgt;MFH、MFM、MFLgt;Mgt;CK 的順序依次遞減，說(shuō)明硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)合添加的堆肥產(chǎn)品比各添加劑的單獨(dú)添加更能促進(jìn)土壤中大團(tuán)聚體的形成與穩(wěn)定。

2.5 添加劑堆肥產(chǎn)品對(duì)小青菜生長(zhǎng)的影響

圖5a為各處理小青菜地上部分干物質(zhì)的量。添加堆肥產(chǎn)品的盆栽中小青菜產(chǎn)量顯著高于未添加堆肥產(chǎn)品的處理。其中，M、MFL、MFM、MFH、MC、MFC處理組中收獲的小青菜生物量分別比CK處理增加了65.1%、40.8%、43.8%、44.5%、131.1%、211.0%。值得注意的是，MFL、MFM、MFH 三個(gè)處理對(duì)小青菜的生物量提升作用不如M，這可能與其較高的EC 有關(guān)。王權(quán)[45]也發(fā)現(xiàn)鈣基膨潤(rùn)土堆肥產(chǎn)品對(duì)小青菜生長(zhǎng)也有不利影響。然而，硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)合添加的堆肥產(chǎn)品卻大幅提升了小青菜的產(chǎn)量，生物炭在促進(jìn)小青菜產(chǎn)量提高的同時(shí)還能中和鐵鹽水解產(chǎn)生的H+，進(jìn)而影響土壤中N、P等元素的生物有效性。如圖5b所示，添加堆肥產(chǎn)品處理的葉綠素含量顯著高于對(duì)照處理。各個(gè)處理的SPAD值相比于CK處理分別提高了M（19.3%）、MFL（16.8%）、MFM（22.2%）、MFH（19.6%）、MC（35.3%）、MFC（51.3%）。這一結(jié)果在一定程度上解釋了有機(jī)肥施用對(duì)植物生物量形成的積極作用。隨著堆肥產(chǎn)品中有機(jī)物降解，土壤中的有效養(yǎng)分含量增加，使得作物葉綠素的合成得到促進(jìn)[46]。

2.6 堆肥性質(zhì)與土壤理化性質(zhì)和作物生長(zhǎng)的相關(guān)性分析

通過(guò)相關(guān)性分析來(lái)判斷堆肥性質(zhì)指標(biāo)對(duì)土壤理化性質(zhì)和作物生長(zhǎng)的影響，結(jié)果如表2所示。土壤有機(jī)質(zhì)的提升與堆肥產(chǎn)品中NH+4 -N、腐植酸和胡敏酸的含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系，與NO-3 -N 和富里酸含量呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系。相比而言，土壤大團(tuán)聚體占比與堆肥產(chǎn)品無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系，但與土壤有機(jī)質(zhì)含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系。小青菜生物量的形成與葉綠素SPAD值之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系，同時(shí)也受到了堆肥中腐殖質(zhì)含量的影響。

進(jìn)一步通過(guò)隨機(jī)森林模型來(lái)預(yù)測(cè)堆肥產(chǎn)品中的OM、TN、TP、腐植酸、胡敏酸、富里酸等指標(biāo)對(duì)土壤改良的重要性排序。其中，土壤有機(jī)質(zhì)含量及大團(tuán)聚體比例是顯示土壤理化性質(zhì)的重要指標(biāo)，而小青菜的生物量可以表明土壤支撐作物生長(zhǎng)的潛力。隨機(jī)森林分析結(jié)果表明：堆肥產(chǎn)品中的胡敏酸（HA）是土壤有機(jī)質(zhì)的重要預(yù)測(cè)因子（Plt;0.01），其次是腐殖質(zhì)（Plt;0.05）和OM（Plt;0.05）；對(duì)于土壤的大團(tuán)聚體來(lái)說(shuō)，堆肥產(chǎn)品中的OM和胡敏酸（HA）都是土壤大團(tuán)聚體的重要預(yù)測(cè)因子（Plt;0.05），而富里酸（FA）的重要性相對(duì)低于以上幾個(gè)因子；對(duì)于小青菜的生物量來(lái)說(shuō)，胡敏酸（HA）和TP是小青菜生物量的重要預(yù)測(cè)因子（Plt;0.05）。

3 結(jié)論

相較于添加劑的單獨(dú)使用，硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)合可以更好地加快堆肥進(jìn)程、促進(jìn)堆肥腐熟，并提高堆肥品質(zhì)；硫酸亞鐵與生物炭聯(lián)合施用的堆肥產(chǎn)品也能更好地促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分含量的提升以及土壤大團(tuán)聚體的形成和穩(wěn)定；此外，添加劑聯(lián)合使用的堆肥產(chǎn)品能夠更好地提高盆栽作物生物量和葉片SPAD值。

參考文獻(xiàn)：

[1] 黃引超， 張微， 和立文. 畜禽糞污好氧堆肥及其添加劑研究進(jìn)展[J].

黑龍江畜牧獸醫(yī)， 2023（8）：28-33， 42. HUANG Y C， ZHANG W，

HE L W. Research progress on aerobic composting of livestock and

poultry manureits additives[J]. Heilongjiang Animal Science and

Veterinary Medicine， 2023（8）：28-33， 42.

[2] 廖青， 韋廣潑， 江澤普， 等. 畜禽糞便資源化利用研究進(jìn)展[J]. 南方

農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 2013， 44（2）：338-343. LIAO Q， WEI G P， JIANG Z P， et

al. Research progress on resource utilization of livestock and poultry

manure[J]. Journal of Southern Agriculture， 2013， 44（2）：338-343.

[3] 中華人民共和國(guó)國(guó)家統(tǒng)計(jì)局公告[J]. 中國(guó)統(tǒng)計(jì)， 2018（3）：21.

Announcement of the National Bureau of Statistics of the People′ s

Republic of China[J]. China Statistics， 2018（3）：21.

[4] 孫永明， 李國(guó)學(xué)， 張夫道， 等. 中國(guó)農(nóng)業(yè)廢棄物資源化現(xiàn)狀與發(fā)展戰(zhàn)

略[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)， 2005（8）：169-173. SUN Y M， LI G X，

ZHANG F D， et al. Status quo and developmental strategy of

agricultural residues resources in China[J]. Transactions of the Chinese

Society of Agricultural Engineering， 2005（8）：169-173.

[5] 羅一鳴， 魏宗強(qiáng)， 孫欽平， 等. 沸石作為添加劑對(duì)雞糞高溫堆肥氨揮

發(fā)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)， 2011， 27（2）：243-247. LUO Y M，

WEI Z Q， SUN Q P， et al. Effects of zeolite addition on ammonia

volatilization in chicken manure composting[J]. Transactions of the

Chinese Society of Agricultural Engineering， 2011， 27（2）：243-247.

[6] DUANY， AWASTHI M K， WU H， et al. Biochar regulates bacterialfungal

diversity and associated enzymatic activity during sheep manure

composting[J]. Bioresource Technology， 2022， 346：126647.

[7] KAVANAGH I， BURCHILL W， HEALY M G， et al. Mitigation of

ammonia and greenhouse gas emissions from stored cattle slurry using

acidifiers and chemical amendments[J]. Journal of Cleaner Production，

2019， 237：117822.

[8] LI R， XU K， ALI A， et al. Sulfur-aided composting facilitates ammonia

release mitigation， endocrine disrupting chemicals degradation and

biosolids stabilization[J]. Bioresource Technology， 2020， 312：123653.

[9] PENG Y， AZEEM M， LI R， et al. Zirconium hydroxide nanoparticle

encapsulated magnetic biochar composite derived from rice residue：

application for As（Ⅲ）and As（Ⅴ）polluted water purification[J].

Journal of Hazardous Materials， 2022， 423：127081.

[10] CHEN Y， LIU Y， LI Y， et al. Influence of biochar on heavy metals

and microbial community during composting of river sediment with

agricultural wastes[J]. Bioresource Technology， 2017， 243：347-355.

[11] ZHAO X， XU K， WANG J， et al. Potential of biochar integrated

manganese sulfate for promoting pig manure compost humification

and its biological mechanism[J]. Bioresource Technology， 2022， 357：

127350.

[12] 周順熙. 生物炭和錳礦聯(lián)用對(duì)市政污水污泥好氧堆肥的影響及其

機(jī)制研究[D]. 青島：青島大學(xué)， 2023. ZHOU S X. Effect and

mechanism of co-addition of biochar and manganese ore on aerobic

composting of municipal sewage sludge[D]. Qingdao：Qingdao

University， 2023.

[13] DIGNAC M F， DERRIEN D， BARRé P， et al. Increasing soil carbon

storage：mechanisms， effects of agricultural practices and proxies. A

review[J]. Agronomy for Sustainable Development， 2017， 37：1-27.

[14] 王芳. 有機(jī)培肥措施對(duì)土壤肥力及作物生長(zhǎng)的影響[D]. 楊凌：西

北農(nóng)林科技大學(xué)， 2015. WANG F. Effects of organic amendments

on soil fertility and plant growth[D]. Yangling：Northwest Aamp;F

University， 2015.

[15] 蔡函臻， 寧西翠， 王權(quán)， 等. 堿性固體對(duì)污泥的調(diào)質(zhì)堆肥影響及產(chǎn)

品對(duì)土壤的改良潛力[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2016， 37（12）：4848-4856.

CAI H Z， NING X C， WANG Q， et al. Effect of alkali solids

amendment on sewage sludge aerobic composting and the potential of

related products on infertile soil amelioration[J]. Environmental

Science， 2016， 37（12）：4848-4856.

[16] 吳夢(mèng)婷， 梅娟， 蘇良湖， 等. 硫酸亞鐵和過(guò)磷酸鈣對(duì)牛糞秸稈混合

堆肥氮損失和腐殖化的影響[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)， 2020， 36

（10）：1353-1361. WU M T， MEI J， SU L H， et al. Effects of ferrous

sulfate and calcium superphosphate on nigtrogen loss and

humification during co - composting of cattle manure with strew[J].

Journal of Ecology and Rural Environment， 2020， 36（10）：1353 -

1361.

[17] REN L， YAN B， AWASTHI M K， et al. Accelerated humification and

alteration of microbial communities by distillers' grains addition

during rice straw composting[J]. Bioresource Technology， 2021， 342：

125937.

[18] 李榮華， 張廣杰， 王權(quán)， 等. 添加礦物質(zhì)對(duì)豬糞好氧堆肥中有機(jī)物

降解的影響[J]. 農(nóng)業(yè)機(jī)械學(xué)報(bào)， 2014， 45（6）：190-198， 316. LI R

H， ZHANG G J， WANG Q， et al. Effect of mineral-based additives on

organic matter degradation during pig manure aerobic composting[J].

Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery， 2014，

45（6）：190-198， 316.

[19] 楊蒼玲， 李成學(xué)， 楊鴻， 等. 不同施肥處理對(duì)紅壤坡耕地土壤團(tuán)聚

體的影響[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2019， 47（5）：256-259. YANG C L，

LI C X， YANG H， et al. Effects of different fertilization treatments on

soil aggregates in red soil sloping farmland[J]. Jiangsu Agricultural

Sciences， 2019， 47（5）：256-259.

[20] CHANG R， LI Y， LI N， et al. Effect of microbial transformation

induced by metallic compound additives and temperature variations

during composting on suppression of soil-borne pathogens[J]. Journal

of Environmental Management， 2021， 279：111816.

[21] MEI J， JI K， SU L， et al. Effects of FeSO4 dosage on nitrogen loss and

humification during the composting of cow dung and corn straw[J].

Bioresource Technology， 2021， 341：125867.

[22] LIU Z， YAN Z， LIU G， et al. Impacts of adding FeSO4 and biochar on

nitrogen loss， bacterial community and related functional genes

during cattle manure composting[J]. Bioresource Technology， 2023，

379：129029.

[23] WANG J， PAN J， MA X， et al. Solid digestate biochar amendment on

pig manure composting：nitrogen cycle and balance[J]. Bioresource

Technology， 2022， 349：126848.

[24] QU J， ZHANG L， ZHANG X， et al. Biochar combined with gypsum

reduces both nitrogen and carbon losses during agricultural waste

composting and enhances overall compost quality by regulating

microbial activities and functions[J]. Bioresource Technology， 2020，

314：123781.

[25] LI R， WANG J J， ZHANG Z， et al. Nutrient transformations during

composting of pig manure with bentonite[J]. Bioresource Technology，

2012， 121：362-368.

[26] BERNAL M P， ALBURQUERQUE J A， MORAL R. Composting of

animal manures and chemical criteria for compost maturity

assessment. A review[J]. Bioresource Technology， 2009， 100（22）：

5444-5453.

[27] HE X， YIN H， HAN L， et al. Effects of biochar size and type on

gaseous emissions during pig manure wheat straw aerobic composting：

insights into multivariate-microscale characterization and microbial

mechanism[J]. Bioresource Technology， 2019， 271：375-382.

[28] ZHANG Z， LIU D， QIAO Y， et al. Mitigation of carbon and nitrogen

losses during pig manure composting：a Meta-analysis[J]. Science of

the Total Environment， 2021， 783：147103.

[29] WONG J W C， KARTHIKEYAN O P， SELVAM A. Biological

nutrient transformation during composting of pig manure and paper

waste[J]. Environmental Technology， 2017， 38（6）：754-761.

[30] JIANG J， KANG K， CHEN D， et al. Impacts of delayed addition of Nrich

and acidic substrates on nitrogen loss and compost quality during

pig manure composting[J]. Waste Management， 2018， 72：161-167.

[31] WU X， ZHAO X， WU W， et al. Biotic and abiotic effects of

manganese salt and apple branch biochar co-application on

humification in the co-composting of hog manure and sawdust[J].

Chemical Engineering Journal， 2024， 482：149077.

[32] 王宇蘊(yùn)， 趙兵， 馬麗婷， 等. 堆肥腐殖化過(guò)程及微生物驅(qū)動(dòng)機(jī)制[J].

生物技術(shù)通報(bào)， 2022， 38（5）：22. WANG Y Y， ZHAO B， MA L T，

et al. Humification process and microbial driving mechanism of

composting[J]. Biotechnology Bulletin， 2022， 38（5）：22.

[33] PAN C， ZHAO Y， CHEN X， et al. Improved carbon sequestration by

utilization of ferrous ions during different organic wastes composting

[J]. Journal of Environmental Management， 2023， 347：119188.

[34] LIU Q， HE X， WANG K， et al. Biochar drives humus formation during

composting by regulating the specialized metabolic features of

microbiome[J]. Chemical Engineering Journal， 2023， 458：141380.

[35] YU H， XIE B， KHAN R， et al. The changes in carbon， nitrogen

components and humic substances during organic-inorganic aerobic

co-composting[J]. Bioresource Technology， 2019， 271：228-235.

[36] 黃建鳳， 吳騰飛， 葉芳， 等. 有機(jī)肥與石灰配施對(duì)華南酸性土壤的

改良效果[J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)， 2024， 41（3）：606-613.

HUANG J F， WU T F， YE F， et al. Effect of organic fertilizer and lime

combination on ameliorating acid soil in south China[J]. Journal of

Agricultural Resources and Environment， 2024， 41（3）：606-613.

[37] 張濟(jì)世， 于波濤， 張金鳳， 等. 不同改良劑對(duì)濱海鹽漬土土壤理化

性質(zhì)和小麥生長(zhǎng)的影響[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)， 2017， 23（3）：

704-711. ZHANG J S， YU B T， ZHANG J F， et al. Effects of

different amendments on soil physical and chemical properties and

wheat growth in a coastal saline soil[J]. Journal of Plant Nutrition and

Fertilizers， 2017， 23（3）：704-711

[38] 趙軍超， 王權(quán)， 任秀娜， 等. 鈣基膨潤(rùn)土輔助對(duì)堆肥及土壤Cu、Zn

形態(tài)轉(zhuǎn)化和白菜吸收的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2018， 39（4）：1926-

1933. ZHAO J C， WANG Q， REN X N， et al. Effect of ca-bentonite

on Cu and Zn forms in compost and soil， and their absorption by

Chinese cabbage[J]. Environmental Science， 2018， 39（4）：1926-1933.

[39] HAN P， ZHANG W， WANG G， et al. Changes in soil organic carbon

in croplands subjected to fertilizer management：a global Metaanalysis[

J]. Scientific Reports， 2016， 6（1）：27199.

[40] LIU B， WANG X， MA L， et al. Combined applications of organic and

synthetic nitrogen fertilizers for improving crop yield and reducing

reactive nitrogen losses from China′ s vegetable systems：a Metaanalysis[

J]. Environmental Pollution， 2021， 269：116143.

[41] TIAN S， ZHU B， YIN R， et al. Organic fertilization promotes crop

productivity through changes in soil aggregation[J]. Soil Biology and

Biochemistry， 2022， 165：108533.

[42] SITU G， ZHAO Y， ZHANG L， et al. Linking the chemical nature of

soil organic carbon and biological binding agent in aggregates to soil

aggregate stability following biochar amendment in a rice paddy[J].

Science of the Total Environment， 2022， 847：157460.

[43] 劉亞龍， 王萍， 汪景寬. 土壤團(tuán)聚體的形成和穩(wěn)定機(jī)制：研究進(jìn)展

與展望[J]. 土壤學(xué)報(bào)， 2023， 60（3）：627-643. LIU Y L， WANG P，

WANG J K， et al. Formation and stability mechanism of soil

aggregates：progress and prospect[J]. Acta Pedologica Sinica， 2023， 60

（3）：627-643.

[44] PIRMORADIAN N， SEPASKHAH A R， HAJABBASI M A.

Application of fractal theory to quantify soil aggregate stability as

influenced by tillage treatments[J]. Biosystems Engineering， 2005， 90

（2）：227-234.

[45] 王權(quán). 添加劑對(duì)豬糞好氧堆肥過(guò)程的影響及其機(jī)制研究[D]. 楊

凌：西北農(nóng)林科技大學(xué)， 2018. WANG Q. Mechanism of additives

on aerobic composting process of pig manure[D]. Yangling：Northwest

Aamp;F University， 2018.

[46] 李艷賓， 萬(wàn)傳星， 張琴， 等. 棉稈腐解液對(duì)棉花種子萌發(fā)及幼苗生

長(zhǎng)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2009， 28：1258-1262. LI Y B，

WAN C X， ZHANG Q， et al. Effect of decomposed liquids of cotton

stalk on cotton seeds germination and seedling growth[J]. Journal of

Agro-Environment Science， 2009， 28：1258-1262. （責(zé)任編輯：葉飛）