張 惠 段亞軍 王小敏 寧國輝 張小雪 劉 猛 劉月涵 楊志新

（河北農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，河北保定 071000）

近年來，我國蔬菜種植面積不斷增加，2017年全國蔬菜播種面積已達1 998 萬hm2，約是1987年的6 倍（中華人民共和國國家統(tǒng)計局，2018）。蔬菜產(chǎn)量和產(chǎn)廢系數(shù)是影響蔬菜廢棄物量的重要因素（段亞軍 等，2020）。據(jù)估算，我國每年產(chǎn)生各類蔬菜廢棄物超過6 億t，這些蔬菜廢棄物被大量棄置，甚至焚燒，造成了嚴重的環(huán)境污染與資源浪費（常瑞雪，2017）。

目前，蔬菜廢棄物資源化利用的研究主要有直接還田、飼料生產(chǎn)、厭氧發(fā)酵、好氧堆肥（曾詠梅等，2006；張繼 等，2007；劉榮厚 等，2008；席旭東 等，2010）。其中高溫好氧堆肥具有操作簡單、處理量大、能有效殺滅致病微生物和蟲卵、堆肥營養(yǎng)全面、品質(zhì)好等特點，已引起越來越多的關(guān)注。但是對于蔬菜廢棄物的好氧堆肥利用尚處于發(fā)展階段。由于蔬菜廢棄物存在含水率高、易腐爛、C/N較低、微生物活性較小、木質(zhì)纖維素難降解等特點，再加上蔬菜種類繁多，廢棄物性質(zhì)差異較大等因素（王麗英 等，2014；陳孟立，2019），使得蔬菜廢棄物堆肥腐熟效果較差。

針對上述問題一些學者開展了相關(guān)研究，Kulcu 等（2008）認為混合原料堆肥的腐熟進程比單一原料堆肥快。另一些研究表明在蔬菜廢棄物堆肥中添加畜禽糞便、玉米秸稈、雜草、花卉廢物等輔料可以通過改善蔬菜廢棄物的含水率、C/N 以及孔隙結(jié)構(gòu)來提高堆肥質(zhì)量（張相鋒 等，2003；袁順全 等，2010；宋春麗，2019）。同時，為了增加堆肥中的微生物活性，促進物料降解，加快堆肥腐熟，可進一步外源添加各種微生物菌劑。研究表明，在蔬菜廢棄物堆肥中添加復合微生物菌劑可以縮短堆肥周期，提高有機質(zhì)降解和腐殖質(zhì)的形成，減少養(yǎng)分損失，降低堆肥對后茬作物的毒害，有助于促進堆肥腐熟進程，提高堆肥質(zhì)量（龔建英 等，2012；劉微 等，2014；勞德坤 等，2015；徐路魏，2016；宋春麗，2019）。

不同腐熟菌劑與各種輔料配伍的堆肥效果存在著較大的差異。豆渣和風化煤分別是豆制產(chǎn)品生產(chǎn)中產(chǎn)生的殘渣和地表淺層暴露經(jīng)風化作用已經(jīng)失去燃料價值的廢棄物，其中富含大量的碳氮元素。有研究表明，在牛糞、蘑菇菌渣堆肥中添加豆渣、風化煤可以有效調(diào)節(jié)C/N、含水率，改善通氣性，減少氮損失，提高堆肥腐熟進程與堆肥質(zhì)量（孫志華 等，2012；王艮梅 等，2019）。因此將豆渣和風化煤作為蔬菜廢棄物堆肥的輔料，不僅可以調(diào)節(jié)蔬菜廢棄物的含水率、C/N 以及孔隙結(jié)構(gòu)，同時風化煤中含有的再生腐植酸隨堆肥產(chǎn)品施入土壤還可以改良土壤理化性質(zhì)，促進作物生長（Fan et al.，2014；Nardi et al.，2016）。目前，我國對于葉菜類蔬菜廢棄物的高溫好氧堆肥技術(shù)研究較多（席旭東等，2010；勞德坤 等，2015；霍凱麗 等，2019；宋春麗，2019），而對于豆渣及風化煤作為輔料進行蔬菜廢棄物堆肥的研究鮮有報道。鑒于此，本試驗以黃瓜、番茄、西瓜廢棄物為研究對象，以豆渣和風化煤為輔料，接種不同種類及劑量的秸稈腐熟菌劑，進行不同組合處理，開展好氧堆肥試驗，研究各處理對蔬菜廢棄物好氧堆肥中各項指標以及腐熟度的影響，以期為蔬菜廢棄物好氧堆肥化技術(shù)提供重要的參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

堆肥物料：黃瓜、番茄、西瓜廢棄物來自河北省廊坊市永清縣農(nóng)村蔬菜種植基地，豆渣、風化煤廢棄物（均為粉末狀）購于永清市場。各物料的成分含量見表1。

表1 堆肥物料的成分含量

腐熟菌劑：腐熟菌劑A（芽孢桿菌、酵母菌）由廊坊大耕源肥業(yè)有限公司提供，含菌量≥5×108cfu·g-1；腐熟菌劑B（枯草芽孢桿菌、解淀粉芽孢桿菌和米曲霉）由河北閏沃生物技術(shù)有限公司提供，含菌量≥5×108cfu·g-1。以上2 種腐熟菌劑均為粉劑。

1.2 試驗方案

試驗于2018 年9—10 月在廊坊大耕源肥業(yè)有限公司廠房內(nèi)進行。將黃瓜、番茄、西瓜廢棄物用粉碎機粉碎至3～5 cm，等比例混合備用，其碳氮比為29.61。以豆渣和風化煤作為輔料，接種不同用量的2 種腐熟菌劑進行堆肥試驗。共設置6 個處理，每個處理的物料和菌劑具體用量詳見表2。堆肥試驗的具體操作過程如下。

表2 不同物料和腐熟菌劑組合處理方案

堆肥試驗在2.4 m×1.2 m×1.2 m 的3.5 m3發(fā)酵箱中進行。堆肥原料分3 層進行混勻。首先在清理干凈的地面上加入1 層蔬菜廢棄物混合物料，然后加入1 層豆渣和風化煤輔料，撒上菌劑，再加入適量水，調(diào)節(jié)含水率達55%～65%，人工混勻。以相同的方法加入第2 層、第3 層堆肥原料及菌劑，再次進行混勻，完成后全部轉(zhuǎn)入發(fā)酵箱中，采用室內(nèi)靜態(tài)高溫好氧的方式進行發(fā)酵。為了避免堆溫過高不利于微生物活動的現(xiàn)象出現(xiàn)，當監(jiān)測溫度超過55 ℃時，進行人工翻堆調(diào)控，保障好氧分解需要的氧氣得到有效補充。

1.3 樣品采集與指標測定

樣品的采集：于堆肥后0、2、7、14、26、50 d 采用對角線取樣法采集20、40、60 cm 深度處5 點不同位置樣品裝入封口袋中，混合均勻，四分法取出一部分放置在-20 ℃冰箱中保存，用于測定pH 值、EC 值、發(fā)芽指數(shù)（GI）；剩余樣品進行風干、粉碎、過篩、保存，用于測定總有機碳（TOC）、全氮（TN）、全磷（TP）、全鉀（TK）含量。

溫度：從9 月2 日到10 月2 日，共30 d，每天10：00、16：00 采用對角線取樣法測定20、40、60 cm 深度處3 點不同位置的溫度，取其平均值作為堆體溫度，并測定環(huán)境溫度。

總有機碳、全氮、全磷、全鉀含量：參照有機肥測定標準方法（NY525—2012）測定。

pH 值、EC 值測定：稱取新鮮堆肥樣品5 g 于100 mL 三角瓶中，按固液比1∶10 加入去離子水，在200 r·min-1的速度下振蕩浸提30 min，得到堆肥浸提液，上清液過濾后備用。分別將校準過的pH 計和EC 計電極插入堆肥濾液中讀取數(shù)據(jù)。

發(fā)芽指數(shù)（GI）：在培養(yǎng)皿中墊1 張濾紙，均勻放入20 粒飽滿的普通白菜種子，加入濾液5 mL，在25 ℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)48 h 后測定發(fā)芽率和根長，參照李吉進等（2006）的方法計算發(fā)芽指數(shù)。

GI（%）=（堆肥浸提的種子發(fā)芽率×種子根長）/（蒸餾水的種子發(fā)芽率×種子根長）×100

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

使用Microsoft Excel 2010 和SPSS 24.0 軟件來進行試驗數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析與制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同堆肥處理溫度的變化

試驗結(jié)果表明（圖1），隨著堆肥時間延長，各處理的堆肥溫度呈現(xiàn)出上升-下降的波動變化趨勢，符合好氧堆肥的基本發(fā)酵特點。在蔬菜廢棄物中只添加腐熟菌劑不添加輔料的C5、C6 處理的溫度上升最快，明顯高于其他處理，比其他處理提前1 d 進入高溫期，其中C5 處理在堆肥3 d 時溫度達到最高值67 ℃，主要原因可能為不添加豆渣及風化煤的堆體物料孔隙度較大，氧氣供應充足，而且C/N 相對較高，碳源充足，使得堆肥處理升溫較快。堆肥6 d 時翻堆，之后添加0.2%腐熟菌劑B、20%豆渣以及2%風化煤輔料的C4 處理溫度上升最快，達到最高溫64.5 ℃；堆肥12 d 時，C5、C6 處理開始迅速降溫，呈直線下降趨勢，堆肥逐漸進入腐熟期，而其他處理仍然處于高溫期，其中C4 處理仍可達到64.7 ℃的最高溫度狀態(tài)；添加0.2%腐熟菌劑A、20%豆渣以及2%風化煤輔料的C3 處理在堆肥20 d 時，堆溫才開始下降，在堆肥25 d 時進入低溫腐熟期，相對其他處理腐熟最為緩慢。在蔬菜廢棄物堆肥過程中，無論發(fā)酵快慢各處理的堆體高溫持續(xù)時間達到7～16 d，完全滿足溫度達55～65 ℃且持續(xù)時間不少于5 d 的腐熟標準（NY/T3441—2019）。綜合來看，在各處理中，C5 處理堆肥溫度最高、升溫最快、腐熟期最短。

圖1 不同堆肥處理溫度的變化

2.2 不同堆肥處理總有機碳含量的變化

在堆肥過程中，微生物利用碳氮元素與堆肥過程中釋放的能量合成自身生長物質(zhì)，有機碳是微生物生長必不可少的碳源。如圖2 所示，隨著堆肥時間的變化，各處理總有機碳含量整體呈逐漸下降的趨勢，且下降速度呈現(xiàn)“先快后慢”的特征，這與堆肥過程中微生物活動強度的“先升后降”有關(guān)。C1、C2、C3、C4 處理堆肥初始的總有機碳含量為59.2%，C5、C6 處理的有機碳含量為57.2%。堆肥至7 d 時，C1 處理的總有機碳含量為33.14%，顯著低于C3、C4 和C6 處理，與C2、C5 處理的差異未達顯著水平，各處理的有機碳降解速率為32%～78%，其中C1 處理降解最快；堆肥后26 d時，C1 處理的總有機碳含量顯著低于C3、C5、C6處理，分別降低了23、29、24 百分點；堆肥結(jié)束時，各處理的總有機碳含量除C2 處理低于26.1%（根據(jù)有機肥標準中有機質(zhì)≥45%折算）未達到標準，其他處理均滿足條件。其中，C1 處理自堆肥后7 d到堆肥結(jié)束，總有機碳含量變化緩慢，優(yōu)先達到穩(wěn)定?？梢?，添加0.1%腐熟菌劑A、豆渣及風化煤輔料的堆體有機碳降解速率較快，更利于腐熟。

圖2 不同堆肥處理總有機碳含量的變化

2.3 不同堆肥處理全氮磷鉀養(yǎng)分含量的變化

氮素是衡量堆肥養(yǎng)分含量的一個重要指標。圖3-a 反映了堆肥過程中的氮素變化。在堆肥初期（0～7 d），物料中含氮有機物被分解，以氨氣揮發(fā)等形式損失，C6 處理的全氮含量顯著低于其他處理，分別低于其他處理21～31 百分點；同樣地，C5 處理的全氮含量也小于除了C6 之外的其他處理，說明不添加輔料的蔬菜廢棄物堆肥時原料孔隙較大、不利于氮素累積。堆肥7 d 后全氮含量開始緩慢上升，其原因可能為：一是物料中的氮素通過硝化作用得到固定；二是堆體物料質(zhì)量與體積的減小、水分的散失及有機質(zhì)的降解而產(chǎn)生的“濃縮效應”。堆肥結(jié)束時，C1、C2、C4 處理的全氮含量比初期顯著增加，分別增加了19、22、38 百分點，其中，C4 處理的增長幅度明顯高于其他處理，說明C4 處理的保氮能力最優(yōu)，這可能是由于豆渣及風化煤的添加導致物料孔隙較小不利于氨氣揮發(fā)，且0.2%腐熟菌劑B 的添加有利于堆肥中微生物的硝化固氮作用所致。

磷和鉀元素是堆肥過程中較穩(wěn)定的元素，其絕對含量一般不會隨著發(fā)酵過程的進行而出現(xiàn)顯著的變化，但是，由于“濃縮效應”其相對含量會有所增加。圖3-b 反映了全磷含量在堆肥過程中的變化。堆肥14 d 時，C4 處理的全磷含量顯著增加，其他處理則未達到顯著水平；發(fā)酵結(jié)束時，各處理的全磷含量較初堆期均有所增加，但只有C4 處理達到了顯著性水平，增長了23 百分點。在堆肥結(jié)束后，C4、C5 處理的全鉀含量差異不顯著，但均較堆肥初期顯著增加，分別增長了14、10 百分點（圖3-c）。與其他處理相比，堆肥結(jié)束后C4 處理的全磷和全鉀含量較高，可能與堆體體積減小以及溫度較高、水分散失較快有關(guān)。

圖3 不同堆肥處理全氮、全磷、全鉀含量的變化

在堆肥結(jié)束時各處理的總養(yǎng)分（全氮、全磷和全鉀）含量均符合有機肥料標準（總養(yǎng)分含量≥5%），其中C4 處理的總養(yǎng)分含量最高，達10.79%。綜合來看，添加0.2%腐熟菌劑B 與豆渣及風化煤輔料的C4 處理保氮能力最優(yōu)、磷鉀養(yǎng)分含量最高。

2.4 不同堆肥處理C/N 的變化

一般研究認為，當堆肥C/N 小于17，或者T值（終點C/N 與初始C/N 的比值）小于0.6 時，堆肥達到腐熟。由圖4 可知，隨著堆肥的發(fā)酵，堆肥物料中C/N 整體呈下降趨勢，但不同處理降速不同。C1 處理降低速率最快，堆肥7 d 時，各處理的C/N 范圍為17.22～28.17。只有C1 處理接近腐熟，其他處理的C/N 遠大于17，尚未達到腐熟狀態(tài)。堆肥14 d 時，C1、C3、C4 和C5 處理的C/N 分別為16.67、15.11、14.90、15.92，堆肥達到腐熟且穩(wěn)定性較好，其余尚未腐熟。堆肥26 d 時，C2 和C6處理的C/N 分別為12.81、15.83，也達到了腐熟。計算T 值可得，C1 處理在堆肥7 d 的T 值為0.66，接近腐熟；C1、C3、C4 和C5 處理的T 值在堆肥14 d 分別為0.59、0.57、0.57、0.53，達到腐熟；在堆肥26 d 時，所有處理的T 值為0.49～0.57，均小于0.6?？梢姡瑑煞N判斷方法的腐熟趨勢一致，C1處理的C/N 值和T 值較快達到腐熟水平。

圖4 不同堆肥處理C/N 的變化

2.5 不同堆肥處理pH 值和EC 值的變化

pH 是影響微生物生長活動的重要指標之一，堆肥的pH 值一般會受堆肥物料的影響，腐熟的堆肥一般呈弱堿性，pH 值在8～9。由圖5-a 可知，堆肥2 d 時，各處理的pH 值大小依次為C6 ≈C5 ＞C1 ≈C2 ＞C4 ＞C3；添加豆渣及風化煤輔料的處理pH 均下降，可能是由于初始堆料空隙較小且含水率高，通氣不暢，微生物降解糖類等易降解物質(zhì)，產(chǎn)生大量的有機酸，使得pH 下降。C3 處理的pH 值為8.39，顯著低于其他處理，只添加腐熟菌劑的C5、C6 處理兩者之間無顯著性差異。隨后各處理由于有機酸被分解為腐殖質(zhì)，同時生成NH3，使得pH 回升；堆肥14 d 時，各處理的pH范圍為8.90～9.45，其中C6 處理最高。隨著發(fā)酵時間延長硝化作用增強，導致pH 又開始下降；發(fā)酵結(jié)束后，各處理的pH 值介于8.41～9.20，其中C4 處理為8.41，顯著低于其他處理，滿足國家有機肥腐熟標準（pH 為5.5～8.5），其他處理均高于8.89，呈現(xiàn)堿性，略高于8.5 的標準，可能與本材料自身的特性有關(guān)，可通過其他措施微調(diào)pH 值達到國家標準。

EC 值反映了堆肥浸提液中的可溶性鹽含量，鹽含量過高對植物有一定的毒害作用，因此，EC值是判斷堆肥腐熟的必要條件，一般認為堆體的EC 值小于4 mS·cm-1時，可以安全使用。從圖5-b可以看出，堆肥過程中的EC 值整體均呈緩慢增加趨勢。C1 處理的EC 值由3.16 mS·cm-1上升至3.52 mS·cm-1，無顯著性變化，且全過程均小于4 mS·cm-1這一安全限值；C2、C3、C4、C5 和C6 處理的EC 值分別升至4.45、4.38、4.11、5.41 mS·cm-1和4.48 mS·cm-1，與初始值相比均達到顯著水平，整個堆肥期間EC 值介于4～6 mS·cm-1之間?？梢姡珻1 處理在整個堆肥過程中的可溶性鹽含量最低，最安全。

圖5 不同堆肥處理pH 值和EC 值的變化

2.6 不同堆肥處理種子發(fā)芽指數(shù)的變化

種子發(fā)芽指數(shù)（GI）是檢驗堆肥對植物毒害作用的指標，同時也是判斷堆肥腐熟程度的重要指標之一。一般認為，發(fā)芽指數(shù)大于50%時，堆肥樣品基本對植物無毒害作用；當發(fā)芽指數(shù)大于80%時，堆肥樣品對植物生長完全沒有毒害作用，堆肥達到腐熟程度。由圖6 可知，整個堆肥期間，GI 呈上升趨勢。堆肥初期，堆體形成的有毒物質(zhì)抑制了種子的萌發(fā)，C1～C6 處理的GI 僅在19%～32%。隨著堆肥時間的延長，有毒有害物質(zhì)被逐漸分解，在堆肥14 d 時，各處理的GI 均大于50%，達到基本腐熟，其中，C1 處理的GI最高，達到65%；堆肥26 d 時，除C3、C6 處理外，其他處理的GI 均達到80%以上，對植物生長完全沒有毒害作用；堆肥結(jié)束后，各處理的GI 為84%～103%，C1 處理最高。對比不同堆肥處理發(fā)芽指數(shù)的增長速率，堆肥結(jié)束后各處理的發(fā)芽指數(shù)是堆肥2 d 時的2.96～4.90 倍，其中C1 處理的增長速率最快?？梢姡砑?.1%腐熟菌劑A、20%豆渣以及2%風化煤輔料處理的發(fā)芽指數(shù)增長最快。

圖6 不同堆肥處理種子發(fā)芽指數(shù)的變化

綜合堆肥的溫度、總有機碳、氮磷鉀總養(yǎng)分、C/N、pH、EC 和GI 各項指標的表現(xiàn)發(fā)現(xiàn)，在堆肥溫度上，C5 處理的堆肥溫度最高、升溫最快、腐熟期短；在總有機碳變化上，C1 處理的堆體有機碳降解速率較快，更利于腐熟；在氮磷鉀養(yǎng)分總量上，C4 處理在堆肥結(jié)束后養(yǎng)分含量最高，養(yǎng)分流失最低；在C/N 表現(xiàn)上，C1 處理的C/N 值優(yōu)先達到腐熟水平，縮短了腐熟時間；在pH 值方面，C4處理的pH 為8.41，顯著低于其他處理，滿足國家有機肥腐熟標準；在EC 值方面，C1 處理全過程的EC 值均小于4 mS·cm-1，優(yōu)于其他處理；在GI 指標上，C1 處理的發(fā)芽指數(shù)增長最快。因此，本試驗優(yōu)先推薦添加0.1%腐熟菌劑A、20%豆渣以及2%風化煤輔料的C1 處理作為黃瓜、番茄和西瓜混合廢棄物堆肥的技術(shù)參數(shù)，其次選擇添加0.2%腐熟菌劑B、20%豆渣以及2%風化煤輔料的C4 處理。

3 討論

堆肥是利用微生物降解固體廢棄物實現(xiàn)有機物轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)的復雜生化反應過程，微生物在此過程中發(fā)揮著重要的作用。本試驗通過接種不同用量及種類的腐熟菌劑在各堆肥指標上的差異變化也證實了這一點。本試驗中僅添加腐熟菌劑不使用豆渣風化煤輔料的C5、C6 處理升溫較快，比其他處理提前1 d 進入高溫期，添加0.2%腐熟菌劑A 的C5處理在堆肥3 d 時達到最高溫67 ℃，比C3 處理（0.2%腐熟菌劑A和輔料）提高了28.8%，添加0.2%腐熟菌劑B 的C6 處理比C4 處理（0.2%腐熟菌劑B 和輔料）提高了5.7%；但是，未添加輔料的處理高溫持續(xù)時間（7～8 d）低于其他處理（9～16 d）。原因可能為豆渣風化煤的添加使得堆體的孔隙度較小、通氣不暢以及碳源較低導致氧氣短缺，造成升溫速度較慢，但是保溫效果較好。孫志華等（2012）的研究也表明添加20%的風化煤會使堆體體積質(zhì)量增大，通氣性減弱，比添加10%風化煤的處理升溫慢。

在本試驗中，添加0.1%腐熟菌劑A、豆渣及風化煤輔料的C1 處理的總有機碳降解速率最快，C/N 值在堆肥7 d 時接近17（Moldes et al.，2007）且T 值也接近0.6（Morel et al.，1985），堆肥達到腐熟，說明添加輔料與微生物菌劑可以提高有機碳的降解、加快堆肥的腐熟進程。孫志華等（2012）、薛梅（2016）和王艮梅等（2019）的研究結(jié)果也證實了在牛羊糞、菌渣和廢棄秸稈堆肥中加入風化煤和豆渣可以加快堆肥腐熟。同時，C1 處理的EC值在堆肥過程中始終小于4 mS·cm-1，符合堆肥腐熟度的要求，對植物的生長無抑制作用（Sharma et al.，2014）。GI 是檢驗堆肥對植物毒害作用的生物指標。當GI＞50%時表明堆肥樣品基本無毒性，當GI ＞80%時表明堆肥樣品對植物生長完全沒有毒害作用，且堆肥達到腐熟程度（Riffaldi et al.，1986；Bustamante et al.，2008）。在本試驗中C1處理的發(fā)芽指數(shù)增長最快，堆肥14 d 時GI 達到65%，在堆肥26 d 時GI 達80%以上，對植物不再表現(xiàn)毒害作用。宋春麗（2019）的研究也證實了在蔬菜廢棄物中添加秸稈、雜草與微生物菌劑可以促進堆肥的腐熟進程，同時降低堆肥產(chǎn)品對植物發(fā)芽和生長的不良影響。

堆體中的養(yǎng)分含量（氮、磷、鉀）是植物生長的主要營養(yǎng)元素，在好氧堆肥過程中，由于氨氣等揮發(fā)、有機物的降解、堆體質(zhì)量與體積的減小及水分散失導致的“濃縮效應”，使得堆肥結(jié)束時的養(yǎng)分含量較初期有所增加（蘭時樂 等，2009；李光義 等，2011）。本試驗中氮、磷、鉀含量變化趨勢同前人研究結(jié)果一致，且堆肥50 d 后各處理養(yǎng)分含量均符合有機肥標準。其中，添加0.2%腐熟菌劑B 和輔料的C4 處理在堆肥過程中養(yǎng)分流失最低，堆肥結(jié)束時總養(yǎng)分（全氮、全磷和全鉀）含量分別比C2 處理（輔料+0.1%腐熟菌劑B）、C3 處理（輔料+0.2%腐熟菌劑A）和C6 處理（0.2%腐熟菌劑B）顯著提高了13、8、11 百分點；說明添加輔料和腐熟菌劑B 可以提高堆肥產(chǎn)品的養(yǎng)分含量，且0.2%腐熟菌劑B 的保氮能力較好，養(yǎng)分流失較少，提高了堆肥產(chǎn)品的品質(zhì)。劉微等（2014）的研究也證實了添加輔料和復合微生物菌劑可以減少養(yǎng)分的損失，提高堆肥產(chǎn)品的品質(zhì)，與本試驗結(jié)果一致。

4 結(jié)論

在蔬菜廢棄物堆肥中，僅添加腐熟菌劑的處理升降溫較快，高溫持續(xù)時間短，腐熟效果不佳。添加了0.1%腐熟菌劑A、20%豆渣以及2%風化煤輔料的C1 處理顯著促進了有機碳的降解，加快了腐熟進程，EC 值始終保持在4 mS·cm-1的安全水平，發(fā)芽指數(shù)增長最快，腐熟水平優(yōu)于其他處理，優(yōu)先推薦此處理為黃瓜、番茄和西瓜混合廢棄物堆肥的配方。添加0.2%腐熟菌劑B、20%豆渣及2%風化煤輔料的C4 處理堆肥產(chǎn)品氮磷鉀養(yǎng)分含量最高，達10.79%，pH 值顯著低于其他處理，為8.41，符合國家有機肥腐熟標準，也可以作為黃瓜、番茄和西瓜廢棄物堆肥的一種配方選擇方案。