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城市污水处理过程中会产生大量剩余污泥，若不妥善处理，对环境危害较大。目前，卫生填埋仍是城市污泥处理的重要方式[1]。部分城市在早期建有简易污泥填埋池，随着使用年限增加，污泥池环境风险系数增加，需对污泥池污泥进行安全处理。污泥池加固稳定化处理的常用方法有抛石挤淤法、固化法[2]、外运等。其中外运挖出的污泥可采用资源化处置[3-4]。近年来，好氧发酵技术在污泥处理中有着极大的应用潜力，能显著提升污泥中速效态营养成分的含量以及降低污泥中的重金属的生物有效性。王舜和等[5]研究发现：对污水处理厂剩余污泥进行好氧发酵处理能有效提高污泥速效氮磷钾含量，污泥中速效钾含量在好氧发酵处理后提高了13%，而且该研究也阐述了发酵后的污泥可作为速效肥与园林土混合应用于园林绿化。刘莹等[6]通过添加外源菌剂(食苯芽孢杆菌Bacillus benzoevorans和恶臭假单胞菌Pseudomonas putida)对脱水污泥进行好氧发酵处理，发现经好氧发酵处理后，污泥样品铬、砷、铅的酸可交换态百分含量下降，表明污泥好氧发酵过程对降低重金属的生物有效性是有利的。鉴于碳氮比(C/N)是好氧发酵过程中影响微生物活性的重要因素之一[7-8]，通过外加调理剂优化污泥好氧发酵过程中的C/N，有望调控发酵后的污泥中的速效氮磷钾含量及其重金属的可交换态百分含量，进而提升发酵后的污泥应用于园林绿化的前景。木屑为林业废弃物，不但具有价格低廉、易于获取等优点，而且疏松保水，是发酵常用的配料。本研究以木屑为主要调理剂，配置不同C/N填埋污泥，研究不同木屑添加量对填埋污泥发酵过程中污泥营养元素及重金属形态的影响，以期为实际资源化应用提供技术参考。
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发酵污泥为杭州市临安区某城市污水处理厂污泥，平均堆放年限为7 a。木屑购买于杭州某木材交易市场的松树木刨花，基本性状见表1。菌剂为购买于益加益直销店的有益微生物(EM菌)，主要包含枯草芽孢杆菌B. subtilis、地衣芽孢杆菌B. licheniformis等有益菌群。
表 1 发酵污泥及木屑基本性质
Table 1. Basic physical and chemical properties of composting materials
发酵原料 pH 含水率/% 有机质/(g·kg−1) 总碳
/(g·kg−1)总氮/(g·kg−1) 碳氮比 铜
/(mg·kg−1)锌
/(mg·kg−1)污泥 7.26±0.04 69.40±0.46 651.5±1.2 183.38±1.24 26.90±0.92 6.80±0.21 1793.36±29.90 3152.02±57.14 木屑 5.51±0.01 12.38±1.00 997.0±0.0 481.52±0.12 2.20±0.04 218.90±9.00 8.30±0.21 15.54±0.50 -
污泥好氧发酵实验在自行设计的发酵反应器(图1)中进行。发酵反应器由泡沫箱制成，规格为70 cm×40 cm×40 cm，壁厚3 cm，配顶盖。将表1所示物料分别按照污泥∶木屑质量比为3.54∶1.00(T1，C/N20)，2.49∶1.00(T2，C/N25)，1.91∶1.00(T3，C/N30)比例配置。各组添加质量分数为2‰的活性菌(拌100 g玉米淀粉)，混合均匀后采用机械强制通风，每天分别在9:00、14:00、18:00通风3次，风速0.045 m3·min−1·m−3，每次30 min。每天20:00记录堆体温度，并于第0、3、8、14、54天 9:00取样，每组重复3次。
图 1 发酵反应器示意图
Figure 1. Sketch map of static fermentation reactor
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采用探针式温度计多点测量法测量堆体温度。将鲜样与超纯水按质量体积比1∶10混合，震荡离心过滤，分别用pH计和电导率仪测定pH和电导率。含水率采用重量法测定。有机质采用差重法[9]测定。总碳、总氮质量分数由元素分析仪(S20091640 Vario max CN，德国)测定，铵态氮质量分数测定采用氯化钾浸提靛酚蓝比色法，硝态氮质量分数测定采用氯化钾浸提紫外分光光度法，总磷质量分数测定采用氢氧化钠熔融后钼锑抗分光光度法[10]，有效磷质量分数测定采用双酸浸提法，总钾质量分数测定采用氢氧化钠熔融火焰光度计法[10]，有效性钾质量分数测定采用冷的2 mol·L−1硝酸溶液浸提法[10]。重金属各级形态测定采用欧洲共同体标准物质局 (European Community Bureau of Reference，BCR)四步提取法[11]，重金属全量测定采用样品经高氯酸-硝酸(HClO4-HNO3)消煮后[12]，电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES，Prodigy 7，Leeman，美国)测定。种子发芽指数测定采用鲜样与超纯水按质量体积比1∶3，震荡1 h后离心，取5 mL浸提液于铺有滤纸并放有20粒小白菜Brassica campestris种子的培养皿中，25 ℃避光培养48 h[13]。相关公式：①各速效营养占比=各速效营养质量分数×100%/各营养元素总质量分数；②种子发芽指数IG=(浸提液种子发芽率×根长)×100%/(对照组种子发芽率×根长)；③各形态重金属分配率=各形态重金属×100%/重金属全量，生物可利用态重金属分配率=醋酸溶解态重金属分配率+可还原态重金属分配率。
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采用Excel 2020和SPSS 26.0进行数据处理和分析，采用Origin 2018 进行绘图。
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适宜的温度是促进微生物生长的重要保障[11]。如图2A所示：T1、T2、T3发酵过程温度变化均呈现3个阶段：升温阶段、中温阶段和降温阶段，所能达到的最高温度分别为32.69、33.71、31.68 ℃。这与新鲜污泥经3~5 d发酵后，温度快速升至45 ℃以上的高温发酵(45~ 60 ℃)不同，本次发酵为典型的中温发酵。可能的原因为填埋污泥在泥坑中被一定程度矿化，可生化有机物被大量消耗，不利于高温好氧微生物大量繁殖。同时T1、T2、T3发酵温度均在第9 天达30 ℃以上，保持的时间分别为6、6、4 d，其中以T2达到的温度最高，T1次之。相关性比较显示，3组发酵温度均呈现显著差异(P＜0.05)，然而不同堆体间最高温度与有效发酵维持时间不存在显著差异(P＞0.05)。这说明不同木屑添加量对污泥中温好氧发酵影响显著，但对有效发酵(30~45 ℃)过程影响较小。
图 2 不同木屑添加量下发酵温度、pH及电导率
Figure 2. Temperature, pH values and electrical conductance values during sludge composting process with different amount of sawdust
YUAN等[12]研究表明：发酵过程pH的变化会影响发酵后污泥性质及用途。如图2B：各处理pH呈现先升高后降低。发酵过程中通过补充超纯水保持污泥含水率为50%，因此排除稀释作用，而极大原因是由于发酵前期好氧分解对有机氮矿化[13]，产生一定量的铵态氮致pH增大。可随着发酵的深入，有机物被分解生成有机酸和二氧化碳，硝化作用也产生部分H+[14]，引起系统pH降低。木屑不同添加量的污泥发酵过程pH变化显著(
$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_2}}$ =0.02、$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.04、$P_{{{\rm{T}}_2}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.01)。至发酵54 d结束，T1、T2、T3的 pH分别降低至6.04、5.95和5.79，符合GB/T 23486—2009《城镇污水处理厂污泥处理 园林绿化用泥质》碱性土壤理化指标。过高的电导率不利于微生物发酵与作物生长[15-17]。如图2C所示：与初始值相比，发酵结束后，T1、T2、T3电导率增长率分别为12%、14%、19%，增至1.42、1.15、1.21 mS·cm−1，均可满足GB/T 23486—2009耐盐植物标准限值2.0 mS·cm−1。
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由图3A可知：铵态氮质量分数呈现降低—升高—降低的变化趋势。0~8 d铵态氮降低，可能是由于发酵堆体曝气和升温导致氨挥发，造成铵态氮流失。随着有机氮被微生物不断降解，铵态氮质量分数逐渐回升。至发酵14 d后，硝化细菌逐渐成为发酵优势菌，铵态氮经硝化细菌作用转化为硝态氮，其质量分数缓慢下降。这种变化受木屑添加量的影响，3组数据之间铵态氮差异显著(
$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.03、$P_{{{\rm{T}}_2}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.05、$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_2}} $ =0.06)表明：木屑添加量及差值越大差异越显著。至发酵结束，T1、T2、T3质量分数铵态氮分别为0.28、0.21、0.26 g·kg−1，相比较堆肥初期，损失率分别为30%、47%、42%。铵态氮质量分数降低被认为是堆体腐熟的标志之一[18]，pH也相应降低[19]。这与堆体温度和pH变化趋势相一致。如图3B所示：硝态氮变化呈增加趋势。发酵结束后，T1、T2、T3硝态氮质量分数分别增至1.85、1.60、1.26 g·kg−1，是发酵原始物料的8.25、6.27、3.85倍。主要原因为随着发酵的进行，物料进入腐熟期，硝化作用逐渐增强，促进铵态氮向硝态氮转化[14]。木屑不同添加量对发酵污泥硝态氮有显著的影响 (P＜0.05)，木屑添加量越小硝态氮增量越大。
图 3 不同木屑添加量下铵态氮和硝态氮质量分数
Figure 3. Nitrogen contents during sludge composting process with different amount of sawdust
铵态氮、硝态氮是园林植物氮素的主要利用形式[20]，可以直观表示氮素养分。0 d时，T3铵态氮和硝态氮质量分数较T1和T2高，可能的原因为木屑呈酸性且对铵态氮和硝态氮具有较好的吸附作用，污泥与木屑混合过程，增加了单位质量铵态氮和硝态氮，且与木屑添加量成正比，这与0 d 时三者中T3 pH最低及木屑添加量最高相对应。然而经过54 d发酵，T1铵态氮、硝态氮质量分数之和显著高于T2、T3，氮素营养价值较高，各处理间均存在显著差异(
$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_2}} $ =0、$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.01、$P_{{{\rm{T}}_2}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.02)。分析认为：污泥含氮量远高于木屑，在C/N较低的情况下，污泥相比木屑比例高，转化为速效营养的潜力更大。说明木屑添加量对污泥发酵后氮素质量分数有直接显著影响，同时因为发酵过程存在浓缩效应，实际影响大于此结果。 -
由图4A可知：发酵过程总磷质量分数有一定程度增加，与初始质量分数相比分别增加了7.0%、11.8%、10.8%，但木屑不同添加量之间总磷质量分数变化不存在显著性差异(
$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_2}} $ =0.10、$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.21、$P_{{{\rm{T}}_2}{\text{-}}{{\rm{T}}_3}} $ =0.38)。可能的原因为磷素较为稳定，无挥发形式逸出，因此总磷在整个发酵过程中脱离反应系统的途径极少[21]，反而因浓缩效应，有一定程度的增加。有效磷质量分数是衡量发酵污泥磷素养分高低的指标之一。如图4B所示：发酵过程中有效磷质量分数整体呈增加趋势。经过54 d发酵，T1、T2、T3分别增至2.01、1.94、1.86 g·kg−1，分别占总磷质量分数的18%、22%、25%，与发酵原料相比分别增加8%、9%、9%。显著性检验表明差异不显著(
$P_{{{\rm{T}}_1}-{{\rm{T}}_3}} $ =0.16、$P_{{{\rm{T}}_1}-{{\rm{T}}_2}} $ =0.20、$P_{{{\rm{T}}_2}-{{\rm{T}}_3}} $ =0.29)，证明此发酵过程有效磷变化受木屑添加量影响较小。
图 4 不同木屑添加量下磷元素质量分数
Figure 4. Phosphorus contents during sludge composting process with different amount of sawdust
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发酵过程中总钾质量分数的变化趋势如图5A所示。随着发酵的进行，物料体积及质量不断减小，营养物质等元素不断被浓缩，与磷相同，钾无逸出形式，因此总钾质量分数也在不断增加。发酵后T1、T2、T3总钾质量分数分别由初始16.17、14.07、13.04 g·kg−1增加至发酵结束后的20.72、19.19、18.83 g·kg−1，其中T1总钾质量分数变化与T2呈显著差异(
$P_{{{\rm{T}}_1}{\text{-}}{{\rm{T}}_2}} $ =0)。总钾质量分数增加量T3最大，T2次之，T1最小，因此3组处理中木屑添加量越高，浓缩效应越明显。
图 5 不同木屑添加量下钾元素质量分数
Figure 5. Potassium contents during sludge composting process with different amount of sawdust
图5B所示：T1、T2、T3的有效钾质量分数呈现先升高后降低的趋势，这与唐淦海[22]的研究实验结果一致。至发酵结束，T1、T2、T3有效钾质量分数分别增至2.35、1.21、1.35 g·kg−1，相比发酵原料分别增加40%、13%、24%，除与堆体浓缩效应有关外还与微生物活动将含钾物质中的钾转化为可溶性钾盐有关[13, 23]，但木屑添加量对有效钾质量分数增加幅度的影响不显著 (P＞0.05)。
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分别对添加不同量木屑的污泥样品中的铜、锌等2种重金属元素质量分数进行分析，结果如表2。未经调理的污泥中，铜、锌质量分数高于GB/T 23486—2009《城镇污水处理厂污泥处置 园林绿化用泥质》中碱性土壤污染物限值，其中铜质量分数超标19.5%。经木屑调理发酵后，因物料浓缩作用，铜、锌质量分数较发酵前均有增加，但仍在标准范围内。重金属总量与木屑添加量呈正相关。
表 2 木屑不同添加量发酵后污泥铜锌质量分数
Table 2. Cu and Zn contents after fermentation with different amount of sawdust
处理 铜/(mg·kg−1) 锌/(mg·kg−1) 发酵前 发酵后 发酵前 发酵后 T1 1 075.30±7.23 1 295.06±80.62 1 734.76±45.26 1 985.38±21.49 T2 970.76±6.03 1024.01±3.18 1 514.27±17.16 1 615.77±4.75 T3 816.38±4.70 916.96±11.66 1 240.61±20.82 1 346.57±16.14 重金属在污泥中一般以醋酸溶解态、可还原态、可氧化态、残渣态等4种形态存在[24]，其中由醋酸溶解态、可还原态组成的生物有效态与重金属的生物有效性密切相关[18]。由图6可知：在发酵初始阶段，铜以可氧化态为主，其生物可利用态分配率不足50%。发酵处理后，铜的可氧化态和残渣态分配率逐渐降低，醋酸溶解态和可还原态分配率逐渐增加，即生物有效态增加。T1、T2、T3中，生物有效态铜分别从初始的32%、38%、40%增加至72%、74%、74%。这主要由微生物将络合态铜转化为生物可利用态[19]。
图 6 不同木屑添加量下铜、锌化学形态分配率
Figure 6. Distribution of Cu and Zn during composting process with different amount of sawdust
从图6可知：污泥中的各形态锌所占比例从大到小依次为醋酸溶解态、可还原态、可氧化态、残渣态，表明锌的生物可利用态占比较大。这可能是锌与有机质亲和性较弱[25]。发酵初期，T1、T2、T3生物可利用态分配率分别为84%、85%、86%。发酵过程中锌的可还原态和可氧化态分配率降低，醋酸溶解态分配率增加，增加幅度高于可还原态的降低幅度。发酵结束后，处理T1、T2、T3的生物可利用态锌分配率分别为96%、98%、97%，表明发酵使锌向易于生物利用的形态转化。这与岳建芝等[21]、曾正中等[26]的研究结果相一致。
木屑添加量对发酵过程铜、锌质量分数变化幅度的影响如表3所示。可见木屑添加量对发酵污泥铜、锌金属各形态质量分数均有一定影响。其中对醋酸溶解态铜、可氧化态铜和可氧化态锌影响显著(P＜0.05)。对于生物可利用态铜有显著影响(P＜0.05)，木屑添加量高可降低污泥中铜质量分数。锌稳定态受木屑添加量影响显著，实际应用过程应对这种影响予以考虑。
表 3 木屑不同添加量对铜锌化学形态分配率变化的影响(单变量方差分析)
Table 3. Effects of different amount of sawdust on distribution of Cu and Zn during composting process(univariate)
项目 不同形态铜差异显著性 不同形态锌差异显著性 醋酸溶
解态可还原态 可氧化态 残渣态 生物可
利用态稳定态 醋酸溶
解态可还原态 可氧化态 残渣态 生物可
利用态稳定态 PT1-T2 0.02 0.08 0.02 0.09 0.01 0.02 0.24 0.20 0.00 0.34 0.47 0.00 PT1-T3 0.01 0.00 0.01 0.19 0.00 0.01 0.02 0.04 0.03 0.05 0.05 0.03 PT2-T3 0.02 0.06 0.05 0.01 0.00 0.05 0.27 0.27 0.04 0.07 0.62 0.03 -
种子发芽指数是表征经发酵后的污泥对植物的毒害作用指标之一。当污泥用作园林用泥基质时， IG值应大于70%[25]。本研究污泥原样IG为34.7%，对种子发芽抑制作用较强。T1、T2、T3发酵过程中， IG统计如表4所示。0 d时T1、T2、T3的IG均超过70%。发酵初始阶段， IG短暂上升后出现抑制期，经过抑制期后回升。分析认为，在第8天时，堆体中有机物降解产生大量有机酸、多酚、醛类等毒性物质，对植物生长产生抑制作用。随着发酵的进行，毒性物质分解转化，可利用营养元素质量分数增加，对植物生长的毒害作用减弱，促进作用增强[27]。发酵结束后，处理T1、T2、T3的IG值分别为164.2%、186.4%、160.2%，显示T2对种子毒性最小，而且后两者IG降低呈现显著差异 (P=0.04)，说明种子发芽指数受木屑添加量影响大。
表 4 发酵过程中种子发芽指数(IG)值统计
Table 4. Statistics of different amount of sawdust on seed germination index (IG) during composting process
时间/d IG/% T1 T2 T3 0 82.7±9.5 Ce 86.7±9.9 Be 103.2±5.8 Ad 3 103.7±7.4 Cd 133.9±2.2 Ac 127.5±6.9 Bc 8 162.8±10.1 Cb 184.8±6.6 Ab 172.6±4.3 Ba 14 142.6±23.7 Ac 105.8±8.7 Bd 96.8±10.0 Ce 54 164.2±18.4 Ba 186.4±7.5 Aa 160.2±13.6 Cb 说明：不同大写字母表示同一时间不同处理间差异显著(P＜0.05)，不同小写字母表示同一处理不同时间差异显著(P＜0.05) -
好氧发酵可分为升温阶段、中温阶段和降温阶段等3个阶段，木屑添加量对发酵温度、pH、氮、钾、可生物利用态铜、稳定态锌及IG均有显著性影响(P＜0.05)。
不同木屑添加量处理的填埋污泥，经发酵后pH、电导率、重金属铜和锌及IG均符合GB/T 23486—2009《城镇污水处理厂污泥处理 园林绿化用泥质》碱性土壤用泥标准，且氮、磷、钾等营养元素的总量及其速效营养质量分数均有不同程度增加，木屑添加量在C/N为20时营养潜力最高，为填埋污泥中温好氧发酵制作园林绿化碱性土壤调理剂提供了数据参考。
木屑添加量控制在C/N为25的T2，在发酵前后pH、电导率波动变化幅度小，有效重金属铜降幅大，种子发芽指数最高，实际应用时对木屑添加量控制最具参考价值。
Optimal addition of aerobic fermentation sawdust in landfill sludge reuse
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摘要:
目的 为了提升污泥在园林绿化方面的应用潜力，探讨填埋污泥发酵时最佳的木屑添加量，以期为工程应用提供参考。 方法 以杭州地区某填埋池污泥为主要原料，基于不同碳氮比(20、25、30)控制木屑添加量，分别配制了T1、T2、T3共3组发酵物料处理，通过间歇式好氧发酵，分析了发酵过程中温度、pH、电导率、氮、磷、钾和重金属形态等理化指标的变化。 结果 发酵为典型中温发酵(30~45 ℃)，发酵过程中不同木屑添加量之间温度呈现差异显著(P＜0.05)，pH呈先升高后降低趋势，受木屑添加量影响显著(P＜0.05)；电导率受木屑添加量影响较小。发酵结束后，3组处理铵态氮损失率分别为30%、47%、42%，硝态氮增加了8.25、6.27、3.85倍，说明木屑添加量对氮素影响大。总磷增长率分别为7.0%、11.8%、10.8%，有效磷占比为8%、9%、9%，总钾占比为27%、36%、44%，有效钾占比为8%、12%、17%，其中仅T1和T2之间总钾呈现显著差异(P＜0.05)。铜的生物有效态分配率分别从初始的32%、38%、40%增加至72%、74%、74%，生物可利用态锌分别从84%、85%、86%增加至96%、98%、97%；不同木屑添加量下，生物有效态、可氧化态铜、锌分别呈显著差异(P＜0.05)；3组发酵物对植物生长均无毒性[种子发芽指数(IG＞80%)]，但T2毒性显著大于T3毒性(P＜0.05)。 结论 发酵过程pH、氮、钾、生物可利用态铜、稳定态锌和种子发芽指数受木屑添加量显著影响(P＜0.05)，3组处理所检测的指标均符合GB/T 23486—2009《城镇污水处理厂污泥处置 园林绿化用泥质》碱性土壤用泥限值标准，其中T2处理的木屑添加量对发酵过程控制最具参考价值。图6表4参27 Abstract:Objective The objective is to explore the optimal amount of sawdust during landfill sludge fermentation so as to improve the potential of sludge in landscaping. Method Three groups of fermentation materials, i.e. C/N20(T1), C/N25(T2), and C/N30(T3), were prepared by using sludge from a landfill in Hangzhou as the main raw material and sawdust as a conditioning agent. Through batch aerobic fermentation, the changes of physical and chemical indicators such as temperature, pH, conductivity, nitrogen, phosphorus, potassium and heavy metal forms were analyzed. Result The fermentation was a typical medium temperature fermentation (30~45 ℃). During the fermentation process, there was a significant difference in temperature between different sawdust additions (P＜0.05), and the pH increased first and then decreased, which was significantly affected by sawdust amount while the conductivity was less affected. The ammonium nitrogen loss rates for T1, T2 and T3 after the fermentation were 30%, 47%, and 42%, respectively, and the nitrate nitrogen rates increased by 8.25, 6.27, and 3.85 times, indicating that the addition of sawdust had a great impact on nitrogen. The growth rates of total phosphorus for T1, T2 and T3 were 7.0%, 11.8%, and 10.8%, respectively, and the proportions of available phosphorus were 8%, 9%, and 9%, respectively. The growth rates of total potassium were 27%, 36%, and 44%, and the proportions of available potassium were 8%, 12%, and 17%, respectively, among which there was a significant difference in total potassium between T1 and T2 (P＜0.05). The bioavailability of Cu for T1, T2 and T3 increased from 32%, 38%, and 40% to 72%, 74%, and 74%, and the bioavailability of Zn for T1, T2 and T3 increased from 84%, 85%, and 86% to 96%, 98%, and 97%, respectively. There were significant differences in bioavailable and oxidized Cu and Zn under different sawdust addition levels (P＜0.05). The fermentation products of the three groups had no toxicity to plant growth (IG＞80%), but the toxicity of T2 was significantly greater than that of T3 (P＜0.05). Conclusion The pH, nitrogen, potassium, bioavailable Cu, stable Zn, and seed germination index in the fermentation process are significantly affected by the amount of sawdust (P＜0.05). The indicators of the three treatments are all in line with the GB/T 23486−2009 limit standard for argillaceous alkaline soil for landscaping, of which T2 has the most reference value for sawdust control in fermentation process. [Ch, 6 fig. 4 tab. 27 ref.] -
Key words:
- landfill sludge /
- sawdust /
- C/N ratio /
- aerobic fermentation
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间伐是优化林分密度，调整林分空间分布格局的重要经营措施[1-2]，能通过增加林冠开度、降低冠层叶面积指数、增加冠层枝叶反射的散射光和透过林层的直射光来提高林下植被的光合作用速率，促进林下植物有机质的积累[3-4]。林下灌木在稳定森林群落结构和维持物种多样性以及种子萌发和幼苗更新等方面发挥重要作用[5-6]，在一定程度上影响着林下更新幼苗定居及早期生长状况[7]。植物功能性状是植物在漫长进化过程中为适应或降低环境干扰、充分利用环境资源所形成的生物特征，能揭示植物适应环境的能力和策略[8-9]。环境引起的植物功能性状的变化主要表现在器官(根、茎、叶等)的结构性状和化学性状的权衡关系[10]，其中，叶片作为光能捕获及有机质转化器，与植物的资源获取和生物量密切相关[11]；茎是植物地上部分的支撑组织，具有储存和运输养分功能[12]；根系的生长和发达程度决定了土壤资源的获取和利用状况[13]。三者功能性状均对植物生长状况具有一定指示作用。目前，关于环境变化对植物功能性状影响的研究主要集中于叶片[14]，对整个植株各器官功能性状的研究未见报道。间伐对林冠结构的调整使林下光照增加，植物结构性状和化学性状的调节会影响植物光合作用[15]，进而促进植物有机质的积累。研究间伐对林下灌木功能性状的影响，为有效改善林分结构，促进栓皮栎Quercus variabilis人工林更新提供理论和技术支撑。荆条Vitex negundo var. heterophylla作为研究区灌层的建群种，具有较强的耐旱性，是干旱半干旱地区生态恢复的重要指示性物种[16-17]。栓皮栎人工林自然整枝能力较弱，林相差，林下更新萌蘖多，实生苗少且未得到有效保护，急需开展以人工促进天然更新为主要措施的森林抚育。有研究表明：弱度间伐最有利于栎类幼苗更新[18]，林下灌木层盖度对4~10年生幼苗数量具有决定性作用[19]。荆条的“肥岛”效应为林下幼苗生长提供相对充足的生长资源[20]。因此，有必要研究弱度间伐对林下荆条功能性状的影响，以较准确地反映间伐后荆条应对环境资源变化的生存策略，为干旱半干旱地区栓皮栎人工林可持续经营管理提供科学依据。
1. 研究区概况
研究区位于河南省国有登封林场清凉寺林区(34°26′~34°33′N，112°44′~113°05′E)，海拔为518~755 m，坡度为5°~30°。该地区属暖温带大陆性季风气候，年平均气温14.2 ℃，年平均降水量614.0 mm，降水主要集中在夏季，占全年总降水量的33.8%左右。土壤贫瘠，以褐土和棕壤为主，表现为富钾、少氮、极缺磷。乔木以栓皮栎、侧柏Platycladus orientalis、刺槐Robinia pseudoacacia、槲栎Q. aliena、黄栌Cotinus coggygria为主，灌木以荆条Vitex negundo var. heterophylla、扁担杆Grewia biloba、酸枣Ziziphus jujuba为主。
2. 研究方法
2.1 样地布设与调查
2016年在登封国有林场选取2个林分立地条件、坡度、坡向、坡位相同，林龄、林分密度、林木生长状况基本一致的林班，样地栓皮栎间伐及未间伐林分年龄均为40 a，郁闭度约0.90，坡度分别为9°和7°，坡向均为南坡，平均胸径分别为10.01和10.10 cm，平均树高分别为7.98和8.06 m，林分密度分别为2 200和2 211株·hm−2。分别设置1个100 m×100 m(1 hm2)间伐样地和未间伐样地。间伐方式以修枝、非全面割灌、伐除病腐木及没有培育前途的林木为主的生产性间伐，基本不降低林分蓄积量(间伐株数强度31.55%，蓄积强度为3.26%)。2019年调查间伐样地林分密度为1 532株·hm−2，林木平均胸径12.80 cm，平均树高11.45 m，未间伐样地林分密度2 110株·hm−2，林木平均胸径10.64 cm，平均树高9.05 m。间伐3 a后，间伐后林木生长加快，平均胸径及树高均有所提高，一方面是因为大径级林木被保留下来，另一方面是保留木生长空间及资源充足，加速林木生长。2019年6月在间伐样地和未间伐样地分别均匀设置6个20 m×20 m的方形森林动态监测样方，调查每个样方内荆条平均高度及冠幅，选取具有平均高度和平均叶量的荆条3株，共36株。采集东西南北4个方向完全展开、没有病虫害的叶片。用BY-N4型植物营养测定仪测定叶片叶绿素和氮质量分数，用Yaxin-1241叶面积仪测定荆条叶面积、叶长、叶宽等指标，采用全根挖掘法采集植株根系，带回实验室于2019年6−7月进行地上功能性状和根系结构功能指标测定。样地设置及样地基本情况见闫东锋等[1]。
2.2 数据处理及分析方法
2.2.1 指标测定
选取荆条根、茎、叶共32个植物功能指标，调查及测定的植物功能性状指标见表1。表1中，叶长宽比=叶长/叶宽，比叶面积=叶面积/叶片质量，叶干物质质量分数=叶干质量/叶鲜质量，茎干物质质量分数=茎干质量/茎鲜质量，根干物质质量分数=根干质量/根鲜质量，比根长=总根长/根干质量，基径采用Haglof游标卡尺测定。植株各器官全磷质量分数通过钼锑抗比色法测定，全钾采用火焰光度计测定，有机碳通过烘箱加热法测定。
表 1 所选植物功能性状Table 1 Functional traits of selected plants植物功能性状 单位符号 植物功能性状 单位符号 植物功能性状 单位符号 植物功能性状 单位符号 高度 m 基径 cm 根干物质质量分数 茎全氮 g·kg−1 叶周长 cm 茎生物量 g 根生物量比 茎全钾 mg·kg−1 叶面积 cm2 茎干物质质量分数 根冠比 茎全磷 g·kg−1 比叶面积 cm2·g−1 主根长 cm 比根长 cm·g−1 茎有机碳 g·kg−1 叶绿素 总根长 cm 叶全氮 g·kg−1 根全氮 g·kg−1 叶生物量 g 根表面积 cm2 叶全钾 mg·kg−1 根全钾 mg·kg−1 叶干物质质量分数 根体积 cm3 叶全磷 g·kg−1 根全磷 g·kg−1 叶长宽比 根生物量 g 叶有机碳 g·kg−1 根有机碳 g·kg−1 采用GLA 2.0软件获取林下光照条件(林下直射光和林下散射光)。用CI-110冠层分析仪测定荆条冠层的光合有效辐射强度、太阳辐射时间等指标。采用五点取样法对样地0~10和10~20 cm的土壤取样，并充分混匀带回实验室测定土壤营养元素质量分数，其中土壤全氮采用凯氏定氮法测定，全磷、全钾、有机碳的测定与荆条养分测定方法相同。采用环刀法测定土壤容重，并计算土壤毛管孔隙度、非毛管孔隙度等物理性质。
2.2.2 数据处理
对各器官功能性状的差异进行显著性检验(t检验)，在检验之前对数据的正态性进行检验；计算荆条地上功能性状与林下光环境和根系与土壤理化性质的Pearson相关系数；以荆条各器官功能性状指标为因变量，以与其相关关系显著的环境因子作为自变量进行线性逐步回归分析。
3. 结果与分析
3.1 间伐对荆条各器官功能性状的影响
3.1.1 间伐对荆条地上部分功能性状的影响
从表2可见：间伐样地荆条平均高为0.97 m，高于未间伐样地(0.92 m)，2个样地荆条高为0.86~1.06 m，但无显著差异(P＞0.05)。间伐样地荆条叶周长、叶面积、比叶面积和叶生物量(48.91 cm，17.27 cm2，31.97 cm2·g−1，90.53 g)均显著高于未间伐样地(33.16 cm，10.18 cm2，24.07 cm2·g−1，67.55 g，P＜0.05)，叶干物质质量分数(0.35)低于未间伐样地(0.44)，但差异不显著(P＞0.05)。基径(1.39 cm)高于未间伐样地(1.18 cm)，但分布均为0.60~1.69 cm。
表 2 间伐对荆条地上部分功能性状的影响Table 2 Effect of thinning on the functional traits of aboveground part of on V. negundo var. heterophylla项目 措施 高度/m 叶周长/cm 叶面积/cm2 比叶面积/(cm2·g−1) 叶绿素 叶生物量/g 平均值±标准差 间伐 0.97±0.03 A 48.91±1.04 A 17.27±0.49 A 31.97±0.63 A 43.55±2.50 A 90.53±9.68 A 未间伐 0.92±0.03 A 33.16±1.77 B 10.18±1.71 B 24.07±1.85 B 34.15±3.60 A 67.55±4.52 B 数值范围 间伐 0.91~1.06 46.37~52.49 15.90~18.55 30.37~33.12 37.75~52.75 66.02~112.78 未间伐 0.86~0.98 28.31~37.33 5.53~15.67 18.15~28.46 20.50~40.05 53.01~76.94 项目 措施 叶干物质质量分数 叶长宽比 基径/cm 茎生物量/g 茎干物质质量分数 平均值±标准差 间伐 0.35±0.02 A 1.60±0.06 A 1.39±0.20 A 32.91±6.82 A 0.55±0.02 A 未间伐 0.44±0.05 A 2.43±0.88 A 1.18±0.15 A 25.02±6.13 A 0.52±0.03 A 数值范围 间伐 0.30~0.38 1.45~1.76 0.60~1.69 16.64~43.28 0.47~0.59 未间伐 0.35~0.47 1.20~5.91 0.80~1.69 12.13~47.25 0.41~0.58 说明：同列不同字母表示功能性状间存在显著差异(P＜0.05)，相同字母表示无显著差异(P＞0.05) 3.1.2 间伐对荆条根功能性状的影响
由表3可知：间伐后荆条主根长和根表面积(9.02 cm，701.032 cm2)大于未间伐样地(8.8 cm，516.52 cm2)，但差异不显著(P＞0.05)；总根长、根生物量、比根长和根体积(207.3 cm，43.78 g，6.79 cm·g−1，31.79 cm3)均显著高于未间伐样地(133.96 cm，34.58 g，3.97 cm·g−1，18.50 cm3，P＜0.05)。荆条根干物质质量分数和根生物量比小于未间伐样地，间伐样地和未间伐样地荆条根冠比差异不大。
表 3 间伐对荆条地下部分功能性状的影响Table 3 Effect of thinning on the functional traits of underground part of V. negundo var. heterophylla项目 措施 主根长/cm 根总长/cm 根表面积/cm2 根体积/cm3 根生物量/g 平均值±标准差 间伐 9.02±0.91 A 207.30±24.40 A 701.03±180.68 A 31.79±3.28 A 43.78±7.36 A 未间伐 8.80±0.61 A 133.96±12.61 B 516.52±251.68 A 18.50±4.45 B 34.58±3.32 B 数值范围 间伐 6.6~12.10 131.42~285.56 508.90~1060.67 21.99~42.34 14.88~56.32 未间伐 7.5~10.60 108.45~169.85 275.21~865.78 9.0~33.65 27.22~42.49 项目 措施 根干物质质量分数 根生物量比 根冠比 比根长/(cm·g−1) 平均值±标准差 间伐 0.62±0.01 B 0.40±0.08 B 1.16±0.42 A 6.79±0.31 A 未间伐 0.68±0.05 A 0.52±0.05 A 1.16±0.31 A 3.97±0.41 B 数值范围 间伐 0.52~0.75 0.21~0.53 0.27~2.15 2.64~19.19 未间伐 0.56~0.82 0.39~0.69 0.44~2.28 2.69~5.22 说明：同列不同字母表示功能性状间存在显著差异(P＜0.05)，相同字母表示无显著差异(P＞0.05) 3.1.3 间伐对荆条各器官营养分配特征的影响
对栓皮栎人工林间伐和未间伐林下荆条各器官养分分配比较分析(图1)发现：荆条营养物质植株各器官中的分配规律一致：氮元素主要分配给叶，其次为根；磷元素质量分数较低且主要分布在植株根中；钾元素分配规律从大到小依次为叶、茎、根；有机碳质量分数从大到小依次为茎、根、叶。
图 1 间伐对荆条各器官养分分配影响Figure 1 Effect of thinning on nutrient distribution of various organs of V. negundo var. heterophylla间伐与未间伐样地荆条同一器官化学性状分配规律表现为：间伐样地荆条叶片氮质量分数以及根和茎的有机碳质量分数(3.72、775.33、461.30 g·kg−1)，显著高于未间伐样地(3.06、540.16、402.49 g·kg−1，P＜0.05)。这说明间伐不改变矿质养分在荆条各器官的分配规律，但在一定程度上促进叶和茎功能性状的优化。间伐样地荆条叶全钾质量分数(9.08 mg·kg−1)显著低于未间伐样地(11.63 mg·kg−1，P＜0.05)，茎全钾质量分数(5.69 mg·kg−1)低于未间伐样地(4.43 mg·kg−1)，但差异不显著(P＞0.05)。这与未间伐样地土壤钾质量分数较高有关。
3.2 荆条地上部分功能性状与光环境的关系
由表4可知：荆条叶面积与林下散射辐射通量、总辐射通量和太阳辐射时间呈极显著正相关关系(P＜0.01)，比叶面积与林下直射辐射通量和散射辐射通量呈极显著正相关(P＜0.01)，与太阳辐射时间呈显著正相关(P＜0.05)。叶全氮质量分数和有机碳质量分数与光合有效辐射强度和总辐射通量呈显著正相关(P＜0.05)，与太阳辐射时间呈极显著正相关(P＜0.01)。茎干物质质量分数与光合有效辐射呈显著正相关(P＜0.05)，茎全钾与林下直射辐射通量和散射辐射通量呈显著正相关(P＜0.05)，与太阳辐射时间呈极显著正相关(P＜0.01)。茎有机碳质量分数与林下直射辐射通量和总辐射通量呈显著正相关(P＜0.05)。
表 4 荆条地上部分功能性状与林下光环境的相关性分析Table 4 Correlation analysis of aboveground part functional traits of V. negundo var. heterophylla and understory light environment地上部分功能性状 光合有效辐射强度 直射辐射通量 散射辐射通量 总辐射通量 太阳辐射时间 叶面积 0.534 0.442 0.823** 0.837** 0.882** 叶绿素 0.263 0.578 0.484 0.274 0.528 叶干物质质量分数 0.861 0.215 0.521 0.215 0.779 比叶面积 0.547 0.797** 0.837** 0.768** 0.661* 叶全氮 0.706* 0.304 0.492 0.902* 0.946* 叶全磷 0.180 0.071 0.186 0.552 0.620 叶全钾 0.664* 0.831** 0.311 0.752* 0.520 叶有机碳 0.663* 0.821** 0.752* 0.761* 0.940** 茎干物质质量分数 0.841** 0.018 0.488 0.831** 0.783** 茎生物量比 −0.400 0.171 −0.316 0.067 −0.141 茎全氮 0.415 0.296 0.447 0.111 0.569 茎全磷 0.209 0.160 0.244 0.031 0.435 茎全钾 0.640* 0.710* 0.769** 0.786** 0.649* 茎有机碳 0.313 0.862** 0.686 0.801** 0.669 说明：*表示显著相关(P＜0.05)；**表示极显著相关(P＜0.01) 3.3 根功能性状与土壤因子的关系
表5表明：栓皮栎人工林林下荆条总根长与土壤容重和毛管孔隙度、总孔隙度呈显著负相关(P＜0.01)，与土壤非毛管孔隙度、土壤有机碳呈极显著正相关(P＜0.01)，根表面积与土壤容重呈显著负相关(P＜0.05)，与土壤非毛管孔隙度、有机质和全氮呈极显著正相关(P＜0.05)，根体积与土壤容重呈极显著负相关(P＜0.01)，与非毛管孔隙度和土壤有机质呈极显著正相关(P＜0.01)。根全氮与土壤非毛管孔隙度呈显著正相关(P＜0.05)，根有机碳与土壤容重呈极显著负相关(P＜0.01)，与土壤非毛管孔隙度和土壤有机碳呈极显著正相关(P＜0.01)。这说明间伐改善了土壤团粒结构，使土壤容重降低，有利于增大土壤非毛管孔隙度，促进荆条根系对土壤养分和水分的吸收，从而促进植物的生长以及土壤有机碳的积累。
表 5 荆条根功能性状与土壤因子的相关性分析Table 5 Correlation analysis of the functional characters of V. negundo var. heterophylla root and soil factors根功能性状 土壤容重 非毛管孔隙度 毛管孔隙度 总孔隙度 土壤有机碳 土壤全氮 土壤全磷 土壤全钾 主根长 −0.547 0.612 −0.541 −0.454 0.619 0.756* 0.432 0.357 总根长 −0.807** 0.829** −0.848** −0.791** 0.873** 0.451 −0.109 −0.155 根表面积 −0.739* 0.740* −0.672 −0.577 0.734* 0.690* 0.290 0.431 根体积 −0.914** 0.953** −0.876 −0.759 0.915** 0.604 0.175 0.139 根生物量 −0.479 0.460 0.212 0.228 0.233 0.009 −0.407 −0.120 根干物质质量分数 −0.629 0.650* −0.077 −0.016 0.378 0.634* 0.238 0.479 根生物量比 0.174 −0.158 −0.597 −0.578 −0.474 −0.031 −0.104 0.423 根冠比 −0.142 0.166 −0.663* −0.620 −0.016 0.217 0.260 0.481 比根长 −0.588 0.551 −0.834** −0.838** 0.752* 0.485 0.108 −0.074 根全氮 −0.634 0.647* −0.578 −0.540 0.586 0.505 −0.060 0.153 根全磷 −0.858** 0.717* −0.934** −0.871** 0.818** 0.265 −0.220 −0.221 根全钾 −0.813** 0.775** 0.212 0.228 0.750* 0.439 −0.234 −0.223 根有机碳 −0.916** 0.913** −0.077 −0.016 0.979** 0.433 −0.058 −0.197 说明：*表示显著相关(P＜0.05)；**表示极显著相关(P＜0.01) 3.4 荆条主要功能性状与环境因子逐步回归分析
为进一步探究栓皮栎人工林间伐背景下，林下荆条地上部分功能性状与林下光环境和荆条根与土壤理化特性指标值的关系，以荆条功能性状为因变量(y)，以与各功能性状密切相关的5个光环境因子和5个土壤理化因子为自变量进行线性逐步回归分析，结果见表6。
表 6 荆条各器官功能性状与环境因子的逐步回归分析模型Table 6 Stepwise regression analysis of V. negundo var. heterophylla functional traits and environmental factors each organ功能性状 回归方程 P R2 叶面积 y=−6.89+1.282x4+0.056x5 0.026 0.896 比叶面积 y=−7.385−0.13x1+10.229x3 0.014 0.910 叶全氮 y=1.143+0.013x4+0.089x5 0.048 0.911 叶有机碳 y=77.476+77.11x1−0.794x3 0.160 0.987 茎干物质质量分数 y=0.415+0.001x1 0.002 0.706 茎有机碳 y=74.329+121.525x2 0.038 0.620 总根长 y=−118.671−2.234 x7+3.555 x8+4.312 x9 0.001 0.783 根干物质 y=−230.074+10x7−0.013x9 0.017 0.753 根体积 y=−9.176−15.724 x6+3.499 x7+0.199 x9 0.001 0.923 比根长 y=−17.111−4.765 x7+1.124x8+0.840 x9 0.003 0.930 根有机碳 y=−338.69+4.253x9−26.676x10 0.001 0.978 说明：x1为光合有效辐射；x2为林下直射辐射通量；x3为林下散射辐射通量；x4为林下总辐射通量；x5为太阳辐射时间；x6为土壤容 重；x7为土壤非毛管孔隙度；x8为毛管总孔隙度；x9为土壤有机质；x10为土壤全氮。 由地上部分功能性状指标与光环境的线性逐步回归分析结果可以看出：荆条叶面积和叶全氮均与林下总辐射通量和太阳直射时间存在较好的线性回归关系，R2分别达0.896和0.911，P均小于0.05。比叶面积和叶有机碳质量分数与光合有效辐射和林下散射辐射线性回归拟合效果较好，R2分别达0.910和0.987，P分别小于0.01和0.05。茎干物质质量分数与光合有效辐射有较强的线性回归关系(P＜0.01，R2=0.896)，而茎有机碳质量分数与林下直射辐射通量存在较好的线性回归关系(P＜0.05，R2=0.620)。
根功能性状与其相关性较强的土壤理化特性线性逐步回归分析结果表明：根总长与土壤非毛管孔隙度、总孔隙度和土壤有机碳，根体积和比根长与土壤容重土壤非毛管孔隙度和毛管孔隙度，根有机碳与土壤有机碳和土壤全磷的线性回归拟合效果较好，R2分别达0.783、0.923、0.930、0.978，P均小于0.01。根干物质质量分数与土壤非毛管孔隙度和土壤有机碳，根体积与土壤容重存在较好的线性回归关系(R2=0.753，P＜0.05)。其中，对土壤理化特征反应敏感的指标为根有机碳质量分数、比根长、根体积，R2分别为0.978、0.930、0.923，对根系影响最大的土壤理化指标是土壤有机质。
4. 结论与讨论
4.1 间伐背景下荆条生长与天然更新的关系
生产性抚育间伐往往是采用清理病腐木、修枝、割灌等为主的低强度间伐为特征的作业方法，而本研究对象采用的是割除对影响抚育作业的少量灌木为主的非全面割灌作业方式。相对于酸枣Ziziphus jujuba等其他灌木，荆条对于开展作业活动影响不大，因此作业时大部分被保留下来。间伐能够改善林内环境，提高栎林林下幼苗天然更新密度[18]，促进栎类树种幼苗的定居和生长，而荆条作为栓皮栎人工林林下的主要建群灌木种类，对于林下更新幼苗具有一定的保护和“肥岛”效应[20]，可以为林下更新幼苗的早期定居和生长提供遮光环境，这不仅对于需要遮光的栓皮栎更新幼苗的生长发育具有一定的保护作用，且由于荆条灌丛“肥岛”现象对土壤持水保肥发挥着重要作用，可为幼苗生长提供相对充足的水肥资源，因此，林下荆条数量及生长状况直接或间接地影响着林下更新幼苗的存活与发育，而林下更新幼苗的生长状况决定着林分更新潜力和抗干扰能力。因此，间伐作为改善林分结构的主要措施，研究生产性间伐对林下主要灌木种类(如荆条)的影响，对于预测林下天然更新动态，制定科学合理的人工促进天然更新措施(如选择性割除或保留林下灌木)，实现森林可持续经营具有一定的参考意义。
4.2 间伐对栓皮栎人工林灌层荆条各器官功能性状的影响
间伐后林内环境发生变化，植物叶片是对光环境变化最敏感的器官，而茎功能性状与植物固碳能力、养分水分传输和防御能力密切相关，对植物生长发育状况具有指示作用[10-11]。根系是与土壤密切接触的器官，其功能性状均能对环境变化做出响应。本研究发现：间伐样地荆条叶面积、比叶面积、叶全氮、茎全氮和茎有机碳显著高于未间伐样地。主要原因可能是，相对于未间伐样地，间伐样地林冠开度的增大使林内光照、温度、水分及土壤理化性质发生异质性[21]，荆条能够获取更充足的资源，使地上部分功能性状均处于较高水平。这说明间伐后林下光环境充足，荆条采用资源获取性生长策略，通过优化自身的结构性状和化学性状，截获更多光能，促进荆条叶片光合作用和有机质的积累。未间伐样地荆条具有较低的比叶面积和较高的叶干物质，说明荆条采取保守型生存策略，通过提高养分利用率，来适应遮光较强的未间伐样地，这与路兴慧等[22]的研究结果一致，即较小的比叶面积和较高的叶干物质有利于林下苗木适应低光环境相一致。总根长、根体积、根生物量和根有机碳均显著高于未间伐样地，原因可能是间伐样地冠层开度的增大在一定程度上增加林内土壤温度，减少降水截留，增加土壤湿度，有利于土壤微生物的生存与繁殖，加速林下腐殖质的分解，有利于林下土壤矿质养分的增加，为荆条根系提供充足的养分，促进根系长度的增加和生物量的积累。但根干物质低于未间伐样地，差异不显著。这可能由于相对于间伐样地，未间伐样地根系的水分比例相对较低，保持较高的根干物质，有利于荆条根系的水分保持。
4.3 荆条地上部分功能性状与林下光环境特征的关系
森林冠层是森林内部与外界环境相互作用最直接、最活跃的交界面[23]。林冠结构的垂直分量会影响穿过林冠的透光率[24]，林冠开度的扩大能促进林下总辐射通量、林下直射光和散射光的增加[3]。间伐引起的林下光环境的优化将直接或间接的影响着植物地上部分功能性状。本研究发现：荆条比叶面积与光合有效辐射强度和散射辐射通量呈极显著的线性正相关，与CORNELISSEN等[25]认为：叶面积越大越有利于植物增强捕获资源能力的研究结果一致。HOGAN等[26]研究间伐对热带幼树功能性状的影响结果：林冠开度增大有利于比叶面积较大的先锋树种定居和生长也佐证这一结论。叶全氮与林下总辐射通量呈极显著的线性正相关关系。这说明间伐后，冠层结构的优化促进林下光环境改善，有利于荆条叶进行光合作用，而氮是光合蛋白质的重要组成成分，与植物的光合作用密切相关。这与高林浩等[27]的研究结果比叶面积与叶全氮含量呈显著正相关相互验证。茎有机碳均与直射辐射通量呈显著正相关。虽然茎光合作用较弱，但在直射辐射通量增加时，叶片光合作用合成更多有机碳，在运输过程中储存在茎中。
4.4 荆条根功能性状与土壤理化性质的关系
根系作为土壤和植物地上部分的枢纽，既可吸收土壤水分和矿质营养反馈植物生长，又能周转、分解土壤养分和改善土壤理化特性[28]。荆条具有浅根特性。研究区荆条根系在0~20 cm土层中所占比例最大，且由于荆条具有“肥岛”效应，其土壤养分表现为表层养分最丰富[20]，因此，本研究分析荆条根系与0~20 cm土壤理化特性的关系。发达的根系能降低土壤容重，增加非毛管孔隙度，促进土壤有机质积累[29]。本研究发现：间伐样地荆条根系生物量显著高于未间伐样地，且总根长与土壤容重呈极显著负相关，与非毛管孔隙度和土壤矿质养分呈极显著正相关，这说明间伐有利于改善土壤孔隙结构，使土壤水分易于根系吸收。这与李建聪[30]研究的土壤非毛管孔隙度与根系的分布具有一致性的结果类似。荆条比根长与土壤有机碳极显著线性正相关，根有机碳与土壤有机质极显著线性正相关。这说明灌木倾向于通过比根长提高水分和养分的获取能力[13]。JACKSON等[31]认为：根系分布异质性的主要原因是土壤养分及空间异质性，根系对土壤空间异质性的基本响应是调整生物量，这说明间伐样地荆条根系趋向于资源获取效率提升。但是，由于森林经营的长周期性，随着时间的推移，冠层开度下降，林下光环境减弱，林内环境与未间伐样地的差异性缩小，因此想要探究间伐对林下荆条的长期影响，需进行进一步周期性系统研究。
4.5 结论
栓皮栎人工林间伐后，荆条拥有较高叶周长、叶面积、比叶面积、叶全氮、茎有机碳、总根长、根体积、根生物量、根有机碳功能性状组合，其资源获取性生存策略突出。地上部分对光环境最敏感的功能性状有叶面积、比叶面积、叶氮质量分数和茎总有机碳质量分数。其中，林下散射辐射通量、总辐射通量和太阳直射时间是荆条地上部分功能性状最主要的影响因子。荆条根功能性状中总根长、比根长是对土壤理化特性最敏感的性状指标，而影响荆条根功能性状的关键因子是土壤有机质。
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图 2 不同木屑添加量下发酵温度、pH及电导率
Figure 2 Temperature, pH values and electrical conductance values during sludge composting process with different amount of sawdust
图 3 不同木屑添加量下铵态氮和硝态氮质量分数
Figure 3 Nitrogen contents during sludge composting process with different amount of sawdust
图 4 不同木屑添加量下磷元素质量分数
Figure 4 Phosphorus contents during sludge composting process with different amount of sawdust
图 5 不同木屑添加量下钾元素质量分数
Figure 5 Potassium contents during sludge composting process with different amount of sawdust
图 6 不同木屑添加量下铜、锌化学形态分配率
Figure 6 Distribution of Cu and Zn during composting process with different amount of sawdust
表 1 发酵污泥及木屑基本性质
Table 1. Basic physical and chemical properties of composting materials
发酵原料 pH 含水率/% 有机质/(g·kg−1) 总碳
/(g·kg−1)总氮/(g·kg−1) 碳氮比 铜
/(mg·kg−1)锌
/(mg·kg−1)污泥 7.26±0.04 69.40±0.46 651.5±1.2 183.38±1.24 26.90±0.92 6.80±0.21 1793.36±29.90 3152.02±57.14 木屑 5.51±0.01 12.38±1.00 997.0±0.0 481.52±0.12 2.20±0.04 218.90±9.00 8.30±0.21 15.54±0.50 
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表 2 木屑不同添加量发酵后污泥铜锌质量分数
Table 2. Cu and Zn contents after fermentation with different amount of sawdust
处理 铜/(mg·kg−1) 锌/(mg·kg−1) 发酵前 发酵后 发酵前 发酵后 T1 1 075.30±7.23 1 295.06±80.62 1 734.76±45.26 1 985.38±21.49 T2 970.76±6.03 1024.01±3.18 1 514.27±17.16 1 615.77±4.75 T3 816.38±4.70 916.96±11.66 1 240.61±20.82 1 346.57±16.14
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表 3 木屑不同添加量对铜锌化学形态分配率变化的影响(单变量方差分析)
Table 3. Effects of different amount of sawdust on distribution of Cu and Zn during composting process(univariate)
项目 不同形态铜差异显著性 不同形态锌差异显著性 醋酸溶
解态可还原态 可氧化态 残渣态 生物可
利用态稳定态 醋酸溶
解态可还原态 可氧化态 残渣态 生物可
利用态稳定态 PT1-T2 0.02 0.08 0.02 0.09 0.01 0.02 0.24 0.20 0.00 0.34 0.47 0.00 PT1-T3 0.01 0.00 0.01 0.19 0.00 0.01 0.02 0.04 0.03 0.05 0.05 0.03 PT2-T3 0.02 0.06 0.05 0.01 0.00 0.05 0.27 0.27 0.04 0.07 0.62 0.03
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表 4 发酵过程中种子发芽指数(IG)值统计
Table 4. Statistics of different amount of sawdust on seed germination index (IG) during composting process
时间/d IG/% T1 T2 T3 0 82.7±9.5 Ce 86.7±9.9 Be 103.2±5.8 Ad 3 103.7±7.4 Cd 133.9±2.2 Ac 127.5±6.9 Bc 8 162.8±10.1 Cb 184.8±6.6 Ab 172.6±4.3 Ba 14 142.6±23.7 Ac 105.8±8.7 Bd 96.8±10.0 Ce 54 164.2±18.4 Ba 186.4±7.5 Aa 160.2±13.6 Cb 说明：不同大写字母表示同一时间不同处理间差异显著(P＜0.05)，不同小写字母表示同一处理不同时间差异显著(P＜0.05)
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