不同氮源對桉樹渣發酵腐熟理化性質的影響

肖春霞，梁賢智，王其傳，陽燕娟*，于文進

(1.廣西大學農學院，廣西 南寧 530004；2.江蘇淮安柴米河農業科技股份有限公司，江蘇 淮安 223007)

【研究意義】桉樹是桃金娘科(Myrtaceae)桉樹屬(Eucalyptus)樹種的統稱，是世界三大速生造林樹種(桉、松和楊)之一，也是我國南方最重要的速生商品林樹種[1]。據中國林學會桉樹專業委員會統計，截至2015年，我國桉樹種植面積為450萬hm2[2]，年采伐量占桉樹種植面積的10 %，估算年產桉樹皮540～810萬t[3]。其中，廣西是我國桉樹栽培主要省區，2015年桉樹人工林面積約200萬hm2[4]。廣西桉樹人工林的快速發展在促進桉樹木材加工和制漿造紙產業大規模發展的同時，也產生了大量的桉樹渣等廢棄物，這些廢棄物大部分被直接焚燒或廢棄，不僅嚴重污染環境，也浪費大量的有機資源[5]。已有研究表明，添加外源氮素發酵獲得的腐熟桉樹皮，通過篩分不同粒徑后與珍珠巖混配(腐熟桉樹皮含量不宜超過50 %)可用于培育桉樹苗[6]。但迄今國內外針對制漿造紙產業產生的廢棄物桉樹渣的基質化利用研究尚屬空白。因此，分析添加不同氮源發酵桉樹渣的理化性質，對桉樹渣資源的合理、綠色、循環使用具有重要意義。【前人研究進展】農林固體有機廢棄物如農作物秸稈、花生殼、樹皮、樹枝、鋸末屑、刨花和椰子纖維等經高溫發酵后形成的基質成本低廉，可有效代替傳統的不可再生草炭基質，實現有機廢棄物的綠色循環使用[7-8]。物料直接堆放進行發酵通常需3～6個月才能腐熟，基質生產周期極長，生產成本偏高，而采用好氧高溫發酵工藝對有機固體廢棄物進行基質化發酵，可有效促進微生物對物料的快速分解，有效縮短發酵時間，獲得的基質腐熟更完全，性質也更穩定[9-11]。發酵完成后可檢測堆體C/N與發酵前初始C/N的比值(發酵后堆體的T)，T小于0.60表示腐熟完全，T大于0.60表示未完全腐熟[11-12]。張沛健等[13]通過添加不同氮源和微生物菌劑進行桉樹皮基質化腐熟處理開展了桉樹皮堆漚過程中物理化學性質變化研究。孫映波等[14]研究發現，發酵桉樹皮基質對鐵皮石斛的栽培效果比對照基質(松樹皮)好，桉樹皮可部分或全部代替松樹皮作為鐵皮石斛栽培基質。馮邦朝和王奇連[15]以桉樹木屑、玉米芯和麥麩為主料進行平菇(Pleurotusostreatus)栽培試驗，篩選出適宜提高平菇菌絲生長速度和子實體產量的桉樹木屑配比。此外，利用桉樹木屑栽培香菇(Lentinulaedodes)、鮑魚菇(Pleurotusspp.)、杏鮑菇(P.eryngii)、毛木耳(Auriculariapolytricha)和靈芝(Ganodermalucidum)等食用菌的研究也有報道[16-18]。【本研究切入點】目前，我國關于桉樹廢棄物基質化利用的研究尚處于起步階段，且僅集中在桉樹皮和桉樹木屑堆漚腐熟后的產品應用于苗木培育、花卉和菇類的有機基質栽培，針對制漿造紙產業廢棄物桉樹渣發酵和腐熟的研究未見報道。【擬解決的關鍵問題】以制漿造紙產業桉樹廢渣為原材料，添加不同氮源調整碳氮比后再添加復合微生物菌劑(縮腐劑)進行發酵處理，測定分析各處理發酵過程中的堆體溫度、pH、電導率(EC)及發酵結束后基質的理化性質，為桉樹渣的基質化利用提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

桉樹加工制漿造紙后的廢棄桉樹渣購自廣西金桂漿紙業有限公司，水含量為23.8 %，碳含量為26.7 %，氮含量為0.45 %，C/N為59.3；有機氮源雞糞購自江蘇省淮安市清江浦區養殖場，無機氮源硫酸銨和尿素分別購自江蘇省淮安市長鹿肥業公司和江蘇盱眙馬甸微肥廠；復合型微生物菌劑(縮腐劑)由江蘇淮安柴米河農業科技股份有限公司提供，其主要菌種為芽孢桿菌和木霉菌。

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗設計 試驗于2019年8月30日至11月2日在江蘇淮安柴米河農業科技股份有限公司基質發酵場進行，采用好氧高溫發酵工藝進行露天堆漚發酵。設4個處理(表1)，以分別添加氮源硫酸銨、雞糞和尿素為T1、T2和T3處理，以不添加氮源的桉樹渣為對照(CK)，各處理堆體發酵前的物理性質見表2。所有處理的起始水含率控制在60 %左右；縮腐劑添加量均為桉樹渣原料重量的0.3 %。采用隨機區組設計，每處理重復3次。將氮源與微生物菌劑充分拌勻后，各處理均堆成圓錐形，約1 m3/堆，每周用鐵鍬進行一次翻堆降溫。

表1 腐熟處理的試驗設計

表2 桉樹渣發酵處理前的基本物理性質

1.2.2 測定項目及方法 自2019年8月30日開始，每天的15：00使用嵌入式電子數顯溫度計和多點測定法進行堆體溫度測量。2019年9月8日第1次取樣，之后每隔一周從各堆體中心位置取樣約400 g，帶回江蘇淮安柴米河農業科技股份有限公司科研實驗室，直至2019年11月2日腐熟結束共取樣8次。發酵樣品的容重、總孔隙度、通氣孔隙度、持水孔隙度、氣水比、EC和pH參照郭世榮[19]的方法進行測定，其中，pH和EC的測定是取自然風干樣品與去離子水以1∶5(體積比)比例混合在搖床上搖勻后靜置30 min取濾液進行測定；有機碳和全氮含量參照鮑士旦[20]的方法進行測定。發酵結束后計算各處理的T以比較發酵效果。

1.3 統計分析

試驗數據采用Excel 2010進行統計，以SPSS 24.0 進行差異顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 不同氮源處理桉樹渣堆體的溫度變化情況

如圖1所示，在整個發酵過程，各處理桉樹渣堆體中心的溫度均經歷升溫(堆漚第1～6天)、高溫(堆漚第7～33天)和降溫(堆漚第34～64天)3個發酵階段。其中，各處理均在堆漚的第2 d開始迅速升溫，但T1、T2和T3處理的升溫速度明顯快于CK，其堆體中心溫度均在堆漚第6天升至55 ℃以上，且持續時間分別達32、30和24 d，而CK堆體中心的溫度在堆漚第9天才升至55 ℃以上，且僅持續23 d；在高溫階段，T2處理堆體的溫度均明顯高于其余3個處理；在堆漚的第33天，各處理堆體溫度開始下降，此后溫度在30～50 ℃波動而進入堆體后期腐熟階段，此階段T1處理的堆體溫度明顯高于其他處理；自堆漚的第58天開始，堆體的溫度與環境溫度逐漸趨于一致，并持續一周無明顯變化，至堆漚第64天發酵腐熟，發酵結束。

圖1 桉樹渣腐熟過程中溫度的變化情況

2.2 桉樹渣腐熟過程中C/N的變化情況

從圖2可看出，各處理堆體的C/N隨著發酵進程總體上呈波動下降的變化趨勢。其中，各處理堆體前期的C/N下降較快，后期下降相對較慢；至發酵結束時，T1、T2和T3處理C/N(均小于20.00)的降幅均大于CK，尤其以T3處理的降幅最大，發酵結束時降低了40.29，T1和T2處理分別降低了39.95和29.07，而CK僅降低21.69；發酵結束時T1、T2和T3處理的C/N分別為17.57、18.55和17.64，顯著低于CK(33.93)(P<0.05，下同)。

相同時間點折線上不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)

由表3可知，在發酵結束時T1、T2和T3處理的T分別為0.31、0.39和0.30，均<0.60，表明該3個處理桉樹渣均已腐熟，而CK的T>0.60，表明至64 d發酵結束時CK的桉樹渣尚未完全腐熟。可見，添加不同氮源發酵桉樹渣的C/N均顯著小于CK，腐熟效果均優于CK，其中以添加硫酸銨發酵的腐熟效果更佳。

表3 桉樹渣發酵腐熟效果比較

2.3 桉樹渣腐熟前后物理性質的變化情況

由表4可知，與發酵前相比，發酵后各處理桉樹渣的容重均比發酵前明顯增加，總孔隙度明顯變小，通氣孔隙度明顯增加，持水孔隙度明顯減少，氣水比明顯提高；與CK相比，發酵后T1和T3處理的容重分別顯著提高23.1 %和11.5 %，而T2處理的容重與CK無顯著差異(P>0.05，下同)；發酵后CK的總孔隙度最高，為81 %，均顯著高于T1、T2和T3處理；通氣孔隙度以T1和T3處理較高，分別為24 %和25 %，顯著高于CK和T2處理；持水孔隙度以CK和T2處理較高，分別為59 %和56 %，顯著高于T1和T3處理；氣水比以T1和T3處理較高，分別為0.48和0.50，顯著高于CK和T2處理。

表4 桉樹渣發酵腐熟后的物理性質比較

2.4 桉樹渣腐熟過程中pH的變化情況

從圖3可看出，發酵前各處理的pH8.00～9.00，堿性較強；在發酵開始的第1～4周，各處理的pH僅小幅度波動變化；在發酵的第4～8周，CK和T2處理的pH均呈先快速下降再逐漸上升的變化趨勢，pH最低點分別出現在第6和第5周，但至發酵結束時處于同一水平，分別為8.53和8.67；而T1和T3處理的pH在發酵的第4～第8周總體上呈下降趨勢，至發酵結束時，T1和T3處理的pH均顯著低于CK和T2處理，且以T1處理的pH最低，為6.52，而T3處理的pH為7.52，顯著高于T1處理。可見，添加氮素發酵桉樹渣的pH總體上仍然偏高。

圖3 發酵過程中桉樹渣pH的變化情況

2.5 桉樹渣腐熟過程中EC的變化情況

如圖4所示，各處理的EC均隨著發酵時間的延長呈逐漸增加的變化趨勢，至發酵結束時，T1處理的EC最高，為3.50 mS/cm，顯著高于其他3個處理；其次分別是T2和T3處理，EC分別為2.90和2.70 mS/cm；發酵結束后EC最低的是CK，為2.30 mS/cm。說明各處理發酵桉樹渣的EC不符合育苗基質標準(0.75～2.00 mS/cm)要求，但仍然達到栽培基質標準(0.75～3.50 mS/cm)[21]，即不論添加氮源與否，桉樹渣發酵后的EC均較高，不適合用作育苗基質，但可考慮用作栽培基質。

圖4 桉樹渣發酵過程中EC的變化情況

3 討 論

廣西園藝產業的快速發展對優良育苗和栽培基質的需求巨大，急需大量可代替傳統基質草炭的新型基質來源。本研究結果表明，在開展桉樹渣基質化發酵處理過程中，桉樹渣堆體發酵經歷了升溫期、高溫期和降溫期3個階段，其中添加氮素發酵桉樹渣堆體的升溫速度和高溫持續時間均高于CK，且發酵至64 d結束時的T均符合腐熟標準，而CK明顯未完全腐熟，表明外源添加氮素調整桉樹渣堆體碳氮比至30.0∶1.0再進行發酵，可加快桉樹渣腐熟，節省發酵腐熟所需的時間成本，縮短生產周期，提高生產效率，尤其以添加無機氮源硫酸銨和有機氮源雞糞的桉樹渣堆體發酵效果更佳。本研究中，添加有機氮源雞糞桉樹渣堆體的升溫速度與添加無機氮源硫酸銨桉樹渣堆體的升溫速度(2個處理在堆漚第2天開始迅速升溫，第6天溫度升至55 ℃以上)基本一致，但期高溫持續時間(30 d)比硫酸銨處理(32 d)少2 d，與尚秀華等[22]研究不同氮源對稻殼腐熟效果的影響結果存在差異，可能與使用的堆漚原材料不一致有關；桉樹渣發酵前添加無機氮源硫酸銨和添加有機氮源雞糞對發酵的升溫速度、高溫持續時間均優于添加無機氮源尿素，其中添加無機氮源尿素處理的高溫持續時間僅比CK多1 d，原因有待進一步探究。

基質的通氣性狀主要用基質的總孔隙度、通氣孔隙度和氣水比來衡量，與基質的容重密切相關，容重越大則總孔隙度越小。一般育苗基質的容重在0.1～0.8 g/cm3，總孔隙度在54 %～96 %，通氣孔隙度在15 %～30 %，氣水比在0.25～0.50為宜[21，23-25]。本研究中，各處理桉樹渣發酵后容重在0.26～0.32 g/cm3，總孔隙度在74 %～81 %，通氣孔隙度在22 %～25 %，氣水比在0.37～0.50，均符合理想基質的基本要求。

本研究結果表明，各處理桉樹渣發酵后的EC均有不同程度增加，與Herrera等[26]和Roberto等[27]研究認為物料發酵后EC通常較高的觀點一致。李謙盛[21]研究表明，適宜的育苗基質EC范圍在0.75～2.00 mS/cm，適宜的栽培基質EC范圍為0.75～3.50 mS/cm，而本研究中桉樹渣發酵后以CK的EC最低，但仍達2.30 mS/cm，而T1、T2和T3處理的EC分別為3.50、2.90和2.70 mS/cm，均高于育苗基質要求的EC，但符合栽培基質要求的EC，因此無論是添加氮源還是未添加氮源，桉樹渣發酵后的基質均不適合直接作為育苗基質使用，但可作為栽培基質使用。綜合考慮腐熟后各處理基質的pH和C/N可知，添加氮素進行發酵桉樹渣的C/N均低于20.00，T小于0.60，符合腐熟基質的標準；添加硫酸銨發酵桉樹渣的pH為6.52，呈微酸性，符合育苗基質對pH(5.80～7.00)的要求，也符合栽培基質對pH(6.50～7.00)的要求[24，28]，但仍然偏高，而添加雞糞和尿素發酵桉樹渣的pH分別為8.67和7.52，呈較強堿性，均不在育苗基質或栽培基質標準范圍，需調整pH或與其他基質混配降低pH后才能使用[23]。因此，添加硫酸銨發酵腐熟后的桉樹渣，需通過淋洗或與其他基質混配后將EC降至2.00 mS/cm以下后才能直接用作育苗基質；添加雞糞和尿素發酵腐熟后的桉樹渣，不僅需要淋洗或與其他基質混配降低EC，還需要調整pH至5.80～7.00才能用作育苗基質。

本研究僅對紙漿廠產生桉樹渣的基質化利用進行發酵嘗試，可為后續桉樹渣的利用研究提供有效的信息和理論依據。建議后續研究應先在桉樹渣發酵前適當降低其EC，然后采用不同氮源調整碳氮比，以獲得較佳理化性質的基質。

4 結 論

添加有機氮和無機氮均可使桉樹渣發酵堆體快速升溫，并在64 d內完全腐熟，但腐熟后桉樹渣的EC仍較高，尤其是添加硫酸銨發酵的桉樹渣，需通過淋洗降低EC后再與其他基質混配才可用作育苗或栽培基質；添加雞糞和尿素發酵的桉樹渣腐熟后pH過高，需調整pH后才可作育苗基質使用。