秸稈耐低溫發酵堆肥對豬糞添加效果的響應

吳玉德邢思文張旭關法春吳恒梅翟登攀李春豐許龍李修平鄒玉

(1.佳木斯大學生物與農業學院，黑龍江 佳木斯 154007；2.吉林農業科學院，吉林 長春 130033)

我國東北等高寒地區冰期較長，很大程度上制約了堆肥的啟動發酵。市售的微生物發酵菌劑一般在15℃以上才能發揮功效，極大地限制了微生物菌劑在寒區的推廣應用[1]。國內對低溫微生物菌劑的研究已經取得一定突破，研究表明，雞糞低溫發酵可在2～3d啟動，利用凍土低溫纖維素分解菌進行堆肥試驗的降解率達49.1%[2-4]。

接種外源的復合低溫微生物菌劑能夠針對性地添加特定微生物，從而加快降解速度，降低堆肥啟動溫度，縮短發酵周期，在低溫環境下堆肥可以順利完成腐解進而達到無害化，因此應用耐低溫復合生物菌來解決高寒地區低溫下堆肥啟動和腐解困難問題，是較為有效的技術途徑[5]。進一步加強了東北地區農業廢棄資源的產業化發展，有效緩解了資源短缺和環境污染等問題[6]。本研究針對東北寒區農業廢棄物堆肥難以起溫及結構復雜難以降解的關鍵問題進行探討，以青藏高原極端低溫環境下微生物為主的復合低溫微生物菌劑作為低溫環境堆肥的菌種來源，對低溫菌劑應用效果進一步研究。

1 試驗材料

本試驗所使用的供試材料為玉米秸稈和豬糞。由長春附近農戶提供，秸稈采集后去除灰塵雜物，切成小段備用。耐低溫微生物菌劑由吉林省農業科學院農村能源與生態研究所提供(其中芽孢桿菌數≥6億cfu·g-1，酵母菌≥2億cfu·g-1)。

2 試驗方法

2.1 堆肥試驗設計

試驗分為純秸稈(MS)與秸稈加豬糞(SWM加MS)2個處理，試驗所用菌劑和原料用量及配比如表1所示，將發酵菌、料以及發酵底料(包括稻糠、尿素、紅糖以及石灰)加水混合持續攪拌至均勻，含水量保持在約60%，裝入泡沫箱中覆蓋塑料薄膜進行發酵。整個堆肥試驗采用人工翻堆的方式進行降溫。采用5點取樣法混合均勻，采集的樣品分為2份，1份保存于4℃冰箱，另1份風干、粉碎備用。

表1 發酵菌料配比

2.2 堆肥理化指標的測定

2.2.1 溫度

測定堆體內部溫度時，在每個堆體表層以下3個不同位置插入溫度計，同時記錄室內環境溫度，統計時取3點溫度數值的平均數作為當天堆體溫度。

2.2.2 含水率的測定

稱取新鮮堆肥樣品，重量記為W1，轉移鋪平至冷凍干燥機內進行干燥，烘干至恒重后取出平衡30min后稱量，記錄質量為W2，每個樣品設3個重復。

2.2.3 pH和電導率

稱堆肥樣品按樣品∶蒸餾水=1∶10(m/V)進行浸提，水平搖床振蕩2h，離心8min，進行過濾，靜置后用酸堿度測量儀和臺式電導率儀分別測定電導率和pH值，每個樣品設3個重復。

2.2.4 銨態氮和硝態氮

稱取堆肥樣品加KCl溶液浸提，于水平搖床上震蕩1h，在9000rpm的轉速下離心8min，再用微孔濾膜過濾，靜置后取濾液加去離子水稀釋定容，用全自動化學分析儀測定銨態氮和硝態氮，每個樣品設3個重復。

2.2.5 全磷

稱取堆肥樣品置于開氏燒瓶底部，加濃H2SO4和高氯酸，置于通風櫥中冷消解12h，第2天用電熱板升溫消煮至澄清，冷卻后定容、過濾，取濾液加去離子水稀釋定容，用全自動化學分析儀測定，每個樣品設3個重復。

2.2.6 全氮

稱取堆肥樣品，利用硫酸-過氧化氫消化法進行消煮至澄清，稀釋定容后過濾，取濾液加去離子水稀釋定容，用全自動化學分析儀測定，每個樣品設3個重復。

2.3 數據分析

采用Excel 2007計算數據，采用SPSS 21.0軟件進行統計分析。

3 結果與分析

3.1 不同處理堆肥過程中溫度的變化規律

堆體溫度是評價堆肥無害化的重要指標之一，隨著時間的增加，堆體產生大量微生物，由于微生物的新陳代謝，致使堆肥處理堆體在開始階段溫度迅速升高。如圖1所示，MS、SWM加MS處理組均能夠迅速起溫，進入高溫期，并能夠保持較長時間。MS、SWM加MS處理的堆體溫度最高分別是66.5℃、64.5℃，隨著堆肥時間的延長，各處理組堆體溫度呈現先升高后下降，最后趨于穩定的趨勢，2組處理間差異顯著(P<0.05)，SWM加MS處理的高溫保持時間較MS處理更長，這種差異可能是由于豬糞的加入，對C/N等產生了一定的影響，有利于保持堆肥積溫和加快秸稈分解，環境溫度在整個堆肥過程中變化范圍在-15～15℃。

圖1 不同處理組堆肥溫度變化

溫度是體現堆肥系統微生物活動情況的重要標志，直接影響堆體內微生物活性，堆體溫度的高低決定堆肥進程的快慢和堆肥產品的優劣。根據我國相關規定，堆肥溫度在50～55℃以上維持5～7d才能達到要求[7]。

3.2 不同處理堆肥過程中含水率的變化規律

在堆肥過程中，水分的作用是溶解有機物參與微生物的代謝活動，同時水分蒸發還可調節堆體溫度。如圖2所示，MS、SWM加MS處理組含水率下降緩慢且變化趨勢相似，整體變化均呈現先升高后降低的趨勢，升高的主要原因是微生物利用氧氣將有機物分解，產生大量水分，堆肥結束時，MS、SWM加MS的含水率降至34.1%、28.3%。SWM加MS處理的堆肥含水率在中后期始終低于MS處理，且MS的最終堆肥含水率略高于我國有機肥生產標準(NY/T 525-2021)中對于腐熟樣品含水率≤30%的要求，兩處理間含水率變化的差異可能與堆肥處理的高溫維持時間、糞便的添加量以及通氣量等因素有關。

圖2 不同處理組堆肥含水率變化

水分對于堆肥過程是十分重要的因素，其含量大小直接影響堆肥發酵的速度和品質，是堆肥成敗的關鍵[8]。含水率過低會使得微生物無法正常正常代謝，反之則會導致厭氧發酵[9]。

3.3 不同處理堆肥過程中電導率和pH的變化規律

堆肥中的無機鹽和可溶性有機酸鹽可能會對作物產生毒害，而電導率能夠反映試驗樣品中可溶性鹽的含量。如圖3所示，各試驗組電導率在堆肥過程中整體基本呈現逐漸增長趨勢。主要原因是堆肥過程中微生物降解有機物，分別生成小分子有機酸、無機離子。堆肥開始時，SWM加MS處理比MS處理高0.11mS·cm-1，堆肥結束時，SWM加MS處理的EC比MS處理低0.23mS·cm-1，整個堆肥過程中，SWM加MS的變化幅度較MS小，處理間差異不顯著，產生這種差異的原因可能是SWM加MS堆肥系統中復雜有機物轉化為簡單的化合物如礦物離子作用較弱，各處理產品均符合Gareia給出堆肥電導率的標準(<4mS·cm-1)。

圖3 不同處理組堆肥電導率變化

堆肥可以在pH為3～11的廣泛范圍內進行。由圖4可知，隨著堆肥進程的推進，各處理的pH值均呈先升高后降低的變化趨勢，其原因是堆肥初期微生物活動劇烈，有機氮大量礦化分解轉化為銨態氮，并結合水蒸氣以氨氣的形式揮發，從而引起堆體pH上升，當堆體進入高溫期后，微生物活動減弱，銨態氮和有機氮含量逐漸降低，部分有機物產生有機酸，共同導致堆體pH有所下降。堆肥結束時，SWM加MS的pH較MS高0.15，處理間差異不顯著(P>0.05)，可能是豬糞的加入使得堆肥的腐殖化程度相對較好，影響氮素的含量變化，堆肥結束時堆體均達到微堿性環境，符合有機肥安全生產以及施用的標準。

圖4 不同處理組堆肥pH變化

pH值可對微生物的代謝活動進行調節和限制，堆肥原料和環境條件都可影響其變化情況[10]。常規情況下，微生物最適生長pH值為中性或弱堿性，酸堿程度過高均會影響堆肥的效率和品質[11]。

3.4 不同處理堆肥過程中銨態氮和硝態氮的變化規律

銨態氮和硝態氮的變化也能夠為堆肥腐熟提供重要的依據。由圖5可知，MS處理的堆肥過程整體變化幅度最大，0～10d銨態氮的變化較為緩慢，10～15d迅速升高，而15～60d整體呈先降后升再降再升的變化趨勢；SWM加MS處理的銨態氮前18d是先增后降再上升的變化趨勢，第18天達到最大值1.0938g·kg-1，隨后經過小幅度下降升高后逐漸下降，最終為0.3280g·kg-1。堆肥中后期SWM加MS處理銨態氮始終低于MS處理，堆肥結束時SWM加MS處理銨態氮較MS低1.2884g·kg-1，這是由于豬糞的加入使得堆肥物料的腐殖化程度變高，游離氮減少。

圖5 不同處理組堆肥銨態氮變化

隨著堆肥進行，溫度緩慢降低，硝化細菌快速生長繁殖，銨態氮轉化為硝態氮。由圖6可知，各處理組硝態氮含量均呈現上升趨勢，但上升幅度存在較大差異。堆肥結束時，SWM加MS處理的硝態氮含量比MS高0.744g·kg-1，堆體硝態氮含量的變化主要由硝化細菌的硝化作用決定，堆肥過程中硝態氮含量上升幅度越大，堆肥后氮素含量越高。

圖6 不同處理組堆肥硝態氮變化

相關研究顯示，堆肥過程的后期硝態氮濃度總是高于銨態氮的濃度，這與本文的研究結果相似。MS和SWM加MS處理間的差異可能是由于豬糞的加入，使得堆肥腐殖化程度變高，減少了游離氮的存在。該類參數通常作為判別堆肥腐熟與否的一項參考指標，不能作為堆肥腐熟判別的絕對指標。

3.5 不同處理堆肥過程中全氮的變化規律

氮素在堆肥過程中的變化較為復雜，受多種因素的制約。不同處理堆肥全氮(Total nitrogen，TN)變化如圖7所示，MS處理中全氮在堆肥過程中有所波動，但根據對堆肥前后堆肥樣品中全氮含量變化的比較，整體呈現下降趨勢；SWM加MS的全氮含量總體呈先下降后上升的趨勢，與以往研究結果相似，其最終整體是呈現上升的趨勢，盡管堆肥過程中有氨的損失，但是由于有機物質的不斷分解，堆肥的質量、體積的下降，全氮因為濃縮而濃度相對增加，同時也可能是與堆肥原料以及堆肥后期固氮菌的作用有關。堆肥整體過程SWM加MS的全氮高于MS處理的全氮含量，這主要是因為豬糞的加入使得堆體內氮素以更穩定的形式存在。

圖7 不同處理組堆肥全氮變化

3.6 不同處理堆肥過程中總有機碳的變化規律

堆體中總有機碳(Total Organic Carbon，TOC)是微生物長活動的主要能量來源。由圖8可知，整個堆儲期間內各處理組含量均呈現不斷下降的趨勢，其中SWM加MS處理組較MS下降速度快，堆肥結束時，SWM加MS處理組較MS處理低51.64g·kg-1，這主要是由于加糞的SWM加MS組堆體高溫持續時間長，更加快了有機質分解速率。

圖8 不同處理組堆肥總有機碳變化

3.7 不同處理堆肥過程中C/N的變化規律

由于本次堆肥試驗主要針對處理農田秸稈為主，各處理堆肥初始C/N相對也較高。由圖9可知，在MS和SWM加MS堆肥過程中，堆肥物料的C/N總體均呈下降趨勢，分別由堆肥初始的34、32逐漸開始下降至22、9.5，其中SWM加MS的下降趨勢更為明顯，且最終堆肥結束時，SWM加MS比MS低12.5，SWM加MS達到了堆肥腐熟的C/N要求，而MS的C/N高于20，這可能與堆肥原料有關，需要進一步延長堆肥時間才能夠達到要求。

圖9 不同處理組堆肥C/N變化

C/N的調節對于堆肥發酵過程十分重要，為了使微生物分解有機質的營養條件達到平衡狀態，堆肥過程中的C/N應控制到25～40[12]。

3.8 不同處理堆肥過程中總磷的變化規律

不同處理的總磷含量變化如圖10所示，MS堆肥處理總磷含量由1.6478g·kg-1變為2.9307g·kg-1，SWM加MS處理的總磷含量總體也有所升高，最終升高至5.8533g·kg-1。由于磷元素在堆肥過程中絕對含量是不變的，因此各處理總磷升高的原因只是物料不斷被濃縮使其含量有所上升。其中，SWM加MS的總磷含量始終高于MS處理，這是由于糞便中固有的無機磷被微生物吸收利用，同時有機質分解產生大量有機酸及無機態磷可以較強地與堆體內無機磷結合形成更穩定的物質得以保存，堆肥后期固定在微生物體內的磷素又重新被釋放出來。

圖10 不同處理組堆肥總磷變化