溫度和含水率對銀中楊-玉簪落葉 與草坪碎屑混料腐解的影響

王 楠, 王 帥, 姚 凱, 徐俊平, 馬 超, 李興吉, 劉 蘭, 周昶延

(吉林農業科技學院 農學院, 吉林 吉林 132101)

園林廢棄物主要由枯枝落葉組成, 其中含有大量木質纖維成分, 通過微生物氧化降解作用, 可使富碳物質歷經腐解最終縮合成結構更穩定的腐殖物質(HS)[1], 經腐解的廢棄物可作為植物養分的供給物料, 培肥沃土, 使土壤肥力得以改善. 因此, 將園林廢棄物進行堆肥化利用是將有機廢棄物減量化、 資源化、 無害化的有效途徑[2].

銀中楊和玉簪的落葉及草坪碎屑是常見的園林廢棄物， 其富含碳、 氮、 磷、 鉀等元素, 通過合理堆制可轉化為優質有機肥料[3]. 在腐解過程中, 如溫度和含水率等均可對腐熟效果產生影響. 其中溫度通過影響微生物胞外酶的產生和周轉可間接影響有機物料的分解[4-5], 含水率可促進微生物活性[6]. 周桂香等[7]研究表明, 溫度和含水率可影響土壤微生物群落的組成和生理活性, 并影響可溶性有機物的含量和微生物底物的供給, 最終影響有機物料的分解速度； 侯淑艷等[8]研究了培養溫度對玉米秸稈腐解期間腐殖質消長的動態影響, 溫度越高越有利于土壤有機碳、 可提取腐殖酸和胡敏酸的分解與轉化； 翟紅等[9]以不同初始含水率為調控因素研究了其對沼渣與秸稈混合堆肥的影響, 堆肥過程中適當補充水分可加速堆肥進程; Guo等[10]研究表明, 60%～75%的含水率對豬糞-玉米秸稈混合堆腐的效果最好; 施林林等[11]研究表明, 水分梯度不是影響堆肥腐殖質品質的主要因素.

目前, 以腐殖質組成為評價指標衡量園林廢棄物適宜腐解條件的文獻報道較少. 基于此, 本文采用室內培養法對銀中楊-玉簪落葉與草坪碎屑混料進行好氧腐解, 在不同培養溫度(7,28,35 ℃)及混料含水率(40%,50%,60%)下分析其對混料腐解過程中水溶性物質、 可提取腐殖酸、 胡敏酸、 富里酸和胡敏素碳的質量比(WSOC,wC(HE),wC(HA),wC(FA)，wC(Hu))以及胡敏酸(HA)堿溶液E4/E6的影響.

1 材料與方法

1.1 材 料

銀中楊-玉簪落葉取自吉林農業科技學院園林綠地, 剔除枯枝, 在105 ℃進行殺青處理, 于55 ℃烘干至恒質量, 粉碎過1 mm篩. 落葉粉末中總有機碳、 全氮、 全磷和全鉀的質量分數分別為58.3%,2.24%,1.00%,0.77%.

草坪碎屑取自吉林農業科技學院草坪綠地, 草種由狗牙根、 早熟禾屬及羊茅屬組成, 經旋刀式剪草機剔除草坪碎屑, 在105 ℃進行殺青處理, 于55 ℃烘干至恒質量, 用剪刀將碎草屑剪成0.20～0.25 cm小段. 草坪碎屑中總有機碳、 全氮、 全磷及全鉀的質量分數分別為58.4%,2.68%,1.20%,2.09%.

菌劑制備方法： 準確稱取粗纖維降解專用菌(鹽城市神微生物菌種科技有限公司, 原粉粉劑, 每克含100億個菌落)5 g于100 mL離心管中, 注入100 mL無菌水后以3 500 r/min轉速離心10 min, 將固液分離, 留取菌劑.

1.2 實驗方法

將銀中楊-玉簪落葉粉末按1∶4的質量比與草坪碎屑混合, 制得混料. 準確稱取20 g混料于100 mL錐形瓶中, 當溫度作為影響因素時, 將混料含水率調至50%, 培養溫度設為7,28,35 ℃, 分別記為T7,T28,T35; 當含水率作為影響因素時, 將培養溫度設為28 ℃, 將混料含水率調至40%,50%,60%, 分別記為R40,R50,R60. 在調節混料含水率后, 于121 ℃高壓蒸汽滅菌20 min、 冷卻, 在無菌操作環境接種5 mL菌劑, 用封口膜封口, 每個處理重復3次, 培養60 d, 期間按0,15,30,60 d取樣, 取樣后立即轉入55 ℃鼓風干燥箱中終止微生物反應, 風干后粉碎, 過0.01 mm篩, 備用.

1.3 測試方法

采用腐殖質組成修改法對收集的混料進行分析[9], 步驟為： 稱取混料5.00 g于100 mL聚乙烯離心管中, 加入30 mL蒸餾水攪拌均勻, 在70 ℃恒溫水浴振蕩器中提取1 h, 離心(3 500 r/min, 15 min), 將上清液過濾于50 mL容量瓶中, 在帶有殘渣的離心管中繼續加20 mL水攪拌均勻, 離心, 合并上清液, 用蒸餾水定容, 該溶液即為WSOC. 按上述方法將蒸餾水改為0.1 mol/L NaOH和0.1 mol/L Na2P2O7的混合液對殘渣進行二次提取, 收集的溶液即為可提取腐殖酸(HE). 離心管中殘渣用蒸餾水洗滌至洗液約為中性, 將其轉入55 ℃鼓風干燥箱烘干至恒質量, 該沉淀物即為胡敏素(Hu).

吸取上述HE溶液30 mL, 用0.5 mol/L H2SO4將其pH值調至1.0～1.5后, 置于70 ℃水浴鍋中保溫1.5 h, 靜置過夜, 將溶液過濾于50 mL容量瓶、 定容, 該溶液即為富里酸(FA). 濾紙上殘渣先用稀酸洗滌, 再用溫熱的0.05 mol/L NaOH將其溶解于50 mL容量瓶中, 用蒸餾水定容, 即為胡敏酸(HA)堿溶液. 上述腐殖質組分的有機碳質量比(WSOC,wC(FA),wC(HA),wC(Hu))均采用外加熱-重鉻酸鉀氧化法測定, 用北京普析通用儀器有限責任公司生產的TU-1901型紫外可見分光光度計測定HA堿溶液的吸光值(E465和E665), 并計算光學密度值E4/E6=E465/E665.

1.4 數據處理

采用EXCEL 2003對數據進行誤差分析, 整理后制柱狀圖和散點圖.

2 結果與分析

2.1 培養溫度對混料腐解的影響

2.1.1 培養溫度對混料腐殖質組成的影響 圖1為溫度對混料腐解過程中WSOC,wC(HE),wC(HA),wC(Hu)的影響. 由圖1可見: 在7 ℃培養條件下, 混料經微生物腐解, 其WSOC先增加后減少, 增幅為10.2%；wC(HE)和wC(HA)均呈增加趨勢, 60 d后兩組分碳的質量比分別增加了20.8%和26.6%； 混料的wC(Hu)隨培養天數的增加而逐漸降低, 降幅為12.9%; 在28 ℃培養溫度下, 由微生物驅動, 混料的WSOC和wC(HE)先增加后下降, WSOC在培養60 d后其值增大了6.9%,wC(HE)降幅為30.0%, 與文獻[8]結論類似； 混料wC(HA)逐漸增高, 增幅為18.8%；wC(Hu)則逐漸降低, 降幅為23.5%; 在35 ℃培養條件下, 隨著培養天數的增加, 混料WSOC和wC(HA)先降低后逐漸增加, 培養結束后, 增幅分別為24.0%和19.6%； 混料wC(HE)先增加后降低, 增幅為16.4%, 混料的wC(Hu)逐漸降低, 降幅為12.4%.

羅馬數字表示各處理在不同培養時間下, p<0.05水平上的差異顯著性.圖1 溫度對混料腐解過程中WSOC,wC(HE),wC(HA)和wC(Hu)的影響Fig.1 Effects of temperature on WSOC,wC(HE),wC(HA) and wC(Hu) in process of mixture decomposition

2.1.2 培養溫度對混料HA堿溶液E4/E6的影響 圖2為溫度對混料腐解過程中HA堿溶液E4/E6的影響. 由圖2可見, 隨著培養天數的增加, 混料提取HA堿溶液的E4/E6先降低后增加, 在培養60 d后,E4/E6均有不同程度提高, 增幅分別為9.6%,1.0%,2.3%. 在培養過程中, 混料HA分子結構先復雜后漸趨簡單, 培養60 d后, HA分子結構中芳香碳減少、 脂族碳增加, 7 ℃有利于混料HA分子結構簡單化, 28 ℃更利于HA分子結構穩定.

2.1.3 培養溫度對混料胡富比的影響 圖3為溫度對混料腐解前后胡富比(wC(HA)/wC(FA))的影響. 由圖3可見, 培養60 d后, 混料胡富比均有不同程度降低, 表明混料腐解過程中C(HA)可向C(FA)轉化, 使腐殖質品質降低. T7,T28和T35處理可分別使wC(HA)/wC(FA)降低43.5%,48.0%和80.6%, 提升培養溫度可有效降低混料的腐殖質品質, 使更多C(HA)向C(FA)轉化.

圖2 溫度對混料腐解過程中HA堿溶液E4/E6的影響Fig.2 Effects of temperature on E4/E6 of HA alkali solution in process of mixture decomposition

羅馬數字表示各處理在不同培養時間下, p<0.05水平上的差異顯著性.圖3 溫度對混料腐解前后wC(HA)/wC(FA)的影響Fig.3 Effects of temperature on wC(HA)/wC(FA) of mixture before or after decomposition

2.2 含水率對混料腐解的影響

羅馬數字表示各處理在不同培養時間下, p<0.05水平上的差異顯著性.圖4 含水率對混料腐解過程中WSOC,wC(HE),wC(HA)和wC(Hu)的影響Fig.4 Effects of moisture content on WSOC,wC(HE),wC(HA) and wC(Hu) in process of mixture decomposition

2.2.1 含水率對混料腐殖質組成的影響 圖4為含水率對混料腐解過程中WSOC,wC(HE),wC(HA)和wC(Hu)的影響. 由圖4可見: 在較低濕度條件下(R40), 微生物對混料C(Hu)具有較大的礦化分解作用, 培養60 d后wC(Hu)降低了13.9%, 降解產物使WSOC,wC(HA)和wC(HE)增大, 增幅分別為82.5%,63.1%和40.3%; 在R50處理影響下, 微生物對混料C(Hu)的礦化分解作用更大, 其值下降了21.1%, 受其降解產物的影響, WSOC和wC(HA)的值均增大, 增幅分別為54.0%和35.7%;wC(HE)在培養15 d后降低, 但最終增幅為19.2%; 在R60處理影響下, 混料wC(Hu)值隨培養天數的增加而降低, 最終降幅為11.7%, 相應的WSOC,wC(HA)和wC(HE)的增幅分別為36.9%,51.1%和51.7%.

2.2.2 含水率對混料胡敏酸堿溶液E4/E6的影響 圖5為含水率對混料腐解過程中HA堿溶液E4/E6的影響. 由圖5可見, 在R40或R60處理影響下, HA堿溶液的E4/E6隨培養天數的增加呈先增大后減小的趨勢, R50處理下E4/E6呈先減小后增大的趨勢. 在培養結束后, R40和R50處理下E4/E6均增加, 增幅分別為0.6%和12.9%, R60處理使E4/E6降低了8.6%. 表明混料含水率為60%更利于HA堿溶液E4/E6的減少, 使HA分子結構趨于更復雜.

2.2.3 含水率對混料胡富比的影響 圖6為含水率對混料腐解前后胡富比(wC(HA)/wC(FA))的影響. 由圖6可見： 在R40和R50處理下, 經60 d培養后, 混料wC(HA)/wC(FA)分別提高了76.9%和53.5%； 在R60處理下,wC(HA)/wC(FA)在培養結束后降低了11.9%. 表明R60處理不利于C(FA)向C(HA)轉化, R40和R50處理可提高腐殖質的品質.

圖5 含水率對混料腐解過程中HA堿溶液E4/E6的影響Fig.5 Effects of moisture content on E4/E6 of HA alkali solution in process of mixture decomposition

羅馬數字表示各處理在不同培養時間下, p<0.05水平上的差異顯著性.圖6 含水率對混料腐解前后wC(HA)/wC(FA)的影響Fig.6 Effects of moisture content on wC(HA)/wC(FA) of mixture before or after decomposition

不同初始培養溫度可直接影響堆肥過程中微生物活性及有機物的降解[12]. 在培養初期, 微生物可利用的氮素及能量物質充足, 在3個培養溫度(7,28,35 ℃)下均能較好地降解混料中的C(HA), 使分子結構趨于簡單, 并對混料中惰性腐殖質組分C(Hu)產生較好的礦化分解作用, 使結構相對復雜的降解產物進入C(HA), 結構較簡單的水溶性有機小分子進入WSOC. 在數量上wC(HE)=wC(HA)+wC(FA), 因此在7 ℃或35 ℃培養溫度下,wC(HA)增加可提高wC(HE)； 在28 ℃培養溫度下, 微生物礦化混料中的wC(Hu)增大,wC(HE)降低, 這是由于C(FA)被大量消耗所致. 在培養結束后, 對比3個溫度下腐殖質組分碳的質量比可見, 7 ℃培養更易提高混料wC(HE)和wC(HA)值[13], 35 ℃培養更利于WSOC的積累. 低溫條件下微生物降解能力較弱, 未完全降解的有機物數量占優[14], 該部分碳易進入C(HA)[15], 且C(Hu)經微生物降解, 糖、 酰胺和有機酸等小分子降解產物也可與C(HA)發生聚合并進入該組分[16]. 在較高培養溫度下(35 ℃), 混料中部分微生物(如真菌)活性降低, 使得初期腐解過程受到抑制, 而水解效果更顯著[12], 大量C(Hu)降解可促使C(HA)形成. 由于28 ℃更利于促進微生物的酶活性, 因此, 對混料C(Hu)可產生較多的礦化分解, 使其部分降解產物進入C(HA), C(FA)組分也被大量消耗, 最終使WSOC增多. 在腐解有機物料過程中, 微生物對WSOC的分解與合成過程并行, WSOC最終質量比受底物濃度和微生物活性共同影響[17], 本文WSOC的合成速度大于分解速度, 因此其值增大. 在不同培養溫度下, 混料wC(HA)/wC(FA)均有不同程度降低, 經60 d腐解尚未使混料腐殖質品質縮合至較高程度, 培養溫度越高,wC(HA)/wC(FA)降低程度越大, 腐殖質品質越難以提升.

堆肥最適宜含水率因堆肥原料、 堆肥工藝及堆肥時間有較大差異[18], 當以園林植物廢棄物為原料進行高溫好氧堆肥時, 含水率對堆肥的影響最大[19]. 本文基于混料40%,50%和60%的含水率, C(Hu)均可被礦化分解, 其中50%的含水率對C(Hu)降解的促進作用最大, 使wC(Hu)降低了21.1%. 微生物大量繁衍可使有機物料中纖維素和蛋白質等成分在胞外酶作用下水解, 轉化為糖類、 有機酸、 氨基酸和酚類, 由此WSOC的質量比可獲得較大程度提升[20], 同時合成C(HE)和C(HA)的前體物質增加, 也有利于兩組分的合成.

含水率為40%更利于混料WSOC和C(HA)的積累, 含水率為60%可極大促進C(HE)的形成[21]. 由于60%含水率的混料偏濕、 O2含量不足, 好氣微生物的活性受阻、 混料腐解進程減弱, 不利于WSOC的擴散和遷移[7], 因此培養結束后的WSOC值較低. 在較高含水率下, 好氣微生物的活性降低, 從而使有機質礦化分解能力降低[22], 不利于C(FA)向C(HA)轉化, 混料不完全降解以及菌體大量形成可使C(HA)分子結構趨于復雜. 因此, 對園林廢棄物進行好氧堆肥可使其減量化、 無害化和資源化[23].

3 結 論

1) 在腐解過程中, 7,28,35 ℃均可使混料HA分子結構在培養結束后趨于簡單, 其中7 ℃的促進作用最大. 28 ℃更利于C(Hu)的降解, C(Hu)可被有效礦化, 降解產物可進入WSOC和C(HA), 但wC(HE)降低. 在7 ℃或35 ℃培養溫度下, C(Hu)降解使WSOC,wC(HE)和wC(HA)均增加. 在3個溫度影響下, 混料wC(HA)/wC(FA)均有不同程度降低, 培養溫度越高,wC(HA)/wC(FA)的降低程度越大.

2) 當混料含水率為40%,50%和60%時, C(Hu)均可有效礦化分解, 其中50%含水率對C(Hu)降解的促進作用最大, 使其質量比降低了21.1%, 降解產物可使WSOC,wC(HE)和wC(HA)均增加. 40%含水率更利于WSOC和C(HA)的積累, 60%含水率可促進C(HE)的形成. 60%含水率不利于混料C(FA)向C(HA)轉化, 40%和50%含水率可有效促進C(FA)向C(HA)轉化, 從而改善腐殖質的品質.