不同菌種對園林植物廢棄物堆制過程理化特性的影響

劉向東 楊吉龍 尹陳茜

摘要：為了促進園林綠化植物廢棄物的基質化利用，探索不同菌種對園林綠化植物廢棄物堆制效果的影響，以園林廢棄物香樟（Cinnamomum camphora）、杜仲（Eucommia ulmoides）、垂柳（Salix babylonica）、柿樹（Diospyros kaki）的凋落葉為材料，比較不添加任何菌種（CK）與添加了0.5%枯草芽孢桿菌（T1）、0.5%康寧木霉（T2）、0.5% EM菌（T3）共4個處理的堆制過程理化特性變化。結果表明，添加枯草芽孢桿菌、康寧木霉、EM菌能明顯促進園林植物廢棄物堆制的進程，在堆制3 d時堆體溫度就達到最高值，高溫期維持5 d。堆制結束后，4個處理的堆體pH值上升至8.2～8.4，EC值上升至2.10～2.40 mS/cm;堆制70 d時4個處理的C/N分別下降了78.61%、78.51%、63.56%、76.70%;堆制過程中硝態氮含量在初期變化不大，在45 d時大幅度上升，氨態氮含量先上升后下降再小幅上升;在堆制70 d時T1處理的腐殖質含量下降了5.39%，T2處理、T3處理、CK的腐殖質含量分別上升了64.45%、60.99%、37.19%，T1處理、T2處理、T3處理、CK的富里酸含量分別上升了46.91%、169.26%、128.67%、58.87%，胡敏酸含量則分別下降了77.91%、73.37%、58.64%、23.35%。在堆制的不同階段點播瓜葉菊（Pericallis hybrida）種子，堆制45 d的T1、T2、T3處理的種子發芽指數均達到83%以上，堆制結束后T3處理種子發芽指數最高，為100%。

關鍵詞：園林植物廢棄物;菌種;堆制;發酵;基質

中圖分類號： S141.4 ?文獻標志碼： A ?文章編號：1002-1302（2019）22-0310-05

隨著城市對園林綠化需求的提高，綠化植物種植量不斷增加，園林養護過程中產生的枯枝、落葉、雜草等廢棄物的量也在逐年增加。傳統的園林植物廢棄物的處理方式是填埋和焚燒[1]，但這類處理方式不僅占用土地，而且會對大氣造成嚴重污染。隨著國家環境保護（環保）力度的加大和人們環保意識的提高，城市園林綠化植物廢棄物資源化利用成為人們非常關注的熱點問題，為促進城市節能減排和改善生態環境提供了很大的幫助。

隨著無土栽培技術的飛躍發展和都市園藝的興起，基質栽培越來越受到歡迎和普及，市場對栽培基質的需求逐年加大，因此園林綠化植物廢棄物的基質化利用具有廣闊的市場應用前景，同時對緩解城市環境壓力及人們對可耕種土地渴求的增加與耕地資源逐年減少的矛盾有著非常重要的意義。

將園林綠化植物廢棄物進行基質化利用的關鍵環節之一是對園林綠化廢棄物進行無害化高溫堆制發酵[2]。一般園林廢棄物堆肥系統按有無發酵裝置可分為開放式堆肥系統和發酵倉堆肥系統[3]，堆肥過程可分為干預過程和非干預過程。常見的堆肥方法有功能膜覆蓋式堆肥、高溫堆肥、好氧堆肥[4-5]、微生物技術堆肥[6]等。堆肥時一般通過添加微生物接種劑、營養調節劑、特定目的調節劑等來推進堆肥進程。外源添加劑不僅可通過影響堆肥物質的分解程度來影響堆肥產品品質，同時可以通過影響堆肥前期物質轉化推動堆肥進程[7]。微生物對推進整個堆制發酵進程的速率有著非常重要的影響，研究表明，枯草芽孢桿菌、EM菌、康寧木霉對農田廢棄物秸稈堆肥發酵有很好的促進作用[8-9]，對于富含纖維素、木質素及復雜次生代謝產物的各種園林廢棄物的堆制發酵是否有相同的或更好的效果，相關的研究還相對較少。本試驗以園林廢棄物香樟（Cinnamomum camphora）、杜仲（Eucommia ulmoides）、垂柳（Salix babylonica）、柿樹（Diospyros kaki）的凋落葉為材料，比較不添加任何菌種與添加相同濃度的不同菌種處理堆肥過程中理化特性的變化，以期為促進園林綠化植物廢棄物快速基質化利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地點位于湖南農業大學觀賞園藝研究所（113°04′35.90″E，28°10′46.99″N），海拔34 m，屬于亞熱帶季風氣候。

1.2 試驗材料

供試材料為在2017年10—12月收集于湖南農業大學花卉基地的園林廢棄物，包括香樟、杜仲、垂柳、柿樹的枯枝落葉。收集自然凋落到地表未分解、干凈的枯枝落葉，在晴朗天氣晾干，將4種材料均等混勻，用粉碎機粉碎后過3目篩。試驗用枯草芽胞桿菌和康寧木霉購買于湖南省微生物研究院，EM菌來源于河南中廣集團，尿素購買于江蘇晉煤恒盛化工股份有限公司。

1.3 試驗設計

本試驗以園林廢棄物為主要材料，每個處理以3 kg園林廢棄物作為堆肥的基本添加物。李國學等研究發現，添加0.5%快速發酵菌劑能加快稻殼堆肥的發酵，縮短發酵時間[10]。本試驗每個處理的菌種添加量為0.5%，所加菌劑分別為枯草芽孢桿菌（T1處理）、康寧木霉（T2處理）、EM菌（T3處理），以不添加任何菌種為對照（CK），每個處理重復3次，共計12個處理。對每個處理添加1%尿素作為發酵氮源，將每個處理含水量調至60%。將所有處理堆肥裝入8 L帶蓋發酵盒里，堆體寬度為35 cm，高度為20 cm，放置于恒溫培養箱里在28 ℃下進行堆腐發酵。

1.4 指標測定

每天于09：00定時測量堆體溫度。當堆體溫度上升到45 ℃時開始翻堆，每隔2 d翻堆1次，當溫度下降到35 ℃以后每15 d翻堆1次，試驗周期為 70 d。將堆制當日作為0 d，分別在堆肥0、3、5、45、70 d時采用分對角線5點法取樣后混合均勻，避光風干測堆肥發酵過程中堆體pH值、電導率（EC值）、碳氮比（C/N）、硝態氮含量、銨氮含量、腐殖質含量、富里酸含量、胡敏酸含量等理化指標。種子發芽試驗是采用文獻[11]中的方法點播瓜葉菊（Pericallis hybrida）種子，在堆肥發酵不同階段，取新鮮堆體樣品用蒸餾水按土水比（體積比）1 ∶ 10浸提1 h后，3 000 r/min離心30 min，其上清液即為浸提液。取5 mL浸提液加入鋪有2層濾紙的培養皿中，每個培養皿播種20粒種子，以蒸餾水作對照，重復3次，在 25 ℃ 恒溫培養箱中培養，在播種后第5天觀察其發芽情況，種子發芽指數=（處理平均發芽率×處理平均根長）/（對照平均發芽率×對照平均根長）×100%。

堆體溫度用水銀溫度計測定;用水浸提堆體樣品，水土體積比為2.5 ∶ 1，充分混合均勻后靜置24 h取浸提液，使用 PB-10 酸度計測定浸提液pH值[12];用水浸提堆體樣品，水土體積比為5 ∶ 1，充分混合均勻后靜置24 h取浸提液，使用DDS-11D電導率儀測定浸提液電導率;堆體樣品氨態氮、硝態氮含量用1 mol/L的氯化鉀浸提，流動注射分析儀測定（FIAstar 5000 Analyzer，Foss Tecator，Denmark）;腐殖質、富里酸、胡敏酸含量采用焦磷酸鈉浸提-重鉻酸鉀氧化法，用產地為日本的總有機碳分析儀測定。

1.5 數據分析

用Excel 2010整理數據，用Origin Pro 2018作圖，用SPSS 17.0進行方差分析，采用Duncans法進行多重比較，以P<0.05 表示差異顯著。

2 結果與分析

2.1 堆肥過程中堆體溫度、pH值及EC值變化

堆肥過程中物料的理化性質變化是堆肥腐熟度的重要參考依據[13]，溫度是影響堆肥過程的重要因素之一[14]，在堆肥過程中微生物分解有機物釋放出熱量，使堆體溫度上升，高溫期時間的長短直接影響堆腐基質中有害病原菌的存活率。由圖1可知，枯枝落葉發酵過程經過了3個階段，即升溫階段、高溫階段、腐熟階段，其中堆制的0～3 d內都是升溫期，堆制3 d時，T1、T2、T3處理和CK均達到最高溫，其中T2處理的溫度最高，為54 ℃，T1處理次之，為48 ℃，CK最低，為 46 ℃。5 d后迅速降溫，至14 d左右恒定至室溫。有研究表明添加菌種能夠加速園林廢棄物堆體升溫，縮短堆肥腐熟時間[15]。

由圖2可知，在枯枝落葉發酵過程中pH值呈緩慢上升趨勢，后期上升平穩，T1、T2、T3處理、CK的pH值分別從7.19、7.04、7.44、7.37上升到8.28、8.22、8.34、8.28，發酵結束時的pH值都在8.2～8.4范圍內，符合腐熟的標準[16]，且符合花卉對栽培基質的理化指標要求[17]，也達到農業應用要求（pH值為7.0～8.5）[18]。

堆肥過程中可溶性鹽含量主要通過電導率（EC值）大小來反應，EC值過高則構成滲透逆境，會導致植物鹽害，EC值過低則營養不足以維持植物正常生長[19]。有研究認為，作物生長安全電導率范圍為0.75～2.60 mS/cm[20]。從圖3可知，堆肥過程中堆體EC值呈緩慢上升趨勢，T1、T2、T3處理、CK分別上升了95.01%、87.65%、89.04%、101.06%，堆肥結束后的EC值分別為2.23、2.34、2.11、2.33 mS/cm，均達到植物生長安全范圍。

2.2 堆肥過程中C/N的變化

在農林廢棄物堆肥過程中有機質在微生物作用下被分解，但同時也有微生物的硝化作用。微生物呼吸消耗碳和氮，其中氮以氨氣形式消失或被微生物轉變、消散為硝酸鹽和亞硝酸，因此堆肥中C/N的變化可以反映出微生物活性的強弱，可通過C/N判斷堆料的穩定性，所以C/N是評價和判斷堆料腐熟程度的一項重要指標[21]。由圖4可知，試驗材料在堆制過程中C/N呈下降趨勢，從47～55下降為10～20，說明各處理堆肥都達到了穩定的腐熟程度。從不同處理中可以看出，添加EM菌的T3處理初始C/N最高，為54.23，堆肥進行5 d以后C/N迅速下降，后期下降平穩。不添加任何菌種的CK的C/N比在堆肥進行5 d后下降迅速，后期平穩。添加枯草芽孢桿的T1處理和添加康寧木霉的T2處理在堆肥中C/N比下降速度相比較T3處理緩慢，但都是在堆肥5 d后增速下降。

2.3 堆肥過程中氨態氮、硝態氮含量的變化

氨態氮、硝態氮含量可以反映堆肥發酵過程中通氣狀況和微生物分解利用氮的情況。硝態氮主要通過硝化細菌的硝化作用來形成初期發酵。從整體上看，氨態氮含量在堆肥過程中呈先上升后下降再小幅上升趨勢，與魏平等的研究結果[22]相同。從圖5-A可知，在發酵3 d時，堆體中氨態氮含量大幅度上升，隨后急速下降，后期處于平穩。從圖5-B可知，T1、T2、T3處理、CK的硝態氮含量在發酵5 d后迅速增加，堆肥45 d時分別為0.957、1.442、1.096、0.422 g/kg，45 d后下降，堆肥結束時分別為0.436、0.307、0.566、0.146 g/kg。CK硝態氮含量在整個發酵過程中無明顯上升趨勢，說明其不利于氮素的固定且硝態氮含量總體低于其他3個處理。

在堆肥發酵初期造成氨態氮含量上升的原因一方面是由于尿素中的氮素逐漸溶解造成堆料中氨態氮含量增加，另一方面是堆料中的有機氮逐漸被分解為氨態氮。后期氨態氮含量慢慢下降是因為隨著溫度的降低，硝化細菌的硝化作用增強，大量的氨態氮轉化為硝態氮[23]，因此發酵初期硝態氮含量變化不大，而在堆肥45 d時硝態氮含量大幅度上升。

2.4 堆肥過程中總腐殖酸含量變化

有研究證明，向堆肥中添加菌劑有利于木質素類物質分解與腐殖質的形成[24-25]。菌種的選擇是決定相關有機廢棄物發酵速度和產品質量的重要因素。從表1可知，T2處理的腐殖質含量在堆肥過程中呈先下降后上升的趨勢，T1處理的腐殖質含量總體呈先上升后下降的趨勢。造成這一現象的原因是各處理中原腐殖酸礦化程度低，腐殖質材料中木質素、纖維素含量高，微生物首先降解木質素和纖維素，因此腐殖酸含量沒有下降反而先上升，上升后微生物開始分解有機物，到了堆肥后期微生物對腐殖酸含量的形成有明顯促進作用。在發酵后期T3處理腐殖質含量達到26.29%，高于其他處理，其次為T2處理，為22.71%，T1處理最低，僅13.17%，說明T3處理更有利于腐殖質的形成。另外，從表1中也可得知，堆肥70 d時富里酸含量達最大值，其中T3處理含量最高，達 23.85%，T2處理含量為21.11%，CK含量為18.81，T1處理的含量最低，僅為11.87%，說明在堆肥中添加EM菌對富里酸的形成有顯著促進作用，枯草芽孢桿菌對富里酸形成有顯著抑制作用。堆肥發酵當天，T1處理、T2處理、T3處理、CK的胡敏酸含量分別為5.84%、5.97%、5.90%、4.24%，堆肥 70 d 時分別為1.29%、1.59%、2.44%、3.25%，分別下降了77.91%、73.37%、58.64%、23.35%。

2.5 堆肥過程中瓜葉菊種子發芽指數的變化

種子發芽指數被認為是最能反映植物毒性大小的腐熟度指標[26-27]，未腐熟堆肥的毒性主要來自于小分子的有機酸和大量的氨態氮、多酚等物質，這些物質會對種子產生毒害作用，影響發芽指數，隨著發酵的進行，堆料的毒性逐漸降低[28]。因此檢查在發酵物上的種子發芽指數，也可以間接、直觀地判斷園林廢棄物的發酵程度。當種子發芽指數達到50%時，表示堆肥已達腐熟程度，其毒性降至植物可承受范圍;當種子發芽指數達到80%時，其毒性基本消失[29]。從表2可知，隨著堆制時間的延長，種子的發芽指數不斷提高。在播種第5天，堆制發酵5 d時的T3處理發芽指數最高，為23.33%，T1處理次之，為21.11%，CK最低，為3.33%;堆肥45 d的T1、T2、T3處理發芽指數均達到了83%以上，CK僅 61.11%，說明T1、T2、T3處理的發酵基本完成，CK發酵速度稍慢。堆肥70 d時CK的發酵基本完成，種子發芽指數為84.03%，此時T1、T2、T3處理的發芽指數均超過了95%，其中T3處理的最高，為100%。

3 結論與討論

菌種的選擇是決定相關有機廢棄物發酵速度和產品質量的重要因素。近年來我國學者在相關領域進行了廣泛接種效應研究。田鶴等的研究表明，添加史氏芽孢桿菌可使堆肥腐熟時間縮短，加速屠宰廢棄物轉化速度[30]。王守紅等在研究中表示，霉菌和酵母菌在促進堆肥成熟和氮素保存過程中起著重要的作用[31]。本試驗的結果顯示，添加了EM菌的堆肥發酵效果最好，發酵所用周期較短，腐熟最完全，添加其余菌種的理化性質側重點各不相同。

腐殖酸在改良土壤、提高土壤肥力和環保等方面具有廣泛的用途。腐殖酸是經過微生物降解產生的，是一種天然的有機大分子化合物的混合物，其結構復雜且含多種功能基團，因此具有吸附、絡合屬性，也具有氧化還原活性[32]。腐殖酸能與環境中金屬離子、有毒活性有機污染物等發生作用，從而影響污染物質在地球環境中的降解、遷移和轉化。腐殖酸是綠色化工中極具代表的產業之一，是地球碳循環的重要一環[33]。腐殖酸來源于土壤，腐殖酸肥料是不可多得的綠色環保產品。前人研究發現，堆肥對腐殖酸的形成有促進作用，有研究表明，在藥渣堆肥中腐殖酸的變化規律是先下降后升[34]，本試驗中T2處理腐殖質含量呈先下降后上升的趨勢，T1處理的腐殖質含量總體呈先上升后下降的趨勢。堆肥結束時T2處理、T3處理、CK的腐殖質含量均增加。添加枯草芽孢桿菌的處理不利于腐殖質的形成，添加EM菌和康寧木霉的處理能促進堆肥中腐殖質的形成，增加其穩定性及活性，增大其內在價值。

本研究認為，添加枯草芽孢桿菌、康寧木霉、EM菌能明顯促進園林植物廢棄物的堆制進程，在堆制3 d時堆體溫度就達到最高值。堆制結束時，4個處理的堆體pH值上升至8.2～8.4，EC值上升至2.10～2.40 mS/cm;這些理化指標都達到了花卉對栽培基質和農業應用要求的范圍[18-19]。堆制結束后，4個處理的堆體C/N下降了63%～79%;硝態氮、氨態氮含量均增加。以當年收獲的瓜葉菊種子為材料，播種后第5天統計發芽指數，結果顯示，在堆制當天的CK和T1處理發芽指數為0;堆制45 d的T1、T2、T3處理發芽指數都達到了83%以上，CK僅61.11%;堆制70 d時CK的發酵基本完成，種子發芽指數為84.03%，T1、T2、T3處理的發芽指數均超過了95%，其中T3處理的最高，為100%。

參考文獻：

[1]呂子文，顧 兵，方海蘭，等. 綠化植物廢棄物和污泥的堆肥特性研究[J]. 中國土壤與肥料，2010（1）：57-64.

[2]李 森，羅雪梅，涂衛國，等. 保氮劑對水葫蘆堆肥進程及氮素損失的影響[J]. 應用生態學報，2017，28（4）：1197-1203.

[3]余 群，董紅敏，張肇鯤. 國內外堆肥技術研究進展（綜述）[J]. 安徽農業大學學報，2003，30（1）：109-112.

[4]時紅蕾，王曉昌，李 倩，等. 四環素對人糞便好氧堆肥過程及微生物群落演替的影響[J]. 環境科學，2018，39（6）：2810-2818.

[5]蔡琳琳，李素艷，龔小強，等. 好氧堆肥-蚯蚓堆肥結合法處理綠化廢棄物與牛糞[J]. 浙江農林大學學報，2018，35（2）：261-267.

[6]李國學，李玉春，李彥富. 固體廢物堆肥化及堆肥添加劑研究進展[J]. 農業環境科學學報，2003，22（2）：252-256.

[7]徐玉坤，孫向陽，欒亞寧，等. 園林廢棄物堆肥紅外光譜特性分析[J]. 土壤通報，2014，45（5）：1071-1076.

[8]Fang M，Wong J W C. Changes in thermophilic bacteria population and diversity during composting of coal fly ash and sewage sludge[J]. Water，Air，and Soil Polution，2000，124（3/4）：333-343.

[9]譚顯東，王向東，楊 平，等. 康寧木霉固態發酵中藥渣制備蛋白飼料[J]. 四川大學學報（工程科學版），2008，40（4）：71-76.

[10]李國學，黃懿梅，姜 華. 不同堆肥材料及引入外源微生物對高溫堆肥腐熟度影響的研究[J]. 應用與環境生物學報，1999，5（增刊1）：139-142.

[11]住房和城鄉建設部給水排水產品標準化技術委員會. 城鎮污水處理廠污泥處置 園林綠化用泥質：GB/T 23486—2009[S]. 北京：中國標準出版社，2009.

[12]魯如坤. 土壤農業化學分析方法[M]. 北京：中國農業科技出版社，2000.

[13]候月卿，趙立欣，孟海波，等. 生物炭和腐殖酸類對豬糞堆肥重金屬的鈍化效果[J]. 農業工程學報，2014，30（11）：205-215.

[14]時紅蕾，王曉昌，李 倩. 四環素對人糞便好氧堆肥過程中酶活性及腐熟的影響[J]. 環境化學，2018，37（2）：209-215.

[15]李文玉，欒亞寧，孫向陽，等. 接種外源微生物菌劑對園林廢棄物堆肥腐熟的影響[J]. 生態學雜志，2014，33（10）：2670-2677.

[16]Eklind Y，Kirchmann H. Composting and storage of organic household waste with different litter amendments. I：carbon turnover[J]. Bioresource Technology，2000，74（2）：115-124.

[17]北京市園林綠化局. 花卉栽培基質：DB11/T 770—2010[S]. 北京：北京市質量技術監督局，2010.

[18]Aulinas-Maso M，Bonmati-Blasi A. Evaluation of composting as a strategy for managing organic wastes from a municipal market in Nicaragua[J]. Bioresource Technology，2008，99（11）：5120-5124.

[19]胡亞利，孫向陽，龔小強，等. 混合改良劑改善園林廢棄物堆肥基質品質提高育苗效果[J]. 農業工程學報，2014，30（18）：198-204.

[20]劉方春，馬海林，馬丙堯，等. 菇渣用作無紡布容器育苗成型機配套基質的研究[J]. 生態與農村環境學報，2010，26（5）：477-481.

[21]任連海，何 亮，寧 娜，等. 餐廚垃圾高效好氧堆肥過程參數的影響因素研究[J]. 北京工商大學學報（自然科學版），2010，28（5）：40-44.

[22]魏 平，滾雙寶，張強龍，等. 不同菌種對豬用發酵床的應用效果[J]. 甘肅農業大學學報，2015，50（6）：18-24.

[23]曹 云，黃紅英，孫金金，等. 超高溫預處理對豬糞堆肥過程碳氮素轉化與損失的影響[J]. 中國環境科學，2018，38（5）：1792-1800.

[24]王 帥，王 楠，竇 森，等. 真菌及混合菌對鋸木屑類腐殖質形成和轉化的影響[J]. 水土保持學報，2012，26（1）：227-231.

[25]魏自民，王世平，席北斗，等. 生活垃圾堆肥過程中腐殖質及有機態氮組分的變化[J]. 環境科學學報，2007，27（2）：235-240.

[26]黃光群，黃 晶，張 陽，等. 沼渣好氧堆肥種子發芽指數快速預測可行性分析[J]. 農業機械學報，2016，47（5）：177-182.

[27]Gu W J，Zhang F B，Xu P Z，et al. Effects of sulphur and Thiobacillus thioparus on cow manure aerobic composting[J]. Bioresource Technology，2011，102（11）：6529-6535.

[28]孫 佳，郭江帆，魏朔南. 植物種子萌發抑制物研究概述[J]. 種子，2012，31（4）：57-61.

[29]嚴 興，侯毛宇，李碧清，等. 微生物發酵菌和生物質炭及蘑菇渣對污泥堆肥效果的影響[J]. 環境科學研究，2018，31（1）：136-142.

[30]田 鶴，羅學剛，王亞超. 不同濃度史氏芽孢桿菌對屠宰廢棄物高溫快速堆肥效果的影響[J]. 中國農學通報，2018，34（1）：98-102.

[31]王守紅，徐 榮，朱凌宇，等. 不同菌種組合對發酵殘余物好氧堆肥進程及氮素變化的影響[J]. 環境工程學報，2017，11（12）：6429-6436.

[32]Hori M，Shozugawa K，Matsuo M. Reduction process of Cr（Ⅵ） by Fe（Ⅱ） and humic acid analyzed using high time resolution XAFS analysis[J]. Journal of Hazardous Materials，2015，285（3）：140-147.

[33]李杰穎. 腐殖酸在農業生態環境中的重要性[J]. 環境保護與循環經濟，2013，33（10）：51-53.

[34]陳 迪，趙洪顏，葛長明，等. 中藥渣堆肥化過程中腐殖酸的動態變化研究[J]. 延邊大學農學學報，2015，37（4）：292-295.