食用菌菌渣和白酒丟糟共堆肥過程中氮素變化及腐熟進程

劉林培，管秀瓊*，王洪，劉春，李俊，胡海軍

1(四川輕化工大學 生物工程學院，四川 自貢，643000)2(宜賓五糧液股份有限公司，四川 宜賓，644000) 3(四川輕化工大學 機械工程學院，四川 自貢，643000)

2017年中國白酒丟糟產量高達3.6千萬t[1]。由于白酒丟糟水分含量高，酸性強，易腐敗變質，且不利于貯存、運輸，必須及時處理，否則會嚴重污染環境[2]。由于丟糟本身的C/N和pH較低，營養不足，不適合直接堆肥，必須調節初始C/N和pH，并且需要外加營養元素和微量元素，而依賴添加化學物質調節會極大增加生產和技術成本，嚴重制約丟糟有機肥的發展[3]。

據估計，中國每年至少產生1 500萬t食用菌菌渣[4]，目前缺乏有效處理方法，造成了環境污染和資源浪費。食用菌菌渣是食用菌收獲后殘留的物質，由菌絲體和大量的剩余營養物質組成[5]。由于食用菌菌渣體積密度低，無植物致病菌，并且含有蛋白酶、木質素分解酶、纖維素酶、半纖維素酶等多種酶和一定數量的微生物以及大量的營養與微量元素[6-7]，可以促進難降解有機物(如纖維素和木質素等)的降解，在堆肥中具有廣闊的應用價值[3]。但因為食用菌菌渣C/N較高，呈微堿性，單獨堆肥的效果不佳，故常僅用作堆肥調理劑[8]。

共堆肥可以同時處理兩種或兩種以上的有機廢棄物，綜合利用廢棄物的物料特性，為堆肥過程提供營養及物化條件，提高堆肥質量[9]。食用菌菌渣所含的剩余營養物質符合白酒丟糟堆肥所需的外加營養(兩者適宜比例的堆肥能夠滿足堆肥系統對初始C/N的要求)，有效形成營養優勢的互補。微堿性的食用菌渣可以對丟糟的pH進行一定調和。同時，食用菌菌渣還能為共堆肥系統引入自身攜帶的多種酶和一定數量的微生物，改善堆肥環境，提高有機肥質量[3-4,6-7,10-12]。因此，采用共堆肥方法處理食用菌菌渣和白酒丟糟是完全可行的。但目前，利用食用菌菌渣和白酒丟糟共堆肥的研究鮮有報道，其堆肥過程中的氮素變化及其腐熟進程還不明確。本試驗擬探究食用菌菌渣和白酒丟糟共堆肥過程中氮素變化及其腐熟進程，以期為實現白酒丟糟和食用菌菌渣的資源化和堆肥化處理提供參考。

1 材料與方法

1.1 堆肥材料

白酒丟糟取自四川某酒廠；食用菌菌渣取自四川自貢市某農場；復合發酵菌劑購自山東某生物科技有限公司，有效菌種主要為枯草芽孢桿菌、地衣芽孢桿菌、綠色木霉和釀酒酵母等，有效活菌數≥200億個/g。表1顯示了堆肥原料的物理和化學性質。

表1 堆肥原料的物理和化學性質Table 1 Physical and chemical properties of composting materials

1.2 裝置和儀器

1.2.1 堆肥反應器

本實驗所采用的自制堆肥反應器規格為0.45 m×0.4 m×0.3 m，在其底部裝有多孔透氣P C板和通氣管道，外接充氧裝置，提供系統通風；在反應器頂部附著有水汽冷凝板，可使堆肥過程中揮發的水汽部分冷凝，以滴落的形式返回堆體，有效降低反應器物料水分的揮發速率。

1.2.2 主要儀器與設備

XZ-WS型色度檢測儀、雷磁PHS-3C型酸度計、雷磁DDS-307A型電導率儀，上海儀電科學儀器股份有限公司；SHIMADZU TOC- 總有機碳-總氮分析儀，島津國際貿易(上海)有限公司；SH220F型石墨消解儀，山東海能科學儀器有限公司；SKD-100型凱氏定氮儀，上海沛歐分析儀器有限公司；U -1800型紫外可見分光光度計，上海美譜達儀器有限公司；SGM.M16/12型人工智能箱式電阻爐，西格馬儀器制造有限公司。

1.3 實驗方案與采樣

根據前期試驗結果[3]，采用自制堆肥反應器，按照食用菌菌渣與白酒丟糟的絕干質量比值為1∶4建立堆體總質量(含水分)為4 kg的堆肥系統。為快速啟動堆肥，進一步加快堆肥速率，降低堆肥耗時，在堆肥初始以堆體物料絕干質量的0.1%添加復合發酵菌劑，同時調節堆體初始含水率為55%。在整個堆肥過程中進行連續式不間斷通風，連續通風量為1.5 L/min。重復3次，進行為期26 d的試驗。為準確探究堆體各參數在堆肥過程中的變化規律，除在堆肥初始對堆體進行調節外，在堆肥過程的其余階段均不對堆體進行參數調節。在堆肥第0、4、7、11、14、17、20和26天對堆體進行人工翻堆，同時從堆體的下部，中央和上部均勻混合采集新鮮樣品(200 g左右)，將其分成2等份，1份鮮樣放置在4 ℃處保存，進行色度、pH、電導率(γ)、氨態氮和硝態氮、可溶性有機碳分析；另1份風干樣粉碎過0.25 mm篩網，對有機質和總氮含量進行分析。

1.4 測定指標與方法

通過溫度傳感器由電腦自動記錄溫度。準確稱取1 g堆肥鮮樣樣品于250 mL錐形瓶中后，添加10 mL去離子水，30 ℃和200 r/min的條件下水平振蕩1 h，得到樣品懸浮液，懸浮液在10 000 r/min下離心30 min，過0.45 μm水系濾膜，得到堆肥浸提液[13]，進行色度、pH、電導率和可溶性有機碳分析。

色度、pH、電導率和可溶性有機碳分別采用色度檢測儀、酸度計、電導率儀和總有機碳-總氮分析儀測定；凱氏氮采用硫酸消解后以凱氏定氮法測定；氨態氮和硝態氮按照NY/T 1116—2014的標準進行測定；總氮等于凱氏氮加硝態氮[14]；有機氮按照NY/T 1116—2014的附錄A中《有機態氮含量的測定 差減法》進行測定；105 ℃干燥24 h測定含水率；用550 ℃馬弗爐保溫24 h測定灰分；有機質是干質量減去灰分[15]；有機碳含量根據公式(1)計算：

(1)

1.5 數據分析

使用Excel 2010、IBM SPSS 20統計軟件對堆肥過程數據進行分析。采用ANO A法檢驗各參數的統計差異，以P<0.05作為差異性顯著判斷標準。采用Origin 8.5進行圖形繪制。

2 結果與討論

2.1 溫度、色度和含水率的變化

堆肥過程中的溫度變化反映了堆體內微生物活性的變化，是使堆體達到無害和穩定的重要條件之一[16]。由圖1可知，在整個堆肥過程中環境溫度的變化范圍為23.54～26.7 ℃。試驗1 d后，堆體溫度迅速升高，達到整個堆肥過程中的最高值53.43 ℃，與傳統白酒丟糟堆肥相比，堆體升溫迅速。現有研究表明，食用菌菌渣能促進有機物的降解，因其含有多種酶及一個龐大而活躍的微生物群落[17]。有機物的迅速降解會釋放大量熱，以致堆體溫度迅速升高。在堆肥第2～8天，堆體溫度在51 ℃上下浮動，堆體的高溫期(50 ℃以上)累計達到8 d，已經符合高溫堆肥無害化處理的衛生標準。從堆肥第9天開始，堆體的溫度逐漸下降，堆體進入后腐熟期。

堆肥過程的物料逐漸發黑，腐熟的堆肥產品呈黑褐色或黑色。張亞寧等[18]建議采用色度作為堆肥腐熟度快速測定指標。由圖1可知，堆體的色度在整個堆肥過程不斷升高，在堆肥結束時達到最高值8 154度。同時，結束時堆體色澤呈黑色，有土腥味，物料手感軟、細、松。

圖1 堆體在堆肥過程中溫度和色度的變化Fig.1 Changes in temperature and chromaticity of the compost during composting

圖2是堆體在堆肥過程中含水率的變化。在整個堆肥過程中堆體的含水率均不斷下降，在堆肥結束時達到最低值42.73%，降低率為25.57%。堆體含水率的降低主要來源于兩方面的原因，一是微生物的一系列生命代謝活動消耗堆體水分，二是由于取樣翻堆以及連續通風工藝的不斷進行，使部分堆體水分蒸發散失[19]。

圖2 堆體在堆肥過程中含水率的變化Fig.2 Change of water content of compost during composting

2.2 pH和導電率(γ)的變化

pH和電導率的變化是探究堆肥過程的重要參數[20]。圖3為堆體在堆肥過程中pH和電導率的變化。由于白酒丟糟的酸性較強，雖然堆體添加了食用菌菌渣，但堆體初始的pH仍較低，為5.86。隨著堆肥的進行，堆體的pH逐漸增大，這是由于白酒丟糟中氮元素大部分以有機氮形態存在，在堆肥初期微生物將部分有機氮轉化為氨態氮，氨態氮溶于水呈堿性，使pH逐漸升高[14]。隨后，由于有機物分解而產生有機和無機酸以及硝化作用的形成，pH值略有下降。從堆肥第11天開始，堆體的pH已無顯著變化(P>0.05)，穩定在8.4左右。而pH的相對穩定意味著堆肥過程的結束，堆體進入后腐熟階段[21]。到堆肥結束時，堆體的pH符合有機肥料NY 525—2012(5.5

圖3 堆體在堆肥過程中pH和電導率的變化Fig.3 Changes in pH and EC during composting

電導率的變化與pH相反。堆體的電導率從堆肥初始的4.72 mS/cm迅速降低，可能是氨態氮和硝態氮的轉換造成[22]。隨后，由于有機物分解過程中釋放出的礦物鹽導致電導率略有增加。此后，電導率下降，可能是氨揮發和礦鹽沉淀的結果[23]。在堆肥第11～20天，堆體的電導率無顯著變化(P>0.05)，穩定在1.1 mS/cm左右。此后，由于堆體干質量的凈損失[23]，電導率不斷增加，直到堆肥結束。到堆肥結束時，堆體的電導率遠低于中等敏感植物忍受的閾值(γ<4 mS/cm)[24]。

2.3 堆肥過程中氮素的轉化

在堆肥過程中，氮的轉化過程是非常復雜的，因為涉及許多生化反應，如氨化作用、氧化作用、硝化作用、反硝化作用以及固氮作用等[14]。氨化細菌首先利用堆體中的有機氮而產生氨態氮。部分氨態氮被堆體中的微生物自身生長所利用，一部分在硝化細菌的作用下被轉化為硝態氮，還有一部分氨態氮在高溫環境下會以氨氣的形式揮發。硝化作用產生的硝態氮在環境缺氧的條件下，又會被反硝化細菌還原為亞硝態氮等。同時，在堆肥過程中還伴隨著微生物的固氮作用。

2.3.1 氨態氮和硝態氮的變化

堆體在堆肥過程中的氨態氮和硝態氮的變化如圖4所示。堆體的初始氨態氮為13.27 mg/kg。堆肥第4天，堆體的氨態氮顯著升高(P<0.05)，達到整個堆肥過程的峰值14.1 mg/kg。隨后，堆體的氨態氮含量逐漸降低，到堆肥第20天時，已無顯著差異(P>0.05)，其值為10.25 mg/kg左右，含量較初始降低了23.21%。堆體的氨態氮含量呈現先升后降的趨勢，這可能是堆肥初期部分有機氮分解而產生氨態氮，隨后，由于堆體的NH3大量揮發和硝化作用的產生，堆體的氨態氮含量逐漸降低，與郭夏麗等[14]研究結果類似，但與其研究略有差別的是，本研究堆體的氨態氮降低更快，可能是由于食用菌菌渣含有多種酶，對纖維素的降解有一定促進作用，可以改善微生物對氨的吸收分解[8]。

圖4 堆體在堆肥過程中氨態氮和硝態氮的變化Fig.4 Changes in ammonia nitrogen and nitrate />nitrogen during composting

硝態氮的變化與氨態氮相反。堆體的硝態氮含量從2.04 g/kg開始降低，到堆肥第4天時達到最低值1.67 g/kg。隨后，堆體的硝態氮含量不斷升高，直到堆肥結束，其峰值為4.51 g/kg，含量較初始提高了121.08%。堆肥早期硝態氮含量降低可能是由于早期較高的溫度(50 ℃以上)對硝化細菌的生長有抑制作用。同時，堆體微生物的生長繁殖，消耗了硝態氮用以合成自身所需物質[25]。在堆肥高溫期過后，硝化細菌大量生長，硝化作用增強，堆體硝態氮含量逐漸升高，直到堆肥結束，同時也說明該堆肥過程氧氣供給情況較好，抑制了由于缺氧造成的反硝化作用[14]。

2.3.2 有機氮和總氮的變化

堆體在堆肥過程中的有機氮和總氮的變化如圖5所示。堆體的有機氮含量呈現先升后穩定的趨勢。堆體的有機氮含量從堆肥開始時的1.71%迅速升高，到堆肥第11天達到峰值2.13%。堆體的有機氮含量比堆肥初始的含量提高了24.56%。隨后，堆體的有機氮含量已無顯著變化(P>0.05)，直到堆肥結束。堆體的有機氮含量不斷升高，一方面可能是由于固氮微生物的作用(無機氮被轉化為有機氮)大于氨化微生物(有機氮轉化為氨態氮)的作用，有機氮被同化固定，積累下來[26]。另一方面，由于有機物分解不斷產生CO2和水，CO2和水的揮發會導致堆體總質量(干重) 的不斷減少，產生“濃度效應”造成有機氮含量不斷升高[12]。再者，結合2.3.1小節中氨態氮的變化結果，在堆肥高溫期雖然堆體氨態氮含量有所升高，但其相對有機氮的含量仍極低，其變化對有機氮含量的變化影響很小，這可能也是有機氮含量相對增加的原因[12]。

圖5 堆體在堆肥過程中有機氮和總氮的變化Fig.5 Changes in organic nitrogen and total nitrogen during composting

堆體在堆肥過程中的凱氏氮含量如表2所示，其含量的變化與堆體的有機氮的變化大體一致。因此，由凱氏氮計量得到的堆體總氮也與有機氮的變化大致相同(圖5)。堆體的總氮含量呈現逐步升高的趨勢。其含量從堆肥開始的1.92%顯著升高，到堆肥結束時達到最大值2.58%，增幅達到了34.38%(P<0.05)。堆體的總氮含量逐漸升高，一方面可能是由于有機氮逐步升高的原因，因為有機氮是總氮的主要組成部分[12]。另一方面，總氮的增加還主要是由于“濃度效應”而引起的[26]。

表2 堆肥過程中凱氏氮的變化Table 2 Kjeldahl nitrogen changes during composting

2.4 有機質降解率和T值的變化

堆肥是利用微生物把有機物降解成腐殖質的生物化學處理過程，有機質降解率在一定程度上能反映堆肥的進程[27]。表3顯示了堆體在堆肥過程中有機質降解率的變化。堆體的有機質降解率在整個堆肥過程中不斷增加，到堆肥結束時高達8.06%。在堆肥的不同時期，堆體的有機質降解率卻有所差別。在堆肥前期(0～7 d)，即高溫期，堆體的有機質降解率顯著增加(P<0.05)，相對增幅為4.6%；在堆肥中期(11～17 d)，堆體的有機質降解率無顯著變化(P>0.05)，相對增幅為1%；在堆肥后期(20～26 d)，堆體的有機質降解率顯著增加(P<0.05)，相對增幅為2.46%。有機質降解率的變化已足夠說明更多的有機質降解發生在堆肥前期，即高溫期階段，這與RASHAD等[28]研究是一致的。有研究者認為在現代堆肥技術中，最適宜的溫度在55 ℃左右，在這個溫度范圍內，堆體內大部分微生物最活躍也最容易降解有機物[29]，而在整個堆肥過程中只有高溫期階段是接近這個范圍的；更重要的是，堆體只有進入高溫期階段才會開始分解復雜有機物(如纖維素等)[16]，這些可能就是堆肥前期(高溫期階段)有機質降解更多的原因。

表3 堆肥過程中有機質降解率、T值、水溶性有機碳及其與有機氮比值的變化Table 3 Changes in organic matter degradation rate, T alue, water-soluble organic carbon and its ratio to organic nitrogen during composting

C/N常用作堆肥腐熟度的指標[30]，但將C/N作為堆肥腐熟指標的爭議一直存在，如GARCIA等[31]認為C/N與堆肥原料有關，提出采用堆肥終點C/N與初始C/N的比值(T值)來評價堆肥腐熟度。盧秉林等[32]建議腐熟堆肥的T值應介于0.49與0.72之間。由表2可知,在整個堆肥過程中堆體的T值不斷降低。與有機質降解率相似，堆體的T值同樣在堆肥早期(即高溫期)差異顯著(P<0.05)，相對降幅最大為19%；在堆肥中期T值無顯著變化(P>0.05)，相對降幅為7.41%；在堆肥后期，T值顯著降低(P<0.05)，相對降幅為9.33%。到堆肥結束時，堆體的T值為0.68，已達到腐熟標準。

2.5 水溶性有機碳及其與有機氮比值的變化

水溶性有機碳是堆肥中微生物可直接利用的碳源，其含量可以在一定程度上反映出堆肥的進程[33]。堆體在堆肥過程中水溶性有機碳及其與有機氮比值的變化如表3所示。堆體的水溶性有機碳不斷降低，到堆肥結束時為0.88%。GARCIA等[31]建議當堆肥中水溶性有機碳含量小于0.5%時達到腐熟。但直到堆肥結束，其含量也未達到此建議標準。也有研究者認為將水溶性有機碳含量作為腐熟度指標存在爭議，建議將水溶性有機碳與有機氮的比值作為評價腐熟度的標準，并認為腐熟堆肥的比值應小于0.7[34]。堆體的水溶性有機碳與有機氮的比值在整個堆肥過程中顯著降低(P<0.05)。在堆肥第14天，堆體的水溶性有機碳與有機氮的比值為0.70，已基本達到建議的腐熟標準。到堆肥結束時其值為0.41，已顯著低于腐熟標準(P<0.05)，堆體完全腐熟。

3 結論

(1)堆體在1 d后溫度迅速升高至最高值53.43 ℃，高溫期(50 ℃以上)累計達8 d，符合高溫堆肥無害化處理的衛生標準；堆肥結束時，堆體色度達到最高值8 154度，堆體呈黑色，有土腥味；堆肥過程中堆體的含水率呈下降趨勢，結束時下降率達25.57%。

(2)在堆肥過程中，堆體pH呈先升后略降再升至穩定的趨勢，到堆肥結束時，堆體的pH符合有機肥料NY 525—2012(5.5

(3)在堆肥過程中，堆體的氨態氮含量呈先升后降的趨勢，到堆肥結束，含量較初始降低了23.21%；硝態氮的變化與氨態氮相反，至堆肥結束，含量較初始提高了121.08%；有機氮和總氮的含量均呈逐步升高趨勢，至堆肥結束，兩者含量分別提高了24.56%和34.38%。

(4)堆肥結束時，堆體有機質降解率達8.06%，堆體的T值為0.68，已達到腐熟標準；堆肥結束，水溶性有機碳與有機氮的比值為0.41，已顯著低于腐熟標準，堆體完全腐熟。

本研究利用自制堆肥反應器，采用共堆肥法以白酒丟糟與食用菌菌渣為原料堆制有機肥，重點對共堆肥過程中氮素的變化及腐熟進程進行了研究，達到了預期效果，為食品釀造行業的固廢綜合資源化處理提供了新的思路。