吴玉德邢思文张旭关法春吴恒梅翟登攀李春丰许龙李修平邹玉

(1.佳木斯大学生物与农业学院，黑龙江 佳木斯 154007；2.吉林农业科学院，吉林 长春 130033)

我国东北等高寒地区冰期较长，很大程度上制约了堆肥的启动发酵。市售的微生物发酵菌剂一般在15℃以上才能发挥功效，极大地限制了微生物菌剂在寒区的推广应用[1]。国内对低温微生物菌剂的研究已经取得一定突破，研究表明，鸡粪低温发酵可在2～3d启动，利用冻土低温纤维素分解菌进行堆肥试验的降解率达49.1%[2-4]。

接种外源的复合低温微生物菌剂能够针对性地添加特定微生物，从而加快降解速度，降低堆肥启动温度，缩短发酵周期，在低温环境下堆肥可以顺利完成腐解进而达到无害化，因此应用耐低温复合生物菌来解决高寒地区低温下堆肥启动和腐解困难问题，是较为有效的技术途径[5]。进一步加强了东北地区农业废弃资源的产业化发展，有效缓解了资源短缺和环境污染等问题[6]。本研究针对东北寒区农业废弃物堆肥难以起温及结构复杂难以降解的关键问题进行探讨，以青藏高原极端低温环境下微生物为主的复合低温微生物菌剂作为低温环境堆肥的菌种来源，对低温菌剂应用效果进一步研究。

1 试验材料

本试验所使用的供试材料为玉米秸秆和猪粪。由长春附近农户提供，秸秆采集后去除灰尘杂物，切成小段备用。耐低温微生物菌剂由吉林省农业科学院农村能源与生态研究所提供(其中芽孢杆菌数≥6亿cfu·g-1，酵母菌≥2亿cfu·g-1)。

2 试验方法

2.1 堆肥试验设计

试验分为纯秸秆(MS)与秸秆加猪粪(SWM加MS)2个处理，试验所用菌剂和原料用量及配比如表1所示，将发酵菌、料以及发酵底料(包括稻糠、尿素、红糖以及石灰)加水混合持续搅拌至均匀，含水量保持在约60%，装入泡沫箱中覆盖塑料薄膜进行发酵。整个堆肥试验采用人工翻堆的方式进行降温。采用5点取样法混合均匀，采集的样品分为2份，1份保存于4℃冰箱，另1份风干、粉碎备用。

表1 发酵菌料配比

2.2 堆肥理化指标的测定

2.2.1 温度

测定堆体内部温度时，在每个堆体表层以下3个不同位置插入温度计，同时记录室内环境温度，统计时取3点温度数值的平均数作为当天堆体温度。

2.2.2 含水率的测定

称取新鲜堆肥样品，重量记为W1，转移铺平至冷冻干燥机内进行干燥，烘干至恒重后取出平衡30min后称量，记录质量为W2，每个样品设3个重复。

2.2.3 pH和电导率

称堆肥样品按样品∶蒸馏水=1∶10(m/V)进行浸提，水平摇床振荡2h，离心8min，进行过滤，静置后用酸碱度测量仪和台式电导率仪分别测定电导率和pH值，每个样品设3个重复。

2.2.4 铵态氮和硝态氮

称取堆肥样品加KCl溶液浸提，于水平摇床上震荡1h，在9000rpm的转速下离心8min，再用微孔滤膜过滤，静置后取滤液加去离子水稀释定容，用全自动化学分析仪测定铵态氮和硝态氮，每个样品设3个重复。

2.2.5 全磷

称取堆肥样品置于开氏烧瓶底部，加浓H2SO4和高氯酸，置于通风橱中冷消解12h，第2天用电热板升温消煮至澄清，冷却后定容、过滤，取滤液加去离子水稀释定容，用全自动化学分析仪测定，每个样品设3个重复。

2.2.6 全氮

称取堆肥样品，利用硫酸-过氧化氢消化法进行消煮至澄清，稀释定容后过滤，取滤液加去离子水稀释定容，用全自动化学分析仪测定，每个样品设3个重复。

2.3 数据分析

采用Excel 2007计算数据，采用SPSS 21.0软件进行统计分析。

3 结果与分析

3.1 不同处理堆肥过程中温度的变化规律

堆体温度是评价堆肥无害化的重要指标之一，随着时间的增加，堆体产生大量微生物，由于微生物的新陈代谢，致使堆肥处理堆体在开始阶段温度迅速升高。如图1所示，MS、SWM加MS处理组均能够迅速起温，进入高温期，并能够保持较长时间。MS、SWM加MS处理的堆体温度最高分别是66.5℃、64.5℃，随着堆肥时间的延长，各处理组堆体温度呈现先升高后下降，最后趋于稳定的趋势，2组处理间差异显著(P<0.05)，SWM加MS处理的高温保持时间较MS处理更长，这种差异可能是由于猪粪的加入，对C/N等产生了一定的影响，有利于保持堆肥积温和加快秸秆分解，环境温度在整个堆肥过程中变化范围在-15～15℃。

图1 不同处理组堆肥温度变化

温度是体现堆肥系统微生物活动情况的重要标志，直接影响堆体内微生物活性，堆体温度的高低决定堆肥进程的快慢和堆肥产品的优劣。根据我国相关规定，堆肥温度在50～55℃以上维持5～7d才能达到要求[7]。

3.2 不同处理堆肥过程中含水率的变化规律

在堆肥过程中，水分的作用是溶解有机物参与微生物的代谢活动，同时水分蒸发还可调节堆体温度。如图2所示，MS、SWM加MS处理组含水率下降缓慢且变化趋势相似，整体变化均呈现先升高后降低的趋势，升高的主要原因是微生物利用氧气将有机物分解，产生大量水分，堆肥结束时，MS、SWM加MS的含水率降至34.1%、28.3%。SWM加MS处理的堆肥含水率在中后期始终低于MS处理，且MS的最终堆肥含水率略高于我国有机肥生产标准(NY/T 525-2021)中对于腐熟样品含水率≤30%的要求，两处理间含水率变化的差异可能与堆肥处理的高温维持时间、粪便的添加量以及通气量等因素有关。

图2 不同处理组堆肥含水率变化

水分对于堆肥过程是十分重要的因素，其含量大小直接影响堆肥发酵的速度和品质，是堆肥成败的关键[8]。含水率过低会使得微生物无法正常正常代谢，反之则会导致厌氧发酵[9]。

3.3 不同处理堆肥过程中电导率和pH的变化规律

堆肥中的无机盐和可溶性有机酸盐可能会对作物产生毒害，而电导率能够反映试验样品中可溶性盐的含量。如图3所示，各试验组电导率在堆肥过程中整体基本呈现逐渐增长趋势。主要原因是堆肥过程中微生物降解有机物，分别生成小分子有机酸、无机离子。堆肥开始时，SWM加MS处理比MS处理高0.11mS·cm-1，堆肥结束时，SWM加MS处理的EC比MS处理低0.23mS·cm-1，整个堆肥过程中，SWM加MS的变化幅度较MS小，处理间差异不显著，产生这种差异的原因可能是SWM加MS堆肥系统中复杂有机物转化为简单的化合物如矿物离子作用较弱，各处理产品均符合Gareia给出堆肥电导率的标准(<4mS·cm-1)。

图3 不同处理组堆肥电导率变化

堆肥可以在pH为3～11的广泛范围内进行。由图4可知，随着堆肥进程的推进，各处理的pH值均呈先升高后降低的变化趋势，其原因是堆肥初期微生物活动剧烈，有机氮大量矿化分解转化为铵态氮，并结合水蒸气以氨气的形式挥发，从而引起堆体pH上升，当堆体进入高温期后，微生物活动减弱，铵态氮和有机氮含量逐渐降低，部分有机物产生有机酸，共同导致堆体pH有所下降。堆肥结束时，SWM加MS的pH较MS高0.15，处理间差异不显著(P>0.05)，可能是猪粪的加入使得堆肥的腐殖化程度相对较好，影响氮素的含量变化，堆肥结束时堆体均达到微碱性环境，符合有机肥安全生产以及施用的标准。

图4 不同处理组堆肥pH变化

pH值可对微生物的代谢活动进行调节和限制，堆肥原料和环境条件都可影响其变化情况[10]。常规情况下，微生物最适生长pH值为中性或弱碱性，酸碱程度过高均会影响堆肥的效率和品质[11]。

3.4 不同处理堆肥过程中铵态氮和硝态氮的变化规律

铵态氮和硝态氮的变化也能够为堆肥腐熟提供重要的依据。由图5可知，MS处理的堆肥过程整体变化幅度最大，0～10d铵态氮的变化较为缓慢，10～15d迅速升高，而15～60d整体呈先降后升再降再升的变化趋势；SWM加MS处理的铵态氮前18d是先增后降再上升的变化趋势，第18天达到最大值1.0938g·kg-1，随后经过小幅度下降升高后逐渐下降，最终为0.3280g·kg-1。堆肥中后期SWM加MS处理铵态氮始终低于MS处理，堆肥结束时SWM加MS处理铵态氮较MS低1.2884g·kg-1，这是由于猪粪的加入使得堆肥物料的腐殖化程度变高，游离氮减少。

图5 不同处理组堆肥铵态氮变化

随着堆肥进行，温度缓慢降低，硝化细菌快速生长繁殖，铵态氮转化为硝态氮。由图6可知，各处理组硝态氮含量均呈现上升趋势，但上升幅度存在较大差异。堆肥结束时，SWM加MS处理的硝态氮含量比MS高0.744g·kg-1，堆体硝态氮含量的变化主要由硝化细菌的硝化作用决定，堆肥过程中硝态氮含量上升幅度越大，堆肥后氮素含量越高。

图6 不同处理组堆肥硝态氮变化

相关研究显示，堆肥过程的后期硝态氮浓度总是高于铵态氮的浓度，这与本文的研究结果相似。MS和SWM加MS处理间的差异可能是由于猪粪的加入，使得堆肥腐殖化程度变高，减少了游离氮的存在。该类参数通常作为判别堆肥腐熟与否的一项参考指标，不能作为堆肥腐熟判别的绝对指标。

3.5 不同处理堆肥过程中全氮的变化规律

氮素在堆肥过程中的变化较为复杂，受多种因素的制约。不同处理堆肥全氮(Total nitrogen，TN)变化如图7所示，MS处理中全氮在堆肥过程中有所波动，但根据对堆肥前后堆肥样品中全氮含量变化的比较，整体呈现下降趋势；SWM加MS的全氮含量总体呈先下降后上升的趋势，与以往研究结果相似，其最终整体是呈现上升的趋势，尽管堆肥过程中有氨的损失，但是由于有机物质的不断分解，堆肥的质量、体积的下降，全氮因为浓缩而浓度相对增加，同时也可能是与堆肥原料以及堆肥后期固氮菌的作用有关。堆肥整体过程SWM加MS的全氮高于MS处理的全氮含量，这主要是因为猪粪的加入使得堆体内氮素以更稳定的形式存在。

图7 不同处理组堆肥全氮变化

3.6 不同处理堆肥过程中总有机碳的变化规律

堆体中总有机碳(Total Organic Carbon，TOC)是微生物长活动的主要能量来源。由图8可知，整个堆储期间内各处理组含量均呈现不断下降的趋势，其中SWM加MS处理组较MS下降速度快，堆肥结束时，SWM加MS处理组较MS处理低51.64g·kg-1，这主要是由于加粪的SWM加MS组堆体高温持续时间长，更加快了有机质分解速率。

图8 不同处理组堆肥总有机碳变化

3.7 不同处理堆肥过程中C/N的变化规律

由于本次堆肥试验主要针对处理农田秸秆为主，各处理堆肥初始C/N相对也较高。由图9可知，在MS和SWM加MS堆肥过程中，堆肥物料的C/N总体均呈下降趋势，分别由堆肥初始的34、32逐渐开始下降至22、9.5，其中SWM加MS的下降趋势更为明显，且最终堆肥结束时，SWM加MS比MS低12.5，SWM加MS达到了堆肥腐熟的C/N要求，而MS的C/N高于20，这可能与堆肥原料有关，需要进一步延长堆肥时间才能够达到要求。

图9 不同处理组堆肥C/N变化

C/N的调节对于堆肥发酵过程十分重要，为了使微生物分解有机质的营养条件达到平衡状态，堆肥过程中的C/N应控制到25～40[12]。

3.8 不同处理堆肥过程中总磷的变化规律

不同处理的总磷含量变化如图10所示，MS堆肥处理总磷含量由1.6478g·kg-1变为2.9307g·kg-1，SWM加MS处理的总磷含量总体也有所升高，最终升高至5.8533g·kg-1。由于磷元素在堆肥过程中绝对含量是不变的，因此各处理总磷升高的原因只是物料不断被浓缩使其含量有所上升。其中，SWM加MS的总磷含量始终高于MS处理，这是由于粪便中固有的无机磷被微生物吸收利用，同时有机质分解产生大量有机酸及无机态磷可以较强地与堆体内无机磷结合形成更稳定的物质得以保存，堆肥后期固定在微生物体内的磷素又重新被释放出来。

图10 不同处理组堆肥总磷变化