温度和含水率对银中杨-玉簪落叶 与草坪碎屑混料腐解的影响

王 楠, 王 帅, 姚 凯, 徐俊平, 马 超, 李兴吉, 刘 兰, 周昶延

(吉林农业科技学院 农学院, 吉林 吉林 132101)

园林废弃物主要由枯枝落叶组成, 其中含有大量木质纤维成分, 通过微生物氧化降解作用, 可使富碳物质历经腐解最终缩合成结构更稳定的腐殖物质(HS)[1], 经腐解的废弃物可作为植物养分的供给物料, 培肥沃土, 使土壤肥力得以改善. 因此, 将园林废弃物进行堆肥化利用是将有机废弃物减量化、 资源化、 无害化的有效途径[2].

银中杨和玉簪的落叶及草坪碎屑是常见的园林废弃物， 其富含碳、 氮、 磷、 钾等元素, 通过合理堆制可转化为优质有机肥料[3]. 在腐解过程中, 如温度和含水率等均可对腐熟效果产生影响. 其中温度通过影响微生物胞外酶的产生和周转可间接影响有机物料的分解[4-5], 含水率可促进微生物活性[6]. 周桂香等[7]研究表明, 温度和含水率可影响土壤微生物群落的组成和生理活性, 并影响可溶性有机物的含量和微生物底物的供给, 最终影响有机物料的分解速度； 侯淑艳等[8]研究了培养温度对玉米秸秆腐解期间腐殖质消长的动态影响, 温度越高越有利于土壤有机碳、 可提取腐殖酸和胡敏酸的分解与转化； 翟红等[9]以不同初始含水率为调控因素研究了其对沼渣与秸秆混合堆肥的影响, 堆肥过程中适当补充水分可加速堆肥进程; Guo等[10]研究表明, 60%～75%的含水率对猪粪-玉米秸秆混合堆腐的效果最好; 施林林等[11]研究表明, 水分梯度不是影响堆肥腐殖质品质的主要因素.

目前, 以腐殖质组成为评价指标衡量园林废弃物适宜腐解条件的文献报道较少. 基于此, 本文采用室内培养法对银中杨-玉簪落叶与草坪碎屑混料进行好氧腐解, 在不同培养温度(7,28,35 ℃)及混料含水率(40%,50%,60%)下分析其对混料腐解过程中水溶性物质、 可提取腐殖酸、 胡敏酸、 富里酸和胡敏素碳的质量比(WSOC,wC(HE),wC(HA),wC(FA)，wC(Hu))以及胡敏酸(HA)碱溶液E4/E6的影响.

1 材料与方法

1.1 材 料

银中杨-玉簪落叶取自吉林农业科技学院园林绿地, 剔除枯枝, 在105 ℃进行杀青处理, 于55 ℃烘干至恒质量, 粉碎过1 mm筛. 落叶粉末中总有机碳、 全氮、 全磷和全钾的质量分数分别为58.3%,2.24%,1.00%,0.77%.

草坪碎屑取自吉林农业科技学院草坪绿地, 草种由狗牙根、 早熟禾属及羊茅属组成, 经旋刀式剪草机剔除草坪碎屑, 在105 ℃进行杀青处理, 于55 ℃烘干至恒质量, 用剪刀将碎草屑剪成0.20～0.25 cm小段. 草坪碎屑中总有机碳、 全氮、 全磷及全钾的质量分数分别为58.4%,2.68%,1.20%,2.09%.

菌剂制备方法： 准确称取粗纤维降解专用菌(盐城市神微生物菌种科技有限公司, 原粉粉剂, 每克含100亿个菌落)5 g于100 mL离心管中, 注入100 mL无菌水后以3 500 r/min转速离心10 min, 将固液分离, 留取菌剂.

1.2 实验方法

将银中杨-玉簪落叶粉末按1∶4的质量比与草坪碎屑混合, 制得混料. 准确称取20 g混料于100 mL锥形瓶中, 当温度作为影响因素时, 将混料含水率调至50%, 培养温度设为7,28,35 ℃, 分别记为T7,T28,T35; 当含水率作为影响因素时, 将培养温度设为28 ℃, 将混料含水率调至40%,50%,60%, 分别记为R40,R50,R60. 在调节混料含水率后, 于121 ℃高压蒸汽灭菌20 min、 冷却, 在无菌操作环境接种5 mL菌剂, 用封口膜封口, 每个处理重复3次, 培养60 d, 期间按0,15,30,60 d取样, 取样后立即转入55 ℃鼓风干燥箱中终止微生物反应, 风干后粉碎, 过0.01 mm筛, 备用.

1.3 测试方法

采用腐殖质组成修改法对收集的混料进行分析[9], 步骤为： 称取混料5.00 g于100 mL聚乙烯离心管中, 加入30 mL蒸馏水搅拌均匀, 在70 ℃恒温水浴振荡器中提取1 h, 离心(3 500 r/min, 15 min), 将上清液过滤于50 mL容量瓶中, 在带有残渣的离心管中继续加20 mL水搅拌均匀, 离心, 合并上清液, 用蒸馏水定容, 该溶液即为WSOC. 按上述方法将蒸馏水改为0.1 mol/L NaOH和0.1 mol/L Na2P2O7的混合液对残渣进行二次提取, 收集的溶液即为可提取腐殖酸(HE). 离心管中残渣用蒸馏水洗涤至洗液约为中性, 将其转入55 ℃鼓风干燥箱烘干至恒质量, 该沉淀物即为胡敏素(Hu).

吸取上述HE溶液30 mL, 用0.5 mol/L H2SO4将其pH值调至1.0～1.5后, 置于70 ℃水浴锅中保温1.5 h, 静置过夜, 将溶液过滤于50 mL容量瓶、 定容, 该溶液即为富里酸(FA). 滤纸上残渣先用稀酸洗涤, 再用温热的0.05 mol/L NaOH将其溶解于50 mL容量瓶中, 用蒸馏水定容, 即为胡敏酸(HA)碱溶液. 上述腐殖质组分的有机碳质量比(WSOC,wC(FA),wC(HA),wC(Hu))均采用外加热-重铬酸钾氧化法测定, 用北京普析通用仪器有限责任公司生产的TU-1901型紫外可见分光光度计测定HA碱溶液的吸光值(E465和E665), 并计算光学密度值E4/E6=E465/E665.

1.4 数据处理

采用EXCEL 2003对数据进行误差分析, 整理后制柱状图和散点图.

2 结果与分析

2.1 培养温度对混料腐解的影响

2.1.1 培养温度对混料腐殖质组成的影响 图1为温度对混料腐解过程中WSOC,wC(HE),wC(HA),wC(Hu)的影响. 由图1可见: 在7 ℃培养条件下, 混料经微生物腐解, 其WSOC先增加后减少, 增幅为10.2%；wC(HE)和wC(HA)均呈增加趋势, 60 d后两组分碳的质量比分别增加了20.8%和26.6%； 混料的wC(Hu)随培养天数的增加而逐渐降低, 降幅为12.9%; 在28 ℃培养温度下, 由微生物驱动, 混料的WSOC和wC(HE)先增加后下降, WSOC在培养60 d后其值增大了6.9%,wC(HE)降幅为30.0%, 与文献[8]结论类似； 混料wC(HA)逐渐增高, 增幅为18.8%；wC(Hu)则逐渐降低, 降幅为23.5%; 在35 ℃培养条件下, 随着培养天数的增加, 混料WSOC和wC(HA)先降低后逐渐增加, 培养结束后, 增幅分别为24.0%和19.6%； 混料wC(HE)先增加后降低, 增幅为16.4%, 混料的wC(Hu)逐渐降低, 降幅为12.4%.

罗马数字表示各处理在不同培养时间下, p<0.05水平上的差异显著性.图1 温度对混料腐解过程中WSOC,wC(HE),wC(HA)和wC(Hu)的影响Fig.1 Effects of temperature on WSOC,wC(HE),wC(HA) and wC(Hu) in process of mixture decomposition

2.1.2 培养温度对混料HA碱溶液E4/E6的影响 图2为温度对混料腐解过程中HA碱溶液E4/E6的影响. 由图2可见, 随着培养天数的增加, 混料提取HA碱溶液的E4/E6先降低后增加, 在培养60 d后,E4/E6均有不同程度提高, 增幅分别为9.6%,1.0%,2.3%. 在培养过程中, 混料HA分子结构先复杂后渐趋简单, 培养60 d后, HA分子结构中芳香碳减少、 脂族碳增加, 7 ℃有利于混料HA分子结构简单化, 28 ℃更利于HA分子结构稳定.

2.1.3 培养温度对混料胡富比的影响 图3为温度对混料腐解前后胡富比(wC(HA)/wC(FA))的影响. 由图3可见, 培养60 d后, 混料胡富比均有不同程度降低, 表明混料腐解过程中C(HA)可向C(FA)转化, 使腐殖质品质降低. T7,T28和T35处理可分别使wC(HA)/wC(FA)降低43.5%,48.0%和80.6%, 提升培养温度可有效降低混料的腐殖质品质, 使更多C(HA)向C(FA)转化.

图2 温度对混料腐解过程中HA碱溶液E4/E6的影响Fig.2 Effects of temperature on E4/E6 of HA alkali solution in process of mixture decomposition

罗马数字表示各处理在不同培养时间下, p<0.05水平上的差异显著性.图3 温度对混料腐解前后wC(HA)/wC(FA)的影响Fig.3 Effects of temperature on wC(HA)/wC(FA) of mixture before or after decomposition

2.2 含水率对混料腐解的影响

罗马数字表示各处理在不同培养时间下, p<0.05水平上的差异显著性.图4 含水率对混料腐解过程中WSOC,wC(HE),wC(HA)和wC(Hu)的影响Fig.4 Effects of moisture content on WSOC,wC(HE),wC(HA) and wC(Hu) in process of mixture decomposition

2.2.1 含水率对混料腐殖质组成的影响 图4为含水率对混料腐解过程中WSOC,wC(HE),wC(HA)和wC(Hu)的影响. 由图4可见: 在较低湿度条件下(R40), 微生物对混料C(Hu)具有较大的矿化分解作用, 培养60 d后wC(Hu)降低了13.9%, 降解产物使WSOC,wC(HA)和wC(HE)增大, 增幅分别为82.5%,63.1%和40.3%; 在R50处理影响下, 微生物对混料C(Hu)的矿化分解作用更大, 其值下降了21.1%, 受其降解产物的影响, WSOC和wC(HA)的值均增大, 增幅分别为54.0%和35.7%;wC(HE)在培养15 d后降低, 但最终增幅为19.2%; 在R60处理影响下, 混料wC(Hu)值随培养天数的增加而降低, 最终降幅为11.7%, 相应的WSOC,wC(HA)和wC(HE)的增幅分别为36.9%,51.1%和51.7%.

2.2.2 含水率对混料胡敏酸碱溶液E4/E6的影响 图5为含水率对混料腐解过程中HA碱溶液E4/E6的影响. 由图5可见, 在R40或R60处理影响下, HA碱溶液的E4/E6随培养天数的增加呈先增大后减小的趋势, R50处理下E4/E6呈先减小后增大的趋势. 在培养结束后, R40和R50处理下E4/E6均增加, 增幅分别为0.6%和12.9%, R60处理使E4/E6降低了8.6%. 表明混料含水率为60%更利于HA碱溶液E4/E6的减少, 使HA分子结构趋于更复杂.

2.2.3 含水率对混料胡富比的影响 图6为含水率对混料腐解前后胡富比(wC(HA)/wC(FA))的影响. 由图6可见： 在R40和R50处理下, 经60 d培养后, 混料wC(HA)/wC(FA)分别提高了76.9%和53.5%； 在R60处理下,wC(HA)/wC(FA)在培养结束后降低了11.9%. 表明R60处理不利于C(FA)向C(HA)转化, R40和R50处理可提高腐殖质的品质.

图5 含水率对混料腐解过程中HA碱溶液E4/E6的影响Fig.5 Effects of moisture content on E4/E6 of HA alkali solution in process of mixture decomposition

罗马数字表示各处理在不同培养时间下, p<0.05水平上的差异显著性.图6 含水率对混料腐解前后wC(HA)/wC(FA)的影响Fig.6 Effects of moisture content on wC(HA)/wC(FA) of mixture before or after decomposition

不同初始培养温度可直接影响堆肥过程中微生物活性及有机物的降解[12]. 在培养初期, 微生物可利用的氮素及能量物质充足, 在3个培养温度(7,28,35 ℃)下均能较好地降解混料中的C(HA), 使分子结构趋于简单, 并对混料中惰性腐殖质组分C(Hu)产生较好的矿化分解作用, 使结构相对复杂的降解产物进入C(HA), 结构较简单的水溶性有机小分子进入WSOC. 在数量上wC(HE)=wC(HA)+wC(FA), 因此在7 ℃或35 ℃培养温度下,wC(HA)增加可提高wC(HE)； 在28 ℃培养温度下, 微生物矿化混料中的wC(Hu)增大,wC(HE)降低, 这是由于C(FA)被大量消耗所致. 在培养结束后, 对比3个温度下腐殖质组分碳的质量比可见, 7 ℃培养更易提高混料wC(HE)和wC(HA)值[13], 35 ℃培养更利于WSOC的积累. 低温条件下微生物降解能力较弱, 未完全降解的有机物数量占优[14], 该部分碳易进入C(HA)[15], 且C(Hu)经微生物降解, 糖、 酰胺和有机酸等小分子降解产物也可与C(HA)发生聚合并进入该组分[16]. 在较高培养温度下(35 ℃), 混料中部分微生物(如真菌)活性降低, 使得初期腐解过程受到抑制, 而水解效果更显著[12], 大量C(Hu)降解可促使C(HA)形成. 由于28 ℃更利于促进微生物的酶活性, 因此, 对混料C(Hu)可产生较多的矿化分解, 使其部分降解产物进入C(HA), C(FA)组分也被大量消耗, 最终使WSOC增多. 在腐解有机物料过程中, 微生物对WSOC的分解与合成过程并行, WSOC最终质量比受底物浓度和微生物活性共同影响[17], 本文WSOC的合成速度大于分解速度, 因此其值增大. 在不同培养温度下, 混料wC(HA)/wC(FA)均有不同程度降低, 经60 d腐解尚未使混料腐殖质品质缩合至较高程度, 培养温度越高,wC(HA)/wC(FA)降低程度越大, 腐殖质品质越难以提升.

堆肥最适宜含水率因堆肥原料、 堆肥工艺及堆肥时间有较大差异[18], 当以园林植物废弃物为原料进行高温好氧堆肥时, 含水率对堆肥的影响最大[19]. 本文基于混料40%,50%和60%的含水率, C(Hu)均可被矿化分解, 其中50%的含水率对C(Hu)降解的促进作用最大, 使wC(Hu)降低了21.1%. 微生物大量繁衍可使有机物料中纤维素和蛋白质等成分在胞外酶作用下水解, 转化为糖类、 有机酸、 氨基酸和酚类, 由此WSOC的质量比可获得较大程度提升[20], 同时合成C(HE)和C(HA)的前体物质增加, 也有利于两组分的合成.

含水率为40%更利于混料WSOC和C(HA)的积累, 含水率为60%可极大促进C(HE)的形成[21]. 由于60%含水率的混料偏湿、 O2含量不足, 好气微生物的活性受阻、 混料腐解进程减弱, 不利于WSOC的扩散和迁移[7], 因此培养结束后的WSOC值较低. 在较高含水率下, 好气微生物的活性降低, 从而使有机质矿化分解能力降低[22], 不利于C(FA)向C(HA)转化, 混料不完全降解以及菌体大量形成可使C(HA)分子结构趋于复杂. 因此, 对园林废弃物进行好氧堆肥可使其减量化、 无害化和资源化[23].

3 结 论

1) 在腐解过程中, 7,28,35 ℃均可使混料HA分子结构在培养结束后趋于简单, 其中7 ℃的促进作用最大. 28 ℃更利于C(Hu)的降解, C(Hu)可被有效矿化, 降解产物可进入WSOC和C(HA), 但wC(HE)降低. 在7 ℃或35 ℃培养温度下, C(Hu)降解使WSOC,wC(HE)和wC(HA)均增加. 在3个温度影响下, 混料wC(HA)/wC(FA)均有不同程度降低, 培养温度越高,wC(HA)/wC(FA)的降低程度越大.

2) 当混料含水率为40%,50%和60%时, C(Hu)均可有效矿化分解, 其中50%含水率对C(Hu)降解的促进作用最大, 使其质量比降低了21.1%, 降解产物可使WSOC,wC(HE)和wC(HA)均增加. 40%含水率更利于WSOC和C(HA)的积累, 60%含水率可促进C(HE)的形成. 60%含水率不利于混料C(FA)向C(HA)转化, 40%和50%含水率可有效促进C(FA)向C(HA)转化, 从而改善腐殖质的品质.