食用菌菌渣和白酒丢糟共堆肥过程中氮素变化及腐熟进程

2020-11-20刘林培管秀琼王洪刘春李俊胡海军

食品与发酵工业 2020年21期

刘林培，管秀琼*，王洪，刘春，李俊，胡海军

1(四川轻化工大学生物工程学院，四川自贡，643000)2(宜宾五粮液股份有限公司，四川宜宾，644000) 3(四川轻化工大学机械工程学院，四川自贡，643000)

2017年中国白酒丢糟产量高达3.6千万t[1]。由于白酒丢糟水分含量高，酸性强，易腐败变质，且不利于贮存、运输，必须及时处理，否则会严重污染环境[2]。由于丢糟本身的C/N和pH较低，营养不足，不适合直接堆肥，必须调节初始C/N和pH，并且需要外加营养元素和微量元素，而依赖添加化学物质调节会极大增加生产和技术成本，严重制约丢糟有机肥的发展[3]。

据估计，中国每年至少产生1 500万t食用菌菌渣[4]，目前缺乏有效处理方法，造成了环境污染和资源浪费。食用菌菌渣是食用菌收获后残留的物质，由菌丝体和大量的剩余营养物质组成[5]。由于食用菌菌渣体积密度低，无植物致病菌，并且含有蛋白酶、木质素分解酶、纤维素酶、半纤维素酶等多种酶和一定数量的微生物以及大量的营养与微量元素[6-7]，可以促进难降解有机物(如纤维素和木质素等)的降解，在堆肥中具有广阔的应用价值[3]。但因为食用菌菌渣C/N较高，呈微碱性，单独堆肥的效果不佳，故常仅用作堆肥调理剂[8]。

共堆肥可以同时处理两种或两种以上的有机废弃物，综合利用废弃物的物料特性，为堆肥过程提供营养及物化条件，提高堆肥质量[9]。食用菌菌渣所含的剩余营养物质符合白酒丢糟堆肥所需的外加营养(两者适宜比例的堆肥能够满足堆肥系统对初始C/N的要求)，有效形成营养优势的互补。微碱性的食用菌渣可以对丢糟的pH进行一定调和。同时，食用菌菌渣还能为共堆肥系统引入自身携带的多种酶和一定数量的微生物，改善堆肥环境，提高有机肥质量[3-4,6-7,10-12]。因此，采用共堆肥方法处理食用菌菌渣和白酒丢糟是完全可行的。但目前，利用食用菌菌渣和白酒丢糟共堆肥的研究鲜有报道，其堆肥过程中的氮素变化及其腐熟进程还不明确。本试验拟探究食用菌菌渣和白酒丢糟共堆肥过程中氮素变化及其腐熟进程，以期为实现白酒丢糟和食用菌菌渣的资源化和堆肥化处理提供参考。

1 材料与方法

1.1 堆肥材料

白酒丢糟取自四川某酒厂；食用菌菌渣取自四川自贡市某农场；复合发酵菌剂购自山东某生物科技有限公司，有效菌种主要为枯草芽孢杆菌、地衣芽孢杆菌、绿色木霉和酿酒酵母等，有效活菌数≥200亿个/g。表1显示了堆肥原料的物理和化学性质。

表1 堆肥原料的物理和化学性质Table 1 Physical and chemical properties of composting materials

1.2 装置和仪器

1.2.1 堆肥反应器

本实验所采用的自制堆肥反应器规格为0.45 m×0.4 m×0.3 m，在其底部装有多孔透气P C板和通气管道，外接充氧装置，提供系统通风；在反应器顶部附着有水汽冷凝板，可使堆肥过程中挥发的水汽部分冷凝，以滴落的形式返回堆体，有效降低反应器物料水分的挥发速率。

1.2.2 主要仪器与设备

XZ-WS型色度检测仪、雷磁PHS-3C型酸度计、雷磁DDS-307A型电导率仪，上海仪电科学仪器股份有限公司；SHIMADZU TOC- 总有机碳-总氮分析仪，岛津国际贸易(上海)有限公司；SH220F型石墨消解仪，山东海能科学仪器有限公司；SKD-100型凯氏定氮仪，上海沛欧分析仪器有限公司；U -1800型紫外可见分光光度计，上海美谱达仪器有限公司；SGM.M16/12型人工智能箱式电阻炉，西格马仪器制造有限公司。

1.3 实验方案与采样

根据前期试验结果[3]，采用自制堆肥反应器，按照食用菌菌渣与白酒丢糟的绝干质量比值为1∶4建立堆体总质量(含水分)为4 kg的堆肥系统。为快速启动堆肥，进一步加快堆肥速率，降低堆肥耗时，在堆肥初始以堆体物料绝干质量的0.1%添加复合发酵菌剂，同时调节堆体初始含水率为55%。在整个堆肥过程中进行连续式不间断通风，连续通风量为1.5 L/min。重复3次，进行为期26 d的试验。为准确探究堆体各参数在堆肥过程中的变化规律，除在堆肥初始对堆体进行调节外，在堆肥过程的其余阶段均不对堆体进行参数调节。在堆肥第0、4、7、11、14、17、20和26天对堆体进行人工翻堆，同时从堆体的下部，中央和上部均匀混合采集新鲜样品(200 g左右)，将其分成2等份，1份鲜样放置在4 ℃处保存，进行色度、pH、电导率(γ)、氨态氮和硝态氮、可溶性有机碳分析；另1份风干样粉碎过0.25 mm筛网，对有机质和总氮含量进行分析。

1.4 测定指标与方法

通过温度传感器由电脑自动记录温度。准确称取1 g堆肥鲜样样品于250 mL锥形瓶中后，添加10 mL去离子水，30 ℃和200 r/min的条件下水平振荡1 h，得到样品悬浮液，悬浮液在10 000 r/min下离心30 min，过0.45 μm水系滤膜，得到堆肥浸提液[13]，进行色度、pH、电导率和可溶性有机碳分析。

色度、pH、电导率和可溶性有机碳分别采用色度检测仪、酸度计、电导率仪和总有机碳-总氮分析仪测定；凯氏氮采用硫酸消解后以凯氏定氮法测定；氨态氮和硝态氮按照NY/T 1116—2014的标准进行测定；总氮等于凯氏氮加硝态氮[14]；有机氮按照NY/T 1116—2014的附录A中《有机态氮含量的测定差减法》进行测定；105 ℃干燥24 h测定含水率；用550 ℃马弗炉保温24 h测定灰分；有机质是干质量减去灰分[15]；有机碳含量根据公式(1)计算：

(1)

1.5 数据分析

使用Excel 2010、IBM SPSS 20统计软件对堆肥过程数据进行分析。采用ANO A法检验各参数的统计差异，以P<0.05作为差异性显著判断标准。采用Origin 8.5进行图形绘制。

2 结果与讨论

2.1 温度、色度和含水率的变化

堆肥过程中的温度变化反映了堆体内微生物活性的变化，是使堆体达到无害和稳定的重要条件之一[16]。由图1可知，在整个堆肥过程中环境温度的变化范围为23.54～26.7 ℃。试验1 d后，堆体温度迅速升高，达到整个堆肥过程中的最高值53.43 ℃，与传统白酒丢糟堆肥相比，堆体升温迅速。现有研究表明，食用菌菌渣能促进有机物的降解，因其含有多种酶及一个庞大而活跃的微生物群落[17]。有机物的迅速降解会释放大量热，以致堆体温度迅速升高。在堆肥第2～8天，堆体温度在51 ℃上下浮动，堆体的高温期(50 ℃以上)累计达到8 d，已经符合高温堆肥无害化处理的卫生标准。从堆肥第9天开始，堆体的温度逐渐下降，堆体进入后腐熟期。

堆肥过程的物料逐渐发黑，腐熟的堆肥产品呈黑褐色或黑色。张亚宁等[18]建议采用色度作为堆肥腐熟度快速测定指标。由图1可知，堆体的色度在整个堆肥过程不断升高，在堆肥结束时达到最高值8 154度。同时，结束时堆体色泽呈黑色，有土腥味，物料手感软、细、松。

图1 堆体在堆肥过程中温度和色度的变化Fig.1 Changes in temperature and chromaticity of the compost during composting

图2是堆体在堆肥过程中含水率的变化。在整个堆肥过程中堆体的含水率均不断下降，在堆肥结束时达到最低值42.73%，降低率为25.57%。堆体含水率的降低主要来源于两方面的原因，一是微生物的一系列生命代谢活动消耗堆体水分，二是由于取样翻堆以及连续通风工艺的不断进行，使部分堆体水分蒸发散失[19]。

图2 堆体在堆肥过程中含水率的变化Fig.2 Change of water content of compost during composting

2.2 pH和导电率(γ)的变化

pH和电导率的变化是探究堆肥过程的重要参数[20]。图3为堆体在堆肥过程中pH和电导率的变化。由于白酒丢糟的酸性较强，虽然堆体添加了食用菌菌渣，但堆体初始的pH仍较低，为5.86。随着堆肥的进行，堆体的pH逐渐增大，这是由于白酒丢糟中氮元素大部分以有机氮形态存在，在堆肥初期微生物将部分有机氮转化为氨态氮，氨态氮溶于水呈碱性，使pH逐渐升高[14]。随后，由于有机物分解而产生有机和无机酸以及硝化作用的形成，pH值略有下降。从堆肥第11天开始，堆体的pH已无显著变化(P>0.05)，稳定在8.4左右。而pH的相对稳定意味着堆肥过程的结束，堆体进入后腐熟阶段[21]。到堆肥结束时，堆体的pH符合有机肥料NY 525—2012(5.5

图3 堆体在堆肥过程中pH和电导率的变化Fig.3 Changes in pH and EC during composting

电导率的变化与pH相反。堆体的电导率从堆肥初始的4.72 mS/cm迅速降低，可能是氨态氮和硝态氮的转换造成[22]。随后，由于有机物分解过程中释放出的矿物盐导致电导率略有增加。此后，电导率下降，可能是氨挥发和矿盐沉淀的结果[23]。在堆肥第11～20天，堆体的电导率无显著变化(P>0.05)，稳定在1.1 mS/cm左右。此后，由于堆体干质量的净损失[23]，电导率不断增加，直到堆肥结束。到堆肥结束时，堆体的电导率远低于中等敏感植物忍受的阈值(γ<4 mS/cm)[24]。

2.3 堆肥过程中氮素的转化

在堆肥过程中，氮的转化过程是非常复杂的，因为涉及许多生化反应，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]。氨化细菌首先利用堆体中的有机氮而产生氨态氮。部分氨态氮被堆体中的微生物自身生长所利用，一部分在硝化细菌的作用下被转化为硝态氮，还有一部分氨态氮在高温环境下会以氨气的形式挥发。硝化作用产生的硝态氮在环境缺氧的条件下，又会被反硝化细菌还原为亚硝态氮等。同时，在堆肥过程中还伴随着微生物的固氮作用。

2.3.1 氨态氮和硝态氮的变化

堆体在堆肥过程中的氨态氮和硝态氮的变化如图4所示。堆体的初始氨态氮为13.27 mg/kg。堆肥第4天，堆体的氨态氮显著升高(P<0.05)，达到整个堆肥过程的峰值14.1 mg/kg。随后，堆体的氨态氮含量逐渐降低，到堆肥第20天时，已无显著差异(P>0.05)，其值为10.25 mg/kg左右，含量较初始降低了23.21%。堆体的氨态氮含量呈现先升后降的趋势，这可能是堆肥初期部分有机氮分解而产生氨态氮，随后，由于堆体的NH3大量挥发和硝化作用的产生，堆体的氨态氮含量逐渐降低，与郭夏丽等[14]研究结果类似，但与其研究略有差别的是，本研究堆体的氨态氮降低更快，可能是由于食用菌菌渣含有多种酶，对纤维素的降解有一定促进作用，可以改善微生物对氨的吸收分解[8]。

图4 堆体在堆肥过程中氨态氮和硝态氮的变化Fig.4 Changes in ammonia nitrogen and nitrate />nitrogen during composting

硝态氮的变化与氨态氮相反。堆体的硝态氮含量从2.04 g/kg开始降低，到堆肥第4天时达到最低值1.67 g/kg。随后，堆体的硝态氮含量不断升高，直到堆肥结束，其峰值为4.51 g/kg，含量较初始提高了121.08%。堆肥早期硝态氮含量降低可能是由于早期较高的温度(50 ℃以上)对硝化细菌的生长有抑制作用。同时，堆体微生物的生长繁殖，消耗了硝态氮用以合成自身所需物质[25]。在堆肥高温期过后，硝化细菌大量生长，硝化作用增强，堆体硝态氮含量逐渐升高，直到堆肥结束，同时也说明该堆肥过程氧气供给情况较好，抑制了由于缺氧造成的反硝化作用[14]。

2.3.2 有机氮和总氮的变化

堆体在堆肥过程中的有机氮和总氮的变化如图5所示。堆体的有机氮含量呈现先升后稳定的趋势。堆体的有机氮含量从堆肥开始时的1.71%迅速升高，到堆肥第11天达到峰值2.13%。堆体的有机氮含量比堆肥初始的含量提高了24.56%。随后，堆体的有机氮含量已无显著变化(P>0.05)，直到堆肥结束。堆体的有机氮含量不断升高，一方面可能是由于固氮微生物的作用(无机氮被转化为有机氮)大于氨化微生物(有机氮转化为氨态氮)的作用，有机氮被同化固定，积累下来[26]。另一方面，由于有机物分解不断产生CO2和水，CO2和水的挥发会导致堆体总质量(干重) 的不断减少，产生“浓度效应”造成有机氮含量不断升高[12]。再者，结合2.3.1小节中氨态氮的变化结果，在堆肥高温期虽然堆体氨态氮含量有所升高，但其相对有机氮的含量仍极低，其变化对有机氮含量的变化影响很小，这可能也是有机氮含量相对增加的原因[12]。

图5 堆体在堆肥过程中有机氮和总氮的变化Fig.5 Changes in organic nitrogen and total nitrogen during composting

堆体在堆肥过程中的凯氏氮含量如表2所示，其含量的变化与堆体的有机氮的变化大体一致。因此，由凯氏氮计量得到的堆体总氮也与有机氮的变化大致相同(图5)。堆体的总氮含量呈现逐步升高的趋势。其含量从堆肥开始的1.92%显著升高，到堆肥结束时达到最大值2.58%，增幅达到了34.38%(P<0.05)。堆体的总氮含量逐渐升高，一方面可能是由于有机氮逐步升高的原因，因为有机氮是总氮的主要组成部分[12]。另一方面，总氮的增加还主要是由于“浓度效应”而引起的[26]。

表2 堆肥过程中凯氏氮的变化Table 2 Kjeldahl nitrogen changes during composting

2.4 有机质降解率和T值的变化

堆肥是利用微生物把有机物降解成腐殖质的生物化学处理过程，有机质降解率在一定程度上能反映堆肥的进程[27]。表3显示了堆体在堆肥过程中有机质降解率的变化。堆体的有机质降解率在整个堆肥过程中不断增加，到堆肥结束时高达8.06%。在堆肥的不同时期，堆体的有机质降解率却有所差别。在堆肥前期(0～7 d)，即高温期，堆体的有机质降解率显著增加(P<0.05)，相对增幅为4.6%；在堆肥中期(11～17 d)，堆体的有机质降解率无显著变化(P>0.05)，相对增幅为1%；在堆肥后期(20～26 d)，堆体的有机质降解率显著增加(P<0.05)，相对增幅为2.46%。有机质降解率的变化已足够说明更多的有机质降解发生在堆肥前期，即高温期阶段，这与RASHAD等[28]研究是一致的。有研究者认为在现代堆肥技术中，最适宜的温度在55 ℃左右，在这个温度范围内，堆体内大部分微生物最活跃也最容易降解有机物[29]，而在整个堆肥过程中只有高温期阶段是接近这个范围的；更重要的是，堆体只有进入高温期阶段才会开始分解复杂有机物(如纤维素等)[16]，这些可能就是堆肥前期(高温期阶段)有机质降解更多的原因。

表3 堆肥过程中有机质降解率、T值、水溶性有机碳及其与有机氮比值的变化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标[30]，但将C/N作为堆肥腐熟指标的争议一直存在，如GARCIA等[31]认为C/N与堆肥原料有关，提出采用堆肥终点C/N与初始C/N的比值(T值)来评价堆肥腐熟度。卢秉林等[32]建议腐熟堆肥的T值应介于0.49与0.72之间。由表2可知,在整个堆肥过程中堆体的T值不断降低。与有机质降解率相似，堆体的T值同样在堆肥早期(即高温期)差异显著(P<0.05)，相对降幅最大为19%；在堆肥中期T值无显著变化(P>0.05)，相对降幅为7.41%；在堆肥后期，T值显著降低(P<0.05)，相对降幅为9.33%。到堆肥结束时，堆体的T值为0.68，已达到腐熟标准。

2.5 水溶性有机碳及其与有机氮比值的变化

水溶性有机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进程[33]。堆体在堆肥过程中水溶性有机碳及其与有机氮比值的变化如表3所示。堆体的水溶性有机碳不断降低，到堆肥结束时为0.88%。GARCIA等[31]建议当堆肥中水溶性有机碳含量小于0.5%时达到腐熟。但直到堆肥结束，其含量也未达到此建议标准。也有研究者认为将水溶性有机碳含量作为腐熟度指标存在争议，建议将水溶性有机碳与有机氮的比值作为评价腐熟度的标准，并认为腐熟堆肥的比值应小于0.7[34]。堆体的水溶性有机碳与有机氮的比值在整个堆肥过程中显著降低(P<0.05)。在堆肥第14天，堆体的水溶性有机碳与有机氮的比值为0.70，已基本达到建议的腐熟标准。到堆肥结束时其值为0.41，已显著低于腐熟标准(P<0.05)，堆体完全腐熟。