环境科学  2024, Vol. 45 Issue (6): 3638-3648 |
 PDF
|
我国经济与社会的迅速发展和城镇化进程的加快显著提高了人民的生活水平, 但同时也导致了城市垃圾数量的大幅度上升, 截至2020年底, 我国城市垃圾的数量已经达到了2.35 × 108 t·a-1[1]. 厨余垃圾作为城市垃圾的重要组成部分, 占全国城市生活垃圾总量的40%~60%[2], 其具有热值低、水分高、有机成分高和易腐坏等特点, 随意堆置会产生大量恶臭滤液和气体, 并滋生病原菌, 严重威胁生态环境安全和城市居民健康[3]. 以往针对厨余垃圾的处理措施通常是（送至垃圾填埋场）填埋或焚烧处理, 这会引发温室气体排放以及垃圾滤液渗漏等二次污染问题[4], 因此绿色环保的厨余垃圾资源化策略亟待开发[5].
目前, 在城市垃圾源头分类的背景与相关政策要求下, 利用厨余垃圾进行好氧堆肥处理是实现其资源化利用的主要途径之一[6], 符合我国当前的“双碳”战略目标. 厨余垃圾堆肥可以在无害化和减量化的基础上转化为相对稳定的农业肥料或改良剂, 但是厨余垃圾在单独堆肥过程中往往存在一些负面效应, 包括恶臭气体的产生、堆肥滤液的下渗以及堆肥产物腐熟程度欠缺等弊端, 极大地降低了堆肥产品的应用价值, 并且会对生态环境造成不良影响[7]. 针对这一现状问题, 国内外学者展开了一系列有关厨余垃圾与其他有机废弃物联合堆肥的工艺研究, 如张红玉[8]以厨余垃圾、猪粪和玉米秸秆作为原料进行好氧堆肥, 结果发现与厨余垃圾单独堆肥相比, 当厨余垃圾添加量达到50%或60%, 添加的猪粪和秸秆原料配比在（2~3）: 1时, 联合堆肥的腐熟效果能够达到理想状态；Xu等[9]利用厨余垃圾和园林废弃物进行共堆肥试验, 结果表明联合堆肥产品的腐熟效果优于厨余垃圾单独堆肥, 有效降低了H2S和NH3等气体的排放. 另外, 还有研究开展了厨余垃圾与农林废弃物混合堆肥[10], 结果表明在添加20%的农林废弃物时, 混合堆肥的温度达到了82℃, 水分含量降低了45%, 堆肥产品在工业规模下具有更好的堆肥性能. 现阶段, 厨余垃圾与其他有机废弃物进行混合堆肥具有改良堆体构造、降低堆肥周期和调降堆肥含水率等功效, 是提高厨余垃圾资源化利用效果和改善厨余垃圾环境污染问题的有效措施.
粉煤灰是电厂燃煤燃烧后所产生的粉末状固体废弃物, 是一种具有孔道结构的细小颗粒[11]. 粉煤灰的生产量在我国逐年上升, 截至2021年年底, 粉煤灰的年产量达到了7.90 × 108 t, 累计堆积量已超3.00 × 109 t[12], 对生态系统和人类健康构成了严重的威胁. 为了促进粉煤灰的资源化利用, 我国相继出台《固体废物污染环境防治法》《粉煤灰综合利用管理办法》等相关法律法规. 目前, 粉煤灰主要应用于建材、建工、化工和环保等领域[13], 同时由于其具备较好的物化吸附能力, 也可作为添加剂用于堆肥研究[14], 然而目前关于粉煤灰与厨余垃圾及其他有机废弃物联合堆肥效果的探究较为匮乏, 尤其缺少技术可行性的系统研究. 因此, 本研究以厨余垃圾、鸡粪和木屑为原料, 粉煤灰作为添加剂, 构建堆肥成套设备协同控制好氧堆肥过程, 通过分析联合堆肥过程中的腐熟度指标, 结合16S rRNA高通量测序技术与生物信息分析技术, 评价粉煤灰对厨余垃圾与有机废弃物联合堆肥效果的影响, 以期为城市地区多源有机废弃物与粉煤灰的高效资源化利用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验材料本试验堆肥原料为厨余废弃物, 收集自中国矿业大学（北京）周边市场, 主体为烂土豆和废弃菜叶等, 锯末购自周边农场, 鸡粪购自青岛汇沃生物科技有限公司. 粉煤灰取自山西省河津市龙江粉煤灰开发利用有限公司. 所有原料均在试验前进行粉碎处理, 各原材料的基本理化性质见表 1.
|
表 1 堆肥原料的理化性质 Table 1 Physical and chemical characteristics of composting raw materials |
本研究堆肥装置为自行设计的通风好氧堆肥反应器（图 1）, 主体为一双层圆筒, 其底部直径为17 cm、高为30 cm, 有效容积约为5.3 L, 材质为亚克力材料. 堆肥仓配备了一个温度探头, 自动控制系统连接温度传感器以实现温度记录. 堆肥反应器由进出通风口、取样口、保温层、渗滤液收集口、底座组成. 保温方式采用水浴加热, 通风利用空气泵外源通风.
|
1.空气泵；2.水浴保温层；3.蒸发水分收集装置；4.洗气瓶；5.堆体室；6.温度自动监测器；7.渗滤液出口 图 1 堆肥装置结构 Fig. 1 Structure of composting equipment |
本试验共设置3个处理组, 分别添加不同比例（5%和10%, 湿重质量分数）的粉煤灰与厨余垃圾、鸡粪和锯末（15:5:2, 质量比）进行共堆肥, 记为5% FA和10% FA处理, 以不添加粉煤灰为对照处理（CK）. 将堆料混合均匀后放入堆肥反应器中, 此时混合堆体的碳氮比在（25~30）: 1之间, 调节堆体含水率约为60%. 堆肥周期为26 d, 分别于第3、6、9、12、15、18和21 d进行人工翻堆并采集样品, 取样方法采用剖面多高度等量取样法, 即在每段多个高度（上层0~10 cm、中层10~20 cm和底层20~30 cm）采集等量样品, 混合均匀后利用多次四分法分取样品30 g. 样品分成2份单独保存, 其中1份置于超低温冰箱中保存, 用于微生物群落分析；另一份自然风干过0.5 mm筛后保存备用, 用于理化性质的测定.
1.3 测定指标与方法 1.3.1 堆肥基本理化性质测定堆肥温度和环境温度利用不锈钢金属探杆温度计分别于每天早中晚进行测定. pH值使用pH计（上海雷磁PHS-3C, 中国）测定, 电导率（EC）采用电导率仪（上海雷磁DDS-11A型）测定. 有机质含量采用重铬酸钾容量法进行测定, 全氮含量采用凯氏定氮法测定, 有效磷含量采用H2SO4-H2O2消煮-钒钼酸铵比色法测定, 速效钾含量采用火焰光度计法测定, 具体方法参照中华人民共和国农业行业标准（NY/T525-2021）有机肥料行业标准.
1.3.2 16S rRNA高通量测序取堆肥升温期（3 d）、高温期（9 d）、降温期（15 d）和腐熟期（21 d）混合均匀的样品, 进行总DNA提取及细菌16S rRNA基因扩增：DNA提取、PCR扩增及后续测序由上海美吉生物医药科技有限公司完成.
OTU分析：为研究各个样本的物种组成, 按照97%相似性对非重复序列（不含单序列）进行OTU聚类, 在聚类过程中去除嵌合体, 得到OTU的代表序列, 将所有优化序列map至OTU代表序列, 选出与代表序列相似性在97%以上的序列, 生成OTU表格. 为了得到每个OTU对应的物种分类信息, 采用RDP classifier贝叶斯算法对97%相似水平的OTU代表序列进行分类学分析, 并分别在各个分类学水平统计各样本的群落物种组成. 选取每个样本或分组在门和属分类水平（phylum and genus level）上最大丰度排名前10的物种生成柱状图, 以便直观查看各样本在门和属水平上相对丰度较高的物种及其优势细菌群落. 根据物种注释情况, 进一步计算物种丰富度（observed species）与多样性（Shannon）指数, 以及进行组间差异的比较, 分析堆肥样品中微生物群落结构的差异特征.
1.4 数据分析试验数据采用Excel 2019（Microsoft, USA）进行处理, 运用Origin 2022（OringinLab, USA）进行折线图的绘制, 使用R语言软件中的vegan包“多样性”函数进行Alpha多样性指标（Shannon指数、Simpson指数、ACE指数和Chao1指数）分析；用百迈客生物云计算平台（BMKCloud）内置QIIME软件进行Beta多样性分析, 根据距离矩阵获得bray_curtis距离下的样品NMDS分析结果；采用LDA Effect Size（LEfSe）分析, 确定不同堆肥阶段具有显著差异的生物类群；冗余分析（RDA）采用Canoco 4.5, 研究堆肥理化参数与微生物群落之间的关系.
2 结果与讨论 2.1 堆肥过程中温度、pH和EC的变化温度是影响堆肥过程中微生物活动的重要因素之一, 能够直观反映好氧堆肥进程[15]. 堆体温度变化如图 2（a）所示, 所有处理的堆肥温度变化均经历了升温期、高温期（> 50℃）、降温期和腐熟期. 在堆肥初始阶段, 由于微生物降解有机物过程产生了大量热量, 导致堆体的温度急剧上升[16], 添加5%和10%的粉煤灰处理（5% FA和10% FA）在第4 d进入高温期并持续到了第13 d, 最高温度分别为56.6℃和56.9℃, 均达到了《畜禽粪便无害化处理技术规范》（GB/T 36195-2018）规定的无害化温度要求. 对照处理（CK）在第6 d进入了高温期, 持续了7 d, 最高温度显著低于5% FA和10% FA处理, 仅为54.8℃. 由此可见, 添加的粉煤灰可以显著提高有机废弃物堆肥的升温速率和最高温度, 延长高温时间, 这可能是由于粉煤灰具有较好的透水、透气性能以及高吸附活性[17], 促进了好氧微生物的生长. 随后堆体温度逐渐下降, 易分解的有机质在堆肥结束时基本被完全降解, 微生物代谢活动减弱, 堆体温度接近环境温度, 达到了腐熟要求.
|
图 2 不同处理堆肥过程温度、pH和EC的变化 Fig. 2 Changes in temperature, pH, and EC in different treatments during composting |
pH值是影响堆肥过程的重要参数之一, 在堆肥初期, 由于粉煤灰是碱性物质, 因此5% FA和10% FA处理组的pH值显著高于CK处理[图 2（b）]. 随着温度的升高, 易分解的有机物被微生物快速分解成小分子有机酸, 导致各处理堆体的pH值迅速下降. 当进入高温期后, 嗜热性细菌逐渐成为优势菌株[18], 利用小分子有机酸进行繁衍, 并且该过程中伴随着蛋白质和氨基酸的矿化, 产生了大量挥发性氨氮, 使堆体pH值逐渐上升[19]. 堆肥后期, 堆体中有机物质逐渐耗尽, 各处理的pH值逐渐趋于稳定, 待堆肥过程结束, CK处理的堆体pH值最终为9.07, 而5% FA和与10% FA处理分别为8.67和9.12.
EC可反映堆肥过程中可溶性含盐量的变化, 当EC值低于3 mS·cm-1时, 一般不会对植物产生不利影响[20]. 堆肥过程EC值变化趋势如图 2（c）所示, 所有处理的初始EC值在1.77~2.21 mS·cm-1范围内, 随着堆肥的进行, 各处理的EC值在堆肥前期均呈现上升趋势, 至第12 d达到最高. 堆肥前中期EC值上升可能是由于堆肥发酵反应剧烈, 微生物产生大量小分子有机酸以及氨气, 部分以铵盐形式存在, 促使EC值升高[21]. 至堆肥降温期, 由于有机质的矿化作用使氨气挥发, 各处理EC值有所回落. 至堆肥腐熟期时, 所有处理的EC值稳定在2.36~2.53 mS·cm-1之间, 表明EC值在植物生长安全范围之内[22].
2.2 堆肥过程中养分含量的变化不同处理的堆肥过程中有机质含量和营养元素含量存在差异（表 2）. 可溶性有机质在堆肥升温过程中被微生物分解, 呈持续下降趋势；高温期大分子纤维素、木质素和半纤维素被嗜热微生物分解, 堆体有机质含量进一步下降[23]. 至腐熟期, 各处理有机质含量趋于稳定, CK处理有机质含量总体下降了20.03%, 而5% FA和10% FA处理组的有机质含量则分别下降了20.73%和23.83%, 这说明添加粉煤灰在一定程度上促进了微生物分解有机质, 使其转化为微生物生长所需的有效养分.
|
|
表 2 不同处理堆肥过程中有机质及养分含量变化1） Table 2 Changes in organic matter and nutrient content in different treatments during composting |
堆肥产品的养分含量决定了堆肥产物的利用价值. 与堆肥初期相比, 各处理的总氮、有效磷和速效钾含量均有显著提升, 这与贾培寅等[24]的研究结果一致. 至堆肥结束时, 10% FA处理ω（总氮）（2.12%）和ω（速效钾）（24.02 g·kg-1）最高, 而5% FA处理的ω（有效磷）（7.73 g·kg-1）最高, 这表明粉煤灰显著促进了堆肥养分的提升, 可能的原因是粉煤灰使得分解纤维素和木质素的微生物活性提高, 加快了有机物质的分解, 形成小分子酸, 对难溶性物质具有更好的活化作用, 使得养分含量显著提高；另一方面, 由于含水率下降和总干物质量减少, 引起了“浓缩效应”[25], 而粉煤灰吸水性能强, 导致这种效应更加明显, 养分的相对含量更高, 可见粉煤灰有利于促进养分转化.
堆肥产品的总养分[ω（N + K2O + P2O5）]服从10% FA（5.28%） > 5% FA（4.84%） > CK（4.65%）的规律, 添加5%和10%粉煤灰处理的堆肥产品总养分含量较对照处理分别提高了4.09%和13.55%. 结果表明添加粉煤灰显著提高了堆肥产品质量. 根据NY/T 525-2021农业行业标准（总养分≥4%, 有机质含量≥30%）, 3个处理均达到了堆肥产品标准, 可以作为有机肥料应用于农业生产活动.
2.3 堆肥过程中微生物群落的变化 2.3.1 堆肥过程中微生物Alpha多样性分析不同处理在不同阶段的细菌多样性和丰富度存在差异（表 3）. 堆肥过程中, 各处理的Coverage指数在99.85%~99.95%之间, 说明测序结果能较好地反映不同堆肥样品的真实情况. Shannon和Simpson指数主要反映堆肥的微生物群落多样性, 受样本中群落丰富度和均匀度的影响[26]. 在堆肥升温期, CK的Shannon指数最高, 达到了3.25, 而5% FA和10% FA的Shannon指数则分别为3.22和3.02. 随着堆肥进行, 10% FA处理在降温期的Shannon指数最高达到3.70, 但是至堆肥腐熟期, 10% FA处理的Shannon指数出现下降, 这可能是因为10% FA处理中部分细菌无法适应剧烈的温度变化而死亡[27]；5% FA处理的Shannon指数在堆肥腐熟期增长幅度最高, 达到了3.98. Simpson指数呈现出与Shannon指数相反的规律.
|
|
表 3 不同处理堆肥过程中微生物群落的Alpha多样性指数的变化 Table 3 Changes in Alpha diversity indices of bacteria in different treatments during composting |
ACE指数与Chao1指数反映群落丰富度情况[28]. 在堆肥初始阶段, CK处理的ACE指数与Chao1指数（156.92和162.10）均显著低于5% FA处理（217.54和213.54）和10% FA处理（221.79和224.06）, 随着堆肥的进行, CK处理的ACE指数与Chao1指数逐渐增大, 至堆肥腐熟期时达到最大值, 分别为250.16和248.55（表 3）. 5% FA和10% FA处理ACE指数与Chao1指数在堆肥过程中也出现增长, 其中5% FA处理的ACE指数和Chao1指数从升温期至腐熟期分别增加了22.53和23.46, 而10% FA处理的ACE指数和Chao1指数从升温期至腐熟期则分别增加了11.02和10.94.
2.3.2 堆肥过程中Beta多样性分析非度量多维尺度法（NMDS）通常指将多维空间的研究对象简化至低维空间并进行定位和归类的方法, 其基本特征是根据对象的位置距离来确定相似性与差异性[29]. 不同处理堆肥过程中微生物群落结构的NMDS分析如图 3所示, CK-3和CK-4处理样品间距离接近, 而与CK-1和CK-2距离较远, 形成了一个三角形, 表明堆肥过程中微生物组成发生了显著的变化, 这可能是因为堆肥过程中水分、营养物质、pH和EC等理化特征的变化影响了微生物的生长繁殖. 同时, CK处理所有时期的样品与5% FA和10% FA处理样品均存在较远距离, 这说明添加粉煤灰能够显著影响堆肥过程中微生物的物种组成, 可能是因为粉煤灰的加入改变了碳氮比, 从而影响了细菌的活性和耐受性. 5% FA-2、5% FA-3、5% FA-4、10% FA-2、10% FA-3和10% FA-4样品间距离较近, 而与5% FA-1和10% FA-1样品存在一定距离, 这表明温度对细菌群落的组成变化也有重要影响[30]. 因此, 粉煤灰和温度都会影响样品中细菌群落的稳定性.
|
图 3 不同处理堆肥过程中微生物群落结构的NMDS分析 Fig. 3 NMDS analysis of microbial community structure in different treatments during composting |
不同处理细菌群落在门水平上的分布如图 4（a）所示, 厚壁菌门（Firmicutes）、变形菌门（Proteobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）在堆肥过程中占据主导地位, 为整个堆肥过程中的优势门类, 在已有报道中提到厚壁菌门（Firmicutes）、放线菌门（Actinobacteria）、变形菌门（Proteobacteria）是堆肥过程中主要的细菌优势门类, 在有机物降解过程中发挥着至关重要的作用[31~33]. 在堆肥不同阶段, 各菌门的相对丰度存在差异. 在堆肥升温期, 各处理中变形菌门（Proteobacteria）相对丰度较大（35.26%~39.40%）, 而从降温期至腐熟期, 各处理的变形菌门（Proteobacteria）相对丰度出现下降, 在7.06%~25.23%之间. 厚壁菌门（Firmicutes）的相对丰度在5% FA和10% FA处理在高温期急剧上升并达到最高值, 分别为52.46%和67.72%, 这表明添加粉煤灰有利于厚壁菌门（Firmicutes）相对丰度的增加. 已有相关研究指出, 厚壁菌门（Firmicutes）可以通过形成耐热孢子抵抗高温, 并参加各种生理代谢活动[34], 粉煤灰能够为其提供生长所需的碳源. 此外, 放线菌门（Actinobacteria）也是堆肥过程中主要的嗜热性微生物菌群, 其在CK处理中的相对丰度在9.86%~18.75%之间, 而在5% FA和10% FA处理中, 放线菌门（Actinobacteria）在升温期的相对丰度较低, 仅为5.89%和6.58%, 当进入高温期后, 放线菌门的相对丰度急剧上升至27.01%和16.17%, 此时堆肥物料中的纤维素和木质素等被其分解为养分物质, 至堆肥腐熟期, 放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度维持在较高水平（25.54%和40.09%）, 可以通过分泌各种抗生素来杀死病原菌, 从而降低堆肥产品的生物毒性[35].
|
图 4 不同处理堆肥过程中细菌群落的变化 Fig. 4 Changes of bacterial communities in different treatments during composting |
从属水平上选取了相对丰度排名前10的细菌群落的进行分析[图 4（b）]. 在堆肥初期, 主要的优势菌属为假单胞菌属（Pseudomonas）、极小单胞菌属（Pusillimonas）和芽孢杆菌属（Bacillus）. 随着温度的升高, 各处理的优势菌属发生了显著的变化. 进入高温期后, unclassified_ f__Enterobacteriaceae和极小单胞菌属（Pusillimonas）成为了CK处理的主要优势菌属, 而在5% FA和10% FA处理中, 芽孢杆菌属（Bacillus）能通过形成内生孢子或厚壁孢子耐受高温而成为优势菌属[36], 相对丰度分别达到了33.41%和62.89%, 同时放线菌属（Thermobifida）的相对丰度也出现了显著上升, 分别为33.06%和12.23%, 这表明添加粉煤灰有利于芽孢杆菌属（Bacillus）和放线菌属（Thermobifida）相对丰度的提高. 随着堆肥的进行, 芽孢杆菌（Bacillus）的相对丰度逐渐下降. 至腐熟期, CK处理中Aequorivita菌属和Truepera菌属是主要的优势菌属, 而5% FA和10% FA处理的优势菌属为芽孢杆菌（Bacillus）、放线菌（Thermobifida）和Georgenia菌属. 此外, norank_ f__JG30-KF-CM45菌属是所有处理共有的优势菌属, 属于拟杆菌门（Bacteroidetes）, 对于反硝化作用具有显著的影响[37].
2.4 堆肥过程中微生物群落差异分析为了进一步探索堆肥过程中的差异物种, 运用LEfSe分析来确定不同堆肥阶段的微生物显著差异类群. 在整个堆肥过程中, 不同处理的细菌群落物种LEfSe差异分析见图 5. 在堆肥前期, 拟杆菌门（Bacteroidota）、拟杆菌纲（Bacteroidia）和假单胞菌目（Pseudomonadales）以及假单胞菌科（Pseudomonas）是3个处理共有的优势类群, 这与Liu等[38]的研究结果相似. CK处理特有的显著富集类群包括Chitinophagales目、Chitinophagaceae科和Taibaiella属等, 而在添加了5%和10%的粉煤灰处理中, 具有纤维素降解能力的变形菌门（Proteobacteria）[39]、γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria）、伯克氏菌目（Burkholderiales）和产碱杆菌科（Alcaligenaceae）显著富集, 缩短了进入堆肥高温期的时间.
|
（a）CK处理不同堆肥阶段细菌群落的富集情况, （b）5% FA处理不同堆肥阶段细菌群落的富集情况, （c）10% FA处理不同堆肥阶段细菌群落的富集情况；小写字母表示细菌群落在门、纲、目和科水平上的差异性物种；红色、绿色、蓝色和紫色节点分别表示在4个不同堆肥阶段显著富集, 节点大小对应于物种的平均相对丰度；黄色节点表示该物种在细菌群落中无显著差异 图 5 不同堆肥阶段微生物群落LEfSe分析 Fig. 5 LEfSe analysis of fungal communities during composting |
进入堆肥高温期后, 变形菌门（Proteobacteria）、Enterobacterales目, Enterobacteriaceae科在CK处理中显著富集, 而在5% FA和10% FA处理中, 厚壁菌门（Firmicutes）成为了显著富集的指示类群, 对高温具有耐受性的芽孢杆菌纲（Bacilli）和梭状芽孢杆菌纲（Clostridia）的丰富度也显著提高, 这与Li等[40]和Partanen等[41]研究结果一致, 两者的结果表明在温度为40~75 ℃时芽孢杆菌纲的某些菌类是细菌群落的优势菌, 它们具有分解蛋白质的能力. Nocardiopsaceae科在5% FA处理中显著富集, 属于放线菌门（Actinobacteriota）, 在高温阶段参与有机物的转化, 有利于纤维素的降解；芽孢菌科（Bacillaceae）成为了10% FA处理中丰富度最高的优势菌科, 对有机物的降解过程影响显著. 至堆肥腐熟期, CK处理最丰富的细菌门包括厚壁菌门（Firmicutes）、放线菌门（Actinobacteriota）、绿弯菌门（Chloroflexi）等, 丰度排名靠前的纲和目则有芽孢杆菌纲（Bacilli）、绿弯菌纲（Chloroflexia）和异常球菌纲（Deinococc）以及芽孢杆菌目（Bacillales）、热微菌目（Thermomicrobiales）等；5% FA处理显著富集的细菌门包括粘菌门（Myxococcota）、芽单胞菌门（Gemmatimonadota）和Deinococcota, 而Xanthomonadaceae、Vulgatibacteraceae和Trueperaceae则是主要的优势菌科, 此外, 特吕珀菌科（Trueperaceae）丰富度也显著提高, 它是降温期和成熟期的标志微生物[42]. 10% FA处理中放线菌门（Actinobacteriota）和绿弯菌门（Chloroflexi）是显著富集的细菌门, Streptosporangiales目和Thermomicrobiales目以及Nocardiopsaceae科和JG30_KF_CM45科也显著富集. 总体来说, 添加粉煤灰对细菌群落结构在高温期和腐熟期有较大影响, 提高了对有机物质具有较强降解能力的细菌的丰度, 缩短了堆肥进程.
2.5 堆肥过程中环境因子与微生物群落之间的相关性冗余分析（RDA）是识别优势菌群与环境因子之间的相关性的重要手段[43]. 图 6显示了堆肥过程中细菌优势菌群与环境因子之间的关系, 两个排序轴分别解释了细菌群落与环境因子28.32%和16.78%的变化率, 共解释了45.10%的样本信息. 有效磷（AP）、有效钾（AK）、pH值和有机质（OM）是显著影响细菌群落的重要因素. 其中, 有效磷、速效钾和有机质可以通过影响细菌的代谢活动来改变细菌群落结构[44], 而pH对堆肥进程的影响主要是通过影响细菌的活性, 同时, pH的变化可能会导致堆肥中矿质元素含量的变化, 从而间接影响微生物群落[45]. 此外, 虽然总氮（TN）、温度（Tem）和EC不是与细菌群落结构相关性最显著的环境因素, 但是三者仍可以通过影响细菌的代谢和活性[26, 34, 46], 引起细菌群落结构的改变. 在细菌属水平上, 5% FA和10% FA处理高温期至腐熟期的优势菌属放线菌属（Thermobifida）、norank_ f__ JG30-KF-CM45菌属和芽孢杆菌属（Bacillus）与温度（Tem）、有效磷（AP）、速效钾（AK）和EC显著正相关, 而与有机质（OM）呈负相关关系, 可以认为粉煤灰的添加促进了这些微生物的生长, 进而引起了堆肥理化性质的变化. 假单胞菌属（Pseudomonas）与有机质呈正相关关系, 这是一种与有机质降解联系紧密的细菌, 往往会随有机质含量的改变而发生变化[47]；极小单胞菌属（Pusillimonas）则与全氮（TN）和pH显著正相关.
|
解释变量用不同的箭头表示：蓝色箭头表示物种, 红色箭头表示环境变量；出现的菌种有Thermobifida、Pseudomonas、Pusillimonas、norank_ f__JG30-KF-CM45和Bacillus 图 6 堆肥过程中环境因子与细菌群落结构的冗余分析（属水平） Fig. 6 Redundancy analysis (RDA) between environmental factors and bacterial community structure |
目前, 关于厨余垃圾和有机废弃物的共堆肥过程中添加调理剂的研究都证实了其促进堆肥进程的可行性及有效性[48, 49]. 粉煤灰是一种具备容重低、比表面积大、孔隙度大和吸附活性高等特点的固体废弃物, 可作为调理剂用于厨余垃圾与有机废弃物联合堆肥过程. 添加粉煤灰可以在一定程度上改变物料的碳氮比, 增加堆体的透气性, 有利于好氧微生物的生长繁殖, 促进腐熟进程. 同时, 粉煤灰含有多种生物可利用的矿质元素如硅（Si）、铝（Al）和钙（Ca）等, 堆肥不同阶段的优势细菌可以较为容易地粘附在粉煤灰表面, 通过有机物质的降解将电子转移到粉煤灰的矿物质, 以促进其溶解[50, 51]；此外, 细菌在堆肥过程中分泌有机酸等物质腐蚀粉煤灰, 使其更加粗糙多孔, 比表面积增大, 更有利于细菌的生长发育（图 7）[52]. 综上, 粉煤灰的添加可以起到调节物料含水率、pH和温度等作用, 同时粉煤灰受到堆肥中细菌粘附和分解代谢的影响, 改善了表面结构, 促进了具有有机物质降解能力的细菌的生长, 表现出显著提升堆肥养分与品质的效果.
|
图 7 堆肥机制示意 Fig. 7 Schematic of the mechanism of composting |
（1）添加粉煤灰可以促进多源有机固废联合堆肥快速升温, 改善堆体结构, 延长了高温期的持续时间, 提高了堆肥的总养分含量和产品质量, 达到有机肥料的标准（NY/T 525-2021）, 实现了城市地区多源有机废弃物和粉煤灰的无害化和资源化利用.
（2）在整个堆肥过程中, 厚壁菌门（Firmicutes）、变形菌门（Proteobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）是细菌主要的优势门类, 占据主导地位. 粉煤灰添加在高温期和腐熟期对细菌群落结构具有较大影响. 在门水平上, 粉煤灰的添加提高了厚壁菌门（Firmicutes）的相对丰度；在属水平上, 粉煤灰的添加有利于芽孢杆菌属（Bacillus）和放线菌属（Thermobifida）相对丰度的增加.
（3）不同环境因子与细菌优势菌群存在显著的相关性. RDA结果表明, 在属水平上, 有效磷、速效钾、有机质以及pH是影响细菌群落结构的主要环境因子.
| [1] | Lan T, Meng Y, Ju T Y, et al. Manufacture of alkali-activated and geopolymer hybrid binder (AGHB) by municipal waste incineration fly ash incorporating aluminosilicate supplementary cementitious materials (ASCM)[J]. Chemosphere, 2022, 303. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.134978 |
| [2] | Chen L Y, Qin Y J, Chen B Q, et al. Enhancing degradation and biogas production during anaerobic digestion of food waste using alkali pretreatment[J]. Environmental Research, 2020, 188. DOI:10.1016/j.envres.2020.109743 |
| [3] | Ly H V, Kwon B, Kim J, et al. Effects of torrefaction on product distribution and quality of bio-oil from food waste pyrolysis in N2 and CO2 [J]. Waste Management, 2022, 141: 16-26. DOI:10.1016/j.wasman.2022.01.013 |
| [4] | De Clercq D, Wen Z G, Fan F, et al. Biomethane production potential from restaurant food waste in megacities and project level-bottlenecks: a case study in Beijing[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2016, 59: 1676-1685. DOI:10.1016/j.rser.2015.12.323 |
| [5] |
靳晨曦, 孙士强, 盛维杰, 等. 中国厨余垃圾处理技术及资源化方案选择[J]. 中国环境科学, 2022, 42(3): 1240-1251. Jin C X, Sun S Q, Sheng W J, et al. Food waste treatment technology and resource solution options in China[J]. China Environmental Science, 2022, 42(3): 1240-1251. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2022.03.029 |
| [6] | Zhang B X, Fan F F, Guo C, et al. Evaluation of maturity and odor emissions in the process of combined composting of kitchen waste and garden waste[J]. Applied Sciences, 2021, 11(12). DOI:10.3390/app11125500 |
| [7] |
杨帆, 欧阳喜辉, 李国学, 等. 膨松剂对厨余垃圾堆肥CH4、N2O和NH3排放的影响[J]. 农业工程学报, 2013, 29(18): 226-233. Yang F, Ouyang X H, Li G X, et al. Effect of bulking agent on CH4, N2O and NH3 emissions in kitchen waste composting[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2013, 29(18): 226-233. DOI:10.3969/j.issn.1002-6819.2013.18.027 |
| [8] |
张红玉. 厨余垃圾、猪粪和秸秆联合堆肥的腐熟度评价[J]. 环境工程, 2013, 31(S1): 470-474. Zhang H Y. Maturity evaluation of kitchen waste, pig manure and corn-straw co-composting[J]. Environmental Engineering, 2013, 31(S1): 470-474. |
| [9] | Xu Z C, Ma Y, Zhang L X, et al. Relating bacterial dynamics and functions to gaseous emissions during composting of kitchen and garden wastes[J]. Science of the Total Environment, 2021, 767. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.144210 |
| [10] | Peng L J, Ma R N, Jiang S N, et al. Co-composting of kitchen waste with agriculture and forestry residues and characteristics of compost with different particle size: an industrial scale case study[J]. Waste Management, 2022, 149: 313-322. DOI:10.1016/j.wasman.2022.06.029 |
| [11] |
李家碧, 纪龙, 于海, 等. 粉煤灰对烟气中CO2的吸收特性及矿物相演变机理研究[J]. 环境科学学报, 2023, 43(2): 414-423. Li J B, Ji L, Yu H, et al. CO2 absorption characteristics from flue gas by fly ash and mineral phase evolution mechanism[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2023, 43(2): 414-423. |
| [12] | 观研天下. 中国粉煤灰行业发展趋势调研与未来前景预测报告(2022-2029年)[R]. 北京: 观研天下, 2022. |
| [13] | Yao Z T, Ji X S, Sarker P K, et al. A comprehensive review on the applications of coal fly ash[J]. Earth-Science Reviews, 2015, 141: 105-121. DOI:10.1016/j.earscirev.2014.11.016 |
| [14] | Mandpe A, Paliya S, Kumar S, et al. Fly ash as an additive for enhancing microbial and enzymatic activities in in-vessel composting of organic wastes[J]. Bioresource Technology, 2019, 293. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122047 |
| [15] | Waszkielis K M, Wronowski R, Chlebus W, et al. The effect of temperature, composition and phase of the composting process on the thermal conductivity of the substrate[J]. Ecological Engineering, 2013, 61: 354-357. DOI:10.1016/j.ecoleng.2013.09.024 |
| [16] | Jiang T, Li G X, Tang Q, et al. Effects of aeration method and aeration rate on greenhouse gas emissions during composting of pig feces in pilot scale[J]. Journal of Environmental Sciences, 2015, 31: 124-132. DOI:10.1016/j.jes.2014.12.005 |
| [17] | Nayak A K, Raja R, Rao K S, et al. Effect of fly ash application on soil microbial response and heavy metal accumulation in soil and rice plant[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015, 114: 257-262. DOI:10.1016/j.ecoenv.2014.03.033 |
| [18] |
周营, 朱能武, 刘博文, 等. 微生物菌剂复配及强化厨余垃圾好氧堆肥效果分析[J]. 环境工程学报, 2018, 12(1): 294-303. Zhou Y, Zhu N W, Liu B W, et al. Effect analysis of compound microbial agents and enhancement on kitchen waste aerobic composting[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(1): 294-303. |
| [19] | Manyapu V, Mandpe A, Kumar S. Synergistic effect of fly ash in in-vessel composting of biomass and kitchen waste[J]. Bioresource Technology, 2018, 251: 114-120. DOI:10.1016/j.biortech.2017.12.039 |
| [20] |
李永双, 孙波, 陈菊红, 等. 纳米膜覆盖对畜禽粪便好氧堆肥进程及恶臭气体排放的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(11): 5554-5562. Li Y S, Sun B, Chen J H, et al. Effects of nano-membrane on aerobic composting process and odor emission of livestock manure[J]. Environmental Science, 2021, 42(11): 5554-5562. |
| [21] |
徐超, 袁巧霞, 覃翠钠, 等. 木醋液对牛粪好氧堆肥理化特性与育苗效果的影响[J]. 农业机械学报, 2020, 51(4): 353-360. Xu C, Yuan Q X, Qin C N, et al. Effect of wood vinegar on physicochemical properties and seeding capability of cow manure aerobic composting[J]. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2020, 51(4): 353-360. |
| [22] |
栾润宇, 高珊, 徐应明, 等. 不同钝化剂对鸡粪堆肥重金属钝化效果及其腐熟度指标的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 469-478. Luan R Y, Gao S, Xu Y M, et al. Effect of different passivating agents on the stabilization of heavy metals in chicken manure compost and its maturity evaluating indexes[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 469-478. |
| [23] |
李文兵, 毕江涛, 刘鹏, 等. 牛粪好氧堆肥发酵微生物群落结构演替与环境因子和腐熟度的相关性[J]. 环境工程, 2022, 40(1): 69-77. Li W B, Bi J T, Liu P, et al. Correlation between the succession of microbial community structure and environmental factors and maturity of cattle manure aerobic composting[J]. Environmental Engineering, 2022, 40(1): 69-77. |
| [24] |
贾培寅, 王馨, 花玉婷, 等. 不同堆肥工艺处理的城市污水污泥对滨海湿地土壤中养分释放特征和潜力的影响[J]. 环境科学, 2023, 44(9): 5025-5035. Jia P Y, Wang X, Hua Y T, et al. Effects of different biochar and effective microorganism agent improvement approaches on the nutrient release characteristics and potential of compost[J]. Environmental Science, 2023, 44(9): 5025-5035. |
| [25] |
李荣华, 张广杰, 秦睿, 等. 粉煤灰和猪粪好氧混合堆肥过程中养分转化研究[J]. 农业机械学报, 2012, 43(4): 100-105, 142. Li R H, Zhang G J, Qin R, et al. Nutrient transformation during swine manure co-composting with flyash under aerobic conditions[J]. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2012, 43(4): 100-105, 142. DOI:10.6041/j.issn.1000-1298.2012.04.020 |
| [26] |
蔡涵冰, 冯雯雯, 董永华, 等. 畜禽粪便和桃树枝工业化堆肥过程中微生物群演替及其与环境因子的关系[J]. 环境科学, 2020, 41(2): 997-1004. Cai H B, Feng W W, Dong Y H, et al. Microbial community succession in industrial composting with livestock manure and peach branches and relations with environmental factors[J]. Environmental Science, 2020, 41(2): 997-1004. |
| [27] | Meng Q X, Yang W, Men M Q, et al. Microbial community succession and response to environmental variables during cow manure and corn straw composting[J]. Frontiers in Microbiology, 2019, 10. DOI:10.3389/fmicb.2019.00529 |
| [28] |
王建才, 朱荣生, 刘兴华, 等. 微生物菌剂对猪粪堆肥中细菌群落结构的影响[J]. 应用生态学报, 2020, 31(7): 2449-2456. Wang J C, Zhu R S, Liu X H, et al. Effects of microbial agents on bacterial community composition during swine manure composting[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2020, 31(7): 2449-2456. |
| [29] |
王旭杰, 张文明, 常馨怡, 等. 堆肥添加剂降低碳氮损失的微生物学机制研究[J]. 环境科学学报, 2021, 41(10): 4116-4127. Wang X J, Zhang W M, Chang X Y, et al. Microbiological mechanism of reducing carbon and nitrogen loss by composting additives[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2021, 41(10): 4116-4127. |
| [30] | Wang R, Zhang J Y, Sui Q W, et al. Effect of red mud addition on tetracycline and copper resistance genes and microbial community during the full scale swine manure composting[J]. Bioresource Technology, 2016, 216: 1049-1057. DOI:10.1016/j.biortech.2016.06.012 |
| [31] | Wei H W, Wang L H, Hassan M, et al. Succession of the functional microbial communities and the metabolic functions in maize straw composting process[J]. Bioresource Technology, 2018, 256: 333-341. DOI:10.1016/j.biortech.2018.02.050 |
| [32] | Zhou J M. Effect of turning frequency on co-composting pig manure and fungus residue[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2017, 67(3): 313-321. |
| [33] | Ren G M, Xu X H, Qu J J, et al. Evaluation of microbial population dynamics in the co-composting of cow manure and rice straw using high throughput sequencing analysis[J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2016, 32(6). DOI:10.1007/s11274-016-2059-7 |
| [34] | Zhou G X, Xu X F, Qiu X W, et al. Biochar influences the succession of microbial communities and the metabolic functions during rice straw composting with pig manure[J]. Bioresource Technology, 2019, 272: 10-18. DOI:10.1016/j.biortech.2018.09.135 |
| [35] |
杨萍萍, 尹华, 彭辉, 等. 外接菌种对污泥堆肥效能及堆体细菌群落的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(8): 3536-3543. Yang P P, Yin H, Peng H, et al. Effects of exogenous microorganism inoculation on efficiency and bacterial community structure of sludge composting[J]. Environmental Science, 2017, 38(8): 3536-3543. |
| [36] |
王孝芳, 万金鑫, 韦中, 等. 畜禽粪便堆肥过程中微生物群落演替[J]. 生物技术通报, 2022, 38(5): 13-21. Wang X F, Wan J X, Wei Z, et al. Succession of microbial communities during livestock manure composting[J]. Biotechnology Bulletin, 2022, 38(5): 13-21. |
| [37] | Bhatia A, Madan S, Sahoo J, et al. Diversity of bacterial isolates during full scale rotary drum composting[J]. Waste Management, 2013, 33(7): 1595-1601. DOI:10.1016/j.wasman.2013.03.019 |
| [38] | Liu L, Ye Q Y, Wu Q, et al. Effect of biochar addition on sludge aerobic composting and greenbelt utilization[J]. Environmental Technology & Innovation, 2021, 21. DOI:10.1016/j.eti.2020.101279 |
| [39] | Shi F M, Yu H J, Zhang N, et al. Microbial succession of lignocellulose degrading bacteria during composting of corn stalk[J]. Bioengineered, 2021, 12(2): 12372-12382. DOI:10.1080/21655979.2021.2002622 |
| [40] | Li Q, Wang X C, Zhang H H, et al. Characteristics of nitrogen transformation and microbial community in an aerobic composting reactor under two typical temperatures[J]. Bioresource Technology, 2013, 137: 270-277. DOI:10.1016/j.biortech.2013.03.092 |
| [41] | Partanen P, Hultman J, Paulin L, et al. Bacterial diversity at different stages of the composting process[J]. BMC Microbiology, 2010, 10. DOI:10.1186/1471-2180-10-94 |
| [42] |
王友玲, 邱慧珍, 李孟婵, 等. 不同通风方式下牛粪堆肥过程中微生物群落演替及其对环境因子的响应[J]. 环境科学学报, 2023, 43(8): 189-201. Wang Y L, Qiu H Z, Li M C, et al. Microbial community succession and response to environmental factors during composting under different ventilation conditions[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2023, 43(8): 189-201. |
| [43] | Li H C, Duan M L, Gu J, et al. Effects of bamboo charcoal on antibiotic resistance genes during chicken manure composting[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 140: 1-6. DOI:10.1016/j.ecoenv.2017.01.007 |
| [44] |
苏鹏伟, 罗瑾, 狄亚鹏, 等. 牛粪堆肥中细菌群落结构变化及与理化因子的相关性[J]. 山西农业科学, 2021, 49(11): 1317-1323. Su P W, Luo J, Di Y P, et al. Changes of bacterial community structure and its correlation with physical and chemical factors in cow manure composting[J]. Journal of Shanxi Agricultural Sciences, 2021, 49(11): 1317-1323. DOI:10.3969/j.issn.1002-2481.2021.11.13 |
| [45] | Lucas R W, Klaminder J, Futter M N, et al. A meta-analysis of the effects of nitrogen additions on base cations: implications for plants, soils, and streams[J]. Forest Ecology and Management, 2011, 262(2): 95-104. DOI:10.1016/j.foreco.2011.03.018 |
| [46] | Wang J Q, Liu Z P, Xia J S, et al. Effect of microbial inoculation on physicochemical properties and bacterial community structure of citrus peel composting[J]. Bioresource Technology, 2019, 291. DOI:10.1016/j.biortech.2019.121843 |
| [47] | Chen Q Q, Liu B, Wang J P, et al. Diversity and dynamics of the bacterial community involved in pig manure biodegradation in a microbial fermentation bed system[J]. Annals of Microbiology, 2017, 67(7): 491-500. DOI:10.1007/s13213-017-1278-y |
| [48] |
黄向东, 薛冬. 添加竹炭对猪粪堆肥过程中升温脱水及氮素损失的影响[J]. 应用生态学报, 2014, 25(4): 1057-1062. Huang X D, Xue D. Effects of bamboo biochar addition on temperature rising, dehydration and nitrogen loss during pig manure composting[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2014, 25(4): 1057-1062. |
| [49] |
刘微, 霍荣, 张津, 等. 生物质炭对番茄秸秆和鸡粪好氧堆肥氮磷钾元素变化的影响及其机理[J]. 水土保持学报, 2015, 29(3): 289-294. Liu W, Huo R, Zhang J, et al. Effects of biochar on N, P and K transformation of tomato straw and chicken manure composting and mechanisms[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2015, 29(3): 289-294. |
| [50] | Chen T H, Wang J, Zhou Y F, et al. Synthetic effect between iron oxide and sulfate mineral on the anaerobic transformation of organic substance[J]. Bioresource Technology, 2014, 151: 1-5. DOI:10.1016/j.biortech.2013.10.014 |
| [51] | Stanley W, Southam G. The effect of gram-positive (Desulfosporosinus orientis) and gram-negative (Desulfovibrio desulfuricans) sulfate-reducing bacteria on iron sulfide mineral precipitation[J]. Canadian Journal of Microbiology, 2018, 64(9): 629-637. DOI:10.1139/cjm-2017-0545 |
| [52] | Liu Y M, Wang J L, Peng Z, et al. Advanced coal fly ash modification by using corrosive microorganisms as alternative filler-reinforcing fluororubbers[J]. Materials Letters, 2019, 246: 32-35. DOI:10.1016/j.matlet.2019.03.036 |
表 1
(Table 1)
