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基于麦饭石与添加剂不同联用方式对猪粪堆肥过程的调控

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贺仕磊, 周倩倩, 弓亚方, 周莉娜, 毛晖. 基于麦饭石与添加剂不同联用方式对猪粪堆肥过程的调控[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
引用本文: 贺仕磊, 周倩倩, 弓亚方, 周莉娜, 毛晖. 基于麦饭石与添加剂不同联用方式对猪粪堆肥过程的调控[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
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HE Shilei, ZHOU Qianqian, GONG Yafang, ZHOU Lina, MAO Hui. Regulation of the pig manure composting process based on the different combined methods of medical stone and additives[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
Citation: HE Shilei, ZHOU Qianqian, GONG Yafang, ZHOU Lina, MAO Hui. Regulation of the pig manure composting process based on the different combined methods of medical stone and additives[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
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基于麦饭石与添加剂不同联用方式对猪粪堆肥过程的调控

  • 1.

    农业农村部西北植物营养与农业环境重点实验室，杨凌 712100

  • 2.

    西北农林科技大学资源环境学院，杨凌 712100

    • 作者简介: 贺仕磊(1997—)，男，硕士研究生。研究方向：废物资源化。E-mail：1358672247@qq.com
    通讯作者: 毛晖(1977—)，男，博士，教授。研究方向：农业废弃物资源化。E-mail：maohui@nwsuaf.edu.cn
  • 基金项目:
    陕西省科技重大专项(2020zdzx03-02-01)

  • 中图分类号: X71

Regulation of the pig manure composting process based on the different combined methods of medical stone and additives

  • 1.

    Key Laboratory of Plant Nutrition and the Agri-Environment in Northwest China, Ministry of Agriculture, Yangling 712100, China

  • 2.

    College of Resources and Environmental Science, Northwest A&F University, Yangling 712100, China

    • Corresponding author: MAO Hui, maohui@nwsuaf.edu.cn

摘要

  • 摘要: 针对单一添加剂施用于堆肥中作用有限，且多种添加剂混合施用效果不明的问题，向猪粪堆肥中添加麦饭石，以及其与竹炭和高温好氧菌剂的不同联用处理；通过对理化性质以及门水平上微生物群落的测定，了解各添加剂处理对堆肥过程的改善效果，并用冗余分析探究了微生物群落变化与环境因子的多元关系。结果表明，添加麦饭石及其联用剂对理化性质的优化不明显，尤其未明显加快堆肥速率；在堆肥过程中，门水平上的4种优势菌落数量均发生了变化，pH是该堆肥化过程微生物改变的主要驱动因素；堆肥过程CO2、CH4、NH3及N2O的排放主要与厚壁菌门和拟杆菌门的菌落活动相关。该研究结果可为堆肥生产中添加剂的混合施用提供参考。
    Abstract: In view of the limited effect of a single additive in composting in practical applications, and the combined effects of multiple additives are unknown. Medical stone was added to pig manure compost, as well as its combination with bamboo charcoal and high-temperature aerobic bacteria. Through the determination of the physical and chemical properties and the microbial community at the phylum level, the improvement effect of each additive treatment on the composting process was recognized, and then redundant analysis was used to explore the multi-relationship between the change of the microbial community and environmental factors. The results showed that the addition of medical stone and its combination agent did not significantly optimize the physical and chemical properties, especially the composting rate was not significantly accelerated. The number of four dominant colonies at the phylum level changed during the composting process, pH was the main driving factor for microbial changes in the composting process, and the CO2, CH4, NH3 and N2O emissions during the composting process were mainly related to the activities of Firmicutes and Bacteroidetes. This result can provide a reference for the combined use of additives in compost production.

  • 污水再生利用是解决水资源短缺的有效途径，微量污染物在污水处理厂出水中频繁检出，威胁再生水用水安全，需要研发高效的深度处理工艺将其去除[1-2]。常用的深度去除技术主要有生物处理、吸附、膜分离、高级氧化等。其中，吸附和膜分离技术只是对微量污染物进行了相转移，通常需要与高级氧化技术结合以实现污染物降解[3-4]。臭氧催化氧化作为常用的高级氧化技术，通过在反应体系中加入催化剂促进臭氧分解，引发自由基链式反应，具有氧化能力强，反应速率快，适用范围广，去除污染物彻底的特点，但也存在催化剂团聚、回收困难的问题[5-7]。

    将臭氧催化氧化与陶瓷膜技术结合，构建的陶瓷催化膜-臭氧工艺，弥补了上述方法的不足，在复杂水体微量污染物处理中有广阔的应用前景。GUO等[8]的研究表明，2-羟基-4-甲氧基二苯甲酮(benzophenone-3， BP-3)的初始质量浓度为0.5 mg·L−1时，陶瓷膜-臭氧工艺对BP-3的去除率约为75%，CuMn2O4改性的陶瓷催化膜-臭氧工艺对BP-3的去除率提高至90%。LEE等[9]的研究表明，在双酚A(bisphenol，BPA)、苯并三唑(benzotriazole，BTA)、氯贝酸(clofibric acid，CA)的初始质量浓度为3 mg·L−1时，与陶瓷膜-臭氧工艺相比，CeOx改性的陶瓷催化膜-臭氧工艺对BPA的去除率由20%增至80%，对BTA去除率由50%增至57%，对CA的去除率由30%增至40%。PARK等[10]的研究表明，在对氯苯甲酸(p-chlorbenzoic acid, p-CBA)的初始质量浓度为5 mg·L−1时，与陶瓷膜-臭氧工艺相比，Fe2O3改性的陶瓷催化膜-臭氧工艺对p-CBA的去除率由28%增至46%。上述关于陶瓷催化膜-臭氧工艺去除微量污染物的研究中，实验进水均为以纯水为背景的自配水，对实际应用的参考价值有限。实际二级出水成分复杂，微量污染物与水中的有机物竞争催化臭氧氧化产生的活性氧物种，需要进一步研究陶瓷催化膜-臭氧工艺处理实际污水中微量污染物的特性。

    在催化剂的选择方面，BYUN等[11]比较了铁氧化物、锰氧化物负载的陶瓷催化膜对富营养化湖泊中的有机物的去除效果，发现与铁氧化物相比，锰氧化物负载的陶瓷催化膜对TOC的去除率更高。与锰氧化物相比，锰基双金属氧化物由于双金属氧化物的存在，具有更高的催化性能[12-14]。因此，有必要进一步研究锰基双金属氧化物MnMeOx(Me=Fe、Co、Ce)改性陶瓷催化膜的性能。

    本课题组前期研究[15]成功制备了4种基于α-MnO2的锰系陶瓷催化膜，包括单独α-MnO2 的催化膜和基于α-MnO2的MnMe双金属氧化物(Me=Fe、Co、Ce)的陶瓷催化膜(Mn-CM、MnFe-CM、MnCo-CM、MnCe-CM)，表征了陶瓷催化膜的物相结构，构建了陶瓷催化膜-臭氧反应器，研究了其在批式运行条件下对阿特拉津的去除特性，与陶瓷膜相比，基于α-MnO2的Mn-CM催化臭氧氧化对阿特拉津的去除率提高了21.15%。与MnCM和MnMe-CM相比，MnCe-CM对阿特拉津的反应速率常数最大(1.62 min−1)，去除率最高(99.99%)，催化性能最优。进一步的机理分析表明，锰铈催化膜中丰富的微米反应器在臭氧催化氧化微量污染物中的重要作用，首先，电镜结果表明基于抽吸-原位氧化沉淀法制备的锰铈催化膜表面和孔内均存在明显的催化剂沉积；其次，锰铈催化膜-臭氧工艺对阿特拉津的总去除率为79%，其中，膜孔内的催化臭氧反应对阿特拉津的去除率为61%，膜孔催化与过滤对污染物去除的贡献率为77%；根据XPS表征、EPR表征和分子探针实验，MnCe-CM的2组氧化还原对(Ce3+/Ce4+和Mn3+/Mn4+)为锰铈催化膜催化氧化提供更多的氧空位，促进臭氧分解产生大量•OH(9.82 μmol·L−1)和•O2−(1.3 μmol·L−1)，自由基氧化是锰铈催化膜催化臭氧氧化微量污染物的主要途径。

    本研究基于课题组的前期成果，建立了锰铈催化膜-臭氧工艺(O3/MnCe-CM)，并开展了连续运行实验，评估了其在不同臭氧投加量下对实际二级出水中4种典型微量污染物的去除特性，确定了最佳臭氧投加量，并分析了锰铈催化膜-臭氧工艺对实际二级出水中常规污染物的去除特性，目的是为锰铈催化膜-臭氧工艺的实际应用提供参考。

    1.   材料与方法

    1.1   实验材料与实验用水

    本研究使用的陶瓷膜(0.1 μm，中清环境，中国)为平板多通道膜，陶瓷膜的支撑层和膜层均为α-Al2O3，过滤方式为外进内吸，尺寸长10 cm，宽10 cm，高0.5 cm。通过抽吸-煅烧法制备锰铈催化膜，具体制备过程见之前的研究[15]。主要步骤为：将陶瓷膜放入0.03 mol·L−1 Mn(Ac)2和0.01 mol·L−1 Ce(NO3)3·6H2O的混合溶液中，通过蠕动泵过滤，过滤速度为10 mL·min−1，过滤时间为16 h，抽滤完成后，冲洗干燥，去掉多余的溶液。接着将陶瓷膜缓慢放置于0.04 mol·L−1 KMnO4中，通过蠕动泵过滤，过滤速度为200 μL·min−1，过滤时间为16 h。在过滤过程中，KMnO4与金属硝酸盐发生氧化还原反应，原位生成锰铈氧化物，锰铈催化膜记为MnCe-CM。将锰铈催化膜用无机胶封装在膜组件中，室温干燥12 h，待封层牢固即可使用。

    实验用水以二级出水为背景，选择了4种在二级出水中频繁检出、臭氧难降解的微量污染物：避蚊胺(kO3<10 mol·(L·s) -1)、苯并三唑(kO3=20 mol·(L·s)−1)、阿特拉津(kO3=6 mol·(L·s) -1)、西玛津(kO3=8.7 mol·(L·s)−1)，其中kO3为这些物质与臭氧的反应动力学常数，考虑到微量污染物在实际二级出水中的检出质量浓度，确定投加量为10 μg·L−1[16-19]。二级出水来自北京某再生水厂，工艺流程为粗格栅-细格栅-厌氧/缺氧/好氧池-二沉池-无阀滤池，DOC的质量浓度为3.7~4.3 mg·L−1，UV254的为0.11~0.09 cm−1，多糖的质量浓度为12.6~13.2 mg·L−1，蛋白质的质量浓度为0.037~0.04 mg·L−1。

    1.2   实验方法

    陶瓷催化膜-臭氧工艺的实验装置如图1所示，臭氧由臭氧发生器产生，经过气体流量计和流量控制器，通过曝气头进入膜池。浸没式膜池体积为1 L，配有钛曝气头和膜组件。实验进水通过蠕动泵进入膜池，臭氧曝气与膜过滤同时进行，膜出水通过蠕动泵至出水桶。膜池出口多余的臭氧被臭氧破坏器破坏后排出。系统运行方式为连续运行，过滤方式为死端过滤，臭氧流速为100 mL·min−1，通过调节进气臭氧浓度，控制臭氧投加量分别为2.5 mg·L−1和5 mg·L−1。膜通量为60 L·(m−1·h)−1，膜池停留时间为100 min，过滤时间为180 min，每隔5 min在出水桶中取一次样品。将样品通过0.45 μm聚四氟乙烯滤膜，检测样品微量污染物和常规污染物的质量浓度，评估锰铈催化膜-臭氧工艺在不同臭氧投加量下对污染物的去除效果。采用CC0表示微量污染物的去除效果，其中C和C0分别为t时间和污染物的初始浓度，mg·L−1或者μg·L−1。在相同条件下，所有实验重复3次，误差小于10%(保证数据的准确性)。

    图 1  锰铈催化膜-臭氧工艺的实验装置图
    Figure 1.  Experimental setup of the O3/MnCe-CM process
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    1.3   分析方法

    采用总有机碳分析仪(TOC-L，岛津，日本)测定样品中有机物质量浓度；采用紫外分光光度计(DR/5000，哈希，美国)测定样品中有机物在波长254 nm下的吸光度；采用蒽酮-硫酸比色法测定样品中的总糖含量，以葡萄糖为标准溶液，取样品提取液0.4 mL，加入1.6 mL蒽酮试剂，混匀，水浴后冷却至室温，测定样品在620 nm处的吸光度；采用考马斯亮蓝法测定样品中蛋白质的含量，以牛血清白蛋白为标准品，取样品0.1 mL，加入5 mL 考马斯亮蓝G-250，混匀，静置2 min，测定样品在595 nm处的吸光度[20]。

    采用液相色谱-质谱联用系统(1290/6460，安捷伦，美国)检测微量污染物的浓度，色谱柱为Acclaim RSLC 120 C18(2.1 mm×100 mm，2.2 μm)。检测时间为10 min，阿特拉津、避蚊胺、苯并三唑、西玛津的出峰时间分别为3.09、4.01、2.58、3.57 min。流动相为甲醇(A)和纯水(B)，梯度为：0 min-10%A+90% B；1.5 min-30%A+70%B；3 min-50%A+50%B；4.5 min-70%A+30%B；6 min-90%A+10%B，流速为0.2 mL·min−1，检测模式为ESI正离子模式[15, 21]。

    采用荧光分光光度计(F-2500，日立，日本)检测样品中的有机物成分。测试条件为：扫描速度12 000 nm·min−1，激发光波长200~500 nm，发射光波长200~450 nm，步长均为5 nm。根据CHEN等关于荧光数据分区的研究结果[22]，将得到的数据分成5个区域，包括腐殖酸类、富里酸类、色氨酸类、酪氨酸类和微生物代谢副产物类。利用Matlab R2018对数据进行批处理积分，得到每个区域的积分面积及占比，从而对样品中有机物含量进行定性及半定量分析。

    采用凝胶色谱(Rid-20A，岛津，日本)测定水样的分子质量分布，检测器为示差折光检测器，色谱柱为水相凝胶色谱柱(TSKgelGMPWXL，TOSOH，日本)，柱温35 ℃。流动相为0.1 mol·L−1的NaNO3和0.05%的NaN3溶液，流动相流速为0.6 mL·min−1。采用分子质量为903 000、580 000、146 000、44 200、1 000、600 Da的聚乙二醇标样组做标准曲线[23]。

    采用微孔板型多功能检测仪(Promega，美国)测定水中发光细菌急性毒性，测试方法参考ISO11348-3[24]，用1 mL NaCl溶液将费氏弧菌(NRRLB-11177)冻干粉复苏，将180 μL待测溶液和20 μL菌液加至96孔细胞培养板(Corning，美国)中，在多功能检测仪中测定其发光强度，最后计算费氏弧菌抑制率IR%。

    2.   结果与讨论

    2.1   臭氧投加量对微量污染物去除的影响

    不同臭氧投加量下锰铈催化膜-臭氧工艺对四种典型微量污染物的去除效果如图2所示，阿特拉津、苯并三唑、西玛津、避蚊胺在二级出水中的初始质量浓度为10 μg·L−1。由于二级出水中有机物的存在，膜过滤对微量污染物的去除率随着时间的增加而增加，说明有机物的存在有利于膜对污染物的截留。其中，运行180 min，陶瓷膜过滤阿特拉津、苯并三唑、西玛津、避蚊胺的去除率分别为50%、20%、58%、52%(图2(a))。截留率与4种微量污染物的分子质量有关，陶瓷膜对阿特拉津(分子质量215.68 Da)、西玛津(分子质量201.6 Da)、避蚊胺(分子质量191.27 Da)3种分子质量较大的污染物截留率较高，而对分子质量小的苯并三唑(119 Da)截留率较低。因此，对于膜过滤去除二级出水体系的微量污染物，孔径筛分起主要作用。锰铈催化膜过滤对阿特拉津、苯并三唑、避蚊胺和西玛津的去除率分别为56%、22%、60%、45%，去除趋势与陶瓷膜过滤相似，去除率随着过滤时间的增加而增加(图2(b))。过滤前后锰铈催化膜表面的电镜表征对比如图3所示，与过滤前相比，过滤后锰铈催化膜表面有明显的颗粒物沉积，膜表面孔径减小，进一步证明了孔径筛分在锰铈催化膜过滤去除微量污染物中起重要作用。这与胡尊芳[24]的研究结果一致，二级出水中的SS为微量污染物的去除提供吸附位点，超滤膜表面沉积的有机物有利于截留微量污染物。

    图 2  不同臭氧投加量下锰铈催化膜-臭氧工艺和陶瓷膜-臭氧工艺对微量污染物的去除效果
    Figure 2.  Removal performance of the O3/CM and O3/MnCe-CM process
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    图 3  过滤前后锰铈催化膜表面的SEM图
    Figure 3.  SEM images of the MnCe-CM before and after filtration
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    臭氧投加量为2.5 mg·L−1时，陶瓷膜-臭氧工艺在180 min对阿特拉津、苯并三唑、避蚊胺和西玛津的去除率分别为23%、28%、65%、56%(图2(c))，锰铈催化膜-臭氧氧化在180 min对阿特拉津、苯并三唑、避蚊胺和西玛津的去除率分别为25%、30%、69%、62%，略高于陶瓷膜(图2(d))。由于二级出水有机物的存在，微量污染物除了彼此竞争羟基自由基外，还需要和水中的有机物竞争。MAILLER等的研究也表明由于实际二级出水中的有机物与微量污染物竞争活性炭的吸附位点，活性炭对微量污染物的吸附量降低，分子质量大的微量污染物对有机物的竞争更敏感[25]。二级出水的大分子有机物被氧化成小分子，消耗了部分臭氧，因此，在复杂水体中去除微量污染物需要更长的反应时间和更高的臭氧投加量。

    臭氧投加量5 mg·L−1时，陶瓷膜-臭氧工艺在180 min内对阿特拉津、苯并三唑、避蚊胺和西玛津的去除率分别为40%、72%、78%、55%(图2(e))。如表1所示，伪一级反应动力学常数为0.003~0.009 min−1，约为臭氧投加量2.5 mg·L−1时的1~8倍。锰铈催化膜-臭氧工艺在180 min内对阿特拉津、苯并三唑、避蚊胺和西玛津的去除率分别为80%、94%、96%、92%(图2(f))，伪一级反应动力学常数为0.006~0.016 min−1，约为臭氧投加量2.5 mg·L−1时的2.7~8倍，约为陶瓷膜-臭氧工艺的1.7~3倍。陶瓷膜-臭氧工艺和锰铈催化膜-臭氧工艺对微量污染物的降解效果随着臭氧投加量的增加而增加，锰铈催化膜-臭氧工艺在臭氧投加量5 mg·L−1、运行时间180 min时对4种微量污染物的去除率大于80%。

    表 1  不同臭氧投加量下锰铈催化膜-臭氧工艺和陶瓷膜-臭氧工艺对微量污染物的反应动力学常数
    Table 1.  The reaction kinetic constants of the O3/CM and O3/MnCe-CM process
    臭氧投加量/(mg·L−1)工艺反应动力学常数/min−1
    阿特拉津苯并三唑避蚊胺西玛津
    2.5陶瓷膜-臭氧0.0020.0020.0050.005
    锰铈催化膜-臭氧0.0020.0020.0060.004
    5陶瓷膜-臭氧0.0030.0080.0090.005
    锰铈催化膜-臭氧0.0060.0160.0160.015
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    国家生态环境部《水回用指南 再生水中药品和个人护理品类微量污染物处理技术》(T/CSES 42-2021)中推荐的单位DOC的臭氧投加量为0.35~1.50 mg[26]。针对本研究实验进水的DOC，计算出《指南》推荐臭氧投加量为1.6~7 mg·L−1。本研究建立的锰铈催化膜-臭氧氧化工艺在臭氧投加量5 mg·L−1条件下，对4种微量污染物的去除率大于80%，满足《指南》提出微量污染物去除率大于80%的目标，也满足瑞士对污水处理厂12种指示物去除率高于80%的标准[27]。

    通过计算CT值，即氧化剂投加量(C)和作用时间(T)的乘积，比较本研究与前人的研究结果。锰铈催化膜-臭氧工艺的最佳臭氧投加量为5 mg·L−1，水力停留时间为2.5 min，锰铈催化膜-臭氧工艺的CT值为12.5 mg·min·L−1，对4种典型微量污染物的去除率均大于80%，满足国家生态环境部《水回用指南 再生水中药品和个人护理品类微量污染物处理技术》(T/CSES 42-2021)关于微量污染物去除的标准。李先华等[28]研究了臭氧脱色在己内酰胺废水中的应用，结果表明水力停留时间15 min，臭氧投加量30 mg·L−1，CT值为450 mg·min·L−1，COD降低了27%，色度从450倍降至40倍。张云辉等[29]采用臭氧脱色工艺对污水处理厂进行提标改造，结果表明接触时间55 min，臭氧投加量18~25 mg·L−1，CT值990~1375 mg·min·L−1，色度和COD的去除率分别为70%和15%，出水水质符合标准。与上述臭氧脱色工艺的CT值相比，锰铈催化膜-臭氧工艺的CT值远低于臭氧脱色，锰铈催化膜-臭氧工艺能在更低的臭氧投加量和更短的作用时间实现微量污染物的高效去除。

    2.2   常规污染物的去除效果

    为了深入分析锰铈催化膜-臭氧工艺对二级出水有机物的去除特性，取运行时间30 h的出水，通过分子质量分析、荧光分析的方法表征出水有机物的性质。锰铈催化膜-臭氧工艺对二级出水中TOC、UV254、多糖、蛋白质的去除如图4所示。陶瓷膜过滤对TOC的去除率为5%，锰铈催化膜过滤对TOC的去除率略高于陶瓷膜。锰铈催化膜-臭氧工艺对TOC的去除率为32%，是单独锰铈催化膜过滤的5倍，单独膜过滤对TOC的去除十分有限，耦合臭氧可以提高对TOC的去除。陶瓷膜和锰铈催化膜过滤对UV254的去除率分别为11%和15%，陶瓷膜-臭氧工艺和锰铈催化膜-臭氧工艺对UV254的去除率分别是单独膜过滤的4.1倍和4.4倍，说明臭氧氧化可以提高水中腐殖酸类大分子及芳香族化合物的去除。陶瓷膜-臭氧工艺与锰铈催化膜-臭氧工艺对多糖和蛋白质的去除也表现出相似的规律，其中，锰铈催化膜-臭氧工艺对多糖的去除率比单独膜过滤约提高了10%，对蛋白质的去除率比单独膜过滤约提高了4%。原因是臭氧催化氧化与膜过滤协同作用会产生羟基自由基，提高对水中有机物的去除[15]。

    图 4  不同处理工艺对常规污染物的去除效果
    Figure 4.  The removal performance of conventional pollutants by different processes
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    陶瓷膜过滤、陶瓷膜-臭氧工艺、锰铈催化膜过滤、锰铈催化膜-臭氧工艺进出水有机物的分子质量和荧光表征如图5和图6所示，将分子质量分布积分，得到0.01~1 000、1 000~2 000、2 000~3 000 Da的积分面积，实际二级出水的分子质量在684~3 586 Da，主要以腐殖酸类物质为主，锰铈催化膜-臭氧工艺在0.01~1 000、1 000~2 000、2 000~3 000 Da的积分面积均最小。该工艺可以有效矿化水中的有机物，实现对有机物的完全去除，这与工艺对TOC去除率的结果一致。

    图 5  不同处理工艺对有机物的去除特性
    Figure 5.  The removal characteristics of conventional pollutants by different processes
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    图 6  陶瓷膜和锰铈催化膜耦合臭氧工艺进出水有机物的三维荧光光谱图
    Figure 6.  3D EEM characterization of conventional pollutants along the O3/CM and O3/MnCe-CM process
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    对荧光光谱进行分区积分，得到陶瓷膜和锰铈催化膜出水中各组分荧光强度占比以及平均荧光强度。二级出水的平均荧光强度为246.38，陶瓷膜过滤对平均荧光强度的去除率为6%，加入臭氧后，平均荧光强度去除率提高至18%，锰铈催化膜过滤对平均荧光强度的去除率为10%，加入臭氧后，平均荧光强度的去除率提高至48%。臭氧的加入可以降低水中荧光物质，锰铈催化膜-臭氧工艺荧光强度去除率的增加证明了臭氧催化氧化与膜过滤协同作用。二级出水中有机物主要以腐殖酸、微生物代谢产物、富里酸、酪氨酸为主，所占比例分别为29%、26%、19%、19%。锰铈催化膜过滤后，富里酸、酪氨酸、色氨酸的去除率分别为18%、22%、20%。耦合臭氧后，陶瓷膜-臭氧工艺和锰铈催化膜-臭氧工艺均对腐殖酸的去除率最高，去除率分别为24%和51%。锰铈催化膜-臭氧工艺对水中腐殖酸类荧光物质的去除率高于陶瓷膜-臭氧工艺，说明臭氧的加入主要通过去除水中的腐殖酸类物质，进而降低水中的荧光强度。锰铈催化膜-臭氧工艺运行180 min，锰离子溶出质量浓度为0.06 μg·L−1，未检测到铈离子溶出，锰离子的溶出质量浓度小于国家《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-85)规定值(0.1 mg·L−1)[28]，也远低于前人研究CeOx改性的陶瓷催化膜运行60 min，铈的溶出质量浓度为0.61 mg·L−1，MnOx改性的陶瓷催化膜运行60 min，锰离子的溶出质量浓度为5.99 mg·L−1[9]。锰铈催化膜-臭氧工艺进水的费氏弧菌发光强度为3.95×107 cd，平均抑制率为5%，出水的费氏弧菌发光强度平均抑制率为0，表明锰铈催化膜-臭氧工艺出水无生物急性毒性。

    3.   结论

    1)孔径筛分在膜过滤去除二级出水体系中微量污染物起主要作用。锰铈催化膜过滤对阿特拉津、苯并三唑、避蚊胺和西玛津的去除率分别为56%、22%、60%、45%，去除率随着工艺运行时间的增加而增加。

    2)与陶瓷膜-臭氧工艺相比，锰铈催化膜-臭氧工艺对阿特拉津、苯并三唑、避蚊胺和西玛津的去除率显著提高，臭氧投加量5 mg·L−1时，锰铈催化膜-臭氧工艺反应动力学常数为陶瓷膜-臭氧工艺的1.7~3倍。

    3)锰铈催化膜-臭氧工艺在二级出水体系中最佳臭氧投加量为5 mg·L−1，此时工艺对4种典型微量污染物的去除率均大于80%，满足国家生态环境部《水回用指南 再生水中药品和个人护理品类微量污染物处理技术》(T/CSES 42-2021)关于微量污染物去除的标准。

    4)当臭氧投加量5 mg·L−1时，锰铈催化膜-臭氧工艺对二级出水中TOC的去除率为32%，对UV254的去除率为66%，工艺通过降解水中的腐殖酸类荧光物质去除有机物，工艺出水无急性毒性。

  • 图 1  堆肥过程温度的变化

    Figure 1.  Changes in temperature during composting

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    图 2  堆肥过程pH的变化

    Figure 2.  Changes in pH during composting

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    图 3  堆肥过程TOC的变化

    Figure 3.  Changes in total organic carbon during composting

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    图 4  堆肥过程TKN的变化

    Figure 4.  Changes in t total Kjeldahl nitrogen during composting

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    图 5  添加剂对堆肥中不同气体排放的影响

    Figure 5.  Effects of additives on the emissions of different gases during composting

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    图 6  堆肥中门水平上物种相对丰度

    Figure 6.  Relative abundance of species at phylum level

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    图 7  物种、理化性质及气体排放的冗余分析

    Figure 7.  Redundancy analysis of species, physical and chemical properties and gas emissions

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    表 1  堆肥原物料的理化性质

    Table 1.  Physical and chemical properties of compost raw materials

    供试原料含水率/%pHTKN/(g·kg−1)有机物/(g·kg−1)C/N
    猪粪76.46±0.128.26±0.0228.42±0.34742.3±1.515.15±0.16
    木屑10.54±0.086.56±0.011.86±0.13852.3±3.2265.8±1.2
    竹炭0.35±0.088.42±0.021.21±0.03915.5±8.6438.9±2.3
    麦饭石0.059.76———
    供试原料含水率/%pHTKN/(g·kg−1)有机物/(g·kg−1)C/N
    猪粪76.46±0.128.26±0.0228.42±0.34742.3±1.515.15±0.16
    木屑10.54±0.086.56±0.011.86±0.13852.3±3.2265.8±1.2
    竹炭0.35±0.088.42±0.021.21±0.03915.5±8.6438.9±2.3
    麦饭石0.059.76———
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    表 2  样本多样性分析(Alpha多样性)

    Table 2.  Sample diversity analysis (Alpha diversity)

    指数CKCK+MSCK+MS+BCCK+MS+BC+BCK+MS+B
    1212121212
    Chao 1478413539338407566403409458435
    Coverage0.99690.99840.99790.99840.99780.99750.99740.99820.99740.9970
    Shannon3.262.713.162.783.173.563.163.513.483.26
    　　注：表中1、2表示在第9 d和第36 d采样。
    指数CKCK+MSCK+MS+BCCK+MS+BC+BCK+MS+B
    1212121212
    Chao 1478413539338407566403409458435
    Coverage0.99690.99840.99790.99840.99780.99750.99740.99820.99740.9970
    Shannon3.262.713.162.783.173.563.163.513.483.26
    　　注：表中1、2表示在第9 d和第36 d采样。
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出版历程
  • 收稿日期:  2021-03-30
  • 录用日期:  2021-06-11
  • 刊出日期:  2021-07-10
贺仕磊, 周倩倩, 弓亚方, 周莉娜, 毛晖. 基于麦饭石与添加剂不同联用方式对猪粪堆肥过程的调控[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
引用本文: 贺仕磊, 周倩倩, 弓亚方, 周莉娜, 毛晖. 基于麦饭石与添加剂不同联用方式对猪粪堆肥过程的调控[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
shu
HE Shilei, ZHOU Qianqian, GONG Yafang, ZHOU Lina, MAO Hui. Regulation of the pig manure composting process based on the different combined methods of medical stone and additives[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
Citation: HE Shilei, ZHOU Qianqian, GONG Yafang, ZHOU Lina, MAO Hui. Regulation of the pig manure composting process based on the different combined methods of medical stone and additives[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2417-2426. doi: 10.12030/j.cjee.202103205
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基于麦饭石与添加剂不同联用方式对猪粪堆肥过程的调控

    通讯作者: 毛晖(1977—)，男，博士，教授。研究方向：农业废弃物资源化。E-mail：maohui@nwsuaf.edu.cn
    作者简介: 贺仕磊(1997—)，男，硕士研究生。研究方向：废物资源化。E-mail：1358672247@qq.com
  • 1. 农业农村部西北植物营养与农业环境重点实验室，杨凌 712100
  • 2. 西北农林科技大学资源环境学院，杨凌 712100
  • 收稿日期:  2021-03-30
  • 录用日期:  2021-06-11
  • 网络出版日期:  2021-07-23
基金项目:
陕西省科技重大专项(2020zdzx03-02-01)

摘要: 针对单一添加剂施用于堆肥中作用有限，且多种添加剂混合施用效果不明的问题，向猪粪堆肥中添加麦饭石，以及其与竹炭和高温好氧菌剂的不同联用处理；通过对理化性质以及门水平上微生物群落的测定，了解各添加剂处理对堆肥过程的改善效果，并用冗余分析探究了微生物群落变化与环境因子的多元关系。结果表明，添加麦饭石及其联用剂对理化性质的优化不明显，尤其未明显加快堆肥速率；在堆肥过程中，门水平上的4种优势菌落数量均发生了变化，pH是该堆肥化过程微生物改变的主要驱动因素；堆肥过程CO2、CH4、NH3及N2O的排放主要与厚壁菌门和拟杆菌门的菌落活动相关。该研究结果可为堆肥生产中添加剂的混合施用提供参考。

English Abstract

    全文HTML

  • 据统计，全国每年禽畜粪便量达40×108 t，而猪粪占比为36.71%[1]。为避免猪粪处理不当造成环境问题及危及人群健康，需要及时合理地对其进行处置[2]。堆肥被认为是低成本且危害小的禽畜粪便处理方式[3]，但堆肥化易产生氨气等气体对环境形成胁迫[4-5]，在一定程度上会限制好氧堆肥处理技术的发展。

    有研究表明，在堆肥过程中加入麦饭石等添加剂能够有效调控堆肥化过程。例如，LUO等[6]以10%的比例使用磷石膏作为添加剂，显著降低了猪粪堆肥过程中的NH3和CH4排放；添加双氰胺和10%的磷石膏则进一步减少了N2O的排放。YANG等[7]发现，磷石膏和超磷酸盐的加入大大减少了厨房垃圾堆肥过程中CH4和NH3排放量，但N2O的排放量有所增加。LIU等[8]将物料干质量7.5%的过磷酸钙加入到鸡粪、牛粪和麦秸混合物堆肥中，结果是添加过磷酸钙的处理组温室气体排放量相较于对照组有所上升。在实际生产应用中，施用单一添加剂作用有限，需施用多种添加剂对堆肥化过程进行调控。然而在一些研究中，添加剂的单一或混合施用在不同实验条件下表现作用相异，因此还需对堆肥过程添加剂的混用进行多尝试，以获得最优的堆肥效果。

    在本研究中，向猪粪堆肥中添加麦饭石，以及其与竹炭和高温好氧菌剂的不同联用处理，通过对理化性质以及门水平上微生物群落的测定，了解各添加剂处理对堆肥过程的改善效果，并探讨微生物群落变化与环境因子的多元关系。该研究结果可为堆肥生产中添加剂的混合施用提供参考。

1.   材料与方法

    1.1.   基本物料

  • 猪粪取自西北农林科技大学某生态实验农场；木屑收集自陕西杨凌某木材加工厂。加入木屑将堆肥混合物的体积湿度调整至约60%、碳氮比(C/N)至35、密度至0.5 kg·L−1。高温好氧微生物菌剂取自西安交通大学；竹炭为商用竹炭，颗粒直径为2~3 mm、比表面积为54.5 m2·g−1、总孔容为0.025 cm3·g−1；麦饭石含水率为0.05%、pH为9.76、有机物和总凯氏氮(TKN)含量为0 g·kg−1。堆肥原物料的理化性质见表1。

    • 1.2.   堆肥制作

  • 堆肥装置为实验室规模的玻璃瓶反应装置(高27.5 cm，直径17 cm)，按照添加剂混合施用方式分为5组：CK、CK+MS、CK+MS+BC、CK+MS+B、CK+MS+BC+B。分别对应：不施用任何添加剂的对照组、添加麦饭石处理组、添加麦饭石和竹炭处理组、添加麦饭石和菌剂处理组、添加麦饭石、竹炭及菌剂处理组。猪粪和木屑5∶1混合，以将混合物含水率调至60%左右。麦饭石以及竹炭以混合物干重5%进行添加并完全混合，混合物重量约3 kg。每个反应器设置3个孔，1个在瓶底，用于将空气泵入容器，其余2个在塑料盖上，1个用于空气流出，另1个用于温度测量，全过程每日都测量3次温度并取平均值，同时记录室温温度，所有处理重复3次。在堆肥过程中，通风条件设置为：通风量为0.35 m3·min−1，频率为每日2次，每次30 min，时间固定为9:00和15:00，堆肥过程持续36 d。在第1、3、5、7、9、12、16、25和36 d于12:00采集堆肥均质样品约160~200 g；所取样品分为2部分，1份保存在4 ℃中以备分析；另1份风干并通过0.1 mm的筛以备后续分析；并将第9 d和第36 d的新鲜样品冷冻以备测定。

    • 1.3.   采样测定

  • 每日采用水银温度计于堆体中部测温，同时测定环境温度。pH的测定取鲜样5 g按水样质量比10∶1振荡2 h后使用MP521 pH测定仪测定。TOC的测定采用马弗炉灼烧法(550 ℃)，称取5 g样品于坩埚中，放入500 ℃马弗炉中灼烧6 h称重。TN用凯氏定氮法测定。气体样品用1-LTedlar®PLV气体采样袋采集[9]，N2O、CO2和CH4的气体排放量采用气相色谱法 (Agilent 7890A, US)测定，NH3采用硼酸溶液中吸收，用1 mol·L−1 HCl溶液进行滴定。使用FastDNA土壤旋转试剂盒从堆肥样品中提取DNA (MP Biomedicals LLC, Ohio, USA)，按说明书要求提取DNA干样0.5 g。用分光光度计测定提取DNA的数量和质量 (Thermo Fisher Scientific Inc., Waltham, MA, USA)。提取的DNA用琼脂糖凝胶电泳进行大小分级，用细菌通用引物515f (5′-GTGCCAGCMGCCG CGGTAAT-3′)和806r (5′-GGACTACHVGG TWTCTAA-3′)扩增出细菌总16SrDNA基因，微生物样品均是送至专业商业实验室进行16S rDNA测定。

2.   结果与讨论

    2.1.   添加剂对堆肥过程温度的影响

  • 图1为各处理组温度的变化曲线。该温度曲线呈现出与众多堆肥过程相似的经典温度模式，即在堆肥开始0~8 d时间内5组堆体的温度均迅速上升并进入高温期(>50 ℃)，升温期堆体中含有微生物生长活动所必须的营养物质。其中，易降解的有机物被微生物代谢所利用，从而释放大量热量使得堆体温度快速上升[10]。8~15 d为堆体的高温期；15~30 d为降温期；30 d至堆肥结束为腐熟期，堆肥达到稳定。其中，在高温期内8~12 d时间段，各组温度有不同程度下降，同时室温也出现下降，而各组温度在12~15 d内又再次快速上升到65~70 ℃之间。用单因素方差法对8~12 d的各组温度进行分析，结果显示，与对照组相比，其余4个处理组的温度波动更大，即各添加剂处理均对该阶段堆体的温度变化产生了显著性影响(p<0.05)。有研究表明，可降解难易程度相异的有机碳的质量与酶促反应的自由能及其温度敏感性呈反相关[11-12]，因此施用麦饭石等添加剂对酶的环境温度敏感性产生了一定影响。此外，在高温阶段5组堆体的温度均高于55 ℃，并且在此高温段持续超过3 d，说明本实验得到了安全卫生的堆肥产品[13]。

    • 2.2.   添加剂对堆肥过程pH的影响

  • 图2为各处理组pH的变化曲线。各组pH变化均在7.5~9.5范围内，且趋势为在堆肥初期0~7 d内迅速上升至最高值(>9.0)；7~9 d内快速下降到8.0~8.5之间；9~16 d内再次上升到最高值；在16~25 d内经历1次微幅降低后升至最高值。

    本研究原物料及添加剂为碱性，且微生物在堆肥初期分解含氮有机物产生了大量的NH3造成此阶段的pH快速上升[14]。硝化菌的硝化作用产生了大量H+，且微生物对TOC和TN的连续降解生成碳酸盐及有机酸[14-15]，这2个原因造成了7~9 d内pH的降低。易分解有机物趋于枯竭造成微生物活动减弱，使得各组堆体氨挥发能力较弱形成了碳酸盐缓冲体系[16]，因此pH会再次上升并维持在稳定范围内。对5组pH进行单因素方差分析，结果显示，施加添加剂并未对堆肥过程中pH变化产生显著性影响(p>0.05)。此外，有研究[17]发现，微生物在酸性环境中活性降低并导致酸性气体的产生，本实验的pH均在碱性范围，因此各组都呈现出良好的堆肥化过程。

    • 2.3.   添加剂对堆肥过程TOC的影响

  • 图3为各处理组TOC的变化曲线。5组TOC值呈现出相同的变化趋势，即在堆肥初期0~10 d内TOC含量迅速下降，此后以缓慢速度继续下降至堆肥化结束。

    TOC损失主要是微生物利用有机碳作为能源，因此在整个堆肥过程中，TOC伴随微生物活动不断下降[18]。堆肥初期的微生物活动较强，后期由于有机物较少导致微生物活动强度较低，因此前期的下降速率更快。CK、CK+MS、CK+MS+BC、CK+MS+B、CK+MS+BC+B的降幅分别为21.88%、22.22%、22.94%、26.46%、29.84%，K+MS+B和CK+MS+BC+B的降幅明显更大，这表明好氧菌剂的加入提高了有机碳的降解速率及降解程度。此外，竹炭可以促进有机碳矿化并加剧TOC的还原，同时也增加了堆肥基质孔隙率，进而提高了微生物的活性[19]。因此，CK+MS+BC和CK+MS+BC+B组相较于对照组均表现出更好的降解能力。

    • 2.4.   添加剂对堆肥过程TKN的影响

  • 图4为各处理组TKN的变化曲线。5组TKN值在0~5 d内微幅下降；在5~16 d内再大幅度上升至最高值；最后保持稳定直至堆肥过程结束。硝化/反硝化作用受限于温度和pH条件[20]，因此较高的温度及高pH值造成了堆肥初期TKN值下降。此后，TKN值的增加可能是由于含氮有机物被微生物所降解、氨挥发减弱以及相关的浓度效应[21-22]。对第16 d以后的结果进行单因素方差分析，结果表明，不同处理对高温期以后的TKN变化产生了显著影响(p<0.05)。其中，CK+MS+BC+B、CK+MS+B的最高值分别为23.2 g·kg−1、24.9 g·kg−1，明显低于CK的最高值28.1 g·kg−1，这可能是由于菌剂为好氧菌剂增大了TKN的降解程度。成熟阶段堆体温度降低导致氨挥发减弱[20]，使得堆肥后期TKN值基本保持稳定。

    • 2.5.   添加剂对堆肥过程不同气体(NH3、N2O、CO2、CH4)排放的影响

  • 1)图5(a)为各处理组NH3排放的变化曲线。各组趋势类似，即在0~9 d内迅速上升并相继达到最高值，此后迅速下降，最后缓慢减少直至堆肥过程结束。这种变化趋势与温度变化趋势基本一致，表明温度是其主要影响因素，即微生物对含氮有机物的降解决定了NH3排放。

    对高温期的结果进行单因素方差分析，结果显示，施用添加剂对高温期NH3的排放产生了显著影响(p<0.05),4个含添加剂实验组的NH3最高排放值分别为28.7、48.8、55.7、48.5 mg·L−1，均低于对照组的排放峰值58.7 mg·L−1。这表明，麦饭石和竹炭的添加可以抑制NH3的排放，这是因为麦饭石中含有大量Ca2+与Mg2+等离子，与少量存在的NH4+-N结合使其更难向NH3-N转化[23]。此外，菌剂与麦饭石、竹炭在该堆肥体系中表现为拮抗关系，即添加该菌剂可以促进NH3的排放。

    2)图5(b)为各处理组N2O排放的变化曲线。在堆肥开始7 d内，5组值均小幅度下降；7~16 d内再次经历1次升降；第16 d开始逐渐上升直至堆肥结束。

    堆肥局部供氧不足而形成厌氧环境，不利于微生物将铵态氮转化为硝态氮的硝化作用，造成了初期N2O的下降。升温期硝化菌活动较强且猪粪内部有机物丰富，因此N2O排放加强，但高温(>40 ℃)会抑制硝化菌的硝化作用，因此N2O会下降[5]。在本实验中，高温期内各组均存在低水平的N2O排放，这不仅与堆体初始硝态氮浓度有关，还可能是堆体中存在其他氧化菌能够在高温条件下实现对铵的氧化[24]。据报道，堆肥后期的反硝化阶段对产生N2O贡献率更大[25]。本实验堆肥后期微生物反硝化作用加强导致各组排放均有上升，且相比于对照组更低，这表明添加麦饭石可以有效降低N2O排放。

    3) CO2对温室效应贡献率最大，其排放量远大于其他温室气体[26]。图5(c)为各处理组CO2排放的变化曲线。与温度变化趋势相似，CO2变化趋势较好地表征了堆体中微生物的活动强度。在高温期最高排放值在CK+MS+BC及CK+MS+BC+B中检测到，如前述，这是因为竹炭提高了微生物的活性[19]。

    4) CH4增温潜势是CO2的56倍[26]，亦是主要的温室气体。图5(d)为各处理组CH4排放的变化曲线。在0~5 d内，CH4排放量出现1次快速升降；从第7 d开始缓慢下降至0左右并维持该水平至堆肥结束。CH4排放主要集中在升温期和高温前期，这与向秋洁等[27]的研究结果相似。

    从图5(d)中看出，对照组排放量低于其余组，这表明施用麦饭石增强了CH4的释放。这与涂志能[28]的结果相异；并且有研究认为，甲烷氧化细菌的活性可能会因竹炭的加入而提高[29]，本实验中麦饭石与竹炭虽然都是多孔结构，但麦饭石与生物不相容，因此降低了甲烷氧化菌的活性。此外，CK+MS+BC堆体中检测出最高排放值，而CK+MS+BC+B和CK+MS+B的最高排放值均低于前者。这是因为，本实验用的高温好氧菌剂与产甲烷菌地位相当的优势菌，二者形成了竞争关系，从而导致了较低的CH4排放[30]。

    • 2.6.   添加剂对堆肥过程微生物群落的影响

  • 表2为样本Alpha多样性分析结果，图6为堆肥前后各组在门水平上微生物群落相对丰度条形图。表2中Chao1指数用来反映物种丰富度的指标，Shannon指数反映样品中微生物多样性，Coverage数值越高，则测序结果越能代表样本中微生物的真实情况。除CK+MS+BC、CK+MS+BC外，其余组的Chao1指数均下降，且在Shannon指数中，仅有CK+MS+BC+B、CK+MS+B两组增加。

    5种堆体中的优势菌落有4种：放线菌门、拟杆菌门、厚壁菌门以及变形菌门。厚壁菌门是堆肥过程含量最高的优势菌门，这可能是因为在堆体中混合的木屑含有大量木质素，这有利于厚壁菌门中的菌类生存繁殖[31]；而到堆肥末期，木质素以及C、N等基本营养元素消耗殆尽，其含量均明显降低，可以解释为堆体理化性质的变化趋势主要由厚壁菌门造成。同时，相较于对照组，各处理组厚壁菌门的变化量均明显更低，这表明麦饭石及其联用剂有可能增强了该菌门的活动能力。其余3种菌门在经历堆肥过程后含量均显示出上升。此外，各堆体门水平上群落数均表现出降低，且堆肥末期CK的群落数明显少于其余各处理，这可能是麦饭石及其联用剂有可能改善了菌落生存环境。例如，周楫等[32]发现，在污泥堆肥中添加竹炭可以使重金属有效态含量减少，钝化效果较好。而对于CK+MS+BC+B和CK+MS+B这2组来说，也可能是外源菌剂的引入与堆肥原有微生物形成竞争关系[33]，提高了后者的生存活动能力，这也解释了Shannon指数的变化；也有报道认为，竹炭是多孔且与生物相容的材料，因此可为微生物提供了生存繁殖场所[34]，这也解释了Chao1指数的变化。

    • 2.7.   微生物群落与环境因子及处理组别的多元关系

  • 微生物推动堆肥化过程持续进行，其变化受环境因素影响较大[35]，为了解本实验堆肥化过程的驱动因素，现对堆肥过程理化性质(包括温度、pH、TOC、TKN)、气体排放(包括NH3、N2O、CH4、CO2)以及微生物(门水平)3项进行冗余分析(RDA)。图7为堆肥过程各因素间的多元关系。蒙特卡洛检验结果表明，微生物群落与环境因子在第一排序和总排序轴均具有统计学意义。

    由图7可知，前2轴对微生物群落变化的解释度为97.26%。与第一排序轴相关性最高的因子，即引起微生物群落变化的显著因子有温度、pH、CO2、TKN及NH3(p<0.05)。其中，pH极为显著(p<0.01)，其对微生物群落变化的解释度为79.4%，即pH是堆肥过程主要的驱动因素，这与张立华[36]的研究结果类似。此外，TKN、pH、N2O的变化与温度、CO2等的变化呈反相关。5种堆体升温期与稳定期的微生物群落均分列第一排序轴左右两边，说明群落发生了明显变化。厚壁菌门是堆肥过程含量最高的优势菌门，其与pH的变化呈反相关，而与CH4的变化呈正相关，与温度、CO2和NH3的变化呈显著正相关(p<0.05)，可以认为CO2、CH4、NH3的排放及理化性质的变化趋势主要由厚壁菌门的活动造成。此外，拟杆菌门是堆肥末期含量明显上升的优势菌门，其在三序图中显示与N2O的夹角最小，即可以认为其活动与后期N2O的排放上升有关。

3.   结论

  • 1)麦饭石的单一添加或与其他添加剂混用对该堆肥化过程调控效果并不明显，未明显加快堆肥速率，但整体上气体排放均下降，并能够得到安全稳定的产物。菌剂与竹炭及麦饭石的联用在氨气排放方面表现出拮抗关系，添加剂混用需注意。

    2)该堆肥化过程中CO2、CH4、NH3排放及理化性质的变化趋势主要与厚壁菌门相关，而拟杆菌门与N2O的排放上升有关。pH是该过程的主要驱动因素，需要适当调整pH，以优化堆肥化过程。

    3)实验不足之处是未将微生物与环境因子的作用关系具体到属水平，不利于添加剂精确施用及调整。

参考文献 (36)

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