超高溫好氧發(fā)酵技術:堆肥快速腐熟與污染控制機制

余震,周順桂,2*

(1.廣東省生態(tài)環(huán)境技術研究所廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室,廣東 廣州 510650;2.福建農(nóng)林大學資源與環(huán)境學院/福建省土壤環(huán)境健康與調(diào)控重點實驗室,福建 福州 350002)

有機固體廢物既是環(huán)境中的主要污染源,也是巨大的生物質(zhì)資源庫。高溫堆肥(又稱好氧發(fā)酵)是實現(xiàn)有機廢物無害化處理與資源化利用的重要生物技術手段,其實質(zhì)是利用自然界廣泛存在的或經(jīng)過人工改造的微生物(包括細菌、真菌、放線菌等),在一定控制條件下使可被生物降解的有機質(zhì)向穩(wěn)定的腐殖質(zhì)轉(zhuǎn)化并生產(chǎn)出可供土地利用的有機肥或調(diào)理劑的過程[1-2]。當前,涉及高溫堆肥技術的研究很多,堆肥工藝和配套裝備發(fā)展較為完善,能被應用于城市污泥、畜禽糞便、生活垃圾、餐廚垃圾、農(nóng)林廢物及食品和制藥等工業(yè)廢渣的工程處理[2-6]。然而,普通高溫堆肥工藝固有缺點,如占地面積大、發(fā)酵周期長、堆肥過程二次污染嚴重、低品位堆肥產(chǎn)品出路受限等始終難以克服,這也極大限制該工藝進一步的廣泛應用[7-9]。

近幾年,超高溫堆肥(又稱超高溫好氧發(fā)酵)作為一種新穎的好氧發(fā)酵技術,被成功應用于城市污泥等有機廢物處理與資源化利用工程實踐中[8]。該工藝基于富含極端嗜熱微生物的超高溫好氧發(fā)酵菌劑,使堆肥溫度在不依賴于外加熱源前提下快速提高至80 ℃以上(最高溫度可達到100 ℃),這也是傳統(tǒng)高溫堆肥所不能達到的溫度[8-10]。相比于普通高溫堆肥,超高溫堆肥在促進有機物降解、加速堆肥腐熟進程、高效殺滅病蟲卵等有害物質(zhì)以及在堆肥過程二次污染控制等方面具有明顯優(yōu)勢[9]。為此,本文主要基于超高溫堆肥相關研究成果,對該技術發(fā)展歷程和核心技術特征進行梳理,重點對超高溫堆肥快速腐殖化機制以及溫室氣體減排、抗生素抗性基因消減、微塑料降解、重金屬鈍化等堆肥共性污染控制機制進行綜述,以期為該工藝大規(guī)模應用于有機廢物處理與資源化利用工程實踐提供理論支撐。

1 超高溫堆肥發(fā)展歷程及其核心技術特征

超高溫堆肥是在傳統(tǒng)高溫堆肥工程實踐的基礎上發(fā)展而來的好氧發(fā)酵技術,其基礎理論的研究工作才剛剛起步。2008年,Oshima等[11]率先發(fā)現(xiàn)在奶牛場養(yǎng)殖廢棄物堆肥過程中堆體最高溫度可超過90 ℃;同年,Kanazawa等[12]提出利用超高溫好氧堆肥菌(hyperthermophilic aerobic composting bacteria)發(fā)展太空循環(huán)農(nóng)業(yè)的構想。2016年,Tashiro等[10]發(fā)現(xiàn)超高溫堆肥條件(80～90 ℃)會導致城市污泥堆肥產(chǎn)物中形成獨特的細菌群落結(jié)構,但是該研究并沒有提及超高溫堆肥的技術原理和工藝特征,也未對超高溫堆肥過程中獨特嗜熱微生物群落結(jié)構的形成原因及其關鍵功能進行深入分析。

2017年,我們正式提出“超高溫堆肥(或稱超高溫好氧發(fā)酵)”的概念[8],即在不依賴外部加熱條件下,通過接種含有極端嗜熱微生物的堆肥菌劑使堆體溫度上升至80 ℃以上并持續(xù)5～7 d的好氧發(fā)酵過程;并對超高溫堆肥的技術原理、工藝特點及典型工程案例進行詳細介紹,率先在國內(nèi)開啟超高溫堆肥理論與應用研究新方向[8]。通過與工程規(guī)模的普通高溫堆肥過程進行對比研究,明確超高溫堆肥在加速有機物降解、促進堆肥快速腐熟、縮短發(fā)酵周期、有效殺滅病蟲卵和雜草籽等方面具有明顯的技術和經(jīng)濟優(yōu)勢。在此基礎上,提出將超高溫堆肥過程中堆體溫度≥80 ℃的階段定義為超高溫期(hyperthermophilic phase),以區(qū)別于傳統(tǒng)堆肥過程的高溫期(thermophilic phase,50～70 ℃)[9]。圖1呈現(xiàn)的是以城市污泥為主要原料的典型超高溫堆肥工藝,反映整個超高溫堆肥過程的溫度變化和微生物群落演替規(guī)律。

傳統(tǒng)堆肥理論認為:為了維持堆肥過程微生物活性,堆體最高溫度不應超過70 ℃,否則就應當通過翻堆或鼓風曝氣實現(xiàn)降溫[13-14]。然而,大量研究表明通過輔助加熱或者接種微生物菌劑提高堆肥溫度可以克服傳統(tǒng)好氧發(fā)酵的固有缺點。例如,Xiao等[7]提出了一種利用外源加熱方式維持堆肥全過程高溫(50 ℃)的工藝,可顯著加速有機物降解和促進堆肥腐熟;Zeng等[15]在農(nóng)業(yè)固體廢物堆肥不同階段接種白腐真菌,均能有效促進堆體升溫,從而加速堆肥腐殖化進程。超高溫堆肥工程實踐證明,極端嗜熱菌(65～80 ℃)在堆肥溫度超過80 ℃時仍具有較高活性,并通過群落演替“接棒”堆肥體系中的普通嗜熱菌從而完成堆肥化進程[9,16]。正是由于極端嗜熱菌的有效參與,超高溫堆肥工藝才能以高于普通堆肥20～30 ℃穩(wěn)定運行,并展現(xiàn)出明顯技術優(yōu)勢。由此可見,堆體溫度能夠達到80 ℃以上是超高溫堆肥的核心技術特征,也正是由于存在如此顯著的溫度變化,其腐殖化和二次污染控制過程才呈現(xiàn)出不同于傳統(tǒng)高溫堆肥的復雜性。

2 超高溫堆肥促進有機廢物快速腐殖化機制

2.1 超高溫堆肥的獨特微生物群落組成

堆肥過程中微生物分解有機物釋放熱量促進堆體溫度上升,溫度變化則又促使微生物群落組成發(fā)生劇烈演替[4]。在傳統(tǒng)堆肥高溫階段,占優(yōu)勢地位的微生物大多屬于厚壁菌門(Firmicutes)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、變形菌門(Proteobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)等,而在屬水平上,以Bacillus、Actinomyces等中等嗜熱細菌(45～55 ℃)為主[17-18]。與之相比,超高溫堆肥過程中微生物群落組成演替更為劇烈,特別在超高溫階段,微生物群落組成趨于單一,α-多樣性顯著降低[9-10]。Tashiro等[10]采用16S rRNA高通量測序技術調(diào)查城市污泥超高溫堆肥樣品中細菌群落組成,發(fā)現(xiàn)Firmicutes(74%)和Actinobacteria(25%)為絕對優(yōu)勢菌群,實際上普通高溫堆肥中的嗜熱微生物菌群也大多歸屬于這兩個門。薛兆駿等[19]針對超高溫堆肥嗜熱菌劑的微生物群落組成進行測序分析,也發(fā)現(xiàn)Firmicutes和Actinobacteria豐度極高,分別為70%和28%;而兩者在超高溫堆肥產(chǎn)物中的豐度分別為44%和56%。在屬水平上,超高溫堆肥中占優(yōu)勢地位的細菌主要有Saccharomonospora(28%)、Oceanobacillus(13%)、Thermobifida(13%)、Actinomadura(12%)、Bacillus(11%)和Geobacillus(6%)等。然而,這些優(yōu)勢細菌大部分并不屬于極端嗜熱菌,這可能也是上述研究中超高溫階段持續(xù)時間較短的原因。

基于高通量測序技術,本課題組詳細研究了城市污泥超高溫堆肥不同發(fā)酵階段微生物群落組成演替規(guī)律,發(fā)現(xiàn)在超高溫階段占優(yōu)勢的細菌除了Firmicutes(38%～47%)外,Thermi(36%～53%)細菌豐度最高,其中的棲熱菌屬(Thermus)為屬水平上的絕對優(yōu)勢種群[9]。目前,已報道的Thermus細菌最適生長溫度超過70 ℃,并且能夠大量產(chǎn)生具有極高熱穩(wěn)定性的水解酶和過氧化氫酶,催化堆肥中多種有機物降解[20-21]。進一步對超高溫堆肥過程中豐度占優(yōu)勢的微生物群落與堆肥理化性質(zhì)進行典型相關分析(CCA),發(fā)現(xiàn)超高溫階段的溫度與Thermus等細菌豐度呈顯著正相關,這就證實Thermus等極端嗜熱菌是導致堆體產(chǎn)生超高溫和促使堆肥快速腐熟的關鍵功能微生物[9]。此外,本課題組還利用富集培養(yǎng)技術從各種極端嗜熱環(huán)境中分離出大量(極端)嗜熱菌,包括Calditerricola、Anoxybacillus、Planifilum、Geobacillus、Compostibacillus和Bacillus等,并通過菌株復配、產(chǎn)酶能力測試、發(fā)酵條件優(yōu)化等系列程序開發(fā)出多種超高溫堆肥復合微生物菌劑[8]。盡管如此,對于超高溫堆肥復雜體系下多種(極端)嗜熱菌如何高效促進堆體升溫和加速堆肥腐殖化的協(xié)同機制仍不清楚,因此,需要利用各種不依賴于培養(yǎng)的基因組學、酶學等先進生物學技術開展深入研究。

2.2 超高溫好氧發(fā)酵促進堆肥快速腐殖化機制

腐殖化是指堆肥原料中各種有機物被降解轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的腐殖質(zhì)的過程,大體可分為2個階段:1)堆肥體系中易降解有機質(zhì)被微生物分解產(chǎn)生各種腐殖質(zhì)前體,如氨基酸、還原糖、多酚、多糖以及其他小分子有機酸等;2)不同腐殖質(zhì)前體通過聚合、氧化等一系列生化反應形成腐殖質(zhì),其中木質(zhì)素-蛋白、多酚途徑以及Maillard反應等腐殖質(zhì)合成途徑被研究者廣泛接受[22-25]。Wu等[22-23]研究指出腐殖質(zhì)前體的產(chǎn)生通常發(fā)生在堆肥過程的升溫和高溫階段,而腐殖質(zhì)形成主要發(fā)生在降溫和腐熟階段,而堆體中優(yōu)勢嗜熱微生物對腐殖質(zhì)前體的產(chǎn)生起決定性作用。正是因為腐殖質(zhì)前體的多樣性、腐殖質(zhì)合成途徑的不確定性以及堆肥高溫條件下微生物群落的劇烈演替,堆肥腐殖化機制一直存在爭議,但研究者普遍認可水溶性有機物(DOM)的分子結(jié)構和轉(zhuǎn)化規(guī)律可以真實反映堆肥腐殖化過程[26-27]。例如,He等[3]采用熒光光譜結(jié)合平行因子分析方法(EEM-PARAFAC)表征生活垃圾高溫堆肥過程中DOM結(jié)構變化規(guī)律,發(fā)現(xiàn)腐殖化程度增強與堆肥過程中蛋白類物質(zhì)逐漸減少、富里酸和腐殖酸類物質(zhì)明顯增多有關。

由于超高溫堆肥條件下嗜熱微生物酶活性顯著增強,各種有機物被快速降解,DOM轉(zhuǎn)化速率和堆肥腐殖化進程加快。劉曉明等[26]采用熒光光譜(EEM)等方法觀察到城市污泥超高溫堆肥過程中DOM組分發(fā)生顯著變化,蛋白類物質(zhì)在超高溫階段(0～5 d)幾乎完全被降解,而富里酸和腐殖酸類物質(zhì)開始逐漸產(chǎn)生,到23 d時堆肥達到腐熟。Yu等[28]利用傅里葉變換紅外光譜結(jié)合二維相關光譜分析(FTIR-2DCOS)對比研究超高溫堆肥和普通高溫堆肥過程中DOM的轉(zhuǎn)化規(guī)律,發(fā)現(xiàn)超高溫堆肥快速腐殖化過程與腐殖化前體多糖、羧酸以及酚類物質(zhì)的快速聚合有關。因此,進一步采用傅里葉變換離子回旋共振質(zhì)譜(FT-ICR MS)在分子水平上對超高溫堆肥快速腐殖化機制進行分析,結(jié)果顯示:堆肥原料中低O/C(<0.3)和高H/C(>1.5)組分在超高溫條件下被(極端)嗜熱微生物優(yōu)先降解,從而產(chǎn)生大量的微生物代謝產(chǎn)物(如木素酚、氨基糖、羧酸等),這些代謝產(chǎn)物大多作為腐殖質(zhì)前體被進一步轉(zhuǎn)化為難降解的腐殖質(zhì)物質(zhì)[29-30]。由此可見,(極端)嗜熱菌驅(qū)動有機質(zhì)快速降解和轉(zhuǎn)化,導致腐殖質(zhì)前體大量產(chǎn)生和累積,這是實現(xiàn)超高溫堆肥快速腐殖化的重要前提(圖2)。因此,在后續(xù)研究中進一步明確微生物群落組成與DOM分子結(jié)構間的內(nèi)在關系將有助于深入解析超高溫堆肥快速腐殖化機制。

3 超高溫堆肥促進污染物高效去除與控制機制

3.1 氧化亞氮(N2O)減排機制

有機廢物堆肥過程是全球溫室氣體排放的重要來源[31]。由于N2O單分子增溫潛勢為CO2的298倍,堆肥體系中因N2O排放導致的溫室效應已明顯超過CO2排放[32]。N2O產(chǎn)生和排放與堆肥氮循環(huán)過程密切相關:一方面微生物降解含氮有機物產(chǎn)生銨態(tài)氮,在氨氧化細菌或古菌作用下部分轉(zhuǎn)化為N2O;另一方面,N2O是反硝化過程中微生物氧化亞氮還原酶催化反應的終產(chǎn)物[33-35];因此,硝化和反硝化過程共同決定N2O產(chǎn)生量。堆肥溫度是影響微生物氮循環(huán)過程(包括硝化、反硝化和氨化作用)的關鍵因子,也顯著影響N2O的產(chǎn)生和排放。例如,Xu等[36]報道40 ℃以上的溫度就能對氨氧化細菌和反硝化細菌活性產(chǎn)生強烈抑制作用。本課題組以雞糞和谷殼等為原料開展超高溫堆肥試驗,結(jié)果表明超高溫堆肥相較于普通堆肥可減少N2O排放量達90%以上,其關鍵減排機制是由于超高溫條件顯著抑制氨單加氧酶(amoA)和氧化亞氮還原酶(norB)基因表達,而amoA和norB分別代表硝化和反硝化過程的關鍵功能基因(圖3)[33]?；谄钚《寺窂侥Ｐ?PL-SPM)分析,發(fā)現(xiàn)2種堆肥工藝中N2O排放機制存在顯著差異。溫度是超高溫堆肥過程中決定N2O排放量的關鍵因素,而理化參數(shù)和微生物量則共同影響普通堆肥過程中N2O的排放量[33]。

超高溫堆肥極端嗜熱條件除了對硝化和反硝化作用產(chǎn)生強烈抑制外,也能明顯減少堆肥過程中的氮素損失。例如,Huang等[37]采用基于外源加熱的超高溫預處理技術對豬糞和秸稈等堆肥原料進行處理(90 ℃水熱處理4 h),堆體溫度相比于對照(未經(jīng)水熱處理)顯著提高,微生物群落組成發(fā)生改變,并且脲酶、蛋白酶的活性以及氨化作用速率明顯降低,從而使堆肥過程中氮素損失明顯減少。Cui等[38]進一步研究發(fā)現(xiàn)超高溫堆肥可以促進含氮有機物縮合形成腐殖酸,減少堆肥過程的氮素損失?？傊?超高溫堆肥不僅通過抑制硝化和反硝化反應速率減排N2O,也能促使更多含氮有機組分轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)組分,提高堆肥產(chǎn)品氮含量。相比于普通高溫堆肥,超高溫堆肥工藝在減排N2O、減少氮素損失、提高堆肥品質(zhì)等方面更具優(yōu)勢。

3.2 抗生素抗性基因消減機制

抗生素濫用引起的抗生素殘留和抗性基因(ARG)污染問題已成為限制堆肥產(chǎn)品土地利用的重要因素[16]。有機廢物高溫堆肥被證明是去除堆肥產(chǎn)品抗生素殘留的有效手段[39-42]。Yu等[39]發(fā)現(xiàn)雞糞中殘留的四環(huán)素能在堆肥高溫條件下有效降解,提高溫度至70 ℃則可以在短時間內(nèi)徹底去除四環(huán)素。然而,普通高溫堆肥對ARG去除效果并不顯著。Liu等[40]調(diào)查指出藥品發(fā)酵殘渣中13種ARG和8種可動遺傳因子(MEG)的豐度在經(jīng)過高溫堆肥后并沒有明顯降低;Liao等[41]研究食品殘渣堆肥過程中ARG和MEG變化規(guī)律,發(fā)現(xiàn)兩者豐度隨堆肥微生物群落組成的變化均明顯升高。ARG在堆肥過程中難以被去除的原因通常為:1)由于MEG可以使ARG在不同細菌和潛在宿主之間發(fā)生水平基因轉(zhuǎn)移,ARG的豐度和多樣性隨細菌群落演替發(fā)生改變[42];2)普通高溫堆肥的溫度不足以有效殺滅ARG宿主細胞,如Bacillus,即便潛在宿主被殺死也可能難以使含ARG的DNA結(jié)構完全降解[43]。

各種改進的堆肥工藝常被應用于抗生素抗性基因的去除。Awasthi等[44]通過在畜禽糞便堆肥體系中添加高劑量(10%)石灰實現(xiàn)多種ARG的有效去除,其去除機制是高劑量石灰可以顯著降低ARG潛在宿主細菌相對豐度。我們還發(fā)現(xiàn)利用超高溫堆肥工藝可以顯著減少城市污泥中ARG和MEG豐度,其去除率相比于普通高溫堆肥分別提高89%和49%[16]。由于ARG潛在宿主細菌多屬于Firmicutes、Proteobacteria、Actinobacteria和Bacteroidetes,超高溫堆肥的極端嗜熱條件能夠顯著減少這些ARG宿主的豐度和多樣性。進一步的PL-SPM分析結(jié)果表明,超高溫堆肥過程中MEG減少也是導致ARG高效消減的關鍵因子[16]。Liao等[45]研究也證實超高溫堆肥條件持續(xù)6 d,即可去除生物制藥廢渣中的泰樂菌素抗生素、ARG和MEG,去除率分別為95%、76%和99%,其中,ARG消減的關鍵機制是其主要載體抗性質(zhì)粒的豐度被超高溫條件所抑制。與先前大多研究結(jié)果類似,高溫堆肥過程可以使ARG宿主細菌群落結(jié)構發(fā)生改變,但由于MEG的水平基因轉(zhuǎn)移效應,ARG豐度并不能顯著降低(圖4)。超高溫堆肥則以 80 ℃以上極端嗜熱條件“重塑”堆肥優(yōu)勢細菌(如Thermus、Planifilum等),顯著降低包括細菌(Bacillus、Bacteroides、Clostridium、Enterococcus)以及古菌(Methanobrevibacter)在內(nèi)的各種ARG潛在宿主以及抗性質(zhì)粒的豐度,同時通過減少MEG從而抑制ARG的水平基因轉(zhuǎn)移效應,最終實現(xiàn)ARG的高效消減。

3.3 微塑料降解機制

微塑料(MP)是全球生態(tài)系統(tǒng)中廣泛存在的一類新型污染物,一般是指顆粒尺寸小于5 mm的塑料碎片和顆粒[46-47]。最新研究表明,一個普通塑料茶包在95 ℃開水沖泡過程中可以釋放高達116億個微塑料顆粒。由于這些顆粒具有尺寸小、內(nèi)含毒性添加物以及能夠吸附污染物等特性,其造成的生態(tài)風險和對人類健康的威脅已經(jīng)引起社會廣泛關注[48]。城市污泥等有機固體廢物是環(huán)境中微塑料重要的“匯”,其中每千克干污泥能被檢測到的微塑料顆粒達7.4×104[49]。微生物降解是實現(xiàn)土壤、底泥、堆肥等環(huán)境中微塑料去除的主要途徑,尤其在高溫條件下,其生物降解速率得到顯著提高[50]。Chen等[49]通過對比分析城市污泥高溫堆肥和超高溫堆肥兩種工藝條件下微塑料的降解情況發(fā)現(xiàn),45 d高溫堆肥導致微塑料的降解率小于5%,而經(jīng)過相同周期的超高溫堆肥后,微塑料的降解率達44%。

3.4 重金屬鈍化機制

隨著堆肥有機質(zhì)大量礦化,相對濃縮效應導致堆肥中重金屬含量普遍升高,從而限制堆肥產(chǎn)品的后續(xù)土地利用[53]。實際上,重金屬污染風險取決于重金屬總量和有效態(tài)組分的分配系數(shù),而高溫堆肥腐殖化過程被證實可以減少有效態(tài)重金屬分配系數(shù),顯著降低重金屬遷移性和生物可利用性,從而實現(xiàn)重金屬鈍化[54]。目前,促進堆肥過程中重金屬鈍化機制較多,如腐殖酸絡合、生物炭等各種外源添加物吸附、微生物吸附和氧化、提高pH值促進重金屬穩(wěn)定等[55-58]。Zhou等[56]在豬糞堆肥中按一定比例添加生物炭和腐殖酸,使Cu、Pb和Cd的鈍化效率分別達到95%、66%和69%;Chen等[53]在農(nóng)業(yè)廢物和河道底泥共堆肥體系中添加Phanerochaetechrysosporium,60 d內(nèi)實現(xiàn)對Pb、Cd和Cu 3種重金屬的有效鈍化,其關鍵原因是由于接種微生物強化了堆肥有機物對重金屬生物可利用性的影響。

目前,高溫堆肥過程重金屬二次污染控制及相關機制的研究較多,而超高溫堆肥過程中關于重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的研究尚未見報道。本課題組基于污泥超高溫堆肥產(chǎn)品,采用熒光滴定法研究腐殖酸(HA)對重金屬Cu的吸附絡合性能及鈍化機制,結(jié)果表明由于超高溫堆肥產(chǎn)品中HA的碳含量高,且在腐殖化過程中產(chǎn)生大量富含羧基和酚羥基等結(jié)構組分,能夠與Cu(Ⅱ)發(fā)生強烈絡合作用[59]。進一步采用FTIR-2DCOS對超高溫堆肥HA與重金屬發(fā)生絡合反應時官能團的響應順序進行分析,發(fā)現(xiàn)HA中的羧基是實現(xiàn)對重金屬Cu(Ⅱ)高效鈍化的主要官能團[26,59]。Huang等[60]研究農(nóng)業(yè)廢物堆肥產(chǎn)品中的DOM組分與Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)的絡合效應,也獲得類似結(jié)果。由此可見,羧基等官能團的大量產(chǎn)生是導致超高溫堆肥產(chǎn)品HA具有更高效重金屬鈍化能力的原因(圖5),也是超高溫堆肥產(chǎn)品較普通堆肥產(chǎn)品和未經(jīng)堆肥腐熟的污泥更適合于重金屬污染土壤修復的原因。因此,我們也推測超高溫堆肥快速腐殖化過程將導致羧基等不飽和基團含量顯著增加,從而實現(xiàn)Cu和Cd等重金屬在堆肥過程中的原位鈍化,這一假設將在我們后續(xù)研究中得以驗證。

4 結(jié)論與展望

超高溫堆肥作為一種新發(fā)展的有機廢物資源化利用技術,由于其具有獨特嗜熱菌群,在加速堆肥腐殖化和提高堆肥產(chǎn)品質(zhì)量上,都呈現(xiàn)出優(yōu)于傳統(tǒng)高溫堆肥的技術特征?，F(xiàn)階段已明確的超高溫堆肥技術優(yōu)勢包括:1)促進腐殖質(zhì)前體大量產(chǎn)生,加快堆肥腐殖化進程;2)抑制硝化和反硝化反應速率,減少N2O排放和堆肥氮素損失;3)顯著影響堆肥細菌群落組成和多樣性,消減抗生素殘留及ARG和MEG等污染;4)增強生物氧化酶活性,加速微塑料等高分子有機污染物的降解;5)促進富含羧基等不飽和基團的富里酸和腐殖酸組分產(chǎn)生,提高堆肥產(chǎn)品的土地利用附加值。這些優(yōu)勢也充分表明提高堆肥溫度才是克服傳統(tǒng)高溫堆肥工藝固有缺點最為有效的手段。

盡管如此,針對超高溫堆肥理論的研究才剛剛起步,尤其在80 ℃以上的極端嗜熱條件下,微生物如何高效驅(qū)動有機物礦化、腐殖化以及介導污染物遷移轉(zhuǎn)化將面臨諸多挑戰(zhàn):1)由于培養(yǎng)條件和研究方法限制,超高溫堆肥體系中極端嗜熱微生物優(yōu)勢菌群和關鍵功能的研究有待突破;2)分析(極端)嗜熱微生物群落演替規(guī)律與DOM分子結(jié)構變化間的關系,是揭示超高溫堆肥快速腐殖化“黑箱模型”的重要前提;3)堆肥不同組分有機碳對溫度變化的響應存在顯著差異,研究超高溫堆肥過程中各種有機碳的周轉(zhuǎn)規(guī)律將有助于深入解析甲烷和CO2產(chǎn)生及腐殖質(zhì)形成關鍵機制;4)溫度作為影響超高溫堆肥氮素循環(huán)最為顯著的環(huán)境因子,基于堆肥溫度調(diào)控發(fā)展高效的N2O和NH3減排技術以及氮素損失控制技術應用前景廣闊。