SiO2納米顆粒對豬糞好氧堆肥過程中重金屬形態分布和細菌群落的影響

江海鴻,王小娟,谷 潔,宋籽霖,丁慶玲,魏淑梅,周志鵬,李悅瑄,魏 媛

(西北農林科技大學 資源環境學院,陜西楊凌 712100)

隨著畜禽養殖業逐步趨向于集約化、規模化和專業化的發展,從而產生了大量的畜禽糞便。據統計,中國每年畜禽糞便產生量高達38億 t,但綜合利用率卻不足60%[1]。重金屬銅和鋅由于具有預防動物疾病和促進動物生長的作用,常被用作飼料添加劑[2-3]。但這些重金屬不能被動物完全吸收利用且化學性質穩定,大部分未被利用的重金屬會隨糞便排出體外[4]。畜禽糞便中重金屬的殘留成為限制畜禽糞便回收利用的瓶頸。

好氧堆肥是常用的畜禽糞便無害化處理和資源化利用的方法之一,堆肥不會降低重金屬總量,有機肥的農業應用會導致重金屬在土壤中的積累。但是重金屬的環境特征,包括生物利用度、毒性和流動性是由重金屬的形態決定的。堆肥能通過調節重金屬在不同形態進行轉化從而降低重金屬的毒性[5]。堆肥的本質是通過微生物的作用將大分子有機物降解為腐殖質的過程。以往的研究表明,重金屬的鈍化效果與微生物活性密切相關。微生物可以通過生物吸附直接鈍化重金屬[6],或通過表達一系列的重金屬抗性蛋白(例如金屬結合蛋白、金屬氧化酶、金屬還原酶)來降低重金屬的有效性[7-8]。微生物還可以通過纖維素酶和木質素酶基因的表達來調節有機物的降解和腐殖質的生成,從而通過腐殖質與重金屬陽離子的絡合間接影響重金屬的生物有效性[9]。重金屬的生物有效性與微生物之間的關系常因物種不同而具有差異。例如,Cu和Zn的生物有效性分別與熱脫球菌(Deinococcus-Thermus)和變形菌(Proteobacteria)的豐度具有最高的相關性[10]。Hao等[11]將重金屬組分與細菌豐度之間做了Pearson相關性分析,結果表明Cu與更多的細菌顯著相關,而Zn與細菌的相關性較少。在堆肥過程中,溫度、pH、電導率(EC)、總碳和總氮可以調節微生物的活性,從而通過直接和間接作用進一步影響重金屬的生物有效性[10]。此外,理化性質對重金屬也具有鈍化作用。pH的增加能使酸溶性組分形成沉淀來降低重金屬的遷移率[12]。有機物與帶負電荷的重金屬界面結合形成穩定的配合物來影響重金屬組分的變化[13-14],特別是富含羧基和羥基的腐殖物質更易與金屬形成穩定的配合物[15]。

僅依靠堆肥降低重金屬的生物有效性是有限的,添加劑的使用能有效提高重金屬的鈍化效果。Awasthi等[16]的研究表明生物炭有效降低了污泥堆肥中重金屬Cu、Zn、Pb和Ni的生物有效性。其他添加劑包括石灰[17]、沸石[18]、麥飯石[19]和磷巖[20]都被用于堆肥以促進重金屬的可移動部分轉化為穩定部分。添加劑通過與重金屬離子直接結合,或通過調節碳、氮和磷轉化等過程,改善微生物群落結構,從而通過吸附、絡合/沉淀/離子交換和微生物富集/代謝機制降低重金屬的毒性。SiO2納米顆粒(SiO2NPs)是無污染的非金屬顆粒,具有較大的比表面積和穩定的化學性質,可從各種類型的農業廢物中合成[21],廣泛用于去除水和土壤中的重金屬[22-23]。因此,筆者推測在堆肥過程中加入SiO2NPs有助于重金屬生物利用度的降低。

本試驗以豬糞和小麥秸稈為堆肥原料,SiO2NPs為添加劑。(1)研究SiO2NPs對重金屬Cu和Zn形態分布的影響;(2)分析SiO2NPs對堆肥過程中細菌變化的影響;(3)研究細菌群落、環境因素與重金屬之間的相互作用。這些結果有助于了解堆肥過程中重金屬鈍化途徑的理論體系,提供一種利用SiO2NPs來降低堆肥過程中重金屬生物有效性的方法。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與設計

原料為豬糞和麥秸,豬糞采自楊凌某中型養殖場,小麥秸稈采自西北農林科技大學某試驗田。豬糞和小麥秸稈的基本性質見表1。SiO2NPs從北京德科島津納米科技有限公司購買,其平均粒徑為30 nm,比表面積為200 m2/g。

表1 堆肥材料的基本性質Table 1 Property of compost raw materials

堆肥試驗在密封反應器(有效容積為75 L)進行。為保證堆肥過程中氧含量充足,在整個堆肥過程中,堆肥底部以0.35 L/(h·kg)(干質量)的通風速率進行通風。將豬糞和秸稈混合,調節初始C/N比為30∶1,含水率約為60%。根據前人的研究和SiO2NPs的特性[24-25],按照濕質量向混合物中分別添加0、0.5 g/kg、1 g/kg和2 g/kg的SiO2NPs,記作CK、L、M和H。每個處理設置3個重復,堆肥過程共進行40 d。

1.2 樣品采集與制備

根據堆體溫度的變化,重復堆肥樣品分別在堆肥初期(第0天)、中溫期(第1天)、高溫期(第11天)、降溫期(第16天)和成熟期(第40天)進行采集。將重復樣品混合均勻后分為兩部分:一部分保存于4 ℃,用于理化分析;另一部分保存于-80 ℃,用于DNA提取和微生物測序。

1.3 分析方法

1.3.1 腐熟度指標的測定 每天測量堆芯和環境溫度。用pH計(PHS-3C,LeiCi,中國)測定pH。電導率用電導率儀(DDS-307 電導率儀)測定。使用元素分析儀(Vario Macro Cube,Elementar,德國)測定總碳和總氮含量。種子發芽指數(GI)的測定參照NY/T3442-2019標準進行,計算公式:

1.3.2 重金屬Cu、Zn總量和形態的測定 采用HNO3-HCl-HF-H2O2微波消解法測定堆肥樣品中重金屬Cu和Zn的總量。重金屬Cu和Zn的形態采用BCR連續提取法進行測定[26],包括可交換態(F1)、可還原態(F2)、可氧化態(F3)和殘渣態(F4)。使用火焰原子吸收光譜儀(PE 900F,美國)測定重金屬Cu和Zn總量及各形態的含量。

重金屬的生物利用度=可交換態重金屬含 量+可還原態重金屬含量

重金屬的鈍化率=(堆肥前重金屬的生物利用度-堆肥后重金屬的利用度)/堆肥前重金屬的生物利用度×100%

1.3.3 堆肥樣品DNA的提取及測序 根據制造商的說明,使用Fast DNA SPIN Kit for Soil (MP Biomedical, USA)提取堆肥樣品的DNA。提取的DNA在Illumina HiSeq平臺(上海,中國)上進行測序。采用引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT)擴增16S rRNA基因的V3～V4區域。QIIME(版本 1.9.1)和FLASH (版本1.2.1)用于原始序列的質量篩選。使用UPARSE(版本7.0.1090)在97%的序列相似性水平上檢測操作分類單元(OTU),使用RDP分類器對OTU進行分類。

1.4 數據統計及分析

采用SPSS 19.0對數據進行LSD差異性檢驗。采用Excel 2019對腐熟度指標和重金屬進行繪圖分析。使用Origin和HemI V 1.0繪制細菌豐度圖。使用R V 4.1.0對重金屬生物利用度與細菌之間的關系以及影響重金屬生物利用度的因素進行可視化分析。

2 結果與分析

2.1 SiO2NPs對腐熟度指標的影響

2.1.1 對溫度的影響 堆體溫度是整個堆肥過程的關鍵因素之一,也是表征堆肥過程中微生物活性和堆肥腐熟度的重要指標[27]。如圖1-a所示,在整個堆肥過程中,各處理的溫度均呈現出前期大幅度升高后期下降并趨于平緩的變化趨勢。CK、L、M和H處理分別在第4天、第4天、第2天和第1天進入高溫期(≥50 ℃),隨后溫度峰值分別達到60.04 ℃、63.52 ℃、70.03 ℃和 70.08 ℃,高溫維持時間分別為12 d、12 d、14 d和15 d,符合無害堆肥標準的要求(GB 7959-2012)。添加SiO2NPs縮短堆體進入高溫期的時間,提高堆體的最高溫度,延長高溫期,更有助于堆肥腐熟。之后隨著可生物降解有機物的分解,微生物活動逐漸減弱,堆體溫度逐漸降低直至趨于環境溫度水平。

圖1 堆肥過程中溫度、pH、電導率、總碳、總氮、C/N和發芽指數的變化Fig.1 Changes of temperature, pH, electrical conductivity, total carbon, total nitrogen, C/N, and germination index during composting

堆肥基質的鹽度用電導率(EC)表示,EC也反映了堆肥產品的植物毒性[31]。如圖1-c所示,4個處理的EC變化趨勢相似,堆肥初期由于有機質的降解導致EC急劇下降。隨著堆肥的進行,有機酸的溶解作用及氨氣以銨鹽形式存在等使電導率上升[32]。最終由于有機質含量降低和氨氣揮發導致電導率降低。堆肥后,各處理的EC較堆肥前顯著降低(P<0.05),分別為1.53、1.71、1.98和1.97 mS/cm,滿足有機肥標準規定的小于3 mS/cm,添加SiO2NPs顯著提高堆肥產品的EC(P<0.01)。

2.1.3 對總碳、總氮和C/N的影響 微生物通過分解堆肥材料獲得碳和氮等營養物質,以供給微生物的生長繁殖。碳和氮的含量是影響堆肥進程的主要指標之一,直接影響微生物活性[33]。從圖1-d可以看出,堆料中的總碳含量持續下降,表明堆料中可降解有機物質不斷被微生物消耗利用,碳素損失較快。在腐熟期,CK、L、M和H處理中的總碳含量由初始376.07 g/kg分別降至318.27、326.23、309.91和279.05 g/kg。M和H處理中碳素損失顯著高于CK處理(P< 0.01),這可能是因為M和H處理中的微生物生長導致有效碳分解更快。

堆料中的總氮含量持續增加(圖1-e),這可能是由于堆肥中固氮微生物的活性較高,固定了更多氮素[34]。此外,大量有機物以水蒸氣、CO2等形式逸出造成堆體質量下降,形成“濃縮現象”[35]。當干物質的“濃縮效應”大于氮素的礦化作用時,就會導致總氮含量的增加。王佳等[36]利用廚余垃圾堆肥得到了類似的結果。堆肥結束時,CK、L、M和H處理中的總氮含量由初始 12.89 g/kg分別增加到28.20、27.71、28.68和31.33 g/kg。H處理的總氮含量顯著高于CK處理(P<0.01),這可能是因為添加高劑量的SiO2NPs增強了氮素的固定從而減少了氨的劇烈揮發。

圖1-f顯示各處理在堆肥過程中C/N的變化。由圖可知,各處理的C/N在堆肥過程中呈現逐漸降低的變化趨勢,與于靜等[37]的研究結果一致,這是由于堆肥過程中微生物對有機碳的消耗速率大于有機氮。堆肥結束時,CK、L、M和H處理的C/N值分別為11.28、11.77、10.80和 8.91,已滿足堆肥腐熟要求(C/N<20)[38]。H處理的C/N下降幅度最大,且在堆肥的各個階段均顯著低于CK處理(P<0.01),表明高劑量的SiO2NPs促進了有機物的生物降解,有助于堆肥腐熟。

2.1.4 SiO2NPs對發芽指數(GI)的影響 GI廣泛用于評估堆肥的植物毒性和腐熟度。當GI>50%時,認為堆肥材料的毒性相對較低;當GI>80%時,認為堆肥已腐熟或對植物無毒性[39]。如圖1-g所示,4個處理的GI變化趨勢相同,都是隨著堆肥的進行呈現逐漸升高的趨勢。當堆肥結束時,CK、L、M和H處理的GI分別為134%、163%、182%和167%,表明添加SiO2NPs可以顯著提高GI(P<0.01),促進堆肥腐熟的程度。

2.2 SiO2NPs對重金屬的影響

2.2.1 SiO2NPs對重金屬總量的影響 對堆肥不同階段樣品中重金屬Cu和Zn的總量進行檢測(圖2-a)。4個處理Cu和Zn的總量隨著堆肥進程逐漸升高,這是由于礦化過程中有機物分解和揮發性物質損失,使得堆體變小,導致堆體中Cu和Zn被“濃縮”[5]。堆肥結束時,Cu的含量表現為CK處理(100.75 mg/kg)

圖2 堆肥過程中Cu、Zn總量(a)和形態分布(b、c)的變化以及堆肥后Cu、Zn在不同處理中的鈍化率(d、e)Fig.2 Changes of total amount (a) and speciation distribution (b, c) of Cu and Zn during composting, the passivation rate (d, e) of Cu and Zn under different treatments after composting

2.2.2 SiO2NPs對重金屬形態的影響 如圖2-b所示,在整個堆肥過程中,Cu的主要形態是可氧化態(F3)和殘渣態(F4)。堆肥前,Cu的4種形態分別占總量的14.97%、24.08%、38.03%和22.92%。隨著堆肥的進行,可交換態(F1)和可還原態(F2)的含量逐漸降低,最終F1在CK、L、M和H處理中降低為14.38%、10.20%、6.88%和5.08%,F2在CK、L、M和H處理中降低為 4.33%、3.43%、2.15%和1.21%。F3和F4的含量逐漸升高,在堆肥結束時分別增加為 56.58%～63.74%和24.71%～29.98%。這與劉秋萌[40]的研究結果類似,即鈍化劑處理后F3分配率最大。F1和F2被認為是生物有效組分,容易被微生物吸收和利用[41]。堆肥結束時,CK、L、M和H處理對Cu的生物有效組分的相對鈍化率分別為52.09%、65.10%、76.86%和 83.89%(圖2-d)。基于上述結果,表明添加SiO2NPs顯著提高Cu的鈍化率(P<0.01),且隨著劑量的增加鈍化效果越好。

F1和F2是堆肥過程中Zn的主要存在形態,二者之和的占比為48.51%～72.94%(圖2-c)。在堆肥原料中,Zn的F1是最重要的形態,占總量的44.69%。經過堆肥處理后,F1含量顯著降低,最終在CK、L、M和H處理中降低為 37.75%、30.34%、25.52%和17.94%。堆肥結束時,F3含量在CK、L、M和H處理中升高為11.86%、13.88%、18.38%和30.38%。從Zn的生物有效組分的相對鈍化率來看,H(27.93%)>M(9.55%)>L(6.62%)>CK(1.83%)(圖2-e)。這些結果表明,添加SiO2NPs能顯著降低Zn的生物有效組分(P<0.01),有利于Zn向著穩定態和生物有效性降低的方向轉變。

2.3 SiO2NPs對細菌群落結構的影響

在好氧堆肥過程中,有機物通過微生物分泌酶的作用而分解。桑基圖和熱圖共同說明在堆肥過程中細菌前35科的組成情況及相對豐度的變化(圖3)。厚壁菌門(Firmicutes)、放線菌門(Actinobacteriota)、變形菌門(Proteobacteria)和擬桿菌門(Bacteroidota)是優勢菌門,在堆肥過程中占細菌總數的63.44%～99.75%,這與胡婷[42]的結果一致。在前35科中,有25.71%屬于厚壁菌門,其次是細菌科屬于放線菌門和變形菌門的較多,均占22.86%。這幾個門的微生物在堆肥過程中對有機物的降解(包括碳水化合物和氨基酸)起主要作用[43]。

圖3 堆肥過程中細菌前35科的變化Fig.3 Change of top 35 bacterial family during composting

乳酸桿菌科(Lactobacillaceae)、鏈球菌科(Streptococcaceae)、棒狀桿菌科(Corynebacteriaceae)、葡萄球菌科(Planococcaceae)、梭菌科(Clostridiaceae)、消化鏈球菌科(Peptostreptococcaceae)和黃單胞菌科(Xanthomonadaceae)在堆肥原料中有較高的豐度(圖3)。隨著堆肥的進行,這些非嗜熱細菌科的相對豐度顯著降低。在堆肥的高溫期,桿菌科(Bacillaceae)、擬桿菌科(Paenibacillaceae)、Limnochordaceae、擬諾卡菌科(Nocardiopsaceae)、根瘤菌科(Rhizobiaceae)、黃單胞菌科(Xanthomonadaceae)、熱微生物科(Thermomicrobiaceae)、Sandaracinaceae成為優勢菌科,它們是嗜熱菌科[44],對有機物的分解起著主要的作用。這些細菌科在L、M和H處理中的總豐度分別比CK高9.18%、13.48%和 14.74%(P<0.01),SiO2NPs的添加促進這些嗜熱菌科豐度的增加。在添加SiO2NPs處理中,溫度始終高于CK,這歸因于這些嗜熱菌科的大量增殖,能夠充分利用復雜的有機物作為碳源從而分解有機物。Shannon、Simpson、Ace和Chao指數基于物種的豐富度和均勻度,用于反映物種多樣性,其中Shannon、Ace和Chao指數越大,代表物種的豐富度和多樣性越高,而Simpson指數相反。堆肥后細菌的Shannon、Ace和Chao指數分別顯著升高74.57%～94.67%、35.50%～ 61.18%和26.77%～64.79%,Simpson指數顯著降低74.81%～89.96%(表2),表明堆肥后細菌群落的多樣性和豐富度顯著增加,其中SiO2NPs處理的增幅最大,表明添加SiO2NPs有利于豐富堆肥過程中的細菌群落。

表2 細菌群落的多樣性Table 2 Diversity of bacterial community

2.4 細菌群落與重金屬生物有效性的關系

選取細菌前35科的相對豐度,分析其與Cu、Zn的可交換態(F1)和可還原態(F2)的關系,如圖4所示。Zn與細菌科的相關性最為顯著,共有27條正相關關系,其中Zn-F1主要與Proteobacteria正相關,Zn-F2主要與Actinobacteria正相關。然而,Cu的生物有效性與細菌科的相關性較少。Cu-F2與鏈球菌科(Streptococcaceae)、消化鏈球菌科(Peptostreptococcaceae)、梭菌科(Clostridiaceae)、乳酸桿菌科(Lactobacillaceae)、棒狀桿菌科(Corynebacteriaceae)和球菌科(Planococcaceae)呈正相關,Cu-F1僅與偽諾卡氏菌科(Pseudonocardiaceae)和貝耶林奇菌科(Beijerinckiaceae)正相關。微生物對重金屬的鈍化具有直接和間接的影響。例如,主要由肽聚糖和磷壁酸組成細胞壁的以厚壁菌門為代表的革蘭氏陽性細菌,它們的表面帶負電,可通過靜電吸附直接捕獲電子[45]。這可能是Cu-F2含量大幅度降低的主要原因。此外,厚壁菌門、變形菌門和擬桿菌門能將纖維素降解為負價脂肪酸,從而與重金屬陽離子結合形成穩定的化合物[10]。這些微生物會通過影響有機質的組成和官能團,從而通過絡合作用影響重金屬的生物有效性[46]。

圖4 重金屬生物有效組分與細菌(細菌前35科)之間的關系Fig.4 Relationship between bioavailable components of heavy metals and bacteria (top 35 bacterial family)

2.5 細菌群落和環境因素對重金屬鈍化途徑的交互作用

選取細菌科的相對豐度和幾個對細菌有顯著影響的環境因子構建Cu、Zn的可交換態和可還原態的偏最小二乘路徑模型(partial least squares-path model, PLS-PM)。Cu-F1主要受細菌(路徑系數b=0.82)和C/N(b=0.53)的直接影響(圖5-a),Cu-F2直接受電導率(b= -0.24)、細菌(b= -0.48)和C/N(b=0.50)的影響(圖5-b)。Hao等[11]研究表明,微生物多樣性的增加有助于重金屬在不同形態間進行轉化。具有銅抗性基因(例如copC)的微生物可以通過金屬結合蛋白的誘導反應和反饋表達影響Cu的生物有效性[47]。另外,微生物群落演替受環境因子包括pH和C/N的調控[48]。對于Zn而言,直接受到細菌(b=1.12)和溫度(b= -0.54)的影響,C/N對Zn具有間接影響(圖5-c和5-d)。細菌可能通過調控纖維素的降解影響腐殖質的形成及其與鋅的絡合作用。此外,堆肥過程中,有機質的降解以及pH的升高會促進鋅的吸附、沉淀和絡合[49],從而降低Zn的生物有效性。圖5反映出影響Cu的生物有效性的因子比Zn多,這可能解釋了在堆肥系統中Cu比Zn更容易鈍化。總體而言,細菌的直接作用和環境因子的直接/間接作用共同構成了鈍化重金屬的關鍵。

*在0.05水平上顯著,**在0.01水平上顯著

3 結 論

(1)添加SiO2NPs提高了堆體溫度,延長了堆肥的高溫期。pH在堆肥后顯著升高(P< 0.05),而電導率和C/N顯著降低(P<0.05)。GI由堆肥前的50%升高到堆肥后的163%～182%。

(2)添加SiO2NPs有利于重金屬組分由生物可利用形態(可交換態和可還原態)向穩定形態(可氧化態和殘渣態)轉化,Cu和Zn的鈍化效率可分別達到65.10%～83.89%和6.62%～ 27.93%,顯著高于CK處理,分別為52.09%和 1.83%(P<0.01)。

(3)添加SiO2NPs增加了嗜熱菌科的豐度,提高了堆肥中總細菌的多樣性和豐富度。

(4)與Cu相關的優勢細菌門為厚壁菌門(Firmicutes),與Zn相關的被鑒定為變形菌門(Proteobacteria)和放線菌門(Actinobacteria)。

(5)PLS-PM分析表明Cu的生物利用度受環境因素(C/N和電導率)和細菌的交互作用,而Zn受細菌和溫度的直接影響。