農林廢棄物對廚余垃圾堆肥腐殖化的影響與微生物驅動機制

施 童，陳 杰，亓傳仁，李國學，羅文海，徐志程※

（1.中國農業大學資源環境學院，農田土壤污染防控與修復北京市重點實驗室，北京 100193；2.農業農村部資源循環利用技術與模式重點實驗室，北京 100125）

0 引言

隨著中國經濟不斷發展以及人民生活水平持續提高，生活垃圾的產生量與日俱增。已有統計表明，2021 年生活垃圾的產生量已達27 119 萬t，并且隨著全國各地垃圾分類政策的有效落實，生活垃圾的整體處理率已達99.88%。在分類政策實施后，廚余垃圾這一生活垃圾重要組成主體的雜質含量顯著降低，提高了其資源化利用潛力，但整體的資源化利用率仍然較低。目前，廚余垃圾的資源化處理技術主要包括好氧堆肥和厭氧發酵。其中，好氧堆肥因其具有運行操作簡單、過程易于控制，并且能夠產生有機肥等優勢，已成為廚余垃圾的常用處理方式之一。然而，分類后的廚余垃圾有機質含量、含水率及體系致密度均顯著提升，導致其在堆肥過程中存在啟動升溫難、滲濾液產量大、惡臭氣體排放嚴重、產物腐熟度低等問題，從而易造成更為嚴重的二次環境污染問題[1]。

為解決廚余垃圾堆肥的瓶頸問題，常采用物料復配、工藝參數調控以及功能材料介導等策略，改善堆肥過程的物料理化特性，實現養分固持和腐熟度提升。其中，將高碳源農林廢棄物作為輔料進行堆肥性能改善的效果已得到有效證實，并已廣泛應用于實際生產中。目前，常用的堆肥輔料包括玉米秸稈、菌糠、園林廢棄物、果蔬廢棄物等[2-3]。通過輔料添加，能夠有效彌補廚余垃圾含水率高、孔隙度差、碳氮比低等缺點，為好氧微生物生長代謝活動提供良好環境，促進有機質和養分的降解轉化。例如，歐蓓等[4]研究發現，在廚余垃圾堆肥過程中添加秸稈，能在高溫期有效促進芽孢桿菌（Bacillus）等好氧微生物的生長繁殖，促進有機質降解和堆體升溫。此外，農林輔料富含木質纖維素和腐殖質前驅物（例如多酚），能夠在堆肥過程中轉化為穩定的腐殖質，提高產品腐熟度[3,5]。魏自民等[6]分別以果蔬、雞糞和秸稈為原料開展好氧堆肥試驗，研究發現，木質纖維素含量高的物料更有利于腐殖酸（humic acid，HA）合成，堆肥產品腐熟度更高。此外，不同高碳源農林輔料的孔隙度、碳氮比等理化特性也會顯著改變好氧堆肥物料理化特性和微生物演替和功能特征，進而影響發酵性能[7]。然而，目前針對不同農林廢棄物作為輔料對廚余垃圾堆肥過程腐殖化的影響及其響應的微生物驅動機制仍不清楚。

隨著分子生物學的不斷發展與普及，擴增子測序技術已逐漸應用于堆肥領域中，用于分析堆肥過程中微生物群落的組成及演替情況，揭示相關指標變化的潛在原因，從而為提升堆肥性能提供理論依據。此外，為進一步利用擴增子測序數據分析菌群潛在功能，近年來開發了諸多微生物功能預測工具，例如整合已發表可培養菌文獻的原核生物功能數據庫Functional Annotation of Prokaryotic Taxa（FAPROTAX）和 Phylogenetic Investigation of Communities by Reconstruction of Unobserved States（PICRUSt）[8-10]。其中，FAPROTAX能夠基于16S 測序序列，注釋碳氮硫等常見元素的生物地球化學循環功能，已逐漸應用于堆肥領域，用于進一步揭示堆肥腐殖化和污染氣體產排的微生物功能機制。

因此，本研究旨在對比評價玉米秸稈、園林廢棄物和西瓜秧三種常見的高碳源農林廢棄物作為輔料對廚余垃圾堆肥過程有機質腐殖化調控的作用與微生物驅動機制。通過測定有機質組分、腐殖質及其前驅物等指標，研究不同輔料對堆肥腐殖化的影響；在此基礎上，利用FAPROTAX 和16S rRNA 高通量測序技術，解析堆肥過程微生物群落結構與功能演替，并最終篩選能夠有效提升廚余垃圾堆肥腐殖化的輔料類型。本研究結果將對選取適宜的輔料強化廚余垃圾堆肥產品品質提供理論指導和技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗以廚余垃圾作為堆肥主料，選用園林廢棄物、玉米秸稈和西瓜秧3 種北京地區常見的農林廢棄物分別作為輔料[11]，進行協同好氧堆肥研究。其中園林廢棄物主要由城市綠化過程中產生的園林剪枝構成。廚余垃圾取自北京某垃圾集中處理中心，玉米秸稈、園林廢棄物和西瓜秧取分別取自北京市某農場、某園林綠化公司及周邊農田。廚余垃圾由28.9%蔬菜、18.7%水果、38.0%餐廚、3.0%骨頭、1.4%樹葉和10.0%塑料等其他垃圾（濕質量）組成。堆肥前，去除骨頭、紙屑及塑料等不可降解垃圾。園林廢棄物、玉米秸稈和西瓜秧在試驗前風干并粉碎至粒徑為2～5 cm。堆肥物料的初始理化特性如表1 所示。

表1 堆肥物料基本理化性質Table 1 Physicochemical properties of composting materials

1.2 試驗裝置

試驗設備采用實驗室密閉堆肥發酵罐，有效容積為120 L。發酵罐配備可移動蓋，蓋子設置兩個孔洞，用于氣體采集和插入桿狀溫度傳感器。發酵罐底部設置有一個進氣口和一個帶閥門的滲濾液出口。進氣口與氣泵相連，維持氣體穩定供應。距發酵罐底部5 cm 處配置多孔鋼板（孔徑3 mm），同時用于支撐物料和保證均勻通風。

1.3 試驗設計

本研究共設置4 個處理，以不添加輔料為對照處理（記為CK），其他3 個處理以廚余垃圾作為主料，分別添加園林廢棄物、西瓜秧、玉米秸稈作為輔料進行堆肥試驗，分別記為GW、WS 和CS。根據前期研究結果[5]，廚余垃圾和輔料的添加比例設置為17:3（基于濕質量），通風速率為0.36 L/(kg · min)，過程采用連續通風。本研究堆肥周期設置為16 d，主要模擬反應器堆肥實際工程運行的一次快速發酵，即溫度降低至室溫停止。試驗過程中每天記錄堆體溫度，分別在堆肥第0、4、8、12、16 d 進行人工翻堆，采用多點取樣法在物料混合后取約500 g 固體樣品。樣品分為3 份，其中一份樣品使用烘箱在105 ℃條件下烘干，測定物料含水率；一份儲存在-20 ℃冰箱中，用于測定物料基本理化指標和微生物指標；另一份自然風干，經粉碎后測定油脂、蛋白質、木質素、總碳（TC）、碳氮比（C/N）和腐殖質等指標。

1.4 測定方法

1.4.1 理化指標

堆肥溫度采用長桿狀溫度計，每 d 早中晚共測定3 次；氧氣濃度采用便攜式沼氣分析儀（Biogas 5 000，Geotech，英國）測定。含水率使用烘箱在105 ℃條件下烘干至恒質量后測定。C/N 和TC 利用元素分析儀（vario MACRO cube，德國）進行測定。

pH 值、電導率（electrical conductivity，EC）、種子發芽指數（germination index，GI）值測定：將堆肥樣品和蒸餾水以1:10（質量體積比）的質量和體積比進行混合，恒溫搖床振蕩30 min 后，用定量濾紙過濾，取上清液，提取固體樣品的水浸提液作為待測液。其中pH值和EC 值分別采用PHSJ-4F 型實驗室pH 計（雷磁，中國）和DDSJ-318T 型電導率儀（雷磁，中國）測定。GI 測定參照《有機肥料：NY/T 525—2021》標準，在墊有濾紙的培養皿中加入5 mL 浸提液，均勻放入10 粒蘿卜種子，蓋上皿蓋。每個樣品設置4 個重復，對照為蒸餾水；在25 ℃的培養箱中避光培養48 h，測量根長和統計發芽率，通過以下公式計算：

1.4.2 有機質組分

纖維素、半纖維素、木質素使用纖維分析儀（ANKOM220，美國）通過范式纖維測定法測定，稱取（5±0.01）g 樣品，加入酸性洗滌劑1 000 mL 后煮沸1 h，坩堝過濾后用300 mL 90 ℃熱水洗滌多次，再用丙酮洗滌2～3 次至濾液無色；于105 ℃烘箱中烘5 h，冷卻后稱質量并計算。

油脂采用乙醚索氏提取法測定[12]，取（2±0.01）g混勻后的試樣，加入石英砂約20 g，于沸水浴上蒸干，再在（100±5）℃干燥30 min，后全部移入濾紙筒內。將濾紙筒放入索氏抽提器的抽提筒內不斷回流抽提。水浴蒸干接收瓶后再干燥冷卻、稱量，重復以上操作到恒質量為止（誤差≤2 mg）。

粗蛋白采用凱式定氮法測定，稱取（2±0.01）g 充分混勻的固體試樣，加入硫酸銅0.4 g、硫酸鉀6 g 及硫酸20 mL 于消化爐進行消化；消化爐溫度達到420 ℃后，繼續消化1 h，此時消化管中的液體呈綠色透明狀,取出后冷卻，再加入水50 mL，于自動凱氏定氮儀（Kjeltec 8400，瑞典）上蒸餾、自動加液、滴定和記錄滴定數據。

揮發性固體（volatile solids，VS）測定采用灼燒法，將稱取的樣品在馬弗爐（550）℃中灼燒至恒質量，根據張黎陽[13]的方法計算。

1.4.3 腐殖質前驅物

參考堆肥腐殖化機制解析的相關研究，確定如下腐殖質前驅物測定方法[14-15]。多酚采用福林酚比色法測定[16]，取0.5 mL 制備好的乙醇粗提液于50 mL 容量瓶中，加入9.5 mL 蒸餾水，搖勻后加入0.5 mL 福林試劑，混勻后加入20%的Na2CO3溶液1.5 mL，充分混合后定容，在30 ℃避光的條件下放置0.5 h，空白對照為未添加沒食子酸標準溶液，測定吸光值采用紫外可見分光光度儀（華辰，中國），在760 nm 下測定，每個樣品平行測定3 次。

氨基酸采用茚三酮比色法測定[17]，先取1 mL 樣品液，再加入1 mL pH 值為5.4，2 mol/L 醋酸緩沖液和1 mL 茚三酮顯色液，混勻后于100 ℃沸水中加熱15 min，后用自來水冷卻。放置5 min 后，加入3 mL 60%乙醇稀釋，搖勻后，吸光值測定采用紫外可見分光光度儀，在570 nm 下測定（生成的顏色在60 min 內穩定）。氨基酸含量與標準曲線對照后確定。還原糖使用3,5-二硝基水楊酸（dinitrosalicylic acid，DNS）比色法測定[18]，吸取5.0 mL 堿性酒石酸銅甲液和5.0 mL 堿性酒石酸銅乙液，置于150 mL 錐形瓶中，加水10 mL，加入玻璃珠，從滴定管滴加比預測體積少1 mL 的試樣溶液至錐形瓶中，在2 min 內加熱至沸騰，保持沸騰繼續以2 s/滴的速度滴定，終點為藍色剛好褪去，記錄消耗樣液的體積。

還原糖含量根據標準曲線計算得出。可溶性多糖采用紫外可見分光光度儀，通過蒽酮比色法分析，準確稱取（2±0.01）g 樣品用乙醇沉淀多糖，然后用熱水分次溶解沉淀并稀釋定容至250 mL，隨后過濾，得到待測液；制備葡萄糖標準曲線，在620 nm 波長下，測定吸光度，再繪制標準曲線，并測定待測液吸光度，從而求得樣品中可溶性多糖含量。

1.4.4 腐殖質組成

腐殖質（humus，HS）、腐殖酸（humic acid，HA）、富里酸（fulvic acid，FA）和胡富比（humic acid/fulvic acid，HA/FA）：取1 g 風干樣品溶解于20 mL 提取液（0.1 mol/L 氫氧化鈉與0.1 mol/L 焦磷酸鈉（體積比1∶1）），于室溫條件下振蕩30 min 后離心（4 000 r/min，15 min），用0.45 μm 濾膜過濾上清液（保證上清液清亮）。濾渣重復3 次上述操作（至浸提液近乎無色），混合4 次濾液后得到的即為HS 溶液。吸取20 mL HS 溶液，用6 mol/L 鹽酸溶液酸化至pH 值為1，充分攪拌后靜置12 h，次日在4 000 r/min 條件下離心10 min，FA 為所得上清液，HA 為沉淀。所得沉淀用0.1 mol/L NaOH溶解后得到HA 溶液，HS、FA 和HA 含量均采用總有機碳（total organic carbon，TOC）分析儀（SHIMADZU，日本島津公司）測定TOC 進行表征[19]。HA/FA 為測得的HA 含量與FA 含量之比。

1.4.5 微生物指標測定

本研究委托深圳微科盟科技集團有限公司進行16S rRNA 高通量測序。首先，使用FastDNA SPIN Kit for Soil DNA 抽提試劑盒（MP Biomedicals,USA）從樣品中提取基因組DNA。提取DNA 的質量和濃度使用瓊脂糖凝膠電泳和Nanodrop-2000 光譜儀（NanoDrop technology,Wilmington,USA）確定。使用細菌通用聚合酶鏈反應（PCR）引物515F（5′-GTGYCAGCMGCCGCGGTAA-3′）和806R（5′-GGACTACNVGGGTWTCTAAT-3′）對細菌的16S rRNA 基因進行PCR 擴增，然后在Illumina MiSeq 平臺上測序。使用QIIME2 管道對原始測序數據進行處理和分析，以獲得擴增子序列變異體（ASV）的特征表[20]，然后將其與預先訓練的GREENGENES 13_8數據庫對齊，以獲得基于99%相似性水平的分類表[21]。然后使用QIIME2 特征表插件過濾被污染的線粒體和葉綠體序列；隨后使用QIIME2 中的核心多樣性插件計算多樣性指標。此外，使用FAPROTAX 數據庫對微生物群落功能進行預測，并將與C 循環和有機質降解相關的細菌功能進行提取分析。

1.4.6 數據分析方法

網絡分析采用Cytoscape（3.9.1）中的“CoNet”應用程序，構建腐殖化與優勢菌群之間的相關性，兩個節點之間的Spearman 相關系數設置為r＞0.7（P＜0.05），得到原始網絡分析數據，利用Gephi 0.9.2 進行網絡分析。其余數據圖均使用Origin 2022 繪制。

2 結果與分析

2.1 堆肥過程基本理化特性變化

在堆肥過程中，添加輔料的CS、GW 和WS 處理具有相似的溫度變化趨勢，均經歷了升溫期、高溫期、降溫期和腐熟期（圖1a）。相比之下，純廚余垃圾的CK處理在堆肥過程中未出現顯著升溫，主要是由于廚余垃圾較高的含水率和致密度，導致氧氣難以在堆體內有效擴散，并且廚余垃圾也具有較高濃度的油脂和鹽分，從而難以滿足好氧微生物生存活動的基本條件[22]。隨著有機質的不斷降解，添加輔料的處理在堆肥第3 天即達到55 ℃以上，進入高溫期，并在第9 天達到峰值溫度（＞ 75 ℃），隨后逐漸降低。值得注意的是，添加輔料的處理在第4 和第8 天的溫度出現明顯上升，可能是由于翻堆緩解了堆體異質性，并重新混勻了功能微生物，從而促進了有機物的進一步降解[23]。堆肥10 d 后，溫度逐漸下降，且翻堆后也未有顯著的溫度上升，表明易降解有機質基本降解完全，堆肥已進入降溫腐熟期。相較于園林廢棄物和西瓜秧，添加玉米秸稈能夠更有效地促進堆體升溫，在第9 天可達78 ℃以上，且持續了更長時間高溫期。這可能是由于玉米秸稈較好的持水性和孔隙結構，改善了堆體通風條件，優化了好氧微生物生境，從而加速了微生物對有機物的降解作用[24]。而由于園林廢棄物中木質素含量較高，導致GW 處理升溫效果相對較差。相比之下，由于西瓜秧富含蛋白質等易降解有機物，使得WS 處理在前4 d 升溫最快；但隨著易降解組分在堆肥前8 d 被快速降解，使得WS 處理的溫度逐漸低于其他處理。O2與好氧微生物的代謝活性相關[25]，由于堆肥過程有機物生物降解需要利用O2作為終端電子受體，因此各處理的O2含量與溫度變化呈現相反趨勢（圖1b）。相較于GW 和WS 處理，CS 處理在堆肥的第12～16 d O2含量相對較低，進一步證實了玉米秸稈添加有助于促進堆肥過程有機質降解，從而延長堆肥高溫期。

圖1 堆肥過程基本理化性質變化Fig.1 Changes of basic physiochemical characteristics during composting

除CK 處理外，其他處理的堆體pH 值在堆肥第一周均呈現顯著上升趨勢，隨后逐漸趨于穩定（圖1c）。初始階段pH 值的升高主要是由于隨著堆肥溫度升高，部分有機酸逐漸揮發或被體系中產生的NH3中和[26]。值得注意的是，WS 處理的pH 值在堆肥前4 d 迅速升至8.0以上，而CS 和GW 處理的pH 變化并不顯著，可能是由于西瓜秧中含有更多易降解有機氮（表1），能夠促進NH3產生，從而加速了有機酸的中和。EC 值是影響植物生長的重要因素之一[27]，與pH 值不同，所有添加輔料處理的基質EC 值在堆肥過程中波動下降（圖1d），主要是由于NH4+等無機離子以氣體形式散逸及有機酸、還原糖等小分子物質逐漸合成為大分子腐殖質[28]。由于玉米秸稈良好的物理空間結構，為微生物的生長繁殖提供了良好的環境[29]，同時促進了小分子物質的固持，所以CS 處理的EC 值較其他處理下降更為迅速。到堆肥結束時，添加輔料處理的最終pH 和EC 均值符合有機肥料標準（NY 525-2021）。

在堆肥過程中，隨著有機物的降解，添加輔料的處理TC 含量總體呈下降趨勢（圖1e）。然而，CK 處理的TC 含量在整個堆肥過程變化并不顯著，主要是由于純廚余垃圾堆肥過程中，堆體結構致密，微生物難以存活，從而限制了有機碳降解礦化。相比之下，CS 處理的TC 含量在堆肥前4 d 顯著下降，可能是由于玉米秸稈較好的孔隙結構和較大的比表面積，能夠通過調節堆體的自由空域，促進氧氣擴散，從而加強微生物生長繁殖，推動有機質分解[29]。然而，隨著堆肥進行，CS 處理的TC 含量逐漸升高，并在堆肥結束時高于其他處理。這可能是因為添加玉米秸稈更有利于廚余垃圾堆肥過程多糖等小分子物質聚合形成腐殖質，從而促進碳素固持[30]。

添加輔料各處理的GI 值均不斷上升（圖1f），在堆肥結束時達到80%以上，表明堆肥已達到腐熟標準（NY 525-2021）。相比之下，由于CK 處理中有機質降解緩慢，且存在大量有機酸，從而限制了種子萌發[31]，導致GI 值始終低于5%。相較于其他添加輔料處理，CS處理在堆肥結束時具有較高的GI 值（139%），可能是由于玉米秸稈添加促進腐殖質前驅物固定為腐殖質，提高了堆肥腐熟度[32]。

2.2 有機組分含量變化

相較于純廚余垃圾，添加不同輔料均能促進廚余垃圾堆肥過程的有機質降解轉化。在整個堆肥過程中，CS、GW 和WS 處理的粗蛋白、油脂、半纖維素和纖維素含量總體呈現下降趨勢。并且在堆肥前8 d 下降最為明顯（圖2a～2d）。這可能是因為粗蛋白、油脂、半纖維素和纖維素具有易降解特性，因此在堆肥升溫期和高溫期能夠被微生物優先利用降解[33]。相比之下，由于木質素結構復雜，不利于微生物利用，導致其降解主要出現在高溫期和降溫期（第4～16 天）（圖2e）。其中，WS處理在堆肥前8 d，粗蛋白含量下降速度較CS、GW 處理更快，可能是因為西瓜秧中存在更多易降解物質（如蛋白質和淀粉），能夠更有效地被微生物作為碳源使用，從而也使其升溫速度相對較快[34]。然而，相較于WS 處理，CS 和GW 處理中木質纖維素含量的下降速率更高，特別是CS 處理尤為顯著，可能是由于秸稈中的木質纖維素含量較高且比表面積較大，提高了微生物利用的可及性，有利于后續的腐殖化過程[35]。

圖2 廚余垃圾堆肥過程有機組分含量變化Fig.2 Changes in organic components content during kitchen waste composting

在堆肥過程中，隨著蛋白質、油脂及木質纖維素的降解，堆肥物料的VS 整體呈現下降趨勢（圖2f）。相比于其他兩種處理，GW 處理的VS 降幅相對較小，主要是因為園林廢棄物的結構更穩定且含有較高木質素，不利于微生物降解[36]。相較之下，添加玉米秸稈的CS處理中有效碳源更多，使得堆肥過程VS 的降解更快。

2.3 堆肥過程腐殖化變化

相關研究表明，堆肥過程中有機質的降解將產生氨基酸、多酚、可溶性多糖和還原糖等中間產物，與腐殖質的形成緊密相關[37]。因此，本研究在分析有機質降解的基礎上，進一步探討了在廚余垃圾堆肥過程中典型腐殖質前驅物以及腐殖質的產生和轉化。

添加輔料處理的腐殖質前驅物含量均呈現在堆肥高溫期升高隨后逐漸降低的變化趨勢（圖3a～3d），而純廚余垃圾堆肥的腐殖質前驅物含量在整個周期中并沒有發生顯著變化。其中，氨基酸的變化主要是由于廚余垃圾中蛋白質在高溫期被微生物迅速分解形成了氨基酸類小分子物質[6]，隨著堆肥進行，體系中蛋白質被消耗殆盡，并且微生物腐殖化作用逐漸增強，氨基酸態氮向腐殖質形態的氮轉化[6]。在堆肥前8 d，WS 處理氨基酸含量明顯高于CS 和GW 處理，可能是由于西瓜秧具有更高的蛋白質含量，促進了氨基酸產生。

圖3 堆肥過程腐殖化變化Fig.3 Changes of humification during composting

隨著纖維素和半纖維素的逐漸分解，體系中可溶性多糖和還原糖的含量在堆肥高溫期逐漸上升。與WS 處理相比，其他添加輔料處理的可溶性多糖含量較高，可能是由于其較快的木質纖維素降解，促進了可溶性多糖和多糖的生成[38]。值得注意的是，GW 和WS 處理的還原糖濃度在第4 天達到最大值，而CS 處理的還原糖濃度在第4 天繼續增加，第8 天達到最大值。這可能是由于隨著堆肥溫度的升高，纖維素、半纖維素的分解速度加快，使得還原糖濃度持續增加；其中，GW 和WS 處理在初始階段有機質降解和堆肥升溫較快，特別是WS處理最為顯著，從而促進了還原糖的快速產生，但由于GW 和WS 處理的纖維素和半纖維素含量低于CS 處理，致使其還原糖含量于第4 天達到最大值，隨后逐漸下降。相比之下，添加玉米秸稈改善了廚余垃圾堆肥過程的通風效果，使相關的微生物生存條件得到了優化，實現了纖維素、半纖維素在堆肥高溫期的持續分解，CS 處理的還原糖含量于堆肥第8 天達到最大值。

多酚通常是指分子量在600 Da 以上并且包含多個酚羥基結構的化合物，在堆肥過程中，多酚會在多酚氧化酶作用下形成苯醌類物質，最終合成腐殖質[39]。因此，在富含木質纖維素的堆肥中通常可以產生更過多酚，進而促進HA 合成[40]。不同于氨基酸的產生，堆肥前8 d多酚含量的升高可能是由于物料中木質素的降解轉化。盡管木質素在堆肥前期降解較慢，但分解產生的多酚不易被為礦化，且此時腐殖化作用較為緩慢，因此促進了堆肥前期多酚的積累[41]。然而，隨著前驅物的不斷產生和積累，多酚能夠與可溶性多糖、氨基酸等中間產物發生縮合反應，促進腐殖質的合成[42]，使得多酚含量在堆肥后期持續下降。值得注意的是，在堆肥第8 天，CS 處理的多酚濃度相較于GW、WS 兩種處理更高，可能是因為其更高的木質素降解效率，促進了多酚產生，進而通過氧化酶催化形成苯醌類物質，促進腐殖質合成[43]。

添加輔料處理的HS 含量在整個堆肥過程呈現波動上升趨勢（圖3e）。具體而言，CS、GW 和WS 處理的FA 含量在堆肥進入高溫期后開始快速下降（圖3g）。已有研究表明，在堆肥過程中FA 一部分會被微生物作為碳源礦化，而另一部分則進一步合成穩定的HA[44]。因此，從堆肥第4 天開始，所有添加輔料處理的HA 含量及HA/FA 值開始逐漸上升。此外，多酚、氨基酸及還原性糖等腐殖質前驅物的產生也是HA 升高的重要原因[45]。其中，CS 處理的HS 和HA 含量較其他處理提高6%～75%，主要原因是添加玉米秸稈能夠加速纖維素、蛋白質等有機質的降解以及腐殖質前驅物的合成（圖2），從而使堆肥腐殖化進一步增強[44]。

2.4 微生物群落的動態變化

在分析堆肥過程基本理化特性及腐殖化的基礎上，進一步利用16S rRNA 高通量測序技術，對門和屬水平的細菌群落演替特征進行分析，用于揭示三種高碳源輔料對廚余垃圾堆肥過程腐殖化影響的關鍵機制（圖4）。在門水平細菌群落中，優勢菌門主要包括變形菌門（Pseudomonadota）、厚壁菌門（Firmicute）和擬桿菌門（Bacteroidota），總相對豐度達80%以上（圖4a），其中，Firmicute在整個堆肥過程占據主導地位（圖4a）。在堆肥起始階段，Firmicute 中的優勢菌屬為巨球型菌（Megasphaera）和乳桿菌（Lactobacillus）（圖4b），這些菌屬已被證明廣泛存在于廚余垃圾中，導致廚余垃圾腐敗酸化，降低堆肥初始pH[5]。隨著堆肥進入高溫期，Firmicute的相對豐度小幅度下降，且芽孢類的嗜熱菌屬成為優勢菌屬，包括解脲芽孢桿菌屬（Ureibacillus），芽孢桿菌（Bacillus）和單胞芽孢桿菌（Sinibacillus）。研究表明，芽孢桿菌類菌屬具有嗜熱性，能夠在堆肥高溫期通過分泌蛋白酶、纖維素酶和淀粉酶等功能酶，實現有機物快速降解轉化，并促進腐殖質生成[46]。與WS處理相比，其他兩種添加輔料的處理在堆肥高溫期具有較高豐度的Ureibacillus和Bacillus，導致大分子有機物的快速轉化，從而促進了多酚、氨基酸及還原糖等前驅物形成。此外，Thermobacillus的豐度在高溫期有所增加。RAKOTOARIVONINA 等[47]研究表明，Thermobacillus能夠產生木質纖維素分解酶，使木質素等難降解有機物的降解更快。相比于WS 處理，該菌屬在GW 和CS 處理高溫期豐度更高，促進了堆肥過程纖維素和半纖維素含量的快速下降（圖3c 和3d）。隨著堆肥進入降溫期，Firmicutes 相對豐度顯著下降（圖4a），主要是由于溫度降低，減小了堆體的環境過濾作用，提高了菌群的多樣性和豐富度[48]。此時，Firmicutes 的主要菌屬變為擬諾卡菌屬（Novibacillus）、海洋桿菌屬（Oceanobacillus），這兩種菌屬能夠分解纖維素、木質素、3-葡聚糖和甲殼質等難降解有機物的功能酶，在堆肥后期有助于將木質纖維素轉化為腐殖質前驅物，進而促進腐殖質合成[49]。與WS 處理相比，在CS 和GW 處理中這兩種菌的豐度相對較高，促進了木質纖維素的降解（圖2e），有利于堆肥腐殖化。

圖4 不同高碳源輔料在堆肥過程細菌群落門水平的相對豐度和屬水平的相對豐度Fig.4 Relative abundance of bacterial communities at phylum and genus levels during composting of kitchen waste with different bulking agents

Pseudomonadota 的相對豐度隨著堆肥溫度降低逐漸升高（圖2a）。在堆肥開始階段，Pseudomonadota 的優勢菌屬是不動桿菌屬（Acinetobacter）和腸桿菌（Enterobacter），可將油脂和蛋白質作為呼吸作用的電子供體，將其分解利用[50]。隨著堆肥溫度的升高，這兩種厭氧發酵菌因為具有嗜熱敏感性，致使相對豐度逐漸降低[51]。進入降溫期后，Pseudomonadota 相對豐度開始增加，假單胞菌屬（Pseudomonas）和極小單胞菌（Pusillimonas）逐漸成為優勢菌屬。有研究發現，Pseudomonas對粗蛋白降解成氨基酸的促進效果明顯，能夠聚合形成腐殖質，促進堆肥腐殖化[52]。相比于添加玉米秸稈和西瓜秧，園林廢棄物的添加使該菌屬更加豐富，致使GW 處理的蛋白質含量在堆肥腐熟期迅速下降（圖2a），驅動氨基酸形成（圖3a），進而促進HA 了合成（圖3f）。

Bacteroidota 從堆肥降溫期開始逐漸富集，在腐熟期可占到總相對豐度的10%左右（圖4a）。有研究表明，Bacteroidota 屬于嗜溫菌，在堆肥降溫期能夠促進腐殖質前驅物的生成和難降解有機物的分解[53]。其中，莫氏桿菌（Moheibacter）和黃桿菌屬（Flavobacterium）是隸屬于該菌門的優勢菌屬（圖4b），負責合成芳香化合物和降解含氧官能團[54]。相比于其他處理，GW 處理中木質素含量較高，促進了優勢菌群的富集，從而有著更高的Moheibacter和Flavobacterium的豐度，表明園林廢棄物對堆肥腐殖質的芳香化促進明顯，增加官能團不飽和度。

2.5 細菌群落與腐殖化指標之間的相關性分析

本研究進一步使用網絡圖分析腐殖化指標和細菌群落優勢菌屬之間的相關性。如圖5 所示。

圖5 細菌群落和腐殖化相關指標之間的關系。Fig.5 Relationships between bacterial communities and humification-related indicators.

堆肥過程中，FA、HA 及前驅物指標與Bacillus、Thermobacillus等優勢菌屬存在顯著相關性，表明這些優勢菌屬對驅動腐殖化具有關鍵作用。總體來說，優勢細菌屬與腐殖化指標總體呈現正相關。在腐殖質前驅物方面，氨基酸含量與Ureibacillus和Bacillus呈現顯著正相關，這是因為芽孢桿菌類細菌對大分子蛋白質等含氮有機物的分解迅速[55]，其高豐度驅動CS 處理在堆肥高溫期的氨基酸含量增加迅速（圖3a）。另外，由于在HA的合成中氨基酸作為前驅物參與，因此HA 含量與其含量呈負相關。還原糖含量主要與Thermobacillus和Pseudogracilibacillus等高溫嗜熱菌呈顯著正相關，可能是由于這些細菌能夠促進纖維素類有機質的降解，從而增加還原糖含量。Oceanobacillus、Flavobacterium與多酚呈現正相關性，與以往的研究結論相同，主要是因為這些細菌對木質纖維素的降解轉化有促進作用，從而導致多酚的產生（圖3e），并加強腐殖質的芳構化[56]。在堆肥高溫期，GW 處理和CS 處理中這些菌屬豐度明顯高于WS 處理，導致了還原糖濃度顯著上升（圖3d）。

在腐殖質組分方面，FA 與Bacillus、Thermobacillus表現為顯著的負相關關系，且HA 與FA 也呈現明顯負相關，可能是由于在堆肥過程中，這兩類菌屬可能是驅動FA 向HA 的轉化的主要微生物[45]。HA 與Moheibacter和Caldicoprobacter同樣呈現出正相關性，表明該菌屬能促進HA 的形成。通過網絡分析，可以進一步確認，Thermobacillus、Bacillus、Flavobacterium等細菌是驅動堆肥過程有機質轉化為腐殖質前驅物，進而推動腐殖質形成的關鍵細菌群落，對腐殖化具有重要調控作用。

2.6 細菌群落的功能預測

本研究進一步采用FAPROTAX 數據庫對參與廚余垃圾堆肥過程有機物降解相關的細菌群落進行了功能分析，用于揭示微生物對堆肥腐殖化的影響。廚余垃圾堆肥過程的C 循環功能主要為發酵和化能異養（圖6）。

堆肥初期占據主導地位的細菌是具有芳香化降解功能的細菌，主要以Megasphaera和Lactobacillus為主，能夠降解酚類和芳香醇等芳香類物質。隨著堆肥的進行，C 循環的主要功能包括芳香化作用、好氧化能作用。這可能是由于堆肥進入高溫階段，Thermobifida、Bacillus和Ureibacillus等具有可溶性有機物降解功能的細菌豐度增加，促進了腐殖質前驅物的大量增加。在堆肥結束時，C 循環的主要驅動因素是纖維素降解，尿素酶水解和木質素降解。這種變化的主要原因是在堆肥后期Flavobacerium和Moheibacter的大量繁殖，使得木質素和纖維素分解功能得到增強，促進了氨基酸、多酚、還原糖等形成腐殖質。

相比于添加西瓜秧和園林廢棄物，添加秸稈能夠提高與芳香族化合物降解有關的微生物豐度，促進木質纖維素降解。同時，在GW 和CS 處理中，具有木聚糖降解、纖維素降解功能的菌群相對豐度也明顯大于WS 處理，主要由于園林廢棄物和玉米秸稈中較高的纖維素和半纖維素含量，促進了菌群的富集[57]。隨著堆肥進行到第16 天，與其他兩個處理相比，CS 處理中具有纖維素降解、木聚糖降解功能的細菌豐度明顯更高。這也表明了玉米秸稈添加對堆肥過程木質纖維素的降解有促進作用，并且玉米秸稈相較于其他兩種輔料更能促進堆體快速升溫，從而加速有機質的降解，促進腐殖化進程。

3 結論

1）園林廢棄物、玉米秸稈和西瓜秧作為輔料，均能有效改善廚余垃圾堆肥性能。與西瓜秧和園林廢棄物作為輔料相比，添加15%的玉米秸稈能夠保障廚余垃圾堆肥快速升溫，高溫期可維持10 d；西瓜秧具有較高蛋白含量，將其作為輔料能夠在堆肥初期促進快速升溫，但相比于園林廢棄物和玉米秸稈輔料其高溫期較短。

2）玉米秸稈作為對多酚、氨基酸和還原糖等腐殖質前驅物的生成有促進作用，保障堆肥腐熟和有機質腐殖化，堆體種子發芽指數（germination index，GI）在堆肥結束時提升至130%；園林廢棄物有較高的木質素含量，有利于堆肥過程的空間結構穩定和腐殖質的不飽和官能團生成。

3）相關性分析表明，玉米秸稈添加能夠富集Oceanobacillus、Thermobacillus、Flavobacterium、Bacillus和Moheibacter等具有纖維素降解、芳香化合物降解和纖維素降解功能的細菌，有助于有機質降解有助于有機質降解和腐殖質合成。