CC BY
134
УДК 579.695+628.381.1
БИОТЕРМОКОМПОСТИРОВАНИЕ ОРГАНИЧЕСКИХ
ОТХОДОВ
В.В. Миронов, доктор технических наук ФИЦ Биотехнологии РАН А.А. Седых, аспирант А.В. Миронов, инженер
Мичуринский государственный аграрный университет К.В. Палюткина, биотехнолог Московский политехнический университет E-mail: [email protected]
Аннотация. Исследована роль ассоциаций микроорганизмов в биодеградации компонентов органических отходов, обобщены современные представления о меняющемся составе микробного сообщества при компостировании. Биотермокомпостирование - экзотермический процесс биологического окисления, в котором органический субстрат подвергается биодеградации смешанной популяцией микроорганизмов. Показано, что процесс создания в компостной массе баланса между активными аэробными и анаэробными микроорганизмами позволяет сохранять азот в готовом компосте. Значительное влияние на интенсивность процесса компостирования и скорость окисления органических веществ оказывают температура, влажность компостируемой массы, рыхлость субстрата, обеспечивающая аэрацию, а также присутствие азота в доступной форме. Процесс компостирования в изменяющихся температурных условиях осуществляется при участии, в основном, представителей четырех бактериальных фил: Firmicutes, Proteo-bacteria, Bacteroidetes и Actinobacteria, которые составляют 85% всех идентифицированных и классифицированных микроорганизмов в исследованных образцах компостов. Добавка природных минералов, в частности цеолита, положительно влияет на процесс компостирования и улучшает качество компоста, обеспечивает содержание в компосте кремния в биодоступной форме, препятствует выбросам аммиака и снижает концентрацию тяжелых металлов. Компостирование завершается процессом гумификации, представляющим собой ряд последовательных стадий химического и биологического превращения органических веществ-предшественников в полимеры-компоненты гумуса. В этом процессе принимают участие бактерии родов Bacillus, Lactobacillus, а также грибы родов Chaetomium, Trichoderma, Candida. Ключевые слова: биотермокомпостирование, микробное сообщество, аэробно-анаэробный процесс, отходы животноводства, лигноцеллюлозные отходы, природный цеолит.
Биотермокомпостирование - экзотермический процесс биологического окисления, в котором органический субстрат подвергается биодеградации смешанной популяцией микроорганизмов. При этом происходит повышение температуры в компостируемом материале до 50-60°С и выше при влажности около 60% [1, 2].
Полученный в результате переработки отходов компост насыщен гумусовыми кислотами и служит удобрением с высокой агрономической ценностью. Сырьем (субстратом) для получения компоста - традиционного удобрения в России и других странах с умеренным климатом, служат отходы животноводства, птицеводства и растениеводства,
включая лигноцеллюлозные. Несмотря на то, что процесс компостирования считается достаточно хорошо изученным, его микробиология исследована недостаточно. В процессе компостирования принимают участие множество микроорганизмов: идентифицировано более 2000 известных видов бактерий, не менее 100 видов грибов [3-5]. Значительное влияние на интенсивность процесса компостирования и скорость окисления органических веществ оказывают температура, влажность компостируемой массы, рыхлость субстрата, обеспечивающая аэрацию, а также присутствие азота в доступной форме. Целью настоящего исследования является обобщение информации о составе микробного со-
общества компоста, температурном режиме компостирования традиционных сельскохозяйственных органических отходов. Температурный режим устанавливается в результате саморазогрева за счет деятельности микроорганизмов и является индикатором развития процесса компостирования. Условно принято разделять процесс на четыре температурные стадии (рис. 1): мезофильная (до 40°С), термофильная (до 60°С), остывание (до 40°С) и созревание (до разницы не более 10°С между средней температурой массы и температурой окружающей среды) [6, 7].
Рис. 1. Различные стадии компостирования как функция времени, вида биоты, температуры и химических характеристик субстрата (на основе
[6, 7]): 1 - температура; 2 - мезофилы; 3 - термофилы; 4 - баланс углерода; 5 - рН; 6 - МН4+-М; А -использование лабильных субстратов; В -минерализация клеточных стенок, МН4+ минерализация; С - смена мезофилов на термофилов; D - образование гуминовых продуктов; Е - появление почвенной фауны; ось К - количество клеток на 1 г субстрата; ось С, % - содержание углерода к исходному; ось Т, °С - температура; ось ^ сут - время компостирования; I - мезофильная стадия; II - термофильная стадия; III - стадия остывания;
IV - стадия созревания
Считается, что при повышении температуры в пределах от 10°С до 50°С на каждые 10°С микробные процессы ускоряются в 2-3 раза. Показано, что за счет активного разложения органического вещества смеси свино-
го навоза с опилками в течение термофильной стадии компостирования температура поднимается до 70°C и выше [8]. Сообщается о высокотемпературном (до 110°С) компостировании, при котором быстро разлагаются осадки сточных вод и отходы животноводства, включая кости животных [1]. Из высокотемпературного компоста (95-110°C) выделены два новых термофильных микроорганизма YMO81 (T) и YMO722 (T) [9]. Штаммы строго аэробные, классифицированы как экстремальные термофилы, способные расти при температурах выше 80°C, оптимальные
температуры роста составляли 72°C или выше. Филогенетический анализ подтвердил предположение о том, что изоляты являются членами нового рода семейства Ba-cillaceae, порядка Ba-cillales, класса Bacilli, Philum Firmicutes. Следует отметить, что при сильном саморазогреве компоста до 65-85°С обычно наблюдается снижение скорости биодеградации органического субстрата, поскольку такие температуры выше оптимальных для умеренно термофильных микроорганизмов, простейших и беспозвоночных обитателей компоста.
Процесс компостирования в изменяющихся температурных условиях осуществляется при участии разнообразных микроорганизмов, в основном, представителей четырех бактериальных фил: Firmicutes, Proteobacte-ria, Bacteroidetes и Actinobacteria, которые составляют 85% всех идентифицированных и классифицированных микроорганизмов в исследованных образцах компостов [10]. Первую мезофильную стадию компостирования осуществляют мезофильные бактерии и грибы, которые при повышении температуры замещаются термофилами. Представители семейства Enterobacteriales (Proteobacte-
ria) являются факультативными анаэробами, обитают в почве и в желудочно-кишечном тракте людей и животных и активны на ранних стадиях компостирования. Умеренно термофильные бактерии семейства Lactoba-cillales (Firmicutes) активны в начале процесса разогрева компоста и после повторного рыхления компостного материала в начале стадии остывания. В термофильной стадии компостирования (45-60°C) различные бациллы семейства Bacillus (Firmicutes) могут составлять более 80% от общего числа бактерий, и часто обнаруживаются Bacillus sub-tilis, B. licheniformis и B. circulans. Представители рода Thermus растут при температуре 65-82°С и участвуют в разложении различных макромолекул [11]. В стабилизированных слоях компоста наиболее многочисленны представители бактериальных родов Thermobifida, Bacillus и микроскопических грибов родов Thermomyces и Aspergillus [12]. На третьей стадии снижения температуры и на стадии созревания компоста становятся активными актиномицеты (Actinomycetales) и бактерии, относящиеся к родам семейств Enterobacterial и Pseudomonadales, которые способствуют более полной деградации остаточного органического сырья [10].
Важную роль в процессе компостирования играют микроскопические грибы (мик-ромицеты), на активность и рост которых сильное влияние оказывает температура. Многие микромицеты инактивируются при повышении температуры до 55°С, а при понижении температуры они вновь распространяются из более холодных зон по всему объему компостируемой массы. Ряд термофильных микромицетов Ascomycota наряду с термофильными актинобактериями принимают участие в разложении лигнина, и они активны на второй стадии процесса компостирования, в температурном интервале 40-50°С [11]. Показано, что количество микроскопических грибов в компосте уменьшается при повышении температуры, а при 64°C они практически не обнаруживаются. Thermomy-ces lanuginosus при высокой температуре способен выделять экзоферменты, лигнина-зы и целлюлазы в большом количестве и иг-
рает ведущую роль в разложении геми- и лигноцеллюлозы [13]. Кроме температуры, лимитирующим фактором роста для грибов является концентрация питательных веществ и доступного азота. Наиболее важной группой для процессов компостирования считаются нитевидные грибы из-за их физиологических возможностей и гифального способа роста [14]. Многие нитевидные грибы разлагают макромолекулярные субстраты, особенно углеводы. Нитевидные грибы родов Mu-cor, Rhizopus и Aspergillus продуцируют амилазы, а производителями целлюлазы являются Trichoderma reesi, Trichoderma lignorum, Chaetomium cellulolyticum и аскомицеты белой гнили. Гифальный способ роста обеспечивает нитчатым грибам главное преимущество над одноклеточными микроорганизмами при колонизации твердых субстратов и использовании доступных питательных веществ. Лигнин наиболее устойчив к действию ферментов, и разлагать его способна только небольшая группа высших грибов.
В компостируемой массе встречаются микроскопические эукариоты-простейшие, а также вирусы. Многие ультрамикроскопические облигатные паразиты вызывают заболевания растений, животных и человека. Если зараженный материал подвергается компостированию, количество патогенных вирусов в нем резко снижается на термофильной стадии компостирования.
В процессе разложения полимеров из растительных остатков выделяются вещества-предшественники компонентов гумуса [15]. В основном, за деградацию лигноцеллюлоз-ной биомассы при компостировании ответственны бактерии с низким содержанием пар Г+Ц, в частности, относящиеся к Bacillales, Clostridiales, Actinomycetales и Thermoanaero-bacterales [10, 16]. Согласно результатам ме-тапротеомного анализа, бактериальное сообщество осуществляет деградацию целлюлозы, причем 44% целлюлаз образуется бактериями рода Thermobifida [12]. В разложении лигноцеллюлозы принимают участие умеренно термофильные актинобактерии Thermoactinomyces vulgaris, Actinobifida chromogena, Micromonospora carbonacea, а
также Streptomyces thermovulgaris, S. Lincol-nensis, S.variegatus, S. lusitanus и др. [4]. Следует отметить, что большинство актинобак-терий-лигнолитиков способны лишь солю-билизировать (разжижать) и модифицировать структуру молекулы лигнина, а их возможности к минерализации лигнина ограничены в отличие от плесневых грибов белой гнили [11, 17]. При компостировании актинобакте-рии растут медленнее, чем большинство бактерий и микромицетов, и на ранних стадиях компостирования не составляют им конкуренции, когда их численность ниже численности бактерий, однако в термофильной стадии актинобактерии играют значительную роль [18]. Следует отметить способность многих актинобактерий к синтезу антибиотиков, за счет чего в почве уничтожаются их антагонисты - многие виды микробных патогенов растений, что важно для их защиты. Известно также, что некоторые актиномице-ты синтезируют вещества-индукторы роста растений, стимулирующие их созревание [4].
Ферментативная активность микроорганизмов в компостируемой массе по высоте бурта неравномерна: амилазная активность (разложение углеводов) наблюдается преимущественно в нижней четверти бурта, а активность коллагеназы (разложение белков) преобладает в его верхней половине [1].
Азотфиксаторы (или диазотрофы) развиваются в компосте и играют важнейшую роль в обеспечении почвенного плодородия за счет способности фиксировать молекулярный азот атмосферы благодаря наличию ферментного комплекса нитрогеназы. Из компостной массы были выделены диазотрофы -представители бактериальных родов: Azoto-bacter, Klebsiela, Pseudomonas, Xanthomonas, Alcaligenes, Stenotrophomonas, Caulobacter, Achromobacter, Clostridium, участвующие в процессах разложения органических веществ компоста [19, 20]. Способность к азотофик-сации также обнаружена у некоторых архей, присутствующих в компосте [4]. Именно за счет азотофиксации происходит поступление из атмосферы азота - ключевого элемента питания растений, обычно находящегося в почве в дефиците [21]. Нитрификаторы пред-
ставляют группу микроорганизмов цикла азота, обеспечивающих растения доступными окисленными азотными соединениями и активны во время стадии созревания компоста [22]. В процессе компостирования популяция Nitrosospira наблюдалась в начале процесса компостирования, далее на термофильной стадии превалировали бактерии Nitroso-monas еигораеа, а затем во время стадии охлаждения была вновь восстановлена популяция Nitrosospira [23, 24]. Сотаттох-бакте-рия Nitrospira inopinata (бинарная культура, содержащая представителя рода Nitrospira и бактерию-спутник), осуществляющая аэробное окисление аммония в нитрит в компостируемом органическом субстрате путем двух стадий (содержит гены аммиак-моно-оксигеназы, гидроксиламин-оксидоредукта-зы и нитрит-оксидоредуктазы) проявляет оптимальную активность при 37°С [25].
Первую фазу - окисление солей аммония до солей азотистой кислоты (нитритов) -осуществляют аммоний-окисляющие бактерии (АОБ) родов Nitrosomonas, Nitrosococ-сш, Nitrosolobus и др.
КН4+ + 1.502 ^ N02- + Н2О + 2Н+ (1)
Вторую фазу - окисление нитритов до нитратов - осуществляют нитритокисляю-щие бактерии, относящиеся к родам №^о-ЬаСег, М^ососсш и др.
N02- + / 02 ^ N03- (2)
Аммоний-окисляющие бактерии (АОБ) и археи (АОА) активны в компосте при концентрациях кислорода в диапазоне 1-10 об. %, но существует разница в занимаемых нишах А0А и А0Б. Молекулярно-биологиче-скими методами было подтверждено, что ар-хейный ген атоА присутствовал на протяжении всего процесса компостирования, в то время как бактериальный ген атоА не определялся на термофильной стадии и стадии остывания, что указывает на наличие активных архей с толерантностью к относительно высокой температуре [26, 27]. А0А потенциально могут иметь большое экофизиологиче-ское разнообразие и, следовательно, археи могут получить конкурентное преимущество в условиях высокого температурного стресса и низкого содержания кислорода во время
термофильной стадии компостирования. Кроме того, геномный анализ показывает, что ЛОЛ могут функционировать как миксо-трофы, используя углекислый газ и органические материалы в качестве источников углерода. ЛОЛ имеют более высокий температурный оптимум, и их вклад в нитрификацию при компостировании увеличивается с повышением температуры, а такие факторы, как концентрация кислорода, рН и температура, могут повлиять на распределение АОА и их активность [28]. Кроме того, мелкие клетки архей, небольшой геном и олиготроф-ный образ жизни могут способствовать высокому содержанию АОА в почве, где источники энергии более ограничены [29].
Недавние исследования показали, что нитрификация происходит не только в конце процесса компостирования, когда проникновение кислорода в массу увеличивается, а температура снижается, но и на термофильной стадии, где активны АОА при пониженном уровне рН и относительно олиготроф-ных условиях. В дальнейших исследованиях необходимо оценить активность окисления аммония при изменении параметров процесса и определить вклад АОА в процесс нитрификации при компостировании в термофильном режиме (45-60°С) и при повышении температуры до 65°С и выше.
В компосте, как и в почве, весьма многочисленны микроорганизмы, участвующие в деструкции органического вещества, которые параллельно вносят вклад и в высвобождение (растворение) фосфатов. В определенных условиях они могут составлять до 50% общей микробной популяции [4]. Помимо бактерий среди фосфат-солюбилизирующих микроорганизмов обнаружены микромице-ты, однако считается, что их вклад в обеспечение почвы и компоста доступным фосфором гораздо ниже, чем у бактерий [30]. Со-любилизация фосфатов бактериями основана на снижении рН среды за счет способности микроорганизмов выделять органические кислоты в процессе своей жизнедеятельности. В свою очередь, кислоты взаимодействуют с нерастворимыми в воде минералами, апатитами, фосфатами кальция и т.п., пере-
водя фосфаты в доступную форму для ассимилирования растениями и микроорганизмами [4]. У микроскопических грибов превращение фосфора происходит по принципиально другому механизму. Некоторые виды рода Penicillum имеют кислотные и щелочные фосфатазы, гидролизующие нерастворимые в воде фосфаты. Большинство микромицетов продуцируют фитазы - особые ферменты, относящиеся к фосфатазам, которые осуществляют высвобождение фосфат-иона из органических фосфат-содержа-щих соединений. В результате гидролиза фитиновой кислоты образуются низшие кислоты, содержащие менее шести остатков фосфорной кислоты, которые являются основной формой запасания фосфора в организме растений [30].
Гумус - наиболее ценный компонент, образующийся в процессе компостирования и содержащий полезные вещества для питания высших растений. Гумификация представляет собой ряд последовательных стадий химического и биологического превращения органических веществ-предшественников в полимеры-компоненты гумуса. В этом процессе принимают участие бактерии родов Bacillus, Lactobacillus и грибы родов Chaetomium, Trichoderma, Candida [31, 32, 33]. Считается, что формирование полиароматических компонентов гумуса происходит за счет активности микробных ферментов фенолоксидаз, лакказ, пероксидаз. В процессах гумификации при компостировании лакказоподобные ферменты играют важнейшую роль в реакциях спонтанной полимеризации при формировании полифенолов [15, 34]. Образование гумуса, происходящее также в почвах, при компостировании идет значительно быстрее, главным образом, за счет активности микроорганизмов в термофильной стадии [31, 35]. При компостировании различных типов отходов образуется разное количество ценных гумусовых кислот. Наиболее богаты гумусовыми кислотами компосты на основе отходов ферм, птицефабрик и пищевых производств [36]. Образование гумуса можно ускорить добавлением биопрепаратов, содержащих микроорганизмы-гумификаторы, а
также комбинированием отходов различного происхождения [32]. Помимо температуры, влажности компостируемой массы, рыхлости субстрата, необходимой для эффективной аэрации и присутствия азота в доступной форме чрезвычайно важным для эффективного компостирования является отношение углерода к азоту (С/Ы) [2]. Оптимальное для развития микроорганизмов соотношение СМ должно находиться в интервале от 26 до 35, а для ТБО 30-35, при более высокой концентрации азота активны микроорганизмы, образующие азот в виде молекулярного азота (N2) [37]. В компостах такие источники азота как белки, аминокислоты, азотистые основания лимитированы, и компостная смесь активируется внесением мочевины, солей аммония. Именно поэтому обеззараживание ОСВ введением хлористого аммония и безводного аммиака является позитивным приемом.
Перспективным направлением повышения ценности компоста является добавление к исходной смеси природных минералов, обладающих сорбирующими свойствами. Природный цеолит представляет собой большую группу микропористых, гидратированных алюмосиликатных минералов, которые обладают способностью уменьшать выбросы и соленость различных газов и увеличивают биодоступность минеральных питательных веществ во время компостирования [38]. В ряде работ показано, что добавление минеральных наполнителей, таких, как модифицированный аттапульгит [39] и клиноптило-лит [40], позволяет за счет удержания аммоний-катиона и аммиака повысить содержание аммонийного азота в компосте из отходов свиноводства и птицеводства. Имеются данные, что природный цеолит, добавленный в исходную компостную смесь, поглощает значительное количество тяжелых металлов, что обеспечивает улучшение характеристик компоста [41]. Введение цеолита обеспечивает присутствие в компосте кремния в биодоступной форме, однако цеолит может также адсорбировать значимую для компостирования и полезную для почвенных процессов микробиоту, а из-за недоступности аммония снижать активность процесса нитри-
фикации. Таким образом, необходимо более тщательно исследовать влияние цеолита на всех стадиях процесса и определить наиболее рациональные варианты его использования. Необходимо также контролировать образование NH3 и N2O, которое связано со скоростью окисления аммиака и структурой сообщества AOB и АОА.
Процесс компостирования преимущественно аэробный. Поэтому режим и интенсивность аэрации чрезвычайно важны. Однако в компостируемой массе формируются микро-аэрофильные и анаэробные микрониши внутри очень мелких частиц, в которых из-за ограниченного поступления кислорода развиваются анаэробные микроорганизмы. Доля анаэробов в общем числе микроорганизмов, участвующих в компостировании, в значительной степени зависит от состава исходного сырья, режимов его предварительной обработки, влажности и режима аэрации при компостировании. По некоторым сведениям, анаэробы составляют всего от 1 до 10% микроорганизмов, при этом скорость синтеза и эффективность экзоферментов, синтезируемых анаэробами, могут быть даже выше, чем у аэробных микроорганизмов [42]. Экспериментальные данные подтверждают наличие строго анаэробной ферментации органических веществ в компосте представителями рода Clostridium. Создание более благоприятных условий для жизнедеятельности анаэробных микроорганизмов может положительно повлиять на снижение рН компостируемой массы, сохранение в ней аммонийного азота, соответственно, увеличение вклада анаэробных процессов, не требующих подачи кислорода, может представлять собой один из действенных способов снижения затрат на аэрацию компоста и повышение энергетической эффективности процесса компостирования в целом. Однако необходимо выбирать оптимальный режим аэрации компоста, который должен строго соблюдаться. Кроме того, создание в компостной массе баланса между активными аэробными и анаэробными микроорганизмами с помощью различных микробиологических и технических приемов является одним из действен-
ных способов сохранения азота в готовом компосте без существенного снижения скорости компостирования, а значит, повышения агрономической ценности биоудобрения из отходов и общей энергоэффективности процесса компостирования.
Таким образом, процесс компостирования, несмотря на использование принудительной или естественной аэрации, является аэробно-анаэробным процессом, поскольку даже в условиях активной аэрации образуются анаэробные микрозоны, в которых обитают анаэробные бактерии, продукты жизнедеятельности которых могут служить субстратами для аэробных бактерий и наоборот. Эти процессы недостаточно исследованы. Присутствие в компосте аэробных и анаэробных микроорганизмов обеспечивает стабильность компостирования при изменении условий среды. Изучение разложения органических веществ при чередовании режимов анаэробного сбраживания и активного окисления может позволить интенсифицировать компостирование и улучшить качество получаемого конечного продукта.
Литература:
1. Oshima T. A preliminary analysis of microbial and biochemical properties of high-temperature compost // Annals of the N. Y. Academy of Sciences. 2008. № 1125(1).
2. Wang X. Relationship between bacterial diversity and environmental parameters during composting of different raw materials // Bioresource technology. 2015. № 198.
3. Insights into fungal communities in composts revealed by 454-pyrosequencing: implications for human health and safety // Frontiers in microbiology. 2013. V. б. P. 1-9.
4. Sánchez Ó.J. Compost supplementation with nutrients and microorganisms in composting process // Waste Management. 2017. V. б9. P. 13б-153.
5. Пахненко Е.П. Осадки сточных вод и другие нетрадиционные органические удобрения. М., 2015.
6. Иванов ЮА., Миронов В.В. Экологичное животноводство, проблемы и вызовы // Технологии и технические средства механизированного производства продукции растениеводства и животноводства. 2015. № 87. С. 35-48.
7. Smith J.L. Soil microbiology, ecology and biochemistry. 2007. № 3. P. 483-48б.
8. Huang G.F. Transformation of organic matter during co-composting of pig manure with sawdust // Bioresource Technology. 200б. № 97. Р. 1834-1842.
9. Moriya T. Calditerricola satsumensis gen. nov. sp. nov. and Calditerricola yamamurae sp. nov., extreme thermo-philes isolated from a high-temperature compost // Inter-
national Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology. 2011. № 61. P. 631-636.
10. Microbial community structure and dynamics in thermophilic composting viewed through metagenomics and metatranscriptomics // Scientific Reports. 2016. № 6.
11. Biodegradation of lignin in a compost environment: a review // Bioresource Technology. 2000. V 72. P. 169.
12. Zhang L.L. Dynamic changes of the dominant functioning microbial community in the compost of a 90-m3 aerobic solid state fermenter revealed by integrated meta-omics // Bioresource Technology. 2016. № 203. P. 1-10.
13. Zhang L. Thermomyces lanuginosus is the dominant fungus in maize straw composts // Bioresource Technology. 2015. № 197. P. 266-275.
14. Wang L. Environmental Bioengineering // Humana Press. 2010. Vol. 11. P. 179.
15. Sánchez-Monedero M.A. Relationships between water-soluble carbohydrate and phenol fractions and the hu-mification indices of different organic wastes during composting // Bioresource Technology. 1999. № 70. P. 193.
16. Ueno Y. Microbial community in anaerobic hydrogen-producing microflora enriched from sludge compost // Applied Microbiology and Biotechnology. 2001. № 57.
17. Kausar H. Isolation and screening of potential actino-bacteria for rapid composting of rice straw // Biodegradation. 2011. V. 22. P. 367-375.
18. Steger K. Effects of differing temperature management on development of Actinobacteria populations duri-ng composting // Res Microbiol. 2007. № 158. P. 617-624.
19. Pepe O. Dynamic of functional microbial groups during mesophilic composting of agro-industrial wastes and free-living (N 2)-fixing bacteria application // Waste Management. 2013. V 33. № 7. P. 1616-1625.
20. Yin Y. Impact of copper on the diazotroph abundance and community composition during swine manure composting // Bioresource technology. 2018. № 255. P. 257.
21. Velmourougane K. Agriculturally important microbial biofilms: Present status and future prospects // J Basic Microbiol. 2017. V 57. № 7. P. 548-573.
22. Cáceres R. Nitrification within composting: A review // Waste Management. 2017. № 15. P. 119-137.
23. Jarvis A. Activity and composition of ammonia oxidizing bacterial communities and emission dynamics of NH3 and N2O in a compost reactor treating organic household waste // J Appl Microbiol. 2009. V 106. P. 1502.
24. Yamamoto N. Diversity and abundance of ammonia-oxidizing bacteria and ammonia-oxidizing archaea during cattle manure composting // Microbial. Ecol. 2010. № 60.
25. Kits K.D. Kinetic analysis of a complete nitrifier reveals an oligotrophic lifestyle // Nature. 2017. № 549.
26. Zeng G. Relative contributions of archaea and bacteria to microbial ammonia oxidation differ under different conditions during agricultural waste composting // Bioreso-urce Technology. 2011. № 102. P. 9026-9032.
27. Yamamoto N. Archaeal community dynamics and detection of ammonia-oxidizing archaea during composting of cattle manure using culture-independent DNA analysis // Appl. Microbiol. Biotechnol. 2011. № 90. P. 1501.
28. Ouyang Y. Ammonium availability and temperature
control contributions of ammonia oxidizing bacteria and archaea to nitrification in an agricultural soil // Soil Biol. Biochem. 2017. № 113. P. 161-172.
29. Forest harvest intensity and soil depth alter inorganic nitrogen pool sizes and ammonia oxidizer community composition // Soil Biol. Biochem. 2017. № 112. P. 216.
30. Khan M.S. Role of phosphate-solubilizing microorganisms in sustainable agriculture - a review // Agronomy for sustainable development. 2007. V 27. № 1. P. 29-43.
31. Chefetz B. Purification and characterization of laccase from Chaetomium thermophilium and its role in humifi-cation // Applied and Environmental Microbiology. 1998. № 64(9). P. 3175-3179.
32. Wei Z. Effect of inoculating microbes in municipal solid waste composting on characteristics of humic acid // Chemosphere. 2007. № 68(2). P. 368-374.
33. Villar I. Evolution of microbial dynamics during the maturation phase of the composting of different types of waste // Waste Management. 2016. № 54. P. 83-92.
34. Wu J. Effect of precursors combined with bacteria communities on the formation of humic substances during different materials composting // Bioresource technology. 2017. № 226. P. 191-199.
35. Van Fan Y. Efficiency of microbial inoculation for a cleaner composting technology // Clean Technologies and Environmental Policy. 2018. № 20(3). P. 517-527.
36. Assessment of humification degree of dissol-ved organic matter from different composts using fluorescence spectroscopy technology // Chemosphere. 2014. № 95.
37. Kumar S. Composting of municipal solid waste // Crit Rev Biotechnol. 2011. V 31. № 2. P. 112-136.
38. Munthali M. Decrease in cation exchange capacity of zeolites at neutral pH: examples and proposals of a determination method // J. Mater. Sci. Chem. 2014. № 2. P. 1.
39. Kaizhi Xie. The addition of modified attapulgite reduces the emission of nitrous oxide and ammonia from aero-bically composted chicken manure // Journal of the Air & Waste Management Association. 2012. № 62:10. P. 1174.
40. Venglovsky J. Evolution of temperature and chemical parameters during composting of the pig slurry solid fraction amended with natural zeolite // Bioresource Technology. 2005. Vol. 96, Issue 2. P. 181-189.
41. Zorpas A.A. Sawdust and natural zeolite as a bulking agent for improving quality of a composting product from anaerobically stabilized sewage sludge // Bioresource Technology. 2008. № 99. P. 7545-7552.
42. Atkinson C.F. Putative anaerobic activity in aerated composts // Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology. 1996. V 16. № 3. P. 182-188.
Literatura:
1. Oshima T. A preliminary analysis of microbial and biochemical properties of high-temperature compost // Annals of the N. Y. Academy of Sciences. 2008. № 1125(1).
2. Wang X. Relationship between bacterial diversity and environmental parameters during composting of different raw materials // Bioresource technology. 2015. № 198.
3. Insights into fungal communities in composts revealed by 454-pyrosequencing: implications for human health and safety // Frontiers in microbiology. 2013. V. 6. P. 1-9.
4. Sánchez Ó.J. Compost supplementation with nutrients and microorganisms in composting process // Waste Management. 2017. V 69. P. 136-153.
5. Pahnenko E.P. Osadki stochnyh vod i drugie netradici-onnye organicheskie udobreniya. M., 2015.
6. Ivanov YU.A., Mironov V.V. Ekologichnoe zhivotno-vodstvo, problemy i vyzovy // Tekhnologii i tekhniches-kie sredstva mekhanizirovannogo proizvodstva produkcii rastenievodstva i zhivotnovodstva. 2015. № 87. S. 35-48.
7. Smith J.L. Soil microbiology, ecology and biochemistry. 2007. № 3. P. 483-486.
8. Huang G.F. Transformation of organic matter during co-composting of pig manure with sawdust // Bioresource Technology. 2006. № 97. P. 1834-1842.
9. Moriya T. Calditerricola satsumensis gen. nov. sp. nov. and Calditerricola yamamurae sp. nov., extreme thermo-philes isolated from a high-temperature compost // International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology. 2011. № 61. P. 631-636.
10. Microbial community structure and dynamics in ther-mophilic composting viewed through metagenomics and metatranscriptomics // Scientific Reports. 2016. № 6.
11. Biodegradation of lignin in a compost environment: a review // Bioresource Technology. 2000. V. 72. P. 169.
12. Zhang L.L. Dynamic changes of the dominant functioning microbial community in the compost of a 90-m3 aerobic solid state fermenter revealed by integrated meta-omics // Bioresource Technology. 2016. № 203. P. 1-10.
13. Zhang L. Thermomyces lanuginosus is the dominant fungus in maize straw composts // Bioresource Technology. 2015. № 197. P. 266-275.
14. Wang L. Environmental Bioengineering // Humana Press. 2010. Vol. 11. P. 179.
15. Sánchez-Monedero M.A. Relationships between water-soluble carbohydrate and phenol fractions and the hu-mification indices of different organic wastes during composting // Bioresource Technology. 1999. № 70. P. 193.
16. Ueno Y. Microbial community in anaerobic hydrogen-producing microflora enriched from sludge compost // Applied Microbiology and Biotechnology. 2001. № 57.
17. Kausar H. Isolation and screening of potential actino-bacteria for rapid composting of rice straw // Biodegradation. 2011. V. 22. P. 367-375.
18. Steger K. Effects of differing temperature management on development of Actinobacteria populations during composting // Res Microbiol. 2007. № 158. P. 617-624.
19. Pepe O. Dynamic of functional microbial groups during mesophilic composting of agro-industrial wastes and free-living (N 2)-fixing bacteria application // Waste Management. 2013. V 33. № 7. P. 1616-1625.
20. Yin Y. Impact of copper on the diazotroph abundance and community composition during swine manure composting // Bioresource technology. 2018. № 255. P. 257.
21. Velmourougane K. Agriculturally important microbial biofilms: Present status and future prospects // J Basic Microbiol. 2017. V 57. № 7. P. 548-573.
22. Cáceres R. Nitrification within composting: A review // Waste Management. 2017. № 15. P. 119-137.
23. Jarvis A. Activity and composition of ammonia oxidi-
zing bacterial communities and emission dynamics of NH3 and N2O in a compost reactor treating organic house-hold waste // J Appl Microbiol. 2009. V 106. P. 1502.
24. Yamamoto N. Diversity and abundance of ammonia-oxidizing bacteria and ammonia-oxidizing archaea during cattle manure composting // Microbial. Ecol. 2010. № 60.
25. Kits K.D. Kinetic analysis of a complete nitrifier reveals an oligotrophic lifestyle // Nature. 2017. № 549.
26. Zeng G. Relative contributions of archaea and bacteria to microbial ammonia oxidation differ under different co-nditions during agricultural waste composting // Bioresource Technology. 2011. № 102. P. 9026-9032.
27. Yamamoto N. Archaeal community dynamics and detection of ammonia-oxidizing archaea during compost-ing of cattle manure using culture-independent DNA analysis // Appl. Microbiol. Biotechnol. 2011. № 90. P. 1501.
28. Ouyang Y. Ammonium availability and temperature control contributions of ammonia oxidizing bacteria and archaea to nitrification in an agricultural soil // Soil Biol. Biochem. 2017. № 113. P. 161-172.
29. Forest harvest intensity and soil depth alter inorganic nitrogen pool sizes and ammonia oxidizer community composition // Soil Biol. Biochem. 2017. № 112. P. 216.
30. Khan M.S. Role of phosphate-solubilizing microorganisms in sustainable agriculture - a review // Agronomy for sustainable development. 2007. V 27. № 1. P. 29-43.
31. Chefetz B. Purification and characterization of lacca-se from Chaetomium thermophilium and its role in humi-fication // Applied and Environmental Microbiology. 1998. № 64(9). P. 3175-3179.
32. Wei Z. Effect of inoculating microbes in municipal solid waste composting on characteristics of humic acid // Chemosphere. 2007. № 68(2). P. 368-374.
33. Villar I. Evolution of microbial dynamics during the maturation phase of the composting of different types of waste // Waste Management. 2016. № 54. P. 83-92.
34. Wu J. Effect of precursors combined with bacteria communities on the formation of humic substances during different materials composting // Bioresource technology. 2017. № 226. P. 191-199.
35. Van Fan Y. Efficiency of microbial inoculation for a cleaner composting technology // Clean Technologies and Environmental Policy. 2018. № 20(3). P. 517-527.
36. Assessment of humification degree of dissol-ved organic matter from different composts using fluores-cence spectroscopy technology // Chemosphere. 2014. № 95.
37. Kumar S. Composting of municipal solid waste // Crit Rev Biotechnol. 2011. V 31. № 2. P. 112-136.
38. Munthali M. Decrease in cation exchange capacity of zeolites at neutral pH: examples and proposals of a determination method // J. Mater. Sci. Chem. 2014. № 2. P. 1.
39. Kaizhi Xie. The addition of modified attapulgite reduces the emission of nitrous oxide and ammonia from aero-bically composted chicken manure // Journal of the Air & Waste Management Association. 2012. № 62:10. P. 1174.
40. Venglovsky J. Evolution of temperature and chemical parameters during composting of the pig slurry solid fraction amended with natural zeolite // Bioresource Technology. 2005. Vol. 96, Issue 2. P. 181-189.
41. Zorpas A.A. Sawdust and natural zeolite as a bulking agent for improving quality of a composting product from anaerobically stabilized sewage sludge // Bioresource Technology. 2008. № 99. P. 7545-7552.
42. Atkinson C.F. Putative anaerobic activity in aerated composts // Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology. 1996. V. 16. № 3. P. 182-188.
BIOTHERMOCOMPOSTING OF ORGANIC WASTE V.V. Mironov, doctor of technical sciences FIC of RAS Biotechnology A.A. Sedyh, post-graduate student A.V. Mironov, engineer Michurinsky state agrarian university K.V. Paljutkin, biotechnologist Moscow polytechnic university
Abstract. The role of microorganisms' associations in the organic waste components' biodegradation is investigated, modern representations about microbial community's composition change during composting are studied. Bio-thermocomposting - is an biological oxidation's exothermal process when an organic substrate to biodegradation by a mixed population of microorganisms is subjected. It is shown that the balance creating process between compost masses active aerobic and anaerobic microorganisms allows to preserve nitrogen in the finished subtract. A significant influence on the composting process and organic substances oxidation's rate intensity give the temperature, of the composting mass humidity, substrate friability, providing aeration, as well as the nitrogen in an accessible form's presence. The composting process in changing temperature conditions is carried out at of main four bacterial phyla's representatives participation: Firmicutes, Proteobacteria, Bacteroidetes and Actinobacteria, consisting about 85% of all identified and classified microorganisms in the studied compost's samples. The natural minerals' addition, in particular zeolite, gives a positive effect on composting process and of compost quality improving, silicon content in compost in a bioavailable form ensuring, ammonia emissions preventing and heavy metals concentration reducing. Composting is completed by process of humification, that is a series of organic precursor substances of chemical and biological stages' transformation into humus polymers - components. This process involves Bacillus, Lactobacillus genera bacteria, as well as Chaetomium, Trichoderma, Candida genera fungi. Keywords: biothermocomposting, microbial community, aerobic-and-anaerobic process, animal breeding waste, lignocellulosic wastes, natural zeolite.
