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有机固废资源化减污降碳与循环利用是国家重大科技需求。然而，在好氧发酵多场多流工艺条件下，微生物作用关系不清、保控节点不明，导致有机固废生物转化减污降碳协同难，资源循环利用链条不畅。《有机固废好氧发酵减污降碳协同微生物代谢调控技术原理》系统介绍了多元有机固废好氧发酵主要元素（碳、氮、硫）转化、臭气与温室气体控制及新污染物抗生素抗性基因转化归趋的微生物响应关系，揭示了资源化产物、副产物微生物代谢网络定向调控机理，并耦合大数据技术方法搭建了复杂系统下微生物-代谢网络模拟与调控模型，推动固废资源化走向环境可循环的绿色发展进程。
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目录第1章 引言 11.1 有机固废好氧发酵研究现状 11.1.1 有机固废的主要类型 11.1.2 有机固废的主流处理方法 31.1.3 城乡混合垃圾好氧堆肥处理的问题与挑战 61.1.4 城乡混合垃圾好氧堆肥的趋势与展望 71.2 有机固废好氧发酵腐殖化技术现状 81.2.1 堆肥腐殖化过程 81.2.2 堆肥腐殖化调控技术 91.3 有机固废好氧发酵臭气控制技术现状 101.3.1 臭气的主要组成 101.3.2 臭气生成转化的途径 111.3.3 生物除臭技术 131.4 有机固废好氧发酵抗生素抗性基因研究现状 141.4.1 有机固废中ARGs的环境风险 151.4.2 好氧堆肥中ARGs的去除机制和响应途径 171.4.3 提高传统堆肥技术可提高ARGs降解效率 201.5 有机固废好氧发酵产物应用现状 251.5.1 有机固废好氧发酵产物生产有机肥应用现状 251.5.2 有机固废好氧发酵产物生产栽培基质应用现状 261.5.3 有机固废好氧发酵产物生产土壤修复剂应用现状 27参考文献 28第2章 有机固废好氧发酵微环境变化特征 442.1 温度变化 442.2 pH变化 442.3 含水率变化 452.4 有机质表征 452.4.1 市政污泥堆肥中的理化参数 452.4.2 畜禽粪便堆肥中的理化参数 462.4.3 不同堆肥阶段DOM结构演变特征 492.5 腐殖质电子转移能力 592.6 水溶性有机物电子转移能力 602.6.1 DOM电子转移能力变化趋势 602.6.2 DOM电子转移能力对化学结构变化的影响 612.7 总结与展望 63参考文献 64第3章 好氧发酵促进腐殖化的理论 683.1 腐殖化影响因素 683.1.1 生物强化调控 693.1.2 微环境调控 693.1.3 调理剂调控 713.2 堆肥腐殖化过程中微生物的作用机制 723.3 高通量测序技术与微生物网络 733.4 鸡粪好氧发酵腐殖化过程与微生物响应 753.4.1 堆肥微环境特征 753.4.2 腐殖质类有机组分变化的特征 793.4.3 腐殖质前体物变化 823.4.4 腐殖质类物质的变化 843.4.5 腐殖化指数 853.4.6 微环境与腐殖质组分的响应关系 863.4.7 微生物多样性分析 873.4.8 微生物群落演替 873.4.9 微生物网络构建 903.5 牛粪好氧发酵腐殖化过程与微生物响应 923.5.1 堆肥微环境特征 923.5.2 腐殖质类有机组分变化的特征 953.5.3 腐殖质前体物变化 993.5.4 腐殖质类物质变化 1003.5.5 腐殖化指数 1013.5.6 微环境与腐殖质组分的响应关系 1013.5.7 微生物多样性分析 1023.5.8 微生物群落演替 1033.5.9 微生物网络构建 1053.6 餐厨垃圾好氧发酵腐殖化过程与微生物响应 1073.6.1 堆肥微环境特征 1073.6.2 腐殖质类有机组分变化的特征 1073.6.3 腐殖质前体物变化 1083.6.4 腐殖质类物质变化 1083.6.5 腐殖化指数 1093.7 讨论 1093.7.1 微生物共生模式分析 1093.7.2 微生物网络的比较 1113.7.3 关键分类群的识别 1123.7.4 关键功能微生物识别 1153.7.5 微生物与微环境的响应分析 1173.8 总结和展望 119参考文献 121第4章 不同物料好氧发酵传统污染物与温室气体调控原理 1334.1 有机固废好氧发酵传统污染物种类 1334.2 污泥好氧发酵中重金属迁移转化特征与微生物响应机制 1344.2.1 不同可利用态重金属含量的变化 1344.2.2 微生物群落演替对重金属可利用性的影响 1364.2.3 不同可利用金属的关键调控因素 1384.3 臭气及其前体物产排规律与微生物代谢网络 1404.3.1 鸡粪堆肥含氮硫前体物变化及其与细菌的共现网络 1404.3.2 粪便堆肥氨化功能特征及其与细菌的共现网络 1484.3.3 污泥堆肥含氮硫前体物变化及其与细菌的共现网络 1554.4 温室气体产排规律与调控 1634.4.1 堆肥中温室气体的产生规律 1634.4.2 调控温室气体排放的方法 1654.5 碳氮硫元素协同转化与微生物代谢调控机制 1714.5.1 堆肥中的氮和硫功能 1714.5.2 粪便堆肥过程中微生物对氮和硫代谢的贡献 1734.5.3 粪便堆肥中氮硫代谢的微生物和功能网络分析 1754.5.4 堆肥宏基因组组装分析 1774.5.5 堆肥过程中核心功能微生物与堆肥理化特性的相关性 181参考文献 183第5章 有机固废好氧发酵新兴污染物迁移转化与微生物响应特征 1945.1 有机固废好氧发酵抗生素抗性基因类型 1945.1.1 ARGs的特性与风险 1945.1.2 抗生素的使用与残留 1955.1.3 污泥等有机固废中ARGs的分布 1985.1.4 抗生素对好氧堆肥中ARGs的影响 2005.1.5 胞内外ARGs分布特征 2015.1.6 ARGs的水平转移途径 2035.2 有机固废好氧发酵新兴污染物迁移转化与微生物响应特征实验参数 2065.2.1 堆肥实验设置 2065.2.2 理化性质测定 2095.2.3 ARGs和微生物检测与分析 2115.2.4 实验材料与仪器设备 2145.2.5 数据统计分析与可视化 2165.3 抗生素抗性基因变化归趋与宿主微生物响应关系 2165.3.1 堆肥过程中目标ARGs和MGEs的归趋 2165.3.2 细菌群落变化规律与ARGs潜在宿主细菌的分析 2195.3.3 致病菌变化规律 2205.3.4 潜在宿主微生物与MGEs和ARGs的关系 2215.3.5 理化性质对潜在宿主微生物的影响 2225.4 环丙沙星胁迫对好氧发酵抗生素抗性基因的影响 2235.4.1 ARGs与移动遗传元件丰度变化 2235.4.2 喹诺酮类ARGs的丰度变化 2235.4.3 移动遗传元件的丰度变化 2255.4.4 微生物群落演替规律 2255.4.5 潜在宿主菌和ARGs共现分析 2285.5 好氧发酵中胞内外抗生素抗性基因变化规律与微生物共现分析 2305.5.1 胞内外ARGs和微生物群落变化特征 2305.5.2 胞内外ARGs的VGT和HGT对其丰度变化影响 2435.6 有机固废好氧发酵胞内外抗生素抗性水平基因转移机制 2445.6.1 胞内ARGs水平转移机制分析 2445.6.2 胞外ARGs水平转移机制分析 2475.6.3 污泥堆肥中胞内外ARGs水平转移机理模型 2495.7 好氧发酵中抗生素抗性基因防控现状与展望 2525.7.1 结论 2525.7.2 展望 252参考文献 252第6章 规模化好氧发酵中新兴污染物赋存特征与微生物响应机制 2656.1 规模化好氧发酵工艺与实验参数 2666.1.1 规模化好氧发酵工艺参数 2666.1.2 快速好氧发酵工艺与样品收集 2666.1.3 理化性质测定 2676.1.4 微生物与目标基因检测 2676.2 抗生素抗性基因的赋存和微生物群落特征 2696.2.1 城市生活垃圾好氧堆肥过程中ARGs的分布特征 2696.2.2 制药污泥好氧堆肥过程中ARGs的分布特征 2716.2.3 城市生活垃圾好氧堆肥过程中MGEs的变化归趋 2736.2.4 制药发酵污泥好氧堆肥过程中MGEs的变化归趋 2746.2.5 好氧堆肥过程中微生物群落结构演替 2746.3 抗生素抗性基因宿主微生物识别与微环境响应途径 2796.3.1 城市生活垃圾好氧堆肥的潜在宿主微生物 2796.3.2 制药污泥好氧堆肥的潜在宿主微生物 2806.3.3 MGEs的潜在宿主微生物识别及对ARGs的影响 2816.3.4 微环境、微生物对抗性基因的响应 2836.4 规模化堆肥中抗生素抗性基因防控的环境意义 2876.5 总结和展望 2886.5.1 总结 2886.5.2 展望 289参考文献 289第7章 有机固废好氧发酵过程中NH3、腐殖质及H2S产生预测 2937.1 好氧发酵模型国内外研究现状 2937.1.1 机理模型研究现状 2947.1.2 数据模型研究现状 2967.2 产生预测模型的研究理论 2977.2.1 发酵动力学 2977.2.2 卷积神经网络 2997.3 好氧发酵氮代谢耦合模型 3127.3.1 代谢网络关键途径 3127.3.2 代谢动力学耦合模型 3147.3.3 模型参数辨识及分析 3167.4 基于卷积神经网络的NH3预测模型 3267.4.1 好氧发酵全周期拟合 3267.4.2 卷积神经网络构建与验证 3307.4.3 卷积神经网络结构优化 3377.4.4 基于不同模型原理的NH3预测软件 3417.5 腐殖质和H2S的产生预测模型 3457.6 可视化平台 3477.7 总结和展望 348参考文献 349
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第1章引言 1.1有机固废好氧发酵研究现状 随着20世纪80年代以后社会经济全球化的大发展，物质资源配置不断丰富、产业供应链不断升级、人们生活水平不断提高，固体废弃物的产生量日益加大，逐渐成为目前人类社会亟须解决的全球大挑战之一。据统计，2017年全球产生的固体废弃物约为200亿t（Maalouf and Mavropoulos，2023），且以每年8%到10%的速度增长，其中，有机固废的占比一般为60%左右。相似的，近年来我国城乡建设的快速发展也导致固体废弃物的大量产生，有机固废的产生量约为每年60亿t（秦超，2022）。 固体废弃物拥有污染与资源二重属性，如果不加以妥善处理，会污染土壤、地表-地下水、大气，且可能进一步危害人体健康，损害人居环境景观，影响人民生活质量。此外，固体废弃物中含有大量的可回收利用的生物质资源与能源，尤其是有机固废，若能将其进行资源化利用，在实现资源能源可回收利用的同时也能减少碳排放，对人类经济社会的可持续发展具有重大意义，逐渐成为我国的“刚需”。因此，“十四五”时期，我国生态文明建设进人以降碳为重点战略方向，推动减污降碳协同增效，促进经济社会发展全面绿色转型，实现生态环境质量改善由量变到质变的关键时期，我国进一步明确了“2035年美丽中国目标基本实现”的发展目标，并继续大力推进《关于加快推进生态文明建设的意见》《“无废城市”建设试点工作方案》等重要政策，为有机固废资源化提供了全面的政策保障。 1.1.1有机固废的主要类型 有机固废是指人们在生产、消费和经营活动中产生的丧失原有利用价值或虽未丧失利用价值但被抛弃或放弃的固态有机类物品和物质（彭涛声，2021）。因此，有机固废的组成成分相对复杂，其不仅包含碳、氮、磷、硫等有机组分中的常见元素，也含有重金属、兽用激素、微塑料、抗生素、抗生素抗性基因等新污染物物质。按照有机固废的产生来源来分，有机固废主要包括农业有机固体废物 （主要包括农作物秸秆、藤蔓、畜禽粪便和水产废弃物等）、工业有机固体废物（主要包括高浓度有机废渣等）、市政有机垃圾（主要包括园林绿化废弃物、市政污泥、餐厨垃圾等）三大类。农作物秸秆、禽畜粪便、餐厨垃圾和市政污泥等是典型的有机固废。 2016年经国家农业部、住建部的估算，全国每年产生畜禽粪便38亿t，综合利用率不到60%;每年产生秸秆近9亿t，未利用的约2亿t;城市污泥产生量达到约0.4亿t，处置率在50%～70%;城市生活垃圾产生量达到1.8亿t。2020年《第二次全国污染源普查公报》显示，我国畜禽粪便化学需氧量的排放量远远超过工业废水和生活废水的化学需氧量排放量之和，占比全部排放量的49.8%。不同种有机固体废弃物的理化性质见表1-1。 作物秸秆是农业生产系统中非常重要的生物质资源。我国18亿亩（1亩=666.7m2）耕地，近年来每年农作物秸秆资源理论产量约为9.0亿t（柴如山等，2019）。农作物光合作用产生的能量有50%以上储存在秸秆中，据统计，我国秸秆资源占主要生物质资源的72.2%，是生物质资源*重要的组成部分（秦世平，2001）。秸秆中富含氮、钾、磷、镁、钙等重要元素以及粗纤维和有机质，具有很大的利用价值（贾凡等，2013）。国家发展改革委、农业农村部（原农业部）对全国“十二五”期间秸秆综合利用情况的终期评估结果显示，我国每年农作物秸秆理论资源量超过10亿t，其中可收集资源量约为9亿t，为世界**秸秆产量大国，占全球秸秆总产量的18.50%左右（农业部新闻办公室，2016）。 生活垃圾是指在城市日常生活中或者为城市日常生活提供服务的活动中产生的固体废物，以及法律、行政法规规定视为城市生活垃圾的固体废物。在过去30年间，我国城市生活垃圾产生量增长迅速，由1980年的0.3亿t增长到2017年的2.1亿t，平均年增长率为5.34%（许博等，2019）。预计到2030年，将增长到4.8亿t（Xu and Ge，2011）。而生活垃圾中餐厨垃圾占了绝大部分比例，据商务部数据测算，2018年我国餐厨垃圾产生量达1.08亿t，2019年我国餐厨垃圾产生量达1.18亿t。 随着我国畜牧业的迅速发展，规模化畜禽养殖比例不断扩大，2022年我国家禽出栏量为161.40亿只;猪年底头数、羊年底只数和牛年底头数分别为4.52亿头、3.26万只和10.22万头，畜禽养殖业污染排放对环境的污染日益加剧。目前，我国畜禽粪污资源化利用率为70%，规模养殖场粪污处理设施装备配套率仅为63%，畜禽粪便无害化处理及资源化利用效率还有待进一步提升。 我国城镇污水处理规模日益提升，污泥产量也相应增加。据统计，2019年我国污泥产量已超过6000万t（以含水率80%计），预计2025年我国污泥年产量将突破9000万t（戴晓虎，2021）。但是，由于我国长期以来“重水轻泥”，污泥处理处置没有与污水处理同步提升，污泥处理处置问题未能得到有效解决，形势十分严峻。污泥作为污水处理的副产物，富集了污水的污染物质（重金属、难降解有机物、持久性有机物、微塑料等）和营养物质（C、N、P等）。 菜场垃圾、餐饮垃圾、家庭厨房垃圾和各种市场的瓜果皮等易腐垃圾与农业废弃物农作物秸秆、畜禽粪便等城乡接合部部分农业废弃物通常被定义为城乡混合有机垃圾（魏自民等，2021），具有产量大、来源混杂、有机质比例高（占干物质的70%以上）、含水量高（一般高达85%～90%）、生物可利用成分含量高（50%～70%）、热值低、氮和磷等营养元素丰富、易腐烂等特点，所以与其他种类的有机固废相比，城乡混合有机垃圾的资源化利用潜力大。因此，亟须针对性地开展好氧发酵关键技术装备研发，开辟适合我国国情的混合有机垃圾资源化全过程生态产业链，通过技术集成创新，建立自主技术更新机制，同时配合政策引导推动商业模式创新，为我国打造完善的产业化和市场化混合有机垃圾资源化处理模式。 1.1.2有机固废的主流处理方法 固体废弃物的处理目标是将其减容、减量、资源化、能源化及无害化处理。目前我国乃至世界范围内广泛使用的有机固废主流处理方法主要包括填埋、焚烧、堆肥3种方法。 1）填埋 填埋是应用*早、*广泛的一项垃圾处理技术。2022年，我国64%以上的垃圾仍以填埋方式处理，这主要是由于垃圾填埋场建设和运行费用较低（仅为焚烧的10%、堆肥的30%），操作简便，因而易被决策者采纳（闵庆文等，2002）。早期的垃圾填埋处理没有考虑到填埋气、渗滤液的处理等问题，造成了比较严重的环境污染。20世纪30年代，美国*先提出了“卫生填埋”的概念。卫生填埋法具有技术比较成熟、操作管理简单、处理量大、投资和运行费用较低、适用于所有类型垃圾等优点（毛群英，2008），是当今世界上*主要的垃圾处理方式。但填埋处理也存在一些缺点：*先，占用大量土地资源，以致新建填埋场选址困难；其次，产生的垃圾渗滤液如未被妥善处理，会对土壤及地下水等周边环境造成污染；*后，填埋垃圾发酵产生的甲烷等气体，既是火灾及爆炸隐患，又加剧了温室效应。 近年来，城市生活垃圾填埋技术的进步比较显著：在填埋场防渗方面，广州、深圳等地很多新建的垃圾卫生填埋场采用了先进的高密度聚乙烯（HDPE）膜防渗技术（刘景岳等，2007）;关于填埋气的处理问题，部分大型填埋场能够对填埋气体进行收集并用作发电等用途（王立国等，2008）;填埋场渗滤液处理技术的相关研究也越来越多（朱兆连等，2010;李鸿江等，2008;程五良等，2010），其处理方法主要有物化处理法、生化处理法、土地处理法等。由于一般渗滤液浓度高、处理难度大且水质不稳定，单一的处理技术难以满足达标的要求，我国大部分填埋场采取了“物化预处理（混凝沉淀、氨氮吹脱、化学氧化等）+生物主体处理（厌氧、缺氧、好氧等）+物化深度处理（吸附、反渗透、催化氧化等）”的组合工艺（魏云梅和赵由才，2007），处理成本较高，而成本较低的土地处理法如回灌法、矿化垃圾生物反应床法实际应用较少。虽然国内出现了渗滤液处理等方面先进技术的应用，但受到经济因素限制，总体应用状况并不理想，还有相当数量的填埋场设备设施不足，污染防治技术落后，而且缺乏规范的运行管理和有效的监督，环境污染问题突出。很多填埋场附近地下水均受到不同程度的污染（陈佑钢和王宪周，2010）。此外，很多中小型填埋场的填埋气体直接排人大气，造成资源浪费和环境污染（胡红燕，2009）;有相当数量的填埋场对渗滤液的处理未达到排放标准，处理能力也不足（肖前斌和王海宁，2007）。 然而，随着焚烧处理能力的不断提升，垃圾处理结构近年来已发生了显著变化。据中央电视台报道，到2023年，我国城市生活垃圾的填埋比例已下降至约13%。 2）焚烧 垃圾焚烧处理已有100多年的历史，而现代化焚烧处理开始于20世纪60年代以后。焚烧法处理，可使垃圾减容85%以上，减重75%以上，突出了减量化、无害化等特征；若配备热能回收装置，亦可达到资源化的目的。与填埋处理相比，焚烧处理具有占地少、厂址选择易、处理周期短、减量化显著、无害化较彻底，以及可回收垃圾焚烧余热等优点，因此在世界各国得到越来越广泛的应用。许多欧洲国家如荷兰、德国、瑞士等，焚烧处理所占的比重较大；日本则拥有世界上数量*多的生活垃圾焚烧处理厂，焚烧比例接近其垃圾总量的80%（孙健，1995）。 我国的垃圾焚烧处理起步较晚，受经济水平的限制，我国垃圾焚烧处理主要分布在东部经济较发达的地区。以江浙地区和广东省为代表，当地经济发达，人口密集，土地资源较为稀缺；而焚烧处理占用土地少，处理效果好，是比较理想的垃圾处理方式。但垃圾焚烧也存在环境污染隐患，垃圾焚烧是二噁英的主要排放源之一，二噁英排放也是垃圾焚烧处理中*引人关注的问题。二噁英具有不可逆的“三致”毒性，对人体健康具有极大危害。由于缺乏对垃圾焚烧技术环境安全性的了解，许多新垃圾焚烧厂筹建之初，往往受到周边民众的抵制和反对，焚烧厂的选址成为一个敏感问题。实际上，随着焚烧处理技术的发展，二噁英的排放量已经得到显著控制，焚烧处理的安全性也越来越有保障。20世纪90年代以前，日本的垃圾焚烧造成的二噁英污染曾达到相当严重的水平；通过焚烧技术的改进和污染物的终端处理，在1997年到2003年，二噁英的排放削减率达95%（Yoshida et al.，2009）。我国在垃圾焚烧工艺管控过程中也采取了一些减少二噁英产生量的措施，根据2007年的统计，我国焚烧厂二噁英排放量仅占全社会排放量的3.3%。但目前我国垃圾焚烧处理还存在一些问题：*先，我国城市生活垃圾成分复杂（杜吴鹏等，2006），而且长期以来一直是混合收集，垃圾焚烧一般要求垃圾的热值在3360kJ/kg以上（吕瑞鹤，2009），垃圾热值低则需要添加燃料辅助燃烧，造成运行成本的增加，但在垃圾分类收集尚未普遍开展的情况下，我国目前除少数经济较发达的城市外，其他城市的混合生活垃圾热值较低（邰俊等，2010），不适宜焚烧；其次，焚烧处理设备投资和运行费用均较高，经济欠发达地区难以承受。我国早期建设的垃圾焚烧发电厂多引进的是国外技术和设备（刘海燕等，2009），投资费用高；近年来，随着引进设备国产化和技术自主创新，国产技术和设备有所发展和应用，焚烧厂单位投资有所降低，但对于经济发展水平一般的地区来说，焚烧处理的投资和运行费用依然不菲（宋志伟等，2007）。 3）堆肥 堆肥法是利用自然界广泛存在的微生物的新陈代谢作用，在适宜的条件下，进行微生物的自我繁殖，从而将可生物降解的有机物转化为稳定的腐殖质。堆肥处理适合于处理易腐烂、可降解有机物质含量较高的垃圾，可以使其中的有机成分转化为可供施用的肥效物质，同时消除其环境污染，杀灭垃圾中的病菌，具有无害化和资源化特征，是处理有机垃圾，尤其是城乡混合有机垃圾*有效、*适宜的技术手段之一。 好氧微生物的活性是堆肥成
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