劉樹(shù)根，孔馨，呂學(xué)斌，劉慶嶺，陳冠益

（1 昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南 昆明 650500；2 西藏大學(xué)理學(xué)院，西藏 拉薩 850000；3 天津大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，天津 300350）

有機(jī)固體廢物（以下簡(jiǎn)稱有機(jī)固廢）廣泛來(lái)源于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)、市政工程或人類日常生活，也有國(guó)家將其劃分為動(dòng)物糞便、作物殘留物、生活污泥、食品生產(chǎn)廢物、工業(yè)有機(jī)廢物、木材加工廢物、生活垃圾七個(gè)典型類別[1]。隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展、人民生活水平的不斷提高，有機(jī)固廢的產(chǎn)生量增長(zhǎng)迅速；據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)城市生活垃圾在2011—2020 年期間年均增長(zhǎng)率為4.4%，歷年堆存量達(dá)19億噸[2]。

目前，有機(jī)固廢主要處理處置技術(shù)手段或方法包括熱解或炭化后土地利用、高溫焚燒[3-4]、衛(wèi)生填埋[5]、好氧堆肥或厭氧發(fā)酵[6-7]、濕垃圾水熱氧化處理[8]。焚燒處理減量化效果最為明顯，但能耗偏高，尾氣中有害氣體如二英等凈化較為困難；有機(jī)固廢通常水分含量較高，采用填埋方式處理時(shí)，往往存在占地面積大、操作單元易于坍塌這類不足之處；受固廢成分復(fù)雜、水分含量差異明顯這類特性的影響，有機(jī)固廢熱解、水熱處理工藝也不盡相同，且對(duì)垃圾分類要求甚為嚴(yán)格。相比厭氧生物處理，有機(jī)固廢好氧處理過(guò)程同時(shí)伴隨有熱量釋放，堆體在高溫條件下有機(jī)底物降解更為徹底，減量化、穩(wěn)定化效果更為明顯[9]；所得產(chǎn)物可與煤或其他干物質(zhì)混合以制備垃圾衍生燃料，也可進(jìn)一步后發(fā)酵處理以制備生態(tài)有機(jī)肥[7,10]。近些年來(lái)，工程技術(shù)人員將好氧技術(shù)應(yīng)用于城市濕垃圾、餐廚垃圾、污水廠剩余污泥、畜禽糞便等有機(jī)廢物的處理處置，在堆體溫度變化[11]、營(yíng)養(yǎng)元素平衡[12]、微生物種群多樣性[13]等方面開(kāi)展了諸多深入研究。采用好氧技術(shù)處理有機(jī)質(zhì)含量豐富的固體廢物時(shí)，有機(jī)生物質(zhì)的降解是一個(gè)涉及物理、化學(xué)和生物反應(yīng)的復(fù)雜過(guò)程，氨氮與硫化物含量、有機(jī)酸產(chǎn)生、溫度或通風(fēng)量等環(huán)境因子均明顯影響底物的分解與代謝；加之受物料不均質(zhì)化的影響，堆體局部厭氧而產(chǎn)生H2S、NH3等氣態(tài)代謝產(chǎn)物，進(jìn)而對(duì)好氧進(jìn)程及其處理效能產(chǎn)生抑制作用。

本文綜述了有機(jī)固廢好氧生物處理技術(shù)的各類抑制因素，基于代謝過(guò)程酶活性變化以及物質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化剖析了好氧處理的抑制途徑或作用機(jī)制，分析了緩解抑制作用的潛在措施與途徑，并對(duì)其未來(lái)研究方向進(jìn)行了展望。

1 有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程的抑制因子

有機(jī)固廢來(lái)源廣、種類多，因而其成分、特征存在顯著差異，餐廚垃圾、果蔬廢料、脫水污泥等典型有機(jī)固廢的主要特性如表1所示。有機(jī)固廢的不同特性在很大程度上制約著好氧處理工藝進(jìn)程，并對(duì)底物代謝、酶活性等方面產(chǎn)生不同程度的抑制作用。

表1 典型有機(jī)固廢的主要特性

1.1 無(wú)機(jī)與有機(jī)物質(zhì)的影響

1.1.1 氨氮

有機(jī)固廢中氮含量不盡相同，餐廚垃圾或食物殘?jiān)蠧/N比率通常為15～30，而新鮮雞糞、脫水污泥中C/N 一般處于10～12 的較低水平[14,17,19]。采用生物技術(shù)處理固體物料時(shí)，含氮有機(jī)物質(zhì)或胞外聚合物在蛋白酶、酞酶等作用下水解生成氨基酸，并經(jīng)脫氨作用轉(zhuǎn)化為氨。但好氧體系的溫度通常高達(dá)45℃甚至更高，氮的硝化、反硝化進(jìn)程已完全受到抑制[21]，氨氮因而大量累積。

氮是微生物生長(zhǎng)代謝、細(xì)胞合成的必需元素，但氨氮濃度過(guò)高往往會(huì)對(duì)生物體系造成不利影響。污泥高溫好氧穩(wěn)定化處理進(jìn)程中，當(dāng)氨氮濃度超過(guò)1000mg/L 時(shí)，生化體系中乙酸占總揮發(fā)性脂肪酸的比例高達(dá)76.5%，超氧化物歧化酶（SOD）和過(guò)氧化氫酶（CAT）活性均處于較低水平，高氨氮對(duì)污泥好氧消化進(jìn)程產(chǎn)生明顯不利影響，揮發(fā)性固體物質(zhì)（VS）去除率增量?jī)H為1.28%[22]。

生化反應(yīng)體系中，離子態(tài)銨以及游離氨的濃度與消化溫度、溶液pH 直接關(guān)聯(lián)[23]。有研究認(rèn)為，游離氨容易透過(guò)細(xì)胞膜，是氨抑制的內(nèi)在因素；游離氨濃度達(dá)560mg/L 會(huì)抑制生化體系嗜熱微生物50%的活性，且這種抑制作用隨溫度升高而更為明顯[24]。離子態(tài)銨同樣容易與細(xì)胞質(zhì)膜上某些酶的Ca2+、Mg2+離子交換而降低其生物活性[25]。盡管有機(jī)固廢厭氧消化處理方面已有氨氮抑制的相關(guān)報(bào)道，但游離氨亦或是離子態(tài)銨到底在多大程度會(huì)抑制生化反應(yīng)進(jìn)程，氨氮抑制的真正內(nèi)因是什么，尚存在諸多爭(zhēng)議。近些年來(lái)，有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程的氨氮抑制作用逐步受到關(guān)注，但這方面的基礎(chǔ)理論研究仍然較為缺乏。

1.1.2 硫化物

有機(jī)固廢中的硫可分為有機(jī)硫和無(wú)機(jī)硫（主要為硫酸鹽）兩種類型，硫化氫（H2S）是含硫組分厭氧生物代謝的必然產(chǎn)物。有機(jī)質(zhì)豐富的固體物料好氧處理時(shí)，盡管維持有一定強(qiáng)度的持續(xù)供氣充氧，但受傳質(zhì)不均勻的影響，生化反應(yīng)體系中局部厭氧的微環(huán)境依然存在，硫酸鹽還原菌之類的微生物在此條件下會(huì)將物料中的有機(jī)硫、無(wú)機(jī)硫還原生成H2S，進(jìn)而對(duì)好氧微生物產(chǎn)生毒害作用[23]。H2S不僅會(huì)對(duì)白色念珠菌和某些食源性細(xì)菌的生長(zhǎng)產(chǎn)生不利影響，也會(huì)抑制曲霉屬和青霉屬真菌的活性。而在有機(jī)固廢堆肥中后期、溫度40～60℃條件下，曲霉菌與青霉菌通常是堆體中兩類極為重要的微生物，其活性與生物量對(duì)有機(jī)質(zhì)的降解及堆肥腐熟化程度至關(guān)重要。研究表明，當(dāng)0.1mmol/L NaHS（H2S 供體）作為外源性物質(zhì)加入到培養(yǎng)皿后，曲霉菌直徑在第2 天僅為對(duì)照組的16%；當(dāng)NaHS 濃度提高至0.5mmol/L 甚至更高時(shí)，曲霉的生長(zhǎng)完全受到抑制；相比而言，青霉菌在NaHS 濃度為0.1mmol/L條件下即會(huì)完全停止生長(zhǎng)[26]。

H2S毒性與其解離形式密切相關(guān)，中性未解離的H2S 分子易于通過(guò)細(xì)胞膜[27]并擴(kuò)散進(jìn)入細(xì)胞體內(nèi)，會(huì)進(jìn)一步破壞蛋白質(zhì)立體結(jié)構(gòu)從而導(dǎo)致蛋白質(zhì)變性[28-29]。此外，H2S 還可與蛋白質(zhì)上的輔基金屬離子直接反應(yīng)，從而對(duì)微生物活性產(chǎn)生不利影響。

1.1.3 金屬離子

污水廠剩余污泥、禽畜糞便、餐廚垃圾等固體廢料中均可檢測(cè)到Cd、Pb、Cu、Zn、Cr 等重金屬，且不同有機(jī)固廢中重金屬含量存在明顯差異。禽畜糞便中Cu、Zn 含量分別高達(dá)962mg/kg、1908mg/kg，而農(nóng)林廢物如樹(shù)葉與作用秸桿中重金屬含量一般遠(yuǎn)低于生物有機(jī)肥的既定標(biāo)準(zhǔn)。污水生物處理時(shí)，污泥因具有較大比表面積與特殊官能團(tuán)而對(duì)水體中重金屬離子具有較強(qiáng)的吸附能力，各項(xiàng)重金屬含量通常較高，給污泥后續(xù)處理及資源化利用造成潛在不利影響。有機(jī)質(zhì)好氧消化處理時(shí)，不少酶和輔酶需要Cu、Fe、Zn 等作為激活劑，維持適宜的金屬元素含量對(duì)微生物代謝至關(guān)重要，如Zn2+、Cu2+濃度分別為0.6μmol/L 與0.4μmol/L 時(shí)，木質(zhì)素過(guò)氧化物酶活性增長(zhǎng)達(dá)到最高水平。但某些非生物學(xué)功能的重金屬如Hg、Cd 達(dá)到一定濃度時(shí)則會(huì)抑制微生物的生長(zhǎng)及代謝活動(dòng)，當(dāng)Cd2+或Co2+濃度達(dá)到300mg/L 時(shí)纖維素酶活性完全受到抑制[30]。雖然硒也是微生物細(xì)胞體的有益元素，但其含量過(guò)高會(huì)導(dǎo)致蛋白凝固從而影響微生物活性，例如溶液中硒濃度高于20μg/mL 時(shí)大腸桿菌即會(huì)致死[31]。也有研究表明[32]，污泥類有機(jī)固廢堆肥過(guò)程中，重金屬組分與pH、灰分、有機(jī)質(zhì)、腐殖質(zhì)等參數(shù)變化存在顯著的相關(guān)性，Zn、Cu 與有機(jī)質(zhì)含量呈正相關(guān)，而灰分含量隨著Zn、Cu、Ni 含量的增加而顯著減少；另外，重金屬組分之間也存在既定的內(nèi)部關(guān)聯(lián)，以水為抽提液時(shí)，Cu 浸出率會(huì)隨著Ni 浸出濃度的增加而減小。有機(jī)固廢中重金屬含量及其形態(tài)均存在諸多差異，因其拮抗、協(xié)同作用不盡相同，不同重金屬對(duì)微生物細(xì)胞體離子轉(zhuǎn)運(yùn)、酶活性等產(chǎn)生的影響差異明顯。不同有機(jī)固廢中重金屬含量見(jiàn)表2。

表2 不同有機(jī)固廢中重金屬含量[30,33]

對(duì)餐廚垃圾等有機(jī)固廢而言，輕金屬元素如Na、Mg大量存在[34]。近些年來(lái)，高鹽含量導(dǎo)致生物毒性的研究開(kāi)始受到關(guān)注[6]。當(dāng)消化環(huán)境中K+濃度達(dá)到1.0mol/L 時(shí)，微生物活性開(kāi)始呈下降趨勢(shì)[35]；Na+濃度上升時(shí)，其對(duì)纖維素降解菌的抑制作用明顯高于以乙酸或丙酸為碳源的微生物[6]。鹽含量過(guò)高會(huì)導(dǎo)致微生物細(xì)胞由于滲透壓而脫水，生物活性因而降低。雖然鹽類物質(zhì)均由陰、陽(yáng)離子組成，但高鹽毒性更多由陽(yáng)離子（如Na+、Ca2+、Mg2+）所決定。

1.1.4 有機(jī)化合物

作物種植過(guò)程殺蟲(chóng)劑的使用、藥物（如嗎啡、黃連素等）加工與提煉后殘?jiān)膹U棄、激素與抗生素等新型污染物在城市污泥中的累積，導(dǎo)致壬基酚、抗生素類、農(nóng)藥等有機(jī)化合物殘留在固體廢料中，受化合物化學(xué)結(jié)構(gòu)及含量、溫度與濕度等環(huán)境因子影響，殘留的有機(jī)化合物濃度較低時(shí)，可經(jīng)生物降解而消除其毒副作用；但高濃度的壬基酚、抗生素等有機(jī)化合物通常會(huì)明顯抑制有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程。

①允許使用的農(nóng)用地類型為園地、牧草地、不種植食用農(nóng)作物的耕地。

芳香族化合物中氯苯和對(duì)硝基酚的生物毒性較大。對(duì)硝基酚對(duì)硝化細(xì)菌、反硝化細(xì)菌、氨化細(xì)菌均有抑制作用，且抑制作用程度隨其濃度的增加而增大；氯苯含量大于300mg/kg 時(shí)，開(kāi)始對(duì)反硝化細(xì)菌表現(xiàn)出抑制作用。對(duì)硝基苯對(duì)真菌具有抑制作用，而部分真菌（如白腐真菌）對(duì)固廢物料中有機(jī)質(zhì)的降解具有重要貢獻(xiàn)。對(duì)硝基苯和氯苯對(duì)酶活性的影響甚為明顯，氯苯含量為200mg/kg 會(huì)對(duì)蔗糖酶活性產(chǎn)生輕微抑制作用[36]；對(duì)硝基酚含量達(dá)200mg/kg時(shí)，脲酶活性僅為對(duì)照組的31.8%，而脲酶活性與有機(jī)質(zhì)中氮循環(huán)密切相關(guān)[36-37]。

對(duì)有機(jī)固廢堆肥體系而言，雜環(huán)化合物四環(huán)素含量增加時(shí)，水溶性碳的殘留更為明顯，脫氫酶活性下降，堆體升溫變得緩慢；四環(huán)素含量高于500mg/kg 時(shí)，微生物種群結(jié)構(gòu)及典型微生物豐度均明顯降低[38]，堆肥進(jìn)程所受到的抑制作用更為突出。另外，三氯生也是一種典型的抗菌劑，對(duì)多種細(xì)菌和真菌均有殺滅效果，已經(jīng)廣泛應(yīng)用于醫(yī)藥和個(gè)人護(hù)理品；三氯生具有疏水親脂的特性，會(huì)在污水處理過(guò)程中富集至污泥表面，從而對(duì)污泥后續(xù)生物處理產(chǎn)生明顯抑制作用[39]。

1.1.5 脂肪酸

有機(jī)質(zhì)生物處理進(jìn)程產(chǎn)生的脂肪酸種類較多，可分為短鏈、長(zhǎng)鏈化合物兩大類型。通常來(lái)講，具有2～6 個(gè)碳原子碳鏈的有機(jī)酸如乙酸、丙酸、正/異丁酸、正/異戊酸具有很強(qiáng)的揮發(fā)性，習(xí)慣稱之為短鏈揮發(fā)性脂肪酸（SCFAs）。有機(jī)質(zhì)含量豐富的固體物料好氧處理時(shí)，受氧耗用量大且傳質(zhì)不均勻影響，生化體系中兼性甚至厭氧的微生物依然同時(shí)存在[33]，有機(jī)底物（如糖、脂肪、淀粉等）的不完全代謝必然導(dǎo)致SCFAs大量累積[40]。固體物含量5%～7%的污泥在55℃條件下高溫好氧穩(wěn)定化處理[21]時(shí)，SCFAs在批式運(yùn)行第5～7天快速積累，乙酸、丙酸最大含量分別高達(dá)2600mg/L、1570mg/L，明顯高于丁酸及戊酸；相比而言，污泥中溫（35℃）穩(wěn)定化處理體系中，乙酸最高濃度為1890mg/L，丙酸等其他組分累積不甚明顯。Cheung 等[41]研究發(fā)現(xiàn)，SCFAs對(duì)有機(jī)固廢堆肥系統(tǒng)的抑制作用取決于pH值、微生物種類、酸類型及其濃度，嗜熱微生物對(duì)SCFAs 抑制作用的耐受程度明顯優(yōu)于中溫微生物。SCFAs累積勢(shì)必導(dǎo)致pH隨之下降，進(jìn)而影響微生物活性；有研究[42]證實(shí)，硝酸鐵類化學(xué)物質(zhì)在污泥高溫消化體系中可與乙酸反應(yīng)從而降低液相脂肪酸濃度，VS去除率達(dá)到40%時(shí)僅耗時(shí)14天，比空白對(duì)照體系提前7天實(shí)現(xiàn)污泥穩(wěn)定化效果。

1.1.6 碳氮比

微生物新陳代謝進(jìn)程中，對(duì)于碳、氮的需求存在一定差異，碳氮比（C/N）是有機(jī)固廢生物處理的重要指標(biāo)。物料中C/N過(guò)低，生物處理進(jìn)程N(yùn)H3大量產(chǎn)生并抑制微生物活性，有機(jī)物分解進(jìn)程緩慢；C/N過(guò)高時(shí)，微生物增殖因氮源不足而受到限制，好氧處理時(shí)間明顯變長(zhǎng)。有理論試驗(yàn)研究表明，有機(jī)固廢中C/N 處于25～35 時(shí)發(fā)酵進(jìn)程最為迅速[43]；但從實(shí)踐運(yùn)行經(jīng)驗(yàn)來(lái)看，C/N 處于15～20范圍時(shí)好氧生物處理效果有時(shí)也頗為不錯(cuò)。

固體物料中初始C/N與堆肥腐熟化程度密切相關(guān)。以玫瑰果渣、牛糞和禽畜糞便為混合料時(shí)，初始C/N 達(dá)到24.3， 堆肥分解速率最大值為0.072d-1[42]。當(dāng)園林廢棄物和豬糞混合堆肥時(shí)，較低的C/N（13.9）導(dǎo)致更頻繁、更密集的翻轉(zhuǎn)操作以維持穩(wěn)定的堆肥腐熟化效果[44]。以牛糞、木屑和蘑菇渣為混合物料堆肥處理時(shí)，初始C/N 由15 提升至35 時(shí)，堆體中動(dòng)物病原菌豐度明顯降低[45]。可見(jiàn)，堆肥物料初始C/N對(duì)有機(jī)固廢降解過(guò)程中微生物的種群結(jié)構(gòu)及數(shù)量存在既定影響。

1.2 環(huán)境因子的影響

1.2.1 消化溫度

溫度對(duì)微生物種群類型、有機(jī)質(zhì)代謝、酶活性等均具有重要影響。堆肥過(guò)程中，嗜熱微生物對(duì)底物的降解速率一般高于中溫微生物[11]，但微生物種群多樣性會(huì)有所降低，通常認(rèn)為50～65℃是有機(jī)物降解最快及病原菌滅活的最佳溫度[9]。研究證實(shí)[46]，堆肥溫度在55℃時(shí)，有機(jī)物生化降解速率達(dá)到最高；堆肥溫度控制在37℃時(shí)，病原體無(wú)法得以有效殺滅，但微生物種群多樣性最為豐富；溫度超過(guò)65℃時(shí)，堆體中微生物底物代謝明顯下降，諸多嗜熱微生物也無(wú)法存活[47]。采用高溫好氧技術(shù)處理污泥時(shí)，消化溫度為65℃的反應(yīng)器SCFAs累積最為明顯，但VS 去除率不超過(guò)25%；55℃是最為適宜的穩(wěn)定化處理操作溫度[33]。總體來(lái)講，溫度過(guò)高或者過(guò)低均不利于有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程。

對(duì)有機(jī)固廢處理體系而言，消化溫度明顯影響堆體有機(jī)質(zhì)代謝及微生物種群結(jié)構(gòu)。相比中溫消化，有機(jī)固廢高溫好氧消化體系中硝酸鹽含量明顯偏低，脂肪酸累積現(xiàn)象往往較為明顯[21]；高溫體系以嗜熱微生物為主，種群多樣性會(huì)有所下降，但酶活性明顯增強(qiáng)，有機(jī)質(zhì)穩(wěn)定化進(jìn)程大為縮短。城市垃圾中食物殘?jiān)c紙張廢料混合處理時(shí)，消化溫度（25～52℃） 對(duì)發(fā)酵產(chǎn)酸具有協(xié)同促進(jìn)作用，SCFAs產(chǎn)生的最大協(xié)同作用效果達(dá)到71%[48]。

1.2.2 通風(fēng)量

受通風(fēng)速率以及固體物料傳質(zhì)不均勻兩類因素影響，有機(jī)固廢生物處理體系中有機(jī)質(zhì)代謝、體系升溫、微生物種群結(jié)構(gòu)等差異較為明顯。城市生活垃圾處理體系的通氣強(qiáng)度由0.4L/(min·kg)、0.6L/(min·kg)上升至0.9L/(min·kg)時(shí)，堆體溫度明顯下降，但C/N維持較高水平；較高的通氣速率往往導(dǎo)致有機(jī)物降解更為迅速，可溶性鹽濃度EC 值因而增加[49]。有機(jī)廢料好氧處理時(shí)，通風(fēng)速率取決于原料組成以及采用的通風(fēng)方式；通常來(lái)講，間歇通風(fēng)有利于好氧處理進(jìn)程。以雞糞和秸稈為原料堆肥，采取開(kāi)/關(guān)各30min 的間歇曝氣方式，最佳通風(fēng)速率為0.1m3/(min·m3)[50]；農(nóng)業(yè)廢棄物在間歇曝氣開(kāi)15min/關(guān)45min條件下有機(jī)物的最佳通風(fēng)速率為0.4L/(min·kg)[[51]；城市生活垃圾在堆肥處理的不同時(shí)期，最佳通風(fēng)速率也存在一定差異[49]。

通風(fēng)的目的在于提供有機(jī)質(zhì)氧化代謝所需的氧氣，通風(fēng)速率低容易導(dǎo)致堆體酸化，惡臭氣味也極為明顯。有研究[52]將粉煤灰、硅粉、過(guò)氧化鈣、納米鐵這類復(fù)合物摻混于畜禽糞便堆體，臭味得到有效抑制，氨的釋放濃度僅為空白對(duì)照組（未摻混復(fù)合物）的1/3。理論上分析，添加的過(guò)氧化鈣會(huì)通過(guò)化學(xué)反應(yīng)而增加堆體中氧含量，并適當(dāng)中和堆體中的有機(jī)酸，從而促進(jìn)有機(jī)質(zhì)代謝中間產(chǎn)物較為徹底的降解。但摻混復(fù)合物改善有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程的作用途徑與機(jī)制到底是什么，尚缺乏深入研究。針對(duì)高海拔低氧地區(qū)而言，若按照常規(guī)通風(fēng)速率對(duì)有機(jī)固廢進(jìn)行好氧處理，必然導(dǎo)致供氧不足而抑制生化進(jìn)程，能否借鑒現(xiàn)有研究結(jié)論通過(guò)添加外源含氧試劑以提升有機(jī)固廢好氧處理效能，值得后續(xù)探究。

1.2.3 pH

微生物的生命活動(dòng)、物質(zhì)代謝均與pH 關(guān)系密切。有機(jī)固廢初始pH 通常為5.0～8.0，好氧（堆肥）處理初期有機(jī)酸快速釋放，pH 下降至5.0 以下；消化中期有機(jī)酸分解、礦化釋放NH3，pH 會(huì)上升至8.5左右；穩(wěn)定化后期，溫度逐漸回落，pH一般穩(wěn)定在7.0～8.0 之間[53-54]。好氧處理體系中，氨氮釋放與SCFAs 累積是影響pH 變化的直接因素[21,33]，進(jìn)而影響有機(jī)質(zhì)好氧代謝進(jìn)程。pH過(guò)高往往導(dǎo)致氨氮抑制作用更為明顯，pH 下降意味著有機(jī)酸積累，同樣不利于微生物對(duì)底物的氧化代謝。

對(duì)有機(jī)固廢好氧處理而言，硫氧化細(xì)菌的數(shù)量與活性頗為重要，硫氧化細(xì)菌可將固體物料中含硫化合物氧化為硫酸鹽或單質(zhì)硫，從而降低硫化物對(duì)生物處理體系的毒害作用。將硫氧化細(xì)菌在酸性、中性、堿性三個(gè)條件下進(jìn)行對(duì)比試驗(yàn)，pH 為中性時(shí)微生物比增長(zhǎng)速率明顯高于酸性與堿性條件。綜合生物處理體系中微生物生長(zhǎng)、代謝及種群多樣性等方面需求，有機(jī)固廢好氧處理體系的pH 建議以6.5～8.0較為適宜。

1.2.4 水分含量

物料含水率對(duì)有機(jī)固廢發(fā)酵與腐熟程度均有明顯影響。含水率過(guò)低，有機(jī)物分解速率通常呈降低趨勢(shì)，若含水率低于12%，微生物增長(zhǎng)及代謝活動(dòng)即會(huì)處于停止?fàn)顟B(tài)。當(dāng)物料含水率明顯高于65%時(shí)，水分將充滿固體物料空隙而使空氣含量減少，有機(jī)質(zhì)堆體易于從微（好）氧轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬鯛顟B(tài)，溫度急劇下降，發(fā)臭的中間產(chǎn)物（硫醇、氨等）逐步累積并導(dǎo)致堆體腐敗發(fā)黑。

家禽糞便和麥類秸桿混合堆肥時(shí)，最佳含水率約為70%，此條件下堆體高溫期長(zhǎng)，微生物活性和有機(jī)物穩(wěn)定化程度均為最高；污泥好氧消化最佳含水率一般為60%～70%；豬糞和玉米芯混合料好氧處理時(shí)，含水量通常不超過(guò)80%[55]。在固體物料初始水分含量相同條件下，通風(fēng)強(qiáng)度直接影響水分蒸發(fā)速率及物料水分含量，堆體溫度也會(huì)存在明顯差異；也有研究[56]證實(shí)，無(wú)論C/N 為10∶1 或40∶1，水分含量?jī)H為20%的干雞糞堆肥體系盡管溫度并不很高，但均比含水率40%與60%的濕雞糞呈現(xiàn)更為有效的大腸桿菌滅活效果。可見(jiàn)，物料含水率與其他因素如通風(fēng)量、C/N、堆體溫度等關(guān)聯(lián)密切并影響有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程。

2 酶活性及抑制作用途徑

2.1 酶活性變化

生化代謝進(jìn)程需要多種酶參與反應(yīng)，與有機(jī)固廢好氧處理密切相關(guān)的酶主要有氧化還原酶、蛋白水解酶（簡(jiǎn)稱蛋白酶）以及纖維素酶、磷酸酶等。濃縮污泥高溫微（好）氧消化處理時(shí)，氨氮濃度明顯影響氧化酶活性[22]，當(dāng)混合污泥初始氨氮濃度調(diào)整至1000mg/L 時(shí)，消化體系微生物體內(nèi)氧負(fù)自由基含量在16～24 天高達(dá)0.38μmol/g，明顯高于沒(méi)有添加氨氮的空白對(duì)照組。相應(yīng)地，高氨氮的測(cè)試組在消化后期超氧化物歧化酶（SOD）維持在1.17～1.38U/mg，但過(guò)氧化氫酶（CATase）通常高于空白對(duì)照組，且有時(shí)波動(dòng)較大，反映出氨氮濃度以及其他環(huán)境因子均能影響氧化酶活性。

蛋白酶與氮素循環(huán)密切有關(guān)，是有機(jī)物降解的良好指標(biāo)。蛋白酶可催化多肽或蛋白質(zhì)水解，微生物體內(nèi)很多重要的生理效應(yīng)均與蛋白酶的生物調(diào)控有關(guān)。Li等[57]將可釋放蛋白酶的菌株接種至污泥高溫消化體系中，蛋白酶活性在pH 8.0、溫度50℃條件下最高可達(dá)0.41U/mL，污泥VS去除率在120h時(shí)即可達(dá)到32.8%。有機(jī)固廢經(jīng)歷高溫處理時(shí)，蛋白質(zhì)和多肽水解作用甚為明顯，引起氨態(tài)氮快速釋放并導(dǎo)致pH 呈上升趨勢(shì)，氨氮累積給有機(jī)質(zhì)好氧代謝進(jìn)程帶來(lái)潛在不利影響。

有機(jī)質(zhì)中纖維素和木質(zhì)素是較難降解的一部分，纖維素和半纖維素的分解與纖維素酶的活性息息相關(guān)。纖維素酶會(huì)催化纖維素水解成d-葡萄糖，而參與木質(zhì)素降解的酶主要有如下四種：木質(zhì)素過(guò)氧化物酶（LiP）、錳過(guò)氧化物酶（MnP）、漆酶（LaC）、纖維二糖脫氫酶，其中LiP 和MnP 均為需要過(guò)氧化氫或有機(jī)過(guò)氧化物觸發(fā)啟動(dòng)催化反應(yīng)的血紅蛋白。MnP依賴于Mn2+，這是由于MnP催化轉(zhuǎn)化為Mn(Ⅲ)，進(jìn)而氧化一系列酚類物質(zhì)。在擔(dān)子菌中，細(xì)胞外組成型LaC 生產(chǎn)量低，而Cu 是最為有效的酶活性誘導(dǎo)劑。因此過(guò)氧化物、Mn(II)和Cu含量在很大程度影響催化反應(yīng)的進(jìn)行，進(jìn)而影響有機(jī)固廢中木質(zhì)素的降解[58]。

2.2 主要抑制作用途徑

氨氮、硫化氫、pH、重金屬離子等因素均會(huì)影響到有機(jī)固廢的好氧處理進(jìn)程（圖1），導(dǎo)致酶活性下降，有機(jī)質(zhì)代謝受阻。氨氮對(duì)微生物體的抑制作用與pH密切相關(guān)，pH水平高低決定離子態(tài)銨與游離氨平衡濃度。離子態(tài)銨可與細(xì)胞質(zhì)膜上酶的活性金屬離子交換，從而導(dǎo)致酶活性明顯下降；游離氨為疏水性分子，易于通過(guò)被動(dòng)擴(kuò)散進(jìn)入細(xì)胞體，將改變細(xì)胞內(nèi)外質(zhì)子平衡并導(dǎo)致胞內(nèi)鉀鈉流出，不利于微生物的生理代謝[22]?？股仡愇镔|(zhì)抑制葉酸代謝循環(huán)中的對(duì)氨基苯甲酸，同樣干擾到微生物正常的生理代謝；抗生素也會(huì)與核糖體、脫氧核糖核酸等底物相互作用，對(duì)蛋白質(zhì)合成、細(xì)菌分裂產(chǎn)生抑制作用。

圖1 有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程的抑制作用機(jī)制

重金屬離子可與HS-反應(yīng)而生成硫化物沉淀，進(jìn)入胞內(nèi)的重金屬離子容易攻擊含巰基（—SH）官能團(tuán)的蛋白質(zhì)并導(dǎo)致其變性，或與酶上其他活性金屬離子置換而導(dǎo)致酶失活。與此類似，固體物料中的無(wú)機(jī)、有機(jī)硫化物容易在微氧甚至缺氧的微環(huán)境中生成硫化氫，其進(jìn)入微生物細(xì)胞體后，與酶的輔基金屬離子反應(yīng)，或攻擊蛋白質(zhì)二硫鍵（—S—S—）和巰基（—SH）等基團(tuán)從而破壞蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)[29]；另外，H2S 自氧化會(huì)產(chǎn)生活性氧并引起DNA 損傷[59]，主要反應(yīng)式如式(1)～式(6)。

有機(jī)質(zhì)中糖類、脂質(zhì)等降解過(guò)程必然出現(xiàn)有機(jī)酸累積，其與釋放的氨氮共同作用而影響體系的酸堿平衡。碳源代謝的有機(jī)小分子中間產(chǎn)物經(jīng)輔酶Ⅰ（煙酰胺腺嘌呤二核苷酸NAD+）、輔酶Ⅱ（煙酰胺腺嘌呤二核苷酸磷酸NADP+）作用而脫氫，質(zhì)子進(jìn)入胞內(nèi)并成為H+的重要來(lái)源；此外，H+也可通過(guò)質(zhì)子泵從胞外轉(zhuǎn)移而進(jìn)入，胞內(nèi)酸堿度的高低決定游離氨、離子態(tài)銨的濃度并影響微生物的生理代謝活動(dòng)。有機(jī)底物代謝過(guò)程中，供氧不足或受其他不利因素影響，微生物體內(nèi)活性氧（ROS）明顯累積，超氧陰離子自由基O-·2在SOD酶作用下降解為H2O2，并經(jīng)CATase 酶作用而轉(zhuǎn)化為O2，從而消除活性氧對(duì)胞內(nèi)細(xì)胞質(zhì)膜上不飽和脂肪酸或DNA 分子的過(guò)度氧化作用[59]。

3 好氧處理過(guò)程強(qiáng)化

為緩解不利因素對(duì)有機(jī)固廢好氧處理的抑制作用，現(xiàn)有研究往往通過(guò)接種功能性微生物、添加外源試劑等措施或途徑改善微生物生長(zhǎng)繁殖、種群結(jié)構(gòu)或酶活性，從而促進(jìn)有機(jī)質(zhì)代謝與分解，強(qiáng)化好氧處理效能。

3.1 接種功能性微生物

有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程需要多種微生物共同參與，但對(duì)特定污染組分如油脂、纖維素分解具有良好效果的功能微生物作用更為重要，接種高效降解菌或增加營(yíng)養(yǎng)鹽等方式有利于提高微生物代謝活性從而強(qiáng)化污染物凈化效果。EM 菌是日本比嘉照夫教授開(kāi)發(fā)的微生物菌制劑，由光合細(xì)菌、乳酸菌、酵母菌和放線菌等80 余種微生物復(fù)合而成，自20世紀(jì)80 年代投入市場(chǎng)后，已在土壤改良、污水治理等方面取得了較為明顯的經(jīng)濟(jì)、生態(tài)效益；在有機(jī)固廢中添加EM 菌后，堆肥初期臭味明顯抑制、腐殖化過(guò)程有所增強(qiáng)，脂肪減少率可達(dá)73%[60]。YM 菌屬于超嗜熱芽孢桿菌，能在90℃以上（最高可達(dá)120℃）超高溫好氧條件下活躍工作并發(fā)酵分解有機(jī)廢棄物；當(dāng)YM菌和豬糞以4∶3配比進(jìn)行堆肥處理時(shí)，堆體維持80℃以上高溫期可達(dá)39 天[61]。另外，白腐真菌能夠分泌胞外過(guò)氧化酶，是有機(jī)廢物木質(zhì)素、纖維素降解的重要微生物。將白腐真菌及其混合菌群接種至城市垃圾堆肥中，堆體脫氫酶活性增長(zhǎng)迅速，蛋白酶活性增加近57%[37]。處理抗生素菌渣時(shí)，添加白腐真菌可使氨氮損失降低至0.24g/kg；堆肥處理42天時(shí)，菌渣中四環(huán)素、土霉素兩類抗生素的降解率均達(dá)90%以上[62]。盡管抗生素在很大程度上抑制有機(jī)固廢的降解，但菌渣堆體中分離出來(lái)的嗜熱菌Thermussp.[63]以及利用四環(huán)素作為飼料添加劑的養(yǎng)豬場(chǎng)豬糞堆體中篩選出來(lái)的Raoultellasp.XY-1[62]，對(duì)環(huán)丙沙星和四環(huán)素的降解效果均可達(dá)到70%以上。將以上典型功能微生物進(jìn)行增殖與工程化應(yīng)用，勢(shì)必對(duì)有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程產(chǎn)生積極促進(jìn)作用。

添加降油功能微生物或多功能細(xì)菌聯(lián)合體（蛋白質(zhì)、纖維素等分解菌）至餐廚垃圾處理體系時(shí)，能有效緩解堆肥初期有機(jī)酸累積而產(chǎn)生的抑制作用，堆體中油類物質(zhì)去除比率分別達(dá)97.8%和92.2%，堆體高溫期能維持兩周左右，堆肥周期可縮短20 天，明顯優(yōu)于不添加菌劑的空白對(duì)照組[64]。也有研究發(fā)現(xiàn)，有機(jī)酸降解的混合菌群不僅能加速蛋白類化合物的降解、促進(jìn)腐殖質(zhì)類物質(zhì)的形成，而且能改善細(xì)菌種群結(jié)構(gòu)以及乙酸、丙酸、木質(zhì)素降解功能菌的多樣性[65]?？梢钥闯觯袡C(jī)固廢好氧處理體系中，適當(dāng)接種嗜酸功能微生物可有效預(yù)防堆體過(guò)度酸化的問(wèn)題，從而促進(jìn)有機(jī)質(zhì)好氧代謝進(jìn)程。

3.2 添加外源試劑或材料

有機(jī)固廢好氧處理時(shí)，固體物料中傳質(zhì)困難、有機(jī)質(zhì)含量高導(dǎo)致快速酸化、堆體局部區(qū)域呈缺氧狀態(tài)這類特性均會(huì)明顯影響生物降解效果。將固體吸附材料或植物殘?bào)w加入至好氧堆體中，可提高基質(zhì)的孔隙率，同時(shí)為微生物群落提供生態(tài)位和氮源，增強(qiáng)微生物活性。Agyarko-Mintah 等[66]將生物炭與畜禽養(yǎng)殖廢物、甘蔗秸稈混合堆肥，加入生物炭的堆體氮素保留量為初始總氮的80%左右，尿素酶活性明顯提升。若將沸石按12%比例與生物炭混合，之后再添加至脫水污泥堆肥體系，可減少58.0%～65.1%氣態(tài)氨逸出，單位干基脫氫酶、磷酸酶活性分別高達(dá)27.04mg/(g·h)、4.62mg/(g·h)[67]。

受有機(jī)酸累積、堿性物質(zhì)NH3釋放的影響，好氧處理體系pH變化甚為明顯，在堆體中添加pH緩沖物質(zhì)有利于提升生物處理效果。豬糞堆肥處理時(shí)，添加5%蘋(píng)果渣和1%檸檬酸時(shí)，氣態(tài)氨排放量分別減少26%和47%[68]；若將10%磷石膏和10%過(guò)磷酸鈣分別添加到餐廚垃圾中，消化氣中CH4排放減少量達(dá)80%左右[34]；污泥好氧穩(wěn)定化體系中，添加濃度為0.01mol/L 磷酸緩沖溶液后，污泥消化22 天時(shí)VS 去除率達(dá)到44.4%，比同期的空白對(duì)照組高出6.0%[69]。

鑒于重金屬含量過(guò)高容易導(dǎo)致蛋白變性并對(duì)微生物造成明顯不利影響，有研究將腐殖質(zhì)或重金屬鈍化材料添加至待處理的固體物料中，以降低重金屬對(duì)生物體系的不利影響。候月卿等[70]證實(shí)，生物炭和腐殖質(zhì)添加至豬糞堆肥體系時(shí)，腐殖質(zhì)對(duì)Zn、木屑炭和對(duì)Cd 的鈍化效果分別達(dá)到64.9% 和94.7%。欒潤(rùn)宇等[71]在雞糞堆體中添加單一或復(fù)配鈍化劑（海泡石、鈣鎂磷肥、生物炭），添加鈍化劑堆肥顯著增加雞糞有機(jī)肥pH，種子發(fā)芽率增加至80%以上；雖然雞糞有機(jī)肥中重金屬總量有所增加，但重金屬可溶態(tài)比例下降；復(fù)配鈍化劑對(duì)重金屬鈍化效果優(yōu)于單一鈍化劑，其中海泡石+鈣鎂磷肥+生物炭混合添加對(duì)Ni、Zn、As 和Pb 鈍化效果最為明顯。

微生物好氧代謝時(shí)，不利環(huán)境條件容易導(dǎo)致生物體內(nèi)ROS產(chǎn)生[22]，并對(duì)微生物正常生理活動(dòng)產(chǎn)生明顯不利影響。Liu 等[72]將富里酸、茶多酚這類ROS清除劑添加至污泥高溫消化系統(tǒng)，微生物體內(nèi)Cu2+、Zn2+金屬離子含量明顯增加，氧化酶SOD 與CATase活性明顯提升，污泥VS減量化效果更為明顯。也有專利報(bào)道，脫落酸與其他穩(wěn)定劑、殺菌劑按比例混合后添加至農(nóng)林廢棄物堆肥體系時(shí)，ROS清除能力明顯增加，參與堆肥的微生物菌群在不翻堆的條件下仍然保持較高活性，堆肥周期可縮短4天左右[73]。現(xiàn)有研究表明，及時(shí)清除生物體內(nèi)ROS能明顯促進(jìn)有機(jī)固廢好氧代謝進(jìn)程。實(shí)際應(yīng)用時(shí)，如何對(duì)好氧處理工藝過(guò)程進(jìn)行調(diào)控，從而有效避免逆境條件下ROS 累積以提升有機(jī)固廢好氧處理效能，值得后續(xù)深入探究。

4 結(jié)語(yǔ)與展望

有機(jī)固廢好氧處理進(jìn)程涉及物理、化學(xué)和生物系列反應(yīng)過(guò)程，固體物料傳質(zhì)不均勻、有毒有害物質(zhì)殘留、代謝中間產(chǎn)物累積以及高溫、酸度等逆境因素均會(huì)抑制有機(jī)質(zhì)的代謝與分解，其作用過(guò)程或途徑主要體現(xiàn)為降低酶活性、產(chǎn)生氧化脅迫作用、促使蛋白質(zhì)變性。目前，緩解好氧進(jìn)程的抑制作用一般通過(guò)接種功能性微生物或添加外源試劑/材料這兩類主要途徑來(lái)得以實(shí)現(xiàn)，但強(qiáng)化作用機(jī)制的深入探究不甚清晰。結(jié)合城市濕垃圾、畜禽糞便、作物秸桿、污水廠污泥、餐廚垃圾等處理處置基礎(chǔ)研究及發(fā)展態(tài)勢(shì)，有機(jī)固廢好氧處理提質(zhì)增效的后續(xù)研究可聚焦至如下三方面。

（1）硫化氫、氨氮、有機(jī)酸累積以及極端溫度條件等逆境因素均會(huì)使得生物體內(nèi)ROS 含量明顯增加，從而對(duì)有機(jī)底物的代謝產(chǎn)生脅迫作用。已有研究較多考察單一因素對(duì)生物體ROS 的影響，并從SOD、CATase 酶活性變化來(lái)闡明作用規(guī)律；多個(gè)逆境因子并存對(duì)生物體系ROS 產(chǎn)生具有協(xié)同亦或是拮抗作用，這方面的研究鮮有報(bào)道。深化復(fù)雜條件下生物體系ROS 清除作用機(jī)制研究，這對(duì)提升好氧條件下有機(jī)固廢快速穩(wěn)定化具有重要意義。

（2）極端環(huán)境條件（高寒高海撥、高鹽含量等）如何影響有機(jī)固廢好氧生化進(jìn)程，該類逆境條件下微生物理化特性、底物代謝歷程、酶活性變化、活性氧是否累積等問(wèn)題尚不清晰，亟待深入探究。

（3）好氧處理效果是有機(jī)固體物料后續(xù)土地利用、制備衍生燃料的關(guān)鍵前提條件。深入剖析逆境因子與微生物酶活性、底物代謝進(jìn)程的內(nèi)在關(guān)聯(lián)，積極開(kāi)發(fā)新型生物強(qiáng)化技術(shù)措施或途徑以應(yīng)對(duì)氧化脅迫或蛋白質(zhì)變性對(duì)生化處理體系的不利影響，這類研究可為有機(jī)固廢好氧處理提質(zhì)增效提供技術(shù)支撐。