河道底泥好氧堆肥化處理研究進展

盧 玨，和苗苗*

(杭州師范大學 a.生態系統保護與恢復杭州市重點實驗室， b.生命與環境科學學院，浙江 杭州 310036)

河道底泥好氧堆肥化處理研究進展

盧 玨ab，和苗苗ab*

(杭州師范大學 a.生態系統保護與恢復杭州市重點實驗室， b.生命與環境科學學院，浙江 杭州 310036)

底泥是水體污染的潛在污染源，常見的底泥處理方法主要有物理修復法、化學修復法、生物修復法等，好氧堆肥化處理是生物修復法的衍生方法。文章闡述了底泥好氧堆肥化修復的機理和研究進展，總結了影響堆肥過程的主要因素，以及堆肥過程中微生物菌落、重金屬等物質的轉化，并提出研究展望，以期為相關研究及應用提供參考。

底泥； 好氧堆肥； 調理劑； 物質轉化

底泥是江河、湖泊、水庫和海灣等水體底部長期積存的沉積物，是水體多相生態系統的重要組成部分，是環境污染物在廣泛空間和長久時間內的聚集處[1]。底泥中含有大量的氮磷營養元素、重金屬及難降解有機物，當水體環境發生變化時，底泥中的物質也會隨之發生遷移，進而影響上覆水體的水質，形成二次污染[2]。底泥修復現已成為環境領域關注的熱點之一，好氧堆肥化修復是世界范圍內處理有機固體廢物廣為采用的一種技術方法，隨著環境的改變以及科技的發展，堆肥產業呈現持續發展態勢[3]。底泥的好氧堆肥化處理是生物修復的衍生方法，在堆肥過程中微生物利用自身的活動，使污染性有機物降解成為無機物，并釋放出可供微生物生長活動所需的能量，在物質結構不斷改變的同時，微生物自身不斷繁殖，從而產生更多的生物體[4]。

1 底泥的物理化學組成

1.1 底泥顆粒物結構

底泥顆粒物呈松散的粉末狀，通過原子力顯微鏡在放大1 500倍和8 000倍條件下觀察，發現底泥顆粒物表面具有多微孔、片層狀皺折結構。用原子力顯微鏡AFM在1 μm尺度內觀察底泥顆粒物空隙的三維形貌，發現底泥顆粒物空隙內具有片層狀和凸凹不平的結構特征[5]。這類顆粒物具有不易因外界環境而發生腐化及流動性差的特點[6]。

1.2 底泥中的營養成分

底泥中的營養物質主要包括氮磷化合物以及多糖類物質。蛋白質主要來源于底泥菌膠團的菌細胞及底泥所吸附的各類污水及廢水。死亡的微生物體，以及生活污水和工業廢水中的油脂使底泥中富集脂肪。多糖類物質則主要來源于底泥中的淀粉、纖維素、半纖維素及木質素等[7]。

底泥中的凱氏氮含量不高，含氮化合物常氧化分解，NO3-N和NO2-N在厭氧細菌活動及反硝化過程中，部分以N2、NO2和NO3等氣態形式逸出水面而進入大氣[8]。不同底泥中有機磷占總磷的比例差異較為明顯，有效磷的含量與總磷、無機磷相關性非常好，相關系數達到0.963和0.960，而與有機磷的相關性則很差，相關系數只有0.262。與常用作堆肥原料的畜禽糞便相比，雞糞含氮量范圍為0.60%～4.85%，豬糞含氮量略高于雞糞，含量范圍為0.20%～5.19%，平均為2.28%，而豬糞和雞糞中磷含量較高，氮磷比平均為1∶1.7[9]。

底泥有機碳含量、總氮、總磷、CEC、電導率等與兩岸耕地耕作層土壤相應理化性質不同，同時表層底泥與深層底泥也不同。底泥的電導率范圍為300～450 μS·cm-1，相對高于污泥，可能是由于耕地耕作層土壤通氣性好，而底泥長期處于厭氧條件下，因此，兩者的氧化還原電位和微生物活性明顯不同[10]。

1.3 底泥中的污染物

重金屬在地殼中屬微量元素，有一定的背景含量，因此通常比照當地的背景豐度水平判斷某地是否存在重金屬污染或異常富集。底泥中的重金屬背景較同地區的土壤背景值略高(除Hg外)[11]。重金屬元素中，Zn、Cd、Cu的含量通常較高，其中，又以Zn的污染較為嚴重，其最大值與背景值之比可達32.5[12]。在我國城市污泥中，Zn是平均含量較高的重金屬元素，其次是Cu，再次是Cr，而毒性較大的元素Hg、Cd、As含量相對較低，通常在6～12 mg·kg-1范圍內[13]。豬糞中的Cu以有機結合態為主，Zn和Mn以鐵錳氧化物結合態為主，As則主要以生物有效性高的交換態存在，并且含量超標率高達35%[14]。

多氯聯苯和有機氯殺蟲劑、氨基甲酸鹽類殺蟲劑和有機磷殺蟲劑、除草劑、鹵代脂肪烴和單環芳烴、酚、鄰苯二甲酸酯、多氯苯并-P-二噁英、多環芳烴等在自然水系中都已發現，這些有機污染物的主要自凈機理是稀釋作用和固相吸附作用，對于降解周期長的有機污染物，底泥系統的吸附是其遷移轉化的主要作用[15]。二苯-P-二噁英和氧芴(PCDD/F)在河流沉積物中普遍存在，它的主要同系物是八氯聯苯-P-二噁英[16]。

2 底泥資源化處理技術

2.1 土地利用

土地利用是指把底泥應用于農田、林地、草地及嚴重擾動的土地修復與重建等方面。農田施用疏浚底泥后，不僅可以提高土壤肥力，還可以改善土壤性狀，如減小容重，增加含水量、團聚度、孔隙度等[17]。疏浚底泥還可用于建設濕地，并進一步作為動物棲息地，如荷蘭風車島的一部分就是用疏浚物質堆積而成的。疏浚底泥上種植濕地植物，也可以為野生動物提供棲息地，這種疏浚底泥資源化利用途徑對生態環境的修復和建設具有積極意義[18]。

2.2 作為建筑材料原料

經過焚燒及混合其他配料等方法處理的底泥，可以用作建筑材料。試驗研究，經過高溫焙燒后的河底底泥可以制陶粒等輕集料。制磚試驗過程中，分別以煤粉和城市生活污泥為添加劑，底泥中大量有機物在焙燒過程中燒失產生微孔，降低了產品的體積密度，通過調節配方可以制得輕質磚[19]。通過工業試燒可以確定底泥生產水泥熟料的工藝參數，其熟料礦物組成及水化產物與硅酸鹽熟料相同，且底泥所含的有機污染物和重金屬元素在水泥生產中和產品使用中對環境和人體均不會造成二次污染和危害[20]。

3 底泥堆肥過程及其影響因素

與傳統的底泥處置方法相比，好氧堆肥化是一種聯合生物修復的方法，該方法可以在較短時間內殺滅底泥中的病原菌，避免二次污染，并且還可以維護原有的生態平衡[21]。

與城市污泥堆肥、畜禽糞便堆肥等相比，由于底泥中有機質成分種類多且含量相對較高，堆肥過程中有許多不同種類的微生物參與[22]。在底泥堆肥腐熟過程中，微生物通過本身的活動，把一部分可吸收利用的有機物轉化為簡單的無機物，而另一部分則用來合成新的細胞質，使微生物不斷的生產繁殖。但是由于原料和條件的變化，各種微生物的數量也在不斷發生變化。與城市污泥堆肥、畜禽糞便堆肥等相比，底泥堆肥的這一特點使之須考慮更多的影響因素[23]。

3.1 底泥性質

底泥在好氧堆肥的過程中，堆體的溫度從環境溫度逐步上升，當處于微生物最適溫度范圍時，有機物逐漸分解。在這一過程中影響參數主要包括肥料的含水率、通風條件、溫度、C/N、pH值、輔料等[24]。

3.1.1 含水率

底泥的含水率一般都較高，不適宜單獨進行堆肥，需要適當添加干燥的蓬松吸水材料以降低含水率，保持適當的水分和孔隙率。一般來說，適宜的含水量上限為50%～60%[25]。

3.1.2 堆料顆粒的大小

控制顆粒大小的目的在于為堆體的通風供氧創造條件。底泥堆肥需要的氧氣從堆肥原料顆粒間隙獲得[26]，間隙的大小主要取決于顆粒的結構和強度。顆粒間隙小，導致空氣容量減少，會影響發酵過程氧的供應。若顆粒與水結合黏結成塊，在這些塊體內甚至會發生厭氧發酵。一般來說，底泥的顆粒細小，需采用添加調理劑如秸稈、園林廢棄物的辦法提高堆體孔隙率，提高通風供氧的效率和氧的吸收好氧率，防止厭氧條件的發生[27]。

3.1.3 C/N

由于底泥長時間處于厭氧狀態，所以在質量相同的情況下，底泥中的C、N含量相對低于畜禽糞便及污泥。在底泥堆肥過程中，一般維持C/N在25～35比較合適[28]。當C/N過低時，微生物的生長繁殖所必需的能量和營養物質受到限制，導致發酵溫度上升緩慢，腐熟時間延長。與此同時，過量的氮以氨氣的形式釋放，從而造成有機氮的損失，并且還會伴有惡臭的氣味。當C/N過高時，微生物生長所需要的氮素能源受到限制，微生物繁殖速率低，有機物分解速率變慢，導致發酵時間過長，得到的肥料施入土壤后，還會造成土壤缺氮，影響作物的發育和生長[29]。

Iranzo等[30]研究發現，城市污泥C/N約為7，加入一定量的稻殼后C/N調節至17～24，此時進行堆肥，微生物活動旺盛，氧氣消耗速率最大。而新鮮豬糞的C/N相對其他原料較高，堆肥過程中使用調理劑的選擇范圍較廣、添加量少。

3.1.4 pH值

一般情況下底泥呈中性及微堿性。堆肥初期，酸性發酵期間pH值約下降至5～6；隨后，由于有機酸的進一步降解，pH值開始上升，堆肥發酵完成以前，可上升至8.5～9.0；腐熟化后pH值為7～8[31]。利用秸稈堆肥時，秸稈在分解過程中會產生大量的有機酸，可添加石灰中和；用畜禽糞便作為氮源時，產生的氨氣會中和堆腐過程中的有機酸，則無須調節pH[32]。

3.2 通風條件

底泥堆肥混合物氧的最佳體積濃度為5%～15%[33]。當氧氣的體積濃度大于15%時，說明空氣供給量較大，此時會因空氣流動量大，使堆肥溫度下降；當氧氣濃度太低時，會使好養發酵速度降低，甚至變成厭氧狀態，產生硫化氫、硫醇等，發生惡臭[34-35]。在相同的堆肥條件下，由于豬糞結構疏松，顆粒間空隙大于城市污泥和底泥，所以通氣性相對較好。為了避免通氣過程中熱量的散失，在城市污泥和豬糞堆肥過程中，在滿足需氧量的情況下應盡可能降低通氣速率。

3.3 溫度

研究表明，在底泥堆肥過程中以中溫菌群為主，因此將溫度調節到中溫時有利于有機物的分解，縮短堆肥周期[36]。一般情況下，堆肥高溫期一般維持5 d左右，當溫度達到55 ℃以上時，在3 d或更少的時間內堆體中的大部分有害細菌和病毒就會被殺死[37-38]。

3.4 底泥微生物種群

顧萬通[39]研究表明，底泥微生物群落結構在門分類水平上的優勢物種分別為Proteobacteria(變形菌門)、Bacteroidetes(擬桿菌門)、Firmicutes(厚壁菌門)、Acidobacteria(酸桿菌門)、Cyanobacteria(藍藻菌門)、Chloroflexi(綠彎菌門)、Actinobacteria(放線菌門)，其中，Proteobacteria與Bacteroidetes為優勢菌門，Proteobacteria與總磷、有機質呈顯著相關。底泥長期處于厭氧狀態中，其中的有機質含量比污泥和畜禽糞便低，變形菌等可用來作為底泥有機污染物的指示微生物。在底泥堆肥過程中，Proteobacteria所占的比例從50%逐步升高到78%，逐漸趨于穩定。在變形菌和藍藻菌含量不斷升高的同時，酸桿菌的含量逐漸降低，而堆體的腐熟度逐漸提高。Bacteroidetes與Cyanobacteria在群落組成中顯現出此消彼長的趨勢。

3.5 底泥堆肥調理劑

底泥本身顆粒細微、含水量高、黏性大、C/N低，和其他堆肥化有機物料相比，有如下問題：出現持水能力強，水分不易蒸發，含水量高；易黏結成團，碳源相對不足，易造成氮的損失[40-41]。因此，底泥堆肥過程中，為了保證系統具有合適的孔隙、水分、C/N、熱值等，通常會加入各種合適比例的調理劑。

3.5.1 C/N調理劑

底泥C/N比較低，加入一定量的稻殼后C/N調節至17～24，此時進行堆肥，微生物活動旺盛，氧氣消耗速率大[42]。將鋸末、作物秸稈、粉碎的園林廢棄物等加入到通氣性較差的底泥堆肥中亦能增大堆體的孔隙度，有利于堆料中空氣的流通[43]。常見有機調理劑的碳氮比如下[42-43]：稻草、麥稈、稻殼，70～100；雜草，12～19；木屑，200～1 700；樹皮，100～350；牛糞，8～26；豬糞，7～15；雞糞，5～10；廚余，20～25。

3.5.2 膨脹劑

膨脹劑主要用來保持堆肥基質的結構和通透性，使堆體不致坍塌。膨脹劑也被稱作“膨松劑”或“蓬松顆粒”，當這些物質形成細小的三維結構時，通過顆粒間的相互聯系可以使整個底泥堆體環境得到疏松。由于底泥的含水量在80%以上，適當的膨脹劑不僅能調節堆肥過程中的水分，還能增強整個堆肥環境的通氣性，使堆肥產品的孔隙率得以提高[44]。當添加有機膨脹劑時，底泥混合物中的能量提高。常用的膨脹劑有刨花、秸稈、鋸末、樹葉、干草、團粒垃圾、秸稈、菌渣、中藥渣、花生殼、爐渣等。對于含水率80%的脫水底泥來說，膨脹劑與污泥最佳比例為1∶13[45]。

3.5.3 接種劑

在底泥的堆肥反應過程中，微生物扮演著重要的角色。微生物群落結構演替非常迅速。在這樣一個微生物群體共同作用的動態變化過程中，微生物不僅要適應所處的環境，還要對一些有機物質起到分解作用[46]。接種劑可以使堆肥物料達到高溫的時間變短，并且遏制堆肥過程中惡臭氣體的產生，縮短堆肥腐熟進程，有效殺滅病原體，提高堆肥質量[47]。在實驗室控制臺式堆肥反應器條件下研究溫度和接種菌劑的類型對生物降解能力的影響，結果表明，最適宜的降解溫度是50 ℃，而且不同菌劑的降解能力顯著不同[48]。要注意的是，接種量視接種劑質量分數而異，多在0.05%～5%之間，最高的可達8%～10%[49]。

3.5.4 重金屬鈍化劑

底泥中的重金屬污染是底泥園林綠化利用的一大限制性因素。在底泥堆肥化過程中加入重金屬鈍化劑可以使重金屬的形態發生變化，從而使生物有效性降低。重金屬的存在形態可分為水溶態、交換態、有機結合態、碳酸鹽和硫化物結合態及殘渣態等，其中，前3種形態重金屬的生物有效性較高，而后2種的生物有效性很低[50]。從對交換態重金屬的鈍化效果來看，粉煤灰和磷礦粉是經濟有效的鈍化劑，合適的投加比例分別是25%和20%[51]。

4 底泥堆肥過程中物質的演化

底泥好氧堆肥系統是充分利用天然條件，同時在人工控制下運行的生物處理系統，其中的微生物群落及原生動物、后生動物等，形成了一個完整的生物鏈，共同完成有機物和其他污染物的代謝和分解作用[52]。

4.1 微生物及酶的變化

底泥中的微生物主要來源于土壤、空氣、動植物尸體、人和動物的排泄物、工業及生活污水等，經過長期的積累沉淀，大部分微生物處于厭氧環境中。在底泥堆肥初期，由于厭氧菌數量居多，同時芽孢桿菌產生較厚的孢子抵御堆肥反應過程中溫度的升高，所以底泥在堆肥過程中溫度的上升速率相對畜禽糞便及污泥堆肥過程較慢[53]。真菌的含量在整個堆肥過程中保持著一定的水平，這是由于真菌對底泥中的纖維素、半纖維素和木質素有很強的分解作用，它們不僅能分泌胞外酶，而且其菌絲具有機械穿插的作用，可降解底泥中難降解的有機物(如纖維素和木質素)。在升溫期，隨著有機物的不斷分解，堆體溫度逐漸緩慢升高，在一定的通風速率下，好氧菌逐漸繁殖，不耐高溫的酵母菌、霉菌及硝化細菌等隨之減少[54]。在堆肥高溫期，底泥含量中占比例較大的病原菌、蛔蟲卵、寄生蟲等孢子細菌和無性繁殖細胞，都可在5～10 min內消滅。大量試驗證明，在溫度60 ℃時，持續30 min后，大腸埃希菌和沙門氏菌可減少6個數量級，而細胞熱死部分，是由于酶的滅活所致[55]。在堆肥降溫期，易分解的營養物質較少，種群之間的競爭加劇，可利用大分子纖維分泌抗生素的放線菌逐漸占據優勢，放線菌在群落結構組分中的含量上升[56]。

4.2 有機物的降解

底泥中的蛋白質、脂肪、多糖類物質以及污染物等，通過微生物酶的作用，由大分子分解為小分子，最終分解成對植物無害及可被植物吸收的成分。蛋白質分子中的主要元素是C和N[57]。在堆肥化過程中，蛋白質在酶的作用下，分解成氨基酸，一部分作為細菌的營養，被用于微生物的生長，另一部分分解為小分子的有機物和無機物。脂肪在分解過程中是放熱反應，是底泥堆肥中主要的熱源[58]。降解過程主要是脂肪的水解及甘油、脂肪酸在細菌細胞內的氧化。多糖類物質的降解產物是葡萄糖，但木質素極難降解，污泥堆肥產生的腐殖質便主要是由木質素構成的[59]。

對于有機污染物質而言，與上述蛋白質、脂肪及糖類的降解相類似，也是通過微生物酶的作用，逐步分解成對植物無害及可被植物吸收的成分[60]。

4.3 氮元素變化規律

堆肥中氮元素的含量是確定其肥效與價值的重要參數[61]。從表1可以看出，由于原料、配方以及堆肥方式的不同，堆肥過程中的氮素損失存在明顯差異。

表1 畜禽糞便堆肥過程中的氮素損失

在底泥的堆肥過程中，影響氮素損失的主要因素如下：(1)堆體溫度和pH值的不斷升高，使氮素以NH3的形式逸出；(2)水溶性的氮化合物通過滲濾液流出；(3)當整個環境處于厭氧狀態時，反硝化作用使硝態氮引起NOx的揮發[62]。

研究顯示，在底泥堆肥初始階段，由于氨的持續揮發和有機氮的礦化，總氮含量呈快速下降趨勢，之后，由于水分蒸發的作用加強，總氮含量開始回升，達到頂峰，隨后由于硝態氮的反硝化作用加強，總氮含量再次緩慢降低[63]。

在底泥堆肥過程中，氨態氮的含量變化同樣可分為3個階段：第一階段，在氨化細菌的作用下，在有機氮主要以離子氨(NH4+)的形態存在的物料中，由于微生物的新陳代謝活動受到抑制，加上特定的堆肥環境，離子氨不斷揮發，氨態氮含量不斷降低；第二階段，由于微生物硝化作用加強，氨氮含量迅速減少；第三階段，在堆肥后期，各種環境條件(溫度、氨氮濃度、氧含量等)適合的情況下，硝化作用加強，氨態氮含量迅速上升，硝化反應表現為受氨態氮濃度控制[64]。

4.4 重金屬總量及形態變化

底泥中的重金屬性質穩定，難以降解，可以長久地存在于底泥中。但重金屬在形態上具有一定的不穩定性，當水體條件、水流狀態等發生變化時，重金屬污染物會再次侵入水中，擴散到整個水體，從而污染整個水體環境。

研究表明，河道底泥在完成好氧堆肥化處理后，水溶態和交換態的重金屬大幅削減，而結合態和殘渣態總量雖變化不大但也有減少[65]。與此同時，各斷面底泥的生物毒性均由高毒級降至低毒級[66]。但也有研究顯示，在污泥堆肥過程中，DTPA浸提態Zn、Cu的含量持續增加，特別是在污泥和稻草混合堆肥過程中，Zn、Cu的含量增加較快[67]。

5 研究展望

河湖底泥的污染以及由此引起的水體污染是目前亟待解決的問題之一，各種原位和異位的修復方法經過近幾十年的發展也取得了許多進步。在生物聯合修復技術中，好氧堆肥化具有很大的發展空間，在堆肥過程中各類好氧微生物協同作用，可以實現較理想的修復效果。但底泥的含水率較高、碳素含量較低，與污泥畜禽糞便堆肥相比方法還不成熟，如何選擇合適的調理劑與配比，快速啟動底泥堆肥過程等還需探討。在今后的研究中，應進一步優化處理過程中的各項指標，提高處理實效，同時減少二次污染的產生，使底泥好氧堆肥化處理方法更趨成熟。

[1] 陳麗, 宋力, 黃民生, 等. 河湖底泥資源化研究現狀與展望[J]. 上海化工, 2012, 37(7):1-6.

[2] 汪秀麗. 淺議河流生態修復[J]. 水利電力科技, 2010 (1):6-16.

[3] 席宇雷. 從國外污泥處置看中國污泥處置之展望[J]. 中小企業管理與科技, 2012(3):114.

[4] 景長勇. 河道底泥的處理處置途徑分析[J]. 工業安全與環保, 2008, 34(10):8-10.

[5] 姜敬龍, 吳云海. 底泥磷釋放的影響因素[J]. 環境科學與管理, 2008, 33(6): 43-46.

[6] 金相燦, 王圣瑞, 趙海超, 等. 五里湖和貢湖不同粒徑沉積物吸附磷實驗研究[J]. 環境科學研究, 2004, 17(增刊):6-10.

[7] 許煉烽, 鄧紹龍, 陳繼鑫, 等. 河流底泥污染及其控制與修復[J]. 生態環境學報, 2014(10):1708-1715.

[8] SANTOS BERMEJO J C, BELTRN R, GMEZ ARIZA J L. Spatial variations of heavy metals contamination in sediments from Odiel river (Southwest Spain)[J]. Environment International, 2003, 29(1):69-77.

[9] 徐偉樸. 污泥與豬糞堆肥用于草坪生產基質的研究[D]. 保定：河北農業大學, 2002.

[10] 彭祺, 鄭金秀, 涂依, 等. 污染底泥修復研究探討[J]. 環境科學與技術, 2007, 30(2): 103-106.

[11] VARJO E, LIIKANEN A, SALONEN V P, et al. A new gypsum-based technique to reduce methane and phophorus release from sediments of eutrophied lakes: Gypsum treatment to reduce internal loading[J]. Water Research, 2003, 37(1):1-10.

[12] LINDELL M J, BREMLE G, BROBERG O, et al. Monitoring of persistent organic pollutants (POPs): examples from Lake Vattern, Sweden[J]. Ambio, 2001, 30(8):545-551.

[13] 楊軍, 郭廣慧, 陳同斌, 等. 中國城市污泥的重金屬含量及其變化趨勢[J]. 中國給水排水, 2009, 25(13):122-124.

[14] 董占榮, 陳一定, 林咸永,等. 杭州市郊規模化養殖場豬糞的重金屬含量及其形態[J]. 浙江農業學報, 2008, 20(1): 35-39.

[15] PERRODIN Y, DONGUY G, BAZIN C, et al. Ecotoxicological risk assessment linked to infilling quarries with treated dredged seaport sediments[J]. Science of the Total Environment, 2012, 431(5):375-384.

[16] 祝凌燕, 張子種, 周啟星. 受污染沉積物原位覆蓋材料研究進展[J]. 生態學雜志, 2008, 27(4):645-651.

[17] 朱本岳, 李英法. 底泥化肥復混肥的加工及其在蔬菜上的應用效果[J]. 浙江農業科學, 2000 (6):281-283.

[18] SABAT L J, VOGT C, HOLLIDAY B. Promoting dredged material as a resource[J]. Sea Technology, 2002, 43(8): 47-52.

[19] 劉貴云, 姜佩華. 河道底泥資源化的意義及其途徑研究[J]. 東華大學學報(自然科學版), 2002, 28(1):33-36.

[20] 楊磊, 計亦奇, 張雄, 等. 利用蘇州河底泥生產水泥熟料技術研究[J]. 水泥, 2000(10):10-12.

[21] 宋慶輝, 楊志峰. 對我國城市河流綜合管理的思考[J]. 水科學進展, 2002, 13(3): 377-382.

[22] 李夢蛟. 底泥固廢好氧發酵轉化為栽培基質的研究[D]. 杭州: 浙江大學, 2015.

[23] 李鴻洪, 顧瑩瑩, 趙由才, 等. 污泥資源化利用技術[M]. 北京：冶金工業出版社, 2010.

[24] SZANTO G L, HAMELERS H V, RULKENS W H, et al. NH3, N2O and CH4emissions during passively aerated composting of straw-rich pig manure[J]. Bioresource Technology, 2007, 98(14):2659-2670.

[25] 何李健, 尹軍, 王爭. 污泥好氧堆肥處理技術探討[J]. 中國資源綜合利用, 2014 (3):30-33.

[26] 王浩. 園林綠化廢棄物堆肥制備屋頂綠化栽培基質技術初步研究[D]. 杭州: 杭州師范大學, 2015.

[27] PEDERSEN K B, KIRKELUND G M, OTTOSEN L M, et al. Multivariate methods for evaluating the efficiency of electrodialytic removal of heavy metals from polluted harbour sediments[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 283:712-720.

[28] 徐紅, 樊耀波, 賈智萍, 等. 時間溫度聯合控制的強制通風污泥堆肥技術[J]. 環境科學, 2000, 21(6):51-55.

[29] MAEDA K, HANAJIMA D, TOYODA S, et al. Microbiology of nitrogen cycle in animal manure compost[J]. Microbial Biotechnology, 2011, 4(6):700-709.

[30] IRANZO M, CAIZARES J V, ROCA-PEREZ L, et al. Characteristics of rice straw and sewage sludge as composting materials in Valencia (Spain)[J]. Bioresource Technology, 2004, 95(1):107-112.

[31] YU H, ZENG G, HUANG H, et al. Microbial community succession and lignocellulose degradation during agricultural waste composting[J]. Biodegradation, 2007, 18(6):793-802.

[32] 楊延梅, 劉鴻亮, 楊志峰, 等. 控制堆肥過程中氮素損失的途徑和方法綜述[J]. 北京師范大學學報(自然科學版), 2005, 41(2):213-216.

[33] 沈玉君, 李國學, 任麗梅, 等. 不同通風速率對堆肥腐熟度和含氮氣體排放的影響[J]. 農業環境科學學報, 2010, 29(9):1814-1819.

[34] LETON T G, STENTIFORD E I. Control of aeration in static pile composting[J]. Waste Management & Research, 1990, 8(4):299-306.

[35] 沈玉君, 李國學, 任麗梅, 等. 通風對堆肥供氧的影響及堆高優化研究[J]. 環境科學與技術, 2011, 34(11):171-175.

[36] SHEN Y, REN L, LI G, et al. Influence of aeration on CH4, N2O and NH3emissions during aerobic composting of a chicken manure and high C/N waste mixture[J]. Waste Management, 2011, 31(1): 33-38.

[37] 丁文川, 李宏, 郝以瓊, 等. 污泥好氧堆肥主要微生物類群及其生態規律[J]. 重慶大學學報(自然科學版), 2002, 25(6):113-116.

[38] 李季. 堆肥工程使用手冊[M]. 北京: 化學工業出版社, 2011: 74.

[39] 顧萬通. 城市河流底泥污染物指示性微生物研究及生物傳感器的構建[D]. 哈爾濱: 哈爾濱師范大學, 2016.

[40] HALL K G. Lime treatment of a hardwater lake to reduce eutrophication[J]. Lake & Reservoir Management, 1988, 4(2):51-62.

[41] 許民, 楊建國, 李宇慶, 等. 污泥堆肥影響因素及輔料的探討[J]. 環境保護科學, 2004, 30(5): 37-40.

[42] BARRINGTON S, CHOINIRE D, TRIGUI M, et al. Compost convective airflow under passive aeration[J]. Bioresource Technology, 2003, 86(3): 259-266.

[43] GAO D, ZHENG G D, CHEN T B, et al. Changes of Cu, Zn, and Cd speciation in sewage sludge during composting[J]. Journal of Environmental Sciences, 2005, 17(6):957.

[44] 葉長明, 任屹罡, 魏麗芳, 等. 花生殼作為調理劑在城市污泥堆肥中的應用[J]. 河南化工, 2012, 29(4):35-38.

[45] 周克釗, 王志宏, 李彥春. 我國污泥處理與處置技術研究綜述(下)[J]. 西南給排水, 2001, 23(4): l-5.

[46] 趙慶祥. 污泥資源化技術[M]. 北京: 化學工業出版社, 2002: 9.

[47] HAUG R T. The practical handbook of compost engineering[M]. Boca Raton, FL: Lewis Publishers, 1993.

[48] 馮宏, 李華興. 菌劑對堆肥的作用及其應用[J]. 生態環境學報, 2004, 13(3):439-441.

[49] OHTAKI A, AKAKURA N, NAKASAKI K. Effects of temperature and inoculum on the degradability of poly-ε-caprolactone during composting[J]. Polymer Degradation & Stability, 1998, 62(2):279-284.

[50] 劉慶余, 謝君, 周穎輝, 等. 城市污泥發酵處理中微生物對有機物的降解[J]. 中國環境科學, 1995, 15(3):215-218.

[51] 曾光明, 黃國和. 堆肥環境微生物與控制[M]. 北京: 科學出版社, 2006.

[52] 呂志剛, 楊艷麗, 徐敏. 河湖疏浚底泥與固廢物好氧堆肥研究[J]. 環境科技, 2010, 23(2):12-14.

[53] 秦超. 污泥堆肥過程中微生物種群結構演替變化的研究[D]. 青島: 中國海洋大學, 2008.

[54] 肖勇. 基于分子生物學技術的堆肥微生物群落、功能與應用研究[D]. 長沙: 湖南大學, 2011.

[55] 郭海峰, 王志保. 引江沖污對大運河鎮江段水環境改善效果的模糊綜合分析[J]. 陜西水利, 2011(4):134-137.

[56] 胡家, 周群英. 環境工程微生物學[M]. 北京: 高等教育出版社, 1998.

[57] KOGBARA R B, ALTABBAA A. Mechanical and leaching behaviour of slag-cement and lime-activated slag stabilised/solidified contaminated soil[J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(11): 2325-2335.

[58] LAKE D L, KIRK P W W, LESTER J N. Fractionation, characterization, and speciation of heavy metals in sewage sludge and sludge-amended soils: A review[J]. Journal of Environmental Quality, 1984, 13(2):175-183.

[59] 朱廣偉, 高光, 秦伯強, 等. 淺水湖泊沉積物中磷的地球化學特征[J]. 水科學進展, 2003, 14(6): 714-719.

[60] 金相燦, 王圣瑞, 龐燕. 太湖沉積物磷形態及pH值對磷釋放的影響[J]. 中國環境科學, 2004, 24(6):707-711.

[61] 范曉軍, 錢易. 廢水穩定塘底泥蓄積規律的分析[J]. 環境科學, 1992 (4):24-26.

[62] 季俊杰, 何成達, 葛麗英, 等. 氧化塘底泥堆肥過程氮磷及重金屬變化研究[J]. 環境科學與技術, 2006, 29(12): 14-15.

[63] 朱培瑜, 魏軻, 陳靜, 等. 太湖無錫水域底泥重金屬現狀及其潛在生態危害評價[C]//中國環境科學學會.中國環境科學學會學術年會論文集：第二卷. 北京: 中國環境科學學會, 2011: 1765-1769.

[64] 范少強, 曹恩偉, 肖立軍. 城市污泥接種堆置處理對重金屬的形態及其生物有效性的影響[J]. 江蘇地質, 1998, 22(4): 223-226.

[65] FUKUMOTO Y, OSADA T, DAI H, et al. Patterns and quantities of NH3, N2O and CH4, emissions during swine manure composting without forced aeration-effect of compost pile scale[J]. Bioresource Technology, 2003, 89(2):109-114.

[66] COVELO E F, VEGA F A, ANDRADE M L. Competitive sorption and desorption of heavy metals by individual soil components[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 140(1/2):308-315.

[67] SMITH S R. A critical review of the bioavailability and impacts of heavy metals in municipal solid waste composts compared to sewage sludge[J]. Environment international, 2009, 35(1): 142-156.

(責任編輯：高 峻)

2017-03-16

浙江省重大科技專項重點社會發展項目(2015C03011)

盧 玨(1992—)，女，浙江金華人，碩士研究生，從事固體廢棄物資源化利用研究工作，E-mail：lujue_0928@sina.com。

和苗苗(1982—)，女，山東濟寧人，副研究員，博士，從事固體廢棄物資源化及其利用風險研究工作，E-mail：hemiaomiao0343@126.com。

10.16178/j.issn.0528-9017.20170848

X705

A

0528-9017(2017)08-1456-06

文獻著錄格式：盧玨，和苗苗. 河道底泥好氧堆肥化處理研究進展[J].浙江農業科學，2017，58(8)：1456-1461，1464.