河道底泥好氧堆肥化處理研究進(jìn)展

盧 玨，和苗苗*

(杭州師范大學(xué) a.生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)與恢復(fù)杭州市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， b.生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，浙江 杭州 310036)

河道底泥好氧堆肥化處理研究進(jìn)展

盧 玨ab，和苗苗ab*

(杭州師范大學(xué) a.生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)與恢復(fù)杭州市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， b.生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，浙江 杭州 310036)

底泥是水體污染的潛在污染源，常見(jiàn)的底泥處理方法主要有物理修復(fù)法、化學(xué)修復(fù)法、生物修復(fù)法等，好氧堆肥化處理是生物修復(fù)法的衍生方法。文章闡述了底泥好氧堆肥化修復(fù)的機(jī)理和研究進(jìn)展，總結(jié)了影響堆肥過(guò)程的主要因素，以及堆肥過(guò)程中微生物菌落、重金屬等物質(zhì)的轉(zhuǎn)化，并提出研究展望，以期為相關(guān)研究及應(yīng)用提供參考。

底泥； 好氧堆肥； 調(diào)理劑； 物質(zhì)轉(zhuǎn)化

底泥是江河、湖泊、水庫(kù)和海灣等水體底部長(zhǎng)期積存的沉積物，是水體多相生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是環(huán)境污染物在廣泛空間和長(zhǎng)久時(shí)間內(nèi)的聚集處[1]。底泥中含有大量的氮磷營(yíng)養(yǎng)元素、重金屬及難降解有機(jī)物，當(dāng)水體環(huán)境發(fā)生變化時(shí)，底泥中的物質(zhì)也會(huì)隨之發(fā)生遷移，進(jìn)而影響上覆水體的水質(zhì)，形成二次污染[2]。底泥修復(fù)現(xiàn)已成為環(huán)境領(lǐng)域關(guān)注的熱點(diǎn)之一，好氧堆肥化修復(fù)是世界范圍內(nèi)處理有機(jī)固體廢物廣為采用的一種技術(shù)方法，隨著環(huán)境的改變以及科技的發(fā)展，堆肥產(chǎn)業(yè)呈現(xiàn)持續(xù)發(fā)展態(tài)勢(shì)[3]。底泥的好氧堆肥化處理是生物修復(fù)的衍生方法，在堆肥過(guò)程中微生物利用自身的活動(dòng)，使污染性有機(jī)物降解成為無(wú)機(jī)物，并釋放出可供微生物生長(zhǎng)活動(dòng)所需的能量，在物質(zhì)結(jié)構(gòu)不斷改變的同時(shí)，微生物自身不斷繁殖，從而產(chǎn)生更多的生物體[4]。

1 底泥的物理化學(xué)組成

1.1 底泥顆粒物結(jié)構(gòu)

底泥顆粒物呈松散的粉末狀，通過(guò)原子力顯微鏡在放大1 500倍和8 000倍條件下觀察，發(fā)現(xiàn)底泥顆粒物表面具有多微孔、片層狀皺折結(jié)構(gòu)。用原子力顯微鏡AFM在1 μm尺度內(nèi)觀察底泥顆粒物空隙的三維形貌，發(fā)現(xiàn)底泥顆粒物空隙內(nèi)具有片層狀和凸凹不平的結(jié)構(gòu)特征[5]。這類(lèi)顆粒物具有不易因外界環(huán)境而發(fā)生腐化及流動(dòng)性差的特點(diǎn)[6]。

1.2 底泥中的營(yíng)養(yǎng)成分

底泥中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)主要包括氮磷化合物以及多糖類(lèi)物質(zhì)。蛋白質(zhì)主要來(lái)源于底泥菌膠團(tuán)的菌細(xì)胞及底泥所吸附的各類(lèi)污水及廢水。死亡的微生物體，以及生活污水和工業(yè)廢水中的油脂使底泥中富集脂肪。多糖類(lèi)物質(zhì)則主要來(lái)源于底泥中的淀粉、纖維素、半纖維素及木質(zhì)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(xì)菌活動(dòng)及反硝化過(guò)程中，部分以N2、NO2和NO3等氣態(tài)形式逸出水面而進(jìn)入大氣[8]。不同底泥中有機(jī)磷占總磷的比例差異較為明顯，有效磷的含量與總磷、無(wú)機(jī)磷相關(guān)性非常好，相關(guān)系數(shù)達(dá)到0.963和0.960，而與有機(jī)磷的相關(guān)性則很差，相關(guān)系數(shù)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(jī)碳含量、總氮、總磷、CEC、電導(dǎo)率等與兩岸耕地耕作層土壤相應(yīng)理化性質(zhì)不同，同時(shí)表層底泥與深層底泥也不同。底泥的電導(dǎo)率范圍為300～450 μS·cm-1，相對(duì)高于污泥，可能是由于耕地耕作層土壤通氣性好，而底泥長(zhǎng)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(dāng)?shù)氐谋尘柏S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(qū)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(yán)重，其最大值與背景值之比可達(dá)32.5[12]。在我國(guó)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(duì)較低，通常在6～12 mg·kg-1范圍內(nèi)[13]。豬糞中的Cu以有機(jī)結(jié)合態(tài)為主，Zn和Mn以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)為主，As則主要以生物有效性高的交換態(tài)存在，并且含量超標(biāo)率高達(dá)35%[14]。

多氯聯(lián)苯和有機(jī)氯殺蟲(chóng)劑、氨基甲酸鹽類(lèi)殺蟲(chóng)劑和有機(jī)磷殺蟲(chóng)劑、除草劑、鹵代脂肪烴和單環(huán)芳烴、酚、鄰苯二甲酸酯、多氯苯并-P-二噁英、多環(huán)芳烴等在自然水系中都已發(fā)現(xiàn)，這些有機(jī)污染物的主要自?xún)魴C(jī)理是稀釋作用和固相吸附作用，對(duì)于降解周期長(zhǎng)的有機(jī)污染物，底泥系統(tǒng)的吸附是其遷移轉(zhuǎn)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(lián)苯-P-二噁英[16]。

2 底泥資源化處理技術(shù)

2.1 土地利用

土地利用是指把底泥應(yīng)用于農(nóng)田、林地、草地及嚴(yán)重?cái)_動(dòng)的土地修復(fù)與重建等方面。農(nóng)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(tuán)聚度、孔隙度等[17]。疏浚底泥還可用于建設(shè)濕地，并進(jìn)一步作為動(dòng)物棲息地，如荷蘭風(fēng)車(chē)島的一部分就是用疏浚物質(zhì)堆積而成的。疏浚底泥上種植濕地植物，也可以為野生動(dòng)物提供棲息地，這種疏浚底泥資源化利用途徑對(duì)生態(tài)環(huán)境的修復(fù)和建設(shè)具有積極意義[18]。

2.2 作為建筑材料原料

經(jīng)過(guò)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(yàn)研究，經(jīng)過(guò)高溫焙燒后的河底底泥可以制陶粒等輕集料。制磚試驗(yàn)過(guò)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(jī)物在焙燒過(guò)程中燒失產(chǎn)生微孔，降低了產(chǎn)品的體積密度，通過(guò)調(diào)節(jié)配方可以制得輕質(zhì)磚[19]。通過(guò)工業(yè)試燒可以確定底泥生產(chǎn)水泥熟料的工藝參數(shù)，其熟料礦物組成及水化產(chǎn)物與硅酸鹽熟料相同，且底泥所含的有機(jī)污染物和重金屬元素在水泥生產(chǎn)中和產(chǎn)品使用中對(duì)環(huán)境和人體均不會(huì)造成二次污染和危害[20]。

3 底泥堆肥過(guò)程及其影響因素

與傳統(tǒng)的底泥處置方法相比，好氧堆肥化是一種聯(lián)合生物修復(fù)的方法，該方法可以在較短時(shí)間內(nèi)殺滅底泥中的病原菌，避免二次污染，并且還可以維護(hù)原有的生態(tài)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(jī)質(zhì)成分種類(lèi)多且含量相對(duì)較高，堆肥過(guò)程中有許多不同種類(lèi)的微生物參與[22]。在底泥堆肥腐熟過(guò)程中，微生物通過(guò)本身的活動(dòng)，把一部分可吸收利用的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為簡(jiǎn)單的無(wú)機(jī)物，而另一部分則用來(lái)合成新的細(xì)胞質(zhì)，使微生物不斷的生產(chǎn)繁殖。但是由于原料和條件的變化，各種微生物的數(shù)量也在不斷發(fā)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(diǎn)使之須考慮更多的影響因素[23]。

3.1 底泥性質(zhì)

底泥在好氧堆肥的過(guò)程中，堆體的溫度從環(huán)境溫度逐步上升，當(dāng)處于微生物最適溫度范圍時(shí)，有機(jī)物逐漸分解。在這一過(guò)程中影響參數(shù)主要包括肥料的含水率、通風(fēng)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(dú)進(jìn)行堆肥，需要適當(dāng)添加干燥的蓬松吸水材料以降低含水率，保持適當(dāng)?shù)乃趾涂紫堵省Ｒ话銇?lái)說(shuō)，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(fēng)供氧創(chuàng)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(jié)構(gòu)和強(qiáng)度。顆粒間隙小，導(dǎo)致空氣容量減少，會(huì)影響發(fā)酵過(guò)程氧的供應(yīng)。若顆粒與水結(jié)合黏結(jié)成塊，在這些塊體內(nèi)甚至?xí)l(fā)生厭氧發(fā)酵。一般來(lái)說(shuō)，底泥的顆粒細(xì)小，需采用添加調(diào)理劑如秸稈、園林廢棄物的辦法提高堆體孔隙率，提高通風(fēng)供氧的效率和氧的吸收好氧率，防止厭氧條件的發(fā)生[27]。

3.1.3 C/N

由于底泥長(zhǎng)時(shí)間處于厭氧狀態(tài)，所以在質(zhì)量相同的情況下，底泥中的C、N含量相對(duì)低于畜禽糞便及污泥。在底泥堆肥過(guò)程中，一般維持C/N在25～35比較合適[28]。當(dāng)C/N過(guò)低時(shí)，微生物的生長(zhǎng)繁殖所必需的能量和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)受到限制，導(dǎo)致發(fā)酵溫度上升緩慢，腐熟時(shí)間延長(zhǎng)。與此同時(shí)，過(guò)量的氮以氨氣的形式釋放，從而造成有機(jī)氮的損失，并且還會(huì)伴有惡臭的氣味。當(dāng)C/N過(guò)高時(shí)，微生物生長(zhǎng)所需要的氮素能源受到限制，微生物繁殖速率低，有機(jī)物分解速率變慢，導(dǎo)致發(fā)酵時(shí)間過(guò)長(zhǎng)，得到的肥料施入土壤后，還會(huì)造成土壤缺氮，影響作物的發(fā)育和生長(zhǎng)[29]。

Iranzo等[30]研究發(fā)現(xiàn)，城市污泥C/N約為7，加入一定量的稻殼后C/N調(diào)節(jié)至17～24，此時(shí)進(jìn)行堆肥，微生物活動(dòng)旺盛，氧氣消耗速率最大。而新鮮豬糞的C/N相對(duì)其他原料較高，堆肥過(guò)程中使用調(diào)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(fā)酵期間pH值約下降至5～6；隨后，由于有機(jī)酸的進(jìn)一步降解，pH值開(kāi)始上升，堆肥發(fā)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(shí)，秸稈在分解過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量的有機(jī)酸，可添加石灰中和；用畜禽糞便作為氮源時(shí)，產(chǎn)生的氨氣會(huì)中和堆腐過(guò)程中的有機(jī)酸，則無(wú)須調(diào)節(jié)pH[32]。

3.2 通風(fēng)條件

底泥堆肥混合物氧的最佳體積濃度為5%～15%[33]。當(dāng)氧氣的體積濃度大于15%時(shí)，說(shuō)明空氣供給量較大，此時(shí)會(huì)因空氣流動(dòng)量大，使堆肥溫度下降；當(dāng)氧氣濃度太低時(shí)，會(huì)使好養(yǎng)發(fā)酵速度降低，甚至變成厭氧狀態(tài)，產(chǎn)生硫化氫、硫醇等，發(fā)生惡臭[34-35]。在相同的堆肥條件下，由于豬糞結(jié)構(gòu)疏松，顆粒間空隙大于城市污泥和底泥，所以通氣性相對(duì)較好。為了避免通氣過(guò)程中熱量的散失，在城市污泥和豬糞堆肥過(guò)程中，在滿(mǎn)足需氧量的情況下應(yīng)盡可能降低通氣速率。

3.3 溫度

研究表明，在底泥堆肥過(guò)程中以中溫菌群為主，因此將溫度調(diào)節(jié)到中溫時(shí)有利于有機(jī)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(dāng)溫度達(dá)到55 ℃以上時(shí)，在3 d或更少的時(shí)間內(nèi)堆體中的大部分有害細(xì)菌和病毒就會(huì)被殺死[37-38]。

3.4 底泥微生物種群

顧萬(wàn)通[39]研究表明，底泥微生物群落結(jié)構(gòu)在門(mén)分類(lèi)水平上的優(yōu)勢(shì)物種分別為Proteobacteria(變形菌門(mén))、Bacteroidetes(擬桿菌門(mén))、Firmicutes(厚壁菌門(mén))、Acidobacteria(酸桿菌門(mén))、Cyanobacteria(藍(lán)藻菌門(mén))、Chloroflexi(綠彎菌門(mén))、Actinobacteria(放線菌門(mén))，其中，Proteobacteria與Bacteroidetes為優(yōu)勢(shì)菌門(mén)，Proteobacteria與總磷、有機(jī)質(zhì)呈顯著相關(guān)。底泥長(zhǎng)期處于厭氧狀態(tài)中，其中的有機(jī)質(zhì)含量比污泥和畜禽糞便低，變形菌等可用來(lái)作為底泥有機(jī)污染物的指示微生物。在底泥堆肥過(guò)程中，Proteobacteria所占的比例從50%逐步升高到78%，逐漸趨于穩(wěn)定。在變形菌和藍(lán)藻菌含量不斷升高的同時(shí)，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(xiàn)出此消彼長(zhǎng)的趨勢(shì)。

3.5 底泥堆肥調(diào)理劑

底泥本身顆粒細(xì)微、含水量高、黏性大、C/N低，和其他堆肥化有機(jī)物料相比，有如下問(wèn)題：出現(xiàn)持水能力強(qiáng)，水分不易蒸發(fā)，含水量高；易黏結(jié)成團(tuán)，碳源相對(duì)不足，易造成氮的損失[40-41]。因此，底泥堆肥過(guò)程中，為了保證系統(tǒng)具有合適的孔隙、水分、C/N、熱值等，通常會(huì)加入各種合適比例的調(diào)理劑。

3.5.1 C/N調(diào)理劑

底泥C/N比較低，加入一定量的稻殼后C/N調(diào)節(jié)至17～24，此時(shí)進(jìn)行堆肥，微生物活動(dòng)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(jiàn)有機(jī)調(diào)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(shù)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(lái)保持堆肥基質(zhì)的結(jié)構(gòu)和通透性，使堆體不致坍塌。膨脹劑也被稱(chēng)作“膨松劑”或“蓬松顆粒”，當(dāng)這些物質(zhì)形成細(xì)小的三維結(jié)構(gòu)時(shí)，通過(guò)顆粒間的相互聯(lián)系可以使整個(gè)底泥堆體環(huán)境得到疏松。由于底泥的含水量在80%以上，適當(dāng)?shù)呐蛎泟┎粌H能調(diào)節(jié)堆肥過(guò)程中的水分，還能增強(qiáng)整個(gè)堆肥環(huán)境的通氣性，使堆肥產(chǎn)品的孔隙率得以提高[44]。當(dāng)添加有機(jī)膨脹劑時(shí)，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(shù)葉、干草、團(tuán)粒垃圾、秸稈、菌渣、中藥渣、花生殼、爐渣等。對(duì)于含水率80%的脫水底泥來(lái)說(shuō)，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(yīng)過(guò)程中，微生物扮演著重要的角色。微生物群落結(jié)構(gòu)演替非常迅速。在這樣一個(gè)微生物群體共同作用的動(dòng)態(tài)變化過(guò)程中，微生物不僅要適應(yīng)所處的環(huán)境，還要對(duì)一些有機(jī)物質(zhì)起到分解作用[46]。接種劑可以使堆肥物料達(dá)到高溫的時(shí)間變短，并且遏制堆肥過(guò)程中惡臭氣體的產(chǎn)生，縮短堆肥腐熟進(jìn)程，有效殺滅病原體，提高堆肥質(zhì)量[47]。在實(shí)驗(yàn)室控制臺(tái)式堆肥反應(yīng)器條件下研究溫度和接種菌劑的類(lèi)型對(duì)生物降解能力的影響，結(jié)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(zhì)量分?jǐn)?shù)而異，多在0.05%～5%之間，最高的可達(dá)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(guò)程中加入重金屬鈍化劑可以使重金屬的形態(tài)發(fā)生變化，從而使生物有效性降低。重金屬的存在形態(tài)可分為水溶態(tài)、交換態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、碳酸鹽和硫化物結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)等，其中，前3種形態(tài)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(duì)交換態(tài)重金屬的鈍化效果來(lái)看，粉煤灰和磷礦粉是經(jīng)濟(jì)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(guò)程中物質(zhì)的演化

底泥好氧堆肥系統(tǒng)是充分利用天然條件，同時(shí)在人工控制下運(yùn)行的生物處理系統(tǒng)，其中的微生物群落及原生動(dòng)物、后生動(dòng)物等，形成了一個(gè)完整的生物鏈，共同完成有機(jī)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(lái)源于土壤、空氣、動(dòng)植物尸體、人和動(dòng)物的排泄物、工業(yè)及生活污水等，經(jīng)過(guò)長(zhǎng)期的積累沉淀，大部分微生物處于厭氧環(huán)境中。在底泥堆肥初期，由于厭氧菌數(shù)量居多，同時(shí)芽孢桿菌產(chǎn)生較厚的孢子抵御堆肥反應(yīng)過(guò)程中溫度的升高，所以底泥在堆肥過(guò)程中溫度的上升速率相對(duì)畜禽糞便及污泥堆肥過(guò)程較慢[53]。真菌的含量在整個(gè)堆肥過(guò)程中保持著一定的水平，這是由于真菌對(duì)底泥中的纖維素、半纖維素和木質(zhì)素有很強(qiáng)的分解作用，它們不僅能分泌胞外酶，而且其菌絲具有機(jī)械穿插的作用，可降解底泥中難降解的有機(jī)物(如纖維素和木質(zhì)素)。在升溫期，隨著有機(jī)物的不斷分解，堆體溫度逐漸緩慢升高，在一定的通風(fēng)速率下，好氧菌逐漸繁殖，不耐高溫的酵母菌、霉菌及硝化細(xì)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(chóng)卵、寄生蟲(chóng)等孢子細(xì)菌和無(wú)性繁殖細(xì)胞，都可在5～10 min內(nèi)消滅。大量試驗(yàn)證明，在溫度60 ℃時(shí)，持續(xù)30 min后，大腸埃希菌和沙門(mén)氏菌可減少6個(gè)數(shù)量級(jí)，而細(xì)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(yíng)養(yǎng)物質(zhì)較少，種群之間的競(jìng)爭(zhēng)加劇，可利用大分子纖維分泌抗生素的放線菌逐漸占據(jù)優(yōu)勢(shì)，放線菌在群落結(jié)構(gòu)組分中的含量上升[56]。

4.2 有機(jī)物的降解

底泥中的蛋白質(zhì)、脂肪、多糖類(lèi)物質(zhì)以及污染物等，通過(guò)微生物酶的作用，由大分子分解為小分子，最終分解成對(duì)植物無(wú)害及可被植物吸收的成分。蛋白質(zhì)分子中的主要元素是C和N[57]。在堆肥化過(guò)程中，蛋白質(zhì)在酶的作用下，分解成氨基酸，一部分作為細(xì)菌的營(yíng)養(yǎng)，被用于微生物的生長(zhǎng)，另一部分分解為小分子的有機(jī)物和無(wú)機(jī)物。脂肪在分解過(guò)程中是放熱反應(yīng)，是底泥堆肥中主要的熱源[58]。降解過(guò)程主要是脂肪的水解及甘油、脂肪酸在細(xì)菌細(xì)胞內(nèi)的氧化。多糖類(lèi)物質(zhì)的降解產(chǎn)物是葡萄糖，但木質(zhì)素極難降解，污泥堆肥產(chǎn)生的腐殖質(zhì)便主要是由木質(zhì)素構(gòu)成的[59]。

對(duì)于有機(jī)污染物質(zhì)而言，與上述蛋白質(zhì)、脂肪及糖類(lèi)的降解相類(lèi)似，也是通過(guò)微生物酶的作用，逐步分解成對(duì)植物無(wú)害及可被植物吸收的成分[60]。

4.3 氮元素變化規(guī)律

堆肥中氮元素的含量是確定其肥效與價(jià)值的重要參數(shù)[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(guò)程中的氮素?fù)p失存在明顯差異。

表1 畜禽糞便堆肥過(guò)程中的氮素?fù)p失

在底泥的堆肥過(guò)程中，影響氮素?fù)p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(guò)滲濾液流出；(3)當(dāng)整個(gè)環(huán)境處于厭氧狀態(tài)時(shí)，反硝化作用使硝態(tài)氮引起NOx的揮發(fā)[62]。

研究顯示，在底泥堆肥初始階段，由于氨的持續(xù)揮發(fā)和有機(jī)氮的礦化，總氮含量呈快速下降趨勢(shì)，之后，由于水分蒸發(fā)的作用加強(qiáng)，總氮含量開(kāi)始回升，達(dá)到頂峰，隨后由于硝態(tài)氮的反硝化作用加強(qiáng)，總氮含量再次緩慢降低[63]。

在底泥堆肥過(guò)程中，氨態(tài)氮的含量變化同樣可分為3個(gè)階段：第一階段，在氨化細(xì)菌的作用下，在有機(jī)氮主要以離子氨(NH4+)的形態(tài)存在的物料中，由于微生物的新陳代謝活動(dòng)受到抑制，加上特定的堆肥環(huán)境，離子氨不斷揮發(fā)，氨態(tài)氮含量不斷降低；第二階段，由于微生物硝化作用加強(qiáng)，氨氮含量迅速減少；第三階段，在堆肥后期，各種環(huán)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(qiáng)，氨態(tài)氮含量迅速上升，硝化反應(yīng)表現(xiàn)為受氨態(tài)氮濃度控制[64]。

4.4 重金屬總量及形態(tài)變化

底泥中的重金屬性質(zhì)穩(wěn)定，難以降解，可以長(zhǎng)久地存在于底泥中。但重金屬在形態(tài)上具有一定的不穩(wěn)定性，當(dāng)水體條件、水流狀態(tài)等發(fā)生變化時(shí)，重金屬污染物會(huì)再次侵入水中，擴(kuò)散到整個(gè)水體，從而污染整個(gè)水體環(huán)境。

研究表明，河道底泥在完成好氧堆肥化處理后，水溶態(tài)和交換態(tài)的重金屬大幅削減，而結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)總量雖變化不大但也有減少[65]。與此同時(shí)，各斷面底泥的生物毒性均由高毒級(jí)降至低毒級(jí)[66]。但也有研究顯示，在污泥堆肥過(guò)程中，DTPA浸提態(tài)Zn、Cu的含量持續(xù)增加，特別是在污泥和稻草混合堆肥過(guò)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(wèn)題之一，各種原位和異位的修復(fù)方法經(jīng)過(guò)近幾十年的發(fā)展也取得了許多進(jìn)步。在生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)中，好氧堆肥化具有很大的發(fā)展空間，在堆肥過(guò)程中各類(lèi)好氧微生物協(xié)同作用，可以實(shí)現(xiàn)較理想的修復(fù)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(diào)理劑與配比，快速啟動(dòng)底泥堆肥過(guò)程等還需探討。在今后的研究中，應(yīng)進(jìn)一步優(yōu)化處理過(guò)程中的各項(xiàng)指標(biāo)，提高處理實(shí)效，同時(shí)減少二次污染的產(chǎn)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(xiàn)狀與展望[J]. 上海化工, 2012, 37(7):1-6.

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

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

[4] 景長(zhǎng)勇. 河道底泥的處理處置途徑分析[J]. 工業(yè)安全與環(huán)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(huán)境科學(xué)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(shí)驗(yàn)研究[J]. 環(huán)境科學(xué)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(fù)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 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(chǎn)基質(zhì)的研究[D]. 保定：河北農(nóng)業(yè)大學(xué), 2002.

[10] 彭祺, 鄭金秀, 涂依, 等. 污染底泥修復(fù)研究探討[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 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(guó)城市污泥的重金屬含量及其變化趨勢(shì)[J]. 中國(guó)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(guī)模化養(yǎng)殖場(chǎng)豬糞的重金屬含量及其形態(tài)[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 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(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2008, 27(4):645-651.

[17] 朱本岳, 李英法. 底泥化肥復(fù)混肥的加工及其在蔬菜上的應(yīng)用效果[J]. 浙江農(nóng)業(yè)科學(xué), 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(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2002, 28(1):33-36.

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

[21] 宋慶輝, 楊志峰. 對(duì)我國(guó)城市河流綜合管理的思考[J]. 水科學(xué)進(jìn)展, 2002, 13(3): 377-382.

[22] 李夢(mèng)蛟. 底泥固廢好氧發(fā)酵轉(zhuǎn)化為栽培基質(zhì)的研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2015.

[23] 李鴻洪, 顧瑩瑩, 趙由才, 等. 污泥資源化利用技術(shù)[M]. 北京：冶金工業(yè)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(zhēng). 污泥好氧堆肥處理技術(shù)探討[J]. 中國(guó)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(zhì)技術(shù)初步研究[D]. 杭州: 杭州師范大學(xué), 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(shí)間溫度聯(lián)合控制的強(qiáng)制通風(fēng)污泥堆肥技術(shù)[J]. 環(huán)境科學(xué), 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(guò)程中氮素?fù)p失的途徑和方法綜述[J]. 北京師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2005, 41(2):213-216.

[33] 沈玉君, 李國(guó)學(xué), 任麗梅, 等. 不同通風(fēng)速率對(duì)堆肥腐熟度和含氮?dú)怏w排放的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 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(guó)學(xué), 任麗梅, 等. 通風(fēng)對(duì)堆肥供氧的影響及堆高優(yōu)化研究[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 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(lèi)群及其生態(tài)規(guī)律[J]. 重慶大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2002, 25(6):113-116.

[38] 李季. 堆肥工程使用手冊(cè)[M]. 北京: 化學(xué)工業(yè)出版社, 2011: 74.

[39] 顧萬(wàn)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(gòu)建[D]. 哈爾濱: 哈爾濱師范大學(xué), 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(guó), 李宇慶, 等. 污泥堆肥影響因素及輔料的探討[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 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(zhǎng)明, 任屹罡, 魏麗芳, 等. 花生殼作為調(diào)理劑在城市污泥堆肥中的應(yīng)用[J]. 河南化工, 2012, 29(4):35-38.

[45] 周克釗, 王志宏, 李彥春. 我國(guó)污泥處理與處置技術(shù)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(shù)[M]. 北京: 化學(xué)工業(yè)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(duì)堆肥的作用及其應(yīng)用[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 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(fā)酵處理中微生物對(duì)有機(jī)物的降解[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 1995, 15(3):215-218.

[51] 曾光明, 黃國(guó)和. 堆肥環(huán)境微生物與控制[M]. 北京: 科學(xué)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(huán)境科技, 2010, 23(2):12-14.

[53] 秦超. 污泥堆肥過(guò)程中微生物種群結(jié)構(gòu)演替變化的研究[D]. 青島: 中國(guó)海洋大學(xué), 2008.

[54] 肖勇. 基于分子生物學(xué)技術(shù)的堆肥微生物群落、功能與應(yīng)用研究[D]. 長(zhǎng)沙: 湖南大學(xué), 2011.

[55] 郭海峰, 王志保. 引江沖污對(duì)大運(yùn)河鎮(zhèn)江段水環(huán)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(huán)境工程微生物學(xué)[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(qiáng), 等. 淺水湖泊沉積物中磷的地球化學(xué)特征[J]. 水科學(xué)進(jìn)展, 2003, 14(6): 714-719.

[60] 金相燦, 王圣瑞, 龐燕. 太湖沉積物磷形態(tài)及pH值對(duì)磷釋放的影響[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2004, 24(6):707-711.

[61] 范曉軍, 錢(qián)易. 廢水穩(wěn)定塘底泥蓄積規(guī)律的分析[J]. 環(huán)境科學(xué), 1992 (4):24-26.

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

[63] 朱培瑜, 魏軻, 陳靜, 等. 太湖無(wú)錫水域底泥重金屬現(xiàn)狀及其潛在生態(tài)危害評(píng)價(jià)[C]//中國(guó)環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì).中國(guó)環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì)學(xué)術(shù)年會(huì)論文集：第二卷. 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì), 2011: 1765-1769.

[64] 范少?gòu)?qiáng), 曹恩偉, 肖立軍. 城市污泥接種堆置處理對(duì)重金屬的形態(tài)及其生物有效性的影響[J]. 江蘇地質(zhì), 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(zé)任編輯：高 峻)

2017-03-16

浙江省重大科技專(zhuān)項(xiàng)重點(diǎn)社會(huì)發(fā)展項(xiàng)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(jì)寧人，副研究員，博士，從事固體廢棄物資源化及其利用風(fēng)險(xiǎn)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(xiàn)著錄格式：盧玨，和苗苗. 河道底泥好氧堆肥化處理研究進(jìn)展[J].浙江農(nóng)業(yè)科學(xué)，2017，58(8)：1456-1461，1464.