宋迪　陶紅+董繼鋒

摘 要：總結(jié)了當(dāng)今國內(nèi)外疏浚底泥節(jié)能處理技術(shù)，重點介紹了底泥在生物處理、物化處理、環(huán)境保護方面的二次利用和能源回收等方面的研究進展，分析了各種底泥節(jié)能處理技術(shù)的優(yōu)勢和目前存在的問題.由于免燒結(jié)處理技術(shù)可降低重金屬等污染物向環(huán)境釋放的風(fēng)險，可減少對環(huán)境的危害，因而受到眾多研究者的關(guān)注，也是疏浚底泥節(jié)能處理研究的一個重點.對疏浚底泥的處理方式、方法及處理技術(shù)進行了展望，為底泥資源化的進一步研究提供參考.

關(guān)鍵詞：疏浚底泥； 免燒結(jié)； 節(jié)能處理技術(shù)

中圖分類號： X 705 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

污水排放、大氣沉降將很多污染物帶入到水體中，污染物通過物理化學(xué)和生物等作用富集于水體底泥，導(dǎo)致河道底泥污染嚴(yán)重.1998—1999年，我國實施的滇池草海污染底泥疏挖及處置工程（一期）是我國首例大型湖泊環(huán)保疏浚工程，清除底泥近400萬m3.隨后，在太湖、星云湖、巢湖、南湖（長春市）等地也開展了環(huán)保疏浚工程.2012年3月上海蘇州河底泥疏浚工程完工，平均每天疏浚外運的土方量約8 000 m3，疏浚底泥約100萬m3，全部運往位于南匯老港的底泥處置場[1].目前，在實際施工中，疏浚底泥處置方式依然是吹填和堆棄，造成了大量的土地被占用，還可能因為雨水的沖刷和酸雨的侵蝕產(chǎn)生二次污染.此外，這也使得底泥中的可用資源不能充分利用，造成資源浪費，違背了節(jié)能環(huán)保的宗旨.

目前，關(guān)于疏浚底泥處理和處置的研究較多，例如熱解、低溫解析、燒制陶粒和水泥、燒結(jié)多孔磚和保溫磚、電動修復(fù)、超臨界水氧化等.這些處置方式能有效地處理廢棄底泥，滿足資源化的要求.但是，其在資源化的同時，不僅消耗了更多的能源，而且可能使土壤中揮發(fā)性有機污染物發(fā)生遷移和轉(zhuǎn)變，進入大氣中引起二次污染，甚至產(chǎn)生二噁英等致癌物.因此，疏浚底泥的節(jié)能處置已成為環(huán)保領(lǐng)域重要的研究課題.

1 底泥的理化性質(zhì)

1.1 物理特性

底泥中含有大量的巖石、砂礫和砂、硬質(zhì)粘土、沉渣和軟質(zhì)粘土等物質(zhì)，組成范圍變化較大，可以由純礦物或者有機物組成.物理特性一般表現(xiàn)為粘粒含量高、含水率高、壓縮性強、強度低、滲透性能差、排水固結(jié)緩慢.其中，疏浚淤泥的粘粒呈薄片狀，比表面積大，表面往往帶有負(fù)電荷，會吸附帶極性的水分子和水合陽離子，以致在其表面形成一定厚度的吸附水層，而吸附水的黏度較大、能動性較小，較難脫出[2].

1.2 化學(xué)特性

疏浚底泥的化學(xué)特性是確定其無害化和資源化適宜性的決定因素，化學(xué)指標(biāo)主要有營養(yǎng)元素、重金屬和難降解有機物.

（1） 底泥中沉積的氮、磷等有機質(zhì)營養(yǎng)元素在外源污染得到基本控制時，仍可作為內(nèi)源污染源釋放氮和磷，是造成水體富營養(yǎng)化的一個重要污染源.

（2） 重金屬（如銅、鉛和鉻等）主要來源于礦業(yè)、冶金、化工及化肥產(chǎn)業(yè).在水環(huán)境中，通過吸附、水解和共沉淀等作用，小部分重金屬進入水體，其余大部分沉積在底泥里[3]，與水相保持一定的動態(tài)平衡，并且容易造成二次污染.

（3） 主要的有機污染物有多環(huán)芳烴（PAH）、多氯聯(lián)苯（PCBs）、硝基苯、農(nóng)藥等，它們能夠通過水泥界面的遷移轉(zhuǎn)化作用重新進入水體，通過生物鏈進入人和動物體內(nèi)并且富集，引起“三致”（致癌、致畸、致突變）效應(yīng).

2 節(jié)能處理技術(shù)

底泥處置過程一般分為三個步驟：減量化、無害化、資源化.減量化，即通過脫水、烘干、風(fēng)干等手段降低污染底泥的量和處理成本.無害化處理是通過一定的技術(shù)去除底泥中的有毒有害物質(zhì)，或使其中重金屬、難降解有機物等不能釋放，達(dá)到底泥的無害化與衛(wèi)生化的標(biāo)準(zhǔn)，避免二次污染.資源化，是指將河道底泥直接作為原料進行利用或者對河道底泥處理后進行再生利用.目前，疏浚底泥節(jié)能處理技術(shù)主要集中在生物處理、物化處理、環(huán)保再利用和能源回收.

2.1 生物處理技術(shù)

疏浚底泥中含有大量有機質(zhì)以及植物所需的營養(yǎng)成分，具有腐殖質(zhì)膠體，能使土壤形成團粒結(jié)構(gòu)，保持養(yǎng)分作用，適合堆肥和制作復(fù)合肥料，施用于農(nóng)田、林地、草場、魚塘、育苗基質(zhì)、花卉等方面具有良好的效果.生物修復(fù)是指將受污染的疏浚底泥培育植物或培養(yǎng)、接種微生物，利用其新陳代謝活動吸收和降解其中有毒有害物質(zhì)，使其含量降低甚至達(dá)到完全無害化的目標(biāo).目前，微生物和植物修復(fù)技術(shù)作為一種高效的生物強化技術(shù)已經(jīng)廣泛應(yīng)用于疏浚底泥處理的科學(xué)研究中.Chiavola等[4]利用序批式好氧生物泥漿反應(yīng)系統(tǒng)處理受PAH污染底泥，處理效率達(dá)80%以上，出水上清液中PAH小于檢測限.隆曉等[5]綜合考慮溫度、含水率、pH、有機質(zhì)各方面因素，通過污泥、底泥混合堆肥中試，獲得了合理的工藝參數(shù)，不僅有效地處理了疏浚底泥，而且達(dá)到了堆肥衛(wèi)生學(xué)指標(biāo)和堆肥腐熟的要求，有效地去除了有機污染物.生物處理成本低、效果好，綜合利用底泥中所含的營養(yǎng)物質(zhì)，不僅完成了底泥的無害化處理，而且實現(xiàn)了底泥的資源化利用，使其重新進入自然界的能量循環(huán)和物質(zhì)循環(huán).

然而，在大面積或大量處理底泥時，微生物和植物很難重現(xiàn)實驗室中達(dá)到的理想效果.由于疏浚底泥所含有機污染物水溶性不高，并且微生物只有在水環(huán)境中才能對有機物進行降解.因此，疏浚底泥用生物處理時，有機污染物降解速度較慢，往往導(dǎo)致工程期和維護期較長，施工見效慢，不能滿足大規(guī)模的河道清淤及底泥處理的要求，可行性較差.此外，較為先進的生物淋濾法處理疏浚底泥還處于基礎(chǔ)研究階段，如何合理控制底泥處理條件、菌種的保存和培育以及重金屬的回收還有待于進一步研究.

2.2 物化處理技術(shù)

2.2.1 淋洗和萃取技術(shù)

底泥物化處理技術(shù)經(jīng)過多年的發(fā)展逐漸趨向成熟和完善.底泥淋洗和萃取技術(shù)已經(jīng)在美國、日本和德國等國家得到應(yīng)用，將能夠促進有毒有害物溶出的溶劑滲入或注入到受污染底泥中，然后將溶有污染物的溶液從底泥中提取出來進行深度處理.但是，由于處理成本較高，難以推廣.

隨著淋洗技術(shù)和生物處理技術(shù)的發(fā)展，使得兩者的結(jié)合成為可能，可以降低處理成本，并已通過初步的實驗證明.張錚等[6]通過實驗證明：底泥、硫粉和 FeSO4·7H2O 共同用于生物淋洗能有效去除底泥中鎘，可顯著改善疏浚底泥的脫水性和沉降性.當(dāng)硫粉質(zhì)量濃度為5 g·L-1，F(xiàn)eSO4·7H2O質(zhì)量濃度為15 g·L-1，接種量為20%時，淋濾達(dá)到最佳效果，底泥中鎘去除率達(dá)到85%以上.

2.2.2 免燒結(jié)固化技術(shù)

通過一定的物理、化學(xué)（固化）方法預(yù)處理的疏浚底泥，可用于路基、防火、隔音等建筑材料中，利用疏浚底泥替代黏土既可緩解建材制造業(yè)與農(nóng)業(yè)爭土的矛盾，又可以資源化利用疏浚底泥.相比其他資源化利用方式，建筑行業(yè)綜合利用疏浚底泥會減慢其在陸地上的積累，可最大程度地降低重金屬等污染物向環(huán)境釋放的風(fēng)險，減少對環(huán)境的危害.根據(jù)目前國內(nèi)淤泥固化處理成熟經(jīng)驗，疏浚底泥固化大多按照“投料—拌和—壓實—養(yǎng)護—完成工程填筑”這一基本工藝路線.

現(xiàn)在，國內(nèi)外關(guān)于物化處理疏浚底泥技術(shù)的研究更加注重節(jié)能減排和環(huán)境保護等因素，逐漸偏向于免燒固結(jié)技術(shù)的研究和創(chuàng)新.免燒固結(jié)技術(shù)是物化處理的最常用方式，既滿足了環(huán)保的要求，又符合節(jié)能的指標(biāo).通過添加一種或多種固化劑于底泥中，利用水化反應(yīng)、離子交換反應(yīng)和碳酸反應(yīng)形成水化產(chǎn)物使底泥顆粒間形成新物質(zhì)，從而使底泥顆粒粘結(jié)在一起，使底泥中有害物轉(zhuǎn)化成低溶、微毒及難遷移的物質(zhì)，以期達(dá)到有毒有害污染物穩(wěn)定的目標(biāo)[7].直接用硅酸鹽水泥、粉煤灰、石灰石等作為固化劑，再額外加入添加劑制成底泥-水泥固化塊.通過控制水灰比、含水率、養(yǎng)護等條件，能夠制得可滿足不同要求的膠砂建材，最大程度地減少污染物釋放至環(huán)境中的可能性，同時提高廢物的物理力學(xué)性質(zhì).Yan等[8]利用城市固體廢物底泥和疏浚底泥為原料制造控制性低強度材料（CLSM），使得廢物利用率高達(dá)80%，并且經(jīng)過毒性特征瀝濾方法（TCLP）實驗后，浸出液中的重金屬質(zhì)量濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于美國環(huán)保局的監(jiān)管標(biāo)準(zhǔn).李育偉等[9]以水泥、廢石膏、粉煤灰作為固化劑處理毒性湖泊底泥，固化處理后Cd、Pb、Zn 的固化率均能滿足重金屬浸出毒性要求，可用作填料.Jauberthie等[10]將法國蘭斯河疏浚底泥與生石灰、硅酸鹽水泥混合固化，制得的石灰水泥疏浚底泥混合料已經(jīng)達(dá)到P4級路基標(biāo)準(zhǔn)要求和2型碎石路基層標(biāo)準(zhǔn)要求，顯示出明顯的經(jīng)濟和生態(tài)效益.Miraoui等[11]將疏浚底泥和鋼渣混合固化制得的路基材料，能達(dá)到了很好的穩(wěn)定性.

這種方法工藝相對簡單，其關(guān)鍵是選擇合適的固化劑和添加劑.免燒固結(jié)技術(shù)具有生產(chǎn)設(shè)備少、工藝簡單、生產(chǎn)和維護成本低、能耗少、固化效果好等優(yōu)點.但是，底泥中含有較多有機物，未經(jīng)過深入處理，長時間填埋或存放后會產(chǎn)生甲烷等易燃易爆氣體，存在一定的安全隱患.

2.2.3 螯合穩(wěn)定化技術(shù)

常規(guī)的免燒結(jié)固化/穩(wěn)定化技術(shù)也存在不少問題，如：處理后底泥增容比增大；毒性強的底泥需要的固化劑用量較大，成本高；處理后底泥的穩(wěn)定性還有待檢驗等.近年來，國外學(xué)者多次提出采用重金屬螯合劑對重金屬污染嚴(yán)重的底泥進行無害化處理.重金屬螯合劑在常溫下能與土壤中銅、鉻、鎳、鋅、鎘、錳等金屬離子迅速反應(yīng)，生成不溶于水的高分子螯合物.螯合穩(wěn)定化技術(shù)處理疏浚底泥后其增容比遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于其他方法.采用螯合劑處理后的底泥穩(wěn)定化后體積幾乎不增加，減少了后續(xù)處置量，降低了處理成本.謝華明等[12]采用水泥、粉煤灰及有機硫穩(wěn)定劑——氨基二硫代甲酸鹽（DTC鹽）固化/穩(wěn)定化處理重金屬污染的底泥，固化后的底泥滿足填埋場入場要求.但是，螯合后底泥流動性依然較大，螯合態(tài)重金屬還極有可能遷移、擴散，螯合劑的穩(wěn)定性和毒性還值得更深入的研究，從而避免產(chǎn)生二次污染.

2.3 環(huán)保利用

疏浚底泥用于環(huán)境保護的技術(shù)是近年來新發(fā)展起來的，該技術(shù)不僅實現(xiàn)了疏浚底泥的資源化利用，而且其制備的產(chǎn)品可用于去除有機物、重金屬及回收等方面，具有良好的環(huán)保效益.疏浚底泥含有大量的腐殖質(zhì)，對金屬離子有吸附交換和絡(luò)合作用，尤其是對銅和鉛具有較好的吸附效果[13]，并且其吸附能力與底泥表面積有關(guān)，表面積越大，吸附能力越強.以受污染的河道疏浚底泥為主要原料，利用物理、化學(xué)以及生物技術(shù)使有害污染物穩(wěn)定化，研制污水處理材料、吸附材料是近年來研究的新方向，該技術(shù)不僅實現(xiàn)了疏浚底泥的資源化利用，而且其制備的產(chǎn)品應(yīng)用于污染物處理、環(huán)境修復(fù)，一般不會造成二次污染，對環(huán)境影響小，具有很好的應(yīng)用前景.Hong等[14]探索了一種利用鉻污染底泥處理重金屬廢水的新方法，在最佳條件下總鉻的去除率達(dá)到95.8%.底泥中其他重金屬（鎘、銅、鉛、鎳等）浸出質(zhì)量濃度介于0.003 5～0.055 0 mg·L-1之間，可達(dá)到污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn).此研究使得重金屬污染底泥處理含有相同重金屬廢水成為一個可行的方法，并且對于重金屬富集和回收具有重要意義.

疏浚底泥與其他環(huán)保功能材料協(xié)同處理污染水體具有更好的效果，也使得污染物被吸附后不再容易脫附進入水體.例如，張燕等[15]將爐渣、爐渣+30%底泥、排水溝渠底泥對水中氮磷的去除效果進行了比較分析，其中：底泥對污染吸附效果最好，爐渣+30%底泥、排水溝渠底泥對氨磷的去除效果均比爐渣要好.可見，疏浚底泥是一種含腐殖質(zhì)的天然吸附劑，對污水治理具有較好效果.李大鵬等[16]在底泥中加入FeCl3后，對上覆水中磷的吸附能力提高，底泥達(dá)到磷飽和時間延長.當(dāng)FeCl3質(zhì)量分?jǐn)?shù)占2%時，對水體磷吸附量、平衡濃度、飽和度分別為原泥的27.3%、85.7%、60.7%.李佳等[17]采用鑭改性沸石對太湖底泥進行改良，改良后的太湖底泥對磷酸鹽的吸附能力明顯提高，并且其吸附能力隨鑭改性沸石添加量的增加而增加，其對磷酸鹽的吸附屬于自發(fā)和吸熱過程.被改良底泥中鑭改性沸石所吸附的磷以NaOHP和HClP 等較穩(wěn)定的形態(tài)存在.

疏浚底泥制得泡沫陶瓷也是環(huán)保利用研究的一個新方向.具有高度多孔結(jié)構(gòu)的泡沫陶瓷，用于隔音及隔熱，防水、水蒸氣，防火等方面具有較好的效果.Liao等[18]利用再生水水庫泥沙和Na2CO3混合制得泡沫玻璃.根據(jù)工程需要，控制Na2CO3的投加量和煅燒溫度，利用干壓法處理疏浚底泥制得的泡沫玻璃可用于建筑行業(yè).但是，關(guān)于底泥免燒結(jié)制作技術(shù)和工藝的相關(guān)研究仍然較少.

2.4 能源化回收

底泥中含有大量的有機質(zhì)，為其能源化利用提供了必要的物質(zhì)基礎(chǔ)，利用疏浚底泥回收能源是未來底泥資源化的發(fā)展趨勢之一.制氫技術(shù)是一項能源回收領(lǐng)域的前沿技術(shù)，是未來底泥資源化發(fā)展的方向之一[19-20].王奕雪等[21]采用間歇式超臨界水反應(yīng)裝置，以滇池疏浚底泥和褐煤為原料氣化制氫，褐煤和底泥在超臨界水共氣化過程中碳?xì)饣屎彤a(chǎn)氫率存在明顯協(xié)同效應(yīng)，既可達(dá)到處置底泥的目的，又可產(chǎn)生氣體能源H2 和CH4.張輝等[22]采用成型干化工藝制備污泥煤復(fù)合燃料，污泥在混合成型燃料中可起到黏結(jié)劑、固硫劑等作用，同時可利用污泥的熱值，實現(xiàn)污泥的資源化利用.

早在2004年，美國國家可再生能源實驗室（NREL）就曾在報告中特別指出，微生物油脂發(fā)酵可能是生物柴油產(chǎn)業(yè)和生物經(jīng)濟的一個重要科學(xué)研究方向[23].直到目前，國內(nèi)外已經(jīng)出現(xiàn)了利用廢棄油脂、植物秸稈、淀粉、各類有機水解液等獲得生物柴油的研究，鮮有關(guān)于底泥作為底物用于微生物油脂發(fā)酵的工藝及方法.利用微生物實現(xiàn)底泥轉(zhuǎn)化油脂很有可能成為節(jié)能處理技術(shù)發(fā)展的一個新的方向.

3 展 望

隨著環(huán)境保護和節(jié)能減排的理念深入人心，對于疏浚底泥合理化利用程度的要求也越來越高.國內(nèi)有關(guān)節(jié)能環(huán)保的利用和實踐依然較少，仍處于初級階段.疏浚底泥節(jié)能處理技術(shù)的革新和發(fā)展更應(yīng)因地制宜，融會貫通.將多種技術(shù)相結(jié)合，取長補短的方式是未來底泥技術(shù)革新的一個重要趨勢.疏浚底泥處理前期，可根據(jù)各流域或地域底泥受污染程度不同劃分為三個地區(qū)：重污染區(qū)、中污染區(qū)和輕污染區(qū).不同地區(qū)，節(jié)能處理技術(shù)應(yīng)用和發(fā)展的趨勢也不同.

嚴(yán)重污染區(qū)和中度污染地區(qū)應(yīng)嚴(yán)格監(jiān)控，配套的環(huán)境風(fēng)險評價和環(huán)境影響評價需及時跟進.河道疏浚后，堆放的底泥應(yīng)及時進行脫水處理、固化和穩(wěn)定化處理.首先，免燒結(jié)固化技術(shù)和螯合穩(wěn)定化技術(shù)相結(jié)合的研究成為一個熱點.與此同時，添加適當(dāng)比例的硅酸鹽水泥能夠提高一定的力學(xué)強度，降低了底泥的水溶性，改變了底泥固化塊受壓容易破碎的缺點.由于有機污染物在水環(huán)境中容易析出，底泥處理后期可結(jié)合生物處理技術(shù)將有機污染物去除.最終，還可針對底泥固化塊的植生性進行深入研究，培育或培養(yǎng)具有重金屬富集作用生物，對底泥中尚未完全穩(wěn)定的重金屬污染物進行吸收，降低環(huán)境風(fēng)險，及時收割植被或微生物也給重金屬回收和再提煉提供了可能.此外，重金屬含量低且富含有機質(zhì)的底泥可考慮直接用于能源回收的研究.

受輕微污染的底泥可以考慮生物處理和農(nóng)業(yè)利用，通過生物的新陳代謝作用分化和降解有機污染物和固定重金屬；或者利用底泥的良好吸附性將其制造成水處理材料，經(jīng)過吸附處理后的底泥可參考重污染區(qū)底泥的處置方式.

參考文獻(xiàn)：

[1] 石凱峰.蘇州河黑臭底泥首次大規(guī)模疏浚工程完工[N].新聞晚報，2012-03-28.

[2] 季冰，肖許沐，黎忠.疏浚淤泥的固化處理技術(shù)與資源化利用[J].安全與環(huán)境工程，2010，17（2）：54-56.

[3] GAUR V K，GUPTA S K，PANDEY S D，et al.Distribution of heavy metals in sediment and water of river Gomti[J].Environmental Monitoring and Assessment，2005，102（1/2/3）：419-433.

[4] CHIAVOLA A，BACIOCCHI R，GAVASCI R.Biological treatment of PAHcontaminated sediments in a Sequencing Batch Reactor[J].Journal of Hazardous Materials，2010，184（1/2/3）：97-104.

[5] 隆曉，王遠(yuǎn)，許超.城市生活污泥與底泥混合堆肥試驗研究[J].環(huán)境科技，2011，24（2）：10-12.

[6] 張錚，吳燕，劉禹楊，等.生物淋濾法對疏浚淤泥中鎘去除率及性質(zhì)的影響[J].中國環(huán)境科學(xué)，2013，33（4）：685-690.

[7] DERMATAS D，MENG X G.Utilization of fly ash for stabilization/solidification of heavy metal contaminated soils[J].Engineering Geology，2003，70（3/4）：377-394.

[8] YAN D Y S，TANG I Y，LO I M C.Development of controlled lowstrength material derived from beneficial reuse of bottom ash and sediment for green construction[J].Construction and Building Materials，2014，64：201-207.

[9] 李育偉，楊艷萍，肖文勝，等.湖泊疏浚底泥固化用于填埋用土技術(shù)初探[J].安全與環(huán)境學(xué)報，2013，13（3）：74-78.

[10] JAUBERTHIE R，RENDELL F，RANGEARD D，et al.Stabilisation of estuarine silt with lime and/or cement[J].Applied Clay Science，2010，50（3）：395-400.

[11] MIRAOUI M，ZENTAR R，ABRIAK N E.Road material basis in dredged sediment and basic oxygen furnace steel slag[J].Construction and Building Materials，2012，30：309-319.

[12] 謝華明，曾光明，羅文連，等.水泥、粉煤灰及 DTCR 固化/穩(wěn)定化重金屬污染底泥[J].環(huán)境工程學(xué)報，2013，7（3）：1121-1127.

[13] KARPUZCU M，BUKTEL D，AYDIN Z S.The dewaterability，heavy metal release and reuse characteristics of Golden Horn surface sediment[J].Water Science and Technology，1996，34（7/8）：365-374.

[14] HONG X Q，LI R Z，LIU W J，et al.An investigation on reuse of Crcontaminated sediment：Cr removal and interaction between Cr and organic matter[J].Chemical Engineering Journal，2012（189/190）：222-228.

[15] 張燕，?；?，閻百興，等.排水溝渠爐渣與底泥對水中氮、磷截留效應(yīng)[J].中國環(huán)境科學(xué)，2013，33（6）：1005-1010.

[16] 李大鵬，黃勇，李祥.底泥加入鐵鹽對水體磷的吸收和固定[J].環(huán)境化學(xué)，2013，32（5）：797-802.

[17] 李佳，詹艷慧，林建偉.鑭改性沸石改良太湖底泥的磷吸附特征[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報，2013，29（4）：500-506.

[18] LIAO Y C，HUANG C Y.Glass foam from the mixture of reservoir sediment and Na2CO3[J].Ceramics International，2012，38（5）：4415-4420.

[19] LEVIN D B，PITT L，LOVE M.Biohydrogen production：Prospects and limitations to practical application[J].International Journal of Hydrogen Energy，2004，29（2）：173-185.

[20] HAWKES F R，DINSDALE R，HAWKES D L，et al.Sustainable fermentative hydrogen production：Challenges for process optimization[J].International Journal of Hydrogen Energy，2002，27（11/12）：1339-1347.

[21] 王奕雪，寧平，谷俊杰，等.滇池底泥-褐煤超臨界水共氣化制氫實驗研究[J].化工進展，2013，32（8）：1960-1966.

[22] 張輝，胡勤海，滕瑋，等.污泥-煤復(fù)合燃料的成型干化工藝研究[J].中國環(huán)境科學(xué)，2013，33（3）：486-490.

[23] TYSON K S，BOZELL J，WALLACE R，et al.Biomass oil analysis：Research needs and recommendations[R].Denver：National Renewable Energy Laboratory，2004.