周繼豪 沈小東 李永青 張 平 彭 偉 張 帥 趙志偉#

(1.后勤工程學(xué)院國(guó)防建筑規(guī)劃與環(huán)境工程系,重慶 401311； 2.海軍工程設(shè)計(jì)研究局,北京 100070)

廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥研究及其在南海島礁的適用性分析*

周繼豪1沈小東1李永青1張 平2彭 偉1張 帥1趙志偉1#

(1.后勤工程學(xué)院國(guó)防建筑規(guī)劃與環(huán)境工程系,重慶 401311； 2.海軍工程設(shè)計(jì)研究局,北京 100070)

針對(duì)中國(guó)南海離岸島礁固體廢棄物日益增多的問(wèn)題，研究了以鋸末和玉米秸稈作為調(diào)理劑，廚余垃圾、糞渣和剩余污泥進(jìn)行好氧共堆肥的可行性，并分析了其在南海島礁的適用性。結(jié)果表明，廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥工程中的溫度、含水率、pH、氮素轉(zhuǎn)化和損失以及生物毒性的變化基本都符合堆肥要求，特別是廚余垃圾、糞渣、剩余污泥、鋸末和玉米秸稈添加量分別為2.000、2.000、2.000、1.500、1.500kg或者3.000、3.000、3.000、1.125、1.125kg時(shí)。考慮到南海島礁缺乏調(diào)理劑，后者更適合南海島礁。

廚余垃圾 糞渣 剩余污泥 共堆肥 島礁適用性

Abstract: Aiming at the issue of increasing solid in reefs located in the South China Sea,kitchen waste,feces and sludge co-composting with amendments of saw dust and corn straw was studied,and its suitability in South China Sea was analyzed. Results showed that parameters of co-composting including temperature,moisture content,pH,N transformation and loss,and biotoxicity almost all accorded to composting conditions,especially when kitchen waste,feces,sludge,saw dust and corn straw dosages were 2.000,2.000,2.000,1.500 and 1.500 kg or 3.000,3.000,3.000,1.125 and 1.125 kg. Considering the lack of amendments in reefs of South China Sea,the latter dosages scheme was most suitable.

Keywords: kitchen waste;feces;sludge;co-composting;suitability for reef

近年來(lái)，我國(guó)加緊開(kāi)展南海核心區(qū)域島礁建設(shè)。2015年6月，通過(guò)吹沙造陸完成南沙群島多個(gè)新型珊瑚砂島礁建設(shè)。隨著后期開(kāi)發(fā)力度的加大，島礁人口增多，勢(shì)必會(huì)產(chǎn)生越來(lái)越多的固體廢棄物[1]?，F(xiàn)階段，由于缺乏相應(yīng)的管理機(jī)制和處理設(shè)施，南海諸島生活垃圾大量排放和粗放式堆積已引起了環(huán)境承載力不足的問(wèn)題，特別是新建島礁，其土壤多為珊瑚砂[2]177-178。

好氧堆肥技術(shù)在城市固體廢棄物處理方面已有較多的應(yīng)用[3]。堆肥處理后的有機(jī)廢棄物一般以穩(wěn)定的腐殖質(zhì)形式存在，可用于污染土壤修復(fù)、貧瘠土壤改良、代替化肥或與化肥配合施用于農(nóng)田[4-5]。利用好氧堆肥技術(shù)可以同時(shí)實(shí)現(xiàn)南海島礁固體廢棄物減量化和無(wú)害化，以及利用堆肥產(chǎn)物改良新建島礁地表珊瑚砂土壤。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)，南海島礁固體廢棄物主要是廚余垃圾、化糞池糞渣和污水處理后的剩余污泥[2]180。本研究在試驗(yàn)了鋸末和玉米秸稈作為調(diào)理劑，廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥的可行性基礎(chǔ)上，分析了廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥的島礁適用性。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)原料

廚余垃圾取自某學(xué)校學(xué)生餐廳；剩余污泥取自某生活污水處理廠(chǎng)；糞渣取自于某學(xué)校學(xué)生宿舍化糞池。使用鋸末和玉米秸稈作為調(diào)理劑。以上原料的基本性質(zhì)見(jiàn)表1。

1.2 反應(yīng)器

試驗(yàn)所用的智能化好氧堆肥反應(yīng)器結(jié)構(gòu)如圖1所示。主體發(fā)酵倉(cāng)為內(nèi)壁總高58 cm，底部?jī)?nèi)徑32 cm的圓柱形罐體，有效容積38 L，316不銹鋼材質(zhì)，內(nèi)外兩層嵌套，中間填充5 cm厚的聚氨酯泡沫作為保溫層，試驗(yàn)時(shí)廚余垃圾和調(diào)理劑填充90%(體積分?jǐn)?shù))。發(fā)酵倉(cāng)頂部是不銹鋼蓋，設(shè)有一個(gè)內(nèi)徑8 mm的排氣孔，用硫酸和氫氧化鈉進(jìn)行尾氣處理。發(fā)酵倉(cāng)上方的攪拌電機(jī)經(jīng)減速箱減速后由傳動(dòng)軸帶動(dòng)罐內(nèi)攪拌葉片低速攪拌。發(fā)酵倉(cāng)一側(cè)設(shè)有上中下3個(gè)取樣口，底部設(shè)有上下兩層PVC材質(zhì)的布?xì)夂Y板，篩板上均勻布置49個(gè)直徑2 mm的微型通氣孔。篩板下方為滲濾液收通道。智能控制箱可以實(shí)現(xiàn)堆體溫度的實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)與反饋，判別堆肥過(guò)程的不同階段并調(diào)整通風(fēng)量，另可通過(guò)分析堆體最高溫及其持續(xù)時(shí)間判斷堆肥過(guò)程是否達(dá)標(biāo)，也可指示堆肥化過(guò)程的結(jié)束。

表1 試驗(yàn)原料的基本性質(zhì)

1—主發(fā)酵倉(cāng)；2—溫度探頭；3—取樣口；4—滲濾液收集通道；5—智能控制箱；6—空氣加熱器；7—?dú)怏w流量計(jì)；8—空氣壓縮機(jī)；9—布?xì)夂Y板；10—攪拌葉片；11—聚氨酯保溫層；12—傳動(dòng)軸；13—減速箱；14—攪拌電機(jī)；15—排氣孔圖1 智能化好氧堆肥反應(yīng)器結(jié)構(gòu)圖Fig.1 Structure of intelligent aerobic composting reactor

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)地調(diào)研發(fā)現(xiàn)，南海島礁的廚余垃圾、糞渣、剩余污泥人均產(chǎn)量分別為0.20、0.21、0.19 kg/d，因此試驗(yàn)時(shí)3者的質(zhì)量比按1∶1∶1進(jìn)行配比。調(diào)理劑鋸末和玉米秸稈也按質(zhì)量比1∶1進(jìn)行配比。本研究設(shè)計(jì)了如表2所示的3個(gè)處理。各處理均連續(xù)強(qiáng)制通風(fēng)，通風(fēng)量由智能控制箱自動(dòng)調(diào)節(jié)。

1.4 分析方法

含水率采用減重法測(cè)定，TOM采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測(cè)定，TN采用半微量凱氏法測(cè)定，氨氮采用KCl浸提—靛酚藍(lán)比色法測(cè)定[6]；堆肥溫度由溫度探頭測(cè)得，室溫由水銀溫度計(jì)測(cè)得；5 g固體廢棄物與50 mL超純水混合，于搖床中以200 r/min振蕩2 h后利用德國(guó)WTW Multi 340i多參數(shù)水質(zhì)分析儀測(cè)定pH；利用NaCl浸提—紫外分光光度法測(cè)定硝酸鹽氮[7]；采用白菜種子發(fā)芽試驗(yàn)法測(cè)定種子發(fā)芽指數(shù)(GI)[8]。

2 結(jié)果與討論

2.1 堆肥過(guò)程的溫度變化

溫度是反映堆肥過(guò)程中微生物活動(dòng)劇烈程度的最直觀(guān)參數(shù)。圖2為不同處理下共堆肥過(guò)程中溫度隨時(shí)間的變化趨勢(shì)。同常規(guī)堆肥過(guò)程相似，廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥遵循典型的堆肥溫度變化曲線(xiàn)。各處理的初始溫度與室溫接近，約為28 ℃，嗜溫細(xì)菌、放線(xiàn)菌、真菌以及部分原生動(dòng)物通過(guò)分解糖和氨基酸等易降解物質(zhì)進(jìn)行代謝和繁殖得以生長(zhǎng)[9]，使得溫度升高。處理1和處理2在1 d時(shí)就實(shí)現(xiàn)了堆體的快速升溫，達(dá)到45 ℃，進(jìn)入嗜熱期[10]，2 d時(shí)達(dá)到最高溫度，分別為68、69 ℃。處理3在2 d時(shí)才進(jìn)入嗜熱期，5 d時(shí)達(dá)到最高堆溫67 ℃。處理1、處理2、處理3的嗜熱期持續(xù)時(shí)間分別為6、6、10 d，這是堆肥過(guò)程的活性階段，大部分有機(jī)物在此階段被降解[11]。處理1和處理2在55 ℃以上的時(shí)間為3 d，處理3在55 ℃以上的時(shí)間為5 d，均可以達(dá)到對(duì)病菌、蟲(chóng)卵的滅活效果，實(shí)現(xiàn)堆肥無(wú)害化，符合堆肥要求。嗜熱期結(jié)束后各處理溫度開(kāi)始下降，23 d以后，3個(gè)處理的反應(yīng)器內(nèi)溫度均接近室溫。

表2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)方案

圖2 不同處理共堆肥過(guò)程中溫度隨時(shí)間的變化Fig.2 Changes of temperature during the co-composting process of different treatments

2.2 堆肥過(guò)程的含水率變化

圖3為不同處理下共堆肥過(guò)程中含水率隨時(shí)間的變化趨勢(shì)。3個(gè)處理的含水率均表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢(shì)，處理1和處理2的含水率變化響應(yīng)較為迅速，且變化幅度較大，處理3變幅較小且響應(yīng)相對(duì)滯后。處理1、處理2的含水率在3 d時(shí)就迅速升至最高值，處理3在9 d時(shí)才達(dá)到最高值。這表明，處理1和處理2的堆體初始條件較優(yōu)，為微生物的代謝和繁殖提供了良好的環(huán)境，大部分易被微生物利用的有機(jī)物在堆肥初期得到迅速降解，產(chǎn)生大量的水分，致使堆體含水率迅速升高；處理3初始含水率較高，共堆肥初期含水率隨時(shí)間變化幅度較小，達(dá)到最高值所需時(shí)間較長(zhǎng)，但均可以滿(mǎn)足堆肥要求。這與圖2共堆肥過(guò)程溫度變化趨勢(shì)吻合，主要原因是高含水率限制了氧的傳遞和擴(kuò)散，從增加了堆體的比熱容，使堆體增溫較慢，造成處理3達(dá)到堆體最高溫度滯后，ZANG等[12]也有類(lèi)似的結(jié)果發(fā)現(xiàn)。

圖3 不同處理共堆肥過(guò)程中含水率隨時(shí)間的變化Fig.3 Changes of moisture content during the co-composting process of different treatments

2.3 堆肥過(guò)程的pH變化

圖4為不同處理下共堆肥過(guò)程中pH隨時(shí)間的變化趨勢(shì)。3個(gè)處理的pH均表現(xiàn)出先迅速升高而后保持基本穩(wěn)定略有下降的趨勢(shì)。廚余垃圾-糞渣-剩余污泥體系在共堆肥初期pH較低，處理1、處理2、處理3在0 d時(shí)的pH分別為5.06、5.11、5.39，這可能是由于進(jìn)入反應(yīng)器之前，廚余垃圾、糞渣和剩余污泥自身的厭氧條件導(dǎo)致有機(jī)酸積累。隨著共堆肥過(guò)程的啟動(dòng)，好氧環(huán)境的建立，堆體微生物利用廢料中小分子有機(jī)酸進(jìn)行大量繁殖與代謝，pH增高。該過(guò)程同時(shí)伴隨著蛋白質(zhì)、氨基酸和肽的礦化，導(dǎo)致氨基和揮發(fā)性氨的釋放，加速體系pH的升高。由圖4可知，3個(gè)處理在3 d內(nèi)均pH陡升，增幅為處理2>處理1>處理3。處理1、處理2均在6 d時(shí)達(dá)到最高pH 8.27、8.18，處理3在9 d時(shí)才達(dá)到最高pH 8.87。BHARADWAJ[13]認(rèn)為，堆肥的最適pH為7.00～8.00，在此pH范圍內(nèi)微生物繁殖和代謝最旺盛。

圖4 不同處理共堆肥過(guò)程中pH隨時(shí)間的變化Fig.4 Changes of pH during the co-composting process of different treatments

圖5 不同處理共堆肥過(guò)程中氮素的轉(zhuǎn)化與損失Fig.5 Transformation and loss of nitrogen during the co-composting process of different treatment

處理1和處理2基本符合最適pH要求。合適的調(diào)理劑摻量能夠有效地調(diào)節(jié)堆體pH，使堆體pH不致過(guò)高，利于微生物保持較高分解活性，減少臭味和氮素養(yǎng)分的流失。處理3調(diào)理劑摻量比例最小，TOC/TN最低，所以堆肥過(guò)程中達(dá)到的最高pH最高，且高pH持續(xù)時(shí)間最長(zhǎng)，使得處理3中的大量氮以氨的形式揮發(fā)，導(dǎo)致臭味產(chǎn)生和氮素養(yǎng)分流失。

2.4 堆肥過(guò)程中氮素的轉(zhuǎn)化與損失

堆肥過(guò)程中的氮素?fù)p失決定了堆肥產(chǎn)品的肥效價(jià)值，而且含氮?dú)怏w的釋放會(huì)引起難聞的臭味，研究廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥過(guò)程的氮素轉(zhuǎn)化與損失規(guī)律有利于優(yōu)化島礁固體廢棄物共堆肥策略。3個(gè)處理的TN、氨氮、硝酸鹽氮隨時(shí)間的變化如圖5所示。

從圖5(a)可以看出，各處理TN基本都呈先升高后降低的趨勢(shì)。總體而言，堆肥前后TN含量變化不大，有利于堆肥過(guò)程的穩(wěn)定進(jìn)行，這與CHAZIRAKIS等[14]的結(jié)論相似。處理1堆肥后TN含量較堆肥前略有上升，質(zhì)量濃度增加了7.64%；處理2堆肥前后TN質(zhì)量濃度僅下降了1.76%；處理3堆肥前后TN由26.2 g/kg下降至23.8 g/kg，質(zhì)量濃度下降9.16%。理論上，經(jīng)過(guò)好氧堆肥，大量含氮有機(jī)物被微生物分解為氮氧化物、氨、氮?dú)獾瓤蓳]發(fā)氣體逸出，堆體中氮素總量明顯降低，但同時(shí)大量碳素和水分也在損失，這種“濃縮效應(yīng)”導(dǎo)致堆體TN的濃度在堆肥前后變化不大[15]。因此，共堆肥過(guò)程中TN的變化是氮素的“濃縮效應(yīng)”與氮素?fù)p失的共同作用結(jié)果。

堆肥中氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程涉及氨化作用、揮發(fā)作用、硝化作用和反硝化作用等多種機(jī)制，其中最主要的是氨化作用與硝化作用，因此氨氮與硝酸鹽氮是堆肥中氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程的代表性參數(shù)。圖5(b)和圖5(c)分別為廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥中氨氮和硝酸鹽氮隨時(shí)間的變化規(guī)律。由圖5(b)可知，3個(gè)處理的氨氮基本都表現(xiàn)為先升高后降低，處理1和處理2在6 d時(shí)達(dá)到最高值4.2、4.9 g/kg，處理3在15 d時(shí)才達(dá)到最高值5.8 g/kg。由圖5(b)可知，3個(gè)處理的硝酸鹽氮前期保持穩(wěn)定，后期持續(xù)升高，與SANCHEZ GARCIA等[16]和ZHANG等[17]279的結(jié)論一致。由此表明，隨著共堆肥過(guò)程的啟動(dòng)，大量易分解有機(jī)物為氨化細(xì)菌的生長(zhǎng)與代謝提供營(yíng)養(yǎng)，氨化細(xì)菌迅速繁殖，產(chǎn)生大量氨氮。由于硝化細(xì)菌對(duì)溫度極為敏感，35 ℃以下才能較好地進(jìn)行代謝活動(dòng)[18]，共堆肥前期堆體又處于高溫狀態(tài)，因此硝化細(xì)菌活性受到抑制，增殖較慢，硝酸鹽氮濃度沒(méi)有增加。共堆肥后期，堆體溫度保持在35 ℃以下，硝化細(xì)菌活性明顯增強(qiáng)，大量氨氮轉(zhuǎn)化為硝酸鹽氮。

2.5 堆肥過(guò)程中的生物毒性變化

GI可用來(lái)表征堆肥過(guò)程中的生物毒性[17]282。廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥過(guò)程中GI的變化如圖6所示。各處理GI均表現(xiàn)為短暫下降后持續(xù)上升，最終趨于穩(wěn)定。在處理1、處理2的前3天和處理3的前6天，3個(gè)處理的GI下降，這歸因于氨濃度升高和低分子量有機(jī)酸釋放[17]282,[19]。隨著共堆肥過(guò)程的進(jìn)行，各處理GI升高直至穩(wěn)定，表明原始物料逐漸轉(zhuǎn)化為簡(jiǎn)單的無(wú)機(jī)物或穩(wěn)定的腐殖質(zhì)類(lèi)物質(zhì)并且趨于穩(wěn)定。處理1在9 d后GI>50%，處理2和處理3在12 d后GI>50%，此時(shí)堆肥基本達(dá)到腐熟；處理1、處理2和處理3分別在12、15、21 d后GI>85%，此時(shí)堆肥完全達(dá)到腐熟[20]。因此，從生物毒性角度分析，所有處理均能達(dá)到腐熟，快慢順序?yàn)樘幚?、處理2、處理3。

圖6 不同處理共堆肥過(guò)程中GI隨時(shí)間的變化Fig.6 Changes of GI during the co-composting process of different treatments

3 島礁適用性分析與總結(jié)

南海島礁垃圾往內(nèi)陸轉(zhuǎn)運(yùn)需要高額的成本，通過(guò)好氧堆肥實(shí)現(xiàn)島礁固體廢棄物的減量化和資源化符合南海島礁珊瑚砂土壤改良的實(shí)際情況。本研究經(jīng)過(guò)33 d的共堆肥過(guò)程發(fā)現(xiàn)，廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥產(chǎn)品呈現(xiàn)黑褐色，無(wú)令人不快的臭味，不滋生蚊蠅，且散發(fā)出腐殖土氣味，處理1和處理2的物料呈疏松團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，基本無(wú)結(jié)塊現(xiàn)象，處理3有少量結(jié)塊。因此，處理1和處理2可以應(yīng)用于南海島礁廚余垃圾-糞渣-剩余污泥共堆肥。從島礁工程實(shí)際考慮，南海島礁缺乏可作為調(diào)理劑的有機(jī)碳源，共堆肥的應(yīng)用受到限制，由于處理2比處理1所需的調(diào)理劑更少，因此處理2更適合南海島礁的實(shí)際應(yīng)用。

[1] 張振克,張?jiān)品?當(dāng)前我國(guó)海島開(kāi)發(fā)中存在的關(guān)鍵問(wèn)題與對(duì)策[R].南京:南京大學(xué),2010.

[2] 周繼豪,沈小東,張平,等.珊瑚砂改良為目的的離岸島礁有機(jī)固廢處理策略研究[J].生態(tài)科學(xué),2016,35(6).

[3] SCHAUB S M,LEONARD J J.Composting:an alternative waste management option for food processing industries[J].Trends in Food Science & Technology,1996,7(8):263-268.

[4] HUBBE M A,NAZHAD M,SANCHEZ C.Composting as a way to convert cellulosic biomass and organic waste into high-value soil amendments:a review[J].Bioresources,2010,5(4):2808-2854.

[5] SCHMIDT H P,KAMMANN C,NIGGLI C,et al.Biochar and biochar-compost as soil amendments to a vineyard soil:influences on plant growth,nutrient uptake,plant health and grape quality[J].Agriculture,Ecosystems & Environment,2014,191:117-123.

[6] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].2版.北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社,2013.

[7] NY/T 1116-2014,肥料硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、酰胺態(tài)氮含量的測(cè)定[S].

[8] GB/T 23486-2009,城鎮(zhèn)污水處理廠(chǎng)污泥處置園林綠化用泥質(zhì)[S].

[9] COOPERBAND L R.Composting:art and science of organic waste conversion to a valuable soil resource[J].Laboratory Medicine,2000,31(5):283-290.

[10] GAJALAKSHMI S,ABBASI S A.Solid waste management by composting:state of the art[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2008,38(5):311-400.

[11] TUOMELA M,VIKMAN M,HATAKKA A,et al.Biodegradation of lignin in a compost environment:a review[J].Bioresource Technology,2000,72(2):169-183.

[12] ZANG B,LI S Y,MICHEL F,et al.Effects of mix ratio,moisture content and aeration rate on sulfur odor emissions during pig manure composting[J].Waste Management,2016,56:498-505.

[13] BHARADWAJ K K R.Improvements in microbial compost technology:a special reference to microbiology of composting[M].New Delhi:Tata Energy Research Institute,1995.

[14] CHAZIRAKIS P,GIANNIS A,GIDARAKOS E,et al.Application of sludge,organic solid wastes and yard trimmings in aerobic compost piles[J].Global NEST Journal,2011,13(4):405-411.

[15] WANG K,LI X K,HE C,et al.Transformation of dissolved organic matters in swine,cow and chicken manures during composting[J].Bioresource Technology,2014,168:222-228.

[16] SANCHEZ GARCIA M,ALBURQUERQUE J A,SANCHEZ MONEDERO M A,et al.Biochar accelerates organic matter degradation and enhances N mineralisation during composting of poultry manure without a relevant impact on gas emissions[J].Bioresource Technology,2015,192:272-279.

[17] ZHANG L,SUN X Y.Changes in physical,chemical,and microbiological properties during the two-stage co-composting of green waste with spent mushroom compost and biochar[J].Bioresource Technology,2014,171.

[18] MEUNCHANG S,PANICHSAKPATANA S,WEAVER R W.Co-composting of filter cake and bagasse;by-products from a sugar mill[J].Bioresource Technology,2005,96(4):437-442.

[19] AWASTHI M K,PANDEY A K,BUNDELA P S,et al.Co-composting of organic fraction of municipal solid waste mixed with different bulking waste:characterization of physicochemical parameters and microbial enzymatic dynamic[J].Bioresource Technology,2015,182:200-207.

[20] 朱鳳香,王衛(wèi)平,楊友坤,等.固體廢棄物堆肥的腐熟度評(píng)價(jià)指標(biāo)[J].浙江農(nóng)業(yè)科學(xué),2010,51(1):159-163.

Co-compostingofkitchenwaste,fecesandsludgeanditssuitabilityforreefsintheSouthChinaSea

ZHOUJihao1,SHENXiaodong1,LIYongqing1,ZHANGPing2,PENGWei1,ZHANGShuai1,ZHAOZhiwei1.

(1.DepartmentofNationalDefenseArchitecturePlanningandEnvironmentalEngineering,LogisticalEngineeringUniversity,Chongqing401311;2.BureauofNavyEngineeringDesignandResearch,Beijing100070)

周繼豪,男,1992年生,碩士研究生,研究方向?yàn)楣腆w廢棄物處理技術(shù)。#

。

*全軍后勤應(yīng)用基礎(chǔ)研究項(xiàng)目(No.BHJ16J031);后勤工程學(xué)院研究生創(chuàng)新專(zhuān)項(xiàng)經(jīng)費(fèi)資助項(xiàng)目(No.2015S07)。

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.09.012

2016-12-01)