污水污泥处理湿地的重金属分离和有机质稳定化英文文献翻译

1、英文文献翻译 题 目 污水污泥处理湿地的重金属分离和有机质稳定化 学生姓名 学 号 学 院 环境科学与工程 专 业 给水排水工程 指导教师 二一五 年 三 月 二十 日污水污泥处理湿地的重金属分离和有机质稳定化Eleonora Peruzzia,a,*, Grazia Masciandaroaa, Cristina Macciaa, Serena Doniaa,Sandra G. Mora Ravelobb, Paolo Peruzzicc, Brunello CeccantiaaaNational Council ResearchInstitute for Ecosystem Studies

2、 (CNR-ISE),via Moruzzi1,Pisa56124, ItalybCOLPOS, Km. 36.5 Carretera Mexico-Texcoco Montecillo Edo. de Mxico 56230, MexicocACQUE S.p.A., via Bellatalla 1, Pisa 56100, Italy关键词污泥处理湿地、污泥的稳定化、热解、重金属分离摘要在芦苇床系统中，稳定污泥里重金属的存在可能会影响它在农业方面的使用。然而，污泥对环境的影响取决于这些重金属可利用性和毒性。本研究的目的是确定在意大利的两个城市污水处理厂进行为期三年运行的芦苇床污泥处理系统

3、的有效性：（i）通过估计污泥稳定化的过程中，下面有关的常规和非常规的有机物质量演变的参数（水溶性碳脱氢酶活性，热解片段）；（ii）通过分馏后污泥中重金属的生物利用度。对于重金属分离，其次参考的社区局（BCR）。结果表明，污泥随时间的矿化和稳定化，通过35%水溶性碳和60%80%脱氢酶活性的降低表明。此外，苯（17%），甲苯（31%）和苯酚（9%）的重要值在两次湿地处理实验的最后都被发现，突出了类腐殖酸物质的重新合成。结果还表明，30个月后重金属含量与污泥的移动部分（超过总重金属含量的60%）相关更少，特别是有机物的分数。1.介绍污水处理厂对污泥的处理和处置在世界各地因环境，经济，社会和法律因素

4、达到一个瓶颈。因此，在技术上有越来越多的开发兴趣，如污泥处理湿地（TWs），在处理污水，污泥或生物固体上降低成本，降低对环境的影响。在上世纪80年代晚期的欧洲(Uggetti et al., 2010)湿地污泥处理已成功。他们是一种替代市政 (Barbieri et al., 2003; Lienard et al., 1995;Nielsen, 2003) 和农业(Edwards et al.,2001)处理污泥和泥浆的技术。湿地污泥处理，也被称为芦苇床污泥处理，是传统的污泥干燥床和天然湿地的结合：芦苇直接种植在常采用污泥的污泥干燥床上。这一技术包括建设成本低，最小的日常维护，水减少含量小和

5、污泥稳定性好的特点 (Burgoon etal., 1997)。芦苇是大株的年生长的草且具有大量的的多年生长的根茎。它非常适合于污泥脱水（De Maeseneer,1997; Kim and Smith, 1997; Nassar et al., 2006），因为它非常耐环境条件变化，具有较高的蒸散量率（Chazarenc et al., 2003）。它也能够在污泥床厌氧根环境附近创建好氧微位点对污泥的矿化提供了一种快速和稳定的环境 (Hardej and Ozimek, 2002)。事实上，有氧条件是保持全年的且阻碍物理表面是被根预防的（Kim and Smith, 1997）。事实上，微生

6、物污泥厂系统在稳定污泥上是有效的，通过两个相伴的过程：有机物的矿化和腐殖化 (Peruzzi et al., 2009)。但是，植物稳定过程可能会导致污泥由于其体积减少而使得重金属显著增加 (Begget al., 2001)。植物稳定污泥类似腐殖质，可作为肥料用于土地。然而，如果将其用于土地，由于污泥中可能存在的重金属含量，或许会对环境造成威胁；事实上，重金属或许可以活跃在土壤中，被植物吸收或者过滤而丢失。因此，重金属在稳定期间的积累，应是一个重要的被认为是为了确保农业出口植物稳定污泥作为一个具有成本效益和可持续的选择的方面，重金属 (DeMaeseneer, 1997; Environme

7、nt DG, EU, 2000).。为了筛选适宜的材料，如土地应用的污水污泥，许多作者已经评价重金属对环境的影响，不仅通过测定其在基质中的总含量，而且还有它们的生物利用度和再转移能力 (Amir et al., 2005;Fuentes et al., 2004)。事实上，化学分馏允许对重金属生物有效性的估计，从而表明污泥毒性。本研究的目的是评估的在获得稳定产物的湿地处理污泥过程的有效性，其产物对农业应用是有价值的，且没有任何环境风险，其风险可通过有机物污泥的质量和重金属生物有效性测定。2.材料和方法污泥的脱水和稳定是在 Acque S.p.A. （托斯卡纳，意大利）的两个城市污水处理厂进行研

8、究的，分别是卢卡（托斯卡纳地区，意大利）附近的WWTP 1 Colle di Compito (4000 p.e.)和皮斯托亚（托斯卡纳地区，意大利）附近的 WWTP 2 Pittini (5000 p.e.)。应急床，这是目前在污水处理厂用于污泥脱水以防止实验故障而进行污泥干燥的干燥床，对其在湿地处理污泥（TWs）中进行了调整和改造。两处理厂的气候资料见表1。表1TWs的气候条件。降水（年平均，最大值和最小值）和温度（年平均，最大值和最小值）。湿地处理污泥系统是由分别进行再造的5张45平方米的床和6张55平方米的床组成的。床是开放的（无盖的），其斜率为1%且每张床上设有由2层不同直径的砾石组

9、成的排水系统：最底层是25cm深的40 / 70mm的砾石，顶层15cm深的5mm的砾石。对结果随访三年。2005年8月，芦苇幼苗种植在距离50cm *50cm方距内，并且用从污水处理厂流出的水进行灌溉促进植物生根。采用重力从排水系统中排除水，再泵回处理厂进行进一步的处理。来自常规的活性污泥的污水污泥，从2006年3月起从秋天到春天的每两周和在夏季的每个星期，对其进行应用。其对应的污泥年增长率为67 kg dw/m2。污水污泥的化学特性列于表2。污泥控制存在于一个污泥没有进行任何处理储存了三年的存储池。表2在TW 1、 TW 2流入的污泥的化学特性（均值和标准偏差）。pH值；总固体含量（TS）

10、（gL）；挥发性固体（VS）（%）；总氮（TN）（%dw）；总有机碳（TOC）（%dw）；重金属总含量（毫克DWkg）。从2006年9月起对污泥进行取样，每12个月，一共三年（第6，18和30个月）。每床取五个进行混合以获得每层有代表性的样本。从碎石层附近收集样本。植物材料从样品中移除。取样前20天左右，污泥应用停止。测量了下面不同的研究方面的参数：污泥的稳定化：总有机碳（TOC），总氮（TN），水溶性碳（WSC），脱氢酶活性（相位），采自热解气相色谱分析（Py-GC）的裂解碎片的相对丰度（乙腈E1，醋酸钾，苯B，甲苯E3，吡咯O，糠醛N，苯酚Y），高能储层热解指数和相似性。重金属分馏法：重金

11、属（Cr、Cu、Ni、Cd、Pb和Zn）是确定评估污泥可能在堆肥的制备或土地应用的使用。对污泥样品进行空气干燥至恒重，然后同质化。比较不同的样品，所有的结果都是表示为105下的干重。通过RC-412多相碳和FP-528蛋白/氮（LECO）分析TOC和TN。WSC的测定是根据由Yeomans和Bremner (1988)报告的方法。生化参数，如DHase酶，可能与微生物群的活动密切相关，并且他们在生物系统(Benitez et al., 1999)中作为微生物活性指标。DHase酶活性由Masciandaro et al. (2000)的方法测定。使用2-P碘苯基-3-P-硝基苯基-5-苯基四氮

12、唑氯（int）为基材，并用产生的490nm红色的碘氯化硝基四氮唑蓝甲（INTF）测量。干燥污泥被放进CDS Pyroprobe 190的热解微管中，且热解是在800温度下持续了10 s，伴随着10/ms的热梯度。探头直接耦合在带有火焰离子化检测器（FID）的Carlo Erba 6000气相色谱仪。获得的植绒通过恢复七的特征峰面积被采用。在样本上识别植绒片段（乙酸，苯，甲苯，乙腈，糠醛，苯酚和吡咯），是在相对保留时间的基础上与标准光谱(Ceccanti et al., 2007)进行对比而进行的。乙腈（E1）是来自氨基酸，蛋白质和微生物细胞的裂解，而乙酸（K）主要是来自油脂，蜡，纤维素，脂肪和

13、碳水化合物。苯（B）基本上是来自腐殖稳定化有机物质的稠环芳香结构。吡咯（O）来自含氮的化合物，如核酸，蛋白质和微生物细胞。甲苯（E3）基本是从芳族化合物与短脂肪链导出。糠醛（N）来自纤维素与脂肪族有机化合物。苯酚（Y）来自新鲜且浓缩的木质纤维素结构(Ceccanti et al., 2007; Marinari et al., 2007)。峰值相对丰度的比率是由储层AL/ AR（脂肪族到芳香族化合物，前者是醋酸、糠醛和乙腈的总和，后者是苯、甲苯和苯酚的总和）的能量指标决定的。该指标评估了有机质不稳定和稳定的部分。此外，在两植绒（i和j）的同源峰（k）的相对丰度（I）之间的相似数值指标（SIJ）

14、按如下计算：Sij = (Ii/Ij)k)/n（ Ii Ij），n为峰的个数。相似Sij指数不区分峰与一对植绒对比。该指数的变化范围为（01）：价值越高，越相似。然而，三个常规水平，高（0.750.85），中（0.700.75）和低（0.600.70），已被建议用于非均质材料的特性描述，如土壤有机质和堆肥(Ceccanti et al., 2007)。分馏过程分化污泥重金属为四个部分：1.与碳酸相关联的可交换态（Fraction 1）。吸附在污泥成分中的金属和铁锰氢氧化物。这是大多数移动部分可能对植物有毒。2.与铁锰氧化物相关的可约部分（Fraction 2）。重金属受这些氧化物的强烈约束但是

15、在缺氧和酸性条件热力学不稳定。3.可氧化部分有机物结合态（Fraction 3）。众所周知，金属可以用天然有机物质络合。当有机物时在氧化条件下降解时这些形式成为可溶性。这部分没有被考虑到生物利用度和移动中，因为金属结合为稳定的大分子量的腐殖物质，这种腐殖物质很缓慢的释放出少量的金属。4.剩余分数（Fraction 4）。剩余的固体中主要含有原发性和继发性固体，它可将金属封闭在他们的晶体结构中。它被认为是不溶性的且是惰性形式。重金属分级参考社区局（BCR）的方法是(Mocko and Waclawek, 2004)：重金属分为酸溶/可交换，还原和可氧化的馏分，而剩余的部分是包含在污泥及萃取组分的

16、浓度总和的元素浓度之间的差异。连续提取法一步步进行如下：（1）40ml的每克0.11M的CH3COOH干样品在温度25摇晃一整夜；提取液通过离心分离（3000rpm/30min）且上清液被转移。残渣用蒸馏水洗涤，摇晃和离心，移除上清液。（2）40ml的NH2OHHCl（用硝酸调节至pH = 2）被添加到残渣中并萃取整夜。然后重复第一步的操作。（3）加入10ml的8.8M的H2O2到残渣中，在25下反应一小时；在85水浴中加入10ml的8.8M的H2O2反应一小时；将溶液蒸发几毫升并用50ml的1M的CH3COONH41（用硝酸调节至pH = 2）在温度25 下提取残渣。然后重复第一步的操作。用

17、ContrAA300(Analytical Jena)以空气/乙炔火焰进行原子吸收光谱仪对重金属浓度进行分析。在文本中所有的结果报告的是对Colle di Compito TW 1五次重复测定方法，对Pittini TW2六次重复测定方法和五次对污泥的重复控制。用STATISTICA 6.0软件的统计程序。在实验期间（第6，18和30个月），方差分析（ANOVA）是用来评估的两个污水处理厂（TW1和TW2）之间的差异（P0.05%）。使用Dunnett的比较试验测试处理后的污泥和控制的污泥之间的差异。主成分分析（PCA）适用于所有在实验过程中得到的的结果。PCA多元统计数据分析技术，减少了一组

18、原始数据的主成分个数，保留大多数的方差为原始数据来确定可能的对象和变量之间的模式或集群(Carroll et al.,2004;Fuentes et al., 2008; Pardo et al., 2004)。3.结果与讨论3.1污泥的稳定化关于污泥稳定化的结果如表3所示。有机质含量（TOC和TN）在TW1中增加，而在TW2没有变化，即使污泥不断增加。碳的可溶性形式（WSC）在污水处理厂急剧下降。WSC，作为有机物质的不稳定的部分，表明有机底物的微生物易降解(Caravaca et al., 2002; Diaz-Burgos et al., 1992; Elvira et al.,1996

19、; Garcia et al., 1993)，因此在植被床所观察到的减少可能是由于矿化和有机物的稳定。同样也可以说为脱氢酶下降（DHase）的活动。化学和生物化学参数（WSC和DHase），事实上，保持在污水处理厂的污泥活性低的水平值，即使将污水污泥连续加入芦苇。这可能表明，有机质含量接近一个稳定化的现状。也得到了类似的内容，WSC控制污泥（P0.05），但它强调的是从一个存储池，重要的是污泥每次不断增加。表3在TW1，TW2的污泥和污泥控制的化学和生化参数（均值和标准偏差）。总有机碳（TOC）（%）；总氮（TN）（%）；水溶性碳（WSC） (mg C/kg dw)；脱氢酶活性(DHase)

20、(mg INTF/kg dw h)；F：F检验；P：显著性水平。腐殖物质的形成相关参数被确定为评估有机物质在不同的进程中的稳定化和腐殖化(Ceccanti et al., 2007)。热解气相色谱能够从化学结构的角度来看土壤有机质质量的表征（表4）。表4在TW1，TW2的污泥和污泥控制的裂解片段（均值和标准偏差）。乙腈（E1）（%）；乙酸（k）（%）；苯（B）（%）；吡咯（O）（%）；甲苯（E3）（%）；糠醛（N）（%）；苯酚（Y）（%）。方差分析，TWs和时间的影响（P0.05）；F：F检验；P：显著性水平。相对于时间在E1和K含量降低污泥控制（P0.05）。这可能与降低在氨基酸和有机活性化

21、合物发生在TWs。另一方面，糠醛含量高（N）观察在两TWs内于第30个月时，相对于控制污泥，它发生在时间的增加，表明存在从纤维素和伪不稳定的脂肪族化合物。相对于在E1和K含量污泥控制时间降低（P0.05）。这可能与降低在氨基酸和有机活性化合物发生TWs。另一方面，糠醛含量高（N）观察两TWs在30个月时，相对于控制污泥，它发生在时间的增加，表明存在从纤维素和伪不稳定的脂肪族化合物化合物的降解。观察到在这增加实验时，可能由于连续加入污泥床。脂肪族化合物的降解是对腐殖化的第一步。事实上，吡咯（O）含量高随着污泥的控制表示开始导致微生物的活性腐殖化过程。建立在一个稳定的有机物质腐殖化TWs核似乎是通

22、过甲苯（E3）的稳定性表示和苯（b）和苯酚（Y）的增加随着时间的推移发生。所有的事实上，这三种化合物，与腐殖物质联系的：甲苯是来自“年轻”的伪稳定的芳香长脂肪链物质；苯是来自稠环芳香结构与短脂肪链的腐殖化机物；苯酚是由热解产生的浓缩腐殖酸结构 (Bracewell and Robertson, 1976;Ceccanti et al., 2007)。此外，AL/ AR指数随着时间的推移显著降低，在污水处理厂大量产生腐殖性物质，可能是由于有机物的腐殖化的建立过程。相似性指数（SIJ）（表5）(Ceccanti et al., 1986; Ceccanti et al., 2007)计算量化的差异

23、TWs和污泥之间的控制过程污泥稳定。该指数在0 1的范围内变化：越高的价值，越大的相似性。污泥控制和TWs指标之间下降值（分别是0.783 TW1和0.732TW 2）在6个月内降低值（分别是0.6790TW1 和0.692TW 2）在30个月，从而突出了有机质的差异质量之间的未处理和植物处理的材料。在另一方面，两TWs之间获得了较高的值（0.890在第6个月；0.930在第18个月，0.951在第30个月），由于其很高的相似性显示出植物处理污泥的稳定。表5相似的热解指数（SIJ）（均值和标准偏差）。3.2重金属的分离总金属浓度（表6）在相似两个污水处理厂，并有相同的趋势，随着时间的推移；在污

24、水处理厂，Pb，Cu和Zn是主要的金属。比较的结果是由Peruzzi et al. (2009)发现，后一个对污泥处理湿地运行一年。在另一方面，污泥中不同数量的根据污水组成浓度的重金属处理湿地有文献报道(Uggetti et al.,2010)。关于重金属分级的所有结果都显示在表格6-7和图1中。表6在TW1，TW2的污泥和污泥控制的重金属的总含量（均值和标准偏差）。所有的结果都是以mg/kg dw表示。方差分析，TWs的效果和时间（P0.05）；F：F检验；P：显著性水平。表7方差分析，TWS和金属的化学组分的时间效应（Fraction1，2，3和剩余部分）；F：F检验；P：显著性水平。图1

25、污泥中重金属的分离控制（SP），Colle di Compito和Pittini TWs。数据表示为相对于总的百分比含量。结果表明，在两TWs内（72% and 48%）Fraction 3中Cr的浓度比在污泥控制（22%）（Dunnett的检验，P0.05）中的高。众所周知，铜是与有机物质的馏分（Fraction 3）相联系的主要成分；在这项研究中，事实上，68%（TW1）和58%（TW2）总铜含量的Fraction3相对于26%的总铜在控制污泥的Fraction3（Dunnett的检验，P0.05）。铜有机配合物的高稳定性也被其他作者报道(Amir et al., 2005; Fuente

26、s et al., 2004, 2006)。研究结束时（Dunnett的检验，P0.05），在TW2内观察到一个类似的污泥控制的残余部分（34%），表明铜在污泥矿物质中也可能是闭塞的，如Fuentes et al. (2004)的建议。在两处理厂中镍是广泛分布于四个组分中的，也在存储池中的污泥内。镉主要存在于Fraction2和3内，但其总量(0.75 和 1.01 mg/kg)，分别对两种植物（表3），如果它用来土地利用 (National regulation, D. lgs. 152/2006 ex L.99/1992)不能表示没有任何土壤污染的风险。其他作者(Walter et al.

27、, 2006)已经发现了比在污水污泥中镉和铅的可交换态含量（Fraction 1）更高的容量。铅主要与Fraction 3和在处理厂的剩余部分（96和97%）相关，而在控制污泥内，铅是分布在四组分之间的。锌的显示随时间分布程度最高；它分布在所有四个组分且被其他作者发现在好氧稳定污泥 (Fuentes et al., 2004,2006)内具有相同的趋势。此外，对于其他金属，锌具有相同的变化趋势：在实验结束时，事实上，锌主要相关的是Fraction 3和在两遵从对污泥的控制（20%）的TWs内的残余馏分（61%和63%）（Dunnett的检验，P0.05）。3.3主成分分析在两污水处理厂所得的结

28、果和废物稳定塘的污泥控制进行数据分析。为了减少变量的数目，不同的金属含量Fraction是从mg/kg转化为meq/kg，然后对各部分的内容进行总结。事先重新获得一个双向的数据阵列，其中的参数分析是变量，且以不同时间段的污泥处理湿地和污泥控制为例 (Fuentes et al., 2008; Pardo et al., 2004)。数据集主成分分析表明方差的82.2% P被包含在前三个部分（表8）。PC1，PC 2和PC 3分别占方差总数的40.0%，25.0%和13.0%。PC1与营养（TOC和TN），乙腈（E1），乙酸（K），吡咯（O），甲苯（E3），糠醛（N），AL/ AR指数，Frac

29、tion1，Fraction2和Fraction3相联系。PC2与WSC，DHase，酚（Y）和残余分数相关。PC3的发生与苯（B）相关。PC1和PC2，哪个具有更高的方差，就作为得分和负载（图2）双标图（PC 1和PC 2）的解释，发生在遵从污泥控制不同的TWs内的芦苇床系统的稳定有机物的结论。最有效的馏分，Fraction1和2，发生了与乙腈（E1）醋酸（K）和AL /AR指数的联系，而养分，吡咯（O），甲苯（E3）和糠醛（n）与Fraction 3相关，从而确定Fraction3和有机质之间的联系。两TWs有类似行为的时间：他们都坐落在图表开始的顶部，然后他们在第18个月转移到了图表的底

30、部，试验结束时，转移到了图表的右下处。发生的污泥控制与大多数可用的分数，乙腈，乙酸，和AL/ AR指数有关，而在第30个月的TWs与Fraction 3相关联，从而证实了植物处理效果能稳定有机质和保持重金属在最稳定的分数。图2得分双标和载荷。表8主成分分析。*加载组件变量用于读取PC；F：F检验；P：显著性水平。很明显，发生在芦苇床系统中的污泥稳定工艺截住了与有机物相关的重金属部分，在一个存储池内与未经处理的污泥控制相比，降低了金属的流动性。4.结论生化分析的结果表明，在芦苇床系统中稳定污泥有机质的效率，如通过酶活性的减少和碳和热解气相色谱衍生化合物稳定增长的可溶性的形式展示。此外，在芦苇床系

31、统中的稳定化过程有助于污泥在土地应用中达到对农业和环境目的的重金属的固定。事实上，通过与未经处理的控制污泥的比较，似乎Fraction 1和2被认为是最有效的，且在两个TWs中通过植物处理技术被大大降低了。在另一方面，在几乎所有的金属中越少的可用金属有机物含量随着时间的推移而增加，从而表明他们越少的被植物吸收利用。参考文献Amir, S., Hafidi, M., Merlina, G., Revel, J.C., 2005. Sequential extraction of heavy metals duringcomposting of sewage sludge. Chemosphere

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