7

图3-6 在30 ℃下发酵过程中Cd形态分布变化

7

图3-7 在20 ℃下发酵过程中Cr形态分布变化

8

图3-8 在30 ℃下发酵过程中Cr形态分布变化

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图3-9 在20 ℃下发酵过程中Ni形态分布变化

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图3-10 在30 ℃下发酵过程中Ni形态分布变化

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图3-11 在20 ℃下发酵过程中As形态分布变化

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图3-12 在30 ℃下发酵过程中As形态分布变化

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图3-13 在20 ℃下发酵过程中Pb形态分布变化

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图3-14 在30 ℃下发酵过程中Pb形态分布变化

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图3-15 在20 ℃下发酵过程中Hg形态分布变化

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图3-16 在30 ℃下发酵过程中Hg形态分布变化

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表清单

表2-1 火焰原子吸收光谱法测定重金属含量的测量条件 4

表2-2 原子荧光分光度法测定重金属含量的测量条件 4

1前言

随着我国城市化进程的不断推进，城镇污水处理量急剧增加，这样有效的控制了水体污染，水环境逐渐改善。但随之会导致污泥产量的增加，所以如何处理与处置城镇污水处理厂的剩余污泥成为了一个需要面临的新问题。

目前，国际上对城镇污水厂剩余污泥处置的主要方法有：填埋、焚烧和土地施用等[1]。我国作为农业大国，农用土地辽阔，污泥的土地施用是符合国情的最佳选择，也是一种使自然资源循环的理想方式。然而，城镇污水厂的进水除生活污水外还会掺杂着大量含有重金属的工业废水，其中70%~90%的重金属元素通过沉淀或吸附由液相转移到固相，最终浓缩于污泥之中[2]。污泥中的重金属因土地施用，污染农田中耕种的作物，进而通过食物链进入人体，对人体健康产生危害，因此，重金属的污染风险制约着剩余污泥的土地施用[3-5]。污泥中重金属的污染风险主要体现在两个方面，一是总量，二是重金属的形态分布。随着研究的不断推进，人们发现重金属的形态分布对土壤的影响程度要大于总量，因此研究污泥中的重金属形态分布对污泥的土地施用具有指导意义[6-7]。

自Chester 等(1967)和Tessier 等(1979)的开创性研究以来，元素形态已经成为地球和环境科学研究的一大热点[8-9]。本实验采用由Bauret等人改进的BCR法对污泥中的重金属进行提取。通过改进的BCR法提取，获得四种形态，分别为酸可交换态、易还原态、可氧化态和残渣态[10]。金属的有效性由大到小的顺序为酸可交换态>易还原态>可氧化态>残渣态。其中，酸可交换态和易还原态被认为是不稳定形态，其迁移活性、生物有效性较大，容易被生物吸收，对农作物毒性较大。残渣态被认为是最稳定的形态[11]。论文网

堆肥化是污泥无害化处理最有效的途径之一，堆肥化处理通常会改变污泥中的重金属形态分布[12-14]。本文对徐州国祯水务运营有限公司的脱水污泥在添加不同外源菌剂和不同温度下进行好氧发酵处理，研究污泥中Cu、Zn、Cd、Cr、Ni、As、Pb、Hg 8种重金属的形态变化。分析好氧发酵对形态分布的影响，为降低污泥土地施用风险提供理论依据。