速生桉葉及其水溶物對污泥中鉻生物有效性的影響

唐艷葵 劉宇陽 劉雯

摘要：城市污泥中含有的重金屬是污泥資源化最主要的障礙。在我國南方桉樹種植區，每年速生桉樹砍伐會在林地遺留大量的桉葉。桉葉中含有單寧等活性物質，可與重金屬發生螯合或絡合反應。為研究桉葉及溶出物對污泥中鉻（Cr）元素生物有效性的影響，通過在城市污泥及其好氧發酵產物中添加桉葉粉末及水提物，考察污泥中Cr形態變化。結果表明，堆肥產物中加入桉葉粉末和桉葉水提取物后，Cr的可交換態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態含量均減少，即Cr的生物有效性得以降低;污泥中添加的提取物用量越大，Cr生物有效性的降低越明顯;含鉻污泥加入桉葉提取物后，Cr的生物有效性同樣呈降低的趨勢，從不穩定態轉化至穩定態，降低了鉻的生物有效性及其在環境中遷移的可能性。

關鍵詞：桉葉;提取物;城市污泥;重金屬;生物有效性;遷移

中圖分類號：X703 ??文獻標志碼： A ?文章編號：1002-1302（2019）12-0270-04

隨著越來越多的城市污水處理廠投入運行，城市剩余污泥的產量日益增多，形成新的環境問題[1]。對于城市污水廠剩余污泥，將污泥資源化的土地利用日益為人們所重視[2]。污泥中含有豐富的氮、磷、鉀和有機質，是良好的有機肥料資源，將其農用可實現污泥的資源化利用，有利于城市和農業的可持續發展[3-4]。然而，城市污泥中的重金屬是污泥資源化最主要的障礙[5]。研究普遍認為，重金屬總量不能準確地反映其對環境潛在的影響，而重金屬的生態環境效應與影響其生物有效性的化學形態密切相關[6]。一般認為，重金屬在污泥中的存在狀態有可交換離子態（EXCH）、碳酸鹽結合態（CARB）、鐵錳氧化物結合態（FeMnOX）、有機結合態（OM）和殘渣態（RESD）。其中，前3種形態（簡稱“Cr前3態”）容易被植物吸收利用，穩定性較差、生物有效性高;而后2種形態不易釋放到環境中，穩定性強、生物有效性低[7]。目前，采用原位固定法降低生物有效性，因其成本低、見效快，得到廣泛的關注，但加入的化學物質，如石灰等堿性物質、H2S和FeSO4等還原性物質，容易對環境產生二次污染[8-9]。我國南方大面積種植速生桉作為制漿和造紙的原材料[10]，近年來，盡管其擴大種植受到一定限制，但廣西仍保留有大面積的速生桉，每年因砍伐樹木，在林地遺留有大量的桉葉。桉葉含有大量的單寧、纖維素等，它們特殊的化學機構，使其能與重金屬離子發生螯合和絡合作用[11]。桉葉浸出物對城市污泥的影響，不僅關乎污泥的處置，還關乎污泥中重金屬在地表水和地下水中的遷移轉化。

筆者所在課題組利用速生桉樹葉去除水中的Cr6+[11]和利用速生桉葉提取物去除水中的Cr6+[12]，均取得較好的去除效果。在此基礎上，以某污水處理廠污泥為研究對象，考察速生桉（尾葉桉）樹葉粉末以及水提取物添加到污泥及好氧發酵污泥中，考察二者對污泥中Cr生物有效性的影響，以期對污泥的處理處置和資源化利用、重金屬污染土壤的應急處理提供技術參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 主要試劑 鹽酸、硝酸、乙酸、鹽酸羥胺、氯化鎂、醋酸鈉、重鉻酸鉀等均為分析純，試驗用水為去離子水（電阻>10 MΩ）。用分析純的K2Cr2O7配制成相應離子濃度為 1 000 mg/L 的儲備液，再由儲備液配制成其標準使用液。

1.1.2 樣品的準備和處理

1.1.2.1 桉葉粉末和水提取物的制備 試驗用的尾葉桉葉采自廣西大學校園內，洗凈，陰干。桉葉粉末：將摘得的桉葉在溫度為60 ℃條件下烘干，粉碎，過50目篩，備用。桉葉提取物：以去離子水為提取劑，按文獻[13]所用方法提取桉葉中的活性物質，對提取液進行分析[14]，確定主要成分為單寧，含量為170～178 mg/g，干葉。

1.1.2.2 重金屬污泥的馴化、培養 供試污泥樣品于2016年5月20日采自瑯東污水處理廠曝氣池產生的污泥，其中Cr含量為124.55 mg/kg，遠遠低于酸性土壤中污泥的農用標準（在酸性土壤上，Cr的最高容許含量為 600 mg/kg;在中性和堿性土壤上，最高容許含量為 1 000 mg/kg），因此先對污泥進行馴化、培養，以模擬被鉻污染的污泥。采用序批式活性污泥法（sequencing batch reactor activated sludge process，簡稱SBR）工藝（每個處理周期為 12 h）馴化、培養污泥，逐漸添加含Cr6+溶液，培養28 d后，于4 ℃條件下保存待用。測定其中Cr含量為 5 705.3 mg/kg。

1.2 試驗方法

1.2.1 污泥處理 將污泥離心后取出，稱取40 g含水污泥（含水率在85%左右）至燒杯中，加入200 mL桉葉提取物，另取同樣質量的污泥加入等體積的去離子水作為對照組。將燒杯置于65 ℃恒溫水浴鍋（DF-101S集熱式恒溫加熱磁力攪拌器，購自鄭州長城科工貿有限公司）中，用電動攪拌機攪拌3 h后，室溫下放置老化1 h，以備測定其中重金屬含量及形態變化。

1.2.2 水浴模擬堆肥 將采自污水處理廠的脫水污泥自然風干一段時間，在發酵箱中堆肥26 d后，將堆肥的樣品稱取200 g加入到500 mL燒杯中，加入50 mL桉葉水提取物，置于55 ℃下模擬堆肥環境。另取2份同樣質量的堆肥樣品污泥，1份作為對照組，另1份加入20.00 g桉葉粉末。每天上午下午各翻1次，維持室溫，8 d后將一部分樣品在105 ℃左右烘干，研磨，測定其中重金屬含量及形態變化。

1.2.3 污泥中重金屬元素總量測定 污泥中重金屬總量采用王水+HCl法[15]。

1.2.4 污泥中重金屬元素形態萃取及測定 Tessier形態分類提取法將重金屬分為5種不同的形態，本研究參考張靜等測定重金屬前3種形態含量的方法[16]，Cr的含量均用ICP-OES（OPTIMA 8000電感耦合等離子體發射光譜儀，美國Perkin Elmer）測定。

2 結果與分析

2.1 發酵時間和桉葉粉末、桉葉提取物對污泥中Cr形態分布的影響

由圖1至圖3可知，模擬污泥堆肥后，Cr的可交換離子態（EXCH）、碳酸鹽結合態（CARB）、鐵錳氧化物結合態（FeMnOX）均減少。總的來說，在4 d時，Cr前3態含量急劇減少，到8 d減少趨勢變慢。桉葉粉末和提取物對污泥中Cr的可交換離子態和碳酸鹽結合態這2種形態影響差別不大，而對鐵錳氧化物結合態來說，桉葉提取物的影響比桉葉粉末的影響較明顯。由于模擬堆肥過程中一方面淋溶作用使得Cr前3態含量降低;另一方面桉葉粉末和桉葉提取物呈弱酸，分別添加到模擬堆肥的污泥中，會影響污泥中有機質的腐殖化過程，同時由于本身含有機質，大大增加了混合物中有機質的含量，使得前3種形態含量下降，有機結合態和殘渣態含量增加。可見，桉葉中單寧等活性物質可以與Cr形成不易被生物吸收的穩定的絡合物。

污泥與桉葉混合進行好氧堆肥，因桉葉中所含的單寧具有殺菌的作用，故可殺滅致病菌，使污泥作為生物有機肥使用。模擬堆肥后，污泥中Cr前3態含量降低，即生物有效性有一定程度的降低，表明該方法是一種有效的污泥無害化與資源化的處理方法，但模擬堆肥過程中Cr各形態的轉化尚不明確，其轉化機制有待進一步研究[17]。

2.2 桉葉提取物用量對污泥中Cr形態分布的影響

圖4和圖5分別為不同桉葉提取物用量對含堆肥污泥中Cr形態分布的影響。由圖4、圖5可知，添加桉葉提取物后，Cr的EXCH、CARB、FeMnOX均減少，生物有效性降低。添加100、200 mL桉葉提取物后，Cr的前3態含量分別減少 32.38%、40.70%。

2.3 桉葉提取物對模擬鉻污染污泥中Cr形態分布的影響

加入桉葉提取物后，模擬鉻污染污泥中Cr形態分布發生明顯變化。由圖6可知，污泥中的Cr在可交換離子態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態這前3態中主要以鐵錳氧化物結合態存在，其他2種穩定性較差的化學形態所占比重很小，尤其是可交換離子態， 這意味著可交換吸附在固體顆粒物表面上的重金屬幾乎為0。

加入桉葉提取物后，模擬鉻污染污泥中Cr的鐵錳氧化物

結合態含量降低。由圖7可知，在模擬鉻污染污泥中加入桉葉提取物后，元素Cr的前3態總量從1 746.30 mg/kg減少到1 284.18 mg/kg（所占比例從30.61%減少到25.30%），生物有效性降低，使其直接生物可利用性減弱。污泥呈弱酸性，模擬鉻污染污泥中的Cr6+主要以CrO42-形式存在。因提取物中主要成分是單寧，而單寧分子中的鄰位酚羥基具有較強的還原性，Cr（Ⅵ）被還原成Cr（Ⅲ），而Cr（Ⅲ）替換單寧中的氫離子的位置從而形成穩定的有機螯合物[18]。因而對Cr來說，桉葉單寧提取物可降低其生物有效性。在污泥中，相當低濃度的Cr（Ⅵ）對生物的危害性很小，而高濃度會對生物產生毒害作用[19]。加入桉葉提取物后，模擬鉻污染污泥中Cr的生物有效性降低，可降低植物對污泥中Cr的吸收。

2.4 污泥紅外光譜及形貌特征

2.4.1 紅外光譜（fourier transform infrared spectroscopy，簡稱FTIR）分析 將污泥在60 ℃烘干，用玻璃研缽磨碎后，在 60 ℃ 真空干燥3 h后置于干燥器中備用。采用KBr壓片法，掃描范圍在400～4 500 cm-1，進行紅外光譜分析（Nexus470傅立葉變換紅外光譜儀，美國Nicolet公司）。

污泥中含有—OH、—NH2、—COOH、—CO等多種官能團，這些官能團可以與金屬發生絡合或配位反應而活化其中的重金屬元素，從而影響污泥中重金屬的形態分布及其生物有效性，因此研究污泥中含有的主要有機官能團可為重金屬的形態分布提供理論依據[20]。FTIR主要是因為特征官能團出現不同的吸收峰，從而反映物質官能團的結構，結合污泥分別用提取物和去離子水處理后和萃取前3態后的FTIR譜圖，有助于分析其改變重金屬離子生物有效性的機理。

由圖8可知，紅外圖譜波數在3 650～3 000 cm-1，可能是有機酸類物質（—COOH、—COO）、水及酚等結構上的—OH，或胺類物質的—NH吸收峰;（2 925±10） cm-1屬于亞甲基的吸收區域;1 690～1 560 cm-1是可能是芳香結構上的CO、CC、—COO—和—NH的吸收峰出現位置;1 577 cm-1可能是硝基及亞硝基或N—H的吸收峰，1 035 cm-1為C—O伸縮振動吸收峰。在加入桉葉提取物后，3 388 cm-1處吸收峰強度增加或移向高頻，表明桉葉提取物的成分中有Ar—OH（酚羥基）的存在;CO或CC的伸縮振動峰也發生了較大偏移，由 1 660 cm-1 移至了1 651 cm-1范圍附近;1 411 cm-1處用桉葉提取物處理后變為1 384 cm-1為C—N伸縮振動。從總體上看，污泥的紅外圖譜的峰形、峰位沒有特別明顯變化，可認為污泥的結構和成分基本保持完整。

2.4.2 掃描電鏡（scanning electron microscope，簡稱SEM）和能譜分析（energy dispersive spectrometer，簡稱EDS） 將烘干的污泥樣品放置在圓底托盤上， 抽真空噴金后將樣品放入掃

描電鏡儀（S-3400N掃描電鏡，日本Hitachi公司）中，選取有代表性的區域進行掃描分析。重金屬形態分析是對其在環境中存在的各種物理和化學形態的表征與測量[21]。由圖9可知，用去離子水處理的污泥為疏松體，呈塊狀，表面凹凸不平且多孔，大顆粒上附著許多小顆粒，說明污泥有豐富的孔隙結構和較大的比表面積;用提取物處理的污泥呈片狀，表面平整，說明提取物中的一些成分與污泥中的重金屬元素發生了物理或化學吸附，改變了污泥的形態與結構，使污泥變得緊致。

3 結論

結果表明，對于模擬堆肥過程，添加桉葉粉末和提取物后

Cr的可交換離子態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態含量均減少;桉葉提取物的用量對Cr的形態也有影響，提取物用量越大，Cr生物有效性的降低越明顯;模擬鉻污染污泥中加入桉葉提取物后，Cr的前3態含量減少，其中，鐵錳氧化物結合態含量顯著降低。可見，桉葉中的單寧等活性物質的加入可有效降低污泥中Cr的生物有效性。這一研究結果為污泥的資源化利用提供一定的參考，也為Cr污染的應急處理提供一種新的研究方向，但其確切的機制有待進一步研究。

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