30m3/d醫院污水處理設備

地埋式一體化污水處理設備恒新環保公司生產已經十余年了，在處理生活污水、醫院污水、食品加工廢水等方面有著十分成熟的技術。

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污水處理過程中產生的污泥,是多種菌膠團與其吸附的有機和無機物組成的集合體.隨著我國城市污水處理率的不斷提高,污泥的產量也隨之不斷增大. 到2010年底,全國城鎮污水處理量有343億m3,每年產出的脫水污泥接近2200萬t,其中有80%未得到處理.大量來自生活和工業生產的重金屬在污水處理過程中,50%～80%以上會通過吸附或沉淀而轉移濃縮到污泥中.

市政污水由于來源復雜，常含有大量難降解物質，如目前受到廣泛關注的醫藥品及個人護理用品 重金屬元素的不穩定形態(如可遷移的酸溶態、 還原態、 氧化態等)會逐漸釋放進入環境介質,致使重金屬在污泥作為種植泥質利用時會產生生態危害風險.污泥中重金屬的生物可利用性、 存在形態及其生態危害風險程度限制其大規模土地利用.盡管這些污染物在水中濃度低，但往往毒性危害大，易生物積累，有的還具有“三致效應”[2]. 污水處理廠出水可能在達到現行環境標準常規指標要求的同時，對此類物質的削減效果不佳. 這些物質一旦進入到環境中，會影響各級生物的正常生長、 繁殖，導致生態系統結構和功能的損傷，危及生態系統的完整和健康，具a有潛在的生態風險. 對紙漿和造紙廠污水進行研究發現，一些樣品達到了行業排放標準，但是急性毒性測試結果顯示對魚和藻仍存在毒性. 由此看來，污水處理廠出水已成為威脅水環境健康的一個重要的潛在生態風險源. 為了實現城市污水的資源化和無害化，必須對污水處理前后的毒性變化進行研究[5]，對于回用于與人直接接觸、 農業灌溉、 水產養殖的污水的深度處理工藝前后的毒性變化也應進行監測.

按萃取液與污泥干重比12 L ∶1 kg加入不同類型的萃取劑溶液(表1),萃取污泥中生物可利用態重金屬[15].樣品溶液充分搖勻后將離心管放置于回旋式振蕩器,轉速為230 r ·min-1,振蕩5h,離心分離后,用0.45μm濾膜過濾萃取液到PE小瓶,采用原子吸收光譜法(AAS,福立AA1700)測定萃取液中重金屬的濃度,以干重計算污泥中重金屬生物可利用態含量.每個樣品平行萃取3次.

由于污泥中含有大量的有機質和養分元素,污泥種植利用成為一種具成本效益的處置方法.然而,污泥在種植利用過程中,可遷移重金屬會釋放進入生態環境，重金屬生物可利用部分會被植物吸收利用,對生態環境和人體健康造成危害風險.而且,由于污泥長期暴露在環境中

　　為了降低污泥利用時有害重金屬的影響,目前常采用有機酸和螯合劑EDTA等對污泥重金屬進行化學淋洗去除 .化學淋洗雖然能將污泥中生物可利用態或可遷移態除去,但污泥在種植利用過程中仍會存在浸出毒性風險,危害生態環境.因此，本研究針對廣州市不同類型城市污水處理污泥，考察了污泥中重金屬含量、 存在形態及其潛在生態危害風險; 分析了污泥中重金屬生物可利用態去除前后重金屬浸出毒性風險的變化，以期為城市污水處理污泥的無害化處置和資源化利用提供了科學依據.

　　1 材料與方法

　　1.2 污泥理化性質測定

     發光細菌毒性測試法，是常用的微生物毒性測試方法，因其獨特的生理特性，與現代光電檢測手段完美匹配的特點而備受關注. 中國、 美國現都已將發光細菌毒性測試法作為水質急性毒性測試的標準方法，并發布了一系列的標準，具有快速、 靈敏的特點.

污泥樣品的采集與預處理

分別采用烘干法、電位法、 外加熱容量法、乙酸銨法、開氏法和鉬銻抗比色法測定采集的污泥和萃取過的污泥樣品的含水率、pH值、有機質(OM)、陽離子交換量(CEC)、總氮(TN)、總磷(TP)和總鉀(TK)含量[9].

　　1.3 污泥中重金屬總量測定

　　分別稱取0.5000 g干污泥樣品置于50 mL的玻璃消解管中,加入10 mL的HNO3浸泡過夜,再加入0.5 mL高氯酸,在石墨消解儀上130℃加熱消解至溶液剩余2~3 mL時,將溶液倒入容量瓶中,用去離子水定容至刻度線.取部分消解液加入鹽酸羥胺,直到溶液反應平衡.將兩種消解液同時采用微波等離子體發射光譜(MP-AES,配MSIS系統,Agilent MP 4100)測定污泥中重金屬(As、 Hg、 Cd、 Cr、 Cu、 Pb、 Ni和Zn)含量.每個樣品平行消解3份,同時帶流程空白.實驗用酸皆為優級純,水為超純水.分析過程中用土壤成分分析標準物質GBW07401和GBW07406進行質量控制,其分析結果與標準值差異小于10%.

　　1.4 污泥中重金屬生態危害風險

　　重金屬對生態環境的毒性依賴于其遷移行為和被吸收利用程度[10],而重金屬的遷移能力和生物可利用性分別由重金屬的賦存形態和生物可利用性大小決定[11, 12]. 因此本研究從重金屬的遷移風險和生物可利用性風險兩方面評估污泥中重金屬的生態危害風險.

　　1.5 污泥中重金屬的賦存形態特征

　　采用0.1 mol ·L-1 NH2 OH ·HCl(pH=2.0)溶液按樣/液=1/40室溫下振蕩萃取16h; 氧化態(F3,有機質與硫化物結合態)：先用8.8 mol·L-1 H2 O2(pH=2.5)按樣液比1/20在85℃水浴2h,之后用1 mol ·L-1 NH4Ac(pH=2.0)按樣液比1/50室溫下振蕩萃取16 h; 殘渣態 (F4)：按總量分析消解法處理.稱取適量的濕污泥樣品于100 mL的PE離心管中,采用上述BCR法萃取操作連續提取污泥中重金屬各形態,離心后上清液用0.45 μm濾膜過濾.每步殘渣用DDW離心清洗后進行下一步萃取.MP-AES測定上清液中Cu、 Cr、 Pb 和Zn.各形態含量以濕沉積物含水率校正. 每個樣品平行萃取3次.

　　因此污泥中重金屬酸溶態大小決定其中重金屬的遷移風險程度.污泥中重金屬形態采用歐共體標準化局提出的BCR法[11]分析.BCR程序將重金屬順序提取為4種形態,分別為酸溶態(F1,主要為可交換態和碳酸鹽結合態)：采用0.11 mol ·L-1乙酸按樣液比1(g) ∶40 (mL)室溫下振蕩萃取16h; 還原態(F2,鐵錳氧化物結合態)：

　　1.6 污泥中重金屬生物可利用態萃取

　　土壤中金屬元素生物可利用態的提取劑大致有三類：以無機鹽為主的提取劑,使用濃度較大,在性質上代表了金屬元素的陽離子可代換部分; 弱酸類，在性質上模擬了植物根系有機酸分泌所造成的微酸性環境; 有機絡合物,使用濃度較低,在性質上模擬了植物根系有機酸分泌物對金屬元素吸附的部分[12, 14].稱取采集的污泥濕樣各6g于50mL的離心管中。

2012年兩次從污泥處置車間各采集脫水后濕污泥樣,混勻后用聚乙烯袋封口保存.形態和浸出毒性分析之前放在冰箱中4℃保存.取部分污泥樣品置于陰涼、 通風處晾干,用玻璃棒壓散,于烘箱中(100 ± 5)℃干燥4 h后,用四分法多次篩選后取30g污泥樣品,用瑪瑙研缽磨至樣品全部通過150μm (100目)尼龍篩,裝入密封袋備用.

     目前，超濾膜法對污水DOM分子量進行表征已趨于成熟，簡單易操作，并能得到大量的分離水樣，用作進一步的分析. 三維熒光光譜法， 3D-EEM)對DOM熒光性質進行表征是近年來廣泛用于研究DOM熒光性質的一種分析技術，同時也是一種新型的水質分析方法. 三維光譜圖中熒光峰的位置可定性指示熒光物質的類型和性質，熒光光譜以水中各類有機物的特征熒光強度之和表示水中熒光類有機物的綜合含量，以特征熒光峰中心熒光強度作為表征水中某類溶解性有機物含量的指標，與傳統表征有機物含量的水質參數相比，不僅能反映有機物的濃度，同時還可以提供有機物組成成分的信息. 

　　污泥樣品采自廣州4種不同類型的污水處理所產生的污泥,包括生活污水處理污泥(LDW)、 化工廢水處理污泥(NSW),電鍍廢水處理污泥(DDW)和造紙廢水處理污泥(ZZW),這些污泥目前處置方式除LDW做建筑材料外,其它污泥皆是填埋. 污泥中可遷移重金屬部分包括溶液中水合重金屬離子、 在固相上專性吸附重金屬離子及與碳酸鹽礦物共沉淀金屬離子,即為重金屬酸溶態,這部分重金屬可被0.11 mol ·L-1的HOAc完全萃取出來[13].

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