第 1 章 绪论
1.1 研究背景
世界人口的快速增长和经济的发展促进了城乡现代化进程，从而使得污水处理厂和污水处理量也大大增加，污水处理工艺也由原来的一级处理和二级处理增加到三级处理，2020 年我国的污水处理量预计达 2.69 亿 m3/d[1,2]。在污水处理过程中会产生大量的污泥。在欧盟，污泥年产量最高的国家为德国，其干重年产量能达到 185 万吨[3,4]。其次是英国（114 万吨）和西班牙（103 万吨）。与欧盟各国相比，日本污泥年产量能达到 300 万吨，其污泥产量排名第二，仅次于中国[5]。我国作为世界上人口最多的国家，污泥产量自 2011 年持续增长。国家“十三五”规划指出，2020 年我国污泥年产量将达 5000 万吨（以含水率 80%计）。由于污泥产量大，难以处理处置等问题，其已经成为污水处理厂面临的紧迫问题[6]。
污泥含有大量的有机质、N、P、K 等营养物质，使其具有资源化价值，然而包含的重金属、有机污染物等难降解物质使其的资源化饱受争议[7]。因此污泥必须经过合理的处理处置避免环境污染现象的发生。污泥的处理方法主要有增稠，调节，脱水，稳定化等方法。经过一系列的物理化学处理后，可以现实污泥的减量化，有效降低其污染风险，为污泥的运输和处置创造条件[8]。
污泥的处置方法包括焚烧，垃圾填埋，农业施用，堆肥和其他利用方法。污泥的焚烧会产生大量的有毒有害气体如二噁英等，并且其费用很高并不适宜中国国情。而由于土地资源的稀缺及其渗出液造成的污染等对环境保护的考虑，污泥的填埋正在受到限制。污泥用于建筑材料的生产可以实现资源化利用，但是由于其工艺并不成熟尚处于研究探索阶段因此并不能大量推广使用[9,10]。污泥中含有有机质 N、P、K 等植物生长所需的大量营养成分，因此将其进行土地利用具有合理性。在一些国家（如澳大利亚，挪威，法国等）污泥的农业利用已成为其处置的主要途径[11]。
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1.2污泥土地利用的研究现状
将污泥施用于土壤进行土地利用，利用其所含的营养物质能够改善土壤肥力提高微生物活性进而促进植物生长，在解决污泥处置问题的同时实现了污泥的资源化[12,13]。此外，污泥回用可在一定程度上降低农业对化肥的依赖，有利于改善因长期施用化肥造成的土壤板结，盐碱化以及对地表径流和地下水的污染等问题，符合我国新时代下的绿色可持续发展的理念。
Mohamed[14]等通过向日葵盆栽实验探究了污泥对土壤理化特性和植物生长的影响。结果显示污泥的施用显著影响了土壤的 pH 值，与对照组相比，土壤的pH 值有所下降。而由于污泥的高含盐量，导致土壤的电导率随施用量的增加逐渐增大，并且当施用比例超过 30 t/ha 时，增长显著。此外，在施用比例 30 t/ha以上的处理组土壤中还检测到了矿物 N 和有效 P 的大量富集，其中 N 增长幅度达 36%~248%，P 在污泥最高添加下增长达 6.2 倍之多。营养元素的增加可能是由污泥本身营养元素含量较高以及污泥的添加使 pH 降低从而使土壤中的营养元素重新流动所造成的[15,16]。这解释了处理组土壤中向日葵的茎高以及地上和地下植物的干重均显著高于对照组的现象。此外还观察到光合作用的增加以及气孔导度和蒸腾作用的减弱，这为向日葵产量的增加提供了合理证据，施用 30、60 和120 t/ha 的污泥处理组中向日葵产量分别提高了 2.4、5 和 8 倍，但是低量添加污泥处理组的产量与对照组相比并没有显著增长，这说明使用比例也是产量提升的影响因素。P 作为植物生长所需的大量元素，在植物体内的物理生化过程中扮演着重要角色[17]。P 的缺乏将对植物的生长发育产生不利影响，其被认为是最限制植物生长的营养元素[18]。由于短周期植物对无机 P 肥的吸收受限，污泥中存在着的 P 元素在土地利用中具有很大潜力。Arruda[19]等将不同种污泥施用于土壤后研究了其对土壤特性及植物 P 吸收的影响，结果显示与不施用或施用无机 P 肥的实验组相比，施用污泥处理组显著提高了小麦的生物量和谷物产量，并且小麦的茎和根中的 K 和 P 含量也显著提高，这可能是由于污泥的施用使土壤性质发生了变化，污泥对土壤理化性质具有正面提升作用。因为市售肥料中含有大部分的水溶性 P，因此在将污泥作为 P 肥的替代品时，其使用量应高于市售污肥料。但是小麦收获前后土壤中有效 P 及其他营养元素的含量变化取决于土壤类型、污泥的适应时间及比例[20]。Samara[20]等指出施用污泥后，可能使土壤表面有机配体与磷酸盐之间的竞争以及促进土壤中腐殖质与可溶性 P 络合作用从而降低了土壤胶体对 P 元素的承载能力。因此将污泥作为 P 肥应用于土壤还有待进一步研究。
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第 2 章 材料与方法
2.1 实验材料
供试污泥取自北京某污水处理厂生活污水污泥。污泥初始含水率为 85.70%。将污泥置于阴凉通风处自然风干，剔除杂物过筛备用。供试土壤取自大兴校区，采集深度为 0-20cm,将采集土壤置于室内阴凉处风干，过尼龙筛备用。污泥生物炭由中科院环境研究所提供，其热解原料为生活污水污泥，热解温度为 600℃。SDBC、污泥和土壤的基本理化指标见表 2-1。
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2.2 实验设计
2.2.1 Cu、Cd 污染土壤的制备
向风干过筛的土壤中加入 CuCl2 和 CdCl2 溶液制备 Cu、Cd 污染土壤，设定污染程度为重度，污染浓度分别为 300mg/kg 和 5mg/kg。室内通风条件下放置，期间保持土壤湿润，平衡老化，经过 2 个月的土壤培养后获得重金属污染土壤。2.2.2 盆栽实验
分别向污染土壤中施加 1%、5%、10%比例污泥、污泥生物炭，混合均匀，以 25g/m2 的播种量向盆中播撒高羊茅种子，进行盆栽实验，调节土壤含水量为最大持水量的 50%。以不添加污泥、SDBC 的作为对照，每个处理重复 3 次。期间遵循见干见湿原则对植物进行浇水。污泥和 SDBC 1%、5%、10%处理组土壤分别记为 SL、SM、SH、BL、BM、BH，对照组记为 CK。
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第 3 章 污泥和污泥生物炭对土壤肥力和理化指标的影响.................. 9
3.1 土壤肥力的变化..................................9
3.1.1 土壤有机碳..........................................9
3.1.2 土壤活性有机碳................................10
第 4 章 Cu、Cd 污染土壤的修复效果及其他重金属元素的变化......27
4.1 污泥和污泥生物炭处理组土壤中 Cu、Cd 总量和形态的变化................ 27
4.1.1 污泥和污泥生物炭对 Cu、Cd 总量的影响......................... 27
4.1.2 污泥和污泥生物炭对 Cu、Cd 形态的影响............................. 28
第 5 章 生态风险和健康风险评价..............................38
5.1 生态风险评价.........................38
5.1.1 基于总量的生态风险评价...................................38
5.1.2 基于形态的生态风险评价.............................40
第 5 章 生态风险和健康风险评价
5.1 生态风险评价
利用基于重金属总量的地积累指数法[99]、内梅罗综合污染指数法[100]、潜在生态风险评价法[101]和基于化学形态的风险评估编码法（RAC）和次生相与原生相比值法(RSP)[102]进行了重金属的生态风险评价。
5.1.1 基于总量的生态风险评价
利用单因子指数法和内梅罗综合污染指数法得到的土壤重金属污染情况如表5-1。
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第 6 章 结论和建议
6.1 结论污泥和 SDBC 具有吸附性能，本文利用这一特性研究了将污泥和 SDBC 作为修复剂，分别以 1%、5%、10%的比例时施用于 Cu、Cd 污染土壤后其重量和形态的变化情况。同时对 Zn、Pb、Cr、Ni 重金属元素的总量和形态的变化情况也进行了测量，并对处理组土壤进行了生态风险和健康风险评价，同时对土壤的理化指标和营养元素进行了测量分析，评估污泥和 SDBC 作为修复剂的可行性。结论如下：
（1）土壤中营养元素含量与污泥和 SDBC 的施用量呈正比，均随施加量的增加逐渐增大，并且除 N 元素外，SDBC 提升效果优于污泥。从有机碳的角度来看，SOC 涨幅最大，BH 和 SH 组涨幅分别达 179.58%和 237.98%，CMI 值在 BH、SM、SH 组中高于对照组，说明在 SDBC 高量和污泥中高量施用下提升了土壤质量。营养元素 N、P、K、Ca、Mg 含量均有所增加，土壤肥力评价结果显示原土中除 P 元素外，其它指标均显示土壤肥力较弱。而处理组中的土壤肥力除 K 外，其肥力水平均得到提升，因此污泥和 SDBC 土地利用时要注意无机肥料 K 肥的补充。
（2）土壤的 pH 值与污泥和 SDBC 施加量呈反比，随施用量的增加而降低，并且 CaCl2浸提液的 pH值低于水提 pH 值，SH 和 BH 组水提 pH 由对照组的 7.44降为 6.94 和 7.19，CaCl2 浸提液的 pH 值由对照组的 7.09 降为和 6.6 和 6.87。土壤的容重随污泥和 SDBC 添加量增加而逐渐降低，孔隙度则则逐渐升高，并且SDBC 处理组变化幅度高于污泥处理组。土壤容重与土壤肥力指标均呈负相关，因此土壤容重测量可作为预测土壤营养元素变化趋势的指标。
（3）污泥和 SDBC 分别在 5%和 10%施加量下对 Cu 和 Cd 的修复效果最佳，Cu 在污泥 5%处理组中的酸可交换态降幅达 50%，残渣态增幅达 60.39%，在SDBC 高量处理组中的可还原态降幅为 77.21%， 可氧化态增幅达 175.52%。对于 Cd 来说，污泥在 5%施加量下显著增加残渣态占比，增幅达 25.46%，SDBC在 10%添加量下显著增加可氧化态占比，增幅达 153.13%。
（4）污泥和 SDBC 的添加增加 Zn、Pb 总量，降低了 Ni、Cr 总量。从形态角度考虑，Zn 的移动性随 SDBC 和污泥的施加有所增强，由于 Zn 也是植物生长的必须元素，因此其可用于 Zn 缺乏土壤的修复。Pb 的残渣态含量占比随污泥和SDBC 施用量的增加而增大，说明污泥和 SDBC 具有固定 Pb 的潜力。对 Cr 形态影响较小，其主要以残渣态形态存在。Ni 的移动态占比随施加量的增加而增大，在实际使用时要注意 Ni 的污染问题。
参考文献（略）