环境管理期刊翻译

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1、环境管理期刊研究课题污染土壤中铅和锌的固定化采用工业蛋壳堆肥a、CIEPQPF-化工过程工程和森林产品研究中心，化学工程系，科英布拉大学， POLOH-Rua Silvio Lima, 3030-790,科英布拉，葡萄牙b、CERNAS-自然资源、环境和社会研究中心，Bencanta，3040-316，科英布拉，葡萄牙文章信息、背景：2014年4月15日发布2015年6月26日修订表格2015年8月28日接收关键词：蛋壳堆肥、土壤修复、重金属、环境可利用性摘 要：本研究目的是评估由工业蛋壳堆肥（CES）降低铅（Pb）、锌（Zn）在 被采矿活动污染的酸性土壤中流动性的能力。没有蛋壳（CWES）的

2、成熟堆肥和天 然蛋壳（ES）堆肥也进行了比较土壤改良剂目的的测试。三个不同的应用率分别 使用每种材料，根据中和能力确定的相同数量。在受控条件下进行为期94天的 孵化实验和监测二氧化碳排放量。对改良后的土壤中Pb和Zn的环境可用性进行 了评估和在孵化期结束时进行生物测定。当存在蛋壳，CES堆肥提高土壤的pH值高于6的值与降低Pb和Zn的土 壤流动率超过95%。土壤毒性使费氏弧菌也被抑制和将环境风险降低到“低水 平”。然而，酸性不溶土壤成分的固定化只对Zn有显著效果。此外，就土壤动 态态而言，CO-C的排放明显增强，主要是因为在最高改良率的情况下。第一秩 2序-E和平行一阶模型可以充分描述CO-C

3、累积释放的动力学数据。没有蛋壳，2CWES堆肥对重金属的固定效果是有限的，可能是由于在较低应用率时，其校正 土壤酸性的能力小。单独使用蛋壳，与CES相比ES废物有类似的结果，但在较 高的应用率，用蛋壳堆肥CO的排放会增强是由于生物碳存在。因此，本研究指 2出，CES是一个可用于Pb、Zn污染土壤的原位修复的有效物质。1、引言人类活动被认为是造成土壤中有毒重金属富集的首要原因，即使这些污染 可能是土壤的自然成分。工业过程、矿业勘察、制造和处置一些废弃材料的人类 行为可以介绍土壤中具有植物性毒素和动物性毒素特性的不必要金属（Park等 人，2011年；Wuana和Okieimen，2011年）。这

4、些污染物对环境和人体健康造 成的风险直接关系到土壤中的生物利用度。一些研究已经测试了不同类型的材料作为推动土壤中金属固定化的改良剂（Kumpiene等人，2008年）。有机和无机材料例如成熟的堆肥、生物炭和磷酸 盐以及钙的来源包括石灰、磷灰石和碳酸盐矿物已被使用。（Janos等人，2010； Wuana和Okieimen，2011）。除此之外，污染土壤中堆肥富含矿物质沸石、粘 土、氧化物或碳酸盐减少重金属的生物利用度的目的也得到了解决。（Gadepalle 等人，2009, 2008； Lagomarsino 等人，2011； Siebielec 和 Chaney，2012； Van Herw

5、ijnen等人，2007）。此外，低成本工业残留物也被开发利用于土壤中重金属 的滞留（Garrido等人，2005年）。这种方法具有额外的环境效益，除了能够减 少垃圾填埋场的垃圾处理成本，同时能够解决土壤修复。土壤污染中重金属的修复修正效率可以在化学和生态毒理学的水平上加以解决（Pardo等人，2014年）。在这点上，常用的化学提取方法评估他们的环境可用 性提供相应的流动性的相关信息（Pauget等人，2011年）。另一方面，添加的 修订可能对土壤有机碳和有机碳产生动态的影响。这种影响可以通过观察CO2 的产生速率是由有机碳的矿化作用（生物CO2）和/或石灰材料土壤酸化的修正 导致（非生物CO

6、2） （Bertrand等人，2007）。生物测定已用于评估在土壤处理 以后原始土壤的毒性是否降低去衡量对人类、植物或动物是否还有风险（Park 等人，2011）。生物测定使用发光的细菌费氏弧菌评估土壤成分的生态毒性对地 表水和地下水的影响（即，土壤保持功能）（Alvarenga等人，2009a,b）。工业蛋壳（ES）是鸡蛋加工行业的主要废物流，其欧洲的产量约为每年35 万吨（Soare等人，2013年）。李等人（2013年）评估对蛋壳废物的影响，结合氮、磷、钾肥，在附近废 弃矿山一个农业中性土壤镉和铅的固定化。他们的研究得出的结论是，将5%（重 量/重量）的蛋壳混合到土壤中80天之后，镉和铅

7、的浓度用乙酸萃取分别减少了 68和93%。此外，Ahmad等人（2012年）发现通过添加5% （重量/重量）的蛋 壳到一个军事射击场的中性土壤中，乙酸提取铅的浓度降低了 68%，主要是由于 pH值的增加进一步导致固定化形成氢氧化铅或黄铅矶。另一方面，Ok等人（2011 年）提出通过在适度酸性的土壤中加入5% （重量/重量）的蛋壳，乙酸提取铅的 浓度仅仅降低了 24.6%。尽管如此，根据欧洲法律框架，工业蛋壳是一种不用于 人类消费的动物副产品（法规（EC） N 1069 / 2009的欧洲议会和理事会）。因 此，工业蛋壳在土壤中的应用可能需要预先热处理以减少病原体传播进入影响环 境和人类健康的风

8、险。混合堆肥是一种除促进蛋壳废弃物卫生之外的治疗方案，还可以提供一种适 合富含碳酸钙的堆肥。本品可增强土壤修复是由于存在：i）稳定/腐殖化的有机 物质可能主要通过吸附反应促进土壤重金属的固定（Park等人，2011年）；ii）、 碳酸钙可以从土壤溶液重金属中沉淀下来。但据作者所知，蛋壳丰富的有机堆 肥对土壤重金属的固定化的影响还没有得到解决。因此，本研究旨在探讨在使用堆肥的可行性（CES）上从堆肥工业蛋壳和其 他有机废物获得作为在酸性污染土壤中铅和锌固定化的土壤改良剂。为了比较， 对没有蛋壳和天然蛋壳的成熟堆肥也进行了测试。在三个层次上研究了这种修正 对土壤性质的影响：一、土壤中铅和锌的环境可

9、利用性和形态，通过采用化学提 取程序。二、改良后土壤毒性的减少进行生物测定。三、添加这样一个富含碳酸 盐的改良剂后，评估土壤中二氧化碳的排放量。2. 材料与方法2.1. 土壤与改良从葡萄牙废弃的矿山群中5-20厘米的深度收集约5公斤的土壤样品。收集 点由一组矿山构成，在19世纪和20世纪期间探索发现其中含有丰富的铅，锌热 液脉。土样风干后通过2 mm的筛子去除大颗粒。如Soares等人（2013年）的 描述，在实验室利用105升的自动加热装置强制通风测试并获得了堆肥土壤改 良剂。工业蛋壳混合堆肥来自工业马铃薯皮、草屑、稻壳和工业蛋壳（ES）废弃 物分别占的比例为35.4%、22.7%、11.9

10、%和30% （重量/重量）。在和工业蛋 壳混合堆肥的相同条件下制备没有蛋壳的成熟堆肥，初始没有混入蛋壳，同时其 他成分保持相对的比例。2.2. 设计实验实验室通过三种不同的处理方法（T1-T3）对土壤条件进行了 94天的培养研 究，每一项进行修改测试。代表性的土壤（约50g）以三种比例和每个堆肥（工 业蛋壳混合堆肥和无蛋壳成熟堆肥）混合：T1 =2.5 g, T2 = 5 g和T3= 15 g （风干 成分）。在蛋壳改变的情况下，根据中和能力（相当于碳酸钙）的测试，CES_T1 到T3是相等的数值。因此，土壤应用率ES_ T1 =1.6g，ES_T2=3.2g，ES_ T3=9.5g （风干成

11、分）。对每一个处理和对照样品的方法重复进行三次（即十二个实验在 潜伏期之后）。所有混合物的水分调整到他们持水能力（WHC）的65%和在每个 实验中通过添加蒸馏水加以保持。潜伏期实验是在1L封闭容器内黑暗同时温度 保持25的条件下进行的。2.3物化分析2.3.1 PH与电导率PH和电导率在质量和体积比为1:5的固体中测量：水的提取物在潜伏期的 开始和介绍获得，历时94天。2.3.2单一化学萃取引用社区局规定通过连续提取法测定土壤中的重金属，根据Rauret等人 （2000年）提出的程序总结在表1中。在16r/min和室温的条件下一台Heidolph REAX 20架空混合器用来获得各提 取物。每

12、一步之间，从固体中分离提取液进行离心20分钟3000转后提取上清液。 根据Sulkowski和Hirner可知，不完全碳酸盐的溶解可能发生在步骤1，但是结 合以下提取步骤反过来又可能高估金属的含量。这些作者表明，如果从步骤1 中提取的提取物的PH值低于4,碳酸盐岩溶出的土壤中含有27%的白云石是几 乎完成。因此，在本研究中，当pH值在4以上，与0.11 mol /L的1乙酸二提取 重复进行（体积：质量比为40:1，16小时）。每次提取后的残渣，用蒸馏水清 洗（体积：质量比为20:1）后，用离心机以转速每20分钟3000转离心15分钟 后，丢弃上清液。作为一个检查程序，步骤3中两个随机混合土壤在

13、王水消化作用下的残渣， 根据Rauret等人（2000年）描述的方法。总金属量提取（步骤1、步骤2、步骤 3和残渣的总和）与王水消化法所获得总金属量相比。由Rauret等人（2000年） 观察到锌和铅最大的相对误差分别为5.1%的和8.2%，空白样品提取液（无土） 进行整个完整的程序。残余馏分（F4）计算为假总金属浓度和从BCR三步步骤中提取的金属总和之 间的差异，并提供了部分抵抗提取工艺信息（Hass和Fine，2010年）。2.4 土壤重金属的环境危害通过进行风险评估程序（RAC）评估土壤中铅、锌的移动性的环境危害， 通常用于土壤或沉积物（Guillen等人，2012年）。通过以下公式计算

14、RAC指数:RAC(%)=100（1）Cm可交换态和碳酸盐结合态金属的浓度（相当于在BCR程序步骤1中得到 的分数（F1）ct总金属浓度该指数分为五大类风险（Gusiatin和Kulikowska, 2014年）:无风险（V1%）, 低风险（1-10 %），中等风险（11-30 %），高风险（31-50 %）和很高的风险（ 50%）。这个指数是基于个体的金属流动性，它不考虑金属毒性。2.5生物测定独行豌豆种子发芽试验是使用从经处理后的土壤中获得的浸出液（CES_T1到 T3, CWES_T1到T3和ES_T1到T3）。发芽指数（GI）按照常用程序计算（Pardo等 人，2011年：Soares

15、等人，2013年）。使用LUMIStox 300设备测定的土壤混合 物提取物对V发光的抑制作用。2%的氯化钠水溶液萃取土壤。前后培养的细菌 发光的减少（15C，30分钟）稀释度为9的的土壤提取液（从6.25%到100% V / V）进行反复评估。计算出有效浓度（ v/v）是对50%海洋微生物种群有毒性作 用（EC50）。2.6二氧化碳和动力学模型的监测培养试验中，CO2产生量从未处理和处理的土壤与CES，CWES和ES进行确 定。用装有20ml 0.5 mol NaOH的捕捉装置放置在每个玻璃瓶捕获CO2在潜伏期 的流量。在培养的第六十天，每两天打开瓶子暴露至大气环境中5至10分钟， 以维持好

16、氧条件。从那以后，打开瓶子一个星期。无论何时打开瓶子：i） CO2 捕集被删除，剩余的NaOH用0.5 mol的HCl进行反滴定，以酚酞为指示剂（过 量BaCl2添加到碳酸盐沉淀溶液中）。ii） 土壤样品的水分通过调节蒸馏水的含 量保持在WHC的65%。iii）关闭孵化瓶之前，用新的NAOH添加到捕捉机中。将 每个检测间隔得到的NAOH消耗量以化学计量转化为CO2 （ Pardo等人，2011年），并二氧化碳排放量以mg CO2- C 100g-1风干土壤表示。动力学参数描述CO2释放孵化过程进行拟合累积CO2-C剖面两动力学模型 计算：一阶-电子模型(Eq.)和平行一阶模型(Eq. (3)。

17、C -CO2 emission(t)= C G- e - kt)+ CC -CO2 emission(t)= C (1 一 e-kft)+ C (1 一 e - kst)C -CO2 emission（t）在时间t碳以二氧化碳的形式排放，C0为累积量Cf和 Cs是C-CO2池分别以快速和缓慢的周转时间的潜能；K,Kf和Ks是快和慢的碳潜 能排放指数。此外，评估半衰期T1/2 （对应于每个池CO2-C浓度的50%），以及 最大的CO2-C （C8）相当于CS和CF的总和。2.7统计分析估计土壤处理使用单因素方差分析和Tukey方法之间的差异，以P值（显著 性水平）5%，根据shapiroe-wi

18、lk实验检查数据的正态性。最佳拟合的C-CO2累积 释放动力学模型的选择是基于更高的R2。皮尔森相关系数（r）计算出土壤化学参数一个显著水平为5% （P6）与CES和ES的 应用更加相关。虽然CES和ES的应用率在土壤的中和能力方面是相同的（相当 于碳酸钙），只有ES在土壤pH值上表现出剂量-效应关系。在所有的情况下， 增加修正的掺入率引起盐的高度上升。（PV0.05）（图1补充资料）、EC和pH 值呈正相关（皮尔逊相关系数为0.912, 0.956,和0.842, CES, CWEs和ES,分 别为 PV0.05）。3.3. 土壤处理对铅、锌环境有效性的影响测试修正铅和锌在土壤中经过94天潜

19、伏期对移动和可移动部分的影响如图 2所示。每个测试的移动部分的完成如图2a所示并且表现为金属，在相应的移 动部分在培养开始是测量的百分比（表2）,因为这结果小于伪总金属含量的2%。图2a显示为CES增加对土壤应用率而观察到铅和锌的移动部分显著减少（P 50%）。这种效果表明在非常低的浓度时有毒可溶元素的存在。 此外，未经处理的土壤的高毒性达到V有效抑制CES处理效果，忽略应用率。这 些结果证实了由CES处理后Pb和Zn迁移的环境风险降低（表1补充资料）。ES 处理方法在相对于土壤毒性方面与CES取得了类似的结果。关于CWES处理，五 鲵抑制从CWEES_T1到CWES_T3逐渐减少，但只有较高

20、的应用率（T3）是50% 无毒的细菌种群。这个小容量的CWES抑制土壤生态毒性可能与低能力降低金属 的可移动组分，在图2a指出和以前在3.3.1节中讨论。3.5. 二氧化碳释放和动力学模型经过94天的潜伏期，测量未经处理和处理后的土壤中生产CO2-C的呼吸速 率。释放CO2-C的总量如图4a所示。所有的改良测试提高二氧化碳在土壤中排 放量，但在蛋壳衍生材料（CES和ES）的情况下比初始土壤样品的增加得更明显 （约2-3均为T2和T3的应用率）。事实上，酸性土壤暴露在以碳酸盐为主原料的石灰处理，二氧化碳的排放量 可能会增加是由于（i）碳酸盐溶出度或（ii）有机C源释放的生物过程的改进。然而，在我

21、们的研究中，没有评估出这两者之间的区别。然而，CO2-C累计总产 量和pH值（r=0.881, PV0.05）（图1）有显著的正相关关系（图4a），这表明 改良剂的极限容量。土壤处理后CO2-C累积量拟合动力学模型描述为的方程（2）及（3）。每个 动力学模型的拟合参数可以在表4中找到。总的来说，平行一阶模型比一阶模型 能更好的描述数据（更高的R2）。对于CES_T1和CES_T2模型来说似乎足够，因 为CF的贡献（快速周转CO2-C的碳组份）均很低，Kf高。尽管酸性土壤条件下，碳释放率显著（高KF，低T1/ 2，F和高cfkf）与其 他类似的研究一致。与图4b相比，作为一个例子，CES_T3和

22、ES_T3的动力学数 据基于平行一阶方程。在这种情况下，这种动力学模型完全表示实验数据。正 如前面提到的，这两种处理方法具有相同的极限潜能（相当于碳酸钙）和非生物 CO2释放量是相似的。然而，在动力学行为检测到显著差异，以及最终的CO2-C 组分（C8）。事实上，对于CES_T3来说不仅C8较高，而且快慢两种情况下CO2-C 的通量率都较低。这些结果可以通过表4中的C8，cfkf，csks，T1 / 2，F和T1 / 2、S报告参数证明。这样的行为可以归因于CES中生物碳的存在，这可能会延 长CO2-C的释放时期而ES对土壤有更快的效果。在土壤中添加CWES改良剂增加碳含量为了能使缓慢分解和回

23、收快速C池 的初始潜在的矿化作用（cfkf）。这表明CWES的特点是一部分不促进活性有机 碳矿化的稳定有机物，预计来自一个成熟的堆肥。然而，在改良剂中发现复杂的 有机化合物与土壤有机质的稳定组分相比少量被腐殖化（增加csks），这可能有 利于微生物转化。有机和极限改良剂可以提高土壤的二氧化碳排放量（Paradelo等人，2015； Thangarajan等人，2013）对温室气体排放所造成的影响。因此，当选择一个适 当的改良剂修复土壤，CO2-C释放应考虑采取土壤处理减少GHC的排放。在这项 研究中，CWES的应用有利于土壤活性C组分并表示降低CO2-C的排放（图4a）。 尽管如此，这个改良剂

24、并不能有效地减少土壤中锌的环境风险（表1电子补充资 料）。同时持续处理土壤后对地表水和地下水有负面影响，如EC50值（表3）。 与此相反，CES和ES （与ES_T3除外）均能降低土壤中重金属流动性的风险，并 显示出抑制其毒性的能力。4.结论CES展现了其极限能力能够改变土壤的pH值高于6。当考虑到金属的移动 和可流动性组分，土壤中Pb、Zn的环境可用性得到改善。然而，在酸性条件下 是很清楚的证明了 CES对锌的固定化效果。在CES较高的应用率（CES_T3）下对 进行改良土壤，其还原和残留组分是锌滞留的主要流，但在这种情况下，二氧化 碳排放量约高于未经处理土壤的6倍。重要的是加强“中”到“低水平”的重金 属在CES任何应用率上降低环境风险。与CWES相比，CES在促进土壤酸度校正和金属固定上显示出更有效的特点。 然而，ES促进土壤修复的能力不能有效地战胜CES。总之，CES被发现是一种有效的极限材料和揭示其修复被Pb和Zn污染的 土壤的本质。然而，由于在CES中存在稳定的有机物，它的使用可能会更利于需 要恢复有机质水平的被金属污染的土壤，从而有助于长期的土壤质量和肥力。附录A补充资料与这篇文章相关的补充数据可以在以下网址搜索：http:/dx.doi.Org/10.1016/j.jenvman.2015.08.042.