污泥中重金属的稳定及去除技术研究

黄晨悦，郭 盾，薛崇灏，薛红琴

(南京林业大学土木工程学院，江苏 南京 210037)

污泥中重金属的稳定及去除技术研究

黄晨悦，郭 盾，薛崇灏，薛红琴

(南京林业大学土木工程学院，江苏 南京 210037)

本文从污泥中重金属的稳定与去除两个方面，综述污泥堆肥、化学钝化、化学浸出、生物淋滤、电动修复、动植物修复等国内外修复污泥的主流技术，并比较其利弊，以供参考。

污泥；稳定化；重金属；去除；土地利用

随着城市工业的发展，每天产生的工业废水和生活污水量日益增多，污泥产量也相应增长。从《2016年国民经济和社会发展统计公报》可知，截至2016年年末，我国城市污水处理厂日处理能力达到14823万m3，城市污水处理率达到92.4%，相应的，全国湿污泥产量接近4000万[1]。而截至2015年底，全国污泥有效处理率不到30%[2]。目前国内处理污泥的主流方式主要有填埋、焚烧发电、土地及建材利用几种。从全球范围来看，欧美等国以土地利用为主，日本以焚烧为主。随着人们环保意识的日渐提高，发达国家鼓励将土地利用作为污泥的主要处置方向。由于污泥中含有大量的有机质及氮磷钾等元素，因此土地利用有望成为我国主流的污泥处置方式。但是，污泥中通常含有病源微生物、寄生虫卵和重金属等有害物质[3]，如果处理不当，很容易对环境造成二次污染。其中，病原微生物和寄生虫卵经过传统消化、堆肥技术就可有效去除，而重金属却无法根本除去。重金属无法被生物降解，一旦将污泥投入土地利用，重金属会在环境介质中长期积累，对人体健康和生态环境造成不可复原的影响。因此，本文就污泥中重金属的稳定化及去除以达到污泥的无害化处理进行讨论。

1 污泥中重金属的存在形态

污泥中重金属的含量是制约其利用的重要原因之一，但由于重金属的存在形态各异，因此仅凭重金属总量来衡量其环境效益显然不合理。污泥中重金属的赋存形式在很大程度上决定了其环境影响和生物效益。污泥中的重金属有5种主要形态，即可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态[4]，这几种形态特征各异。可交换态对环境变化敏感，易受环境影响而发生迁移；碳酸盐结合态对pH变化敏感，当环境中pH值由高向低发生变化时，原本在高pH值下形成的碳酸盐沉淀会逐渐变化成游离态的重金属而进入环境[5]；铁锰氧化物在离子键的作用下稳定性增加，不易释放[6]；有机结合态只有在环境因素恰好适合其氧化的条件下，才会有部分有机质发生变化从而导致游离态重金属离子被释放到环境中，所以对环境有一定的潜在影响；残渣态性质稳定，不易释放游离态的重金属离子，能够在土壤中长期保存。总的来说，后3种形态不利于生物的吸收利用。

2 污泥处理的主要方向

由于污泥中重金属存在形态的不同，污泥处理便不止局限于重金属的去除，我们同样可以将重金属由较为不稳定的可交换态、碳酸盐结合态转化为较为稳定的铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态，这个过程称之为重金属的稳定化。目前国内外的稳定化方法主要有污泥堆肥、化学钝化等；去除技术主要有化学浸出、生物淋滤、电动修复、动植物修复等[7]。

3 污泥中重金属稳定化技术

3.1 污泥堆肥

将污泥进行堆肥化处理是当前利用污泥较有效的途径之一。污泥堆肥的处理过程，可以杀灭病原体，分解有机污染物，使重金属赋存形态发生转化，从而实现污泥的资源利用。

从稳定的角度来说，国内目前的主流方法有厌氧消化、好氧环境下堆肥及消化等[8]。好氧堆肥是将污泥在高温环境下与微生物相互作用，可以无害化病原体，腐蚀有机物,并且降低重金属的生物有效性。但总的来说，堆肥过程是无法改变重金属的绝对含量的，因此重金属有可能在将来的某种过程中重新转化成生物有效性较高的形态，但在稳定的赋存形态下发生转化的可能性较小，因此只能说有潜在的安全隐患，但仍有其利用价值。

葛骁等[9]研究表明，在堆肥过程中，物料的含水率下降了34.85%，物料pH值始终在7～9之间变化，有机质降解达22.24%，赋存形态为RES和OXI的重金属占到总量的85%以上。冯春等[10]研究表明，堆肥处理可降低污泥中重金属可交换态含量，增加铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态重金属含量。吕彦等[11]的研究也同样发现，堆肥后，污泥中Zn不稳定态含量从37%降到16%，活性和毒性明显降低，同时，Ni、Cd、Pb、Cr的不稳定态比例也有所下降，稳定态比例提升。王厚成等[8]在污泥堆肥对重金属稳定化的研究中发现，堆肥第10d时，Zn的可交换态含量有所下降；当堆肥到26d时，Cd、Ni均以铁锰氧化物结合态为主，Pb、Cu形态变化不明显。

以上实验结果均表明，污泥堆肥过程可以有效地抑制重金属离子的活性，使其向稳定态转变。

3.2 化学钝化

把污泥中重金属由不稳定的状态转化为较为稳定的状态的过程称之为钝化作用，即使污泥由可交换态、碳酸盐结合态等向铁锰结合态和残渣态转化。钝化剂种类繁多，主要有有机、无机和复合材料三类。有机钝化剂主要是指草炭、农家肥、动植物残体、秸秆等。无机钝化剂主要是粉煤灰、石灰石、沸石等，复合材料主要是指多种钝化剂混合使用[12]，以达到更好地稳定重金属的目的。

3.2.1 常用钝化剂

粉煤灰作为一种固体废弃物，如果用于污泥堆肥，不仅解决了其本身的污染问题，而且可以实现污泥的资源利用。粉煤灰属于碱性钝化剂，可以促进重金属离子与铁锰氧化物结合，所以在添加粉煤灰以后，有机物的腐殖化过程将受到影响，而粉煤灰本身几乎不含任何有机质，所以加入粉煤灰可以明显降低活性污泥中的有机质含量，从而降低有机结合态含量，同时铁锰结合态及残渣态含量升高，也就是说，污泥的生物有效性得以抑制。姚岚等[13]的研究显示，在加入粉煤灰堆肥之后，Zn、Cu、Cr、Pb这4种重金属的可交换态和有机结合态比例有所下降，铁锰氧化物结合态和残渣态比例有所上升。李国学等[12]在钝化剂对污泥中重金属形态影响的研究中发现，在污泥中添加25%的粉煤灰时，Cu、Zn的铁锰结合态比例显著提高，分别占10.02%、42.76%，残渣态含量也明显提高。但是，生骏等[14]的研究却发现，粉煤灰对Zn、Pb有一定的钝化作用，对Cu则有活化作用，加入粉煤灰后，Zn、Pb的可交换态含量降幅分别为62.47%、92.61%，Cu含量基本不变。

除了粉煤灰，石灰也是实际处理中常用的钝化剂。石灰对重金属的钝化作用与粉煤灰类似，都是利用其高pH值的特性。在程毅等人[15]的试验中可以看出，在投加石灰后，可还原态铅由73.1%下降到0.6%，相应地，污泥中的残渣态铅由21.7%增大到93.8%。Cr、Ni、Cu、Zn的不稳定态分别降低了46.5%、37.7%、26.6%、61.5%。投加生石灰后，污泥中的重金属主要以残渣态存在。李玉等[16]的研究发现，向污泥中添加石灰有利于降低Cu、Zn、Cr不稳定态含量，使重金属赋存形态由不稳定态向稳定态进行转变。由此可以看出，石灰可以有效钝化污泥中的重金属。此外，石灰被认为可以有效抑制镉污染，由于钙离子与镉离子的拮抗作用，石灰可以降低污泥中镉离子的有效态含量，抑制镉离子的有效性。

3.2.2 新型含磷钝化剂

在土壤重金属修复的研究中，含磷钝化剂是一种被认为具有良好应用前景的新型钝化剂。磷稳定剂种类繁多，有水溶性好的三元过磷酸钙、磷酸氢二铵、磷酸等，也有水溶性差的羟基磷灰石、磷矿石等[17]。在污染土壤中加入一定量的磷酸盐可以显著降低重金属的有效态含量[18]。

磷酸盐稳定重金属的作用机理主要有3种：1）磷酸盐诱导重金属吸附；2）磷酸盐与重金属生成沉淀或矿物；3）磷酸盐表面直接吸附重金属。

Cao等[19]认为，磷酸盐能降低Pb的不稳定态浓度，增加残渣态等稳定态浓度，使其残渣态浓度增加11%～55%。他们在另一试验中发现，Pb残渣态增加53%，但Cu和Zn的残渣态仅增加13%和15%。王碧玲等[20]的研究表明，加入磷酸二氢钙后，Pb、Cu、Zn、Cd的有效态浓度分别降低了99%、97%、96%、98%。目前在污泥领域，此类钝化剂的研究还不是很多，研究者们可以借鉴其在土壤研究方面的成果，进一步加强含磷钝化剂在污泥重金属去除方面的应用研究。

3.2.3 纳米钝化剂（纳米黑炭）

黑炭是由大量碳原子聚集形成的，其表面积大，含有丰富的极性基团，在溶液介质中不易分散。表面接枝反应常被用于改变黑炭分散性，经过氧化表面后，黑炭吸附含氧基团的能力增强，易与水分子形成分子间氢键，增强其在水中的分散性。

黑炭具有巨大的比表面积、较高的活性点和良好的光电性能，在今后的重金属处理领域有良好的应用前景[21]。王汉卫等[22]的研究结果表明，添加不同浓度的改性纳米炭黑之后，土壤中有效态铜含量下降了47.3%～80.9%，有效态锌的含量下降了3%～43.46%，说明改性纳米炭黑可以降低土壤中有效态铜和锌的含量。

氧化改性可以使黑炭表面富集更多的含氧极性基团，从而增强其吸附极性重金属离子的能力。成杰民等发现，Pb2+、Cu2+和Cd2+在HNO3氧化的纳米碳管上的吸附符合兰格缪尔模型，当Pb2+、Cu2+和Cd2+的浓度为 10mg·L-1时，其在纳米碳管上的最大吸附量分别为97.08mg·g-1、24.49mg·g-1、10.86mg·g-1。

3.2.4 复合钝化剂

由于活性污泥中经常含有几种不同的重金属，因此单一钝化剂很有可能无法满足稳定污泥的要求，因此需要用到复合钝化剂。Wang等[23]将Ca(H2PO4)和CaCO3联合应用，发现不但提高了Pb和Cd的钝化效果，而且可以避免它们单独使用时对pH造成的影响。Cao等[24]指出，不同磷酸盐配合施用不仅能解决单独使用时对土壤pH值影响过大的问题，而且还可以解决土壤中可溶性磷含量过高的问题，也就是说，避免了磷素富营养化，并且钝化效果也更理想。此外，也有研究者将粉煤灰进行改性，以提高其钝化效果。谢礼国等[25]向粉煤灰中加入石灰石，在微波的强穿透性下对粉煤灰进行改性，并将改性后的粉煤灰应用于污泥钝化处理实验中，结果表明，改性后的粉煤灰对污泥中Cu、Zn、Mn都有很好的钝化作用，使其含量显著低于中国农用标准。

污泥堆肥是污泥重金属处理中较为传统的方法。众多研究表明，经过堆肥处理后的污泥，其重金属的稳定性有所提高，毒性明显被抑制，但传统堆肥方法也存在着不可忽视的问题，它耗费的时间较长，处理效率较低，所以为了提高堆肥效率，研究者们采用加入钝化剂的方法。目前，粉煤灰、石灰等常见钝化机应用较为广泛，粉煤灰作为燃煤厂的主要固体废物，用作钝化剂不仅可以实现工业废渣的资源化，还可以提高污泥钝化效率，是一种高效合理的钝化剂。但是，粉煤灰和石灰石等钝化金属有针对性，有时不能满足稳定污泥的要求，所以，研究者们应该加强对复合钝化剂的研究。另外，一些新型含磷钝化剂和纳米钝化剂在土壤的研究中取得了一些理论成果，但在污泥方面研究甚少，这也是一个很好的研究方向。

4 污泥中重金属去除技术

传统的化学方法去除污泥中的重金属虽效果较为明显，但处理费用较高，在经济较为发达的地区尚可以采用，在经济欠发达的地区难以应用于实际生产和生活中。为了更大范围地处理污泥中的重金属，并且使用更少的经济消耗，必须要在原有方法的基础上加以改进，采用更经济、更环保、更高效的重金属处理方法。因此，国内外的广大专家和学者，不断地进行着实验，在理论和实际的双重证实下，不断地进行着摸索，终于在原有的化学方法之上，又有了众多处理方法。就目前来说，应用最广泛的是生物淋滤、电动修复、化学浸出以及动植物提取这几种处理方法或技术。

4.1 化学浸出法

化学浸出法主要是以酸、螯合剂或一些无机化合物为化学浸出剂，从污泥中浸出重金属以达到去除重金属的目的。目前，这种方法已有大量的理论研究成果，其体系也较为成熟。

朱萍等[26]研究发现，污泥中重金属的形态分布与浸出率之间有着紧密的联系。研究结果表明，污泥中Zn、Cr、Ni的浸出量与其可交换态的含量有显著的正相关，Zn、Cr的可还原态与浸出量间也呈正相关。除此之外，浸出率还和pH、浸出时间、酸类型、温度等密切相关。方雷等[27]研究了柠檬酸浸提Zn的能力。研究表明，在柠檬酸浓度为0.2mol·L-1、时间为15h、温度为20℃、pH为3的条件下，Zn的浸提率最高，达到75.5%；对正交试验结果进行方差分析，温度对Zn的浸提率影响最显著。Wozniak等[28]的研究表明，浸提时间越长，pH越低，重金属浸出率越高。当pH为2、浸出时间为12h时， Zn、Cd、Ni、Cu、Cr的浸出率分别为100%、92.5%、88%、73%、24%。Wu等[29]研究了乙酸、硫酸、盐酸、柠檬酸、硝酸等5种不同酸对Cu、Ni的浸出效果，结果表明，硫酸对Cu、Ni的去除率最高，分别可达92%和93%；柠檬酸对Cu的去除效果最差，仅为57%；乙酸对Ni的去除率最低，为70%。而Veeken等[30]的研究表明，柠檬酸对Cu、Zn的浸出效果比硝酸、草酸更好，Cu、Zn浸出率分别为70%、90%。

4.2 生物淋滤法

相比化学浸出，生物淋滤技术有着耗酸少、运行成本低的特点，同时可有效去除重金属。华玉妹等的研究表明[31]，采用生物淋滤法，污泥中的Cu、Pt、Zn的去除率可达84.1%、34.8%、80.0%。

生物淋滤法的主要机理是在有氧条件下，通过化能自养型的嗜酸菌（主要是氧化亚铁硫杆菌和氧化硫硫杆菌）的氧化还原反应，把难溶性重金属氧化为溶解态重金属离子，使之进入溶液，然后进行固液分离以达到去除重金属的目的。江苏无锡太湖新城污水处理厂建立的国内第一座污泥生物淋滤处理工厂已于2010年投入使用，其重金属溶出率达90%以上[32]。为了更好地让生物淋滤法与实际工程相结合，更多研究者把重心放在了其影响因素的研究上。

微生物活性是影响生物淋滤效果的重要因素，当淋滤条件达到微生物最佳生长条件时，淋滤效果将达到最好，而微生物活性又和pH、营养物类型、微生物种类、曝气量、溶解氧量、抑制因子密切相关。

曹占平等[33]的研究表明，pH在2.5时，Cu、Zn、Cd、Cr、Ni有较大程度的去除，而Pb只有40%的去除率；Cu、Zn、Ni较易去除，在pH为3.0时，便有较高的去除率。

闫瑾[34]以单质硫为能源物质，研究了不同底物浓度、不同接种量下重金属的去除率，结果表明5g·L-1的硫粉浓度和5%接种量的情况下淋滤效果最佳。许友泽等[35]在接种量对重金属淋滤效果的研究中发现，接种量越高重金属去除效率越好，但综合考虑去除效果和实际应用，他们认为最佳细菌接种量为15.0%，此时Cd、Mn、Cu、Zn的去除率分别达到82.6%、83.2%、58.7%、80.5%。邬思丹等[36]则是把研究重点放在了增强硫的亲水性和分散性上，结果表明当投入的表面活性剂Tween-80浓度为6g·L-1时，Cu、Zn的溶出率最佳，在第8d达到91.9%和90.4%。而张盼月等[37]通过优化硫粉含固比与投加量，提高了硫的氧化率和重金属溶出率，达到了更好的淋滤效果。

H.Seidel等[38]研究了溶解氧对生物淋滤重金属浸出率的影响，研究表明低溶解氧时，抑制了重金属的溶出，而在氧气充足时，体系可获得最大重金属溶出率。

生物淋滤法中抑制重金属溶出的主要是重金属阳离子、阴离子、小分子有机酸。Roy Mahapartra等[39]研究表明，EDTA可以缓解金属阳离子的毒害。周顺桂等[40]发现，砷酸盐达到40g·kg-1就开始抑制细菌生长，亚砷酸盐只需5g·kg-1，就能减慢氧化亚铁硫杆菌对亚铁的氧化。对此，他们提出了筛选对重金属等抑制因子耐受性更强的菌株或者在滤出液回流前进行预处理等解决方案。

生物淋滤法虽然有着成本低、耗酸少、实用性强等优点，但若要投入实际生产，还有几个问题需要解决。首先，大量的高浓度的重金属淋出液必须合理处置，否则将造成二次污染。其次，淋滤后的污泥酸度较高且含水率较高，不能直接进行土地填埋，必须进行再处理。这就势必造成成本的提升，所以生物淋滤法是否还具有成本低这个优点还有待进一步研究。

4.3 电动修复法

电动处理技术的基本原理是利用人为外加的电场导致动电效应，驱动污泥中的重金属污染物沿相应的电场方向作定向迁移。它可以破坏污泥中所有的重金属键，使可迁移的重金属元素从阳极向阴极迁移，并在阴极室里产生金属富集现象。富集的污染物，可在电极区得到集中处理或分离。除了发生电迁移，同时还伴随着电渗流和电泳现象[41]。电动处理技术在土壤重金属的去除上已得到广泛应用，近年来，电动修复法在城市污泥处理上的应用也引起了广大研究者的关注。

袁华山等[42]研究了不同形态的Cd、Zn在电动力作用下的去除率，研究结果表明，污泥经电动力作用5d后，Cd、Zn的总去除率分别达到64.50%、65.02%，处理完成后，污泥中Cd、Zn的浓度分别为3.02mg·kg-1、495.52mg·kg-1，均达到《农用污泥中污染物控制标准》酸性土壤适用界限标准。但高洁[43]在研究电动处理对污泥中重金属去除效果的实验中发现，在1V·cm-1电场作用下运行144h，污泥中Zn、Ni、Cd和Cr的去除效率最高，分别达到32.5%、47.6%、33.5%和14.9%，而Cu的去除效率在运行96h时最高，为36.2%。其去除效率并不理想，如果要让电动修复法投入实际生产中，还需要进一步提高其金属去除率。

影响电动修复法去除效率的主要因素有3个[44]：介质类型与性质、pH、电压与电流。其中高水分、高饱和度和低反应活性的介质有利于去除重金属[45]；电流密度一般控制在10～100mA·cm-2，电压梯度控制在0.5～5V·cm-1。由于这两个因素没有太大的可变空间，所以更多的学者把目光放在了控制阴极液的pH上。

Wang等[46]在研究不同pH条件下电动技术对污泥中重金属的去除效率中发现，处理前对污泥进行酸化可明显提高重金属去除效率。当污泥床体负极pH为2时，重金属去除效果最佳，Zn、Cu、Ni、Cr去除率分别可达95%、96%、90%、68%。陈芳等[47]的研究表明，控制阴极液pH可显著提高Cr去除率，当添加柠檬酸为螯合剂时，Cr的去除效率最高可达90.49%。周碧青等[48]的研究也同样证明了这一点，添加柠檬酸后Cr的去除率达到67.52%，比添加EDTA、乳酸分别高6.31%和6.79%。

电动修复法虽然在理论上可行，但仅靠这种单一技术，很难达到理想的处理效果，并且容易出现酸性带迁移、阴极区重金属沉淀以及极化等问题，若要投入实际生产，还需开展许多基础研究。

4.4 生物淋滤-电动修复联合技术

由于生物淋滤法具有耗酸少、运行成本低、操作简单等优点[49]，所以早已成为国内外研究热点[50]。但是其金属溶出液的处置一直是一个亟待解决的问题。所以有学者提出了将生物淋滤与电动修复联合，生物淋滤可以将重金属活化，使重金属成为离子态，然后再外加电场，重金属发生迁移，从阳极到达阴极被还原，从而达到去除重金属的目的。俞一统等[51]比较了两种生物淋滤-电动修复技术，一种是先进行生物淋滤4d后用电动修复对污泥进行处理；另一种是生物淋滤与电动修复同步处理，实验结果表明，第一种方法处理后污泥中Cu和Zn含量分别为60.5mg·kg-1和170mg·kg-1，第二种方法处理后Cu、Zn含量分别为122.8mg·kg-1、110mg·kg-1，均符合我国污泥土地农田利用标准，且能完全去除淋滤液中重金属，但先生物淋滤再电动修复可以减少能耗。

生物淋滤-电动修复联合技术使生物淋滤法和电动修复法优势互补，还能消除一定的劣势，但国内对其研究不是很多，还有很大的研究进步空间。

4.5 动植物修复法

动植物修复法是近年来，随着科学技术的发展而兴起的一种较为高效的去除污泥和土壤、污水中的污染物质如重金属等的处理方法。动物修复技术是利用土壤动物对重金属的富集作用[52]，达到去除重金属的目的，目前研究以蚯蚓为多[53]。植物修复是利用对应于某种特定的污染物具有富集作用的植物，将所在环境中的污染物进行富集和转移到植物体内，对其进行回收修复，达到去除污染和保护环境的目的。一般来说，植物修复法主要包括植物提取、植物稳定和植物挥发3种方法，其中，植物提取法应用更为广泛。

冉建平[54]在花卉对污泥中重金属的去除研究中发现，吊兰对重金属的去除率较好，在不同配比的污泥中可达到30%～50%，蝴蝶兰由于根系不发达，对金属的耐性不强，不宜用于污泥中重金属的去除。但是由于植物的富集量相对较低，不宜投入实际应用，所以更多的研究者将研究重点放在了植物与动物修复的联合使用上。白向玉[55]在剩余污泥中重金属污染的蚯蚓活化—花卉植物修复机理研究中发现，吊兰对重金属Cu、Zn、Cd、Pb具有一定的积累能力,是适合联合修复污泥中重金属的花卉植物。吊兰在全泥处理(3∶0、2∶0)中对Cu、Zn、Cd、Pb的总积累量最大,分别为5.70mg/plant、14.53mg/ plant、0.340mg/plant和0.580mg/plant。而赤子爱胜蚓能够改变污泥理化性质，促进吊兰生长，增强吊兰吸收污泥中重金属的能力。接种赤子爱胜蚓后，均不同程度提高了吊兰茎叶部和根部的富集系数和转运系数，其中当Cu配比浓度为50mg·kg-1和100mg·kg-1、Pb配比浓度为100mg·kg-1时，根部的富集系数大于1。

目前国内外的研究均表明，动植物修复法不仅能有效去除土壤中重金属，还能降低周围污水或大气中的污染物水平，具有很高的研究价值和实用价值。但是，在污泥领域，科技、理论、实验材料、技术研究以及实际工艺等方面的限制，使其仍未发展成为一个较为系统的处理方法。广大研究者可以结合动植物修复法在污染土壤中的研究成果，开展在污泥中的理论研究。技术，不但可以去除重金属，还可以改善周围环境，而且这种回归自然的方法促进了自然循环的良性进行，是一种极具研究潜力的方法，之后的研究可以重点关注这种新技术。

5 总结与展望

由于我国城镇污水处理厂污泥处理处置能力不足，手段落后，大量污泥没有得到规范化的处理处置，直接给水体和土壤带来污染，对生态环境构成严重威胁。此外，污泥直接排放也造成资源的极大浪费。近年来全国各地多起违法倾倒污泥事件被曝出，虽然“重水轻泥”的观念有所转变，但是如何合理有效地处置污泥仍然是一个亟需解决的重要问题。

我们不应该局限于现有技术，应该不断创新，在传统焚烧、土地利用方式上改良技术也是一种创新。比如在全球水峰会上获得了年度污水处理项目大奖的香港T-PARK污泥处理厂，利用流化床焚烧技术，将热能转化为电力，其电力不但可以供给整个污泥厂的使用，同时还可以供给公共电网，经过高温焚烧后，污泥的剩余残渣只有原来的10%。但这种焚烧技术初期投资较大，如果没有相关政策的扶持，还是很难被广泛使用。而土地利用由于其资源化利用效率较高，符合未来低碳发展方向和可持续发展的理念，长期来看将会是我国主流的污泥处理方式，稳定或去除污泥中的重金属便是土地利用的前提。

目前国内被采用得更多的是污泥堆肥技术。堆肥技术可以杀灭病原体，分解有机污染物，使重金属赋存形态发生转化，从而实现污泥的资源利用。但是堆肥技术并没有改变重金属的绝对含量，因此在环境条件改变的情况下还是存在着一些安全隐患，而其他的一些稳定化技术也存在着同样的问题。所以，重金属的去除技术应被重视起来。只有真正把重金属从污泥中提取出来，才能没有后顾之忧。

在重金属的去除技术中，可以重点考虑多种方法的联合应用。例如生物淋滤法-电动修复法的联合应用不仅可以解决淋滤液的处置问题，还可以解决电动过程中重金属的活化问题，达到取长补短的目的。另外，植物提取法作为近年来发展起来的新

[1] 2016年国民经济和社会发展统计公报[Z].中华人民共和国国家统计局.2017-02-28.

[2] 诸海滨.污泥市场“唱响”千亿财富[Z].中国水网，2016-04-26.

[3] 石燕.城市污泥的处置和利用[J].环境，1995(12)：22.

[4] 傅金祥，沙明卓，于鹏飞，等.由昆污水污泥中重金属形态分析研究[J].给水排水，2010，36(s1)：119-122.

[5] Singh AK, Bene-ee DK. Grain size and geoehemical partitioning of heavy metals in sediments of the Darmodar River-A tributary of the lower Ganga, India[J]. Environ Geol, 1999, 39(1):91-98.

[6] 邓民，王伟.不同污泥中5种重金属总量与形态分析[J].吉林化工学院学报，2009，26(2)：28-31.

[7] 刘晓光，董滨，戴翎翎，等.污泥中重金属的稳定化研究进展与去除方法简述[J].四川环境，2012，31(3)：98-105.

[8] 王厚成，曾正中，张贺飞，等.污泥堆肥对重金属稳定化过程的影响研究[J].环境工程，2015，33(10)：81-84.

[9] 葛骁，卞新智，王艳，等.城市生活污泥堆肥过程中重金属钝化规律及影响因素的研究[J].农业环境科学学报，2014，33(3)：502-507.

[10] 冯春，杨光，杜俊，等.污水污泥堆肥重金属总量及形态变化[J].环境科学研究，2008，21(1)：97-102.

[11] 吕彦，马利民.快速堆肥对污泥中重金属的影响[J].东华理工学院学报，2005，28(1)：30-33.

[12] 李国学，孟凡乔，姜华，等.添加钝化剂对污泥堆肥处理中重金属(Cu，Zn，Mn)形态影响[J].中国农业大学学报，2000(1)：105-111.

[13] 姚岚，王成端.不同钝化剂对污泥堆肥过程中重金属形态的影响研究[J].环境卫生工程，2008，16(2)：8-10.

[14] 生骏，陆文静，王洪涛.粉煤灰对污泥堆肥过程和土地施用后交换态重金属(Cu，Zn，Pb)的影响[J].环境科学，2007，28(6)：1367-1371.

[15] 程毅，黄剑明，周柏明，等.生石灰在污泥重金属钝化中的应用[J].环境工程，2012(s2)：325-326.

[16] 李玉，孙荣，袁柯馨，等.石灰调质污泥重金属形态分布及资源化分析[J].工业水处理，2014，34(9)：54-57.

[17] 郝汉舟，陈同斌，靳孟贵，等.重金属污染土壤稳定/固化修复技术研究进展[J].应用生态学报，2011，22(3)：816-824.

[18] 周世伟，徐明岗.磷酸盐修复重金属污染土壤的研究进展[J].生态学报，2007，27(7)：3043-3050.

[19] Cao RX, Ma LQ, Chen M, et al. Phosphate included metal obilization in a contain site[J]. Environment mental Pollution, 2003, 122(1): 19-28.

[20] 陈建军，俞天明，王碧玲，等.用TCLP和形态法评估含磷物质修复铅锌矿污染土壤的效果及其影响因素[J].环境科学，2010，31(1)：185-191.

[21] 成杰民.改性纳米黑碳应用于钝化修复重金属污染土壤中的问题探讨[J].农业环境科学学报，2011，30(1)：7-13.

[22] 王汉卫，王玉军，陈杰华，等. 改性纳米碳黑用于重金属污染土壤改良的研究[J].中国环境科学，2009，29(4)：431-436.

[23] Wang Y.M.，Chen T.C.，YehK J.，et al. Srabilization of an evevated heavy metal contaminated site[J]. Journal of Hazardous Materials, 2001, 88(1)B: 63-74.

[24] 罗磊.典型持久性污染物的来源与环境化学行为研究——以菲及镉等重金属为例[D].北京：中国农业科学院，2008.

[25] 谢礼国，郑怀礼，吴幼权，等.粉煤灰改性及钝化污泥实验研究[J].土木建筑与环境工程， 2010，32 (1)：120-124.

[26] 朱萍，李晓晨，马海涛，郭志勇，王超.污泥中重金属形态分布与可浸出性的相关性研究[J].河海大学学报（自然科学版），2007，35(2)：121-124.

[27] 方雷，陈向明.柠檬酸浸提污泥中重金属Zn的影响因素研究[J].合肥学院学报(自科版)， 2014，24(3)：73-77.

[28] Wozniak D, Huang J. Variables affecting metal removal from sludge[J].J.Water Pollut.Control Fed., 1982, 54(12): 1574-1580.

[29] Wu C H, Kuo C Y, Lo S L. Removal of metals from industrial sludge by extraction with different acids[J]. Journal of environmental science and health Part A-Toxic/ Hazardous substances & environmental enigineering HJOUR, 2004, 39(8): 2205-2219.

[30] Veeken A H M, Hamelers H V M. Removal of heavy metals from sewage sludge by extraction with organic acids[J]. Water Sci. Technol, 2002, 46(10): 1-8.

[31] 华玉妹，陈英旭，吴伟祥，等.生物沥滤污泥土地利用适用性分析[J].生态学杂志，2007，26(8)：1204-1209.

[32] 杨期勇，黄南婷，邱秀文，等.污泥重金属生物淋滤技术研究进展[J].工业水处理，2015，35(9)：1-6.

[33] 曹占平，张景丽.生物淋滤去除农用污泥中重金属的效果及工艺[J].农业工程学报，2009， 25(2)：177-182 .

[34] 闫瑾.生物淋滤法去除污泥中重金属的工艺参数优选[D].太原：太原理工大学，2010 .

[35] 许友泽，马超，成应向，王强强，钟振宇.微生物淋溶法去除污泥中的重金属[J].西南交通大学学报，2012，47(1)：169-174 .

[36] 邬思丹，刘云国，曾光明.表面活性剂强化污泥生物淋滤Cu、Zn的研究[J].中国环境科学，2010，30(6)：791-795.

[37] Zhang Panyue, Zhu Yi. Sewage sludge bioleaching by indigenous sulfer-oxidizing bacteria: Effects of ratio of substrate dosage to solid content[J].Bioresource Technology, 2009, 100: 1394-1398.

[38] Seidel H. Gorsch K, Schumichen A. Effect of oxygen limitation on solid-bed bioleaching of heavy metals from contaminated sediments[J].Chemosphere, 2006, 65(1): 102-109.

[39] Roy Mahapartra S S, Mishra K. Inhibition of iron oxidation Thiobacillus ferrooxidans by toxic metals and its alleviation by EDTA[J]. Current Microbiology, 1984(11): 1-6.

[40] 周顺桂，周立祥，黄焕忠.生物淋滤技术在去除污泥中重金属的应用[J].生态学报，2002，22(1)：125-133.

[41] Acar YB, Alshawabkeh A N. Principle of electrokinetic remediation[J].Environmental Science and Technology, 1993, 27(13): 2638-2647.

[42] 袁华山，刘云国，李欣.电动力修复技术去除城市污泥中的重金属研究[J].中国给水排水， 2006，22(3)：101-104.

[43] 高洁.利用电动技术去除城市污泥中重金属的研究[D].上海：华东理工大学，2010.

[44] 杨长明，李建华，仓龙.城市污泥重金属电动修复技术与应用研究进展[J].净水技术，2008，27(4)：1-4.

[45] Jurate Virkutyte, Mika Sillanpaa, Petri Latostenmaa. Electrokinetic soil remediation：critical overview[J].The Science of the Total Environment, 2002, 289: 97-121.

[46] Jing-Yuan Wang, Di-Song Zhang, Olena Stabnikova, et al. Evaluation of electrokinetic removal of heavy metals from sewage sludge[J].Journal of Hazardous Materials, 2005, B124: 139-146.

[47] 陈芳，王超.铬(Ⅵ)污染污泥电动修复的影响因素研究[J].广州化工， 2010， 38(4)：98-100.

[48] 周碧青，侯凤娟，林君锋.电动技术对污泥中主要重金属的去除效果研究[J].福建农业学报，2007，22(3)：308-314.

[49] Tyagi R D, Couillard D, Tran F. Heavy metals removal from anaerobically digested sludge by chemical and microbiological methods[J]. Environ Pollut, 1988, 50(4): 295-316.

[50] Tyagi R D, Blais J F, Meunier N. Simultaneous Sewage Sludge Digestion and Metal Leaching:Effects of Sludge Solids Concentration[J]. Water Research, 1997, 31(1): 105-118.

[51] 俞一统，田光明，和苗苗.两种生物沥滤-电动修复联合技术的比较[J].环境科学学报，2009，29(1)：163-168.

[52] 刘军，刘春生，纪洋，刘玉升，阴启蓬.土壤动物修复技术作用的机理及展望[J].山东农业大学学报(自然科学版)，2009，40 (2)：313-316.

[53] 白向玉，刘汉湖，韩宝平，王晓青，秦峰，崔亮.蚯蚓对剩余污泥中重金属Cu、Zn的活化实验研究[J].环境污染与防治，2010，32(10)：51-61.

[54] 冉建平.花卉植物对污泥中重金属的去除效果[J].农业工程技术：新能源产业，2014 (1)：23-26.

[55] 白向玉.剩余污泥中重金属污染的蚯蚓活化—花卉植物修复机理研究[D].徐州：中国矿业大学，2010.

Study on Stabilization and Removal of Heavy Metals from Sewage Sludge

HUANG Chenyue, GUO Dun, XUE Chonghao, XUE Hongqin
(College of Civil Engineering, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China)

From two aspects of sludge removal and stabilization, few main methods were illustrated included sludge compost, chemical passivation, bio chemical leaching, leaching, electrokinetic remediation, phytoremediation dynamic mainstream technology and more. Its advantages and disadvantages were compared for reference.

sludge; stabilization; heavy metal; removal; land use

X 703.1

A

1671-9905(2017)08-0046-08

2017-05-19