污泥中的重金属主要来自污水，污水进入污水处理厂时，经过各种物理、化学、生物等的处理工艺，大部分重金属会从污水中分离出来而进入污泥中。在活性污泥法处理污水过程中，进水中50%~80%以上的重金属通过细菌吸收、表面吸附、共沉淀等多种途径浓缩在产出的污泥中^{[1, 2]}。污泥重金属有 85%~95%附着在细菌碎屑上，5%~15%在矿物颗粒和有机碎屑颗粒上，只有很少一部分存在于可溶态和胶状的有机物质中^{[3, 4]}。我国城市重金属污染主要以 Zn 和 Cu 为主，其他重金属含量较低，其中镀锌管道的大量使用是生活污水污泥中Zn含量较高的原因之一^[5]。杨军等^[6]于2006 年考察了我国107个城市污泥的重金属含量及其动态变化趋势，统计结果显示：城市污泥中As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn的平均含量分别为20.2、2.01、93.1、219、2.13、48.7、72.3 和1058 mg /kg，与城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918—2002)进行对比：城市污泥中Zn含量超标11.2%；Cd、Cu 和Ni含量均超标6.5%。污泥重金属主要以无机沉淀和有机络合物(氧化物、氢氧化物、硅酸盐和不可溶盐等)形态存在，其次为硫化物^[3]。安淼等^[7]研究发现，污泥中约73%的Zn和70%的Ni以不稳定态存在，约72%的Cu以硫化物及有机结合态形式存在，其他重金属主要以稳定态存在。目前污泥处置方式主要有土地利用、卫生填埋和焚烧处理，然而重金属一直是影响污泥处置的潜在风险，因此对污泥中重金属的研究一直受到人们的重视。韩磊等^[8]分析了铅对人体神经、免疫、生育系统等方面的伤害，指出必须采取积极措施防止铅污染和毒害。宋玉芝^[9]针对土壤中铅对农作物水稻的生长进行了研究，表明铅对于水稻的生长有一定的影响，随着铅浓度的增加，水稻产量降低，且水稻各部分对于铅的吸收也有所不同。

朱晓芸等^[10]研究了磷形态和pH对剩余污泥中磷释放的影响，说明污泥中的磷在酸性、中性和碱性海水环境下均有释放，相比中性条件，酸性和碱性水质更有利于磷的释放；污泥中磷的释放与磷的形态分布有关，但磷释放量大小并不简单取决于总磷和无机磷的含量。本研究主要是分析pH、温度、盐度对剩余污泥中铜、铅溶出效应的影响，得出其对铜、铅在不同条件下的溶出特征，为后续分析彼此相关性提供基础数据，并为未来制定污染物排海规范提供相应的理论依据。

样品采集自污水厂脱水污泥，采集后带回实验室进行预处理。取一部分新鲜污泥样品进行含水率分析，其余自然风干。风干后敲碎，弃去毛发、沙子、碎屑等杂质；然后过100目筛，贮存于干燥的广口玻璃瓶中。

5个反应容器各加入800 mL超纯水，并投入相应的干泥样品1 g。使用2 mol/L的HCl和2 mol/L的NaOH溶液调节pH，5个反应器中pH值分别控制在6.5、7.0、7.5、8.0和8.5。静沉后每隔一段时间取一次上清液，经离心后测试。

6个反应容器各加入800 mL超纯水，并投入相应的干泥1g。高温组用水浴锅加热，反应器污泥的温度分别控制在(28±1)℃；低温组用冰箱保持温度，反应器污泥的温度分别控制在(5±1)℃。实验采用一次性投料、长期运行的方式，实验周期为12 h。静沉后每隔2小时取一次上清液，经中速定性滤纸过滤后取滤液进行测定。

采用4个直径为9 cm、高为10 cm的聚乙烯瓶作为反应容器，其有效容积为500 mL，分别加入 400 mL盐度35、30、25、20的海水，投入0.5 g 泥样。实验运行期间每24小时 扰动1次，取上清液，经离心后用火焰原子吸收法测定重金属含量。每次取样后加入适量体积的海水，以保持体系体积不变。

采用火焰原子吸收分光光度法进行测试，标准液来自上海市计量测试技术研究院，原子吸收分光光度计为普析通用TAS-990。铅和铜标准曲线相关系数均达到0.999以上，加标回收率在94%～105%之间。

采用SPSS统计软件进行重复测量资料的方差分析，Mauchly球形检测判断各个时间点测得的数据是否具有相关性，若P>0.05，说明满足球形假设，重复测量数据间不相关，无需矫正，且一旦发生多元结果与一元结果冲突，应以一元为准；若P＜0.05，不满足球形假设，说明重复测量的数据间高度相关，参考校正后得检验结果或以多元方差检验结果为准。

图1可以看出，5种pH条件下，Pb溶出浓度变化的趋势相似，即初始阶段浓度增加，之后出现小幅度降低，而后继续增加。Pb溶出量跟pH呈现正相关关系。铜在不同pH条件下的溶出规律跟铅不同(图2)。在初始阶段，在酸性(pH=6.5)和碱性(pH=8.0、8.5)条件下出现小幅降低，在中性条件下出现上升趋势，后续阶段呈现逐步增加的趋势。铅和铜的整体溶出规律呈现增加趋势。

图1(Fig.1)

图1 不同pH下铅变化曲线 Fig.1 Pb curves at different pH

图2(Fig.2)

图2 不同pH下Cu变化曲线 Fig.2 Cu curves at different pH

图3是在不同温度下污泥中铜和铅随时间的变化。可知，随时间的增加，上清液中Cu、Pb浓度变化明显，释放规律各不相同。高温处理时，Pb的溶出主要集中在0~4 h内，4 h以后，Pb的浓度或降低或趋于平衡；低温处理时，Pb的浓度明显低于高温处理的浓度，而且基本上在6 h以后浓度趋于平衡。不同于Pb的溶出规律，无论高温还是低温，Cu的浓度随时间的增加都呈明显的增加趋势，并且高温时的浓度远高于低温的浓度。

图3(Fig.3)

图3 不同温度下Pb、 Cu变化曲线 Fig.3 Pb,Cu curves at different temperature

图4为污泥在不同盐度处理下的Pb溶出情况。随着盐度的增加，铅的溶出量也在增加，而且呈线性正相关。从20增加到25，Pb的溶出量升高，当盐度继续增加，Pb溶出量逐渐减小。

图4(Fig.4)

图4 不同盐度下Pb的变化曲线 Fig.4 Pb curves at different salinities

从图5看出，铜的溶出量也随着盐度的增加而升高，但铜溶出量远小于铅。在此实验条件下污泥重金属溶出量大小为Pb>Cu。污泥中Cu含量在116.04~316.68 mg/kg 范围，Pb含量在13.13~37.02 mg/kg范围，总量上Pb＜Cu，但溶出量却相反。

图5(Fig.5)

图5 不同盐度下Cu变化曲线 Fig.5 Cu curves at different salinities

污泥中大部分重金属的溶解-沉淀都受 pH 控制。陈茂林等^[11]研究了 pH 变化对污泥重金属 Pb、Ni 形态及迁移性的影响，发现在酸性条件下污泥中的 Pb 以残渣态和氧化态为主，酸溶态/交换态和还原态总含量随 pH 的增加而减少。

Pb溶出量跟pH呈正相关关系。在pH=7.5、8.0和8.5时，污泥上清液Pb浓度变化趋势非常相似，而且浓度差异也很小，这可能是因为碱性环境下Pb²⁺发生沉淀作用，即Pb²⁺逐渐进入水合氧化物的金属原子配位壳中,与-OH配位基重新配位,并通过共价键或配位键结合在固体表面,使得污泥中 Pb²⁺逐渐转化为氢氧化物沉淀而被吸附^[12]。

这种现象可能与重金属在水溶液环境中与污泥固体的吸附与络合作用有关，吸附与解吸的动态平衡过程是重金属在溶液和固相之间转移的主要途径。由于污泥是由有机质残片、细菌菌体、无机颗粒、胶体等组成的复杂质体^[13]，内部存在多种天然配体，能强烈地吸附各种分子和离子。而Pb等重金属元素有空电子轨道，具有与多种配位体生成络合物的能力。短时间内反应器体系中物理吸附作用强于化学吸附作用，溶液中很多游离的重金属离子重新被污泥固体吸附留在滤膜上。随着时间的延续，化学吸附作用不断加强，游离的重金属离子随胶体等固相大分子化合物进入溶液，使溶液中重金属浓度增大。当化学吸附作用达到饱和时，物理吸附作用会随着时间继续增加而使溶液中重金属的浓度又有所降低，而后两种作用都达到饱和，则上清液中重金属含量保持基本稳定^[14]。本实验中并未出现稳定趋势，可能跟实验时间有关。

赋存形态是影响金属溶出的主要因素。重金属在碱性环境下以 Me(OH)₂、MeCO₃等难溶物质存在，使溶液中重金属离子浓度降低；但随着pH降低，该难溶物质逐渐溶解，形成Pb²⁺和Cu²⁺，上清液中重金属离子浓度不断增加。除pH因素的影响，阴离子H₂PO₄^-、Cl^-和SO₄^2-与Pb²⁺、Cu²⁺形成的络合物可增大其在水体中的溶解度,可使污泥中Pb和Cu释放到水中；有机质、氧化还原电位也会影响Pb和Cu的溶解-沉淀^[15]。另外，实验后期溶液中存在大量的污泥颗粒，重金属所形成的可溶性配合物可能会吸附在其表面。当溶液经过 0.45 μm 微孔过滤头过滤后，污泥颗粒及其表面所吸附的金属配合物一起被截留，这也是本实验在高碱性条件下重金属浓度较低的重要原因^[16]。

温度上升能促进水溶态、阳离子交换态、碳酸盐结合态重金属在污泥表层的含量降低，使溶液中的重金属含量增加，即表现为重金属释放量随温度的升高而升高。同时温度上升可以促进脂肪、糖类、蛋白质水解成小分子，使重金属失去结合位点而释放出来。释放出来的重金属会和无机配体或有机配体(如某些氨基酸等)形成络合物存在于溶液中；重金属进入固相污泥相对容易，重金属可以被水解产生的金属氧化物吸附，也可能与未完全水解的含氨基化合物结合，或者与水解产生的含磷化合物结合生成多磷酸盐^[17]。另外，实验后期溶液中存在大量的污泥颗粒会吸附重金属形成的可溶性配合物。经滤膜过滤后，污泥颗粒及表面所吸附的金属配合物一起被截留，也是造成10 h后溶液重金属浓度降低的原因之一。

经过实验发现，在最后一段时间里，金属Pb的浓度趋于平缓，而此时污泥大部分呈颗粒状，说明污泥中的重金属大部分已以离子态溶于水中，由此可见，在微量状态下重金属Pb的溶出在较短时间达到平衡。而金属Cu的释放曲线还是增加趋势，因此可推断Cu达到释放平衡的时间比金属Pb滞后。

一般认为，重金属的释放强度和速率主要取决于重金属的化学结合形态及交换离子的性质和浓度，盐度越大，交换离子的浓度越大，释放量越大^[18]。

虽然在剩余污泥中 Pb含量小于Cu，但在相同处理条件下Pb溶出量大于Cu溶出量，说明污泥重金属溶出量的大小与污泥重金属含量没有必然关系，可能与重金属形态有关，需要进一步进行验证。