全 文 ：污泥是污水处理厂的副产物，污水中将近 1/3的
有机物转化成污泥。城市污泥中含有大量的有机污染
物，同时含有病原菌、重金属、致癌化学物质等潜在的
有毒有害成分。据报道，截止 2010年底，全国城镇污
水处理量达到 343 亿 m3，脱水污泥的产生量接近
2200万 t，而其中 80%没有得到妥善处理。污泥的产
生量与日俱增，而污泥处理能力严重不足，致使许多
城市出现了“污泥围城”的现象。为实现污泥的三化处
理，可通过化学途径将含大量生物体和有机物的污泥
农业环境科学学报 2012,31(11):2284-2289
Journal of Agro-Environment Science
摘 要：采用 BCR提取法对以污泥和花生壳为原料制备的活性炭进行重金属形态分析，利用原子吸收法测定污泥热解前后 Cd、
Cr、Cu、Zn、Ni、Pb的不同形态含量。结果表明，污泥中 Zn的含量最高，Zn和 Cu的含量超过了污泥农用标准。热解可使污泥中的可
溶解态和可还原态重金属转化为性质稳定的残渣态重金属，在此基础上，利用重金属潜在生态风险指数法（IR）对污泥活性炭的重金
属潜在生态风险进行评价，结果得出花生壳添加量为 20%，热解温度为 600 ℃条件下，制备出来的活性炭风险最小。同时证实 Cd的
潜在生态风险系数较大，在利用时应引起足够的重视。
关键词：污泥；活性炭；重金属；形态变化；生态风险评价
中图分类号：X799.3 文献标志码：A 文章编号：1672-2043(2012)11-2284-06
城市污泥与花生壳制活性炭的
重金属形态分析及生态风险评价
赵晶晶 1，周少奇 1，2，3*，陈安安 1，林奕明 1
（1.华南理工大学环境科学与工程学院，广州 510006；2.华南理工大学亚热带建筑科学国家重点实验室，广州 510640；3.广东省
教育厅环境保护与生态修复重点实验室，广州 510006）
Morphological Analysis and Ecological Risk Assessment on Heavy Metals in the Activated Carbon Prepared
from Sewage Sludge and Peanut Hull
ZHAO Jing-jing1, ZHOU Shao-qi1，2，3 *, CHEN An-an1, LIN Yi-ming1
（1. College of Environmental Science and Engineering, South China University of Technology, Guangzhou, 510006 , China; 2.State Key Lab－
oratory of Subtropical Building Science, South China University of Technology, Guangzhou. 510640, China; 3.Key Laboratory of Environmen－
tal Protection and Eco-remediation of Guangdong regular Higher Education Institutions, South China University of Technology, Guangzhou
510006, China）
Abstract：The speciation analysis of heavy metals had been carried out by BCR extraction method in activated carbon which was made of
sewage sludge and peanut hull. The contents of Cd, Cr, Cu, Zn, Ni and Pb with their four speciation states in sewage sludge and the products
of sludge pyrolysis had been measured by AAS（Atomic Absorption Spectrometry）for the study the speciation changing of heavy metal after
pyrolysis. The results showed that the total content of Zn was the higher than the other heavy metal in the sewage sludge, and the total contents
of Zn and Cu were exceeded that the values in the farming standards. Moreover, the acid-soluble and the reduction state of heavy metals in
the sewage sludge could be transformed into the residual states in the activated carbon after the process of pyrogenation. With the comprehen－
sive studying of various stable state ratios of heavy metals in the carbons obtained at different conditions, the pyrolysis temperature for the ac－
tivated carbon was obtained at 600 ℃ . Furthermore, a potential ecological risk assessment on heavy metals in sludge activated carbon was
analysed and it revealed that the lowest risk index product of sewage sludge activated carbon could be obtained at the conditions of peanut
hull was added by 20% and the pyrolysis temperature was 600 ℃. However, It also showed that the potential ecological risk index of Cd in ac－
tivated carbon was higher than the others, which should be paid more attention before it was used.
Keywords：sludge; activated carbon; heavy metals; speciation changing; ecological risk assessment
收稿日期：2012－05－10
基金项目：广州市重大科技项目（2008DLB2080500）：城市生活垃圾焚
烧发电技术及装备产业化；广东省教育厅高层次人才培养
计划项目
作者简介：赵晶晶（1988—），湖南邵阳人，硕士研究生，研究方向为水
污染控制。E-mail:zhaojingjingscut@163.com
*通信作者：周少奇 E-mail:fesqzhou@scut.edu.cn
第 31卷第 11期 农 业 环 境 科 学 学 报
表 1 城市污泥重金属含量及相关标准（mg·kg-1）
Table 1 Heavy metal contents of sludge samples and comparisons to related standards（mg·kg-1）
项目 Cd Cr Cu Zn Ni Pb
重金属总量 1.76 175.48 577.09 1 413.04 59.38 95.82
农用标准 GB 4284—1984[13] 酸性土壤 pH＜6.5 5 600 250 500 100 300
中性及碱性土壤 pH＞6.5 20 1000 500 1000 200 1000
碳化制成活性炭[1-6]。花生是我国四大油料经济作物之
一，年产量近 1600万 t，而副产物农业废弃物花生壳
的重量约占 45%，且花生大多采用机械剥壳，花生壳
容易收集[7]。
本研究通过在脱水污泥中配入一定比例的花生
壳，花生壳中的有机质可以提高吸附剂的含碳量，采
用氢氧化钾为活化剂，制备污泥活性炭。污泥中重金
属的存在是污泥资源化不可避免要考虑的问题，重金
属的生物有效性及潜在迁移不仅跟总量有关，更大程
度上取决于其形态的分布[8]。为此，本文采用 BCR提
取法对以污泥和花生壳为原料制备的活性炭进行了
重金属形态分析，考察污泥热解前后重金属形态变化
规律以及温度对重金属形态变化的影响，探求污泥活
性炭使用的安全性与可行性。
1 材料与方法
1.1 原料与处理
本次研究中的城市污泥采自广州市某城市污水
厂脱水污泥，在 105 ℃下干燥得含水率低的干污泥，
经三头研磨机研磨后过 0.074 mm尼龙筛保存备用。
采集广州当地花生壳，清洗干净后用粉碎机粉
碎，过 0.074 mm尼龙筛干燥后保存备用。
1.2 活性炭的制备
按不同的干基比（1∶4，5∶5）分别称量花生壳与污
泥，混合均匀后与氢氧化钾分别按 1 g∶2.5 mL的固液
比混合均匀，浸泡 24 h。然后把浸泡过的污泥混合物
放入鼓风干燥箱中在 105 ℃下干燥，经三头研磨机研
磨后过 0.074 mm尼龙筛后置于管式炉中进行热解，
利用氮气隔绝空气，升温至 500、600、700 ℃进行活化
炭化，升温过程控制在 20 min左右，维持 30 min。制
取得到炭粉，再用研磨机研磨后过 120目筛置于聚乙
烯袋中待测。
1.3 重金属总量测定和形态分析
重金属总量的测定：取研磨后过 120目筛的样品
0.5 g，在聚四氟乙烯烧杯中依次加入 HNO3、HClO4、
HF，进行消解后定容至 10 mL，测定重金属含量。
重金属形态分析：采用欧洲标准测试分析委员会
提出的三步分级提取法（简称 BCR法）提取，具体步
骤如下：
（1）酸溶态，取 0.5 g过 120 mm筛的污泥样品于
100 mL 聚乙烯离心管中，加入 20 mL 0.11 mol·L-1
CH3COOH，于室温下振荡 16 h，4000 r·min-1下离心
20 min，上清液经 0.45 μm微孔滤膜过滤。
（2）可还原态，在（1）的固相残余物中加入 20 mL
0.1 mol·L-1 NH2OH·HCl（用 HNO3调节 pH 至 2），室
温下振荡 16 h，4000 r·min-1下离心 20 min，上清液经
0.45 μm微孔滤膜过滤。
（3）可氧化态，在（2）的固相残余物中加入 10 mL
30% H2O2，室温静置 1 h后，85 ℃水溶消解有机物，待
溶液将干时再加入 10 mL 30% H2O2，继续消解至有机
物消解完全，然后加入 25 mL 1.0 mol·L-1 NH4Ac（用
HNO3调节 pH至 2），室温下振荡 16 h，4000 r·min-1
下离心 20 min，上清液经 0.45 μm微孔滤膜过滤。
（4）残渣态，同总量分析 HNO3-HClO4-HF 消解
一样，消解液转移至 50 mL容量瓶，定容后经 0.45
μm微孔过滤[9]。各步提取重金属含量的计算方法参
见 Luo等[10]。
测定重金属含量所用的所有塑料与玻璃容器都
用 4 mol·L-1 HNO3浸泡过 24 h后，再用蒸馏水清洗多
遍后备用。
重金属总量和各提取液中的重金属含量都采用
原子吸收法测定。
2 结果与讨论
2.1 污泥中重金属及其形态分布
与国外相比，我国污泥农用标准比较严格。从表
1可知，Zn是污泥中含量最高的重金属，这是由于我
国供水系统普遍都采用的是镀锌管道造成的[11-12]。含
量次高的是 Cu，再次是 Cr，而毒性较大的元素 Cd、
Ni、Hg含量在 100 mg·kg-1范围内。污泥消解液中重
金属 Cu、Zn含量已大于《农用污泥中污染物控制标
准》，因此不能满足污泥农用的要求。
2.2 未热解污泥的重金属形态分布
根据 BCR法，污泥中的重金属通过连续的提取
2285
2012年 11月
表 2 样品中各重金属的形态分布（mg·kg-1干料）
Table 2 Fraction distribution of heavy metals in samples
花生壳添加量/% 热解温度/℃ 形态 Cd Cr Cu Zn Ni Pb
纯污泥 SS 未热解 F1
F2
F3
F4
0.292 3
0.365 5
0.318 4
0.687 5
9.398 8
3.103 4
155.624 4
11.620 0
8.926 1
60.832 2
479.122 0
51.687 2
688.188 2
379.672 5
310.113 5
179.317 5
23.666 1
17.093 5
18.091 8
6.174 0
2.019 8
0.827 2
40.657 5
51.431 1
纯污泥 SS 600 F1
F2
F3
F4
0.023 6
0.002 5
0.021 0
0.856 9
0.661 2
6.547 1
9.802 6
160.289 3
6.604 7
12.780 3
103.334 7
422.256 4
6.764 4
323.486 1
103.203 1
920.684 6
0.416 0
8.850 0
7.941 9
42.518 0
0.129 5
3.636 5
2.621 2
83.532 6
纯花生壳 HS 未热解 F1
F2
F3
F4
0.001 1
0.013 1
0.008 9
0.052 0
0.008 9
0.052 6
10.312 8
1.602 9
0.133 9
1.327 0
2.403 0
12.895 0
0.274 2
0.493 0
1.863 1
0.182 2
0.001 3
0.027 9
0.072 2
1.139 3
0.001 0
0.006 9
0.011 7
0.295 0
20 500 F1
F2
F3
F4
0.020 1
0.094 4
0.203 6
0.961 5
0.987 8
2.298 2
31.692 6
113.006 0
4.485 4
8.262 5
156.102 5
287.346 1
9.654 4
243.027 1
317.938 0
703.117 7
3.636 7
4.902 0
13.603 6
40.275 0
1.841 4
2.220 3
16.799 5
70.477 6
20 600 F1
F2
F3
F4
0.015 9
0.013 9
0.019 9
0.983 3
0.678 4
5.417 4
9.765 4
140.065 1
4.184 1
14.146 2
99.123 3
320.981 3
3.589 9
350.019 9
137.097 6
721.065 6
0.544 9
9.105 4
7.865 1
39.988 4
0.298 2
2.504 0
4.599 6
64.119 1
20 700 F1
F2
F3
F4
0.030 9
0.048 9
0.062 4
0.538 9
0.618 8
0.929 1
3.859 8
153.198 2
5.888 2
9.081 8
90.451 1
312.135 1
3.598 6
169.232 3
124.950 1
871.307 7
0.302 4
5.179 6
16.927 2
30.891 1
2.217 6
1.273 5
0.965 6
62.073 6
50 500 F1
F2
F3
F4
0.085 8
0.061 7
0.193 9
0.611 3
0.713 9
3.119 2
29.946 4
87.571 7
7.151 4
6.555 4
124.486 3
215.126 4
5.193 6
189.211 5
274.433 4
615.326 9
0.379 0
4.814 1
9.664 5
33.156 3
1.007 2
1.185 9
16.311 1
57.019 0
50 600 F1
F2
F3
F4
0.012 0
0.032 9
0.114 7
0.690 5
0.494 6
6.131 8
5.619 3
102.645 0
3.988 8
16.952 5
67.975 7
231.664 9
3.287 5
290.595 7
126.219 2
593.362 1
0.257 3
8.765 5
7.285 9
32.275 1
0.338 7
2.215 6
1.126 1
59.060 3
50 700 F1
F2
F3
F4
0.037 0
0.023 0
0.037 5
0.371 6
0.715 7
1.300 5
3.533 6
105.108 9
7.097 2
5.897 6
67.211 1
211.791 0
2.289 4
131.157 7
106.297 4
604.473 3
0.262 9
4.416 2
5.763 6
30.517 7
1.805 3
1.524 4
0.842 2
48.613 8
分为酸溶态、可还原态、可氧化态和残渣态 4种。其
中，酸溶态重金属主要与可交换的吸附离子和碳酸盐
结合，在环境中有很强的迁移能力；可还原态重金属
主要与 Fe-Mn氧化物结合，在还原条件下这部分金
属易于被铁锰氧化物解吸出来，因而具有较高的生物
有效性和迁移能力；可氧化态重金属主要与有机物及
硫化物结合，在氧化条件下部分有机物分子会发生降
解作用，从而导致金属元素溶出；而残渣态重金属主
要与硅酸盐矿物和结晶铁镁氧化物等结合，性质非常
稳定，在环境中的迁移能力很弱。可交换态和可还原
态两种形态易于迁移和被植物所利用，为不稳定形
态；可氧化态和残渣态为稳定态。
表 2为不同原料比与不同温度条件下制取的污
泥活性炭的重金属的形态分布，酸溶态、可还原态、可
氧化态和残渣态分别用 F1、F2、F3、F4表示。由表 2可
知，在未热解的纯污泥中，Zn含量是最高的，且主要以
不稳定态存在，反映出污泥中的 Zn具有较强的生物
可利用性和迁移性；Ni的酸溶态和可还原态所占比例
赵晶晶，等：城市污泥与花生壳制活性炭的重金属形态分析及生态风险评价2286
第 31卷第 11期 农 业 环 境 科 学 学 报
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0
Cu
形
态
分
布
图 1 各重金属在不同样品中的形态分布
Figure 1 Fraction distribution of heavy metals in samples
大于 50%，具有较强的迁移性；Cu和 Cr主要以可氧
化态存在，具有一定的迁移性；在所有形态中，Cd的
残渣态最多，但不稳定态的比例也不是很低，且 Cd的
毒性强，因此其对环境的潜在风险较大；Pb主要以残
渣态和可氧化态存在，其他化学形态含量很少，化学
性质相对稳定。
2.3 热解后的活性炭重金属形态分布
根据表 2的数据，计算各样品中各重金属的不同
形态所占的比例，作图 1。图 1显示了 600 ℃不同花
生壳添加量下制备后的活性炭各重金属形态分布的
变化和 20%的添加量不同温度下制备后的活性炭各
重金属形态分布变化。由图 1可看出，在同一热解温
度下重金属 Cr、Cu、Zn、Ni的形态含量随着花生壳添
加量的增加变化趋势基本一致，随着添加量的增
加，重金属的残渣态均略微的减少。对于 Cd、Pb来
说，从图中可得出在不同添加量下 Cd的稳定态都差
别不大，Pb却是在 50%添加量下残渣态略有增加。由
表 2的数据得知随着添加量的增加，重金属的总量明
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0
Cd
形
态
分
布
600℃以下 20%
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0
Cr
形
态
分
布
600℃以下 20%
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0
Zn
形
态
分
布
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0
Ni
形
态
分
布
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0
Pb
形
态
分
布
F4 F3 F2 F1
SS 50
%
60
0℃
50
0℃H
S 0% 20
% 0℃ 70
0℃ S
S
50
%
60
0℃
50
0℃H
S 0% 20
% 0℃ 70
0℃
600℃以下 20% 600℃以下 20%
SS 50
%
60
0℃
50
0℃H
S 0% 20
% 0℃ 70
0℃ S
S
50
%
60
0℃
50
0℃H
S 0% 20
% 0℃ 70
0℃
600℃以下 20% 600℃以下 20%
SS 50
%
60
0℃
50
0℃H
S 0% 20
% 0℃ 70
0℃ S
S
50
%
60
0℃
50
0℃H
S 0% 20
% 0℃ 70
0℃
2287
2012年 11月
表 3 潜在生态风险评价指标与分级关系
Table 3 Indices and grades of potential ecological risk assessment
显减少。
从整体趋势上看，不同花生壳添加量的活性炭，
其重金属形态分布随温度变化规律是一致的。从图 1
可看出，在 20%的添加量下通过热解后，重金属的稳
定性都比原污泥的明显增加，但不是所有金属都随着
温度的升高稳定性逐渐增强。值得注意的是，Cd、Cr
在 700℃热解后，F1、F2形态较之 600℃都有所增加。
其原因一个是 Cd沸点低，在高温下易挥发，700 ℃时
的总量明显少于 600℃的，另一个可能与重金属的形
态特性有关。通过热解后 Cu、Pb由可氧化态向残渣态
转变，产生这个形态变化的原因可能是在高温过程中，
大部分有机物被氧化分解，金属硫化物也发生氧化，从
而致使重金属以更稳定的形式存在。Zn、Ni原主要以
不稳定的形态存在，酸溶态和可还原态所占比例较高，
通过热解后酸溶态基本消失，残渣态所占比例明显增
加。综合来看，600℃是较为适宜的热解温度。这表明，
通过热解制备活性炭后，重金属的稳定性随着残渣态
含量的增加而增加。这与文献报道的污泥活性炭浸出
液中重金属离子浓度均未检出相符合，直接证明了由
于污泥活性炭制备炭化过程中，可溶性重金属离子转
化为难溶性重金属氧化物所致[5]。
2.4 污泥活性炭中重金属形态的潜在生态风险评价
瑞典科学家 Hakanson提出的重金属潜在生态风
险指数法（IR）[14]，基于若干个前提条件：（1）浓度条
件，IR值随着重金属元素污染程度的加重而增大；
（2）种类数条件，重金属污染具有加和性；（3）毒性条
件，毒性高的重金属对 IR具有更高的权重。对应指标
包括：单一金属污染系数 C if，不同金属生物毒性响应
因子 T if，单一金属潜在生态风险因子 E ir，重金属潜
在生态风险指数 IR。
C if =Wis /Win E ir =T if C if IR=∑E ir
式中：W is为本实验中选择重金属的实测浓度的不稳
定态的总和（即酸溶态和可还原态）；W in为广东省土
壤背景值[15]，Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb的广东省土壤背景
值含量分别为 0.09、56.35、17.65、49.71、17.80、35.87
mg·kg-1。
据报道[16]，重金属生物毒性响应因子 T if值的顺序
为：Cd（30）>Cu（5）=Pb（5）=Ni（5）>Cr（2）>Zn（1）。
不同条件下制备的活性炭中重金属的潜在生态
风险评价的各项指标结果见表 4。20%花生壳添加量
在 500、600、700 ℃的条件下制备的样品分别用 1、2、
3表示，同样 50%的添加量下温度由低到高制备的样
品依次表示。
根据重金属潜在生态风险评价结果，花生壳添加
量为 20%、热解温度为 600℃时的样品 2风险指数最
小，属于轻微生态风险。虽然样品 2的重金属 Cr、Cu、
Zn、Ni的单项潜在生态风险系数在 6个样品中具有
最高或次高的风险系数，但其数值都小于 10，属于轻
微生态风险。在对污泥中重金属未进行前处理的情况
下，根据单一元素潜在的风险评价来说，Cd的单一金
表 4 样品中重金属的潜在生态风险系数和潜在生态风险指数
Table 4 The potential ecological risk factor and risk index of heavy metals in samples
单项潜在生态风险系数 E ir 潜在生态风险指数 IR 潜在生态风险程度
E ir ＜10
10≤E ir ＜20
20≤E ir ＜40
40≤E ir ＜80
E ir≥80
IR＜30
30≤IR＜60
60≤IR＜120
IR≥120
轻微
中等
高
很高
极高
样品
单项潜在生态风险系数 E ir 潜在生态
风险指数 IR
潜在生态
风险程度Cd Cr Cu Zn Ni Pb
1
2
3
4
5
6
38.10
9.93
26.60
49.17
14.97
20.00
0.12
0.22
0.05
0.14
0.23
0.07
3.60
5.19
4.24
3.88
5.93
3.96
5.08
7.11
3.48
3.91
5.91
2.68
2.40
2.71
1.54
1.46
2.53
1.31
0.55
0.39
0.49
0.30
0.36
0.46
49.85
25.56
36.40
58.86
29.94
28.50
中等
轻微
中等
中等
轻微
轻微
赵晶晶，等：城市污泥与花生壳制活性炭的重金属形态分析及生态风险评价2288
第 31卷第 11期 农 业 环 境 科 学 学 报
属生态潜在风险因子几乎均大于 10，所以在污泥资
源化利用时应重视。
3 结论
（1）污泥中重金属 Zn含量最高，其次为 Cu。污泥
中 Zn、Ni、Cd以不稳定态存在，Cr、Cu、Pb相对稳定性
较好。
（2）热解后，重金属形态的稳定性明显增加，同文
献报道的污泥活性炭浸出液中重金属未检出一致，符
合活性炭应用标准。热解温度对重金属的形态影响较
大，值得注意的是，Cd、Cr在 700 ℃热解后，不稳定态
较之 600℃都有所增加。故制备活性炭可能的适宜温
度为 600℃。
（3）所研究的污泥在制活性炭过程中可得出重金
属元素的形态稳定性明显增强，为污泥活性炭的安全
性应用提供了一定的科学依据，也为后续更系统的发
现污泥制活性炭过程中重金属的迁移转化规律提供
基础理论。在今后的研究中，有必要探索制定出一套
合理的污泥活性炭的重金属控制标准。
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