城市污泥焚烧渣中重金属的浸出特性

CHEMICAL INDUSTRY AND ENGINEERING PROGRESS 2017年第36卷第6期
·2304·
化 工 进
展
城市污泥焚烧渣中重金属的浸出特性
方平，唐子君，钟佩怡，黄建航，曾文豪，岑超平
（环境保护部华南环境科学研究所，广东 广州 510655）
摘要：城市污泥焚烧渣中重金属种类较多、浓度较高，随意处置存在环境生态风险。

本文在对污泥及其焚烧渣中重金属形态进行分析的基础上，模拟实际酸雨条件，开展污泥焚烧渣中重金属的浸出特性研究。

实验结果表明，与污泥相比焚烧渣中各重金属的残渣态比例显著增大，有效态、有机结合态比例大幅减小，但各重金属的铁锰氧化态比例仍然较高（18%～65%），可迁移性和潜在生态风险较大。

静态浸出实验发现灰渣中大部分重金属的浸出率随着浸出时间的延长、液固比的增加、pH 和粒径的减小而增大，其中pH 的影响最为显著。

动态淋溶实验表明降低淋溶液pH 、延长淋溶时间各重金属的浸出总量增加，动态淋溶过程中各重金属浸出率要明显高于静态浸出率；各重金属的浸出主要集中在前三年，浸出量占其总浸出量的50%～100%，其中As 、Zn 、Cr 、Cd 、Pb 的浸出比例较高，其整体浸出能力与重金属形态分析结果较为一致，需重点关注。

在上述实验基础上，结合资料分析，提出适合我国国情的污泥焚烧渣处置建议。

关键词：污泥焚烧渣；重金属；形态分析；浸出特性
中图分类号：X511 文献标志码：A 文章编号：1000–6613（2017）06–2304–07 DOI ：10.16085/j.issn.1000-6613.2017.06.048
A study on leaching characteristics of heavy metals in sludge
incineration slag
F AN
G Ping ，TANG Zijun ，ZHONG Peiyi ，HUANG Jianhang ，ZENG Wenhao ，CEN Chaoping
（South China Institute of Environmental Sciences ，Ministry of Environmental Protection ，Guangzhou 510655，
Guangdong ，China ）
Abstract ：There are many kinds of heavy metals with higher concentration in sludge incineration slag. Disposal of slag will cause environmental and ecological risks. Based on the speciation analysis of heavy metals in sludge and its incinerated slag ，the leaching characteristics of heavy metals in slag were studied at simulated actual acid rain conditions. The results showed that ，compared with the sludge ，the proportion of the residual fraction of heavy metals in the slag was significantly increased. The proportions of effective fraction and organic fraction of heavy metals were significantly reduced. But the proportion of iron-manganese oxide fraction of heavy metals was still high （18%—65%）. So the transferability and potential ecological risk of heavy metals in the slag was high. As a result of static leaching experiments ，the leaching rates of most heavy metals in the slag increased with the increase of leaching time and liquid-solid ratio ，and increased with the decreasing solution pH and particle size. Among the factors, the solution pH had a significant effect on the leaching of heavy metals. As a result of dynamic leaching experiments ，the total leaching of heavy metals increased with
第一作者：方平（1982—），男，博士，副研究员，主要研究方向为
大气污染控制和固体废物处置。

E-mail ：******************。

联系人：岑超平，研究员，主要研究方向为大气污染控制和固体废物处置。

E-mail ：*********************。

收稿日期：2016-10-18；修改稿日期：2016-12-14。

基金项目：广州市珠江科技新星项目（201610010150）、广东省自然科学基金（2015A030310344）及广东省科技计划项目（2015A020220008，2014A020216015）。

第6期方平等：城市污泥焚烧渣中重金属的浸出特性·2305·
the decrease of solution pH，and leaching time. The leaching rates of heavy metals were significantly higher than those of static leaching rates. The leaching of heavy metals mainly concentrated in the first three years，50%—100% of total leaching. The leaching rates of As，Zn，Cr，Cd and Pb were higher.
Results were consistent with the heavy metal speciation analysis. Finally，the suggestion for the treatment of sludge incineration slag was proposed based on literature and experimental phenomena.
Key words：sludge incineration slag；heavy metal；speciation analysis；leaching characteristics
近年来，随着我国城市污水处理能力和处理率的不断提高，加上污水处理程度的深化，污水处理厂产生的污泥量日益增加，目前已超过3000万吨/年（含水率80%脱水污泥）[1]。

由于污泥成分复杂，含有诸如重金属、有机物、寄生虫卵、细菌等有害物质[2]，因此如何实现污泥经济、高效、安全处置备受各界关注。

在常见的污泥处置方法中，焚烧法具有减量化和无害化程度高、处理速度快、能源再利用等优点[2-3]，是污泥无害化处置的主要发展方向之一，越来越受到世界各国的青睐。

目前，国际上针对污泥焚烧处置技术的研究主要集中在焚烧工艺、设备和烟气污染控制技术等方面[4-8]，而对污泥焚烧灰渣处置技术的研究相对较少。

由于污泥含有种类众多的重金属，焚烧之后绝大部分难挥发的重金属残留在焚烧渣中，而易挥发的重金属大部分富集在飞灰中[9-10]，因此对于焚烧灰渣处置方式的选择需要重点考虑重金属的影响。

目前在灰渣处置方面，国内一般将污泥焚烧飞灰作为危险固体废物处理，处置严格，而对污泥焚烧渣一般采用卫生填埋、建材处理或抛弃等。

由于污泥焚烧渣中重金属种类较多、浓度较高，当外界环境pH或氧化还原条件等发生变化时易导致重金属大量浸出，造成土壤、水体重金属污染，因此污泥焚烧渣的不当处置存在较高的环境风险。

目前国内外针对污泥焚烧渣的处置主要集中在其资源化利用方面[11-13]，而在污泥焚烧渣中重金属的存在形态及其浸出特性方面的研究相对较少[14-15]。

由于实际环境条件下污泥焚烧渣中重金属的浸出特性、生物毒性和有效性与其物理化学形态密切相关，因此本文在对污泥及其焚烧渣中重金属形态进行分析的基础上，模拟实际酸雨条件，对污泥焚烧渣中各重金属的浸出特性进行研究，同时结合资料分析，提出污泥焚烧渣处置建议，为我国污泥焚烧渣的最终处置提供参考。

1 实验部分
1.1 实验药剂、仪器
主要实验药剂：HCl、HNO3、HF、HClO4（分析纯，广州化学试剂厂）；KCl、CaCl2、NH4Cl等（分析纯，广州化学试剂厂）。

主要实验仪器：双道原子荧光光度计（AFS-3100，北京科创海光）；电感耦合等离子发射光谱仪（ICP-OES710，美国安捷伦）；水浴恒温振荡器（SHA-B，江苏金坛市亿通电子）；管式电炉（CVD-12IH-3Z/G，天津中环）。

1.2 污泥焚烧渣制备
实验所用污泥取自广州市某城市污水厂，为含水率76%～79%的脱水污泥。

脱水污泥经自然晒干后含水率降到10%以下，置于干燥器中保存、待用。

污泥焚烧渣制备：取一定量干污泥置于高温管式炉中，于900℃焚烧60min，冷却研磨过20目筛。

污泥焚烧渣产率约为0.6g渣/g干泥，最后将渣置于干燥器中保存、待用。

1.3 分析方法
采用HCl-HNO3-HF-HClO4四酸消解法[16]消解污泥、渣样品，制得溶液后采用原子荧光光度计测量溶液中As、Hg浓度，采用ICP-OES测量溶液中其他重金属浓度。

其他溶液中重金属采用相同方法测定。

参考《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》（HJ 557—2010）和美国TCLP方法开展污泥焚烧灰渣重金属浸出实验。

针对污泥、灰渣重金属形态分析，本文采用Tessier方法修正的七步顺序提取法来提取和分析污泥及灰渣中重金属的存在形态[17]。

1.4 实验方案
1.4.1 模拟酸雨的确定
重金属浸出特性实验主要分为静态浸出实验和动态淋溶实验两部分，两部分实验均涉及到浸提剂“酸雨”的选择。

为了反映实际的环境条件，要求模拟酸雨的化学组分应与自然降水的化学组分相近。

由于近年来我国的酸雨类型逐渐从“硫酸型”向“硫酸-硝酸复合型”转变，因此模拟酸雨中应存在一定比例的硫酸根和硝酸根，其比例确定过程如下所述。

化工进展 2017年第36卷·2306·
根据广东省2015年环境状况公报显示，2015年广东省城市SO2年平均浓度为0.013mg/m3，NO2年平均浓度为0.027mg/m3。

全省21个地级市降水pH均值范围在4.5～6.39之间，年平均降水pH为5.16，也有少数重酸雨区（清远、佛山、阳江、深圳，4个市降水pH均值小于4.5或降水pH均值介于4.5～5.0，且频率＞50%），部分时段降雨pH甚至达到3.0。

假设空气中的SO2、NO2在降雨过程中全部氧化生成硫酸根、硝酸根，反应方程见式(1)和式(2)，则降雨中硫酸根、硝酸根的摩尔比约为0.5∶1，属于混合型酸雨。

2SO2+2H2O+O2—→2H2SO4(1) 3NO2+H2O—→2HNO3+NO (2) 根据广东省的降水和酸雨情况，实验过程中选择模拟酸雨的pH为5.1。

同时考虑实际过程中NO2较SO2难溶于水，选择模拟酸雨中硫酸根、硝酸根的摩尔比为1∶1。

模拟酸雨的配制：在每升蒸馏水中加入l.0mL 电解质母液，然后用混合酸调节到预定的pH。

混合酸的配制：按硫酸、硝酸摩尔比1∶1配制。

电解质母液的配制：3.7gKCl+1.55gCaCl2+1.40gNH4Cl+ 500mL蒸馏水。

1.4.2 静态实验过程
静态实验主要模拟污泥焚烧渣在实际环境中被酸雨浸泡之后各重金属的实际浸出情况，选择模拟酸雨的pH为5.1，具体考察浸出时间、液固比、酸雨pH、灰渣粒径等对重金属浸出特性的影响。

1.4.3 动态淋溶实验过程
动态淋溶实验装置见图1。

该装置主要分为模拟酸雨系统、淋溶柱、淋出液收集系统。

模拟酸雨系统由模拟酸雨储罐、蠕动泵组成。

淋溶柱为两端开口的石英玻璃管，尺寸为内径3.0cm，高30cm，实验过程中淋溶柱底端用200目的尼龙网包裹3层以起过滤拦截作用，同时为了固定灰渣和均匀布水正常工况下淋溶柱由下而上装填2cm石英砂（分析纯）、10cm灰渣、3cm玻璃珠（直径约3mm）。

淋出液收集系统为一组2L的带阀玻璃瓶。

酸雨量的确定：根据2013—2015年广东省气候监测公报，近三年全省平均年降水量1874.9mm。

图1 动态淋溶实验装置图
如不考虑蒸发量等损失，则落在直径为3.0cm面上的降水体积为187.49×3.14×1.5×1.5=1.32L，即实验装置需要模拟酸雨量为1.32L。

实验开始时调节蠕动泵转速保持淋溶速率约1.8mL/min，从第一滴液体滴入淋溶柱时开始计时，整个过程持续约12h，结束之后取样分析溶液pH 和各重金属浓度。

随后静置12h，重复上述过程，连续7次，相当于经过7年酸雨淋溶。

按照上述步骤，选取模拟酸雨pH分别为3.0和5.1，做对比试验。

2 结果与讨论
2.1 污泥及其焚烧渣中重金属组成及形态分析
污泥及其焚烧渣中主要重金属种类和浓度见表1。

分析表明污泥中存在的重金属种类较多，浓度较高[18]，其中Hg、As、Cd、Pb、Co、Mn、Ni、Zn、Cu、Cr是浓度较高、环境风险较大的重金属。

在污泥焚烧过程中各重金属的迁移转化特性明显不同，根据表1数据可将污泥中重金属划分为四类，其中：Hg属极易挥发重金属，焚烧之后灰渣中无残留；As、Cd、Pb的残留率（渣中重金属含量与污泥中重金属含量比值）在2%～12%之间，属易挥发重金属；Co、Mn、Ni、Zn、Cu的残留率在40%～50%之间，属中等挥发重金属；Cr在渣中出现富集现象，属难挥发重金属。

由表1数据可知，污泥焚烧渣中含有较高浓度的重金属，存在较大的潜在生态风险。

由于重金属
表1 污泥及渣中重金属种类及浓度单位：mg·kg–1
样品As Cd Co Cr Cu Mn Ni Pb Zn Hg 污泥91.306 86.851 43.356 693.515 3959.105 3985.516 322.573 177.668 1823.399 12.050
焚烧渣 3.252 9.576 27.549 1004.656 3295.829 2251.239 219.850 35.047 1035.349 0.000
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在环境中的累积、迁移、转化及其生物毒性与重金属形态密切相关，为此对污泥及其焚烧渣中主要重金属存在形态进行分析，结果见图2、图3。

图中“-S”代表污泥中重金属、“-A”代表焚烧渣中重金属。

由图2、图3可知，污泥经过焚烧后灰渣中各重金属的存在形态发生明显变化，残渣态所占比例显著增大，有效态（包括水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态）、有机结合态（包括强有机结合态、腐植酸结合态）所占比例大幅减小。

与污泥相比，渣中重金属稳定性增强，迁移性、生物可利用性和环境风险显著降低。

但焚烧渣中各重金属的铁锰氧
图2 污泥及其焚烧渣中重金属形态分析
图3 污泥及其焚烧渣中重金属形态分析化态所占比例仍然较高，为18%～65%，且部分重金属还含有一定量的有效态，上述形态重金属在酸雨和酸性土壤背景下，具有潜在迁移性，存在一定的环境风险，因此焚烧渣的安全处置需加以关注。

2.2污泥焚烧渣中重金属的静态浸出特性
静态浸出实验主要考察不同浸出时间、液固比、酸雨pH、灰渣粒径等对渣中重金属浸出特性的影响，采用pH为5.1的模拟酸雨作为浸提剂，实验结果如下所述。

2.2.1 浸出时间的影响
称取灰渣10g，按液固比20∶1量取所需液体，开展浸出实验，浸出时间分别为4h、8h、12h、16h，20h、24h，取样分析，结果见表2。

由表2可见，除Ni外，其他几种重金属浸出量均随浸出时间的延长而增大，但整体浸出浓度都很低。

实验过程中Ni无浸出，表明渣中Ni以稳定的形态存在，在自然环境条件下可迁移性和生态风险小，这与Ni的形态分析结果非常吻合（Ni主要以残渣态形式存在）。

与其他元素相比，Cr、Zn的浸出量较高，主要在于其存在一定比例的有效态，同时在渣中的绝对含量较高。

考虑渣中各重金属绝对量，计算得出As、Cd、Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn的24h浸出质量分数分别为22.04%、0.17%、0.19%、2.08%、0.02%、0、0、0.31%、0.23%。

可见各重金属的浸出能力大小排序为：As＞Cr＞Pb＞Zn＞Co＞Cd＞Cu＞Mn≈Ni。

因此，实际处置过程中需要重点关注污泥焚烧渣中As、Cr、Pb、Zn这4种重金属的浸出。

2.2.2 液固比的影响
称取灰渣10g，分别按液固比10∶1、20∶1、30∶1、40∶1、50∶1、60∶1量取所需液体，开展浸出实验，浸出时间固定为24h，取样分析，结果见表3。

可见，除Ni外其余重金属浸出量均随着液固比的增加而增大，其中As、Pb浸出量随液固比的增加增长最快，如当液固比从20∶1增
表2 不同浸出时间灰渣中重金属浸出浓度单位：mg·kg–1
时间As Cd Co Cr Cu Mn Ni Pb Zn 4h 0.000 0.010 0.000 19.26 0.330 0.015 0.000 0.000 1.357 8h 0.000 0.010 0.000 19.65 0.355 0.015 0.000 0.000 1.554 12h 0.361 0.010 0.000 19.83 0.357 0.015 0.000 0.000 1.763 16h 0.535 0.011 0.033 20.21 0.371 0.019 0.000 0.086 1.779 20h 0.631 0.014 0.037 20.50 0.444 0.019 0.000 0.101 1.826 24h 0.739 0.016 0.052 20.86 0.496 0.019 0.000 0.108 2.344
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表3 不同液固比灰渣中重金属浸出浓度单位：mg·kg–1液固比As Cd Co Cr Cu Mn Ni Pb Zn 10∶1 0.315 0.012 0.000 18.10 0.287 0.007 0.000 0.041 1.780 20∶1 0.739 0.016 0.052 20.86 0.396 0.019 0.000 0.108 2.344 30∶1 0.973 0.018 0.053 21.12 0.410 0.028 0.000 0.200 2.650 40∶1 1.368 0.025 0.062 21.67 0.418 0.026 0.000 0.502 2.837 50∶1 1.426 0.029 0.075 22.60 0.436 0.033 0.000 0.499 3.014 60∶1 1.729 0.031 0.085 23.33 0.441 0.034 0.000 0.888 3.376
加到60∶1时，As、Pb浸出量分别增长超过3倍和8倍，而其他重金属较为稳定，浸出量随液固比增加缓慢增大。

因此焚烧渣中As、Pb最不稳定。

2.2.3 浸提剂pH的影响
称取灰渣10g，按液固比20∶1量取所需液体，浸提剂pH变化为1、3、5、7、9、11，浸出时间固定为24h，取样分析，结果见表4。

由表4可见，随着浸提剂pH的减小，各重金属浸出量显著增加，表明酸性条件会促进污泥灰渣中重金属的迁移，不利于重金属的稳定，增加灰渣中重金属的浸出和生态风险。

而碱性条件有利于重金属的稳定，降低其可迁移性和生态风险。

但是Zn 的迁移特性与其他重金属不同，从表4可见随着浸提剂pH值的增加Zn浸出量先减小后增大，分析原因主要和Zn的两性特性有关，强酸条件和强碱条件均有利于Zn的溶解析出。

2.2.4 粒径的影响
分别称取10目、20目、100目的灰渣10g，按液固比20∶1量取所需液体，开展浸出实验，浸出时间固定为24h，取样分析，结果见表5。

由表5可见，灰渣粒径越小在相同浸提条件下重金属浸出量越大，尤其是Ni，当灰渣粒径减小后浸出量明显增大。

分析原因主要在于颗粒物粒径越小，相同量灰渣与吸收液接触的比表面积越大，吸收液与各重金属接触反应机率增大，使得重金属浸出浓度增加。

研究表明随着灰渣粒径的减小，重金属的可迁移性和潜在生态风险增大，因此实际处置中应尽量避免将灰渣粉碎之后处置。

2.3污泥焚烧渣中重金属的动态浸出特性
根据广东省的降水和酸雨情况，实验过程中选择模拟酸雨（淋溶液）pH分别为3.0和5.1，在图1所示装置上开展不同淋溶液pH下污泥焚烧灰渣重金属动态浸出实验。

每次实验中污泥渣使用量为50g，粒径为20～30目，实验结果见表6。

由表6可见，随着淋溶次数的增加，在相同淋溶时间间隔内（12h）除Pb、Zn外各主要重金属的浸出量均呈减小趋势，而Pb、Zn的单次浸出量随次数增加无明显规律。

淋溶液pH对重金属的浸出影响很大，低pH条件有利于灰渣中各重金属的浸出，尤其是对处于稳定形态的重金属影响更大，如Cu、Mn、Ni这3种重金属在灰渣中主要以残渣态
表4 不同浸提剂pH下灰渣中重金属浸出浓度单位：mg·kg–1
pH As Cd Co Cr Cu Mn Ni Pb Zn
1 2.123 0.216 3.691 24.24 424.4 245.0 11.51 1.205 953.4
3 1.227 0.083 0.237 21.41 0.600 0.063 0.000 0.789 8.379
5 0.739 0.01
6 0.052 20.86 0.396 0.019 0.000 0.108 2.344
7 0.317 0.011 0.042 19.36 0.441 0.008 0.000 0.065 3.145
9 0.201 0.007 0.044 18.08 0.367 0.006 0.000 0.020 9.354 11 0.000 0.009 0.000 17.93 0.322 0.005 0.000 0.000 81.81
表5 不同粒径下灰渣中重金属浸出浓度单位：mg·kg–1
粒径As Cd Co Cr Cu Mn Ni Pb Zn 10目0.525 0.009 0.043 19.05 0.280 0.011 0.000 0.093 2.104 20目0.739 0.016 0.052 20.86 0.396 0.019 0.000 0.108 2.344 100目0.887 0.016 0.109 24.31 0.834 0.012 0.279 0.658 2.810
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表6 不同淋溶液pH时灰渣中重金属浸出浓度单位：mg·kg–1重金属淋溶液pH 第一年（12h）第二年（24h）第三年（36h）第四年（48h）第五年（60h）第六年（72h）第七年（84h）
As 3 0.69 0.32 0.2 0.14 0.1 0.06 0.06
5.1 0.59 0.31 0.11 0.09 0.06 0.03 0.01
Cd 3 0.7 0 0 0 0 0 0
5.1 0.23 0 0 0 0 0 0
Co 3 0.46 0.3 0.15 0.11 0.06 0.04 0
5.1 0.11 0 0 0 0 0 0
Cr 3 64.52 37.75 21.42 13.3 8.26 5.25 5.25
5.1 31.2 10.32 5.16 2.09 2.06 1.05 1.03
Cu 3 40.72
20.92
12.7 6.14 6.04 5.3 4.57
5.1 0.24 0.11 0.04 0 0 0 0
Mn 3 27.61 11.41 7.23 2.78 3.38 3.56 3.68
5.1 0.15 0.12 0.11 0.05 0.04 0.03 0.03
Ni 3 1.83
0.44
0.22 0 0 0 0
5.1 0.14 0 0 0 0 0 0
Pb 3 1.27 1.87 1.82 1.12 0 0 0
5.1 0 0 0.67 0.11 0.05 0.01 0
Zn 3 12.25 20.14 32.53 28.24 17.11 9.93 2.84
5.1 0.97 4.75 13.97 7.02 2.91
6.82 10.23
等稳定形式存在，且各残渣态所占比例Cu＜Mn＜Ni，
当淋溶液pH从5.1减小到3时，其总浸出量分别增
加近250倍、110倍和18倍，与3种重金属的形态
分析吻合较好。

此外，研究表明灰渣中重金属的浸
出主要集中在前3次（前3年），各重金属前3年
的浸出量分别约占其总浸出量的50%～100%，尤其
是Cd、Ni仅在第一年有浸出，随后各重金属的浸
出量明显减少，因此实际处置中需重点关注前3年
的灰渣重金属浸出风险。

灰渣经过7次（7年）淋溶之后各重金属的浸
出总量见表7。

可见淋溶液pH对重金属的浸出影响
显著，酸性条件有利于重金属的浸出，且随着酸性
增加浸出量增大。

在研究的9种重金属中As、Zn、
Cr、Cd、Pb的浸出比例较高，其整体浸出能力大小
表7 不同pH条件下灰渣中重金属浸出量和浸出率
重金属
原始浸出
量/mg·kg–1
pH=3浸出
量/mg·kg–1
pH=5.1浸出
量/mg·kg–1
pH=3
浸出率/%
pH=5.1
浸出率/%
As 3.25 1.57 1.21 48.31 37.23 Cd 9.576 0.7 0.23 7.31 2.40 Co 27.55 1.12 0.11 4.07 0.40 Cr 2004.7 155.75 52.91 7.77 2.64 Cu 3295.8 96.39 0.39 2.92 0.012 Mn 2251.2 59.65 0.53 2.65 0.024 Ni 219.85 2.49 0.14 1.13 0.064 Pb 35.05 6.08 0.84 17.35 2.40 Zn 1135.3 123.04 46.67 10.84 4.11 与重金属形态分析结果较为一致，需重点关注。

此外由于焚烧渣中重金属Mn、Cu含量较高，其绝对浸出量也较大，也需加强关注。

将动态淋溶实验结果与静态浸提实验结果进行对比分析，发现动态实验各重金属浸出率要明显高于静态浸出率，一方面在于淋溶液用量较多，且淋溶液pH始终保持不变；另一方面不断更新的颗粒物表面增加了各重金属与淋溶液的接触机率促进其浸出。

2.4污泥焚烧渣处置建议
实验表明污泥焚烧渣中重金属种类较多、浓度较高，且存在一定比例的有效态和铁锰氧化态，在模拟酸雨条件下渣中重金属存在向环境迁移的趋势。

因此采用直接抛弃或用作填坑、铺路建材使用时存在较严重的重金属污染潜在生态风险。

此外，相关研究表明[19-20]，污泥及其焚烧渣中含有较高组分的CaO、SiO2、Al2O3、Fe2O3、MgO 和K2O等，其成分和硅质、铝质原料比较相近，因此可将污泥焚烧渣用于水泥、陶瓷砖等建筑材料生产，替代部分硅质、铝质原料，做到资源回用。

同时由于上述建材生产过程中的高温环境可充分熔融、固化灰渣中的重金属，因此能有效避免灰渣中重金属的二次污染。

为此，首先建议将污泥焚烧渣用作水泥、陶瓷砖等建筑材料生产，其次是卫生填埋，严禁将污泥灰渣随意抛弃或简单的用作填坑、铺路建材使用。

化工进展 2017年第36卷·2310·
3 结论
本文对城市污泥焚烧渣中重金属浸出特性进行了实验研究，结果表明污泥经过焚烧之后，渣中仍含有较高比例的铁锰氧化态（18%～65%），且部分重金属还含有一定量的有效态，在酸雨和酸性土壤背景下，具有潜在迁移性，存在一定的环境风险。

静态浸出实验表明浸出液pH、浸出时间、液固比、渣粒径等因素对渣中重金属的浸出具有重要影响，其中pH的影响最为显著，表明酸性条件不利于重金属的稳定，将会增加灰渣的环境生态风险。

动态淋溶过程中各重金属浸出率要明显高于静态浸出率，且随着淋溶液pH的降低各重金属的浸出量显著增加。

进一步研究发现重金属的浸出主要集中在前三年（占总量的50%～100%），其中As、Zn、Cr、Cd、Pb的浸出比例较高，需重点关注。

结合文献资料，建议将污泥焚烧渣用作水泥、陶瓷砖等建材生产或是进行卫生填埋，严禁将其随意抛弃或简单的用作填坑、铺路使用。

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