李昕，楊早，鐘欣茹，韓昊軒，莊緒寧，白建峰，董濱，3，徐祖信

（1 同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092；2 上海第二工業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院, 上海 201209；3 中國長江三峽集團(tuán)有限公司長江生態(tài)環(huán)境工程研究中心，北京100038）

污水污泥（以下簡稱污泥）是廢水處理的副產(chǎn)品，理論上可富集高達(dá)進(jìn)水中30%～40%的有機(jī)碳，85%～95%的總磷以及20%～30%的總氮[1-2]。研究發(fā)現(xiàn)污泥及其穩(wěn)定化產(chǎn)物中含有豐富的溶解性有機(jī)物（DOMs），能夠直接參與重金屬的絡(luò)合過程[3]。當(dāng)污泥產(chǎn)物施用于土壤時(shí)，DOMs可以絡(luò)合固定土壤中的重金屬，因此污泥穩(wěn)定化產(chǎn)物可以用于修復(fù)重金屬污染的土壤。將污泥作為礦山等重金屬超標(biāo)的土地修復(fù)基質(zhì)既有效利用污泥中的碳氮磷資源，又可利用污泥在生物穩(wěn)定化過程中產(chǎn)生的功能有機(jī)物絡(luò)合固定土壤中的可遷移態(tài)重金屬，實(shí)現(xiàn)污泥的資源化利用，近年來在南京、昆明、六安等地得到應(yīng)用[4-6]。

DOMs 與重金屬的絡(luò)合能力高度依賴于DOMs的結(jié)構(gòu)和組成，DOMs中的類腐殖質(zhì)物質(zhì)已被證明比類蛋白質(zhì)組分表現(xiàn)出更好的絡(luò)合能力[7-8]，污泥DOM 中腐殖質(zhì)在與重金屬的絡(luò)合中起主導(dǎo)作用[9]。作為污泥處理的重要生物技術(shù)，好氧堆肥可以將有機(jī)物質(zhì)轉(zhuǎn)化為相對穩(wěn)定的腐殖質(zhì)，增強(qiáng)產(chǎn)物對重金屬（Cd2+、Ni2+）的吸附能力[10-11]。超高溫堆肥由于獨(dú)特的嗜熱微生物群落而存在≥80℃的超高溫階段，最高溫度可超過90℃。研究表明，超高溫堆肥顯著提高了堆肥產(chǎn)品的腐熟度，腐殖化效果優(yōu)于傳統(tǒng)好氧堆肥[12]。因此超高溫堆肥成為一種具有前景的污泥處理生物技術(shù)，將污泥轉(zhuǎn)化為理想的穩(wěn)定化產(chǎn)物作為土壤改良劑。

Pb 是典型可遷移態(tài)重金屬之一，進(jìn)入土壤后會(huì)隨著地下水遷移，Pb 具有致癌、致畸和致突變的作用，會(huì)對人體中樞神經(jīng)中樞系統(tǒng)、消化系統(tǒng)、心血管系統(tǒng)以及腎臟等造成傷害[13]。腐殖質(zhì)作為與重金屬吸附的關(guān)鍵物質(zhì)，好氧發(fā)酵過程中腐殖質(zhì)的結(jié)構(gòu)、官能團(tuán)等會(huì)發(fā)生明顯的變化，因此評估堆肥產(chǎn)品中腐殖質(zhì)與重金屬的解吸或絡(luò)合是非常值得關(guān)注的。其中，腐殖質(zhì)主要包括胡敏酸（HA）和富里酸（FA），HA分子量較FA大，與金屬發(fā)生結(jié)合時(shí)形成的螯合效應(yīng)較多，故形成的復(fù)合物穩(wěn)定性較大[14-15]。迄今為止，關(guān)于超高溫堆肥不同時(shí)期樣品衍生的腐殖質(zhì)對典型可遷移態(tài)重金屬的絡(luò)合過程性能的研究較少。

綜上所述，本文分別以胡敏酸（HA）和Pb2+為作為污泥穩(wěn)定化產(chǎn)物中典型的DOM和重金屬，利用吸附試驗(yàn)對比研究來源于超高溫堆肥（HTC）、高溫堆肥（TC）不同時(shí)期樣品和生污泥（RS）的HA與Pb2+的絡(luò)合效應(yīng)，利用碳-13核磁共振（13C NMR）、傅里葉紅外二維相關(guān)光譜（FTIR-2DCOS）和移動(dòng)窗口二維相關(guān)（MW2D）分析，揭示堆肥中HA 與Pb2+絡(luò)合官能團(tuán)的變化，以期推動(dòng)超高溫堆肥產(chǎn)品應(yīng)用于重金屬污染土壤的潛在能力。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

生污泥取自某污水處理廠，使用前儲(chǔ)存在4℃冰箱中。小麥秸稈取自某農(nóng)產(chǎn)品加工廠，平均直徑為0.9～1cm，作為輔料以調(diào)節(jié)含水率。分別從超高溫堆肥廠和普通高溫堆肥廠收集腐熟料。實(shí)驗(yàn)材料的理化性質(zhì)如表1所示。

表1 實(shí)驗(yàn)材料的基本理化性質(zhì)

堆肥過程在實(shí)驗(yàn)室反應(yīng)器中進(jìn)行，每個(gè)反應(yīng)器在受控環(huán)境溫度下的總工作體積為75L。本研究預(yù)實(shí)驗(yàn)確定了原料的最佳配比，本研究中生污泥、小麥秸稈和腐熟料質(zhì)量比為69∶3∶28。每種混合物在反應(yīng)器中堆肥49 天，每7 天翻混一次。分別從HTC 和TC中獲得第7天、21天、35天、49天的樣品，并且使用堆肥原料RS 作為對照。所有樣品冷凍干燥、研磨過篩后，參照國際腐殖酸協(xié)會(huì)（IHSS）推薦的方法提取純化HA[16]。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 等溫吸附試驗(yàn)

用0.01mol/L NaNO3為背景電解質(zhì)，配制pH=4.0，質(zhì)量濃度分別為0、90mg/L、150mg/L、300mg/L、500mg/L、800mg/L 和1200mg/L 的Pb(NO3)2溶 液；利用分析天平準(zhǔn)確稱取0.0200g 胡敏酸，放置于50mL聚乙烯離心管中，將20mL上述不同質(zhì)量濃度的Pb(NO3)2溶液分別加入，然后在25℃、220r/min條件下振蕩24h，振蕩完后在8000r/min 離心20min，用0.45μm乙酸纖維濾膜過濾上清液，采用原子吸收法測定濾液中Pb2+濃度。由于HAs 與Pb2+的吸附主要為化學(xué)吸附過程，因此等溫吸附試驗(yàn)所得數(shù)據(jù)采用Langmuir模型進(jìn)行擬合[17-18]。

1.2.2 表征分析

13C NMR 實(shí)驗(yàn)是在Bruker AVANCE NEO 400 WB 光譜儀上進(jìn)行的，該光譜儀在13C 下以100.6MHz運(yùn)行，7.0mm雙共振MAS探頭用于實(shí)驗(yàn)，旋轉(zhuǎn)速率設(shè)置為5kHz。在13C NMR實(shí)驗(yàn)中，交叉極化時(shí)間為1.0ms，循環(huán)延遲設(shè)置為0.7s，采集時(shí)間為7ms。實(shí)驗(yàn)中使用TOSS 序列來抑制自旋邊帶。使用金剛烷校準(zhǔn)13C化學(xué)位移（δ=38.5）。

為了獲得Pb2+結(jié)合HAs 的組成和結(jié)構(gòu)變化信息，F(xiàn)TIR 光譜結(jié)合2DCOS 分析以Pb2+濃度作為外部擾動(dòng)進(jìn)行。一般的2DCOS 和MW2D 分析分析是使 用2D Shige 軟 件（Kwansei-GakuinUniversity,Japan）產(chǎn)生的。軟件中使用2DCOS 算法的信息已由Noda和Ozaki[19]解釋。選擇窗口的大小為3（2m+1）以產(chǎn)生清晰的MW2D光譜[20]。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

數(shù)據(jù)分析、等溫吸附曲線和二維紅外光譜的處理均使用OriginPro 2021軟件進(jìn)一步繪制。

2 結(jié)果與討論

2.1 HAs對Pb2+的吸附性能

為了探討HTC 和TC 不同時(shí)期樣品的HAs 對Pb2+的吸附特征，采用Langmuir 等溫吸附方程[式(1)]進(jìn)行研究。

式中，qe為吸附平衡時(shí)的吸附量，mg/g；qm為理論最大吸附容量，mg/g；Ce為平衡時(shí)的溶液濃度，mg/L；KL為Langmuir常數(shù)，L/mg。

圖1 和表2 分別記錄了等溫吸附擬合曲線和相應(yīng)的擬合參數(shù)。Langmuir 模型適用于分析化學(xué)吸附，因?yàn)榛瘜W(xué)吸附一般是單分子層吸附[21]。通過Langmuir 模型擬合結(jié)果可知，RS、TC 和HTC 不同時(shí)期的HAs對于Pb2+吸附曲線擬合參數(shù)有明顯差異（圖1 和表2）。邱勇等[22]研究了土壤胡敏酸對于Pb2+、Cu2+的吸附特性，結(jié)果表明其提取的胡敏酸對Pb2+的吸附符合Langmuir 模型；HAs 與重金屬的絡(luò)合效應(yīng)很大程度上取決于HAs 的結(jié)構(gòu)和組成[7]，Liu 等[12]研究發(fā)現(xiàn)，超高溫堆肥會(huì)增強(qiáng)HAs 的芳香化，即改變HAs 的性質(zhì)。因此，HTC 與TC 的HAs對于Pb2+的吸附擬合參數(shù)有差異，應(yīng)是因?yàn)镠TC與TC 的HAs 性質(zhì)不同。此外，對Langmuir 模型擬合中理論最大吸附量（qm）值進(jìn)行比較可知，HTC和TC 樣品的HAs 對Pb2+的最大吸附量會(huì)隨著堆肥進(jìn)行而逐漸增大，最終HTC 的堆肥產(chǎn)品（49 天）的qm高于TC。HTC和TC不同時(shí)期樣品衍生HAs的含量有較大差異[圖1(c)]，HTC 樣品衍生HAs 的含量高于TC，且均在21天時(shí)達(dá)到最高值。不同時(shí)期樣品衍生HAs對Pb2+的吸附量取決于HAs含量和qm的變化。如圖1(d)所示，單位干基的HTC不同時(shí)期樣品衍生HAs 對Pb2+的吸附量明顯高于TC，在21 天均達(dá)到最高值。在第21天樣品中，TC衍生HAs 對Pb2+的吸附量（以干基計(jì)）為17.3mg/g，HTC 衍生HAs 對Pb2+的吸附量（以干基計(jì)）為29.6mg/g，比TC 高70.7%。兩種堆肥衍生HAs 吸附量的差異可能是由于HTC促進(jìn)堆肥腐殖化進(jìn)程[12]，促進(jìn)鉛離子與胡敏酸表面或內(nèi)部氧原子形成較強(qiáng)的共價(jià)鍵[23]。不同來源的HAs 均含有多種官能團(tuán)結(jié)構(gòu)，其中羧基、羥基、酚羥基和酮等對重金屬具有較高親和力[24]。因此為了進(jìn)一步解釋HTC與TC的吸附差異，需要進(jìn)一步分析HAs 的官能團(tuán)差異、與Pb 結(jié)合時(shí)的官能團(tuán)變化。

圖1 HAs對Pb2+的吸附等溫線和吸附量

表2 HAs對Pb2+的等溫吸附方程Langmuir模型擬合參數(shù)

2.2 堆肥過程中HAs的碳骨架演替規(guī)律

HAs 中的氧化官能團(tuán)是聚電解質(zhì)特性的來源，這些特性使HAs 能夠充當(dāng)各種金屬離子的絡(luò)合劑[25]。解析HAs的化學(xué)結(jié)構(gòu)對于了解HAs與有機(jī)或無機(jī)污染物的相互作用至關(guān)重要。13C NMR技術(shù)提供了有關(guān)分子中存在的有機(jī)基團(tuán)類型的重要信息，可以表征HAs 的結(jié)構(gòu)[26-27]。13C NMR 光譜表明存在許多類型的碳，包括脂肪族、碳水化合物、芳香族和羧基碳等[28]。表3顯示了光譜積分區(qū)域和樣品中HAs 的不同類型碳百分比。HTC 和TC 樣品衍生HAs的芳香碳和酚醛碳占比隨著堆肥進(jìn)行而逐漸增加，最終HTC 堆肥（49 天）衍生HAs 的芳香碳和酚醛碳結(jié)構(gòu)占比高于TC 堆肥（圖2 和表3）。HTC和TC 不同時(shí)期樣品衍生HAs 的結(jié)構(gòu)有較大差異（圖2和表3）。其中在21天時(shí)，HTC和TC衍生HAs的芳香碳占比分別為15.01%和14.32%。通過數(shù)據(jù)對比發(fā)現(xiàn)，前期（0～21 天）HTC 的芳香碳增加比TC 更快速。上述結(jié)果表明，HTC 促進(jìn)堆肥腐殖化進(jìn)程和增加芳香化結(jié)構(gòu)。

表3 RS、TC、HTC中 HAs的13C NMR光譜中特征碳的分布（%）

13C NMR 數(shù)據(jù)提供的證據(jù)表明，HTC 和TC 樣品衍生HAs 具有大量含氧基團(tuán)，它們主要負(fù)責(zé)金屬物質(zhì)的絡(luò)合[25]。如表3 所示，與TC 樣品相比，HTC 樣品的芳香族和酚基含量更高。同時(shí)，TC 的羥基含量更高。根據(jù)Tan[25]的研究結(jié)果，HAs 的絡(luò)合能力很大程度上取決于存在的官能團(tuán)濃度以及所涉及的金屬種類。綜上所述，HAs的官能團(tuán)差異會(huì)導(dǎo)致其對于相同的金屬種類具有不同絡(luò)合能力。

2.3 FTIR-2DCOS解析HAs與Pb2+結(jié)合機(jī)制

堆肥樣品HAs的官能團(tuán)結(jié)構(gòu)復(fù)雜，僅用傅里葉紅外（FTIR）分析會(huì)存在多個(gè)吸收峰之間重疊的問題，二維相關(guān)光譜（2DCOS）分析能夠?qū)⑻卣鞣骞庾V信號拓展到第二維度，從而解決了HAs官能團(tuán)重疊問題[29]，為了了解絡(luò)合Pb2+后官能團(tuán)的變化順序，結(jié)合吸附量的變化分析（圖1），選取HTC和TC中發(fā)酵第21天的樣品來進(jìn)行FTIR-2DCOS測試，分析了FTIR-2DCOS 的1750～750cm-1區(qū)域，HAs 與Pb2+結(jié)合的同步和異步光譜如圖3所示。在RS中HAs與Pb2+絡(luò)合的FTIR-2DCOS同步光譜圖存在7個(gè)自相關(guān)峰，分別在1736cm-1/1736cm-1、1672cm-1/1672cm-1、1514cm-1/1514cm-1、 1381cm-1/1381cm-1、 1225cm-1/1225cm-1、982cm-1/982cm-1、868cm-1/868cm-1處；在TC 中HAs 與Pb2+絡(luò)合的同步光譜圖的1738cm-1/1738cm-1、1523cm-1/1523cm-1、1383cm-1/1383cm-1、1184cm-1/1184cm-1、 995cm-1/995cm-1、 889cm-1/889cm-1、798cm-1/798cm-1處存在7 個(gè)自相關(guān)峰；在HTC 中HAs 與Pb2+絡(luò)合的同步光譜圖的1736cm-1/1736cm-1、1585cm-1/1585cm-1、1504cm-1/1504cm-1、1385cm-1/1385cm-1、 1319cm-1/1319cm-1、 1176cm-1/1176cm-1、 1093cm-1/1093cm-1、 764cm-1/764cm-1處存在8個(gè)自相關(guān)峰（表4）。同步光譜中自相關(guān)峰為正，表明該峰代表的官能團(tuán)隨著Pb2+濃度增加變化一致，表明與Pb2+發(fā)生結(jié)合[30]。

表4 RS、TC、HTC中HAs與Pb2+絡(luò)合的同步光譜和異步光譜中交叉峰的信號值

各紅外光譜對應(yīng)波段的歸屬如下[7,31-37]：1738cm-1、1736cm-1和982cm-1歸因于羧基O—C= = O振動(dòng)；1672cm-1為COO-對稱拉伸振動(dòng)；1585cm-1代表羧酸鹽；1523cm-1和1514cm-1是蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H振動(dòng)引起的；1504cm-1均是芳香族C= = C伸縮振動(dòng)產(chǎn)生；1385cm-1、1383cm-1和1381cm-1可歸類于酚中O—H 鍵變形振動(dòng)產(chǎn)生；1319cm-1源于芳香族伯胺和仲胺C—N 拉伸；1225cm-1歸類于酚類C—O 拉伸；1184cm-1和1176cm-1處吸收峰可表示非結(jié)構(gòu)碳水化合物（如雜多糖）的C—OH 振動(dòng)；1093cm-1和889cm-1歸 因 于 多 糖C—OH 振 動(dòng)；995cm-1源于不飽和烴的C—H 變形振動(dòng)；868cm-1為碳水化合物引起的；798cm-1和764cm-1源于伯胺的N—H振動(dòng)。

通過識別RS、TC 和HTC 的同步圖和異步圖（圖3），獲得HAs 與Pb2+結(jié)合的特征官能團(tuán)的光譜特征，如表4 所示。根據(jù)Noda 和Ozaki[19]的規(guī)則，RS 的HAs 與Pb2+結(jié)合過程的官能團(tuán)變化順序?yàn)?514cm-1＞ 1672cm-1＞ 1225cm-1＞ 1736cm-1＞ 868cm-1＞1381cm-1＞982cm-1，即結(jié)合過程的順序?yàn)轷０发虻腘—H→COO-對稱拉伸振動(dòng)→酚類C—O 拉伸→羧基O—C= = O→碳水化合物→酚羥基→羧基O—C= = O；TC 的HAs 與Pb2+結(jié)合過程的官能團(tuán)變化順序?yàn)椋?738cm-1＞798cm-1＞889cm-1＞995cm-1＞1184cm-1＞1383cm-1＞1523cm-1＞1184cm-1，即 結(jié) 合 順序?yàn)轸然返腘—H→多糖的C—OH→不飽和烴類的C—H→非結(jié)構(gòu)碳水化合物（如雜多糖）C—OH→酚羥基→蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H→非結(jié)構(gòu)碳水化合物（如雜多糖）的C—OH；HTC 的HAs與Pb2+結(jié)合過程的官能團(tuán)變化順序?yàn)?176cm-1＞1093cm-1＞ 1385cm-1＞1319cm-1＞1585cm-1＞1504cm-1＞1736cm-1＞ 764cm-1＞ 1176cm-1＞1093cm-1＞1319cm-1，即結(jié)合順序?yàn)榉墙Y(jié)構(gòu)碳水化合物（如雜多糖）C—OH→多糖的C—OH→酚羥基→芳香族伯胺和仲胺C—N→羧酸鹽→芳香碳C= = C 拉伸→羧基O—C= = O→伯胺的N—H 振動(dòng)→非結(jié)構(gòu)碳水化合物（如雜多糖）的C—OH→多糖的C—OH→芳香族伯胺和仲胺C—N。

與堆肥衍生的HAs 相比，蛋白質(zhì)酰胺在RS 樣品中提供了更快的響應(yīng)。在TC 堆肥樣品中，羧基是對添加Pb2+最敏感的基團(tuán)。在HTC中，多糖類物質(zhì)響應(yīng)較快，除多糖類物質(zhì)外，還發(fā)現(xiàn)HTC 衍生HAs的酚類基團(tuán)可以快速與Pb2+結(jié)合，是參與結(jié)合的主要官能團(tuán)。有研究表明，可以形成高度穩(wěn)定環(huán)狀結(jié)構(gòu)的酚類是堆肥中參與Pb2+絡(luò)合的主要基團(tuán)[38-39]。上文13C NMR 的結(jié)果也表明，HTC 衍生HAs 的酚基碳含量更高（表3）。綜上所述，與TC相比，HTC 中的腐殖化程度更高并且含有更多的酚類基團(tuán)，因此可以解釋為何HTC 衍生的HAs 可以結(jié)合更多的Pb2+。

2.4 MW2D 分析

盡管FTIR 可以判定發(fā)生振動(dòng)的官能團(tuán)，但是FTIR-2DCOS分析不能直觀反映光譜變量和外部擾動(dòng)變量之間的相關(guān)關(guān)系。MW2D可以作為一種補(bǔ)充分析，提供外部擾動(dòng)的特定結(jié)構(gòu)的變化特征[27,40]。引入MW2D分析以直觀地觀察光譜強(qiáng)度隨Pb2+濃度增加而顯著變化的特定區(qū)域，以進(jìn)行明確的解釋。

RS 樣品的MW2D 分析[圖4(a)]表明，蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H 和羧基O—C= = O 基團(tuán)在Pb2+濃度增加過程中會(huì)不斷與其結(jié)合。酚類C—O 和酚羥基基團(tuán)對添加90mg/L的Pb(NO3)2更敏感，而碳水化合物的敏感性提高是在Pb(NO3)2增加到300mg/L時(shí)。其中，酚類和羧基的構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)相比蛋白質(zhì)酰胺和碳水化合物更多[圖4(a)]。因此，酚類和羧基在Pb2+與RS的HAs 結(jié)合過程中更重要。TC 樣品的MW2D 分析[圖4(b)]表明，添加90mg/L 的Pb(NO3)2時(shí)，羧基、非結(jié)構(gòu)碳水化合物、酚羥基和蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ的N—H 會(huì)出現(xiàn)構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)。伯胺N—H 的構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)會(huì)出現(xiàn)在Pb(NO3)2濃度在300mg/L時(shí)。當(dāng)Pb(NO3)2濃度在500mg/L 時(shí)，多糖的C—O 和不飽和烴類的C—H 基團(tuán)的構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)會(huì)出現(xiàn)。其中，酚羥基和非結(jié)構(gòu)碳水化合物的構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)會(huì)更多[圖4(b)]。因此，酚羥基和非結(jié)構(gòu)碳水化合物在Pb2+與TC 衍生HAs 的結(jié)合過程中更重要。HTC 樣品的MW2D分析[圖4(c)]表明，添加90mg/L 的Pb(NO3)2時(shí)，羧基和酚羥基更為敏感。芳香族基團(tuán)的構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)會(huì)出現(xiàn)在Pb(NO3)2濃度在300mg/L 時(shí)。當(dāng)Pb(NO3)2濃度在500mg/L 時(shí)，羧酸鹽、芳香族基團(tuán)、酚羥基、多糖和非結(jié)構(gòu)碳水化合物的構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)會(huì)出現(xiàn)。其中，酚羥基和芳香族基團(tuán)的構(gòu)象轉(zhuǎn)變點(diǎn)會(huì)更多[圖4(c)]。因此，酚羥基和芳香族基團(tuán)是Pb2+與HTC 衍生HAs 結(jié)合過程中的重要官能團(tuán)。同時(shí)，在堆肥過程中，HTC 衍生HAs 的酚基和芳香族基團(tuán)都明顯增加，HTC 衍生HAs 的芳香化高于TC 衍生HAs（圖2和表3）。因此，與TC相比，HTC的腐殖化程度高于TC 可以解釋HTC 結(jié)合的Pb2+的理論最大吸附量更高。

圖4 HAs與Pb2+結(jié)合的MW2D圖

3 結(jié)論

通過超高溫堆肥與傳統(tǒng)高溫堆肥產(chǎn)物中HAs與重金屬結(jié)合特性的對比研究，對于評估超高溫堆肥的土地利用價(jià)值至關(guān)重要。Langmuir模型擬合結(jié)果表明， HTC 和TC 樣品的HAs 對Pb2+的理論最大吸附量會(huì)隨著堆肥進(jìn)行而逐漸增大，最終HTC 的堆肥產(chǎn)品（49 天）的理論最大吸附量高于TC。同時(shí)，單位質(zhì)量的RS、TC和HTC不同時(shí)期樣品衍生HAs 對Pb2+的吸附量計(jì)算結(jié)果表明，HTC 和TC 衍生HAs 對Pb2+的吸附量（以干基計(jì)）在21天均達(dá)到最高值，TC的吸附量為17.3mg/g，HTC的吸附量為29.6mg/g，比TC 高70.7%。最終HTC 堆肥（49 天）衍生HAs的芳香碳和酚醛碳結(jié)構(gòu)占比高于TC堆肥。其中在21天時(shí)，HTC和TC衍生HAs的芳香碳占比分別為15.01%和14.32%。通過數(shù)據(jù)對比發(fā)現(xiàn)，前期（0～21 天）HTC 的芳香碳增加比TC 更快速。FTIR-2DCOS和MW2D結(jié)合的分析方法可以作為一種有效的方法了解重金屬與HAs 在環(huán)境中的結(jié)合特性。FTIR-2DCOS 分析指出，蛋白質(zhì)酰胺在RS樣品中提供了更快的響應(yīng)，羧基是TC 堆肥樣品中對添加Pb2+最敏感的基團(tuán)，多糖類物質(zhì)在HTC中響應(yīng)較快。MW2D分析表明，酚羥基和芳香族基團(tuán)是Pb2+與HTC 衍生HAs 的結(jié)合過程中重要的官能團(tuán)。因此，HTC 的腐殖化程度高于TC 可以解釋HTC 結(jié)合Pb2+的理論最大吸附量更高?；谏鲜稣J(rèn)識，可知相比于RS和TC直接施用于土地，HTC具有更高的腐殖化程度從而對重金屬有更好的結(jié)合性能，因此HTC 更有利于污泥的高效土地利用。未來在污泥進(jìn)行土地利用時(shí)，可以將HTC 作為優(yōu)先選擇的無害化處理手段。