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中國給水排水2025年污水處理廠提標改造(污水處理提質增效)高級研討會(第九屆)邀請函暨征稿啟事
 
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戴曉虎教授團隊:水熱技術在污泥無害化處理中的應用及展望

放大字體  縮小字體 發布日期:2024-06-28  來源:戴曉虎教授團隊:水熱技術在污泥無害化處理中的應用及展望  瀏覽次數:112
核心提示:戴曉虎教授團隊:水熱技術在污泥無害化處理中的應用及展望
中國給水排水2025年污水處理廠提標改造(污水處理提質增效)高級研討會(第九屆)邀請函暨征稿啟事

中國給水排水2025年污水處理廠提標改造(污水處理提質增效)高級研討會(第九屆)邀請函暨征稿啟事
 









WATER8848前言:從專家角度來看,水熱技術在污泥無害化處理中的應用及其對重金屬遷移轉化的影響是一個值得深入研究和探討的領域。以下是對文中提及內容的專家觀點:

  1. 重金屬遷移轉化的重要性:污泥中重金屬的遷移轉化研究對于評估其環境風險和制定有效的處理策略至關重要。重金屬的化學形態和遷移性決定了它們對環境和生物體的潛在危害。

  2. 水熱技術的優勢:水熱技術作為一種新興的污泥處理技術,其能耗低、運行周期短等特點使其在污泥無害化處理領域具有顯著優勢。特別是在降低污泥中重金屬的生物可利用性和浸出風險方面,水熱技術展現出了良好的效果。

  3. 化學形態變化的影響:文中提到的重金屬在水熱處理過程中固液相遷移及化學形態轉化規律的研究對于理解重金屬在水熱條件下的行為至關重要。重金屬的化學形態變化直接影響其環境毒性和遷移性,因此這一領域的研究需要進一步加強。

  4. 中間/最終產物的生態風險評價:文中提出對未來研究方向的建議中,對有毒有害污染物水熱降解中間/最終產物進行生態風險評價是一個重要的方向。這有助于更全面地評估水熱技術在污泥無害化處理中的環境影響和潛在風險。

  5. 有機/無機組分的影響機制:識別水熱過程中污泥中有機/無機組分對污染物遷移轉化的影響機制對于優化水熱技術處理效果和降低環境風險具有重要意義。這有助于深入理解水熱技術的處理機制并為其在污泥無害化處理中的推廣應用提供科學依據。

  6. 技術經濟性和可行性:除了技術上的優勢外,水熱技術在污泥無害化處理中的經濟性和可行性也是需要考慮的重要因素。在實際應用中需要綜合考慮技術成本、能源消耗、環境影響等多方面因素來評估其推廣應用的潛力。

總之,水熱技術在污泥無害化處理中的應用及其對重金屬遷移轉化的影響是一個復雜而重要的研究領域。未來需要進一步加強該領域的研究和探討,為優化水熱技術在污泥無害化處理中的推廣與應用提供有益參考。



 






戴曉虎教授團隊:水熱技術在污泥無害化處理中的應用及展望

發布日期:2023-08-31 作者:陳仁杰、董濱、 戴曉虎 

 

研究背景

截至2020年底,我國城鎮污水處理廠4326座,污水處理能力達到2.8億m3/d。污泥作為污水處理的主要副產物,其產量也逐年增加,年產量達5510萬噸(以含水率80%計)。對于如此龐大的污泥產量,如何對其進行有效安全的處理處置問題日益突出。2021年《“十四五”城鎮污水處理及資源化利用發展規劃》鼓勵污泥能源資源回收利用,同時要求2035年全面實現污泥無害化資源化處置。一方面,污泥中富集了污水中大量營養物質可以通過生物、化學等技術手段實現資源循環。另一方面,由于污泥具有較強的吸附性能,污水中30%~80%的有毒有害物質被吸附在污泥中,制約了污泥的資源化利用。污泥中常見的有毒有害物質包括重金屬、病原菌、有機污染物(多環芳烴、多氯聯苯等)。此外,微塑料、抗生素及抗性基因、內分泌干擾物、全氟化合物(PFAS)等新型難降解有毒污染物均也在污泥中有檢出。由于其具有持久性、生物累積性和高毒性等特點,進入環境對生態環境及人體健康造成嚴重威脅。因此,我國實施GB4284—2018《農用污泥污染物控制標準》、GB/T23486—2009《城鎮污水處理廠污泥處置——園林綠化用泥質》以及GB/T24600—2009《城鎮污水廠污泥處置土地改良用泥質》對污泥中重金屬、多氯聯苯、多環芳烴和苯并芘等污染物的含量進行限制。歐洲,美國等國家同樣制定了嚴格的污泥土地利用相關要求和管理措施。由此可見,我國污泥處理處置面臨著加強無害化與提升資源化的雙重任務。

目前,我國污泥典型的處理處置工藝包括干化焚燒、好氧堆肥或厭氧發酵后進行土地利用等。其中干化焚燒等熱處理技術雖然可以有效的解決污泥無害化的問題,但高能耗、高碳排放的特點使其無法滿足碳減排的需求。此外,傳統生物處理工藝對污泥中污染物的去除效果有限。水熱技術(HT)作為污泥處理處置過程中的重要調理手段,具有能耗低、運行周期短等特點。水熱處理技術在強化污泥脫水、促進厭氧消化轉化效率、能源與資源回收等方面表現突出效果,是近年來的備受關注的新興技術。與傳統熱處理工藝相比,水熱技術是一種非蒸發性熱轉化技術,在不添加化學藥劑的條件下可以實現極限脫水(含水率<40%)。當將1噸含水率為95%的污泥脫水至50%時,水熱技術(200℃,30min)的能耗僅為傳統化學絮凝+熱干化工藝的40%~60%。除上述優勢外,研究表明水熱技術在實現重金屬穩定、微塑料老化降解、抗生素及抗性基因去除等領域也有較好的表現。目前,水熱技術實現污泥的資源轉化以及減量化的研究已有大量報道和系統總結,缺乏對水熱處理在污泥無害化處理應用的總結,展望水熱處理在污泥無害化的應用前景。

本文歸納了水熱處理對污泥中有害物質 (重金屬、抗生素及抗性基因、持久性有機污染物、病原菌以及微塑料) 遷移轉化規律影響及降解機制研究進展。針對目前的研究進展提出未來的研究方向,以期為優化水熱技術在實現污泥無害化處理的推廣與應用提供有益參考。

 

 

摘要

水熱技術(HT)作為一種環境友好型技術,在強化污泥脫水、回收污泥能源和營養物質方面被廣泛應用, 并得到了系統的總結。然而,目前尚缺乏水熱技術在污泥無害化處理應用研究的系統梳理。本文首先總結了水熱處理對污泥中重金屬固液相遷移及化學形態轉化規律的影響,即水熱處理顯著降低了污泥固相產物中重金屬的生物可利用性和浸出風險,而液相產物和生物油中重金屬的含量和生態風險增加。其次總結了水熱處理對致病菌與有毒有害有機污染物去除效果和降解機制的研究進展,即水熱處理可以有效去除污泥中抗生素及抗性基因、持久性有機污染物(POP)、致病菌以及微塑料,但其中多氯聯苯(PCBs)、多氟烷烴(PFAS)與微塑料(PE和PVC)的水熱降解產物的生物毒性提高。最后,針對目前研究現狀,提出未來的研究方向包括識別水熱過程污泥中有機/無機組分對污染物遷移轉化的影響機制;對有毒有害污染物水熱降解中間/最終產物進行生態風險評價。


 

一、水熱處理對污泥中重金屬遷移轉化影響

重金屬作為污泥中典型的污染物。研究表明我國城市污泥中的重金屬含量排序為Zn > Cu > Cr > Pb > Ni > As > Cd,其中Zn的平均濃度為6.09×102mg/kg (干基)。不同地區產生的污泥中重金屬含量差異較大,主要受到不同地區水質差異的影響。然而,污泥中重金屬的絕對濃度并不能完全解其環境毒性和遷移性,重金屬化學形態的分布更大程度決定著其環境行為和生態效應。目前,污泥中重金屬的化學形態主要通過Tessier法和BCR法進行分級提取,并根據其化學遷移能力評價生態風險。其中Tessier法將污泥中重金屬劃分為五個部分,分別是:可交換態(F1)、碳酸鹽結合態(F2)、鐵-錳氧化物結合態(F3)、有機物結合態(F4)和殘渣態(F5)。BCR提取將重金屬被分為四個部分,包括:酸溶態(f1)、可還原態(f2)、可氧化態(f3)和殘渣態(f4)。基于不同化學形態重金屬的生態風險不同,這兩種提取方法中的重金屬可以分為三類:生物可利用態(F1 + F2或f1 + f2)、潛在生物可利用態(F3 + F4或f3)以及穩定態(F5或f4) 。本部分將總結歸納不同水熱溫度污泥中重金屬相態分布及化學形態的遷移轉化規律,并對其生態風險進行評價。


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圖1 原污泥(RS)及相應水熱處理污泥(HT-Sludge)中不同重金屬含量

與焚燒、熱解相比,水熱處理的反應溫度較低。因此,水熱處理過程污泥中重金屬向氣相產物的轉移不進行討論。水熱處理過程中,污泥中的大分子有機質逐漸發生水解、縮合等反應,使污泥與重金屬的結合位點和結合方式發生變化,進而影響了污泥中重金屬的相態分布和化學形態的變化。一般來說,由于水熱過程中大分子有機物的分解,污泥液相中重金屬含量會逐漸升高。此外,當水熱溫度升高至液化階段時(T>250 ℃),污泥中的重金屬開始轉移到生物油(bio-oil)中,其含量隨著水熱溫度的升高而升高(<10%)。因此,對生物油進行高值化利用時,應考慮其中重金屬的潛在風險。然而,不同水熱條件處理后,污泥中的大部分重金屬(71%)依然殘留在固相產物中。研究表明,水熱固相產物中大部分重金屬含量升高(As和Pb除外)均高于原污泥,并隨著水熱溫度的升高而逐漸升高。這主要是由于水熱過程中大部分有機物水解進入液相,污泥固體含量降低,而重金屬總量基本保持不變,從而導致固相產物中重金屬含量提高。

除重金屬濃度變化,重金屬化學形態和浸出特性是評價其生態風險的重要指標(表 1)。結果表明,水熱處理后,污泥固相產物中大部分重金屬(As、Cd、Cr、Ni、Pb和Ni)從生物可利用態(可交換態+碳酸鹽結合態)轉化成潛在生物可利用態或穩定態,表明水熱固相產物中重金屬的生態風險降低。同時,水熱溫度和處理時間的提升有助于進一步降低固相產物中重金屬的生態風險。此外,Liu等研究發現,水熱處理后(200℃,60min),固相產物中重金屬(Cd、Cr、Mn、Ni、Pb、Zn)的可浸出量顯著降低。然而,當處于液化階段時(T>250 ℃),生物油中的可交換態重金屬含量逐漸升高。對于水熱技術實現污泥固相產物中重金屬穩定的原因,Huang等研究發現,水熱過程中污泥重金屬(Cu,Zn)從溶解態轉化為不溶性的金屬硫化物(Cu-Fe-S和Zn-Fe-S),同時高毒性的Cr (Ⅵ) 被還原為低毒性的Cr (Ⅲ)。除此之外,堿性條件或與不同木質纖維素類生物質(例如纖維素、木質素和木聚糖)協同處理可以通過促進重金屬沉淀作用進一步提升固相產物中重金屬的穩定性。因此,水熱處理可以實現固相產物中重金屬的穩定化和固定。然而,當將水熱固相產物應用于土壤時,復雜的環境脅迫下水熱炭中重金屬的賦存形態和環境風險是否會發生改變還需要未來的研究工作加以證明。此外,若提高水熱處理對污泥重金屬的固定作用,需探明不同水熱階段污泥中有機與無機組分賦存形態與重金屬的相互作用機制。

表1 水熱處理對污泥中重金屬形態分布的影響

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二、水熱處理對污泥中抗生素及抗性基因的影響

抗生素作為一種新型環境污染物,20世紀以來被廣泛應用于人體和畜牧業。大量抗生素會進入排水系統或生態環境中,導致環境中含有相應抗性基因(ARGs)的微生物存活下來。同時,微生物中的抗性基因通過水平傳遞或垂直傳遞在環境中進行傳播擴散,對人體健康和生態安全產生威脅。污水處理廠作為抗生素進入環境的主要來源,抗生素在污水處理系統中的去除和遷移轉化得到廣泛關注。目前,不同國家污水以及剩余活性污泥中均檢測到抗生素及抗性基因的存在。Li等對中國23個城市45座污水處理廠中產生的污泥進行抗生素種類及含量分析,研究表明我國污水廠污泥中氟喹諾酮類抗生素的含量最高,達8905μg/kg(干基),其次為大環內酯類[85.1μg/kg(干基)]以及磺胺類[22.7μg/kg(干基)]。抗生素在污水處理廠中主要通過吸附和生物降解的方式去除。其中部分被吸附的抗生素可以通過生物降解的方式去除,而未被降解的抗生素則富集在污泥中。

水熱技術通過使污泥絮體破解,促進污泥中的有機物發生溶出、水解等一系列反應,加速污泥中有機物的水解和礦化效率,同時導致污泥對抗生素的吸附性能發生變化。其水熱溫度和時間與抗生素的降解和溶出效果呈現正相關關系。相同水熱條件下,水熱處理可以快速有效的去除污泥中的大部分抗生素,其中對四環素類、大環內酯類以及β-內酰胺類抗生素的去除效率達到57.9%~90.2%,而對氟喹諾酮類抗生素的降解率僅為 24.9%。水熱溫度與抗生素的降解效果呈現正相關系。當水熱溫度條件為160℃,30min時,水熱固相產物中四環素類、大環內酯類以及林可酰胺類抗生素被完全去除。水熱過程中,抗生素的降解屬于自由基反應過程,其降解產物的結構變化將會引起其生態毒性的改變。研究表明,四環素氧化降解產物表現出更高生物毒性。但是目前研究缺乏對水熱處理后不同抗生素降解途徑及降解產物的生態毒性評價研究。此外,水熱處理有效降解抗生素的同時,也會改變抗生素在污泥中的固液分布。Li等研究發現水熱處理(120℃)使污泥中抗生素從固相轉移到液相,抗生素[AZI、NOR、OFL、羅紅霉素(ROX)]的溶解效率達到23.70%~106.83%。同時,水熱溫度和處理時間的提升有助于進一步提高抗生素的溶解效率。水熱處理后,溶解性抗生素含量增加的原因主要為:1) 水熱處理破壞了污泥絮體及細胞結構,使細胞內抗生素釋放出來;2) 由于抗生素主要通過氫鍵和疏水作用被污泥吸附,水熱處理通過改變污泥有機質的空間結構和表面官能團種類影響其對抗生素的吸附性能。然而水熱處理過程中,污泥組分與抗生素的相互作用(氫鍵和疏水作用),及其對抗生素降解和遷移轉化的影響機制尚不明晰。

表2  水熱處理對污泥中抗生素的去除

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除抗生素之外,由于水熱處理對污泥中微生物細胞結構的破壞,污泥中抗生素抗性基因(ARGs)的含量和分布也會發生變化。大量研究表明,水熱處理顯著降低了污泥中ARGs的絕對含量。當水熱溫度為80%~200℃,污泥中的ARGs的含量降低了2.3~7.4 logs 。水熱溫度對污泥ARGs的降解影響分為兩個階段:當水熱溫度低于120℃時,胞外ARGs在總ARGs的占比隨水熱溫度的升高而逐漸升高;當水熱溫度超過120℃時,胞外ARGs的占比隨著水熱溫度的升高而降低。該結果表明,當水熱溫度較低時(<120℃), 污泥中主要發生溶胞過程釋放胞內ARGs,而對ARGs的去除效果較差。當水熱溫度超過120℃時,污泥中的ARGs開始被降解。除ARGs外,Tong等研究發現,水熱處理(165℃,30min)后污泥中可移動遺傳原件(MGEs)的絕對含量降低3.55~4.71logs。此外,水熱處理對ARGs與MGEs的去除效率隨著水熱溫度的升高而逐漸升高。然而,當水熱處理產物進行厭氧消化時,污泥中的ARGs和MGEs絕對含量出現反彈。Sun等發現,厭氧消化過程中的微生物群落組成是造成ARGs反彈的主要驅動力,暗示著厭氧消化過程中ARGs潛在宿主增多,提高了ARGs的遺傳風險。由此可見,水熱處理雖然可以通過去除污泥中ARGs與MGEs來降低污泥中ARGs的傳播風險,但評價其傳播風險時受環境中微生物群里組成影響較大。如何獲得不同抗性基因的宿主信息,實現抗生素耐藥菌的識別和分離成為降低污泥中ARGs生態風險的關鍵。

表3 水熱處理對污泥中抗生素抗性基因(ARGs)的去除

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三、水熱處理對污泥中微塑料的降解

塑料作為20世紀以來重要的化工產品廣泛應用于人類生產生活中。微塑料是指直徑小于5mm的塑料顆粒。塑料制備的廣泛應用導致微塑料存在于環境中的不同介質。微塑料對人類健康及生態安全造成的威脅主要來自于兩個方面:1)微塑料容易在生物體內富集并進入到食物鏈中,微塑料降解過程釋放出來的有毒物質會對生物體內的器官造成毒害;2)微塑料作為載體容易吸附有機污染物、重金屬或病原微生物,增強其生態風險。污水作為環境中微塑料的重要來源,研究表明污水中90%以上的微塑料均可以通過一級處理和二級處理截留在污泥中。我國污泥中微塑料顆粒的含量范圍為1.5×103~2.4×104個/kg(干基)。目前,污泥中常見的微塑料種類為聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)、聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚氨酯(PU)、聚酰胺(PA)、聚苯乙烯(PS)、聚氯乙烯(PVC)、聚烯烴(PO)和聚偏二氟乙烯(PVDF)等。為了避免微塑料在污泥土地利用時產生的潛在生態風險,強化污泥處理處置過程對微塑料的降解成為目前的研究熱點之一。

早期研究表明,水熱處理可以有效的將廢舊塑料制品分解為單體,實現其循環利用。Goje等發現在水熱溫度為250℃的條件下,91.38%的PET分解成對苯二甲酸和乙二醇單體。大量研究表明,水熱處理對污泥中微塑料表現出較好的去除效率。同時,水熱處理后污泥中小顆粒微塑料(<500μm)的相對含量增加。結果表明,水熱處理使微塑料顆粒發生裂解。隨著水熱溫度的升高,污泥中微塑料的降解老化效率逐漸增加 (表4)。由于不同微塑料的化學成分不同,污泥中微塑料的水熱降解效率排序為PS、PU、PVDF > PO、PA > PET、PE。當水熱溫度升高至220℃時,殘留在污泥中的微塑料主要為PET和PE。當水熱溫度較低時,污泥微塑料中的塑料助劑(主要為對苯二甲酸、鄰苯二甲酸、苯甲酸、雙酚A等.)首先發生的浸出過程,使微塑料顆粒被裂解。隨著水熱溫度的升高,微塑料開始發生解聚反應,通過自由基鏈式反應使微塑料分子鏈裂解,發生羥基化或羰基化等反應產生羧酸鹽、酸或醛、酮類產物。此外,Li等研究污泥中有機與無機組分對微塑料降解的影響,發現污泥中蛋白質、多糖等有機物顯著促進了微塑料水熱過程中的降解。但目前污泥有機物促進微塑料水熱過程中降解老化的機制尚不明晰,識別促進微塑料水熱降解的關鍵有機結構仍有待進一步研究。

水熱技術實現污泥微塑料降解的同時也會改變污泥中微塑料的物化特征(表面結構、比表面積、粒徑分布)和表面官能團分布特征。例如,Yu等研究發現水熱處理后,污泥中聚乳酸微塑料表面變得更加粗糙,同時表面含氧官能團含量增加;Jiang等也發現水熱處理后,污泥中微塑料的比表面積和羰基含量增加。水熱處理對污泥中微塑料比表面積與含氧官能團的增加導致其對重金屬的吸附能力增加,而對非極性污染物吸附性能降低。除此之外,研究表明含PE和PVC微塑料污泥水熱過程分解產生鄰苯二甲酸二丁酯、鄰苯二甲酸二甲酯和雙酚A等毒性產物,可以通過抑制厭氧消化過程中微生物活性降低甲烷產量。因此,水熱處理雖然可以實現污泥種微塑料的老化和降解,但該過程產生的中間/最終產物的生態風險提高。

表4  水熱處理對污泥中微塑料的降解與去除

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四、水熱處理對污泥中持久性有機污染物的影響

持久性有機污染物(POPs)由于具有環境持久性、生物累積性、高毒性等特點成為全球性的環境問題。目前,污泥中已經檢測出的POPs有上百種,包含藥品、個人護理產品、殺蟲劑、表面活性劑、阻燃劑以及助塑劑等及其代謝產物。我國城市污泥中含量較高的POPs包括多環芳烴(8.54~55.807 mg/kg)、多氯聯苯(1.28~28.37 mg/kg)、多氟烷烴(0.06~3.37 mg/kg)等。本節總結了水熱處理對污泥中多環芳烴(PAHs)、多氯聯苯(PCBs)、多氟烷烴(PFAS)遷移轉化的影響。

PAHs主要由化石燃料或生物質的不完全燃燒或其他熱化學過程產生。研究表明,水熱技術對污泥中PAHs的降解效果與水熱溫度在一定范圍內呈現正相關關系。水熱溫度對污泥中PAHs的遷移轉化的影響分為兩個階段:1)當水熱溫度< 220℃時,水熱炭與液相產物中的PAHs隨著水熱溫度的升高而逐漸減低,PAHs的分子量和生態毒性也隨著降低。該階段條件下,污泥中的PAHs以水解反應和礦化反應為主,芳環結構被破壞轉化為脂肪族物質或進一步礦化為CO2;2)當水熱溫度持續升高至亞臨界或超臨界條件(T>300℃)時,污泥中PAHs的含量隨著水熱溫度的升高而逐漸升高。當水熱溫度達到400℃時,水熱炭中PAHs的濃度達到最高,為12.1mg/kg。與此同時,該階段產生的水熱炭中PAHs的分子量和生態毒性也顯著提高。隨著水熱溫度的升高,污泥中脂肪族物質發生明顯縮聚反應,并占據主導地位,導致污泥中PAHs含量以及分子量顯著提高。因此,如何促進PAHs的水解,抑制亞臨界條件下PAHs的合成成為水熱技術實現污泥無害化的主要技術問題。Wang等通過向反應體系中添加Ni和H2O2,利用其催化氧化特性促進反應體系中的水解氧化過程,提高PAHs的水解效率,同時有效的抑制縮聚等反應的發生。Liu等添加CaO(3%~9%)通過抑制水熱過程中(200℃,10h)的自由基反應降低PAHs的濃度(5.6%~16%)。因此,不同水熱溫度和添加劑對污泥中PAHs水解和合成影響較大。然而,目前對不同水熱條件處理后水熱炭中PAHs的浸出風險尚不明晰,需要進一步探究。

除PAHs外,污泥中其他新型POPs(PCBs、PFAS)近年來也得到廣泛關注。Brookman等研究發現當水熱溫度達到240℃時,水熱碳中多氯二苯并對二噁英/呋喃(PCDDs/Fs)的含量顯著降低90.3%和89.1%,而PCBs的含量無顯著變化。對于污染物毒性當量(TEQ)的變化,研究發現水熱處理后水熱碳中PCBs與PCDDs/Fs的TEQ增加了9倍。結果表明,水熱處理雖然降低了污泥中PCDDs/Fs的含量,但具有高毒性當量的降解產物的生成增加了水熱碳的生態風險。Zhang等研究發現經過水熱處理后(300 ℃,2 h),污泥中超過96%的全氟辛酸(PFOA)被降解,而全氟丁烷磺酸(PFBS)、全氟辛烷磺酸(PFOS)、全氟己酸(PFHxA)和全氟庚酸(PFHpA)等降解產物的含量增加。由以上歸納可知,盡管水熱處理可以去除污泥中大量POPs,但依然有相當數量的POPs及高毒性降解產物存在于水熱產物中。因此,尋找適宜的催化材料以強化水熱處理對POPs的去除效率和礦化程度需要進一步的探究。

 

 

五、水熱處理對污泥中病毒及其他致病菌的影響

據報道未經過處理的城市污水中含有大量病原微生物(病毒、細菌、寄生蟲等),其中病毒數量達到7×103~105 PFU/mL。污泥中含有豐富的有機物,對污水中病原微生物表現出較好的吸附作用。研究表明,城市污泥中含有100多種人體排泄的病毒,主要包含腸道病毒(1.06×104~1.37×105GC/L)、腺病毒(1.3×102~8.0×105 GC/L)、輪狀病毒(8×103~8.0×105 GC/L)、甲型肝炎病毒(1.8×104~1.9×105 GC/L)、皰疹病毒、乳頭瘤病毒、博卡病毒以及冠狀病毒等。與細菌相比,污泥中病毒對消毒劑具有較高的抗性,在環境中的存活時間較長。因此,病毒通過污泥進行在環境介質中傳播和遷移的風險加高。熱處理法作為實現污泥中病毒滅活的主要方法,該方法通過破壞病毒蛋白質外殼實現病毒滅活。Croci等發現貽貝在100 ℃浸泡2min可以完全滅活其中的甲型肝炎病毒。Chin等發現隨著處理溫度的升高,病毒的存活率逐漸減低。當處理溫度超過65℃,暴露時間超過3min會使SARS-CoV-2完全滅活。因此,鑒于上述分析,污泥水熱過程采用的處理溫度和處理時間足以實現污泥中病毒及其他病原微生物的完全滅活,實現污泥衛生化處置。

 

 

六、結論與展望

1. 結論

1) 水熱處理后,污泥液相和生物油中重金屬含量增加,并隨著水熱溫度的升高而逐漸升高。然而,污泥中大部分重金屬依然富集在固相產物中,其化學形態從生物可利用態向潛在生物利用態和穩定態轉化,重金屬穩定性顯著提高。此外,堿性條件或與木質纖維素類生物質協同處理可以進一步固定污泥中的重金屬。

2) 水熱處理對污泥中有毒有害物質,包括:抗生素及抗性基因、微塑料、POPs、病原物微生物的去除效果較好,其降解效率(PAHs除外)隨著水熱溫度的升高而逐漸升高。此外,水熱處理通過改變污泥中有機質賦存形態降低其對抗生素等污染物的吸附性能,使污染物向液相產物中遷移。

3) 當水熱條件處于亞臨界或超臨界條件(T>300℃)時,污泥中PAHs的含量,分子量及生物毒性顯著提升。此外,水熱處理后,部分POPs (PCDDs/Fs和PCBs)與微塑料(PE和PVC)水熱降解產物生物毒性提高。

2. 展望

目前看來,雖然水熱處理對實現污泥無害化處理的研究大多停留在對污泥中有毒有害污染物含量變化影響階段;鮮有研究深入分析水熱處理對有毒有害污染物降解轉化機制以及評估降解產物在末端土地利用時的生態風險等。針對這些研究空白,未來的研究可以從以下幾個方面進行探索。

1) 深入探究水熱處理對污泥中有毒有害污染物的遷移、轉化機制,并評估降解產物的生態風險。當前研究主要探究單一水熱條件對污泥中有害污染物的去除效果,但忽視污染物降解產物的生態風險,以及污泥中有機/無機物對有害污染物遷移轉化的影響。因此未來的研究中應深入識別不同水熱階段污泥中有機/無機物賦存形態對有毒有害污染物遷移轉化的干擾機制。同時通過液相-質譜(LC-MS)聯用技術對污染物水熱降解產物進行識別,使用毒性評估軟件工具(T.E.S.T)通過量化結構-活性關系方法(QSARs)對降解產物的生態毒性進行評估,為后續強化水熱技術實現污泥減害化提供理論基礎。

2) 當前研究表明水熱處理對部分污染物(例如,氟喹諾酮類抗生素和PCBs等)的去除效果和礦化程度較差。未來的研究應基于水熱過程中活性物質產生機制,開發復合催化材料強化水熱過程中有毒有害污染物的去除效果。

 

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