摘要
由于污泥中含有大量的碳和必需的植物營養(yǎng)物質(zhì)，污泥的土地利用越來越多地被用作填埋和焚燒的替代方案。然而，污水污泥中存在的化學(xué)和生物污染物構(gòu)成了潛在的危險；因此，污水污泥在施用到土壤中之前必須經(jīng)過適當?shù)奶幚�。最常見的方法包括厭氧消化、好氧堆肥、石灰穩(wěn)定、焚燒和熱解。這些方法旨在穩(wěn)定污水污泥，消除其潛在的環(huán)境污染，恢復(fù)其農(nóng)業(yè)價值。為了在陸地上取得最佳效果，全面了解這些污泥處理過程中有機物、營養(yǎng)物質(zhì)和污染物的轉(zhuǎn)化至關(guān)重要；然而，這些信息仍然缺乏。本綜述旨在通過介紹處理污泥的各種方法、處理過程中一些主要營養(yǎng)物質(zhì)和污染物的轉(zhuǎn)化過程以及對土壤的潛在影響來填補這一知識空白。盡管進行了這些處理，但隨著時間的推移，處理后的污水污泥在土地上的應(yīng)用仍存在一些潛在風險。潛在的有毒物質(zhì)仍然是土地上處理過的污泥再利用的主要問題。因此，可以進行進一步的處理，并有必要進行長期的實地研究，以防止處理后的污泥對生態(tài)系統(tǒng)和人類健康可能產(chǎn)生的不利影響，并使其能夠在土地上應(yīng)用。
1.簡介
1.1.污水污泥的來源和處理
世界各地的污水處理廠不可避免地會產(chǎn)生大量未經(jīng)處理的污泥，預(yù)計在不久的將來還會進一步增加（Raheem等人，2018）。在中國，2019年產(chǎn)生了約6000萬噸未經(jīng)處理的污泥，預(yù)計到2025年這一數(shù)字將超過9000萬噸（按含水量80%計算）（Guo et al.，2021）。術(shù)語“污水污泥”是指污水處理廠遺留下來的未經(jīng)任何進一步處理的殘余液體（Ukwatta等人，2015）。通常，原材料由97–98%的水組成，這使其處理和處置變得復(fù)雜（Kacprzak等人，2017）。此外，在廢水處理過程中，影響物中存在的各種污染物會沉積在未經(jīng)處理的污水污泥中（Gao等人，2020a）。因此，未經(jīng)處理的污水污泥可能含有許多有毒物質(zhì)，包括潛在有毒元素（PTEs）、持久性有機污染物和病原體（Fijalkowski等人，2017）。
除了這些污染物外，未經(jīng)處理的污水污泥還含有大量的有機物和有價值的營養(yǎng)物質(zhì)[如氮（N）、磷（P）和鉀（K）]（Urra等人，2019）。通常，在干重的基礎(chǔ)上，混合的未經(jīng)處理的污水污泥（來自市政、商業(yè)和工業(yè)來源）包含20.5–40.3%（總干固體TS）的有機碳（C）、2.8–4.9%的總N、1.2–3%的總P和<1%的總K（Collivignarelli et al.，2019）。因此，污泥的土地利用是一種常見的做法，具有很大的激勵作用，特別是從環(huán)境和經(jīng)濟角度來看，因為有價值的有機物和營養(yǎng)物質(zhì)得到了回收（Maroušek和Maroušková，2021；辛格和阿格拉瓦爾，2008年）。當將未經(jīng)處理的污水污泥施用在土地上時，土壤的養(yǎng)分和有機碳含量會增加，從而提高土壤肥力和植物生物量產(chǎn)量（Wang et al.，2008）。除了養(yǎng)分和碳回收的好處外，從循環(huán)經(jīng)濟的角度來看，處理過的污泥的農(nóng)業(yè)再利用還有許多優(yōu)點。將處理過的污泥再循環(huán)用于土地利用，可以減少焚燒和海洋處理等替代處理過程造成的環(huán)境負擔。利用生命周期評估（LCA）和國際參考生命周期數(shù)據(jù)系統(tǒng)標準，Aleisa等人（2021）評估了將處理過的污水污泥（科威特每年生產(chǎn)）應(yīng)用于農(nóng)業(yè)（種植牧草）與焚燒和填埋污水污泥相比的環(huán)境效益（就再循環(huán)營養(yǎng)物而言）。他們發(fā)現(xiàn)，單獨使用再循環(huán)氮可以顯著降低氮生產(chǎn)的不利影響，包括一氧化二氮（N2O）排放（58%）和廣泛使用金屬催化劑，如Cu（38%）和Mn（42%）。此外，由于從處理過的污泥中回收NPK，CO2排放量大幅減少（由于N、P和K的節(jié)省，每年分別為4.63×107、2.48×106和1.06×105 kg CO2）（Aleisa等人，2021）。
然而，盡管污水污泥可以為植物生長提供氮和磷，但其過度使用會使水道受到氮和磷的污染，導(dǎo)致富營養(yǎng)化（Yoshida等人，2018）。此外，上述存在于污泥中的環(huán)境污染物也不容忽視。事實上，污泥的土地利用會導(dǎo)致環(huán)境污染，如重金屬（Kidd et al.，2007）、有機污染物（Rivier et al.，2019）和抗生素抗性微生物（Urra et al.，2017），這些微生物隨后會進入食物鏈，對生態(tài)系統(tǒng)和人類健康構(gòu)成威脅。
因此，污水污泥需要經(jīng)過適當?shù)奶幚聿拍馨踩褂煤吞幚�。術(shù)語“生物固體”是指使用一種或多種工藝處理的污水污泥，其中可能包括以下工藝：厭氧消化、好氧堆肥、堿/石灰穩(wěn)定、熱解和焚燒（Oladejo等人，2018；Ukwatta等人，2015）。所謂的生物固體具有很高的土地應(yīng)用潛力，因為它們含有大量穩(wěn)定的有機物和可用的營養(yǎng)素，這些營養(yǎng)素在不同的處理中可能有所不同（Wijesekara等人，2021）。例如，通過石灰穩(wěn)定污泥產(chǎn)生的生物固體中的總氮和總磷（以干重為基礎(chǔ)）分別為1.03%和0.38%，而厭氧消化產(chǎn)生的總N和總P分別為5.7%和2.32%（Dad等人，2019）。生物固體在農(nóng)業(yè)和廢棄礦場的再利用在許多國家受到了極大的關(guān)注，包括美國、中國、澳大利亞、新西蘭和一些歐洲國家（Mininni和Dentel，2013；Wijesekara等人，2016）。例如，澳大利亞每年生產(chǎn)約0.371億噸生物固體，其中90%以上用于農(nóng)業(yè)、土地恢復(fù)和景觀美化。包括澳大利亞在內(nèi)的大多數(shù)熱帶國家的農(nóng)業(yè)土壤有機碳含量通常較低，這對生物健康和土壤保濕至關(guān)重要（Ramesh等人，2019）。因此，施用生物固體可以為這些土壤提供大量的碳，有助于減輕干旱對土壤肥力和作物生產(chǎn)力的影響（Wijesekara等人，2021）。
盡管進行了這些處理，但生物固體仍可能含有不良物質(zhì)，阻礙了其土地應(yīng)用潛力（Wang et al.，2008）。在歐洲，污水處理廠產(chǎn)生的污水污泥中，只有39%被重新用于農(nóng)田，這主要是由于施用后環(huán)境問題日益嚴重（例如重金屬和營養(yǎng)物質(zhì)向地下水浸出、溫室氣體排放、氣味）（Fijalkowski等人，2017）。因此，通過加強污水污泥處理來提高生物固體的質(zhì)量，對于最大限度地發(fā)揮其潛在效益并減少土地利用中的問題和障礙至關(guān)重要。有鑒于此，深入了解各種污泥處理過程中的養(yǎng)分和污染物動態(tài)至關(guān)重要。有幾篇關(guān)于處理過的污水污泥產(chǎn)品的土地應(yīng)用的有益和非預(yù)期后果的綜述（Badzmierowski等人，2021；Elmi和AlOlayan，2020；Haynes等人，2009），主要關(guān)注污水污泥堆肥過程中污染物的轉(zhuǎn)化。在污水污泥的各種處理過程中，幾乎沒有關(guān)于污染物和營養(yǎng)物質(zhì)轉(zhuǎn)化的信息。本文旨在填補這一知識空白，主要關(guān)注污水污泥處理后的固體殘留物作為土壤肥料或土壤調(diào)理劑的再利用，以及作為養(yǎng)分回收的來源。
1.2審查方法
為了實現(xiàn)這一目標，我們采用了一種多步驟的方法（圖1）。Scopus和Web of Science的相關(guān)同行評審數(shù)據(jù)庫是使用關(guān)鍵詞“污水污泥處理”和“土地應(yīng)用”，并結(jié)合以下至少一個關(guān)鍵詞收集的：“碳和營養(yǎng)素”、“污染物”、“厭氧消化”、“堆肥”、“石灰應(yīng)用”、“焚燒”和“熱解”。然后檢查這些關(guān)鍵字以匹配數(shù)據(jù)庫的“文章標題”、“摘要”和“關(guān)鍵字”字段上的關(guān)鍵字。所選數(shù)據(jù)在檢查后用于文獻計量分析，以避免重復(fù)。這項審查是一項及時的貢獻，它為環(huán)境科學(xué)家、農(nóng)民和利益相關(guān)者了解使用處理過的污泥進行土地應(yīng)用的潛力提供了信息。
2.污泥特性
由于污水污泥來源于城市和工業(yè)廢水的處理，它往往含有有機物、營養(yǎng)物質(zhì)、無機和有機污染物以及家庭和工業(yè)活動釋放的病原體的復(fù)雜混合物（表1）。這些物質(zhì)分為1）有機物和營養(yǎng)物和2）污染物，其特征在以下小節(jié)中進行了討論。
2.1有機物和營養(yǎng)素
污水污泥在不穩(wěn)定和難降解部分中都含有高濃度的有機物，如脂肪酸、氨基酸、多糖、脂質(zhì)和蛋白質(zhì)，它們處于溶解或懸浮狀態(tài)（Raheem等人，2018）。前者可占總有機物的40%（以干重計），并在整個廢水處理過程中快速礦化（Kacprzak等人，2017）。后者包括絮凝體結(jié)構(gòu)、硬細胞壁和其他高分子量有機物質(zhì)的復(fù)雜混合物（Nguyen等人，2021）。其中，主要由細胞裂解和吸附的有機物形成的微生物胞外多聚物（EPS）因其對廢水處理過程的深遠影響而越來越受到關(guān)注（Cao et al.，2018）。此外，污水污泥中EPS的存在會顯著降低污泥的脫水能力，從而影響幾種污泥處理的效率（Nguyen等人，2021）。
除了有機物外，在污水污泥中還發(fā)現(xiàn)了溶解狀態(tài)、懸浮狀態(tài)或顆粒狀態(tài)的大量營養(yǎng)素（如N、P、K）和微量營養(yǎng)素[如鐵（Fe）、錳（Mn）、鋅（Zn）、硼（B）、鉬（Mo）]（Perez-Murcia等人，2006年）。在大量營養(yǎng)素中，N和P是污水污泥中含量最豐富的元素，以有機和無機形式存在（Wang et al.，2019b）。無機氮包括氨氮（NH3–N）、亞硝酸鹽氮（NO2–N）和硝酸鹽氮（NO3–N），而有機鍵合氮包括吡咯-N、吡啶-N、蛋白質(zhì)-N和胺-N（Tian等人，2014）。與無機N不同，無機P形式是微溶的，因此，P傾向于以無機固相沉積或以有機形式濃縮。在無機磷形式中，磷酸鹽（PO43−）化合物占主導(dǎo)地位，而有機磷由核酸和脂質(zhì)等多種有機化合物組成（Qin et al.，2015）。所有微量營養(yǎng)素通常以足夠的量存在于污水污泥中，以滿足植物的營養(yǎng)需求（Jatav等人，2018）。
2.2.污染物
2.2.1潛在毒性元素
潛在毒性元素包括金屬和類金屬，它們由生物必需元素組成，如鈷（Co）、銅（Cu）、硒（Se）、錳和鋅，以及非必需元素，如鎘（Cd）、砷（as）、鉛（Pb）和汞（Hg）（Rinklebe等人，2019；Shaheen等人，2017）。工業(yè)廢水和地表徑流被認為是污泥中這些元素的主要來源（Fijalkowski等人，2017）。鈷和硒對動物來說是必不可少的，但對高等植物來說則不然（Liphadzi和Kirkham，2006）。植物、動物或人類營養(yǎng)需要低濃度的必需元素，也稱為微量營養(yǎng)素和微量元素。非必需元素即使在低濃度下也具有植物毒性或動物毒性。這兩種物質(zhì)在濃度過高時對植物、動物和人類都有毒性（Adriano，2001）。污水污泥中PTEs的總濃度受到各種因素的影響（如廢水類型和處理工藝），最高可達1000 mg L−1（Zhang et al.，2017b）。然而，由于嚴格的法規(guī)限制了工業(yè)廢水源進入生活污水處理廠，污水污泥中PTEs的含量往往會大幅下降（Fijalkowski等人，2017）。
PTEs的化學(xué)形態(tài)影響其在環(huán)境基質(zhì)中的生物利用度和生態(tài)毒性，可以通過連續(xù)提取進行分析（Huang和Yuan，2016）。基本上，PTEs可以以可交換的（F1）、碳酸鹽結(jié)合的（F2）、Fe和Mn氧化物結(jié)合的（F3）、有機物結(jié)合的（F4）和殘余的（F5）級分存在。在這些組分中，分布在F1、F2和F3中的PTEs由于其高移動性和毒性而容易引起直接的不良影響，而F4可以降解以釋放可溶性金屬，特別是在需氧條件下，并且F5被認為是一種非常穩(wěn)定的組分，并以晶體結(jié)構(gòu)為特征（Huang和Yuan，2016）。
2.2.2有機污染物
有機污染物通過各種來源（如地表徑流、工業(yè)和生活廢水）到達污水處理廠，并集中在污水污泥中。污水污泥中的主要有機污染物包括多環(huán)芳烴（PAHs）和其他持久性有機污染物[例如，聚和全氟烷基物質(zhì)（PFAS）、多氯聯(lián)苯（PCBs）、多氯二苯并二惡英和呋喃（PCDD/Fs）]、鹵代有機化合物（AOX），以及新出現(xiàn)的有機污染物[例如藥品（PhCs）和個人護理產(chǎn)品（PCP）]。它們在污水污泥中的行為受到各種因素的驅(qū)動，包括物理化學(xué)性質(zhì)（如疏水性和分子量）、污水污泥特性（如pH、有機物含量、陽離子交換能力）和廢水處理過程（如好氧或厭氧處理）（Fijalkowski et al.，2017）。由于污水處理廠去除廢水中多環(huán)芳烴的效率很高（高達95%），污染物與污水污泥有關(guān)，多環(huán)芳烴的總濃度可達20 mg/kg（以干重計）（Fijalkowski等人，2017）。這些化合物由于其致癌、致畸和致突變性，仍然存在生態(tài)和健康問題（Hu等人，2014）。盡管多環(huán)芳烴被認為是生物固體在土地上施用后的一種風險，但這些化合物被土壤有機物和污泥緊緊吸附，降低了它們對植物吸收的流動性和生物利用度。許多短期研究表明，在陸地上施用生物固體時，多環(huán)芳烴可能不會對人類構(gòu)成危險（Clarke和Smith，2011）。盡管如此，未來仍需要進行研究，以監(jiān)測該應(yīng)用的長期影響。
除了多環(huán)芳烴外，PFAS（也稱為“永久性化學(xué)品”）是另一種到達污水處理廠污泥的持久性污染物。根據(jù)定義，PFAS是一組約9000種制造的氟化有機化學(xué)品，含有連接在烷基鏈上的多個氟（F）原子（Bolan等人，2021c）。各種全氟辛烷磺酸，如全氟辛烷磺酸鹽（PFOS）、全氟辛酸（PFOA）和全氟己烷磺酸（PFHxS），在數(shù)十個行業(yè)中被用于生產(chǎn)防水、防污和防油脂產(chǎn)品（如不粘炊具、快餐包裝紙、防水織物）。這些化學(xué)物質(zhì)是有害的，即使含量很低；因此，根據(jù)公共衛(wèi)生倡導(dǎo)者的說法，有必要對農(nóng)業(yè)用生物固體中的全氟辛烷磺酸進行嚴格監(jiān)管（Bolan等人，2021b）。
廢水處理廠只能部分去除全氟辛烷磺酸，而且在生物固體中經(jīng)常發(fā)現(xiàn)幾種全氟辛烷酸同系物（如全氟辛烷和全氟辛烷）（Moodie等人，2021）。生物固體中的PFAS可以通過植物吸收進入食物鏈，最終對人類和生態(tài)健康構(gòu)成風險。事實上，一些研究表明，土壤中的全氟辛烷磺酸可以在可食用植物中轉(zhuǎn)移和生物累積（Scher et al.，2018），并浸出到地下水中（Hale et al.，2017）。盡管生物固體的持續(xù)土地施用預(yù)計會導(dǎo)致土壤中全氟辛烷磺酸濃度增加，超過毒性參考值，但將生物固體用作土壤肥料或調(diào)理劑不太可能對人類造成直接風險，特別是通過直接攝入在經(jīng)生物固體處理的土壤中種植的蔬菜，根據(jù)澳大利亞的幾項研究（表2）。然而，由于大多數(shù)研究都是短期的，并且是在受控條件下進行的，因此需要進行長期的實地研究，以確定這些化學(xué)品對生態(tài)和人類健康的影響。
藥物和個人護理產(chǎn)品最近受到了科學(xué)界的最大關(guān)注，它們是所謂的新興有機污染物之一（Zhou et al.，2017）。由于PhCs的對數(shù)Kow值較高，因此在廢水處理過程中，PhCs（例如三氯卡班、三氯生、吉非羅齊、膽固醇）通常存在于污水污泥中（Bo等人，2015）。McClellan和Halden（2010）在美國處理過的污水污泥樣本中檢測到72種不同的PhC。同樣，在污水污泥中發(fā)現(xiàn)了不同類型的PCP，包括抗真菌藥、抗生素、防腐劑、激素、抗發(fā)動機藥和抗腫瘤藥等（Verlicchi和Zambello，2015）。污泥處理會影響污水污泥中PhCs和PCP的濃度，第3節(jié)對此進行了詳細討論。
除了上述無機和有機污染物外，來自不同來源的納米顆粒和微納塑料也可以進入污水處理廠并沉積在污水污泥中（Corradini等人，2019；Kim等人，2012年）。常規(guī)廢水處理通常去除這些污染物的效率較低，因此，在廢水處理過程中，很大一部分微塑性和納米塑性以及納米顆粒與污泥的固相有關(guān)（Padervand等人，2020年；趙等人，2021年）。污水污泥被認為是這些污染物進入環(huán)境的主要途徑（Hatinoğlu和Sanin，2021；Li等人，2020）。
2.2.3病原體
污水污泥含有病原生物的混合物，細菌、真菌、寄生蟲和病毒是這種“生物混合物”中的主要群體（Fijalkowski et al.，2017）。幾項宏基因組分析的結(jié)果表明，除了常見的微生物外，污水污泥也是新出現(xiàn)的致命病毒（如嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型，多重耐藥大腸桿菌）的來源，部分原因是廢水中存在抗生素（Peccia et al.，2020b；Reinthaler et al.，2013）。其中，SARS-CoV-2因其傳染性而備受關(guān)注，尤其是在新冠肺炎全球大流行期間（Serra-Compt等人，2021年）。來自感染者糞便和尿液或其他脫落來源（如痰液）的嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型RNA的不同基因片段可以進入污水系統(tǒng)（Anand等人，2021）。由于其對廢水中固體顆粒的高親和力，污水污泥可以作為傳播嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型遺傳物質(zhì)的潛在來源（Balboa等人，2021）。因此，各種研究記錄了最近在污水污泥中檢測到的這些病毒基因片段材料。例如，D’Aoust等人（2021）證實，在加拿大渥太華不同污水處理廠的初級污泥中存在嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型核衣殼（N）蛋白的N1和N2基因。在美國康涅狄格州紐黑文市污水處理廠的初級污水污泥中也檢測到了這些基因（Peccia等人，2020a）。有人認為，嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型可以在污泥中持續(xù)存在（處于活躍或休眠階段），并在污泥的土地利用過程中成為二次傳播的潛在來源（Liu et al.，2020）。然而，關(guān)于它們在污水污泥和土壤中生存能力的信息有限，需要進一步研究（Fijalkowski等人，2014）。
3.污水污泥處理過程中有機物、營養(yǎng)物質(zhì)和污染物的轉(zhuǎn)化
污水污泥的處理是必要的，以滿足其在土地（如農(nóng)田、草地、林地和廢棄礦山土地）上的使用要求（Vargováet al.，2008）。大多數(shù)國家都實施了污泥處理技術(shù)，以減少未經(jīng)處理的污水污泥量（Praspaliauskas和Pedišius，2017）。污泥處理的主要標準是：（i）體積減少，（ii）穩(wěn)定，（iii）能量和養(yǎng)分回收，以及（iv）最終產(chǎn)品的有益利用。處理過程必須滿足這些標準（Tezel等人，2011年）。表3總結(jié)了常用的污水處理技術(shù)及其相關(guān)的優(yōu)缺點。在以下小節(jié)中，詳細討論了處理污水污泥以及營養(yǎng)物質(zhì)和污染物轉(zhuǎn)化的主要方法（圖2）（關(guān)于土地上固體殘留物的再利用和營養(yǎng)物質(zhì)回收）。除厭氧消化外，其他方法都需要將污泥脫水作為處理前的先決條件。污水污泥脫水采用了各種物理（如超聲處理、電處理和熱處理）和化學(xué)（如絮凝、混凝、酸或堿處理）技術(shù)（Wu等人，2020）。表4和表5列出了關(guān)于轉(zhuǎn)化的選定研究和主要發(fā)現(xiàn)。
3.1厭氧消化
厭氧消化（AD）是一種流行的處理污泥的技術(shù)，尤其是含水量>90%的污泥，無需任何預(yù)處理（Appels et al.，2008）。這種化學(xué)生物過程在厭氧環(huán)境中將污水污泥中的有機化合物轉(zhuǎn)化為沼氣（Nguyen等人，2021）。這種處理不僅產(chǎn)生沼氣，這是一種主要由甲烷（CH4）和二氧化碳（CO2）組成的氣體混合物，而且還產(chǎn)生了具有顯著農(nóng)藝潛力的厭氧消化污泥（消化物）（Tezel等人，2011）。甲烷越來越被認為是一種可再生的生物能源，可以用作生物燃料來產(chǎn)生熱量或電力。污泥廢物中的有機物轉(zhuǎn)化為CH4是由不同微生物群落的合作活動介導(dǎo)的（Parkin和Owen，1986）。棒狀桿菌、放線菌、葡萄球菌和梭菌是參與AD（產(chǎn)酸）過程的關(guān)鍵屬（Riviere等人，2009；Senés-Guerrero等人，2019）。驅(qū)動AD的微生物可分為四類：水解發(fā)酵菌、產(chǎn)乙酸菌、氫營養(yǎng)產(chǎn)甲烷菌和乙酰乙酸碎屑產(chǎn)甲烷菌（Nguyen et al.，2021）。其中，水解和產(chǎn)乙酰微生物可以在厭氧或兼性條件下進行，而產(chǎn)甲烷菌的活性僅限于厭氧條件（De la Rubia等人，2013）。
AD過程包括四個按時間順序排列的步驟：水解、產(chǎn)酸（發(fā)酵）、產(chǎn)乙酰和產(chǎn)甲烷（Oladejo et al.，2018）（圖3）。在第一步中，復(fù)雜的有機物（即碳水化合物、蛋白質(zhì)和脂質(zhì)）轉(zhuǎn)化為可溶性糖、脂肪酸和氨基酸（Appels等人，2008）。在AD工藝的第二步驟中，在第一步驟中形成的可溶性有機物質(zhì)被進一步分解。在第三步中，產(chǎn)酸產(chǎn)物通過丙酮轉(zhuǎn)化為乙酸、CO2和氫氣（H2）。最后，產(chǎn)甲烷古菌在產(chǎn)甲烷過程中使用揮發(fā)性脂肪酸作為食物來源來產(chǎn)生CH4和CO2（Nguyen等人，2021）。根據(jù)操作溫度，有兩種類型的AD，即中溫型（35-40°C）和嗜熱型（55-60°C）。盡管后者在沼氣產(chǎn)量和減少病原體方面表現(xiàn)更好，但由于一些技術(shù)和經(jīng)濟效益，在大多數(shù)商業(yè)規(guī)模的厭氧消化器中，傳統(tǒng)的中溫消化仍然是首選（Labatut等人，2014）。
人們普遍認為，由于污水污泥中含有大量的水和復(fù)雜的有機物組成（如微生物聚集體和難降解細胞），水解是限速步驟（Nguyen等人，2021）。此外，幾個參數(shù)會影響AD工藝的速率和效率，包括工藝配置、pH、溫度、水力停留時間、有機負載速率、C/N比和抑制劑（Buhlmann等人，2019；Tezel等人，2011年）。因此，應(yīng)用各種輔助技術(shù)來提高污水污泥的厭氧生物降解性，這可能會影響消化物的農(nóng)藝價值。
在AD之前，污水污泥通常經(jīng)過預(yù)處理，以克服第一個也是最重要的水解步驟的限制（Pilli等人，2015）。采用各種預(yù)處理方法來分解難降解的固體顆粒（如富含EPS的絮凝物），提高污泥中活性微生物和水解酶的豐度，從而加速水解，提高AD效率。這些方法可能包括物理和機械方法（如超聲、微波輻射、電動、球磨機）、化學(xué)方法（如臭氧氧化）、（水）熱方法（溫度范圍為50至240°C）和生物方法（如添加水解酶）或這些方法的任何組合（Nguyen等人，2021）。最近，水熱處理已被有效地用作一種級間工藝，以提高污泥中難降解有機物質(zhì)的生物降解性（Ortega-Martinez等人，2016）。有關(guān)這些預(yù)處理的更多信息，讀者可以參考Nguyen等人的兩篇綜合評論。（2021）和Pilli等人（2015）。
由于污泥固有的低C/N比（大多數(shù)C和N化合物易于降解）（通常在6-16之間），這會導(dǎo)致微生物的營養(yǎng)失衡，厭氧共消化（也稱為高固體厭氧消化）越來越多地被用于實現(xiàn)最佳C/N比，范圍在20-30之間（Parkin和Owen，1986；Tchobanoglous，2009）。在這種方法中，將污水污泥與含有高比例易降解有機碳（如牲畜糞便、植物殘渣和其他富含有機碳的材料）的其他有機廢物流均勻混合，以提高C/N比，從而改善AD的穩(wěn)定條件（Indren等人，2020；Kumaran等人，2016）。厭氧（共）消化以及預(yù)處理方法可以顯著改變污泥中營養(yǎng)物質(zhì)和污染物的轉(zhuǎn)化和動力學(xué)。
在AD過程中，污水污泥中的重金屬可以釋放到液相中，因此，固體消化物中的含量會減少（Dong等人，2013）。此外，在這一過程中，污泥中有機物的降解歸因于固相中重金屬的減少，以滿足農(nóng)業(yè)和園林綠化目的的監(jiān)管限制（Guo et al.，2021）。然而，在AD過程中，微生物消耗了大量的N和P，導(dǎo)致固體消化物中的營養(yǎng)物質(zhì)（尤其是N）減少（Guo等人，2021）。Scaglia等人（2018）在嗜熱條件下通過AD處理城市污水污泥，并評估其潛在的農(nóng)藝價值和殘留污染物含量。作者發(fā)現(xiàn)，處理過程產(chǎn)生了具有高生物穩(wěn)定性和成熟有機物以及低氣味排放的固體消化物。此外，在含氮和磷化合物礦化的固體消化物中檢測到顯著水平的礦物質(zhì)N和P，證實了其農(nóng)藝潛力。此外，這一過程導(dǎo)致病原體的大幅減少。一些常見的致病微生物，如大腸桿菌、沙門氏菌、糞鏈球菌和大腸桿菌的數(shù)量顯著減少（低于檢測限）。此外，一些持久性有機污染物（如總碳氫化合物、多環(huán)芳烴、殺蟲劑）的殘留水平非常適中，符合其土地應(yīng)用的監(jiān)管限制（Scaglia等人，2018）。類似地，高溫AD與超聲預(yù)處理30分鐘相結(jié)合，在15天后，污水污泥中卡馬西平、氯菲二酸、雙氯芬酸和三氯生（四種藥物活性物質(zhì)）的濃度分別降低了73%、73%、64%和76%（Zhou et al.，2017）。在本研究中，預(yù)處理導(dǎo)致絮凝物和細胞壁破裂，這歸因于通過提高AD系統(tǒng)的性能來去除污染物（Zhou et al.，2017）。此外，Mahon等人（2017）發(fā)現(xiàn)厭氧消化降低了污水污泥中微塑料污染物的豐度。
除了濃度的變化外，AD過程和輔助處理還改變了污泥中營養(yǎng)物質(zhì)和污染物的轉(zhuǎn)化和流動性。在AD期間，NH4+和可溶性磷酸鹽被釋放到液體消化物中，導(dǎo)致N和P損失；然而，這些營養(yǎng)物質(zhì)可以通過鳥糞石沉淀來回收（Battistoni等人，2000年）。厭氧條件下硫酸鹽還原為硫化物有助于AD期間P向液相的釋放（Lippens和De Vrieze，2019）。關(guān)于磷，AD工藝將污水污泥中幾乎所有的磷轉(zhuǎn)化為無機正磷酸鹽（Sommers，1977）。然而，污泥中磷的轉(zhuǎn)化受到其他元素（如鐵）化學(xué)性質(zhì)的強烈影響。Wilfert等人（2016）發(fā)現(xiàn)，在Fe存在的情況下，F(xiàn)e3（PO4）3。8H2O（藍晶石）是污泥AD固體消化物中礦物質(zhì)P的主要形式。類似地，AD過程和輔助處理影響PTEs的物種形成�；旧希M管AD后PTEs的總量可能不會改變，但這些元素往往以更穩(wěn)定的形式存在。例如，Wang等人（2021）通過水熱預(yù)處理（155–185°C）研究了AD期間一些PTE（Cu、Cr和Zn）的轉(zhuǎn)化和遷移率。作者發(fā)現(xiàn)，預(yù)處理后，Cu和Zn主要以硫化物（CuS和ZnS）的形式存在于水炭中，隨后的AD過程將CuS轉(zhuǎn)化為Cu2S，并將ZnS轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的形式（有機絡(luò)合和吸附的Zn）。同時，預(yù)處理后，在水炭中形成了含Cr的硅酸鹽，AD后，這些化合物在固體消化物中轉(zhuǎn)化為Cr（III）-腐殖復(fù)合物和Fe（III）–Cr（Ⅲ）-氫氧化物（Wang et al.，2021）。關(guān)于有機污染物，這些化合物要么在液相和固相中降解，要么在AD后吸附在固體殘留物上，這取決于幾個因素（如物理化學(xué)性質(zhì)、有機物含量）（Boix等人，2016）。例如，Phan等人（2018）發(fā)現(xiàn)logD>1.5（中-高親脂性）的有機污染物往往存在于固相中，降解較差。同時，結(jié)構(gòu)中具有供電子官能團的logD<1.5（低親脂性）的有機污染物被顯著生物轉(zhuǎn)化，而沒有官能團的有機污染物保持不變并在液相中積累（Phan等人，2018）。
3.2好氧堆肥
堆肥是一個有氧、生物和放熱的過程，在這個過程中，自然存在的微生物將污水污泥中可生物降解的有機化合物分解為可儲存的固體產(chǎn)物（Imbeah，1998；Lu等人，2020）。該過程通常包括三個時間階段：中溫（中溫）、高溫（高溫）和成熟（冷卻）（de Bertoldi等人，1983）。通常，第二階段的最高溫度可以達到70°C，但在某些情況下，最高溫度可以高達90°C（高溫堆肥）（Cai等人，2012；Cui等人，2020）。堆肥過程可能涉及多個系統(tǒng)，包括在容器中或在有或沒有定期翻轉(zhuǎn)的情況下成堆堆肥（Dumontet等人，1999）。盡管好氧堆肥可以自然發(fā)生，但污泥中的高含水量和低C/N比為專性好氧微生物（處理過程中的主要微生物）創(chuàng)造了不利的環(huán)境（Wu等人，2015）。因此，在共同堆肥過程中，污水污泥經(jīng)常與其他有機廢物或填充劑（通常具有高C/N比和低營養(yǎng)含量的特征）混合，以減少水含量，改善微生物的營養(yǎng)平衡，并增強堆肥材料中的通氣性（Zhang et al.，2018b）。除了微生物，幾種蚯蚓物種和昆蟲幼蟲也可以用于好氧堆肥，以加速污泥中有機物質(zhì)的好氧分解（Liew等人，2022）。除了含水量和C/N比之外，影響堆肥過程效率的關(guān)鍵參數(shù)可能包括溫度、pH和顆粒大�。↖mbeah，1998；Li等人，2001年）。
好氧堆肥被認為是處理污泥用于土地應(yīng)用的可行策略（Margesin等人，2006年）。堆肥將污水污泥轉(zhuǎn)化為高度均勻、生物穩(wěn)定的有機碳和植物營養(yǎng)源（Sullivan等人，2002年）。施用堆肥后土壤有機質(zhì)的增加有助于控制侵蝕（Kosobucki等人，2000年）。然而，未成熟的堆肥會對土壤性質(zhì)產(chǎn)生不利影響，因此在用于農(nóng)業(yè)之前應(yīng)將其穩(wěn)定；也就是說，可生物降解的有機物應(yīng)該被微生物完全分解（Bo？ym和西米？特考斯基，2018）。堆肥后污水污泥中氮百分比的變化可以通過考慮氮礦化來解釋（Lv et al.，2018）。有機改良劑（如污水污泥）的連續(xù)應(yīng)用可以增加有機部分的氮礦化，逐漸將有機氮轉(zhuǎn)化為無機氮，植物可以很容易地使用這些氮（Rodríguez等人，2003）。同樣，在未經(jīng)處理和堆肥的污水污泥中也觀察到高百分比的磷（Rodríguez等人，2003年）。在污泥堆肥過程中，可溶性硫的濃度也會增加（Dewi等人，2008）。微生物穩(wěn)定化、部分脫水和由于有機物腐殖化而導(dǎo)致的營養(yǎng)成分富集為最終的堆肥污水污泥提供了理想的質(zhì)量（Casado Vela等人，2006年；Sanchez-Monedero等人，2004年）。因此，添加堆肥污泥可以增強土壤的物理化學(xué)和生物特性，從而加速植物生長（Boudjabi和Chenchouni，2021）。此外，由于堆肥的放熱性質(zhì)，病原體可以在適當?shù)臈l件下被摧毀（Lu等人，2020）。例如，在堆肥的嗜熱階段，不斷上升的高溫（60-70°C）會破壞病原體（Nakasaki等人，1985年）。污泥堆肥有利于有機污染物的消散，如多環(huán)芳烴（Guo et al.，2020）、藥品和個人護理產(chǎn)品（Butkovskyi et al.，2016）、抗生素抗性基因（Liao et al.，2018）和微塑料（Chen et al.，2017）。例如，通過使用超高溫堆肥修復(fù)污水污泥中的微塑料表明，43.7%的現(xiàn)有微塑料在45天內(nèi)從污水污泥中去除（Chen et al.，2020）。
然而，污泥的好氧堆肥可能不會降低PTEs的總濃度，在某些情況下，這一過程會使PTEs以更有效的形式積累在植物中，并在土地利用后滲入地下水，對生態(tài)系統(tǒng)和人類健康構(gòu)成潛在威脅（Ingelmo et al.，2012；Zhang et al.，2018a）。因此，已經(jīng)在污水污泥中添加了許多吸附材料，如生物炭（Liu et al.，2017）、煤灰（Mohee et al.，2015）和膨潤土（Shaheen等人，2014），以增強堆肥過程中PTEs的固定化。堆肥的另一個環(huán)境問題是氣體污染物的排放。一些營養(yǎng)元素，如N和S，在堆肥過程中作為氣體（如NH3、N2O、SO2）部分損失（Lisk等人，1992）。氨是堆肥過程中釋放的主要含氮氣體化合物，它可能會導(dǎo)致酸化和富營養(yǎng)化（González等人，2019）。然而，通過接種耐熱硝化細菌（趙等人，2020）或磷酸鹽改良劑（王等人，2019c），可以減少過程中的氮損失。
3.3石灰處理
石灰可用于在土地使用前處理污水污泥（Vouk等人，2017）。用石灰處理污泥可以提高pH值（>12）和溫度，從而減少難聞的氣味、病原體和病毒以及腐�。ˋkrivos等人，2000年）。氫氧化鈣（Ca（OH）2）[也稱為熟（松）石灰]、生石灰（CaO）和含石灰的窯灰和粉煤灰粉塵用于創(chuàng)造堿性環(huán)境（Anderson等人，2015；Bina等人，2004年）。Liu等人（2012）發(fā)現(xiàn)，向污水污泥中添加CaO通過形成CaSO4減少了含S氣體的排放。此外，如果將生石灰添加到污水污泥中，其與水的反應(yīng)會產(chǎn)生Ca（OH）2和通過放熱反應(yīng)產(chǎn)生的熱量，這也會破壞病原體（Placháet al.，2008）。這種簡單且非專利的方法可以對病原體進行巴氏殺菌并防止其再生（Anderson等人，2015；Farzadkia和Bazrafshan，2014）。在治療過程中，細菌和病毒病原體可以減少99%或更多（Bina等人，2004年）。重金屬的溶解度和遷移率也由于高pH而降低（Wong和Selvam，2006）。
通常，在混合槽中將石灰添加到污水污泥中，以確保污泥和石灰完全混合（Bina等人，2004年）。處理過程的可靠性和可行性取決于石灰的可用性、運營成本和穩(wěn)定期（Samaras等人，2008年）。病原體去除的有效性受到各種因素的影響（如混合物的pH值、總混合時間、污泥的含水量）。整個污泥的pH值在處理過程中應(yīng)保持恒定。如果低于10.5，則可能會出現(xiàn)氣味問題（Bina等人，2004年）。所需的石灰量主要取決于污泥類型及其有機物含量（Farzadkia和Bazrafshan，2014）。
石灰的添加降低了污水污泥中各種PTE的溶解度、流動性和毒性，為農(nóng)業(yè)提供了一種安全的有機改良劑（Xu et al.，2021）。例如，施用石灰處理過的污水污泥比施用未經(jīng)處理的污水污泥更能降低玉米粒中Cr、Ni、Pb、Zn和As（但不能降低Cd和Cu）的含量（Jamali等人，2008b）。作者發(fā)現(xiàn)，添加石灰會增加土壤pH值，這歸因于金屬有效性降低和植物對這些金屬的吸收減少（Jamali等人，2008b）。
Peles等人（1998）研究了三種古老的田間植物中PTEs的積累：巨型狐尾（Setaria faberi Herrm）、加拿大一枝黃花（Solidago canadensis L.）和巨型豚草（Ambrosia trifida L.），它們生長在兩個不同的污水污泥區(qū)（添加和不添加石灰）。作者發(fā)現(xiàn)，石灰處理的污泥改良地塊的植物樣本中PTE含量（Cd、Cu、Pb、Zn）相對低于相應(yīng)未處理地塊的PTE含量。（Peles等人，1998）。另一項研究的重點是確定石灰對黑麥（Secale cereale L.）吸收金屬（Zn、Cd、Pb和Cu）的影響，該研究表明，金屬吸收隨著石灰的添加而減少，順序為Zn>Cd>Pb>Cu（Lagerwerff等人，1977）。
Ščančar等人（2001）估計了一些PTE（Cr、Cu、Cd、Ni、Pb和Zn）在污水污泥及其與CaO和鋸末的復(fù)合物中的遷移率。與未經(jīng)CaO處理的污水污泥相比，由于金屬沉淀或流動性降低，污水污泥中的總金屬濃度隨著石灰的加入而降低。然而，向污水污泥中添加CaO增加了Ni和Cu的溶解度，并增加了Cr在高pH（石灰處理污泥的pH為12）下的潛在氧化作用。此外，在本研究中，石灰略微降低了其他易溶PTE組分的比例。這些結(jié)果表明，石灰作為污泥消毒工藝存在一些缺陷（Ščančar等人，2001年）。同樣，Jamali等人（2008a）研究了PTEs（As、Cr、Pb、Ni、Zn、Cd和Cu）在污泥改良土壤及其與石灰的復(fù)合物中的遷移率。作者發(fā)現(xiàn)，石灰會導(dǎo)致As、Cr、Pb、Ni和Zn的遷移率降低（降低10-44%）。相反，Cd和Cu的遷移率分別增加了10%和24%，這可能是由于這些金屬在石灰化后形成了金屬氫氧化物（Jamali等人，2008a）。
3.4.焚燒
焚燒是一種對包括污水污泥在內(nèi)的有機廢物流進行熱化學(xué)氧化處理的方法，可以回收可再生能源（Jandačka et al.，2017）。它在工業(yè)化國家最受歡迎（Samolada和Zabaniotou，2014）。在焚燒過程中，污泥中的有機物在850至1000°C或1000°C以上的溫度下與過量的氧氣燃燒，CO2作為主要氣體與其他氣體（如NOx）一起排放。污水污泥中的水由于高溫而蒸發(fā)。該工藝減少了污水污泥的重量和體積，安全地破壞了微污染物和病原體，并可以回收能量（Marani等人，2003年）。多爐、流化床和紅外電焚燒爐是處理過程中使用的主要焚燒爐類型。其中，流化床反應(yīng)器是最受歡迎的焚燒污泥的反應(yīng)器（Meier et al.，2016）。電動紅外焚燒爐的資本成本相對低于其他焚燒爐（EPA，1993）。例如，焚燒的資本成本約為303萬美元；厭氧消化和熱解的成本分別約為338萬美元和463萬美元（Tarpani和Azapagic，2018）。
污泥焚燒可能會排放大量焚燒后的污泥灰，因此當需要完全處理時，不建議使用這種方法（Donatello和Cheeseman，2013）。由于重金屬的存在，通過該過程產(chǎn)生的灰燼是危險的；因此，應(yīng)維持適當?shù)幕厥蘸吞幹霉芾硐到y(tǒng)，以最大限度地減少對環(huán)境的影響（Ebbers等人，2015）。從灰燼中去除重金屬后，剩余的灰燼可以重新用于多種用途，如水泥和骨料生產(chǎn)（Donatello和Cheeseman，2013）。然而，在清除過程中，可能會發(fā)生有毒重金屬（如Pb、Cd）的煙囪排放，造成不利的環(huán)境影響（Marani等人，2003年）。在典型的焚燒過程中，脫水污泥被送入焚燒爐，在那里發(fā)生脫揮發(fā)分、干燥和燃燒（Murakami等人，2009年）。在焚燒過程中，含水量高的污水污泥會導(dǎo)致點火延遲、溫度變化和溫度降低等問題。為了克服這些問題，有必要在焚燒前脫水以產(chǎn)生干污泥（Liang et al.，2021）。
在使用焚燒處理時，污水污泥的各種成分在熱處理下如何反應(yīng)是一個值得關(guān)注的問題。焚燒處理后的污水污泥中可以大量存在幾種必需的植物營養(yǎng)素（如P、S）。例如，Biswas等人（2009年）報告稱，污泥焚燒產(chǎn)生的灰燼磷含量高（約8%，w/w），可在以后使用硫酸或鹽酸進行浸出回收。同樣，Thomsen等人（2017）發(fā)現(xiàn)磷含量的重量百分比從4.0增加到9.7–10.3。一般來說，污水污泥灰中植物有效磷的比例較低，可能需要在土地應(yīng)用前富集磷（Li et al.，2015）。例如，溶解磷酸鹽的微生物經(jīng)常被接種到污水灰燼中，以增強其施肥效果（Raymond et al.，2019）。盡管污水污泥中的S含量與P含量具有相似的模式，但焚燒后污水污泥中N的含量降低（Thomsen等人，2017）。
盡管有這種潛在的磷回收，但焚燒后的污泥灰中大量的PTEs對土地利用是一個巨大的阻礙（Cieślik等人，2015）。Donatello等人（2010）報告稱，與進料污泥相比，污水污泥灰含有更高的PTE含量。Liu等人（2010）分析了污水污泥中的PTEs（Cu、Pb、Ni、Zn、Cd和Cr），以研究其在焚燒過程中的形態(tài)演變。研究表明，由于焚燒，銅和鋅更有可能在酸溶性組分中揮發(fā)。Pb和Cr的殘留組分和可氧化組分的揮發(fā)尤為突出（Liu et al.，2010）。Latosińska（2017）發(fā)現(xiàn)，熔爐溫度對Ni和Cu的遷移率有統(tǒng)計學(xué)上的顯著影響。
許多研究對焚燒過程中有機污染物的去向進行了研究。一項關(guān)于焚燒過程中污泥中多環(huán)芳烴轉(zhuǎn)化的研究表明，在不同的操作溫度下，多環(huán)芳烴會反復(fù)釋放。300–750°C的溫度范圍被認為是釋放PAHs的理想溫度范圍，因為污泥中90%以上的PAHs總量往往在焚燒處理過程中釋放（Zhang et al.，2016）。Park等人（2009）還發(fā)現(xiàn)，在污泥焚燒爐870–970°C的運行溫度范圍內(nèi)，總PAHs的出口氣相分布在93.7%至99.9%之間。
3.5.熱解
熱解是一種熱化學(xué)還原和吸熱過程，在完全沒有氧氣或氧氣供應(yīng)有限的情況下，在100至1000°C的溫度下，將污水污泥中的有機化合物轉(zhuǎn)化為富含碳的固體殘留物（Racek等人，2020）。由于可再生能源的可回收性，污泥的熱解受到了極大的關(guān)注（Djandja等人，2020）。影響熱解過程的關(guān)鍵因素是溫度、壓力、湍流、污水污泥成分、在反應(yīng)器中的停留時間和加熱速率（Barry等人，2019）。由于其結(jié)構(gòu)簡單、用戶友好、操作簡單和易于擴大規(guī)模，污水污泥通常在流化床反應(yīng)器中熱解（Gerasimov等人，2019）。
生物炭是污水污泥熱解的固體副產(chǎn)品，有許多應(yīng)用（Bolan等人，2021a）。例如，生物炭可以用作環(huán)境修復(fù)中的有效吸附劑，也可以用作農(nóng)業(yè)中的土壤肥料和調(diào)理劑，其產(chǎn)量主要受熱解溫度的影響（Barry et al.，2019）。除了生物炭，生物油和熱解氣體（合成氣）都是由熱解產(chǎn)生的。生物油是一種用于能源生產(chǎn)的可冷凝蒸汽產(chǎn)品。合成氣由CO、CO2、CH4、H2和一些輕烴（C2H2、C2H4、C2H6和C3H8）組成，是一種提供熱能的不凝性氣體混合物（Racek等人，2020）。生物油和生物炭的產(chǎn)率可以使用新型反應(yīng)器設(shè)計和調(diào)節(jié)操作條件來優(yōu)化。熱解對環(huán)境的負面影響小于焚燒（Djandja等人，2020）。此外，作為一個額外的優(yōu)勢，重金屬可以集中在最終廢渣中進行進一步處理（Manara和Zabaniotou，2012）。
根據(jù)操作條件，熱解可分為三大類：緩慢熱解、溫和熱解/烘焙和快速熱解（Kumar和Anand，2019）。慢速熱解比溫和快速熱解具有更低的加熱速率（<100°C/min）和更長的停留時間（最多10分鐘或更長）。緩慢熱解通常發(fā)生在300至700°C的溫度下，產(chǎn)生的生物炭比生物油或合成氣更多（Gao等人，2020b）�？焖贌峤獗葴睾秃途徛裏峤饩哂懈叩募訜崴俾剩�10–200°C/s）和更低的停留時間（0.5–10 s），并且在400至800°C的溫度下發(fā)生�？焖贌峤猱a(chǎn)生的生物油比氣體或生物炭更多，因此當所需的產(chǎn)物是生物油時，它是有利的。生物油包括碳氫化合物、有機酸、酮、醇、芳烴和水（Gao等人，2020b）。溫和熱解/烘干/高溫干燥是其他熱處理方法在較低溫度（200–300°C）下的預(yù)處理方法。生物質(zhì)在焙燒過程中轉(zhuǎn)化為類煤材料，增加了能量密度（Atienza-Martínez等人，2013）。
污水污泥熱解需要比焚燒更低的操作溫度，這有利于避免污泥中PTE的融化和蒸發(fā)（Manara和Zabaniotou，2012；Raheem等人，2018）。由于熱解通常會產(chǎn)生相對較高百分比的生物炭（約占污泥質(zhì)量的50%），可以有效吸附PTEs和有機化合物，因此在熱解過程中，PTEs對環(huán)境的影響可以顯著降低（Gao等人，2017；Raheem等人，2018）。Stammbach等人（1989）進行了一項實驗，涉及使用流化床反應(yīng)器在500–650°C下熱解污水污泥，并發(fā)現(xiàn)PTE，如Cr、Cu、Zn和Pb，在熱解殘留物中富集，而不會蒸發(fā)。另一項研究側(cè)重于熱解溫度對污水污泥及其熱解殘留物中Cu、Pb、Cd和Zn的形態(tài)分布的影響（He et al.，2010）。作者發(fā)現(xiàn)，鎘在700°C時會揮發(fā)，從而降低其在固體殘留物中的含量。此外，Pb、Cu和Cd與有機物和硫化物結(jié)合，而Zn主要與污泥和熱解殘渣中的Fe和Mn氧化物結(jié)合。得出的結(jié)論是，當溫度升高到一定值時，熱解過程增強了PTEs的穩(wěn)定性（He等人，2010）。最近，許多研究集中在通過與不同的富含有機碳的添加劑（如稻殼、鋸末）共同熱解來增加生物炭中的碳含量和官能團，以增加生物炭的碳含量及官能團（在PTEs的穩(wěn)定中起主要作用）（Li et al.，2021；Wang et al.，2019d）。此外，來自污水污泥原料的生物炭產(chǎn)品可以富含初級常量營養(yǎng)素，用作農(nóng)業(yè)肥料（Karim等人，2020）。Jin等人（2017）發(fā)現(xiàn)，共熱解過程產(chǎn)生的富含營養(yǎng)物質(zhì)的生物炭不僅顯著消除了PTEs在土壤中的流動性、生物利用度和可浸出性，而且具有很高的施肥價值。在幾項短期實驗中，他們發(fā)現(xiàn)在土壤中用作調(diào)理劑或肥料是安全的。然而，需要定期監(jiān)測PTEs在土壤中的穩(wěn)定性，以防止PTEs的潛在再活化。
在熱解過程中，污泥中的營養(yǎng)物質(zhì)也會發(fā)生轉(zhuǎn)化。例如，富氮污水污泥的快速熱解主要通過NH3（氣體）的釋放造成了顯著的氮損失。熱解產(chǎn)率隨著溫度的升高和掃氣流速的降低而增加（Cao et al.，2013）。在另一項研究中，Karayildirim等人（2006）揭示了S含量相對較高的污泥樣品的熱解導(dǎo)致熱解的氣態(tài)產(chǎn)物中形成H2S（氣體）。來自污泥的這種熱解氣體中的H2S（氣體）含量約為2%（重量基準）（Karayildirim等人，2006年）。
Zielińska和Oleszczuk（2015）在一項關(guān)于熱解對污水污泥中PAHs總量影響的研究中報告稱，由于污水污泥的熱解，PAHs含量下降了8至25倍，PAHss含量的下降取決于熱解溫度和污泥類型。當考慮污水污泥中的含氮有機污染物時，Tian等人（2014）觀察到，大多數(shù)污染物在高于300°C的溫度下分解為雜環(huán)氮，并釋放出HCN。此外，在300°C下，含胺-N的有機污染物轉(zhuǎn)化為含氮化合物和NH3（氣體）（Tian等人，2014）。關(guān)于微塑料的轉(zhuǎn)化，Ni等人（2020）發(fā)現(xiàn)，在450°C左右的溫度下，熱解完全降解了聚乙烯和聚丙烯（污水污泥中含量最高的兩種微塑料）。這項研究還揭示了通過污泥有機物和現(xiàn)有微塑料之間的反應(yīng)產(chǎn)生新的塑料聚合物的可能性。由于不完全熱解（在低于450°C的溫度下），微塑料可能會形成粗糙的表面形態(tài)，使其能夠吸附比初始形式更多的污染物（Ni等人，2020）。
4.污染物轉(zhuǎn)化對污水污泥有益利用的影響
污泥處理過程中污染物的轉(zhuǎn)化可能會影響其流動性、生物利用度、植物吸收和生物降解（Gao等人，2020b；Melo等人，2019；Zhang等人，2017a）。堆肥污水污泥礦化并固定氮和磷。堆肥中的大部分氮以銨態(tài)氮的形式保留，銨態(tài)氮經(jīng)過硝化作用，增加堆肥生物固體產(chǎn)品中的硝酸鹽含量。由于硝酸鹽比銨更具流動性，硝酸鹽浸出可能發(fā)生在生物固體堆中（Goss等人，2013）。根據(jù)這些堆的可溶性碳含量和好氧條件，硝酸鹽的反硝化作用會釋放溫室氣體，包括一氧化二氮（Sánchez et al.，2015；Thangarajan et al.，2018）。在堆肥過程中，污水污泥中的有機磷被礦化為無機正磷酸鹽，這很容易被植物吸收（Houben等人，2019）。
黎明污水污泥用于消毒、控制昆蟲和降低PTEs的植物毒性。如上所述，對污水污泥進行石灰處理可以增強PTE如Cu、Zn、Cd和Hg的固定化。雖然非必需PTEs（如Cd和Hg）的固定化降低了它們的毒性和植物對它們的吸收，但必需PTEs，如Zn和Cu的固定化會導(dǎo)致這些微量營養(yǎng)素的缺乏，尤其是當生物固體被用作唯一的營養(yǎng)來源時（Park和Bolan，2013；Zhang等人，2017a）。
盡管幾項研究已經(jīng)證實在未經(jīng)處理的污水污泥中存在嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型遺傳物質(zhì)片段（D’Aoust et al.，2021；Peccia et al.，2020a），但只有少數(shù)報告顯示在經(jīng)處理的污泥中存在重新冠病毒2型（Anand et al.，2020）。例如，Serra Compte等人（2021）在濃縮和厭氧消化后的處理污泥中檢測到嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型RNA，但本研究中沒有提供與病毒傳染性有關(guān)的數(shù)據(jù)。事實上，嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型RNA的存在并不一定意味著它是可行的，也不一定是這種傳染性病原體傳播和傳播的途徑（Anand等人，2021）。通常，對污水污泥的常見處理，如厭氧消化、石灰穩(wěn)定和堆肥，對于滅活感染它的病毒物質(zhì)是有效的（Langone等人，2021）。此外，有限的證據(jù)表明，嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型在土地施用處理過的污水污泥后在土壤中存活（Wiktorczyk-Kapischke等人，2021）。因此，有人認為，經(jīng)過適當處理的污泥可能不會為嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型的傳播和傳播提供潛在來源（Anand等人，2021；Langone等人，2021）。
如上所述，污水污泥的焚燒和熱解會影響無機和有機污染物的流動性和生物利用度。雖然在高溫下焚燒污水污泥可以誘導(dǎo)PTEs的氧化，但在厭氧條件下熱解可以減少PTEs（Li等人，2019；Tarpani等人，2020）。PTEs的氧化還原反應(yīng)控制著它們的溶解度和生物利用度。例如，As和Cr的生物利用度分別隨著還原反應(yīng)和氧化反應(yīng)而增加（Bolan等人，2014）。雖然污水污泥的熱氧化可以降低灰燼材料中的多環(huán)芳烴水平，但污水污泥的熱解可以增加生物炭中多環(huán)芳烴的水平（Kookana等人，2017；Simon等人，2012年；Wu等人，2019）。污泥的焚燒和熱解處理促進了PFAS前體的轉(zhuǎn)化，增加了特定的PFAS化合物（Bolan等人，2021b；Winchell等人，2020）。
主要是，污水污泥的熱化學(xué)處理過程（如焚燒、熱解、水解）代表了疫情期間污水污泥安全管理的有效策略（Czerwińska et al.，2022）。例如，Serra Compte等人（2021）發(fā)現(xiàn)，熱水解在從污泥中消除病毒性嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型RNA方面特別有效。事實上，包括嚴重急性呼吸系統(tǒng)綜合征冠狀病毒2型在內(nèi)的病原體和其他有機微污染物（如微塑料和納米塑料）通過熱水解處理過程在污水污泥中的破壞已經(jīng)得到證實（Ducoli等人，2021）。
5.結(jié)論和未來趨勢
在全球范圍內(nèi)，產(chǎn)生了大量的污水污泥，這些污泥通常富含碳和植物營養(yǎng)物質(zhì)、有機和無機污染物以及病原體，具體取決于廢水來源。雖然污泥的施用增加了土壤中的碳和植物營養(yǎng)素，但它也引入了過量的營養(yǎng)素、有機和無機污染物以及病原體，主要通過食用糧食和飼料作物，可能導(dǎo)致對人類和動物的毒性。必須采用適當?shù)墓に囂幚砦唇?jīng)處理的污水污泥（如厭氧消化、堆肥、石灰、焚燒和熱解），以促進污水污泥的穩(wěn)定，消除其潛在的環(huán)境污染，并促進其在土地上的有益利用。然而，其中一些處理過程可以促進污水污泥中有機和無機污染物的流動性和生物利用度，當最終產(chǎn)品用于土地應(yīng)用時，會對人類和生態(tài)系統(tǒng)造成潛在危害。鑒于本綜述中討論的污水污泥處理過程中污染物轉(zhuǎn)化的現(xiàn)有知識，以下研究領(lǐng)域值得研究：
1.使用先進的光譜分析技術(shù)檢測污水污泥處理過程中污染物的地球化學(xué)轉(zhuǎn)化。
2.污水污泥處理過程中污染物生物利用度變化的量化。
3.調(diào)查污水污泥處理過程中污染物轉(zhuǎn)化對處理后的最終產(chǎn)品在各種應(yīng)用（如磷回收）中的有益利用的影響。
4.檢查持續(xù)施用生物固體對污染物（包括PTEs和PFAS）積累的長期影響，以及隨后植物對其的吸收，以防止對人類和動物的可能毒性。這一研究路線很重要，因為經(jīng)過處理的污水污泥（生物固體）正日益成為農(nóng)業(yè)用地和礦場重新植被用地的重要碳和養(yǎng)分來源。
