張偉軍，張 彧，潘思逸

(1.中國地質(zhì)大學(武漢)環(huán)境學院，湖北 武漢 430078;2.中國地質(zhì)大學(武漢)長江流域環(huán)境水科學湖北省重點實驗室，湖北 武漢 430078)

2020年初，我國污水處理廠已經(jīng)超過1萬座，污水處理量達2.2億t[1]，隨著污水處理量的持續(xù)增加，剩余活性污泥的產(chǎn)量劇增，污泥處理處置問題日益突出。歐盟污泥指令(Sewage Sludge Directive 86/278/EEC)自1986年沿用至今，其設(shè)定了污泥中重金屬等有害污染物含量的限值，而新制定的污泥指令進一步加強了污泥中有機污染物和病原菌的控制要求。例如德國、法國等國家對污泥中有機微量污染物有明確的限定標準，包括可吸收有機鹵化物(Absorbable organohalogen-AOX)、鄰苯二甲酸二己酯(DEHP)、直鏈烷基苯磺酸鹽(linear alkylbenzene sulfonate - LAS)、壬基酚(NP/NPE)、多環(huán)芳烴(PAHs)、多氯聯(lián)苯(PCB)、多氯代二惡英(PCDD)和多氯代苯并呋喃(PCDF)。美國環(huán)境保護署(EPA)的聯(lián)邦法規(guī)——40CFR Part 503中也規(guī)定了相應的污泥管理要求和污泥有效回用的鼓勵性措施。近年來，美國有些州已對污泥土地利用標準做了修改，例如德克薩斯州和佛羅里達州針對B級(Class B)污泥土地利用的限制條件更加嚴格，這一措施大大降低了污泥土地利用的比例。另外，EPA已識別出污泥中9種新的污染物(鋇、鈹、4-氯苯胺、熒蒽、錳、硝酸鹽、亞硝酸鹽、芘和銀)和一些其他有機污染物，并將其納入今后法規(guī)的管控范圍[2]。在我國，工業(yè)污水占到污水處理廠處理量的35%以上，導致污泥通過疏水和靜電等作用富集大量毒害污染物，從而限制了污泥的土地利用。為了減少污泥中毒害污染物的排放，降低其環(huán)境影響，我國政府相繼出臺了多項污泥土地利用方面的標準,如《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置土地改良用泥質(zhì)》(GB/T 24600—2009)、《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置——農(nóng)用泥質(zhì)》(CJ/T 309—2009)和《城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置——園林綠化用泥質(zhì)》(GB/T 23486—2009)等標準。這些標準均將8大重金屬 (Cu、Zn、Ni、Pd、As、Cr、Cd和Hg)納入限制指標體系，同時也涵蓋了一些有機污染物，如油類、PCB、PAH和苯并芘等持久性有機污染物 (POPs)等[3]。

毒害有機污染物已成為影響污泥土地利用安全性的主要影響因素之一，因此研究污泥處理過程中毒害有機污染物的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律與毒性效應尤為重要。為此，本文從以下4個方面展開論述：①污泥中毒害有機污染物的提取和分析方法；②污泥中毒害有機污染物的類型、含量和毒性評估方法；③污泥中毒害有機污染物的毒性效應(植物毒性、動物毒性、急性毒性、遺傳毒性和內(nèi)分泌干擾效應)評估方法；④污泥處理(熱水解、好氧堆肥、厭氧消化和高級氧化)過程中毒害有機污染物的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律。該項工作可為全面認識污泥中毒害有機污染物及其毒性情況、全面了解污泥中毒害有機污染物的提取、分析和毒性檢測方法以及全面解析不同污泥處理工藝對毒害有機污染物的去除效果和轉(zhuǎn)化機制提供基礎(chǔ)認識，為后續(xù)污泥安全處置及資源化利用提供科學依據(jù)。

1 污泥中毒害有機污染物的提取和分析方法

城市污泥中有機污染物種類繁多，常見的提取方法有索氏提取法、超聲提取法、Qu ECH ERS法、基質(zhì)固相萃取法、加速溶劑分散萃取法、微波萃取法和超臨界流體萃取法等；常見的分析方法主要有紅外分光光度法、高效液相色譜(HPLC)法、氣相色譜(GC)法、氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用(GC-MS、GC-MS/MS)法和高效液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用(HPLC-MS/MS)法。表1詳細整理了污泥中常見毒害有機污染物的提取和分析方法。

表1 污泥中毒害有機污染物的提取與分析方法Table 1 Extraction and analytical methods of toxic organic pollutants from municipal sludge

續(xù)表1

1.1 污泥中毒害有機污染物的提取方法

(1) 索氏提取法：索氏提取法最早應用于牛奶中脂類化合物的提取工作，由德國知名化學家Franz Ritter von Soxhlet 于1879年發(fā)明。該方法利用虹吸和溶劑回流原理，通過索氏提取器底部燒瓶有機溶劑的動態(tài)循環(huán)，高效富集污泥樣品中的目標提取物。索氏提取法最突出的優(yōu)點在于實現(xiàn)了動態(tài)提取，使物料內(nèi)外保持濃度差，相比靜態(tài)提取裝置提取效率更高，但也存在費時、步驟復雜，有機溶劑使用量大等缺點。

(2) 超聲提取法：超聲提取法是較為常見的一種快速提取污泥樣品中有機污染物的方法。該方法通過脈動和空化作用增加溶液湍流強度和相接觸面積，從而強化傳質(zhì)以破壞固體樣品的基質(zhì)，實現(xiàn)目標成分的溶出與富集[22]。超聲提取法具有提取效率高、操作簡單、提取速度快等優(yōu)點，有時也作為輔助提取方法。

(3) Qu ECh ERS法：Qu ECh ERS(Quick Easy Cheap Effective Rugged and Safe)法是由Michelangelo等[23]在2003年時提出的一種萃取方法。城市污泥樣品在有機溶劑中劇烈振蕩后，以超聲和離心輔助提取，最后取上清液分離純化。Qu ECh ERS法相比傳統(tǒng)的索氏提取法簡化了有機污染物的提取步驟，縮短了提取時間，同時具有簡單、快速、價格低廉等優(yōu)點。但缺點是樣品的穩(wěn)定性和平行性較差。

(4) 基質(zhì)固相分散萃取法：基質(zhì)固相分散萃取法是把城市污泥樣品與所選擇的分散劑放在一起進行充分的研磨，利用研磨過程中所產(chǎn)生的剪力將固體樣品充分分散在分散劑中。鍵合官能團的存在使固體樣品組分充分分散在分散劑的表面，游離的硅烷醇與強極性分子結(jié)合，形成化學鍵或氫鍵；弱極性分子被吸附在鍵合相，與樣品的基質(zhì)結(jié)合在兩相物質(zhì)的表面[24]?；|(zhì)固相分散萃取法集提取、過濾、凈化于一身，提高了提取過程中的精確度和準確度[25]，但研磨分散劑與樣品過程中會造成提取物的不確定性損失。

(5) 加速溶劑萃?。杭铀偃軇┹腿?ASE)法是Richter等[26]在1995年提出的，該方法是在較高壓力(10.3～20.6 MPa)和溫度(50～200℃)條件下從城市污泥樣品中快速提取有機物。此條件下，有機溶劑與樣品之間擴散速率及相互作用提高，從而促進了相應的有機污染物在有機溶劑中的溶解。加速溶劑萃取法的優(yōu)點是有機溶劑用量少、速率快、操作安全、效率高等，但存在運行成本和投資比高、不容易提取低分子量PAHs等缺點[27]。

(6) 微波萃取法：微波萃取法是采用微波將樣品中待提取的化合物提取出來。在微波場中，微波吸收能力的差異致使目標化合物從待處理的樣品中分離并進入介電常數(shù)相對較小、微波吸收能力相對較弱的有機溶劑中[28]。微波提取有機溶劑具有消耗低、污染小的優(yōu)點，但微波萃取必須選用極性溶劑，且使用的微波加熱設(shè)備需要較多的資金投入，故目前微波萃取法的報道并不多見。

(7) 超臨界流體萃取法：超臨界流體萃取(SFE)法作為一種全新的前處理方法得到了廣泛的關(guān)注與應用。超臨界狀態(tài)下的超臨界流體擁有很好的滲透性和流動性，通過超臨界流體與待提取分析樣品的充分接觸，使樣品組分按沸點高低、極性大小、分子量大小有選擇性地被提取出來[29]。常用的超臨界流體有CO2、NH3、H2O、N2O等。與傳統(tǒng)的污泥中毒害有機污染物提取技術(shù)相比，超臨界流體萃取法具有提取效果好、選擇性較高、無毒和穩(wěn)定的優(yōu)點，但由于設(shè)備價格昂貴、固體樣品的含水率會對方法回收率產(chǎn)生影響、實驗操作要求高等因素而在應用中受到了限制。

1.2 污泥中毒害有機污染物的分析方法

(1) 紅外分光光度法：紅外分光光度法主要用于石油類污染物的測定，該方法以CH3、CH2、CH為基礎(chǔ)，由于環(huán)烴占石油類總體的70%～80%，同時芳烴苯環(huán)上仍還有一定量的CH3、CH2、CH，因此紅外分光光度法可以測定石油類80%～90%的組成物[30]，相比紫外分光光度法和熒光光度法更加準確。

(2) 高效液相色譜法：高效液相色譜(HPLC)法固定相使用孔微粒填裝在合適的不銹鋼柱內(nèi)，流動相經(jīng)高壓輸送泵進入色譜柱，相比傳統(tǒng)的色譜法，溶質(zhì)在柱中的傳質(zhì)擴散時間減少，可以在相對短的時間內(nèi)獲得較高的分離能力，常用于分析中高分子量、高沸點和熱穩(wěn)定性差的有機污染物。目前80%的有機化合物都可以通過HPLC法進行分析，通過待測物質(zhì)與標準物的峰值對應的保留值比對進行定性分析，并用峰面積與標準樣品的標準曲線進行定量分析。

(3) 氣相色譜法：氣相色譜(GC)法的分離效能高，它能分離沸點十分接近的復雜混合物，并對同位素、烴類異構(gòu)體有較強的分離能力，同時該方法具有操作簡單、分析快速、應用范圍廣等優(yōu)點。

(4) 氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用法和高效液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用法：氣相色譜(GC)和高效液相色譜(HPLC)也可以與質(zhì)譜(MS)進行聯(lián)用，氣相色譜儀和液相色譜儀作為質(zhì)譜儀的“進樣器”，而質(zhì)譜法發(fā)揮其靈敏度高、定性能力強、鑒別能力極高的特點，可以用于多組分混合樣品(如城市污泥等環(huán)境樣品)中未知成分的鑒定，并判定化合物的分子結(jié)構(gòu)等。

HPLC法和GC-MS法作為污泥中毒害有機污染物中最常見的分析方法，往往通過不同的分離純化程序，以及調(diào)節(jié)色譜和質(zhì)譜吹掃時間溫度、脫附溫度時間、烘烤時間等參數(shù)測定特定有機污染物。在土壤和沉積物中毒害有機污染物的分析方法中有不少相關(guān)國家標準可借鑒于污泥中毒害有機污染物的分析，如《土壤與沉積物 多環(huán)芳烴的測定 氣相色譜-質(zhì)譜法》(HJ 805—2016)。

1.3 污泥中毒害有機污染物提取方法與分析方法組合

通過表1可知，針對不同目標提取物，應采用合適的提取-分析方法組合來提高目標物的提取與分析精度。其中，最常用的提取有機溶劑有二氯甲烷、丙酮、正己烷及其組合。對于石油類污染物，常采用四氯乙烯溶劑，使用索氏提取法或超聲萃取法組合紅外分光光度法進行測定；對于多環(huán)芳烴，常采用二氯甲烷或二氯甲烷/正己烷溶劑，使用索氏提取法或加速溶劑萃取法組合GC-MS法進行測定；對于多環(huán)麝香，常采用二氯甲烷/丙酮溶劑，使用超聲萃取法或加速溶劑萃取法組合GC-MS法進行測定；對于抗生素類物質(zhì)，常采用乙腈/水溶劑，使用基質(zhì)固相分散萃取該組合HPLC-MS進行測定；對于壬基酚或烷基酚類物質(zhì)，常采用甲醇溶劑，使用微波萃取法組合HPLC法測定。

2 污泥中毒害有機污染物的類型、含量和毒性效應評估方法

城市污泥中污染物種類眾多，通過化學指標難以準確判斷污泥是否能夠安全利用，而毒性效應評估可通過不同毒性指標綜合評判處理后污泥的毒性強度及毒性效應，以為后續(xù)污泥安全利用(如土地利用)提供有力支撐。

2.1 污泥中毒害有機污染物的類型、毒性效應和含量

了解污泥中毒害有機污染物的種類和濃度有助于評估其對人類健康和生態(tài)環(huán)境的潛在風險。污泥中的毒害有機污染物大致可分為35類及一種混合物(短鏈氯化石蠟，SCCPs)，共包含749種毒害有機污染物[31]。這些毒害有機污染物主要來源于廣泛的商業(yè)產(chǎn)品，比如抗生素、藥物、個人護理產(chǎn)品、殺蟲劑、阻燃劑、助塑劑、抗氧化劑、有機溶劑、表面活性劑、熱穩(wěn)定劑等。表2詳細整理了我國城市污泥中主要毒害有機污染物的類型、毒性效應和含量。我國城市污泥中毒害有機污染物的種類繁多、來源廣泛，同時不同類型的毒害有機污染物對應的毒性效應也有較大差異。其中，濃度較高的毒害有機污染物有多環(huán)芳烴(8.54～55.807 mg/kg)、酚類化合物(1～128 mg/kg)、季銨鹽化合物(1.12～505 mg/kg)、多氯聯(lián)苯(1.28～28.37 mg/kg)和合成麝香(1.3～26.7 mg/kg)，濃度較低的毒害有機污染物有藥物類(0.12～9.84 ng/kg)、激素類(1.53～5.27 μg/kg)、六溴環(huán)十二烷(0.103～37.2 μg/kg)和多氯萘類(1.48～28.21 μg/kg)。污泥中毒害有機污染物的毒性效應也是需要重點關(guān)注的，其中濃度較高的多環(huán)芳烴有明顯的“三致”性(致癌、致畸、致突變)、基因毒性和內(nèi)分泌干擾效應；酚類化合物有急性毒性、神經(jīng)毒性和消化系統(tǒng)毒性效應；季銨鹽化合物有生殖毒性、呼吸毒性和急性毒性效應；多氯聯(lián)苯有急性毒性、內(nèi)分泌干擾和雌激素效應；而合成麝香有環(huán)境激素毒性和遺傳毒性效應。

表2 中國城市污泥中毒害有機污染物種類、毒性效應和含量Table 2 Species,toxic effects and concentrations of toxic organic pollutants in municipal sludge in China

2.2 污泥中毒害有機污染物的毒性效應評估方法

污泥中有常見的毒害機污染物毒性效應評估方法可分為一般毒性評估(急性毒性評估、亞慢性毒性評估、慢性毒性評估等)和特殊毒性評估(遺傳毒性評估和內(nèi)分泌干擾效應等)，見表3。

表3 城市污泥中毒害有機污染物的毒性評估方法及原理Table 3 Toxicity assessment methods and principle of toxic pollutants in municipal sludge

2.2.1 一般毒性評估

一般毒性從測試時間尺度可分為急性毒性和慢性毒性，常見的一般毒性檢測方法有發(fā)光細菌法、酶系統(tǒng)活性法、種子發(fā)芽指數(shù)法、水培試驗、水生動物法。

(1) 發(fā)光細菌法：在綜合毒性研究中被廣泛接受的是杜麗娜提出的發(fā)光細菌毒性檢測方法[82]，該方法認為當發(fā)光細菌與毒性物質(zhì)接觸時細胞的狀態(tài)將被改變，從而會導致生物發(fā)光的減弱。通過測定發(fā)光細菌強度的減弱程度可用來確定污泥中毒害有機污染物的毒性強弱。國內(nèi)外學者在發(fā)光細菌毒性方面都進行了大量的研究[83-85]。

(2) 酶系統(tǒng)活性法：暴露在外界不良環(huán)境中時，植物內(nèi)活性氧(reactive oxygen species，ROS)會自發(fā)積累產(chǎn)生氧化脅迫，致使植物組織受到傷害。為了清除和降低多余的ROS，植物會激發(fā)抗氧化酶(超氧化物岐化酶SOD、過氧化物酶POD、過氧化氫酶CAT等)保護機制。因此，通過測定酶系統(tǒng)活性可用來研究污泥中毒害有機污染物對植物的毒性強弱[86]。常用的檢測方法有熒光探針H2DCFDA，H2DCFDA本身沒有熒光，可以自由穿過細胞膜，進入細胞內(nèi)后，可以被細胞內(nèi)的酯酶水解生成DCFH，而細胞內(nèi)的ROS氧化DCFH會生成有綠色熒光的DCF。因此，通過檢測DCF的熒光強弱?？捎脕泶_定污泥中毒害有機污染物的毒性。

(3) 種子發(fā)芽指數(shù)法：種子發(fā)芽指數(shù)(GI)作為污泥堆肥產(chǎn)物腐熟化程度的評價指標之一[87]，也可用來評估污泥樣品中毒害有機污染物的毒性。理論上來說，GI值小于100%時堆肥產(chǎn)物有毒性。

(4) 水培試驗法：水培試驗是利用營養(yǎng)液供給作物生長所需養(yǎng)分的栽培技術(shù)，可用來評估污泥中重金屬和溶解性有機物的毒性強弱。王啟明[88]通過大豆幼苗水培試驗，研究了重金屬鉛(Pb)、鎘(Cd)單一及其復合脅迫對大豆幼苗生理生化特性的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)鉛、鎘復合脅迫對大豆幼苗的毒害作用高于鉛、鎘單一脅迫，且鎘的毒害作用強于鉛的毒害作用。

(5) 水生動物法：水生動物法是采用不同的動物(斑馬魚、水蚤等)受體，通過短期暴露計算存活率得到急性致毒效應。Sotero-Santos等[89]以水蚤、蚊、魚為受試對象，研究了凈水廠富含鐵的污泥對水生生物的毒性效應，結(jié)果發(fā)現(xiàn)污泥對試驗生物無急性毒性影響，但是未經(jīng)處理的污泥排放后，仍會對下游的水生生物群有慢性毒性效應。斑馬魚是目前最主要的研究模式動物之一，其具有易于養(yǎng)殖、成本低廉、對外界環(huán)境反應迅速等特點，通過從其組織或整胚中提取染色體DNA，對特定序列進行PCR 擴增后，可采用常規(guī)的DNA測序方法對特定基因型進行鑒定，也可以對基因組DNA進行高通量測序，以對個體或群體的整體基因組序列予以鑒定。斑馬魚在環(huán)境毒理學領(lǐng)域已被廣泛應用。

2.2.2 特殊毒性評估

特殊毒性是除急性毒性和慢性毒性外致使生物體致畸、致癌、致突變以及生殖障礙的毒性效應。

2.2.2.1 遺傳毒性評估

(1) Ames試驗：Ames試驗采用鼠傷寒沙門氏菌(Salmonella trphimurium)的組氨酸營養(yǎng)缺陷型菌株發(fā)生回復突變的性能來檢測化學物的致突變性。用該試驗檢測化學物的遺傳毒性，不僅簡便、快速、經(jīng)濟，而且適用于測試混合物，能很好地反映環(huán)境中多種污染物聯(lián)合作用的效應。眾多學者采用Ames試驗檢測城市污水、污泥等的致突變性[90]。

(2) 彗星試驗：彗星試驗又稱單細胞凝膠電泳(single cell gel electrophoresis，SCGE)，它是由Ostling等[91]在1984年提出，后經(jīng)Singh等[92]進一步完善的檢測單個細胞DNA損傷的技術(shù)，DNA受損越嚴重，產(chǎn)生的斷鏈和斷片越多，其長度也越小，在相同的電泳條件下遷移的DNA量就愈多，遷移的距離就愈長，因此通過測定DNA遷移部分的光密度或遷移長度就可以測定單個細胞DNA的損傷程度。該技術(shù)被廣泛應用到遺傳毒理學中，如陳穎等[93]利用彗星試驗研究了污染土壤導致的蚯蚓體內(nèi)DNA單鏈斷裂，結(jié)果發(fā)現(xiàn)采用彗星試驗檢測蚯蚓體內(nèi)DNA單鏈斷裂的基因損傷效應可以作為生物效應標志終點，尾矩和尾長作為敏感指標可以更好地表達遺傳毒性物質(zhì)基因損傷的劑量-效應關(guān)系。

(3) SOS/umu方法:SOS/umu生物遺傳毒性測試方法是Oda等于1985年根據(jù)DNA損傷誘導SOS反應表達umuC基因這一基本原理，通過將攜帶有umuC-LacZ嵌合體的特異性質(zhì)粒pSK1002導入鼠傷寒沙門菌 Salmonella typhimurium TA 1535中而建立起來的。該方法在化合物和復雜樣品的遺傳毒性檢測中已有廣泛應用，如肖睿洋等[94]利用SOS/umu方法測試了天津地區(qū)41個土壤樣品有機提取物的遺傳毒性，結(jié)果表明漢沽區(qū)土壤有機組分遺傳毒性值最高，說明遺傳毒性的生物效應標記方法可以用于區(qū)域生態(tài)風險評價；李莉等[95]利用SOS/umu方法評價了北京市污水處理廠中污泥的遺傳毒性效應，結(jié)果發(fā)現(xiàn)該方法能夠快速、準確地對污泥遺傳毒性以及污泥處理工藝的處理效果進行評價。

(4) 蠶豆根尖微核試驗:微核試驗是檢測染色體或有絲分裂器損傷的一種遺傳毒性測試方法，由于微核產(chǎn)生的概率與誘變因子的劑量成正比，因此通過微核的出現(xiàn)頻率可用來評價環(huán)境誘變因子對生物遺傳物質(zhì)的損傷程度。如Degrassi等[96]和Ma[97]于1982年建立了蠶豆根尖微核試驗技術(shù)；賀磊等[98]于1983年提出了“污染指數(shù)法”，首先在國內(nèi)建立了利用蠶豆初生根尖微核試驗技術(shù)檢測淡水污染的評價體系，該評價體系包括微核千分率(MCN)和污染指數(shù)(PI)兩個指標，其中污染指數(shù)(PI)平均值在0～1.5為基本沒有污染，PI平均值在1.5～2.5為輕污染，PI平均值在2.0～3.5為中污染，PI平均值在3.5以上為重污染，該技術(shù)簡便、經(jīng)濟、靈敏，在致突變性檢測和環(huán)境污染監(jiān)測研究中得到了廣泛應用；楊輝等[99]利用蠶豆根尖細胞微核試驗技術(shù)監(jiān)測了徐州市11個不同地區(qū)土壤的污染狀況，找到了污染較為嚴重的地區(qū)，并分析其MCN較高可能與重金屬離子、致突變劑等有關(guān)。

2.2.2.2 內(nèi)分泌干擾效應

美國環(huán)境保護署(EPA)提出了第一層的篩查(TIS)和第二層的檢測(T2T)兩種具有內(nèi)分泌干擾效應的環(huán)境污染物的甄別方法體系[100]。其中，酵母雙雜交法是較為常用的檢測方法，其原理是將兩個目標蛋白分別與真核轉(zhuǎn)錄因子的結(jié)合區(qū)和轉(zhuǎn)錄結(jié)合區(qū)融合產(chǎn)生新的融合蛋白，當兩個目標蛋白能夠互相作用時，會促使和互相靠近形成具有活性的轉(zhuǎn)錄因子，將報告基因激活使之轉(zhuǎn)錄，該方法具有操作簡單、快速，且降低了其他核受體的干擾等優(yōu)點[101]。如陳月華等[102]采用重組基因酵母法檢測了北京市16個污水處理廠污泥的雌激素、雄激素和孕激素效應，結(jié)果發(fā)現(xiàn)各污水處理廠均檢測到雌激素受體誘導效應，大部分污水廠污泥樣品表現(xiàn)出較明顯的雄激素抑制效應和較強的孕激素抑制效應。

3 污泥處理過程中毒害有機污染物的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及毒性效應

污泥處理過程中常用的處理技術(shù)主要包括化學氧化技術(shù)和生物處理技術(shù)。

3.1 化學氧化技術(shù)

化學氧化技術(shù)主要是利用物質(zhì)(包含活性自由基)的高氧化電位破壞污泥絮體結(jié)構(gòu)、降解毒害污染物并改變污泥毒性效應。污泥處理過程中常用的化學氧化技術(shù)有臭氧氧化、Fenton氧化(包括類Fenton和Fenton耦合工藝)、活化過硫酸鹽氧化和過氧化鈣氧化4種工藝。表4整理了不同高級氧化工藝對污泥中毒害有機污染物的降解效果。

表4 不同高級氧化工藝對污泥中毒害有機污染物的去除效果Table 4 Degradation effect of sludge advanced oxidation process towards organic toxic pollutants

3.1.1 臭氧氧化工藝

臭氧的強氧化性可以加速破壞污泥中微生物的細胞壁，使胞內(nèi)物質(zhì)充分釋放，促進污泥的水解酸化過程[117-118]。臭氧可以將部分有機物氧化成為CO2和H2O，還可以將大分子有機物開環(huán)斷鏈，轉(zhuǎn)化為小分子有機物[119]。臭氧氧化處理對污染中多環(huán)芳烴類物質(zhì)去除率不高，但對污泥中四環(huán)素類物質(zhì)有較高的降解率。當pH值為9、臭氧濃度為40 mg O3/g時，污泥中多環(huán)芳烴的去除率僅為44.5%[105]，而四環(huán)素(tetracycline，TCN)、氧四環(huán)素(oxytetracycline，OTC)、強力霉素(doxycycline，DOX)和阿奇霉素(azithromycin，AZN)的降解率可達到86.4%～93.6%[103]。臭氧可以氧化部分有機污染物并增加其溶解性，提高厭氧微生物的活性、生物可利用率以及與微生物的接觸范圍，因此臭氧氧化處理常作為污泥厭氧消化的預處理方案之一。對比單一厭氧消化與臭氧化預處理-厭氧消化處理后發(fā)現(xiàn)，污泥中多環(huán)芳烴的去除率從44%提升到61%，高環(huán)苯并[a]芘的降解率從18%提高到30%[104]。使用FT-ICR-MS法分析臭氧氧化處理前后污泥萃取物后發(fā)現(xiàn)，臭氧氧化處理后，污泥中O2、O3、O4、O5類物質(zhì)增多，而O1、O6、O7、O8類物質(zhì)減少，一些分子量大的、不飽和度高的物質(zhì)在臭氧氧化后被氧化成小分子脂肪酸。其中，O1類物質(zhì)可能是醇類、醛類、酮類化合物，在經(jīng)過臭氧氧化后其相對含量降低，也可能是被氧化成酸類化合物；同時，烴類化合物也會被氧化成醇類、醛類、酮類化合物，繼而被氧化為酸類化合物[120]。除此之外，臭氧氧化處理會通過破壞EPS和細胞結(jié)構(gòu)，釋放吸附和濃縮于EPS和細胞中的有毒有機污染物，增強污泥的急性毒性效應[121]。如Yang等[121]研究發(fā)現(xiàn)，污泥經(jīng)臭氧氧化處理后，急性毒性提升了38.6%，其中分子量在5～10 kDa的物質(zhì)的貢獻最大。

3.1.2 Fenton/類Fenton及Fenton耦合氧化工藝

Fenton/類Fenton氧化工藝是目前最受歡迎的有機污染物氧化技術(shù)之一，該技術(shù)由Fe2+、Cu2+、Mn2+、石墨、 UV和超聲波等催化分解H2O2，生成強氧化性的羥基自由基(·OH)，通過·OH的親電加成反應，可將污泥中不易生物降解的芳香族化合物、雌激素、2,4-二氯苯氧乙酸素等有機化合物降解成無毒的小分子物質(zhì)。Fenton氧化工藝能快速有效地去除污泥中4種甾體雌激素和多環(huán)芳烴(PAHs)，其中甾體雌激素 E1、E2、EE2、E3的降解率分別為71.98%、84.18%、67.31%和97.92%[106]，而多環(huán)芳烴(PAHs)的去除率為78%左右[109]。但Fenton氧化工藝存在Fe(III)/Fe(II)循環(huán)緩慢、羥基自由基產(chǎn)量有限和會產(chǎn)生有害的含鐵污泥等問題，因此人們使用過渡金屬離子替代亞鐵離子、添加生物炭、將微電解與Fenton耦合等方法來增強Fenton反應體系對有機污染物的氧化降解能力。如Ke等[108]利用超聲波/H2O2降解污泥中的PAHs，結(jié)果發(fā)現(xiàn)有75.52%～84.40%的PAHs被降解；Feng等[122]研究發(fā)現(xiàn)，生物炭的加入增加了Fenton反應體系中羥基自由基的積累量，促進了Fe(III)/Fe(II)循環(huán)，從而顯著增強了污泥中2,4-二氯苯氧乙酸的降解率。

3.1.3 活化過硫酸鹽氧化工藝

3.1.4 過氧化鈣氧化工藝

過氧化鈣(CaO2)在一定條件下(光熱，F(xiàn)e2+等)可生成強氧化性的·OH。相比Fenton氧化，F(xiàn)e2+/CaO2可以通過pH值改變CaO2溶解度，調(diào)控·OH的產(chǎn)生速率[114]。CaO2在污泥中對EDCs(endocrine disrupting compounds)、PPCPs(Pharmaceutical and Personal Care Products)、PhACs(pharmaceutically active compounds)和二氯苯酚等污染物質(zhì)的去除方面表現(xiàn)優(yōu)異。如Zhang等[114]研究發(fā)現(xiàn)，當CaO2投加量為0.66 g/g VSS、pH值在2～12之間時，對6種EDC(雌酮、17β-雌二醇、17α-炔雌醇、雌三醇、雙酚A和4-壬基酚)的去除率為60%～95%，且在pH值為12時其去除率最高。在Fe2+/CaO2-EDTA體系下，污染中2，4-二氯苯酚(2，4-DCP)的去除率可達95%；Zheng等[116,127]研究發(fā)現(xiàn)，MP-UV-CaO2處理污泥后，污泥中卡馬西平(CBZ)和丙酮(PMD)的去除率分別達到了92.3%和90.3%，其中·OH起到了主要作用，而苯巴比妥(PBB)主要通過·OH和3DOM*(triplet states of dissolved organic matter)去除，且1O2的直接光解效果不佳。CaO2對內(nèi)分泌干擾物質(zhì)和藥物具有良好的降解效果，可能會降低污泥的雌激素效應和內(nèi)分泌干擾效應。

3.2 生物處理技術(shù)

污泥處理過程中常見的生物處理工藝有好氧堆肥、厭氧消化和熱水解等。好氧堆肥處理是利用污泥中的好氧微生物菌群對污泥有機物進行吸收、氧化及分解等；厭氧消化工藝是指污泥在無氧或缺氧條件下，兼性菌和厭氧細菌將污泥中可生物降解的有機物分解為甲烷、二氧化碳、水和硫化氫等小分子物質(zhì)；熱水解處理是將污泥于密閉容器中加熱，促使污泥中EPS和細胞體內(nèi)大分子有機物及胞內(nèi)結(jié)合水釋放。表5比較了不同生物處理工藝對污泥中毒害有機污染物的降解機理及降解效果。

表5 不同生物處理工藝對污泥中毒害有機污染物的降解機理及降解效果Table 5 Degradation mechanism and effect of toxic organic pollutants in sludge treatment process

3.2.1 好氧堆肥處理工藝

好養(yǎng)堆肥處理工藝對污泥中有機污染物的去除方面有較大的潛力。一方面，微生物利用污泥有機物生存和繁殖；另一方面將污泥中復雜的碳氫化合物、蛋白質(zhì)和酯類等有機物分解成單糖和氨基酸，釋放熱量使污泥堆溫升高，從而促進微生物進一步氧化分解有機物[128]。經(jīng)好氧堆肥后，污泥中壬基酚、性激素、多環(huán)芳烴等均得到有效降解，同樣好氧堆肥還可以去除污泥中壬基酚聚氧乙烯醚、直鏈十二烷基苯磺酸鈉和某些PPCPs類化合物。如王杰[129]研究了不同調(diào)理劑、污泥含水率、堆肥溫度和通風量條件下，污泥中PHAs濃度的變化特征，結(jié)果發(fā)現(xiàn)好氧堆肥后污泥中PAHs類物質(zhì)的降解率為40%～80%。污泥與木屑混合堆肥情況下，對PHAs的去除效果很好，2環(huán)多環(huán)芳烴的去除率甚至達到100%，而對苯并[a]芘等高環(huán)芳烴的降解率可以達到60.0%。如Hua等研究了油菜籽與污泥混合堆肥中PAHs濃度的變化，結(jié)果發(fā)現(xiàn)超過79%的PAHs在堆肥50 d后被去除。堆肥過程中污泥中PAHs在過氧化酶、脫氫酶和木質(zhì)素水解酶等作用下，會生成羥基衍生物或醇類，并進一步降解。污泥堆肥過程中一般易降解4個及以下氯原子的PCBs，難以降解5個以上的PCBs，而PCBs在微生物作用下可轉(zhuǎn)化為氯苯酸，進一步發(fā)生礦化過程，并最終降解[130]。此外，局部缺氧條件下，堆肥污泥中含硫蛋白質(zhì)會通過酶和脫硫作用會轉(zhuǎn)化為甲硫醇、甲硫醚等惡臭性VOCs[131]。

3.2.2 厭氧消化處理工藝

厭氧消化對污泥中毒害有機污染物的去除效果有限。Mailler等[132]研究發(fā)現(xiàn)，污泥經(jīng)厭氧消化工藝處理后，烷基酚、DEHP和BDE-209得到了較顯著的去除(去除率>50%)，而有機錫化合物和烷基苯酚的去除率小于40%。對污泥中有機污染物(PAHs、有機錫化合物、烷基酚等)降解起主要作用的為水解和產(chǎn)甲烷階段[128]。其中，水解階段主要通過水溶性有機物和小分子有機酸促進有機污染物從固相解析到液相，該過程同樣促進了有機污染物的微生物利用；在產(chǎn)甲烷階段，產(chǎn)甲烷細菌利用易降解有機物為共代謝底物來降解有機污染物，同時促進其他厭氧微生物在厭氧還原體系中降解有機污染物的能力[133]。以PAHs為例，水解階段污泥中2-3環(huán)多環(huán)芳烴的去除率約為61.0%，其中25.1%被生物降解成小分子，大部分移動到液相中，而4～6環(huán)多環(huán)芳烴的轉(zhuǎn)化率約為49.9%，且生物降解率不到8.0%[134]；產(chǎn)甲烷階段污泥中萘的降解率可達60.0%[135]，在中溫厭氧消化試驗中，20 d后污泥中PAHs的總?cè)コ蕿?9.9%，其中苯并[a]芘的去除率為31.2%[136]。溫度對污泥中有機污染物的去除也有顯著的影響，如EI-Hadj等[137]在中溫(35℃)厭氧消化試驗中發(fā)現(xiàn)，污泥中萘和芘的去除率分別為33.6%和31.3%，而在高溫(55℃)厭氧消化試驗中，其去除率提升至50.2%和55.9%。厭氧環(huán)境下，污泥中PAHs在水解菌的作用下先生成苯甲酸鹽類以及間苯二酚和間苯三酚等中間產(chǎn)物，然后經(jīng)過一系列的羧化和脫羧、羥基化、還原和水解反應,其苯環(huán)進一步被斷開而最終降解為CO2和H2O[130]；污泥中PCBs的降解過程主要為還原脫氯反應，氯原子被氫原子取代，PCBs充當電子接受體。不同的物質(zhì)作為電子提供者對污泥中PCBs的還原脫氯降解速率的影響也是不同的，其中甲醇可顯著提升PCBs的還原脫氯降解速率[130]。除此之外，污泥厭氧消化過程中還會產(chǎn)生一些毒害副產(chǎn)物，有報道稱厭氧作用下會形成大量的雌激素中間體，從而加強了污泥的雌激素效應[138-139]，如Mailler等[132]研究發(fā)現(xiàn)，二丁基錫化合物(DBT)含量在污泥厭氧消化過程中反增了15%。

3.2.3 熱水解對厭氧消化的影響

熱水解工藝通過高溫使污泥膨脹破解，促進污泥細胞內(nèi)蛋白質(zhì)、腐殖酸等釋放，加速污泥水解效率，其中熱水解溫度與有機污染物的降解效果在一定溫度內(nèi)呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系[140]。與污染臭氧氧化預處理相同，熱水解常作為污泥厭氧消化的預處理步驟，對污泥厭氧消化處理過程中毒害有機污染物去除的影響差異較大，有時可以促進有機污染物的降解，有時無任何影響甚至降低對部分有機污染物的去除效果[134,141]。有研究表明，熱水解預處理污泥可影響有機污染物在固液的分配情況，四環(huán)素類抗生素在熱水解過程中受熱會被逐步分解，且熱水解預處理污泥也會促進氧氟沙星、四環(huán)素、諾氟沙星等抗生素類物質(zhì)向液相遷移，有利于后續(xù)生物降解過程[142]。如Zhou等[143]對130℃熱水預處理后的石化污泥進行厭氧消化試驗后發(fā)現(xiàn)，菲、蒽、苯并[a]芘的去除率分別為43.3%、55.5%和41.7%，高于單一厭氧消化處理后的24.2%、25.5%和16.4%；Carballa等[144]研究發(fā)現(xiàn)，污泥在高壓滅菌鍋(130℃)中處理1 h后對PPCPs、麝香和激素類有機污染物的去除無任何促進作用；Mcnamara等[145]研究發(fā)現(xiàn)，污泥經(jīng)150℃高溫水熱處理2 h后，厭氧消化對污泥中于壬基酚聚氧乙烯醚的去除效率明顯降低，這可能是由于底物競爭作用和揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)對壬基酚聚氧乙烯醚降解菌活性的影響造成的。

4 結(jié)論與展望

4.1 結(jié)論

(1) 針對不同目標提取物應采用合適的提取-分析組合方法，如對石油類污染物常采用四氯乙烯溶劑，使用索氏提取法或超聲萃取法組合紅外分光光度法進行分析；多環(huán)芳烴(PHAs)常采用二氯甲烷或二氯甲烷/正己烷溶劑，使用索氏提取法或加速溶劑萃取法組合GC-MS法進行測定；抗生素類物質(zhì)常采用乙腈/水溶劑，使用基質(zhì)固相分散萃取法組合HPLC-MS法進行測定；等等。除此之外，反應條件和儀器設(shè)置參數(shù)等也會影響目標污染物的回收效率和測定精度。

(2) 污泥中毒害有機污染物已檢出數(shù)量在700種以上，其中PHAs(“三”致性、基因毒性和內(nèi)分泌干擾效應)、酚類化合物(急性毒性、神經(jīng)毒性、消化系統(tǒng)毒性)、季銨鹽化合物(急性毒性、生殖毒性、呼吸毒性)、多氯聯(lián)苯(急性毒性、內(nèi)分泌干擾效應、雌/雄激素效應)和合成麝香類物質(zhì)(環(huán)境激素毒性、遺傳毒性)在污泥中的含量較高。

(3) 臭氧氧化處理工藝對污泥中部分抗生素類藥物的去除效果好，但對PHAs、高環(huán)苯并芘等的去除效果很差；Fenton/類Fenton耦合氧化處理工藝對污泥中雌激素、多環(huán)芳烴和2,4-二氯苯氧乙酸的降解效果較好；過二硫酸鹽氧化處理工藝對污泥中熒光類物質(zhì)、甲苯、磺胺二甲嘧啶等有機污染物的去除效率極高，對抗生素也有不錯的降解能力，而過一硫酸鹽氧化處理工藝對污泥中有機污染物的降解能力很差；過氧化鈣氧化處理工藝對污泥中EDCs、PPCPs和2-4-二氯苯酚等有機污染物的去除效果表現(xiàn)優(yōu)異。在毒性效應方面，臭氧氧化處理工藝會通過釋放EPS和細胞內(nèi)有毒有機污染物，增強污泥急性毒性，以分子量5～10 kDa物質(zhì)為主；活化過硫酸鹽處理工藝耦合Cl-時，產(chǎn)生的氯代副產(chǎn)物會增強污泥的急性毒性和神經(jīng)毒性；Fenton/類Fenton耦合氧化處理工藝引入了重金屬離子，從而影響污泥后續(xù)土地化利用；過氧化鈣處理工藝可降低污泥的雌激素和內(nèi)分泌干擾效應。

(4) 污泥的有機好氧堆肥處理工藝在毒害有機污染物的去除效率和發(fā)展?jié)撃苌弦哂跓崴?、厭氧消化和熱水?厭氧消化處理工藝。好氧堆肥處理主要利用好氧微生物強化污泥中有機污染物的降解，熱水解處理會顯著改變污泥中有機污染物的固液相分配比，而厭氧消化處理主要在水解階段和產(chǎn)甲烷階段去除污泥中有機污染物。此外，污泥處理工藝有時還會對污泥中有機污染物的去除產(chǎn)生負面影響。

4.2 展望

(1) 污泥中毒性有機污染物的提取和分析方法大都借鑒于土壤及沉積物方面的研究與標準，但污泥中有害有機污染物種類眾多，應基于其本身特性來優(yōu)化污泥毒性污染物分級、提取和分析方法。測定污泥的宏觀毒性及分級后各組分毒性強弱比較時，可采用XAD樹脂法；確定污泥中某毒害有機污染物的貢獻率時，可采用溶劑萃取法或快速溶劑萃取法。其中，XAD樹脂法采用XAD-2和XAD-4樹脂提取污泥中毒性污染物質(zhì)，并分別用超純水、正己烷-丙酮混合液洗脫樹脂，以二氯甲烷萃取超純水洗后的水層，與正己烷-丙酮層混合后旋蒸，定容后過濾膜；針對污泥中目標毒害有機污染物，使用溶劑萃取法或快速溶劑萃取法組合回收率高的有機溶劑進行提取。

(2) 污泥中含有大量的生物大分子(蛋白質(zhì)、腐殖酸、多糖等生物聚合物)，高濃度的背景物質(zhì)會干擾毒害有機污染物的提取和分析。在采取相應的提取方法后，需使用高效液相色譜(采用凝膠色譜柱)凈化提取液，通過測定生物大分子標準樣品的保留時間對應相同時間內(nèi)的提取液組分以去除生物大分子，為后續(xù)毒性測試及化學分析去除干擾物質(zhì)。

(3) 相比傳統(tǒng)的化學分析方法，污泥毒性效應評估方法可以反映污泥的總體毒性，因而更具有實際借鑒意義。但目前污泥毒性效應的評估方法體系尚未建立，故可以從發(fā)光細菌測試急性毒性、UMU分析遺傳毒性、擬南芥及白菜種子等測試植物毒性和斑馬魚胚胎測試動物毒性等方面展開污泥毒性效應體系建立工作。

(4) 污泥處理過程(堆肥、厭氧消化、熱解)中關(guān)鍵毒性物質(zhì)識別與遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律研究還需要深入，故可以采用EDA和TIE相結(jié)合的方式，識別污泥中的毒性物質(zhì)。首先對樣品進行提取-純化工作；然后采用高效液相色譜進行正向反向分級(正向分級采用氰丙基柱，反向分級采用C18柱)，分析各組分的急性毒性或遺傳毒性，篩選出毒性較強組分；最后對強毒性組分使用氣相色譜-質(zhì)譜(GC-MS)聯(lián)用技術(shù)進行表征，通過將質(zhì)譜結(jié)果與系統(tǒng)質(zhì)譜數(shù)據(jù)庫和NIST05 library等數(shù)據(jù)庫進行比對，識別出污泥中關(guān)鍵毒性物質(zhì)。該工作的完善可以幫助我們在污泥處理過程中從毒害有機污染物去除的角度優(yōu)化參數(shù)，從而為污泥安全利用提供保障。