摘要
由于污泥中含有大量的碳和必需的植物营养物质，污泥的土地利用越来越多地被用作填埋和焚烧的替代方案。然而，污水污泥中存在的化学和生物污染物构成了潜在的危险；因此，污水污泥在施用到土壤中之前必须经过适当的处理。最常见的方法包括厌氧消化、好氧堆肥、石灰稳定、焚烧和热解。这些方法旨在稳定污水污泥，消除其潜在的环境污染，恢复其农业价值。为了在陆地上取得最佳效果，全面了解这些污泥处理过程中有机物、营养物质和污染物的转化至关重要；然而，这些信息仍然缺乏。本综述旨在通过介绍处理污泥的各种方法、处理过程中一些主要营养物质和污染物的转化过程以及对土壤的潜在影响来填补这一知识空白。尽管进行了这些处理，但随着时间的推移，处理后的污水污泥在土地上的应用仍存在一些潜在风险。潜在的有毒物质仍然是土地上处理过的污泥再利用的主要问题。因此，可以进行进一步的处理，并有必要进行长期的实地研究，以防止处理后的污泥对生态系统和人类健康可能产生的不利影响，并使其能够在土地上应用。
1.简介
1.1.污水污泥的来源和处理
世界各地的污水处理厂不可避免地会产生大量未经处理的污泥，预计在不久的将来还会进一步增加（Raheem等人，2018）。在中国，2019年产生了约6000万吨未经处理的污泥，预计到2025年这一数字将超过9000万吨（按含水量80%计算）（Guo et al.，2021）。术语“污水污泥”是指污水处理厂遗留下来的未经任何进一步处理的残余液体（Ukwatta等人，2015）。通常，原材料由97–98%的水组成，这使其处理和处置变得复杂（Kacprzak等人，2017）。此外，在废水处理过程中，影响物中存在的各种污染物会沉积在未经处理的污水污泥中（Gao等人，2020a）。因此，未经处理的污水污泥可能含有许多有毒物质，包括潜在有毒元素（PTEs）、持久性有机污染物和病原体（Fijalkowski等人，2017）。
除了这些污染物外，未经处理的污水污泥还含有大量的有机物和有价值的营养物质[如氮（N）、磷（P）和钾（K）]（Urra等人，2019）。通常，在干重的基础上，混合的未经处理的污水污泥（来自市政、商业和工业来源）包含20.5–40.3%（总干固体TS）的有机碳（C）、2.8–4.9%的总N、1.2–3%的总P和<1%的总K（Collivignarelli et al.，2019）。因此，污泥的土地利用是一种常见的做法，具有很大的激励作用，特别是从环境和经济角度来看，因为有价值的有机物和营养物质得到了回收（Maroušek和Maroušková，2021；辛格和阿格拉瓦尔，2008年）。当将未经处理的污水污泥施用在土地上时，土壤的养分和有机碳含量会增加，从而提高土壤肥力和植物生物量产量（Wang et al.，2008）。除了养分和碳回收的好处外，从循环经济的角度来看，处理过的污泥的农业再利用还有许多优点。将处理过的污泥再循环用于土地利用，可以减少焚烧和海洋处理等替代处理过程造成的环境负担。利用生命周期评估（LCA）和国际参考生命周期数据系统标准，Aleisa等人（2021）评估了将处理过的污水污泥（科威特每年生产）应用于农业（种植牧草）与焚烧和填埋污水污泥相比的环境效益（就再循环营养物而言）。他们发现，单独使用再循环氮可以显著降低氮生产的不利影响，包括一氧化二氮（N2O）排放（58%）和广泛使用金属催化剂，如Cu（38%）和Mn（42%）。此外，由于从处理过的污泥中回收NPK，CO2排放量大幅减少（由于N、P和K的节省，每年分别为4.63×107、2.48×106和1.06×105 kg CO2）（Aleisa等人，2021）。
然而，尽管污水污泥可以为植物生长提供氮和磷，但其过度使用会使水道受到氮和磷的污染，导致富营养化（Yoshida等人，2018）。此外，上述存在于污泥中的环境污染物也不容忽视。事实上，污泥的土地利用会导致环境污染，如重金属（Kidd et al.，2007）、有机污染物（Rivier et al.，2019）和抗生素抗性微生物（Urra et al.，2017），这些微生物随后会进入食物链，对生态系统和人类健康构成威胁。
因此，污水污泥需要经过适当的处理才能安全使用和处理。术语“生物固体”是指使用一种或多种工艺处理的污水污泥，其中可能包括以下工艺：厌氧消化、好氧堆肥、碱/石灰稳定、热解和焚烧（Oladejo等人，2018；Ukwatta等人，2015）。所谓的生物固体具有很高的土地应用潜力，因为它们含有大量稳定的有机物和可用的营养素，这些营养素在不同的处理中可能有所不同（Wijesekara等人，2021）。例如，通过石灰稳定污泥产生的生物固体中的总氮和总磷（以干重为基础）分别为1.03%和0.38%，而厌氧消化产生的总N和总P分别为5.7%和2.32%（Dad等人，2019）。生物固体在农业和废弃矿场的再利用在许多国家受到了极大的关注，包括美国、中国、澳大利亚、新西兰和一些欧洲国家（Mininni和Dentel，2013；Wijesekara等人，2016）。例如，澳大利亚每年生产约0.371亿吨生物固体，其中90%以上用于农业、土地恢复和景观美化。包括澳大利亚在内的大多数热带国家的农业土壤有机碳含量通常较低，这对生物健康和土壤保湿至关重要（Ramesh等人，2019）。因此，施用生物固体可以为这些土壤提供大量的碳，有助于减轻干旱对土壤肥力和作物生产力的影响（Wijesekara等人，2021）。
尽管进行了这些处理，但生物固体仍可能含有不良物质，阻碍了其土地应用潜力（Wang et al.，2008）。在欧洲，污水处理厂产生的污水污泥中，只有39%被重新用于农田，这主要是由于施用后环境问题日益严重（例如重金属和营养物质向地下水浸出、温室气体排放、气味）（Fijalkowski等人，2017）。因此，通过加强污水污泥处理来提高生物固体的质量，对于最大限度地发挥其潜在效益并减少土地利用中的问题和障碍至关重要。有鉴于此，深入了解各种污泥处理过程中的养分和污染物动态至关重要。有几篇关于处理过的污水污泥产品的土地应用的有益和非预期后果的综述（Badzmierowski等人，2021；Elmi和AlOlayan，2020；Haynes等人，2009），主要关注污水污泥堆肥过程中污染物的转化。在污水污泥的各种处理过程中，几乎没有关于污染物和营养物质转化的信息。本文旨在填补这一知识空白，主要关注污水污泥处理后的固体残留物作为土壤肥料或土壤调理剂的再利用，以及作为养分回收的来源。
1.2审查方法
为了实现这一目标，我们采用了一种多步骤的方法（图1）。Scopus和Web of Science的相关同行评审数据库是使用关键词“污水污泥处理”和“土地应用”，并结合以下至少一个关键词收集的：“碳和营养素”、“污染物”、“厌氧消化”、“堆肥”、“石灰应用”、“焚烧”和“热解”。然后检查这些关键字以匹配数据库的“文章标题”、“摘要”和“关键字”字段上的关键字。所选数据在检查后用于文献计量分析，以避免重复。这项审查是一项及时的贡献，它为环境科学家、农民和利益相关者了解使用处理过的污泥进行土地应用的潜力提供了信息。
2.污泥特性
由于污水污泥来源于城市和工业废水的处理，它往往含有有机物、营养物质、无机和有机污染物以及家庭和工业活动释放的病原体的复杂混合物（表1）。这些物质分为1）有机物和营养物和2）污染物，其特征在以下小节中进行了讨论。
2.1有机物和营养素
污水污泥在不稳定和难降解部分中都含有高浓度的有机物，如脂肪酸、氨基酸、多糖、脂质和蛋白质，它们处于溶解或悬浮状态（Raheem等人，2018）。前者可占总有机物的40%（以干重计），并在整个废水处理过程中快速矿化（Kacprzak等人，2017）。后者包括絮凝体结构、硬细胞壁和其他高分子量有机物质的复杂混合物（Nguyen等人，2021）。其中，主要由细胞裂解和吸附的有机物形成的微生物胞外多聚物（EPS）因其对废水处理过程的深远影响而越来越受到关注（Cao et al.，2018）。此外，污水污泥中EPS的存在会显著降低污泥的脱水能力，从而影响几种污泥处理的效率（Nguyen等人，2021）。
除了有机物外，在污水污泥中还发现了溶解状态、悬浮状态或颗粒状态的大量营养素（如N、P、K）和微量营养素[如铁（Fe）、锰（Mn）、锌（Zn）、硼（B）、钼（Mo）]（Perez-Murcia等人，2006年）。在大量营养素中，N和P是污水污泥中含量最丰富的元素，以有机和无机形式存在（Wang et al.，2019b）。无机氮包括氨氮（NH3–N）、亚硝酸盐氮（NO2–N）和硝酸盐氮（NO3–N），而有机键合氮包括吡咯-N、吡啶-N、蛋白质-N和胺-N（Tian等人，2014）。与无机N不同，无机P形式是微溶的，因此，P倾向于以无机固相沉积或以有机形式浓缩。在无机磷形式中，磷酸盐（PO43−）化合物占主导地位，而有机磷由核酸和脂质等多种有机化合物组成（Qin et al.，2015）。所有微量营养素通常以足够的量存在于污水污泥中，以满足植物的营养需求（Jatav等人，2018）。
2.2.污染物
2.2.1潜在毒性元素
潜在毒性元素包括金属和类金属，它们由生物必需元素组成，如钴（Co）、铜（Cu）、硒（Se）、锰和锌，以及非必需元素，如镉（Cd）、砷（as）、铅（Pb）和汞（Hg）（Rinklebe等人，2019；Shaheen等人，2017）。工业废水和地表径流被认为是污泥中这些元素的主要来源（Fijalkowski等人，2017）。钴和硒对动物来说是必不可少的，但对高等植物来说则不然（Liphadzi和Kirkham，2006）。植物、动物或人类营养需要低浓度的必需元素，也称为微量营养素和微量元素。非必需元素即使在低浓度下也具有植物毒性或动物毒性。这两种物质在浓度过高时对植物、动物和人类都有毒性（Adriano，2001）。污水污泥中PTEs的总浓度受到各种因素的影响（如废水类型和处理工艺），最高可达1000 mg L−1（Zhang et al.，2017b）。然而，由于严格的法规限制了工业废水源进入生活污水处理厂，污水污泥中PTEs的含量往往会大幅下降（Fijalkowski等人，2017）。
PTEs的化学形态影响其在环境基质中的生物利用度和生态毒性，可以通过连续提取进行分析（Huang和Yuan，2016）。基本上，PTEs可以以可交换的（F1）、碳酸盐结合的（F2）、Fe和Mn氧化物结合的（F3）、有机物结合的（F4）和残余的（F5）级分存在。在这些组分中，分布在F1、F2和F3中的PTEs由于其高移动性和毒性而容易引起直接的不良影响，而F4可以降解以释放可溶性金属，特别是在需氧条件下，并且F5被认为是一种非常稳定的组分，并以晶体结构为特征（Huang和Yuan，2016）。
2.2.2有机污染物
有机污染物通过各种来源（如地表径流、工业和生活废水）到达污水处理厂，并集中在污水污泥中。污水污泥中的主要有机污染物包括多环芳烃（PAHs）和其他持久性有机污染物[例如，聚和全氟烷基物质（PFAS）、多氯联苯（PCBs）、多氯二苯并二恶英和呋喃（PCDD/Fs）]、卤代有机化合物（AOX），以及新出现的有机污染物[例如药品（PhCs）和个人护理产品（PCP）]。它们在污水污泥中的行为受到各种因素的驱动，包括物理化学性质（如疏水性和分子量）、污水污泥特性（如pH、有机物含量、阳离子交换能力）和废水处理过程（如好氧或厌氧处理）（Fijalkowski et al.，2017）。由于污水处理厂去除废水中多环芳烃的效率很高（高达95%），污染物与污水污泥有关，多环芳烃的总浓度可达20 mg/kg（以干重计）（Fijalkowski等人，2017）。这些化合物由于其致癌、致畸和致突变性，仍然存在生态和健康问题（Hu等人，2014）。尽管多环芳烃被认为是生物固体在土地上施用后的一种风险，但这些化合物被土壤有机物和污泥紧紧吸附，降低了它们对植物吸收的流动性和生物利用度。许多短期研究表明，在陆地上施用生物固体时，多环芳烃可能不会对人类构成危险（Clarke和Smith，2011）。尽管如此，未来仍需要进行研究，以监测该应用的长期影响。
除了多环芳烃外，PFAS（也称为“永久性化学品”）是另一种到达污水处理厂污泥的持久性污染物。根据定义，PFAS是一组约9000种制造的氟化有机化学品，含有连接在烷基链上的多个氟（F）原子（Bolan等人，2021c）。各种全氟辛烷磺酸，如全氟辛烷磺酸盐（PFOS）、全氟辛酸（PFOA）和全氟己烷磺酸（PFHxS），在数十个行业中被用于生产防水、防污和防油脂产品（如不粘炊具、快餐包装纸、防水织物）。这些化学物质是有害的，即使含量很低；因此，根据公共卫生倡导者的说法，有必要对农业用生物固体中的全氟辛烷磺酸进行严格监管（Bolan等人，2021b）。
废水处理厂只能部分去除全氟辛烷磺酸，而且在生物固体中经常发现几种全氟辛烷酸同系物（如全氟辛烷和全氟辛烷）（Moodie等人，2021）。生物固体中的PFAS可以通过植物吸收进入食物链，最终对人类和生态健康构成风险。事实上，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转移和生物累积（Scher et al.，2018），并浸出到地下水中（Hale et al.，2017）。尽管生物固体的持续土地施用预计会导致土壤中全氟辛烷磺酸浓度增加，超过毒性参考值，但将生物固体用作土壤肥料或调理剂不太可能对人类造成直接风险，特别是通过直接摄入在经生物固体处理的土壤中种植的蔬菜，根据澳大利亚的几项研究（表2）。然而，由于大多数研究都是短期的，并且是在受控条件下进行的，因此需要进行长期的实地研究，以确定这些化学品对生态和人类健康的影响。
药物和个人护理产品最近受到了科学界的最大关注，它们是所谓的新兴有机污染物之一（Zhou et al.，2017）。由于PhCs的对数Kow值较高，因此在废水处理过程中，PhCs（例如三氯卡班、三氯生、吉非罗齐、胆固醇）通常存在于污水污泥中（Bo等人，2015）。McClellan和Halden（2010）在美国处理过的污水污泥样本中检测到72种不同的PhC。同样，在污水污泥中发现了不同类型的PCP，包括抗真菌药、抗生素、防腐剂、激素、抗发动机药和抗肿瘤药等（Verlicchi和Zambello，2015）。污泥处理会影响污水污泥中PhCs和PCP的浓度，第3节对此进行了详细讨论。
除了上述无机和有机污染物外，来自不同来源的纳米颗粒和微纳塑料也可以进入污水处理厂并沉积在污水污泥中（Corradini等人，2019；Kim等人，2012年）。常规废水处理通常去除这些污染物的效率较低，因此，在废水处理过程中，很大一部分微塑性和纳米塑性以及纳米颗粒与污泥的固相有关（Padervand等人，2020年；赵等人，2021年）。污水污泥被认为是这些污染物进入环境的主要途径（Hatinoğlu和Sanin，2021；Li等人，2020）。
2.2.3病原体
污水污泥含有病原生物的混合物，细菌、真菌、寄生虫和病毒是这种“生物混合物”中的主要群体（Fijalkowski et al.，2017）。几项宏基因组分析的结果表明，除了常见的微生物外，污水污泥也是新出现的致命病毒（如严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型，多重耐药大肠杆菌）的来源，部分原因是废水中存在抗生素（Peccia et al.，2020b；Reinthaler et al.，2013）。其中，SARS-CoV-2因其传染性而备受关注，尤其是在新冠肺炎全球大流行期间（Serra-Compt等人，2021年）。来自感染者粪便和尿液或其他脱落来源（如痰液）的严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型RNA的不同基因片段可以进入污水系统（Anand等人，2021）。由于其对废水中固体颗粒的高亲和力，污水污泥可以作为传播严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型遗传物质的潜在来源（Balboa等人，2021）。因此，各种研究记录了最近在污水污泥中检测到的这些病毒基因片段材料。例如，D’Aoust等人（2021）证实，在加拿大渥太华不同污水处理厂的初级污泥中存在严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型核衣壳（N）蛋白的N1和N2基因。在美国康涅狄格州纽黑文市污水处理厂的初级污水污泥中也检测到了这些基因（Peccia等人，2020a）。有人认为，严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型可以在污泥中持续存在（处于活跃或休眠阶段），并在污泥的土地利用过程中成为二次传播的潜在来源（Liu et al.，2020）。然而，关于它们在污水污泥和土壤中生存能力的信息有限，需要进一步研究（Fijalkowski等人，2014）。
3.污水污泥处理过程中有机物、营养物质和污染物的转化
污水污泥的处理是必要的，以满足其在土地（如农田、草地、林地和废弃矿山土地）上的使用要求（Vargováet al.，2008）。大多数国家都实施了污泥处理技术，以减少未经处理的污水污泥量（Praspaliauskas和Pedišius，2017）。污泥处理的主要标准是：（i）体积减少，（ii）稳定，（iii）能量和养分回收，以及（iv）最终产品的有益利用。处理过程必须满足这些标准（Tezel等人，2011年）。表3总结了常用的污水处理技术及其相关的优缺点。在以下小节中，详细讨论了处理污水污泥以及营养物质和污染物转化的主要方法（图2）（关于土地上固体残留物的再利用和营养物质回收）。除厌氧消化外，其他方法都需要将污泥脱水作为处理前的先决条件。污水污泥脱水采用了各种物理（如超声处理、电处理和热处理）和化学（如絮凝、混凝、酸或碱处理）技术（Wu等人，2020）。表4和表5列出了关于转化的选定研究和主要发现。
3.1厌氧消化
厌氧消化（AD）是一种流行的处理污泥的技术，尤其是含水量>90%的污泥，无需任何预处理（Appels et al.，2008）。这种化学生物过程在厌氧环境中将污水污泥中的有机化合物转化为沼气（Nguyen等人，2021）。这种处理不仅产生沼气，这是一种主要由甲烷（CH4）和二氧化碳（CO2）组成的气体混合物，而且还产生了具有显著农艺潜力的厌氧消化污泥（消化物）（Tezel等人，2011）。甲烷越来越被认为是一种可再生的生物能源，可以用作生物燃料来产生热量或电力。污泥废物中的有机物转化为CH4是由不同微生物群落的合作活动介导的（Parkin和Owen，1986）。棒状杆菌、放线菌、葡萄球菌和梭菌是参与AD（产酸）过程的关键属（Riviere等人，2009；Senés-Guerrero等人，2019）。驱动AD的微生物可分为四类：水解发酵菌、产乙酸菌、氢营养产甲烷菌和乙酰乙酸碎屑产甲烷菌（Nguyen et al.，2021）。其中，水解和产乙酰微生物可以在厌氧或兼性条件下进行，而产甲烷菌的活性仅限于厌氧条件（De la Rubia等人，2013）。
AD过程包括四个按时间顺序排列的步骤：水解、产酸（发酵）、产乙酰和产甲烷（Oladejo et al.，2018）（图3）。在第一步中，复杂的有机物（即碳水化合物、蛋白质和脂质）转化为可溶性糖、脂肪酸和氨基酸（Appels等人，2008）。在AD工艺的第二步骤中，在第一步骤中形成的可溶性有机物质被进一步分解。在第三步中，产酸产物通过丙酮转化为乙酸、CO2和氢气（H2）。最后，产甲烷古菌在产甲烷过程中使用挥发性脂肪酸作为食物来源来产生CH4和CO2（Nguyen等人，2021）。根据操作温度，有两种类型的AD，即中温型（35-40°C）和嗜热型（55-60°C）。尽管后者在沼气产量和减少病原体方面表现更好，但由于一些技术和经济效益，在大多数商业规模的厌氧消化器中，传统的中温消化仍然是首选（Labatut等人，2014）。
人们普遍认为，由于污水污泥中含有大量的水和复杂的有机物组成（如微生物聚集体和难降解细胞），水解是限速步骤（Nguyen等人，2021）。此外，几个参数会影响AD工艺的速率和效率，包括工艺配置、pH、温度、水力停留时间、有机负载速率、C/N比和抑制剂（Buhlmann等人，2019；Tezel等人，2011年）。因此，应用各种辅助技术来提高污水污泥的厌氧生物降解性，这可能会影响消化物的农艺价值。
在AD之前，污水污泥通常经过预处理，以克服第一个也是最重要的水解步骤的限制（Pilli等人，2015）。采用各种预处理方法来分解难降解的固体颗粒（如富含EPS的絮凝物），提高污泥中活性微生物和水解酶的丰度，从而加速水解，提高AD效率。这些方法可能包括物理和机械方法（如超声、微波辐射、电动、球磨机）、化学方法（如臭氧氧化）、（水）热方法（温度范围为50至240°C）和生物方法（如添加水解酶）或这些方法的任何组合（Nguyen等人，2021）。最近，水热处理已被有效地用作一种级间工艺，以提高污泥中难降解有机物质的生物降解性（Ortega-Martinez等人，2016）。有关这些预处理的更多信息，读者可以参考Nguyen等人的两篇综合评论。（2021）和Pilli等人（2015）。
由于污泥固有的低C/N比（大多数C和N化合物易于降解）（通常在6-16之间），这会导致微生物的营养失衡，厌氧共消化（也称为高固体厌氧消化）越来越多地被用于实现最佳C/N比，范围在20-30之间（Parkin和Owen，1986；Tchobanoglous，2009）。在这种方法中，将污水污泥与含有高比例易降解有机碳（如牲畜粪便、植物残渣和其他富含有机碳的材料）的其他有机废物流均匀混合，以提高C/N比，从而改善AD的稳定条件（Indren等人，2020；Kumaran等人，2016）。厌氧（共）消化以及预处理方法可以显著改变污泥中营养物质和污染物的转化和动力学。
在AD过程中，污水污泥中的重金属可以释放到液相中，因此，固体消化物中的含量会减少（Dong等人，2013）。此外，在这一过程中，污泥中有机物的降解归因于固相中重金属的减少，以满足农业和园林绿化目的的监管限制（Guo et al.，2021）。然而，在AD过程中，微生物消耗了大量的N和P，导致固体消化物中的营养物质（尤其是N）减少（Guo等人，2021）。Scaglia等人（2018）在嗜热条件下通过AD处理城市污水污泥，并评估其潜在的农艺价值和残留污染物含量。作者发现，处理过程产生了具有高生物稳定性和成熟有机物以及低气味排放的固体消化物。此外，在含氮和磷化合物矿化的固体消化物中检测到显著水平的矿物质N和P，证实了其农艺潜力。此外，这一过程导致病原体的大幅减少。一些常见的致病微生物，如大肠杆菌、沙门氏菌、粪链球菌和大肠杆菌的数量显著减少（低于检测限）。此外，一些持久性有机污染物（如总碳氢化合物、多环芳烃、杀虫剂）的残留水平非常适中，符合其土地应用的监管限制（Scaglia等人，2018）。类似地，高温AD与超声预处理30分钟相结合，在15天后，污水污泥中卡马西平、氯菲二酸、双氯芬酸和三氯生（四种药物活性物质）的浓度分别降低了73%、73%、64%和76%（Zhou et al.，2017）。在本研究中，预处理导致絮凝物和细胞壁破裂，这归因于通过提高AD系统的性能来去除污染物（Zhou et al.，2017）。此外，Mahon等人（2017）发现厌氧消化降低了污水污泥中微塑料污染物的丰度。
除了浓度的变化外，AD过程和辅助处理还改变了污泥中营养物质和污染物的转化和流动性。在AD期间，NH4+和可溶性磷酸盐被释放到液体消化物中，导致N和P损失；然而，这些营养物质可以通过鸟粪石沉淀来回收（Battistoni等人，2000年）。厌氧条件下硫酸盐还原为硫化物有助于AD期间P向液相的释放（Lippens和De Vrieze，2019）。关于磷，AD工艺将污水污泥中几乎所有的磷转化为无机正磷酸盐（Sommers，1977）。然而，污泥中磷的转化受到其他元素（如铁）化学性质的强烈影响。Wilfert等人（2016）发现，在Fe存在的情况下，Fe3（PO4）3。8H2O（蓝晶石）是污泥AD固体消化物中矿物质P的主要形式。类似地，AD过程和辅助处理影响PTEs的物种形成。基本上，尽管AD后PTEs的总量可能不会改变，但这些元素往往以更稳定的形式存在。例如，Wang等人（2021）通过水热预处理（155–185°C）研究了AD期间一些PTE（Cu、Cr和Zn）的转化和迁移率。作者发现，预处理后，Cu和Zn主要以硫化物（CuS和ZnS）的形式存在于水炭中，随后的AD过程将CuS转化为Cu2S，并将ZnS转化为更稳定的形式（有机络合和吸附的Zn）。同时，预处理后，在水炭中形成了含Cr的硅酸盐，AD后，这些化合物在固体消化物中转化为Cr（III）-腐殖复合物和Fe（III）–Cr（Ⅲ）-氢氧化物（Wang et al.，2021）。关于有机污染物，这些化合物要么在液相和固相中降解，要么在AD后吸附在固体残留物上，这取决于几个因素（如物理化学性质、有机物含量）（Boix等人，2016）。例如，Phan等人（2018）发现logD>1.5（中-高亲脂性）的有机污染物往往存在于固相中，降解较差。同时，结构中具有供电子官能团的logD<1.5（低亲脂性）的有机污染物被显著生物转化，而没有官能团的有机污染物保持不变并在液相中积累（Phan等人，2018）。
3.2好氧堆肥
堆肥是一个有氧、生物和放热的过程，在这个过程中，自然存在的微生物将污水污泥中可生物降解的有机化合物分解为可储存的固体产物（Imbeah，1998；Lu等人，2020）。该过程通常包括三个时间阶段：中温（中温）、高温（高温）和成熟（冷却）（de Bertoldi等人，1983）。通常，第二阶段的最高温度可以达到70°C，但在某些情况下，最高温度可以高达90°C（高温堆肥）（Cai等人，2012；Cui等人，2020）。堆肥过程可能涉及多个系统，包括在容器中或在有或没有定期翻转的情况下成堆堆肥（Dumontet等人，1999）。尽管好氧堆肥可以自然发生，但污泥中的高含水量和低C/N比为专性好氧微生物（处理过程中的主要微生物）创造了不利的环境（Wu等人，2015）。因此，在共同堆肥过程中，污水污泥经常与其他有机废物或填充剂（通常具有高C/N比和低营养含量的特征）混合，以减少水含量，改善微生物的营养平衡，并增强堆肥材料中的通气性（Zhang et al.，2018b）。除了微生物，几种蚯蚓物种和昆虫幼虫也可以用于好氧堆肥，以加速污泥中有机物质的好氧分解（Liew等人，2022）。除了含水量和C/N比之外，影响堆肥过程效率的关键参数可能包括温度、pH和颗粒大小（Imbeah，1998；Li等人，2001年）。
好氧堆肥被认为是处理污泥用于土地应用的可行策略（Margesin等人，2006年）。堆肥将污水污泥转化为高度均匀、生物稳定的有机碳和植物营养源（Sullivan等人，2002年）。施用堆肥后土壤有机质的增加有助于控制侵蚀（Kosobucki等人，2000年）。然而，未成熟的堆肥会对土壤性质产生不利影响，因此在用于农业之前应将其稳定；也就是说，可生物降解的有机物应该被微生物完全分解（Bo？ym和西米？特考斯基，2018）。堆肥后污水污泥中氮百分比的变化可以通过考虑氮矿化来解释（Lv et al.，2018）。有机改良剂（如污水污泥）的连续应用可以增加有机部分的氮矿化，逐渐将有机氮转化为无机氮，植物可以很容易地使用这些氮（Rodríguez等人，2003）。同样，在未经处理和堆肥的污水污泥中也观察到高百分比的磷（Rodríguez等人，2003年）。在污泥堆肥过程中，可溶性硫的浓度也会增加（Dewi等人，2008）。微生物稳定化、部分脱水和由于有机物腐殖化而导致的营养成分富集为最终的堆肥污水污泥提供了理想的质量（Casado Vela等人，2006年；Sanchez-Monedero等人，2004年）。因此，添加堆肥污泥可以增强土壤的物理化学和生物特性，从而加速植物生长（Boudjabi和Chenchouni，2021）。此外，由于堆肥的放热性质，病原体可以在适当的条件下被摧毁（Lu等人，2020）。例如，在堆肥的嗜热阶段，不断上升的高温（60-70°C）会破坏病原体（Nakasaki等人，1985年）。污泥堆肥有利于有机污染物的消散，如多环芳烃（Guo et al.，2020）、药品和个人护理产品（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，通过使用超高温堆肥修复污水污泥中的微塑料表明，43.7%的现有微塑料在45天内从污水污泥中去除（Chen et al.，2020）。
然而，污泥的好氧堆肥可能不会降低PTEs的总浓度，在某些情况下，这一过程会使PTEs以更有效的形式积累在植物中，并在土地利用后渗入地下水，对生态系统和人类健康构成潜在威胁（Ingelmo et al.，2012；Zhang et al.，2018a）。因此，已经在污水污泥中添加了许多吸附材料，如生物炭（Liu et al.，2017）、煤灰（Mohee et al.，2015）和膨润土（Shaheen等人，2014），以增强堆肥过程中PTEs的固定化。堆肥的另一个环境问题是气体污染物的排放。一些营养元素，如N和S，在堆肥过程中作为气体（如NH3、N2O、SO2）部分损失（Lisk等人，1992）。氨是堆肥过程中释放的主要含氮气体化合物，它可能会导致酸化和富营养化（González等人，2019）。然而，通过接种耐热硝化细菌（赵等人，2020）或磷酸盐改良剂（王等人，2019c），可以减少过程中的氮损失。
3.3石灰处理
石灰可用于在土地使用前处理污水污泥（Vouk等人，2017）。用石灰处理污泥可以提高pH值（>12）和温度，从而减少难闻的气味、病原体和病毒以及腐败（Akrivos等人，2000年）。氢氧化钙（Ca（OH）2）[也称为熟（松）石灰]、生石灰（CaO）和含石灰的窑灰和粉煤灰粉尘用于创造碱性环境（Anderson等人，2015；Bina等人，2004年）。Liu等人（2012）发现，向污水污泥中添加CaO通过形成CaSO4减少了含S气体的排放。此外，如果将生石灰添加到污水污泥中，其与水的反应会产生Ca（OH）2和通过放热反应产生的热量，这也会破坏病原体（Placháet al.，2008）。这种简单且非专利的方法可以对病原体进行巴氏杀菌并防止其再生（Anderson等人，2015；Farzadkia和Bazrafshan，2014）。在治疗过程中，细菌和病毒病原体可以减少99%或更多（Bina等人，2004年）。重金属的溶解度和迁移率也由于高pH而降低（Wong和Selvam，2006）。
通常，在混合槽中将石灰添加到污水污泥中，以确保污泥和石灰完全混合（Bina等人，2004年）。处理过程的可靠性和可行性取决于石灰的可用性、运营成本和稳定期（Samaras等人，2008年）。病原体去除的有效性受到各种因素的影响（如混合物的pH值、总混合时间、污泥的含水量）。整个污泥的pH值在处理过程中应保持恒定。如果低于10.5，则可能会出现气味问题（Bina等人，2004年）。所需的石灰量主要取决于污泥类型及其有机物含量（Farzadkia和Bazrafshan，2014）。
石灰的添加降低了污水污泥中各种PTE的溶解度、流动性和毒性，为农业提供了一种安全的有机改良剂（Xu et al.，2021）。例如，施用石灰处理过的污水污泥比施用未经处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）。作者发现，添加石灰会增加土壤pH值，这归因于金属有效性降低和植物对这些金属的吸收减少（Jamali等人，2008b）。
Peles等人（1998）研究了三种古老的田间植物中PTEs的积累：巨型狐尾（Setaria faberi Herrm）、加拿大一枝黄花（Solidago canadensis L.）和巨型豚草（Ambrosia trifida L.），它们生长在两个不同的污水污泥区（添加和不添加石灰）。作者发现，石灰处理的污泥改良地块的植物样本中PTE含量（Cd、Cu、Pb、Zn）相对低于相应未处理地块的PTE含量。（Peles等人，1998）。另一项研究的重点是确定石灰对黑麦（Secale cereale L.）吸收金属（Zn、Cd、Pb和Cu）的影响，该研究表明，金属吸收随着石灰的添加而减少，顺序为Zn>Cd>Pb>Cu（Lagerwerff等人，1977）。
Ščančar等人（2001）估计了一些PTE（Cr、Cu、Cd、Ni、Pb和Zn）在污水污泥及其与CaO和锯末的复合物中的迁移率。与未经CaO处理的污水污泥相比，由于金属沉淀或流动性降低，污水污泥中的总金属浓度随着石灰的加入而降低。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（石灰处理污泥的pH为12）下的潜在氧化作用。此外，在本研究中，石灰略微降低了其他易溶PTE组分的比例。这些结果表明，石灰作为污泥消毒工艺存在一些缺陷（Ščančar等人，2001年）。同样，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与石灰的复合物中的迁移率。作者发现，石灰会导致As、Cr、Pb、Ni和Zn的迁移率降低（降低10-44%）。相反，Cd和Cu的迁移率分别增加了10%和24%，这可能是由于这些金属在石灰化后形成了金属氢氧化物（Jamali等人，2008a）。
3.4.焚烧
焚烧是一种对包括污水污泥在内的有机废物流进行热化学氧化处理的方法，可以回收可再生能源（Jandačka et al.，2017）。它在工业化国家最受欢迎（Samolada和Zabaniotou，2014）。在焚烧过程中，污泥中的有机物在850至1000°C或1000°C以上的温度下与过量的氧气燃烧，CO2作为主要气体与其他气体（如NOx）一起排放。污水污泥中的水由于高温而蒸发。该工艺减少了污水污泥的重量和体积，安全地破坏了微污染物和病原体，并可以回收能量（Marani等人，2003年）。多炉、流化床和红外电焚烧炉是处理过程中使用的主要焚烧炉类型。其中，流化床反应器是最受欢迎的焚烧污泥的反应器（Meier et al.，2016）。电动红外焚烧炉的资本成本相对低于其他焚烧炉（EPA，1993）。例如，焚烧的资本成本约为303万美元；厌氧消化和热解的成本分别约为338万美元和463万美元（Tarpani和Azapagic，2018）。
污泥焚烧可能会排放大量焚烧后的污泥灰，因此当需要完全处理时，不建议使用这种方法（Donatello和Cheeseman，2013）。由于重金属的存在，通过该过程产生的灰烬是危险的；因此，应维持适当的回收和处置管理系统，以最大限度地减少对环境的影响（Ebbers等人，2015）。从灰烬中去除重金属后，剩余的灰烬可以重新用于多种用途，如水泥和骨料生产（Donatello和Cheeseman，2013）。然而，在清除过程中，可能会发生有毒重金属（如Pb、Cd）的烟囱排放，造成不利的环境影响（Marani等人，2003年）。在典型的焚烧过程中，脱水污泥被送入焚烧炉，在那里发生脱挥发分、干燥和燃烧（Murakami等人，2009年）。在焚烧过程中，含水量高的污水污泥会导致点火延迟、温度变化和温度降低等问题。为了克服这些问题，有必要在焚烧前脱水以产生干污泥（Liang et al.，2021）。
在使用焚烧处理时，污水污泥的各种成分在热处理下如何反应是一个值得关注的问题。焚烧处理后的污水污泥中可以大量存在几种必需的植物营养素（如P、S）。例如，Biswas等人（2009年）报告称，污泥焚烧产生的灰烬磷含量高（约8%，w/w），可在以后使用硫酸或盐酸进行浸出回收。同样，Thomsen等人（2017）发现磷含量的重量百分比从4.0增加到9.7–10.3。一般来说，污水污泥灰中植物有效磷的比例较低，可能需要在土地应用前富集磷（Li et al.，2015）。例如，溶解磷酸盐的微生物经常被接种到污水灰烬中，以增强其施肥效果（Raymond et al.，2019）。尽管污水污泥中的S含量与P含量具有相似的模式，但焚烧后污水污泥中N的含量降低（Thomsen等人，2017）。
尽管有这种潜在的磷回收，但焚烧后的污泥灰中大量的PTEs对土地利用是一个巨大的阻碍（Cieślik等人，2015）。Donatello等人（2010）报告称，与进料污泥相比，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），以研究其在焚烧过程中的形态演变。研究表明，由于焚烧，铜和锌更有可能在酸溶性组分中挥发。Pb和Cr的残留组分和可氧化组分的挥发尤为突出（Liu et al.，2010）。Latosińska（2017）发现，熔炉温度对Ni和Cu的迁移率有统计学上的显著影响。
许多研究对焚烧过程中有机污染物的去向进行了研究。一项关于焚烧过程中污泥中多环芳烃转化的研究表明，在不同的操作温度下，多环芳烃会反复释放。300–750°C的温度范围被认为是释放PAHs的理想温度范围，因为污泥中90%以上的PAHs总量往往在焚烧处理过程中释放（Zhang et al.，2016）。Park等人（2009）还发现，在污泥焚烧炉870–970°C的运行温度范围内，总PAHs的出口气相分布在93.7%至99.9%之间。
3.5.热解
热解是一种热化学还原和吸热过程，在完全没有氧气或氧气供应有限的情况下，在100至1000°C的温度下，将污水污泥中的有机化合物转化为富含碳的固体残留物（Racek等人，2020）。由于可再生能源的可回收性，污泥的热解受到了极大的关注（Djandja等人，2020）。影响热解过程的关键因素是温度、压力、湍流、污水污泥成分、在反应器中的停留时间和加热速率（Barry等人，2019）。由于其结构简单、用户友好、操作简单和易于扩大规模，污水污泥通常在流化床反应器中热解（Gerasimov等人，2019）。
生物炭是污水污泥热解的固体副产品，有许多应用（Bolan等人，2021a）。例如，生物炭可以用作环境修复中的有效吸附剂，也可以用作农业中的土壤肥料和调理剂，其产量主要受热解温度的影响（Barry et al.，2019）。除了生物炭，生物油和热解气体（合成气）都是由热解产生的。生物油是一种用于能源生产的可冷凝蒸汽产品。合成气由CO、CO2、CH4、H2和一些轻烃（C2H2、C2H4、C2H6和C3H8）组成，是一种提供热能的不凝性气体混合物（Racek等人，2020）。生物油和生物炭的产率可以使用新型反应器设计和调节操作条件来优化。热解对环境的负面影响小于焚烧（Djandja等人，2020）。此外，作为一个额外的优势，重金属可以集中在最终废渣中进行进一步处理（Manara和Zabaniotou，2012）。
根据操作条件，热解可分为三大类：缓慢热解、温和热解/烘焙和快速热解（Kumar和Anand，2019）。慢速热解比温和快速热解具有更低的加热速率（<100°C/min）和更长的停留时间（最多10分钟或更长）。缓慢热解通常发生在300至700°C的温度下，产生的生物炭比生物油或合成气更多（Gao等人，2020b）。快速热解比温和和缓慢热解具有更高的加热速率（10–200°C/s）和更低的停留时间（0.5–10 s），并且在400至800°C的温度下发生。快速热解产生的生物油比气体或生物炭更多，因此当所需的产物是生物油时，它是有利的。生物油包括碳氢化合物、有机酸、酮、醇、芳烃和水（Gao等人，2020b）。温和热解/烘干/高温干燥是其他热处理方法在较低温度（200–300°C）下的预处理方法。生物质在焙烧过程中转化为类煤材料，增加了能量密度（Atienza-Martínez等人，2013）。
污水污泥热解需要比焚烧更低的操作温度，这有利于避免污泥中PTE的融化和蒸发（Manara和Zabaniotou，2012；Raheem等人，2018）。由于热解通常会产生相对较高百分比的生物炭（约占污泥质量的50%），可以有效吸附PTEs和有机化合物，因此在热解过程中，PTEs对环境的影响可以显著降低（Gao等人，2017；Raheem等人，2018）。Stammbach等人（1989）进行了一项实验，涉及使用流化床反应器在500–650°C下热解污水污泥，并发现PTE，如Cr、Cu、Zn和Pb，在热解残留物中富集，而不会蒸发。另一项研究侧重于热解温度对污水污泥及其热解残留物中Cu、Pb、Cd和Zn的形态分布的影响（He et al.，2010）。作者发现，镉在700°C时会挥发，从而降低其在固体残留物中的含量。此外，Pb、Cu和Cd与有机物和硫化物结合，而Zn主要与污泥和热解残渣中的Fe和Mn氧化物结合。得出的结论是，当温度升高到一定值时，热解过程增强了PTEs的稳定性（He等人，2010）。最近，许多研究集中在通过与不同的富含有机碳的添加剂（如稻壳、锯末）共同热解来增加生物炭中的碳含量和官能团，以增加生物炭的碳含量及官能团（在PTEs的稳定中起主要作用）（Li et al.，2021；Wang et al.，2019d）。此外，来自污水污泥原料的生物炭产品可以富含初级常量营养素，用作农业肥料（Karim等人，2020）。Jin等人（2017）发现，共热解过程产生的富含营养物质的生物炭不仅显著消除了PTEs在土壤中的流动性、生物利用度和可浸出性，而且具有很高的施肥价值。在几项短期实验中，他们发现在土壤中用作调理剂或肥料是安全的。然而，需要定期监测PTEs在土壤中的稳定性，以防止PTEs的潜在再活化。
在热解过程中，污泥中的营养物质也会发生转化。例如，富氮污水污泥的快速热解主要通过NH3（气体）的释放造成了显著的氮损失。热解产率随着温度的升高和扫气流速的降低而增加（Cao et al.，2013）。在另一项研究中，Karayildirim等人（2006）揭示了S含量相对较高的污泥样品的热解导致热解的气态产物中形成H2S（气体）。来自污泥的这种热解气体中的H2S（气体）含量约为2%（重量基准）（Karayildirim等人，2006年）。
Zielińska和Oleszczuk（2015）在一项关于热解对污水污泥中PAHs总量影响的研究中报告称，由于污水污泥的热解，PAHs含量下降了8至25倍，PAHss含量的下降取决于热解温度和污泥类型。当考虑污水污泥中的含氮有机污染物时，Tian等人（2014）观察到，大多数污染物在高于300°C的温度下分解为杂环氮，并释放出HCN。此外，在300°C下，含胺-N的有机污染物转化为含氮化合物和NH3（气体）（Tian等人，2014）。关于微塑料的转化，Ni等人（2020）发现，在450°C左右的温度下，热解完全降解了聚乙烯和聚丙烯（污水污泥中含量最高的两种微塑料）。这项研究还揭示了通过污泥有机物和现有微塑料之间的反应产生新的塑料聚合物的可能性。由于不完全热解（在低于450°C的温度下），微塑料可能会形成粗糙的表面形态，使其能够吸附比初始形式更多的污染物（Ni等人，2020）。
4.污染物转化对污水污泥有益利用的影响
污泥处理过程中污染物的转化可能会影响其流动性、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）。堆肥污水污泥矿化并固定氮和磷。堆肥中的大部分氮以铵态氮的形式保留，铵态氮经过硝化作用，增加堆肥生物固体产品中的硝酸盐含量。由于硝酸盐比铵更具流动性，硝酸盐浸出可能发生在生物固体堆中（Goss等人，2013）。根据这些堆的可溶性碳含量和好氧条件，硝酸盐的反硝化作用会释放温室气体，包括一氧化二氮（Sánchez et al.，2015；Thangarajan et al.，2018）。在堆肥过程中，污水污泥中的有机磷被矿化为无机正磷酸盐，这很容易被植物吸收（Houben等人，2019）。
黎明污水污泥用于消毒、控制昆虫和降低PTEs的植物毒性。如上所述，对污水污泥进行石灰处理可以增强PTE如Cu、Zn、Cd和Hg的固定化。虽然非必需PTEs（如Cd和Hg）的固定化降低了它们的毒性和植物对它们的吸收，但必需PTEs，如Zn和Cu的固定化会导致这些微量营养素的缺乏，尤其是当生物固体被用作唯一的营养来源时（Park和Bolan，2013；Zhang等人，2017a）。
尽管几项研究已经证实在未经处理的污水污泥中存在严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型遗传物质片段（D’Aoust et al.，2021；Peccia et al.，2020a），但只有少数报告显示在经处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）在浓缩和厌氧消化后的处理污泥中检测到严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型RNA，但本研究中没有提供与病毒传染性有关的数据。事实上，严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型RNA的存在并不一定意味着它是可行的，也不一定是这种传染性病原体传播和传播的途径（Anand等人，2021）。通常，对污水污泥的常见处理，如厌氧消化、石灰稳定和堆肥，对于灭活感染它的病毒物质是有效的（Langone等人，2021）。此外，有限的证据表明，严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型在土地施用处理过的污水污泥后在土壤中存活（Wiktorczyk-Kapischke等人，2021）。因此，有人认为，经过适当处理的污泥可能不会为严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型的传播和传播提供潜在来源（Anand等人，2021；Langone等人，2021）。
如上所述，污水污泥的焚烧和热解会影响无机和有机污染物的流动性和生物利用度。虽然在高温下焚烧污水污泥可以诱导PTEs的氧化，但在厌氧条件下热解可以减少PTEs（Li等人，2019；Tarpani等人，2020）。PTEs的氧化还原反应控制着它们的溶解度和生物利用度。例如，As和Cr的生物利用度分别随着还原反应和氧化反应而增加（Bolan等人，2014）。虽然污水污泥的热氧化可以降低灰烬材料中的多环芳烃水平，但污水污泥的热解可以增加生物炭中多环芳烃的水平（Kookana等人，2017；Simon等人，2012年；Wu等人，2019）。污泥的焚烧和热解处理促进了PFAS前体的转化，增加了特定的PFAS化合物（Bolan等人，2021b；Winchell等人，2020）。
主要是，污水污泥的热化学处理过程（如焚烧、热解、水解）代表了疫情期间污水污泥安全管理的有效策略（Czerwińska et al.，2022）。例如，Serra Compte等人（2021）发现，热水解在从污泥中消除病毒性严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型RNA方面特别有效。事实上，包括严重急性呼吸系统综合征冠状病毒2型在内的病原体和其他有机微污染物（如微塑料和纳米塑料）通过热水解处理过程在污水污泥中的破坏已经得到证实（Ducoli等人，2021）。
5.结论和未来趋势
在全球范围内，产生了大量的污水污泥，这些污泥通常富含碳和植物营养物质、有机和无机污染物以及病原体，具体取决于废水来源。虽然污泥的施用增加了土壤中的碳和植物营养素，但它也引入了过量的营养素、有机和无机污染物以及病原体，主要通过食用粮食和饲料作物，可能导致对人类和动物的毒性。必须采用适当的工艺处理未经处理的污水污泥（如厌氧消化、堆肥、石灰、焚烧和热解），以促进污水污泥的稳定，消除其潜在的环境污染，并促进其在土地上的有益利用。然而，其中一些处理过程可以促进污水污泥中有机和无机污染物的流动性和生物利用度，当最终产品用于土地应用时，会对人类和生态系统造成潜在危害。鉴于本综述中讨论的污水污泥处理过程中污染物转化的现有知识，以下研究领域值得研究：
1.使用先进的光谱分析技术检测污水污泥处理过程中污染物的地球化学转化。
2.污水污泥处理过程中污染物生物利用度变化的量化。
3.调查污水污泥处理过程中污染物转化对处理后的最终产品在各种应用（如磷回收）中的有益利用的影响。
4.检查持续施用生物固体对污染物（包括PTEs和PFAS）积累的长期影响，以及随后植物对其的吸收，以防止对人类和动物的可能毒性。这一研究路线很重要，因为经过处理的污水污泥（生物固体）正日益成为农业用地和矿场重新植被用地的重要碳和养分来源。
