1 引言

　　城鎮污水廠產生的脫水污泥作為廢棄生物質，含有大量的有機物及豐富的氮磷營養鹽，目前對其進行資源化利用的探討已較多(Furness et al., 2000).超臨界水氣化進料因無需干燥處理可節約成本，且超臨界水能在一定程度上抑制反應中焦油、焦炭的生成，從而實現有效產氫，因此，超臨界水氣化技術備受研究人員的關注(Kruse，2008;Xu et al., 2012).目前，關于污泥超臨界水氣化處理的研究主要集中在產氫效率和產氫量等方面(Lu et al., 2012;Zhang et al., 2010).然而，污泥成分復雜，含有各種污染物，尤其是其含有的重金屬在超臨界水氣化處理后是否存在二次污染問題同樣需要關注.Xu等(2011)實測了含水率為80%的脫水污泥超臨界水氣化前后重金屬的性質，明確了反應后重金屬富集到固相殘渣中，形態整體趨于穩定態.Zou等(2013)采用超臨界水氧化處理皮革污泥并回收其中高含量的Cr，發現絕大部分(達98%)的Cr富集到固相中并趨于穩定.已有研究表明，超臨界水氣化處理后污泥中絕大部分重金屬進入到固相并發生富集現象，形態由不穩定態趨于穩定態，重金屬環境安全性增加.

　　由于污水 來源及處理工藝的影響，污泥中組成成分及自身理化性質如有機質含量、pH等差異較大.污泥性質的差異在一定程度上可影響超臨界水氣化過程中重金屬行為.Huang等(2011)在液化處理污泥過程中發現，固相殘渣中重金屬的可遷移性低于原泥，可能是由于固相殘渣的理化性質(pH、有機質)與原泥相比差異明顯，且液化過程能促進不穩定態重金屬發生熱化學轉化趨于穩定態.Jin等(2010)在超臨界水氣化處理焚燒飛灰過程中添加堿性化合物探究重金屬的穩定化效果，發現添加堿性化合物可以抑制重金屬離子溶于水，且反應過程中合成的鋁硅酸鹽對重金屬有截留、吸附的作用.不同種污泥由于污水來源及雨水混入的影響，造成所含的重金屬種類、含量及賦存形態大相徑庭，因此，不同種脫水污泥超臨界水氣化處理后殘留在固相產物中的重金屬在后續利用、處置中是否存在二次污染問題尚不能定論.

　　在評價重金屬風險過程中，評價重金屬生物利用度和生態毒性的方法——地層累積指數(Igeo)、潛在生態風險指數(RI)、風險評估指數(RAC)，不僅適用于土壤、沉積物、道路砂石的評價(Liu et al., 2008;Shi et al., 2010;劉波，2010)，也適用于污泥尤其是在采用污泥改良或修復土壤過程中的評價.基于此，本文從重金屬的含量、化學形態分布及浸出毒性等多方面出發，采用以上評價方法對10種源自不同污水廠的污泥超臨界水氣化處理前后固相產物中重金屬的環境生態風險進行綜合評價，探討超臨界水氣化處理前后污泥中重金屬的生態風險及對環境污染程度的變化，以期為超臨界水氣化技術處理污泥提供一定的理論依據.

　　2 材料與方法

　　2.1 試驗材料

　　試驗中用的污泥是10種來自江蘇省不同污水廠的脫水污泥(編號為S0~S9)，污泥從脫水機房采集后放置在保鮮盒內帶回實驗室，置于冰箱內保存(0~4 ℃)至試驗使用.采用部分污泥經干燥、碾磨過100目篩處理后進行有機質、pH等性質的測定，脫水污泥性質及重金屬含量見表 1.試驗中主要測定7種常見且毒性較強的重金屬(Ni、Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As)含量，其中，Cd、As出現在多數污泥與固相殘渣中未檢出的結果，且數據波動較大.由于這兩種重金屬檢測數據存在一定問題，本文評估中不將其作為對象考慮.本次實驗中選取的10種污泥重金屬含量范圍對于江蘇省城市污泥具有一定的代表性(鄭翔翔等，2007).

 表 1 污泥樣品理化性質

　　2.2 實驗方法

　　采用批式反應釜進行試驗，其裝置圖見圖 1.反應釜材料為316 L不銹鋼，內部容積為100 mL，可耐受650℃的高溫和30 MPa的高壓.該反應釜采用鹽浴加熱，鹽浴爐配備了一個帶K型熱電偶的PID溫度控制單元.根據實驗記錄可知，在反應溫度400℃且反應壓力超過22.1 MPa的條件下，反應釜中33 mL的水達到超臨界狀態.試驗過程中添加到反應器中的脫水污泥的濕重根據脫水污泥的含水率計算得出.

 圖 1 試驗裝置圖

　　試驗中將44 g污泥(含水率74.8%)置于反應釜中，密封并鹽浴加熱.當升溫至預設溫度(400℃)后，在該恒定溫度下反應60 min.反應完成后，用電扇將反應器冷卻至室溫，氣、液、固三相樣品的收集和分離步驟參考已有文獻(Xu et al., 2012)方法.固相殘留物在80℃條件下烘12 h以上，稱量后碾磨過100目篩，儲存在樣品袋中作為測定重金屬含量、形態的實驗材料.

　　2.3 重金屬分析方法

　　污泥中重金屬總量采用電熱板消解法進行測定，具體操作為：準確稱取0.5000 g樣品，置于聚四氟乙烯坩堝內，加入混酸(HNO3-HClO4)后置于電熱板上加熱，待消解完成后，加入10%的HNO3溶液過濾并定容至50 mL待測，以相同條件做空白試驗(孫穎等，2004).采用BCR連續提取法分析污泥中重金屬形態和對應的組分含量，此方法將將重金屬分為4種化學形態：酸溶態(F1)、可還原態(F2)、可氧化態(F3)、殘渣態(F4).具體操作為： 準確稱取0.5000 g樣品，放入50 mL聚丙烯離心管中，按照文獻(Quevauviller，1998)中浸提條件和步驟進行浸提，每個樣品設置3個平行樣，每批次設置3個空白樣.原泥(SS)和固相殘渣(SR)中生物可利用組分重金屬含量見表 4.采用毒性溶出程序(TCLP)標準方法測定原泥和固相殘渣樣品中重金屬浸出量(Nair et al., 2008)，浸提液的重金屬濃度采用ICP-OES(Thermo iCAP 6300)測定.

　　2.4 污染評估方法

　　本研究中假定原泥及固相殘渣用于土地改良或農業使用，采用地層累積指數法(Igeo)、風險評估指數(RAC)、潛在生態風險指數法(RI)來評估原泥和固相殘渣中重金屬的污染程度、潛在生態風險和環境風險(Hakanson，1980;Jain，2004;Muller，1969).因此，當地土壤中重金屬背景值上限直接采用當地土壤元素背景值或根據以往研究選取并作為參考值來評價重金屬污染程度(中國科學院土壤背景值協作組，1979;沈建偉等，2010;夏曾祿等，1987;劉波，2010;馬成玲等，2006).重金屬背景值見表 2.在計算Igeo、RI過程中選用生物可利用組分重金屬含量取代重金屬總含量作為計算過程中的測定值(任福民等，2007).Chen等(2008)建立了重金屬形態與重金屬生物毒性及生物可利用度的關系，當采用BCR連續提取法提取重金屬形態時，重金屬生物可利用組分定義為酸溶態(F1)和可還原態(F2)的和，潛在生物可利用組分及穩定態組分分別定義為可氧化態(F3)和殘渣態(F4).RAC通過酸溶態(F1)組分重金屬的百分比來評估重金屬的可利用性，酸溶態(F1)與重金屬弱結合且易于進入水相并趨于平衡，因此，極易被生物利用(韓春梅等，2005).

 表 2 當地重金屬土壤背景值

　　3 結果與分析

　　3.1 重金屬生物可利用性和浸出毒性

　　超臨界水氣化處理后原泥中的重金屬絕大部分進入到固相，液相中存在的重金屬量較少(Zou et al., 2013).從表 1、3、4可知，超臨界水氣化處理后固相殘渣中重金屬含量高于原泥，但絕大部分污泥中重金屬生物可利用組分含量顯著降低.從表 5可以看出，超臨界水氣化處理后，不同種污泥中絕大部分重金屬毒性浸出量顯著降低，表明超臨界水氣化后重金屬中易于遷移組分轉化為相對穩定組分.部分污泥中Ni、Cr超臨界水氣化后毒性浸出量出現增加趨勢.固相殘渣中Pb、Cr毒性浸出量均低于限值，除S7外其他固相殘渣中Ni的毒性浸出均低于限值;此外，部分固相殘渣中Zn毒性浸出量超出標準限值，對環境表現出潛在風險.

 表 3 固相殘渣中重金屬含量

 
表 4 原泥與固相殘渣中生物可利用組分重金屬含量
 
表 5 不同種污泥原泥與固相殘渣中重金屬毒性浸出量

　　3.2 基于Igeo評價重金屬污染程度

　　根據不同種污泥原泥與固相殘渣中重金屬的地層累積指數值(圖 2)，在10種污泥原泥及固相殘渣中，Pb、Cr的地層累積指數值均低于0，表示污泥和固相殘渣中Pb、Cr處于無污染水平.大部分污泥樣品中Ni、Cu的地層累積指數也低于0，處于無污染水平，部分污泥中Ni、Cu污染程度為中度及偏重度污染.整體而言，固相殘渣中重金屬的地層累積指數值與原泥相比顯著降低，以Zn為例，原泥中Zn的污染程度為中度或重度污染，固相殘渣中Zn處于輕度或中度污染水平，污染程度降低約2~3個等級.這是因為在超臨界水氣化過程中不穩定態重金屬反應趨于穩定態(Xu et al., 2011).其中，部分污泥超臨界水氣化后某種重金屬的污染程度出現加重，如S1中Cu的污染水平由中度污染轉化為偏重度污染，S9中Ni的污染水平由輕度污染轉化為偏中度污染.這可能是由于超臨界水氣化過程中大部分固體有機物反應后進入到液相和氣相中，而重金屬則殘留在固相中，重金屬發生富集現象.綜合來說，原泥中重金屬污染水平順序為Zn>Ni/Cu>Pb/Cr.

 圖 2 不同種污泥原泥與固相殘渣中重金屬的地層累積指數值

　　3.3 基于RI評價重金屬潛在生態風險

　　根據不同種污泥原泥與固相殘渣中單一重金屬潛在生態風險評價指數值(圖 3)，污泥中重金屬潛在生態風險性順序為Ni/Cu/Zn>Cr>Pb.原泥與固相殘渣中Pb、Cr的污染指數值(Eir)均小于5，屬于低生態風險.污泥中Ni的Eir值在各個區間均有分布，大部分污泥中Ni被認為屬于低中等風險或較高風險范圍.絕大部分污泥中Cu屬于低生態風險，部分污泥(S1、S5)中Cu屬于高風險或極高風險.固相殘渣中單項重金屬的Eir值低于原泥，潛在生態風險等級降低.以Zn為例，原泥中Zn的Eir值在5~40范圍內，屬于中等風險或高風險，固相殘渣中Eir值均低于10，屬于低風險或中等風險.S9污泥超臨界水氣化后固相殘渣中Ni、Cr的單項潛在生態風險指數高于原泥，這可能是由于在反應過程中反應釜發生腐蝕，釋放出不穩定態的Ni、Cr(Marrone et al., 2009).超臨界水氣化處理污泥過程中反應釜腐蝕的現象應該引起一定關注.S1、S4污泥超臨界水氣化后固相殘渣中Cu的單項潛在生態風險指數高于原泥，其中，S4可能由于原泥pH處于堿性范圍，堿性條件有利于重金屬穩定到固相殘渣中(Jin et al., 2010).

 圖 3 不同種污泥原泥與固相殘渣中單一重金屬潛在生態風險評價指數

　　為了全面評價原泥和固相殘渣中重金屬總體的潛在生態風險，計算RI值(5個風險因素的和)，結果見圖 4.部分原泥的RI值在30~90范圍內，屬于中等風險或高風險，即如果原泥未經處理直接排放進入到環境中會對環境造成重金屬污染的問題.固相殘渣是污泥超臨界水氣化處理的主要副產物，絕大部分污泥超臨界水氣化處理后固相殘渣的RI值低于30，屬于低生態風險.RI值不僅可以表征所有重金屬污染源造成的生態風險，還可以表征當地生態系統對有毒重金屬的靈敏度(劉敬勇等，2009).

 圖 4 不同種污泥原泥與固相殘渣中重金屬潛在生態風險評價指數(LR：低風險；MR：中度風險；CR：較高風險)

　　不同種原泥的RI值中，Zn的潛在生態風險指數值占比范圍為4.6%~97.1%，平均值為53.91%，Cu、Ni的潛在生態風險指數值占比的平均值分別為25.7%、19.5%.這3種重金屬(Ni、Cu、Zn)的潛在生態風險指數值之和占RI值的比例可達98%，因此，可以得出污泥中主要生態風險元素為Ni、Cu、Zn.

　　3.4 基于RAC評價重金屬環境風險

　　根據不同種污泥原泥與固相殘渣中重金屬的環境風險評價結果(圖 5)，不同種污泥原泥中的Pb、Cr均表現無環境風險或低環境風險.不同種原泥中Ni、Zn對環境表現出不同程度的風險，差異性較大.絕大部分原泥中Cu表現出低環境風險，S9中Cu對環境表現出中等風險，該結論與其他評價方法不相符.S9、S5超臨界水氣化后固相殘渣中Zn表現出中等環境風險或高環境風險，但風險程度與原泥相比顯著降低，S1、S4、S7、S9污泥中Ni、Cr超臨界水氣化處理后風險指數增加.

 圖 5 不同種污泥原泥與固相殘渣中重金屬的風險評價

　　4 討論

　　4.1 不同評價方法的結果比較

　　根據Igeo評價結果，S9原泥中Cu處于無污染水平，然而由于Cu的高毒性，表現出中等生態風險.S5原泥超臨界水氣化處理后的固相殘渣中Ni處于無污染水平，然而由于固相中Ni酸溶態含量較高，因此，Ni對環境表現出中等環境風險.S7原泥中的Ni根據RAC評估結果表現出對環境無風險，但根據地層累積指數與潛在生態風險指數值，Ni的污染水平為中度污染且屬于中等生態風險.由于評價方法的不同，污泥及固相殘渣中重金屬風險評價結果存在差異，地層累積指數Igeo主要集中在單一重金屬的積累，而忽視重金屬毒性響應因子.潛在生態風險指數RI可以描述單一污染物造成的生態風險或多種污染物造成的生態風險或污染程度.風險評估代碼RAC在分類過程中只考慮到了酸溶態(F1)的比例，忽略了可還原態(F2)的比例及重金屬含量對結果的影響.因此，評價環境風險時應將3種環境評價方法相互結合以獲得更加全面準確的評價.根據重金屬含量、化學形態及浸出毒性的分析和風險評價結果可以得出較一致的結論：超臨界水氣化后固相殘渣中重金屬毒性浸出低于原泥，生物可利用組分重金屬含量降低，重金屬對環境的污染程度和潛在生態風險指數均降低，但仍表現出低環境風險，因此，需要考慮在超臨界過程中通過添加氧化劑和催化劑(堿性化合物、活性炭)進一步降低重金屬的可遷移性.

　　4.2 污泥性質與重金屬環境風險的關系

　　本文同時探究了超臨界水氣化對污泥中含量高的重金屬的穩定效果.根據Igeo、RI評估結果，超臨界水氣化后，固相殘渣中重金屬污染水平與原泥相比下降了2~3個等級，重金屬潛在風險等級與原泥相比均有不同程度的下降.根據RAC評估結果，超臨界水氣化后固相殘渣中重金屬均表現出無環境風險或低環境風險.總的來說，超臨界水氣化后，污泥中含量高的重金屬的環境風險和污染程度顯著下降.

　　污泥pH對超臨界水氣化后產物中重金屬的環境風險影響較為顯著.S9污泥的pH值為3.71，處于酸性范圍.S9污泥超臨界水氣化后，固相殘渣中Ni的毒性浸出高于原泥.從風險評價結果可知，超臨界水氣化后污泥中重金屬污染程度由偏中度污染轉為中度污染，污染程度增加，固相殘渣中重金屬Ni、Cr的生態風險高于原泥.污泥pH值處于酸性范圍，超臨界水氣化處理后，固相殘渣中Ni、Cr生物可直接利用組分含量顯著增加，可能來源于超臨界水氣化過程中反應釜腐蝕，因此，pH值處于酸性范圍且Ni含量較高的污泥采用超臨界水氣化處理前應關注反應釜腐蝕現象.超臨界水氣化處理后，污泥中絕大部分重金屬進入到固相并發生富集現象.S1污泥的pH值為8.07，S1污泥超臨界處理后固相殘渣中Cu的環境生態風險和污染程度高于原泥，可能是由于原泥中Cu含量高且pH值處于堿性范圍有利于重金屬富集到固相.具體參見污水寶商城資料或http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。

　　5 結論

　　1)不同種脫水污泥超臨界水氣化處理后，絕大部分污泥中重金屬毒性浸出和生物可利用組分含量明顯降低，表明處理后重金屬的直接環境風險大大降低.不同重金屬含量變化范圍內的脫水污泥超臨界水氣化處理后，重金屬環境污染程度及潛在生態風險程度顯著降低，環境風險值被降至相對安全水平，對環境表現出低風險或無風險.

　　2)污泥pH在一定程度上影響超臨界水氣化后產物中重金屬的環境風險.pH值處于堿性范圍，有利于重金屬富集到固相，可能導致可生物利用組分重金屬含量相應增加;pH值處于酸性范圍，反應過程中易發生反應釜腐蝕現象，從而導致污泥超臨界水氣化處理后Ni、Cr的生物可利用組分含量顯著增加.

　　3)脫水污泥中主要生態風險重金屬為Ni、Cu、Zn，部分污泥超臨界水氣化處理后Ni、Zn仍表現出高環境風險，應引起關注.