城市污泥重金属在高级厌氧消化工艺系统中的迁移转化及风险评价

张含; 李伟; 王佳伟; 韩军; 王玉琦

doi:10.12030/j.cjee.202004108

城市污泥重金属在高级厌氧消化工艺系统中的迁移转化及风险评价

北京排水集团科技研发中心，北京市污水资源化工程技术研究中心，北京 100124

作者简介: 张含(1992—)，女，硕士，助理工程师。研究方向：固废资源化利用。E-mail：zhanghanhan2020@163.com

通讯作者: 李伟(1986—)，男，博士，高级工程师。研究方向：固废资源化利用。E-mail：tianxingliwei@163.com;

基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07403002)
中图分类号: X705

Migration and transformation of heavy metals in sewage sludge during advanced anaerobic digestion process and risk assessment

Beijing Engineering Technology Research Center for Municipal Sewage Reclamation, R&D Center, Beijing Drainage Group Co. Ltd., Beijing 100124, China

Corresponding author: LI Wei, tianxingliwei@163.com ;

摘要: 采用改进的BCR连续提取法，研究了4座再生水厂高级厌氧消化系统中热水解和厌氧消化对污泥所含重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn)赋存形态的影响，并利用风险评价指数法(RAC)和潜在生态风险指数法(PERI)评估了消化产物进行土地利用时的重金属迁移风险和潜在生态风险。结果显示，4座再生水厂热水解污泥中的Cr、Cu、Pb、Ni、Cd、Zn的不稳定态向稳定态转化了0.9%~24.9%；消化污泥中Cr、Cu、Pb、Ni、Cd、Zn重金属的残渣态增加了1.0%~19.2%。RAC评价结果表明，消化污泥中重金属Cu、Hg、Pb、Cr、Cd、Zn的迁移风险指数均小于5%，处于无迁移风险或低迁移风险水平。以北京市土壤背景值和北京市大兴区土壤实测值作为参比值进行PERI评价，结果表明，消化产物中生物可利用态与潜在可利用态重金属均处于较低风险水平。高级厌氧消化有利于污泥中其它形态重金属逐渐向残渣态转化，从而降低其迁移性与生态风险。
- 城市污泥 /
- 重金属迁移 /
- 高级厌氧消化 /
- 赋存形态 /
- 风险评价
Abstract: The study was carried out to investigate the effects of thermal hydrolysis and anaerobic digestion on the form distribution of heavy metals (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn) in the sludge of four reclaimed wastewater treatment plants with the modified BCR continuous extraction method. Meanwhile, the migration risk and potential ecological risk of heavy metals in the digested products for land use were evaluated by the risk assessment code (RAC) and potential ecological risk index (PERI) methods. The results showed that 0.9%~24.9% of the unstable states of Cr, Cu, Pb, Ni, Cd and Zn in the thermal-hydrolyzed sludge of four reclaimed wastewater treatment plants were transformed to the stable states. Meanwhile, the proportion of residual state of Cr, Cu, Pb, Ni, Cd and Zn in digested sludge was increased by 1.0%~19.2%. The RAC results showed that the risk indexes of heavy metals Cu, Hg, Pb, Cr, Cd and Zn in digested sludge were all less than 5%, which was at the level of no migration risk or low migration risk. Furthermore, with the background value of Beijing soil and the measured value of Daxing District soil in Beijing as reference values, the PERI results showed that the bioavailable and potentially available heavy metals in digested products were at a lower risk level. These results indicated that advanced anaerobic digestion process was conducive to the gradual transformation of other forms of heavy metals to the residual state, reducing their mobility and ecological risk.
- sewage sludge /
- heavy metal migration /
- advanced anaerobic digestion /
- form distribution /
- risk assessment

臭氧（O₃）是一种强氧化剂，在许多大气化学过程中起着重要的作用^[1-2]。10%的O₃存在于对流层大气中，作为一种重要的大气污染气体，其浓度的升高，不仅对人体健康造成不同程度的伤害^[3-5]，同时对农业生产、生态系统等也造成影响^[6-8]。2012年O₃小时标准和8 h滑动平均浓度纳入常规大气环境监测项目^[9]，随后臭氧监测工作在我国各大城市大范围铺开，2019年全国PM_2.5浓度与2018年持平，PM₁₀较2018年下降了2.6%，但是O₃较2018年上升了8.4%^[10]。相对而言，O₃浓度的影响因素更为复杂，治理难度更大。O₃已经是继PM_2.5之后，成为我国第二重要大气污染物。目前O₃污染的相关研究已经成为大气环境领域的研究热点和难点之一。

近地面层O₃主要来源于氮氧化合物（NO_X）和挥发性有机物（VOC_S）在太阳紫外辐射下，经过一系列复杂的链式光化学反应生成^[11]。目前开展的O₃污染研究主要有O₃形成机制^[12-13]、污染特征^[14]和来源^[15-16]、影响因素^[17]及监测预报^[18]等方面。例如，李霄阳等^[14]对比了我国不同区域城市O₃浓度月变化特征，发现北方城市和南方城市分别具有显著的倒“Ｖ”和“Ｍ”型月变化规律，且呈现夏季高、春秋季居中、冬季最低的特征。徐锟等^[19]发现高温、低湿、强辐射有利于成都市夏季O₃浓度升高，易造成污染。张小娟等^[20]研究了上海城区O₃长时间序列变化，发现夏季O₃污染以中度污染居多，且年均增速为3.81 μg·（m³·a）⁻¹。王旭东等^[21]的研究发现，郑州市O₃浓度2014—2018年增长速率为15.5 μg·（m³·a）⁻¹，市区站点的主控因子为气温和相对湿度，而城郊站点为气温和风速。赵伟等^[22]分析了2006—2019年珠三角地区臭氧污染趋势，结果表明珠三角O₃浓度年平均增长率为0.8 μg·（m³·a）⁻¹，2016年之后为2.08 μg·（m³·a）⁻¹，增速加快，区域臭氧污染防治需要加强对前体物的协同控制。

海南省作为我国唯一一个热带海岛旅游省份，一直以生态自然环境良好著称。根据海南省生态环境厅的统计结果^[23]，发现2019年海南省空气质量优良天数较2018年上升1.5个百分点，PM_2.5和PM₁₀浓度持续下降。然而与此同时，海南省O₃浓度维持较高水平，与2018年相比，O₃浓度更是上升了11 μg·m⁻³。其中2019年9月更是发生了一次以O₃为主要污染物的大气污染事件，较往年发生臭氧污染月份提前了一个月^[24]，而且具有强度强、持续时间长、发生范围广的显著特点。因此，本文基于该月空气质量和气象监测数据，结合FNL再分析资料，采用合成分析、相关分析和多元线性回归等统计方法，研究了大气环流背景对此次O₃污染的持续性影响，同时讨论了气象因子的作用，以期为政府部门制定O₃污染防治政策提供科学依据。

1. 实验部分（Experimental part）

1.1 数据资料

空气质量数据来自于海南省环境监测中心，为2019年9月海南省18个市县（三沙市除外）32个大气国控站逐小时观测数据，站点分布如图1所示。气象资料源于海南省气象局，气象要素包括大气压、平均气温、相对湿度、平均风速、降水和日照时数等日观测数据。再分析资料取自美国国家环境预报中心（NCEP）的FNL（Final analyses data）数据，时间分辨率为6 h（00:00、06:00、12:00、18:00，均为世界时），空间分辨率为1°×1°，垂直分辨率为26层。要素主要包括位势高度、气温、水平风速、10 m风速、相对湿度等。FNL再分析资料下载网址如下：https://rda.ucar.edu/datasets/ds083.2/。

图 1 海南省空气质量监测站（32站）及气象观测站（18站）空间分布

Figure 1. Distribution of air quality monitoring stations （32 stations） and meteorology monitoring station （18 stations） in Hainan Province

下载: 全尺寸图片幻灯片

1.2 研究方法

利用环境监测中心观测的O₃一小时浓度值，计算出18个市县的O₃最大8 h滑动平均浓度（O₃−8 h）进行分析。在探讨2019年9月海南省不同市县O₃−8 h浓度超标天数及其比例的时候，用到了Cressman客观分析方法，该方法是基于Cressman客观分析函数，对有限区域内的猜测场进行逐步订正的方法，由于该方法差值结果与原始资料较为接近，误差较小^[25]，已被广泛应用于各种数据分析和气候诊断中^[26-27]。Cressman方法先给定第一猜测场，然后用实际观测场逐步修正第一猜测场，直到订正后的场逼近观测记录，具体公式如下：

$\alpha^{\prime}=\alpha_{0}+\Delta \alpha_{ij}$

$(1)$

其中

$\Delta \alpha_{i j}=\dfrac{ \displaystyle\sum_{k=1}^{K}\left(W_{i j k}^{2} \Delta \alpha k\right)}{ \displaystyle\sum_{k=1}^{K} W_{i j k}}$

$(2)$

$\alpha$ 为任一观测要素， $\alpha_{0}$ 是变量 $\alpha$ 在格点（ $i, j$ ）上的第一猜测值， $\alpha^{\prime}$ 是变量 $\alpha$ 在格点（ $i, j$ ）上的订正值； $\Delta \alpha_{k}$ 是观测点 $\boldsymbol{k}$ 上的观测值与第一猜测值之差； ${\boldsymbol{W}}_{i j k}$ 是权重因子，在0.0—1.0之间变化；K是影响半径R内的站点数。Cressman客观分析方法最重要的是权重函数 ${\boldsymbol{W}}_{i j k}$ 的确定，它的一般形式为

$W_{i j k}= \begin{cases}\dfrac{R^{2}-d_{i j k}^{2}}{R^{2}+d_{i j k k}^{2}}, & \left(d_{i j k} \lt R\right) \\ 0, & \left(d_{i j k} \geq R\right)\end{cases}$

$(3)$

其中，影响半径 $R$ 的选取具有一定的人为因素，一般取常数。 $R$ 选取的原则是由近及远进行扫描，常用的几个影响半径是1、2、4、7和10。 $d_{i v}$ 是格点（ $i, j$ ）到观测点 $\boldsymbol{k}$ 的距离。

根据2019年9月海南省O₃−8 h逐日变化特征，将9月分为清洁时段（1—10日）、发展时段（11—20日）和污染时段（21—30），采用合成分析方法对FNL再分析资料中的3个时段进行合成，对比分析不同时段天气形势特征及其差异。此外在本文的分析中，还用到了相关分析以及多元线性回归分析等统计方法^[28]。

2. 结果与讨论（Results and discussion）

2.1 2019年9月海南省空气质量概况

图2为2019年9月海南省（三沙市除外）O₃−8 h浓度和超标市县数量的逐日变化。从图2可见，9月海南省O₃−8 h浓度主要经历了3个时段，即1—10日的清洁时段、11—20日的发展时段以及21—30日的污染时段。在清洁时段，大部分市县的O₃−8 h浓度分布在30—70 μg·m⁻³（表1），在空气质量等级一级的阈值之内。清洁时段全省18个市县平均O₃−8 h浓度为61.3 μg·m⁻³，空气质量等级为优。发展阶段，海南省O₃−8 h浓度出现显著的上升趋势，9月11日，全省平均O₃−8 h浓度为51.78 μg·m⁻³，20日为112.67 μg·m⁻³，上升幅度高达117.6%，结合超标市县个数的逐日变化可知，发展阶段还未有市县的O₃−8 h浓度超过空气质量等级二级阈值（160 μg·m⁻³），空气质量等级为良。污染时段，海南省各个市县O₃−8 h浓度分布在100—170 μg·m⁻³之间，全省平均O₃−8 h浓度为146.3 μg·m⁻³，O₃−8 h浓度较高。此时段海南省陆续有市县O₃−8 h浓度超过160 μg·m⁻³，空气质量等级为轻度污染。结合超标市县个数可知，污染时段平均每天有6.3个市县O₃−8 h浓度超标，其中28日超标市县达到12个，污染范围最大。24日和30日超标市县均为2个，其余天数超标市县在3—11个之间。

图 2 2019年9月海南省县（三沙市除外）O₃−8 h浓度和超标市县个数逐日变化

Figure 2. Daily change of O₃−8 h concentration and the polluted number of cities and counties over Hainan Province in September 2019

下载: 全尺寸图片幻灯片

表 1 海南省2019年9月月平均以及两个时段的O₃−8 h浓度统计（单位：μg·m⁻³）

Table 1. Monthly mean, two periods of O₃−8 h concentration and statistics result over Hainan Province in September 2019 (Unit: μg·m⁻³)

市县City and county	月平均Monthly average	清洁时段Cleared period	污染时段Polluted period	上升幅度Rising extent	市县City and county	月平均Monthly average	清洁时段Cleared period	污染时段Polluted period	上升幅度Rising extent
海口市	107.6	61.3	169.9	177.2%	屯昌县	102.6	52.8	165.7	213.8%
三亚市	86.7	45.0	149.4	232.0%	澄迈县	108.3	59.4	169.9	186.0%
五指山市	63.5	29.0	106.5	267.2%	临高县	101.2	66.6	141.9	113.1%
琼海市	77.5	40.4	127.8	216.3%	白沙县	83.9	44.7	134.8	201.6%
儋州市	77.8	44.5	126.8	184.9%	昌江县	89.7	47.2	147.4	212.3%
文昌市	111.8	77.2	160.4	107.8%	乐东县	82.3	38.3	143.2	273.9%
万宁市	80.1	41.9	132.8	216.9%	陵水县	98.6	53.3	161.1	202.3%
东方市	105.5	62.2	163.6	163.9%	琼中县	75.2	34.5	127.4	269.3%
定安县	105.4	60.8	166.7	174.2%	保亭县	75.1	19.4	138.1	611.9%

| Show Table

DownLoad: CSV

图3进一步给出了2019年9月海南省（三沙市除外）各个市县O₃−8 h浓度超标天数的空间分布。图3表明，此次过程O₃−8 h浓度超标天数最多的市县主要分布在海南省东部和北部，海口市、文昌市、定安县、澄迈县和屯昌县超标天数均超过了7 d，其中海口市持续的时间最长，达到了9 d，超标天数占9月比例为30%。此外超标天数在3—6 d的市县主要分布在西部和南部，其中东方市也有6 d的超标天数，超标比例为20%。陵水县、保亭县、乐东县和昌江县分别有5 d、3 d、3 d和2 d的超标天数。污染较轻的市县主要分布在中部、西北部和东部，万宁市和白沙县只有1 d的超标天数，其余市县O₃−8 h浓度没有超标。对比污染时段和清洁时段O₃−8 h浓度的变化幅度（表1）可知，污染时段各个市县O₃−8 h浓度较清洁时段均有较大幅度的上升，上升幅度均超过了100%，最大上升幅度出现在保亭县，为611.9%，最小的为文昌县，也有107.8%的上升幅度。对比可以发现，不同地区污染时段O₃−8 h浓度上升幅度有所不同，在污染较为严重的东北部市县，O₃−8 h浓度上升幅度基本在200%以下，如海口市只为177.2%，而污染较轻的市县上升幅度大部分都超过了200%。值得注意的是，南部市县O₃−8 h浓度上升幅度普遍较高，如三亚市、乐东县和保亭县分别为232%、273.9%和611.9%，这可能与海南省的地形有关，低空东北气流在绕过五指山山脉后，会在五指山南麓形成辐合气流，有利于污染物的堆积，其内在机理还有待于进一步研究。

图 3 2019年9月海南省各个市县（三沙市除外）O₃−8 h浓度超标天数的空间分布

Figure 3. Spatial distribution of the polluted number of O₃−8 h concentration over Hainan Province in September 2019.

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.2 污染时段天气形势异常特征

为了对比分析清洁时段和污染时段大气环流背景场，图4分别给出了2019年9月大气对流层中层（500 hPa）清洁时段和污染时段位势高度场、风场的分布，以及两个时段的差异分布。清洁时段（图4a），西风带较为平直，东亚大槽整体偏弱，槽底位于我国东南沿海，中南半岛上有一低涡环流存在，西太平洋副热带高压（简称副高）主体偏东，5880 gpm线西脊点在130°E附近。污染时段（图4b），西风带经向度明显增强，东亚大槽加深，槽后西北气流引导地面冷空气南下。受高空槽挤压影响，副高东段和西段相连，此时海南省位于5880 gpm线内，副高控制一方面会出现下沉气流，天气晴好，太阳紫外辐射较强，促进光化学反应速率加快；另一方面副高内部的下沉气流不利于大气污染物的垂直输送，造成近地层O₃浓度进一步增加，污染天气发生。从污染时段与清洁时段的差异场上看（图4c），西风带经向度加大，东亚大槽加深，造成中高纬地区冷空气活动频繁，冷空气从槽后入侵北方地区，我国上空大部分地区污染时段气温都有不同程度的下降，降温幅度最大区位于我国西藏地区，为−8℃。受副高增强影响，我国东南沿海地区也有1—2℃的降温幅度。海南省上空有一个位势高度差异正值中心，位势高度的增加有利于高空气温的维持以及下沉气流的增强，致使近地面O₃浓度上升。

图 4 500 hPa清洁时段（a）和污染时段（b）位势高度场（黑色等值线，gpm）与风场（风羽，m·s⁻¹）叠加，以及污染时段与清洁时段的位势高度（gpm，填色）和气温（℃，黑色等值线）差异（c）

Figure 4. Distribution of mean 500 hPa geopotential height (black contour, gpm) and wind fields (wind barbs, m·s⁻¹) between clean period （a） and polluted period （b） and their difference （c） of geopotential height （gpm, color） and temperature （sheshidu℃, black contour）

下载: 全尺寸图片幻灯片

从对流层低层的925 hPa等压面上看，清洁时段（图5a）中国大陆上空气压偏低，位势高度值在720 gpm至760 gpm之间，海南省上空更是出现了位势高度低值中心，中心值在720 gpm以下。从风场上看，清洁时段海南省主要受西南气流影响，西南气流从孟加拉湾经过中南半岛，影响我国南海大部分地区，西南气流主要来自海洋清洁气团，不利于外源输送。在高空槽的引导下，污染时段（图5b）地面冷高压南下，我国大陆上空气压普遍上升，位势高度值在800 gpm至840 gpm之间，其中位势高度高值中心分布在四川盆地，中心值在860 gpm以上，海南省在800 gpm到820 gpm之间。此时海南省的影响气流转为东北风，气流主要来自我国东南部，风速偏大，较有利于大气污染物从源区输送至海南省。进一步从925 hPa差异场上看（图5c），污染时段受冷高压南下影响，我国大部分地区位势高度都有10 gpm到60 gpm的升高，同时伴随着气温的下降。海南省位势高度上升幅度高达80 gpm，气压上升明显，同时气温下降3℃左右。

图 5 925 hPa清洁时段（a）和污染时段（b）位势高度场（黑色等值线，gpm）与风场（矢量，m·s⁻¹）叠加，以及污染时段与清洁时段的位势高度（gpm，填色）和气温（℃，黑色等值线）差异（c）

Figure 5. Distribution of mean 925 hPa geopotential height (black contour, gpm) and wind fields (vector, m·s⁻¹) between clean period （a） and polluted period （b） and their difference （c） of geopotential height (gpm, color) and temperature （sheshidu℃, black contour）

下载: 全尺寸图片幻灯片

图6进一步给出了925 hPa污染时段与清洁时段的相对湿度、10 m风速和地表气压差异。从图6可以明显看出，在地面冷高压的影响下，污染时段我国大部分地区相对湿度都有明显的下降，其中湖南省南部，江西省西部和广东省北部相对湿度下降高达40%，海南省相对湿度也有5%—25%的下降。相对湿度的降低，一方面会减弱大气对太阳辐射的消光机制，增加地面太阳辐射量，促进光化学反应速率^[29]；另一方面不利于O₃干沉降作用的发生，延长O₃停留在空气中的时间，进一步提升O₃浓度^[30]。另外在北部湾海面附近出现了气压差异高值中心，最大值为11 hPa，海南省位于其中心位置，表明污染时段该区域气压明显偏高，高压内部的下沉气流不利于O₃和前体物的垂直扩散。此外，南海中部10 m风速差异高达−8 m·s⁻¹，进一步说明污染时段10 m风在该地区有明显的风速辐合，导致来自我国大陆地区的O₃及前体物在低空堆积，致使海南省O₃浓度升高，O₃污染事件发生。

图 6 925 hPa污染时段与清洁时段的相对湿度（%，填色），10 m风速（m·s⁻¹，红色等值线），以及地表气压（hPa，黑色等值线）差异

Figure 6. Distributed difference of mean 925 hPa relative humidity （%, color）, 10 m wind speed （m·s⁻¹, red contour） and surface pressure between polluted period and clean period.

下载: 全尺寸图片幻灯片

为了揭示不同时段大气背景场异常的垂直分布特征，图7给出了海南省上空污染时段与清洁时段的气温、相对湿度和风速差异的垂直变化。从图中可以看出，污染时段整个对流层的平均气温、相对湿度和水平风速都较清洁时段有不同程度的下降，其中平均气温下降幅度在2—3℃之间，相对湿度在10—45%之间，水平风速下降幅度在0.5—3 m·s⁻¹之间。另外从图中还可以看出，从地面至850 hPa附近，平均气温的垂直梯度上升，即下降幅度随高度的上升而增大。相对湿度从地面至950 hPa高度上有所上升，但在950 hPa至850 hPa高度上下降幅度随高度增大，相对湿度垂直梯度上升。平均风速的垂直梯度在700 hPa高度以下也表现为随高度快速增大。此前一些外场观测实验表明^[31-32]，O₃浓度与混合层高度呈现显著正相关关系，混合层中上层光化学反应更为剧烈。二次污染物O₃作为一种光化学产物，其生成有赖于充足的光照条件，而充足的光照条件又会导致近地面升温加快，较大的气温垂直梯度有利于增强湍流混合作用，加大混合层中上层O₃垂直输送至近地面，进一步提升地表O₃浓度^[33]。较大的相对湿度垂直梯度表明，污染时段海南省上空混合层中上层水汽更少，这有利于促进混合层中上层光化学反应速率，O₃生成更多。而较大的水平风速垂直梯度表明，污染时段混合层中上层水平风速减弱较快，下层水平风速减弱较慢，有助于混合层中高层气流向下补偿输送，垂直混合进一步增强，地表O₃浓度上升。

图 7 海南省污染时段与清洁时段的气温（a, ℃）、相对湿度（b, %）和水平风速（c, m·s⁻¹）差异的垂直变化

Figure 7. Vertical variation of difference of air temperature (a, sheshidu℃), relative humidity （b, %） and wind fields （c, m·s⁻¹） between polluted period and clean period

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.3 气象因子对臭氧污染天气过程的影响

气象因子能有效地影响对流层O₃及其前体物的生成、传输和消散^[34]。一般而言，高强度的太阳紫外辐射、高温、低湿、长日照时数、弱风速、有利的风向等气象条件能有效促进光化学反应速率，致使O₃浓度上升。图8给出了2019年9月海南省区域平均的日降水量、气压、平均气温、相对湿度、平均风速和日照时数逐日变化。从日降水量上看，海南省在2019年9月上旬和中旬都有降水发生，特别是9月3日，日降水量高达92.3 mm，而21日之后全省基本没有降水发生。降水对大气污染物有较好的清除作用，一般而言，降水偏多时，清除作用增大，污染物浓度偏小；反之降水偏少时，清除作用减小，污染物浓度偏大，故而日降水量与O₃浓度成负相关关系。进一步计算日降水量与O₃−8 h浓度的相关系数为−0.518（表2），通过了99%的信度检验。从气压上看，9日海南省气压表现为波动式的上升趋势，清洁时段海南省气压为989.9 hPa，污染时段上升至1001.02 hPa（表2），结合前面的分析可知，污染时段海南省受副高控制，天气形势更为稳定，高压内部下沉气流不利于O₃垂直输送，O₃浓度维持较高水平。O₃浓度与气压有较好的正相关关系，相关系数高达0.965，通过了99%的信度检验。

图 8 2019年9月海南省关键气象因子的逐日变化

Figure 8. daily changes of primary meteorological factors in Hainan province in September 2019

下载: 全尺寸图片幻灯片

表 2 2019年9月海南省不同时段O₃−8 h浓度值与气象因子的相关系数

Table 2. Correlation coefficients between O₃−8 h and meteorological factors in different periods over Hainan Province in September 2019

时段Period	日降水量Daily precipitation	气压Pressure	平均气温Average air temperature	相对湿度Relative humidity	平均风速Mean wind speed	日照时数Sunshine duration
清洁时段	−0.597**	0.496	0.701**	−0.721***	−0.642**	0.830***
发展时段	−0.368	0.251	0.029	−0.507*	0.155	−0.392
污染时段	−0.285	0.254	0.191	0.125	−0.222	0.369
2019年9月	−0.518***	0.965***	−0.240*	−0.878***	−0.129	0.565***
注：表示通过90%信度检验，表示通过95%信度检验，*表示通过99%信度检验.　　Note: means passed the 90% confidence level; means passed the 95% confidence level; * means passed the 99%confidence level.

| Show Table

DownLoad: CSV

9月相对湿度表现为缓慢的下降趋势（图8b）。结合前面的分析可知，相对湿度的降低能有效的促进光化学反应，提高大气中O₃浓度，因此相对湿度与O₃−8 h浓度存在显著的负相关关系，相关系数高达−0.878，通过了99%的信度检验。平均气温表现为缓慢的下降趋势，但平均气温值均在24℃以上。一般而言，气温越高，地表接收到的太阳辐射越强，光化学反应越剧烈，因此气温与O₃浓度呈正相关关系，而此次过程中平均气温与O₃−8 h浓度的负相关关系（相关系数为−0.24）表明，海南省O₃浓度的上升可能更依赖于其他气象因子。9月日照时数和平均风速均出现明显的波动变化，清洁时段日照时数总体偏短，平均风速偏大（表3），对O₃的生成和消散不利；而污染时段日照时数偏长，平均风速偏小，有利于O₃的生成和积累。O₃−8 h浓度与日照时数存在明显的正相关关系，相关系数为0.565，通过了99%的信度检验。O₃−8 h浓度与平均风速呈负相关关系，相关系数为−0.129，没有通过显著性检验。

表 3 2019年9月海南省不同时段O₃−8 h浓度值与气象因子的观测值

Table 3. Observed value of O₃−8 h and meteorological factors in different periods over Hainan Province in September 2019

时段Period	O₃−8 h/（μg·m⁻³）	日降水量/mmDaily precipitation	气压/hPaPressure	平均气温/℃Average air temperature	相对湿度/%Relative humidity	平均风速/（m·s⁻¹）Mean wind speed	日照时数/（h·d⁻¹）Sunshine duration
清洁时段	48.81	24.09	989.9	27.01	88.18	1.89	3.82
发展时段	77.05	4.19	996.05	27.52	81.5	1.47	7.26
污染时段	146.3	0.33	1001.02	26.4	73.11	1.74	7.89
2019年9月	90.72	9.54	995.66	26.98	80.93	1.7	6.32

| Show Table

DownLoad: CSV

2.4 气象因子对臭氧污染天气演变中的作用

以上的分析表明，天气形势的演变和气象因子的作用都会对O₃浓度的变化产生重要影响。城市O₃浓度的多少主要取决于人为排放的前体物浓度和气象条件对光化学反应的促进，以及对O₃浓度的累积作用^[17]。因此，气象因子在多大程度上影响城市O₃浓度是一个需要进一步研究的问题。为了对这一问题开展研究，我们利用海南省18个市县平均的关键气象因子：日降水量（P）、气压（Pr）、相对湿度（RH）、10 m平均风速（W₁₀）、日照时数（SD）与平均气温（T），运用多元线性回归方法建立了关于O₃−8 h浓度的线性回归方程：

${\rm{O_{3}-8h=-0.3527586}} P+{\rm{1.277584 Pr-3.583975 RH+10.16376}} W_{10}+{\rm{2.47747SD -15.92019}}T-{\rm{491.3582 }}$

$(4)$

图9给出了由公式（4）计算得到的关键气象因子对O₃−8 h浓度的多元线性回归逐日变化曲线。作为对比，图9同时给出了观测得到的O₃−8 h浓度实测值逐日曲线。从图9可以看出，关键气象因子回归的O₃−8 h浓度与观测得到的O₃−8 h浓度有较好的一致性，基本能反应出实测值O₃−8 h浓度的逐日变化。进一步计算二者的相关系数为0.93，通过了99.9%的信度检验。回归值对实测值方差的解释达到了0.86，即多元回归的O₃−8 h浓度逐日变化可以解释86%的观测得到的O₃−8 h浓度的逐日变化。由此可知，2019年9月海南省发生的O₃污染事件中，气象因子起到了较为关键的作用。

图 9 2019年9月海南省O₃−8 h的逐日观测曲线以及利用气象因子对O₃−8 h的多元线性回归曲线

Figure 9. Daily changes of observation curve and multiple linear regression curve of O₃−8 hin Hainan Province in September 2019

下载: 全尺寸图片幻灯片

3. 结论（Results）

（1）2019年9月海南省出现一次大范围、长时间的O₃污染事件，污染时段（21—30日）各个市县O₃−8 h浓度分布在100—170 μg·m⁻³之间，全省平均O₃−8 h浓度为146.3 μg·m⁻³，平均每天有6.3个市县O₃−8 h浓度超标，其中28日超标市县达到12个。O₃−8 h浓度超标天数最多的市县主要分布在海南省东部和北部，海口市、文昌市、定安县、澄迈县和屯昌县超标天数均超过了7 d，其中海口市持续的时间最长，达到了9 d，超标天数占9月所有天数的30%。

（2）对2019年9月大气环流背景场的分析表明，大气环流的演变有利于O₃及前体物在海南省的维持和发展。污染时段500 hPa高空槽东移出海，西太副高加强西伸，海南省受副高内部下沉气流影响。低层冷高压南下，天气形势稳定，风速辐合有利于O₃及前体物在海南省积累。大气背景场的垂直分布特征有助于增大混合层中高层光化学反应速率和增强湍流混合作用，导致近地面O₃浓度上升，O₃污染事件发生。

（3）对关键气象因子的逐日变化分析表明，关键气象因子与O₃−8 h浓度存在较好的相关关系，其中日降水量、气压、相对湿度和日照时数与O₃−8 h浓度的相关系数均通过了99%的信度检验。日降水量、相对湿度和平均风速在逐日减小，而气压和日照时数在逐渐增加，平均气温维持在24℃以上，关键气象因子的变化特征有利于促进光化学反应速率，致使O₃浓度维持较高水平。

（4）对2019年9月O₃−8 h浓度逐日演变的多元线性回归结果表明，关键气象因子回归的O₃−8 h浓度与观测得到的O₃−8 h浓度有较好的一致性，基本能反应出实测值O₃−8 h浓度的逐日变化。二者的相关系数为0.93，通过了99.9%的信度检验。回归值对实测值方差的解释达到了0.86。

图 1 A、B、C和D再生水厂污泥重金属的形态分布

Figure 1. Distribution characteristics of heavy metals forms in sludge of A, B, C and D sewage treatment plants

下载: 全尺寸图片幻灯片

表 1 不同重金属元素的毒性响应系数和背景参考值

Table 1. Reference $C_n^i$ and toxic coefficient $T_r^i$ of different heavy metals

重金属元素	背景值¹⁾	背景值²⁾	${T}_{r}^{i}$
As	7.09	6.5	10
Cd	0.12	0.1	30
Cr	29.8	50.6	2
Cu	18.7	15.4	5
Hg	0.03	0.1	40
Ni	26.8	50.2	5
Pb	24.6	11.7	5
Zn	57.5	51.7	1
注：1)为北京市土壤背景值；2)为北京市大兴区试点土壤实测值。

重金属元素	背景值¹⁾	背景值²⁾	${T}_{r}^{i}$
As	7.09	6.5	10
Cd	0.12	0.1	30
Cr	29.8	50.6	2
Cu	18.7	15.4	5
Hg	0.03	0.1	40
Ni	26.8	50.2	5
Pb	24.6	11.7	5
Zn	57.5	51.7	1
注：1)为北京市土壤背景值；2)为北京市大兴区试点土壤实测值。

下载: 导出CSV

表 2 不同生态风险水平的划分

Table 2. Classification standard of $E_r^i$ and RI

${E}_{r}^{i}$	潜在生态风险指数RI	潜在生态风险程度
${E}_{r}^{i}$ <40	RI<150	低生态风险
40≤ ${E}_{r}^{i}$ <80	150≤RI<300	中等生态风险
80≤ ${E}_{r}^{i}$ <160	300≤RI<600	较高生态风险
160≤ ${E}_{r}^{i}$ <320	RI≥600	高生态风险
${E}_{r}^{i}$ ≥320	—	极高生态风险

${E}_{r}^{i}$	潜在生态风险指数RI	潜在生态风险程度
${E}_{r}^{i}$ <40	RI<150	低生态风险
40≤ ${E}_{r}^{i}$ <80	150≤RI<300	中等生态风险
80≤ ${E}_{r}^{i}$ <160	300≤RI<600	较高生态风险
160≤ ${E}_{r}^{i}$ <320	RI≥600	高生态风险
${E}_{r}^{i}$ ≥320	—	极高生态风险

下载: 导出CSV

表 3 原污泥、消化污泥中重金属总量

Table 3. Concentrations of heavy metals in raw sludge and digested sludge mg·kg⁻¹

数据来源	As	Cd	Cr	Cu	Hg	Ni	Pb	Zn
GB 24188-2009^[20]	75	20	1 000	1 500	25	200	1 000	4 000
CJ/T 309-2009 A级农用^[21]	30	3	500	500	3	100	300	1500
CJ/T 309-2009 B级农用^[21]	75	15	1 000	1 500	15	200	1 000	3 000
CJ/T 362-2011^[22]	75	20	1 000	1 500	15	200	1 000	3 000
GB/T 23486-2009^[23]	75	20	1 000	1 500	15	200	1 000	4 000
GB/T 24600-2009^[24]	75	20	1 000	1 500	15	200	1 000	4 000
2004—2005年调查数据^[17]	16.7~26.0	5.9~13.0	45.8~78.4	131.2~394.5	17.0~24.0	49.3~95.5	57.5~109.3	783.4~3 096.3
A再生水厂原污泥	18.2	0.9	66.8	229.6	2	34.9	28.5	602.2
A再生水厂消化污泥	16.1	1.1	87.5	367.4	4.3	42.8	38	889.1
B再生水厂原污泥	14.9	0.8	49.6	165.2	5.2	24.1	32.9	706.3
B再生水厂消化污泥	17.2	1	70.4	225.8	5.9	34.4	42.9	952
C再生水厂原污泥	11.9	0.6	42.1	143.2	4.9	22.8	20.4	522
C再生水厂消化污泥	11.4	0.8	51.1	147.7	5.5	26.6	26	695.6
D再生水厂原污泥	17.7	0.8	61.3	149.7	4.1	31.5	35	697.7
D再生水厂消化污泥	17.2	1.1	82.3	235.2	3.1	36.9	38.6	1 004.5
注：表中数据均为干基浓度。

下载: 导出CSV

表 4 B再生水厂原污泥、消化污泥TS、VS、VS/TS全年均值

Table 4. Annual average values of TS, VS, VS/TS in raw sludge and digested sludge of B sewage treatment plants %

污泥类型	TS	VS	VS/TS
原污泥	16.5	10.1	61.2
消化污泥	5.6	2.7	48.3

下载: 导出CSV

表 5 消化污泥重金属风险评价指数(RAC)

Table 5. Risk assessment code (RAC) of heavy metals in digested sludge

水厂代码	As		Cd		Cr		Cu		Hg		Ni		Pb		Zn
水厂代码	RAC	风险等级	RAC	风险等级	RAC	风险等级	RAC	风险等级	RAC	风险等级	RAC	风险等级	RAC	风险等级	RAC	风险等级
A	22.3	MR	4.0	LR	0.5	NR	0.4	NR	0.1	NR	8.8	LR	0.3	NR	3.5	LR
B	12.0	MR	4.6	LR	0.6	NR	0.3	NR	0.3	NR	6.8	LR	0.0	NR	3.3	LR
C	25.1	MR	1.7	LR	0.9	NR	0.6	NR	0.2	NR	11.1	MR	0.0	NR	4.8	LR
D	9.7	LR	0.2	NR	0.2	NR	0.4	NR	0.1	NR	4.3	LR	0.5	NR	3.2	LR

下载: 导出CSV

表 6 消化污泥中各重金属生态风险系数( $E_r^i$ )和潜在生态风险指数(RI)

Table 6. Ecological risk factor and potential ecological risk index of heavy metals in digested sludge

水厂代码	${E}_{r}^{i}$								RI
水厂代码	As	Cd	Cr	Cu	Hg	Ni	Pb	Zn	RI
A*	10.1	32.9	2.0	6.0	39.5	5.0	4.9	1.1	101.5
B*	10.0	32.9	2.0	5.7	39.7	5.0	4.9	1.2	101.5
C*	10.0	31.8	2.0	5.4	39.6	5.0	4.9	1.1	99.8
D*	10.0	33.3	2.0	5.7	39.5	5.0	4.9	1.2	101.5
A**	10.1	33.6	2.0	6.3	39.4	5.0	4.9	1.2	102.3
B**	10.1	33.6	2.0	5.8	39.4	4.9	4.9	1.2	102.0
C**	10.0	32.3	2.0	5.5	39.4	4.9	4.9	1.1	100.2
D**	10.0	34.0	2.0	5.8	39.4	5.0	4.9	1.2	102.2
注：为以北京市土壤背景值为参比值，*为以北京市大兴区试点土壤实测值为参比值。

水厂代码	${E}_{r}^{i}$								RI
水厂代码	As	Cd	Cr	Cu	Hg	Ni	Pb	Zn	RI
A*	10.1	32.9	2.0	6.0	39.5	5.0	4.9	1.1	101.5
B*	10.0	32.9	2.0	5.7	39.7	5.0	4.9	1.2	101.5
C*	10.0	31.8	2.0	5.4	39.6	5.0	4.9	1.1	99.8
D*	10.0	33.3	2.0	5.7	39.5	5.0	4.9	1.2	101.5
A**	10.1	33.6	2.0	6.3	39.4	5.0	4.9	1.2	102.3
B**	10.1	33.6	2.0	5.8	39.4	4.9	4.9	1.2	102.0
C**	10.0	32.3	2.0	5.5	39.4	4.9	4.9	1.1	100.2
D**	10.0	34.0	2.0	5.8	39.4	5.0	4.9	1.2	102.2
注：为以北京市土壤背景值为参比值，*为以北京市大兴区试点土壤实测值为参比值。

下载: 导出CSV

[1]	CHEN S Y. Occurrence characteristics and ecological risk assessment of heavy metals in sewage sludge[J]. IOP Conference Series: Earth and Environmental Science, 2019, 295: 052041. doi: 10.1088/1755-1315/295/5/052041
[2]	黄翔峰, 叶广宇, 穆天帅, 等. 污泥厌氧消化过程中重金属稳定性研究进展[J]. 环境化学, 2017, 36(9): 2005-2014.
[3]	ZHU N M, QIANG L, GUO X J, et al. Sequential extraction of anaerobic digestate sludge for the determination of partitioning of heavy metals[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 102: 18-24. doi: 10.1016/j.ecoenv.2013.12.033
[4]	LIU T T, LIU Z G, ZHENG Q F, et al. Effect of hydrothermal carbonization on migration and environmental risk of heavy metals in sewage sludge during pyrolysis[J]. Bioresoure Technology, 2018, 247: 282-290. doi: 10.1016/j.biortech.2017.09.090
[5]	ZHANG Q, ZHANG L, SANG W J, et al. Chemical speciation of heavy metals in excess sludge treatment by thermal hydrolysis and anaerobic digestion process[J]. Desalination and Water Treatment, 2015, 57(27): 12770-12776.
[6]	BARBER W P F. Thermal hydrolysis for sewage treatment: A critical review[J]. Water Research, 2016, 104: 53-71. doi: 10.1016/j.watres.2016.07.069
[7]	于晓庆, 董滨, 何群彪, 等. 污水污泥和消化污泥热解过程中重金属迁移转化行为对比分析[J]. 净水技术, 2017, 36(12): 27-32.
[8]	HUANG H J, YUAN X Z. The migration and transformation behaviors of heavy metals during the hydrothermal treatment of sewage sludge[J]. Bioresoure Technology, 2016, 200: 991-998. doi: 10.1016/j.biortech.2015.10.099
[9]	ZHANG M, YANG C M, JING Y C, et al. Effect of energy grass on methane production and heavy metal fractionation during anaerobic digestion of sewage sludge[J]. Waste Management, 2016, 58: 316-323. doi: 10.1016/j.wasman.2016.09.040
[10]	LENG L J, YUAN X Z, HUANG H J, et al. The migration and transformation behavior of heavy metals during the liquefaction process of sewage sludge[J]. Bioresoure Technology, 2014, 167: 144-150. doi: 10.1016/j.biortech.2014.05.119
[11]	HAKANSON L. An ecological risk index for aquatic pollution control. a sedimentological approach[J]. Water Research, 1980, 14(8): 975-1001. doi: 10.1016/0043-1354(80)90143-8
[12]	刘亚纳, 郭旭明, 周鸣, 等. 洛阳城市污水处理厂污泥中重金属形态及潜在生态风险评价[J]. 环境工程学报, 2017, 11(2): 1217-1222.
[13]	杨伟光, 陈卫平, 杨阳, 等. 新疆某矿冶区周边土壤重金属生物有效性与生态风险评价[J]. 环境工程学报, 2019, 13(8): 1930-1939.
[14]	陈同斌, 郑袁明, 陈煌, 等. 北京市土壤重金属含量背景值的系统研究[J]. 环境科学, 2004, 25(1): 117-122.
[15]	李廷芳, 刘宝元. 北京地区土壤背景值图的编制[J]. 地理学报, 1989, 44(1): 11-21.
[16]	郭广慧, 陈同斌, 杨军, 等. 中国城市污泥重金属区域分布特征及变化趋势[J]. 环境科学学报, 2014, 34(10): 2455-2461.
[17]	DAI J Y, XU M Q, CHEN J P, et al. PCDD/F, PAH and heavy metals in the sewage sludge from six wastewater treatment plants in Beijing, China[J]. Chemosphere, 2007, 66(2): 353-361. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.04.072
[18]	章蕾, 李孟, 曹磊, 等. 城市污泥热水解-厌氧消化-Fenton处理工艺中重金属稳定性研究[J]. 武汉理工大学学报, 2014, 36(1): 99-101.
[19]	DONG B, LIU X G, DAI L L, et al. Changes of heavy metal speciation during high-solid anaerobic digestion of sewage sludge[J]. Bioresoure Technology, 2013, 131: 152-158. doi: 10.1016/j.biortech.2012.12.112
[20]	中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准管理委员会. 城镇污水处理厂污泥泥质: GB 24188-2009[S]. 北京: 中国标准出版社, 2009.
[21]	中华人民共和国住房和城乡建设部. 城镇污水处理厂污泥处置农用泥质: CJ/T 309-2009[S]. 北京: 中国标准出版社, 2009.
[22]	中华人民共和国住房和城乡建设部. 城镇污水处理厂污泥处置林地用泥质: CJ/T 362-2011[S]. 北京: 中国标准出版社, 2011.
[23]	中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准管理委员会. 城镇污水处理厂污泥处置园林绿化用泥质: GB/T 23486-2009[S]. 北京: 中国标准出版社, 2009.
[24]	中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准管理委员会. 城镇污水处理厂污泥处置土地改良用泥质: GB/T 24600-2009[S]. 北京: 中国标准出版社, 2009.
[25]	陈泾涛, 唐治, 耿宇聪, 等. 厌氧消化对污泥中重金属及病原微生物的影响研究[J]. 中国沼气, 2015, 33(3): 10-16.
[26]	高燕. 厌氧消化系统中污泥重金属形态转化及去除方法研究进展[J]. 北方环境, 2013, 25(8): 57-60.
[27]	孙雪萍, 王安亭, 李新豪, 等. 热水解法处理污泥过程中重金属的迁移规律[J]. 中国给水排水, 2010, 26(17): 66-68.
[28]	WU H M, LI M, ZHANG L, et al. Research on the stability of heavy metals (Cu, Zn) in excess sludge with the pretreatment of thermal hydrolysis[J]. Water Science and Technology, 2016, 73(4): 890-898. doi: 10.2166/wst.2015.537
[29]	雷鸣, 廖柏寒, 秦普丰. 土壤重金属化学形态的生物可利用性评价[J]. 生态环境, 2007, 16(5): 1551-1556.

点击查看大图

图( 1) 表( 6)

计量

文章访问数: 4236
HTML全文浏览数: 4236
PDF下载数: 74
施引文献: 0

1. 实验部分（Experimental part）
1.1 数据资料
1.2 研究方法
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 2019年9月海南省空气质量概况
2.2 污染时段天气形势异常特征
2.3 气象因子对臭氧污染天气过程的影响
2.4 气象因子对臭氧污染天气演变中的作用
3. 结论（Results）

全文HTML

随着社会经济和城市化的发展，我国生活污水的排放量日益增多，作为污水处理副产物的污泥，其年产量也随之增多。根据住建部统计，截至2018年底，全国设市城市、县累计建成污水处理厂3919座，污水处理能力达到2.0×10⁸ m³·d⁻¹。其中，城市污水处理率达到95.5%，产生的污泥(含水率80%)超过约6.5×10⁷ t。城市污泥不仅含有大量有机物，还含有丰富的氮、磷、钾、氨基酸及多种微量元素，具有巨大的利用潜力。但是，污水中汇集了大部分生产生活释放的重金属，且在处理过程中不能被降解。大约50%~80%以上的重金属会由细菌吸收、表面吸附或共沉淀作用转移到污泥^[1]，污泥胞外聚合物的羧酸盐、磷酸盐、胺盐、硫醇类等物质为重金属吸附结合提供了大量的结合位点^[2]。有研究^[3-5]表明，污泥重金属的危害不仅与其含量有关，还与其存在形态密切相关。随着环境的改变(如pH、温度等)，重金属的形态会发生变化。当有害形态浓度超过一定值后，即会产生毒害作用。

2014—2017年，随着北京城区污泥处理系统的升级，高级厌氧消化工艺系统被应用到污泥处理过程中。该工艺在传统厌氧消化系统的基础上，增加了热水解处理单元。热水解预处理使得原污泥中的絮体解体，微生物细胞破碎，细胞内的水分释放出来，大分子的有机物质溶解，粘性降低，脱水性变好^[6]。相较于传统污泥厌氧消化处理工艺，高级厌氧消化工艺的消化罐的处理能力增加了2~3倍，沼气量提高了30%~100%，消化污泥经脱水后体量减少60%以上，还能够有效去除臭气和病原菌。目前，高级厌氧消化产物林地和园林绿化利用的试点正在北京开展，为了支撑重金属环境风险的评估并保障土地利用的有效开展，本研究选取北京市4座再生水厂的污泥为研究对象，通过解析污泥所含重金属在高级厌氧消化系统的含量及分布形态，掌握高级厌氧消化过程重金属的迁移转化特征，并评估消化污泥中重金属的生态风险，以期为污泥处理与及产物土地利用的方案制定提供参考。

1. 材料与方法

1.1. 实验原料

北京市A、B、C、D再生水厂的污泥处理工艺都是采用高级厌氧消化工艺系统，该系统的技术路线为“热水解预处理+中温厌氧消化”，主要包括Cambi热水解技术和Purac厌氧消化技术。4座再生水厂主要处理中心城区的污水，A再生水厂采用多级AO工艺，处理能力为2×10⁵ m³·d⁻¹；B再生水厂采用AAO工艺，处理能力为1×10⁶ m³·d⁻¹；C再生水厂采用AAO工艺，处理能力为6×10⁵ m³·d⁻¹；D再生水厂采用MBR工艺，处理能力为6×10⁵ m³·d⁻¹。首先，原污泥经过料仓进入热水解单元，在反应罐内会提供温度为160 ℃、压力600 kPa的高温高压的环境，使污泥的有机成分能够快速、充分地释放。然后，热水解污泥进入消化池发酵生产沼气，消化温度控制在(40±0.5) ℃。本研究对4座再生水厂污泥处理过程中的原泥、热水解污泥、消化污泥进行取样，取回后储存于4 ℃冰箱。

1.2. 重金属分析方法

采用改进后的BCR法对不同存在形态的重金属进行提取^[7]。可溶态，取50 mL污泥样品，离心，测定。酸溶态(可交换态和碳酸盐结合态)，称取0.50 g上1级固相样品，加入20 mL醋酸溶液(0.11 mol·L⁻¹)，在室温下振荡16 h，转速4000 r·min⁻¹，离心20 min，上层清液过滤，测定。可还原态(即铁锰氧化物结合态)，于上1级固相中加入20 mL盐酸羟胺(0.5 mol·L⁻¹)，振荡16 h，转速4 000 r·min⁻¹，离心20 min，上层清液过滤，测定。可氧化态(即有机物与硫化物结合态)，于上1级固相中缓慢加入5 mL 30%的过氧化氢，在室温下反应1 h，间歇振荡，然后在85 ℃水浴中继续加热1 h近干；再加入5 mL 30%的过氧化氢，在85 ℃水浴中加热1 h近干；待冷却后，向其中加入25 mL的醋酸铵溶液(1 mol·L⁻¹)，振荡16 h，转速4 000 r·min⁻¹，离心20 min，上层清液过滤，测定。残渣态，将上1级固相烘干后进行消解，定容后测定。重金属采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICPS-7500，日本岛津)进行测定。

1.3. 风险评价

1)重金属迁移风险评价方法。风险评价指数(risk assessment code，RAC)方法常用来评价沉积物中重金属迁移引起的生态危害风险^[8-9]。风险评价指数(RAC)分为5个等级^[10]，分别为：无风险(RAC<1%，NR)、低风险(1%<RAC<10%，LR)、中等风险(11%<RAC<30%，MR)、高风险(31%<RAC<50%，HR)、非常高风险(RAC>50%)。

2)重金属潜在生态风险评价方法。潜在生态风险指数(potential ecological risk index，PERI)法由瑞典科学家Hakanson提出。目前，该方法已被广泛应用于沉积物重金属污染质量评价^[11-13]。计算方法见式(1)~式(3)。

式中： ${C}_{f}^{i}$ 为重金属i相对于沉积物背景值的污染系数； ${C}_{s}^{i}$ 为表层沉积物重金属i的实测值； ${C}_{n}^{i}$ 为沉积物中重金属i的背景参考值； ${T}_{r}^{i}$ 为重金属i的毒性响应系数； ${E}_{r}^{i}$ 为第i种重金属生态风险系数；F_RI为多元素综合潜在生态风险指数。

本研究参照了Hakanson提出的重金属毒性响应系数^[11]，如表1所示。背景参考值 ${C}_{n}^{i}$ 采用北京市土壤背景值^[14-15]与北京市大兴区试点土壤实测值作为参比，不同生态风险水平的划分见表2，以此评价A、B、C、D再生水厂消化污泥重金属的潜在生态风险。

3. 结论

1)北京市A、B、C、D再生水厂的污泥中重金属总量较2004-2005年有明显的降低，其中毒性较高的As、Cd、Hg、Pb含量出现大幅下降。

2)污泥经过高级厌氧消化处理后，其所含Ni、Pb、Cr、Cu、Zn、Cd的残渣态占比增加，重金属向更加稳定的形态转化，降低了污泥处置和利用过程中的毒性与环境风险；Hg在高级厌氧消化过程中形态变化不明显，99%以上的Hg均以残渣态存在。

3)北京市A、B、C、D再生水厂的消化污泥中As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn的总量未超过CJ/T 362-2011、GB/T 23486-2009、GB/T 24600-2009和CJ/T 309-2009 B级农用标准的限值。其中，重金属Cu、Hg、Pb、Cr、Cd、Zn、Ni均表现为较低的迁移风险。施用土壤后，以北京市土壤背景值和北京市大兴区土壤背景实测值为参比进行潜在环境风险评价，其生物可利用态与潜在可利用态重金属均处于较低的生态风险等级，呈现出无潜在生态风险。消化污泥脱水后，通过制作成有机营养土产品，施用于林地、园林绿化地等，可实现污泥处理产物的资源化利用。

参考文献 (29)

城市污泥重金属在高级厌氧消化工艺系统中的迁移转化及风险评价

作者简介: 张含(1992—)，女，硕士，助理工程师。研究方向：固废资源化利用。E-mail：zhanghanhan2020@163.com

通讯作者: 李伟(1986—)，男，博士，高级工程师。研究方向：固废资源化利用。E-mail：tianxingliwei@163.com;