楊愛武,張泊渠,于軍東

(1. 東華大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海 201620; 2. 天津城建大學(xué) 土木工程學(xué)院,天津 300384)

0 引言

城市污泥中含有大量有機(jī)質(zhì)和不穩(wěn)定狀態(tài)的重金屬離子[1]。污泥中的有機(jī)質(zhì)為微生物的生命活動提供能量,污泥中重金屬離子污染該區(qū)域的地下水環(huán)境和周圍的土壤[2]。若能降低底泥中的有機(jī)質(zhì)含量和處于不穩(wěn)定狀態(tài)重金屬的含量,就可以有效地減少剩余污泥的二次污染以及降低污泥中的重金屬離子對周邊環(huán)境產(chǎn)生的影響。

目前,國內(nèi)外學(xué)者對于污泥處理技術(shù)的研究主要有:王艷語等[3]研究表明,熱解可將城市污泥中所含的磷、鉀等元素富集在固體殘?jiān)?氮元素主要進(jìn)入氣、液兩相;重金屬元素則轉(zhuǎn)化為更加穩(wěn)定的形態(tài)。朱偉等[4]用膨潤土作為添加劑輔助水泥固化,在提高了污染固化土強(qiáng)度的同時(shí)使得重金屬元素的浸出率下降。FILIBELIY等[5]用水泥、飛灰、細(xì)砂等固化材料固化制革污泥,研究表明水泥的添加量與污泥固化強(qiáng)度成正相關(guān)、與含水量和污泥摻量成負(fù)相關(guān)。CHEILAS等[6]采用水泥和黃鉀鐵礬/明礬沉淀的混合物對管垢污泥進(jìn)行固化,分析認(rèn)為水泥對重金屬的穩(wěn)定化起主要作用。COZ等[7]以石灰作為固化劑,活性炭、硅灰和炭黑作為添加劑來處理污泥,發(fā)現(xiàn)石灰在降低金屬浸出濃度、COD和滲濾液毒性方面存在一定的效果,其中摻活性炭和炭黑效果更好。曹永華等[8]將石灰、土和粉煤灰作為固化材料,得出固化污泥的強(qiáng)度隨著時(shí)間的推移而增長的結(jié)論。潘林有[9]向工地淤泥中摻入復(fù)合固化劑,以無側(cè)線抗壓強(qiáng)度為指標(biāo)得出強(qiáng)度與摻量呈正比例關(guān)系。楊愛武等[10]在研究泥漿固化土的基礎(chǔ)上建立了蠕變特征和長期強(qiáng)度的預(yù)測公式。

另一方面,由于微生物具有很強(qiáng)的吸附力和良好的沉降性,因此采用微生物處理污泥成為眾多學(xué)者的研究熱點(diǎn)。劉慶余等[11]研究得出毒性有機(jī)物的降解率與微生物數(shù)量呈正比例關(guān)系。周定等[12]采用熱帶假絲酵母菌處理含酚配水,與活性污泥法相比污泥發(fā)生量可減少90%。許崢等[13]分別采用不同種類的純生物菌劑對黑臭底泥進(jìn)行異位處理,結(jié)果表明:底泥中含水率、總氮和有機(jī)質(zhì)含量都有不同程度的降低,反硝化細(xì)菌處理效果最好。涂瑋靈等[14]向底泥中投加反硝化細(xì)菌制劑,認(rèn)為適當(dāng)?shù)募?xì)菌投入量使得底泥的厚度降低了3.34 cm,有機(jī)質(zhì)降解率為13.6%,生物降解能力增強(qiáng)了280.8%。FABIANO等[15]用高效復(fù)合微生物修復(fù)熱那亞某海灣的污染底泥,發(fā)現(xiàn)底棲生物細(xì)菌密度增加有助于有機(jī)物的消耗。KESSEL[16]采用反硝化細(xì)菌對2條排污溝底泥進(jìn)行固氮處理,分別去除97.2%和94.5%的硝酸鹽氮。WANG等[17]從受污染底泥中分離篩選出3種反硝化細(xì)菌用于去除底泥中的硝態(tài)氮,去除率為95%以上,固定化后硝態(tài)氮基本無積累。肖晶晶等[18]表明反硝化微生物可降低污染水體中的含氮污染物濃度,削減因硝酸鹽或亞硝酸鹽的積累對生物的毒害作用,減少富營養(yǎng)化的發(fā)生機(jī)率,對于水質(zhì)保護(hù)有重要意義。

從上述研究中我們發(fā)現(xiàn)城市污泥含水量高、有機(jī)質(zhì)含量高,直接進(jìn)行固化處理需要大量的固化材料,且影響固化效果。因此從經(jīng)濟(jì)性和技術(shù)性的角度出發(fā),生物法固化成本低,二次污染小,且處理后的底泥能資源化利用。反硝化細(xì)菌是一類兼性厭氧微生物,繁殖快、環(huán)境適應(yīng)性好、反硝化能力強(qiáng),以亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮作氮源,消耗水體或者底泥中的有機(jī)質(zhì)[19-20],因此文中采用反硝化細(xì)菌來處理城市污泥,并在處理后的污泥中加入生石灰,進(jìn)一步降低有機(jī)質(zhì)含量和含水率?；凇白儚U為寶”的環(huán)保理念,通過正交試驗(yàn),以無側(cè)限抗壓強(qiáng)度為指標(biāo),優(yōu)選出污泥、干土、水泥和水的最佳配比,配置成一種新型的城市污泥固化土,以期用于土工材料。

1 城市污泥反硝化處理試驗(yàn)方案

1.1 試驗(yàn)材料

反硝化細(xì)菌投菌技術(shù)是處理城市污泥及受污染水質(zhì)的一種微生物修復(fù)方法。此次試驗(yàn)所用的反硝化細(xì)菌制劑是廣東佛山碧沃豐生物科技股份有限公司培養(yǎng)加工而成。該反硝化細(xì)菌制劑是單一菌株,屬于芽孢桿菌屬。該菌株既能在能在少養(yǎng)或者缺氧的條件下進(jìn)行反硝化反應(yīng)。且該細(xì)菌活化簡單、繁殖迅速、作用效果高效明顯等優(yōu)點(diǎn)。

不同污染程度的城市污泥,反硝化細(xì)菌的添加量要進(jìn)行靈活的調(diào)整。當(dāng)投加量偏低時(shí),不能夠達(dá)到理想的修復(fù)效果;投加量偏高時(shí),在增加運(yùn)行成本的同時(shí)還有可能導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化,不利于污泥的凈化修復(fù)。因此,反硝化細(xì)菌投菌量的確定是在使用過程中首要考慮的問題。

本試驗(yàn)所用城市污泥取自天津某污泥填埋廠,是市政污泥、工業(yè)污泥及疏浚淤泥等的混合物,呈灰黑色,質(zhì)輕,手感滑膩,發(fā)散出強(qiáng)烈刺激性的氣味,并含有大量難降解有機(jī)物、重金屬及氮、磷等。測得其各項(xiàng)指標(biāo)如表1所示。由表中各項(xiàng)數(shù)據(jù)可見,污泥中的有機(jī)物、重金屬及氮、磷含量均超標(biāo)。

1.2 試驗(yàn)裝置

本次試驗(yàn)所用的反硝化細(xì)菌裝置為有機(jī)玻璃管,其高度為1 000 mm、直徑為200 mm,頂部和底部各由一個(gè)法蘭盤封口,自下而上每隔300 mm設(shè)置一個(gè)取樣口,取樣口由密閉的閥門堵住,設(shè)置在同一側(cè),共設(shè)置2個(gè),上部的法蘭盤蓋子上設(shè)置一個(gè)可開啟的排氣孔。試驗(yàn)開始前裝置底部填裝厚度為的700 mm污泥,加入自來水高度為300 mm直至接近上部法蘭盤,試驗(yàn)過程中盡量減少擾動反硝化細(xì)菌處理污泥裝置底部污泥。

試驗(yàn)所用反硝化細(xì)菌裝置為自行設(shè)計(jì)加工制作,該裝置具有操作方便、占地面積小、方便觀察及利于反硝化細(xì)菌生長等優(yōu)點(diǎn)。柱壁上有2個(gè)可開啟的閥門,其目的是為了便于取樣,上部法蘭盤頂蓋有一個(gè)可開啟的閥門,既可以做注水口又可以開啟降低柱內(nèi)氣壓。反硝化細(xì)菌處理污泥的裝置示意圖如圖1所示。

圖1 反硝化細(xì)菌處理污泥裝置示意圖Fig. 1 Schematic diagram of sludge treatment plant by denitrifying bacteria

1.3 試驗(yàn)方法

本試驗(yàn)旨在研究反硝化細(xì)菌制劑處理污水、污泥的各種有機(jī)質(zhì)、氮磷含量等降解效果,在前期預(yù)試驗(yàn)的基礎(chǔ)上設(shè)計(jì)6組試驗(yàn):采用自制的6個(gè)有機(jī)玻璃柱,1～5號柱子均為試驗(yàn)組,6號柱子為空白對照組,其自始至終不做任何處理;編號1～5號有機(jī)玻璃柱分別加入不同投加量的反硝化細(xì)菌制劑,投入到污泥及其污泥上部的水中。投菌量依次為:5、10、15、20、30 g/m3。試驗(yàn)過程中因細(xì)菌逐漸減少,因而每隔2 d要向上覆水中補(bǔ)充一次反硝化細(xì)菌制劑。按添加細(xì)菌的同等添加比例進(jìn)行日常補(bǔ)充細(xì)菌,1～5號依次添加1、2、3、4、6 g/m3。試驗(yàn)的過程中由于自然蒸發(fā)流失或者檢測取樣過程都會損失水分,導(dǎo)致有機(jī)玻璃柱中的水位下降,應(yīng)及時(shí)向裝置內(nèi)加水至接近上部法蘭盤。

該試驗(yàn)為期50 d,固定時(shí)間進(jìn)行取樣分析,主要檢測的指標(biāo)如下:1)日常指標(biāo):pH值、試驗(yàn)溫度;2)污泥指標(biāo):有機(jī)質(zhì)含量、氨氮含量、總氮含量、總磷含量、重金屬離子去除率(Cd、Pb、Zn、Fe)。試驗(yàn)中的檢測方法參考《水和廢水監(jiān)測分析方法》第四版[21],如表2所示。

表2 檢測方法及儀器設(shè)備Table 2 Detection methods and instruments and equipment

2 反硝化試驗(yàn)結(jié)果與分析

2.1 反硝化細(xì)菌對污泥處理效果

2.1.1 污泥中COD和非金屬元素的處理效果

在實(shí)驗(yàn)室條件下,設(shè)定了5種不同的反硝化菌劑投加量:5、10、15、20、30 g/m3對城市污泥及其上覆水進(jìn)行為期7周的修復(fù)試驗(yàn),試驗(yàn)結(jié)果表明:反硝化菌對污泥中的有機(jī)質(zhì)具有較為明顯的降解作用,3號、4號組在持續(xù)作用30 d后有機(jī)質(zhì)去除率均超過60%,降解效率高于其他組。試驗(yàn)過程的10～20 d內(nèi),有機(jī)質(zhì)去除率變化最快, 30 d時(shí)趨于穩(wěn)定。降解效果最好的3號組比空白對照6號組高出64.4%。

在降解NH3-N的試驗(yàn)中,不同試驗(yàn)組之間的NH3-N含量均在減少,并且反應(yīng)較為平穩(wěn),去除率較大的是投菌量為15、20 g/m3的3組和4號組。3號試驗(yàn)組NH3-N的最終去除率高達(dá)89.7%,4號試驗(yàn)組的NH3-N最終去除率達(dá)到81.7%。而1號組、2號組和5號組的去除效果則不佳。

去除污泥中的總氮方面,5組試驗(yàn)的總氮含量變化趨勢大致相同,其含量均在減少,3號試驗(yàn)組總氮的去除率最高達(dá)到96.9%,但試驗(yàn)細(xì)菌制劑投加量加大到一定程度,超過了水體的最大承載力,水體脫氮明顯減緩。

在檢測磷含量的試驗(yàn)中,總磷的含量中間雖有波動但整體呈現(xiàn)下降的趨勢,試驗(yàn)到7周后的最終濃度可以降至0.7 g/kg以下,對比5組試驗(yàn)結(jié)果,第3號組的投菌量對TP的去除效果最好,從初始濃度1.68 g/kg降到0.13 g/kg,去除率達(dá)到92.3%。

2.1.2 污泥中金屬元素的處理效果

通過試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)反硝化細(xì)菌對部分金屬元素起到一定的降解作用。此試驗(yàn)我們共設(shè)計(jì)了2組試驗(yàn)體系:一是以3號組的反硝化菌生物添加量的水土平衡體系;另一組是無菌條件下建立的水土平衡體系。試驗(yàn)是在靜止條件下進(jìn)行的,按不同時(shí)間間隔進(jìn)行取樣,檢測結(jié)果如表3所示。

表3 水土系統(tǒng)中反硝化細(xì)菌對金屬元素的去除強(qiáng)度Table 3 Removal intensity of metal elements by denitrifying bacteria in water and soil system

從表3可以看出,在反硝化細(xì)菌作用下,污泥中部分重金屬離子的含量逐漸降低,Cd、Fe、Pb、Zn由離子形態(tài)轉(zhuǎn)變成固態(tài)而沉淀,使溶液中重金屬離子濃度降低,4種離子沉淀去除率均高于80%。

2.2 試驗(yàn)條件優(yōu)化研究

從圖2的試驗(yàn)結(jié)果可見,第3組投加量對于有機(jī)質(zhì)、氨氮、總氮、總磷的去除影響最為明顯。為了更好地了解環(huán)境條件對試驗(yàn)的影響,在反硝化細(xì)菌投加量為15 g/m3基礎(chǔ)上,分別對溫度、pH值和外加碳源對微生物處理效果開展試驗(yàn)研究。

圖2 細(xì)菌添加量對COD和非金屬元素的處理效果Fig. 2 Effect of bacteria addition on COD and non-metallic elements

2.2.1 溫度對污泥有機(jī)質(zhì)降解效果的影響

保持反應(yīng)體系pH為6.5,攪拌0.5 h后靜置沉降0.5 h。分別調(diào)節(jié)反應(yīng)體系溫度為5、15、25、35、45、55 ℃,取樣檢測并計(jì)算各有機(jī)質(zhì)去除效率,如圖3(a)所示。

2.2.2 pH值對污泥有機(jī)質(zhì)降解效果的影響

將試驗(yàn)裝置反應(yīng)溫度恒定為25 ℃,攪拌時(shí)間為0.5 h,然后靜置一段時(shí)間直至污泥沉降完全,設(shè)定7種不同的pH值分別為:2、4.5、5.5、6.5、7.5、8.5、10,檢測并計(jì)算各有機(jī)質(zhì)去除效率,如圖3(b)所示。

圖3 環(huán)境條件對有機(jī)質(zhì)去除效率的影響Fig. 3 Effect of environmental conditions on organic matter removal efficiency

由圖3看出,反硝化菌在溫度25 ℃時(shí),有機(jī)質(zhì)的去除效果最佳,去除率達(dá)到70.2%;上覆水體環(huán)境pH為6.5時(shí),有機(jī)質(zhì)的去除效果最佳,去除率達(dá)到69.5%。原因在于溫度過低或者溫度過高都會導(dǎo)致酶的活性降低,反硝化細(xì)菌的吞噬能力較弱,導(dǎo)致有機(jī)質(zhì)的去除效率下降;在強(qiáng)酸或強(qiáng)堿性環(huán)境中會抑制細(xì)菌的活性且不利于細(xì)菌的生存,導(dǎo)致細(xì)菌對有機(jī)質(zhì)的分解能力下降。

2.2.3 外加碳源

傳統(tǒng)意義上的生物脫氮技術(shù)以自養(yǎng)菌硝化和異養(yǎng)菌反硝化為基礎(chǔ)。好氧硝化溶解的氧氣為電子受體,缺氧反硝化階段因缺氧而需要外加有機(jī)碳源作為電子供體,如甲醇、乙醇和乙酸等[22]。碳源主要有:單一碳源和復(fù)合碳源。試驗(yàn)保持在室溫25 ℃,pH值為6.5的條件下,選取細(xì)菌投加量為15 g/m3的試驗(yàn)組編號為1#、2#和3#,1#組添加單一碳源乙酸2 ml,2#組添加復(fù)合碳源揮發(fā)性脂肪酸2 ml,3#組無碳源添加,進(jìn)行為期21 d的觀測,檢測反硝化細(xì)菌處理污泥裝置底部污泥有機(jī)質(zhì)、氨氮、總氮、總磷4項(xiàng)指標(biāo)的含量。其試驗(yàn)結(jié)果如圖4所示。

圖4 不同碳源對非金屬元素降解效果的影響Fig. 4 Effect of different carbon sources on degradation of non-metallic elements

由圖4(a)可見,加入碳源與不加碳源相比對有機(jī)質(zhì)降解作用有顯著提高,加入單一碳源比不加碳源的去除率提高17.8%,加入復(fù)合碳源比不加碳源提高31.9%。同樣由圖4(b)、(c)、(d)可以看出,加入碳源對去除NH3-N、TN、TP比不加碳源有顯著提高,且大大縮短反應(yīng)時(shí)間。對以上4項(xiàng)指標(biāo)的降解效果從高到低依次為:添加復(fù)合碳源、添加單一碳源、不添加碳源。原因在于本試驗(yàn)中的好氧或者厭氧反應(yīng),有機(jī)碳源是限制微生物反應(yīng)的主要因素。外加碳源可以進(jìn)一步提高微生物的反硝化速率,在實(shí)際工程中得到廣泛應(yīng)用。因此,選擇復(fù)合碳源作為外加碳源。

3 微生物處理后污泥固化應(yīng)用

3.1 生石灰進(jìn)一步降解有機(jī)質(zhì)

為進(jìn)一步降低污泥中的水分及有機(jī)質(zhì),選取了4%、6%、8%、11%、15%共5組添加量(按占污泥的總量比例)分別進(jìn)行試驗(yàn),檢測有機(jī)質(zhì)的去除量,根據(jù)檢測結(jié)果從中選出最優(yōu)的配比方案。取一定量的2種污泥并按最優(yōu)配比添加生石灰,一種為微生物處理后的污泥加石灰,與另一種未經(jīng)任何處理的污泥加石灰進(jìn)行對比。靜置12 h后進(jìn)行檢測。

1)生石灰添加量的確定

污泥石灰穩(wěn)定干化工藝是國內(nèi)近些年新開發(fā)出的且比較認(rèn)可的一種方法,使用生石灰對污染河流湖泊的淤泥進(jìn)行干燥化、穩(wěn)定化和資源化處理。生石灰加水后產(chǎn)生大量熱量蒸發(fā)帶走污泥中的水分,逐漸脫水干燥后,其性質(zhì)會發(fā)生改變,由濕潤時(shí)不穩(wěn)定的有機(jī)材料向穩(wěn)定化無機(jī)材料轉(zhuǎn)化。該材料可以在工程上使用,達(dá)到廢物利用的目的,并且不會產(chǎn)生二次污染?？傊?該技術(shù)能做到環(huán)保無污染,具有安全系數(shù)高、節(jié)約成本投入等突出優(yōu)點(diǎn)。試驗(yàn)結(jié)果如圖5所示。

由圖5可見,未經(jīng)處理的污泥加入石灰對降解有機(jī)質(zhì)的含量作用并不大,而用微生物處理后的污泥加石灰,有機(jī)質(zhì)含量降解達(dá)到88.2%,每千克污泥剩余有機(jī)質(zhì)3.31 g,通過生石灰能進(jìn)一步降解有機(jī)質(zhì)含量,使其達(dá)到路基填料標(biāo)準(zhǔn)。通過觀察圖5(a),超過10%的生石灰添加量時(shí),有機(jī)質(zhì)含量下降緩慢。綜合考慮處理效果和成本問題,最終選擇10%的生石灰對污泥處理比較合適。

圖5 生石灰比例對污泥中有機(jī)質(zhì)含量影響Fig. 5 Effect of quicklime proportion on organic matter content in sludge

2)生石灰對城市污泥的持續(xù)性影響

為了短時(shí)間內(nèi)選出生石灰的添加量,試驗(yàn)時(shí)間不宜過長,因此本次試驗(yàn)設(shè)置的觀測時(shí)間為12 h。然而生石灰對污泥的作用并不是僅在短時(shí)間內(nèi),它能夠?qū)ξ勰嗟挠袡C(jī)質(zhì)含量和含水率產(chǎn)生持續(xù)性的影響。將最優(yōu)添加量的生石灰與污泥混合攪拌均勻后用保鮮膜密封放置在室溫20 ℃恒溫環(huán)境中,每隔2 d檢測一次污泥中有機(jī)質(zhì)的含量,持續(xù)觀測14 d,作出不同養(yǎng)護(hù)天數(shù)有機(jī)質(zhì)含量的降低曲線,如圖6,觀察曲線選擇出最佳的養(yǎng)護(hù)天數(shù)。

圖6 養(yǎng)護(hù)天數(shù)對污泥有機(jī)質(zhì)含量的影響Fig. 6 Effect of curing days on organic matter content of sludge

由圖6可以看出,在養(yǎng)護(hù)期間有機(jī)質(zhì)的含量逐漸減少,在第6～10天期間降解迅速,第10天后降解速率減緩,因此選擇最佳養(yǎng)護(hù)時(shí)間為10 d。

3.2 固化污泥土的制備

對反硝化處理后再加入生石灰的污泥添加固化材料,攪拌均勻,配置成污泥固化土。再將未做任何處理的污泥同樣做正交試驗(yàn),與污泥經(jīng)過處理的試驗(yàn)組形成對比。固化材料主要由以下幾部分組成:干土、污泥、水、水泥。

3.3 正交試驗(yàn)

試驗(yàn)所用干土取自取天津?yàn)I海新區(qū)建筑施工場地軟黏土,試驗(yàn)時(shí)先將軟黏土放在烘箱烘烤24 h,使其保持干燥,使用中應(yīng)將土壤置于干燥的環(huán)境中,方便配置固定含水率的試樣;將烘干的土破碎篩選出粒徑為1 mm的土壤留置使用。通過正交試驗(yàn)配比來選擇最佳物質(zhì)的添加量。

將本試驗(yàn)微生物處理后的污泥加水泥養(yǎng)護(hù)后用做城市路基填土?xí)r,要具有一定的抗壓強(qiáng)度,目前主要用無側(cè)限抗壓強(qiáng)度試驗(yàn)作為檢驗(yàn)的指標(biāo)。在污泥固化土配制的過程中,影響土體力學(xué)特性的因素為A(污泥/干土)、B(水)、C(水泥)和D(養(yǎng)護(hù)期齡)4種,每種因素考慮3個(gè)不同水平,如表4所示,采用L9(34)正交表[23],正交試驗(yàn)結(jié)果如表5所示,1)用微生物處理后的城市污泥加入生石灰做正交試驗(yàn);2)用未經(jīng)任何處理的城市污泥做正交試驗(yàn)。

表4 正交試驗(yàn)因素及水平Table 4 Factors and levels of the orthogonal test

表5 正交試驗(yàn)結(jié)果Table 5 Orthogonal test results kPa

將未處理的城市污泥做正交試驗(yàn)與上一個(gè)正交試驗(yàn)做對比,試驗(yàn)污泥固化配置的過程中,因?yàn)槲勰嗟挠袡C(jī)質(zhì)含量很高,所以提高水泥的用量來增加其無側(cè)限抗壓強(qiáng)度。各種因素所占的比例如表6所示。

表6 正交試驗(yàn)因素及水平Table 6 Factors and levels of the orthogonal test

在正交表中,行代表各種影響因素,列中T代表某一影響因素在不同水平下無側(cè)限抗壓強(qiáng)度之和,U代表對應(yīng)T的平均值,R代表某一影響因素在不同水平下U的最大值減去U的最小值,即極差。極差的大小取決于兩個(gè)極端值的水平,可以通過極差的大小來判斷各影響因素對試樣強(qiáng)度的影響程度,極差越大說明對強(qiáng)度影響越明顯。

從正交試驗(yàn)結(jié)果表5與表7對比可以看出,經(jīng)過微生物處理的污泥做固化試驗(yàn)檢測的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度相比未經(jīng)處理污泥有顯著提高,充分說明有機(jī)質(zhì)的含量對污泥做路基填料的工程應(yīng)用起到很大影響。正交試驗(yàn)中各項(xiàng)因素對固化土無側(cè)限抗壓強(qiáng)度的影響從高到低依次是養(yǎng)護(hù)齡期、(污泥/干土)、水泥、水[24],最優(yōu)組合為A1B2C2D3,即25%(污泥/干土)、13%水和8%水泥,其在28 d的無側(cè)限抗壓強(qiáng)度能達(dá)到550.17 kPa。

4 酸雨連續(xù)淋洗

4.1 連續(xù)淋洗方法及裝置

在工程應(yīng)用上污泥固化土經(jīng)過酸雨長期淋洗后,重金屬離子釋放必會威脅周圍環(huán)境,因此對最優(yōu)配比的壓實(shí)污染土進(jìn)行靜態(tài)淋洗試驗(yàn),從表3可看出僅鋅離子含量偏高,其他重金屬離子的含量已符合標(biāo)準(zhǔn)。因此只需考慮經(jīng)過酸雨淋洗后污染土中鋅離子釋放量。

本次試驗(yàn)采用的淋溶柱為無機(jī)玻璃柱,其高度為500 mm,內(nèi)徑為80 mm,外徑為100 mm。試驗(yàn)開始前在淋洗柱中加入5 cm高的卵石層,再加入固化養(yǎng)護(hù)28 d且碾碎后的固化污泥土(固化污泥土破碎后粒徑過1 mm的篩子篩選,使固化污泥土足夠均勻),柱內(nèi)土樣高度為 250 mm。在室溫25 ℃下釆用硝酸、硫酸混合溶液模擬酸雨淋濾土柱,以蠕動泵來控制淋濾速度為10 ml/h,淋洗裝置如圖7所示。

4.2 浸出液鋅離子檢測方法

采用火焰原子吸收法[20],對養(yǎng)護(hù)后固化污泥土的淋濾液進(jìn)行鋅離子檢測,首先收回淋濾土壤所用酸并將其雜質(zhì)過濾干凈,再對淋濾液進(jìn)行消解,最后定容檢測其鋅離子含量。

在測試鋅離子時(shí)溶液消解過程中,先取100 ml淋濾液加入到200 ml容器中,加入5 ml的HNO3溶液,用電熱板加熱將其消解但溫度不宜過高,以防沸騰。當(dāng)溶液蒸發(fā)到10 ml左右時(shí),加入5 ml的HNO3溶液和2 ml 的HClO4溶液,持續(xù)進(jìn)行消解,直到消解到1 ml左右,若消解不夠徹底,再加入5 ml的HNO3和2 ml的HClO4溶液,再次蒸發(fā)到1 ml左右。將容器取下來放在自然環(huán)境中逐漸冷卻,之后向其中加水將殘?jiān)芙?再倒入100 ml的容量瓶中,用蒸餾水定容。最后取消解液進(jìn)行重金屬濃度檢測。

4.3 酸雨酸度對固化土中鋅離子釋放量的影響

由圖8可知,濾出液中鋅的累積釋放量隨著pH值的變小而明顯增加,pH值為2.5尤為顯著。結(jié)果表明酸雨的酸性越強(qiáng),污泥固化土越易被酸化,進(jìn)而活化了固化土中的重金屬離子,導(dǎo)致溶液中鋅離子累積量逐漸增多。因此土壤中的酸度對重金屬的釋放影響顯著。試驗(yàn)結(jié)果顯示pH值為2.5時(shí)酸淋洗試驗(yàn)濾出液鋅離子濃度最大為0.111 mg/L,滿足GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》允許的鋅離子排放標(biāo)準(zhǔn)2.0 mg/L。

4.4 酸雨中HNO3/H2SO4對固化土中鋅離子釋放量的影響

考慮到現(xiàn)在城市酸雨轉(zhuǎn)型,HNO3在酸雨中比例增加,試驗(yàn)設(shè)定了H2SO4和HNO3混合酸體積比為4∶1、2∶1、1∶1、1∶2和1∶4共5組,pH值為2.5的混合溶液進(jìn)行試驗(yàn),檢測結(jié)果如圖9所示。

從圖9可以看出,不同體積比混合酸的鋅離子累積釋放曲線走勢基本一致,但在HNO3占較大比例時(shí),鋅離子浸出總量變化較大。說明鋅離子釋放受HNO3影響更為顯著,原因在于HNO3比H2SO4有更強(qiáng)的氧化性。試驗(yàn)結(jié)果顯示H2SO4和HNO3混合酸體積比為1:4時(shí)酸淋洗試驗(yàn)濾出液鋅離子濃度最大為0.110 mg/L,滿足GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》允許的鋅離子排放標(biāo)準(zhǔn)2.0 mg/L。

5 結(jié)論

1)當(dāng)細(xì)菌投加量為15 g/m3時(shí),污泥中總體有機(jī)質(zhì)、NH3-N、TN、TP含量的去除率分別為63.3%、89.7%、96.9%、92.3%,重金屬元素Cd、Fe、Pb、Zn也由溶液中的游離態(tài)轉(zhuǎn)變成固態(tài)而沉淀析出,沉淀率都高于80%以上。溫度、初始pH值、不同碳源、生石灰比例對有機(jī)質(zhì)的去除效率均有影響。溫度25 ℃左右時(shí)去除率達(dá)到峰值,為70.2%;強(qiáng)酸性環(huán)境或者強(qiáng)堿性環(huán)境均不利于反硝化細(xì)菌試劑對有機(jī)質(zhì)的去除,當(dāng)pH為6.5時(shí),有機(jī)質(zhì)的去除效果達(dá)到69.5%;試驗(yàn)加入復(fù)合碳源比加入單一碳源對有機(jī)質(zhì)的去除率高14.1%,比不加碳源提高24.9%。

2)為進(jìn)一步降低有機(jī)質(zhì)含量,出于降解效果和經(jīng)濟(jì)方面的考量,選擇10%的生石灰添加量最為適宜。經(jīng)反硝化細(xì)菌、生石灰處理后的城市污泥通過正交試驗(yàn),取無側(cè)限抗壓強(qiáng)度為評價(jià)指標(biāo),確定了固化土的最終配比為25%城市污泥、13%水和8%水泥。并將其配成一種新型的城市污泥固化土。

3)通過連續(xù)淋洗試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),酸雨酸性越強(qiáng),污泥固化土被酸化的可能性越大,進(jìn)而導(dǎo)致土壤中重金屬的釋放增多?？紤]到現(xiàn)在城市酸雨成分不斷變化,溶液中鋅離子累積浸出量隨著HNO3比重的增加而逐漸增加,原因在于HNO3比H2SO4有更強(qiáng)的氧化性。且不同pH值和不同體積比H2SO4和HNO3混合酸淋洗后濾出的鋅離子濃度均滿足GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》。