城市污泥反硝化細菌處理技術與固化應用

楊愛武,張泊渠,于軍東

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

0 引言

城市污泥中含有大量有機質(zhì)和不穩(wěn)定狀態(tài)的重金屬離子[1]。污泥中的有機質(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)外學者對于污泥處理技術的研究主要有: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渣中,氮元素主要進入氣、液兩相;重金屬元素則轉化為更加穩(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度的同時使得重金屬元素的浸出率下降。FILIBELIY等[5]用水泥、飛灰、細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度成正相關、與含水量和污泥摻量成負相關。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行固化,分析認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,得出固化污泥的強度隨著時間的推移而增長的結論。潘林有[9]向工地淤泥中摻入復合固化劑,以無側線抗壓強度為指標得出強度與摻量呈正比例關系。楊愛武等[10]在研究泥漿固化土的基礎上建立了蠕變特征和長期強度的預測公式。

另一方面,由于微生物具有很強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者的研究熱點。劉慶余等[11]研究得出毒性有機物的降解率與微生物數(shù)量呈正比例關系。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行異位處理,結果表明:底泥中含水率、總氮和有機質(zhì)含量都有不同程度的降低,反硝化細菌處理效果最好。涂瑋靈等[14]向底泥中投加反硝化細菌制劑,認為適當?shù)募毦度肓渴沟玫啄嗟暮穸冉档土?.34 cm,有機質(zhì)降解率為13.6%,生物降解能力增強了280.8%。FABIANO等[15]用高效復合微生物修復熱那亞某海灣的污染底泥,發(fā)現(xiàn)底棲生物細菌密度增加有助于有機物的消耗。KESSEL[16]采用反硝化細菌對2條排污溝底泥進行固氮處理,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)生機率,對于水質(zhì)保護有重要意義。

從上述研究中我們發(fā)現(xiàn)城市污泥含水量高、有機質(zhì)含量高,直接進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)濟性和技術性的角度出發(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。反硝化細菌是一類兼性厭氧微生物,繁殖快、環(huán)境適應性好、反硝化能力強,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質(zhì)[19-20],因此文中采用反硝化細菌來處理城市污泥,并在處理后的污泥中加入生石灰,進一步降低有機質(zhì)含量和含水率。基于“變廢為寶”的環(huán)保理念,通過正交試驗,以無側限抗壓強度為指標,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方案

1.1 試驗材料

反硝化細菌投菌技術是處理城市污泥及受污染水質(zhì)的一種微生物修復方法。此次試驗所用的反硝化細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行反硝化反應。且該細菌活化簡單、繁殖迅速、作用效果高效明顯等優(yōu)點。

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

本試驗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)散出強烈刺激性的氣味,并含有大量難降解有機物、重金屬及氮、磷等。測得其各項指標如表1所示。由表中各項數(shù)據(jù)可見,污泥中的有機物、重金屬及氮、磷含量均超標。

1.2 試驗裝置

本次試驗所用的反硝化細菌裝置為有機玻璃管,其高度為1 000 mm、直徑為200 mm,頂部和底部各由一個法蘭盤封口,自下而上每隔300 mm設置一個取樣口,取樣口由密閉的閥門堵住,設置在同一側,共設置2個,上部的法蘭盤蓋子上設置一個可開啟的排氣孔。試驗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,試驗過程中盡量減少擾動反硝化細菌處理污泥裝置底部污泥。

試驗所用反硝化細菌裝置為自行設計加工制作,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菌生長等優(yōu)點。柱壁上有2個可開啟的閥門,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。反硝化細菌處理污泥的裝置示意圖如圖1所示。

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

1.3 試驗方法

本試驗旨在研究反硝化細菌制劑處理污水、污泥的各種有機質(zhì)、氮磷含量等降解效果,在前期預試驗的基礎上設計6組試驗:采用自制的6個有機玻璃柱,1～5號柱子均為試驗組,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號有機玻璃柱分別加入不同投加量的反硝化細菌制劑,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。試驗過程中因細菌逐漸減少,因而每隔2 d要向上覆水中補充一次反硝化細菌制劑。按添加細菌的同等添加比例進行日常補充細菌,1～5號依次添加1、2、3、4、6 g/m3。試驗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,導致有機玻璃柱中的水位下降,應及時向裝置內(nèi)加水至接近上部法蘭盤。

該試驗為期50 d,固定時間進行取樣分析,主要檢測的指標如下:1)日常指標:pH值、試驗溫度;2)污泥指標:有機質(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 檢測方法及儀器設備Table 2 Detection methods and instruments and equipment

2 反硝化試驗結果與分析

2.1 反硝化細菌對污泥處理效果

2.1.1 污泥中COD和非金屬元素的處理效果

在實驗室條件下,設定了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行為期7周的修復試驗,試驗結果表明:反硝化菌對污泥中的有機質(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后有機質(zhì)去除率均超過60%,降解效率高于其他組。試驗過程的10～20 d內(nèi),有機質(zhì)去除率變化最快, 30 d時趨于穩(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的試驗中,不同試驗組之間的NH3-N含量均在減少,并且反應較為平穩(wěn),去除率較大的是投菌量為15、20 g/m3的3組和4號組。3號試驗組NH3-N的最終去除率高達89.7%,4號試驗組的NH3-N最終去除率達到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組試驗的總氮含量變化趨勢大致相同,其含量均在減少,3號試驗組總氮的去除率最高達到96.9%,但試驗細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組試驗結果,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,去除率達到92.3%。

2.1.2 污泥中金屬元素的處理效果

通過試驗發(fā)現(xiàn)反硝化細菌對部分金屬元素起到一定的降解作用。此試驗我們共設計了2組試驗體系: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。試驗是在靜止條件下進行的,按不同時間間隔進行取樣,檢測結果如表3所示。

表3 水土系統(tǒng)中反硝化細菌對金屬元素的去除強度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 試驗條件優(yōu)化研究

從圖2的試驗結果可見,第3組投加量對于有機質(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)境條件對試驗的影響,在反硝化細菌投加量為15 g/m3基礎上,分別對溫度、pH值和外加碳源對微生物處理效果開展試驗研究。

圖2 細菌添加量對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 溫度對污泥有機質(zhì)降解效果的影響

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

2.2.2 pH值對污泥有機質(zhì)降解效果的影響

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

圖3 環(huán)境條件對有機質(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,有機質(zhì)的去除效果最佳,去除率達到70.2%;上覆水體環(huán)境pH為6.5時,有機質(zhì)的去除效果最佳,去除率達到69.5%。原因在于溫度過低或者溫度過高都會導致酶的活性降低,反硝化細菌的吞噬能力較弱,導致有機質(zhì)的去除效率下降;在強酸或強堿性環(huán)境中會抑制細菌的活性且不利于細菌的生存,導致細菌對有機質(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以自養(yǎng)菌硝化和異養(yǎng)菌反硝化為基礎。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:單一碳源和復合碳源。試驗保持在室溫25 ℃,pH值為6.5的條件下,選取細菌投加量為15 g/m3的試驗組編號為1#、2#和3#,1#組添加單一碳源乙酸2 ml,2#組添加復合碳源揮發(fā)性脂肪酸2 ml,3#組無碳源添加,進行為期21 d的觀測,檢測反硝化細菌處理污泥裝置底部污泥有機質(zhì)、氨氮、總氮、總磷4項指標的含量。其試驗結果如圖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,且大大縮短反應時間。對以上4項指標的降解效果從高到低依次為:添加復合碳源、添加單一碳源、不添加碳源。原因在于本試驗中的好氧或者厭氧反應,有機碳源是限制微生物反應的主要因素。外加碳源可以進一步提高微生物的反硝化速率,在實際工程中得到廣泛應用。因此,選擇復合碳源作為外加碳源。

3 微生物處理后污泥固化應用

3.1 生石灰進一步降解有機質(zhì)

為進一步降低污泥中的水分及有機質(zhì),選取了4%、6%、8%、11%、15%共5組添加量(按占污泥的總量比例)分別進行試驗,檢測有機質(zhì)的去除量,根據(jù)檢測結果從中選出最優(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行對比。靜置12 h后進行檢測。

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)出的且比較認可的一種方法,使用生石灰對污染河流湖泊的淤泥進行干燥化、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,由濕潤時不穩(wěn)定的有機材料向穩(wěn)定化無機材料轉化。該材料可以在工程上使用,達到廢物利用的目的,并且不會產(chǎn)生二次污染。總之,該技術能做到環(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。試驗結果如圖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,有機質(zhì)含量降解達到88.2%,每千克污泥剩余有機質(zhì)3.31 g,通過生石灰能進一步降解有機質(zhì)含量,使其達到路基填料標準。通過觀察圖5(a),超過10%的生石灰添加量時,有機質(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

為了短時間內(nèi)選出生石灰的添加量,試驗時間不宜過長,因此本次試驗設置的觀測時間為12 h。然而生石灰對污泥的作用并不是僅在短時間內(nèi),它能夠對污泥的有機質(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質(zhì)的含量,持續(xù)觀測14 d,作出不同養(yǎng)護天數(shù)有機質(zhì)含量的降低曲線,如圖6,觀察曲線選擇出最佳的養(yǎng)護天數(shù)。

圖6 養(yǎng)護天數(shù)對污泥有機質(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)護期間有機質(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)護時間為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,與污泥經(jīng)過處理的試驗組形成對比。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

試驗所用干土取自取天津濱海新區(qū)建筑施工場地軟黏土,試驗時先將軟黏土放在烘箱烘烤24 h,使其保持干燥,使用中應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。通過正交試驗配比來選擇最佳物質(zhì)的添加量。

將本試驗微生物處理后的污泥加水泥養(yǎng)護后用做城市路基填土時,要具有一定的抗壓強度,目前主要用無側限抗壓強度試驗作為檢驗的指標。在污泥固化土配制的過程中,影響土體力學特性的因素為A(污泥/干土)、B(水)、C(水泥)和D(養(yǎng)護期齡)4種,每種因素考慮3個不同水平,如表4所示,采用L9(34)正交表[23],正交試驗結果如表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;2)用未經(jīng)任何處理的城市污泥做正交試驗。

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

表5 正交試驗結果Table 5 Orthogonal test results kPa

將未處理的城市污泥做正交試驗與上一個正交試驗做對比,試驗污泥固化配置的過程中,因為污泥的有機質(zhì)含量很高,所以提高水泥的用量來增加其無側限抗壓強度。各種因素所占的比例如表6所示。

表6 正交試驗因素及水平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限抗壓強度之和,U代表對應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度的影響程度,極差越大說明對強度影響越明顯。

從正交試驗結果表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檢測的無側限抗壓強度相比未經(jīng)處理污泥有顯著提高,充分說明有機質(zhì)的含量對污泥做路基填料的工程應用起到很大影響。正交試驗中各項因素對固化土無側限抗壓強度的影響從高到低依次是養(yǎng)護齡期、(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的無側限抗壓強度能達到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)配比的壓實污染土進行靜態(tài)淋洗試驗,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準。因此只需考慮經(jīng)過酸雨淋洗后污染土中鋅離子釋放量。

本次試驗采用的淋溶柱為無機玻璃柱,其高度為500 mm,內(nèi)徑為80 mm,外徑為100 mm。試驗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)護后固化污泥土的淋濾液進行鋅離子檢測,首先收回淋濾土壤所用酸并將其雜質(zhì)過濾干凈,再對淋濾液進行消解,最后定容檢測其鋅離子含量。

在測試鋅離子時溶液消解過程中,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。當溶液蒸發(fā)到10 ml左右時,加入5 ml的HNO3溶液和2 ml 的HClO4溶液,持續(xù)進行消解,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渣溶解,再倒入100 ml的容量瓶中,用蒸餾水定容。最后取消解液進行重金屬濃度檢測。

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。結果表明酸雨的酸性越強,污泥固化土越易被酸化,進而活化了固化土中的重金屬離子,導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。試驗結果顯示pH值為2.5時酸淋洗試驗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)量標準》允許的鋅離子排放標準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)在城市酸雨轉型,HNO3在酸雨中比例增加,試驗設定了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的混合溶液進行試驗,檢測結果如圖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,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有更強的氧化性。試驗結果顯示H2SO4和HNO3混合酸體積比為1:4時酸淋洗試驗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)量標準》允許的鋅離子排放標準2.0 mg/L。

5 結論

1)當細菌投加量為15 g/m3時,污泥中總體有機質(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、生石灰比例對有機質(zhì)的去除效率均有影響。溫度25 ℃左右時去除率達到峰值,為70.2%;強酸性環(huán)境或者強堿性環(huán)境均不利于反硝化細菌試劑對有機質(zhì)的去除,當pH為6.5時,有機質(zhì)的去除效果達到69.5%;試驗加入復合碳源比加入單一碳源對有機質(zhì)的去除率高14.1%,比不加碳源提高24.9%。

2)為進一步降低有機質(zhì)含量,出于降解效果和經(jīng)濟方面的考量,選擇10%的生石灰添加量最為適宜。經(jīng)反硝化細菌、生石灰處理后的城市污泥通過正交試驗,取無側限抗壓強度為評價指標,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)淋洗試驗發(fā)現(xiàn),酸雨酸性越強,污泥固化土被酸化的可能性越大,進而導致土壤中重金屬的釋放增多。考慮到現(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)量標準》。