宋永伟,马莹莹,2,王 蕊,吴怡谦,王鹤茹*

石英砂提高城市污泥生物沥浸效率主导因素分析

宋永伟1,马莹莹1,2,王 蕊1,吴怡谦1,王鹤茹1*

(1.中南财经政法大学环境科学与工程系,湖北 武汉 430073；2.浙江大学环境与资源学院,浙江 杭州 310058)

通过摇瓶实验探究石英砂提高城市污泥生物沥浸效率的主导因素.结果表明,在0～72h内,生物菌液酸化效应在提高污泥脱水性能中占据主导作用;在72h之后,次生矿物的形成对提高污泥脱水性能的贡献率超过生物菌液.随着生物沥浸持续进行,石英砂诱导次生矿物产量逐渐增加,次生矿物在生物菌液酸化效应基础上进一步强化污泥脱水性能.在二者耦合作用下,城市污泥比阻(SRF)从初始的17.13×1012m/kg下降至48h时的最低值3.56×1012m/kg.然而,生物菌液和次生矿物单独作用时,SRF降到最低值均需72h,且最低SRF分别为3.89×1012和4.77×1012m/kg.可见,二者耦合作用在进一步改善污泥脱水性能以及缩短生物沥浸时间方面都有明显的优势.

城市污泥；生物沥浸；嗜酸性氧化亚铁硫杆菌；石英砂；脱水性能

生物沥浸是利用嗜酸性硫杆菌为主的复合微生物(主要包括氧化亚铁硫杆菌()和氧化硫硫杆菌()等)对能源物质(还原性硫和/或铁)的生物氧化和生物酸化等作用,将固相(如矿产、污泥、底泥、土壤等)中的重金属进行溶解浸提,从而降低重金属污染风险的无害化新技术[1-4].研究发现,生物沥浸技术不仅可以减少污泥中的重金属含量[5-6],而且可以改善污泥的脱水性能[7-10].例如,采用生物沥浸法处理后,城市污泥脱水性能下降近80%,经厢式压滤脱水可使污泥含水率低于60%[11-12],这为促进污泥大幅度减量和后续资源处置提供了新的途径.

在溶解浸提污泥中重金属时,通常采用以和为主要复合功能菌,以Fe2+和S0为主要能源物质的生物沥浸技术.然而,已有研究表明,相较于和复合菌种组成的污泥生物沥浸体系,由单一介导的生物沥浸方法对提高污泥脱水性能更为有利[13].其原因有三:首先,利用S0高效产酸的最佳pH值范围为2.0～4.0,在常规污泥体系中难以自发实现S0的生物氧化[14],而在中性条件下即可迅速启动Fe2+氧化和产物Fe3+水解,更适用于一般城市污泥的生物调理和脱水.其次,虽然在适宜酸性环境中也可通过生物氧化S0产生的H+来改善污泥脱水性能,但其能源物质S0具有较强的疏水性,相较于Fe2+来说利用率较低,生物沥浸污泥中残留S0会对环境造成二次污染[15];再者,和构成的复合生物沥浸体系会使污泥pH值下降至2.0以下,过低的pH值会导致污泥絮体的溶解和污泥颗粒间斥力的再次增大,反而可能由于过度生物酸化导致污泥脱水性能恶化[16].因此,和复合生物体系比较适用于溶解浸提污泥中的重金属;而以Fe2+为能源物质、为主要菌种的生物沥浸更适合作为污泥脱水的调理方法.

污泥生物沥浸体系类似于矿山废水的酸性硫酸盐环境,利用能源物质FeSO4产生的Fe3+会经过水解作用合成次生矿物(包括施氏矿物、黄铁矾类矿物等)并释放出大量的H+[17-18].促使Fe2+氧化产物Fe3+的水解矿化具有两个优点:一是Fe3+水解量的增加能够释放出更多的H+,有助于加快污泥酸化速度进而提高生物沥浸效率;二是次生矿物的增多有助于降低污泥压缩系数而进一步提高污泥脱水性能[17].

次生矿物的形成是一个新相生成过程,与溶液中Fe3+供应速率密切相关,大致可分为3步:(1)Fe2+氧化成Fe3+;(2)Fe3+水解形成矿物晶核;(3)晶核逐渐团聚扩大.Dutrizac[19]研究表明,高温条件下晶种(如黄铁矾类矿物)的参与可以加快Fe3+的水解矿化过程而提高矿物产量.王敏等[20]也曾报道,石英砂、硅藻土作为晶种对模拟酸性矿山废水中Fe2+的生物氧化过程没有影响,但有利于产物Fe3+以次生矿物的形式沉淀去除.

笔者曾向介导的污泥体系中加入石英砂作为晶种,尝试借助其诱导成矿作用来强化生物沥浸污泥的脱水性能, 从而进一步优化生物沥浸技术.结果表明,在介导的生物沥浸体系中引入石英砂后,其对污泥脱水性能的改善较为显著,具体表现为生物沥浸时间缩短,SRF进一步降低.深入分析发现,相较于传统的污泥生物沥浸,石英砂的参与使得生物沥浸体系产生了更多的H+,具体表现为添加石英砂体系在各时间节点的pH值都低于对照组;此外,石英砂的诱导作用加速了生物沥浸初期Fe3+的沉淀速率,并提高了生物沥浸体系中的总Fe累积沉淀率(以次生矿物形式沉淀)[21].

已经证实,生物沥浸法改善污泥脱水性能的主要机制是通过硫杆菌对能源物质的氧化利用产生生物酸化效应,进而引起污泥体系中结合水释放、生物絮凝等有利于污泥脱水的连锁效应[22].然而,石英砂促进生物沥浸污泥脱水性能提高的主导因素尚不清楚.石英砂在诱导次生矿物合成的同时会释放更多的H+,有可能是石英砂诱导次生矿物大量合成而降低污泥压缩系数,或是诱导次生矿物合成过程中的生物酸化效应,亦或是二者的综合效应改善了污泥脱水性能.鉴于此,本研究以城市污泥为对象,继续探究石英砂参与的生物沥浸方法促进污泥脱水性能提高的主导因素及其贡献,从而深入了解石英砂对污泥生物沥浸体系的影响及其改善污泥脱水性能的机理.本研究对优化介导的生物沥浸技术处理城市污泥提供参考.

1 材料与方法

1.1 供试材料

城市污泥:采自湖北省武汉市某污水处理厂的污泥浓缩池,检测得到污泥的基本理化性质如下:含固率2.35%(质量分数),pH值7.19,有机质含量49.43% (质量分数).

石英砂:颗粒粒径30～40目,先用1mol/L的H2SO4浸泡24h,然后用去离子水冲洗后烘干.

休止细胞:为南京农业大学固体废弃物研究所无偿提供,已获菌株保藏中心保藏(CGMCC No.0727).将按10%()接种在改良9K培养基中,置于28℃、180r/min摇床中振荡培养,待指数生长阶段后期停止培养.随后将菌液经定性滤纸过滤以除去生成的沉淀物.滤液以3000×的相对离心力(4℃、10min)收集菌体,并用pH=1.5的H2SO4对菌体反复冲洗和离心3次,以除去各种吸附或掺杂离子.最后,将菌体重新悬浮于pH=2.5的H2SO4中,所得即为休止细胞.采用双层平板法测定悬浮液中密度约为6×108cells/mL[23].

1.2 试验设置

准备实验:在系列含有270mL城市污泥滤液的三角瓶中,添加13.26g FeSO4·7H2O和3g石英砂,并接种休止细胞30mL.将上述体系置于28℃、180r/min摇床中分别恒温振荡反应6, 24, 48, 72, 96, 120h,测定各时间节点所得溶液pH值后,采用中速定性滤纸过滤分离得到生物菌液和次生矿物.生物菌液经低温真空浓缩至30mL,次生矿物采用去离子水冲洗2遍.样品经60℃烘干后进行扫描电镜观察(SEM)及矿物相鉴定(XRD).

正式实验:向系列含有270mL城市污泥的三角瓶中添加3g石英砂,随后将三角瓶置于28℃、180r/min摇床中恒温振荡反应6, 24, 48, 72, 96, 120h.按照表1城市污泥处理方式,将上述三角瓶体系设置成“对照”、“生物菌液”、“次生矿物”、“生物菌液+次生矿物”4组处理.在各时间节点下分别加入与准备实验反应时间对应的生物菌液或/和次生矿物(“对照”和“次生矿物”组添加30mL污泥滤液是为确保各处理的总体积一致),待添加物与污泥充分混合后,测定污泥pH 值和比阻(SRF).此外,以270mL城市污泥和30mL污泥滤液混合体系的监测结果作为各指标的初始值(0h).每个处理设置3个重复.

表1 城市污泥处理方式

1.3 测定和计算方法

pH值采用PHSJ-4A型pH计测定.污泥比阻(SRF)采用布氏漏斗-真空抽滤法测得.矿物相采用X射线衍射仪测定(XRD,Bruker D8),测试工作条件为:管电压40kV,管电流40mA,扫描区间10°～80°(2),步长0.01°,扫描速率6°/min,Cu靶;SEM采用SU8010型扫描电镜观察.实验数据采用Origin 2018分析作图.

生物菌液或次生矿物改善污泥脱水性能的贡献率用式(1)进行表征:

(%)=(SRF1-SRF2-DSRF0)/

(SRF1-SRF3-DSRF0)×100%(1)

式中:SRF1是时刻加入生物菌液或次生矿物前的污泥SRF值,m/kg;SRF2是时刻加入生物菌液或次生矿物后的污泥SRF值,m/kg;SRF3是同时加入生物菌液和次生矿物后污泥的SRF值,m/kg;DSRF0是在0h时加入污泥滤液前后的污泥SRF变化值.

2 结果与讨论

2.1 生物沥浸过程中污泥滤液pH值及次生矿物产量变化

在生物沥浸体系中,次生矿物的产生过程可用如下生化反应式表示[20-21]:

Fe2+的生物氧化过程:

4Fe2 ++ 4H++ O2→4Fe3 ++ 2H2O(2)

Fe3+的水解矿化过程:

8Fe3++SO42-+(16-2)H2O→

Fe8O8(OH)8-2x(SO4)(施氏矿物)+(24-2)H+(3)

M++3Fe3++2SO42-+6H2O→

MFe3(SO4)2(OH)6(黄铁矾)+6H+(4)

由反应式可知,作用下的Fe2+生物氧化过程会消耗体系中的H+,而氧化产物Fe3+的水解矿化和沉淀过程会产生H+,污泥滤液pH值的变化是耗酸效应和产酸效应综合作用的结果[24].

污泥滤液生物沥浸过程中,次生矿物产量与污泥滤液pH值的变化如图1所示.随着生物沥浸时间的延长,体系中次生矿物的产量不断增加,与此同时,污泥滤液的pH值也不断下降.在48h内,次生矿物产量达到2.21g,污泥滤液的pH值则由初始的2.74降至2.12.在48h后,污泥滤液中次生矿物产量的增加有所放缓,到培养终点时,收集获得次生矿物为2.82g,对应污泥滤液的pH值降至1.79.由图可知,次生矿物产量与污泥滤液pH值变化呈现出一定的负相关性,若某时段内次生矿物增加较多,则对应污泥滤液pH值下降也较快,该结果与反应式(3)和(4)的理论分析一致.

矿物的结晶程度、颗粒大小、团聚现象、相对表面积大小等表观特征,可通过SEM直观反映[25];矿物类型则可采用XRD进行分析.由SEM照片可知(图2),污泥滤液在生物沥浸终点所得次生矿物表现出一定的团聚结构,表面凹凸不平.主要由晶型完好的菱面体状矿物组成,并包裹或镶嵌着具有丰富孔隙结构的网状和针状毛刺矿物.据文献报道,介导合成的黄铁矾颗粒分布均匀,晶型规整并呈菱面体状,大小约1～4μm[26-28];也有研究发现,酸性矿山废水中形成的施氏矿物为海胆形或网状结构,粒径在1～2μm之间[29-30].显然,污泥滤液生物沥浸终点所得次生矿物具备了施氏矿物和黄铁矾的典型特征.进一步地,结合次生矿物XRD图谱(图2),参考JCPDS施氏矿物(特征衍射峰2=35.16°等)和黄钾铁矾(特征衍射峰2=17.41°、28.97°、35.28°、45.86°、49.93°等)标准图谱,根据衍射峰位置及相对强度判断[31],本研究所得次生矿物应为施氏矿物和黄钾铁矾的混合物.

图1 不同时间节点污泥滤液pH值及次生矿物产量变化

2.2 石英砂参与下不同处理污泥pH值变化情况

在污泥生物沥浸过程中,菌液及作用下产生的次生矿物都可能对生物沥浸污泥pH值产生影响[18-22].“生物菌液”、“次生矿物”和“生物菌液+次生矿物”3种处理方式引起的污泥pH值随时间变化如图3所示.

图3 不同因素作用下城市污泥pH值变化情况

可以看到,在石英砂的作用下,原始污泥pH值在0～6h内有小幅度的上升,随后在6～48h内快速下降,48h后稳定于5.23～5.42之间.“次生矿物”处理中,污泥pH值在0～72h内呈现下降趋势,随时间延长,pH值下降速率逐渐放缓直至4.01.“生物菌液”和“生物菌液+次生矿物”处理所得污泥pH值变化趋势相近,在0～6h内,污泥pH值由初始的7.10迅速下降至3.21,这是因为在6h时添加的生物菌液本身pH值较低,导致污泥pH值在短时间内快速下降;随后在6～72h内,污泥pH值继续下降,但下降速率逐渐放缓.对比可见,生物菌液对污泥pH值的影响远大于次生矿物.

2.3 石英砂参与下不同处理污泥SRF变化情况

在生物沥浸过程中,生物菌液以及次生矿物都会对污泥的脱水性能产生影响.生物菌液的酸化作用会直接导致污泥SRF的下降,提高污泥脱水性能[32].同时,次生矿物的产生也对污泥脱水性能的提高有一定的积极作用[3].图4反映了不同处理下城市污泥SRF随时间的变化情况.

图4 不同因素作用下城市污泥SRF变化情况

石英砂单独处理污泥时,污泥脱水性能在6h时急剧恶化,表现在污泥SRF从初始的17.13× 1012m/kg迅速上升到61.26×1012m/kg.究其原因,可能是在持续振荡过程中,石英砂的摩擦和碰撞作用导致较大污泥颗粒破碎,污泥平均粒径减小,脱水性能恶化[21].这从污泥的表观特征也可以看出,在0h时观察到所用城市污泥的沉降效果较好,即使经过摇晃也能在短时间内再次出现泥水分层现象.而经过振荡后的污泥呈现出泥浆一体的状态,长时间静置也难以实现泥水分离.随着生物沥浸持续进行,石英砂作用下污泥SRF缓慢下降直至120h时的21.66× 1012m/kg.猜测在6～120h内石英砂的摩擦破解作用使得污泥中的结合水得到释放,污泥脱水性能又缓慢提升.

在次生矿物或生物菌液的作用下,城市污泥SRF呈现出相似的变化趋势,即先上升后缓慢下降.“生物菌液”处理中,在6h时污泥SRF达到最大值27.43×1012m/kg;72h时污泥脱水性能最好(SRF= 3.89×1012m/kg);但之后污泥SRF有一定程度的反弹.该处理污泥脱水性能的变化趋势与文献[16,22]研究结果相似.结合图3可知,在72h后,污泥的pH值基本趋于稳定,使得污泥的脱水性能无法进一步提升;另一方面,由于此时污泥的pH值已小于污泥脱水的最佳值2.4[33],过低的pH值导致了污泥絮体的溶解和污泥颗粒间斥力的再次增大,过度的生物酸化反而使污泥脱水性能恶化,引起了污泥SRF的缓慢回升[16]. “次生矿物”处理中,污泥SRF在72h时达到最低值4.77×1012m/kg.次生矿物对污泥脱水性能的提高,一方面可能由于其本身较低的压缩系数,另一方面是由于次生矿物通过其吸附架桥作用使污泥絮体团聚,从而达到提高污泥脱水性能的效果[16].对应地,相比其它处理,“生物菌液+次生矿物”处理污泥SRF在6h时下降最明显;在48h时,污泥达到最佳脱水效果.此时,污泥SRF仅为3.56×1012m/kg,达到了易脱水污泥的水平(SRF£4×1012m/kg).

综上所述,在生物菌液和次生矿物共同作用下,污泥达到最佳脱水性能所用时间相较于单独添加生物菌液或次生矿物处理有所缩短(由72h缩短为48h);并且,生物菌液和次生矿物耦合作用时的污泥最低SRF也低于二者单独作用时的最低SRF.这说明生物酸化和次生矿物耦合作用在进一步改善污泥脱水性能和缩短生物沥浸时间上都有明显的效果.

图5 生物菌液和次生矿物在提高污泥脱水性能中所占比例

在石英砂的参与下,生物菌液或次生矿物单独作用及二者耦合作用对污泥脱水性能均有一定程度的改善,但改善幅度有所不同.对不同处理结果的进一步分析有助于认清石英砂在生物沥浸过程中促进污泥脱水性能提高的主要因素.图5反映了生物菌液和次生矿物两个因素在提高污泥脱水性能中的贡献率.由图可以直观看出,在0～72h,生物菌液改善污泥脱水性能的效果优于次生矿物,是导致污泥脱水性能提高的主导因素;而在72h后,能源物质已经被耗尽,但次生矿物产量仍有所增加,使得次生矿物调节污泥脱水性能的效果略优于生物菌液.

3 结论

3.1 在污泥滤液生物沥浸过程中,次生矿物产量随生物沥浸时间延长不断增加,而污泥滤液pH值不断下降.次生矿物产量变化与污泥滤液pH值变化呈现出一定的负相关性.

3.2生物菌液和次生矿物耦合作用不仅能够使污泥脱水性能得到最大程度的改善,而且能够提高生物沥浸的效率.具体表现在生物菌液和次生矿物耦合作用下,污泥SRF在48h时达到最低值3.56× 1012m/kg;而生物菌液和次生矿物单独作用时,污泥SRF在72h时才达到最低值,分别为3.89×1012和4.77×1012m/kg.

3.3 在生物沥浸前期(0～72h),生物菌液在提高污泥脱水性能中起主导作用,其贡献率超过50%;在72h后,次生矿物的大量合成有助于污泥脱水性能进一步提高,但其主导作用并不明显,对污泥脱水性能提升的贡献率仅达到52%.

[1] Zhou L X, Fang D, Wang S M, et al. Bioleaching of Cr from tannery sludge: the effects of initial acid addition and recycling of acidified bioleached sludge [J]. Environmental Technology, 2005,26(3):277- 284.

[2] Chen S Y, Lin J G. Bioleaching of heavy metals from contaminated sediment by indigenous sulfur-oxidizing bacteria in an air-lift bioreactor: effects of sulfur concentration [J]. Water Research, 2004,38(14/15):3205-3214.

[3] 石超宏,朱能武,吴平霄,等.生物沥浸去除污泥重金属及改善脱水性能研究 [J]. 中国环境科学, 2013,33(3):474-479. Shi C H, Zhu N W, Wu P X, et al. Heavy metals removal from sewage sludge and dewaterability improvement by bioleaching [J]. China Environmental Science, 2013,33(3):474-479.

[4] Li J, Zhou L X, Zhang R C, et al. A combination of bioleaching and bioprecipitation for deep removal of contaminating metals from dredged sediment [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,192(1): 226-233.

[5] Zhou Q Y, Gao J Q, Li Y H. Bioleaching in batch tests for improving sludge dewaterability and metal removal usingandafter cold acclimation [J]. Water Science & Technology, 2017,76(6):1347-1359.

[6] 甘 莉,刘贺琴,王清萍,等.氧化亚铁硫杆菌生物浸出污泥中的重金属离子 [J]. 中国环境科学, 2014,34(10):2617-2623. Gan L, Liu H Q, Wang Q P, et al. Bioleaching of heavy metals in sewage sludge using[J]. China Environmental Science, 2014,34(10):2617-2623.

[7] Shi C H, Zhu N W, Shang R, et al. Simultaneous heavy metals removal and municipal sewage sludge dewaterability improvement in bioleaching processes by various inoculums [J]. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 2015,31(11):1719-1728.

[8] 孟维举,李 军,张静慧,等.生物沥浸细菌的培养及其对污泥脱水性能的影响 [J]. 中国给水排水, 2015,31(7):34-38. Meng W J, Li J, Zhang J H, et al. Culture of bioleaching bacteria and its influence on dewaterability of sewage sludge [J]. China Water & Wastewater, 2015,31(7):34-38.

[9] Liu F W, Zhou J, Wang D Z, et al. Enhancing sewage sludge dewaterability by bioleaching approach with comparison to other physical and chemical conditioning methods [J]. Journal of Environmental Sciences, 2012,24(8):1403-1410.

[10] 宋永伟,王电站,刘奋武,等.低温条件下污泥静置沉降时间对城市生物沥浸污泥脱水性能的影响 [J]. 环境科学学报, 2012,32(4):815- 820. Song Y W, Wang D Z, Liu F W, et al. Effect of sedimentation time on the dewaterability of bioleaching municipal sewage sludge at low temperatures [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012,32(4):815-820.

[11] 宋兴伟,周立祥.生物沥浸处理对城市污泥脱水性能的影响研究 [J]. 环境科学学报, 2008,28(10):2012-2017. Song X W, Zhou L X. The influence of bioleaching on dewaterability of municipal sewage sludge [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008,28(10):2012-2017.

[12] 陈 浩,周立祥,李 超.空气提升式反应器处理制革污泥的中试研究 [J]. 环境科学, 2007,28(9):2046-2051. Chen H, Zhou L X, Li C. The removal of Cr from tannery sludge by bioleaching in air-lift reactor: A pilot study [J]. Environmental Science, 2007,28(9):2046-2051.

[13] Murugesan K, Ravindran B, Selvam A, et al. Enhanced dewaterability of anaerobically digested sewage sludge usingculture as sludge conditioner [J]. Bioresource Technology, 2014,169:374-379.

[14] 黄峰源,王世梅,周立祥.氧化硫硫杆菌TS6的生长条件及其对重金属耐受性研究 [J]. 环境科学学报, 2006,26(8):1290-1294. Huang F Y, Wang S M, Zhou L X. Optmium growth condition ofTS6and its resistance to heavy metals [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2006,26(8):1290-1294.

[15] Zhou J, Zheng G Y, Wong J W C, et al. Degradation of inhibitory substances in sludge byZ3and the role of its extracellular polymeric substances in improving bioleaching [J]. Bioresource Technology, 2013,132:217-223.

[16] Liu F W, Zhou L X, Zhou J, et al. Improvement of sludge dewaterability and removal of sludge-borne metals by bioleaching at optimum pH [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,221-222: 170-177.

[17] 朱海凤,周立祥,王电站.生物沥浸的酸化效应对城市污泥脱水性能的影响 [J]. 环境科学, 2012,33(3):916-921. Zhu H F, Zhou L X, Wang D Z. Effect of Acidification on the dewaterability of sewage sludge in bioleaching [J]. Environmental Science, 2012,33(3):916-921.

[18] 朱海凤.生物酸化和生物成矿对城市污泥脱水性能的影响及其机理研究 [D]. 南京: 南京农业大学, 2012. Zhu H F. Effect of acidification and formation of secondary minerals on the dewaterability of sewage sludge in bioleaching [D]. Nanjing: Nanjing Agricultural University, 2012.

[19] Dutrizac J E. The effect of seeding on the rate of precipitation of ammonium jarosite and sodium jarosite [J]. Hydrometallurgy, 1996,42: 293-312.

[20] 王 敏,周立祥.硅藻土、石英砂和钾离子促进微生物转化酸性矿山废水中亚铁成次生矿物的研究 [J]. 岩石矿物学杂志, 2011,30(6):1031-1038. Wang M, Zhou L X. The removal of soluble ferrous iron in acid mine drainage (AMD) through the formation of biogenic iron oxyhydrosulfate precipitates facilitated by diatomite, quartz sand and potassium [J].Acta Petrologica Et Mineralogica, 2011,30(6):1031- 1038.

[21] Ma Y Y, Wang H R, Song Y W, et al. The synthesis of secondary iron minerals induced by quartz sand during the bioleaching process improves the dewaterability of municipal sewage sludge [J]. Minerals, 2018,8(10):1-12.

[22] Huo M B, Zheng G Y, Zhou L X. Enhancement of the dewaterability of sludge during bioleaching mainly controlled by microbial quantity change and the decrease of slime extracellular polymeric substances content [J]. Bioresource Technology, 2014,168:190-197.

[23] 宋永伟,赵博文,霍敏波,等.温度对嗜酸性硫杆菌活性和生物成因次生铁矿物形成的影响 [J]. 环境科学, 2013,34(8):3264-3271. Song Y W, Zhao B W, Huo M B, et al. Effect of temperature on activity ofand formation of biogenic secondary iron minerals [J]. Environmental Science, 2013,34(8):3264- 3271.

[24] 王世梅,周立祥.提高氧化亚铁硫杆菌和氧化硫硫杆菌平板检出率的方法:双层平板法 [J]. 环境科学学报, 2005,25(10):1418-1420. Wang S M, Zhou L X. A renovated approach for increasing colony count efficiency ofand: double-layer plates [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2005,25(10):1418-1420.

[25] 熊慧欣,梁剑茹,徐轶群,等.不同因素影响下Fe(Ⅲ)水解中和法制备FeOOH矿相的光谱分析 [J]. 光谱学与光谱分析, 2009,29(7): 2005-2009. Xiong H X, Liang J R, Xu Y Q, et al. Spectral analysis of FeOOH prepared through hydrolysis and neutralization of ferric solutions under different conditions [J].Spectroscopy and Spectral Analysis, 2009,29(7):2005-2009.

[26] Wang H, Bigham J M, Tuovinen O H. Formation of schwertmannite and its transformation to jarosite in the presence of acidophilic iron-oxidizing microorganisms [J]. Materials Science and Engineering: C, 2006,26(4):588-592.

[27] Bigham J M, Schwertmann U, Pfab G. Influence of pH on mineral speciation in a bioreactor simulating acid mine drainage [J]. Applied Geochemistry, 1996,11(6):845-849.

[28] 曹丽娜,陈炳辉,苟习颖,等.不同条件下形成的黄钾铁矾微形貌对比研究 [J]. 高校地质学报, 2019,25(3):333-340. Cao L N, Chen B H, Gou X Y, et al. A comparative study on microtopography of jarosite formed in different conditions [J].Geological Journal of China Universities, 2019,25(3):333-340.

[29] Regenspurg S, Brand A, Peiffer S. Formation and stability of schwertmannite in acidic mining lakes [J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 2004,68(6):1185-1197.

[30] Gagliano W B, Brill M R, Bigham J M, et al. Chemistry and mineralogy of ochreous sediments in a constructed mine drainage wetland [J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 2004,68(9):2119- 2128.

[31] JCPDS (Joint Committee on Powder Diffraction Standards). Mineral Powder Diffraction Files [Z]. International Center for Diffraction Data, Swarthmore: Pennsyvania, 2002.

[32] Wong J W C, Murugesan K , Yu S M , et al. Improved dewatering of CEPT sludge by biogenic flocculant from[J]. Water Science and Technology, 2016,73(4):843-848.

[33] 刘奋武,周立祥,周 俊,等.生物沥浸处理提高城市污泥脱水性能的中试研究:连续运行模式 [J]. 环境科学, 2011,32(10):2993-2998. Liu F W, Zhou L X, Zhou J, et al. Improvement of municipal sewage sludge dewaterability by bioleaching: A pilot-scale study with a continuous plug flow reaction model [J]. Environmental Science, 2011,32(10):2993-2998.

The analysis of dominant factors in enhancing municipal sludge bioleaching efficiency by quartz sand.

SONG Yong-wei1, MA Ying-ying1,2, WANG rui1, WU Yi-qian1, WANG He-ru1*

(1.Department of Environmental Science and Engineering, Zhongnan University of Economics and Law, Wuhan 430073, China；2.College of Environmental and Resource Sciences, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China)., 2021,41(5)：2283～2289

Major factors affecting the improvement of bioleaching efficiency with the participation of quartz sand were investigated. Results showed that the bioacidification ofwas the dominant factor in the first 0～72h. After 72h, the formation of secondary minerals was more significant than the bioacidification ofin improving sludge dewaterability, thereby became the major factor. The gradual increment in the yield of secondary minerals could be attributed to the continuing bioleaching process, and further increased the dewaterability based on bioacidification. The specific resistance to filtration (SRF) of municipal sludge declined from the initial value of 17.13 × 1012m/kg to a minimum of 3.56 × 1012m/kg at 48h under the joint action of bioacidification and secondary minerals. By comparison, the minimum sludge SRF under each single factor could be observed at 72h, i.e., 3.89 × 1012m/kg for bioacidification and 4.77 × 1012m/kg for secondary minerals. Thus, the joint action of these two factors was more efficient in reducing the bioleaching time and further improving sludge dewaterability.

municipal sludge；bioleaching；；quartz sand；dewaterability

X705

A

1000-6923(2021)05-2283-07

宋永伟(1984-),男,安徽绩溪人,副教授,博士,主要从事酸性矿山废水处理、固体废弃物处理处置与资源化等方面的研究.发表论文近40篇.

2020-09-16

国家自然科学基金资助项目(21906183);湖北省软科学基金资助项目(2019ADC152);湖北省教育厅科学研究计划项目(B2020447)

* 责任作者, 实验师, Z0004382@zuel.edu.cn