邱忠平 ,江海濤 ,王 倩 ,劉源月 ,劉 洋 ,楊立中 (.西南交通大學生命科學與工程學院,四川 成都600；.四川省環(huán)境保護科學研究院,四川 成都 6004；.西南交通大學地球科學與環(huán)境工程學院,四川 成都600)

加速填埋場穩(wěn)定化進程復合菌系的構建

邱忠平1*,江海濤1,王 倩1,劉源月2,劉 洋3,楊立中3(1.西南交通大學生命科學與工程學院,四川 成都610031；2.四川省環(huán)境保護科學研究院,四川 成都 610041；3.西南交通大學地球科學與環(huán)境工程學院,四川 成都610031)

針對傳統(tǒng)的填埋場穩(wěn)定化時間長等問題,采用生物強化技術以加速填埋場的穩(wěn)定化進程.以反復篩選與多次傳代培養(yǎng)的性能穩(wěn)定的功能菌群為基礎,通過研究不同組合的功能菌群對填埋場所產滲濾液及填埋垃圾穩(wěn)定過程的影響,構建了一組能加速填埋場穩(wěn)定化進程的復合菌系.結果表明,該復合菌系較其他組合功能菌群對滲濾液指標影響最大,滲濾液的產量、COD和氨氮影響最大,使各指標在填埋初期達到峰值后明顯消減,分別在49,30和44d后持續(xù)低于其他各組,且氨氮濃度130d后低于10mg/L,達到國家生活垃圾填埋場污染控制標準(GB 16889-2008)規(guī)定的滲濾液氨氮排放標準.滲濾液累計產量、COD和氨氮總量在整個填埋周期較對照組分別減少了 26.66%、26.59%和25.40%,降低了填埋場的污染負荷.該復合菌系對垃圾穩(wěn)定化指標影響最大,至填埋結束時,填埋垃圾 TOC 、TN和 C/N較對照組分別低39.6%、18.95%和25.48%,垃圾沉降率和總有機質生物降解率分別較對照組提高了9.99%和26.23%.

填埋場；穩(wěn)定化；滲濾液；功能菌；復合菌系

垃圾填埋具有技術可靠、工藝簡單、運行費用低、適用范圍廣、可作最終處置等一系列優(yōu)點[1-3],是目前生活垃圾處理與處置中最主要的技術.但傳統(tǒng)衛(wèi)生填埋處置技術存在填埋場穩(wěn)定化時間長、占用大量土地、封場后維護監(jiān)管難等一系列問題.因此,如何加速填埋垃圾的生物降解,降低滲濾液的污染強度,提高填埋技術的競爭能力,受到廣大學者的普遍關注[4-6].

填埋垃圾中含有許多緩慢降解的有機物,其中木質纖維素的降解速度是影響填埋場穩(wěn)定化進程的關鍵因素之一;填埋場所產滲濾液成分復雜,處理難度大等因素,則成為制約填埋場發(fā)展的瓶頸.因此,利用生物強化技術,通過在填埋場中添加能加速有機垃圾生物降解和降低垃圾滲濾液有機負荷的優(yōu)勢微生物[7],可實現(xiàn)加速填埋場穩(wěn)定化進程的目標.

本研究采用傳統(tǒng)的微生物學方法,利用從環(huán)境中篩選的纖維素降解菌、滲濾液COD降解菌及絮凝劑產生菌等功能菌,通過研究不同組合功能菌群對填埋場穩(wěn)定化進程的影響,構建填埋場快速穩(wěn)定的復合菌系,旨在為生物強化技術加速填埋場穩(wěn)定化進程的研究和應用提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 材料

供試菌種源于本課題組經反復篩選與多次傳代培養(yǎng)的性能穩(wěn)定的功能菌[8-10],其中包含纖維素降解菌9株,滲濾液COD降解菌8株,絮凝劑產生菌7株[11-12].

填埋垃圾樣品取自西南交通大學附近垃圾中轉站的生活垃圾,垃圾成分見表 1,填埋前將大塊垃圾破碎到約5cm左右,混勻,備用.

表1 反應器內垃圾組分含量Table 1 The content of waste in landfill bioreactor

1.2 模擬生物反應器填埋場的運行

模擬生物反應器填埋場實驗裝置由垃圾填埋柱、滲濾液收集系統(tǒng)和回灌系統(tǒng) 3部分組成,主體采用厚度5mm,直徑為315mm的PVC管制作而成,總高度為 1350mm,其中垃圾填埋柱高1000mm,集液器及底座高 350mm,模擬實驗裝置有效容積為73.06L,見圖1.

圖1 模擬生物反應器填埋場結構Fig.1 Schematic configuration of simulated landfill bioreactor

垃圾裝填前在填埋柱底部鋪設鋼絲網及導水礫石,以最大限度保證滲濾液收集系統(tǒng)不被堵塞;滲濾液收集管平時閥門關閉,僅于滲濾液回灌及取樣時開啟.每個反應器分別填埋垃圾 30kg,裝填結束后在垃圾上方鋪設導水礫石.各模擬生物反應器填埋場均采用好氧填埋的方式,采用初始曝氣量為408.43 L/h,回灌頻率為2次/周的運行參數(shù)運行.

1.3 復合菌系的構建方法

將供試菌種根據(jù)其功能進行分類組合,分別以Ⅰ#～Ⅲ#表示纖維素降解菌群、滲濾液COD降解菌群和絮凝劑產生菌群,將菌群Ⅰ#～Ⅲ#分別混合組成功能菌群(Ⅳ#～Ⅶ#).

將功能菌群Ⅳ#～Ⅶ#分別接種于液體培養(yǎng)基中培養(yǎng)3～5d,調節(jié)菌懸液的濁度OD600為0.8±0.1,然后分別將所得菌懸液按填埋垃圾的4.0%(體積分數(shù)),一次性等量添加到模擬生物反應器填埋場中,并設置添加等體積自來水而不添加功能菌群的對照組,實驗裝置編號及功能菌群的組合方式見表2.

連續(xù)監(jiān)測各實驗裝置填埋過程中滲濾液產量、pH值、COD、氨氮和固相垃圾總有機碳(TOC)、總氮(TN)、總有機質及垃圾沉降率的變化趨勢,通過分析各組合功能菌群對填埋場穩(wěn)定化進程的影響,獲得較優(yōu)的復合菌系.

表2 模擬實驗裝置編號及功能菌群的組合方式Table 2 Code of simulated landfill bioreactor and compound mode of functional flora

1.4 監(jiān)測方法

pH值、COD和氨氮采用標準檢測方法測定[13],TOC采用砂浴重鉻酸鉀法[14],TN采用凱式定氮法,總有機質采用差重法[15],滲濾液產量和垃圾沉降率采用直接測定法.

2 結果與討論

2.1 滲濾液的產量

垃圾滲濾液產量多少可反映填埋場中有機物降解的程度,并在一定程度上反映填埋場穩(wěn)定化情況.由反應器R1～R5所產滲濾液量隨時間的變化趨勢(圖 2)可知,各組滲濾液產量隨時間的變化趨勢基本一致,均于填埋初期急劇增多,后期逐漸降低.

圖2 滲濾液產量隨時間的變化趨勢Fig.2 Variation of leachate yield during landfill

在運行條件一致的情況下,填埋場所產滲濾液量的差異,主要源于填埋過程中發(fā)生生化反應所產生與消耗的水分的差異.填埋初期,對照組R5較添加功能菌群的實驗組 R1～R4滲濾液產量少,且峰值出現(xiàn)的時間滯后于加菌各組,反應器R4峰值出現(xiàn)最早,且峰值最高,表明功能菌群Ⅶ＃加速了垃圾中易降解成分的降解過程,產生的水分較消耗的水分更多,故該階段所產滲濾液量更多.實驗中后期,隨著有機垃圾的不斷降解,當場內殘余垃圾成分以較難降解的復雜有機物為主時,微生物對有機垃圾的降解速率減慢,導致場內生化反應所產生的水分不斷減少,且復雜有機物的降解過程又需要消耗一定的水分,因此,填埋中后期各組滲濾液量逐漸減少,其中R4滲濾液產量較其他各組下降快,對照組 R5下降最為緩慢,至實驗結束一直高于添加功能菌的各組,并維持在較高水平.整個實驗周期R4滲濾液的累計產量較R5減少 26.66%.表明功能菌群Ⅶ＃加速了有機垃圾的生物降解,降低了填埋過程中滲濾液的產量,加快了好氧生物反應器填埋場的穩(wěn)定化進程.

2.2 滲濾液的水質特征

COD是滲濾液污染強度的重要指標之一,可間接反映填埋垃圾中有機物質的生物降解過程.由圖3A可見,反應器R1～R5所產滲濾液COD隨時間的變化趨勢基本一致,均在填埋初期急劇上升,隨后快速下降,最后趨于穩(wěn)定.填埋初期,垃圾中易降解有機物在微生物的作用下,被快速分解為可溶性小分子物質而溶解于滲濾液中[3,16],使得滲濾液的 COD快速升高.添加功能菌群的反應器R1～R4所產滲濾液的COD在3d左右出現(xiàn)峰值,其中添加功能菌群Ⅶ#的反應器 R4峰值最大,而對照組較R1～R4的COD峰值出現(xiàn)滯后3d.其后,由于填埋初期微生物代謝所產生的可溶性小分子有機物逐漸被微生物所利用,填埋垃圾中易降解和中等易降解有機垃圾不斷減少,使得滲濾液 COD逐漸降低.各反應器所產滲濾液的COD均快速下降,其中R4的COD降低最為明顯,于20d左右下降至10 000 mg/L以下,30d之后一直低于其他各組,對照組R5所產COD濃度下降趨勢最緩慢, 44d才下降至10 000mg/L以下,較 R4滯后22d左右.同時,R4在整個填埋周期所產滲濾液所含還原性有機物(以COD為基準計)總量較R5低26.59%,表明功能菌群Ⅶ#加速了有機垃圾的生物降解與轉化過程,使?jié)B濾液 COD降解更加明顯,降低了填埋場的有機負荷.

圖3 填埋過程中滲濾液水質的變化趨勢Fig.3 Variation of water quality of leachate

填埋初期,垃圾中含氮有機物經一系列生化反應轉化為NH3和NH4+等,溶解于滲濾液中,使得滲濾液中氨氮于填埋初期急劇上升,并迅速達到峰值,由于添加的功能菌群不同,各反應器所產滲濾液的氨氮的變化也有一定的差異.由各組氨氮隨時間的變化趨勢(圖 3B)可知,添加菌劑的各反應器較對照組 R5峰值出現(xiàn)提前 1周左右,且 R4的峰值高于其他幾個反應器,達 552.13mg/L,這是因為功能菌中假單胞菌(Pseudomonas sp.)、芽孢桿菌(Bacillus sp.)和曲霉(Aspergillus sp.)等多株能產蛋白酶的菌株的加入,加速了含氮有機物的水解及氨化過程,使得填埋場氨氮生成增多.經歷峰值以后,各反應器滲濾液的氨氮均快速下降,其中R4所產滲濾液中氨氮較其他各組下降更為明顯,填埋過程中一直低于其他各組,130d至實驗結束,氨氮濃度低于 10mg/L,達到國家生活垃圾填埋場污染控制標準(GB 16889-2008)所規(guī)定的滲濾液氨氮排放標準,而對照組R5氨氮下降滯后于其他各組,至實驗結束時R5氨氮濃度仍然為50.28mg/L,在整個填埋周期,R4所產滲濾液中氨氮總量較 R5減少 25.40%,表明功能菌降低了填埋場中氨氮的污染負荷.功能菌群Ⅶ#可有效加速垃圾中含氮物質的生物降解與轉化的原因,可能與其中含多株Pseudomonas sp.有關,研究表明,Pseudomonas sp.可對填埋體系中的有機或無機氮化合物進行異養(yǎng)硝化,還能加速填埋場中反硝化過程[17-18],從而加速填埋場的生物脫氮.

填埋過程中,填埋場的pH值逐漸升高,最后維持在pH7.5～8.5的弱堿性而趨于穩(wěn)定,故pH值可作為反映填埋場穩(wěn)定程度的重要指標之一.由圖 3C可見,填埋初期,垃圾中易降解有機物質被微生物迅速分解生成大量的乙酸、丙酸等低分子有機酸溶解于滲濾液中,導致填埋初期所產滲濾液的pH值較低,各反應器的pH值維持在5左右.由于采用好氧填埋方式,氧氣的輸入增強了場內好氧微生物的活性,使得填埋初期所產生的低分子有機酸很快被微生物氧化分解,從而避免了有機酸的積累.好氧條件下含氮有機物質的劇烈分解,生成大量NH4+-N存留于垃圾體并溶于水,其溶解后會貢獻一定的堿度,同時,木質素類物質生物降解產物所占比例的提高,均減少了酸度對垃圾層中微生物的抑制,加速了有機垃圾的生物降解,使各組滲濾液pH值快速上升.R4所產滲濾液的pH值上升最為快速,于23d升高至8.0以上,而對照組R5上升最慢,在63d才上升至8.0以上;隨著時間的推移,垃圾中易降解有機物的耗盡,微生物對有機物的降解速率趨緩,使 pH值最后趨

于穩(wěn)定并維持在有利于微生物代謝的弱堿性,填埋結束時各組pH值差別不大[19-20].功能菌群Ⅶ#的添加導致填埋場中微生物代謝的出現(xiàn)較大的差異,使填埋場中生化反應更加劇烈,加速了有機物的生物降解和填埋垃圾的穩(wěn)定化進程,使反應器R4較其他各組的pH上升更快,表明填埋場提前進入穩(wěn)定運行階段.

2.3 填埋垃圾的生物降解

2.3.1 TOC和TN 垃圾中TOC和TN隨時間的變化趨勢與填埋結束時的碳氮比(C/N)見圖4.

圖4 垃圾中TOC與TN的變化趨勢Fig.4 Variation of TOC and TN of waste

TOC可反映有機垃圾生物降解與轉化的情況.由填埋過程中固相垃圾TOC隨時間的變化趨勢(圖4A)可以看出,填埋過程中各組TOC均呈持續(xù)下降的趨勢.添加了含有纖維素降解菌群Ⅳ#、Ⅴ#和Ⅶ#的反應器R1、R2和R4優(yōu)于未添加纖維素降解菌群的 R3和對照組,其中,功能菌群Ⅶ#明顯加速了含碳有機垃圾的生物降解,在整個填埋過程R4的垃圾中TOC下降最為明顯,90d時由填埋初期的486.00mg/g下降至97.20mg/g,降低了80.00%,而對照組R5由于只有場內土著微生物的作用,因此對垃圾中碳源利用能力有限,TOC下降最為緩慢,90d為194.40 mg/g,降低了60.00%,至填埋結束,R4中填埋垃圾 TOC含量較 R5低39.60%,表明功能菌群Ⅶ#加速填了埋垃圾中碳水化合物的生物降解.

垃圾中的含氮物質在微生物的作用下,一方面作為營養(yǎng)物質被微生物同化利用,另一方面經過一系列生物化學反應得以轉化,從而使垃圾中的氮素得以消減.因此,填埋過程中氮素的變化趨勢可作為反映垃圾降解情況的重要指標之一.圖4B的結果表明,各組固相垃圾中的TN于填埋初期下降明顯,加入功能菌群Ⅶ#的反應器 R4中含氮物質的生物降解與轉換比其他各組更加快速,在整個填埋過程中一直低于其他組,至45d左右基本趨于穩(wěn)定,而對照組的 TN在整個填埋過程中下降最為緩慢,在填埋結束時,反應器R4較R5低 18.95%,表明在好氧條件下,功能菌群Ⅶ#加速了填埋垃圾中氮素的生物降解與轉化.

碳氮比(C/N)常作為評價堆肥化過程垃圾腐熟度的參數(shù),隨著堆肥的進行,碳水化合物不斷被微生物降解,C/N值不斷地降低,借鑒垃圾堆肥過程中評價垃圾腐熟度的指標 C/N,作為評價垃圾填埋場中有機物生物降解情況的參考[21],填埋結束時填埋垃圾的C/N見圖4C.填埋結束時,各反應器 C/N的大小依次為:R5＞R3＞R2＞R1＞R4,其中添加功能菌群Ⅶ#的反應器R4填埋垃圾的C/N最低,為 18.51,添加功能菌群Ⅳ#的反應器 R1次之,對照組R5的C/N值最大為24.84,較R1的C/N高25.48%,表明功能菌群Ⅶ#可加速填埋場有機垃圾的生物降解,促進垃圾的腐熟,加速垃圾填埋場的穩(wěn)定化進程. 2.3.2 總有機質 填埋過程中,有機垃圾逐漸被分解而使得垃圾中有機質含量逐漸降低,故填埋垃圾中總有機質含量的變化情況,可反映微生物對有機質的生物利用度,反映有機垃圾的生物降解情況,總有機質含量越低表明有機物降解越徹底[22].實驗結束時各反應器填埋垃圾中總有機質生物降解率見圖5.

圖5 填埋結束時垃圾總有機質生物降解率Fig.5 The rate of total organic degradation at the end of landfill

由圖5可知,由于引入的優(yōu)勢菌群不同,填埋過程中有機垃圾的代謝不同,填埋結束時各模擬生物反應器填埋場中總有機質生物降解程度亦出現(xiàn)差異,各組有機質生物降解率的大小依次是:R4＞R1＞R2＞R3＞R5,其中 R4比其他幾個反應器中有機質生物降解率均高,為37.71%,表明R4中有機物降解最徹底,而R5有機質生物降解率最低為 27.82%,R4比 R5的有機質生物降解率高26.23%.功能菌群Ⅳ#所含功能菌菌株間協(xié)同作用明顯,加速了垃圾中有機物的生物降解并使得有機物質降解更加徹底.

2.3.3 垃圾體的沉降性能 垃圾體的沉降率可從宏觀上反映填埋垃圾中有機物生物降解的效果,反映垃圾的沉降性能,作為衡量填埋場穩(wěn)定化進程的一項重要指標,填埋過程中垃圾體沉降率隨時間的變化趨勢見圖6.

從圖6可以看出,各反應器沉降率的變化趨勢相同,均在填埋初期快速沉降,中后期沉降速度減慢并趨于穩(wěn)定.0～35d填埋垃圾的沉降率幾乎呈直線上升,添加含有纖維素降解菌的功能菌群的反應器R1、R2和R4的沉降率較未添加纖維素降解菌群的R3和對照組R5高,其中,添加功能菌群Ⅶ#的反應器R4在整個填埋周期的沉降率一直表現(xiàn)出較大的優(yōu)勢,90d直至實驗結束時基本穩(wěn)定在 59.03%左右,至填埋結束時,R4的沉降率為59.03%,整個填埋過程中,對照組 R5的沉降率低于其他各組,至填埋結束時,R5沉降率最低,為53.13%,較R4低9.99%.表明功能菌群中纖維素降解菌對于提高填埋垃圾的沉降性能具有重要意義,各功能菌間的共同作用提高了垃圾的沉降性能,對于加速填埋場的穩(wěn)定化進程,延長填埋場使用壽命具有重要意義.

圖6 固相垃圾沉降率的變化Fig.6 Variation of deposition rate of solid waste

3 結論

3.1 功能菌群Ⅶ#對滲濾液產量、COD和氨氮影響最大.在填埋初期,滲濾液產量、COD和氨最早出現(xiàn)峰值后迅速消減,分別在49,30,44d之后一直低于其他各組;整個填埋周期較對照組分別減少26.66%、26.59%和25.40%.功能菌群Ⅶ#使填埋場的 pH值上升最快,使反應器提前進入穩(wěn)定階段,加快了有機垃圾的生物降解與轉化速度,降低了填埋場的污染負荷.

3.2 功能菌群Ⅶ#較其他組合功能菌群對有機垃圾的生物降解與轉化能力更強,對TOC、TN、C/N總有機質和沉降率影響最大,至填埋結束時,功能菌群Ⅶ#使填埋垃圾中TOC、TN和C/N較對照組分別低39.60%、18.95%和25.48%,垃圾體沉降率和總有機質生物降解率分別較對照組提高 9.99%和 26.23%.功能菌群Ⅶ#加速了填埋垃圾中有機物的生物降解與轉化,使垃圾腐熟更加快速.

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Construction of a multifunctional microbial community for accelerating the stabilization of landfill.

QIU Zhong-ping1*, JIANG Hai-tao1, WANG Qian1, LIU Yuan-yue2, LIU Yang3, YANG Li-zhong3(1.School of Life Science and Engineering, Southwest Jiaotong University, Chengdu 610031, China；2.Sichuan Academy of Environmental Sciences, Chengdu 610041, China；3.Faculty of Geosciences and Environmental Engineering, Southwest Jiaotong University, Chengdu 610031, China). China Environmental Science, 2012,32(3)：492～498

Based on the study of different effects of function-specialized microbes on the degradation of leachate and stabilization of landfill, a group of complex functional microbes were constructed to accelerate the stabilization of landfill. The complex flora had the greatest influences on the indices of leachate than other combined ones. The three indices including leachate volume, COD and concentration of ammonia nitrogen firstly reached the peak values at the initial stage of landfill then dropped apparently, and the values of three indices kept lower than those of other groups after 49d, 30d and 44d respectively. Moreover, the concentration of ammonia nitrogen reduced to less than 10 mg/L after 130d, which meet the requirements of ammonia nitrogen discharge of leachate according to GB16889-2008. In the whole period of landfill, cumulative volume of leachate, the total mass of COD and ammonia nitrogen were 26.66%,26.59% and 25.40% lower than those of control groups respectively. This indicated that the pollution load of landfill was declined. Moreover, this complex flora also affected the indices of refuse stabilization most greatly. In contrast to the control groups, the concentrations of TOC, TN and C/N of refuse landfill decreased by 39.6%, 18.9% and 25.4% respectively at the end of landfill, while the settlement rate of waste and the biodegradation rate of organics increased by 9.99% and 26.23% respectively.

landfill；stabilization；leachate；function-specialized microbe；complex microbial system

X172

A

1000-6923(2012)03-0492-07

2011-06-10

國家自然科學基金資助項目(40872174);四川省科技支撐計劃(2011SZ0229)

* 責任作者, 副教授, zhpiu@sina.com

邱忠平(1967-),女,重慶人,副教授,博士,主要研究方向為固體廢物處理處置與資源化技術.發(fā)表論文30余篇.