加速填埋场稳定化进程复合菌系的构建

邱忠平 ,江海涛 ,王 倩 ,刘源月 ,刘 洋 ,杨立中 (.西南交通大学生命科学与工程学院,四川 成都600；.四川省环境保护科学研究院,四川 成都 6004；.西南交通大学地球科学与环境工程学院,四川 成都600)

加速填埋场稳定化进程复合菌系的构建

邱忠平1*,江海涛1,王 倩1,刘源月2,刘 洋3,杨立中3(1.西南交通大学生命科学与工程学院,四川 成都610031；2.四川省环境保护科学研究院,四川 成都 610041；3.西南交通大学地球科学与环境工程学院,四川 成都610031)

针对传统的填埋场稳定化时间长等问题,采用生物强化技术以加速填埋场的稳定化进程.以反复筛选与多次传代培养的性能稳定的功能菌群为基础,通过研究不同组合的功能菌群对填埋场所产渗滤液及填埋垃圾稳定过程的影响,构建了一组能加速填埋场稳定化进程的复合菌系.结果表明,该复合菌系较其他组合功能菌群对渗滤液指标影响最大,渗滤液的产量、COD和氨氮影响最大,使各指标在填埋初期达到峰值后明显消减,分别在49,30和44d后持续低于其他各组,且氨氮浓度130d后低于10mg/L,达到国家生活垃圾填埋场污染控制标准(GB 16889-2008)规定的渗滤液氨氮排放标准.渗滤液累计产量、COD和氨氮总量在整个填埋周期较对照组分别减少了 26.66%、26.59%和25.40%,降低了填埋场的污染负荷.该复合菌系对垃圾稳定化指标影响最大,至填埋结束时,填埋垃圾 TOC 、TN和 C/N较对照组分别低39.6%、18.95%和25.48%,垃圾沉降率和总有机质生物降解率分别较对照组提高了9.99%和26.23%.

填埋场；稳定化；渗滤液；功能菌；复合菌系

垃圾填埋具有技术可靠、工艺简单、运行费用低、适用范围广、可作最终处置等一系列优点[1-3],是目前生活垃圾处理与处置中最主要的技术.但传统卫生填埋处置技术存在填埋场稳定化时间长、占用大量土地、封场后维护监管难等一系列问题.因此,如何加速填埋垃圾的生物降解,降低渗滤液的污染强度,提高填埋技术的竞争能力,受到广大学者的普遍关注[4-6].

填埋垃圾中含有许多缓慢降解的有机物,其中木质纤维素的降解速度是影响填埋场稳定化进程的关键因素之一;填埋场所产渗滤液成分复杂,处理难度大等因素,则成为制约填埋场发展的瓶颈.因此,利用生物强化技术,通过在填埋场中添加能加速有机垃圾生物降解和降低垃圾渗滤液有机负荷的优势微生物[7],可实现加速填埋场稳定化进程的目标.

本研究采用传统的微生物学方法,利用从环境中筛选的纤维素降解菌、渗滤液COD降解菌及絮凝剂产生菌等功能菌,通过研究不同组合功能菌群对填埋场稳定化进程的影响,构建填埋场快速稳定的复合菌系,旨在为生物强化技术加速填埋场稳定化进程的研究和应用提供依据.

1 材料与方法

1.1 材料

供试菌种源于本课题组经反复筛选与多次传代培养的性能稳定的功能菌[8-10],其中包含纤维素降解菌9株,渗滤液COD降解菌8株,絮凝剂产生菌7株[11-12].

填埋垃圾样品取自西南交通大学附近垃圾中转站的生活垃圾,垃圾成分见表 1,填埋前将大块垃圾破碎到约5cm左右,混匀,备用.

表1 反应器内垃圾组分含量Table 1 The content of waste in landfill bioreactor

1.2 模拟生物反应器填埋场的运行

模拟生物反应器填埋场实验装置由垃圾填埋柱、渗滤液收集系统和回灌系统 3部分组成,主体采用厚度5mm,直径为315mm的PVC管制作而成,总高度为 1350mm,其中垃圾填埋柱高1000mm,集液器及底座高 350mm,模拟实验装置有效容积为73.06L,见图1.

图1 模拟生物反应器填埋场结构Fig.1 Schematic configuration of simulated landfill bioreactor

垃圾装填前在填埋柱底部铺设钢丝网及导水砾石,以最大限度保证渗滤液收集系统不被堵塞;渗滤液收集管平时阀门关闭,仅于渗滤液回灌及取样时开启.每个反应器分别填埋垃圾 30kg,装填结束后在垃圾上方铺设导水砾石.各模拟生物反应器填埋场均采用好氧填埋的方式,采用初始曝气量为408.43 L/h,回灌频率为2次/周的运行参数运行.

1.3 复合菌系的构建方法

将供试菌种根据其功能进行分类组合,分别以Ⅰ#～Ⅲ#表示纤维素降解菌群、渗滤液COD降解菌群和絮凝剂产生菌群,将菌群Ⅰ#～Ⅲ#分别混合组成功能菌群(Ⅳ#～Ⅶ#).

将功能菌群Ⅳ#～Ⅶ#分别接种于液体培养基中培养3～5d,调节菌悬液的浊度OD600为0.8±0.1,然后分别将所得菌悬液按填埋垃圾的4.0%(体积分数),一次性等量添加到模拟生物反应器填埋场中,并设置添加等体积自来水而不添加功能菌群的对照组,实验装置编号及功能菌群的组合方式见表2.

连续监测各实验装置填埋过程中渗滤液产量、pH值、COD、氨氮和固相垃圾总有机碳(TOC)、总氮(TN)、总有机质及垃圾沉降率的变化趋势,通过分析各组合功能菌群对填埋场稳定化进程的影响,获得较优的复合菌系.

表2 模拟实验装置编号及功能菌群的组合方式Table 2 Code of simulated landfill bioreactor and compound mode of functional flora

1.4 监测方法

pH值、COD和氨氮采用标准检测方法测定[13],TOC采用砂浴重铬酸钾法[14],TN采用凯式定氮法,总有机质采用差重法[15],渗滤液产量和垃圾沉降率采用直接测定法.

2 结果与讨论

2.1 渗滤液的产量

垃圾渗滤液产量多少可反映填埋场中有机物降解的程度,并在一定程度上反映填埋场稳定化情况.由反应器R1～R5所产渗滤液量随时间的变化趋势(图 2)可知,各组渗滤液产量随时间的变化趋势基本一致,均于填埋初期急剧增多,后期逐渐降低.

图2 渗滤液产量随时间的变化趋势Fig.2 Variation of leachate yield during landfill

在运行条件一致的情况下,填埋场所产渗滤液量的差异,主要源于填埋过程中发生生化反应所产生与消耗的水分的差异.填埋初期,对照组R5较添加功能菌群的实验组 R1～R4渗滤液产量少,且峰值出现的时间滞后于加菌各组,反应器R4峰值出现最早,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过程,产生的水分较消耗的水分更多,故该阶段所产渗滤液量更多.实验中后期,随着有机垃圾的不断降解,当场内残余垃圾成分以较难降解的复杂有机物为主时,微生物对有机垃圾的降解速率减慢,导致场内生化反应所产生的水分不断减少,且复杂有机物的降解过程又需要消耗一定的水分,因此,填埋中后期各组渗滤液量逐渐减少,其中R4渗滤液产量较其他各组下降快,对照组 R5下降最为缓慢,至实验结束一直高于添加功能菌的各组,并维持在较高水平.整个实验周期R4渗滤液的累计产量较R5减少 26.66%.表明功能菌群Ⅶ＃加速了有机垃圾的生物降解,降低了填埋过程中渗滤液的产量,加快了好氧生物反应器填埋场的稳定化进程.

2.2 渗滤液的水质特征

COD是渗滤液污染强度的重要指标之一,可间接反映填埋垃圾中有机物质的生物降解过程.由图3A可见,反应器R1～R5所产渗滤液COD随时间的变化趋势基本一致,均在填埋初期急剧上升,随后快速下降,最后趋于稳定.填埋初期,垃圾中易降解有机物在微生物的作用下,被快速分解为可溶性小分子物质而溶解于渗滤液中[3,16],使得渗滤液的 COD快速升高.添加功能菌群的反应器R1～R4所产渗滤液的COD在3d左右出现峰值,其中添加功能菌群Ⅶ#的反应器 R4峰值最大,而对照组较R1～R4的COD峰值出现滞后3d.其后,由于填埋初期微生物代谢所产生的可溶性小分子有机物逐渐被微生物所利用,填埋垃圾中易降解和中等易降解有机垃圾不断减少,使得渗滤液 COD逐渐降低.各反应器所产渗滤液的COD均快速下降,其中R4的COD降低最为明显,于20d左右下降至10 000 mg/L以下,30d之后一直低于其他各组,对照组R5所产COD浓度下降趋势最缓慢, 44d才下降至10 000mg/L以下,较 R4滞后22d左右.同时,R4在整个填埋周期所产渗滤液所含还原性有机物(以COD为基准计)总量较R5低26.59%,表明功能菌群Ⅶ#加速了有机垃圾的生物降解与转化过程,使渗滤液 COD降解更加明显,降低了填埋场的有机负荷.

图3 填埋过程中渗滤液水质的变化趋势Fig.3 Variation of water quality of leachate

填埋初期,垃圾中含氮有机物经一系列生化反应转化为NH3和NH4+等,溶解于渗滤液中,使得渗滤液中氨氮于填埋初期急剧上升,并迅速达到峰值,由于添加的功能菌群不同,各反应器所产渗滤液的氨氮的变化也有一定的差异.由各组氨氮随时间的变化趋势(图 3B)可知,添加菌剂的各反应器较对照组 R5峰值出现提前 1周左右,且 R4的峰值高于其他几个反应器,达 552.13mg/L,这是因为功能菌中假单胞菌(Pseudomonas sp.)、芽孢杆菌(Bacillus sp.)和曲霉(Aspergillus sp.)等多株能产蛋白酶的菌株的加入,加速了含氮有机物的水解及氨化过程,使得填埋场氨氮生成增多.经历峰值以后,各反应器渗滤液的氨氮均快速下降,其中R4所产渗滤液中氨氮较其他各组下降更为明显,填埋过程中一直低于其他各组,130d至实验结束,氨氮浓度低于 10mg/L,达到国家生活垃圾填埋场污染控制标准(GB 16889-2008)所规定的渗滤液氨氮排放标准,而对照组R5氨氮下降滞后于其他各组,至实验结束时R5氨氮浓度仍然为50.28mg/L,在整个填埋周期,R4所产渗滤液中氨氮总量较 R5减少 25.40%,表明功能菌降低了填埋场中氨氮的污染负荷.功能菌群Ⅶ#可有效加速垃圾中含氮物质的生物降解与转化的原因,可能与其中含多株Pseudomonas sp.有关,研究表明,Pseudomonas sp.可对填埋体系中的有机或无机氮化合物进行异养硝化,还能加速填埋场中反硝化过程[17-18],从而加速填埋场的生物脱氮.

填埋过程中,填埋场的pH值逐渐升高,最后维持在pH7.5～8.5的弱碱性而趋于稳定,故pH值可作为反映填埋场稳定程度的重要指标之一.由图 3C可见,填埋初期,垃圾中易降解有机物质被微生物迅速分解生成大量的乙酸、丙酸等低分子有机酸溶解于渗滤液中,导致填埋初期所产渗滤液的pH值较低,各反应器的pH值维持在5左右.由于采用好氧填埋方式,氧气的输入增强了场内好氧微生物的活性,使得填埋初期所产生的低分子有机酸很快被微生物氧化分解,从而避免了有机酸的积累.好氧条件下含氮有机物质的剧烈分解,生成大量NH4+-N存留于垃圾体并溶于水,其溶解后会贡献一定的碱度,同时,木质素类物质生物降解产物所占比例的提高,均减少了酸度对垃圾层中微生物的抑制,加速了有机垃圾的生物降解,使各组渗滤液pH值快速上升.R4所产渗滤液的pH值上升最为快速,于23d升高至8.0以上,而对照组R5上升最慢,在63d才上升至8.0以上;随着时间的推移,垃圾中易降解有机物的耗尽,微生物对有机物的降解速率趋缓,使 pH值最后趋

于稳定并维持在有利于微生物代谢的弱碱性,填埋结束时各组pH值差别不大[19-20].功能菌群Ⅶ#的添加导致填埋场中微生物代谢的出现较大的差异,使填埋场中生化反应更加剧烈,加速了有机物的生物降解和填埋垃圾的稳定化进程,使反应器R4较其他各组的pH上升更快,表明填埋场提前进入稳定运行阶段.

2.3 填埋垃圾的生物降解

2.3.1 TOC和TN 垃圾中TOC和TN随时间的变化趋势与填埋结束时的碳氮比(C/N)见图4.

图4 垃圾中TOC与TN的变化趋势Fig.4 Variation of TOC and TN of waste

TOC可反映有机垃圾生物降解与转化的情况.由填埋过程中固相垃圾TOC随时间的变化趋势(图4A)可以看出,填埋过程中各组TOC均呈持续下降的趋势.添加了含有纤维素降解菌群Ⅳ#、Ⅴ#和Ⅶ#的反应器R1、R2和R4优于未添加纤维素降解菌群的 R3和对照组,其中,功能菌群Ⅶ#明显加速了含碳有机垃圾的生物降解,在整个填埋过程R4的垃圾中TOC下降最为明显,90d时由填埋初期的486.00mg/g下降至97.20mg/g,降低了80.00%,而对照组R5由于只有场内土著微生物的作用,因此对垃圾中碳源利用能力有限,TOC下降最为缓慢,90d为194.40 mg/g,降低了60.00%,至填埋结束,R4中填埋垃圾 TOC含量较 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.

垃圾中的含氮物质在微生物的作用下,一方面作为营养物质被微生物同化利用,另一方面经过一系列生物化学反应得以转化,从而使垃圾中的氮素得以消减.因此,填埋过程中氮素的变化趋势可作为反映垃圾降解情况的重要指标之一.图4B的结果表明,各组固相垃圾中的TN于填埋初期下降明显,加入功能菌群Ⅶ#的反应器 R4中含氮物质的生物降解与转换比其他各组更加快速,在整个填埋过程中一直低于其他组,至45d左右基本趋于稳定,而对照组的 TN在整个填埋过程中下降最为缓慢,在填埋结束时,反应器R4较R5低 18.95%,表明在好氧条件下,功能菌群Ⅶ#加速了填埋垃圾中氮素的生物降解与转化.

碳氮比(C/N)常作为评价堆肥化过程垃圾腐熟度的参数,随着堆肥的进行,碳水化合物不断被微生物降解,C/N值不断地降低,借鉴垃圾堆肥过程中评价垃圾腐熟度的指标 C/N,作为评价垃圾填埋场中有机物生物降解情况的参考[21],填埋结束时填埋垃圾的C/N见图4C.填埋结束时,各反应器 C/N的大小依次为:R5＞R3＞R2＞R1＞R4,其中添加功能菌群Ⅶ#的反应器R4填埋垃圾的C/N最低,为 18.51,添加功能菌群Ⅳ#的反应器 R1次之,对照组R5的C/N值最大为24.84,较R1的C/N高25.48%,表明功能菌群Ⅶ#可加速填埋场有机垃圾的生物降解,促进垃圾的腐熟,加速垃圾填埋场的稳定化进程. 2.3.2 总有机质 填埋过程中,有机垃圾逐渐被分解而使得垃圾中有机质含量逐渐降低,故填埋垃圾中总有机质含量的变化情况,可反映微生物对有机质的生物利用度,反映有机垃圾的生物降解情况,总有机质含量越低表明有机物降解越彻底[22].实验结束时各反应器填埋垃圾中总有机质生物降解率见图5.

图5 填埋结束时垃圾总有机质生物降解率Fig.5 The rate of total organic degradation at the end of landfill

由图5可知,由于引入的优势菌群不同,填埋过程中有机垃圾的代谢不同,填埋结束时各模拟生物反应器填埋场中总有机质生物降解程度亦出现差异,各组有机质生物降解率的大小依次是:R4＞R1＞R2＞R3＞R5,其中 R4比其他几个反应器中有机质生物降解率均高,为37.71%,表明R4中有机物降解最彻底,而R5有机质生物降解率最低为 27.82%,R4比 R5的有机质生物降解率高26.23%.功能菌群Ⅳ#所含功能菌菌株间协同作用明显,加速了垃圾中有机物的生物降解并使得有机物质降解更加彻底.

2.3.3 垃圾体的沉降性能 垃圾体的沉降率可从宏观上反映填埋垃圾中有机物生物降解的效果,反映垃圾的沉降性能,作为衡量填埋场稳定化进程的一项重要指标,填埋过程中垃圾体沉降率随时间的变化趋势见图6.

从图6可以看出,各反应器沉降率的变化趋势相同,均在填埋初期快速沉降,中后期沉降速度减慢并趋于稳定.0～35d填埋垃圾的沉降率几乎呈直线上升,添加含有纤维素降解菌的功能菌群的反应器R1、R2和R4的沉降率较未添加纤维素降解菌群的R3和对照组R5高,其中,添加功能菌群Ⅶ#的反应器R4在整个填埋周期的沉降率一直表现出较大的优势,90d直至实验结束时基本稳定在 59.03%左右,至填埋结束时,R4的沉降率为59.03%,整个填埋过程中,对照组 R5的沉降率低于其他各组,至填埋结束时,R5沉降率最低,为53.13%,较R4低9.99%.表明功能菌群中纤维素降解菌对于提高填埋垃圾的沉降性能具有重要意义,各功能菌间的共同作用提高了垃圾的沉降性能,对于加速填埋场的稳定化进程,延长填埋场使用寿命具有重要意义.

图6 固相垃圾沉降率的变化Fig.6 Variation of deposition rate of solid waste

3 结论

3.1 功能菌群Ⅶ#对渗滤液产量、COD和氨氮影响最大.在填埋初期,渗滤液产量、COD和氨最早出现峰值后迅速消减,分别在49,30,44d之后一直低于其他各组;整个填埋周期较对照组分别减少26.66%、26.59%和25.40%.功能菌群Ⅶ#使填埋场的 pH值上升最快,使反应器提前进入稳定阶段,加快了有机垃圾的生物降解与转化速度,降低了填埋场的污染负荷.

3.2 功能菌群Ⅶ#较其他组合功能菌群对有机垃圾的生物降解与转化能力更强,对TOC、TN、C/N总有机质和沉降率影响最大,至填埋结束时,功能菌群Ⅶ#使填埋垃圾中TOC、TN和C/N较对照组分别低39.60%、18.95%和25.48%,垃圾体沉降率和总有机质生物降解率分别较对照组提高 9.99%和 26.23%.功能菌群Ⅶ#加速了填埋垃圾中有机物的生物降解与转化,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

国家自然科学基金资助项目(40872174);四川省科技支撑计划(2011SZ0229)

* 责任作者, 副教授, zhpiu@sina.com

邱忠平(1967-),女,重庆人,副教授,博士,主要研究方向为固体废物处理处置与资源化技术.发表论文30余篇.