加速填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程復(fù)合菌系的構(gòu)建

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

加速填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程復(fù)合菌系的構(gòu)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(xué)生命科學(xué)與工程學(xué)院,四川 成都610031；2.四川省環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院,四川 成都 610041；3.西南交通大學(xué)地球科學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院,四川 成都610031)

針對(duì)傳統(tǒng)的填埋場(chǎng)穩(wěn)定化時(shí)間長(zhǎng)等問題,采用生物強(qiáng)化技術(shù)以加速填埋場(chǎng)的穩(wěn)定化進(jìn)程.以反復(fù)篩選與多次傳代培養(yǎng)的性能穩(wěn)定的功能菌群為基礎(chǔ),通過研究不同組合的功能菌群對(duì)填埋場(chǎng)所產(chǎn)滲濾液及填埋垃圾穩(wěn)定過程的影響,構(gòu)建了一組能加速填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程的復(fù)合菌系.結(jié)果表明,該復(fù)合菌系較其他組合功能菌群對(duì)滲濾液指標(biāo)影響最大,滲濾液的產(chǎn)量、COD和氨氮影響最大,使各指標(biāo)在填埋初期達(dá)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(dá)到國家生活垃圾填埋場(chǎng)污染控制標(biāo)準(zhǔn)(GB 16889-2008)規(guī)定的滲濾液氨氮排放標(biāo)準(zhǔn).滲濾液累計(jì)產(chǎn)量、COD和氨氮總量在整個(gè)填埋周期較對(duì)照組分別減少了 26.66%、26.59%和25.40%,降低了填埋場(chǎng)的污染負(fù)荷.該復(fù)合菌系對(duì)垃圾穩(wěn)定化指標(biāo)影響最大,至填埋結(jié)束時(shí),填埋垃圾 TOC 、TN和 C/N較對(duì)照組分別低39.6%、18.95%和25.48%,垃圾沉降率和總有機(jī)質(zhì)生物降解率分別較對(duì)照組提高了9.99%和26.23%.

填埋場(chǎng)；穩(wěn)定化；滲濾液；功能菌；復(fù)合菌系

垃圾填埋具有技術(shù)可靠、工藝簡(jiǎn)單、運(yùn)行費(fèi)用低、適用范圍廣、可作最終處置等一系列優(yōu)點(diǎn)[1-3],是目前生活垃圾處理與處置中最主要的技術(shù).但傳統(tǒng)衛(wèi)生填埋處置技術(shù)存在填埋場(chǎng)穩(wěn)定化時(shí)間長(zhǎng)、占用大量土地、封場(chǎng)后維護(hù)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(qiáng)度,提高填埋技術(shù)的競(jìng)爭(zhēng)能力,受到廣大學(xué)者的普遍關(guān)注[4-6].

填埋垃圾中含有許多緩慢降解的有機(jī)物,其中木質(zhì)纖維素的降解速度是影響填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程的關(guān)鍵因素之一;填埋場(chǎng)所產(chǎn)滲濾液成分復(fù)雜,處理難度大等因素,則成為制約填埋場(chǎng)發(fā)展的瓶頸.因此,利用生物強(qiáng)化技術(shù),通過在填埋場(chǎng)中添加能加速有機(jī)垃圾生物降解和降低垃圾滲濾液有機(jī)負(fù)荷的優(yōu)勢(shì)微生物[7],可實(shí)現(xiàn)加速填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程的目標(biāo).

本研究采用傳統(tǒng)的微生物學(xué)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(chǎn)生菌等功能菌,通過研究不同組合功能菌群對(duì)填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程的影響,構(gòu)建填埋場(chǎng)快速穩(wěn)定的復(fù)合菌系,旨在為生物強(qiáng)化技術(shù)加速填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程的研究和應(yīng)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(jīng)反復(fù)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(chǎn)生菌7株[11-12].

填埋垃圾樣品取自西南交通大學(xué)附近垃圾中轉(zhuǎn)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(yīng)器內(nèi)垃圾組分含量Table 1 The content of waste in landfill bioreactor

1.2 模擬生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)的運(yùn)行

模擬生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)裝置有效容積為73.06L,見圖1.

圖1 模擬生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)結(jié)構(gòu)Fig.1 Schematic configuration of simulated landfill bioreactor

垃圾裝填前在填埋柱底部鋪設(shè)鋼絲網(wǎng)及導(dǎo)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(shí)閥門關(guān)閉,僅于滲濾液回灌及取樣時(shí)開啟.每個(gè)反應(yīng)器分別填埋垃圾 30kg,裝填結(jié)束后在垃圾上方鋪設(shè)導(dǎo)水礫石.各模擬生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)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(yùn)行參數(shù)運(yùn)行.

1.3 復(fù)合菌系的構(gòu)建方法

將供試菌種根據(jù)其功能進(jìn)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(chǎn)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(diào)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?jǐn)?shù)),一次性等量添加到模擬生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)中,并設(shè)置添加等體積自來水而不添加功能菌群的對(duì)照組,實(shí)驗(yàn)裝置編號(hào)及功能菌群的組合方式見表2.

連續(xù)監(jiān)測(cè)各實(shí)驗(yàn)裝置填埋過程中滲濾液產(chǎn)量、pH值、COD、氨氮和固相垃圾總有機(jī)碳(TOC)、總氮(TN)、總有機(jī)質(zhì)及垃圾沉降率的變化趨勢(shì),通過分析各組合功能菌群對(duì)填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程的影響,獲得較優(yōu)的復(fù)合菌系.

表2 模擬實(shí)驗(yàn)裝置編號(hào)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(cè)方法

pH值、COD和氨氮采用標(biāo)準(zhǔn)檢測(cè)方法測(cè)定[13],TOC采用砂浴重鉻酸鉀法[14],TN采用凱式定氮法,總有機(jī)質(zhì)采用差重法[15],滲濾液產(chǎn)量和垃圾沉降率采用直接測(cè)定法.

2 結(jié)果與討論

2.1 滲濾液的產(chǎn)量

垃圾滲濾液產(chǎn)量多少可反映填埋場(chǎng)中有機(jī)物降解的程度,并在一定程度上反映填埋場(chǎng)穩(wěn)定化情況.由反應(yīng)器R1～R5所產(chǎn)滲濾液量隨時(shí)間的變化趨勢(shì)(圖 2)可知,各組滲濾液產(chǎn)量隨時(shí)間的變化趨勢(shì)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(chǎn)量隨時(shí)間的變化趨勢(shì)Fig.2 Variation of leachate yield during landfill

在運(yùn)行條件一致的情況下,填埋場(chǎng)所產(chǎn)滲濾液量的差異,主要源于填埋過程中發(fā)生生化反應(yīng)所產(chǎn)生與消耗的水分的差異.填埋初期,對(duì)照組R5較添加功能菌群的實(shí)驗(yàn)組 R1～R4滲濾液產(chǎn)量少,且峰值出現(xiàn)的時(shí)間滯后于加菌各組,反應(yīng)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(chǎn)生的水分較消耗的水分更多,故該階段所產(chǎn)滲濾液量更多.實(shí)驗(yàn)中后期,隨著有機(jī)垃圾的不斷降解,當(dāng)場(chǎng)內(nèi)殘余垃圾成分以較難降解的復(fù)雜有機(jī)物為主時(shí),微生物對(duì)有機(jī)垃圾的降解速率減慢,導(dǎo)致場(chǎng)內(nèi)生化反應(yīng)所產(chǎn)生的水分不斷減少,且復(fù)雜有機(jī)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(chǎn)量較其他各組下降快,對(duì)照組 R5下降最為緩慢,至實(shí)驗(yàn)結(jié)束一直高于添加功能菌的各組,并維持在較高水平.整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期R4滲濾液的累計(jì)產(chǎn)量較R5減少 26.66%.表明功能菌群Ⅶ＃加速了有機(jī)垃圾的生物降解,降低了填埋過程中滲濾液的產(chǎn)量,加快了好氧生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)的穩(wěn)定化進(jìn)程.

2.2 滲濾液的水質(zhì)特征

COD是滲濾液污染強(qiáng)度的重要指標(biāo)之一,可間接反映填埋垃圾中有機(jī)物質(zhì)的生物降解過程.由圖3A可見,反應(yīng)器R1～R5所產(chǎn)滲濾液COD隨時(shí)間的變化趨勢(shì)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(jī)物在微生物的作用下,被快速分解為可溶性小分子物質(zhì)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(yīng)器R1～R4所產(chǎn)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(yīng)器 R4峰值最大,而對(duì)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(chǎn)生的可溶性小分子有機(jī)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(jī)垃圾不斷減少,使得滲濾液 COD逐漸降低.各反應(yīng)器所產(chǎn)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(duì)照組R5所產(chǎn)COD濃度下降趨勢(shì)最緩慢, 44d才下降至10 000mg/L以下,較 R4滯后22d左右.同時(shí),R4在整個(gè)填埋周期所產(chǎn)滲濾液所含還原性有機(jī)物(以COD為基準(zhǔn)計(jì))總量較R5低26.59%,表明功能菌群Ⅶ#加速了有機(jī)垃圾的生物降解與轉(zhuǎn)化過程,使?jié)B濾液 COD降解更加明顯,降低了填埋場(chǎng)的有機(jī)負(fù)荷.

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

填埋初期,垃圾中含氮有機(jī)物經(jīng)一系列生化反應(yīng)轉(zhuǎn)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(dá)到峰值,由于添加的功能菌群不同,各反應(yīng)器所產(chǎn)滲濾液的氨氮的變化也有一定的差異.由各組氨氮隨時(shí)間的變化趨勢(shì)(圖 3B)可知,添加菌劑的各反應(yīng)器較對(duì)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(gè)反應(yīng)器,達(dá) 552.13mg/L,這是因?yàn)楣δ芫屑賳伟?Pseudomonas sp.)、芽孢桿菌(Bacillus sp.)和曲霉(Aspergillus sp.)等多株能產(chǎn)蛋白酶的菌株的加入,加速了含氮有機(jī)物的水解及氨化過程,使得填埋場(chǎng)氨氮生成增多.經(jīng)歷峰值以后,各反應(yīng)器滲濾液的氨氮均快速下降,其中R4所產(chǎn)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(shí)驗(yàn)結(jié)束,氨氮濃度低于 10mg/L,達(dá)到國家生活垃圾填埋場(chǎng)污染控制標(biāo)準(zhǔn)(GB 16889-2008)所規(guī)定的滲濾液氨氮排放標(biāo)準(zhǔn),而對(duì)照組R5氨氮下降滯后于其他各組,至實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)R5氨氮濃度仍然為50.28mg/L,在整個(gè)填埋周期,R4所產(chǎn)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(chǎng)中氨氮的污染負(fù)荷.功能菌群Ⅶ#可有效加速垃圾中含氮物質(zhì)的生物降解與轉(zhuǎn)化的原因,可能與其中含多株P(guān)seudomonas sp.有關(guān),研究表明,Pseudomonas sp.可對(duì)填埋體系中的有機(jī)或無機(jī)氮化合物進(jìn)行異養(yǎng)硝化,還能加速填埋場(chǎng)中反硝化過程[17-18],從而加速填埋場(chǎng)的生物脫氮.

填埋過程中,填埋場(chǎng)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(chǎng)穩(wěn)定程度的重要指標(biāo)之一.由圖 3C可見,填埋初期,垃圾中易降解有機(jī)物質(zhì)被微生物迅速分解生成大量的乙酸、丙酸等低分子有機(jī)酸溶解于滲濾液中,導(dǎo)致填埋初期所產(chǎn)滲濾液的pH值較低,各反應(yīng)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(qiáng)了場(chǎng)內(nèi)好氧微生物的活性,使得填埋初期所產(chǎn)生的低分子有機(jī)酸很快被微生物氧化分解,從而避免了有機(jī)酸的積累.好氧條件下含氮有機(jī)物質(zhì)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(huì)貢獻(xiàn)一定的堿度,同時(shí),木質(zhì)素類物質(zhì)生物降解產(chǎn)物所占比例的提高,均減少了酸度對(duì)垃圾層中微生物的抑制,加速了有機(jī)垃圾的生物降解,使各組滲濾液pH值快速上升.R4所產(chǎn)滲濾液的pH值上升最為快速,于23d升高至8.0以上,而對(duì)照組R5上升最慢,在63d才上升至8.0以上;隨著時(shí)間的推移,垃圾中易降解有機(jī)物的耗盡,微生物對(duì)有機(jī)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(jié)束時(shí)各組pH值差別不大[19-20].功能菌群Ⅶ#的添加導(dǎo)致填埋場(chǎng)中微生物代謝的出現(xiàn)較大的差異,使填埋場(chǎng)中生化反應(yīng)更加劇烈,加速了有機(jī)物的生物降解和填埋垃圾的穩(wěn)定化進(jìn)程,使反應(yīng)器R4較其他各組的pH上升更快,表明填埋場(chǎng)提前進(jìn)入穩(wěn)定運(yùn)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(shí)間的變化趨勢(shì)與填埋結(jié)束時(shí)的碳氮比(C/N)見圖4.

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

TOC可反映有機(jī)垃圾生物降解與轉(zhuǎn)化的情況.由填埋過程中固相垃圾TOC隨時(shí)間的變化趨勢(shì)(圖4A)可以看出,填埋過程中各組TOC均呈持續(xù)下降的趨勢(shì).添加了含有纖維素降解菌群Ⅳ#、Ⅴ#和Ⅶ#的反應(yīng)器R1、R2和R4優(yōu)于未添加纖維素降解菌群的 R3和對(duì)照組,其中,功能菌群Ⅶ#明顯加速了含碳有機(jī)垃圾的生物降解,在整個(gè)填埋過程R4的垃圾中TOC下降最為明顯,90d時(shí)由填埋初期的486.00mg/g下降至97.20mg/g,降低了80.00%,而對(duì)照組R5由于只有場(chǎng)內(nèi)土著微生物的作用,因此對(duì)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(jié)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(zhì)在微生物的作用下,一方面作為營養(yǎng)物質(zhì)被微生物同化利用,另一方面經(jīng)過一系列生物化學(xué)反應(yīng)得以轉(zhuǎn)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(shì)可作為反映垃圾降解情況的重要指標(biāo)之一.圖4B的結(jié)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(yīng)器 R4中含氮物質(zhì)的生物降解與轉(zhuǎn)換比其他各組更加快速,在整個(gè)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(duì)照組的 TN在整個(gè)填埋過程中下降最為緩慢,在填埋結(jié)束時(shí),反應(yīng)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(zhuǎn)化.

碳氮比(C/N)常作為評(píng)價(jià)堆肥化過程垃圾腐熟度的參數(shù),隨著堆肥的進(jìn)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(píng)價(jià)垃圾腐熟度的指標(biāo) C/N,作為評(píng)價(jià)垃圾填埋場(chǎng)中有機(jī)物生物降解情況的參考[21],填埋結(jié)束時(shí)填埋垃圾的C/N見圖4C.填埋結(jié)束時(shí),各反應(yīng)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(yīng)器R4填埋垃圾的C/N最低,為 18.51,添加功能菌群Ⅳ#的反應(yīng)器 R1次之,對(duì)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(chǎng)有機(jī)垃圾的生物降解,促進(jìn)垃圾的腐熟,加速垃圾填埋場(chǎng)的穩(wěn)定化進(jìn)程. 2.3.2 總有機(jī)質(zhì) 填埋過程中,有機(jī)垃圾逐漸被分解而使得垃圾中有機(jī)質(zhì)含量逐漸降低,故填埋垃圾中總有機(jī)質(zhì)含量的變化情況,可反映微生物對(duì)有機(jī)質(zhì)的生物利用度,反映有機(jī)垃圾的生物降解情況,總有機(jī)質(zhì)含量越低表明有機(jī)物降解越徹底[22].實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)各反應(yīng)器填埋垃圾中總有機(jī)質(zhì)生物降解率見圖5.

圖5 填埋結(jié)束時(shí)垃圾總有機(jī)質(zhì)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(shì)菌群不同,填埋過程中有機(jī)垃圾的代謝不同,填埋結(jié)束時(shí)各模擬生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)中總有機(jī)質(zhì)生物降解程度亦出現(xiàn)差異,各組有機(jī)質(zhì)生物降解率的大小依次是:R4＞R1＞R2＞R3＞R5,其中 R4比其他幾個(gè)反應(yīng)器中有機(jī)質(zhì)生物降解率均高,為37.71%,表明R4中有機(jī)物降解最徹底,而R5有機(jī)質(zhì)生物降解率最低為 27.82%,R4比 R5的有機(jī)質(zhì)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(jī)物的生物降解并使得有機(jī)物質(zhì)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(jī)物生物降解的效果,反映垃圾的沉降性能,作為衡量填埋場(chǎng)穩(wěn)定化進(jìn)程的一項(xiàng)重要指標(biāo),填埋過程中垃圾體沉降率隨時(shí)間的變化趨勢(shì)見圖6.

從圖6可以看出,各反應(yīng)器沉降率的變化趨勢(shì)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(yīng)器R1、R2和R4的沉降率較未添加纖維素降解菌群的R3和對(duì)照組R5高,其中,添加功能菌群Ⅶ#的反應(yīng)器R4在整個(gè)填埋周期的沉降率一直表現(xiàn)出較大的優(yōu)勢(shì),90d直至實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)基本穩(wěn)定在 59.03%左右,至填埋結(jié)束時(shí),R4的沉降率為59.03%,整個(gè)填埋過程中,對(duì)照組 R5的沉降率低于其他各組,至填埋結(jié)束時(shí),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(duì)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(duì)于加速填埋場(chǎng)的穩(wěn)定化進(jìn)程,延長(zhǎng)填埋場(chǎng)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(jié)論

3.1 功能菌群Ⅶ#對(duì)滲濾液產(chǎn)量、COD和氨氮影響最大.在填埋初期,滲濾液產(chǎn)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(gè)填埋周期較對(duì)照組分別減少26.66%、26.59%和25.40%.功能菌群Ⅶ#使填埋場(chǎng)的 pH值上升最快,使反應(yīng)器提前進(jìn)入穩(wěn)定階段,加快了有機(jī)垃圾的生物降解與轉(zhuǎn)化速度,降低了填埋場(chǎng)的污染負(fù)荷.

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

[1] Manfredi S, Christensen T H. Environmental assessment of solid waste landfilling technologies by means of LCA-modeling [J]. Waste Management, 2009,29(1):32-43.

[2] Renou S, Givaudan J G, Poulain S, et al. Landfill leachate treatment: Review and opportunity [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,150(3):468-493.

[3] Sang N N, Soda S, Sei K, et al. Effects of intermittent and continuous aeration on accelerative stabilization and microbial population dynamics in landfill bioreactors [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2009,108(4):336-343.

[4] Berge N D, Reinhart De R, Batarseh E S. An assessment of bioreactor landfill costs and benefits [J]. Waste Management, 2009,29(5): 1558-1567.

[5] 蔣建國,張 唱,黃云峰,等.垃圾填埋場(chǎng)穩(wěn)定化評(píng)價(jià)參數(shù)的中試實(shí)驗(yàn)研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2008,28(1):58-62.

[6] 劉 娟,劉建國,李 睿,等.表面沉降對(duì)填埋場(chǎng)加速穩(wěn)定化進(jìn)程的宏觀表征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2011,31(10):1738-1742.

[7] 歐陽建新,施 周,崔凱龍,等.微生物復(fù)合菌劑對(duì)污泥好氧堆肥過程的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2011,31(2):253-258

[8] Qiu Z P, Liu Y Y, Yang L Z, et al. Treatment of landfill leachate by effective microorganisms [J]. International Journal of Environment and Pollution, 2009,38(1/2):39-47.

[9] 邱忠平,茆燦泉,劉源月,等.微生物絮凝劑產(chǎn)生菌的篩選及其絮凝特性 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2009,3(7):45-48.

[10] 周俊強(qiáng),邱忠平,韓云平,等.纖維素降解菌的篩選及其產(chǎn)酶特性[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2010,4(3):705-708.

[11] 王 倩.好氧生物反應(yīng)器填埋場(chǎng)的微生物菌劑研究 [D]. 成都:西南交通大學(xué), 2010.

[12] 邱忠平,劉源月,王 倩,等.填埋場(chǎng)快速穩(wěn)定的功能菌篩選及復(fù)合菌系構(gòu)建 [J]. 西南交通大學(xué)學(xué)報(bào), 2011,46(3):706-711

[13] 《水與廢水監(jiān)測(cè)分析方法》編委會(huì).水與廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M]. 4版.北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2003:38,210-213.

[14] 吳 軍.生活垃圾填埋場(chǎng)腐殖垃圾腐殖質(zhì)表征及重金屬生物有效性初步研究 [D]. 上海:同濟(jì)大學(xué), 2005.

[15] 周效志,桑樹勛,程云環(huán),等.城市生活垃圾可生物降解有機(jī)質(zhì)成分的測(cè)定 [J]. 環(huán)境監(jiān)測(cè)管理與技術(shù), 2007,19(2):30-33.

[16] Mertoglu B, Calli B, Inanc B, et al. Evaluation of in situ ammonia removal in an aerated landfill bioreactor [J]. Process Biochemistry, 2006,41(12):2359-2366.

[17] Wan C L, Yang X, Lee D J,et al. Aerobic denitrification by novel isolated strain using NO2-- N as nitrogen source [J]. Bioresource Technology,2011,102(15):7244-7248.

[18] Zhang J B, Wu P X, Hao B, et al. Heterotrophic nitrification and aerobic denitrification by the bacterium Pseudomonas stutzeri YZN-001 [J]. Bioresource Technology,2011,102(21):9866–9869.

[19] A?da? O N, Sponza D T. Effect of alkalinity on the performance of a simulated landfill bioreactor digesting organic solid wastes [J]. Chemosphere, 2005,59(6):871-879.

[20] Erses A S, Onay T T, Yenigun O. Comparison of aerobic and anaerobic degradation of municipal solid waste in bioreactor landfills [J]. Bioresource Technology, 2008,99(13):5418-5426.

[21] Raj Dev, Antil R S. Evaluation of maturity and stability parameters of composts prepared from agro-industrial wastes [J]. Bioresource Technology, 2011, 102(3):2868-2873.

[22] Vargas-Garcia Ma C, Suarez-Estrella F F, Lopez Ma J, et al. Influence of microbial inoculation and co-composting material on the evolution of humic-like substances during composting of horticultural wastes [J]. Process Biochemistry, 2006,41(6):1438-1443.

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(xué)基金資助項(xiàng)目(40872174);四川省科技支撐計(jì)劃(2011SZ0229)

* 責(zé)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?yàn)楣腆w廢物處理處置與資源化技術(shù).發(fā)表論文30余篇.