垃圾滲濾液深度處理功能菌的篩選及應用

吉芳英,謝志剛,邱雪敏,黃 鶴,張琳苑

(1.重慶大學三峽庫區生態環境教育部重點實驗室,重慶 400045;2.重慶文理學院,重慶 402160）

由于性質的復雜性,垃圾滲濾液的處理成為了世界上較為棘手的科學難題之一,單一的滲濾液處理技術并不能滿足人們對滲濾液的處理要求[1]。經生化處理后的垃圾滲濾液的深度處理是實現其達標排放的必要途徑[2],生物活性炭法就是一種較為有效的垃圾滲濾液深度處理技術[3-5]。有研究表明,向反應器中投加具有特殊降解作用的微生物可以改善難降解有機污染物的效果,不過這方面的研究目前還限于搖瓶實驗[6]。迄今為止,尚未見將功能菌投放到生物活性炭(BAC)反應器中進行垃圾滲濾液深度處理的研究報道。課題組以垃圾滲濾液生化處理曝氣池污泥為菌種,用滲濾液生化尾水和瓊脂調配培養基,采用生物強化技術進行了功能菌的培養與篩選,并將擴大培養的功能菌投放到BAC中,形成了功能菌BAC反應器。論文對功能菌的馴化、篩選、擴大培養以及功能菌BAC反應器對垃圾滲濾液生化尾水的進一步降解性能進行系統研究,以期為功能菌BAC技術在垃圾滲濾液深度處理方面的實際應用提供理論依據和實驗支撐。

1 試驗裝置和方法

1.1 水質分析方法

光密度值由Hitachi U-3010紫外可見分光光度計測得,TOC(Total Organic Carbon,總有機碳)用Elementar TOC儀測試。色度采用紫外分光光度法測試[7],以鉻鈷為標準溶液;生物量的測定采用磷脂法[8-9];生物活性采用TTC脫氫酶活性法測定[10-11],無色的氯化三苯基四氮唑(簡稱T TC)為受氫體,受氫后生成紅色三苯基甲膳(TF),采用分光光度法,以TF的生成量表示T TC-脫氫酶活性的大小。

1.2 水樣和污泥采集

菌種分離源采自三峽庫區某垃圾焚燒廠滲濾液二級生物處理系統的曝氣池;試驗用水為該系統的二沉池出水,水質特征為:TOC 247 mg/L,UV2543.445 cm-1,NH3-N 20.28 mg/L。

1.3 功能菌培養與篩選

滲濾液生化尾水過濾后的清液以3000 r/min離心10 min,高溫滅菌30 min制成液體培養基;向液體培養基中加入2%瓊脂調配成水樣固體培養基。

將活性污泥打散,制成10倍遞減稀釋的系列懸濁液。取稀釋度10-4～10-6懸濁液各0.1 ml,分別于水樣固體培養基上涂布接種,重復3次。置接種后的固體培養基于30℃培養2～3 d。

挑取菌落數在40個左右的平皿,在室溫下放置2～3 d,使菌落性狀能較充分的表現,挑取單菌落轉接于斜面試管上,再將具有不同性狀的菌落在固體培養基平板上劃線純化、培養,保存備用。

采用微濾膜(0.22μm)將原水中的微生物濾除,排除原水中微生物對實驗的影響。將純化培養的菌種分別接種于水樣,30℃、100 r/min搖床培養24 h,然后3000 r/min離心10 min,濾掉水中菌體,取上清液測試,選擇優勢菌株,斜面培養基 4℃保存。

1.4 功能菌的鑒定

使用SDS-酚氯仿抽提法提取菌液的總DNA。菌株的鑒定采用16S rDNA序列分析方法。引物按照文獻[12]設計,引物由華大中生科技發展有限公司合成,序列如下:

正向引物8F:AGAGTT TGATCCTGGCTC AG(對應于E.coli 16SrRNA基因的8～27個堿基)。

反向引物 1495R:CTACGGCTACCT TGT TA CGA(對應于E.coli 16SrRNA基因的1514～1495個堿基)。

1.5 試驗裝置及運行

試驗采用柱式生物活性炭反應器,炭柱內徑10 cm,柱內炭層高120 cm,見圖1。活性炭為山西太原新華活性炭廠的ZJ-15型顆粒活性炭,承托層高40 cm(自上而下是粒徑不同的石英砂和卵石),承托層的底部為有機玻璃的穿孔板,模擬實際濾池的小阻力配水系統。BAC1不投加功能菌,采用自然掛膜,進水流量7 ml/min;BAC2初始進水量為2 ml/min,1 d后采用間歇式循環物理吸附法投加功能菌生物量為100.6 nmol/mL的菌液6 L,將菌液以1 ml/min的流量掛膜2 h再停止2 h,循環掛膜2 d;第3 d將菌液放空、開始以3ml/min的流量進水并逐漸增加進水流量,7 d后進水量達到7 ml/min。

圖1 生物活性炭反應器

1.6 分子量分布測定

選用濾膜過濾法測定水中溶解性有機物DOM分子量分布[13-14],即將已知截留分子量的超濾膜置于SCM系列杯式超濾器中,用純氮氣施以0.2 MPa的壓力,水中分子量小于膜截留分子量的有機物透過膜進入濾液,而分子量大于膜截留分子量的有機物被膜截留。超濾膜和0.45μm微濾膜在使用前都用超純水過濾,直至出水的UV254與超純水的一致。膜過濾采用平行法,即水樣用0.45μm微濾膜過濾后,分別通過HM系列平片超濾膜(分子量100 k、30 k 、10 K 、5 k 、1 kDa),測定濾液的 UV254,各分子量分布區間的有機物含量用差減法獲得。

2 結果與討論

2.1 功能菌的鑒定

經過分離純化,從滲濾液生物處理系統曝氣池污泥得到11株菌株。為了淘汰一些不適于應用的菌株(有可能是致病菌,生長速度慢,或營養要求高的菌株),將11株菌株分別接種于TOC初始濃度為92.8 mg·L-1、UV254為 1.378 cm-1的100 mL 液體培養基中,30℃、100 r/min搖床培養24 h,3000 r/min離心 10 min,取上清液測試,將對 TOC、UV254去除率均大于40%的菌株定義為優勢菌。實驗共篩選出3株優勢菌,其特性見表1。

表1 優勢菌的特征

對分離純化后的3種菌株提取基因組DNA,PCR擴增其16S rDNA序列,測序。利用http://www.ncbi.nlm.nih.gov提供的 Blast程序,將測序結果與GenBank數據中的序列數據庫中微生物16S rDNA序列進行對比分析,獲得最相近菌株的16SrDNA序列,按照參考文獻[15]的最大同源性原則進行排序。結果表明,菌株 Y1與海桿菌屬(Marinobacter)的16SrDNA核苷酸序列同源性達到99.9%;菌株Y2與不動桿菌屬(Acinetobacter)的16S rDNA核苷酸序列同源性達到99.8%;菌株Y3與埃希式菌屬(Escherichia)的16S rDNA核苷酸序列同源性達到99.7%。

2.2 生物活性炭反應器的啟動

試驗將保存的純菌種作為菌源,用混合培養基擴大培養。培養過程中逐漸提高混合培養基中待處理水樣的比例,增強菌種的適應性,并采用間歇式循環物理吸附法將功能菌固定于BAC2,投加菌液生物量為100.6 nmol/L,循環掛膜結束后空菌液的生物量為9.8 nmol/mL,90.3%的功能菌成功接種。BAC1是采用自然掛膜,未投加功能菌。

2.2.1 生物量和生物活性的變化

生物活性炭反應器在啟動過程中生物量和生物活性的歷時變化過程見圖2。

圖2 生物活性炭的生物量和生物活性變化

從圖2可以看出BAC1的自生長生物量在16 d的自然掛膜的培養過程中呈現出逐漸增加的趨勢,投加功能菌的BAC2的生物量卻出現了快速積累、下降、再穩步增長的態勢。說明投加到生物活性炭池中的功能菌群依然存在一個在適應環境的淘洗和優化過程。啟動運行終止時2套反應器的生物量分別為41.8 nmol/g和128.1 nmol/g,生物活性分別為 TF14.9 μ g/g 和 TF 31.2 μ g/g 。

2套反應器的比生物活性很接近(BAC1為TF 0.356 μ g/nmol,BAC2 為 TF 0.365 μ g/nmol),即生物活性炭池上單位生物量具有相同的生物活性。這一結果說明,按照該實驗所示的功能菌培養及篩選方法可以獲得與自然掛膜自生長優勢生物菌群一樣的、對目標難降解有機物具有較高降解活性的生物菌群。顯然從圖2可以看出,通過投加功能菌群的人工強化掛膜方式可以快速啟動生物活性炭系統,使生物活性炭系統具有較高的生物量。在生物活性炭池中,生物量越豐富,附著在活性炭上的難降解有機物越容易生物降解,進而較易實現活性炭原位再生,使生物活性炭系統對難降解有機物的去除能力和抗沖擊負荷潛能得到加強。

2.2.2 出水TOC的變化

生物活性炭反應器在啟動過程中對 TOC的去除效果歷時變化過程見圖3。

圖3 生物活性炭對TOC的去除

從圖3可以看出,在啟動運行階段,2套反應器對TOC的去除效果都出現了快速下降到趨于穩定的過程。雖然投加功能菌的BAC2初期去除效果低于BAC1,但是,它的下降趨勢相對緩慢,運行穩定時去除效果遠優于BAC1。究其原因是因為生物活性炭反應器啟動初期,自生長生物尚未形成或投加的功能菌活性尚未恢復,活性炭的簡單吸附就成為了有機物TOC的最主要去除方式。顯然,投加功能菌的BAC2由于功能菌在活性炭表面上的附著,占據了活性炭吸附位,從而降低了活性炭對有機物TOC的吸附量,宏觀上表現為BAC2初期 TOC去除率低。然而,伴隨著啟動時間的延長,雖然活性炭吸附容量減少,但自生長生物逐漸形成或投加的功能菌活性逐漸恢復,生物降解能力趨強,形成了活性炭吸附與生物降解的協同作用。從圖3可以看出,啟動運行穩定時2套BAC對TOC的去除率差異較大,分別為20%和40%,說明投加功能菌的BAC2具有較強的生物降解能力,更容易再生活性炭,獲得優異的難降解有機物去除能力。

2.2.3 出水UV254的變化

光密度值UV254主要反映了一類具有芳香環結構或者雙鍵結構的有機污染物,一般包括腐殖質和富里酸一類物質。生物活性炭反應器在啟動過程中對UV254的去除見圖4。活性炭剛投入使用時,主要發揮活性炭的物理吸附作用,UV254的去除率較高,隨著通水倍數的增加,活性炭逐漸趨于飽和,活性炭對UV254的去除率逐漸降低。BAC接種微生物后,具有穩定的有機污染物去除效果,BAC1、BAC2的UV254去除率穩定在49.0%、54.0%以上。說明投加功能菌的BAC2對難降解有機物具有較強的生物降解能力。

2.2.4 出水色度的變化

生物活性炭對廢水色度的去除很明顯,見圖5。在掛膜初期,活性炭的物理吸附占廢水凈化的主要作用,BAC1、BAC2對色度的去除率均較高。掛膜后期,活性炭的吸附空位很少,BAC主要依賴微生物的降解作用,色度去除率基本穩定在55%以上,而BAC2的色度去除率高于BAC1。

圖4 生物活性炭對UV254的去除

圖5 生物活性炭對色度的去除

掛膜后 BAC1、BAC2對的色度去除規律與UV254的去除相似,且色度、UV254的去除率明顯高于TOC去除率,說明生物活性炭具有對難生物降解有機物的去除優越性。

2.3 BAC對難生物降解有機物的去除特性分析

采用HM系列平片超濾膜按照分子量大小對水樣有機物進行分離,不同分子量范圍的有機物在BAC中的去除效果見表2和圖6。

表2 BAC反應器對水中UV254的去除

圖6 水樣的分子量分布

從表2可以看出,未投加功能菌的BAC1對水樣中分子量M為10～5 kDa的有機污染物去除很明顯;而BAC2對分子量M＞100 kDa的有機污染物去除率最大,其次是分子量M 為100～30 kDa的有機污染物,分別達到80.9%、76.1%,說明該實驗篩選的功能菌群更易于降解大分子有機物。BAC2出水中,分子量M 為5～1 kDa和＜1 kDa的有機物的UV254光密度值比BAC1略高,其原因在于BAC2中的功能菌使更多的高分子量有機污染物降解成了分子量更小的有機物,使得出水中小分子量組分的含量反而更高。測試結果表明,BAC2的總UV254去除率達到 66.2%,而 BAC1的總 UV254去除率為54.1%。

從圖6可以看出,就 UV254分布而言,試驗進水的分子量M主要以＞5 kDa為主,M＜5 kDa的有機污染物只占14.9%。經自然掛膜的BAC1降解后,出水中分子量M 在10～5 kDa的有機物明顯減少,組合含量從19.0%降至4.7%,說明BAC1對于分子量M＜10 kDa的有機物具有更顯著的降解性能。BAC2出水中,分子量M＜10 kDa的有機物含量明顯增加,尤其是分子量M＜5 kDa的有機物含量從14.9%提高到27%;而大分子量有機物含量明顯降低,M＞100 kDa的有機物含量從26.7%降至14.8%,M為100～30 kDa的有機物含量也從30.4%降至14.%。兩種BAC處理系統出水的分子量分布差異表明,功能菌更容易將大分子有機污染物降解為小分子有機物,改善了BAC處理系統的降解性能。

3 結論

以三峽庫區某滲濾液二級生物處理系統的曝氣池污泥作為菌種分離源,采用生物強化技術馴化和篩選了深度處理滲濾液生化尾水的3種優勢菌。經16SrDNA鑒定表明,3株功能菌分別為海桿菌屬(Marinobacter)、不動桿菌屬(Acinetobacter)和埃希式菌屬(Escherichia)。

功能菌都對滲濾液生化尾水中的有機污染物都具很強的降解能力。靜態實驗中,海桿菌屬、不動桿菌和埃希式菌屬屬對水樣 TOC的去除率分別為61.3%、52.4%、49.1%,UV254去除率分別為59.0%、53.6%、48.7%。

功能菌接種于生物活性炭后,BAC生物量和生物活性隨著通水倍數的增加而增加,并在掛膜后期基本穩定。投加功能菌的BAC2比自然掛膜的BAC1具有更高的生物量和生物活性,具有更好的TOC、UV254和色度去除效果,這表明功能菌對滲濾液生化出水具有良好的降解能力。

功能菌易于將大分子有機物降解為小分子有機物,改善了BAC處理系統的降解性能。投加功能菌的BAC2反應器對分子量M為100～30 kDa的有機物去除率為76.1%,分子量M＞100 kDa的有機物去除率達到80.9%。采用自然掛膜的BAC1反應器對水樣中分子量M為10～5 kDa的有機物具有良好的降解能力。BAC2的總 UV254去除率達到66.2%,而BAC1的總 UV254去除率為54.1%。

[1]龍騰銳,易潔,林于廉,等.垃圾滲濾液處理難點及其對策研究[J].土木建筑與環境工程,2009,31(1):114-119.LONG TENG-RUI,YI JIE,LIN YU-LIAB,et al.T reatment difficulties and strategies for landfill leachate[J].Journal of Civil,Architectural&Environmental Engineering,2009,31(1):114-119.

[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]YEE NAH LIM,M D GHAZA LY SHAABAN,CHUN YANG YIN.Treatment of landfill leachate using palm shell-activated carbon column:Axial dispersion modeling and treatment profile[J].Chemical Engineering Journal,2009,146(1):86-89.

[4]IMAI A,ONUMA K,INAMORI Y,et al.Biodegradation and adsorption in refractory leachate treatment by the biological activated carbon fluidized bed process[J].WaterResearch,1995,29(2):687-694.

[5]張寶安,張宏偉,張雪花,等.生物活性炭技術在水處理中的研究應用進展[J].工業水處理,2008,28(7):6-8.ZHANG BAO-AN,ZHANG HONG-WEI,ZHANG XUE-HUA,et al.Development of the application of biological activated carbon to water treatment[J].Industrial Water Treatment,2008,28(7):6-8.

[6]邱忠平,楊立中,劉丹,等.優勢菌株對垃圾滲濾液COD的降解特性[J].西南交通大學學報,2006,41(2):264-268.QIU ZHONG-PING,YANG LI-ZHONG,LIU DAN,et al .Performances ofdominant straints for degradation of COD in Leachate[J].Journalof SouthwestJiaoTyong University,2006,41(2):264-268.

[7]姚國,王建衛.污水色度的測定[J].理化檢驗-化學分冊,2008,44(1):61-62.YAO GUO,WANG JIANG-WEI.Determination of colority of sewage water[J].PTCA Part B:Chem.Anal.,2008,44(1):61～62.

[8]魏谷,于鑫,葉林,等.脂磷生物量作為活性生物量指標的研究[J].中國給水排水,2007,23(9):1-4.WEI GU,YU XIN,YE LIN.Study on lipid-P as viable biomass indicator[J].China W.Ater.&W Astew.Ater,2007,23(9):1-4.

[9]朱小彪,許春華,高寶玉,等.曝氣生物濾池生物量和生物活性的試驗研究[J].環境科學學報,2007,27(7):1135-1140.ZHU XIAO-BIAO,XU CHUN-HUA,GAO BAOYU,et al.Studies of biomass and microbial activity in a biologicalaerated filter [J].Acta Scientiae Circumstantiae,2007,27(7):1135-1140.

[10]梁文艷,王珂,阮清鴛,等.TTC-脫氫酶還原法測定銅綠微囊藻活性[J].環境科學學報,2008,28(9):1745-1750.LIANG WENYAN, WANG KE, Viability determination ofMicrocystis aeruginosa by TTC-dehydrogenase assay.Acta Scientiae Circumstantiae,2008,28(9):1745-1750.

[11]頓咪娜,胡文容,裴海燕,等.脫氫酶活性檢測方法及應用[J].工業水處理,2008,28(10):1-4.DUN MI-NA,HU WEN-RONG,PEI HAI-YAN,et al.Determination of dehydrogenase activity and its applica-tion[J]..Industrial Water Treatment,2008,28(10):1-4.

[12]VERSALOVICJ,KOEUTH T,LUPSKIJR.Distribution of repetitive DNA sequences in eubacteria and application to finerpriting of bacterial enomes[J].Nucleic Acids Res,1991,19(24):6823-6831.

[13]薛峻峰,何品晶,邵立明,等.高氨氮難降解滲濾液電解氧化處理的特性[J].同濟大學學報:自然科學版,2005,33(12):1630-1634.XUE JUN-FENG,HE PIN-JING,SHAO LI-MING,et al.Study on characteristics of refractory leachate with high NH3-N concentration by electrolytic oxidation[J].Journal of Tongji University:Natural Science.2005,33(12):1630-1634.

[14]喬春光,魏群山,王東升,等.典型南方水源溶解性有機物分子量分布變化及去除特性[J].環境科學學報,2007,27(2):195-200.QIAO CHUNGUANG,WEI QUNSHAN,WANG DONGSHENG,et al.Molecular weight distribution and removal characters of DOM in the typical source waterin south of China [J].Acta Scientiae Circumstantiae,2007,27(2):195-200.

[15]THOMPSON J D,GIBSON T J,PLEWNIAK F,et al.The Clustal_X windows interface:flexible strategies formultiple sequence alignmentaided by quality analysis tools[J].Nucleic Acids Research,1997,25(24):4876-4882.