王淑恬，姜珺秋，趙慶良，張偉賢，于　航

(哈爾濱工業(yè)大學(xué) 市政環(huán)境工程學(xué)院，哈爾濱 150090)

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生物產(chǎn)電加速污泥濕地中有機物降解性能

王淑恬，姜珺秋，趙慶良，張偉賢，于航

(哈爾濱工業(yè)大學(xué) 市政環(huán)境工程學(xué)院，哈爾濱 150090)

摘要:為解決污泥處理濕地(sludge treatment wetland，STW)污泥降解能力弱的問題，首次提出在STW系統(tǒng)中嵌入生物產(chǎn)電裝制，以加速污泥濕地處理過程中污泥有機物的降解性能，同時回收污泥生物質(zhì)能.啟動以美人蕉為濕地植物的微生物燃料電池—污泥處理濕地系統(tǒng)(MFC-STW)，通過電化學(xué)測量與有機物分析，考察不同進(jìn)泥負(fù)荷下污泥濕地處理系統(tǒng)的有機物降解及產(chǎn)電性能.結(jié)果表明，MFC-STW系統(tǒng)的輸出電壓、內(nèi)阻、功率密度均隨進(jìn)泥負(fù)荷增大而升高.系統(tǒng)的最大電壓和最大功率密度分別為0.794 V和0.268 W/m3.在負(fù)荷期內(nèi)，MFC-STW系統(tǒng)下層積存污泥含水率為84%，TCOD降解率為74%，較STW系統(tǒng)分別提高7%和11%.說明生物產(chǎn)電可促進(jìn)污泥濕地處理過程中的污泥脫水和有機物降解性能.

關(guān)鍵詞:微生物燃料電池; 污泥濕地處理系統(tǒng); 進(jìn)泥負(fù)荷; 產(chǎn)電性能; 有機物降解

污泥處理濕地(sludge treatment wetland，STW)是一種基于濕地處理的污泥處理技術(shù)[1].該技術(shù)起源于20世紀(jì)70年代歐洲，近年來在污泥處理中得到廣泛應(yīng)用[2].其中丹麥應(yīng)用最廣，已經(jīng)成功運行140處STW處理系統(tǒng)[3].波蘭、英國、意大利、法國等也陸續(xù)成功采用該工藝處理污泥[4].在中國，崔玉波等[5]開展了STW處理污泥的中試研究，并取得了很好的效果.國內(nèi)外大量研究主要集中在STW對污泥的脫水作用[6].STW的脫水作用是基于污泥流經(jīng)填料層時的滲透及植物的蒸發(fā)蒸騰，其脫水效率與污泥壓濾機等常規(guī)機械脫水方法相當(dāng)[7].污泥經(jīng)STW處理后由流動態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)楣腆w廢物，最終含水率可降至70%～80%.污泥經(jīng)濕地處理后的揮發(fā)性固體(volatile solid，VS)去除率為25%～30%[8]，而污泥經(jīng)好氧消化和厭氧消化對污泥VS去除率一般為40%～55%和35%～50%[9].STW相對于其他技術(shù)在污泥處理上具有初期投資成本低、運行管理費用低以及能耗低的顯著優(yōu)勢[10]，然而其對污泥中有機物較低的降解能力是限制其發(fā)展的重要因素.

微生物燃料電池(microbial fuel cell, MFC)能在處理污泥的同時回收電能，并可加速污泥的厭氧降解過程.Jiang等[11]在以微生物燃料電池處理污泥的研究工作中發(fā)現(xiàn)，微生物燃料電池可以以污泥為燃料產(chǎn)電，同時該系統(tǒng)對污泥具有水解發(fā)酵作用.以脫水污泥為底物的微生物燃料電池運行250 h，電壓穩(wěn)定輸出0.69 V，最大功率密度8.5 W/m3，污泥總化學(xué)需氧量去除率為46%.賈斌等[12]成功啟動了單室無膜微生物燃料電池，運行過程中MFC的最大電壓為495 mV，最大功率密度為44 mW/m2，污泥SS和VSS的去除率分別為27%和29%.在STW系統(tǒng)中，污泥中有機物厭氧分解生成大量糖類化合物、核蛋白、磷脂等小分子有機物，這些小分子有機物均可被產(chǎn)電菌直接利用產(chǎn)電[13].因此，本研究將微生物燃料電池與污泥濕地處理系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)特征相結(jié)合，通過構(gòu)建微生物燃料電池—污泥濕地處理系統(tǒng)(MFC-STW)，在STW處理污泥過程中引入生物產(chǎn)電技術(shù)，以實現(xiàn)強化污泥有機物降解并同步回收生物質(zhì)能.目前，微生物燃料電池與濕地系統(tǒng)結(jié)合的工藝技術(shù)多用于污水處理.Fang等[14]利用微生物燃料電池—人工濕地技術(shù)對偶氮染料進(jìn)行脫色，得到最高脫色效率為91%，電壓輸出為610 mV.Zhao等[15]構(gòu)建了一種上升流的微生物燃料電池-人工濕地系統(tǒng)，采用曝氣陰極處理養(yǎng)豬場廢水，最大功率密度為9.4 mW/m2，COD去除率平均為77%.而在STW系統(tǒng)中進(jìn)泥負(fù)荷(sludge loading rate，SLR)是直接影響系統(tǒng)運行以及有機物降解效果的重要影響因素[16]，因此，本文研究了不同進(jìn)泥負(fù)荷下MFC-STW系統(tǒng)對污泥中有機物的降解效能以及產(chǎn)電性能，以分析生物產(chǎn)電過程對污泥濕地中有機物降解的加速作用.

1實驗

1.1實驗裝置

MFC-STW系統(tǒng)裝置采用有機玻璃制成，結(jié)構(gòu)如圖1所示.裝置規(guī)格為20 cm×30 cm×40 cm，陽離子交換膜將系統(tǒng)分隔為陽極室和陰極室.其中陽極室為布泥區(qū)，尺寸為20 cm×30 cm×30 cm，由15 cm填料層和15 cm超高部分組成，超高部分為積存污泥區(qū)，有效容積9.00 L.陽極室填料層分兩層，由下至上分別填充平均粒徑為3和2 cm的碳顆粒，填充高度均為7.5 cm.陽極碳纖維刷按不同床層高度插入填料中，并以Ag/AgCl電極(飽和KCl，+0.197 V vs. SHE)作為參比電極.陰極室尺寸為20 cm×30 cm×10 cm，有效容積為3.65 L.陰極為曝氣生物陰極[17]，底部填充活性炭顆粒，碳纖維刷均勻插入底部填料并與外電路相連，采用這種活性炭加碳纖維刷的耦合電極可以縮短生物陰極MFC的啟動時間，并且在較短的時間內(nèi)獲得較高的電流密度[18-19].電解液組成為：Na2HPO4·12H2O(15.1 g/L)、NH4Cl(1.0 g/L)、NaCl(0.5 g/L)、MgSO4·7H2O(0.25 g/L)、KH2PO4(3.0 g/L)和CaCl2(14.7 mg/L)[20]，并進(jìn)行持續(xù)曝氣.MFC-STW系統(tǒng)外接1 000 Ω電阻.此外，裝置底部設(shè)排水管，污泥滲濾液經(jīng)填料層由排水管排出.同時構(gòu)建與MFC-STW系統(tǒng)陽極室結(jié)構(gòu)相同的STW系統(tǒng)作為對照組.美人蕉具有生長迅速、根系發(fā)達(dá)和耐污能力強等優(yōu)點，適合快速啟動的濕地系統(tǒng)，故選擇美人蕉作為濕地植物，以相同種植密度植于兩系統(tǒng)中.

圖1　MFC-STW系統(tǒng)示意

1.2實驗啟動和運行

實驗選用的污泥取自哈爾濱市某城市污水處理廠回流池.取回的污泥經(jīng)重力濃縮、棄去上清液后，4 ℃下低溫保存.采用蒸餾水將污泥調(diào)節(jié)為不同的負(fù)荷后待用，MFC-STW系統(tǒng)采用的污泥性質(zhì)見表1.

表1　污泥性質(zhì)

注：TCOD為總化學(xué)需氧量(total chemical oxygen demand，TCOD)；SCOD為可溶性需氧量(soluble chemical oxygen demand，SCOD)；TS為總固體(total solids，TS).

系統(tǒng)運行前先用生活污水澆灌以促進(jìn)美人蕉根系的生長，45 d后植物由15 cm生長至約80 cm且長勢良好.隨后分別將8棵長勢相同的美人蕉移入MFC-STW和STW系統(tǒng)中，系統(tǒng)正式開始啟動.系統(tǒng)啟動期以生活污水和厭氧污泥的混合物作為接種底物，MFC-STW系統(tǒng)采用間歇運行啟動，每5 d更換一次陽極底物，每7 d更換一次陰極電解液.系統(tǒng)運行期間采用間歇布泥的方式，并以5 d為一個周期，先后以SLR0.140運行14周期(70 d)、SLR0.258運行5個周期(25 d)、SLR0.343運行5個周期(25 d)，共120 d.系統(tǒng)第一個負(fù)荷期內(nèi)泥層堆積不顯著，單層取樣；隨著殘留污泥的高度增加，自第二個負(fù)荷開始時分上下兩層進(jìn)行取樣，其中上層為積存污泥的表面層，下層為污泥和介質(zhì)分界層.

1.3分析方法

實驗過程中污泥及滲濾液指標(biāo)均采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定[21].其中，污泥SCOD先用泥水比1∶10的比例浸提24 h；以4 000 r/min 離心30 min，過0.45 μm濾膜后采用重鉻酸鉀法，污泥含水率采用重量法.每次進(jìn)樣前用刻度尺測量積存污泥層厚度.εTCOD和εCOD分別表示污泥TCOD和滲濾液COD的去除率.

MFC-STW系統(tǒng)電壓通過多通道數(shù)據(jù)采集系統(tǒng)(12 bit A/D conversion chips，US)每隔1 min在線記錄輸出電壓及陽極電極電勢.電壓采集器與電腦相連，每次實驗前用萬用表(Agilent HP 34970，US)較準(zhǔn).陰極電勢由全電壓減去陽極電極電勢絕對值計算.采用梯度改變外電路電阻的方法測量極化曲線，開路運行下，待外電路電壓穩(wěn)定時，連接變阻箱(10～ 9 999 Ω)，測定在不同外電阻下穩(wěn)態(tài)放電時的輸出電壓，利用歐姆定律計算得到電流值，將電壓對電流作圖即得極化曲線.

功率密度P(W/m3)計算公式為

(1)

式中：U為電壓,V;I為電流,A;Va為陽極室有效容積, m3;Re為外電路電阻,Ω.

MFC-STW系統(tǒng)的內(nèi)阻由極化曲線得到，計算公式為

(2)

式中E為電動勢，V;Rint為電池內(nèi)阻,Ω.

實驗和分析檢測均在室溫((25 ± 2) ℃)和標(biāo)準(zhǔn)大氣壓(1.013×105Pa)下進(jìn)行.為保障實驗結(jié)果的有效性，每組實驗均進(jìn)行3組平行實驗，取其平均值作為實驗結(jié)果.

2結(jié)果與討論

2.1MFC-STW系統(tǒng)的啟動與運行

MFC-STW系統(tǒng)經(jīng)260 h培養(yǎng)后穩(wěn)定運行，輸出電壓0.620 V，成功啟動，與其他文獻(xiàn)報道接近[22].STW系統(tǒng)采用相同的操作.美人蕉在啟動過程中并未發(fā)生燒苗枯死等現(xiàn)象，且長勢良好.系統(tǒng)啟動成功后，分別對不同進(jìn)泥負(fù)荷下系統(tǒng)污泥降解情況和產(chǎn)電性能進(jìn)行分析.進(jìn)泥負(fù)荷依次設(shè)置為0.140(SLR0.140)、0.258(SLR0.258)和0.343 kg/(d·m2)(SLR0.343).

2.2MFC-STW系統(tǒng)的產(chǎn)電性能

2.2.1電壓輸出

系統(tǒng)啟動成功后，針對不同進(jìn)泥負(fù)荷對系統(tǒng)性能的影響進(jìn)行研究.MFC-STW系統(tǒng)不同進(jìn)泥負(fù)荷下一個完整周期(5 d)的電壓變化趨勢如圖2所示.隨著進(jìn)泥負(fù)荷的增加，MFC-STW系統(tǒng)最大輸出電壓由0.631 V(SLR0.140)升高至0.794 V(SLR0.343).而Doherty等[23]構(gòu)建了微生物燃料電池-人工濕地系統(tǒng)，獲得了0.307 V的穩(wěn)定電壓；Li等[24]通過構(gòu)建微生物燃料電池-人工濕地系統(tǒng)，在電極間距為20 cm獲得電壓0.560 V，可見本研究中構(gòu)建的MFC-STW系統(tǒng)獲得了較顯著的產(chǎn)電效能.系統(tǒng)整個實驗周期內(nèi)，陰極電勢始終保持在(0.313 ± 0.01) V內(nèi)，因此，不同進(jìn)泥負(fù)荷下系統(tǒng)輸出電壓的變化主要來自陽極電勢的變化.SLR0.343時的陽極電勢為-0.470 V，較SLR0.140時-0.334 V降低41%.

圖2　MFC-STW系統(tǒng)電壓及電極電勢變化

楊廣偉等[25]構(gòu)建了穩(wěn)定運行的微生物燃料電池-人工濕地系統(tǒng)，獲得了0.68 V的穩(wěn)定電壓，陽極電勢為-0.41 V.對于MFC-STW系統(tǒng)，陽極電勢越低說明陽極室內(nèi)可被產(chǎn)電菌直接利用的溶解性有機物濃度越高[26].SLR0.140時系統(tǒng)進(jìn)泥負(fù)荷最小，脫水污泥層在系統(tǒng)表層開始積聚，此時產(chǎn)電菌可利用的“燃料”主要為污泥經(jīng)脫水后滲濾液中所含的溶解性有機物，所以電壓輸出最低.隨著運行時間延長，脫水污泥層不斷積聚，在陽極室厭氧環(huán)境下污泥(或滲濾液)中大分子有機物通過水解發(fā)酵生成簡單的小分子化合物(如乙酸、乳酸等)，為產(chǎn)電菌提供源源不斷的“燃料”，因此，系統(tǒng)總輸出電壓逐漸升高且保持穩(wěn)定.

2.2.2極化曲線和功率密度曲線

圖3為不同進(jìn)泥負(fù)荷下MFC-STW系統(tǒng)的極化曲線和功率密度曲線.隨著進(jìn)泥負(fù)荷的增加，系統(tǒng)開路電壓升高，SLR0.343時開路電壓最高達(dá)0.868 V，為SLR0.140時的1.36倍.同時，系統(tǒng)內(nèi)阻隨進(jìn)泥負(fù)荷的增加而增加，SLR0.343時系統(tǒng)內(nèi)阻達(dá)201.3 Ω，為SLR0.140時的2.3倍.可見隨著系統(tǒng)負(fù)荷增加，電池內(nèi)部電子傳遞阻力逐漸增大，這主要歸因于污泥層不斷堆積引起系統(tǒng)歐姆內(nèi)阻和擴散內(nèi)阻的增加.但進(jìn)泥負(fù)荷的增加會導(dǎo)致積存污泥層擴大，逐漸形成的厭氧環(huán)境促使污泥中非溶解性有機物大量水解溶出，而系統(tǒng)間歇進(jìn)泥為積存污泥層提供源源不斷的水分，利于水解產(chǎn)物的擴散，提高系統(tǒng)內(nèi)產(chǎn)電菌對溶解性有機物的利用率.因此，隨著進(jìn)泥負(fù)荷增大，MFC-STW系統(tǒng)的開路電壓和功率密度也在逐漸增大，SLR0.343時系統(tǒng)最大功率密度達(dá)0.268 W/m3，為SLR0.140時的2.27倍.

圖3進(jìn)泥負(fù)荷對MFC-STW系統(tǒng)極化曲線與功率密度的影響

Fig.3Polarization curves and power density curves under different sludge loads of MFC-STW

2.3MFC-STW系統(tǒng)的脫水性能

2.3.1污泥含水率變化

STW系統(tǒng)污泥的脫水作用包括兩個途徑：1)水分在重力的作用下隨滲濾液下滲；2)水分在系統(tǒng)內(nèi)的蒸發(fā)和植物的蒸騰作用[27].滲濾液排水通常發(fā)生在進(jìn)泥后的1～3 h，而蒸發(fā)過程比滲透過程慢，發(fā)生在積存污泥層表面且持續(xù)時間長.MFC-STW和STW系統(tǒng)在不同進(jìn)泥負(fù)荷下積存污泥的含水率變化如圖4所示.由于系統(tǒng)采用周期布泥，兩系統(tǒng)積存污泥含水率呈下降趨勢但下降程度不高.SLR0.140時，MFC-STW和STW系統(tǒng)積存污泥的含水率分別為88%和91%，較進(jìn)泥分別減少了11%和8%.SLR0.258時MFC-STW系統(tǒng)上下層污泥含水率分別為91%和82%，這是由于隨著積存污泥層厚度增加，在重力壓縮的作用下，污泥脫水性能提高，導(dǎo)致系統(tǒng)積存污泥含水率隨床層深度增加而下降.SLR0.343時MFC-STW系統(tǒng)下層污泥含水率最低，為84%，較STW系統(tǒng)污泥的脫水率高7%.崔玉波等[28]利用中試規(guī)模的人工濕地對污泥生態(tài)穩(wěn)定化處理，在進(jìn)泥期間設(shè)置通風(fēng)結(jié)構(gòu)的蘆葦床中底層污泥含水率為84%.Burgoon等[29]在美國西北部建立了蘆葦干化床處理來自工業(yè)曝氣塘中污泥，進(jìn)泥負(fù)荷為40 kg/(a·m2)時含水率為88%～90%.結(jié)果表明，MFC-STW系統(tǒng)較STW獲得更低的污泥含水率，生物產(chǎn)電的引入可以強化STW系統(tǒng)中的脫水作用.

圖4　不同進(jìn)泥負(fù)荷下污泥含水率變化

2.3.2污泥層厚度

污泥進(jìn)泥期間兩系統(tǒng)的積存污泥厚度如圖5所示.SLR0.140時系統(tǒng)所進(jìn)污泥含水率高達(dá)99%，含固率較低及流動性大導(dǎo)致污泥難以在基質(zhì)層表面形成穩(wěn)定的積存污泥層，因此，在14個周期內(nèi)，MFC-STW系統(tǒng)污泥層厚度基本在2～3 cm波動.SLR0.258時系統(tǒng)積泥層厚度增長速度變快，可見進(jìn)泥負(fù)荷的增大和進(jìn)泥含水率的降低對積存污泥厚度的增長有顯著影響.系統(tǒng)共進(jìn)泥120 L，到SLR0.343末期，MFC-STW系統(tǒng)積存污泥層厚度為7.2 cm，共積存污泥4.32 L，污泥減量96%；STW系統(tǒng)積存污泥層厚度為7.6 cm，共積存污泥4.56 L.MFC-STW系統(tǒng)積存污泥層厚度始終低于STW系統(tǒng)，表明生物產(chǎn)電的引入可以使STW系統(tǒng)積存污泥層厚度增長減慢，促進(jìn)系統(tǒng)的污泥減容，利于后續(xù)污泥的處理處置.

圖5　不同進(jìn)泥負(fù)荷下污泥積存厚度隨時間變化

Fig.5Changes of sludge reservoir thickness with time under different sludge loads

2.4MFC-STW系統(tǒng)的有機物降解效能

2.4.1污泥TCOD變化

STW系統(tǒng)中有機物在物理、化學(xué)和生物的協(xié)同作用得以去除.濕地系統(tǒng)的基質(zhì)層和積存污泥層中有大量的微生物，布泥后大量的有機質(zhì)流經(jīng)基質(zhì)層和積存污泥層，其中的可溶性有機物直接被微生物降解利用；而不溶性有機物則被基質(zhì)層和積存污泥層過濾、吸附、截留，并被微生物利用[30].MFC-STW和STW系統(tǒng)在不同進(jìn)泥負(fù)荷下積存污泥的TCOD變化如圖6所示.SLR0.140時MFC-STW系統(tǒng)εTCOD最大，達(dá)74%，而STW系統(tǒng)的εTCOD為69%.表明生物產(chǎn)電的引進(jìn)促進(jìn)了STW系統(tǒng)中有機物的降解過程.隨進(jìn)泥負(fù)荷增大，系統(tǒng)中微生物在單位空間內(nèi)可利用的有機物增多，但微生物降解能力有限，因此，大量有機物在系統(tǒng)內(nèi)積累，使得系統(tǒng)的εTCOD下降.STW系統(tǒng)中同時存在好氧區(qū)和厭氧區(qū)：暴露于空氣中的積存污泥表層，以及積存污泥層內(nèi)受植物根系的泌氧作用的周圍區(qū)域為好氧區(qū)，好氧區(qū)內(nèi)微生物將有機物分解生成二氧化碳和水；其他區(qū)域則為厭氧區(qū)，在這些區(qū)域中厭氧微生物將有機物質(zhì)厭氧發(fā)酵產(chǎn)生單糖、氨基酸、脂肪酸等小分子有機物，并被產(chǎn)電菌利用，從而實現(xiàn)污泥有機物的加速去除與穩(wěn)定化.SLR0.343時MFC-STW上下兩層的污泥εTCOD分別為72%、78%，原因在于下層污泥積存時間長，有機物降解更充分.

圖6　不同進(jìn)泥負(fù)荷下污泥TCOD變化

2.4.2污泥SCOD變化

圖7為MFC-STW和STW系統(tǒng)在不同負(fù)荷下的污泥SCOD變化.SLR0.140時MFC-STW系統(tǒng)的SCOD為695 mg/L，與進(jìn)泥SCOD 580 mg/L相差不大.SCOD的來源主要是復(fù)雜有機物水解產(chǎn)生的小分子有機物及中間代謝產(chǎn)物.SLR0.140時系統(tǒng)積泥層厚度小，系統(tǒng)厭氧效果不理想，復(fù)雜有機物的水解不充分.隨著進(jìn)泥負(fù)荷的增加，積存污泥層厚度逐漸增加，系統(tǒng)的污泥SCOD明顯增高.SLR0.343時MFC-STW系統(tǒng)的上層積存污泥中SCOD可達(dá)2 619 mg/L，較進(jìn)泥SCOD增加68%，是SLR0.140時的4.06倍.此時MFC-STW系統(tǒng)中產(chǎn)電菌可利用的可溶性物質(zhì)濃度最高，系統(tǒng)輸出電壓最高，功率密度最大.由于生物產(chǎn)電可以促進(jìn)污泥的水解，使得MFC-STW系統(tǒng)的SCOD明顯高于STW系統(tǒng)，積存污泥中高濃度的SCOD使產(chǎn)電微生物在底物充足的條件下進(jìn)行胞外電子傳遞，從而表現(xiàn)出較高的產(chǎn)電效能.在產(chǎn)電菌的不斷利用下，積存污泥的SCOD隨積存時間梯度變化，即隨深度呈現(xiàn)遞減趨勢.

圖7　不同進(jìn)泥負(fù)荷下污泥SCOD變化

2.4.3滲濾液中COD變化

圖8為兩系統(tǒng)在不同進(jìn)泥負(fù)荷下滲濾液COD變化.系統(tǒng)中SCOD的去向包括：被產(chǎn)電菌利用轉(zhuǎn)化為電能，被系統(tǒng)中微生物利用完成自身代謝作用，隨滲濾液排出系統(tǒng).在產(chǎn)電菌的作用下產(chǎn)電系統(tǒng)中SCOD高，故MFC-STW系統(tǒng)滲濾液COD呈現(xiàn)較高濃度.SLR0.343時MFC-STW和STW系統(tǒng)的上層積存污泥中SCOD分別為2 870 和2 120 mg/L，下層積存污泥中SCOD較上層分別降低39%和13%.說明在本系統(tǒng)中，生物產(chǎn)電的嵌入為污泥SCOD的消耗提供了新的途徑.兩系統(tǒng)下層污泥SCOD相差220 mg/L，而系統(tǒng)滲濾液中COD差僅為10 mg/L，兩系統(tǒng)的基質(zhì)層結(jié)構(gòu)完全相同，該差異源于MFC-STW系統(tǒng)對污泥中溶解性有機物的優(yōu)先利用.生物產(chǎn)電的引入可強化系統(tǒng)有機物的降解，使MFC-STW系統(tǒng)具有更高的SCOD去除效能.

滲濾液中COD的去除率隨負(fù)荷增高呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢.SLR0.258時εCOD最低，MFC-STW系統(tǒng)滲濾液εCOD為65%，STW系統(tǒng)的εCOD則為70%；SLR0.343時εCOD最好，MFC-STW系統(tǒng)滲濾液εCOD為77%，STW系統(tǒng)的εCOD則為83%.徐大勇等[31]構(gòu)建了一種垂直流人工濕地處理污泥，在運行期間，污泥厚度由0 cm增長至5.23 cm的過程中滲濾液COD由215.9 mg/L降至118.9 mg/L.隨著積存污泥層厚度的增加，滲濾液在下滲的過程中可以被更好地過濾、吸附和截留，使有機物在基質(zhì)層和污泥層中得到更充分的降解.

圖8　不同進(jìn)泥負(fù)荷下滲濾液COD變化

3結(jié)論

1)成功構(gòu)建并穩(wěn)定運行MFC-STW系統(tǒng).隨著進(jìn)泥負(fù)荷的增加，MFC-STW系統(tǒng)輸出電壓和功率密度逐漸升高，SLR0.343時系統(tǒng)最大輸出電壓和功率密度分別為0.794 V和0.268 W/m3.

2)在120 d的進(jìn)泥期內(nèi)，由于周期性布泥，系統(tǒng)污泥的含水率變化不大.SLR0.343時MFC-STW系統(tǒng)下層污泥含水率最低，可降低至84%.進(jìn)泥期結(jié)束后MFC-STW系統(tǒng)共獲得積存污泥4.32 L，污泥減量化效果達(dá)96%.

3)SLR0.140時MFC-STW系統(tǒng)對污泥中有機物去除達(dá)到最大，εTCOD為74%.SLR0.343時MFC-STW系統(tǒng)的上層積存污泥中SCOD最高達(dá)2 619 mg/L，是SLR0.140時的4.06倍.本研究構(gòu)建的MFC-STW系統(tǒng)可促進(jìn)污泥有機物降解，并實現(xiàn)污泥中生物質(zhì)能的回收.

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(編輯劉彤)

doi：10.11918/j.issn.0367-6234.2016.08.008 10.3969/j.issn.1003-7985.2012.02.008

收稿日期:2016-04-18

基金項目:國家自然科學(xué)基金(51206036, 51378144)

作者簡介:王淑恬(1991—)，女，碩士研究生； 趙慶良(1962—)，男，教授，博士生導(dǎo)師

通信作者:姜珺秋，jiangjq_hit@126.com

中圖分類號:X505; X382

文獻(xiàn)標(biāo)志碼:A

文章編號:0367-6234(2016)08-0048-07

Acceleration of organic matter degradation in sludge treatment wetland by bioelectrogenesis

WANG Shutian，JIANG Junqiu，ZHAO Qingliang，ZHANG Weixian，YU Hang

(School of Municipal and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)

Abstract:In order to enhance the sludge organics degradation rate in sludge wetland treatment system, this paper for the first time combining the bioelectrohenesis with STW system to improve the performance of STW and recovery biomass energy simultaneously. The degradation rate of sludge and power output under different organic loading of the MFC-STW system, using Canna as wetland plants, were investigated. Experimental results showed that both of the output voltage and power density of MFC-STW system increased significantly with the increasing of sludge loads. The maximum output voltage and power density of the MFC-STW system under steady-state operation were 0.794 V and 0.268 W/m3, respectively. During the charged circulation period, moisture content of the bottom layer sludge in MFC-STW system reached 84%, which was 7% lower than that in the with a STW system with no electricity production. Moreover, the average TCOD degradation rate of MFC-STW system was 74%, was 11% higher than the blank test. Bioelectrogenesis could improve the performance of sludge dehydration and degradation during sludge wetland treatment.

Keywords:microbial fuel cell; sludge treatment wetland; sludge load; electricity production; organic matter degradation