生物產(chǎn)電加速污泥濕地中有機(jī)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)

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生物產(chǎn)電加速污泥濕地中有機(jī)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(wèn)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(guò)程中污泥有機(jī)物的降解性能，同時(shí)回收污泥生物質(zhì)能.啟動(dòng)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(guò)電化學(xué)測(cè)量與有機(jī)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(jī)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(shuō)明生物產(chǎn)電可促進(jìn)污泥濕地處理過(guò)程中的污泥脫水和有機(jī)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(jī)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(lái)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(yùn)行140處STW處理系統(tǒng)[3].波蘭、英國(guó)、意大利、法國(guó)等也陸續(xù)成功采用該工藝處理污泥[4].在中國(guó)，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(guó)內(nèi)外大量研究主要集中在STW對(duì)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(shí)的滲透及植物的蒸發(fā)蒸騰，其脫水效率與污泥壓濾機(jī)等常規(guī)機(jī)械脫水方法相當(dāng)[7].污泥經(jīng)STW處理后由流動(dòng)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(duì)污泥VS去除率一般為40%～55%和35%～50%[9].STW相對(duì)于其他技術(shù)在污泥處理上具有初期投資成本低、運(yùn)行管理費(fèi)用低以及能耗低的顯著優(yōu)勢(shì)[10]，然而其對(duì)污泥中有機(jī)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(shí)回收電能，并可加速污泥的厭氧降解過(guò)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(shí)該系統(tǒng)對(duì)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(yùn)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(dòng)了單室無(wú)膜微生物燃料電池，運(yùn)行過(guò)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(jī)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(jī)物，這些小分子有機(jī)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(guò)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(guò)程中引入生物產(chǎn)電技術(shù)，以實(shí)現(xiàn)強(qiáng)化污泥有機(jī)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(duì)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(chǎng)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(yùn)行以及有機(jī)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(duì)污泥中有機(jī)物的降解效能以及產(chǎn)電性能，以分析生物產(chǎn)電過(guò)程對(duì)污泥濕地中有機(jī)物降解的加速作用.

1實(shí)驗(yàn)

1.1實(shí)驗(yàn)裝置

MFC-STW系統(tǒng)裝置采用有機(jī)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(yáng)離子交換膜將系統(tǒng)分隔為陽(yáng)極室和陰極室.其中陽(yáng)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(yáng)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(yáng)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(dòng)時(shí)間，并且在較短的時(shí)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(shí)構(gòu)建與MFC-STW系統(tǒng)陽(yáng)極室結(jié)構(gòu)相同的STW系統(tǒng)作為對(duì)照組.美人蕉具有生長(zhǎng)迅速、根系發(fā)達(dá)和耐污能力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)，適合快速啟動(dòng)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(shí)驗(yàn)啟動(dòng)和運(yùn)行

實(shí)驗(yàn)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(jiàn)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(yùn)行前先用生活污水澆灌以促進(jìn)美人蕉根系的生長(zhǎng)，45 d后植物由15 cm生長(zhǎng)至約80 cm且長(zhǎng)勢(shì)良好.隨后分別將8棵長(zhǎng)勢(shì)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(dòng).系統(tǒng)啟動(dòng)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(yùn)行啟動(dòng)，每5 d更換一次陽(yáng)極底物，每7 d更換一次陰極電解液.系統(tǒng)運(yùn)行期間采用間歇布泥的方式，并以5 d為一個(gè)周期，先后以SLR0.140運(yùn)行14周期(70 d)、SLR0.258運(yùn)行5個(gè)周期(25 d)、SLR0.343運(yùn)行5個(gè)周期(25 d)，共120 d.系統(tǒng)第一個(gè)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(gè)負(fù)荷開始時(shí)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(shí)驗(yàn)過(guò)程中污泥及滲濾液指標(biāo)均采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)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(guò)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(cè)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(guò)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(yáng)極電極電勢(shì).電壓采集器與電腦相連，每次實(shí)驗(yàn)前用萬(wàn)用表(Agilent HP 34970，US)較準(zhǔn).陰極電勢(shì)由全電壓減去陽(yáng)極電極電勢(shì)絕對(duì)值計(jì)算.采用梯度改變外電路電阻的方法測(cè)量極化曲線，開路運(yùn)行下，待外電路電壓穩(wěn)定時(shí)，連接變阻箱(10～ 9 999 Ω)，測(cè)定在不同外電阻下穩(wěn)態(tài)放電時(shí)的輸出電壓，利用歐姆定律計(jì)算得到電流值，將電壓對(duì)電流作圖即得極化曲線.

功率密度P(W/m3)計(jì)算公式為

(1)

式中：U為電壓,V;I為電流,A;Va為陽(yáng)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(jì)算公式為

(2)

式中E為電動(dòng)勢(shì)，V;Rint為電池內(nèi)阻,Ω.

實(shí)驗(yàn)和分析檢測(cè)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(shí)驗(yàn)結(jié)果的有效性，每組實(shí)驗(yàn)均進(jìn)行3組平行實(shí)驗(yàn)，取其平均值作為實(shí)驗(yàn)結(jié)果.

2結(jié)果與討論

2.1MFC-STW系統(tǒng)的啟動(dòng)與運(yùn)行

MFC-STW系統(tǒng)經(jīng)260 h培養(yǎng)后穩(wěn)定運(yùn)行，輸出電壓0.620 V，成功啟動(dòng)，與其他文獻(xiàn)報(bào)道接近[22].STW系統(tǒng)采用相同的操作.美人蕉在啟動(dòng)過(guò)程中并未發(fā)生燒苗枯死等現(xiàn)象，且長(zhǎng)勢(shì)良好.系統(tǒng)啟動(dòng)成功后，分別對(duì)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(dòng)成功后，針對(duì)不同進(jìn)泥負(fù)荷對(duì)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(gè)完整周期(5 d)的電壓變化趨勢(shì)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(guò)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(jiàn)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(gè)實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)，陰極電勢(shì)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(lái)自陽(yáng)極電勢(shì)的變化.SLR0.343時(shí)的陽(yáng)極電勢(shì)為-0.470 V，較SLR0.140時(shí)-0.334 V降低41%.

圖2　MFC-STW系統(tǒng)電壓及電極電勢(shì)變化

楊廣偉等[25]構(gòu)建了穩(wěn)定運(yùn)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(yáng)極電勢(shì)為-0.41 V.對(duì)于MFC-STW系統(tǒng)，陽(yáng)極電勢(shì)越低說(shuō)明陽(yáng)極室內(nèi)可被產(chǎn)電菌直接利用的溶解性有機(jī)物濃度越高[26].SLR0.140時(shí)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(shí)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(jī)物，所以電壓輸出最低.隨著運(yùn)行時(shí)間延長(zhǎng)，脫水污泥層不斷積聚，在陽(yáng)極室厭氧環(huán)境下污泥(或滲濾液)中大分子有機(jī)物通過(guò)水解發(fā)酵生成簡(jiǎn)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(shí)開路電壓最高達(dá)0.868 V，為SLR0.140時(shí)的1.36倍.同時(shí)，系統(tǒng)內(nèi)阻隨進(jìn)泥負(fù)荷的增加而增加，SLR0.343時(shí)系統(tǒng)內(nèi)阻達(dá)201.3 Ω，為SLR0.140時(shí)的2.3倍.可見(jiàn)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?dú)w因于污泥層不斷堆積引起系統(tǒng)歐姆內(nèi)阻和擴(kuò)散內(nèi)阻的增加.但進(jìn)泥負(fù)荷的增加會(huì)導(dǎo)致積存污泥層擴(kuò)大，逐漸形成的厭氧環(huán)境促使污泥中非溶解性有機(jī)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(kuò)散，提高系統(tǒng)內(nèi)產(chǎn)電菌對(duì)溶解性有機(jī)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(shí)系統(tǒng)最大功率密度達(dá)0.268 W/m3，為SLR0.140時(shí)的2.27倍.

圖3進(jìn)泥負(fù)荷對(duì)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(gè)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(guò)程比滲透過(guò)程慢，發(fā)生在積存污泥層表面且持續(xù)時(shí)間長(zhǎng).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(shì)但下降程度不高.SLR0.140時(shí)，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(shí)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(shí)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(duì)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(guó)西北部建立了蘆葦干化床處理來(lái)自工業(yè)曝氣塘中污泥，進(jìn)泥負(fù)荷為40 kg/(a·m2)時(shí)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(qiáng)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(shí)系統(tǒng)所進(jìn)污泥含水率高達(dá)99%，含固率較低及流動(dòng)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(gè)周期內(nèi)，MFC-STW系統(tǒng)污泥層厚度基本在2～3 cm波動(dòng).SLR0.258時(shí)系統(tǒng)積泥層厚度增長(zhǎng)速度變快，可見(jiàn)進(jìn)泥負(fù)荷的增大和進(jìn)泥含水率的降低對(duì)積存污泥厚度的增長(zhǎng)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(zhǎng)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(shí)間變化

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

2.4MFC-STW系統(tǒng)的有機(jī)物降解效能

2.4.1污泥TCOD變化

STW系統(tǒng)中有機(jī)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(jī)質(zhì)流經(jīng)基質(zhì)層和積存污泥層，其中的可溶性有機(jī)物直接被微生物降解利用；而不溶性有機(jī)物則被基質(zhì)層和積存污泥層過(guò)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(shí)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(jī)物的降解過(guò)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(jī)物增多，但微生物降解能力有限，因此，大量有機(jī)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(shí)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?yàn)楹醚鯀^(qū)，好氧區(qū)內(nèi)微生物將有機(jī)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(jī)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(jī)物，并被產(chǎn)電菌利用，從而實(shí)現(xiàn)污泥有機(jī)物的加速去除與穩(wěn)定化.SLR0.343時(shí)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(shí)間長(zhǎng)，有機(jī)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(shí)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(lái)源主要是復(fù)雜有機(jī)物水解產(chǎn)生的小分子有機(jī)物及中間代謝產(chǎn)物.SLR0.140時(shí)系統(tǒng)積泥層厚度小，系統(tǒng)厭氧效果不理想，復(fù)雜有機(jī)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(shí)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(shí)的4.06倍.此時(shí)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(shí)間梯度變化，即隨深度呈現(xiàn)遞減趨勢(shì).

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(shí)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(shuō)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(duì)污泥中溶解性有機(jī)物的優(yōu)先利用.生物產(chǎn)電的引入可強(qiáng)化系統(tǒng)有機(jī)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(shì).SLR0.258時(shí)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(shí)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(yùn)行期間，污泥厚度由0 cm增長(zhǎng)至5.23 cm的過(guò)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(guò)程中可以被更好地過(guò)濾、吸附和截留，使有機(jī)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(yùn)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(shí)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(shí)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(shí)MFC-STW系統(tǒng)對(duì)污泥中有機(jī)物去除達(dá)到最大，εTCOD為74%.SLR0.343時(shí)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(shí)的4.06倍.本研究構(gòu)建的MFC-STW系統(tǒng)可促進(jìn)污泥有機(jī)物降解，并實(shí)現(xiàn)污泥中生物質(zhì)能的回收.

參考文獻(xiàn)

[1] UGGETTI E, FEERRER I, LIORENS E, et al. Sludge treatment wetlands: a review on the state of the art[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(9): 2905-2912. DOI:10.1016/j.biortech.2009.11.102.

[2] STEFANAKIS A I, KOMILIS D P, TSIHRINTZIS V A. Stability and maturity of thickened wastewater sludge treated in pilot-scale sludge treatment wetlands[J]. Water Research, 2011, 5(19):6441-6452. DOI: 10.1016/j.watres.2011.09.036.

[3] PERUZZI E, MACCI C, DONI S, et al. Organic matter and pollutants monitoring in reed bed systems for sludge stabilization: a case study[J]. Environmental Science & Pollution Research, 2015, 22(4):2447-2454.DOI:10.1007/s11356-014-3054-x.

[4] NIELSEN S. Sludge drying reed beds[C].// 8th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control. ARUSHA: IWA Publishing, 2003, 48(5):101-9.

[5] 崔玉波,郭智倩,劉穎慧,等.剩余污泥生態(tài)穩(wěn)定化研究[J].土木建筑與環(huán)境工程, 2011, 33(4) : 151-156. DOI:10.3969/j.issn.1674-4764.2011.04.023.

CUI Yubo, GUO Zhiqian, LIU Yinghui, et al. Ecological stabilization for sewage sludge[J].Journal of Civil ,Architectural & Environmental Engineering, 2011, 33(4) 151-156.DOI:10.3969/j.issn.1674-4764.2011.04.023.

[6] MAESENEER J L D.Constructed wetlands for sludge dewatering [J].Water Science & Technology,1997,35(5):279-285.DOI:10.1016/S0273-1223(97)00080-2.

[7] UGGETTI E, LLORENS E, PEDESCOLL A,et al.Sludge dewatering and stabilization in drying reed beds: characterization of three full-scale systems in Catalonia, Spain[J].Bioresource Technology, 2009, 100(17):3882-3890.DOI:10.1016/j.biortech.2009.03.047.

[8] EDWARSD J K, GRAY K R, COOPER D J, et al.Reed bed dewatering of agricultural sludges and slurries[C]//7th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control 2000.FL:IWA Publishing, 2001, 44(11/12):551-558.

[9] NIELSEN S, BRUUN E W. Sludge quality after 10-20 years of treatment in reed bed systems[J].Environmental Science & Pollution Research, 2015, 22(17): 12885-12891.DOI:10.1007/s11356-014-3815-6.

[10]姚淑君,李懷正,葉建鋒,等.人工濕地處理污泥技術(shù)的應(yīng)用與發(fā)展[J].凈水技術(shù), 2009, 28(6):1-4. DOI:10.15890/j.cnki.jsjs.2009.06.008.

YAO Shujun, LI Huaizheng, YE Jianfeng, et al. Application and development of constructed wetland sludge treatment technology[J]. Water Purification Technology, 2009, 28(6): 1-4.DOI:10.15890/j.cnki.jsjs.2009.06.008.

[11]JIANG Junqiu, ZHAO Qingliang, ZHANG Jinna, et al. Electricity generation from bio-treatment of sewage sludge with microbial fuel cell[J].Bioresource Technology,2009,100(23):5808-5812.DOI:10.1016/j.biortech.2009.06.076.

[12]賈斌,劉志華,李小明,等.剩余污泥為燃料的微生物燃料電池產(chǎn)電特性研究[J].環(huán)境科學(xué),2009,30(4):1227-1231.DOI:10.13227/j.hjkx.2009.04.044.

JIA Bin,LIU Zhihua,LI Xiaoming, et al. Electricity production surplus sludge using microbial fuel cells[J].Environmental Science,2009,30(4):1227-1231.DOI:10.13227/j.hjkx.2009.04.044.

[13]JIANG Junqiu, ZHAO Qingliang, WEI Liangliang, et al. Degradation and characteristic changes of organic matter in sewage sludge using microbial fuel cell with ultrasound pretreatment[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(1):272-277.DOI:10.1016/j.biortech.2010.04.066.

[14]FANG Zhou, SONG Hailiang, CANG Ning, et al. Performance of microbial fuel cell coupled constructed wetland system for decolorization of azo dye and bioelectricity generation[J]. Bioresource Technology, 2013,144(6):165-171. DOI：10.1016/j.biortech.2013.06.073.

[15]ZHAO Y, COLLUM S, PHELAN M, et al. Preliminary investigation of constructed wetland incorporating microbial fuel cell: batch and continuous flow trials[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 229(229): 364-370. DOI:10.1016/j.cej.2013.06.023.

[16]NIELSEN S. Sludge treatment and drying reed bed systems[J]. Ecohydrology & Hydrobiology,2007,7(s3/4):223-234.DOI：10.1016/S1642-3593(07)70105-2.

[17]ZHANG Guodong, ZHAO Qingliang, JIAO Yan, et al. Efficient electricity generation from sewage sludge using biocathode microbial fuel cell[J].Water Research,2012,46(1):43-52.DOI:10.1016/j.watres.2011.10.036.

[18]MENG Fanyu, JIANG Junqiu, ZHAO Qingliang, et al. Bioelectrochemical desalination and electricity generation in microbial desalination cell with dewatered sludge as fuel[J]. Bioresource Technology, 2014, 157(2):120-126.DOI:1016/j.biortech.2014.01.056.[19]ZHANG Guodong, ZHAO Qingliang, JIAO Yan,et al. Improved performance of microbial fuel cell using combination biocathode of graphite fiber brush and graphite granules[J].Journal of Power Sources,2011,196(15):6036-6041.DOI:10.1016/j.jpowsour.2011.03.096.

[20]BOND D R, LOVELY D R. Electricity production by geobacter sulfurreducens attached to electrodes[J]. Applied & Environmental Microbiology, 2003, 69(3): 1548-1555.DOI:10.1128/AEM.69.3.1548-1555.2003.

[21]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M]. 4版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,2002.State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis methods[M]. 4th ed. Beijing: China Environmental Science Press,2002.[22]ZHANG Jinna, ZHAO Qingliang, AELTERMAN P, et al. Electricity generation in a microbial fuel cell with a microbially catalyzed cathode[J]. Biotechnology Letters, 2008, 30(10): 1771-1776.DOI:10.1007/s10529-008-9751-0.

[23]DOHERTY L, ZHAO Y Q, ZHAO X H, et al. Nutrient and organics removal from swine slurry with simultaneous electricity generation in an alum sludge-based constructed wetland incorporating microbial fuel cell technology[J]. Chemical Engineering Journal, 2015 ,266: 74-81.DOI:10.1016/j.cej.2014.12.063.

[24]LI Xianning, SONG Hailiang, XIANG Wenli, et al. Electricity generation during wastewater treatment by a microbial fuel cell coupled with constructed wetland[J]. Journal of Southeast University (English Edition), 2012, 28(2):175-178.

[25]楊廣偉, 姜珺秋, 王琨,等. 生物產(chǎn)電人工濕地系統(tǒng)對(duì)處理生活污水的效能[J]. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)(工學(xué)版), 2015(6):1186-1192.DOI:10.3798/j.issn.1008-973X.2015.06.026.

YANG Guangwei, JIANG Junqiu, WANG Kun, et al. Performance of sewage treatment by integrated system of bioelectrogenesis and constructed wetland[J]. Journal of Zhejiang University(Engineering Science), 2015(6): 1186-1192.DOI:10.3798/j.issn.1008-973X.2015.06.026.

[26]JENNA H, LOGAN B E, JENNA H, et al. Production of electricity from proteins using a microbial fuel cell.[J]. Water Environment Research,2006,78(5):531-7.DOI:10.2175/106143005X73046.

[27]GIRALDI D, IANNELLI R. Short-term water content analysis for the optimization of sludge dewatering in dedicated constructed wetlands (reed bed systems)[J]. Desalination,2009,246(1/2/3):92-99.DOI:10.1016/j.desal.2008.02.038.

[28]崔玉波.剩余污泥人工濕地處理技術(shù)[M].北京：化學(xué)工業(yè)出版社,2012.

CUI Yubo. Sludge manual wetland treatment technology[M]. Beijing:Chemical Industry Press, 2012.

[29]BURGOON P S, KIRKBRIDE K F, HENDERSON M, et al. Reed beds for biosolids drying in the arid northwestern United States[J]. Water Science & Technology,1997,35(5):287-292.DOI:10.1016/S0273-1223(97)00081-4.

[30]STEFANAKIS A I, TSIHRINNTZIS V A. Effect of various design and operation parameters on performance of pilot-scale Sludge Drying Reed Beds[J]. Ecological Engineering,2011,38(1):65-78.DOI:10.1016/j.ecoleng.2011.10.003.

[31]徐大勇,徐建平,裘秀群,等.新型垂直流人工濕地組合工藝處理剩余污泥實(shí)驗(yàn)研究[J].河南科學(xué),2012,30(11):1638-1642.DOI:10.13537/j.issn.1004-3918.2012.11.010.

XU Dayong, XU Jianping, QIU Xiuqun, et al. Treatment and dewatering of sewage sludge by an innovative vertical-flow constructed wetlands combination process[J].Henan Science, 2012, 30 (11):1638-1642.DOI:10.13537/j.issn.1004-3918.2012.11.010.

(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(xiàng)目:國(guó)家自然科學(xué)基金(51206036, 51378144)

作者簡(jiǎn)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(hào):X505; X382

文獻(xiàn)標(biāo)志碼:A

文章編號(hào):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