MFC處理人工濕地生物堵塞物及同步產(chǎn)電研究

林莉莉，魯 汭，龍憶年，陳宇華，肖恩榮，吳振斌

1.武漢理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，湖北 武漢 430070 2.中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所，淡水生態(tài)和生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖北 武漢 430072 3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049

EPS (extracellular polymeric substances，胞外聚合物)是在一定環(huán)境條件下由微生物分泌于體外、相互粘附的有機(jī)高分子聚合物[1]，是微生物聚集體的主要成分. EPS過(guò)量積累是導(dǎo)致人工濕地(constructed wetland，CW)生物堵塞的重要因素，基質(zhì)中的堵塞物質(zhì)主要由厭氧分解產(chǎn)物〔如多糖類(lèi)物質(zhì)、聚脲類(lèi)物質(zhì)(EPS中蛋白質(zhì)類(lèi)成分)〕以及受低溫及其他條件限制未能降解的有機(jī)化合物組成[2]. 相較于EPS的含量，EPS的成分和性質(zhì)對(duì)生物堵塞的形成具有更大影響[3]. 研究[4-5]表明，多糖的大尺寸和凝膠化行為以及低生物降解率可能導(dǎo)致基質(zhì)中多糖的更高積累潛力. TB-EPS (tightly bound EPS，緊密結(jié)合EPS)中含有較多的蛋白質(zhì)，而LB-EPS (loosely bound EPS，松散結(jié)合EPS)中的多糖含量較高，因此，與TB-EPS相比，LB-EPS與生物堵塞的相關(guān)性更為顯著[3,6]. 目前廣泛研究的人工濕地生物堵塞防治技術(shù)主要包括停床輪休[7-8]、原位化學(xué)解堵(化學(xué)溶脫劑[9-10]和鼠李糖脂[11])、原位生物解堵(細(xì)菌[12]、蚯蚓[13]及酶處理[14])等.

MFC (microbial fuel cells，微生物燃料電池)是一種以微生物作為催化劑氧化有機(jī)和無(wú)機(jī)物質(zhì)并同步產(chǎn)電的新型產(chǎn)能及廢水凈化技術(shù)[15]，對(duì)進(jìn)水要求不高，幾乎所有有機(jī)物都可作為反應(yīng)底物. MFC內(nèi)的產(chǎn)電菌可將EPS中難降解的大分子量的有機(jī)物分解成簡(jiǎn)單的、可溶性的有機(jī)物加以利用并產(chǎn)生電能[16]. 大量研究[17-23]表明，MFC產(chǎn)生的微弱電場(chǎng)可以降低EPS含量并改變EPS中有機(jī)物的組成，有效控制膜污染. MFC形成的微弱電場(chǎng)對(duì)控制LB-EPS中多糖類(lèi)小分子污染物具有明顯優(yōu)勢(shì)[22]. 因此，針對(duì)人工濕地生物堵塞對(duì)濕地壽命和運(yùn)行效率影響深遠(yuǎn)的問(wèn)題，該試驗(yàn)構(gòu)建了雙室MFC系統(tǒng)用于處理EPS主要組分和人工濕地生物堵塞物，分析經(jīng)MFC處理前后EPS主要組分的含量變化，探究MFC緩解人工濕地生物堵塞的潛力，以期為人工濕地生物堵塞防治提供借鑒.

1 材料與方法

1.1 雙室MFC反應(yīng)器的構(gòu)建與啟動(dòng)

圖1 MFC裝置Fig.1 Schematic representation of the two-chambered MFC

試驗(yàn)采用雙室MFC(見(jiàn)圖1)，陰、陽(yáng)極室均為訂制的玻璃瓶(有效容積為300 mL)，呈“H”形狀連接，之間通過(guò)Nafion117質(zhì)子交換膜(proton exchange membrane，PEM)分隔. 采用石墨氈作為電極材料，陽(yáng)極有效面積為80 cm2，陰極有效面積為32.5 cm2，石墨氈使用前經(jīng)1 mol/L NaOH和1 mol/L HCl各處理2 h，并用蒸餾水清洗至pH為7以去除雜質(zhì). 陰、陽(yáng)極之間通過(guò)鈦絲構(gòu)成回路，外接變阻箱(外阻，Rex)并通過(guò)數(shù)據(jù)采集系統(tǒng)(data acquisition system，DAS)實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)電壓數(shù)據(jù)并傳輸至電腦. 將裝置放置在磁力攪拌器上，陰、陽(yáng)極攪拌轉(zhuǎn)速均為40～50 r/min，以使水樣充分混合. 反應(yīng)器放置在恒溫室中，溫度保持在(25±2)℃. 陰極室加入50 mmol/L K3[Fe(CN)6]緩沖溶液，當(dāng)溶液顏色由黃色變?yōu)榈G色時(shí)更換陰極液. 設(shè)置2個(gè)試驗(yàn)組，每組2個(gè)平行，分別命名為閉路組(closed circuit MFC，MFC-C)和開(kāi)路組(open circuit MFC，MFC-O).

接種污泥取自武漢市某污水處理廠(chǎng)的二沉池. 向MFC陽(yáng)極室加入曝氮?dú)夂蟆拨?DO)<1 mg/L〕的活性污泥和營(yíng)養(yǎng)液的混合液(體積比為1∶2)以馴化產(chǎn)電菌，營(yíng)養(yǎng)液的成分為CH3COONa、NH4Cl、NaCl、KH2PO4、Na2HPO4、CaCl2·6H2O、MgSO4·7H2O和微量元素[24](營(yíng)養(yǎng)液用蒸餾水配置，正式試驗(yàn)時(shí)不含CH3COONa，以保證除底物外無(wú)其他外加碳源). 每隔1周更換陽(yáng)極混合液，使產(chǎn)電菌在電極上富集，共接種4次，之后每3 d更換1次營(yíng)養(yǎng)液，單個(gè)周期獲得穩(wěn)定電壓輸出即表示馴化完成. 整個(gè)馴化階段持續(xù)約1.5個(gè)月.

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1EPS組分降解試驗(yàn)

分別向陽(yáng)極投加不同濃度的PN (protein，蛋白質(zhì))和PS (polysaccharide，多糖)作為反應(yīng)底物，研究底物類(lèi)型、底物濃度和外阻(Rex)對(duì)MFC系統(tǒng)產(chǎn)電性能的影響及其對(duì)底物的利用效率. 每種底物下設(shè)置3個(gè)處理批次，相應(yīng)的進(jìn)水ρ(CODCr)條件見(jiàn)表1，每批次試驗(yàn)周期為1周，每個(gè)批次重復(fù)3次. PN用牛血清白蛋白(BSA)配制，PS用分析純葡萄糖配制.

表1 EPS組分降解試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.2人工濕地堵塞物降解試驗(yàn)

依次向陽(yáng)極投加0.500、1.000、1.667、3.333、6.667 g/L人工濕地堵塞物〔取自某高速公路服務(wù)區(qū)人工濕地，經(jīng)烘干研磨過(guò)100目(0.15 mm)篩網(wǎng)后使用〕作為反應(yīng)底物，根據(jù)預(yù)試驗(yàn)結(jié)果將Rex條件設(shè)為500 Ω，研究MFC的產(chǎn)電性能及對(duì)堵塞物的降解效果. EPS組分降解試驗(yàn)結(jié)果表明，在第3天電壓開(kāi)始大幅下降，因此每批次試驗(yàn)周期設(shè)置為3 d，試驗(yàn)重復(fù)3次. 人工濕地堵塞物以EPS和無(wú)機(jī)物質(zhì)的總含量來(lái)表征，其中EPS采用“堿洗+熱堿+低速離心”方法提取[25]. 試驗(yàn)所用堵塞物中無(wú)機(jī)物含量為36.50%，EPS組分含量：w(PN)為49.48 mg/g(73.26%)，w(PS)為15.44 mg/g(22.86%)，w(核酸)為2.62 mg/g(3.88%).

1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

1.3.1產(chǎn)電性能

電壓通過(guò)數(shù)據(jù)采集器(型號(hào)R6016/U/C3，上海繼升電氣有限公司)測(cè)定，每10 s記錄一次并自動(dòng)存入計(jì)算機(jī)中，分析數(shù)據(jù)時(shí)取10 min內(nèi)的平均值，采集精度為0.001 V. 極化曲線(xiàn)和功率密度曲線(xiàn)使用穩(wěn)態(tài)放電法[26]測(cè)定，依次調(diào)減Rex(從 9 000 Ω降至10 Ω)并記錄相應(yīng)的電壓值，采用極化曲線(xiàn)斜率法計(jì)算Rint(系統(tǒng)內(nèi)阻，等于極化曲線(xiàn)斜率和陽(yáng)極有效面積的比值).

1.3.2EPS組分分析

ρ(PN)采用考馬斯亮藍(lán)法測(cè)定〔以牛血清白蛋白(BSA)作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)〕[27]；ρ(PS)采用葡萄糖氧化法(H2SO4-蒽酮法)測(cè)定[1]；ρ(核酸)采用二苯胺法測(cè)定(以小牛胸腺DNA作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì))[28].

1.3.3水質(zhì)指標(biāo)

ρ(CODCr)采用HJ/T 399—2007《水質(zhì) 化學(xué)需氧量的測(cè)定 快速消解分光光度法》測(cè)定；ρ(TN)采用HJ 636—2012《水質(zhì) 總氮的測(cè)定 堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法》測(cè)定；ρ(NH4+-N)采用HJ 535—2009《水質(zhì) 氨氮的測(cè)定 納氏試劑分光光度法》測(cè)定；ρ(NO3--N)采用HJ/T 346—2007《水質(zhì) 硝酸鹽氮的測(cè)定 紫外分光光度法(試行)》測(cè)定. 溶解性有機(jī)物通過(guò)總有機(jī)碳(total organic carbon, TOC)來(lái)衡量，采用《TOC分析儀燃燒法》測(cè)定.

1.4 數(shù)據(jù)分析

每個(gè)試驗(yàn)組設(shè)置2個(gè)平行，每組試驗(yàn)重復(fù)3次，取數(shù)據(jù)的平均值進(jìn)行分析. 所有數(shù)據(jù)使用Origin 9.0軟件繪圖，使用SPSS 22.0統(tǒng)計(jì)軟件中的One-way Anova法進(jìn)行單因素方差分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 EPS組分降解試驗(yàn)

2.1.1產(chǎn)電性能

分別以PN和PS為底物的MFC系統(tǒng)電壓輸出如圖2所示，電壓曲線(xiàn)均呈先迅速升高至峰值后穩(wěn)定一段時(shí)間再快速下降的趨勢(shì). 在單批次試驗(yàn)臨近結(jié)束時(shí)，電壓輸出接近于零，說(shuō)明此時(shí)陽(yáng)極室內(nèi)的碳源被消耗殆盡，微生物活性下降，幾乎不產(chǎn)生電能. 底物為PN時(shí)，3個(gè)處理批次的最大電壓(Vmax)分別為600、635和302 mV，電壓穩(wěn)定時(shí)間(stable time，ST)分別持續(xù)約2.2、2.0和1.0 d；底物為PS時(shí)，相應(yīng)的Vmax分別為584、590和306 mV，ST分別持續(xù)約0.7、1.8和1.2 d. 對(duì)比分析可發(fā)現(xiàn)，底物類(lèi)型對(duì)系統(tǒng)電壓輸出有一定影響，底物為PN時(shí)MFC的Vmax略高于底物為PS條件下，前者的ST也較后者的略長(zhǎng). 此外，底物為PN時(shí)，輸出電壓受到底物濃度的影響，當(dāng)?shù)孜餄舛仍黾?.5倍(由200 mg/L增至500 mg/L)時(shí)，Vmax增加5.8%；而底物為PS時(shí)，其濃度對(duì)Vmax影響不大. 當(dāng)保持底物類(lèi)型和底物濃度不變、Rex增加9倍(由100 Ω增至 1 000 Ω)時(shí)，Vmax分別增加110.26%(PN)和92.81%(PS). 同時(shí)，ST受Rex的影響，Rex減小時(shí)，電路電流增大，ST縮短，底物降解速率加快.

圖2 以PN和PS為底物的MFC-C系統(tǒng)輸出電壓Fig.2 Voltage output of MFC-C system with substrates of PN and PS

以PN和PS為底物的MFC系統(tǒng)極化曲線(xiàn)和功率密度曲線(xiàn)如圖3所示. 由圖3可見(jiàn)，底物為PN時(shí)，3個(gè)處理批次的開(kāi)路電壓(OCV)分別為577、767和551 mV，最大功率密度(Pmax)分別為55.88、161.10和77.01 mW/m2，系統(tǒng)內(nèi)阻(Rint)分別為212.5、112.5和125.0 Ω；底物為PS時(shí)，相應(yīng)的OCV分別為671、660和674 mV，Pmax分別為50.06、112.24、104.40 mW/m2，Rint分別為262.5、125.0和137.5 Ω. 對(duì)比分析可知，底物類(lèi)型對(duì)OCV、Pmax和Rint均有一定影響. 底物為PN時(shí)，OCV隨著底物濃度和Rex的增大而增加，底物濃度增加1.5倍時(shí)，OCV增加32.93%；Rex增加9倍時(shí)，OCV增加39.20%. 底物為PS時(shí)，3個(gè)處理批次的OCV并無(wú)明顯差異.Pmax隨底物濃度和Rex的增大而增加，底物濃度增加1.5倍時(shí)，Pmax分別增加188.30%(PN)和124.21%(PS)；Rex增加9倍時(shí)，Pmax分別增加109.19%(PN)和7.51%(PS). 底物為PN時(shí)，Pmax隨著底物濃度的增大而增加，這與Heilamnn等[29]的研究結(jié)論“一定底物濃度范圍內(nèi)，MFC的Pmax與底物濃度成正比”相一致，但Pmax低于單室BSA-MFC的Pmax〔(354±10)mW/m2〕，可能是由于質(zhì)子交換膜的存在增大了系統(tǒng)內(nèi)阻.Rint不受Rex影響，但與底物濃度有關(guān)，該研究中，底物濃度增加1.5倍時(shí)，Rint分別減小47.06%(PN)和52.38%(PS)，這與郭昌梓等[30]的研究結(jié)果“MFC的Rint隨底物濃度的增大而減小”相一致.

圖3 以PN和PS為底物的MFC-C系統(tǒng)極化曲線(xiàn)和功率密度曲線(xiàn)Fig.3 Polarization curves and power density curves of MFC-C system with substrates of PN and PS

該試驗(yàn)結(jié)果表明，MFC系統(tǒng)的產(chǎn)電性能受底物類(lèi)型、底物濃度及Rex的影響較大. MFC陽(yáng)極微生物對(duì)PS的利用速率較快，由于PN需要被分解為小分子含氮物質(zhì)之后方可為微生物利用，因此以其為底物時(shí)MFC可在更長(zhǎng)時(shí)間內(nèi)穩(wěn)定運(yùn)行. EPS中的主要組分PN和PS均可作為MFC的底物并被有效利用，說(shuō)明MFC可降解剩余污泥或人工濕地堵塞物等含EPS的物質(zhì)并同步產(chǎn)能.

2.1.2EPS組分利用效果

圖4 以PN和PS為底物的MFC-C和MFC-O系統(tǒng)出水ρ(PS)Fig.4 The PS in the effluent of MFC-C and MFC-O systems with substrates of PN and PS

不論底物為PN還是PS，所有批次的出水中均檢測(cè)不到PN，PN去除率均達(dá)100%，微生物分泌的PN極少. 但以PN為底物時(shí)，出水中可檢測(cè)到PS，應(yīng)為微生物所分泌. 各批次出水中的ρ(PS)如圖4所示. 由圖4可以看出，當(dāng)?shù)孜餅镻N時(shí)，各處理批次MFC-C出水ρ(PS)均小于MFC-O，進(jìn)行顯著性分析發(fā)現(xiàn)，PN-1和PN-2處理批次MFC-C和MFC-O的出水ρ(PS)之間均不存在顯著性差異(P>0.05)，PN-3處理批次MFC-C和MFC-O的出水ρ(PS)之間存在顯著性差異(P<0.05). 當(dāng)?shù)孜餄舛仍黾?.5倍時(shí)，ρ(PS)分別增加107.85%(MFC-C)和78.55%(MFC-O)；Rex增加9倍時(shí)，ρ(PS)分別增加415.85%(MFC-C)和294.29%(MFC-O). 當(dāng)?shù)孜餅镻S時(shí)，PS去除率均在95%以上，但MFC-C和MFC-O之間不存在顯著性差異(P>0.05). 系統(tǒng)對(duì)PS的去除率隨底物濃度的增大而提高，但幾乎不受Rex的影響.

單個(gè)試驗(yàn)周期內(nèi)，PN和PS幾乎可以全部被微生物利用，這與單組試驗(yàn)臨近結(jié)束時(shí)系統(tǒng)電壓輸出為零的試驗(yàn)結(jié)果一致. 陽(yáng)極微生物對(duì)PN的利用率高于PS，這可能是由于PS的大尺寸和凝膠化行為導(dǎo)致其更難被生物降解[4-5]. EPS產(chǎn)量隨食微比(F/M)的增大而增加[31]，底物濃度增大時(shí)，出水ρ(PS)增加.Rex較大時(shí)，大部分電子消耗在電路的輸送過(guò)程中，微生物基于自身保護(hù)機(jī)制，在不利環(huán)境條件下傾向于分泌更多的EPS[32]，因此出水ρ(PS)隨Rex的增大而增加. 底物類(lèi)型對(duì)EPS分泌有一定影響，這與已有研究結(jié)果[33-35]一致. 同時(shí)，該結(jié)果也表明MFC形成的微弱電場(chǎng)在一定程度上可抑制PS的分泌.

2.1.3污水處理性能

測(cè)定各處理批次出水pH和電導(dǎo)率(SPC)如圖5所示. 由于微生物利用陽(yáng)極底物進(jìn)行代謝活動(dòng)過(guò)程中產(chǎn)生H+，因此兩個(gè)試驗(yàn)組出水pH均低于進(jìn)水. 各處理批次出水pH和SPC均表現(xiàn)為MFC-O>MFC-C，底物類(lèi)型、底物濃度和Rex對(duì)出水pH和SPC的影響較小. 底物為PN時(shí)，各處理批次MFC-C和MFC-O的pH均存在極顯著性差異(P均小于0.01)，PN-1(P<0.05)和PN-3(P<0.01)的MFC-C和MFC-O的SPC均存在顯著性差異. 底物為PS時(shí)，PS-3的MFC-C和MFC-O的pH存在極顯著性差異(P<0.01)，各處理批次MFC-C和MFC-O的SPC均存在極顯著性差異(P均小于0.01).Rex減小時(shí)，MFC-C和MFC-O的出水pH差值和SPC差值均增大，可能是由于Rex減小導(dǎo)致電流增大，更有利于產(chǎn)電菌的生長(zhǎng)繁殖，從而產(chǎn)生更多H+，遷移的電子數(shù)也越多. 開(kāi)路條件下電流幾乎為零，因此其出水的pH和SPC均高于MFC-C.

圖5 以PN和PS為底物的MFC-C和MFC-O系統(tǒng)出水pH和SPCFig.5 pH and SPC in the effluent of MFC-C and MFC-O systems with substrates of PN and PS

圖6 以PN和PS為底物的MFC-C和MFC-O系統(tǒng)出水ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(NH4+-N)和ρ(NO3--N)Fig.6 ρ(CODCr), ρ(TN), ρ(NH4+-N) and ρ(NO3--N) in the effluent of MFC-C and MFC-O systems with substrates of PN and PS

各處理批次出水ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(NH4+-N)和ρ(NO3--N)如圖6所示. 底物為PN時(shí)，各處理批次CODCr去除率均在85%以上；底物為PS時(shí)，各處理批次CODCr去除率均在80%以上，這與MFC對(duì)PN的利用率略高的結(jié)論一致. 底物為PN時(shí)，保持底物濃度不變，當(dāng)Rex減小時(shí)，電流增大，陽(yáng)極生物膜上產(chǎn)電菌的氧化能力增強(qiáng)，氧化陽(yáng)極底物的能力也增強(qiáng)，對(duì)CODCr的去除率提高，這與Jang等[36]的研究結(jié)果“CODCr的去除率隨Rex的增大而減小”相一致. 除PN-3的MFC-C和MFC-O出水中ρ(NH4+-N)存在顯著性差異(P<0.05)外，其余各批次的出水指標(biāo)之間均不存在顯著性差異. 底物為PN時(shí)，各處理批次出水的ρ(TN)和ρ(NH4+-N)均表現(xiàn)為MFC-C>MFC-O，ρ(NO3--N)則表現(xiàn)為MFC-CMFC-O，ρ(NH4+-N)則表現(xiàn)為MFC-C

研究[39]發(fā)現(xiàn)，在有機(jī)碳源存在的環(huán)境中，厭氧氨氧化與反硝化反應(yīng)能同步進(jìn)行，且表現(xiàn)出一定的相互促進(jìn)作用. 陽(yáng)極室為厭氧環(huán)境，硝化反應(yīng)受到抑制，隨著反應(yīng)進(jìn)行，陽(yáng)極液中有機(jī)碳源減少，反硝化反應(yīng)受抑制，脫氮效率下降. 但各試驗(yàn)組的TN和NH4+-N均可實(shí)現(xiàn)一定程度的去除，說(shuō)明陽(yáng)極室內(nèi)有可能存在其他的脫氮途徑，但是否為厭氧氨氧化途徑有待進(jìn)一步證實(shí)，如通過(guò)對(duì)陽(yáng)極石墨氈做高通量測(cè)序測(cè)定是否存在厭氧氨氧化菌[40].

2.2 人工濕地堵塞物降解試驗(yàn)

2.2.1產(chǎn)電性能

EPS可作為微生物的碳源和能量來(lái)源，微生物可以利用其他微生物分泌的EPS進(jìn)行代謝活動(dòng)[41]. 底物為人工濕地堵塞物時(shí)MFC系統(tǒng)的輸出電壓如圖7(a)所示. 由圖7(a)可見(jiàn)，電壓曲線(xiàn)呈先迅速升至峰值后穩(wěn)定一段時(shí)間再下降的變化趨勢(shì)，這與底物為PN或PS時(shí)的電壓變化趨勢(shì)一致. 除堵塞物投加量為0.5 g/L時(shí)Vmax(480 mV)較低外，隨著投加量的增加，Vmax(約750 mV)變化均不大，但電壓穩(wěn)定的時(shí)間隨投加量增加而略有延長(zhǎng)，投加量為0.5 g/L時(shí)電壓幾乎沒(méi)有穩(wěn)定期，而投加量為6.667 g/L時(shí)在單個(gè)試驗(yàn)周期內(nèi)電壓幾乎不下降. 營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)充足時(shí)，微生物生長(zhǎng)活性高，產(chǎn)電量增加，隨著營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)被耗盡，微生物生長(zhǎng)延緩，產(chǎn)電量下降. 此外，溫度、pH、ρ(DO)等生存因子也會(huì)影響微生物生長(zhǎng)，即增長(zhǎng)到一定量后便進(jìn)入穩(wěn)定期，且MFC反應(yīng)器特性也會(huì)制約產(chǎn)電性能，因此產(chǎn)電量不會(huì)無(wú)限增大. 用蒸餾水配制陽(yáng)極液，投加的堵塞物是微生物生長(zhǎng)的唯一外部碳源. 在無(wú)其他外加碳源的條件下，EPS降解產(chǎn)生的小分子物質(zhì)可以作為細(xì)胞生長(zhǎng)的碳源和能量來(lái)源[42]，進(jìn)一步說(shuō)明陽(yáng)極產(chǎn)電菌可以降解CW堵塞物并同步產(chǎn)能.

堵塞物投加量為6.667 g/L時(shí)，MFC系統(tǒng)的OCV為0.677 V，Pmax為12.25 mW/m2，Rint為 1 112.5 Ω〔見(jiàn)圖7(b)〕. 相較于底物為純EPS組分，底物為堵塞物時(shí)MFC的Rint約為前者的5倍，Pmax約為前者的10%. 進(jìn)一步說(shuō)明底物類(lèi)型會(huì)影響MFC產(chǎn)電性能，這是因?yàn)槿斯竦囟氯锍煞謴?fù)雜，大部分為難降解有機(jī)物且被疏水性EPS成分所包裹，不易溶解疏散[11]，難以被微生物直接利用，電子傳遞阻力大，Rint增大，MFC產(chǎn)電性能下降.

圖7 以堵塞物為底物的MFC-C系統(tǒng)輸出電壓、極化曲線(xiàn)和功率密度曲線(xiàn)Fig.7 Voltage output, polarization curve and power density curve of MFC-C system with substrates of clogging matter

堵塞物投加量/(g/L)：Ⅰ—0.500； Ⅱ—1.000； Ⅲ—1.667； Ⅳ—3.333； Ⅴ—6.667.圖8 以堵塞物為底物的MFC系統(tǒng)進(jìn)出水ρ(EPS)Fig.8 EPS in the influent and effluent of MFC-C and MFC-O systems with substrates of clogging matter

2.2.2堵塞物EPS組分分析

為分析MFC對(duì)堵塞物EPS組分的處理效果，測(cè)定了各試驗(yàn)組進(jìn)出水EPS及TOC濃度. 由圖8可見(jiàn)，除堵塞物投加量為0.5和1.0 g/L外，其他試驗(yàn)組出水EPS的含量均表現(xiàn)為MFC-O

圖9 以堵塞物為底物的MFC系統(tǒng)進(jìn)出水ρ(TOC)Fig.9 TOC in the influent and effluent of MFC-C and MFC-O systems with substrates of clogging matter

微生物分泌的EPS可分為可生物降解和不可生物降解兩類(lèi). 研究[44]顯示，從新鮮好氧顆粒污泥中提取的EPS中約50%的PS和30%的PN可被生物降解，50%以上的EPS不可被生物降解，而從放置一段時(shí)間的好氧顆粒污泥中提取的EPS幾乎不能被生物降解，且PS的平均生物降解速率非常慢. 由于該試驗(yàn)中所用的堵塞物為采樣后冷凍保存較長(zhǎng)時(shí)間且經(jīng)過(guò)烘干研磨等預(yù)處理過(guò)程的樣品，所以對(duì)其降解利用率不高. 但若將MFC與CW耦合原位降解堵塞物，則可排除預(yù)處理等過(guò)程的影響，提高EPS降解利用率. 此外，由于EPS的主要成分為帶負(fù)電荷的腐殖質(zhì)、蛋白及多糖類(lèi)物質(zhì)，而MFC陽(yáng)極作為原電池中的負(fù)極，形成的微弱電場(chǎng)可通過(guò)排斥作用促使負(fù)電荷微粒從堵塞物聚集體中反向擴(kuò)散，加速其分散[17]. 同時(shí)，利用脂肪族組分、碳?xì)浠衔锖吞妓衔镌贛FC中更易被水解和生物降解[45]，可通過(guò)MFC強(qiáng)化去除堵塞物中的芳香族蛋白質(zhì)和可溶性微生物副產(chǎn)物. 電場(chǎng)的存在可強(qiáng)化微生物代謝的電子傳遞過(guò)程，從而促進(jìn)新陳代謝，提高微生物活性，加快微生物降解EPS.

3 結(jié)論

a) MFC系統(tǒng)的產(chǎn)電性能受底物類(lèi)型、底物濃度及Rex的影響較大，且以PN為底物時(shí)的影響更為明顯：底物濃度增加1.5倍時(shí)，Vmax和Pmax分別增加5.8%和188.30%；Rex增加9倍時(shí)，Vmax和Pmax分別增加110.26%和109.19%. 當(dāng)?shù)孜餄舛群蚏ex在一定范圍內(nèi)時(shí)，MFC的產(chǎn)電性能與二者均呈正相關(guān).

b) 陽(yáng)極微生物可完全利用PN，但同時(shí)會(huì)分泌PS，且分泌量隨底物濃度和Rex的增大而增加；此外，MFC-C的出水ρ(PS)低于MFC-O，表明MFC形成的微弱電場(chǎng)在一定程度上抑制了PS的分泌.

c) MFC的輸出電壓隨著堵塞物投加量的增加而增加，Pmax為12.25 mW/m2. MFC在降解人工濕地生物堵塞物并同步實(shí)現(xiàn)電能回收方面具有較大應(yīng)用潛力.