郝小旋,周秀秀,張 姣,張志強(qiáng)*,顧早立,夏四清 (.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,污染控制資源化國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,上海 0009；.上海城市管理職業(yè)技術(shù)學(xué)院,土木工程與交通學(xué)院,上海 0043)

微生物燃料電池(MFC)是一種利用微生物將有機(jī)物中的化學(xué)能轉(zhuǎn)化為電能的裝置[1-4].21世紀(jì)以來(lái) MFC技術(shù)的應(yīng)用領(lǐng)域大大拓寬,從早期以葡萄糖、醋酸鈉、乙醇等純物質(zhì)作為燃料產(chǎn)電[5],發(fā)展為以生活污水[6]、食品加工廢水[7]、填埋場(chǎng)垃圾滲濾液[8]等實(shí)際廢水作為燃料,在產(chǎn)電的同時(shí)實(shí)現(xiàn)廢水的處理.近年來(lái)我國(guó)剩余污泥問(wèn)題日益嚴(yán)峻,根據(jù)《“十二五”全國(guó)城鎮(zhèn)污水處理及再生利用設(shè)施建設(shè)規(guī)劃》[9],到2015年全國(guó)城鎮(zhèn)污水處理規(guī)模將達(dá)到20805萬(wàn)m3/d,全年城鎮(zhèn)污水處理廠(chǎng)干污泥產(chǎn)生量將達(dá)1189萬(wàn)t.由于剩余污泥中含有豐富的有機(jī)物,許多研究者將剩余污泥用于 MFC中,在產(chǎn)電的同時(shí)實(shí)現(xiàn)污泥的減量化、穩(wěn)定化和資源化[10-15].大量研究表明直接利用剩余污泥為燃料的 MFC技術(shù)是可行的,但反應(yīng)器輸出電壓及功率密度較低.

MFC中的產(chǎn)電微生物主要以可溶性有機(jī)物為燃料,而污泥中的有機(jī)物主要以固相存在,因此污泥水解是MFC降解污泥中有機(jī)物及產(chǎn)電的限制性步驟[16].為改善以污泥為燃料的 MFC的產(chǎn)電性能,許多研究者將研究重點(diǎn)放在污泥預(yù)處理上,如對(duì)污泥進(jìn)行微波預(yù)處理[17]、超聲波預(yù)處理

[18]、厭氧發(fā)酵預(yù)處理[19]、熱處理及堿處理[20]、外加酶強(qiáng)化預(yù)處理[21-22]等,間接利用剩余污泥為MFC的燃料,改善MFC的產(chǎn)電性能.剩余污泥經(jīng)過(guò)厭氧發(fā)酵后有機(jī)物實(shí)現(xiàn)由大分子向小分子、顆粒態(tài)向溶解態(tài)的轉(zhuǎn)變,完全酸化的產(chǎn)物主要為揮發(fā)性脂肪酸[23],與大分子有機(jī)物相比揮發(fā)性脂肪酸更易被產(chǎn)電微生物攝取用于產(chǎn)電過(guò)程,因此本研究選用厭氧發(fā)酵作為污泥預(yù)處理方法.

Cr(VI)作為一種重金屬污染物普遍存在于多種工業(yè)廢水中,對(duì)人體具有”三致”毒性.由于Cr(VI)具有較高的氧化還原電位(1.3V),許多研究者將其應(yīng)用于 MFC中,在產(chǎn)電的同時(shí)利用陰極還原能力實(shí)現(xiàn) Cr(VI)的去除[24-29].與化學(xué)沉淀、離子交換等傳統(tǒng)的處理工藝相比,利用MFC技術(shù)處理含Cr廢水具有同步產(chǎn)生電能、運(yùn)行成本較低及不產(chǎn)生污泥等優(yōu)勢(shì),具有良好的應(yīng)用前景.

因此,本研究以剩余污泥為陽(yáng)極底物,以Cr(VI)為陰極電子受體,利用MFC技術(shù)實(shí)現(xiàn)剩余污泥和含鉻廢水的同步處理.在此基礎(chǔ)上通過(guò)厭氧發(fā)酵預(yù)處理強(qiáng)化污泥利用效率,以提高 MFC的產(chǎn)電性能及Cr(VI)去除性能.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)使用雙室長(zhǎng)方體 MFC反應(yīng)器,由質(zhì)子交換膜(Nafion 117,Dupont公司)分隔為陽(yáng)極室和陰極室兩部分.陰陽(yáng)極室尺寸相同(10cm×5cm×7cm),單室有效容積均為 330mL.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃板制成,電極材料為碳布(HCP331N,上海河森).反應(yīng)器陽(yáng)極室中插入甘汞電極(上海雷磁)作參比電極(+0.241V vs標(biāo)準(zhǔn)氫電極,SHE),以監(jiān)測(cè)陽(yáng)極電位.為保證陽(yáng)極室內(nèi)的傳質(zhì)均勻,將整個(gè)反應(yīng)器置于磁力攪拌裝置(上海國(guó)華)上.反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中使用KEITHLEY 2700數(shù)據(jù)采集器進(jìn)行在線(xiàn)連續(xù)監(jiān)測(cè),獲取 MFC輸出電壓及陽(yáng)極電位.使用直流電阻箱(ZX21,上海雙特)實(shí)現(xiàn)外電路負(fù)載,無(wú)特殊說(shuō)明,外電阻均為1000Ω.

1.2 污泥預(yù)處理

反應(yīng)器接種使用上海市虹口區(qū)某污水處理廠(chǎng)二沉池剩余污泥,室溫下沉降1h后傾去部分上清液,保證污泥濃度為 8g/L左右,使用前用氮?dú)馄貧饧s10min以吹脫其中的溶解氧.沉降后污泥pH值為6.9～7.1,TCOD為8500～9500mg/L,電導(dǎo)率為 0.73～0.99mS/cm.采用厭氧發(fā)酵對(duì)該污泥進(jìn)行預(yù)處理,發(fā)酵條件參考之前相關(guān)研究[30].剩余污泥在 pH值為 10的條件下發(fā)酵,發(fā)酵至第 6d取發(fā)酵液作為MFC陽(yáng)極燃料,發(fā)酵污泥pH值為9.6～10,TCOD為8800～9200mg/L,電導(dǎo)率為3.31～3.50mS/cm.

1.3 MFC啟動(dòng)與運(yùn)行

MFC啟動(dòng)過(guò)程中,陽(yáng)極接種污泥為厭氧污泥,陰極電解液為50mmol/L的K3[Fe(CN)6]溶液及磷酸鹽緩沖液(pH7.0).反應(yīng)器啟動(dòng)成功后,陽(yáng)極更換為上述污泥,陰極電解液更換為pH=2的模擬 Cr(VI)廢水,無(wú)特殊說(shuō)明均為 100mg/LCr(VI)溶液(282.9mg/L K2Cr2O7溶液),陰極電解液的初始電導(dǎo)率為 7.48mS/cm.為避免不同MFC裝置的性能差異影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果,本研究?jī)H使用一套MFC裝置,先后考察原污泥與發(fā)酵污泥 MFC的產(chǎn)電性能及 Cr(VI)去除性能方面的差異.以原污泥為底物構(gòu)建的MFC系統(tǒng)命名為M0系統(tǒng),以發(fā)酵污泥為底物構(gòu)建的 MFC系統(tǒng)命名為M1系統(tǒng).

1.4 分析方法

實(shí)驗(yàn)中反應(yīng)器表觀(guān)內(nèi)阻的測(cè)定采用穩(wěn)態(tài)放電法,通過(guò)測(cè)量 MFC在不同外阻條件下穩(wěn)定放電時(shí)的外電阻電壓,根據(jù)公式I=U/R計(jì)算得到電流,進(jìn)一步得到極化曲線(xiàn),將極化曲線(xiàn)歐姆極化區(qū)部分?jǐn)?shù)據(jù)進(jìn)行線(xiàn)性擬合,所得的斜率即為表觀(guān)內(nèi)阻.極化曲線(xiàn)的具體測(cè)定過(guò)程如下,首先將穩(wěn)定運(yùn)行的MFC系統(tǒng)外電阻R值調(diào)節(jié)至90000Ω,穩(wěn)定2h后開(kāi)始測(cè)試,將外阻按照一定的步長(zhǎng)逐漸調(diào)小至 50Ω,同時(shí)檢測(cè)每一個(gè)外阻值對(duì)應(yīng)的外電阻電壓,改變外阻后測(cè)定電壓的穩(wěn)定時(shí)間為 4min.外電阻由90000Ω下降至10000Ω的步長(zhǎng)為20000Ω,由 10000Ω 下降至 1000Ω 的步長(zhǎng)為 1000Ω,由1000Ω 下降至 600Ω 的步長(zhǎng)為 100Ω,由 600Ω 下降至 50Ω的步長(zhǎng)為 50Ω.MFC的體積功率密度P(mW/m3)可由式(1)計(jì)算得到:

式中:U為數(shù)據(jù)采集器記錄的電壓值,V;R為外電路電阻,Ω;V為陽(yáng)極室的有效體積,m3.

反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中 pH值監(jiān)測(cè)使用 HACH便攜式pH水質(zhì)監(jiān)測(cè)分析儀HQ40d.Cr(VI)濃度的測(cè)定采用GB/T 7466-87二苯碳酰二肼分光光度法.COD的測(cè)定采用快速消解分光光度法 HJ/T 399-2007[31].TCOD直接以污泥混合液為樣品進(jìn)行測(cè)定,SCOD以污泥混合液通過(guò)0.45μm濾膜的濾液為樣品進(jìn)行測(cè)定.污泥樣品紅外光譜分析使用Nicolet 5700智能傅里葉紅外光譜儀.

2 結(jié)果與討論

2.1 MFC的產(chǎn)電性能

由圖 1(a)可知,反應(yīng)初期 M0系統(tǒng)的輸出電壓只有0.7V左右,而M1系統(tǒng)的輸出電壓可達(dá)到0.85V左右,反應(yīng)初期M1系統(tǒng)輸出電壓高于M0系統(tǒng).分析表明,反應(yīng)初期M1系統(tǒng)較M0系統(tǒng)可獲得較高的輸出電壓是由于其陽(yáng)極 pH值較高,如圖1(b)所示,M1系統(tǒng)的初始陽(yáng)極pH值高達(dá)10左右,而 M0系統(tǒng)的陽(yáng)極初始 pH值只有 7左右.MFC的輸出電壓值可由下式計(jì)算得到:Ecell=Ecathode－Eanode,M0和M1陰極反應(yīng)條件一致,因此陰極電位相同,MFC的輸出電壓主要受陽(yáng)極電位的影響,陽(yáng)極電位越低,輸出電壓越高.根據(jù)能斯特方程可知,陽(yáng)極電位隨 H+濃度的減小而降低,因此由于M1系統(tǒng)陽(yáng)極pH值較高獲得了較高的輸出電壓.He等[32]的相關(guān)研究表明,MFC系統(tǒng)中的產(chǎn)電微生物對(duì)偏高 pH值的耐受性較強(qiáng),在陽(yáng)極初始pH值為10情況下仍具有良好的產(chǎn)電性能,與本研究得到的結(jié)果類(lèi)似,即以初始 pH值為10的發(fā)酵污泥為底物的MFC輸出電壓高于原污泥為底物的MFC輸出電壓.

在 MFC系統(tǒng)正常運(yùn)行條件下,采用穩(wěn)態(tài)放電法測(cè)定極化曲線(xiàn).由圖 2可知,M0系統(tǒng)的開(kāi)路電壓為0.96V,最大功率密度輸出為3626mW/m3;M1系統(tǒng)的開(kāi)路電壓為1.05V,最大功率密度輸出為5722mW/m3.與M0系統(tǒng)相比,M1系統(tǒng)的最大功率密度提高了57.8%.

圖1 M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)輸出電壓的變化和陽(yáng)極室污泥pH值的變化Fig.1 Variations of output voltages and sludge pH values in the anode chambers of M0 and M1

圖2 M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)極化曲線(xiàn)及功率密度Fig.2 Polarization curves and power densities of M0 and M1

梁鵬等[33]研究表明,將極化曲線(xiàn)歐姆極化區(qū)的數(shù)據(jù)線(xiàn)性擬合所得斜率即 MFC的表觀(guān)內(nèi)阻,本研究中使用該方法對(duì)M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)兩極化曲線(xiàn)歐姆極化區(qū)的數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,得到 M0系統(tǒng)表觀(guān)內(nèi)阻為130Ω,M1系統(tǒng)表觀(guān)內(nèi)阻為119.1Ω.與M0系統(tǒng)相比,M1系統(tǒng)的內(nèi)阻降低了8.5%.

上述研究表明,發(fā)酵污泥為底物的 MFC產(chǎn)電性能優(yōu)于以原污泥為底物的 MFC產(chǎn)電性能,其內(nèi)阻較小,輸出電壓及輸出功率密度較大.

2.2 污泥降解及Cr(VI)的去除

MFC啟動(dòng)成功后更換陰陽(yáng)極底物,每隔一段時(shí)間從反應(yīng)器取樣口分別取泥樣和陰極水樣,測(cè)定泥樣 TCOD 以及水樣 Cr(VI)濃度.由圖 3可見(jiàn),M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)陽(yáng)極污泥TCOD均隨反應(yīng)的進(jìn)行不斷降低,M0系統(tǒng)運(yùn)行 81h后,陽(yáng)極污泥TCOD由初始8884mg/L降至5997mg/L,去除率為32.5%;而M1系統(tǒng)運(yùn)行96h后,MFC陽(yáng)極污泥TCOD由初始9174mg/L降至5513mg/L,去除率為39.9%.在反應(yīng)初期,M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)均具有較高的污泥降解速率,分別為 58.4,62.3mg/(L·h),但隨著反應(yīng)的進(jìn)行,污泥降解速率逐漸減小,周期末端污泥TCOD隨時(shí)間變化平緩,M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)的污泥降解速率分別降至 20.3,12.9mg/(L·h).

圖3 M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)陽(yáng)極室污泥TCOD及其降解速率的變化Fig.3 Variations of sludge TCODs in the anode chambers and TCOD degradation rates of M0 and M1

對(duì)M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)陽(yáng)極污泥TCOD隨時(shí)間的變化進(jìn)行分析,以發(fā)酵污泥為底物的 MFC系統(tǒng)對(duì)污泥的降解能力比以原污泥為底物的MFC系統(tǒng)稍強(qiáng),但差別并不顯著.且 M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)在周期末(約100h)均能保持TCOD大于5000mg/L的底物濃度,可見(jiàn)污泥中有機(jī)物含量很高,能夠長(zhǎng)時(shí)間維持較高水平的陽(yáng)極底物濃度.反應(yīng)周期結(jié)束時(shí),M0系統(tǒng)原污泥的電導(dǎo)率由0.85mS/cm上升至2.95mS/cm;而M1系統(tǒng)發(fā)酵污泥的電導(dǎo)率與反應(yīng)初期相比變化不大,為3.45mS/cm.

雖然反應(yīng)末期陽(yáng)極仍有很高的TCOD余量,但 MFC系統(tǒng)的產(chǎn)電性能出現(xiàn)大幅下降,這是因?yàn)榉磻?yīng)末期陰極 Cr(VI)幾乎被完全去除,同時(shí)質(zhì)子濃度下降,根據(jù)能斯特方程可知反應(yīng)末期的陰極電位大幅下降;與此同時(shí),隨著產(chǎn)電過(guò)程的進(jìn)行,陽(yáng)極 pH值會(huì)存在一定的下降,陽(yáng)極產(chǎn)電菌的活性也會(huì)受到一定的影響,使得陽(yáng)極電位升高,因此反應(yīng)末期MFC的產(chǎn)電性能會(huì)下降.

當(dāng)陽(yáng)極底物不同時(shí),MFC對(duì)陰極Cr(VI)的去除能力也有所不同.由圖4可見(jiàn),在反應(yīng)初期陰極Cr(VI)與 TCOD變化趨勢(shì)相同,其濃度隨時(shí)間降低較快,M0系統(tǒng)運(yùn)行13h后,Cr(VI)濃度由初始的94.8mg/L 下降至 62.1mg/L,去除率為 34.5%;而M1系統(tǒng)運(yùn)行 10h后,Cr(VI)濃度由初始的97.7mg/L下降至54.4mg/L,去除率高達(dá)44.3%.但在反應(yīng)后期,M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)Cr(VI)濃度隨時(shí)間變化十分緩慢.反應(yīng)周期結(jié)束時(shí),M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)陰極電解液的電導(dǎo)率由初始的 7.48mS/cm分別下降至2.90mS/cm和2.87mS/cm.

為評(píng)價(jià)兩種不同底物MFC系統(tǒng)對(duì)Cr(VI)的去除性能,對(duì)陰極Cr(VI)去除建立動(dòng)力學(xué)模型.對(duì)M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)反應(yīng)前期Cr(VI)濃度隨時(shí)間變化的部分?jǐn)?shù)據(jù)進(jìn)行一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合,根據(jù)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程:y=ln{[Cr(VI)]0/[Cr(VI)]t}=kt,作y-t圖(其中[Cr(VI)]0是初始 Cr(VI)濃度,[Cr(VI)]t是反應(yīng)過(guò)程中隨時(shí)間變化的Cr(VI)濃度).由圖4可見(jiàn),兩個(gè)回歸方程的R2值均大于0.99,證明了該反應(yīng)屬于一級(jí)反應(yīng).回歸方程中的斜率k值代表陰極氧化還原反應(yīng)的速率系數(shù),M0系統(tǒng)的速率系數(shù)k0=0.0376h-1,而 M1系統(tǒng)的速率系數(shù)k1=0.0514h-1,說(shuō)明以發(fā)酵污泥為底物的MFC系統(tǒng)對(duì)Cr(VI)的去除性能要優(yōu)于以原污泥為底物的MFC系統(tǒng).

圖4 M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)陰極室Cr(VI)濃度的變化及其去除動(dòng)力學(xué)Fig.4 Variations of Cr(VI) concentrations in the cathode chambers and Cr(VI) removal kinetics of M0 and M1

上述研究表明,與以原污泥為底物的 MFC系統(tǒng)相比,以發(fā)酵污泥為底物的 MFC系統(tǒng)對(duì)陽(yáng)極污泥的降解能力及對(duì)陰極 Cr(VI)的去除能力均較強(qiáng).同時(shí),兩系統(tǒng)陽(yáng)極污泥TCOD隨時(shí)間的變化趨勢(shì)均與陰極 Cr(VI)濃度隨時(shí)間的變化趨勢(shì)相同,陽(yáng)極污泥降解會(huì)受到陰極氧化還原反應(yīng)的影響.在反應(yīng)周期前期,陰極Cr(VI)的去除速率較快,即陰極氧化還原反應(yīng)對(duì)電子的需求量大,一定程度上促進(jìn)了陽(yáng)極污泥的降解;而到了末期,陰極氧化還原反應(yīng)對(duì)電子的需求量大大減小,外電路電流近乎為零,陽(yáng)極污泥的降解可近似看成是自身的厭氧發(fā)酵作用,故TCOD在反應(yīng)周期末期變化不明顯.

2.3 原污泥與發(fā)酵污泥性質(zhì)比較

為考察兩種不同污泥的性質(zhì),對(duì)原污泥和發(fā)酵污泥進(jìn)行紅外光譜分析,結(jié)果如圖5所示.由于污泥成分比較復(fù)雜,譜圖出現(xiàn)許多吸收峰.原污泥和發(fā)酵污泥存在的基團(tuán)大部分為相同的,其中特別明顯的強(qiáng)頻段包括 1030～1080,1480～1590,1630～1680,3250～3500cm-1,對(duì)應(yīng)的基團(tuán)分別為多聚糖中的 C—O—C,酰胺 II(蛋白質(zhì)肽鍵)中的C—H 和 N—H,酰胺 II(蛋白質(zhì)肽鍵)中的 C＝O,醇酚中的—OH.與原污泥不同,發(fā)酵污泥的紅外譜圖在 815～840cm-1出現(xiàn)一個(gè)較弱的吸收峰,對(duì)應(yīng)基團(tuán)為無(wú)機(jī)離子;另外在1410cm-1出現(xiàn)一個(gè)較強(qiáng)的吸收峰,對(duì)應(yīng)基團(tuán)為亞甲基酸—CH2—COOH[34],這是由于污泥在堿性條件下進(jìn)行厭氧發(fā)酵產(chǎn)生大量的短鏈脂肪酸.Horiuchi等[35]在研究中指出,污泥在高 pH值條件下發(fā)酵,所產(chǎn)生的短鏈脂肪酸中乙酸的含量最高.

圖5 原污泥與厭氧發(fā)酵污泥的FT-IR圖譜Fig.5 FT-IR spectra of raw sludge and anaerobically fermented sludge

由圖6可見(jiàn),污泥經(jīng)厭氧發(fā)酵之后SCOD提高至2791mg/L,遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于未發(fā)酵前的150mg/L左右.當(dāng)以原污泥為底物進(jìn)行 MFC產(chǎn)電時(shí),在反應(yīng)周期內(nèi)M0系統(tǒng)的SCOD在100～200mg/L間浮動(dòng),在反應(yīng)后期有緩慢上升的趨勢(shì).而當(dāng)以發(fā)酵污泥為底物進(jìn)行MFC產(chǎn)電時(shí),M1系統(tǒng)的SCOD隨時(shí)間逐漸減小,隨時(shí)間延長(zhǎng)其SCOD的變化速率逐漸變小,變化趨勢(shì)與TCOD隨時(shí)間的變化趨勢(shì)類(lèi)似.由于原污泥中含有大量的不溶性大分子有機(jī)物,而厭氧發(fā)酵可將這些大分子有機(jī)物轉(zhuǎn)化為可直接被產(chǎn)電菌利用的小分子有機(jī)物,如乙酸、丙酸等.因此發(fā)酵污泥的 SCOD比原污泥的SCOD值高,且大部分都在產(chǎn)電過(guò)程中被產(chǎn)電菌利用,其 SCOD在反應(yīng)周期內(nèi)呈現(xiàn)下降的趨勢(shì).M0系統(tǒng)的初始 SCOD主要是由污泥初始性質(zhì)決定的,在 MFC反應(yīng)過(guò)程中,陽(yáng)極室也是一個(gè)厭氧發(fā)酵反應(yīng)器,在產(chǎn)電微生物消耗小分子有機(jī)物的同時(shí)存在水解酸化等反應(yīng),使得小分子有機(jī)物得到補(bǔ)充,因此M0系統(tǒng)陽(yáng)極室中的SCOD含量維持在一個(gè)較為穩(wěn)定的水平.而在反應(yīng)后期由于 MFC系統(tǒng)產(chǎn)電性能下降,對(duì)電子的需求量減小,小分子有機(jī)物消耗速率變小,因此其SCOD在反應(yīng)后期呈現(xiàn)緩慢上升趨勢(shì).

圖6 M0系統(tǒng)和M1系統(tǒng)陽(yáng)極室污泥SCOD的變化Fig.6 Variations of sludge SCODs in the anode chambers of M0 and M1

3 結(jié)論

3.1 與原污泥MFC系統(tǒng)相比,發(fā)酵污泥MFC系統(tǒng)具有更好的產(chǎn)電性能,開(kāi)路電壓為 1.05V,其最大功率密度為5722mW/m3,提高了57.8%;系統(tǒng)表觀(guān)內(nèi)阻為119.1Ω,降低了8.5%.

3.2 與原污泥MFC系統(tǒng)相比,發(fā)酵污泥MFC系統(tǒng)對(duì)陽(yáng)極污泥的降解能力及對(duì)陰極 Cr(VI)的去除能力均更強(qiáng).兩系統(tǒng)均能長(zhǎng)時(shí)間維持較高水平的陽(yáng)極底物濃度,保證 MFC的長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行.兩系統(tǒng)陽(yáng)極污泥TCOD與陰極 Cr(VI)濃度隨時(shí)間的變化趨勢(shì)相同,陽(yáng)極污泥的降解會(huì)受到陰極氧化還原反應(yīng)的影響.

3.3 污泥厭氧發(fā)酵預(yù)處理可以產(chǎn)生大量的短鏈脂肪酸,為產(chǎn)電微生物提供大量可直接利用的溶解性小分子有機(jī)物,相比于原污泥 MFC系統(tǒng),發(fā)酵污泥MFC系統(tǒng)的產(chǎn)電性能及對(duì)污泥的降解能力均有所提高.

[1]Park D H, Zeikus J G. Electricity generation in microbial fuel cells using neutral red as an electronophore [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2000,66(4):1292-1297.

[2]Gil G C, Chang I S, Kim B H, et al. Operational parameters affecting the performannce of a mediator-less microbial fuel cell[J]. Biosensors and Bioelectronics, 2003,18(4):327-334.

[3]羅 勇,張仁鐸,李 婕,等.以吲哚為燃料的微生物燃料電池降解和產(chǎn)電特性 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2010,30(6):770-774.

[4]劉晶晶,孫永明,孔曉英,等.不同接種條件下微生物燃料電池產(chǎn)電特性分析 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2011,31(10):1651-1656.

[5]Pant D, Bogaert G V, Diels L, et al. A review of the substrates used in microbial fuel cells (MFCs) for sustainable energy production [J].Bioresource Technology, 2010,101(6):1533-1543.

[6]Min B, Kim J R, Oh S E, et al. Electricity generation from swine wastewater using microbial fuel cells [J]. Water Research, 2005,39(20):4961-4968.

[7]Oh S E, Logan B E. Hydrogen and electricity production from a food processing wastewater using fermentation and microbial fuel cell technologies [J]. Water Research, 2005,39(19):4673-4682.

[8]You S J, Zhao Q L,Jiang J Q, et al. Sustainable approach for leachate treatment: electricity generation in microbial fuel cell [J].Journal of Environmental Science and Health Part A, 2006,41(12):2721-2734.

[9]“十二五”全國(guó)城鎮(zhèn)污水處理及再生利用設(shè)施建設(shè)規(guī)劃 [J].中國(guó)環(huán)保產(chǎn)業(yè), 2012,6:4-13.

[10]鄭 峣,劉志華,李小明,等.剩余污泥生物燃料電池輸出功率密度的影響因素 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2010,30(1):64-68.

[11]Jiang J Q, Zhao Q L, Zhang J N, et al. Electricity generation from bio-treatment of sewage sludge with microbial fuel cell [J].Bioresource Technology, 2009,100(23):5808-5812.

[12]趙慶良,姜珺秋,王 琨,等.微生物燃料電池處理剩余污泥與同步產(chǎn)電性能 [J]. 哈爾濱工程大學(xué)學(xué)報(bào), 2010,31(006):780-785.

[13]Zhang G D, Zhao Q L, Jiao Y, et al. Efficient electricity generation from sewage sludge using biocathode microbial fuel cell [J]. Water research, 2012,46(1):43-52.

[14]梁 敏,陶虎春,李紹峰,等.剩余污泥為底物的微生物燃料電池處理含銅廢水 [J].環(huán)境科學(xué), 2011,32(1):179-185.

[15]劉志華,李小明,方 麗,等.污泥為燃料的微生物燃料電池運(yùn)行特性研究 [J].中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2012,32(2):268-273.

[16]周修東.微波預(yù)處理剩余污泥用于微生物燃料電池產(chǎn)電性能研究 [D]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2011.

[17]方 麗,劉志華,李小明,等.微波預(yù)處理污泥上清液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), 2010,31(10):2518-2524.

[18]Jiang J Q, Zhao Q L, Wei L L, 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.

[19]Freguia S, The E H, Boon N, et al. Microbial fuel cells operating on mixed fatty acids [J]. Bioresource Technology, 2010,101(4):1233-1238.

[20]Xiao B Y, Yang F, Liu J X. Enhancing simultaneous electricity production and reduction of sewage sludge in two-chamber MFC by aerobic sludge digestion and sludge pretreatments [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,189(1):444-449.

[21]楊 慧,劉志華,李小明,等.外加酶強(qiáng)化剩余污泥微生物燃料電池產(chǎn)電特性的研究 [J].環(huán)境科學(xué), 2012,33(1):216-221.

[22]劉志華,李小明,楊 慧,等.不同處理方式污泥為燃料的微生物燃料電池特性研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2012,32(3):523-528.

[23]Chen Y G, Luo J Y, Yan Y Y, et al. Enhanced production of short-chain fatty acid by co-fermentation of waste activated sludge and kitchen waste under alkaline conditions and its application to microbial fuel cells [J]. Applied Energy, 2012,102:1197-1204.

[24]Hsu L, Masuda S A,Nealson K H, et al. Evaluation of microbial fuel cell Shewanella biocathodes for treatment of chromate contamination [J]. RSC Advances, 2012,2(13):5844-5855.

[25]Li Z J, Zhang X W, Lei L C. Electricity production during the treatment of real electroplating wastewater containing Cr6+using microbial fuel cell [J]. Process Biochemistry, 2008,43(12):1352-1358.

[26]Huang L P, Chai X L, Chen G H, et al. Effect of set potential on hexavalent chromium reduction and electricity generation from biocathode microbial fuel cells [J]. Environmental Science and Technology, 2011,45(11):5025-5031.

[27]Huang L P, Chai X L, Cheng S A, et al. Evaluation of carbon-based materials in tubular biocathode microbial fuel cells in terms of hexavalent chromium reduction and electricity generation [J]. Chemical Engineering Journal, 2011,166(2):652-661.

[28]Huang L P, Chen J W, Quan X, et al. Enhancement of hexavalent chromium reduction and electricity production from a biocathode microbial fuel cell [J]. Bioprocess and Biosystems Engineering,2010,33(8):937-945.

[29]Li Y, Lu A H, Ding H R, et al. Cr (VI) reduction at rutilecatalyzed cathode in microbial fuel cells [J]. Electrochemistry Communications, 2009,11(7):1496-1499.

[30]陳銀廣,馮雷雨,嚴(yán)媛媛.一種提高以污泥為燃料的微生物燃料電池產(chǎn)電效果的方法:中國(guó), 102104164 [P]. 2013-01-02.

[31]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[S]. 2008.

[32]He Z, Huang Y L, Manohar A K, et al. Effect of electrolyte pH on the rate of the anodic and cathodic reactions in an air-cathode microbial fuel cell [J]. Bioelectrochemistry, 2008,74(1):78-82.

[33]梁 鵬,范明志,曹效鑫,等.微生物燃料電池表觀(guān)內(nèi)阻的構(gòu)成和測(cè)量 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2007,28(8):1894-1898.

[34]潘彥斌,趙 勇,張福義.紅外指紋區(qū)特點(diǎn)及解析 [J]. 現(xiàn)代儀器,2000,1:1-13.

[35]Horiuchi J-I, Shimizu T, Tada K, et al. Selective production of organic acids in anaerobic acid reactor by pH control [J].Bioresource Technology, 2002,82(3):209-213.