生物產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

(哈爾濱工業大學 市政環境工程學院，哈爾濱 150090)

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生物產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

(哈爾濱工業大學 市政環境工程學院，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系統中嵌入生物產電裝制，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(MFC-STW)，通過電化學測量與有機物分析，考察不同進泥負荷下污泥濕地處理系統的有機物降解及產電性能.結果表明，MFC-STW系統的輸出電壓、內阻、功率密度均隨進泥負荷增大而升高.系統的最大電壓和最大功率密度分別為0.794 V和0.268 W/m3.在負荷期內，MFC-STW系統下層積存污泥含水率為84%，TCOD降解率為74%，較STW系統分別提高7%和11%.說明生物產電可促進污泥濕地處理過程中的污泥脫水和有機物降解性能.

關鍵詞:微生物燃料電池; 污泥濕地處理系統; 進泥負荷; 產電性能; 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[1].該技術起源于20世紀70年代歐洲，近年來在污泥處理中得到廣泛應用[2].其中丹麥應用最廣，已經成功運行140處STW處理系統[3].波蘭、英國、意大利、法國等也陸續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填料層時的滲透及植物的蒸發蒸騰，其脫水效率與污泥壓濾機等常規機械脫水方法相當[7].污泥經STW處理后由流動態轉變為固體廢物，最終含水率可降至70%～80%.污泥經濕地處理后的揮發性固體(volatile solid，VS)去除率為25%～30%[8]，而污泥經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勢[10]，然而其對污泥中有機物較低的降解能力是限制其發展的重要因素.

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現，微生物燃料電池可以以污泥為燃料產電，同時該系統對污泥具有水解發酵作用.以脫水污泥為底物的微生物燃料電池運行250 h，電壓穩定輸出0.69 V，最大功率密度8.5 W/m3，污泥總化學需氧量去除率為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電菌直接利用產電[13].因此，本研究將微生物燃料電池與污泥濕地處理系統的結構特征相結合，通過構建微生物燃料電池—污泥濕地處理系統(MFC-STW)，在STW處理污泥過程中引入生物產電技術，以實現強化污泥有機物降解并同步回收生物質能.目前，微生物燃料電池與濕地系統結合的工藝技術多用于污水處理.Fang等[14]利用微生物燃料電池—人工濕地技術對偶氮染料進行脫色，得到最高脫色效率為91%，電壓輸出為610 mV.Zhao等[15]構建了一種上升流的微生物燃料電池-人工濕地系統，采用曝氣陰極處理養豬場廢水，最大功率密度為9.4 mW/m2，COD去除率平均為77%.而在STW系統中進泥負荷(sludge loading rate，SLR)是直接影響系統運行以及有機物降解效果的重要影響因素[16]，因此，本文研究了不同進泥負荷下MFC-STW系統對污泥中有機物的降解效能以及產電性能，以分析生物產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系統裝置采用有機玻璃制成，結構如圖1所示.裝置規格為20 cm×30 cm×40 cm，陽離子交換膜將系統分隔為陽極室和陰極室.其中陽極室為布泥區，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，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]，并進行持續曝氣.MFC-STW系統外接1 000 Ω電阻.此外，裝置底部設排水管，污泥滲濾液經填料層由排水管排出.同時構建與MFC-STW系統陽極室結構相同的STW系統作為對照組.美人蕉具有生長迅速、根系發達和耐污能力強等優點，適合快速啟動的濕地系統，故選擇美人蕉作為濕地植物，以相同種植密度植于兩系統中.

圖1　MFC-STW系統示意

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節為不同的負荷后待用，MFC-STW系統采用的污泥性質見表1.

表1　污泥性質

注：TCOD為總化學需氧量(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).

系統運行前先用生活污水澆灌以促進美人蕉根系的生長，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系統中，系統正式開始啟動.系統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.系統第一個負荷期內泥層堆積不顯著，單層取樣；隨著殘留污泥的高度增加，自第二個負荷開始時分上下兩層進行取樣，其中上層為積存污泥的表面層，下層為污泥和介質分界層.

1.3分析方法

實驗過程中污泥及滲濾液指標均采用標準方法測定[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系統電壓通過多通道數據采集系統(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.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，待外電路電壓穩定時，連接變阻箱(10～ 9 999 Ω)，測定在不同外電阻下穩態放電時的輸出電壓，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系統的內阻由極化曲線得到，計算公式為

(2)

式中E為電動勢，V;Rint為電池內阻,Ω.

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

2結果與討論

2.1MFC-STW系統的啟動與運行

MFC-STW系統經260 h培養后穩定運行，輸出電壓0.620 V，成功啟動，與其他文獻報道接近[22].STW系統采用相同的操作.美人蕉在啟動過程中并未發生燒苗枯死等現象，且長勢良好.系統啟動成功后，分別對不同進泥負荷下系統污泥降解情況和產電性能進行分析.進泥負荷依次設置為0.140(SLR0.140)、0.258(SLR0.258)和0.343 kg/(d·m2)(SLR0.343).

2.2MFC-STW系統的產電性能

2.2.1電壓輸出

系統啟動成功后，針對不同進泥負荷對系統性能的影響進行研究.MFC-STW系統不同進泥負荷下一個完整周期(5 d)的電壓變化趨勢如圖2所示.隨著進泥負荷的增加，MFC-STW系統最大輸出電壓由0.631 V(SLR0.140)升高至0.794 V(SLR0.343).而Doherty等[23]構建了微生物燃料電池-人工濕地系統，獲得了0.307 V的穩定電壓；Li等[24]通過構建微生物燃料電池-人工濕地系統，在電極間距為20 cm獲得電壓0.560 V，可見本研究中構建的MFC-STW系統獲得了較顯著的產電效能.系統整個實驗周期內，陰極電勢始終保持在(0.313 ± 0.01) V內，因此，不同進泥負荷下系統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系統電壓及電極電勢變化

楊廣偉等[25]構建了穩定運行的微生物燃料電池-人工濕地系統，獲得了0.68 V的穩定電壓，陽極電勢為-0.41 V.對于MFC-STW系統，陽極電勢越低說明陽極室內可被產電菌直接利用的溶解性有機物濃度越高[26].SLR0.140時系統進泥負荷最小，脫水污泥層在系統表層開始積聚，此時產電菌可利用的“燃料”主要為污泥經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，在陽極室厭氧環境下污泥(或滲濾液)中大分子有機物通過水解發酵生成簡單的小分子化合物(如乙酸、乳酸等)，為產電菌提供源源不斷的“燃料”，因此，系統總輸出電壓逐漸升高且保持穩定.

2.2.2極化曲線和功率密度曲線

圖3為不同進泥負荷下MFC-STW系統的極化曲線和功率密度曲線.隨著進泥負荷的增加，系統開路電壓升高，SLR0.343時開路電壓最高達0.868 V，為SLR0.140時的1.36倍.同時，系統內阻隨進泥負荷的增加而增加，SLR0.343時系統內阻達201.3 Ω，為SLR0.140時的2.3倍.可見隨著系統負荷增加，電池內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歐姆內阻和擴散內阻的增加.但進泥負荷的增加會導致積存污泥層擴大，逐漸形成的厭氧環境促使污泥中非溶解性有機物大量水解溶出，而系統間歇進泥為積存污泥層提供源源不斷的水分，利于水解產物的擴散，提高系統內產電菌對溶解性有機物的利用率.因此，隨著進泥負荷增大，MFC-STW系統的開路電壓和功率密度也在逐漸增大，SLR0.343時系統最大功率密度達0.268 W/m3，為SLR0.140時的2.27倍.

圖3進泥負荷對MFC-STW系統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系統的脫水性能

2.3.1污泥含水率變化

STW系統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)水分在系統內的蒸發和植物的蒸騰作用[27].滲濾液排水通常發生在進泥后的1～3 h，而蒸發過程比滲透過程慢，發生在積存污泥層表面且持續時間長.MFC-STW和STW系統在不同進泥負荷下積存污泥的含水率變化如圖4所示.由于系統采用周期布泥，兩系統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系統積存污泥的含水率分別為88%和91%，較進泥分別減少了11%和8%.SLR0.258時MFC-STW系統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，導致系統積存污泥含水率隨床層深度增加而下降.SLR0.343時MFC-STW系統下層污泥含水率最低，為84%，較STW系統污泥的脫水率高7%.崔玉波等[28]利用中試規模的人工濕地對污泥生態穩定化處理，在進泥期間設置通風結構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曝氣塘中污泥，進泥負荷為40 kg/(a·m2)時含水率為88%～90%.結果表明，MFC-STW系統較STW獲得更低的污泥含水率，生物產電的引入可以強化STW系統中的脫水作用.

圖4　不同進泥負荷下污泥含水率變化

2.3.2污泥層厚度

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

圖5　不同進泥負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系統的有機物降解效能

2.4.1污泥TCOD變化

STW系統中有機物在物理、化學和生物的協同作用得以去除.濕地系統的基質層和積存污泥層中有大量的微生物，布泥后大量的有機質流經基質層和積存污泥層，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系統在不同進泥負荷下積存污泥的TCOD變化如圖6所示.SLR0.140時MFC-STW系統εTCOD最大，達74%，而STW系統的εTCOD為69%.表明生物產電的引進促進了STW系統中有機物的降解過程.隨進泥負荷增大，系統中微生物在單位空間內可利用的有機物增多，但微生物降解能力有限，因此，大量有機物在系統內積累，使得系統的εTCOD下降.STW系統中同時存在好氧區和厭氧區：暴露于空氣中的積存污泥表層，以及積存污泥層內受植物根系的泌氧作用的周圍區域為好氧區，好氧區內微生物將有機物分解生成二氧化碳和水；其他區域則為厭氧區，在這些區域中厭氧微生物將有機物質厭氧發酵產生單糖、氨基酸、脂肪酸等小分子有機物，并被產電菌利用，從而實現污泥有機物的加速去除與穩定化.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　不同進泥負荷下污泥TCOD變化

2.4.2污泥SCOD變化

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

圖7　不同進泥負荷下污泥SCOD變化

2.4.3滲濾液中COD變化

圖8為兩系統在不同進泥負荷下滲濾液COD變化.系統中SCOD的去向包括：被產電菌利用轉化為電能，被系統中微生物利用完成自身代謝作用，隨滲濾液排出系統.在產電菌的作用下產電系統中SCOD高，故MFC-STW系統滲濾液COD呈現較高濃度.SLR0.343時MFC-STW和STW系統的上層積存污泥中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%.說明在本系統中，生物產電的嵌入為污泥SCOD的消耗提供了新的途徑.兩系統下層污泥SCOD相差220 mg/L，而系統滲濾液中COD差僅為10 mg/L，兩系統的基質層結構完全相同，該差異源于MFC-STW系統對污泥中溶解性有機物的優先利用.生物產電的引入可強化系統有機物的降解，使MFC-STW系統具有更高的SCOD去除效能.

滲濾液中COD的去除率隨負荷增高呈現先降低后升高的趨勢.SLR0.258時εCOD最低，MFC-STW系統滲濾液εCOD為65%，STW系統的εCOD則為70%；SLR0.343時εCOD最好，MFC-STW系統滲濾液εCOD為77%，STW系統的εCOD則為83%.徐大勇等[31]構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，使有機物在基質層和污泥層中得到更充分的降解.

圖8　不同進泥負荷下滲濾液COD變化

3結論

1)成功構建并穩定運行MFC-STW系統.隨著進泥負荷的增加，MFC-STW系統輸出電壓和功率密度逐漸升高，SLR0.343時系統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的進泥期內，由于周期性布泥，系統污泥的含水率變化不大.SLR0.343時MFC-STW系統下層污泥含水率最低，可降低至84%.進泥期結束后MFC-STW系統共獲得積存污泥4.32 L，污泥減量化效果達96%.

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

參考文獻

[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.剩余污泥生態穩定化研究[J].土木建筑與環境工程, 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的應用與發展[J].凈水技術, 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電特性研究[J].環境科學,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]國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法[M]. 4版.北京:中國環境科學出版社,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. 生物產電人工濕地系統對處理生活污水的效能[J]. 浙江大學學報(工學版), 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[M].北京：化學工業出版社,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驗研究[J].河南科學,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

基金項目:國家自然科學基金(51206036, 51378144)

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

通信作者:姜珺秋，jiangjq_hit@126.com

中圖分類號:X505; X382

文獻標志碼: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