生物阴极型微生物燃料电池处理氨氮有机废水及产电性能的研究

环境污染与防治　第３９卷第１期　２０１７年１月　生物阴极型微生物燃料电池处理氨氮有机废水及　产电性能的研究　＊　李　英　金春姬　杨远乐　刘　明　鲁　静　魏铭泽　（中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室，山东　青岛２６６１００）　摘要　将生物阴极型微生物燃料电池（ＢＣＭＦＣ）阳极室的出水引进阴极，同时阴极采用间歇曝气的方式运行，以人工模拟的氨　氮有机废水作为处理对象，探究外接电阻、ＤＯ、水力停留时间（ＨＲＴ）以及碳氮质量比（Ｃ／Ｎ）对ＢＣＭＦＣ的氨氮和有机物（以ＣＯＤ表　征）去除效果以及产电性能的影响。结果表明：（１）开路以及５０、１００、５００、１　０００　Ｑ条件下，最后出水中氨氮去除率分别为９５．３３　、　８６．１２　、６７．６８　、１００．００　、９９．３９　。外接电阻变化对ＣＯＤ的降解无太大的影响。５００　Ｑ条件下产电性能最佳。（２）ＤＯ为０．２、　２．０、３．０、４．０、５．０、７．０　ｍｇ／Ｉ　条件下，最后出水中氨氮去除率分别为４８．５５　、５６．５６　、８４．４ｏ　、９３．２５　、９５．７６　、９７．ｏ１　，ＣＯＤ去除　率分别为６８　、９６　、９９　、９９　、９９　、９９　Ａ。ＤＯ会影响整个电池的产电功率。ＤＯ设为４．０～５．０　ｍｇ／Ｌ较合适。（３）Ｃ／Ｎ为　０８．３：１．０、１２．５：１．０、２５．０：１．０、５０．０：１．０条件下，最后出水中氨氮去除率分别为７４．６８　、７３－８６　、９４．Ｏ７　、ｉ００．Ｏ０　。Ｃ／Ｎ对ＣＯＤ　的去除没有太大的影响。Ｃ／Ｎ为２５．０：１．０条件下最大产电功率密度最大。（４）ＨＲＴ为８、１０、１３、２０、２４　ｈ条件下，最后出水的氨氮　去除率分别为６７．６７　、７９．ｏ１　、８６．７ｏ％、９２．７２　、９６＿８ｏ　，ＣＯＤ去除率分别为９６　、９８　、９８　、ｌＯＯ　、１００　。随着ＨＲＴ的缩短，　最大产电功率密度先增大后减小。ＨＲＴ为２０　ｈ时ＢＣＭＦＣ性能较好。　关键词　生物阴极型微生物燃料电池　氨氮有机废水　氨氮　ＣＯＤ产电功率密度　ＤＯｌ：１０．１５９８５／ｊ．ｃｎｋｉ．１００１　３８６５．２０１７．０１．０１４　Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｗａｓｔｅｒｗａｔｅｒ　ｃｏｎｔａｉｎｉｎｇ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ａｎｄ　ｅｌｅｃｔｒｉｃｉｔｙ　ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ　ｕｓｉｎｇ　ａ　ｂｉｏ－ｃａｔｈｏｄｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕｅｌ　ｃｅｌｌ　ＬＩ　Ｙｉｎｇ，ＪＩＮＣｈｕｎｊｉ，ＹＡＮＧＹｕａｎｌｅ，ＬＩＵＭｉｎｇ，ＬＵＪｉｎｇ，ＷＥＩＭｉｎｇｚｅ．（ＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙ　ｏｆＭａｒｉｎｅＥｎ—　ｖｉｒｏｎｍｅｎｔ　ａｎｄ　Ｅｃｏｌｏｇｙ，Ｍｉｎｉｓｔｒｙ　ｏＪ’Ｅｄｕｃａｔｉｏｎ，Ｏｃｅａｎ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ　ｏｆ　Ｃｈｉｎａ，Ｑｉｎｇｄａｏ　Ｓｈａｎｄｏｎｇ　２６６１００）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：　ＢＣＭＦＣ　ｗａｓ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ　ｉｎ　ｔｈｉｓ　ｐａｐｅｒ，ｔｈｅ　ａｎｏｄｅ　ｃｈａｍｂｅｒ　ｅｆｆｌｕｅｎｔ　ｗａｓ　ｉｎｔｏ　ｔｈｅ　ｃａｔｈｏｄｅ　ａｎｄ　ｃａｔｈｏｄｉｃ　ｏｐｅｒａｔｉｏｎ　ｗａｓ　ｉｎｔｅｒｍｉｔｔｅｎｔ　ａｅｒａｔｉｏｎ．Ｔａｋｉｎｇ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｗｉｔｈ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ａｓ　ｔａｒｇｅｔ　ｐｏｌｌｕｔａｎｔ，ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ　ｏｆ　ｅｘｔｅｒｎａｌ　ｒｅｓｉｓｔａｎｃｅ，ＤＯ，ｈｙｄｒａｕｌｉｃ　ｒｅｔｅｎｔｉｏｎ　ｔｉｍｅ（ＨＲＴ）ａｎｄ　ｃａｒｂｏｎ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｒａｔｉｏ（Ｃ／Ｎ）ｗｅｒｅ　ｄｉｓｃｕｓｓｅｄ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｗｉｔｈ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ｅｌｅｃｔｒｉｃｉｔｙ　ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｔｈｅ　ＢＣＭＦＣ．Ｔｈｅ　ｅｘｐｅｒｉ—　ｍｅｎｔａｌ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｓｈｏｗｅｄ　ｔｈａｔ：（１）ｗｈｅｎ　ｔｈｅ　ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ　ｗａｓ　ｏｐｅｎ　ｃｉｒｃｕｉｔ　ａｎｄ　５０，１００，５００，１　０００　Ｑ，ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｆｉｎａｌ　ｗａｔｅｒ　ｗａｓ　９５．３３　，８６．１２　，６７．６８　，ｉ００．Ｏ０　，９９．３９　．Ｔｈｅ　ｃｈａｎｇｅ　ｏｆ　ｅｘｔｅｒｎａｌ　ｒｅｓｉｓｔ—　ａｎｃｅ　ｈａｄ　ｎｏ　ｇｒｅａｔ　ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ　ｏｆ　ＣＯＤ．Ｔｈｅ　ｂｅｓｔ　ｅｌｅｃｔｒｉｃｉｔｙ　ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ　ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ　ｗａｓ　５００　Ｑ．（２）　Ｗｈｅｎ　ＤＯ　ｗａｓ　Ｏ．２，２．０，３．０，４．０，５．０，７．０　ｍｇ／Ｌ，ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｗｅｒｅ　４８．５５　，５６．５６　，８４．４０　，　９３．２５　，９５．７６　，９７．Ｏ１　，ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ＣＯＤ　ｗｅｒｅ　６８　，９６　，９９　，９９　，９９　，９９　．ＤＯ　ｗｏｕｌｄ　ａｆｆｅｃｔ　ｔｈｅ　ｗｈｏｌｅ　ｂａｔｔｅｒｙ　ｐｏｗｅｒ　ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ．ＤＯ　ｏｆ　４．０—５．０　ｍｇ／Ｉ　ｗａｓ　ｍｏｒｅ　ａｐｐｒｏｐｒｉａｔｅ．（３）Ｗｈｅｎ　Ｃ／Ｎ　ｗａｓ　８．３：１．０，１２．５：１．０，　２５．０：１．０，５Ｏ．０：１．０，ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｆｉｎａｌ　ｅｆｆｌｕｅｎｔ　ｗａｓ　７４．６８　，７３．８６　，９４．０７　，　１００．００　．Ｃ／Ｎ　ｈａｄ　ｎｏ　ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｎ　ｒｅｍｏｖａｌｉｎｇ　Ｃ０Ｄ．Ｗｈｅｎ　Ｃ／Ｎ　ｗａｓ　２５．０：１．０，ｔｈｅ　ｍａｘｉｍｕｍ　ｐｏｗｅｒ　ｄｅｎｓｉｔｙ　ｗａｓ　ｔｈｅ　ｂｅｓｔ．（４）Ｗｈｅｎ　ＨＲＴ　ｗａｓ　８，１０，１３，２０　ａｎｄ　２４　ｈ，ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｆｉｎａｌ　ｅｆｆｌｕｅｎｔ　ｗａｓ　６７．６７　，７９．Ｏ１　，８６．７Ｏ　，９２．７２　，９６．８Ｏ　．Ａｎｄ　ＣＯＤ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｗａｓ　９６　，９８　，９８　，１００　，ｉ００％．ｗｉｔｈ　ｔｈｅ　ｓｈｏｒｔｅｎｉｎｇ　ｏｆ　ＨＲＴ，ｔｈｅ　ｃｕｒｒｅｎｔ　ｄｅｎｓｉｔｙ　ｍａｘｉｍｕｍ　ｐｏｗｅｒ　ｄｅｎｓｉｔｙ　ｗａｓ　ｆｉｒｓｔｌｙ　ｉｎｃｒｅａｓｅｄ　ａｎｄ　ｔｈｅｎ　ｄｅｃｒｅａｓｅｄ．Ｗｈｅｎ　ＨＲＴ　ｗａｓ　２０　ｈ，ｔｈｅ　ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ　ｏｆ　ＢＣＭＦＣ　ｗａｓ　ｂｅｔｔｅｒ．　Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：　ｂｉｏ—ｃａｔｈｏｄｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕｅｌ　ｃｅｌｌ；ｏｒｇａｎｉｃ　ｗａｓｔｅｒｗａｔｅｒ　ｃｏｎｔａｉｎｉｎｇ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ；ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏ—　ｇｅｎ；ＣＯＤ；ｐｏｗｅｒ　ｄｅｎｓｉｔｙ　如今，化工行业迅速发展壮大，随之产生的氨氮　废水也成为行业发展制约因素之一，未经处理的氨　氮废水排人流域中易引起水中藻类及其他微生物大　第一作者：李量繁殖，形成富营养化污染，除了会使自来水处理厂　运行困难、造成饮用水的异味外，严重时会使水中　ＤＯ下降，鱼类大量死亡，甚至会导致湖泊的干涸灭　英，女，１９９０年生，硕士研究生，研究方向为固体废弃物资源化。　通讯作者。　＊山东省自然科学基金资助项目（Ｎｏ．ＺＲ２０１１ＢＭ０１４）。　李　英等　生物阴极型微生物燃料电池处理氨氮有机废水及产电性能的研究　亡。目前，处理氨氮废水的方法很多，利用生物阴极　型微生物燃料电池（ＢＣＭＦＣ）处理氨氮废水是近年　发展起来的一种新兴方法。　长方形有机玻璃构成，两个极室净容积为０．５　Ｉ　。阳　极材料为碳布，表面积为３５　ｃｍ。；阴极材料是表面　积为３５　ｃｍ。的光谱纯石墨板，阴极室中填充１　ｃｍ×　１　ｃｍ×１　ｃｍ的碳毡，有效阴极体积约０．２　Ｌ。中间　采用有效表面积为４８　ｃｍ。的质子交换膜（ＰＥＭ）将　微生物燃料电池（ＭＦＣ）是一种使用细菌作为　催化剂，在降解有机和无机底物的同时回收电能的　技术口　］。ＢＣＭＦＣ是由ＭＦＣ发展而来，它主要特　点是阴极室与阳极室一样，接种功能型微生物，微生　物接受来自电极的电子发生相应的生物电化学反　阳极室与阴极室分开。使用钛丝将电极相连接，外　接２２～２２　０００　Ｑ电阻箱。　应，利用微生物替代较昂贵的金属作为阴极催化剂，　降低了构造成本，同时通过阴极室内硝化细菌的硝　化作用能很好地处理氨氮废水。　ＣＬＡＵｗＡＥＲＴ等　以乙酸钠为阳极底物，在　阴极接种厌氧微生物构建ＢＣＭＦＣ，在去除有机物　的同时实现了脱氮。李亮＿７　构建了好氧／缺氧型　ＭＦＣ组合工艺，研究表明，在连续运行的情况下，当　阳极　好氧型ＭＦＣ外接电阻为２Ｏ　Ｑ、缺氧型ＭＦＣ外接电　阻为５　Ｑ、进水流量比为１：１、回流比为２：１（体积　比）时运行最优，能去除５８．５０　ｍｇ／Ｌ的氨氮。ＸＩＥ　图１　ＢＣＭＦＣ买验装置示意图　Ｆｉｇ．１　Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ　ｓｃｈｅｍａｔｉｃ　ｄｉａｇｒａｍ　ｏｆ　ｔｈｅ　ＢＣＭＦＣ　等［８］利用好氧／缺氧ＢＣＭＦＣ实现了同步脱氮除碳，　１．２　实验方法　ＣＯＤ、氨氮和总氮的总去除率分别为９９　、９７．４０　和９７．３　。ＶＩＲＤＩＳ等＿９Ｊ２卯。使用特殊曝气方式在阴　配制人工模拟的氨氮有机废水（以乙酸钠为碳　源，氯化铵为氮源）。根据詹亚力等口　的研究表明，　乙酸钠初始浓度越高，微生物活性越高，输出最大电　压越高，但乙酸钠浓度高于某一限值后，电极表面的　极实现了同步硝化反硝化，氮去除率达到９４．１　±　Ｏ．９　，出水氨氮降低至２．１３　ｍｇ／Ｌ。ＣＡＩ等口叩使用　石墨棒作为电极，构建双室ＭＦＣ，厌氧条件下去除　微生物代谢反应速率达到峰值，单位时间内转移到　电极表面的电子数量达到峰值，继续增大乙酸钠初　硫化物和硝态氮的同时产电，而且厌氧条件下硫化　物和硝态氮去除率都在９Ｏ　以上。ＺＨＡＮＧ等口　采用双室好氧ＢＣＭＦＣ，氨氮去除率达到８４．ＯＯ　～　９７．Ｏ０　。ＪＩＡ等ｌ＿】。　采用ＢＣＭＦＣ进行反硝化，硝态　氮最大去除速率达到０．０８４　ｒａｇ／（ｃｍ　ｄ）。　ＺＨＡＮＧ等＿１　将生物反应器与ＭＦＣ相结合去除废　水中的氨氮，９８　ｈ内，当进水氨氮为１００　ｍｇ／Ｌ时，氨　氮去除率可达９０．２０　。　始浓度，电池输出功率增长较小，故将ＣＯＤ初始质　量浓度设为１　６００　ｍｇ／Ｌ左右。而根据谢珊等＿＿】　研　究结果，氨氮初始浓度增高，好氧ＭＦＣ的功率密度　下降，同时为了维持微生物的正常生长，将氨氮初始　质量浓度设为７０　ｍｇ／Ｌ左右。　将该废水连续供给到ＭＦＣ阳极，阳极出水进入　密封装置中。生物阴极采用间歇曝气模式，反应周期　从以上研究可看出，使用ＢＣＭＦＣ能实现在去除　氨氮和有机物的同时产电，但以上研究主要侧重于单　个影响因素的研究，缺乏系统地探究外接电阻、ＤＯ、　共９．０　ｈ，进水０．５　ｈ，曝气６．０　ｈ，停止曝气２．０　ｈ，沉淀　出水０．５　ｈ。阴极每个周期的进水是阳极进入封闭装　置后的出水。每个运行条件下，分别取阳极进水、阳　水力停留时间（ＨＲＴ）以及碳氮质量比（Ｃ／Ｎ）对ＢＣＭ－　ＦＣ同时去除氨氮和有机物及产电性能的影响。本研　究构建了ＢＣＭＦＣ，将阳极室的出水直接进入阴极室　同时，阴极采用间歇曝气的方式运行，研究以上因素　对氨氮有机废水处理及产电性能的影响。　１材料和方法　１．１　实验装置　极出水（即阴极进水）、曝气停止、最后出水４个不同　阶段的水样，分别测定ｐＨ、电导率、ＣＯＤ和氨氮。水　质分析指标测定后，开路６．０　ｈ，测定极化曲线和产电　功率密度曲线。每改变一次运行条件，使实验装置运　行３个周期，达到稳定后再进行实验。　１．３水质分析方法　ｐＨ使用雷磁ＰＨＳ一３Ｄ型ｐＨ计测定；电导率使　用ＤＤＳ一３１２型精密电导率仪测定；ＣＯＤ根据《水质　化学需氧量的测定快速消解分光光度法》（ＨＪ／Ｔ　・　实验装置如图１所示，采用双室ＭＦＣ，由两个　７１　・　环境污染与防治第３９卷第１期２０１７年１月　３９９—２Ｏ０７）测定；氨氮根据《水质氨氮的测定水杨　酸分光光度法》（ＨＪ　５３６—２０Ｏ９）测定。　２结果与分析　２．１　外接电阻对ＢＣＭＦＣ去除氨氮和有机物以及　产电性能的影响　相符。最后出水中ＣＯＤ去除率均在９Ｏ　以上，开　路和１　０００　Ｑ条件下ｃ０Ｄ去除率达到了１００　。比　仅使用阳极去除有机物的普通双室ＭＦＣ去除率口　］　要高，将阳极未处理的有机物引入阴极，经过阴极好　氧及反硝化作用，进一步降解有机物，从而达到　ＣＯＤ较高的去除率。从整体看，外接电阻条件的变　化对ＣＯＤ的降解无太大的影响。　１００　考察不同外接电阻（开路以及５０、１００、５００、　１　０００　Ｑ）条件下ＢＣＭＦＣ的氨氮和有机物（以ｃ０Ｄ　表征）去除效果以及产电性能。废水水流速度为Ｏ．２　ｒ／ｍｉｎ，ＨＲＴ为２０　ｈ。阴极室在曝气时保持进水　孳　８０　Ｄｏ为（７．０±０．５）ｒｎｇ／Ｌ。　不同外接电阻条件下氨氮质量浓度见图２。由　图２可计算得出，开路以及５０、１００、５００、１　０００　Ｑ条　件下，最后出水中氨氮去除率分别为９５．３３　、　８６．１２　、６７．６８　、１００．００　、９９．３９　。在阴极进水　前，开路条件下的氨氮去除率高于５００　Ｑ条件下；而　５００　Ｑ条件下曝气停止后氨氮去除率反而高于开路　条件下。可能原因如下：在开路条件下，阳极室中产　咖　枷　枷　瑚　蜘　啪　枷　抛　电微生物不传递电流，用于产电的微生物数量变少，　多数是普通的微生物在起作用，所以氨氮去除率略　高于５００　Ｑ条件下。进入阴极室中后由于受到膜透　过性的作用，形成了浓度梯度，使得极室中氨氮进入　到阴极室中，增大了开路条件下最后出水中的氨氮　浓度。　●　●　吕　越　皿ⅢＩ　｛水　阶段　图２　不同外接电阻条件下氨氮质量浓度　Ｆｉｇ．２　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｒｅｓｉｓｔａｎｃｅ　不同外接电阻条件下ＣＯＤ质量浓度及去除率　见图３。阴极进水时，开路条件下ｃＯＤ去除率最　高，其次是１　０００、５００、１００、５０　Ｑ条件下。在未受到　电流作用时，阳极微生物的代谢途径是产甲烷发酵，　随着外接电阻的变化，受到电流的影响，阳极微生物　的代谢途径发生变化，生物量随着电流强度增加而　减少，ＣＯＤ去除能力下降，这与冯玉杰等［１。］的研究　・　７２　‘　一　，，，Ｉ　—ｏ一５０　ｎ（质量浓度）　曼　．　，６ｒ．１００　ｎ（质量浓度）　遂　越　，　１－－－５００　ｎ（质量浓度）　６ｏ姗　卜ｌ　０００ｎ（质量浓度）　皿田１　瞧　－◆一５０ｎ（去除率）　４ｏ吕　０　．０　Ａ－．１００１２（去除率）　Ｕ　－Ｊｒ　－★－５００ｎ（去除率）　２０　－ｔ・ｌ　０００ｎ（去除率）　Ｏ●一　——　———　＝＝ｓ马掌　！＝＝＝＿唧０　阳极进水　阴极进水　曝气停止　最后出水　阶段　图３不同外接电阻条件下ＣＯＤ质量浓度及去除率　Ｆｉｇ．３　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ＣＯＤ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｒｅｓｉｓｔａｎｃｅ　根据欧姆定律可知，外接电阻改变，改变了电压　与电流强度。电阻越小，阳极产生的电子就越易达　到阴极，被阴极所利用，反之亦然。不同外接电阻条　件下ＢＣＭＦＣ的电压见图４。从图４可知，５００、　１　０００　Ｑ以及开路条件下都有一个稳定阶段，大约１　ｈ后电压趋于稳定化，稳定值分别为０．７１５、０．７２２、　Ｏ．７８２　Ｖ。根据欧姆定律计算，５００、１　０００　Ｑ条件下　相应稳定电流强度分别为１．４３０、０．７２２　ｍＡ（开路时　电流强度为零）。结合产电性能认为，５００　Ｑ条件下　产电性能最佳，所以无特殊说明，后续实验外接电阻　均为５００　Ｑ。　之　硝　Ｏ　ｌ００　２００　３０ｏ　４００　５００　时间／ａｒｉｎ　图４不同外接电阻条件下ＢＯＭＦＯ的电压　Ｆｉｇ．４　Ｖｏｌｔａｇｅ　ｏｆ　ＢＣＭＦＣ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｒｅｓｉｓｔａｎｃｅ　李英等　生物阴极型微生物燃料电池处理氨氮有机废水及产电性能的研究　２．２　Ｄｏ对ＢＣＭＦＣ去除氨氮和有机物以及产电性　能的影响　ＭＦＣ产电所用的电子受体数量，但是ＤＯ越大，产　生的硝态氮越多，不利于总氮的去除，再综合氨氮去　除率，ＤＯ设为４．Ｏ～５．０　ｍｇ／Ｌ较合适。为了节省时　考察不同ＤＯ（０．２（即不曝气）、２．０、３．０、４．０、　５．０、７．０　ｍｇ／Ｌ）条件下ＢＣＭＦＣ的氨氮和有机物去　除效果以及产电性能，其他步骤同２．１节。　不同ＤＯ条件下氨氮质量浓度的变化如图５所　示。由图５可以计算得出，ＤＯ为０．２、２．０、３．０、４．０、　５．０、７．０　ｍｇ／Ｌ条件下，最后出水中氨氮去除率分别　为４８．５５　、５６．５６　、８４．４０　、９３．２５　、９５．７６　、　９７．Ｏ１　。ＤＯ为４．０～７．０　ｍｇ／Ｌ条件下氨氮浓度相　差较小，去除率也较接近；但ＤＯ为０．２、２．０　ｍｇ／Ｌ条　件下氨氮去除效果不好。原因如下：ＨＡＮＡＫＩ　等　。　的研究表明，低ＤＯ的情况下，由于氨氧化菌　增长速率加快，氨氧化速率并未受到很大的影响，并　且氨氮经过硝化细菌的硝化作用转化为硝酸盐的过　程需要在ＤＯ作用下进行新陈代谢活动，ＤＯ较低时，　硝酸盐的活性受到抑制，而且能作为电子受体的氧气　较少，所以硝化过程不明显，导致氨氮浓度较高。　．、　量　越　嵌　堪圈１　喀　阳极进水　ｌ凋极进水　曝气停止　最后出水　阶段　图５不同ＤＯ条件下氨氮质量浓度　Ｆｉｇ．５　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ＤＯ　不同ＤＯ条件下ＣＯＤ质量浓度及去除率的变　化见图６。ＤＯ为０．２、２．０、３．０、４．０、５．０、７．０　ｍｇ／Ｌ条　件下阴极进水的ＣＯＤ去除率分别为４２　、５６　、　７９％、９２　、９２　、９３　。这与ＶＩＲＤＩＳ等　］２　。的研　究结果类似。原因可能是ＤＯ较高时，一定量的ＤＯ　通过ＰＥＭ进入阳极室，这些氧气被兼性微生物所利　用，而兼性微生物比厌氧微生物代谢有机物更彻底，　故ＤＯ较高时阳极微生物处理高浓度有机物更彻　底。ＤＯ为Ｏ．２、２．０、３．０、４．０、５．０、７．０　ｍｇ／Ｌ条件下最　后出水的ＣＯＤ去除率分别为６８　９／６、９６　、９９％、　９９　、９９　、９９　，ＤＯ为３．０～７．０　ｍｇ／Ｌ条件下ＣＯＤ　去除率较接近。这说明，ＤＯ为３．０～７．０　ｍｇ／Ｌ时，　ＤＯ足够微生物的好氧呼吸。增加ＤＯ虽然能增加　间，产电性能实验时直接取ＤＯ为４．６　ｍｇ／Ｌ。　，　透　吕　料　蛏　口　皿噩ｌ１　０　瞧　Ｕ　０　０　Ｕ　阶段　图６不同ＤＯ条件下ＯＯＤ质量浓度及去除率的变化　Ｆｉｇ．６　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｍａｔｔｅｒ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ＤＯ　不同ＤＯ条件下ＢＣＭＦＣ极化曲线及产电功率　密度曲线见图７。ＤＯ为０．２、２．０、３．０、４．６、７．０　ｍｇ／Ｌ　条件下，最大产电功率密度分别为５７、１０３、３７０、　９８３、２　５００　ｍＷ／ｍ。，对应的电流密度分别为２１４、　２８７、８６０、２　５６０、５　０００　ｍＷ／ｍ。，相应的内阻分别为　２　３８０、３　１８０、５１２、３４０、１６５　Ｑ。整体趋势是随着ＤＯ　增多，最大产电功率密度增加，对应的电流密度增　加、内阻下降。由于不同ＤＯ下，内阻从几千欧姆变　化到１６５　Ｑ，说明最大产电功率密度的增加主要来　源于内阻的减少。这说明，ＤＯ会影响整个电池的　产电功率。　２．３　Ｃ／Ｎ对ＢＣＭＦＣ去除氨氮和有机物以及产电性　能的影响　固定进水ＣＯＤ为２　０００　ｍｇ／Ｌ，分别添加不同　质量的氮源，将Ｃ／Ｎ设为８．３：１．０、１２．５：１．０、　２５．０：１．０、５Ｏ．０：１．０以及未加氮源。考察不同Ｃ／Ｎ　条件下，ＢＣＭＦＣ的氨氮和有机物去除效果以及产　电性能。其他步骤同２．１节。　不同Ｃ／Ｎ条件下氨氮质量浓度见图８。由图８　可计算得出，Ｃ／Ｎ为８．３：１．０、１２．５：１．０、２５．０：１．０、　５０．０：１．０条件下，阴极进水中氨氮去除率分别为　２２．４７　９／６、２８．６９　９／６、３９．０５　９／６、２１．６１　９／６，先升高后下降，　可能原因是ｃ／Ｎ很高时，阳极室中的厌氧异养微生　物占主体，主要消耗有机物进行产电。阳极室中可　能存在的厌氧氨氧化细菌在高浓度有机物中受到抑　・　７３　・　环境污染与防治第３９卷第１期２０１７年１月　３　０００　２　５０ｏ　。。。　之　趟　稍　料　１　５００　１　０ＯＯ　脚　５０ｏ　０　１　０００　２　０ＯＯ　３　０ＯＯ　４０ＯＯ　５　０ＯＯ　６０００　７　００Ｏ　８　０ＯＯ　Ｏ　电流密度／（ｍＡ－ｍ　）　【ａ电压　ａ）电流密度／（ｍＡ・ｍ　）　【ｂ１产电功率密度　图７不同ＤＯ条件下ＢＣＭＦＣ极化曲线及产电功率密度曲线　Ｆｉｇ．７　Ｐｏｌａｒｉｚａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｐｏｗｅｒ　ｄｅｎｓｉｔｙ－ｃｕｒｒｅｎｔ　ｃｕｒｖｅ　ｏｆ　ＢＣＭＦＣ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ＤＯ　制，厌氧氨氧化反应速率下降口　。但是，当Ｃ／Ｎ较　低时，较高的游离ＮＨ　对阳极微生物有毒害作用。　有研究表明，高浓度的氨氮也会抑制厌氧氨氧化细　菌Ｌ　２０＿。ｃ／Ｎ为８．３：１．０、１２．５：１．０、２５．０：１．０、　变化对ＣＯＤ的去除没有太大的影响。　＋８．３：１．０（质量浓度）一★一８３：１．０（去除率）　十—　１２．５：１．０（质量浓度）一－Ｖ－一１２．５：１．０（去除，率）　未加氮源（质量浓度）一—・一束加氮源（去除率）　．广＿２５．０：１．０（质量浓度）一　．广一２５．０：１．０（去除率）　＋５０．０：１．０（质量浓度）一◆一５０．０：１．０（去除率）　＋５０．０：１．０条件下，最后出水中氨氮去除率分别为　７４．６８　、７３．８６　、９４．０７　、１００．Ｏ０　。　－、　逞　姗　越　蛏　皿酬　眶（　０　０　Ｕ　，　一　吕　Ｊ　ｒ旦　越　嵌　删　略　阶段　图９　不同Ｃ／Ｎ条件下ＣＯＤ质量浓度及去除率　Ｆｉｇ．９　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｍａｔｔｅｒ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｃ／Ｎ　阳极进水　Ｉ羽极进水　曝气停止　最后出水　阶段　不同Ｃ／Ｎ条件下ＢＣＭＦＣ的极化曲线和产电功　率密度曲线见图１０。Ｃ／Ｎ为８．３：１．０、１２．５：１．０、　２５．０：１．０、５０．０：１．０以及未加氮源条件下，最大产　电功率密度分别为６５８、２６２、１　５３６、５１０、８０４　ｍＷ／ｍ。，对应的电流密度分别为１　２０９、５１２、３　２００、　１　４２４、２　００５　ｍＷ／ｍ。，相应内阻分别为３２８、１　３５７、　图８　不同Ｏ／Ｎ条件下氨氮质量浓度　Ｆｉｇ．８　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｃ／Ｎ　不同Ｃ／Ｎ条件下ＣＯＤ质量浓度及去除率见图　９。Ｃ／Ｎ为８．３：１．０、１２．５：１．０、２５．０：１．０、　５０．０：１．０以及未加氮源条件下，阴极进水的ＣＯＤ　２４４、５１７、４１７　Ｑ。在未加氮源时，最大产电功率密　度及对应的电流密度较高的原因是由于阴极室只需　要降解ＣＯＤ，不存在去除氨氮，大量的ＤＯ提供电　子受体，所以产电性能较高。Ｃ／Ｎ为２５．０：１．０、　去除率分别为３８　、７２％、９２　、９１　、５８　。ＣＯＤ　去除率变化较大，未加氮源时阳极微生物缺少氮源　而导致ＣＯＤ去除率偏低；ｃ／Ｎ较低的条件下，加入　的氮源较多，氯化铵中的氯离子浓度也较高，会对阳　极微生物有毒害作用，所以ＣＯＤ去除率相对偏低。　Ｃ／Ｎ为８．３：１．０、１２．５：１．０、２５．０：１．０、５０．０：１．０以　５０．０：１．０条件下，最大产电功率密度相差较大，原　因是Ｃ／Ｎ为５０．０：１．０的条件下的内阻比Ｃ／Ｎ为　２５：１．０条件下大，导致５０．０：１．０的最大产电功率　密度变小。Ｃ／Ｎｄ￣于２５．０：１．０条件下，当Ｃ／Ｎ变小　时，氮素增多，相同开路时间内，剩余氮素不一样，这　及未加氮源条件下，最后出水中ＣＯＤ去除率分别　为９９％、９８　、９９　、９９　、９Ｏ　。整体来讲，ｃ／Ｎ的　・　７４　・　李　英等　生物阴极型微生物燃料电池处理氨氮有机废水及产电性能的研究　会导致在测定极化曲线过程中有一些氨氮没有被去　除，争夺了用于产电的氧气，导致电池整体产电性能　下降，最大产电功率密度变小。可见，Ｃ／Ｎ为　２５．０：１．０条件下最大产电功率密度最大，对应的电　流密度最大、内阻最小。　＋８．３：１．０（电压）　一—　一８．３：１．０（产电功率密度）　干ｌ２．５：１．０（电压）一１　一１２　５：１．０（产电功率密度）　—１．广－２５．０：１．０（电压）一　．广一２５．０：１．０（产电功率密度）　＋５０．０：１．０（电压）　一◆一５０．０：１．０（产电功率密度）　＋未加氮源（电压）一＿＿卜一未加氮源（产电功率密度）　ｌ・０　０．８　２　２　ｌ　ｌ　之０．６　出　咖　姗　０．４　ｒⅢ．　量、越帮脚　Ｏ・２　０　０　ｌ　００Ｏ　２　Ｏ０Ｏ　３　０００　４　Ｏ０Ｏ　５　０００　６ｕＵＵ　电流密度／ｆｍＡ－ｍ－３）　图１０不同Ｏ／Ｎ条件下ＢＣＭＦＣ的极化曲线和　产电功率密度曲线　Ｆｉｇ．１０　Ｐｏｌａｒｉｚａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｐｏｗｅｒ　ｄｅｎｓｉｔｙ－ｃｕｒｒｅｎｔ　ｃｕｒｖｅ　ｏｆ　ＢＣＭＦＣ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　Ｃ／Ｎ　２．４　ＨＲＴ对ＢＣＭＦＣ去除氨氮和有机物以及产电　性能的影响　本实验采用阳极室连续流供应废水。ＨＲＴ关系　到系统的处理效果与实验装置的容积。考察不同　ＨＲＴ（８、１０、１３、２０、２４　ｈ）条件下，ＢＣＭＦＣ的氨氮和有　机物去除效果以及产电性能。其他步骤同２．１节。　不同ＨＲＴ条件下氨氮质量浓度见图ｌ１。从图　１１可以计算得出，ＨＲＴ为８、１０、１３、２Ｏ、２４　ｈ条件　下，阴极进水的氨氮去除率分别为１９．２２　、　１８．７１　、１Ｏ．１９　、２８．５４　、５３．４５　，总体趋势是随　着ＨＲＴ的缩短，阴极进水的氨氮去除率降低；最后　．、　●　旦　挂鲢　删跚１　值　阳极进水　阴极进水　曝气停止　最后出水　阶段　图１１不同ＨＲＴ条件下氨氮质量浓度　Ｆｉｇ．１　１　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ＨＲＴ　出水的氨氮去除率分别为６７．６７　、７９．Ｏ１　、　８６．７０　、９２．７２　、９６．８０　，相差较大。原因可能如　下：在阳极中相同氨氮浓度的进水，ＨＲＴ越长，微　生物与污水接触的时间越长，反应进行地越彻底；　ＨＲＴ越短，微生物与污水接触的时间越短，反应进　行越不彻底，导致阴极进水中氨氮浓度增加。　阳极进水的ＨＲＴ会影响阳极微生物与污染物　质的接触有效性，ＨＲＴ越大，接触时间越长，处理　效果越好，但是接触时问过长会使得阳极微生物增　殖速度变缓，而且增加运行成本及建筑成本；ＨＲＴ　过短，产生水利剪切，会对阳极上微生物产生流体力　学影响使其脱落，影响污染物去除能力。不同ＨＲＴ　０　条件下ＣＯＤ质量浓度及去除率见图１２。ＨＲＴ为　８、１０、１３、２Ｏ、２４　ｈ条件下，ＣＯＤ去除变化较大，阴极　进水的ＣＯＤ去除率分别为２７　、２７　、３ｏ　、９２　、　９２　，明显看出ＨＲＴ为２Ｏ、２４　ｈ条件下的ｃＯＤ去　除率最高，原因可能是：（１）微生物与有机物接触时　间长，去除效果好；（２）因为本实验一直是在水流速　度为０．２　ｒ／ｍｉｎ条件下供水的，所以ＨＲＴ为２Ｏ　ｈ时　微生物已完全适应了供水的浓度及水流速度。但是　当供水的水流速度增加至０．３　ｒ／ｍｉｎ（即１３　ｈ），大量　的有机物还不能被微生物所充分利用，所以出水中　ＣＯＤ浓度很高，ＣＯＤ去除率下降。ＨＲＴ为８、１０、　１３、２Ｏ、２４　ｈ条件下，最后出水的ＣＯＤ去除率分别　为９６　、９８　、９８　、１００　、１００　。ＣＯＤ去除率均　在９５　以上，出水ＣＯＤ符合《城镇污水处理厂污染　物排放标准》（ＧＢ　１８９１８－－２００２）中三级标准（≤１２０　ａｒｇ／Ｌ）。　．、　＿　脚　逞　量　稍　删　０　０　１撼　Ｕ　口　０　Ｕ　阶段　图１２　不同ＨＲＴ条件下ｃＯＤ质量浓度及去除率　Ｆｉｇ．１　２　Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｍａｔｔｅｒ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ＨＲＴ　不同ＨＲＴ条件下ＢＣＭＦＣ的极化曲线及产电　・　７５　・　环境污染与防治　第３９卷　第１期　２０１７年１月　功率密度曲线见图１３。ＨＲＴ影响着产电功率密度　及内阻变化。ＨＲＴ为８、１０、１３、２Ｏ、２４　ｈ条件下，最　扩散至阳极，破坏阳极的厌氧环境，进而影响阳极产　电微生物的正常生长代谢，导致产电性能降低。本　●　Ｏ　Ｏ　Ｏ　０　０　Ａ／出　大产电功率密度分别为９０９、９１８、１　３４４、９８３、５４３　ｍＷ／ｍ。，对应的电流密度分别为１　６１１、２　４７３、　实验中并未出现因为ＤＯ过大而开路电压下降的现　象，可能原因是文献［２１］采用微孑Ｌ曝气条曝气，曝气　均匀稳定，测定的ＤＯ浓度基本与生物阴极表面的　２　９９３、２　５６０、２　３３０　ｍＷ／ｍ。，对应内阻分别为４９４、　３７６、２１９、３４０、４３７　Ｑ。随着ＨＲＴ的缩短，最大产电　功率密度和对应的电流密度均先增大后减小，对应　ＤＯ浓度一致。而本实验采用的是曝气头曝气，且　将曝气头放置在碳毡中间，再者本实验测定ＤＯ是　在碳毡中间近曝气头的部位，这就使得测得的ＤＯ　浓度高于生物阴极表面的ＤＯ浓度，从而未出现　的内阻则先下降后上升。原因是在阳极微生物与污　染物质接触时间越长，消耗有机物越多，当有机物不　足以支撑产电微生物对数期繁殖时，产电微生物进　入稳定期，稳定期的活性小，阳极电势上升，输出电　流变小，产电性能下降。但是并不是越短越好，　ＨＲＴ缩短，水力冲击对阳极微生物产生水利剪切　作用，会破坏阳极电极膜上的产电微生物，所以产电　功率密度下降。　－ｃ　８　ｈ（电压）－◇－８　ｈ（产电功率密度）　—　一１０ｈ（电压）。　一１０　ｈ（产电功率密度）　—　－１３　ｈ『电压）－　一Ｉ３　ｈ（产电功率密度）　１　０ＯＯ　稍　ｓ００嬖　脚　０　０　ｌ　ＯＯ０　２　０ＯＯ　３　０ＯＯ　４０００　５　０００　６０ＯＯ　７　０ＯＯ　电流密度／（ｍＡ－ｍ。）　图１３　不同ＨＲＴ条件下ＢＣＭＦＣ的极化曲线及　产电功率密度曲线　Ｆｉｇ．１　３　Ｐｏｌａｒｉｚａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｐｏｗｅｒ　ｄｅｎｓｉｔｙ－ｃｕｒｒｅｎｔ　ｃｕｒｖｅ　ｏｆ　ＢＣＭＦＣ　ａｔ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ＨＲＴ　综合ＢＣＭＦＣ在不同ＨＲＴ条件下的脱氮除碳　能力以及产电性能，其他运行条件不变情况下，当　ＨＲＴ为２０　ｈ时ＢＣＭＦＣ性能较好。　３讨论　本实验在探究ＤＯ对ＢＣＭＦＣ产电性能的影响　时，得出ＤＯ为０．２、２．０、３．０、４．６、７．０　ｍｇ／Ｉ　条件下的　开路电压分别为０．４４５、０．７０２、０．７０８、０．８０８、０．８２８　Ｖ　（见图７），开路电压随着ＤＯ的增加而增加，这是由　于生物阴极表面富集的是好氧微生物，ＤＯ的增加　有利于微生物生长，生物阴极性能就更好。但张金　娜ｌ＿２ｕ认为，ＭＦＣ由阴阳极室两部分构成，这两部分　由ＰＥＭ隔开，ＰＥＭ对氧气又有一定的透过作用，　因此阴极过量的曝气会加速氧气由阴极通过ＰＥＭ　・　７６　・　ＤＯ过量导致开路电压降低的现象。　４结　论　（１）开路以及５０、１００、５００、１　０００　Ｑ条件下，最　后出水中氨氮去除率分别为９５．３３　、８６．１２　、　６７．６８　、１００．００　９／６、９９．３９　。外接电阻变化对ＣＯＤ　的降解无太大的影响。５００　Ｑ条件下产电性能最佳。　（２）ＤＯ为Ｏ．２、２．０、３．０、４．０、５．０、７．０　ｍｇ／Ｌ条件　下，最后出水中氨氮去除率分别为４８．５５　、　５６．５６　、８４．４０　、９３．２５　、９５．７６　、９７．０１　，ＣＯＤ　去除率分别为６８　、９６％、９９　、９９　、９９％、９９　。　Ｄｏ会影响整个电池的产电功率。Ｄ０设为４．０～　５．０　ｍｇ／Ｌ较合适。　（３）ｃ／Ｎ为８．３：１．０、１２．５：１．０、２５．０：１．０、　５０．０：１．０条件下，最后出水中氨氮去除率分别为　７４．６８　、７３．８６　９／６、９４．Ｏ７　、１００．００　。ｃ／Ｎ对ＣＯＤ　的去除没有太大的影响。Ｃ／Ｎ为２５．０：１．０条件下　最大产电功率密度最大。　（４）ＨＲＴ为８、１０、１３、２Ｏ、２４　ｈ条件下，最后出　水的氨氮去除率分别为６７．６７　、７９．０１　、８６．７Ｏ％、　９２．７２　、９６．８Ｏ　，ＣＯＤ去除率分别为９６　、９８　、　９８　、１００　、１００　。随着ＨＲＴ的缩短，随着ＨＲＴ　的缩短，最大产电功率密度先增大后减小。ＨＲＴ　为２Ｏ　ｈ时ＢＣＭＦＣ性能较好。　参考文献：　［１］　Ｆ２］　…　一　刘健峰等　膨胀颗粒污泥床厌氧反应器原废水循环启动的实验研究　负荷为６　ｋｇ／（ＩＴＩ。・ｄ），容积产气率可达１．４　ｍ。／（１ＴＩ。・ｄ），ＨＲＴ为２．４　ｄ，ＣＯＤ平均去除率达　８５　。而本研究在室温条件下，启动后运行至６５　ｄ　时，有机负荷为７．２５　ｋｇ／（１ＴＩ。・ｄ），ＨＲＴ为２．２　ｄ，　ＣＯＤ去除率就达到９Ｏ　以上，容积产气率达到１．３５　ｍ。／（１２１。・ｄ），ＣＯＤ去除率略优于前人对水葫芦汁　液的处理效果。郭晓燕等Ｌｇ］进行了ＥＧＳＢ厌氧反应　器的工艺运行性能的研究，当污泥驯化成熟后，有机　负荷在３～３０　ｋｇ／（Ｉｌ－ｌ。・ｄ）波动，ＣＯＤ去除率均能　保持在８５　以上，证明ＥＧＳＢ厌氧反应器的抗负荷　冲击能力较强。任大军等ｌ＿】０＿进行了ＥＧＳＢ厌氧反　应器处理冷轧含油废水的微生物研究，发现有机负　荷为１５．６　ｋｇ／（ｍ。・ｄ），ＨＲＴ为１２　ｈ。结合本研究　以及前人的研究结果可以看出，ＥＧＳＢ厌氧反应器　是一套能源转化效率较高的厌氧反应装置，是处理　水葫芦汁液较理想的工艺。　３　结　论　（１）ＥＧＳＢ厌氧反应器运行初期，室温的变化　会引起产气量的变化。但是，成熟的厌氧微生物群　落体系对室温变化具有较强的适应能力，小范围的　室温变化对厌氧微生物群落活性的影响非常小，几　乎不会影响到产气量的总趋势。　（２）原废水循环启动ＥＧＳＢ厌氧反应器的方式　是可行的，且ＥＧＳＢ厌氧反应器可以很好地处理水　葫芦汁液。在运行６５　ｄ时，有机负荷就可以达到７　ｋｇ／（ｒｎ。・ｄ）左右，ｃＯＤ去除率达到９Ｏ　以上。　参考文献：　［１］　陈轶，李碧，金鑫．水葫芦的研究现状及其发展趋势［Ｊ］．广州化　工，２０１３，４１（５）：７１—７２，７６．　［２］　朱磊，胡国梁，卢剑波，等．水葫芦的资源化利用［Ｊ］．浙江农业　科学，２００６，１（４）：４６０－４６３．　［３］　ＭＡＬＩＫ　Ａ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　ｃｈａｌｌｅｎｇｅ　ｖｉｓ　ａ　ｖｉｓ　ｏｐｐｏｒｔｕｎｉｔｙ：ｔｈｅ　ｃａｓｅ　ｏｆ　ｗａｔｅｒ　ｈｙａｃｉｎｔｈ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ　Ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ，２００７，３３　（１）：１２２—１３８．　［４］　ＧＵＮＮＡＲＳＳＯＮ　Ｃ　Ｃ，ＰＥＴＥＲＳＥＮ　Ｃ　Ｍ．Ｗａｔｅｒ　ｈｙａｃｉｎｔｈｓ　ａｓ　ａ　ｒｅｓｏｕｒｃｅ　ｉｎ　ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ　ａｎｄ　ｅｎｅｒｇｙ　ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ：ａ　ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ　ｒｅ—　ｖｉｅｗ［Ｊ］．Ｗａｓｔｅ　Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ，２００７，２７（１）：１１７－１２９．　［５］　王凯军．厌氧工艺的发展和新型厌氧反应器［Ｊ］．环境科学，　１９９８，１９（１）：９５－９７．　［６］　查国君，张无敌，尹芳，等．滇池水葫芦固液分离后的沼气发酵　研究［Ｊ］．中国野生植物资源，２００８，２７（１）：３６—３８．　［７］　陈金才，杨斌，赵兴玲，等．水葫芦汁液半连续中温发酵工艺优　化［Ｃ］／／中国沼气学会．２０１２年中国沼气学会学术年会论文集．　上海：中国沼气学会，２０１２：１２７—１３０．　［８］　叶小梅，常志州。钱玉婷，等．鲜水葫芦与其汁液厌氧发酵产沼　气效率比较［Ｊ］．农业工程学报，２０１２，２８（４）：２０８—２１４．　［９］　郭晓燕，张振家，黄广宇．厌氧膨胀颗粒污泥床反应器的工艺运　行性能［Ｊ］．环境污染与防治，２００４，２６（５）：３３６—３３７，３６８．　［１Ｏ］任大军，王增玉，田从辉，等．厌氧膨胀颗粒污泥床处理冷轧含　油废水的微生物相研究ＥＪ］．环境污染与防治，２０１３，３５（ｉｏ）：　２４－２８．　编辑：徐婷婷　（收稿日期：２０１５—１２—１１）　（上接第７６页）　［５］ＣＯＨＥＮ　Ｂ．Ｔｈｅ　ｂａｃｔｅｒｉａｌ　ｃｕｌｔｕｒｅ　ａｓ　ａｎ　ｅｌｅｃｔｒｉｃａｌ　ｈａｌｆ－ｃｅｌｌ［Ｊ］．　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｂａｃｔｅｒｉｏｌｏｇｙ。１９３１，２１（１）：１８一ｌ９．　ｒ６］　ＣＬＡＵＷＡＥＲＴ　Ｐ，ＲＡＢＡＥＹ　Ｋ，ＡＥＬＴＥＲＭＡＮ　Ｐ，ｅｔ　ａ１．Ｂｉｏ—　ｌｏｇｉｃａｌ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕｅｌ　ｃｅｌｌｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００７，４１（９）：３３５４—３３６０．　［７］李亮．组合微生物燃料电池对废水的除碳脱氮产电性能研究　［Ｄ］．北京：中国地质大学（北京），２０１１．　［８］ＸＩＥ　Ｓｈａｎ，ＬＩＡＮＧ　Ｐｅｎｇ，ＣＨＥＮ　Ｙａｎｇ，ｅｔ　ａ１．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ　ｃａｒ—　ｂｏｎ　ａｎｄ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｕｓｉｎｇ　ａｎｏｘｉｃ／ａｎｏｘｉｃ—。ｂｉｏｃａｔｈｏｄｅ　ｍｉ——　ｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕｅｌ　ｃｅｌｌｓ　ｃｏｕｐｌｅｄ　ｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，　２０１１，１０２（１）：３４８—３５４．　［９］ＶＩＲＤＩＳ　Ｂ，ＲＡＢＡＥＹ　Ｋ，ＲＯＺＥＮＤＡＬ　Ｒ　Ａ，ｅｔ　ａ１．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ　ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ。ｄｅｎｉｔｒｍｃａｔｉ０ｎ　ａｎｄ　ｃａｒｂｏｎ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｉｎ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕ—　ｅｌ　ｃｅｌｌｓ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２０１０，４４（９）．　［１０］ＣＡＩ　Ｊｉｎｇ，ＺＨＥＮＧ　Ｐｉｎｇ，ＺＨＡＮＧ　Ｊｉｑｉａｎｇ，ｅｔ　ａ１．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ　ｓｕｌｆｉｄｅ　ａｎｄ　ｎｉｔｒａｔｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｃｏｕｐｌｅｄ　ｗｉｔｈ　ｅｌｅｃｔｒｉｃｉｔｙ　ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ　ｉｎ　Ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　Ｆｕｅｌ　Ｃｅｌｌ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，　２０１３，１２９（２）：２２４—２２８．　［１１］ＺＨＡＮＧ　Ｆｅｉ，ＨＥ　Ｚｈｅｎ．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ　ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｄｅｎｉｔｒｉ—　ｆｉｃａｔｉｏｎ　ｗｉｔｈ　ｅｌｅｃｔｒｉｃｉｔｙ　ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｄｕａｌ—ｃａｔｈｏｄｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕｅｌ　ｃｅｌｌｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌ　ｏｇｙ，２０１２，８７（１）：１５３—１５９．　［１２］ＪＩＡ　Ｙｕｈｏｎｇ，ＴＲＡＮ　Ｈ　Ｔ，ＫＩＭ　Ｄ　Ｈ，ｅｔ　ａ１．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ　ｏｒ—　ｇａｎｉｃｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ａｎｄ　ｂｉｏ——ｅｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｍｉ—　ｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕｅｌ　ｃｅｌｌｓ［Ｊ］．Ｂｉｏｐｒｏｃｅｓｓ　ａｎｄ　Ｂｉｏｓｙｓｔｅｍｓ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，　２００８，３１（４）：３１５—３２１．　［１３］ＺＨＡＮＧ　Ｘｉａｏｙａｎ，ＺＨＵ　Ｆｅｎｇ，ＣＨＥＮ　Ｌｉ，ｅｔ　ａ１．Ｒｅｍｏｖａｌ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｆｒｏｍ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｕｓｉｎｇ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ　ｃａｔｈｏｄｅ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｆｕｅｌ　ｃｅｌｌ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１３，１４６　（１０）：１６１—１６８．　［１４］詹亚力，王琴，张佩佩，等．微生物燃料电池影响因素及作用机　理探讨［Ｊ］．高等学校化学学报，２００８，２９（１）：１４４—１４８．　［１５］谢珊，梁鹏，李亮，等．好氧／缺氧生物阴极型微生物燃料电池　组合工艺处理含氮废水的研究［Ｊ］．广东化工，２０１１，３８（６）：　１２６—１２７．　［１６］冯玉杰，王鑫，李贺，等．乙酸钠为基质的微生物燃料电池产电　过程［Ｊ］．哈尔滨工业大学学报，２００８，３９（１２）：１８９０—１８９４．　［１７１　常继勇．微生物燃料电池处理生活污水特性研究［Ｄ］．沈阳：沈　阳建筑大学，２０１３．　［１８］ＨＡＮＡＫＩ　Ｋ，ＷＡＮＴＡＷＩＮ　Ｃ，ＯＨＧＡＫＩ　Ｓ．Ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ａｔ　ｌｏｗ　ｌｅｖｅｌｓ　ｏｆ　ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ　ｏｘｙｇｅｎ　ｗｉｔｈ　ａｎｄ　ｗｉｔｈｏｕｔ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｌｏａｄｉｎｇ　ｉｎ　ａ　ｓｕｓｐｅｎｄｅｄ－ｇｒｏｗｔｈ　ｒｅａｃｔｏｒ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ，１９９０，２４（３）：２９７—　３０２．　［１　９］　ＢＯＮＤ　Ｄ，ＬＯＶＥＩ　Ｙ　Ｄ．Ｅｌｅｃｔｒｉｃｉｔｙ　ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ　ｂｙ　Ｇｅｏｂａｃｔｅｒ　ｓｕｌｆｕｒｒｅｄｕｃｅｎｓ　ａｔｔａｃｈｅｄ　ｔｏ　ｅｌｅｃｔｒｏｄｅｓ［Ｊ］．Ａｐｐｌｉｅｄ　ａｎｄ　Ｅｎｖｉ—　ｒｏｎｍｅｎｔ　Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，２００３，６９（３）：１５４８—１５５５．　［２Ｏ］郑平，胡宝兰，徐向阳．厌氧氨氧化菌好氧代谢特性的研究　［Ｊ］．浙江大学学报（农业与生命科学版），２０００，２６（５）：５２１—　５２６．　［２１］张金娜．三种不同阴极类型微生物燃料电池产电性能研究　［Ｄ］．哈尔滨：哈尔滨工业大学，２００９．　编辑：黄　苇　（收稿日期：２０１５　１１—０４）