WFRL-AO青海省西宁市肉制品加工污水处理设备

潍坊日丽环保闫雪为您简介技术：生活污水处理工艺

1、引言

微生物燃料电池(MicrobialFuelCell,MFC)是在微生物的作用下，将污水中**物蕴含的化学能转化为电能的新兴污水处理技术，是近年来环境和新能源领域的研究热点(Lietal,2014)。研究认为，微生物也可以充当催化剂，在代谢活动时利用阴极电极作为**电子供体产电(Liuetal,2014)。因为减少了化学催化剂的使用，生物阴极更符合MFC可持续发展的理念。

2、材料与方法

2.1实验装置

实验装置的主体A2/O反应器由**玻璃制成，尺寸为45cm×20cm×12cm(长×宽×高)，总有效容积为10L。其中，厌氧段和缺氧段的有效容积均为2L，好氧段的有效容积为6L。在厌氧段和缺氧段**部加一密封盖保证低溶解氧(DO)状态，使厌氧段的DO保持小于0.2mg·L-1，缺氧段DO保持小于0.5mg·L-1，在好氧段进行充分曝气使DO保持大于2mg·L-1。为了减少缺氧段的回流液回灌到厌氧段，增加厌氧段的溶解氧浓度，影响产电效果，使用塑料材质的多孔板隔离缺氧段和厌氧段;同样使用多孔板隔离好氧段和缺氧段。实验使用碳刷作为阴阳极电极，并在阴极添加活性炭颗粒增强导电性和扩大电极表面积。电极构型为两段直径5cm、长12cm的碳纤维刷平行放置，阳极置于厌氧段,阴极置于缺氧段，并连接100Ω外电阻与数据采集卡。

2.2运行方式

实验所用的接种污泥取自北京市清河污水处理厂的混合污泥，加碳源闷曝培养15d。实验用水为北京化工大学学生宿舍六号楼的生活污水，污水经沉淀调节后水质为：pH=7~8、COD450~650mg·L-1、氨氮100~130mg·L-1、硝氮8~15mg·L-1、亚硝氮0~0.02mg·L-1。实验启动阶段采用循环进水方式，二沉池出水进入进水桶循环使用，当MFC输出电流显着下降时重新更换进水，当连续3个周期的较高输出电流不再升高并保持稳定，证明启动成功，开始采用连续进水方式。反应器启动期的初始运行参数为：HRT=24h，内回流比**。

为了对比MFC-A2/O耦合系统的污水处理效果，设置了一个平行运行的对照A2/O反应器，在下文中分别简称为MFC和对照。对照反应器的基本结构、进水水质和运行参数与MFC完全相同，但没有安装碳刷电极，而是在厌氧段和缺氧段分别增加磁力搅拌器提供充分的搅拌，使污泥始终保持悬浮的状态。

在MFC启动后进行HRT的优化。通过调节进水泵的转速控制进水流量，进而改变HRT分别为24、20、16、12、8h。每个HRT下运行15d，测定出水水质，并与对照作比较,同时测定MFC的输出电流。

2.3数据采集与分析

MFC的输出电压使用数据采集卡采集，每1min记录1次电压值，并将每小时的数据取平均值存档备用。单个电池的表观内阻采用稳态放电法测量(Liangetal,2007)：由大到小改变电路的外电阻值，记录相应的电压值，根据公式I=U/R计算相应的电流值，将电压与电流作图得到较化曲线，较化曲线的欧姆较化区经过拟合后通常呈线性关系，其斜率即为电池的表观内阻。电池的输出功率由公式P=U2/R计算，将输出功率除以阳极室的体积(2L)得到电池的体积功率密度。功率密度对电流作图得出功率密度曲线，一般认为曲线的较高点即为电池的最大功率密度。水质指标的测定采用常规方法(魏复盛等,2002)。

3、结果与讨论

3.1 MFC启动期的产电特性

MFC启动期输出电流随时间的变化。在启动初期，电极材料上没有形成生物膜，很难发生相应的电化学反应，几乎没有输出电流。*6d以后阴阳极之间开始产生电流，但电流值较小，较高仅有0.5mA。12d后*2个换水周期，生物膜开始形成，同时，由于缺氧段的反硝化菌也开始在阴极富集，电流开始迅速增长。*19d时，输出电流迅速下降，说明此时**物已经基本被消耗完，需重新换水。*4次换水至*30d时，输出电流达到2.7mA左右并维持了一段时间，随着基质消耗电流再次出现下降。在接下来的几个换水周期后，输出电流较高仅增加到2.85mA左右，不再有明显的增长，这时认为MFC的电极上已形成稳定的生物膜，电池启动成功。稳定期根据稳态放电法计算出MFC的内阻约为162.8Ω，最大功率密度约为388.1mW·m-3，对比其他实验处于较低的水平，需要对其进行一定的工艺优化来提高产电性能。

3.2MFC稳定期水力停留时间的优化

在传统活性污泥处理工艺中，HRT与处理系统的污染物容积负荷相关，是重要的运行参数。对于污水的生物处理，HRT要符合相应工艺要求，如果HRT不足，会导致生化反应不完全，对污染物处理程度不够;HRT过长则可能会导致系统污泥老化。而对于微生物燃料电池来说，进水中的**物作为电池的“燃料”，其浓度和负荷对于产电也有重要的影响(Huangetal,2011;Youetal,2006)。

3.2.1水力停留时间对COD的影响

由大到小改变HRT时，出水COD的变化情况。由于进水为生活污水，其COD波动较大，在450~650mg·L-1之间，但HRT=24h时，出水COD较为稳定，在52~68mg·L-1之间。这是因为在长HRT下，污泥在厌氧段停留时间较长，污水中的**质可以得到充分的氧化分解。HRT由24h变为20h时，MFC的COD去除率基本没有变化，始终维持在89%~91%之间;对照A2/O的COD去除率与MFC相当，在长HRT下变化也不明显。

在长HRT下，MFC并没有取得比对照更好的COD去除率，但值得注意的是，对照A2/O在厌氧段使用搅拌装置促使污泥悬浮，而MFC-A2/O耦合系统的厌氧段则是由碳刷充当微生物附着的载体，具有固定生物膜-活性污泥复合工艺(IFAS)的特点。虽然没有去除更多的COD，但在取得同样处理效果的情况下减少了电能的消耗。

当HRT变为16h后，MFC出水COD稍有增加，但去除率仍然保持在87%以上，而对照的COD去除率则有明显下降，较低降到84.3%，MFC的平均出水COD比对照低14.6%。继续减小HRT至12h和8h，MFC的出水COD开始显着上升，但其上升的幅度要小于对照。这是因为HRT较小时，污水的流速较快，会造成厌氧污泥的流失，同时污染负荷增大，污泥与污水中的**物反应不够充分。而MFC的碳刷电极可以使活性污泥附着形成生物膜，在一定程度减少了污泥的流失。这说明了MFC的加入使A2/O系统对污染负荷的增加具有一定的缓冲能力。

由于HRT变长会增加系统相应的运行成本，还有可能导致活性污泥的老化，在出水效果相当的情况下，HRT越小，污水处理装置在单位时间处理的水量越多，处理效率越高。因此，对于本实验中的MFC-A2/O耦合系统，HRT=16h时即可获得较为理想的COD去除效果。

3.2.2水力停留时间对脱氮的影响

硝化和反硝化是污水生化处理系统脱氮密不可分的两个过程。硝化不充分会使出水氨氮升高，反硝化能力无从发挥;反硝化不充分会使出水硝酸盐含量增高(陈杰云,2013)。污水在缺氧段和好氧段的停留时间决定了系统的脱氮能力。

1)不同HRT对氨氮去除效果的影响

HRT会影响系统的污泥回流量和混合液回流量，进而影响到好氧污泥中的硝化细菌数量，是决定出水氨氮含量的关键因素。改变HRT可以显着影响系统的脱氮效果，不同HRT下氨氮去除效果的变化。HRT=24h时，尽管进水氨氮浓度较高(100~130mg·L-1)，但氨氮去除率也可以达到89.5%，说明污水在好氧段停留的时间充足，硝化较为彻底。随着HRT的减小，出水氨氮浓度逐渐上升，但在HRT=16h以上时，能够保持80%以上的氨氮去除率。HRT继续减小，出水氨氮浓度显着上升，在HRT=8h时，仅能够去除55%的氨氮，脱氮能力严重退化。

由于本实验中，碳刷电极安装在反应器的厌氧段和缺氧段，而硝化反应主要发生在好氧段，因此，MFC的加入对于A2/O系统处理氨氮的能力影响不大。还可以看出，在各个不同的HRT下，MFC与对照的去除氨氮能力相当。

2)不同HRT对硝氮、亚硝氮去除效果的影响

在本实验中，缺氧段硝氮、亚硝氮的来源有两部分，一部分来自生活污水，含量在8~15mg·L-1之间，另一部分来自好氧段的硝化作用后的混合回流液，含量与好氧段氨氮的硝化程度和回流比有关。因此，HRT不仅可以直接影响进水硝氮亚硝氮的含量，同时也可以影响回流液中硝氮亚硝氮的含量。不同HRT对硝氮、亚硝氮去除效果的影响。

MFC出水中的硝氮浓度始终低于对照。HRT过长时(24h)，硝化比较彻底，但回流量小，一部分硝氮会随出水排出，使得出水硝氮浓度较高，约为23~26mg·L-1。适当缩短HRT可以使回流量增加，更充分地进行反硝化，降低出水硝氮。HRT=16h时，出水硝氮浓度降低至16~18mg·L-1，但仍**进水硝氮浓度，这可能是由于所进生活污水碳氮比较低，反硝化碳源不足，缺氧段的能力不足以将回流液中的硝氮全部去除，进而会导致出水总氮浓度远**排放标准。但此时MFC的出水硝氮浓度低于对照，进一步证明阴极发生的电化学反应有利于促进硝酸盐的还原(梁鹏等,2010)。HRT继续减小时，出水硝氮持续升高，说明污水在缺氧段停留的时间不够，不能进行充分的反硝化反应。但MFC出水硝氮浓度增加的幅度低于对照，这与HRT对COD影响的变化规律相似，同样是由于碳刷材料对污泥的截留作用导致。

进水中亚硝氮浓度很低，不**过0.02mg·L-1。出水中的亚硝氮来源是硝化过程中的中间产物，污水中的氨氮在好氧条件下，通过亚硝化菌和硝化菌的作用，先转变为亚硝氮，亚硝氮较不稳定，在O2充足的情况下，易被继续硝化为硝态氮。HRT较长时，无论是硝化作用还是反硝化作用都能够充分的进行，出水亚硝氮浓度低于1mg·L-1。由于反应器的连续运行，同时出现了亚硝酸盐累积的现象。当HRT=8h时，MFC的亚硝氮含量**过硝氮。

3)不同HRT对出水总氮浓度的影响

对于实际的污水处理厂，出水中的总氮浓度是重要的排放标准之一。实验用出水氨氮、硝氮、亚硝氮之和近似代表总氮来反映整个系统的脱氮效果。可以看出，当HRT大于16h时，出水的总氮浓度变化不大,MFC的出水总氮浓度在34.5~41.8mg·L-1之间，低于对照的40.5~46.6mg·L-1。当HRT短于12h时，出水总氮浓度显着上升，对照的较高值甚至**过了100mg·L-1，MFC的出水总氮浓度较高也达到92mg·L-1，系统几乎丧失了脱氮能力。可见HRT的长短不论对于传统A2/O工艺还是对于MFC强化的A2/O工艺的脱氮效果都有着重要的影响。长HRT下硝化作用和反硝化作用都能够充分进行，但HRT**过16h后，出水总氮浓度几乎不再降低。由于HRT过长时由于进水水量的降低，污染负荷随之下降，脱氮效率实际上是减少了。因此，HRT为16h时，系统即可达到较好的脱氮效果，此时MFC的出水总氮浓度比对照低10.1%。

3.2.3水力停留时间对产电的影响

由于本实验的MFC是推流式运行，MFC的产电性能受HRT的影响主要在于溶液的传质速率(Guptaetal,2013)。HRT小时，基质的流动速率较快，质子能够更容易地从阳极传递到阴极。反之，HRT的增大使MFC的传质速率降低，电池的传质内阻也随之增加，使产电效果受到影响。在HRT>12h的情况下，MFC的输出电流随HRT的变长呈现递增的趋势，较高可达4.08mA。但当HRT降低到8h时，由于此时阳极的**物降解和阴极的硝酸盐还原反应都不能很好地进行，输出电流有明显下降且不稳定。

但MFC产电性能较佳时对应的HRT与获得较佳出水水质对应的HRT并不一致，Li等(2013)的研究也有类似的结果。暗示着MFC的产电机理并不能简单地用污染物降解机理解释，需要更进一步的研究。在MFC实际应用时，到底是希望获得更好的产电效果还是污水处理效果，还需要综合分析实际因素与目标，进行更深入的研究，以发挥MFC技术的较大潜力。

4、结论

1)在传统A2/O反应器的基础上，以厌氧段为阳极室，缺氧段为阴极室，构建MFC-A2/O耦合系统，能够成功启动。经过30d可以达到较大产电效果，此时对应的电池内阻约为162.8Ω，最大功率密度约为388.1mW·m-3。

2)HRT可以显着影响MFC-A2/O耦合系统对生活污水的**物去除效果和脱氮性能。在长HRT下，耦合系统和传统A2/O工艺处理效果相近，MFC的碳刷可以代替传统A2/O工艺中搅拌器的使用进而节省电能。随着HRT变短，二者出水COD和总氮浓度均有上升，由于碳刷具有截留污泥、缓冲污染负荷的作用，耦合系统上升幅度小于传统A2/O工艺。HRT=16h时，耦合系统可以取得较佳出水效果。

3)在HRT>12h时，由于传质速率的加快，MFC的产电性能随HRT的减小有所提高;但HRT过短时，会使输出电流变小且不稳定。

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