冻融处理对不同阴极构型MFC产电及有机物降解的影响

陈悦佳，赵庆良*，柳成才，2（.哈尔滨工业大学市政环境工程学院，黑龙江 哈尔滨 50090；2.哈尔滨工业大学建筑设计研究院，黑龙江 哈尔滨 50090）

冻融处理对不同阴极构型MFC产电及有机物降解的影响

陈悦佳1，赵庆良1*，柳成才1，2（1.哈尔滨工业大学市政环境工程学院，黑龙江 哈尔滨 150090；2.哈尔滨工业大学建筑设计研究院，黑龙江 哈尔滨 150090）

为了研究不同阴极构型的微生物燃料电池（MFC）处理剩余污泥时的产电以及有机物降解情况，构建了铁氰化钾双室MFC以及生物阴极双室MFC两套系统，分析了两套系统处理剩余污泥时电压、功率密度以及有机物变化及降解情况.结果表明，处理冻融污泥时，铁氰化钾双室MFC8h达到稳定电压0.726V，运行6d时SCOD达到峰值3771.4mg/L，此时最大功率密度最高为10.3W/m3，周期结束（20d）TCOD去除率为70.3%；生物阴极双室MFC运行3d达到稳定电压0.76V并持续22d后下降，15～20d时SCOD达到峰值4538.0mg/L，并获得最高的最大功率密度13.7W/m3，周期结束（30d）去除80.6%的TCOD.相对于铁氰化钾双室MFC，生物阴极双室MFC能够更为彻底的促进污泥有机物溶出并利用其产电，对溶解性碳水化合物利用以及有机物的降解得更为彻底，同时更利于MFC系统的长期稳定运行.

冻融污泥；生物阴极；产电；有机物；微生物燃料电池

传统的污泥厌氧消化存在反应速率慢，管理操作复杂，能耗大等问题，限制了该技术的广泛应用［1］.微生物燃料电池作为一种运行条件温和、容易控制、耗能低的有机质资源化的新方法受到广泛关注.

Jiang等［2］研究证明微生物燃料电池处理污泥并同步产电的可行性.作者前期的工作关注了铁氰化钾阴极MFC处理污泥的产电性能以及有机物的变化降解情况［3-4］，然而这种人工电子受体MFC需要不断补充阴极液增加了电池的运行费用并会造成环境污染.而空气阴极是主要依赖金属催化剂完成电池反应，增加造价的同时，污泥中包含的某些有机物或是无机盐离子会导致金属催化剂污染而使电池性能严重下降.生物阴极MFC是一种用微生物取代Pt等金属催化剂，以O2、等为电子受体的新型微生物燃料电池［5-6］.人们在早期研究中就注意到，在生物阴极MFC的阴极表面不可避免的会生长生物膜［7］，并发现这种生物膜能加快阴极表面氧气的还原速率，起到很好的催化作用.Bergel等［8］分析认为阴极表面的生物膜主要负责利用阳极传导过来的电子还原空气中的氧气.生物阴极MFC具有不需要贵金属催化和添加人工电子受体并且阴极环境友好性的优点而成为一种非常有发展前景的MFC类型，是一种最有可能走向实际应用的有机废物处理装置.Zhang等［9］构建了三室生物阴极MFC处理牛粪时获得高达1.035V的开路电压和15.1W/m3的最大功率密度.

微生物燃料电池利用溶解性有机物质产电.前期的研究证明了冻融预处理可以促进剩余污泥细胞破裂及有机物溶出［10］，为了比较2种不同阴极构型的微生物燃料电池处理冻融污泥过程中产电以及有机物变化情况，本研究构建铁氰化钾双室MFC以及生物阴极双室MFC两个系统，分析冻融处理对不同的阴极构型MFC产电以及有机物变化影响.

1 材料与方法

1.1 实验污泥

本实验污泥取自哈尔滨太平污水处理厂二沉池剩余污泥.污泥经重力浓缩后弃去上清液，调节污泥含水率为97%左右，于冰箱中4℃保存.实验污泥泥质为:pH 6.70～7.10，TCOD:26000～ 28000mg/L，溶解性COD（SCOD）:950～1100mg/L，溶解性蛋白质:230.5～270.5mg/L，溶解性碳水化合物:50.7～76.4mg/L，总固体物质（TS）:28680～28780mg/L，挥发性固体物质（VS）:19000～19460mg/L.

1.2 实验方法

1.2.1 冻融实验 4℃污泥从冰箱中取出，放置室温（20℃，相对湿度47%～56%）.由于要在特定的冷冻温度下放置6h以上，因此污泥冷冻过程在冷冻箱中进行.取1000mL污泥置于塑料烧杯中，放置于冷冻箱中，调节-5℃，冷冻6h，再将冷冻温度调节至-20℃，继续冷冻42h，之后将冷冻后的污泥放置于室温（20℃，相对湿度47%～56%）的条件下融化12h.制成的冻融污泥用来进行实验.

1.2.2 微生物燃料电池系统 两个反应器均采用双室MFC反应器（图1），阳极为圆柱形（Φ 12cm × 10cm），有效容积600mL，阴极为长方体型（6cm × 6cm × 10cm），有效容积360mL，室壁采用有机玻璃板制成，均设有进出水口.电极材料是由钛金属丝和碳纤维制成的碳刷.两反应室间由质子交换膜（Nafion 117，Dupont公司）分隔.阳极室内插入Ag/AgCl电极作为参比电极（+0.195V vs.标准氢电极，SHE）.反应器阳极区配有搅拌装置，以保证污泥泥质的均匀分布.

图1 微生物燃料电池反应器Fig.1 Experimental set-up of microbial fuel cells

铁氰化钾阴极MFC的阴极采用铁氰化钾作为电子受体，阴极液采用当天配置50mmol/L的K3Fe（CN）6与100mmol/L的KH2PO4的混合溶液；生物阴极MFC的阴极培养液每升去离子水中含有:NH4Cl （1.0g）， K2HPO4（1.2g），MgSO4（0.5g），KCl （0.5g），KH2PO4（0.14g），Fe2（SO4）3·H2O （0.01g），酵母提取物（0.02g），以及微量元素［11］.生物阴极MFC的阴极室中嵌入直径1～5mm的石墨颗粒，并且连续不断的充气（200mL/min）来提供溶解氧.

1.2.3 分析及计算方法 MFC系统电压采用多功能电压采集器（12位A/D芯片，US）在线记录，外电路负载1000Ω.功率密度P（W/m3）=UI/Va，其中U为电压（V），I为电流（A），Va为阳极有效容积（m3）.待系统运行稳定，通过变换外电阻（9999～10Ω），分别测定输出电压以及阳极电势，获得系统极化曲线，并通过计算获得最大功率密度.

为了测定污泥溶解性组分，需对冻融后的污泥样品进行离心.在转速4000r/min的条件下，离心30min.离心后上清液经0.45μm的滤膜过滤.COD、-N、碱度、VS（挥发性固体）、TS（总固体）均按照标准方法测定［12］.可溶性蛋白质含量采用Folin-酚试剂法［13］（以牛血清蛋白为标准）.可溶性碳水化合物采用苯酚-硫酸法［14］.DNA含量测定采用二苯胺法［15］.pH值采用pHs-3CpH计（上海雷磁仪器厂）测定.

2 结果与讨论

前期研究证明冻融预处理可以促进双室铁氰化钾阴极MFC的产电，同时可以促进污泥有机物的降解［16］.本研究对比双室铁氰化钾阴极MFC以及双室生物阴极MFC处理冻融污泥产电性能以及有机物降解的变化.

2.1 冻融污泥有机物变化

由于微生物燃料电池只能利用溶解性的有机物产电，因此污泥中有机物的大量溶出是改善MFC运行效果的必要条件，污泥冻融处理的目的就是提高溶解性有机物的含量.冻融处理后污泥特性指标如表1所示.经冻融处理后，污泥SCOD、溶解性碳水化合物以及溶解性蛋白质含量显著增加.SCOD、溶解性碳水化合物以及溶解性蛋白质含量分别增加了2.14倍、1.33倍以及2.65倍，说明冻融过程可以使污泥絮体的网状结构被破坏，有机物大量溶出.同时冻融后污泥中DNA含量增加可以判定冻融过程致使细胞破解，污泥胞内物质释放.污泥细胞被有效的破解，伴随着氮素的释放，NH4-N+浓度从71.5mg/L增加到119.8mg/L，Nam等［17］认为，相对较高的氨氮含量（＜500mg/L）因可增加微生物燃料电池阳极液的导电性而促进其产电.氮磷化合物、磷酸盐以及硝酸盐的释放会增加污泥样品的碱度，而有机物溶出和胞内物质的释放同时会导致污泥挥发性脂肪酸的增加，这就形成了特殊的缓冲环境，而VFA的增加超过了碱度增加的速度，因此，pH值下降.但下降后的pH值高于Jan等［18］指出的产甲烷相启动的临界pH值（pH=5.5），冻融处理不会妨碍反而会促进后续的污泥厌氧消化.

表1 原泥以及冻融后污泥的特性Table 1 Characteristics of raw sludge and freeze/thaw treated sludge

2.2 不同阴极构型微生物燃料电池处理冻融污泥的产电性能

前期的研究证明了冻融预处理可以促进双室铁氰化钾阴极MFC产电［16］.系统阳极电势升高，代表MFC一个运行周期结束.排空阳极基质，重新更换新的阳极底物进行下一周期运行.以下是双室铁氰化钾阴极MFC以及双室生物阴极MFC处理冻融污泥时一个周期内的产电情况以及功率密度的变化情况.

2.2.1 电压变化 黄更等［19］对双室铁氰化钾的研究中发现，阳极电势始终稳定的情况下输出电压的降低归因于阴极液中电子受体K3Fe（CN）6的消耗，因此本研究中双室铁氰化钾阴极MFC的阴极液要定期更换（5d更换1次）以保证系统电压的稳定输出.系统启动成功后，注入冻融预处理后的剩余污泥，在线记录输出电压，并与原泥为底物的各自系统的输出电压进行对比，结果如图2（a）所示.原泥进入MFC后，约12h时达到最大输出电压，稳定后MFC产电量变化幅度不大，较为稳定，稳定期的平均电压为0.68V.MFC运行到约430h时，电压开始下降.相比之下，冻融污泥进入MFC，电压达到最大稳定值的时间缩短，而且稳定期的输出电压相应增加.达到稳定值的时间缩短到8h，稳定期的平均输出电压为0.726V.这是由于冻融处理加速了MFC可利用的污泥上清液中的有机物溶出，从而提高了MFC产电菌对溶解性有机物的利用，前期有机物溶出量越大，MFC稳定输出电压越高［20］，后期由于可溶性有机物含量减少，输出电压开始下降.

图2 置换新泥后电压随时间变化Fig.2 Evolution of MFC voltage over time after feeding sludge

同Zhang等［21］在2012年的研究结果一致，生物阴极双室MFC在更换新污泥后，电压输出有短暂的停滞阶段（图2b）.原泥进入MFC后，经过停滞阶段，在约2d左右有较低电压输出，电压持续增长，5d左右达到稳定电压，稳定期的平均电压约为0.69V，相比以原泥为底物的铁氰化钾双室MFC稳定期的输出电压高出0.01V.相比之下，以冻融污泥为底物的生物阴极双室MFC在3d左右即达到稳定电压，极大地缩短了电压到达最大稳定值的时间，同时稳定期的平均输出电压为0.76V，并保持22d左右，在运行25d时电压开始下降.生物阴极MFC处理冻融污泥比处理原泥获得更高的输出电压，且运行时更为稳定.

对比2种不同构型的MFC的输出电压，2种构型的MFC处理冻融后的剩余污泥产生的输出电压相差不大；及时更换阴极液，铁氰化钾双室MFC也可以获得近430h的稳定电压，同时铁氰化钾双室MFC有着启动快、没有停滞阶段的优点，而生物阴极双室MFC以同样可获得相对稳定的输出电压，无需定期更换阴极液且阴极液环境友好的特点被认为是替代人工电子受体阴极MFC的新型MFC.

2.2.2 功率密度 采用梯度改变外电阻的方法测量MFC的极化曲线并计算其各自的最大功率密度，最大功率密度随时间曲线如图3所示.

铁氰化钾双室MFC功率密度如图3（a）所示，在0～6d里，随着MFC运行，MFC的输出功率增加，原泥为底物的最大功率密度从3.9增加为8.9W/m3，在随后的运行期间内，最大功率密度降低，20d时，功率密度为3.6W/m3.以冻融污泥为底物的MFC功率密度变化趋势同原泥为底物的MFC相同，运行至6d时，输出功率最大为10.3W/m3，高于Jiang等［2］报道的8.5W/m3（采用双室铁氰化钾MFC处理剩余污泥，阳极有效容积为320mL，阴极有效容积为190mL）.

生物阴极双室MFC的功率密度如图3（b）所示.以原泥为底物的MFC在运行第20d时，最大功率密度最高，为11.6W/m3，初始运行0～15d中，最大功率密度上升，5、10、15d时的最大功率密度分别为9.5、9.8以及10.2W/m3.受内阻增大因素的影响［22］，MFC在第30d的最大功率密度降低，为8.3W/m3.以冻融污泥为底物的MFC最大功率密度的变化趋势同以原泥为底物的MFC变化趋势相似，运行20d时，最大功率密度最高，为13.7W/m3，比以往研究获得的污泥MFC最大功率密度（2.3～8.5W/m3）高出55%以上［2，23］.生物阴极MFC功率密度显著提高原因在于:生物阴极的使用有效减小了MFC的活化内阻.以氧气作为最终电子受体的催化途径主要有两种，即金属催化和生物催化，依赖金属催化质子、电子、氧气三者结合的反应方式，活化过电位一般都较高，活化内阻较大（如以Pt为催化剂的空气阴极MFC）.相反，依赖生物催化阴极反应，则能大大降低MFC的活化过电位，同时减小电池的活化内阻，提高了电池的开路电压和降低了活化内阻，从而有效提高了MFC输出功率［24］.

图3 置换新泥后功率密度随时间变化Fig.3 Evolution of maximum power density of MFCs over time after feeding sludge

对比2种构型的MFC的功率密度可以看出，在运行的前10d中，2种构型的MFC最大功率密度相差不大；而在运行10～20d的过程中，铁氰化钾双室MFC的功率密度急剧降低，而生物阴极双室MFC的功率密度上升至最大；而后运行至30d，生物阴极双室MFC的功率密度降低.有研究表明，铁氰化钾阴极MFC在长期运行中会有金属或者是金属氧化物析出，附着于阴极表面和交换膜上［25-26］，这样就会减小电极表面积和减弱质子交换膜质子透过的速率，增大MFC的内阻，导致输出功率下降；同时强氧化性的人工电子受体对质子交换膜的不可逆损坏也会导致MFC功率密度下降.但对于生物阴极而言，其阴极反应由电化学活性微生物催化完成，反应条件温和，阴极液不含对质子交换膜有损坏性的物质，理论上具有较好的长期运行的稳定性.本实验结果说明相对于铁氰化钾双室MFC，生物阴极双室MFC更有利于长期稳定的运行，这与Zhang等［27］以葡萄糖为底物研究不同阴极构型MFC长期运行所得结果一致.

2.3 不同阴极构型微生物燃料电池对冻融污泥有机物的降解

对污泥进行冻融预处理，可以增加阳极液相中溶解性有机物的含量，有益于阳极微生物对污泥底物的利用.冻融预处理可以有效地促进双室铁氰化钾阴极MFC中有机物的降解.通过前期的培养驯化，2个微生物燃料电池系统均启动成功，碳刷上成熟的生物膜可以对污泥进行有效的降解.更换阳极底物时要注意保证反应器中污泥浓度均匀且反应器阳极区密封严格，防止空气进入破坏厌氧环境.以下为双室生物阴极MFC以及双室铁氰化钾MFC分别以原泥及冻融污泥为阳极底物运行时，污泥SCOD、溶解性蛋白质及碳水化合物的变化情况以及污泥有机物的降解.

2.3.1 SCOD MFC中微生物利用的是可溶解性的有机物质，而SCOD值则反映可溶性有机物质的含量.生物降解过程随底物SCOD的升高而更容易进行［28］.

铁氰化钾双室MFC运行初始阶段SCOD变化幅度较为剧烈，呈先上升后下降的趋势（图4a）.这是由于在运行初期，系统中的可溶性有机物含量较少，而产电微生物只能利用系统中的溶解性有机物，故而污泥中的有机物加速溶出，而后被微生物利用导致SCOD值下降.以原泥或冻融污泥为底物的MFC在运行6d时，SCOD达到峰值（3294.1mg/L以原泥为底物；3771.4mg/L以冻融污泥为底物），对应此时的MFC获得最大功率密度（图3a）.

图4 置换新泥后SCOD随时间变化Fig.4 Evolution of SCOD in MFCs over time after feeding sludge

生物阴极双室MFC 中SCOD的变化如图4b所示.以原泥为底物的MFC中SCOD在周期的前半段一直呈上升趋势，这是由于在此过程中污泥水解，有机物质大量溶出.在20d时SCOD达到峰值4147.2mg/L之后降低.然而，系统中的微生物在周期开始时促进污泥的水解，但以冻融为底物的MFC中SCOD含量却上升缓慢，这是由于冻融污泥本身溶解性有机物质含量很高，系统中微生物可利用的有机物很多，因此污泥水解相对较为缓慢.系统运行到15d时，SCOD达到峰值4538.0mg/L.可以看出，冻融处理可以促进MFC中污泥有机物的水解，SCOD峰值较原泥SCOD峰值增加了9.4%，同时，以冻融污泥为底物的MFC运行可以缩短到达SCOD峰值的时间.

对比两种构型的MFC，铁氰化钾双室MFC运行前期能更快的促进污泥有机物溶出，但生物阴极双室MFC虽然有机物溶出较慢，但却能更为彻底的促进污泥有机物溶出.

2.3.2 溶解性蛋白质和碳水化合物 溶解性蛋白质以及碳水化合物是微生物燃料电池用于产电的原料物质［29］.其含量变化如图5和图6所示.

图5 置换新泥后溶解性蛋白质随时间变化Fig.5 Evolution of soluble proteins in MFCs over time after feeding sludge

铁氰化钾双室MFC运行过程中，溶解性蛋白质以及碳水化合物的变化趋势基本一致，以原泥为底物的MFC运行期间溶解性蛋白质和碳水化合物浓度先上升后开始下降（图5a及图6a），而经过冻融预处理的剩余污泥进入MFC反应器后，污泥上清液的蛋白质和碳水化合物的浓度逐渐下降，速率由快趋缓.结果显示，污泥中可溶性蛋白质含量一直高于可溶性碳水化合物，这可能有两种可能:一种可能是污泥经过分解代谢产生的蛋白质含量高于碳水化合物；另一种更为可能的情况是阳极微生物优先使用碳水化合物产生电能，消耗量大，不容易在污泥中积累，导致碳水化合物含量低于蛋白质.污泥中可溶性COD的含量高于蛋白质和碳水化合物浓度之和，这表明在污泥中，除可溶性蛋白质和碳水化合物两大类物质之外，还有其他可溶性物质，如可溶性脂肪酸类物质.

图6 置换新泥后溶解性碳水化合物随时间变化Fig.6 Evolution of soluble carbohydrates in MFCs over time after feeding sludge

生物阴极双室MFC运行过程中，以原泥为底物的双室生物阴极MFC中溶解性碳水化合物和蛋白质随时间的含量变化趋势较为一致（图5b和图6b），均是在0～5d迅速升高，浓度分别由13.3、59.5mg/L，升高到114.2、150.3mg/L，分别增加了7.6倍和1.5倍，可溶性碳水化合物在第5d的浓度值是整个运行周期的最高值.由此看出，在MFC运行初期，污泥中的易降解有机物被迅速溶出或是被微生物分解代谢为可溶性有机物质，产生可溶性蛋白、糖类等物质，这有利于MFC产电以及污泥有机物降解.与第5d相比，污泥在第10d的可溶性有机物含量略有减小，这可能与污泥中易降解物质在5～10d逐渐变得稀少，而可有效利用污泥中复杂有机物的微生物还没有发育成为优势种群有关.可溶性碳水化合物以及蛋白质类物质持续上升，在25d达到该阶段最高值，随后可溶性有机物随运行时间的延长不断降低.以冻融污泥为底物的双室生物阴极MFC中溶解性碳水化合物的变化趋势同原泥为底物的变化趋势相类似，但在运行10d时达到峰值；而溶解性蛋白质由于冻融而具备较高的初始浓度，故MFC运行期间含量一直降低.

对比2种不同构型的MFC反应器，对污泥中溶解性蛋白质含量的利用程度相差不多，但生物阴极双室MFC对污泥中溶解性碳水化合物的利用更为彻底.

2.3.3 对有机物的降解 两个系统在运行期间对原泥以及冻融污泥TCOD去除效果如图7所示.从图7可以看出，在MFC闭路状态下，TCOD的去除率均随着时间的增加而增加.

铁氰化钾双室MFC运行至10d时达到一个较为稳定的水平（图7a），在该MFC运行的前期，TCOD去除率增速较大，原泥在进入MFC后运行6d和10d的TCOD去除率分别为25.3%和38.6%，相应时间下冻融污泥的TCOD去除率分别为59.2%和69.3%，经过冻融处理的污泥TCOD去除率增速比原泥快，主要是由于冻融预处理加速污泥中可溶性有机物的溶出，为MFC中的微生物提供了丰富的营养物质.而在MFC运行后期（10～20d），TCOD去除率变化不大，运行至20d是，原泥及冻融污泥TCOD的去除率分别为43.6%和70.3%.

生物阴极双室MFC在新的运行周期内TCOD的去除率随着运行时间延长而持续升高.原泥进入MFC运行5d后，去除21.4%的TCOD（图7b），与Zhang等［21］研究三室生物阴极MFC处理剩余污泥的TCOD去除率（23.4% ±9.8%）相近.以冻融污泥为底物的生物阴极双室MFC运行5d，TCOD的去除率为35.3%，说明冻融处理后的污泥中包含的可利用有机质释放丰富，大量的有机质被快速分解代谢，导致TCOD去除率高.运行15d，原泥及冻融污泥TCOD的去除率分别为39.6%和60.3%.Zhang等［21］认为置换新泥后大量可利用的有机质被快速分解，但这些被代谢掉的有机质中的化学能并非全部转化为电能，同时还参与了其他的非产电代谢途径.运行至30d，原泥及冻融污泥的TCOD去除率分别为67.3%和80.6%.

图7 置换新泥后TCOD去除率随时间变化Fig.7 Evolution of TCOD removal in MFCs over time after feeding sludge

两种构型MFC相比较，初始阶段铁氰化钾双室MFC中污泥TCOD去除率增速较快，但生物阴极双室MFC更适合于长期稳定运行，且对有机物的降解更为彻底.

有研究表明［22］，不同阴极类型MFC等量生物膜中的细菌数量差异较大.生物阴极MFC阳极生物膜中的细菌密度较铁氰化钾阴极MFC中高.细菌密度越高，MFC的功率密度也就越大.Zhang等［27］对不同阴极MFC阳极细菌群落结构动态变化的研究证明，尽管阳极接种物、电极材料、底物及阳极区结构完全相同，MFC的阴极构型会影响阳极微生物的优势群落.随着MFC的运行时间延伸，铁氰化钾阴极MFC阳极起始阶段的优势菌群在逐渐失去优势地位甚至在菌群结构中消失；而生物阴极MFC初始阶段优势菌群随运行时间增多，且阳极生物多样性在不断加强，优势种群的优势地位也不断被加强，因此系统更为稳定.这也是生物阴极MFC具有更好的电能输出和降解性能的直接原因.

3 结论

3.1 以冻融污泥为底物时，铁氰化钾双室MFC运行8h达到稳定期，输出电压0.726V，最大功率密度在运行6d时达到最高（10.3W/m3）；生物阴极MFC运行3d达到稳定电压0.76V，持续22d降低，20d最大功率密度为13.7W/m3.铁氰化钾双室MFC虽具有启动快的优点，但对于长期稳定运行，生物阴极双室MFC能获得更高的电压和功率密度.

3.2 以冻融污泥为底物时，铁氰化钾双室MFC中SCOD在运行6d时达到峰值3771.4mg/L，生物阴极双室MFC中SCOD在运行15～20d时达到峰值4538.0mg/L.铁氰化钾双室MFC运行前期能更快的促进污泥有机物溶出，但生物阴极双室MFC却能更为彻底的促进有机物溶出，对溶解性碳水化合物利用得更为彻底.

3.3 以冻融污泥为底物时，周期结束时铁氰化钾双室MFC（运行20d）和生物阴极双室MFC（运行30d）中TCOD的去除率分别为70.3%和80.6%.初始阶段铁氰化钾双室MFC中污泥TCOD去除率增速较快，但生物阴极双室MFC对有机物的降解更为彻底.

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Effect of sludge freezing/thawing on electricity generation and organic degradation in different types of cathode MFCs.

CHEN Yue-jia1， ZHAO Qing-liang1*， LIU Cheng-cai1，2（1.School of Municipal and Environmental Engineering，Harbin Institute of Technology， Harbin 150090， China；2.Architecture Design and Research Institute of of Harbin Institufe of Technology， Harbin 150090， China）. China Environmental Science， 2015，35（5）：1354～1367

To investigate electricity generation and organic matter degradation in different types of cathode microbial fuel cells， a pair of two-chambered ferricyanide MFC and biocathode MFC were constructed. The changes of voltage and power density and degradation of sewage sludge organic matter in those two systems were studied. The results indicated that， with freeze/thaw treated sludge as substrate， the ferricyanide MFC achieved a stable voltage of 0.726V after running 8h， SCOD peaked at 3771.4mg/L in 6d and a maximum power density of 10.3W/m3was obtained， and the TCOD removal efficiency was 70.3% at the end of the cycle （20d）. The biocathode MFC achieved a stable voltage of 0.76V after running 3d and then declined after operation of 22days， SCOD peaked at 4538.0mg/L in 15～20d and achieved a maximum power density of 13.7W/m3， and 80.6% of TCOD was removed at the end of cycle （30d）. Compared with the two-chambered ferricyanide MFC， the two-chambered biochathode MFC could promote sewage sludge organic matter dissolution and electricity generation， the use of soluble carbohydrates and the degradation of organic matter were more complete， and at the same time the biocathode MFC was in favor of long-term stable operation.

freezing/thawing treated sludge；biocathode；electricity generation；organic matter；microbial fuel cells（MFC）

X705，X382

A

1000-6923（2015）05-1359-09

陈悦佳（1984-），女，黑龙江哈尔滨人，博士研究生，主要从事污泥稳定化与资源化研究.

2014-09-19

国家自然科学基金项目（51378144）

* 责任作者， 教授， qlzhao@hit.edu.cn