一种结合IFAS的双室MFC垃圾渗滤液处理系统及方法与流程

一种结合ifas的双室mfc垃圾渗滤液处理系统及方法
技术领域
1.本发明属于污水处理与能源回收技术领域，更具体地，涉及一种结合ifas的双室mfc垃圾渗滤液处理系统及方法。


背景技术：

2.随着国民生活水平的提高，生活垃圾产量日益增多，由于成本较低通常采用卫生填埋对生活垃圾进行处理，但是在垃圾填埋过程中产生的垃圾渗滤液对地表水体和地下水构成重大威胁，对环境的可持续性具有潜在影响。垃圾渗滤液的处理方法主要包括物理化学法和生物法：物理化学法主要有活性炭吸附、化学沉淀、离子交换、膜渗析、化学氧化还原等，物化处理不受水质水量变动的影响，出水水质较稳定，但是物化处理方法成本较高，不适于大量垃圾渗滤液的处理；生物法分为好氧生物处理、厌氧生物处理及二者的结合，随着生物法处理工艺的日益成熟，生物法成为目前应用最广泛的垃圾渗滤液处理方法。
3.由于生物活性污泥法具有营养物质和cod的高去除能力和低成本的优势，在过去的几十年里，用生物活性污泥法处理城市废水和垃圾渗滤液得到了广泛的研究。传统的活性污泥法分为两种类型，即微生物悬浮生长和附着生长。悬浮生长过程中的活性微生物通过搅拌或通气而悬浮，而在附着生长过程中，活性微生物附着于固定或移动的载体上。但是，传统的活性污泥法存在一定局限性，如高能耗和产生大量的废活性污泥。
4.微生物燃料电池(microbial fuel cell，mfc)是一种利用微生物将有机物中的化学能直接转化成电能的装置。其工作原理是利用附着在阳极的微生物群落将有机物进行生物降解，在降解过程中释放出电子和质子，电子依靠合适的电子传递介体在生物组分和阳极之间进行有效传递，并通过外电路传递到阴极形成电流，而质子通过质子交换膜传递到阴极，氧化剂(一般为氧气)在阴极得到电子被还原与质子结合成水。目前，微生物燃料电池作为处理城市废水和垃圾渗滤液的可持续手段越来越受到人们的关注，mfc在废水处理和新能源开发领域具有广阔的应用前景。然而，微生物燃料电池更易利用垃圾渗滤液中的有机物，独立的mfc在没有进行特殊处理或特定生物阴极辅助的情况下对氨和氮的去除能力较弱。
5.目前已有将活性污泥法与微生物燃料电池结合用于废水的处理。中国专利cn104386818b公开了一种与a/o工艺相结合的双室mfc废水处理系统及其方法，利用双室微生物燃料电池的特点，采用生物阴极，反硝化在前硝化在后，有效实现了脱氮除磷和有机物的去除，但是该系统仍需要在mfc双室外设置多级沉淀池才能达到较好处理效果，系统装置复杂、占地面积大，投资成本高。


技术实现要素：

6.针对现有技术的缺陷，本发明的目的在于提供一种结合ifas的双室mfc垃圾渗滤液处理系统及方法，将固定生物膜
‑
活性污泥系统(integrated fixed
‑
film activated sludge systems，ifas)与mfc的阴极室相结合，提高mfc反应器的功率密度和效率，达到高
效稳定处理垃圾渗滤液的目的，旨在解决现有mfc废水处理系统装置复杂、占地面积大的问题。
7.为实现上述目的，本发明提供了一种结合ifas的双室mfc垃圾渗滤液处理系统，其包括阳极室、阴极室、膜分离器和多孔载体；
8.所述阳极室与所述阴极室之间通过膜分离器分隔，所述阳极室内设有阳极，所述阴极室内设有阴极，所述阳极通过导线经外部电阻与所述阴极相连；所述多孔载体固定设置在所述阴极室内，且所述多孔载体上附着有活性生物膜，所述活性生物膜包含活性污泥中的微生物菌群；
9.运行时，所述阴极室内微生物中的一部分在阴极电解液中悬浮生长，一部分附着于所述多孔载体的表面和内部生长，所述阴极室内微生物中的优势菌种包含nitrosomonas、thauera、flavobacterium、proteobacteria、saccharibacteria、arenimonas中的一种或多种，从而提高垃圾渗滤液中氨和氮的去除效率。
10.优选地，所述多孔载体上还附着有藻类生物膜。
11.优选地，所述膜分离器包括一对隔膜挡板和位于所述一对隔膜挡板之间的隔膜，所述隔膜挡板上开设有通孔。
12.优选地，所述隔膜采用碳毡材料。
13.优选地，所述阴极室底部设有曝气装置。
14.优选地，所述阳极室内靠近所述膜分离器设置有阳极挡板，所述阳极挡板一端与所述阳极室的内壁固定连接，另一端置于所述阳极室内。
15.优选地，所述阴极室内靠近所述膜分离器设置有阴极挡板，所述阴极挡板一端与所述阴极室的内壁固定连接，另一端置于所述阴极室内。
16.优选地，该处理系统还包括沉淀池和蠕动泵，所述沉淀池进水口与所述阴极室出水口相连通，所述沉淀池出水口经所述蠕动泵与所述阴极室进水口相连通。
17.按照本发明的另一方面，还提供了一种利用上述双室mfc垃圾渗滤液处理系统处理垃圾渗滤液的方法，其包括如下步骤：
18.s1、驯化活性污泥细菌；
19.s2、配置微生物燃料电池，向阳极室中注入阳极电解液，向阴极室中注入阴极电解液和驯化后的活性污泥，并对阳极室进行遮光处理，启动微生物燃料电池；
20.s3、启动成功后，将阴极电解液换成待处理垃圾渗滤液，对阴极室内进行间歇曝气，运行微生物燃料电池以处理垃圾渗滤液。
21.按照本发明的另一方面，还提供了一种利用双室mfc垃圾渗滤液处理系统处理垃圾渗滤液的方法，其包括如下步骤：
22.sa、驯化活性污泥细菌和藻类；
23.sb、配置微生物燃料电池，向阳极室中注入阳极电解液，向阴极室中注入阴极电解液和驯化后的活性污泥，并对阳极室进行遮光处理，启动微生物燃料电池；
24.sc、启动成功后，将阴极电解液换成待处理垃圾渗滤液，向阴极室中再注入驯化后的藻类培养液，并对阴极室内进行间歇照明，运行微生物燃料电池以处理垃圾渗滤液。
25.总体而言，通过本发明所构思的以上技术方案与现有技术相比，具有以下有益效果：
26.(1)本发明通过将固定生物膜
‑
活性污泥工艺与双室微生物燃料电池中的阴极室相结合，实现同一反应器中悬浮和附着的活性污泥共同处理工艺，同时固定生物膜在好氧条件下具有显著的同时硝化和反硝化过程，提高了垃圾渗滤液处理效率，并且有效利用两个电极室的容积，减少了占地成本。
27.(2)本发明将藻类纳入mfc
‑
ifas阴极室进行原位氧生成是一种降低能耗的新策略，省去了配置曝气装置的成本，相比机械曝气，减小了氧气向阳极室扩散对阳极微生物厌氧反应的影响，与活性污泥协同作用提高了去除有机物和营养物质的能力，同时生产生物能源和增值副产品。
28.(3)本发明利用碳毡作为隔膜分离mfc阴极室和阳极室，相比常规的pem等离子交换膜，成本更低，内阻更小，提高了能源回收效率，有利于微生物燃料电池的大规模和可持续利用。
29.(4)本发明利用与ifas工艺相结合的双室mfc系统处理垃圾渗滤液，发挥两者的优势，相比传统活性污泥工艺与mfc的结合，达到更好的去除有机质、氮以及发电的效果，对垃圾渗滤液中的cod、nh
4+
‑
n和总氮的降解率分别为84.3％、79.2％和71.6％。
30.(5)本发明通过将藻类与mfc
‑
ifas系统耦合处理垃圾渗滤液，藻类为mfc阴极室提供氧气，并与活性污泥协同作用处理垃圾渗滤液，其中cod、nh
4+
‑
n和总氮的降解率分别可达到82.0％、90.3％和88.6％；在mfc
‑
ifas/藻类系统中藻类的生物量生产力高达0.71mg/l。
附图说明
31.图1为本发明对比例中mfc
‑
as系统的结构示意图；
32.图2为本发明实施例1中mfc
‑
ifas系统的结构示意图；
33.图3为本发明实施例2中mfc
‑
ifas/藻类系统的结构示意图；
34.图4为本发明对比例中mfc
‑
as系统、实施例1中mfc
‑
ifas系统和实施例2中mfc
‑
ifas/藻类系统运行的电流和功率密度曲线图(内容a)、循环伏安曲线图(内容b)及eis图(内容c)；
35.图5为本发明对比例中mfc
‑
as系统、实施例1中mfc
‑
ifas系统和实施例2中mfc
‑
ifas/藻类系统处理垃圾渗滤液的进水和出水cod浓度图(内容a)及cod去除效率、速率图(内容b)；
36.图6为本发明垃圾渗滤稀释原液及分别经对比例中mfc
‑
as系统、实施例1中mfc
‑
ifas系统和实施例2中mfc
‑
ifas/藻类系统处理后出水的3d
‑
eem光谱图；
37.图7为本发明对比例中mfc
‑
as系统、实施例1中mfc
‑
ifas系统和实施例2中mfc
‑
ifas/藻类系统处理垃圾渗滤液的进水和出水nh
4+
‑
n浓度图(内容a)，nh
4+
‑
n去除效率、速率图(内容b)，进水和出水总氮浓度图(内容c)及总氮去除效率、速率图(内容d)；
38.图8为本发明对比例中mfc
‑
as系统、实施例1中mfc
‑
ifas系统和实施例2中mfc
‑
ifas/藻类系统阴极室的细菌群落分析图；
39.在所有附图中，相同的附图标记用来表示相同的元件或结构，其中：
[0040]1‑
阳极室；2
‑
阴极室；3
‑
膜分离器，3a
‑
隔膜挡板，3b
‑
隔膜；4
‑
多孔载体；5
‑
阳极；6
‑
阴极；7
‑
外部电阻；8
‑
曝气装置；9
‑
阳极挡板；10
‑
阴极挡板；11
‑
沉淀池；12
‑
蠕动泵；13
‑
led灯管。
具体实施方式
[0041]
为了使本发明的目的、技术方案及优点更加清楚明白，以下结合附图及实施例，对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。
[0042]
本发明提供的一种结合ifas的双室mfc垃圾渗滤液处理系统，其包括阳极室1、阴极室2、膜分离器3和多孔载体4；阳极室1与阴极室2之间通过膜分离器3分隔，阳极室1内设有阳极5，阴极室2内设有阴极6，阳极5通过导线经外部电阻7与阴极6相连；多孔载体4固定设置在阴极室2内，且多孔载体4上附着有活性生物膜，所述活性生物膜包含活性污泥中的微生物菌群；
[0043]
运行时，阴极室2内微生物中的一部分在阴极电解液中悬浮生长，一部分附着于多孔载体4的表面和内部生长，阴极室2内微生物中的优势菌种包含nitrosomonas、thauera、flavobacterium、proteobacteria、saccharibacteria、arenimonas中的一种或多种，从而提高垃圾渗滤液中氨和氮的去除效率。
[0044]
其中，膜分离器3用于分隔阳极室1和阴极室2，并允许通过质子；阳极5上附着的产电微生物通过厌氧代谢将阳极室1内有机物氧化成h+和电子，产生的电子通过外电路到达阴极6，从而形成回路产生电流。产电微生物可以是希瓦氏菌(shewanella)、地杆菌(geobactor)、假单胞菌及泥细菌等，实际应用中很少使用纯菌，通常使用混合菌群，混合菌群具有阻抗环境冲击能力强、利用基质范围广、降解底物速率快和能量输出效率高的优点。阴极室2内设置固定生物膜，生物膜来源于活性污泥，系统运行时，一部分微生物附着固定载体上生长，一部分微生物悬浮于垃圾渗滤液中生长，可以增强对氨和氮的去除。
[0045]
本发明的活性生物膜上可能有好氧菌也可能有兼性好氧菌或者厌氧菌，生物膜有一定的厚度，表面与氧气可以充分接触的是好氧菌，氧气难于向生物膜里层扩散，较里层氧含量低的地方，会出现兼性好氧菌，生物膜如果特别厚，最里层是缺氧环境，那么就可能生长着厌氧菌，好氧菌或兼性好氧菌参与硝化反应，厌氧菌参与反硝化反应，可同时实现硝化和反硝化过程。
[0046]
一些实施例中，所述多孔载体为立体支撑填料，选用低阻力、传质效果好、经久耐用的材料，具体可以为碳毡、纤维填料、聚氨酯海绵或聚丙烯塑料。多孔载体的大小为(0.5cm
‑
1.5cm)
×
(0.5cm
‑
1.5cm)
×
(0.5cm
‑
1.5cm)。该多孔载体的填充率为15％
‑
35％，优选为20％
‑
30％，载体填充率直接关系到mfc反应器的微生物量、充氧能力，它不仅影响反应器的建设成本，而且影响垃圾渗滤液的处理效果。
[0047]
一些实施例中，阴极室2底部设有曝气装置8。通过曝气装置8曝气，一方面，通入的氧气可以在阴极得到电子被还原与质子结合成水；另一方面，形成好氧环境有利于阴极室2中的好氧菌生长，将垃圾渗滤液中的有机物分解为co2和h2o；并且通过间歇曝气可以增强异养反硝化细菌的繁殖，使得更高效去除cod。
[0048]
一些实施例中，所述多孔载体4上还附着有藻类生物膜。当mfc阴极室2集成有藻类时，藻类可通过光合作用为阴极室2提供氧气，可省去曝气装置，节省成本，并且藻类光合作用是一种静态产氧模式，相比机械曝气，减小了氧气向阳极室1扩散的可能；同时，阴极室2里的藻类协同活性生物膜降解垃圾渗滤液中的有机物。所述藻类生物膜可包含一种或多种藻类，优选包含小球藻(chlorella vulgaris)。
[0049]
一些实施例中，膜分离器3包括一对隔膜挡板3a和位于该对隔膜挡板3a之间的隔膜3b，隔膜挡板3a上开设有通孔，以保持阳极室1和阴极室2之间的液体流动，并使质子可以从阳极室1到达阴极室2。阳极室1内靠近膜分离器3设置有阳极挡板9，阳极挡板9一端与阳极室1的内壁固定连接，另一端置于阳极室1内。阴极室2内靠近膜分离器3设置有阴极挡板10，阴极挡板10一端与阴极室2的内壁固定连接，另一端置于阴极室2内。本发明隔膜挡板3a、阳极挡板9和阴极挡板10的设置，是为了有效维持阴极室2内的氧气量，阻挡氧气从阴极室2扩散到阳极室1内而干扰阳极室1微生物的厌氧反应。
[0050]
一些实施例中，隔膜3b可采用pem等离子交换膜、玻璃棉、玻璃纤维、碳毡等材料，由于pem等离子交换膜成本高、内阻大，玻璃棉和玻璃纤维产量低，本发明的隔膜3b优选低成本的碳毡材料，有利于微生物燃料电池的大规模和可持续利用。
[0051]
一些实施例中，该处理系统还包括沉淀池11和蠕动泵12，沉淀池11进水口与阴极室2出水口相连通，沉淀池11出水口经蠕动泵12与阴极室2进水口相连通。通过沉淀池11去除液体中的悬浮物，净化水质；通过设置蠕动泵12实现内循环，通过控制蠕动泵12的流量，可以调节水力停留时间和内循环比，从而提高垃圾渗滤液的处理效率。
[0052]
本发明提供了一种利用结合ifas的双室mfc系统处理垃圾渗滤液的方法，其包括如下步骤：
[0053]
s1、驯化活性污泥细菌；
[0054]
s2、配置微生物燃料电池，向阳极室1中注入阳极电解液，向阴极室2中注入阴极电解液和驯化后的活性污泥，并对阳极室1进行遮光处理，启动微生物燃料电池；
[0055]
s3、启动成功后，将阴极电解液换成待处理垃圾渗滤液，对阴极室2内进行间歇曝气，运行微生物燃料电池以处理垃圾渗滤液。
[0056]
本发明还提供了一种利用结合ifas的双室mfc并耦合藻类的系统处理垃圾渗滤液的方法，其包括如下步骤：
[0057]
sa、驯化活性污泥细菌和藻类；
[0058]
sb、配置微生物燃料电池，向阳极室1中注入阳极电解液，向阴极室2中注入阴极电解液和驯化后的活性污泥，并对阳极室1进行遮光处理，启动微生物燃料电池；
[0059]
sc、启动成功后，将阴极电解液换成待处理垃圾渗滤液，向阴极室2中再注入驯化后的藻类培养液，并对阴极室2内进行间歇照明，运行微生物燃料电池以处理垃圾渗滤液。
[0060]
一些实施例中，微生物燃料电池始终在恒定室温下，以补料分批模式运行。
[0061]
一些实施例中，启动期间的阳极电解液和阴极电解液为营养液，该营养液含有微生物生长所需要的大量元素、微量元素和有机物，并且其具有一定的酸碱缓冲能力。所述营养液优选为合成废水与磷酸盐缓冲溶液(pbs)的混合液，启动期间，让阳极生物膜和阴极固定载体上的活性生物膜适应反应器环境。pbs溶液可使mfc电解液ph保持中性并有利于反应器中微生物的代谢。优选地，所述合成废水含3.28g/l ch3coona，0.23g/l nh4cl，0.04g/l nacl，0.01g/l mgso4·
7h2o，0.05g/l k2hpo4和0.3g/l nahco3。所述磷酸盐缓冲溶液含0.13g/l kcl，0.31g/l nh4cl，4.576g/l na2hpo4，2.132g/l nah2po4，5ml/l维生素和12.5ml/l矿物质。
[0062]
一些实施例中，驯化活性污泥细菌的方法为：将活性污泥按一定比例接种于上述营养液中，于28℃下间歇通气培养5d
‑
7d。
[0063]
一些实施例中，驯化藻类的方法为：向藻类培养基中按一定比例接种藻液，于恒定室温下连续照明培养3d
‑
5d。优选地，藻类培养基为bg11培养基，培养时的光照强度为1600lux。在藻类培养过程中进行空气供应并多次摇动培养瓶，可以促进藻类生长并刺激藻类和培养基的混合。
[0064]
一些实施例中，所述待处理垃圾渗滤液为垃圾渗滤液原液的稀释液，该稀释液中cod浓度不高于1100mg/l，nh
4+
‑
n浓度不高于320mg/l，总氮浓度不高于450mg/l，总磷浓度不高于20mg/l。
[0065]
一些实施例中，步骤s3中，间歇通气可以为3h
‑
8h曝气/1h
‑
4h停止曝气的循环过程，优选地，对阴极室2进行4h曝气/2h停止曝气的间歇通气。
[0066]
一些实施例中，步骤sc中，间歇照明可以为20h
‑
12h光照/4h
‑
12h黑暗，优选地，对阴极室2进行16h光照/8h黑暗的间歇照明，照明时间的长短会影响藻类的生长及光合作用，从而影响mfc反应器的处理效果。照明可以以led灯为光源，也可以选择其他日光灯或者自然光源。
[0067]
一些实施例中，在mfc
‑
ifas/藻类系统中，阴极室2中初始接种的藻类和活性污泥菌群质量比为1:(0.2
‑
5)，优选为1:4时，mfc反应器可达到垃圾渗滤液最佳处理效果。本发明是通过重量法估算藻类培养液中藻类干质量和活性污泥中细菌细胞重量，具体方法为：收集10ml悬浮生物质(藻类培养液或活性污泥)并使用孔径为0.45μm的预先称重的玻璃纤维过滤器过滤；滤纸在105℃过滤2h之前和之后干燥，计算初始样品和最终样品之间的重量差。
[0068]
以下结合具体实施例，对上述技术方案详细说明。
[0069]
本发明实施例及对比例中采用的菌种及试剂如下：
[0070]
活性污泥：来自中国武汉沙湖污水处理厂的二次沉淀池，采用该活性污泥中的细菌作为mfc反应器的接种物。
[0071]
藻类：本发明实施例中采用chlorella vulgaris，购自中国科学院武汉水生生物研究所，于bg11培养基中培养活化。
[0072]
bg11培养基用于藻类培养，采用市面上采购的常规bg11培养基。培养基在使用前进行高压灭菌，冷却后待用。
[0073]
合成废水：含3.28g/l ch3coona，0.23g/l nh4cl，0.04g/l nacl，0.01g/l mgso4·
7h2o，0.05g/l k2hpo4，0.3g/l nahco3。
[0074]
磷酸盐缓冲溶液(pbs)：含0.13g/l kcl，0.31g/l nh4cl，4.576g/l na2hpo4，2.132g/l nah2po4，5ml/l维生素和12.5ml/l矿物质。
[0075]
驯化培养基：由上述合成废水和磷酸盐缓冲溶液(pbs)以体积比为1:1混合而成。
[0076]
垃圾渗滤液原液来自中国武汉的陈家冲垃圾填埋场，并储存在4℃。实验前用超纯水和0.15mg/l的kh2po4将垃圾渗滤液原液稀释10倍，以减轻其毒性含量并确保合适的n/p用于藻类和细菌的生长增殖。进料垃圾渗滤液的cod浓度为950
±
52.0mg/l，铵(nh
4+
‑
n)浓度为288
±
24.0mg/l，tn浓度为415
±
21.0mg/l，总磷(tp)浓度为13.0
±
1.40mg/l。
[0077]
对比例
[0078]
本对比例采用常规活性污泥法结合微生物燃料电池得到mfc
‑
as系统，并利用该系统进行垃圾渗滤液处理，具体操作步骤如下：
[0079]
(1)活性污泥细菌驯化：将活性污泥接种于相同体积的驯化培养基中，在其用于mfc实验之前于28℃下间歇通气培养一周，以使该活性污泥中的细菌适应环境。
[0080]
(2)mfc
‑
as系统构建：mfc反应器由6mm厚的丙烯酸玻璃制成，参见图1，阳极室1工作体积为600ml，阴极室2工作体积为800ml，本实施例中的隔膜3b为一8cm
×
12cm的碳毡片，将其插入两个隔膜挡板3a之间，用作阳极室1和阴极室2之间物理分隔的膜分离器3。阳极5和阴极6均使用4cm
×
8cm的碳毡片，阳极5和阴极6之间用钛丝连接，并采用电阻为1000ω的外部电阻7来形成闭合电路。阴极室2底部设有曝气装置8。阳极室1内靠近膜分离器3竖直设置有阳极挡板9，阳极挡板9一端固定于阳极室1的上壁，另一端自由延伸到阳极电解液中；阴极室2内靠近膜分离器3设置有阴极挡板10，阴极挡板10一端固定于阴极室2的下壁，另一端自由延伸到阴极电解液中。阳极室1和阴极室2内均设置有磁力搅拌器(图1中未画出)。阴极室2旁侧设置有沉淀池11，沉淀池11进水口与阴极室2出水口相连通，沉淀池11出水口经蠕动泵12与阴极室2进水口相连通。整个阳极室1用锡箔纸覆盖遮光，防止暴露于外部光下阳极室1中的好氧微生物生长。
[0081]
(3)启动mfc
‑
as系统：向阳极室1和阴极室2中分别注入阳极电解液和阴极电解液，采用的阳极电解液和阴极电解液均为驯化培养基，并在阳极室1中接种来自成熟mfc反应器的100ml阳极溶液进行阳极微生物的富集。启动mfc反应器并关注其输出电压增长情况，当输出电压出现突降时，认为一个周期结束更换新鲜培养液。每一个周期的增长输出电压都会比前一个周期更高，待输出的最大电压持续达到3个周期以上说明mfc反应器启动成功并达到稳定状态，且在阳极5上形成阳极生物膜。
[0082]
(4)运行mfc
‑
as系统进行垃圾渗滤液处理：成功启动mfc后，将阴极电解液更换为稀释后的垃圾渗滤液，并在阴极室2中接种驯化后的活性污泥，使得阴极室2中初始生物质的浓度为300mg/l，阳极电极液保持不变，运行mfc反应器以处理垃圾渗滤液。mfc反应器运行期间始终在28℃的恒定室温下，以补料分批模式运行，阳极室1和阴极室2中介质均通过磁力搅拌器以200rpm连续混合，并对阴极室2进行连续曝气。阴极电解液间歇地通过蠕动泵12再循环，每小时操作2次。
[0083]
实施例1
[0084]
本实施例采用固定生物膜
‑
活性污泥工艺与微生物燃料电池相结合得到mfc
‑
ifas系统，并利用该系统进行垃圾渗滤液处理，具体操作步骤如下：
[0085]
(1)活性污泥细菌驯化：将活性污泥接种于相同体积的驯化培养基中，在其用于mfc实验之前于28℃下间歇通气培养一周，以使该活性污泥中的细菌适应环境。
[0086]
(2)mfc
‑
ifas系统构建：mfc反应器由6mm厚的丙烯酸玻璃制成，参见图2，阳极室1工作体积为600ml，阴极室2工作体积为800ml，本实施例中的隔膜3b为一8cm
×
12cm的碳毡片，将其插入两个隔膜挡板3a之间，用作阳极室1和阴极室2之间物理分隔的膜分离器3。阳极5和阴极6均使用4cm
×
8cm的碳毡片，阳极5和阴极6之间用钛丝连接，并采用电阻为1000ω的外部电阻7来形成闭合电路。阴极室2底部设有曝气装置8。阳极室1内靠近膜分离器3竖直设置有阳极挡板9，阳极挡板9一端固定于阳极室1的上壁，另一端自由延伸到阳极电解液中；阴极室2内靠近膜分离器3竖直设置有阴极挡板10，阴极挡板10一端固定于阴极室2的下壁，另一端自由延伸到阴极电解液中。阳极室1和阴极室2内均设置有磁力搅拌器(图2中未画出)。阴极室2旁侧设置有沉淀池11，沉淀池11进水口与阴极室2出水口相连通，沉淀池11
出水口经蠕动泵12与阴极室2进水口相连通。整个阳极室1用锡箔纸覆盖遮光，防止暴露于外部光下阳极室1中的好氧微生物生长。
[0087]
本实施例采用的多孔载体4为1cm
×
1cm
×
1cm的聚氨酯海绵。将多孔载体4先在丙酮(纯度>99.5％)中进行预处理、清洗和超声处理，然后在乙醇(纯度>99.7％)中进行去离子处理15min，最后在60℃下整夜干燥。将处理后的多孔载体4固定于阴极室2内的两侧，其填充率为30％。
[0088]
(3)启动mfc
‑
ifas系统：向阳极室1和阴极室2中分别注入阳极电解液和阴极电解液，采用的阳极电解液和阴极电解液均为驯化培养基，并在阳极室1中接种来自成熟mfc反应器的100ml阳极溶液进行阳极微生物的富集，在阴极室2中接种驯化后的活性污泥，使得阴极室2中初始生物质的浓度为300mg/l)。启动mfc反应器并关注其输出电压增长情况，当输出电压出现突降时，认为一个周期结束更换新鲜培养液。每一个周期的增长输出电压都会比前一个周期更高，待输出的最大电压持续达到3个周期以上说明mfc反应器启动成功并达到稳定状态，且在阳极5上形成阳极生物膜。mfc反应器运行5个周期，当cod和氨氮去除率达到70％以上时，确定多孔载体4上形成活性生物膜。
[0089]
(4)运行mfc
‑
ifas系统进行垃圾渗滤液处理：成功启动mfc后，将阴极电解液更换为稀释后的垃圾渗滤液，阳极电极液保持不变，运行mfc反应器以处理垃圾渗滤液。mfc反应器运行期间始终在28℃的恒定室温下，以补料分批模式运行，阳极室1和阴极室2中介质均通过磁力搅拌器以200rpm连续混合，并对阴极室2进行4h曝气/2h停止曝气的间歇通气。阴极电解液间歇地通过蠕动泵12再循环，每小时操作2次。
[0090]
实施例2
[0091]
本实施例采用固定生物膜
‑
活性污泥耦合藻类并与微生物燃料电池相结合得到mfc
‑
ifas/藻类系统，并利用该系统进行垃圾渗滤液处理，具体操作步骤如下：
[0092]
(1)活性污泥细菌驯化：将活性污泥接种于相同体积的驯化培养基中，在其用于mfc实验之前于28℃下间歇通气培养一周，以使该活性污泥中的细菌适应环境。
[0093]
(2)藻类驯化：在超净工作台(bio
‑
ii
‑
a，telstar，spain)上，通过向400ml(v/v比例1:10)的灭菌bg11培养基中接种40ml藻类，在0.5l锥形瓶中进行藻类培养。锥形瓶在光照强度为1600lux、室温恒定为28℃的连续照明模式(合成光)下培养5d。此外，空气供应(100ml/min)用于促进藻类生长并刺激藻类溶液的混合。所有锥形瓶每天摇动4次。
[0094]
(3)mfc
‑
ifas/藻类系统的构建：mfc反应器由6mm厚的丙烯酸玻璃制成，参见图3，阳极室1工作体积为600ml，阴极室2工作体积为800ml，本实施例中的隔膜3b为一8cm
×
12cm的碳毡片，将其插入两个隔膜挡板3a之间，用作阳极室1和阴极室2之间物理分隔的膜分离器3。阳极5和阴极6均使用4cm
×
8cm的碳毡片，阳极5和阴极6之间用钛丝连接，并采用电阻为1000ω的外部电阻7来形成闭合电路。阳极室1内靠近膜分离器3竖直设置有阳极挡板9，阳极挡板9一端固定于阳极室1的上壁，另一端自由延伸到阳极电解液中；阴极室2内靠近膜分离器3竖直设置有阴极挡板10，阴极挡板10一端固定于阴极室2的下壁，另一端自由延伸到阴极电解液中。阳极室1和阴极室2内均设置有磁力搅拌器(图3中未画出)。阴极室2旁侧设置有沉淀池11，沉淀池11进水口与阴极室2出水口相连通，沉淀池11出水口经蠕动泵12与阴极室2进水口相连通。阴极室2内部设置有led灯管13。整个阳极室1用锡箔纸覆盖遮光，防止暴露于外部光下阳极室1中的好氧微生物和藻类生长。
[0095]
本实施例采用的多孔载体4为1cm
×
1cm
×
1cm的聚氨酯海绵。将多孔载体4先在丙酮(纯度>99.5％)中进行预处理、清洗和超声处理，然后在乙醇(纯度>99.7％)中进行去离子处理15min，最后在60℃下整夜干燥。将处理后的多孔载体4固定于阴极室2内的两侧，其填充率为30％。
[0096]
(4)启动mfc
‑
ifas/藻类系统：向阳极室1和阴极室2中分别注入阳极电解液和阴极电解液，采用的阳极电解液和阴极电解液均为驯化培养基，并在阳极室1中接种来自成熟mfc反应器的100ml阳极溶液进行阳极微生物的富集，在阴极室2中接种驯化后的活性污泥。启动mfc反应器并关注其输出电压增长情况，当输出电压出现突降时，认为一个周期结束更换新鲜培养液。每一个周期的增长输出电压都会比前一个周期更高，待输出的最大电压持续达到3个周期以上说明mfc反应器启动成功并达到稳定状态，且在阳极5上形成阳极生物膜。mfc反应器运行5个周期，当cod和氨氮去除率达到70％以上时，确定多孔载体4上形成活性生物膜。
[0097]
(5)运行mfc
‑
ifas/藻类系统进行垃圾渗滤液处理：成功启动mfc后，将阴极电解液更换为稀释后的垃圾渗滤液，阳极电极液保持不变，向阴极室2中接种活化后的藻类培养液，此时接种的藻类和启动期间阴极室2中接种的污泥细菌质量比为1:4，使得阴极室2中接种的总的初始生物质浓度为300mg/l，藻类会附着在多孔载体4表面生长，运行mfc反应器以处理垃圾渗滤液。mfc反应器运行期间始终在28℃的恒定室温下，以补料分批模式运行，阳极室1和阴极室2中介质均通过磁力搅拌器以200rpm连续混合，并对阴极室2进行16h光照/8h黑暗的间歇照明，以led灯(t5系列白色荧光灯管，8w)为光源，光强度设定为1600lux。阴极电解液间歇地通过蠕动泵12再循环，每小时操作2次。
[0098]
本发明通过数据采集单元(keithley 2750，tektronix，usa)分别监测对比例(mfc
‑
as)、实施例1(mfc
‑
ifas)和实施例2(mfc
‑
ifas/藻类)三种系统的输出电压，并在1000ω外部电阻7上每10分钟记录一次，计算各mfc反应器的电流和功率密度。使用vsp
‑
300电化学工作站(bio
‑
logic science instruments)，循环伏安法(cyclic voltammetry，cv)和电化学阻抗谱(electrochemical impedance spectroscopy，eis)评估阴极室2工作过程中的电化学响应。在室温下，每个循环结束后取阴极室2内垃圾渗滤液样品进行水质分析，分析前用0.45μm滤膜对所有样品进行预过滤，一次取三份样品，取平均值。具体检测指标包括cod浓度、nh
4+
‑
n浓度、总氮浓度、溶解氧(do)浓度、溶解有机物(dom)浓度、ph及溶液电导率。
[0099]
由电压监测结果发现，对比例(mfc
‑
as)和实施例1(mfc
‑
ifas)从机械通气开始输出电压急剧增加，实施例2(mfc
‑
ifas/藻类)从藻类光合作用开始输出电压急剧增加，对比例、实施例1和实施例2系统的最大电池电压分别为0.22mv、0.245mv和0.26mv，其阴极电解液中的do浓度分别为2.50mg/l、2.90
±
0.30mg/l和5.10
±
0.50mg/l，电池输出电压的变化归因于mfc阴极电解液中的do水平，其直接影响了mfc发电。
[0100]
由图4中a看出，mfc
‑
ifas/藻类系统获得最大功率密度(22.5mw/m2)，高于mfc
‑
ifas(14.0mw/m2)，并远高于mfc
‑
as(12.1mw/m2)。mfc
‑
ifas/藻类的优越性归因于将mfc反应器阴极室中的ifas和藻类偶联所产生的正面效果，这可增加阴极的半电池电位。在曝气和光照时间测量阳极室中的do浓度，mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类分别为0.46
±
0.10mg/l、0.38
±
0.07mg/l和0.25
±
0.11mg/l，mfc
‑
as阴极室具有最低的do浓度而阳极室却具有最高的do浓度，说明机械曝气的压力可能使得更多的氧气从阴极扩散到阳极。mfc
‑
ifas/藻类中并没有进行机械曝气，而是通过藻类光合作用的静态模式产生氧气，这样减少了氧气向阳极室的扩散，且附着在固定载体上的细菌也可以利用阴极室中的氧气进行硝化作用。观察到mfc
‑
ifas/藻类产生的最大电流密度也高于其他两种系统的最大电流密度，这是因为阴极室中藻类和好氧活性污泥的协同作用，其中好氧活性污泥降解有机物产生的co2可被藻类消耗，改善藻类的生长，藻类光合作用产生的氧气可供好氧活性污泥细菌利用，同时提高阴极电化学性能。
[0101]
循环伏安图揭示了电子转移到电极和系统性能的稳定性，由图4中b看出，三种反应器的cv变化很小，但显示出相同的趋势，mfc
‑
ifas/藻类的循环伏安带略高于mfc
‑
ifas和mfc
‑
as，证明mfc
‑
ifas/藻类阴极氧还原电位的低效率和功率密度的增加是因为光照时间内较高的氧浓度。eis图用于确定mfc反应器的欧姆电阻(rs)和电荷转移电阻(rc)，由图4中c看出，mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类的欧姆电阻相对接近，分别为2.15ω、1.83ω和1.61ω，mfc
‑
ifas/藻类较小的欧姆电阻是由于藻类的存在导致垃圾渗滤液的高电导率；mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类的电荷转移电阻分别为54ω、50ω和43ω，mfc
‑
ifas/藻类获得的电荷转移电阻表现出比mfc
‑
ifas和mfc
‑
as更小的电阻，这意味着mfc
‑
ifas/藻类的功率密度增加。
[0102]
图5显示出三种不同系统的cod去除能力，由图看出，mfc
‑
as中的cod去除效率为69.9％
±
9.78％，而mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类中的cod去除效率分别为84.3％
±
4.4％和82.0％
±
0.55％。mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类处理垃圾渗滤液的出水中残留cods分别为285.5
±
35mg/l、148.7
±
19mg/l和170.6
±
24mg/l，相当于去除速率分别为166.2
±
23.2mg/(l
·
d)、200.4
±
10.7mg/(l
·
d)和195
±
1.31mg/(l
·
d)。mfc
‑
ifas较高的cod去除率归因于阴极室中固定生物膜载体的存在，活性污泥细菌既能悬浮生长也能附着生长，同时将mfc
‑
ifas暴露于交替的需氧和缺氧条件可以增强异养反硝化细菌的繁殖，其可以比含有藻类的系统更快地消耗cod，藻类对cod和有机物的去除贡献很小。
[0103]
本发明分析了进水和出水样品的三维激发
‑
发射矩阵荧光光谱(3d
‑
eem)，并比较了三种mfc反应器去除dom的效率。dom是一种高度不均匀的混合物，含有生物难降解有机物、微生物副产物和腐殖质。如图6所示，在进水原始样品的3d
‑
eem光谱中发现了三个峰(a，b和c)。a峰位于200
‑
250/380
‑
540的ex/em波长处，属于类似富理酸的物质；b峰和c峰分别位于250
‑
400/280
‑
380和250
‑
400/380
‑
540的ex/em区域，它们分别属于可溶性微生物副产物和类腐殖质。从图6内容a中可以观察到，三个峰的荧光强度遵循c>a>b的顺序，表明大多数dom与腐殖质样物质有关。如图6内容b、c、d所示，从mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类收集处理过的垃圾渗滤液样品，其中峰b消失，峰c强度下降，说明水样中的可溶性微生物副产物和腐殖质样物质被降解；mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类渗滤液处理后峰a和峰c的荧光强度下降幅度大于mfc
‑
as。原因可能是mfc中反硝化微生物普遍存在，缺氧条件下有利于反硝化细菌利用有机物作为碳源，导致有机物含量显著降低。mfc
‑
ifas对有机物的去除效果略优于mfc
‑
ifas/藻类，是因为mfc
‑
ifas中反硝化细菌含量高于mfc
‑
ifas/藻类(由图8可以看出)，更有助于有机物的降解。
[0104]
图7显示出三种不同系统的nh
4+
‑
n和总氮的去除能力，由图7中内容a和b看出，常规活性污泥与mfc阴极连续曝气模式下，nh
4+
‑
n去除稳定，平均去除率为84.2％
±
6.2％。在mfc
‑
ifas的运行时间内，mfc阴极室中结合了ifas工艺，间歇曝气(4h好氧/2h缺氧)，平均
nh
4+
‑
n去除水平达到79.2％
±
2.2％。而在mfc
‑
ifas/藻类中含有藻类，光/暗16h/8h(模拟间歇曝气)处理，其阴极室表现出更优异的nh
4+
‑
n去除效果，平均水平达到90.3％
±
2.0％。mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类的出水中nh
4+
‑
n浓度分别为44.33
±
17.6mg/l、58.3
±
6.4mg/l和27.1
±
5.6mg/l，对应的去除速率分别为59.2
±
4.4mg/(l
·
d)、50.7
±
1.4mg/(l
·
d)和63.5
±
1.4mg/(l
·
d)。结果显示出，mfc
‑
as实现了比mfc
‑
ifas更高的nh
4+
‑
n去除水平，而含有藻类的mfc
‑
ifas/藻类系统显示出比其他两种系统更高的去除效率。这可能是因为在mfc
‑
as中连续曝气时硝化好氧细菌利用nh
4+
‑
n，其中氧气比mfc
‑
ifas中固定生物膜更容易扩散到悬浮微生物中，促进mfc
‑
as中更快的铵氧化速度。而mfc
‑
ifas/藻类系统中因为藻类的添加，发挥了更好的氨同化作用，藻类和硝化细菌协同作用，从而提高了nh
4+
‑
n去除效率。
[0105]
与nh
4+
‑
n去除相比，总氮(tn)的去除显示出不同的趋势，如图7中内容c和d所示，mfc
‑
as的tn去除率明显低于mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类，对应分别为60.4％
±
2.3％、71.6％
±
2.1％和88.6％
±
1.3％。mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类中累积的no3‑
明显低于mfc
‑
as，从图7中可以看出，mfc
‑
ifas/藻类去除tn的效率更高，mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类的出水中总氮浓度分别为163.3
±
11.4mg/l、114.5
±
10.2mg/l和45.2
±
6.1mg/l。与藻类结合的ifas在对垃圾渗滤液的氨去除和no3‑
积累方面具有积极的作用，其中藻类的氨同化比单独的硝化细菌去除氨更快；此外，固定生物膜在好氧条件下具有显著的同步硝化反硝化过程(simultaneous nitrification and denitrification，snd)，因为一定厚度的生物膜可以限制氧气扩散到生物膜更里层的细菌中以实现snd。并且，将藻类引入ifas载体可以增加生物絮凝物表面积，可以改善缺氧环境，从而有效去除tn。较低的c/n比和阴极中碳源的存在有利于异养反硝化菌生长并增强其活性，从而有利于no3‑
还原和tn去除。另一方面，no3‑
参与电化学反硝化过程，其中一部分no3‑
可作为电子受体，增加mfc反应器的发电，特别是在含有生物膜载体的系统中。沉淀池的设置也有助于去除tn，其中饥饿的细菌可以提高去除效率。
[0106]
为了确定mfc
‑
as、mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类中去除污染物的机制，分别取三个mfc反应器阴极室中悬浮物和多孔载体上生物膜的混合样品，通过扫描电子显微镜表征阴极电极的细菌形态，抽提16s rdna，通过illumina测序测定三个mfc反应器中细菌群落的基因丰度，用于探索不同系统中的细菌群落多样性。如图8所示，mfc
‑
as由于连续曝气模式，导致阴极室硝化过程效率高；悬浮液中硝化细菌(氨氧化细菌aob、亚硝酸盐氧化细菌nob)相对丰度更高，可能因为aob倾向于在絮凝或颗粒状污泥环境中生长，而不是生物膜附着生长，而较高的do可以穿透污泥絮凝物并促进更多aob的生长。在mfc
‑
ifas中，反硝化作用的活性高于mfc
‑
as，因为缺氧模式下的低do浓度会加速反硝化作用并提高脱氮率。而反硝化细菌(如thauera)倾向于附着在固定载体表面生长，由于mfc
‑
ifas/藻类系统中藻类同化作用对氮去除作出主要贡献，因此mfc
‑
ifas/藻类相较于mfc
‑
ifas的反硝化细菌相对丰度较低。mfc
‑
ifas中较高丰度的反硝化细菌和saccharibacteria有助于更多有机物的降解，使得其cod的去除水平高于mfc
‑
as和mfc
‑
ifas/藻类。thauera对垃圾渗滤液中的有机物去除至关重要；proteobacteria等兼性好氧菌在降解芳香族和杂环化合物方面具有很高的通用性。arenimonas是一种自养反硝化细菌，在mfc
‑
ifas/藻类的阴极上，比在mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas阴极上更频繁使用氢或碳酸氢盐作为电子供体。并且，从图8可以看出，与固定载体整
合的mfc(mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类)的菌群多样性显著高于单独的悬浮污泥(mfc
‑
as)，原因可能是载体上附着的生物膜能够更好地抵抗环境压力，通过在附着的生物膜周围分泌细胞外聚合物来保护细菌。
[0107]
mfc阴极作为完整的处理系统，通过阴极反应研究垃圾渗滤液中营养物质的去除。在mfc
‑
as和mfc
‑
ifas中，有机物分别通过悬浮活性污泥细菌和悬浮/附着污泥被去除，而有机物在mfc
‑
ifas/藻类中的去除归因于活性污泥细菌(悬浮/附着)和藻类结合。mfc
‑
as中氨的生物去除是由于细菌同化和硝化过程，一小部分电化学反硝化也可能参与了硝酸盐的还原，电化学反硝化就是在阴极电极上使用硝酸盐作为电子受体并将硝酸盐还原成氮气；由于阴极室连续通气，mfc
‑
as中的生物反硝化被忽略。mfc
‑
ifas中的氨和氮去除归因于细菌同化、硝化、生物反硝化和电化学反硝化过程；此外，固定载体的存在也有助于通过生物膜载体表面上的同时硝化/反硝化过程去除氮，这意味着生物载体偶联系统的优越性。将藻类与mfc
‑
ifas结合的系统在去除氨和氮方面更优于mfc
‑
as和mfc
‑
ifas，mfc
‑
ifas/藻类具有与mfc
‑
ifas相同的机制，同时还有藻类的同化作用，藻类与悬浮/附着污泥协同代谢去除氨和氮。
[0108]
在传统的生物系统中，藻类/污泥共生的相关研究很有限。通过本发明实验研究发现，集成的mfc
‑
ifas/藻类阴极比mfc
‑
as或mfc
‑
ifas产生更多能量并达到更好的生物处理效果。由于mfc阴极室中藻类和活性污泥细菌之间的相互作用，使用叶绿素a浓度监测藻类生长生物量，结果发现，mfc
‑
ifas/藻类中藻类的生物量生产力高达0.71
±
0.12mg/l，证明了细菌絮凝物和藻类生物膜在一个反应器中相结合的价值。
[0109]
综上所述，mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类系统阴极相较于mfc
‑
as系统，去除cod、有机物、总氮的效果均更佳。由eis测试显示，三种系统的欧姆电阻相似，与mfc
‑
as相比，mfc
‑
ifas和mfc
‑
ifas/藻类的电荷转移电阻更小。同时，mfc
‑
ifas/藻类又比mfc
‑
ifas表现出更优的性能，证实了本发明结合ifas工艺的双室mfc垃圾渗滤液处理系统在生物处理和能量回收中的功效。
[0110]
本领域的技术人员容易理解，以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。