2018中国生态环境状况公报
1
2019
... 近年来含氮污/废水的排放日益增加,2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3,其中,氨氮削减量达119万t〔1〕.氮素的过量排放会导致水体富营养化,危害水生生物,破坏生态系统〔2〕;此外,过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁〔3〕.环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化,其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见.氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程.其中,氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成.传统的硝化过程分为2个阶段,第1阶段由氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化酶(HAO)将NH4+-N氧化为NO2--N,而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)将NO2--N转化为NO3--N.不过近年来也有研究表明,存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径〔4-5〕.反硝化过程中,NO3--N首先由硝酸盐还原酶(NAR)还原为NO2--N;而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶(NIR)的作用下被还原为NO;NO继而被氧化氮还原酶(NOR)还原为N2O;最终N2O由氧化亚氮还原酶(N2OR)催化还原为N2. ...
2018中国生态环境状况公报
1
2019
... 近年来含氮污/废水的排放日益增加,2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3,其中,氨氮削减量达119万t〔1〕.氮素的过量排放会导致水体富营养化,危害水生生物,破坏生态系统〔2〕;此外,过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁〔3〕.环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化,其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见.氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程.其中,氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成.传统的硝化过程分为2个阶段,第1阶段由氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化酶(HAO)将NH4+-N氧化为NO2--N,而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)将NO2--N转化为NO3--N.不过近年来也有研究表明,存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径〔4-5〕.反硝化过程中,NO3--N首先由硝酸盐还原酶(NAR)还原为NO2--N;而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶(NIR)的作用下被还原为NO;NO继而被氧化氮还原酶(NOR)还原为N2O;最终N2O由氧化亚氮还原酶(N2OR)催化还原为N2. ...
基于生物亲和性载体连续流MBBR的同步硝化反硝化性能研究
1
2019
... 近年来含氮污/废水的排放日益增加,2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3,其中,氨氮削减量达119万t〔1〕.氮素的过量排放会导致水体富营养化,危害水生生物,破坏生态系统〔2〕;此外,过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁〔3〕.环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化,其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见.氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程.其中,氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成.传统的硝化过程分为2个阶段,第1阶段由氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化酶(HAO)将NH4+-N氧化为NO2--N,而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)将NO2--N转化为NO3--N.不过近年来也有研究表明,存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径〔4-5〕.反硝化过程中,NO3--N首先由硝酸盐还原酶(NAR)还原为NO2--N;而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶(NIR)的作用下被还原为NO;NO继而被氧化氮还原酶(NOR)还原为N2O;最终N2O由氧化亚氮还原酶(N2OR)催化还原为N2. ...
基于生物亲和性载体连续流MBBR的同步硝化反硝化性能研究
1
2019
... 近年来含氮污/废水的排放日益增加,2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3,其中,氨氮削减量达119万t〔1〕.氮素的过量排放会导致水体富营养化,危害水生生物,破坏生态系统〔2〕;此外,过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁〔3〕.环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化,其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见.氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程.其中,氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成.传统的硝化过程分为2个阶段,第1阶段由氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化酶(HAO)将NH4+-N氧化为NO2--N,而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)将NO2--N转化为NO3--N.不过近年来也有研究表明,存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径〔4-5〕.反硝化过程中,NO3--N首先由硝酸盐还原酶(NAR)还原为NO2--N;而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶(NIR)的作用下被还原为NO;NO继而被氧化氮还原酶(NOR)还原为N2O;最终N2O由氧化亚氮还原酶(N2OR)催化还原为N2. ...
Bacterial communities in a novel three-dimensional bioelectrochemical denitrification system:The effects of pH
1
2016
... 近年来含氮污/废水的排放日益增加,2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3,其中,氨氮削减量达119万t〔1〕.氮素的过量排放会导致水体富营养化,危害水生生物,破坏生态系统〔2〕;此外,过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁〔3〕.环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化,其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见.氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程.其中,氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成.传统的硝化过程分为2个阶段,第1阶段由氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化酶(HAO)将NH4+-N氧化为NO2--N,而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)将NO2--N转化为NO3--N.不过近年来也有研究表明,存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径〔4-5〕.反硝化过程中,NO3--N首先由硝酸盐还原酶(NAR)还原为NO2--N;而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶(NIR)的作用下被还原为NO;NO继而被氧化氮还原酶(NOR)还原为N2O;最终N2O由氧化亚氮还原酶(N2OR)催化还原为N2. ...
Complete nitrification by Nitrospira bacteria
1
2015
... 近年来含氮污/废水的排放日益增加,2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3,其中,氨氮削减量达119万t〔1〕.氮素的过量排放会导致水体富营养化,危害水生生物,破坏生态系统〔2〕;此外,过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁〔3〕.环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化,其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见.氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程.其中,氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成.传统的硝化过程分为2个阶段,第1阶段由氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化酶(HAO)将NH4+-N氧化为NO2--N,而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)将NO2--N转化为NO3--N.不过近年来也有研究表明,存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径〔4-5〕.反硝化过程中,NO3--N首先由硝酸盐还原酶(NAR)还原为NO2--N;而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶(NIR)的作用下被还原为NO;NO继而被氧化氮还原酶(NOR)还原为N2O;最终N2O由氧化亚氮还原酶(N2OR)催化还原为N2. ...
Complete nitrification by a single microorganism
1
2015
... 近年来含氮污/废水的排放日益增加,2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3,其中,氨氮削减量达119万t〔1〕.氮素的过量排放会导致水体富营养化,危害水生生物,破坏生态系统〔2〕;此外,过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁〔3〕.环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化,其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见.氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程.其中,氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成.传统的硝化过程分为2个阶段,第1阶段由氨单加氧酶(AMO)和羟胺氧化酶(HAO)将NH4+-N氧化为NO2--N,而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶(NXR)将NO2--N转化为NO3--N.不过近年来也有研究表明,存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径〔4-5〕.反硝化过程中,NO3--N首先由硝酸盐还原酶(NAR)还原为NO2--N;而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶(NIR)的作用下被还原为NO;NO继而被氧化氮还原酶(NOR)还原为N2O;最终N2O由氧化亚氮还原酶(N2OR)催化还原为N2. ...
Improved brine recycling during nitrate removal using ion exchange
1
2002
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
Nitrate removal with reverse osmosis in a rural area in South Africa
1
2003
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
Nitrogen potential recovery and concentration of ammonia from swine manure using electrodialysis coupled with air stripping
1
2012
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
Effect of ammonia nitrogen and low-molecular-weight organics on the adsorption of additives on coal surface:A combination of experiments and molecular dynamics simulations
1
2019
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
High faraday efficiency for electrochemical nitrogen reduction reaction on Co@N-doped carbon derived from a metal-organic framework under ambient conditions
1
2019
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
Mn2NiO4 spinel catalyst for high-efficiency selective catalytic reduction of nitrogen oxides with good resistance to H2O and SO2 at low temperature
1
2020
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
The share of electrochemical reduction,hydrogenotrophic and heterotrophic denitrification in nitrogen removal in rotating electrobiological contactor(REBC) treating wastewater from soilless cultivation systems
1
2019
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
Impact of external carbon dose on the removal of micropollutants using methanol and ethanol in post-denitrifying moving bed biofilm reactors
1
2017
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
基于氢自养反硝化的生物电化学系统脱氮性能研究
1
2017
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
基于氢自养反硝化的生物电化学系统脱氮性能研究
1
2017
... 常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法.物理法主要包括离子交换〔6〕、反渗透〔7〕、电渗析〔8〕、吸附法〔9〕等;化学法主要包括活泼金属还原法〔10〕、催化还原法〔11〕和电化学氧化还原法〔12〕.生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法,其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点.然而,该方法在实际运行中还需额外增加碳源〔13〕,且占地面积大,污泥产量多,另外会消耗大量能源并增加设备维护成本〔14〕. ...
Effect of low-intensity electric current field and iron anode on biological nitrate removal in wastewater with low COD to nitrogen ratio from coal pyrolysis
1
2020
... 生物电化学系统(Bioelectrochemical systems,BES)是将电化学法与生物法相结合,其改善了生物法启动时间长、脱氮速率低、需要额外投加碳源等缺点,也解决了电化学法能耗高等问题.同时,BES能够在实现废水脱氮处理的同时产生电能,减少了污泥产量,具有传统工艺无法比拟的优越性,是一种有效、经济的脱氮方法.近年来,利用生物电化学工艺处理含氮废水已成为研究的热点〔15〕.笔者综合国内外相关文献,对BES的脱氮机理及不同形式BES对含氮废水的处理效果进行了归纳总结,分析了运行条件对BES脱氮的影响及电流强度对微生物活性的影响,并对该技术未来的研究方向进行了展望,以期为BES脱氮的研究发展提供一定的参考. ...
缺氧/好氧电化学膜-生物反应器强化脱氮效果及抗污染性能研究
1
2016
... 典型的BES反应器一般由阳极、阴极、外电路及微生物组成.阳极室中的微生物降解污水中的有机物并将电子转移到阳极表面,同时产生质子通过离子交换膜迁移至阴极室;阳极表面的电子通过外电路转移至阴极,与阴极室的电子受体(如O2、NO3--N、NO2--N)结合,生成相应的还原产物〔16〕.基于此,氮素在微生物及电极的作用下经过一系列转化,最终通过氮素循环中的不同途径被去除.BES根据电能效果的差异可分为微生物燃料电池(MFC)与微生物电解池(MEC);随后在此基础上衍生发展出现了微生物脱盐池(MDC)、微生物太阳能电池(MSC)等. ...
缺氧/好氧电化学膜-生物反应器强化脱氮效果及抗污染性能研究
1
2016
... 典型的BES反应器一般由阳极、阴极、外电路及微生物组成.阳极室中的微生物降解污水中的有机物并将电子转移到阳极表面,同时产生质子通过离子交换膜迁移至阴极室;阳极表面的电子通过外电路转移至阴极,与阴极室的电子受体(如O2、NO3--N、NO2--N)结合,生成相应的还原产物〔16〕.基于此,氮素在微生物及电极的作用下经过一系列转化,最终通过氮素循环中的不同途径被去除.BES根据电能效果的差异可分为微生物燃料电池(MFC)与微生物电解池(MEC);随后在此基础上衍生发展出现了微生物脱盐池(MDC)、微生物太阳能电池(MSC)等. ...
贵金属催化剂催化氧化处理氨氮废水的研究进展
1
2020
... 阳极氨氧化脱氮是将NH4+-N作为电子供体在阳极被氧化为N2或其他氧化态物质.研究表明,氨氮在微生物或活泼金属的作用下可将阳极作为电子受体,同时自身被氧化为N2或氮氧化物〔17-18〕.但也有另外一些学者认为,NH4+-N不能被直接转化〔19-20〕.因此,关于NH4+-N能否成为BES系统的电子供体尚无定论.此外,另外一种阳极氨氧化的途径是厌氧氨氧化,其以NH4+-N和NO2--N为底物,将氮素转化为氮气,此种方法被认为是阳极氨氧化的主要途径(式1).阳极异养反硝化脱氮则以传统的生物反硝化为基本原理,将NO3--N还原为N2(式2),其适用于高碳氮比废水的脱氮处理. ...
贵金属催化剂催化氧化处理氨氮废水的研究进展
1
2020
... 阳极氨氧化脱氮是将NH4+-N作为电子供体在阳极被氧化为N2或其他氧化态物质.研究表明,氨氮在微生物或活泼金属的作用下可将阳极作为电子受体,同时自身被氧化为N2或氮氧化物〔17-18〕.但也有另外一些学者认为,NH4+-N不能被直接转化〔19-20〕.因此,关于NH4+-N能否成为BES系统的电子供体尚无定论.此外,另外一种阳极氨氧化的途径是厌氧氨氧化,其以NH4+-N和NO2--N为底物,将氮素转化为氮气,此种方法被认为是阳极氨氧化的主要途径(式1).阳极异养反硝化脱氮则以传统的生物反硝化为基本原理,将NO3--N还原为N2(式2),其适用于高碳氮比废水的脱氮处理. ...
Electricity production coupled to ammonium in a microbial fuel cell
1
2009
... 阳极氨氧化脱氮是将NH4+-N作为电子供体在阳极被氧化为N2或其他氧化态物质.研究表明,氨氮在微生物或活泼金属的作用下可将阳极作为电子受体,同时自身被氧化为N2或氮氧化物〔17-18〕.但也有另外一些学者认为,NH4+-N不能被直接转化〔19-20〕.因此,关于NH4+-N能否成为BES系统的电子供体尚无定论.此外,另外一种阳极氨氧化的途径是厌氧氨氧化,其以NH4+-N和NO2--N为底物,将氮素转化为氮气,此种方法被认为是阳极氨氧化的主要途径(式1).阳极异养反硝化脱氮则以传统的生物反硝化为基本原理,将NO3--N还原为N2(式2),其适用于高碳氮比废水的脱氮处理. ...
Analysis of ammonia loss mechanisms in microbial fuel cells treating animal wastewater
1
2008
... 阳极氨氧化脱氮是将NH4+-N作为电子供体在阳极被氧化为N2或其他氧化态物质.研究表明,氨氮在微生物或活泼金属的作用下可将阳极作为电子受体,同时自身被氧化为N2或氮氧化物〔17-18〕.但也有另外一些学者认为,NH4+-N不能被直接转化〔19-20〕.因此,关于NH4+-N能否成为BES系统的电子供体尚无定论.此外,另外一种阳极氨氧化的途径是厌氧氨氧化,其以NH4+-N和NO2--N为底物,将氮素转化为氮气,此种方法被认为是阳极氨氧化的主要途径(式1).阳极异养反硝化脱氮则以传统的生物反硝化为基本原理,将NO3--N还原为N2(式2),其适用于高碳氮比废水的脱氮处理. ...
微生物燃料电池同步脱氮除磷及产电性能研究
1
2015
... 阳极氨氧化脱氮是将NH4+-N作为电子供体在阳极被氧化为N2或其他氧化态物质.研究表明,氨氮在微生物或活泼金属的作用下可将阳极作为电子受体,同时自身被氧化为N2或氮氧化物〔17-18〕.但也有另外一些学者认为,NH4+-N不能被直接转化〔19-20〕.因此,关于NH4+-N能否成为BES系统的电子供体尚无定论.此外,另外一种阳极氨氧化的途径是厌氧氨氧化,其以NH4+-N和NO2--N为底物,将氮素转化为氮气,此种方法被认为是阳极氨氧化的主要途径(式1).阳极异养反硝化脱氮则以传统的生物反硝化为基本原理,将NO3--N还原为N2(式2),其适用于高碳氮比废水的脱氮处理. ...
微生物燃料电池同步脱氮除磷及产电性能研究
1
2015
... 阳极氨氧化脱氮是将NH4+-N作为电子供体在阳极被氧化为N2或其他氧化态物质.研究表明,氨氮在微生物或活泼金属的作用下可将阳极作为电子受体,同时自身被氧化为N2或氮氧化物〔17-18〕.但也有另外一些学者认为,NH4+-N不能被直接转化〔19-20〕.因此,关于NH4+-N能否成为BES系统的电子供体尚无定论.此外,另外一种阳极氨氧化的途径是厌氧氨氧化,其以NH4+-N和NO2--N为底物,将氮素转化为氮气,此种方法被认为是阳极氨氧化的主要途径(式1).阳极异养反硝化脱氮则以传统的生物反硝化为基本原理,将NO3--N还原为N2(式2),其适用于高碳氮比废水的脱氮处理. ...
Enhancement of bacterial denitrification for nitrate removal in groundwater with electrical stimulation from microbial fuel cells
2
2014
... (mg·L
-1)
去除率/% | 参考文献 | MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
... 其中,MFC-MEC耦合系统以其耗能小、脱氮效果良好成为当前BES领域的研究热点之一.该耦合系统将MFC的阳极、阴极分别与MEC的阴极、阳极相连,作为直流电源驱动MEC,装置如图2〔21〕所示.直流电驱动BES反应器(即MEC系统)可以实现较高的反硝化速率,但耗能也较高〔33〕,而利用MFC驱动可直接利用有机物中的电能,并以微电流的形式施加至MEC,刺激MEC中脱氮微生物的活性,大大降低了能耗及运行成本. ...
A three chamber bioelectrochemical system appropriate for in-situ remediation of nitrate-contaminated groundwater and its reaction mechanisms
1
2019
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
Enhanced low C/N nitrogen removal in an innovative microbial fuel cell(MFC) with electroconductivity aerated membrane(EAM) as biocathode
2
2017
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
... 适当的微电流则可增加脱氮相关微生物及酶的活性,刺激细菌的新陈代谢,促进细菌的生长繁殖,并改善细胞膜的通透性,从而提升细胞内的自由基反应.袁展〔64〕以多阳极MFC进行同步硝化反硝化的研究中发现,通路状态下NAR、NIR及NOR酶的活性明显高于断路状态,且当外加10 mA电流时,系统硝化酶(AMO、NOR)及反硝化酶(NAR、NIR)活性均高于对照组(未施加电流).刘恒源〔65〕在探究电流对生物反硝化的影响时发现,施加200 mA/m2的电流密度可以促进反硝化菌的生长,提升系统反硝化能力;而当电流密度增至300 mA/m2与400 mA/m2时,会减弱反硝化性能.此外,系统内的硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶在200 mA/m2下的活性较对照组(未施加电流)有所提高,而当电流密度为400 mA/m2时,这2种酶的活性都显著降低,表明在强电流条件下酶的活性遭到了破坏.Hongyu WANG等〔66〕利用BES系统进行硫自养反硝化研究,探究了电流强度对系统去除NO3--N的影响.结果表明,在50~200 mA的电流下,NO3--N去除率随电流强度的提高而提高,这可能是由于较高电流下产生了足够的作为电子供体的氢气,有利于自养反硝化菌的生长.同时,也有研究表明〔23〕,电流的刺激可以通过减少中间产物NO2--N的生成来增强生物反硝化作用和电能效果,不过同时也减弱了BES系统的厌氧氨氧化作用. ...
MFC耦合MAMBR运行特性及强化脱氮研究
1
2019
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
MFC耦合MAMBR运行特性及强化脱氮研究
1
2019
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
光催化强化微生物燃料电池构建及脱氮产电效果初探
1
2015
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
光催化强化微生物燃料电池构建及脱氮产电效果初探
1
2015
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
Enhance performance of microbial fuel cell coupled surface flow constructed wetland by using submerged plants and enclosed anodes
1
2018
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
Recovery of nitrogen and water from landfill leachate by a microbial electrolysis cell-forward osmosis system
1
2016
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
Discovering the importance of ClO? in a coupled electrochemical system for the simultaneous removal of carbon and nitrogen from secondary coking wastewater effluent
1
2020
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
Nitrate removal from groundwater driven by electricity generation and heterotrophic denitrification in a bioelectrochemical system
1
2013
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
Autotrophic denitrification performance and bacterial community at biocathodes of bioelectrochemical systems with either abiotic or biotic anodes
1
2015
|
MFC-MEC | 双系统 | MFC:复写纸,碳纤维毡;MEC:不锈钢 | 外加电压500~700 | 合成废水 | NO3--N 60 | NO3--N 100 | 〔21〕 |
SMFC-MEC | 双系统 | SMFC:碳毡;MEC:碳毡 | 外加电压622±20 | 实际地下水 | NO3--N 30~60 | NO3--N 100 | 〔22〕 |
MFC-MBR | 双室 | 碳毡,导电曝气膜 | 最大电压469 | 合成废水 | NH4+-N 80 | NH4+-N 80.9 | 〔23〕 |
MFC-MAMBR | 桶状双室 | 碳刷,导电曝气膜 | 平均电压513 | 合成废水 | NH4+-N 75 | TN 89.0 | 〔24〕 |
MFC-Photo | 双室 | TiO2,SiO2 | 最大电压106 | 合成废水 | NO3--N 40 | NO3--N 77.02 | 〔25〕 |
MFC-CW | 单室 | 碳纤维刷 | 最大电压558.50 | 合成废水 | NH4+-N 75.2 | NH4+-N 88.92 | 〔26〕 |
MEC-FO | 双系统 | 碳刷,碳纸 | 外加电压800 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 4 540 | NH4+-N 63.7 | 〔27〕 |
MEC | 双室 | PbO2/Ti,Cu/Zn | — | 焦化废水 | NO3--N 78.2 | TN 86.5 | 〔28〕 |
MEC | 双室 | 碳布,碳刷 | 外加电压500~1 000 | 实际地下水 | NO3--N 11~24 | NO3--N 77.3 | 〔29〕 |
MEC | 双室 | 石墨毡 | 外加电压700~1 100 | 合成废水 | NO3--N 50 | NO3--N 78 | 〔30〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | — | 合成废水 | NH4+-N 99.46 ...
异养反硝化微生物燃料电池脱氮产电性能研究
1
2017
| 〔31〕 |
MFC | 双室 | 碳毡 | 最大电压481 | 合成废水 | NH4+-N 150 | NH4+-N 73.2 | 〔32〕 |
注:SMFC,沉积型微生物燃料电池;Photo,光催化;CW,人工湿地;FO,正渗透;MAMBR,膜曝气膜生物反应器. ...
异养反硝化微生物燃料电池脱氮产电性能研究
1
2017
... NO
2--N 100
〔31〕 | MFC | 双室 | 碳毡 | 最大电压481 | 合成废水 | NH4+-N 150 | NH4+-N 73.2 | 〔32〕 |
注:SMFC,沉积型微生物燃料电池;Photo,光催化;CW,人工湿地;FO,正渗透;MAMBR,膜曝气膜生物反应器. ...
Application of the eco-friendly bio-anode for ammonium removal and power generation from wastewater in bio-electrochemical systems
1
2020
... NO
2--N 100
〔31〕 | MFC | 双室 | 碳毡 | 最大电压481 | 合成废水 | NH4+-N 150 | NH4+-N 73.2 | 〔32〕 |
注:SMFC,沉积型微生物燃料电池;Photo,光催化;CW,人工湿地;FO,正渗透;MAMBR,膜曝气膜生物反应器. ...
Cathode potential and anode electron donor evaluation for a suitable treatment of nitrate-contaminated groundwater in bioelectrochemical systems
1
2015
... 其中,MFC-MEC耦合系统以其耗能小、脱氮效果良好成为当前BES领域的研究热点之一.该耦合系统将MFC的阳极、阴极分别与MEC的阴极、阳极相连,作为直流电源驱动MEC,装置如图2〔21〕所示.直流电驱动BES反应器(即MEC系统)可以实现较高的反硝化速率,但耗能也较高〔33〕,而利用MFC驱动可直接利用有机物中的电能,并以微电流的形式施加至MEC,刺激MEC中脱氮微生物的活性,大大降低了能耗及运行成本. ...
微生物燃料电池电极材料研究进展
1
2015
... 电极材料是BES的重要组成部件.电极材料在BES中可直接用作电子供体或受体,不仅会影响微生物的吸附量,也会影响微生物与电极间的电子传递效率〔34〕.选取电极材料时,应对材料的导电性能、吸附性能、生物相容性等进行考察.近年来新型电极材料在BES脱氮中的应用情况见表2. ...
微生物燃料电池电极材料研究进展
1
2015
... 电极材料是BES的重要组成部件.电极材料在BES中可直接用作电子供体或受体,不仅会影响微生物的吸附量,也会影响微生物与电极间的电子传递效率〔34〕.选取电极材料时,应对材料的导电性能、吸附性能、生物相容性等进行考察.近年来新型电极材料在BES脱氮中的应用情况见表2. ...
聚中性红修饰电极强化微生物燃料电池脱氮产电研究
1
2018
... New electrode materials and nitrogen removal effects in BES
Table 2阳极材料 | 阴极材料 | 电极尺寸/cm2 | 最大输出电压/mV | 废水种类 | 去除率/% | 参考文献 |
---|
碳毡 | 聚中性红修饰碳毡 | 7×1.8 | 486 | 合成废水 | NO3--N 98 | 〔35〕 |
Ce水钠锰矿修饰碳毡 | Ce水钠锰矿修饰碳毡 | 4×5 | — | 合成废水 | NO3--N 80.84±3.39 | 〔36〕 |
Ti/RuO2 | Fe | 10×5 | — | 工业废水 | NO3--N 46 | 〔37〕 |
静电纺丝碳纳米纤维 | 静电纺丝碳纳米纤维 | 2×7(阳极);2×5.5(阴极) | 860 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 75.8±1.3 | 〔38〕 |
不锈钢网 | Pd-rGO | 5.4×6.8 | 430 | 焦化废水 | NH4+-N 81 | 〔39〕 |
阳极电极材料可分为碳基材料、复合材料、修饰材料及金属材料4类.其中,碳基材料在生物电化学反应器中使用最为广泛,常见的有碳刷、碳布、泡沫碳、碳毡、石墨棒、石墨毡等.碳基材料制备简单、成本较低、比表面积大,能吸附更多的微生物;然而其电子传递效率低,对反应器产电有一定限制.金属材料相比碳基材料导电性更强,但由于其表面光滑,不利于微生物的附着,故常与其他物质掺杂. ...
聚中性红修饰电极强化微生物燃料电池脱氮产电研究
1
2018
... New electrode materials and nitrogen removal effects in BES
Table 2阳极材料 | 阴极材料 | 电极尺寸/cm2 | 最大输出电压/mV | 废水种类 | 去除率/% | 参考文献 |
---|
碳毡 | 聚中性红修饰碳毡 | 7×1.8 | 486 | 合成废水 | NO3--N 98 | 〔35〕 |
Ce水钠锰矿修饰碳毡 | Ce水钠锰矿修饰碳毡 | 4×5 | — | 合成废水 | NO3--N 80.84±3.39 | 〔36〕 |
Ti/RuO2 | Fe | 10×5 | — | 工业废水 | NO3--N 46 | 〔37〕 |
静电纺丝碳纳米纤维 | 静电纺丝碳纳米纤维 | 2×7(阳极);2×5.5(阴极) | 860 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 75.8±1.3 | 〔38〕 |
不锈钢网 | Pd-rGO | 5.4×6.8 | 430 | 焦化废水 | NH4+-N 81 | 〔39〕 |
阳极电极材料可分为碳基材料、复合材料、修饰材料及金属材料4类.其中,碳基材料在生物电化学反应器中使用最为广泛,常见的有碳刷、碳布、泡沫碳、碳毡、石墨棒、石墨毡等.碳基材料制备简单、成本较低、比表面积大,能吸附更多的微生物;然而其电子传递效率低,对反应器产电有一定限制.金属材料相比碳基材料导电性更强,但由于其表面光滑,不利于微生物的附着,故常与其他物质掺杂. ...
Denitrification performance of Ce-doped birnessite modified cathode in bioelectrochemical system
1
2020
... New electrode materials and nitrogen removal effects in BES
Table 2阳极材料 | 阴极材料 | 电极尺寸/cm2 | 最大输出电压/mV | 废水种类 | 去除率/% | 参考文献 |
---|
碳毡 | 聚中性红修饰碳毡 | 7×1.8 | 486 | 合成废水 | NO3--N 98 | 〔35〕 |
Ce水钠锰矿修饰碳毡 | Ce水钠锰矿修饰碳毡 | 4×5 | — | 合成废水 | NO3--N 80.84±3.39 | 〔36〕 |
Ti/RuO2 | Fe | 10×5 | — | 工业废水 | NO3--N 46 | 〔37〕 |
静电纺丝碳纳米纤维 | 静电纺丝碳纳米纤维 | 2×7(阳极);2×5.5(阴极) | 860 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 75.8±1.3 | 〔38〕 |
不锈钢网 | Pd-rGO | 5.4×6.8 | 430 | 焦化废水 | NH4+-N 81 | 〔39〕 |
阳极电极材料可分为碳基材料、复合材料、修饰材料及金属材料4类.其中,碳基材料在生物电化学反应器中使用最为广泛,常见的有碳刷、碳布、泡沫碳、碳毡、石墨棒、石墨毡等.碳基材料制备简单、成本较低、比表面积大,能吸附更多的微生物;然而其电子传递效率低,对反应器产电有一定限制.金属材料相比碳基材料导电性更强,但由于其表面光滑,不利于微生物的附着,故常与其他物质掺杂. ...
Electrochemical denitrification of highly contaminated actual nitrate wastewater by Ti/RuO2 anode and iron cathode
1
2020
... New electrode materials and nitrogen removal effects in BES
Table 2阳极材料 | 阴极材料 | 电极尺寸/cm2 | 最大输出电压/mV | 废水种类 | 去除率/% | 参考文献 |
---|
碳毡 | 聚中性红修饰碳毡 | 7×1.8 | 486 | 合成废水 | NO3--N 98 | 〔35〕 |
Ce水钠锰矿修饰碳毡 | Ce水钠锰矿修饰碳毡 | 4×5 | — | 合成废水 | NO3--N 80.84±3.39 | 〔36〕 |
Ti/RuO2 | Fe | 10×5 | — | 工业废水 | NO3--N 46 | 〔37〕 |
静电纺丝碳纳米纤维 | 静电纺丝碳纳米纤维 | 2×7(阳极);2×5.5(阴极) | 860 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 75.8±1.3 | 〔38〕 |
不锈钢网 | Pd-rGO | 5.4×6.8 | 430 | 焦化废水 | NH4+-N 81 | 〔39〕 |
阳极电极材料可分为碳基材料、复合材料、修饰材料及金属材料4类.其中,碳基材料在生物电化学反应器中使用最为广泛,常见的有碳刷、碳布、泡沫碳、碳毡、石墨棒、石墨毡等.碳基材料制备简单、成本较低、比表面积大,能吸附更多的微生物;然而其电子传递效率低,对反应器产电有一定限制.金属材料相比碳基材料导电性更强,但由于其表面光滑,不利于微生物的附着,故常与其他物质掺杂. ...
Simultaneous energy harvest and nitrogen removal using a supercapacitor microbial fuel cell
1
2020
... New electrode materials and nitrogen removal effects in BES
Table 2阳极材料 | 阴极材料 | 电极尺寸/cm2 | 最大输出电压/mV | 废水种类 | 去除率/% | 参考文献 |
---|
碳毡 | 聚中性红修饰碳毡 | 7×1.8 | 486 | 合成废水 | NO3--N 98 | 〔35〕 |
Ce水钠锰矿修饰碳毡 | Ce水钠锰矿修饰碳毡 | 4×5 | — | 合成废水 | NO3--N 80.84±3.39 | 〔36〕 |
Ti/RuO2 | Fe | 10×5 | — | 工业废水 | NO3--N 46 | 〔37〕 |
静电纺丝碳纳米纤维 | 静电纺丝碳纳米纤维 | 2×7(阳极);2×5.5(阴极) | 860 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 75.8±1.3 | 〔38〕 |
不锈钢网 | Pd-rGO | 5.4×6.8 | 430 | 焦化废水 | NH4+-N 81 | 〔39〕 |
阳极电极材料可分为碳基材料、复合材料、修饰材料及金属材料4类.其中,碳基材料在生物电化学反应器中使用最为广泛,常见的有碳刷、碳布、泡沫碳、碳毡、石墨棒、石墨毡等.碳基材料制备简单、成本较低、比表面积大,能吸附更多的微生物;然而其电子传递效率低,对反应器产电有一定限制.金属材料相比碳基材料导电性更强,但由于其表面光滑,不利于微生物的附着,故常与其他物质掺杂. ...
The performance of Pd-rGO electro-deposited PVDF/carbon fiber cloth composite membrane in MBR/MFC coupled system
1
2019
... New electrode materials and nitrogen removal effects in BES
Table 2阳极材料 | 阴极材料 | 电极尺寸/cm2 | 最大输出电压/mV | 废水种类 | 去除率/% | 参考文献 |
---|
碳毡 | 聚中性红修饰碳毡 | 7×1.8 | 486 | 合成废水 | NO3--N 98 | 〔35〕 |
Ce水钠锰矿修饰碳毡 | Ce水钠锰矿修饰碳毡 | 4×5 | — | 合成废水 | NO3--N 80.84±3.39 | 〔36〕 |
Ti/RuO2 | Fe | 10×5 | — | 工业废水 | NO3--N 46 | 〔37〕 |
静电纺丝碳纳米纤维 | 静电纺丝碳纳米纤维 | 2×7(阳极);2×5.5(阴极) | 860 | 垃圾渗滤液 | NH4+-N 75.8±1.3 | 〔38〕 |
不锈钢网 | Pd-rGO | 5.4×6.8 | 430 | 焦化废水 | NH4+-N 81 | 〔39〕 |
阳极电极材料可分为碳基材料、复合材料、修饰材料及金属材料4类.其中,碳基材料在生物电化学反应器中使用最为广泛,常见的有碳刷、碳布、泡沫碳、碳毡、石墨棒、石墨毡等.碳基材料制备简单、成本较低、比表面积大,能吸附更多的微生物;然而其电子传递效率低,对反应器产电有一定限制.金属材料相比碳基材料导电性更强,但由于其表面光滑,不利于微生物的附着,故常与其他物质掺杂. ...
Nitrate as an oxidant in the cathode chamber of a microbial fuel cell for both power generation and nutrient removal purposes
1
2011
... 阴极可分为生物阴极与非生物阴极,在对BES脱氮的研究中,反应器阴极一般以生物阴极为主.若为非生物阴极,则阴极材料一般用重金属(如Pt〔40〕、Fe〔41〕)、复合物〔如聚吡咯/蒽醌-2-磺酸盐(PPy/AQS)〔42〕、CoNiAl-LDH@NiCo2O4〔43〕〕等修饰;若为生物阴极,则一般适合作为阳极材料的也可作为阴极材料.采用生物阴极可避免利用贵金属或非贵金属以氧气为阴极电子受体,提高了系统的环境可持续性〔44〕. ...
铁氮共掺杂的多孔碳材料MFC阴极的制备与催化性能研究
1
2018
... 阴极可分为生物阴极与非生物阴极,在对BES脱氮的研究中,反应器阴极一般以生物阴极为主.若为非生物阴极,则阴极材料一般用重金属(如Pt〔40〕、Fe〔41〕)、复合物〔如聚吡咯/蒽醌-2-磺酸盐(PPy/AQS)〔42〕、CoNiAl-LDH@NiCo2O4〔43〕〕等修饰;若为生物阴极,则一般适合作为阳极材料的也可作为阴极材料.采用生物阴极可避免利用贵金属或非贵金属以氧气为阴极电子受体,提高了系统的环境可持续性〔44〕. ...
铁氮共掺杂的多孔碳材料MFC阴极的制备与催化性能研究
1
2018
... 阴极可分为生物阴极与非生物阴极,在对BES脱氮的研究中,反应器阴极一般以生物阴极为主.若为非生物阴极,则阴极材料一般用重金属(如Pt〔40〕、Fe〔41〕)、复合物〔如聚吡咯/蒽醌-2-磺酸盐(PPy/AQS)〔42〕、CoNiAl-LDH@NiCo2O4〔43〕〕等修饰;若为生物阴极,则一般适合作为阳极材料的也可作为阴极材料.采用生物阴极可避免利用贵金属或非贵金属以氧气为阴极电子受体,提高了系统的环境可持续性〔44〕. ...
Open air biocathode enables effective electricity generation with microbial fuel cells
1
2007
... 阴极可分为生物阴极与非生物阴极,在对BES脱氮的研究中,反应器阴极一般以生物阴极为主.若为非生物阴极,则阴极材料一般用重金属(如Pt〔40〕、Fe〔41〕)、复合物〔如聚吡咯/蒽醌-2-磺酸盐(PPy/AQS)〔42〕、CoNiAl-LDH@NiCo2O4〔43〕〕等修饰;若为生物阴极,则一般适合作为阳极材料的也可作为阴极材料.采用生物阴极可避免利用贵金属或非贵金属以氧气为阴极电子受体,提高了系统的环境可持续性〔44〕. ...
Comparison of NiCo2O4,CoNiAl-LDH,and CoNiAl-LDH@NiCo2O4 performances as ORR catalysts in MFC cathode
1
2020
... 阴极可分为生物阴极与非生物阴极,在对BES脱氮的研究中,反应器阴极一般以生物阴极为主.若为非生物阴极,则阴极材料一般用重金属(如Pt〔40〕、Fe〔41〕)、复合物〔如聚吡咯/蒽醌-2-磺酸盐(PPy/AQS)〔42〕、CoNiAl-LDH@NiCo2O4〔43〕〕等修饰;若为生物阴极,则一般适合作为阳极材料的也可作为阴极材料.采用生物阴极可避免利用贵金属或非贵金属以氧气为阴极电子受体,提高了系统的环境可持续性〔44〕. ...
Electron transfer mechanisms,new applications,and performance of biocathode microbial fuel cells
1
2011
... 阴极可分为生物阴极与非生物阴极,在对BES脱氮的研究中,反应器阴极一般以生物阴极为主.若为非生物阴极,则阴极材料一般用重金属(如Pt〔40〕、Fe〔41〕)、复合物〔如聚吡咯/蒽醌-2-磺酸盐(PPy/AQS)〔42〕、CoNiAl-LDH@NiCo2O4〔43〕〕等修饰;若为生物阴极,则一般适合作为阳极材料的也可作为阴极材料.采用生物阴极可避免利用贵金属或非贵金属以氧气为阴极电子受体,提高了系统的环境可持续性〔44〕. ...
Bacterial communities in a novel three-dimensional bioelectrochemical denitrification system:The effects of pH
1
2016
... pH能够直接影响脱氮菌、产电菌及脱氮酶的活性,进而影响生物电化学系统中电子的产生、传递及脱氮能力.Dan CHEN等〔45〕利用新型三维BES系统去除水中高浓度硝酸盐,并对微生物丰度进行了研究.结果表明,pH为7.0~8.0时,优势菌属为具有反硝化功能的梭状芽胞杆菌;过高的碱度会抑制反硝化微生物及产电微生物的活性.郑贤虹〔46〕研究了BES-SANI(Sulfate reduction,autotrophic denitrification and nitrification integrated,硫酸盐还原-自养反硝化-硝化一体化)耦合系统对pH分别为7.0和8.0的进水中的氨氮的处理效果,结果显示,当pH=8.0时,系统有更高的NH4+-N去除率.臧华生等〔47〕利用单室MFC研究了pH对水中NH4+-N、NO3--N及TN去除效果的影响,结果表明,在pH=8.0时,NO3--N和TN去除率最高,分别达93%和58%. ...
微生物电化学系统强化废水生物脱氮的工艺研究
1
2017
... pH能够直接影响脱氮菌、产电菌及脱氮酶的活性,进而影响生物电化学系统中电子的产生、传递及脱氮能力.Dan CHEN等〔45〕利用新型三维BES系统去除水中高浓度硝酸盐,并对微生物丰度进行了研究.结果表明,pH为7.0~8.0时,优势菌属为具有反硝化功能的梭状芽胞杆菌;过高的碱度会抑制反硝化微生物及产电微生物的活性.郑贤虹〔46〕研究了BES-SANI(Sulfate reduction,autotrophic denitrification and nitrification integrated,硫酸盐还原-自养反硝化-硝化一体化)耦合系统对pH分别为7.0和8.0的进水中的氨氮的处理效果,结果显示,当pH=8.0时,系统有更高的NH4+-N去除率.臧华生等〔47〕利用单室MFC研究了pH对水中NH4+-N、NO3--N及TN去除效果的影响,结果表明,在pH=8.0时,NO3--N和TN去除率最高,分别达93%和58%. ...
微生物电化学系统强化废水生物脱氮的工艺研究
1
2017
... pH能够直接影响脱氮菌、产电菌及脱氮酶的活性,进而影响生物电化学系统中电子的产生、传递及脱氮能力.Dan CHEN等〔45〕利用新型三维BES系统去除水中高浓度硝酸盐,并对微生物丰度进行了研究.结果表明,pH为7.0~8.0时,优势菌属为具有反硝化功能的梭状芽胞杆菌;过高的碱度会抑制反硝化微生物及产电微生物的活性.郑贤虹〔46〕研究了BES-SANI(Sulfate reduction,autotrophic denitrification and nitrification integrated,硫酸盐还原-自养反硝化-硝化一体化)耦合系统对pH分别为7.0和8.0的进水中的氨氮的处理效果,结果显示,当pH=8.0时,系统有更高的NH4+-N去除率.臧华生等〔47〕利用单室MFC研究了pH对水中NH4+-N、NO3--N及TN去除效果的影响,结果表明,在pH=8.0时,NO3--N和TN去除率最高,分别达93%和58%. ...
pH和碳氮比对微生物燃料电池脱氮除磷效果的影响
1
2019
... pH能够直接影响脱氮菌、产电菌及脱氮酶的活性,进而影响生物电化学系统中电子的产生、传递及脱氮能力.Dan CHEN等〔45〕利用新型三维BES系统去除水中高浓度硝酸盐,并对微生物丰度进行了研究.结果表明,pH为7.0~8.0时,优势菌属为具有反硝化功能的梭状芽胞杆菌;过高的碱度会抑制反硝化微生物及产电微生物的活性.郑贤虹〔46〕研究了BES-SANI(Sulfate reduction,autotrophic denitrification and nitrification integrated,硫酸盐还原-自养反硝化-硝化一体化)耦合系统对pH分别为7.0和8.0的进水中的氨氮的处理效果,结果显示,当pH=8.0时,系统有更高的NH4+-N去除率.臧华生等〔47〕利用单室MFC研究了pH对水中NH4+-N、NO3--N及TN去除效果的影响,结果表明,在pH=8.0时,NO3--N和TN去除率最高,分别达93%和58%. ...
pH和碳氮比对微生物燃料电池脱氮除磷效果的影响
1
2019
... pH能够直接影响脱氮菌、产电菌及脱氮酶的活性,进而影响生物电化学系统中电子的产生、传递及脱氮能力.Dan CHEN等〔45〕利用新型三维BES系统去除水中高浓度硝酸盐,并对微生物丰度进行了研究.结果表明,pH为7.0~8.0时,优势菌属为具有反硝化功能的梭状芽胞杆菌;过高的碱度会抑制反硝化微生物及产电微生物的活性.郑贤虹〔46〕研究了BES-SANI(Sulfate reduction,autotrophic denitrification and nitrification integrated,硫酸盐还原-自养反硝化-硝化一体化)耦合系统对pH分别为7.0和8.0的进水中的氨氮的处理效果,结果显示,当pH=8.0时,系统有更高的NH4+-N去除率.臧华生等〔47〕利用单室MFC研究了pH对水中NH4+-N、NO3--N及TN去除效果的影响,结果表明,在pH=8.0时,NO3--N和TN去除率最高,分别达93%和58%. ...
Efficient autotrophic denitrification performance through integrating the bio-oxidation of Fe(Ⅱ) and Mn(Ⅱ)
1
2018
... 综上所述,采用BES系统脱氮,pH在碱性偏中性为宜,该条件对于生物反硝化过程至关重要〔48〕.然而,由于pH会受到接种微生物、基质、电极材料等具体的实验条件影响,不同的BES反应器的最适pH范围会有一定差异.此外,由于BES阴阳极氧化还原反应的进行,可能会造成阳极过酸,阴极过碱的现象,对微生物的活性会造成很大威胁〔49〕.常见的调节方法是加入缓冲溶液或阴阳极溶液循环,但此法会浪费大量物料,增加运行成本且效果有限.而向BES中加入铵盐、碳酸氢盐等弱酸碱性物质,利用BES系统内部电场的迁移作用,可达到同时维持整个系统pH的目的〔50-51〕. ...
Effect of heterotrophic anodic denitrification on anolyte pH control and bioelectricity generation enhancement of bufferless microbial fuel cells
1
2020
... 综上所述,采用BES系统脱氮,pH在碱性偏中性为宜,该条件对于生物反硝化过程至关重要〔48〕.然而,由于pH会受到接种微生物、基质、电极材料等具体的实验条件影响,不同的BES反应器的最适pH范围会有一定差异.此外,由于BES阴阳极氧化还原反应的进行,可能会造成阳极过酸,阴极过碱的现象,对微生物的活性会造成很大威胁〔49〕.常见的调节方法是加入缓冲溶液或阴阳极溶液循环,但此法会浪费大量物料,增加运行成本且效果有限.而向BES中加入铵盐、碳酸氢盐等弱酸碱性物质,利用BES系统内部电场的迁移作用,可达到同时维持整个系统pH的目的〔50-51〕. ...
Ammonium as a sustainable proton shuttle in bioelectrochemical systems
1
2011
... 综上所述,采用BES系统脱氮,pH在碱性偏中性为宜,该条件对于生物反硝化过程至关重要〔48〕.然而,由于pH会受到接种微生物、基质、电极材料等具体的实验条件影响,不同的BES反应器的最适pH范围会有一定差异.此外,由于BES阴阳极氧化还原反应的进行,可能会造成阳极过酸,阴极过碱的现象,对微生物的活性会造成很大威胁〔49〕.常见的调节方法是加入缓冲溶液或阴阳极溶液循环,但此法会浪费大量物料,增加运行成本且效果有限.而向BES中加入铵盐、碳酸氢盐等弱酸碱性物质,利用BES系统内部电场的迁移作用,可达到同时维持整个系统pH的目的〔50-51〕. ...
Carbonate species as OH- carriers for decreasing the pH gradient between cathode and anode in biological fuel cells
1
2008
... 综上所述,采用BES系统脱氮,pH在碱性偏中性为宜,该条件对于生物反硝化过程至关重要〔48〕.然而,由于pH会受到接种微生物、基质、电极材料等具体的实验条件影响,不同的BES反应器的最适pH范围会有一定差异.此外,由于BES阴阳极氧化还原反应的进行,可能会造成阳极过酸,阴极过碱的现象,对微生物的活性会造成很大威胁〔49〕.常见的调节方法是加入缓冲溶液或阴阳极溶液循环,但此法会浪费大量物料,增加运行成本且效果有限.而向BES中加入铵盐、碳酸氢盐等弱酸碱性物质,利用BES系统内部电场的迁移作用,可达到同时维持整个系统pH的目的〔50-51〕. ...
城市污水主流厌氧氨氧化连续流工艺的脱氮除磷效能研究
1
2019
... 溶解氧(DO)是BES中的一项重要参数,其可以通过影响微生物的活性与电子转移能力进而影响系统的产电与脱氮性能.一般情况下,系统产电能力与DO呈正相关;在脱氮方面,高浓度的DO可以提高硝化速率,但会抑制异养反硝化作用.同时,DO对厌氧氨氧化过程也有较大影响〔52〕.此外,还有研究表明,当阴极室内存在氧气时,即使DO很低也可优先于硝酸盐成为电子受体,对自养反硝化作用产生不利影响〔53〕. ...
城市污水主流厌氧氨氧化连续流工艺的脱氮除磷效能研究
1
2019
... 溶解氧(DO)是BES中的一项重要参数,其可以通过影响微生物的活性与电子转移能力进而影响系统的产电与脱氮性能.一般情况下,系统产电能力与DO呈正相关;在脱氮方面,高浓度的DO可以提高硝化速率,但会抑制异养反硝化作用.同时,DO对厌氧氨氧化过程也有较大影响〔52〕.此外,还有研究表明,当阴极室内存在氧气时,即使DO很低也可优先于硝酸盐成为电子受体,对自养反硝化作用产生不利影响〔53〕. ...
Simultaneous carbon and nitrogen removal using an oxic/anoxic-biocathode microbial fuel cells coupled system
1
2011
... 溶解氧(DO)是BES中的一项重要参数,其可以通过影响微生物的活性与电子转移能力进而影响系统的产电与脱氮性能.一般情况下,系统产电能力与DO呈正相关;在脱氮方面,高浓度的DO可以提高硝化速率,但会抑制异养反硝化作用.同时,DO对厌氧氨氧化过程也有较大影响〔52〕.此外,还有研究表明,当阴极室内存在氧气时,即使DO很低也可优先于硝酸盐成为电子受体,对自养反硝化作用产生不利影响〔53〕. ...
Simultaneous nitrification,denitrification and carbon removal in microbial fuel cells
1
2010
... B. VIRDIS等〔54〕首次利用双室MFC对于阴极室同步硝化反硝化脱氮产电进行了研究,该研究以氨氮和有机物作为合成废水主要成分,通过控制曝气流速调整阴极液的溶解氧浓度,进而促进NH4+-N的硝化-反硝化进程.结果显示,在DO为(4.35±0.08)mg/L的条件下,系统可去除(94.10±0.9)%的TN,同时有机物去除率接近100%.Zuofu XIE等〔55〕构建了氨氧化微生物燃料电池(AO-MFC),通过调节泵的曝气速率来控制阳极室的DO.研究表明,当DO为(2.06±0.33) mg/L时,氨氮去除率只有55.3%;当DO为(3.60±0.28) mg/L时,氨氮去除率达到98.5%,电子利用率达到91.7%;当DO达到(6.45±0.40) mg/L时,氨氮接近完全去除,说明较高的溶解氧浓度可很大程度上促进硝化过程.但高浓度的溶解氧会抑制BES中的反硝化过程.Yifeng ZHANG等〔56〕在利用沉积型MFC系统进行废水脱氮的研究中发现,当DO由3.2 mg/L提高至7.8 mg/L时,功率密度随之变大;当DO为7.8 mg/L时,功率密度最大,为(55.5±1.0) mW/m2.当DO<1.1 mg/L时,DO对NO2--N的去除基本没有影响,但当DO为7.8 mg/L时,NO3--N的去除率明显下降,仅为7.8%.以上研究结果表明,DO过高和过低均可对产电脱氮性能产生不利影响,且达到最佳产电效果与最佳脱氮效果所需的DO不同,在实际应用中应综合考虑. ...
Influence and mechanism of dissolved oxygen on the performance of ammonia-oxidation microbial fuel cell
1
2013
... B. VIRDIS等〔54〕首次利用双室MFC对于阴极室同步硝化反硝化脱氮产电进行了研究,该研究以氨氮和有机物作为合成废水主要成分,通过控制曝气流速调整阴极液的溶解氧浓度,进而促进NH4+-N的硝化-反硝化进程.结果显示,在DO为(4.35±0.08)mg/L的条件下,系统可去除(94.10±0.9)%的TN,同时有机物去除率接近100%.Zuofu XIE等〔55〕构建了氨氧化微生物燃料电池(AO-MFC),通过调节泵的曝气速率来控制阳极室的DO.研究表明,当DO为(2.06±0.33) mg/L时,氨氮去除率只有55.3%;当DO为(3.60±0.28) mg/L时,氨氮去除率达到98.5%,电子利用率达到91.7%;当DO达到(6.45±0.40) mg/L时,氨氮接近完全去除,说明较高的溶解氧浓度可很大程度上促进硝化过程.但高浓度的溶解氧会抑制BES中的反硝化过程.Yifeng ZHANG等〔56〕在利用沉积型MFC系统进行废水脱氮的研究中发现,当DO由3.2 mg/L提高至7.8 mg/L时,功率密度随之变大;当DO为7.8 mg/L时,功率密度最大,为(55.5±1.0) mW/m2.当DO<1.1 mg/L时,DO对NO2--N的去除基本没有影响,但当DO为7.8 mg/L时,NO3--N的去除率明显下降,仅为7.8%.以上研究结果表明,DO过高和过低均可对产电脱氮性能产生不利影响,且达到最佳产电效果与最佳脱氮效果所需的DO不同,在实际应用中应综合考虑. ...
Bioelectrode-based approach for enhancing nitrate and nitrite removal and electricity generation from eutrophic lakes
1
2012
... B. VIRDIS等〔54〕首次利用双室MFC对于阴极室同步硝化反硝化脱氮产电进行了研究,该研究以氨氮和有机物作为合成废水主要成分,通过控制曝气流速调整阴极液的溶解氧浓度,进而促进NH4+-N的硝化-反硝化进程.结果显示,在DO为(4.35±0.08)mg/L的条件下,系统可去除(94.10±0.9)%的TN,同时有机物去除率接近100%.Zuofu XIE等〔55〕构建了氨氧化微生物燃料电池(AO-MFC),通过调节泵的曝气速率来控制阳极室的DO.研究表明,当DO为(2.06±0.33) mg/L时,氨氮去除率只有55.3%;当DO为(3.60±0.28) mg/L时,氨氮去除率达到98.5%,电子利用率达到91.7%;当DO达到(6.45±0.40) mg/L时,氨氮接近完全去除,说明较高的溶解氧浓度可很大程度上促进硝化过程.但高浓度的溶解氧会抑制BES中的反硝化过程.Yifeng ZHANG等〔56〕在利用沉积型MFC系统进行废水脱氮的研究中发现,当DO由3.2 mg/L提高至7.8 mg/L时,功率密度随之变大;当DO为7.8 mg/L时,功率密度最大,为(55.5±1.0) mW/m2.当DO<1.1 mg/L时,DO对NO2--N的去除基本没有影响,但当DO为7.8 mg/L时,NO3--N的去除率明显下降,仅为7.8%.以上研究结果表明,DO过高和过低均可对产电脱氮性能产生不利影响,且达到最佳产电效果与最佳脱氮效果所需的DO不同,在实际应用中应综合考虑. ...
Importance of temperature and anodic medium composition on microbial fuel cell(MFC) performance
1
2008
... 温度对BES系统微生物种群及酶活性有较大影响〔57〕,进而影响系统脱氮性能.不同微生物的适宜温度范围不同,如:硝化菌为20~30 ℃,反硝化菌为15~30 ℃,厌氧氨氧化菌为30~37 ℃〔58〕.因此,可以通过改变温度来筛选出相应的菌种以改变脱氮途径. ...
Simultaneous sulfide removal,nitrification,denitrification and electricity generation in three-chamber microbial fuel cells
1
2018
... 温度对BES系统微生物种群及酶活性有较大影响〔57〕,进而影响系统脱氮性能.不同微生物的适宜温度范围不同,如:硝化菌为20~30 ℃,反硝化菌为15~30 ℃,厌氧氨氧化菌为30~37 ℃〔58〕.因此,可以通过改变温度来筛选出相应的菌种以改变脱氮途径. ...
微生物燃料电池同步脱氮产电性能及机理研究
1
2014
... 张吉强〔59〕构建了ANAMMOX-MFC系统,并研究了该系统的脱氮产电性能.研究发现,当温度从15 ℃升至30 ℃时,容积脱氮速率从(0.33±0.03) kg/(m3·d)增至(1.20±0.04) kg/(m3·d),同时系统输出电压从(23.6±5.37) mV提升至(110.2±4.61) mV;温度继续升至40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压随着温度的升高而降低,在40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压分别降低至(0.65±0.12) kg/(m3·d)和(76.8±5.37) mV.Zhuang CHEN等〔60〕构建了同步脱氮脱硫MFC系统,研究表明,该系统对废水中TN的去除率在温度为10~20 ℃范围内随温度的升高而上升,之后TN去除率随温度的进一步升高而降低.除了从表观上可以看出温度对BES脱氮产电的影响外,温度对菌种的基因表达也会产生影响.S. SALEH-LAKHA等〔61〕通过研究不同温度下Pseudomonas mandelii菌种中基因的表达发现,温度为10 ℃时,该菌种反硝化基因nirS(NIR酶的编码基因)达到最大基因表达量的时间较温度为30 ℃时滞后4 h,且最大基因表达量也有所减少. ...
微生物燃料电池同步脱氮产电性能及机理研究
1
2014
... 张吉强〔59〕构建了ANAMMOX-MFC系统,并研究了该系统的脱氮产电性能.研究发现,当温度从15 ℃升至30 ℃时,容积脱氮速率从(0.33±0.03) kg/(m3·d)增至(1.20±0.04) kg/(m3·d),同时系统输出电压从(23.6±5.37) mV提升至(110.2±4.61) mV;温度继续升至40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压随着温度的升高而降低,在40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压分别降低至(0.65±0.12) kg/(m3·d)和(76.8±5.37) mV.Zhuang CHEN等〔60〕构建了同步脱氮脱硫MFC系统,研究表明,该系统对废水中TN的去除率在温度为10~20 ℃范围内随温度的升高而上升,之后TN去除率随温度的进一步升高而降低.除了从表观上可以看出温度对BES脱氮产电的影响外,温度对菌种的基因表达也会产生影响.S. SALEH-LAKHA等〔61〕通过研究不同温度下Pseudomonas mandelii菌种中基因的表达发现,温度为10 ℃时,该菌种反硝化基因nirS(NIR酶的编码基因)达到最大基因表达量的时间较温度为30 ℃时滞后4 h,且最大基因表达量也有所减少. ...
Simultaneous sulfide removal,nitrogen removal and electricity generation in a coupled microbial fuel cell system
1
2019
... 张吉强〔59〕构建了ANAMMOX-MFC系统,并研究了该系统的脱氮产电性能.研究发现,当温度从15 ℃升至30 ℃时,容积脱氮速率从(0.33±0.03) kg/(m3·d)增至(1.20±0.04) kg/(m3·d),同时系统输出电压从(23.6±5.37) mV提升至(110.2±4.61) mV;温度继续升至40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压随着温度的升高而降低,在40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压分别降低至(0.65±0.12) kg/(m3·d)和(76.8±5.37) mV.Zhuang CHEN等〔60〕构建了同步脱氮脱硫MFC系统,研究表明,该系统对废水中TN的去除率在温度为10~20 ℃范围内随温度的升高而上升,之后TN去除率随温度的进一步升高而降低.除了从表观上可以看出温度对BES脱氮产电的影响外,温度对菌种的基因表达也会产生影响.S. SALEH-LAKHA等〔61〕通过研究不同温度下Pseudomonas mandelii菌种中基因的表达发现,温度为10 ℃时,该菌种反硝化基因nirS(NIR酶的编码基因)达到最大基因表达量的时间较温度为30 ℃时滞后4 h,且最大基因表达量也有所减少. ...
Effect of pH and temperature on denitrification gene expression and activity in Pseudomonas mandelii
1
2009
... 张吉强〔59〕构建了ANAMMOX-MFC系统,并研究了该系统的脱氮产电性能.研究发现,当温度从15 ℃升至30 ℃时,容积脱氮速率从(0.33±0.03) kg/(m3·d)增至(1.20±0.04) kg/(m3·d),同时系统输出电压从(23.6±5.37) mV提升至(110.2±4.61) mV;温度继续升至40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压随着温度的升高而降低,在40 ℃时,容积脱氮速率与输出电压分别降低至(0.65±0.12) kg/(m3·d)和(76.8±5.37) mV.Zhuang CHEN等〔60〕构建了同步脱氮脱硫MFC系统,研究表明,该系统对废水中TN的去除率在温度为10~20 ℃范围内随温度的升高而上升,之后TN去除率随温度的进一步升高而降低.除了从表观上可以看出温度对BES脱氮产电的影响外,温度对菌种的基因表达也会产生影响.S. SALEH-LAKHA等〔61〕通过研究不同温度下Pseudomonas mandelii菌种中基因的表达发现,温度为10 ℃时,该菌种反硝化基因nirS(NIR酶的编码基因)达到最大基因表达量的时间较温度为30 ℃时滞后4 h,且最大基因表达量也有所减少. ...
Review:Direct and indirect electrical stimulation of microbial metabolism
1
2008
... 强电流作用一方面会直接破坏微生物细胞壁,致使细胞膜穿孔,改变微生物细胞内的蛋白质合成、细胞膜渗透性和细胞形态,甚至会导致细胞组织坏死.另一方面,强电流下会产生强氧化性自由基,其会破坏微生物生存环境并抑制微生物及相关酶的活性,最终导致细胞死亡〔62〕.强电流除了可能对细胞造成破坏外,还可能改变体系的pH.V. WEI等〔63〕利用MBR研究了外加电化学体系对脱氮相关微生物的影响.结果表明,当电流密度为12.3 A/m2和24.7 A/m2时,异养反硝化菌活细胞可分别下降15%和29%;同时当电流密度>12.3 A/m2时,生物质流体的pH已变为碱性. ...
Influence of electric current on bacterial viability in wastewater treatment
1
2011
... 强电流作用一方面会直接破坏微生物细胞壁,致使细胞膜穿孔,改变微生物细胞内的蛋白质合成、细胞膜渗透性和细胞形态,甚至会导致细胞组织坏死.另一方面,强电流下会产生强氧化性自由基,其会破坏微生物生存环境并抑制微生物及相关酶的活性,最终导致细胞死亡〔62〕.强电流除了可能对细胞造成破坏外,还可能改变体系的pH.V. WEI等〔63〕利用MBR研究了外加电化学体系对脱氮相关微生物的影响.结果表明,当电流密度为12.3 A/m2和24.7 A/m2时,异养反硝化菌活细胞可分别下降15%和29%;同时当电流密度>12.3 A/m2时,生物质流体的pH已变为碱性. ...
多阳极微生物燃料电池阴极同步硝化反硝化及微生物学机理研究
1
2019
... 适当的微电流则可增加脱氮相关微生物及酶的活性,刺激细菌的新陈代谢,促进细菌的生长繁殖,并改善细胞膜的通透性,从而提升细胞内的自由基反应.袁展〔64〕以多阳极MFC进行同步硝化反硝化的研究中发现,通路状态下NAR、NIR及NOR酶的活性明显高于断路状态,且当外加10 mA电流时,系统硝化酶(AMO、NOR)及反硝化酶(NAR、NIR)活性均高于对照组(未施加电流).刘恒源〔65〕在探究电流对生物反硝化的影响时发现,施加200 mA/m2的电流密度可以促进反硝化菌的生长,提升系统反硝化能力;而当电流密度增至300 mA/m2与400 mA/m2时,会减弱反硝化性能.此外,系统内的硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶在200 mA/m2下的活性较对照组(未施加电流)有所提高,而当电流密度为400 mA/m2时,这2种酶的活性都显著降低,表明在强电流条件下酶的活性遭到了破坏.Hongyu WANG等〔66〕利用BES系统进行硫自养反硝化研究,探究了电流强度对系统去除NO3--N的影响.结果表明,在50~200 mA的电流下,NO3--N去除率随电流强度的提高而提高,这可能是由于较高电流下产生了足够的作为电子供体的氢气,有利于自养反硝化菌的生长.同时,也有研究表明〔23〕,电流的刺激可以通过减少中间产物NO2--N的生成来增强生物反硝化作用和电能效果,不过同时也减弱了BES系统的厌氧氨氧化作用. ...
多阳极微生物燃料电池阴极同步硝化反硝化及微生物学机理研究
1
2019
... 适当的微电流则可增加脱氮相关微生物及酶的活性,刺激细菌的新陈代谢,促进细菌的生长繁殖,并改善细胞膜的通透性,从而提升细胞内的自由基反应.袁展〔64〕以多阳极MFC进行同步硝化反硝化的研究中发现,通路状态下NAR、NIR及NOR酶的活性明显高于断路状态,且当外加10 mA电流时,系统硝化酶(AMO、NOR)及反硝化酶(NAR、NIR)活性均高于对照组(未施加电流).刘恒源〔65〕在探究电流对生物反硝化的影响时发现,施加200 mA/m2的电流密度可以促进反硝化菌的生长,提升系统反硝化能力;而当电流密度增至300 mA/m2与400 mA/m2时,会减弱反硝化性能.此外,系统内的硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶在200 mA/m2下的活性较对照组(未施加电流)有所提高,而当电流密度为400 mA/m2时,这2种酶的活性都显著降低,表明在强电流条件下酶的活性遭到了破坏.Hongyu WANG等〔66〕利用BES系统进行硫自养反硝化研究,探究了电流强度对系统去除NO3--N的影响.结果表明,在50~200 mA的电流下,NO3--N去除率随电流强度的提高而提高,这可能是由于较高电流下产生了足够的作为电子供体的氢气,有利于自养反硝化菌的生长.同时,也有研究表明〔23〕,电流的刺激可以通过减少中间产物NO2--N的生成来增强生物反硝化作用和电能效果,不过同时也减弱了BES系统的厌氧氨氧化作用. ...
电流对生物-电化学反硝化工艺的影响机制
1
2018
... 适当的微电流则可增加脱氮相关微生物及酶的活性,刺激细菌的新陈代谢,促进细菌的生长繁殖,并改善细胞膜的通透性,从而提升细胞内的自由基反应.袁展〔64〕以多阳极MFC进行同步硝化反硝化的研究中发现,通路状态下NAR、NIR及NOR酶的活性明显高于断路状态,且当外加10 mA电流时,系统硝化酶(AMO、NOR)及反硝化酶(NAR、NIR)活性均高于对照组(未施加电流).刘恒源〔65〕在探究电流对生物反硝化的影响时发现,施加200 mA/m2的电流密度可以促进反硝化菌的生长,提升系统反硝化能力;而当电流密度增至300 mA/m2与400 mA/m2时,会减弱反硝化性能.此外,系统内的硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶在200 mA/m2下的活性较对照组(未施加电流)有所提高,而当电流密度为400 mA/m2时,这2种酶的活性都显著降低,表明在强电流条件下酶的活性遭到了破坏.Hongyu WANG等〔66〕利用BES系统进行硫自养反硝化研究,探究了电流强度对系统去除NO3--N的影响.结果表明,在50~200 mA的电流下,NO3--N去除率随电流强度的提高而提高,这可能是由于较高电流下产生了足够的作为电子供体的氢气,有利于自养反硝化菌的生长.同时,也有研究表明〔23〕,电流的刺激可以通过减少中间产物NO2--N的生成来增强生物反硝化作用和电能效果,不过同时也减弱了BES系统的厌氧氨氧化作用. ...
电流对生物-电化学反硝化工艺的影响机制
1
2018
... 适当的微电流则可增加脱氮相关微生物及酶的活性,刺激细菌的新陈代谢,促进细菌的生长繁殖,并改善细胞膜的通透性,从而提升细胞内的自由基反应.袁展〔64〕以多阳极MFC进行同步硝化反硝化的研究中发现,通路状态下NAR、NIR及NOR酶的活性明显高于断路状态,且当外加10 mA电流时,系统硝化酶(AMO、NOR)及反硝化酶(NAR、NIR)活性均高于对照组(未施加电流).刘恒源〔65〕在探究电流对生物反硝化的影响时发现,施加200 mA/m2的电流密度可以促进反硝化菌的生长,提升系统反硝化能力;而当电流密度增至300 mA/m2与400 mA/m2时,会减弱反硝化性能.此外,系统内的硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶在200 mA/m2下的活性较对照组(未施加电流)有所提高,而当电流密度为400 mA/m2时,这2种酶的活性都显著降低,表明在强电流条件下酶的活性遭到了破坏.Hongyu WANG等〔66〕利用BES系统进行硫自养反硝化研究,探究了电流强度对系统去除NO3--N的影响.结果表明,在50~200 mA的电流下,NO3--N去除率随电流强度的提高而提高,这可能是由于较高电流下产生了足够的作为电子供体的氢气,有利于自养反硝化菌的生长.同时,也有研究表明〔23〕,电流的刺激可以通过减少中间产物NO2--N的生成来增强生物反硝化作用和电能效果,不过同时也减弱了BES系统的厌氧氨氧化作用. ...
Effects of current intensities on the performances and microbial communities in a combined bio-electrochemical and sulfur autotrophic denitrification(CBSAD) system
1
2019
... 适当的微电流则可增加脱氮相关微生物及酶的活性,刺激细菌的新陈代谢,促进细菌的生长繁殖,并改善细胞膜的通透性,从而提升细胞内的自由基反应.袁展〔64〕以多阳极MFC进行同步硝化反硝化的研究中发现,通路状态下NAR、NIR及NOR酶的活性明显高于断路状态,且当外加10 mA电流时,系统硝化酶(AMO、NOR)及反硝化酶(NAR、NIR)活性均高于对照组(未施加电流).刘恒源〔65〕在探究电流对生物反硝化的影响时发现,施加200 mA/m2的电流密度可以促进反硝化菌的生长,提升系统反硝化能力;而当电流密度增至300 mA/m2与400 mA/m2时,会减弱反硝化性能.此外,系统内的硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶在200 mA/m2下的活性较对照组(未施加电流)有所提高,而当电流密度为400 mA/m2时,这2种酶的活性都显著降低,表明在强电流条件下酶的活性遭到了破坏.Hongyu WANG等〔66〕利用BES系统进行硫自养反硝化研究,探究了电流强度对系统去除NO3--N的影响.结果表明,在50~200 mA的电流下,NO3--N去除率随电流强度的提高而提高,这可能是由于较高电流下产生了足够的作为电子供体的氢气,有利于自养反硝化菌的生长.同时,也有研究表明〔23〕,电流的刺激可以通过减少中间产物NO2--N的生成来增强生物反硝化作用和电能效果,不过同时也减弱了BES系统的厌氧氨氧化作用. ...
Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two-sludge system
1
1996
... 低碳氮比废水生物脱氮是当前污水处理亟需解决的实际问题.低碳氮比废水一般指生化需氧量(BOD5)与总凯氏氮(TKN)之比低于3.4的废水〔67〕,常见的低碳氮比废水包括城镇生活污水、焦化废水、养殖废水及垃圾渗滤液等.在传统生物脱氮中,理论上碳氮比为3~5的废水被认为足以通过异养反硝化进行脱氮.但在实际过程中,由于污水中易分解的有机物占比较小,通常在碳氮比达到6以上时,才能达到理想的脱氮效果.而电化学体系的存在,首先可以提高电子传递效率,提升氧化还原反应速度;此外,存在于阴极的自养反硝化细菌能够直接利用一部分来自阳极的电子还原硝态氮,一定程度上取代了降解含碳有机物产生的电子,可减少对碳源的需求. ...
Enhanced nitrogen removal of low C/N wastewater using a novel microbial fuel cell(MFC) with Cupriavidus sp. S1 as a biocathode catalyst(BCS1)
1
2020
... Wenying LI等〔68〕构建了双室BCS1(Cupriavidus sp. S1 作为生物阴极催化剂)-MFC系统,并研究了该电化学体系对水中氮的脱除效果.结果表明,在碳氮比为2的条件下,分别设置外接阻值为500、200、100 Ω的试验组和开路组,则最大NO3--N去除速率分别为(0.062 3±0.004)、(0.090 7±0.007)、(0.095 6±0.003)、(0.037 5±0.004) kg/(m3·d),NO3--N去除速率与外加电阻阻值呈负相关.此外,外加直流电压也有利于BES对低碳氮比废水的处理.Tingting ZHU等〔69〕利用双室MEC系统,对碳氮比为3的废水进行反硝化脱氮处理.结果表明,相比对照组(未施加电压),施加了0.5 V直流电压的反应器的NO3--N去除率提高了14%,COD去除率提高了12%. ...
Effects of an electric field and iron electrode on anaerobic denitrification
1
2015
... Wenying LI等〔68〕构建了双室BCS1(Cupriavidus sp. S1 作为生物阴极催化剂)-MFC系统,并研究了该电化学体系对水中氮的脱除效果.结果表明,在碳氮比为2的条件下,分别设置外接阻值为500、200、100 Ω的试验组和开路组,则最大NO3--N去除速率分别为(0.062 3±0.004)、(0.090 7±0.007)、(0.095 6±0.003)、(0.037 5±0.004) kg/(m3·d),NO3--N去除速率与外加电阻阻值呈负相关.此外,外加直流电压也有利于BES对低碳氮比废水的处理.Tingting ZHU等〔69〕利用双室MEC系统,对碳氮比为3的废水进行反硝化脱氮处理.结果表明,相比对照组(未施加电压),施加了0.5 V直流电压的反应器的NO3--N去除率提高了14%,COD去除率提高了12%. ...
利用异养硝化-好氧反硝化菌构建生物阴极进行低C/N比废水的反硝化性能研究
1
2018
... BES对碳氮比低于3的废水有着较为良好的处理效果,甚至在有机物含量接近0的条件下依然对废水中的NO3--N有一定的去除效果.此外,碳氮比的不同也会影响BES中氮素的去除效果与途径.杨婷〔70〕研究了双室MFC生物阴极对低碳氮比废水的反硝化效果,结果显示,当碳氮比为8、2、0时,NO3--N去除率可分别达到98.77%、83.12%、45.34%,说明电化学体系能在脱氮微生物的作用下有效地将电子转移至NO3--N实现自养反硝化.一般情况下,BES中的脱氮效率会随着碳氮比的增加而提高,但当碳氮比过高时,可能会影响渗透压,进而降低微生物活性,使脱氮性能降低. ...
利用异养硝化-好氧反硝化菌构建生物阴极进行低C/N比废水的反硝化性能研究
1
2018
... BES对碳氮比低于3的废水有着较为良好的处理效果,甚至在有机物含量接近0的条件下依然对废水中的NO3--N有一定的去除效果.此外,碳氮比的不同也会影响BES中氮素的去除效果与途径.杨婷〔70〕研究了双室MFC生物阴极对低碳氮比废水的反硝化效果,结果显示,当碳氮比为8、2、0时,NO3--N去除率可分别达到98.77%、83.12%、45.34%,说明电化学体系能在脱氮微生物的作用下有效地将电子转移至NO3--N实现自养反硝化.一般情况下,BES中的脱氮效率会随着碳氮比的增加而提高,但当碳氮比过高时,可能会影响渗透压,进而降低微生物活性,使脱氮性能降低. ...