雙室型無質子膜MFC協同去除COD和含氮污染物的能力

冉春秋，崔玉波，趙不凋，李海燕，孫佳楠，金 政

（1.大連民族學院 環境與資源學院，遼寧 大連 116600；2.大連市金州新區環境保護局，遼寧 大連 116600）

微生物燃料電池（Microbial Fuel Cell，MFC）是利用微生物氧化有機物或無機物產生電流的裝置，在陽極區由基質氧化產生的電子傳遞給陽極，經連接有電阻或負載的導線流到陰極，再傳遞給陰極區的電子受體[1]。目前，大多數研究人員較多關注MFC的產電能力，而電池結構、內阻、電極材料導電性、產電微生物的代謝以及基質類型和操作條件等都會對電池的產電性能產生影響[2－5]，因此對MFC的研究主要集中在產電微生物、電極材料、產電性能和MFC結構及其優化等幾方面[1，6]。相對于 MFC的產電能力，筆者認為MFC技術具有反應條件溫和、底物廣泛、清潔高效等顯著優點，因此在污水處理方面的運用更值得深入研究。MFC技術在污水處理上的研究主要集中在單一利用陽極氧化或陰極還原去除水體中的某一污染物，并采用價格昂貴的質子交換膜分割兩室[7－9]。如 Clauwaert等采用質子交換膜的MFC系統，以乙酸鹽為基質在陽極氧化，電子經外電路傳遞給陰極的反硝化菌能完全還原NO3－－N，但由于陰極超電勢的增加，使得反硝化率逐漸降低[7]。能否設計結構合理、無質子交換膜的MFC污水處理系統，耦合陽極氧化和陰極還原2個過程，實現污水中還原性污染物和氧化性污染物高效被去除，這對于降低MFC的使用成本、提高其在污水處理上的實際應用價值是值得深入研究的科學問題。筆者設計了雙室型無質子交換膜的MFC污水處理系統，采用不銹鋼網做電極，通過馴化、培養厭氧消化菌和反硝化菌分別在陽極和陰極上附著成膜，耦合陽極氧化和陰極還原過程，考察無質子膜MFC污水處理系統協同、高效去除有機污染物和含氮污染物的能力。

1 實驗材料和方法

1.1 微生物的馴化培養

厭氧消化菌培養基配方為（mg／L）：（NH4）2SO4，30；KH2PO4，30；KHCO3，500；MgSO4，200；FeCl3，100；CaCl2，30；C6H12O6，500；NaNO3，40；反硝化菌培養基配方為（mg／L）：（NH4）2SO4，60；KH2PO4，30；KHCO3，500；MgSO4，200；FeCl3，100；CaCl2，30；C6H12O6，200；NaNO3，200。分別接種污水處理廠的厭氧消化污泥和反硝化污泥到密閉的錐形瓶中馴化培養，每天更換培養基1次，并用高純氮氣排除系統內的氧氣，培養期間溶液pH值均控制在6.5～7.5之間。控制污泥濃度在3500～4000mg／L，且出水中COD和NO3－－N的濃度保持穩定，表明厭氧消化菌和反硝化菌已經馴化好了。

1.2 MFC污水處理系統的構建

陽極室和陰極室均是圓柱形有機玻璃，內徑6cm，高10cm，兩端采用螺母加蓋固定。以網格間距180μm的不銹鋼網為電極（45mm×100mm，卷曲成S型），使用前先用1mol／L的硫酸溶液浸泡約30s，洗去表面的油污和雜質等。再分別接種10～20mL馴化好的污泥懸浮液到電池的陽極室和陰極室，下部用磁力攪拌器低速攪拌（100rpm），電極表面附著了均勻、牢固的生物膜后，用培養液沖掉附著不牢的污泥，按照圖1的方式連接電池系統，蠕動泵的流速為100mL／h，外接電阻為5000Ω。所有連接部分均采用乳膠管（規格為6mm×9mm）連接。

圖1 無質子交換膜MFC污水處理系統示意圖

1.3 實驗用模擬污水和分析測試方法

采用去離子水配制無質子膜MFC處理的模擬污水（mg／L）：KH2PO4，30；KHCO3，500；MgSO4，200；CaCl2，30；NaNO3，200；（NH4）2SO4，100；FeCl3，100；C6H12O6，500。添加總體積10%的磷酸緩沖溶液（pH＝7），并用高純氮氣排出密閉系統內的氧氣，每2d為1個周期更換1次模擬污水。

pH測定：pH計（pHS－25型，上海精科雷磁）；電壓測定：精密萬用表；COD：重鉻酸鉀微波消解快速測定法；氨氮：納氏試劑分光光度法；亞硝鹽氮：N－（1－萘基）－乙二胺分光光度法；硝酸鹽氮：紫外分光光度法。實驗數據均為3次測定結果平均值。

2 結果與討論

2.1 電池系統開路電壓變化

可以用開路電壓（OCV）來表示MFC系統的產電性能[2]，本系統在運行期間的OCV變化如圖2所示。將陰極室和陽極室按照圖1方式連接運行1d后，電池陰陽極間的OCV由初始的74.2mV迅速降低到8.6mV，這可能是由于將電池陰極室和陽極室連接在一起后，電極液成分、離子強度發生變化，電極表面產電微生物活性和代謝受到部分抑制，因此陰陽兩極電壓迅速降低。隨著兩極微生物逐漸適應電極液的變化（表現為電極表面微生物膜逐漸增厚），OCV值也逐漸增加。電池運行6d后，OCV由8.6mV增加到30.6mV；電池運行9d后，OCV迅速增加到126.6mV達到最大；此后OCV逐漸降低到49.5mV（連續運行13d），并穩定維持在50mV左右。電池運行期間OCV值變化表明分別以厭氧消化污泥和反硝化污泥附著在陽極和陰極組成生物電極對構建無質子膜MFC污水處理系統是可行的。

圖2 MFC運行期間電極開路電壓變化

該MFC系統的OCV明顯低于采用質子交換膜分割2室的 MFC系統[5，8，10]。電池結構、內阻、電極材料導電性、產電微生物的代謝以及基質和操作條件等對會對電池的產電性能產生影響[1，6]。該研究的MFC系統在運行期間OCV較低的主要原因可能為：1）大多數MFCs采用能降低陰極反應活化能的催化劑，如碳載鉑催化劑來修飾陰極，加快陰極反應速度，降低電化學活化電阻[6]，因此OCV值較本系統高。2）相比其它電極材料，如石墨板、碳纖維氈，微生物在不銹鋼網上的生長附著能力較弱，降低了該系統的產電能力[11]，但由于不銹鋼網價格相對比較便宜、易得，所以在本研究中采用不銹鋼網作為電極。3）NO3－－N作為陰極電子受體的氧化還原電勢低于氧氣作為陰極電子受體的電池系統[12]。4）電池在運行過程中，由于沒有質子膜的分割，陽極微生物和陰極微生物在兩極上交互生長，使得陰陽兩極間的電勢差降低。在無質子交換膜分隔條件下，如何有效降低兩電極表面微生物的相互干擾是需要進一步深入研究的問題。該研究的目的是耦合陽極氧化和陰極還原作用，構建無質子交換膜的MFC污水處理系統，實現協同、高效去除污水中的污染物。因此，污染物的協同去除能力是研究中考察的重點。

2.2 有機污染物去除率變化

以COD含量表示污水中有機污染物的去除效果，圖3為污水處理系統運行期間系統出水COD去除率變化。由圖3可知：隨著電池的穩定運行，出水COD的去除率逐漸由65.0%（2d后）增加到88.9%（8d后），表明這期間陽極具有較高的COD去除率。同時，電池的OCV也顯著增加（見圖2）。電池連續運行8d后，陽極的COD去除率逐漸降低到72.7%（16d），電池的產電能力也相應下降（見圖2）。

圖3 MFC運行期間COD去除效率變化

MFC運行期間，COD的去除效率主要受陽極厭氧菌的厭氧消化作用和陰極反硝化菌的代謝作用影響。陽極上附著的厭氧微生物通過厭氧消化作用降解一部分有機物，產生的電子和質子可被陰極的反硝化菌利用；同時陰極的反硝化菌在脫氮時需要補充碳源，因此也能直接去除一部分有機物。反硝化脫氮作用對COD去除效率的影響將在后面分析討論。

2.3 氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮濃度變化

進水中NH4＋－N、NO3－－N濃度分別為19.09、29.65mg／L，電池運行期間，出水中 NH4＋－N、NO2－－N和NO3－－N濃度變化如圖4所示。在電池系統連續運行16d期間，電池系統出水中NH4＋－N、NO2－－N和NO3－－N始終保持較低含量。在運行0～10d期間，出水中的NH4＋－N由初始的19.09mg／L降低到1.00mg／L以下，而后迅速增加到14.68mg／L（14d），電池運行結束時出水中的NH4＋－N含量為11.06mg／L，去除率最高達到97.7%。出水中NO2－－N始終保持較低水平，由最初的0.05mg／L增加到1.25mg／L（10d）后降低到0.12mg／L（16d）。在電池運行的8d內，出水中NO3－－N的含量始終低于1.55mg／L，在此后運行的4d內，NO3－－N的含量增加到7.16mg／L，在電池運行結束時，出水中NO3－－N的含量則降低到2.54mg／L，去除率最高達到98.2%。

圖4 MFC運行期間NH4＋－N，NO2－－N，NO3－－N含量變化

該系統出水中COD和含氮污染物含量變化，表明該結構的MFC污水處理系統具有良好的COD類污染物和含氮污染物的協同去除能力，污染物的去除能力與陽極和陰極微生物的代謝作用緊密相關。MFC系統在運行期間，一部分有機物在陽極區被厭氧消化菌氧化，產生的質子、電子傳遞給陰極，促進陰極區反硝化菌進行反硝化脫氮；同時，一部分有機物為陰極的反硝化菌提供碳源進行反硝化被直接消耗。已有的研究表明：在反硝化脫氮工藝中以C6H12O6作為電子供體時，當COD／NOx－－N介于8.86～53時，反硝化和厭氧消化同時存在[13]；在本研究中COD／NO3－－N約為16.2，而系統在運行期間對NH4＋－N具有明顯的去除作用，出水中NO2－－N濃度變化趨勢與NH4＋－N濃度變化一致（圖4），這表明在本MFC污水處理系統中同時存在厭氧消化、反硝化和厭氧氨氧化作用。MFC運行8d后，出水中NO3－－N的含量增加，表明反硝化作用降低，生成NO2－－N的量減少，隨后NH4＋－N的含量也相應增加，因此這可能是厭氧氨氧化作用減弱所致。因此，將通過對系統中微生物的屬性鑒定和調節進水中C6H12O6和NH4＋－N的含量來研究電池運行過程中存在的生物脫氮過程。

2.4 無質子膜MFC協同去污能力的比較、分析

分別將附著好厭氧消化菌和反硝化菌的電極置于彼此分開的陽極室和陰極室，并將相同成分的模擬污水注入陽極室和陰極室（模擬污水不能在兩室間流動），其余操作條件完全同前。通過測定陽極室和陰極室出水中COD、NH4＋－N、NO2－－N和NO3－－N含量的變化，并與陽極室和陰極室連通時污染物去除能力相比較，來研究耦合陽極氧化和陰極還原作用對有機污染物和含氮污染物協同去除能力的影響。

2.4.1 陽極室和陰極室內有機污染物去除率變化

圖5為陽極室和陰極室分開時，分別附著在陽極和陰極上的厭氧消化污泥和反硝化污泥對COD的去除效果。運行2d后，陽極室和陰極室內有機污染物的去除率分別為30.8%和8.5%；陽極室內的有機污染物僅能通過厭氧消化菌呼吸代謝作用去除，可能是較高濃度的氨氮對厭氧消化污泥代謝的抑制作用[14]，因此在連續運行期間COD的去除效率始終較低，16d后逐漸減低到22.6%；在陰極室內，運行8d后COD的去除效率增加到36.7%，高于陽極室的22.3%，此后運過程中陰極室內COD的去除效率均高于陽極室內COD的去除效率。陽極室和陰極室分開后，各自COD的去除率均低于MFC系統內COD的去除率，且分開兩室內COD去除率之和也略低于兩室連通時MFC的去除率（圖3）。

圖5 陽極室、陰極室內COD去除率變化

2.4.2 陽極室和陰極室內含氮污染物濃度變化

圖6、圖7分別為分開的陽極室和陰極室內，“三氮”污染物濃度變化。在陽極表面附著的厭氧消化菌對含氮污染物沒有明顯的去除能力，在連續運行的16d內，陽極室出水中NH4＋－N和NO3－－N的濃度只略有降低，分別由進水的19.09mg／L和29.65mg／L降低到15.6mg／L和25.22mg／L，最高去除率分別為20.1%和15.4%；而出水中NO2－－N有明顯的積累，其濃度介于1.46～3.09mg／L之間。陰極表面附著的反硝化菌和厭氧氨氧化菌對含氮污染物具有明顯的去除作用，因此陰極室出水中NH4＋－N和NO3－－N的去除效果明顯優于陽極室。2d后出水中NH4＋－N的濃度為8.24mg／L，在8d時逐漸增加到11.27mg／L，16d時降低到10.23mg／L；NO3－－N的濃度在24d后達到9.32mg／L，在第6d時增加到11.88mg／L，在16d后為12.18mg／L，最高去除率分別為56.8%和68.6%；而NO2－－N的濃度始終低于2.68mg／L。可見當陽極室和陰極室分開時，出水中NH4＋－N、NO3－－N的去除率之和均明顯低于MFC系統的去除率。

圖6 陽極室內NH4＋－N，NO2－－N，NO3－－N含量變化

圖7 陰極室內NH4＋－N，NO2－－N，NO3－－N含量變化

對比該MFC系統和分開的陽極室、陰極室內NH4＋－N、NO3－－N、NO2－－N和COD濃度變化，可分析、比較耦合陽極氧化和陰極還原對COD去除和生物脫氮的協同促進作用。在厭氧條件下，分開的陰極室內NH4＋－N主要是通過厭氧氨氧化途徑被去除，以分開陰極室內COD去除率最高的時間點（12d）為例進行計算：此時 NH4＋－N 是11.45mg／L，去除了7.64mg／L，通過厭氧氨氧化途徑消耗的NO2－－N也應為7.64mg／L左右；此時陰極室內NO2－－N、NO3－－N分別為2.68和12.44mg／L，因此通過反硝化途徑直接去除的NO3－－N為6.89mg／L；以C6H12O6作為電子供體進行反硝化時，每徹底還原1mol NO3－－N成N2約需要消耗 0.208mol C6H12O6，生成1mol NO2－－N需要消耗0.083mol C6H12O6[13]，因此消耗的C6H12O6換算成COD為31.20mg／L，而陰極室COD的總的去除率為194.14mg／L，剩下的162.94mg／L可能是通過厭氧消化途徑被去除的，這與0～12d內分開陰極室內COD的去除率逐漸由8.5%增加到40.7%相一致（圖5），這表明在陰級上可能逐漸附著生長了厭氧消化菌。這與當COD／NOx－－N介于8.86～53時，反硝化和厭氧消化過程同時存在的結論也一致[13]。而在該 MFC系統中，NH4＋－N、NO3－－N和COD的去除率均明顯高于分開的陽極室和陰極室，這表明該MFC運行時一部分有機物在陽極區被厭氧微生物氧化，產生的質子、電子傳遞給陰極，促進陰極上反硝化菌進行反硝化脫氮；同時，一部分有機物作為碳源在陰極被反硝化菌直接消耗掉。可見該無質子膜MFC污水處理系統通過耦合陽極氧化和陰極還原過程，有機污染物和含氮污染物的去除過程具有明顯的相互協同、促進作用。

3 結 論

1）以間距180μm的不銹鋼網為電極作為陰、陽極，分別由附著在陽極、陰極的厭氧消化菌、反硝化菌組成生物陽極和生物陰極，構建雙室型無質子交換膜MFC污水處理系統，耦合陽極氧化和和陰極還原過程，實現有機污染物和含氮污染物的同時、高效去除，降低了微生物燃料電池的使用成本，提高了MFC在污水處理中的運用價值。

2）在進水中COD、NH4＋－N和 NO3－－N濃度分別為477、19.09和29.65mg／L時，該 MFC系統的最大產電能力為126.6mV，此時出水中COD、NH4＋－N和 NO3－－N的濃度分別為50.18、0.95和0.55mg／L，這表明該污水處理系統具有良好的COD類污染物和含氮污染物的協同去除能力。

3）比較陽極室和陰極室分開時COD、NH4＋－N和NO3－－N的去除效果，結果表明分開的陽極室和陰極室出水中COD、NH4＋－N和NO3－－N的去除率均明顯低于陽極室和陰極室連通組成MFC系統時的去除效果，這說明無質子膜的MFC系統通過耦合陽極氧化和陰極還原過程，具有明顯的污染物協同去除能力。

[1]Logan B E，Regan J M.Microbial fuel cells-challenges and applications [J]. Environmental Science ＆Technology，2006，40（17）：5172-5180.

[2]Aelterman P， Rabaey K， Thepham H，et al.Continuous electricity generation at high voltages and currents using stacked microbial fuel cells [J].Environmental Science ＆ Technology，2006，40（10）：3388-3394.

[3]Fan Y Z，Hu H Q，Liu H.Sustainable power generation in microbial fuel cells using bicarbonate buffer and proton transfer mechanisms [J].Environmental Science ＆ Technology，2007，41（23）：8154-8158.

[4]馮玉杰，王鑫，李賀，等.乙酸鈉為基質的微生物燃料電池產電過程 [J].哈爾濱工業大學學報，2007，39（12）：1890-1894.FENG Yujie，WANG Xin，LI He，et al.Research on electricity generation process in microbial fuel cell based on sodium acetate[J].Journal of Harbin Institute of Technology，2007，39（12）：1890-1894.

[5]張金娜，趙慶良，尤世界，等.生物陰極微生物燃料電池不同陰極材料產電特性 [J].高等學校化學學報，2010，31（6）：162-166.ZHANG Jinna，ZHAO Qingliang，YOU Shijie，et al.Power generation in bio-cathode microbial fuel cell with different cathode materials [J].Chemical Journal of Chinese Universities，2010，31（6）：162-166.

[6]黃霞，梁鵬，曹效鑫，等.無介體微生物燃料電池的研究進展 [J].中國給水排水，2007，23（4）：1-6.HUANG Xia，LIANG Peng，CAO Xiaoxin，et al.Progress in research of mediator-less microbial fuel cells[J].China Water ＆ Wastewater，2007，23（4）：1-6.

[7]Clauwaert P，Rabaey K，Aelterman P，et al.Biological denitrification in microbial fuel cells[J].Environmental Science ＆ Technology，2007，41（9）：3354-3360.

[8]溫青，吳英，王貴領，等.雙極室聯合處理啤酒廢水的微生物燃料電池 [J].高等學校化學學報，2010，31（1）：1231-1234.WEN Qing， WU Ying， WANG Guiling，et al.Microbial fuel cell using sequential anode-cathode to treat brewery wastewater [J].Chemical Journal of Chinese Universities，2010，31（1）：1231-1234.

[9]梁鵬，張玲，黃霞，等.雙筒型微生物燃料電池生物陰極反硝化研究 [J].環境科學，2010，31（8）：1932-1936.LIANG Peng，ZHANG Ling，HUANG Xia，et al.Biocathode denitrification in a two-columnar microbial fuel cell[J].Environmental Science，2010，31（8）：1932-1936.

[10]鄒勇進，孫立賢，徐芬，等.以新亞甲基藍為電子媒介體的大腸桿菌微生物燃料電池的研究[J].高等學校化學學報，2007，28（3）：510-513.ZOU Yongjin，SUN Lixian，XU Fen，et al.E.coli microbial fuel cell using new methylene blue as electron mediator[J].Chemical Journal of Chinese Universities，2007，28（3）：510-513.

[11]王萬成，陶冠紅.微生物燃料電池運行條件的優化[J].環境化學，2008，27（4）：527-530.WANG Wancheng，TAO Guanhong.Optimization of factors affecting the performance of microbial fuel cells[J].Environmental Chemistry，2008，27（4）：527-530.

[12]毛艷萍，蔡蘭坤，張樂華，等.生物陰極微生物燃料電池 [J].化學進展，2009，21（7／8）：1672-1677.MAO Yanping，CAI Lankun，ZHANG Lehua，et al.Biocathodes in microbial fuel cells [J].Progress in Chemistry，2009，21（7／8）：1672-1677.

[13]Akunna J C，Bizeau C，Moletta R.Denitrification in anaerobic digesters：possibilities and influence of wastewater COD／N-NOxratio [J]. Environmental Technology，1992，13（9）：825-836.

[14]于芳芳，伍健東.氨氮對厭氧顆粒污泥產甲烷菌的毒性研究 [J].化學與生物工程，2008，25（4）：75-78.YU Fangfang， WU Jiangdong.Toxicity study of ammonium on methanogenic bacteria in anaerobic granular sludge [J].Chemistry ＆ Bioengineering，2008，25（4）：75-78.