人工湿地(CW)由于成本低、操作简便，广泛应用于生活污水、渗滤液、雨水径流和工业废水

等处理[1]。CW中存在天然的氧化还原条件：好氧阴极、厌氧阳极以及氧化还原梯度。因此CW与微生物燃料电池(MFC)耦合成为一种新型的水处理技术。CW-MFC克服了CW容易堵塞、脱氮效率低等问题，同时也无需传统MFC中昂贵的膜材料，被认为是一种经济有效的水处理技术，从而得到广泛关注和深入研究[2-3]。

在CW-MFC系统中污染物去除和功率输出在很大程度上取决于电极材料的效率和电极材料上微生物的种类和丰度。CW-MFC常用的电极材料是碳基材料，如石墨棒、碳刷、碳毡等。碳基材料性质稳定、比表面积高而且价格低廉。但是与金属材料相比，碳基材料会使系统内阻变大、电导率下降，从而影响系统的产电及污染物去除性能[4]。适当的电极修饰不仅可以增强细菌的粘附性，而且还可以提高细胞与电极表面之间的直接电子传递(DET),从而可以改善MFC的产电性能和污染物的去除效果。层状双氢氧化物(LDH)是一种具有较大表面积和较多活性位点的新型二维纳米材料。含有双过渡金属的LDH由于其有序的纳米结构、高氧化还原活性、低成本和环境友好性而被应用于MFC[5-8]。然而，LDH的电导率相对较低、循环稳定性较差[9-10]。研究表明对LDH进行修饰可以提高其活性和稳定性[10-11]。目前对LDH的研究主要集中在MFC中，而电极LDH改性在CW-MFC中的研究甚少。故笔者选择了微生物代谢过程中所必需的2种微量元素Fe3+和Ni2+合成FeNi-LDH,同时选择聚苯胺(PANI)进一步合成FeNi-LDH/PANI来改性碳毡电极。探究了改性电极对CW-MFC污染物去除和产电性能的影响及电极表面的微生物群落特征，以期为CW-MFC提供性能优良、成本低廉、环境友好的电极材料，为污水深度处理提供可借鉴的思路。

1、材料与方法

1.1 实验装置及运行条件

实验装置所用CW-MFC为PET材质，高度和内径分别为200 mm和100 mm。阴阳极分别为 3 cm×3 cm和6 cm×6 cm的碳毡，如图1所示。各装置中填充有140 mm厚的填料层，自下而上依次为40 mm的砾石承托层(粒径8～15 mm)、60 mm的天然沸石层(粒径2～4 mm)、40 mm的生物陶粒层(粒径5～8 mm)。阴极位置距装置顶部30 mm, 阳极位于沸石层，距阴极100 mm, 外电阻为1 000 Ω。

图1 CW-MFC构型

启动阶段采用某污水处理厂好氧污泥和厌氧污泥的混合液(体积比为1∶1)作为接种底物投入装置，48 h后排出，重复投加上述污泥混合液3次后投加模拟废水，装置底部进水，自由液面溢流出水，以48 h的水力停留时间间歇流运行。观察生物膜长势良好，出水水质及电压逐步稳定后认为系统启动成功。正式实验阶段各装置中的水温维持在(23～30)℃,水力停留时间为48 h, 各组CW-MFC进水的模拟废水的组成分别为：乙酸钠0.1 g/L、NH4Cl 0.05 g/L、NaCl 0.1 g/L、NaNO30.1 g/L、微量元素1 mL[12]。

1.2 改性材料及应用

配制100 mL Fe∶Ni摩尔比为2∶3的盐溶液，调节pH至10左右，60℃超声6 h后静止1 h, 弃去上清液至50 mL,将剩余悬浊液加蒸馏水，静止，弃去上清液，不断重复该过程，至上清液pH呈中性后将碳毡浸入剩余悬浊液中24 h后取出室温晾干。重复该浸泡过程3次，即得FeNi-LDH修饰的碳毡电极；0.16 g聚苯胺超声分散到100 mL 0.20 mol/L NaOH和0.05 mol/L Na2CO3的混合溶液中约1 h, 然后加入100 mL该溶液至上述FeCl3·6H2O和NiCl2·6H2O的盐溶液中超声，弃去上清液，调节pH,浸泡后即得FeNi-LDH/PANI碳毡材料。将修饰电极用于CW-MFC中，按照表1设置4组反应器(L1～L4),以未修饰碳毡组(L0)为对照组。

表1 CW-MFC系统电极种类

1.3 微生物组成分析

从连续运行4个月的L0和L4中取出电极，分别标记为L0-C(L0阴极)、L0-A(L0阳极)、L4-C(L4阴极)、L4-A(L4阳极)。收集电极表面生物膜，用DNA试剂盒(E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit)进行DNA提取纯化。选择16SrDNA V3-V4可变区片段进行PCR扩增，引物序列为341F(CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTACHVGGGTATCTAATCC)。扩增后PCR产物经纯化、定量和均一化形成测序文库，用Qubit®4.0荧光定量仪进行文库浓度测定。委托生工生物工程股份有限公司基于 Illumina平台进行高通量测序。

1.4 数据采集分析方法

1.4.1 水质指标

分别于进水后第12、24、36 h和48 h采集水样。采样位置距液面100 mm处。水样经0.45 μm滤膜过滤后，参照《水和废水监测分析方法》(第4版)测定COD、NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N质量浓度[13]。

1.4.2 电化学性能测定

反应器运行期间每5 min自动采集输出电压。各实验组稳定运行的最后阶段采用稳态放电法测定极化曲线和功率密度曲线，电阻变化范围为10 000～10 Ω[14]。

1.4.3 电极材料的理化性分析

利用赛默飞Quattro S扫描电镜(SEM)观察材料表面微观形态；利用能谱EDAX ELECT PIUS分析元素组成；利用X射线衍射仪Panalytical Aeris测试基质化学成分；利用红外光谱仪PerkinElmer测试官能团种类。

1.5 数据处理

利用Microsoft Excel 2016处理数据，用PowerPoint 2016和Origin 2021软件绘图，用IBM SPSS Statistics 27进行单因素方差分析。

2、结果与讨论

2.1 改性电极理化特性

LDH材料由金属氢氧化物片组成，结构排布整齐，形貌呈片层结构[15]。FeNi-LDH碳毡和FeNi-LDH/PANI碳毡的扫描电子显微镜(SEM)图如图2所示。从图2中可以看出，与LDH材料的理论形貌特征相符。FeNi-LDH/PANI碳毡上还分布着密集的PANI纳米球。研究表明，这种结构能完全暴露在电解质溶液中，从而高效提高碳毡材料的导电性，并有效增加了电极材料的比表面积，为菌体提供更大的生长空间[16-17]。根据实验设计计算得n(Fe)∶n(Ni)为2∶3,聚苯胺中的n(C)∶n(N)为6∶1。能谱分析结果表明，实际合成的FeNi-LDH材料中n(Fe)∶n(Ni)为2∶3.5;FeNi-LDH/PANI材料中的n(Fe)∶n(Ni)为2∶2.56、n(C)∶n(N)为5.1∶1。结果表明，改性材料按照实验设计成功合成，并且良好地负载在碳毡上。

图2 Fe Ni-LDH碳毡和Fe Ni-LDH/PANI碳毡的SEM图

利用X射线衍射(XRD)分析LDH材料的晶体结构，如图3(a)所示。从图3(a)中可以看出，改性材料的标准峰与铁镍层状双氢氧化物的标准峰(PDF#40-0215)完美匹配，展现了典型的LDH晶型结构[18]。对比FeNi-LDH和FeNi-LDH/PANI的XRD图可以发现，聚苯胺的掺杂不会对LDH材料的晶型产生影响。此外，FeNi-LDH/PANI在15.3°的衍射峰对应PANI(100)晶面，表明LDH和PANI两种材料成功地结合到一起。

利用FT-IR光谱仪分析了样品的官能团，结果如图3(b)所示。从图3(b)中可以看出，2个材料在3 420、1 650 cm-1和400～800 cm-1均有明显的吸收峰。3 420 cm-1的强吸收峰是由于含有大量的O—H,1 650 cm-1处吸收峰对应层间H2O的振动，400～800 cm-1处的吸收峰是由层间金属-氧(Fe/Ni—O)振动所引起的特征吸收峰。Yan等[19]对LDH的研究发现了同样的吸收峰，这符合典型的LDH结构。在FeNi-LDH/PANI材料中，1 296 cm-1和1 108 cm-1处有特征吸收峰。1 296 cm-1处为苯环上的C—N伸缩振动引起的，1 108 cm-1为苯环中C—H面内弯曲振动产生的，表明材料有效地掺杂了PANI。

图3 Fe Ni-LDH和Fe Ni-LDH/PANI的XRD及FT-IR图

2.2 改性电极的影响

2.2.1 污染物降解性能

各反应器中48 h时污染物的去除性能如表2所示，整个过程中系统内几乎没有亚硝氮的积累。48 h时，对照组L0的出水达到了地表水Ⅳ类标准；而污染物去除效果最好的反应器L4的出水达到了地表水Ⅱ类标准[20]。COD去除率由高到低依次为L4>L3>L2>L1>L0,L4中COD的去除率可达到95.68%,比L0提高了21.44%。相比L0,LDH材料同时改性阴阳极的反应器L3和L4的COD去除效果表现出明显的改善(p<0.05),而LDH单独改性阴极的反应器L1和L2的COD去除效果无明显改善(p>0.05)。Zhang等[21]研究发现，在MFC阳极室中添加Fe(OH)3可以促进COD在阳极被氧化的过程，从而提高约12.1%的COD去除率。

表2 稳定运行期间CW-MFC的污染物去除率

反应器L1～L4中NO-3-N的去除率在48 h时均达到90%以上。其中，电极用FeNi-LDH/PANI材料改性的L2和L4的NO-3-N去除率最高，48 h时分别为95.35%和96.72%。分析L1和L3与L2和L4的NO-3-N去除率的显著性发现，与单独阴极电极改性相比，阴阳电极同时改性并没有增强NO-3-N去除效果(p>0.05)。这是因为改性电极是通过强化NO-3-N在阴极发生的反硝化过程来提高NO-3-N的去除效果，故NO-3-N的去除主要与阴极的性能和电子传递的能力相关，与阳极性能无关[22]。Ge等[23]报道了铁能促进自养反硝化过程，自养反硝化在低C/N比废水中能够显著提高NO-3-N去除率。Carboni等[24]的研究中质量分数为2、5、7.5 μg/g的Ni2+均显著提高了反硝化能力，认为Ni2+刺激了反硝化微生物的活性。

48 h时，与对照组L0相比，L1～L4的NH+4-N平均去除率分别提高了12.01%、15.83%、20.43%和23.70%。阴阳极同时改性的L3和L4对其去除效果的增强最明显。Sun等[25]的研究表明，当Fe3+存在时，Fe3+还原和厌氧氨氧化结合的铁氨氧化过程与硝化、厌氧氨氧化等反应同时作用可以实现高效去除NH+4-N的目的。此外，Li等[26]的研究发现，铁氨氧化过程可以将Fe3+转化为Fe2+,产生的Fe2+通过硝酸盐依赖的铁氧化过程(NDFO)可以进一步去除NO-3-N。

综上所述，LDH材料结合PANI同时改性阴阳电极，可以通过不同的作用机理达到同时强化COD、NO-3-N和NH+4-N去除效果的目的。

2.2.2 电化学性能

采用不同的电极材料时，各反应器稳定运行期间电压输出如图4(a)所示。从图4(a)中可以看出，反应器L1～L4的输出电压与对照组L0相比分别提高了67.96%、107.28%、122.71%和178.15%。从图4(b)中可以看出，最大功率密度也显著提高(p<0.05)。电化学性能的改善归因于以下因素：LDH的结构特点及PANI的存在提高了系统中的电子传递效率，同时也刺激了产电菌在改性电极材料表面大量富集。Jiang等[9]研究发现Fe3O4@NiFe-LDH显著提高了阴极的库仑效率，增加了催化活性位点的数量，大大提高了MFC的电子转移效率。根据极化曲线计算得到L0的内阻为327.98 Ω,反应器L1～L4的内阻分别为305.44、270.86、308.16 Ω和247.71 Ω,LDH材料改性也有利于反应器内阻的减小。

图4 CW-MFC的产电性能

2.3 微生物多样性及其群落结构特征

多样性指数的统计结果如表3所示。样品的文库覆盖度(Coverage指数)均大于0.9,表明样品中大多数物种被检测到，结果能反应样品的真实情况。Chao指数和Ace指数代表样品中物种种类的数量，Shannon和Simpson指数代表物种丰富度和均匀度，指数越大表示群落的丰富度及均匀度越高[27]。总的来说，阳极的微生物多样性整体高于阴极，且L4中的微生物多样性高于L0。可见FeNi-LDH/PANI有利于提高微生物多样性水平，而污染物的去除性能与微生物多样性密切相关。

表3 样品中细菌群落丰富度和多样性分析

优势物种的相对丰度如图5所示。从图5中可以看出，门水平上，L0和L4的阴阳极的主要门都是变形菌门(Proteobacteria)和拟杆菌门(Bacteroidota)。L4-A中拟杆菌门的相对丰度最高(30.24%),拟杆菌门中有能降解有机物的产电菌[28],Tran等[29]研究表明含有铁元素的电极材料能够促进拟杆菌门微生物的生长，从而保证系统中的电子传递效率。L4-A中厚壁菌门(Firmicutes)是L0-A中的2倍，L4-C中厚壁菌门是L0-C中的1.5倍，证明这是MFC中常见的电化学活性微生物，能够增强系统电子传递能力[30]。

图5 门水平和属水平上的主要微生物群落组成分布

属水平上，改性电极刺激了许多功能菌的生长，其机理如图6所示。Rhodobacter和Thauera是参与反硝化的主要功能菌属[31],在L4-C中的丰度分别为8.11%和5.38%,均显著高于在L0-C中的丰度(2.85%和2.88%);同样地，L4-C中具有好氧反硝化作用的菌属如Methylotenera和Hydrogenophaga,其丰度约为2.7%,而L0-C中该种菌属丰度不到0.1%。Zhang等[32]研究表明，此类菌属与Fe的浓度呈正相关，Hydrogenophaga将NO-3还原为NO-2,接着Methylotenera将NO-2-N还原为N2。norank-Microscillaceae主要表现为硝化作用[33],在L0-C中占比最高，为26.37%,而该菌在L4-C中占比仅为3.76%;Nitrospira是一种同时具有硝化反硝化作用细菌，同时具备氧化NH+4-N和还原NO-3-N的能力[34],在L4-C中其丰度为5.95%,约是L0-C中的2倍。改性电极在阴极有效抑制了硝化反应过程，强化了好氧反硝化过程，有利于NO-3-N在阴极被去除。

图6 生物脱氮的增强机理

L0-A中Thauera占比最高(22.26%),而L4-A中Thauera占比显著下降(1.47%),改性电极材料对该菌属抑制效果明显；L4-A中norank-Saprospiraceae占比最高(6.91%),该菌属可促进短程硝化反硝化反应，并可以分解有机化合物，短程硝化反硝化在C/N一定的情况下可以提高TN的去除率，尤其适应于低C/N的废水[35]。此外，和厌氧氨氧化相关的Planctomycetes丰度在L4-A中(5.25%)明显高于L0-A中(2.08%)。可见改性电极在阳极中抑制了厌氧反硝化过程，同时强化了氨氮在阳极被氧化的过程，从而有利于电子在阳极的产生。

改性电极除了影响了氮循环相关菌属的丰度，一些参与直接电子传递的，如Ferruginibacter,norank-Anaerolineaceae和norank-Desulfosarcinaceae等菌属，在L4阴阳极的丰度均明显高于在L0中。

3、结论

LDH材料改性改变了原始电极的表面特性及化学组成。Fe、Ni元素及PANI通过不同作用机理改善了反应器的污染物去除性能，同时提高了电子传递的能力。此外，LDH电极改性刺激微生物结构的多样性，同时脱氮和产电的相关菌的丰度增加。阴极处具有反硝化功能的菌属在改性电极上的丰度显著增加，强化了CW-MFC中的好氧反硝化作用；阳极处厌氧氨氧化菌的丰度在L4-A中显著增加，同时短程反硝化相关菌属丰度也增加；参与直接电子传递的菌属在改性电极上丰度增加，从而解释了污染物去除能力和产电能力提高的深层原因。

参考文献:

[12]欧阳德龙.人工湿地型微生物燃料电池在处理含盐废水中的性能研究[D].济南:山东师范大学,2020.

[13]国家环境保护总局,水和废水监测分析方法编委会.水和废水监测分析方法(第4版)[M].北京:中国环境科学出版社,2002:784.

[20]国家环境保护总局,国家质量监督检验检疫总局.GB 3838—2002地表水环境质量标准[S].北京:中国环境科学出版社,2002-06-01.

[35]张原洁.微氧升流式膜生物反应器SNAD启动与机制研究[D].北京:北京化工大学,2018.

基金资助:山西省基础研究计划(202103021224106);

文章来源:张静,李玉霞,刘玉香.LDH改性电极强化CW-MFC耦合系统深度处理污水研究[J].现代化工,2024,44(S2):123-129.