黄珊，陆勇泽，朱光灿，孔赟

（1 东南大学能源与环境学院，江苏南京210000； 2 东南大学环境医学工程教育部重点实验室，江苏南京210096；3 江苏省城市规划设计研究院，江苏南京210000）

引 言

微生物燃料电池(microbial fuel cell, MFC)是一种利用微生物代谢和催化活性将废水中的化学能转化为电能的技术，具有广阔的应用前景[1-2]。阳极降解有机物产生的电子通过外电路传递至阴极室的最终电子受体，当最终电子受体为硝酸盐时，硝酸盐最终会被还原成氮气，因此MFC 可以与传统污水处理工艺相结合实现同步脱氮和产电[3-4]。

典型的双室MFC 一般使用质子或离子交换膜作为分隔材料，产生的内阻较小[5]。有实验证明质子交换膜厚度越薄，质子的传递效果则越好，MFC脱氮产电的效率也越高[6]。目前实验室大多采用美国杜邦公司的Nafion质子交换膜，但因其成本较高，且不能够重复使用，限制了MFC 的扩大化工程应用[3,7-8]。因此针对无膜MFC 的研究成为重点[9]。2004 年Liu[10]对比有膜和无膜的双室MFC 发现，功率 密 度 分 别 为(262±10) mW·m-2和(494±21) mW·m-2，内阻分别为218 Ω 和465 Ω。因此，可通过改进无膜MFC构型获得更高的产电性能。

废水中发生硝化反应需消耗大量溶解氧(dissolved oxygen，DO)，1 g氨氮完全氧化理论上需消耗4.6 g O2，但是自养和异养反硝化菌都属于缺氧菌[11]。2013 年Zhu 等[12]首次在无膜双室MFC 中实现了阳极去除有机物，阴极自养反硝化脱氮。2008 年Virdis 等[13]在MFC 系统外部设置反应器通过曝气进行硝化反应，出水进入阴极进行反硝化。但这增加了系统设备费用，同时由于氨氮会透过阳离子交换膜到达阴极，导致阴极脱氮率低。2010 年Virdis等[14]构建了一种双室MFC，对阴极室进行曝气，实现了阴极室同步硝化反硝化（simultaneous nitrification and denitrification，SND）。2011 年Virdis 等[15]进一步对MFC 阴极生物膜进行微生物分析，发现膜的外层是硝化菌，里层是反硝化菌，其菌群结构从外到内和氧气的浓度呈正相关性。这些研究表明，控制合适的溶解氧浓度是实现MFC 生物阴极SND 的关键[16]。

此外，1 g 硝态氮完全还原理论上化学需氧量（chemical oxygen demand，COD）为2.86 g，但由于损失、同化、转化为CH4等因素导致传统反硝化的碳氮（C/N）比为6～7，所以在深度脱氮某些低C/N 比废水时需要外加碳源，属于以能消能的过程[17]。MFC 阳极微生物氧化废水中有机物产生的电子通过外电路到达阴极，为生物阴极的反硝化提供电子，不需要外加碳源即可实现脱氮[3-4]。同时，有研究表明进水不同C/N 比会使反应器微生物群落的种类和功能结构发生变化[18-19]，进而影响脱氮效能和副产物的形成[8,19-20]。因此进水不同C/N 比也是影响生物阴极SND效能的重要因素。

本研究设计并构建一种多通道折流板无膜微生物燃料电池(multi-channel and baffled membraneless microbial fuel cell, MLMB-MFC)，在分析其产电性能和除碳脱氮效果的基础上，重点考察了MLMBMFC 反应器阴极室DO 浓度和进水C/N 比对产电、阳极室有机物降解和阴极室SND过程的影响。

1 实验材料与方法

1.1 实验装置

如图1 所示，MLMB -MFC 反应器由有机玻璃制成，总体积为8.46 L（32 cm × 22 cm × 12 cm），外电阻为1000 Ω。①区为阳极室，净体积为4.22 L，4块折流板将阳极室分成四个通道，通道间距40 mm，通道中放置经过预处理的石墨毡（5 cm×7 cm×10 mm，孔隙率93%，扬州臻晶能源科技有限公司）作为阳极电极[21]；反应器中间为过渡区，采用2 块开孔式折流板代替质子交换膜，两块折流板间距16 mm；②区为阴极室，净体积为2.22 L，2 块折流板将阴极室分成两个通道，通道间距40 mm，通道中放置同样的石墨毡作为阴极电极；③区为曝气室；④区为缓冲室。反应器顶部设有若干小孔用于采样（a～h）。反应器通过橡胶垫进行密封，置于(25±1)℃恒温实验室。

反应器工作方式为：阳极室通过蠕动泵进水，分别流经①区的四个通道，其间有机物发生降解，产生质子和电子，电子经由外电路传输到达阴极，质子随阳极室出水经由中间折流板进入阴极室，形成闭合回路。阴极进水与富含一定DO 浓度的阴极回流液混合，通过控制回流液的DO 浓度保证②区的DO 浓度。在②区中，氨氮利用溶解氧和外电路电子在微生物的作用下发生SND反应。

1.2 污泥驯化和实验用水

图1 MLMB-MFC反应器俯视图（a）及正视图（b）Fig.1 Top view(a)and front view(b)of MLMB-MFC

MFC 阳极室接种污泥取自某污水处理厂A2/O反应池的厌氧池，阴极室污泥取自实验室稳定运行的同步硝化反硝化系统。将接种污泥投入反应器内开始挂膜启动阶段。采用连续式运行，人工模拟废水作为进水，进水流量为2.94 ml·min-1。每升人工 模 拟 废 水 包 含6 g Na2HPO4、0.5 g NaCl、0.1 g MgSO4·7H2O、3 g KH2PO4、0.015 g CaCl2和1 ml 微量元素溶液[22]。此外，每升基质中加入0.393 g CH3COONa (约为307 mg COD·L-1)作为电子供体，0.407 g 的NH4Cl(约为106 mg N·L-1)作为电子受体。进水pH 均调节为7，并用氮气曝气2 h 以确保阳极室厌氧环境。当监测到系统产电稳定且TN 去除率稳定则认为系统运行稳定。

1.3 分析与测试方法

COD、氨氮、硝酸盐氮（NO3--N）、亚硝酸盐氮（NO2--N）和TN的浓度分别采用重铬酸钾法、水杨酸盐分光光度法、酚二磺酸紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法和过硫酸钾氧化紫外分光光度计法测定[23]。COD和N的去除效率按照式（1）计算

式中，Cinf为进水污染物的浓度，mg·L-1；Ceff为出水污染物的浓度，mg·L-1。

系统同步硝化反硝化率计算式如下

输出电压、阳极和阴极电势采用数据采集卡（iUSBDAQ-U120816，上海锐选自动化科技有限公司）自动读取，并连接计算机进行记录，采集时间间隔为5 min。采用稳态放电法[24]测定MLMB-MFC 的表观内阻。功率密度P（mW·m-3）按照式（3）计算

式中，U 为电压，mV；R 为外电阻，1000 Ω；VNCC为阴极室净体积，m3。

阳极库仑效率η计算式如下

式中，CP为实际收获的电量，C，由电流对时间积分获得，CP=∫Idt；CT为氧化有机物的理论产电量，C，计算式如下

式中，F 为法拉第常数，96485 C·mol-1；b 为单位COD 理论产生电子数，按每摩尔COD 产生4 mol 电子计算；ΔCOD 为阳极进水和出水液COD 变化，mg·L-1；VNAC为阳极净体积，L。

2 实验结果与分析

2.1 MLMB-MFC的启动与运行

图2 MLMB-MFC启动过程的电压Fig.2 Voltage at start-up of MLMB-MFC

控制缓冲室④区初始DO 浓度约为4.5 mg·L-1，系统进水COD 浓度约为300 mg·L-1，氨氮浓度约为100 mg·L-1。由图2可知，反应器运行2 d后，电压上升至约300 mV，计算得平均功率密度为81.07 mW·m-3；第4 天之后，电压呈快速下降趋势，其原因为阴极氨氮与氧气发生硝化反应使得缓冲室DO 浓度下降，不利于后续硝化反应的有效进行，导致作为电子受体的硝酸根和氧气数都减少；其次NO3-/N2（+740 mV vs SHE）的氧化还原电位略低于O2/H2O（+820 mV vs SHE）[25]，说明氧气会成为优势电子受体，从而导致阴极DO 浓度下降。由此可见，控制不变的进气量不能维持阴极室DO浓度，所以从第5天开始，实时控制缓冲室④区的DO 浓度，电压开始上升至220 mV，并稳定运行长达4 d。因此实时控制缓冲室DO 浓度可以实现MLMB-MFC 的连续流稳定运行。

由图3 可知，f 点COD 浓度仅为10.4 mg·L-1，阳极室COD 去除率达到96.59%，阴极室出水COD 浓度低于检测线。Doherty 等[26]得到的COD 去除率最高为81%，说明本研究的阳极多通道型结构对有机物降解具有促进作用。该结构在不增加阳极反应室体积的基础上，通过增长水流流线长度，增加了有机物的有效降解时间，使得有机物能够充分与微生物接触。

图3 MLMB-MFC运行稳定后沿程COD、N、DO浓度变化Fig.3 COD,N and DO concentration variations of MLMBMFC under stable operation

氨氮浓度在阳极室内基本保持不变，在阴极室内有较明显的下降趋势。因为阳极DO 几乎为0，硝化反应无法发生。TN 浓度在阳极室内基本保持不变，约为107.06 mg·L-1，阴极室出水TN 浓度为102.69 mg·L-1，TN 浓度减少了4.37 mg·L-1，说明阴极室发生了SND 反应；但是SND 率只有16.5%，说明阴极SND程度较低。这是因为阴极异养反硝化菌能利用的COD很少，同时由于曝气流量一定导致阴极DO浓度下降，不利于阴极发生硝化反应。因此，实时控制缓冲室内DO 浓度和适当提高阳极进水基质的C/N 比能提高SND 效果，增加脱氮效率。

图4 MLMB-MFC极化曲线(a)以及各区域拟合内阻(b)Fig.4 Polarization curve(a)and each region fitting internal resistance(b)of MLMB-MFC

由图4(a)的极化曲线得到系统的最大功率密度（PM）为94.22 mW·m-3（相对于阴极室净体积）。相比较李明[27]在以空气阴极无膜MFC 中获得815 mW·m-3，李菁[28]获得830 mW·m-3而言，本研究的系统产能较低，主要原因是生物阴极的电子受体为硝酸盐而非空气。Zhu 等[12]在无膜MFC 阴极实现自养反硝化脱氮，PM仅可达71.20 mW·m-3。

如图4(b)所示，随着电流的增大，阳极4 个廊道（a-b、b-c、c-d、d-e）的电势基本保持不变，说明阳极内阻几乎为0 Ω。过渡区（e-f，参比电极电势差衡量）内阻为239 Ω，阴极室两个廊道（f-g、g-h）的内阻分别为89 Ω 和50 Ω。MLMB-MFC 内阻主要产生于过渡区，因为过渡区内严重的传质损失。Liu等[29]对无膜空气阴极单室MFC 的研究也表明，过渡层是电能损失的主要原因之一。

完整停留时间内的阳极库仑效率为0.48%，MLMB -MFC 系统产能效率较低，除了过渡区的传质损失，另一方面，阴极SND 率低导致阴极性能受到抑制，也影响了整个反应器电能输出。因此优化操作条件，提高阴极SND是关键。

2.2 溶解氧对阴极同步硝化反硝化及产电的影响

图5表明反应器经过约2 d的运行（停留时间为48 h）基本达到稳定，说明该反应器具有良好的连续稳定性能。稳定后电压随着阴极DO 浓度的增加而增加，最高达500 mV，最低仅为210 mV。因为DO高时，一方面有利于硝化反应的进行，产生较多的电子受体NO3--N 提高了阴极电势；另一方面由于O2/H2O(+820 mV vs SHE)的氧化还原电位高于NO3¯/0.5N2(+740 mV vs SHE)，因此过多的O2会与硝态氮竞争电子成为优势电子受体[8]。当DO 浓度低时，不利于硝化反应的进行，作为电子受体的硝态氮和O2都缺乏导致电压较低。

图6(a)～(c)为阴极不同DO 浓度下，氨氮、NO3--N、TN 浓度沿程变化。当阴极DO 浓度在4.07～4.49 mg·L-1范围时，氨氮和总氮的去除率最低（33.4%，9.0%）。该DO 浓度偏低，不利于硝化反应，产生的电子受体NO3--N 也少；同时COD 在进入阴极之前已基本消耗完毕（图3），阴极区域异养反硝化无法进行，只能通过自养反硝化进行脱氮，而依靠生物电化学的自养反硝化的脱氮速率低于异养反硝化[30]。当阴极DO 浓度在4.52～4.85 mg·L-1之间时，虽然氨氮的去除率提高到42.1%，但总氮的去除率也只有9.0%，说明在一定范围内提高DO 明显有利于硝化反应，对反硝化效果影响并不明显。

图5 不同阴极DO浓度时MLMB-MFC电压Fig.5 Voltage of MLMB-MFC under different cathode DO concentration

当阴极DO 浓度进一步提高到4.90～5.23 mg·L-1之间时，氨氮浓度下降的速率加快，说明该DO 浓度有利于硝化反应，同时也产生了更多的NO3--N电子受体，一定程度上有助于反硝化反应，进而提高了系 统 的SND 率[22.3%，图6(d)] 和TN 去 除 率（15.1%）。Virdis 等[31]控制有膜MFC 阴极DO 浓度为(5.73±0.03)mg·L-1，实现了阴极的SND，TN去除率为86.9%±0.5%。相比较而言本实验中TN 去除率不高，这是由于MLMB-MFC 过渡区内阻过大，产生比较严重的传质损失。

当阴极DO 浓度在5.54～5.79 mg·L-1之间时，氨氮浓度下降很快，出水接近0 mg·L-1，说明此时氨氮基本全部转化为硝态氮。总氮去除率为17.1%，略大于DO 浓度在4.90～5.23 mg·L-1时的总氮去除率，但是SND 率（17.7%）更低，说明该DO 浓度下的SND进行得更不完全。当阴极DO 浓度进一步提升到6.82～7.03 mg·L-1之间时，氨氮浓度下降得更快，但是TN 去除量和SND 率仅为0.4 mg·L-1和0.6%[图6(d)]，说明高DO能提高好氧硝化菌的活性，但会抑制缺氧反硝化菌的活性，此时阴极优势电子受体是O2。

2.3 初始C/N比对阴极同步硝化反硝化的影响

本节考察进水不同C/N 比对MLMB-MFC 阴极SND 效果的影响。阴极DO 浓度保持为4.90～5.23 mg·L-1，进水COD 浓度约为300 mg·L-1，氨氮浓度分别约为100 mg·L-1、70 mg·L-1、50 mg·L-1，以达到C/N比分别为3、4、6。

图6 不同阴极DO浓度下各氮素浓度沿程变化(a,b,c)以及SND率(d)Fig.6 Nitrogen concentration variations(a,b,c)and SND rate(d)of MLMB-MFC under different cathode DO concentration

图7(a)～(d)为阳极进水基质不同C/N 比下，氨氮、NO3--N、TN、COD 浓度沿程变化。当C/N 比为3时，氨氮去除率最高(69.5%)，TN 去除率只有15.1%，SND率仅为22.25%[图7(e)]，说明硝化反应进行得较好，反硝化效果不佳。因为COD 在进入阴极区域时就基本消耗完毕[图7(d)]，低COD浓度有利于自养硝化细菌的活性，但碳源不足却会抑制异养反硝化菌的活性。g点处的COD浓度已然降到接近0 mg·L-1，但是g-h 过程总氮浓度有较明显的下降（10.0 mg·L-1），说明此阶段硝态氮利用外电路电子发生了自养反硝化。

当C/N 比为4 时，总氮的去除率最高（27.9%），SND 率也最高，为48.7%[图7(e)]。阳极和过渡区（a-f）对COD 的去除率仅为87.6%，因为C/N 比提高，导致阳极微生物群落的种类和功能结构发生变化[18]，对COD 降解能力发生改变。阴极（f-h）对COD 的降解量为27.2 mg·L-1，忽略微生物生长所需的碳源，理论上产生的电子仅能还原9.6 mg·L-1的硝态氮，但该阶段总氮减少了13.5 mg·L-1，说明还有3.9 mg·L-1的硝态氮是利用外电路电子发生了自养反硝化反应。

当C/N 比进一步提高到6 时，进入阴极的COD浓度更高，达60.4 mg·L-1，因此硝化细菌受到抑制，氨氮只降低了25.5 mg·L-1，去除率也只有49%。阴极f-h 过程中总氮浓度虽有下降，但去除速率、总氮去除率（22.4%）和SND 率[39.5%，图7(e）]都低于C/N比为4。Wang 等[32]通过实验证明随着进水C/N 比的提高，MFC 对脱氮的促进作用减弱。这说明当阳极进水C/N 比为4 时，生物阴极能较好地耦合自养硝化、异养反硝化和自养反硝化，获得更好的SND效果。

后续可以进一步优化MLMB-MFC 反应器结构，考察进水碳氮比对反应器产电性能的影响，重点阐述从过渡区进入阴极室的COD 浓度对阴极室SND 效果的影响。从微生物学角度和反应动力学角度，探索阴极SND过程，明晰反应机制。

3 结 论

（1）本研究成功构建了以折流区取代质子交换膜的MLMB-MFC，同时生物阴极能有效地利用外电路电子实现SND脱氮。

（2）MLMB-MFC 运行稳定后，平均功率密度达42.65 mW·m-3，最大功率密度为94.22 mW·m-3，有机物的去除率高达96.6%。内阻主要产生于过渡区，产生的传质损失导致输出电能较低。

（3）阴极DO 浓度在4.90～5.23 mg·L-1之间时获得TN 去除率为15.13%，SND 率为22.3%，MLMBMFC阴极表现出较好的SND效果。

图7 阳极基质不同C/N比时氮素、COD沿程变化(a,b,c,d)以及SND率(e)Fig.7 Nitrogen and COD concentration variations(a,b,c,d)and SND rate(e)of MLMB-MFC under different anode C/N ratios

（4）阳极基质C/N 比为4 时MLMB-MFC 生物阴极能较好地耦合自养硝化、异养反硝化、自养反硝化反应进行SND 脱氮，获得TN 去除率27.9%，SND率48.7%。