微生物燃料电池处理偶氮含盐废水的产电性能和降解过程

潘文政，纪志永，汪婧，李淑明，黄智辉，郭小甫，刘杰，赵颖颖，袁俊生

（1 河北工业大学化工学院，天津 300130；2 河北工业大学海水资源高效利用化工技术教育部工程研究中心，天津 300130；3 河北省现代海洋化工技术协同创新中心，天津 300130）

偶氮染料是印染行业中常用的染料，占比在80%以上；其应用于染整后产生的偶氮含盐废水，成分复杂，对环境危害较大。偶氮含盐废水中的有机物多为含有发色基团（如—N==N—）和极性基团（如—SONa、—OH、—NH）的染料，无机物主要为NaSO等。印染废水的处理方法主要有物理法、化学法和生物法。其中，物理法和化学法处理含盐印染废水的成本较高，易造成二次污染；生物法具有能耗低的特点，近几年利用微生物燃料电池（microbial fuel cell,MFC）处理废水的同时挖掘能源成为热点之一，但应用于偶氮含盐废水的处理关注较少。因此，开展微生物燃料电池处理偶氮含盐废水具有重要的意义。

微生物燃料电池是利用阳极微生物的催化作用将废水中有机物降解并同时产生电能的技术。MFC 目前已应用于多种类型污水的处理，如生活废水、抗生素废水、榨菜废水等。Liu 等研究发现基质中含二价阴离子的无机盐浓度增大时，对MFC 产电性能的提高存在不利影响，且废水中SO浓度较低（25mmol/L）时MFC 可以获得最佳的功率密度。在将MFC 应用于含盐废水处理时发现废水的含盐量影响着MFC 的产电性能，最佳含盐量（以NaCl 计）约为0.25mol/L。但在实际印染废水中含盐量一般在0.03mol/L 左右（以NaCl 计），盐分主要是NaCO和NaSO。因此需要进一步研究不同含二价阴离子的低浓度无机盐废水对MFC产电和降解性能的影响。

偶氮基团的降解主要是通过吸电子还原完成的，在MFC 中其是借助生物电化学过程实现的，因此可通过研究阳极生物膜的微生物群落结构来探究MFC 对偶氮染料的降解机理。前人研究表明，MFC 中微生物群落的变化主要受到有机底物类型的影响；MFC 降解偶氮染料后阳极生物膜的微生物群落主要为变形菌门，这是目前生物法污水处理过程中常见的微生物种群。但通过研究微生物群落结构来探究MFC 对偶氮染料降解机理的研究较少。

本文以直接红13 和葡萄糖共基质作为双室MFC 底物，考察两种二价阴离子（对应两种盐，即NaCO和NaSO）对MFC 产电性能和污染物降解的影响，并通过分析MFC 阳极生物膜微生物群落的前后变化以及直接红13 的降解产物，探究MFC 对偶氮含盐废水的降解机理，为针对偶氮含盐废水的高效处理及能量回收提供相关数据和理论支持。

1 材料与方法

1.1 试剂与药品

直接红13（纯度>95%，分子结构如图1所示），山东优索化工科技有限公司；葡萄糖、硫酸钠、碳酸钠均为分析纯，天津科密欧试剂有限公司；其他试剂均为分析纯，上海麦克林试剂有限公司。

图1 直接红13分子结构式

1.2 实验方法

1.2.1 微生物燃料电池MFC的构建、启动与运行

本实验的反应器为有机玻璃材质，阴阳室的工作体积均为28mL。阳极基材为改性电极，通过将石墨毡（2.3cm×3.5cm×2mm）浸没于酸性重铬酸钾（重铬酸钾和硫酸的浓度分别为0.4mol/L、2mol/L）中，在100℃下水热反应2h制得。以此方法获得改性阳极的表面粗糙度得到增强，其官能团的种类增多，从而表现出更好的电化学性能；阴极为同尺寸的石墨毡电极；双室之间放置4cm×3cm 的质子交换膜（DuPont Nafion117，北京普能世纪科技公司），外接1000Ω 薄膜电阻（或20～10000Ω 的变阻箱，ZX21，富阳精密仪器）构成闭合回路，构成如图2 所示的微生物燃料电池MFC 反应器。MFC的环境温度控制在(21±1)℃。

图2 微生物燃料电池反应器示意图

MFC阳极接种的微生物来自天津某生活污水处理厂的活性污泥。阳极接种微生物之后，以乙酸钠为基质运行至电压稳定输出，即为成功启动；当外部电阻上监测到的电压低于50mV时更换阴阳极液，即为完成一个周期。其中，MFC阳极液由1g/L乙酸钠和50mmol/L磷酸盐缓冲溶液以及营养液组成（每升营养液含有12.5mL微量元素溶液和5mL维生素溶液）；阴极液为50mmol/L铁氰化钾溶液和50mmol/L磷酸盐缓冲溶液。上述溶液按照文献[16-18]配制。

MFC 成功启动后，将阳极液更换为偶氮废水（乙酸钠更换为1g/L葡萄糖和50mg/L直接红13，其他成分不变），阴极液成分不变；待MFC以偶氮废水为底物运行至电压输出稳定后，将阳极液替换为含有30mmol/L 硫酸钠的偶氮含盐废水，阴极液替换为含有相同浓度硫酸钠的铁氰化钾溶液，其他成分不变，稳定运行三个周期（约108h）；然后，将阳极液替换为含有30mmol/L 碳酸钠的偶氮含盐废水，阴极液替换为含有相同浓度碳酸钠的铁氰化钾溶液，其他成分不变，稳定运行三个周期（约108h）。上述不同电极液的pH 和电导率如表1 所示，其中各阶段电极液的pH 变化不大，添加硫酸钠和碳酸钠后溶液的电导率明显增大。

表1 不同电极液的pH、电导率

1.2.2 MFC性能测定

通过数据采集系统（MCC-DAQ1608G，美国MCC）以监控MFC 运行过程中的电压变化，外接电阻两端的电压每5min 自动记录存取。电流密度和功率密度所需的数据，通过变电阻法收集，阻值变化范围在20～10000Ω，每隔5min调整一次阻值。电流密度和功率密度分别由式(1)、式(2)计算。

“医养结合”的养老模式主要是促使营利性养老服务机构与定点医院合作建立“双向转轨”机制。在养老机构里，应设立医务室，方便对慢性病老年人进行护理并满足老年人日常的用药需求。同时，设置一些临床科目，让医院的医师及专家可以定期到养老服务机构进行会诊，从而能够把慢性病老年人逐渐从医院分流出来。另外，养老服务机构应与医疗急救中心合作，在养老服务机构设立120急救站，方便老年人就医，一旦养老服务机构的老年人病情突然严重时可及时转入大医院治疗。

式中，为电流密度；为外部负载两端的电压；为变阻箱电阻；为阳极基材的横截面积（2.3cm×3.5cm）；为功率密度。

通过紫外可见分光光度计（UV-2700，日本岛津）在527nm测定处理液的吸光度，采用标准曲线法确定处理液中直接红13 的浓度；电极液中葡萄糖浓度的测定采用3,5-二硝基水杨酸比色法。

1.2.3 直接红13降解产物的分析

根据国家标准GB/T 17592—2011中的方法，使用气相色谱-质谱联用仪(GC-MS)（TQ8040，日本岛津）对MFC处理液中可能存在的物质进行分析。

1.2.4 MFC阳极生物膜的微生物群落分析

微生物的群落分析委托北京百迈客生物科技有限公司进行。即采用16s rDNA 双末端方法，将阳极生物膜收集定量后送入Illumina HiSeq 平台进行测序分析。

2 结果与讨论

2.1 不同偶氮废水对MFC产电性能的影响

在利用MFC 处理偶氮废水的过程中，电极液的成分变化会对MFC的产电性能产生影响。由图3中不同阳极液下MFC 的电压输出情况可知，该MFC 系统的运行可分为四个阶段：Ⅰ为MFC 产电驯化阶段，Ⅱ为MFC 处理偶氮废水阶段，Ⅲ和Ⅳ为处理偶氮含盐废水阶段（所含盐分别为硫酸钠和碳酸钠）。进入阶段Ⅱ后，阳极液中的有机物发生变化，最大输出电压经过三个周期后逐步稳定在450mV 左右。MFC 在阶段Ⅲ的最大输出电压为495.10mV(Ⅲ)，高于458.37mV(Ⅱ)和438.06mV(Ⅳ)。阶段Ⅱ前两个周期电压发生急剧变化的原因是阳极的产电活性微生物因为有机底物的改变而转变为适应当前环境的群落，微生物总量降低，进而导致MFC 的输出电压降低；当阳极生物膜逐渐成熟并稳定后，最大输出电压也随之稳定。而Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ阶段最大输出电压变化的主要原因是，电极液中无机盐的差异导致了导电能力及缓冲能力的差异。文献研究表明，在MFC 其他条件相同，且电极液的含盐量保持相对稳定时，溶液的导电能力决定MFC 的产电性能。因此，向阳极液额外添加硫酸钠可以增强溶液的导电能力，进而改善MFC 的产电能力。

图3 不同阳极液MFC的电压输出曲线

图4 不同阳极液对MFC产电性能的影响

2.2 不同偶氮废水对MFC降解有机物效果的影响

图5 不同阳极液对MFC去除直接红13的影响

废水中葡萄糖共基质的降解同样会受到电极液成分变化的影响。不同阳极液对MFC 降解葡萄糖共基质的影响如图6所示。由图6可知，MFC对葡萄糖的降解率在第2周期趋于稳定，且当电极液额外添加盐时降解率较高（96%～98%）；额外添加硫酸钠时对葡萄糖的降解率可以达到98%以上，高于添加碳酸钠时的降解效果。产生上述变化的主要原因是：①MFC 阳极生物膜受到阳极液成分改变的影响，其活性会发生变化，从而降低微生物初期对有机物的去除率，当微生物逐步适应变化后，对有机物的降解会恢复到稳定的水平；②额外添加适量盐能提高阳极生物膜上微生物的活性，从而改善了MFC 阳极生物膜对废水中易降解有机物的利用率；③MFC 过程中电子通常经过外部电路在阴极与电子受体结合。当添加SO时，其可以作为电子受体在阳极接收有机物降解过程中产生的部分电子，这样就缩短了电子消耗的路径，进而提高了MFC 对共基质的降解效率；当添加CO时，其会影响电极液中离子（特别是质子）的传递，一定程度上导致质子在阳极累积，进而抑制产电活性微生物对葡萄糖共基质的降解。

图6 不同阳极液对MFC降解葡萄糖共基质的影响

2.3 MFC降解直接红13的产物组成

有机物在MFC 中的降解过程主要是生物电化学降解过程。为确定MFC 降解直接红13 后的产物进而分析直接红13 的降解过程，对固相萃取后的样品进行GC-MS 检测，结果如图7 和表1 所示。从中可以得到，出水中有机物主要以芳香胺为主，如苯胺、邻甲苯胺、1,4-苯二胺、2-萘胺、5-硝基-邻甲苯胺、4-氨基联苯等。其中，偶氮基团（A—N==N—A'） 降 解 产 生 芳 香 胺（A—NH、A'—NH）的过程如式(3)。

图7 MFC出水的GC-MS谱图

表2 MFC降解直接红13产生的物质

由此认为，MFC 对直接红13 的降解过程包括两部分：①产电活性微生物氧化葡萄糖及直接红13 中除偶氮基团外的其他官能团，产生电子和质子；②偶氮基团在还原细菌的作用下，接受①产生的电子和质子进行加氢还原，被降解转化为芳香胺等物质。如Liu 等研究MFC 对刚果红的降解产物中发现，经过阳极生物膜的作用，偶氮基团被还原转化为胺基，最终产物以芳香胺（萘胺）为主。

2.4 MFC的群落结构变化

通常有机底物的变化会显著影响到MFC 阳极生物膜上微生物群落的变化。将MFC处理偶氮废水和偶氮含盐废水后的阳极生物膜（分别为S1 和S2），与产电驯化后的阳极生物膜（domestic）和接种污泥（origin）进行群落结构对比，结果如图8所示（仅显示相对占比前十的微生物群落）。在本研究中，有机底物始终是直接红13 和葡萄糖共基质，通过分析MFC 在处理偶氮含盐废水之后的微生物群落，可探究MFC 在含盐条件下对直接红13的降解机理。

从图8(a)可以看出，相较于接种污泥，产电驯化后阳极生物膜的种群数量降低，专一性增强，以变 形 菌 门 （） 、 拟 杆 菌 门（）和厚壁菌门（）等产电活性微生物为主；在以直接红13和葡萄糖为底物时， 拟 杆 菌 门（） 和 放 线 菌 门（）占比显著增大，阳极生物膜转变为以变形菌门（45%）、拟杆菌门（29%）、厚壁菌门（15%）和放线菌门（9%）为主。在处理完偶氮含盐废水后，对其微生物群落在属水平上的差异进一步分析[图8(b)]，发现地杆菌属（）相对占比下降，由46.03%降至5.32%～6.14%；拟杆 菌 属 （）、 克 雷 伯 氏 菌 属（）、脱硫弧菌属（）和氨基酸球菌属（）相对占比增长显著。

图8 MFC接种污泥（origin）、产电驯化后（domestic）、处理偶氮废水和偶氮含盐废水后的阳极生物膜（分别为S1和S2）的微生物群落柱形图

在处理偶氮废水后，阳极生物膜原有的产电活性菌（、和）等受到抑制，这是因为处理偶氮废水时，阳极生物膜不再仅以产电为主，而是需要降解转化复杂有机物（葡萄糖、直接红13）并同步产电。在对S1 和S2的微生物群落进行对比研究发现，微生物群落进一步演变，种群数量进一步降低。其中，地杆菌属（）和脱硫弧菌属（）为典型的电活性菌和水解产酸菌，废水中的葡萄糖共基质在上述菌属的共同作用下产生电子和质子；还原菌[氨基酸球菌属（）、拟杆菌属（）和克雷伯氏菌属（）]对偶氮基团的还原起到重要作用。在这几类菌的协同作用下，电活性菌和水解产酸菌降解葡萄糖产生的电子和质子参与还原菌加氢还原直接红13 偶氮基团的过程，即通过生物电化学过程实现直接红13中偶氮基团的加氢还原，以此实现对直接红13 的降解去除。

3 结论

本研究通过接种天津某生活污水处理厂的活性污泥构建了MFC，并应用于处理偶氮含盐废水，实现了直接红13 的降解和同步产电，并探究了MFC降解偶氮含盐废水中直接红13的机理。

（1）MFC 处理含硫酸钠的偶氮含盐废水时，其最大输出电压稳定在约495mV，最大电流密度为1.1A/m，最大功率密度为265.38mW/m，高于处理偶氮废水和含碳酸钠的偶氮含盐废水时的效果。

（3）MFC 降解偶氮含盐废水后的菌落主要有变 形 菌 门 （） 、 厚 壁 菌 门（）、拟杆菌门（）和放线菌门（），总占比达到了95%以上；地杆菌属（）脱硫弧菌属（）、克 雷 伯 氏 菌 （）、 拟 杆 菌 属（）、氨基酸球菌属（）的共同作用实现了直接红13 的还原降解，并通过生物电化学过程将直接红13还原为芳香胺类物质。