摘要：對比分析不同陽極材料構(gòu)成的微生物燃料電池人工濕地對生活污水中氮的降解作用和產(chǎn)電性能的影響，為更有效地處理生活污水提供基礎(chǔ)。2023年9-10月構(gòu)建以活性炭、錳礦、黃鐵礦為陽極的3種微生物燃料電池人工濕地，通過分析污水凈化效果、裝置產(chǎn)電性能以及微生物群落結(jié)構(gòu)來研究其在處理秦皇島北戴河團(tuán)林污水處理廠實(shí)際污水中氮降解及產(chǎn)電性能。結(jié)果顯示：針對去除有機(jī)氮為主的生活污水，與活性炭燃料電池人工濕地（CW-MFC）相比，黃鐵礦燃料電池人工濕地（PCW-MFC）對總氮和有機(jī)氮的去除效率提高了29.64%和35.60%，錳礦燃料電池人工濕地（MCW-MFC）對總氮和有機(jī)氮的去除效率分別提高了12.83%、18.32%；對于NH4+-N的去除，PCW-MFC去除效率比CW-MFC高19.61%，可能黃鐵礦發(fā)生鐵氧化還原循環(huán)進(jìn)而促進(jìn)硝化作用；錳礦促進(jìn)了對NO3--N的去除，去除效率比CW-MFC高25.02%，可能是錳氧化物發(fā)生氧化還原反應(yīng)促進(jìn)電子轉(zhuǎn)移增強(qiáng)了反硝化作用。PCW-MFC在整個(gè)試驗(yàn)階段產(chǎn)生的平均電壓和最大功率密度都高于CW-MFC，說明黃鐵礦在微生物燃料電池人工濕地系統(tǒng)中起到較好的導(dǎo)體作用。研究結(jié)果表明增加陽極填料的電子循環(huán)作用，可以有效提高微生物燃料電池人工濕地對生活污水的處理效果。

關(guān)鍵詞：微生物燃料電池人工濕地；脫氮；陽極材料；產(chǎn)電性能

中圖分類號(hào)：X172 " " " "文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A " " " "文章編號(hào)：1674-3075（2024）06-0192-12

人工濕地（constructed wetlands，CW）通過植物、微生物和土壤三者的協(xié)同作用，能夠有效去除廢水中氮源的污染物（Wu et al，2015），但是單純的人工濕地對污水的處理效果并不高（唐剛等，2023）。近年來，微生物燃料電池（microbial fuel cell，MFC）以其獨(dú)特的處理效能和能源回收特性備受研究和關(guān)注（Doherty et al，2015）。MFC利用微生物通過氧化有機(jī)物來產(chǎn)生電流，同時(shí)將廢水中的有機(jī)物進(jìn)行降解。與傳統(tǒng)的生活污水處理方法相比，MFC具有能耗低、無二次污染和能量回收等諸多優(yōu)勢（謝婷玉等，2016）。由于人工濕地具有豐富的氧化還原環(huán)境，即上部好氧、下部厭氧或者缺氧的環(huán)境，正好符合微生物燃料電池好氧區(qū)和厭氧區(qū)的客觀條件，微生物燃料電池人工濕地（CWs-MFC）耦合技術(shù)才得以實(shí)現(xiàn)（Xu et al，2020）。研究表明，CWs-MFC比CW有更好的污染物去除效果（陳劍，2020；Niu et al，2023）。

在微生物燃料電池人工濕地中，陽極材料的選擇對其產(chǎn)電性能和污染物降解效果具有重要影響（李朝明等，2023）。常見的人工濕地基質(zhì)包括礫石、沸石、石英砂、土壤等。近年來，天然礦物填料黃鐵礦、錳礦石由于易獲得、價(jià)格低而被逐漸應(yīng)用于濕地基質(zhì)。研究發(fā)現(xiàn)黃鐵礦（FeS2）可以通過自養(yǎng)反硝化作用強(qiáng)化對氮的去除，其內(nèi)部的電子傳遞對有機(jī)污染物具有較強(qiáng)的吸附氧化和催化氧化作用（Ge et al，2020）。錳礦也是一種具有良好導(dǎo)電性和催化活性的材料，能夠有效促進(jìn)有機(jī)物的降解和電子轉(zhuǎn)移過程（Wang et al，2022）。

目前，微生物燃料電池人工濕地技術(shù)已被廣泛應(yīng)用于各種合成類型廢水中，很少有文獻(xiàn)研究其處理實(shí)際生活污水的效果，但是實(shí)際生活污水組分復(fù)雜，微生物群落更豐富（彭趙旭等，2012；Zhang et al，2020；Yang et al，2021；Zhong et al，2022）。針對以有機(jī)氮為主的生活污水，本研究選用黃鐵礦和錳礦作為陽極材料與活性炭進(jìn)行對比，研究對生活污水中氮的降解作用和產(chǎn)電性能的影響，擬探究微生物燃料電池人工濕地對生活污水處理的應(yīng)用潛力。

1 " 材料與方法

1.1 " 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究設(shè)計(jì)了黃鐵礦、錳礦、活性炭為陽極的3組微生物燃料電池人工濕地裝置，試驗(yàn)共3個(gè)處理組，每組處理有3個(gè)重復(fù)。陽極填充活性炭與活性污泥（5：1）混合物的微生物燃料電池人工濕地標(biāo)記為CW-MFC，陽極為錳礦和活性污泥（5：1）混合物的記為MCW-MFC，陽極為黃鐵礦和活性污泥（5：1）混合物的記為PCW-MFC，3組裝置的陰極區(qū)均填充活性炭與活性污泥（5：1）混合物。每組裝置除了陽極材料不同外，其他均相同。試驗(yàn)進(jìn)水為秦皇島北戴河新區(qū)團(tuán)林污水處理廠要處理的實(shí)際生活污水?？偟钠骄M(jìn)水濃度為89.42 mg/L，其中有機(jī)氮占80.13%，進(jìn)水的污染物濃度范圍見表1，C/N為0.8～2，屬于低碳氮比污水（表1）。

試驗(yàn)反應(yīng)器由厚度為5 mm的有機(jī)玻璃（PMMA）制成（內(nèi)徑×高=20 cm×50 cm），總?cè)莘e為15.7 L，有效容積6.59 L。如圖1所示，系統(tǒng)從底部到頂部依次填充15 cm礫石（粒徑5～12 mm）、10 cm陽極層、15 cm礫石（粒徑5～12 mm）、5 cm陰極層。試驗(yàn)進(jìn)水口設(shè)在距離底部5 cm處，出水口距底部45 cm。每個(gè)系統(tǒng)的陰極層上方種植水葫蘆。為防止光照引起藻類生長，從而對系統(tǒng)內(nèi)部環(huán)境造成影響，試驗(yàn)裝置用黑色塑料袋包裹以遮擋光照。在陰、陽極的中間鋪設(shè)了一層不銹鋼網(wǎng)，提高電極的接觸面積，促進(jìn)系統(tǒng)的導(dǎo)電性（陳健，2022）。將微生物燃料電池人工濕地中的陰、陽極通過鈦線接出，連接1 000 Ω的外部電阻，形成閉合回路。

1.2 " 系統(tǒng)啟動(dòng)和運(yùn)行

反應(yīng)器在搭建過程中將陰、陽極材料與厭氧活性污泥攪拌均勻放入反應(yīng)器內(nèi)，新鮮厭氧活性污泥來自秦皇島北戴河新區(qū)團(tuán)林污水處理廠，可以直接使用。馴化階段以營養(yǎng)液為接觸底物，每3 d為1個(gè)周期更換1次營養(yǎng)液，其中營養(yǎng)液的主要配方見表2（謝婷玉，2018），試驗(yàn)分為馴化期和試驗(yàn)期，馴化期是為了讓微生物更好地適應(yīng)環(huán)境，待電壓穩(wěn)定后正式進(jìn)入試驗(yàn)期。馴化時(shí)間為2023年9月18日-2023年10月11日，共7個(gè)周期，電壓穩(wěn)定后馴化期結(jié)束，正式進(jìn)入試驗(yàn)階段。試驗(yàn)進(jìn)水為上流式進(jìn)水，水力停留時(shí)間為12 d，水力負(fù)荷為0.0397 m3/（m2·d）。

1.3 " 試驗(yàn)設(shè)置及數(shù)據(jù)收集

1.3.1 " 水質(zhì)分析 " 固定水樣采集時(shí)間為進(jìn)水的第0、6、12、24、36、48、72小時(shí)、第6天（144小時(shí)）、9天（216小時(shí)）、12天（288小時(shí)）。水樣采集點(diǎn)位于CWs-MFC頂部出水口，用50 mL聚乙烯瓶收集水樣。采集完成后，當(dāng)場記錄水體pH和電導(dǎo)率，水樣立即用0.45 μm膜過濾，在分析前儲(chǔ)存在4℃下，并及時(shí)用相關(guān)方法（牛婷婷，2022）測定COD（化學(xué)需氧量）、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TN等指標(biāo)，有機(jī)氮的濃度采用總氮減去無機(jī)氮的方法計(jì)算得到。

1.3.2 " 電壓及輸出功率密度 " 將數(shù)據(jù)采集模塊（DAM-3159HB，阿爾泰科技有限公司，中國）和筆記本電腦聯(lián)機(jī)，每隔10 ms會(huì)自動(dòng)采集電壓數(shù)據(jù)并上傳到電腦。試驗(yàn)中，外電阻保持在1 000 Ω時(shí)所記錄的電壓記為系統(tǒng)的輸出電壓。每組試驗(yàn)結(jié)束后，調(diào)節(jié)外電阻阻值1～10 000 Ω，記錄相應(yīng)電壓，所得數(shù)據(jù)用于進(jìn)行對極化曲線和功率密度曲線的繪制。電流密度是影響其電化學(xué)反應(yīng)速度的一個(gè)重要指標(biāo)。電流密度采用歐姆定律計(jì)算（Tao et al，2021），公式如下：

[IA=U/（Rex×V）] " " " " " " " " " " " " " " ①

式中：IA為電流密度，單位mA/m3；U為電池陽、陰的電壓差，單位mV；Rex為外電阻，單位Ω；V為陽極區(qū)域的有效體積，單位m3。

功率密度是用來表征MFC做功快慢的物理量。本試驗(yàn)同樣采用陽極有效體積計(jì)算。功率密度采用歐姆定律計(jì)算（Tao et al，2021），公式如下：

[P=U2/（Rex×V）] " " " " " " " " " " " " " ②

式中：P為功率密度，單位mW/m3。

1.3.3 " 陽極微生物群落分析 " 試驗(yàn)結(jié)束后，均勻采集系統(tǒng)陽極部分的基質(zhì)，-80℃低溫保存，由廣東美格基因（廣州）科技有限公司進(jìn)行樣品16S rRNA基因測序。測序引物為細(xì)菌V4-V5區(qū)前端515F（5′-GTGCCAGCMGCCGCGG-3′）和后端907R（5′-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′），采用高通量測序Illumina miseaq技術(shù)平臺(tái)進(jìn)行微生物測序，主要操作流程如圖2所示。后將微生物數(shù)據(jù)上傳至NCBI數(shù)據(jù)庫，原始數(shù)據(jù)登錄號(hào)為：SUB14408485。

1.3.4 " 數(shù)據(jù)分析 " 采用97%相似度進(jìn)行聚類得到OTUs（operational taxonomic units），分析微生物的alpha多樣性。采用主坐標(biāo)分析（PcoA）研究黃鐵礦及錳礦是否影響陽極微生物群落的分類組成和結(jié)構(gòu)。采用LEfSe分析進(jìn)一步比較不同陽極材料下存在顯著差異的微生物。所有樣本分析采用Microsoft Excel和Origin 2021軟件，件使用SPSS 22.0進(jìn)行ANOVA單因素方差分析，其中Plt;0.05定義為顯著水平，微生物數(shù)據(jù)分析在美格云平臺(tái)（http：//cloud.magigene.com/login）進(jìn)行。

2 " 結(jié)果與分析

2.1 " CWs-MFC進(jìn)出水pH和電導(dǎo)率

由圖3可以看到在整個(gè)試驗(yàn)階段水質(zhì)的pH和電導(dǎo)率變化。本文中pH大多保持在7.0～8.0，不會(huì)對植物和微生物產(chǎn)生不利影響。CW-MFC和MCW-MFC的pH整體上為上升趨勢，PCW-MFC在試驗(yàn)結(jié)束pH值小于進(jìn)水時(shí)的pH值。在第12天，CW-MFC與PCW-MFC出水pH值之間具有顯著性差異（P=0.018lt;0.05），MCW-MFC與PCW-MFC出水pH值之間也具有顯著性差異（P=0.004lt;0.05）。CW-MFC在12～24 h和36～48 h pH下降，PCW-MFC在0～6 h和36～48 h pH有下降的趨勢，MCW-MFC只有在36～48 h pH為下降趨勢。pH的變化趨勢可以在一定程度上反映脫氮效果。有研究表明整個(gè)脫氮過程就是堿度被消耗的過程，所以系統(tǒng)脫氮效果好的時(shí)候pH就會(huì)下降（王泉等，2011），說明在pH下降期間相應(yīng)裝置系統(tǒng)的除氮效果可能最好。

由圖3可知3組系統(tǒng)電導(dǎo)率整體呈先上升后下降的趨勢，試驗(yàn)結(jié)束后出水電導(dǎo)率低于進(jìn)水的電導(dǎo)率值，在36～48 h期間出水電導(dǎo)率下降最快，后有所上升。在第6天時(shí)，CW-MFC與MCW-MFC（P=0.023lt;0.05）、PCW-MFC（P=0.023lt;0.05）的出水電導(dǎo)率均有顯著性差異。整體來看，各系統(tǒng)出水電導(dǎo)率雖處于不斷變化狀態(tài)，但出水電導(dǎo)率在1.5～2.5 ms/cm，相對來說波動(dòng)比較穩(wěn)定，間接說明各系統(tǒng)仍在不斷反應(yīng)，微生物保持活躍工作。

2.2 " CWs-MFC進(jìn)出水氮含量

2.2.1 " 總氮和有機(jī)氮 " 試驗(yàn)過程中總氮和有機(jī)氮污染物去除性能變化如圖4所示。3組試驗(yàn)裝置的總氮平均出水濃度雖然有些波動(dòng)，但整體呈現(xiàn)下降趨勢，第12天的平均出水濃度較進(jìn)水濃度有明顯下降趨勢，12 d后PCW-MFC、MCW-MFC、CW-MFC的總氮平均出水濃度分別為39.94、50.42、61.76 mg/L。在0～12 d，PCW-MFC的總氮去除率只有在第48小時(shí)低于MCW-MFC，其余時(shí)間去除率均高于其他2組試驗(yàn)裝置。對于整個(gè)試驗(yàn)階段總氮的去除率，PCW-MFC（58.07%）與CW-MFC（28.43%）具有顯著性差異（P=0.007lt;0.05），MCW-MFC（41.26%）與CW-MFC（28.43%）之間雖無顯著性差異（P=0.131gt;0.05），但MCW-MFC的總氮去除效率也要高于CW-MFC。

3組試驗(yàn)裝置的有機(jī)氮濃度變化如圖4中c、d所示。有機(jī)氮的變化趨勢與總氮變化趨勢大致相同，也出現(xiàn)隨著水力停留的延長呈波動(dòng)下降的趨勢。12 d后PCW-MFC、MCW-MFC、CW-MFC的有機(jī)氮平均出水濃度分別為32.79、38.89、48.98 mg/L。PCW-MFC整體的有機(jī)氮去除效率要高于CW-MFC和MCW-MFC 2組裝置，且在12 d后，對于有機(jī)氮的去除效率，PCW-MFC（59.64%）和CW-MFC（24.04%）之間具有顯著性差異（P=0.007lt;0.05）。MCW-MFC的有機(jī)氮去除率為42.36%，與CW-MFC之間沒有顯著性差異（P=0.087gt;0.05）。

2.2.2 " 無機(jī)氮 " 整個(gè)試驗(yàn)階段NH4+-N的出水濃度變化過程和去除率如圖5-a、5-b所示，3組裝置NH4+-N平均出水濃度出現(xiàn)波動(dòng)變化后下降的趨勢，去除率也呈現(xiàn)出不穩(wěn)定的變化趨勢。在第12天試驗(yàn)結(jié)束后，CW-MFC、MCW-MFC和PCW-MFC的NH4+-N平均出水濃度分別為12.48、11.37、6.90 mg/L，PCW-MFC的平均出水濃度最低。3組裝置NH4+-N去除率的最高值均出現(xiàn)在第12天。在12 d試驗(yàn)結(jié)束后，PCW-MFC對NH4+-N的整體去除效率為49.76%，要高于CW-MFC（41.01%）和MCW-MFC（30.15%）的平均去除率，但CW-MFC與MCW-MFC（P=0.549gt;0.05）和PCW-MFC（P=0.627gt;0.05）去除率之間并不存在顯著性差異。

NO3--N的平均出水濃度和去除率如圖5-c、5-d所示，NO3--N的濃度在0～48 h內(nèi)呈現(xiàn)下降趨勢，在48小時(shí)3組裝置的平均出水濃度均達(dá)到最低，分別為0.005、0.008、0.009 mg/L。同時(shí)，在48小時(shí)3組裝置的去除率也達(dá)到最大值。整個(gè)試驗(yàn)階段CW-MFC對NO3--N的最大去除率為96.01%，要高于MCW-MFC和PCW-MFC的最大去除率92.89%、91.13%。在48～72 h，3組裝置的NO3--N出水濃度均升高。在整個(gè)12 d的試驗(yàn)結(jié)束后，CW-MFC與MCW-MFC（P=0.562gt;0.05）和PCW-MFC（P=0.388gt;0.05）去除率之間并不存在顯著性差異。

NO2--N的平均進(jìn)出水濃度如圖5-e，5-f所示，在0～6 d內(nèi)，NO2--N的濃度很低且有下降的趨勢，CW-MFC和MCW-MFC裝置中NO2--N在72小時(shí)平均出水濃度最低，分別為0.018、0.020 mg/L，PCW-MFC在24小時(shí)平均出水濃度最低為0.021 mg/L。但是從第6天后，3組試驗(yàn)裝置的NO2--N濃度均快速上升，在第12天，CW-MFC裝置的NO2--N平均出水濃度甚至達(dá)到進(jìn)水濃度的4.28倍，MCW-MFC和PCW-MFC裝置的NO2--N平均出水濃度分別為0.011、0.014 mg/L，是平均進(jìn)水濃度的3.10、2.51倍。

2.3 " CWs-MFC進(jìn)出水COD

圖6為各裝置的COD去除效果，3組試驗(yàn)裝置均有較好的COD去除效果。從0～72 h，3組裝置的COD平均出水濃度均有明顯的下降趨勢（圖6-a）。PCW-MFC在72小時(shí)平均出水濃度最低為18.00 mg/L，CW-MFC和MCW-MFC在第6天平均出水濃度最低，分別為1.33和23.67 mg/L。隨后COD濃度又有所上升，在第12天試驗(yàn)結(jié)束后，CW-MFC、MCW-MFC和PCW-MFC 3組試驗(yàn)裝置的COD去除率分別54.05%、61.28%和70.59%，CW-MFC與MCW-MFC（P=0.523gt;0.05）、PCW-MFC（P=0.172gt;0.05）之間均無顯著性差異。

2.4 " 產(chǎn)電性能

由圖7-a可知，PCW-MFC的平均電壓一直高于CW-MFC和MCW-MFC。PCW-MFC在整個(gè)試驗(yàn)階段的平均電壓為54.4 mV，高于CW-MFC和MCW-MFC的平均輸出電壓22.84和12.16 mV。從結(jié)果可以看出，反應(yīng)器內(nèi)部添加黃鐵礦可以顯著增加系統(tǒng)的產(chǎn)電性能，這也很好解釋了PCW-MFC在COD去除方面具有更好的性能。

圖7-b，7-c分別為3組裝置的極化曲線和功率密度曲線。3組裝置的電流密度最大的為PCW-MFC，達(dá)到了604.80 mA/m3，CW-MFC和MCW-MFC的最大電流密度分別為222.82和95.49 mA/m3。CW-MFC、MCW-MFC和PCW-MFC的最大功率密度分別為0.85、0.11和6.63 mW/m3。PCW-MFC的最大功率密度和電流密度均最高。

2.5 " 陽極細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)及多樣性

2.5.1 " 群落多樣性 " 通過對陽極層中細(xì)菌16S rRNA基因V4-V5區(qū)進(jìn)行高通量測序及生物信息學(xué)分析，研究了陽極中細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)和多樣性變化。以97%相似度進(jìn)行聚類得到OTUs（operational taxonomic units），可以分析在環(huán)境中微生物的多樣性和豐度（Ebrahimi et al，2010），結(jié)果見表3。本研究中3組裝置的OTUs數(shù)量表現(xiàn)為：MCW-MFCgt;CW-MFCgt;PCW-MFC，說明陽極為錳礦時(shí)可以提高CWs-MFC裝置的物種多樣性。之前有研究（牛婷婷，2022）提到電子傳遞的存在會(huì)使得陽極電極層的物種豐富度明顯下降，本研究中錳礦產(chǎn)生的電壓最小，這也與產(chǎn)生的電壓結(jié)果相對應(yīng)。Shannon指數(shù)越大，說明微生物的群落多樣性越高，3種裝置陽極層的Shannon指數(shù)表現(xiàn)為：MCW-MFCgt;PCW-MFCgt;CW-MFC。Simpson指數(shù)的變化則相反，Simpson指數(shù)越小，代表系統(tǒng)的alpha多樣性越高，3種裝置的Simpson指數(shù)表現(xiàn)為：PCW-MFCgt;CW-MFCgt;MCW-MFC。當(dāng)陽極材料為錳礦時(shí)，MCW-MFC的Shannon指數(shù)增大、Simpson指數(shù)減小，說明陽極為錳礦時(shí)可以提高CWs-MFC裝置的物種多樣性。

為了研究黃鐵礦及錳礦是否影響陽極微生物群落的分類組成和結(jié)構(gòu)，對微生物群落在操作分類單元 水平進(jìn)行主坐標(biāo)分析（PcoA）。通過圖8可以觀察3組樣品間的差異，CW-MFC與MCW-MFC和PCW-MFC組樣品主要沿著PcoA1軸顯著分離，這反映出基質(zhì)中添加黃鐵礦和錳礦對CW-MFC系統(tǒng)陽極微生物群落組成造成顯著性差異，影響陽極微生物群落的整體結(jié)構(gòu)，為3組CWs-MFC系統(tǒng)對污染物去除性能差異提供進(jìn)一步的解釋。

2.5.2 " 群落結(jié)構(gòu) " 為進(jìn)一步解析不同陽極設(shè)置對CW-MFC系統(tǒng)產(chǎn)電性能和污染物去除性能的影響，對3組裝置陽極區(qū)域的微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行了分析，得到了門和屬水平上的陽極微生物群落組成。由圖9-a可知，3組處理的陽極出現(xiàn)的優(yōu)勢菌門較為相似，占比較多的為變形菌門（Proteobacteria，36.82%～50.79%）、擬桿菌門（Bacteroidetes，16.51%～22.44%）、綠彎菌門（Chloroflexi，10.97%～25.47%）和浮霉菌門（Planctomycetes，3.70%～5.50%），這4種菌門總豐度均超過了85%。這些廣泛存在于自然界中的菌門，在污染物的去除方面扮演著重要的角色。變形菌門參與有機(jī)降解和氮轉(zhuǎn)化，在廢水處理系統(tǒng)中具有較高的代謝活性（Xie et al，2018），在所有CWs-MFC中占優(yōu)勢。擬桿菌門在有機(jī)物的氧化還原反應(yīng)中有重要作用，其中MCW-MFC中擬桿菌門相對豐度最高，說明錳礦的加入可能增強(qiáng)了其氧化還原反應(yīng)。PCW-MFC中綠彎菌門占比為25.50%，高于其他2組裝置，綠彎菌門多涉及有機(jī)污染物降解，這可能與PCW-MFC具有高的COD去除效率有關(guān)。浮霉菌門（Planctomycetes）能夠在缺氧環(huán)境下利用亞硝酸鹽（NO2-）氧化銨離子（NH4+）生成氮?dú)鈦慝@得能量（Su et al，2018）。CW-MFC中浮霉菌門占5.5%，高于其他2組試驗(yàn)裝置，這可能與CW-MFC最后NO2-出水濃度最低有關(guān)。

在屬水平上，3個(gè)反應(yīng)器陽極層微生物群落組成如圖9-b所示，3組裝置中占優(yōu)勢的菌屬為脫氯單胞菌（Dechloromonas，3.38%～9.18%）、Candidatus_Contendobacter（4.48%～6.61%）、Candidatus_Competibacter（4.22%～5.21%）、小梨形菌屬（Pirellula，1.65%～2.95%）。CW-MFC中Dechloromonas占比為9.18%，高于其他2組裝置。Dechloromonas屬于典型的反硝化細(xì)菌（Wu，2018），說明陽極為黃鐵礦和錳礦并不能促進(jìn)反硝化細(xì)菌的生長。Pirellula屬于專性好氧菌，在MCW-MFC中含量較高，可能會(huì)促進(jìn)硝化反應(yīng)的進(jìn)行。

2.5.3 " 物種差異 " 為了確定不同陽極材料對微生物燃料電池人工濕地產(chǎn)生顯著性差異影響的物種類群，本研究進(jìn)行了LEfSe分析，進(jìn)一步比較了不同陽極材料下存在顯著差異的微生物。如圖10所示，在物種貢獻(xiàn)度大?。↙DA閾值）為3.5處出現(xiàn)19個(gè)生物標(biāo)志物，包括1個(gè)門水平、5個(gè)綱水平、2個(gè)目水平、3個(gè)科水平、4個(gè)屬水平和4個(gè)種水平微生物，差異具有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義（Plt;0.05）。在門水平上，放線菌門（Actinobacteria）成為MCW-MFC的標(biāo)志微生物，該菌大多為異養(yǎng)好氧型，具有很強(qiáng)的分解能力，在污水處理方面具有重要作用。在屬水平上，長繩菌屬（Longilinea）和互營桿菌屬（Syntrophobacter）成為PCW-MFC的標(biāo)志微生物，與反硝化過程有關(guān)的脫氯單胞菌（Dechloromonas）和獨(dú)島氏菌屬（Dokdonella）是CW-MFC的標(biāo)志微生物。

3 " 討論

3.1 " CWs-MFC 系統(tǒng)中污染物去除的影響因素

在CWs-MFC系統(tǒng)中，NH4+-N的去除主要通過基質(zhì)、植物與微生物共同作用，其中微生物的硝化作用是主要去除途徑。如圖5所示，從第6天到第12天3組裝置的NH4+-N平均出水濃度均呈下降趨勢，而NO3--N和NO2--N的平均出水濃度則一直呈上升趨勢，在有氧條件下，NH4+-N在硝化細(xì)菌的作用下轉(zhuǎn)化為NO2--N與NO3--N等形態(tài)的氮（Schierano et al，2020），說明在此期間，氮的去除以硝化作用為主（圖11）。通過分析整個(gè)試驗(yàn)階段試驗(yàn)組與對照組的NH4+-N去除率，可以看到PCW-MFC對NH4+-N的去除率高于CW-MFC，這與前人的研究結(jié)果一致（Yan et al，2021；陳健，2022），PCW-MFC對于NH4+-N去除率更高，這可能歸因于黃鐵礦陽極鐵氧化還原循環(huán)（Yang et al，2018），在陽極環(huán)境中，當(dāng)Fe3+是可接近的電子受體時(shí)，NH4+-N可通過氨氧化與鐵還原氧化為NO3--N、NO2--N、N2等，且在第12天時(shí)，PCW-MFC的NO3--N的平均出水濃度最大也證明了可能存在氨氧化反應(yīng)。MCW-MFC的NH4+-N去除率低于CW-MFC，這與之前的研究結(jié)果不同（Wang et al，2022），可能是人工合成廢水與實(shí)際生活污水組成成分的差異導(dǎo)致的，人工合成廢水中總氮的主要成分是NH4+-N（Wang et al，2022），而實(shí)際生活污水中有機(jī)氮占總氮的比例達(dá)到了80.13%。整體來看，3組試驗(yàn)裝置的NH4+-N去除率都不是很高，分析原因可能有：（1）NH4+-N的硝化反應(yīng)過程需要好氧環(huán)境，而本試驗(yàn)采用的是自下而上的進(jìn)水方式，裝置內(nèi)的厭氧范圍較大，導(dǎo)致硝化能力有限，因此去除率較低；（2）低進(jìn)水C/N導(dǎo)致碳源缺乏，致使陽極層中微生物的代謝底物短缺，從而導(dǎo)致CWs-MFC的發(fā)電性能下降，影響氮的去除（張曉威等，2022）。

NO3--N在CW-MFC系統(tǒng)中主要的去除途徑是反硝化作用，在反硝化細(xì)菌的作用下最終轉(zhuǎn)化為N2，從而達(dá)到脫氮的效果（圖11）。本研究中的NO3--N一方面來自于污水，另一方面是由NH4+-N通過硝化作用轉(zhuǎn)化產(chǎn)生的。3組裝置在第48小時(shí)NO3--N平均出水濃度最低，去除率達(dá)到最大，隨后去除率下降，平均出水濃度又有所上升，說明在0～48 h，反硝化作用占主導(dǎo)地位。48 h后NO3--N出水濃度又有所增加，可能是因?yàn)镹H4+-N通過硝化作用轉(zhuǎn)化產(chǎn)生的NO3--N沒有得到充分的反硝化作用去除。試驗(yàn)結(jié)束后，MCW-MFC的NO3--N去除率大于CW-MFC，PCW-MFC的去除率最低，錳礦石陽極材料裝置系統(tǒng)對NO3--N的去除高于活性炭和黃鐵礦，這可能是由于Mn的氧化物發(fā)生氧化還原反應(yīng)傳遞電子（圖11）增強(qiáng)了反硝化作用，與之前的研究一致（李峰，2022）。PCW-MFC的NO3--N去除率不如CW-MFC，究其原因可能是隨著時(shí)間的推移，PCW-MFC污水中的有機(jī)物濃度降低，到第12天時(shí)COD平均出水濃度僅為進(jìn)水時(shí)濃度的0.28倍，從而為反硝化過程提供的電子供體不足導(dǎo)致。

NO2--N濃度從第6天后快速上升，主要原因可能是硝化作用的進(jìn)行以及反硝化作用的不徹底造成的。本試驗(yàn)進(jìn)水C/N為0.8～2，處于低C/N范圍。NO2--N和NO3--N的積累可能是因?yàn)殡娮庸w的缺乏影響了反硝化反應(yīng)的完全進(jìn)行（牛婷婷，2022）。過低的進(jìn)水C/N導(dǎo)致了過低的碳源濃度，使得陽極區(qū)微生物的代謝底物不足，造成CWs-MFC產(chǎn)電性能的下降，進(jìn)而影響氮素的去除效果（Niu et al，2023）。

本研究的試驗(yàn)進(jìn)水為生活污水，總氮以有機(jī)氮、NH4+-N和NO3--N的形式存在，其中有機(jī)氮占80.13%，因此總氮的去除與有機(jī)氮的去除緊密相關(guān)?？偟コc有機(jī)氮的去除規(guī)律大體一致。PCW-MFC和MCW-MFC對于總氮和有機(jī)氮的去除率高于CW-MFC，這說明黃鐵礦和錳礦對于氮的去除具有促進(jìn)作用，雖然MCW-MFC對NH4+-N的去除率不如CW-MFC，PCW-MFC對于NO3--N去除率不如CW-MFC，但是總氮的主要形式為有機(jī)氮，所以有機(jī)氮的去除率對于總氮的去除影響更大。MCW-MFC和PCW-MFC對于有機(jī)氮的去除率均高于CW-MFC，其中PCW-MFC的去除率顯著高于CW-MFC（P=0.007lt;0.05），說明錳礦作為微生物燃料電池的陽極材料可以提高總氮和有機(jī)氮的去除，黃鐵礦作為陽極材料可以顯著促進(jìn)生活污水中總氮和有機(jī)氮去除。

廢水中的有機(jī)物濃度是驅(qū)動(dòng)CW-MFC的主要燃料，有機(jī)碳源不僅為反硝化提供電子，也為反硝化細(xì)菌提供生長所需的能量，且COD本身的含量與去除效果也能夠反映出系統(tǒng)的產(chǎn)電性能。PCW-MFC的COD整體去除率要高于MCW-MFC和CW-MFC，說明黃鐵礦可能會(huì)促進(jìn)COD的去除效果，這與之前的研究一致，有人研究發(fā)現(xiàn)以黃鐵礦為陽極材料的系統(tǒng)對于COD的去除效果最好，因?yàn)辄S鐵礦可以影響微生物的代謝活動(dòng)（Ge et al，2020；Yan et al，2021）。MCW-MFC的COD平均去除率也比CW-MFC要高，說明錳礦的存在可能對COD的去除也具有促進(jìn)作用，這一結(jié)果與前人發(fā)現(xiàn)錳礦石作為陽極填料提高了系統(tǒng)的COD去除率和產(chǎn)電性能的結(jié)果一致（Li et al，2019）。

3.2 " CWs-MFC系統(tǒng)的產(chǎn)電性能及影響因素

黃鐵礦和錳礦在之前的研究中都有較好的電壓輸出和較高的功率密度，比如有研究中通過構(gòu)建以黃鐵礦PCW-MFC為反應(yīng)器基質(zhì)的系統(tǒng)，與以活性炭ACW-MFC為基質(zhì)的系統(tǒng)進(jìn)行對比，研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)PCW-MFC最大輸出電壓比ACW-MFC最大輸出電壓高13.54%，PCW-MFC輸出電壓為0.3～0.5 V（陳健，2022）；也有人在研究中發(fā)現(xiàn)陽極為黃鐵礦的裝置比陽極為石英砂的裝置最大功率密度增加了52.7%（Yan et al，2021）。從本研究試驗(yàn)結(jié)果可以看出，使用黃鐵礦作為陽極材料可以促進(jìn)CWs-MFC的電壓產(chǎn)生，這也很好解釋了PCW-MFC在COD去除方面具有更好的性能，也與前人研究結(jié)果一致。但是PCW-MFC在48 h電壓突然下降，可能是由于在采集水樣時(shí)人為撞到了裝置，導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)部的穩(wěn)定性受到了干擾，從而影響電壓的輸出。

Wang等（2022）構(gòu)建了陰陽極分別為石英砂、活性炭、錳礦的裝置進(jìn)行研究，結(jié)果表明在沒有任何額外碳源的情況下，錳礦裝置的平均輸出電壓為（731±46）mV，高于其他2組試驗(yàn)裝置的，表明豐富的Mn基質(zhì)可以提高CWs-MFC的發(fā)電能力。Mn在之前的研究中也表現(xiàn)出較好的產(chǎn)電性能，但本文MCW-MFC的平均產(chǎn)電電壓要低于CW-MFC，可能原因是在進(jìn)行試驗(yàn)搭建時(shí)，將陰極與陽極都與活性污泥進(jìn)行了混合攪拌，導(dǎo)致陰極與陽極內(nèi)部環(huán)境相似，并且陰極與陽極之間間距也不是很大，從而形成的電勢差較低。說明在CWs-MFC系統(tǒng)中，錳礦的產(chǎn)電性能不如黃鐵礦。由此可以看出，在設(shè)計(jì)微生物燃料電池-人工濕地時(shí)，如若需要較大的電壓，陽極填充填料選用黃鐵礦比錳礦更合適。

4 " 結(jié)論

（1）PCW-MFC可以顯著提高生活污水中總氮和有機(jī)氮的去除效率。與CW-MFC相比，PCW-MFC對總氮和有機(jī)氮的去除效率分別提高了29.64%和35.6%。PCW-MFC對NH4+-N的去除效果最好，去除效率為49.76%，而對NO3--N的去除效果相對較弱，可能是因?yàn)辄S鐵礦陽極發(fā)生鐵氧化還原循環(huán)促進(jìn)了硝化反應(yīng)的進(jìn)行。

（2）MCW-MFC也可以促進(jìn)總氮和有機(jī)氮的去除。MCW-MFC對總氮和有機(jī)氮的去除率比CW-MFC提高了18.6%和18.32%，對NO3--N的去除率為61.79%，去除效果最好，且MCW-MFC中擬桿菌門的含量最高，這可能是由于錳礦石發(fā)生氧化還原反應(yīng)傳遞電子，起到良好的電子導(dǎo)體作用，增強(qiáng)了反硝化作用。

（3）PCW-MFC和其他2組裝置相比具有較高的電壓輸出，可見黃鐵礦對于微生物燃料電池人工濕地系統(tǒng)的產(chǎn)電性能有一定的促進(jìn)作用。

參考文獻(xiàn)

陳劍， 2020. 微生物燃料電池的運(yùn)行對人工濕地甲烷排放、產(chǎn)電及微生物的影響[D]. 成都：四川農(nóng)業(yè)大學(xué).

陳健， 2022. 以黃鐵礦為陽極材料的人工濕地-微生物燃料電池性能的研究[D].合肥：安徽建筑大學(xué).

李朝明， 許丹， 黃銘意， 等， 2023. 不同陽極設(shè)置對人工濕地-微生物燃料電池脫氮及產(chǎn)能的影響[J]. 環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào)，13（1）：205-213.

李峰， 2022. 微生物燃料電池型人工濕地同步去除污水中氮和抗生素的效果及機(jī)理研究[D]. 濟(jì)南：濟(jì)南大學(xué).

牛婷婷， 2022. 碳源對微生物燃料電池耦合人工濕地（MFC-CWs）水質(zhì)凈化與氣體排放的影響研究[D]. 長春：東北師范大學(xué).

彭趙旭， 彭永臻， 劉旭亮， 等， 2012. 實(shí)際污水與模擬污水活性污泥系統(tǒng)的特性差異[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，6（3）：749-754.

唐剛， 石玉翠， 蔣文萱， 等， 2023. 人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)對含六價(jià)鉻廢水的凈化和產(chǎn)電效果[J]. 濕地科學(xué)，21（4）：564-574.

王泉， 吳獻(xiàn)花， 吳珊， 等， 2011. 垂直潛流人工濕地中ORP、DO和pH與脫氮過程的關(guān)系[J]. 玉溪師范學(xué)院學(xué)報(bào)，27（12）：24-27.

謝婷玉， 2018. 以生物質(zhì)為碳源的人工濕地型微生物燃料電池脫氮研究[D]. 南京：南京林業(yè)大學(xué).

謝婷玉， 荊肇乾， 徐佳瑩， 2016. 生物陰極型微生物燃料電池脫氮研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用化工，45（7）：1354-1358.

張曉威， 張玲敏， 藺洪永， 等， 2022. 人工濕地耦合微生物燃料電池產(chǎn)電及對污水去除研究[J]. 水處理技術(shù)，48（12）：94-98.

Doherty L， Zhao Y， Zhao X， et al， 2015. A review of a recently emerged technology： constructed wetland-microbial fuel cells[J]. Water Res， 85：38-45.

Ebrahimi S， Sébastien Gabus， Rohrbach-Brandt E， et al， 2010. Performance and microbial community composition dynamics of aerobic granular sludge from sequencing batch bubble column reactors operated at 20°C， 30°C， and 35°C[J]. Applied Microbiology and Biotechnology， 87（4）：1555-1568.

Ge X， Cao X， Song X， et al， 2020. Bioenergy generation and simultaneous nitrate and phosphorus removal in a pyrite-based constructed wetland-microbial fuel cell[J]. Bioresour Technol， 296：122350.

Li H， Xu H， Yang Y L， et al， 2019. Effects of graphite and Mn ore media on electro-active bacteria enrichment and fate of antibiotic and corresponding resistance gene in up flow microbial fuel cell constructed wetland[J]. Water Res， 165：114988.

Niu T， Zhu H， Shutes B， et al， 2023. Wastewater treatment performance and gaseous emissions in MFC-CWs affected by influent C/N ratios[J]. Chem Eng J， 461：141876.

Schierano M C， Panigatti M C， Maine M A， et al， 2020. Horizontal subsurface flow constructed wetland for tertiary treatment of dairy wastewater： removal efficiencies and plant uptake[J]. J Environ Manage， 272：111094.

Tao M， Jing Z， Tao Z， et al， 2021. Improvements of nitrogen removal and electricity generation in microbial fuel cell-constructed wetland with extra corncob for carbon-limited wastewater treatment[J]. Journal of Cleaner Production， 297：126639.

Wang Y， Song X， Cao X， et al， 2022. Integration of manganese ores with activated carbon granules into CW-MFC to trigger anoxic electron transfer and removal of ammonia nitrogen[J]. Journal of Cleaner Production， 334：130202.

Wu H， Zhang J， Ngo H H， et al， 2015. A review on the sustainability of constructed wetlands for wastewater treatment： design and operation[J]. Bioresour Technol， 175：594-601.

Wu S， Gao L， Gu J， et al， 2018. Enhancement of nitrogen removal via addition of cattail litter in surface flow constructed wetland[J]. Journal of Cleaner Production， 204：205-211.

Xie H， Yang Y， Liu J， et al， 2018. Enhanced triclosan and nutrient removal performance in vertical up-flow constructed wetlands with manganese oxides[J].Water Res， 143：457-466.

Xu F， Zhu Y J， Wang Y Q， et al， 2020. Coupling iron pretreatment with a constructed wetland-microbial fuel cell to improve wastewater purification and bioelectricity generation[J]. Journal of Cleaner Production， 276：123301.

Yan J， Hu X， He Q， et al， 2021. Simultaneous enhancement of treatment performance and energy recovery using pyrite as anodic filling material in constructed wetland coupled with microbial fuel cells[J]. Water Res， 201：117333.

Yang Y， Zhang Y， Li Y， et al， 2018. Nitrogen removal during anaerobic digestion of wasted activated sludge under supplementing Fe（III） compounds[J]. Chemical Engineering Journal， 332：711-716.

Yang Y， Zhao Y， Tang C， et al， 2021. Dual role of macrophytes in constructed wetland-microbial fuel cells using pyrrhotite as cathode material： a comparative assessment[J]. Chemosphere， 263：128354.

Zhang K， Wu X， Luo H， et al， 2020. CH4 control and associated microbial process from constructed wetland （CW） by microbial fuel cells （MFC）[J]. J Environ Manage， 260：110071.

Zhong F， Cao Y， Pang C， et al， 2022. Performance of integrated vertical-flow constructed wetland-microbial fuel cells during long-term operation： the contribution of substrate type and vegetation[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering， 10（3）：107503.

（責(zé)任編輯 " 熊美華）

Denitrification of Domestic Wastewater and Generation of Electricity

in Microbial Fuel Cell-Constructed Wetland

GAO Hui‐jun1，2， WANG Zheng1， YU Yi‐lei2， LYU Cui‐cui2， LI Wen‐yan2， GUO Jia‐yi2， SUN Zhen‐yu3

（1. College of Forestry， Hebei Agricultural University， Baoding " 071000， P.R. China;

2. Xiong'an Innovation Research Institute， Chinese Academy of Sciences （preparatory），

Xiong'an " 071899， P.R. China;

3. Huadian Water Technology Co.， Ltd.， Beijing " 100071， P.R. China）

Abstract：In this study， we compared different anode materials on denitrification of domestic sewage and generation of electricity in microbial fuel cell-constructed wetland， aiming to more effectively treat domestic sewage and extract energy. In September and October 2023， three materials were tested as anodes in constructed wetland microbial fuel cells， including activated carbon （CW-MFC）， manganese ore （MCW-MFC） and pyrite （PCW-MFC）， and each treatment was run in triplicate. Actual sewage from the Tuanlin Wastewater Treatment Plant in Beidaihe， Qinhuangdao was obtained for the test， with average total nitrogen of 89.42 mg/L， a C/N range of 0.8-2， a water retention time of 12 d and hydraulic loading of 0.0397 m3/（m2·d）. Water samples at the outlet of each wetland were collected at 0， 6， 12， 24， 36， 48， 72 h and on days 6， 9 and 12 for determination of COD， NH4+-N， NO2--N， NO3--N and TN. Nitrogen removal and power generation of the constructed wetlands was then analyzed. Compared with CW-MFC， removal rates of total nitrogen and organic nitrogen were higher by 29.64% and 35.60% in PCW-MFC and by 12.83% and 18.32% in MCW-MFC. The removal rate of NH4+-N in PCW-MFC was 19.61% higher than in CCW-MFC， attributed to enhanced nitrification by the iron redox cycle of pyrite. Manganese ore promoted the removal of NO3--N with a removal rate 25.02% higher than in CW-MFC， attributed to enhanced electron transfer and denitrification by manganese oxide redox reactions. The average voltage and maximum power density generated in PCW-MFC were higher than those in CW-MFC during the entire experiment， indicating that pyrite is a good conductor in the constructed wetland microbial fuel cell. In conclusion， increasing electron circulation in the anode of a constructed wetland microbial fuel cell improves treatment of sewage water and increases energy production.

Key words：microbial fuel cell-constructed wetland; denitrification; anode material; electricity generation