人工湿地耦合微生物燃料电池强化高盐废水中的脱氮机理研究

2021-09-03刘菲菲陈士强刘光洲

环境科技 2021年4期

路通，刘菲菲，陈士强，刘光洲

（山东大学海洋研究院，山东青岛 266237）

0 引言

高盐废水一般指总含盐质量分数不低于1%的废水[1]，其主要来源包括海水养殖废水、海产品加工废水、工业冷却用水及某些石化产业废水等[2]。伴随着工业化经济的不断发展，大量高盐废水的排放已给我国生态环境造成了严重威胁[3]。废水处理是一个高成本、高能耗的行业，据统计，我国污水厂每年消耗的各类水处理药剂高达10 万t，水量电耗为0.33 kW·h/m3，约占全国电力总消耗的1%[4]。可见，寻求一种低成本、低能耗的污水处理方式对推进我国资源节约型社会的建设具有重要意义。

人工湿地耦合微生物燃料电池（constructed wetland coupled microbial fuel cell,CW-MFC）作为一种集废水处理和能源回收于一体的新型废水处理技术，已越来越多地受到国内外学者的关注[5-6]。TAO M N 等[7]构建了以水葫芦为湿地植物的CW-MFC 体系用于去除市政污水中氮和有机物，发现当C/N=5.37，HRT=48 h 时，CW-MFC 体系对NO3--N 的平均去除率达到84.9%，而CW 体系则仅为70%。相关研究表明，在生物电协助下CW-MFC 体系阴极区有利于自养反硝化菌富集[8]。此外XU L 等[9]通过构建多生物阴极CW-MFC 体系进行脱氮时也发现，相比于单生物阴极的CW-MFC 体系，其反硝化速率由89.64±4.57 mg/（m2·d）提升至163.55±11.88 mg/（m2·d），且脱氮量与产电量呈现线性关系。

目前关于CW-MFC 体系在强化脱氮方面的研究主要集中在淡水领域，研究以模拟高盐废水为处理对象，考察了质量分数分别为1%和3%2 种盐度下CW-MFC 体系对废水中污染物的去除效果，并通过高通量测序分析了各体系的微生物群落组成，揭示了CW-MFC 强化高盐废水中的脱氮机理，为拓宽其在废水处理领域的应用提供理论支持。

1 实验部分

1.1 实验装置

小型湿地反应器结构示意见图1。

图1 实验装置

图1（a）为CW 体系，图1（b）为CW-MFC 体系。2 种类型反应器均由PE 管制成，内径为18 cm，高为70 cm，其中基质层高度为60 cm。装置底部铺设5 cm 厚的卵石作为支撑层（A），下部和上部的基质层（B）由石英砂和陶粒按质量比1 ∶1 混合填充。中间阳极层（C）和表面阴极层（D）为5 cm 厚的石墨毡内置钛网，且阴极区中间部分剪去石墨毡并种植1株高度为50 cm 的木榄幼苗作为湿地植物（E）。CW-MFC 体系的阴、阳极用铜导线连接并外接1 000 Ω 的电阻（F），电阻两端连接万用电表（G）。人工配制的高盐废水由蠕动泵从底部连续泵入装置，从装置上层流出。

1.2 实验设计

本研究共采用4 组湿地反应器装置，其中2 组为CW-MFC 体系，2 组为CW 体系，进水盐度分别为1%，3%。装置搭建完成后，取某污水处理厂厌氧池污泥3 L，按体积比1 ∶10 用海水稀释并泵入装置。连续循环运行1 周后引入人工合成的高盐废水。合成废水配方见表1。不同盐度废水均用海盐配制，各体系理论污染物质量浓度分别为：ρ（COD）=300 mg/L，ρ（NH4+-N）=10 mg/L，ρ（NO3--N）=15 mg/L，ρ（TP）= 5 mg/L。进水采用连续流方式，水力停留时间（HRT）为3 d。待各CW-MFC 体系运行至出现稳定的产电平台后进行水质测定。

表1 合成废水配方 mg·L-1

1.3 分析方法

1.3.1 水质测定

因模拟废水具有较高的盐度，故COD，NH4+-N，NO3－－N，NO2－－N，TP 等水质指标按照GB 17378.4 —2007《海洋监测规范第4 部分：海水分析》中的标准方法进行测定[10]。

1.3.2 输出电压

装置启动后，每日9：00 及21:00 使用万用表对各CW-MFC 体系的外电阻进行电压测定，取平均值作为当日该体系的输出电压。

1.3.3 微生物分析

完成水质测定后，剪取各体系阴、阳极区域的石墨毡填料分别置于1 L 的无菌水中，超声30 min。然后用滤径为0.22 μm 的无菌滤纸抽滤并提取滤纸上的DNA。最后利用Illumina 平台对样品DNA 进行高通量测序，测序区域为标准细菌16S_V3V4 区。

2 结果与讨论

2.1 CW-MFC 的启动与运行

在对CW-MFC 体系进行污泥接种后，微生物需经历附着、筛选、驯化和增殖等过程方能在电极表面形成稳定的生物膜，进而出现稳定的输出电压[11]，结果见图2。由图2 可知，2 组CW-MFC 体系在25 d后电压值趋于稳定，表示装置启动成功。而在稳定运行的60 d 内，3%盐度下的CW-MFC 体系输出电压较高，平均为509.77 mV，高于1%盐度下的343.27 mV。可见盐度的增加提高了体系的输出电压，各CW-MFC 体系的阴极均能稳定地从阳极获得额外的电子供体。

图2 CW-MFC 体系的输出电压

2.2 污染物去除效果

2.2.1 NO3--N 的去除效果

人工湿地对废水中的NO3--N 的去除主要由微生物的反硝化作用将其转化为N2而完成。若反硝化作用不彻底，则会产生较高的NO2--N 积累。本研究比较了2 种盐度下CW-MFC 体系和CW 体系在60 d 内对模拟高盐废水中NO3--N 的去除效果及NO2--N的积累情况，结果见图3。

图3 2 种盐度下各体系中NO3--N 和NO2--N 的出水浓度

由图3 可知，当NO3--N 的平均进水质量浓度为15 mg/L 时，CW-MFC 体系和CW 体系均对其有较好的去除效果。1%盐度下2 组体系中NO3--N 的平均出水质量浓度分别为0.51，0.64 mg/L；3%盐度下平均质量浓度分别为0.43，0.93 mg/L，CW-MFC体系中NO3--N 的平均出水浓度低于CW 体系。此外在60 d 的运行周期内，各体系出水中均出现了较高浓度的NO2--N 积累。1%盐度下CW-MFC 体系和CW 体系中NO2--N 的平均出水质量浓度分别为1.62，2.16 mg/L；3%盐度下出水质量浓度则分别为1.22，2.64 mg/L，CW-MFC 体系出水中的NO2--N 浓度明显低于CW 体系。可见，相比于CW 体系，CWMFC 体系具有更好的反硝化性能。分析原因为传统反硝化过程中反硝化菌需要大量的碳源作为电子供体，而相关研究表明在MFC 结构中利用阴极电子作为直接电子供体可大幅降低反硝化过程对碳源的依赖[12]。

2.2.2 污染物去除效果

各类型湿地体系中NH4+-N，TIN，COD，TP 等污染物在60 d 内的平均出水质量浓度见表2。由表2可知，2 种盐度下CW-MFC 体系中COD 的平均出水浓度均低于CW 体系，而TP 的平均出水浓度则略高于CW 体系。在NH4+-N 的去除方面，1%盐度下2 种体系中的平均出水浓度相差不大，而3%盐度下CW-MFC 体系中的平均出水浓度则高于CW 体系。综合总无机氮（TIN，TIN=（NH4+-N）+（NO3--N）+（NO2--N））的出水情况以比较2 种体系的脱氮性能，2 种盐度下CW-MFC 体系中TIN 的平均出水质量浓度分别为8.28，9.23 mg/L，分别低于相应CW 体系的8.90，10.55 mg/L。可见本研究中耦合MFC 结构整体上提高了湿地体系的脱氮性能，同时也强化了其对COD 的去除效果。

表2 不同体系中污染物平均出水质量浓度 mg·L-1

2.3 微生物机制

微生物作为CW-MFC 体系的重要组成部分，在废水中污染物的去除方面发挥了主要作用。研究利用高通量测序对CW-MFC 体系和CW 体系阴、阳极区域的微生物群落进行分析，进一步揭示CW-MFC体系强化高盐废水中去除氮的微生物机理。

2.3.1 典型功能菌的丰度比较

阳极是CW-MFC 体系中微生物产电的主要场所，一方面该区域产电菌可在电势差的作用下更高效地降解废水中的有机物，另一方面阳极产生的电子通过外电路到达阴极，在一定程度上能够缓解阴极反硝化过程中电子供体不足的问题。本研究从属水平上比较了各体系阴、阳极区域相关功能菌的相对丰度，结果见表3 和表4。

表3 阴极区反硝化菌的相对丰度 %

表4 阳极区产电菌的相对丰度 %

由表3 可知，在强化阴极反硝化作用方面，1%盐度的CW-MFC 体系中反硝化菌共12 类，相对丰度之和为43.07%，而同盐度的CW 体系中反硝化菌共有9 类，相对丰度之和为31.50%；同样地，3%盐度下CW-MFC 体系中的反硝化菌共有7 类，相对丰度之和为26.11%，高于相应盐度下CW 体系中的3 类，后者的相对丰度之和为20.18%。此外，本研究还在CW-MFC 体系的阴极区发现了相对丰度较高的Prolixibacter 菌属，1%和3%盐度下的相对丰度分别为17.61%和36.38%。尽管目前尚无文献直接表明该菌属为反硝化菌，但该菌属中的Prolixibacter denitrificans 菌种已被认为是一种硝酸盐还原菌，可利用硝酸盐作为电子受体将硝态氮转化为亚硝态氮[13]。该菌种在2 种盐度的CW-MFC 体系阴极区的相对丰度分别为0.04%和0.39%，而相应的CW 体系中并未发现该菌种。综上可知，来源于阳极区的电子经外电路到达阴极后提高了该区域反硝化菌的种类和相对丰度，从而更好地强化了CW-MFC 体系的反硝化性能。

由表4 可知，2 种盐度下CW-MFC 体系阳极区产电菌的种类和相对丰度均高于相应的CW 体系，且Vibrio 菌属所占的比重大于其他各菌属，故推断该菌属对体系的产电性能贡献较大。此外3%盐度的CW-MFC 体系中产电菌的相对丰度之和为54.82%，高于1%盐度的27.20%，这与3%盐度的CW-MFC 体系具有更高的输出电压一致。较高的输出电压意味着更多的电子供体传入阴极，故而3%盐度的CW-MFC 体系的反硝化性能更强，其出水中的NO3--N 和NO2--N 浓度均低于1%盐度的CWMFC 体系的出水浓度。

2.3.2 聚类分析及标志性菌属

（1）聚类分析

样本根据彼此之间的相似度进行聚类，2 样本间竖向距离越短，表明2 样本越相似。各体系阴、阳极微生物样本在属水平上的层次聚类树见图4。

图4 各体系阴、阳极区域微生物群落在属水平上的聚类分析

由图4 可知，各CW-MFC 体系相同区域之间的竖向距离最短，表明其相互之间的相似度最高；而CW-MFC 体系与CW 体系之间的竖向距离较长，表明其相互之间的差异性较大。可见耦合MFC 结构明显改变了各湿地系统阴、阳极区域的微生物群落组成。

（2）标志性菌属分析

以上分析表明，耦合MFC 结构显著改变了湿地体系的微生物群落组成，其中在阴极区和阳极区分别富集到了较高丰度的反硝化菌和产电菌。本部分则利用MetagenomeSeq 方法绘制曼哈顿图来对CW-MFC 体系和CW 体系各区域的微生物群落进行分析，并找出导致CW-MFC 体系阴、阳极微生物群落与CW 体系产生差异的标志性菌属，结果见图5。图中每个圆点代表一个OTU，OTU 在其对应分组中出现的频率（p）越大，则其纵坐标值越高。虚线以上的点为在该分组中出现频率大于0.3 的OTU，横坐标标识了出现频率较高的OTU 所对应的菌门。而对于出现频率排在前10 的属添加黑色或灰色背景，此即为CW-MFC 体系中的标志性菌属。

图5 阴、阳极微生物群落在属水平上的MetagenomeSeq 分析

由图5（a）可知，相比于CW 体系，CW-MFC 体系阴极区中具有显著性差异的OTU 主要分布在Proteobacteria，Bacteroidetes，Spirochaetes，Cyanobacteria，Fusobacteria 等菌门中。而从属水平上看，分布于CW-MFC 体系阴极区且与CW 体系具有显著性差异的10 种标志性菌属中，Lentimicrobiaceae，Desulfovibrio，Aeromonas，Alcanivorax 4 种菌属是前述表3 中列举的反硝化菌，且Prolixibacter 菌属中的Prolixibacter_denitrificans 菌种已被报道为一种典型的硝酸盐还原菌。此外，RISSANEN A J 等[14]在研究中发现用于监测盐水中生物反硝化性能的Methylophaga 菌属亦能够将废水中的硝态氮转化为亚硝态氮。可见，CW-MFC 体系阴极区反硝化菌的富集是导致其与CW 体系相应区域在微生物群落组成上产生差异的主要原因。

由图5（b）可知，相比于CW 体系，CW-MFC 体系阳极区具有显著性差异的OTU 主要分布在Proteobacteria，Firmicutes，Bacteroidetes，Patescibact －eria，Tenericutes 等菌门中，其中Proteobacteria 是已报道的产电菌存在数量最多的菌门[15]。而从属水平上看，分布于CW-MFC 体系且与CW 体系具有显著性差异的10 种菌属中，Arcobacter，Vibrio，Aeromonas，Geoalkalibacter，Sulfurovum，Desulfovibrio 等 6种菌属被报道具有胞外产电能力。因此可认为导致CW-MFC 体系与CW 体系在阳极微生物群落上产生差异主要是由产电菌的富集引起的。

2.4 CW-MFC 体系的电极反应机理

CW-MFC 体系电极反应机理见图6，由图6 可知，由于人工湿地内部和表面的溶解氧含量不同，表面好氧区和内部厌氧区存在着氧化还原电位（ORP）差。将MFC 结构嵌入CW 体系后，低ORP 的厌氧区形成了CW-MFC 的阳极而高ORP 的好氧区则形成了阴极。体系阳极区的产电菌通过分解废水中的有机物（如葡萄糖等）产生电子（e-）和质子（H+），并在较大电位差的驱动下将电子由外电路传递到阴极，从而源源不断地产生电流。同时在这种长期的电位差驯化下，体系阳极区的产电菌会逐渐得到富集并成为优势菌种。典型阳极反应如下[16]：

图6 CW-MFC 体系强化脱氮及同步产电机理

阴极区的电子受体主要为O2，O2可接受来源于阳极的e-和H+生成H2O。此外，废水中的NO3--N 亦可作为电子受体在反硝化菌的作用下转化为N2脱除。本研究中各CW-MFC 体系在长期运行后，阴极区反硝化菌的种类和相对丰度均高于相应的CW 体系，从而较好地强化了其对NO3--N 的去除效果。相关阴极反应如下[16-17]：