nZVI負載MCS陰極用于固定化MFC-EF系統的效能研究

中圖分類號：X703 文獻標志碼：A

Abstract： A novel catalyst was prepared through calcination，liquid-phase reduction，and vacuum freeze-drying techniques，consisting of nanoscale zero-valent iron （nZVI） supported on melamine-based carbon foam （MCS） for application in cathodic Fenton reactions. The catalyst also served as an anode microbial immobilization material to enhance electron transfer efficiency and degradation efficiency，thereby constructing an integrated microbial fuel cell and electro-Fenton technology wastewater treatment system （IMFC-EF）. The electrochemical performance and pollutant degradation effects of the IMFC-EF coupling system were investigated using simulated domestic sewage and industrial wastewater.Results indicated that nZVI was successfully loaded onto MCS，and the resulting cathode catalyst exhibited excellent characteristics such as a large specific surface area，high porosity，and easy recyclability， which improved the degradation efficiency of Rhodamine B（RhB） at the cathode （90.29%） ： Immobilized microorganisms effectively enhanced the microbial activity and power generation effciency at the anode，increasing the maximum power density of the coupled system （4.86 W/m³ ） and improving the removal effect of anodic COD （ 84% ）. This work achieved the simultaneous treatment of simulated domestic sewage and RhB，providing a new approach for the treatment of actual wastewater.

Key words：microbial fuel cell;immobilization； nanosized zero-valent iron；melamine derived carbon foam;electro-fenton;Rhodamine B

0 引言

微生物燃料電池（MFC）是一種創新的生物電化學系統，它能夠通過微生物的代謝作用將水中的有機物化學能量轉化為電能，同時實現污水處理[1，2].鑒于其在經濟效益和能源再利用方面的潛力，該項技術已經受到了學術界和工業界的普遍關注.盡管如此，傳統的Fenton工藝由于在反應過程中需要大量使用過氧化氫（ ?H₂O₂ ）來保持其高反應活性，這在一定程度上增加了其經濟成本.為了克服這一限制，近年來發展了一種名為生物電芬頓（Bio-Electro-Fenton，簡稱 BEF）的創新技術[3].BEF技術有效地結合了多種生物電化學系統，包括微生物燃料電池（MFC）、微生物電解池（MECs）和微生物反向電滲析（MRECs），以提高污染物的處理效率[4].在2009 年，Zhu等[5]研究者進行了一項開創性研究，證明了由MFC和電芬頓（EF）結合的高效性，該系統不僅在陽極室有效去除了有機物，還在陰極室通過電化學催化促進了Fenton反應，從而降解了難以分解的污染物.這項研究為BEF技術在廢水處理領域的應用提供了重要的理論基礎和技術支持，推動了該技術的發展和應用.

結合了高級氧化過程（AOPs）與生物處理技術的MFC-EF技術，顯示出了其在污水處理方面的廣泛應用潛力.在處理含有大量化學物質的制藥和紡織廢水方面，傳統的污水處理方法往往效率有限，而MFC-EF技術能夠有效提升這些工業廢水的處理效果. Xu 等通過使用 Fe@Fe₂O₃ /碳氈作為陰極材料，開發了一種空氣陰極型的MFC-EF系統，該系統在 ^10h 的持續運行中，對雌性激素的去除率能夠達到 81% ，且其功率密度可達到4.35W/m³ .另外， Yan 等[8]利用MFC驅動的電化學反應器處理印染廢水中的偶氮染料，僅在 ^2h 內就實現了 96.4% 的污染物處理效率.這些研究成果預示著MFC與EF結合的技術在污水處理領域具有良好的應用前景.

在廢水處理領域，傳統Fenton工藝常因需額外投加化學藥品并導致鐵鹽污泥的產生而受限.為突破這些局限，科研工作者轉向開發非均相Fen-ton催化技術[9].該技術通過將鐵元素錨定在固體載體上，實現了無需產生鐵泥的條件下與過氧化氫反應生成強氧化性的羥基自由基（·OH）[10].為了進一步提升 Fe³⁺ 的還原速率，研究者們探索了多種電子供體材料的應用，包括羧酸鹽[11-13]、納米級零價鐵、金屬硫化物[14]以及碳質材料[15-19].這些材料的添加旨在增強催化劑的效能，更高效地降解有機污染物，并減少化學污泥的生成，從而為工業廢水的處理提供了一種更為高效且環保的解決方案.

納米級零價鐵（nZVI），作為一種成本效益高的環保材料，對眾多難以處理的污染物具有顯著的降解效果.nZVI通過直接向這些污染物提供電子，促使其分解成無害物質[20].然而， Ω_nZVI 在實際應用中也面臨挑戰，比如在水中容易團聚，降低了活性位點的可接觸面積，同時在中性 pH 值下活性迅速下降，限制了其在更寬 pH 范圍的應用.為了解決這些問題，研究人員嘗試將 Ω_nZVI 固定在多種載體上以提升其性能.Yoo等21開發的 Fe₃O₄/Fe/ Fe₃C@PCNF （多孔碳納米纖維）能夠迅速催化產生羥基自由基 （?OH） ，有效去除水中的亞甲基藍.Shi等22]制備的 Fe@Fe₂O₃ 核殼結構催化劑，顯著提高了Fenton反應的氧化效率.同時，也有研究者利用 Ω_nZVI 的還原特性來加速 Fe³⁺/Fe²⁺ 的氧化還原循環，從而提高Fenton反應的速率[23].這些研究為提升nZVI在污水處理中的應用潛力提供了新的思路.

在本研究中，利用三維結構穩定的MCS作為載體材料，負載納米級零價鐵（nZVI）以提升催化性能，并有效克服了nZVI容易團聚的問題.同時，MCS也作為陽極微生物的固定化介質，通過固定化微生物加速了電子的間接傳遞，進而提升了產電效率和污染物的降解效能.構建的集成微生物燃料電池和電芬頓技術（IMFC-EF）系統，在模擬生活污水和工業廢水處理中展現了出色的電能生成和污染物降解能力，為綜合處理生活污水和工業廢水提供了一種創新策略.

1實驗部分

1.1反應器的構建及掛膜運行

1. 1. 1 IMFC-EF裝置的構型

如圖1所示，本研究搭建了一個H型微生物燃料電池系統，包含兩個有機玻璃制的非導電圓柱形容器，分別作為陽極室和陰極室，有效容積為350mL 和 330mL .每個容器頂部都配有蓋板，并通過法蘭盤緊固以減少氧氣滲透，保持陽極室的厭氧環境.容器間的連接使用膠水粘合，并加裝橡膠密封圈以防漏液.進水通過蠕動泵從底部進入，出水則由頂部出口排出.系統在啟用前經過了防漏測試，確認密封性良好后方投入使用，

在本研究中，實驗所用的反應器的兩個電極，均使用了由湖北浩特新材料公司提供的定制商用型碳刷，這些碳刷由鈦絲和碳纖維復合而成，其直徑設定為 10mm ，而刷毛長度設定為 90mm ，整個電極的長度為 160mm .這些電極被平行安裝在陰陽極蓋板的兩側.電極之間的距離設定為 16cm. 為了維持陰極室內的 pH 值穩定，陰陽極之間使用了市售的Nafion質子交換膜（由浙江綠合環保提供）進行隔離.在進行實驗前，對質子交換膜進行預處理，質子交換膜在 5% 的 H₂O₂ 溶液 80° 下處理2h ，然后用去離子水多次沖洗并浸泡 ¹h ，再在5% 的 H₂SO₄ 溶液 80° 下處理 ²h ，用去離子水多次沖洗并浸泡 ^1h 電極經由銅質導線與無紙記錄儀相連接，以便實時監控陽極與陰極之間的電位差.同時，為了調控電路的電阻值，陽極和陰極之間串接了一個阻值范圍為0至 的可變電阻器.整個實驗裝置被水平安放于實驗臺上，水力停留時間設置為 8h ，且操作溫度保持在 18^°C ：

1. 1.2 掛膜運行

污泥樣本采集自市安寧區的污水處理廠.采集后，首先對污泥進行厭氧適應性培養，將污泥置于密封的容器內，并維持進水的化學需氧量（COD）濃度為 200mg/L ，每 24h 更換一次水體.經過一周的培養，當污泥的外觀轉變為深黑色，且其絮凝結構變得較為疏松時，將進水來源切換至模擬生活污水，成分見表1.此外，為了增強系統性能，將引入一種基于三聚氰胺改性的碳質泡沫材料，作為生物反應器中的填充介質.繼續運行20天，完成厭氧馴化過程.

隨著厭氧馴化階段的完成，從馴化罐中移除被厭氧活性污泥覆蓋的三聚氰胺碳泡沫，并將其轉移到陽極室，占據了該室總體積的 80% .隨后，利用蠕動泵向陽極室注入配制好的模擬生活污水，設定的水力停留時間（HRT）為 8h 在每次注入和排出模擬生活污水之前，對污水的COD進行測定.當污水的COD去除率顯示出連續且穩定的下降趨勢時，標志著生物膜的形成成功.在生物膜成功形成之后，連接電路.通過蠕動泵將羅丹明B（RhB）溶液輸送至陰極室，與此同時，陽極室也持續進行進水過程.該系統在運行中，直至監測到輸出電壓趨于穩定值.在這一運行階段，為了確保陰極室中有足夠的氧氣供應，曝氣泵用來不斷地向該室輸送空氣.

1.2三聚氰胺碳泡沫 $＼textcircled { ＼omega } ＼mathrm { n } Z ＼mathrm { V I }$ 載體填料的制備及表征

1. 2.1 三聚氰胺碳泡沫 $＼textcircled { ＼omega } ＼mathrm { n } Z ＼mathrm { V I }$ 的制備

首先將三聚氰胺泡沫（Melamine）裁剪至 3cm 長 .2cm 寬和 2cm 厚的尺寸，然后在 N₂ 氣氛下，500° 煅燒 2h ，制備得到三聚氰胺衍生的碳泡沫（MCS）.

向 100mL 濃度為 13500mg/L 的 FeCl₃ ·6H₂O 溶液中加入 0. 840 5g 的乙二胺四乙酸（EDTA），通過攪拌將溶液混合均勻，然后在 60^°C 下反應 2h^[24] .將MCS浸泡在濃度為 200mg/L 的鹽酸多巴胺溶液中，在室溫下振蕩 ^12h ，以確保泡沫充分浸潤. 12h 后，將這些泡沫轉移至預先配制好的 FeCl₃?6H₂O 混合溶液中，并繼續在室溫下振蕩 12h

向浸泡MCS的 FeCl₃?6H₂O 混合溶液中通入N₂ ，在 N₂ 氣氛下，緩慢滴加 3783mg/L 的硼氫化鈉（ NaBH₄ ）溶液，直至觀察到溶液顏色轉變為黑色，使FeCl₃?6H₂O 混合溶液中的 Fe³⁺ 還原為nZVI負載在MCS上，之后使用無氧水的水對泡沫進行徹底的清洗，以去除殘留的化學物質.清洗完畢后，將泡沫置于真空冷凍干燥設備中進行干燥處理.經過上述步驟處理后得到的材料記為 MCS@nZVI-1

這種原位負載方法的負載量主要取決于反應時間與前驅體的濃度[25]，為探究前軀體對實驗結果的影響，重復上述實驗步驟制備了 MCS@nZVI- 2和 MCS@nZVI-3.MCS@nZVI-2 和M VI-3在制備過程中， FeCl₃?6H₂O 溶液的濃度分別為 27 000mg/L 和 54000mg/L ，EDTA的加入量分別為 1.681g 和 3.362g

1.2.2 MCS@nZVI 的表征

采用傅里葉變換紅外光譜儀（FT-IR，NEX-US670，美國）對樣品表面的化學官能團進行了詳細的光譜分析，掃描范圍設置在 500cm^-1 至 4000cm^-1 ：樣品的表面形貌通過掃描電子顯微鏡（SEM，ApreoS，美國）進行觀察.材料的化學組成和內部分子結構通過X射線衍射儀（XRD，RigakuD/MAX-2400，日本）進行分析，掃描角度范圍為 5^°～80 °，掃描速度為 5^°/min. 此外，借助X射線光電子能譜儀（XPS，KratosAXISUltraDLD，英國）對材料的元素構成和價態進行了精確的分析和表征.

1.3電化學性能評價

1.3.1 工作電壓和電流

利用雙通道無紙記錄儀（THMA）對電壓和電流進行了監測，設定數據采集的頻率為每分鐘采樣一次，同時將采集到的測量數據保存至計算機系統以供進一步分析.

1.3.2庫倫效率及輸出功率

庫倫效率（CE）和輸出功率分別如公式（1）和公式（2）所示[26]：

式（1）中： CE —庫倫效率；I—電流（A）； t 一運行時間（s）； ΔCOD 一陽極室去除的 COD 的量（g）; F 一法拉第常數； V 一陽極室有效工作體積（m³）

式（2）中： P_An 一體積功率密度 （W/m³ ）； U 一輸 出電壓（V）； R 一外接電阻 （Ω）;V_An 一陽極室有效 體積 （m³）

1.4 測試分析方法

1.4.1 RhB濃度的測定

采用分光光度法來測量RhB溶液的濃度.實驗結果表明，溶液濃度（C）與吸光度（Abs）之間存在線性關系，可以用線性方程表達為： Abs=0.05393C ，該方程的相關系數 r 達到了0.999372.通過測量樣品的吸光度并應用此方程，可以確定RhB的濃度，RhB的降解率可以通過公式（3）計算得出：

式（3）中： C₀ —RhB初始濃度； C —降解后RhB 濃度.

1.4.2 載鐵量測定

利用鄰菲羅啉分光光度法對鐵的負載量進行定量分析.實驗確定了吸光度（Abs）與濃度（Conc）之間的線性關系，其表達式為： Conc=（7.816 5）× Abs（-0.10229） ，線性相關系數（r）為0.999709.在實驗的后續步驟中，通過測量樣品的吸光度，并應用上述線性方程，可以準確計算出鐵離子的濃度及其在樣品中的負載量.

1.4.3 COD 測定

COD的測定是評估水樣中有機物質含量的一種重要方法.本實驗根據HJ828-2017[27]標準測定水樣中的COD.

2 結果與討論

2.1催化劑材料表征

2.1.1 表面形貌分析

通過掃描電子顯微鏡（SEM）分析了材料的表面形貌，其中材料表面經過了30s的噴金處理以增強信號.圖2（a）、（b）表明三聚氰胺泡沫的微觀結構為網狀結構，使其具有較大的比表面積；如圖2（c）、（d）所示，MCS結構松散且部分碳絲發生斷裂，具有更大的比表面積，這是由高溫碳化所致，但其表面光滑，未發現其他物質附著；如圖2（e）、（f）所示， MCS@nZVI 的表面出現很多小顆粒，這表明包裹在聚多巴胺中的 Ω_nZVI 成功負載到了MCS表面，說明 MCS@nZVI 材料的成功制備.

2.1.2 表面官能團分析

通過分析未處理三聚氰胺泡沫的傅里葉變換紅外光譜（FT-IR）圖譜.在圖3中，可以觀察到在811cm^-1，1630cm^-1，2929cm^-1 和 3409cm^-1 處有顯著吸收峰，這些吸收峰是由三聚氰胺官能團 三嗪環中 C-N 鍵、 C-H 鍵和 N-H 鍵的振動所致[28].對于 MCS@nZVI-1 、 MCS@nZVI-2 和MCS$＼textcircled { ＼omega } ＼mathrm { n } Z ＼mathrm { V } ＼mathrm { I } { - } 3$ 的FT-IR譜圖，在 1407cm^-1 處出現的峰對應于一COO一的伸縮振動， 1 19cm^-1 處的峰對應于 C=O 的伸縮振動[29，30]. MCS@nZVI-1 、MCS@nZVI-2 和 MCS@nZVI-3 與未處理三聚氰胺海綿對比發現，在 814cm^-1 處的峰變弱，這可能與 s- 三嗪環的振動有關.在 2150cm^-1 處出現的新峰，可能與 814cm^-1 處峰的變弱有關[31，32].

2.1.3材料化學組成及內部分子結構形態分析

利用X射線衍射（XRD）技術對樣品的化學組成展開進一步探究.圖4顯示，三聚氰胺泡沫及其衍生的碳泡沫在XRD圖譜上未展現明顯的變化，且缺乏特征峰，這與它們作為非晶態材料的特性相符，在20角約為 20^° 的位置觀察到一個寬泛的衍射峰，且基線噪聲較高. Ω_nZVI 在 45.6^° 出現的特征峰為 Fe^′ 的峰，而對于 MCS@nZVI-1 、MCS nZVI- 樣品，XRD圖譜在20角為 45.6^° 處出現了明顯的特征峰，這一現象指示了材料結構的變化和納米零價鐵顆粒的成功負載.此外，在31.5^° 處出現的特征峰值可能是 MCS@nZVI-1 、MCS @ nZVI-2、MCS nZVI-3中含有 Fe（OH）₂ 所致.

2.1.4 元素及其價態分析

利用X射線光電子能譜（XPS）技術分析了MCS@nZVI-3 樣品中的化學態和表面元素組成，結果如圖5所示.圖5（a）為 MCS@nZVI-3 全譜圖，特征峰位于 284.8eV，532eV 和 712eV 的結合能分別歸屬于 C1s，01s 和Fe2p軌道，這些峰值是MCS @ nZVI-3樣品的標志性特征；圖5（b）為C1s區域的高分辨率XPS譜具有3個特征峰，位于 284.8eV.286.18eV 和 288.56eV 處，分別對應于 c-c.c-o.o-c-o 的峰；圖5（c）為N1s譜圖，從圖中可以看出由2個特征峰，結合能為 400.3eV 和 402.4eV ，各自對應于 N-H 和C-N，C=N ；圖5（d）為O1s的XPS譜圖，圖中出現2個的特征峰，其結合能為 532.1eV 和535.5eV ，分別屬于晶格氧和表面吸附水；圖5（e）為 Fe2p 的譜圖， 711.3eV/724.5eV 的峰屬于 Fe²⁺（2p^3/2/2p^1/2） ，其主要是 Fe（OH）₂ 的特征峰[33] .714.9eV/728.1eV 的峰屬于 Fe³⁺（2p^3/2/ 2p^1/2 ），其主要來源于 MCS@nZVI-3 中 Fe₂O₃ 的特征峰.在 720.2eV 處的特征峰為衛星峰，由于材料表面被氧化， Fe2p 的XPS譜圖中未出現 Fe^?0 的特征峰.

2.2.1 陰極液pH的優化

在實驗中，陰極室加人濃度為 20mg/L 的RhB陰極液，并設置外接電阻為 在這一條件下，研究了不同 pH 值對系統電壓變化和羅丹明B去除效率的影響，觀察了一段時間后的結果.

在實驗設置中， pH 值梯度被設定為3、5、7、9、11，并在每個 pH 值下運行了 ^2h .如圖6所示，系統電壓與陰極室內的 pH 值密切相關.隨著 pH 值從3增加至7，系統的平均電壓從 858.14mV 逐漸降低至 287.33mV ，降幅達到 66.52% .然而，當pH 值繼續上升時，系統電壓又開始回升，至 pH 為11時，平均電壓升至 714.94mV. 不同 pH 條件下陰極液中的離子濃度存在差異，這對其電導率產生影響，進而作用于電能的生成.

根據芬頓過程的特性，其最優 pH 環境一般為3，因為pH值過高會導致 Fe³⁺ 迅速轉化為 Fe（OH）₃ 沉淀，從而削弱芬頓過程的反應動力學.在IMFC-EF中，過氧化氫的產生需要質子的參與， pH 值過高會減少溶液中自由質子的濃度，影響過氧化氫的生成速率，這可能會阻斷陰極處的化學反應.因此，為了保持系統電壓的均衡和優化污染物的去除效率，陰極環境中最適宜的pH值應當維持在接近3的水平.

2.2.2 外接電阻的優化

外接電阻是電芬頓系統中的一個關鍵參數，它對系統的運行效率和污染物的去除效果有顯著影響[34].為了探究不同外接電阻對于裝置運行的影響，系統啟動且穩定后，向陰極室注入含有 20mg/L RhB的陰極液，并將其 pH 值設定為3.在此條件下，對不同外接電阻對系統電壓變化以及RhB去除效率的影響進行了評估，觀察了系統運行一段時間后的結果.

在實驗過程中，將外接電阻設置為三個梯度，分別為 ^{1000Ω，100Ω} 和 ，并各自進行^2h 的運行.圖7所示的實驗數據顯示，當外接電阻設定為 時，系統電壓達到得峰值；當電阻為 100Ω 時，電壓次之；而當電阻為 10Ω 時，電壓最低.外接電阻為 時的系統的工作電壓為 858.14mV ，外接電阻為 100Ω 和10Ω ，系統的工作電壓分別為 400.36mV 和91.82mV

如圖8所示，電流與裝置中所接入的電阻之間存在著明顯的反比關系.外接電阻為 時，系統的平均電流為 0.899mA ；外接電阻為 時，系統的平均電流為 1. 609mA ；外接電阻為100Ω 時，系統的平均電流為 2.789mA ，此時的工作電流最大.根據體積輸出功率計算出，外接電阻為 100Ω 時，輸出功率最大為 4.86W/m³ ，在 10Ω 和 1000Ω 時，輸出功率依次為 2. 55W/m³ ！2.23W/m³ .為使系統的運行效率達到最高，應選取系統輸出功率最大的外接電阻為 100Ω

2.3 IMFC-EF裝置效率評價

2.3.1 陽極COD降解效率

在評估污水處理系統的性能時，COD的去除效率是衡量污水處理效能的核心指標之一.該實驗在有無添加催化劑的兩種情境下進行了操作，目的是對比它們的處理效能.在實驗設置中，A組和B組均采用了 100Ω 的外接電阻、RhB的初始濃度為20mg/L 以及 FeSO₄ 的初始濃度為 20mg/L ，并且兩組實驗都持續了 8h. ，在實驗的每個小時，從陽極室采集水樣來測量COD，同時從陰極室采集水樣來測定RhB的濃度.區別在于，B組在陰極室中額外添加了 0.33gMCS@nZVI-3 催化劑.

如圖9所示，系統在 8h 的周期內實現了 84% 的COD去除率，使得COD的濃度從 524.1mg/L 降至 102.7mg/L ，顯示出較高的處理效率.在陰極室加入催化劑后，陽極室的COD并未發生明顯變化，這是因為陽極室和陰極室之間有質子交換膜起隔離作用，使陽極室的微環境未發生改變.較高的工作電壓并沒有對污泥的活性產生負面影響.過大的電壓產生的電場可能會抑制微生物的生長和生存[25]，因此在系統設計中，電壓并非越高越好.為了獲得最佳效果，需要對電壓參數進行適當的選擇和調整.

圖10所示的實驗數據表明，在未添加催化劑的情況下，A組在 12h 內對RhB的降解效率為45.39% ，按照連續運行的條件，系統每天能夠處理660mL 的染料廢水.RhB的有效降解證實了系統內成功生成了 H₂O₂ ，并且 Fe²⁺ 參與了Fenton反應.然而，在 ^12h 的實驗期間，污染物的降解效率未超過 50% ，這一結果可能歸因于氧還原反應（ORR）的速率較慢，限制了 H₂O₂ 的產生，從而反映出電能轉換效率不足是限制MFC-EF技術廣泛應用的關鍵因素.相比而言，B組在添加了催化劑的情況下， 12h 內RhB的降解效率顯著提升至90.29% .在催化劑加入的第 ^1h 內，RhB的濃度迅速下降，是因為 MCS@nZVI 中的 Ω_nZVI 被氧化.加入 MCS@nZVI 后，系統對RhB的降解效率明顯提高，是因為 MCS@nZVI 具有優異的導電性能和比表面積，可以提高電子傳輸效率和加快MCS表面 H₂O₂ 的生成，進一步增強了芬頓反應的反應速率.

2.3.2 庫倫效率

利用庫倫效率的計算公式，對IMFC-EF系統在穩定運行狀態下的庫倫效率進行了評估，得出的值為 3.039% ，這一結果與先前研究者們公布的數據大致相符[35].庫侖效率不佳的現象可能由多種因素造成.總體而言，厭氧污泥中的微生物群落具有多樣性，其中只有少數微生物參與電流的產生，而大部分有機物被其他非產電微生物利用，用于它們自身的生長和繁殖，而非用于發電.此外，產電微生物將電子釋放到細胞外環境，并經過電解質、電極和電線傳輸至陰極的過程中，會伴隨著電能的損失.這些因素共同作用，導致污水中化學能向電能轉化的效率難以提高.

2.4微生物固定化及外加電壓對裝置的影響

2.4.1 微生物固定化的影響

為了增強MFC的電力產生效率，本研究采用了微生物固定化技術，探究其對電能輸出的潛在影響.系統穩定后，開展了兩項對比實驗：A組的陽極室配備了攜帶固定化微生物的MCS載體；B組的陽極室則加入了未經固定化的厭氧活性污泥.兩組實驗的陰極室均含有 20mg/L 的RhB，外接電阻設為 ，陰極液的 pH 值控制在3，每項實驗持續 2h ，以監測電壓的變化，旨在評估固定化微生物對MFC性能的具體貢獻.

由圖11所示的 電壓數據可知，在相同的實驗條件下，使用微生物固定化技術的MFC的平均電壓輸出達到 851.69mV ，比未處理的MFC高出 175.16mV .這一發現表明，固定化MFC展現了更優的電化學性能，這或許可以歸因于MCS較大的比表面積，為更多微生物提供了附著點.此外，MCS的優良導電性有助于將微生物產生的電流有效地傳輸至電極，減少了系統內部的電阻

2.4.2 外加電壓的影響

除了固定化微生物燃料電池-電芬頓（IMFC-EF）系統外，本實驗還構建了一種新型系統，即利用微生物電解池（MEC）作為產電端的IMFC-EF系統，并以直流穩壓電源作為外接電源.電壓是IMFC-EF系統中關鍵的影響要素之一，更高的電壓通常能夠促使產生更大的電流，而增強的電流有助于加快陰極室中芬頓反應的速度.在傳統的離子交換膜電化學-芬頓（IMFC-EF）系統降解羅丹明B的實驗基礎上，進一步探索了施加外部電壓對IM-FC-EF系統降解效率的影響.

在本實驗中，探究的外接電壓分別為 0V 、0.2V.0.4V.0.6V 和 _0.8V ，外接電阻為 100Ω .陰極室為 20mg/L RhB 和 20mg/LFeSO₄ 的溶液，連續運行 8h .如圖12所示，當外加電壓設置為0.4V 時，觀察到陰極的降解效率最高，與未加電壓的實驗組相比，效率顯著提高.當外加電壓升高至 _0.8V 時，對RhB的降解效率反而比外接電壓為。的低，這種情況可能源于過高的外加電壓導致電路中的總電壓超出了最佳值，從而加速了過氧化氫（ H₂O₂ ）分解成水（ H₂O） 和二氧化碳（ CO₂ ），減少了可用于芬頓反應的有效底物數量.

實驗還探究了在陰極室加 0.33g 催化劑，其他實驗參數和上述實驗相同的條件下，對RhB的降解效率的影響.如圖13所示，隨著外加電壓的調整，陰極室中羅丹明B的降解效率出現波動，這與未添加催化劑的實驗組觀察到的趨勢相一致.在0.4V 的外接電壓下，陰極的降解效率實現了最大化，這與之前實驗的結論一致.特別地，在實驗的前5h 內， 0.8V 外接電壓組的去除效率一度超過了無外加電壓的對照組.這一現象主要歸因于nZVI的氧化作用，由于在此階段產生的 H₂O₂ 量較少，其在反應中的作用相對有限.

3結論

（1）本文制備了 MCS@nZVI 催化劑，并通過SEM、FTIR、XRD、XPS等測試表征了其特性.構建的IMFC-EF耦合系統在微生物固定化處理后，在陰極液 pH 值為3，外接電阻為 100Ω 條件下，產電性能提升了約 25%

（2）污染物降解實驗表明，耦合系統陽極 8h 內COD去除效率達 80.4% ，陰極 ^12h 內RhB降解率達 45.39% .陰極加入 MCS@nZVI 催化劑后，對RhB的降解效率顯著提高至 90.29% .耦合系統最佳外接電壓為 0.4V 時，對RhB的降解效果最好.

參考文獻

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【責任編輯：蔣亞儒】