Research on modified cyanobacterial biochar promoting cathodic hydrogen autotrophic denitrification in bioelectrochemical system
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摘要:
以太湖蓝藻为原料制备不同种类的活性生物炭，并将其投入到生物电化学系统（BES）的阴极促进氢自养反硝化。通过扫描电镜、能谱仪和傅里叶红外光谱对未经改性（ABC-800）、硝酸改性（ABC-800N）和KOH改性（ABC-800K）3组蓝藻生物炭进行观察，并与不加入蓝藻生物炭的对照组进行比较，以考察生物炭促进BES生物阴极的反硝化过程中的电子传递机制。结果表明：ABC-800N表面的N、O元素含量最高，同时与电子传递能力及生物相容性相关的共轭醌、酮结构的丰度也最高；将蓝藻生物炭投加至BES的非生物阴极中可提高阴极的脱氮效率，ABC-800N投加量为0.5 g时，7 d内脱氮效率达到最高，为96.0%，而对照组仅为29.6%；高通量测序表明，ABC-800N组的优势菌属为Thauera、JGI_0001001_H03、Thiobacillus、Denitratisoma等。
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关键词:
- 生物电化学系统(BES) /
- 氢自养反硝化 /
- 蓝藻生物炭 /
- 高通量测序
Abstract:Different kinds of active biochar were prepared from cyanobacteria in Taihu Lake and put into the cathode of bioelectrochemical system (BES) to promote hydrogen autotrophic denitrification. Three groups of cyanobacterial biochar of Unmodified (ABC-800), modified by nitric acid (ABC-800N) and modified by KOH (ABC-800K) were observed by scanning electron microscopy (SEM), energy dispersive spectrometer (EDS) and Fourier transform infrared spectroscopy (FTIR), and were compared with the control group without the addition of cyanobacteria biochar, to investigate the electron transfer mechanism in denitrification process of biochar promotes BES biocathode. The results showed that the contents of nitrogen and oxygen on ABC-800N surface were the highest, and the abundance of conjugated quinone and ketone structures related to electron transport capacity and biocompatibility was also the highest. Adding cyanobacteria biochar to the abiotic cathode of BES could improve the nitrogen removal efficiency of the cathode. After adding 0.5 g ABC-800N into the BES abiotic cathode, the nitrogen removal efficiency reached the highest within 7 days, which was 96.0%, while the control group was only 29.6%. High-throughput sequencing showed that the dominant bacteria in ABC-800N group were Thauera, JGI_0001001_H03, Thiobacillus, and Denitratisoma, etc.
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磷是地球上所有生物体必不可少的营养元素。在全球需磷量不断增加以及磷资源无法再生的背景下，磷矿储量逐渐枯竭[1-2]。因此，亟需寻找可替代的磷源以缓解磷矿资源的衰竭[3]。
市政污泥中含有一定量的磷元素，根据污水处理工艺的不同，磷占比约为0.1%~14.0%[4]。然而，由于污泥中含有大量有害成分，包括病原体、重金属和环境激素，因此不能直接作为磷肥使用[5-6]。污泥焚烧技术是一种有效处理污泥的安全技术，能杀死污泥中的有毒有害物质，达到污泥减量化、无害化和资源化[7]。污泥经过焚烧处理后绝大部分磷富集在焚烧灰中，成为潜在的磷源。然而污泥焚烧灰中磷的生物可利用性较低，需要采用酸浸出的方法将磷提取出来，然后再合成磷矿物（如鸟粪石）[8]。因此，提高焚烧灰中磷的浸出率对磷资源的再利用至关重要。此外，污泥在焚烧过程中由于热值低以及灰分大的问题，限制了污泥焚烧技术的推广。稻壳是稻米加工过程中的副产物，产量大，热值高，但并未得到有效利用和处置。王腾[9]提出将污泥与稻壳混烧能解决污泥热值低及灰分大的问题，且能降低焚烧灰中重金属的迁移性和毒性。但已有研究鲜见阐述污泥-稻壳混烧灰中磷的回收效率。
笔者以稻壳为添加物，探究不同稻壳添加量下污泥-稻壳协同焚烧过程磷形态的变化。以磷浸出率作为主要评价指标，采用Box-Behnken试验设计（BBD）研究HCl浓度、浸出时间和液固比对磷浸出率的影响，得到最佳试验条件；比较不同焚烧灰的磷浸出特性，对污泥-稻壳协同焚烧提高焚烧灰中磷的浸出率进行验证，最终通过表征手段分析焚烧灰的物理化学性质，阐明污泥-稻壳协同焚烧过程的物质变化规律，探讨既能提高焚烧灰中磷的浸出率，又能改善污泥单独焚烧存在问题的方法，以期为污泥中磷资源的再利用提供参考。
1. 材料与方法
1.1 试验材料
试验用污泥来自于武汉市汉阳经济开发区沌口污水处理厂浓缩池，该污水处理厂主要处理工业废水，处理工艺为交互式间歇式生物反应器深度处理（高效沉淀池、气-水反冲洗），处理水量为120 000 m3/d。稻壳取自于武汉市某农村。污泥过1 mm筛以去除大颗粒砂石或纤维，将稻壳和过筛后的污泥均置于105 ℃烘箱中烘干，用球磨机在3 500 r/min下研磨10 min，得到的污泥和稻壳粉末过0.25 mm筛后，储存在密封袋内并置于干燥器中，备焚烧试验所用。根据标准污泥检测方法（US EPA 1995）对污泥和稻壳（分别记为SS和RH）基本性质进行测试，结果如表1所示（3次测试，取平均值）。采用GB/T 28731—2010《固体生物质燃料工业分析法》及GB/T 212—2008《煤的工业分析法》分别对稻壳及污泥进行工业分析，利用元素分析仪（Vario EL cube型，Elementar）测定原料中的C、H和N元素浓度（表2）。利用X射线荧光光谱分析（AXIOSmAX型，帕纳科）对污泥和稻壳进行元素分析（表3）。由表2和表3可见，污泥和稻壳的灰分占比分别为47.35%和11.25%，且污泥中Si、Al、P浓度较高。
表 1 污泥与稻壳的基本性质Table 1. Basic properties of sludge and rice husk样品 含水率/% pH 污泥 56.68±0.50 6.84±0.05 稻壳 8.25±0.40 7.45±0.03 表 2 污泥和稻壳的工业分析和元素分析Table 2. Proximate analysis and elemental analysis of sludge and rice husk% 样品 灰分 挥发分 固定碳 C H N O 污泥 47.35 40.25 12.40 28.41 4.62 4.75 14.84 稻壳 11.25 78.56 10.19 40.61 5.83 0.80 41.57 表 3 污泥和稻壳的化学组成Table 3. Chemical composition of sludge and rice husk% 样品 SiO2 MgO Fe2O3 Na2O CaO Al2O3 K2O SO3 P2O3 LOI1) 污泥 17.0 0.94 3.79 3.79 2.43 8.59 1.15 0.34 5.34 56.98 稻壳 8.40 0.11 0.08 0.03 0.16 2.32 0.60 0.22 0.22 87.75 1) LOI表示1 200 ℃时的质量损失率。 1.2 试验方法
1.2.1 污泥焚烧灰的制备
参考前人的研究[10]以及实际污泥焚烧厂采用的焚烧温度，本研究焚烧温度均采用850 ℃，在该温度下焚烧可减少二噁英的产生。按照污泥与稻壳质量比的不同，将纯污泥（SA）、90%污泥+10%稻壳（91A）、70%污泥+30%稻壳（73A）、50%污泥+50%稻壳（55A）以及纯稻壳（RA）置于瓷坩埚并放置于马弗炉中，设置焚烧温度为850 ℃，保温2 h，待炉内温度降至常温后取出，研磨后放入密封袋中干燥储存备用。不同焚烧灰的产率及其总磷浓度如表4所示。
表 4 不同焚烧灰的产率和总磷浓度Table 4. Yield and total phosphorus content of different incineration ashes试验组 焚烧灰产率/% 总磷浓度/（mg/g） SA 48.4±1.05 47.8±1.25 91A 44.7±0.78 47.2±0.85 73A 37.2±0.56 43.8±0.56 55A 29.7±0.49 40.5±0.35 RA 11.2±0.25 7.85±0.78 1.2.2 污泥、稻壳及焚烧灰中磷形态提取方法
利用修正的Hedley法[11]对污泥、稻壳和焚烧灰中的磷形态进行分析，具体提取步骤如下[12]：称取1 g样品放入50 mL聚丙烯离心管中，依次加入20 mL提取剂进行连续分步提取。提取剂以及相应的磷形态：1）先用去离子水提取，得到H2O-P，为易溶解磷，即生物可利用磷；2）再用0.5 mol/L NaHCO3（pH为8.2）提取，得到NaHCO3-P，其为吸附力较弱的有机磷和无机磷，也为生物可利用磷；3）接着用0.1 mol/L NaOH提取，得到NaOH-P，其为强化学吸附磷，属于潜在生物可利用磷；4）然后用1 mol/L HCl提取，得到HCl-P，即磷灰石磷或Ca-P，为生物不可利用磷；5）最后得到残渣态P，为生物不可利用磷。每一步提取液均在25 ℃、150 r/min下振荡16 h，随后混合液在5 000 r/min下离心10 min，上清液过0.45 μm滤膜后，测定其中总磷浓度，而残渣继续进行下一步提取。所有提取步骤均进行3次平行试验。
1.2.3 焚烧灰中磷浸出试验
采用HCl对污泥、稻壳和焚烧灰进行磷的浸出，控制液固比、HCl浓度以及浸出时间，考察不同条件下磷的浸出效果。具体操作步骤：将装有污泥、稻壳或焚烧灰和HCl浸出液的锥形瓶放入恒温水浴振荡器中，在150 r/min、25 ℃下连续振荡。到达设定时间（1、2、3、4、5、6 h）后，混合液在5 000 r/min下离心分离15 min，上清液过0.45 μm滤膜，于4 ℃下冷藏保存，进行磷浓度的测定。
1.3 磷浓度测定方法
污泥、稻壳以及焚烧灰中总磷浓度测定步骤如下：首先样品在600 ℃灼烧2 h，然后以1 mol/L HCl为浸提剂，在150 r/min、25 ℃下连续振荡16 h，混合液均在5 000 r/min下离心分离15 min，上清液过0.45 μm滤膜，采用GB 11893—89《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》测定滤液中磷浓度，即为固体中总磷浓度。液相总磷浓度直接采用钼酸铵分光光度法测定。
1.4 磷浸出率计算方法
为了研究污泥、稻壳以及不同条件下制备的焚烧灰的磷浸出率的变化，在最优条件下，对SS、SA、91A、73A、55A、RA和RH进行酸浸试验，利用浸出率（Pe）判断污泥中磷元素的回收效率，计算公式如下：
$$ P_{{\rm{e}}}=P_{{\rm{l}}}/P_{{\rm{s}}} $$ (1) 式中：Pl为HCl浸出液中磷的浓度，mg/g；Ps为浸提固体样品中磷浓度，mg/g。
1.5 表征分析
选取SA、RA以及55A进行理化性质分析，焚烧温度均为850 ℃，焚烧时间2 h。通过XRF测定原料以及焚烧灰中主要化学元素组成，通过扫描电子显微镜（Zeiss Ultra 55型，蔡司）观察原料和焚烧灰的微观形貌，通过X射线衍射仪（XRD，X’Pert PRO型，帕纳科）分析样品的结构和结晶度。
2. 结果与分析
2.1 污泥、稻壳及不同焚烧灰的磷形态分布
Hedley法测定的污泥、稻壳以及不同焚烧灰中磷形态分布如图1所示。由图1可知，污泥和稻壳中总磷浓度分别为22.5和0.8 mg/g。与污泥相比，稻壳中总磷浓度可以忽略不计。污泥焚烧灰中总磷浓度升至47.8 mg/g，这是由于焚烧过程有机物质的挥发所致[13]。污泥中磷主要以NaOH-P存在，H2O-P和NaHCO3-P占比较少，说明污泥中生物可利用磷浓度较低，这一结果与Li等[14]的研究结果一致。比较污泥以及焚烧灰中磷的形态可知，焚烧灰中残渣态磷占比显著降低，说明焚烧有利于磷由稳定形态向不稳定形态转变。这是因为焚烧过程中有机物分解挥发，导致稳定态的有机磷分解成为金属磷复合物、无机磷酸盐矿物或者吸附在矿物表面的磷酸盐[15]。分析不同污泥-稻壳质量配比得到的焚烧灰可知，随着稻壳质量的增加，H2O-P和NaHCO3-P浓度由12.0 mg/g（91A）增至23.2 mg/g（55A），说明增加稻壳质量有利于提高磷的生物可利用性，即污泥-稻壳协同焚烧有利于提高磷的生物可利用性。因此，后续酸浸出试验均选择焚烧灰55A为研究对象，探索酸浸试验的最佳条件。
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图 1 污泥、稻壳以及不同焚烧灰中磷形态分布Figure 1. Phosphorus fraction distribution of sludge, rice husk and different incineration ashes2.2 磷浸出优化试验
2.2.1 响应曲面优化设计
以基础试验为参考，利用响应曲面法（response surface methodology，RSM）中的BBD（box-behnken design）方法确定酸浸出磷的最佳试验条件，以HCl浓度、浸出时间和液固比为自变量，磷的浸出率为因变量，试验因素和水平如表5所示。具体试验方案和试验结果如表6所示。
表 5 BBD试验设计因素和水平Table 5. Design factors and levels in BBD experiments因素 编号 水平范围 低 高 −1 1 HCl浓度/(mol/L) A 0.1 0.4 浸出时间/h B 2 10 液固比/(mL/g) C 30 70 表 6 BBD试验设计和磷去除效果Table 6. BBD experimental design and phosphorus removal efficiency序号 编号 Pe/% A B C 1 0.10 10 50 65.1 2 0.10 6 30 55.8 3 0.25 6 50 86.5 4 0.25 2 70 60.4 5 0.40 10 50 89.7 6 0.25 6 50 87.1 7 0.40 2 50 83.6 8 0.40 6 70 90.2 9 0.25 10 70 77.0 10 0.25 6 50 86.4 11 0.25 6 50 86.9 12 0.25 6 50 87.2 13 0.40 6 30 77.2 14 0.25 2 30 64.1 15 0.25 10 30 64.6 16 0.10 6 70 60.5 17 0.10 2 50 55.1 2.2.2 响应曲面优化结果分析
采用Design Expert 8软件分析表6，得到磷的浸出率（Y）二次回归方程：
$$ \begin{split}& Y=-31.78+162.5X_{1}+5.62X_{2}+2.53X_{3}-1.625X_{1}X_{2}+\\&0.692X_{1}X_{3} +0.05X_{2}X_{3}-201.0X_{1}^{2}-0.558X_{2}^{2}-0.028X_{3}^{2 } \end{split} $$ (2) 式中：X1为HCl浓度，mol/L；X2为浸出时间，h；X3为液固比，mL/g。计算结果表明，该模型的F为121.36，检验值P小于0.000 1，说明该模型差异显著。模型的R2为0.990 6，说明该模型能准确地预测试验结果。该模型的变异系数为1.69%，说明试验结果具有很高的重复性，模型可靠[16]。
HCl浓度、浸出时间及液固比交互影响的等高线和三维曲面如图2所示。当研究其中2个因素的交互影响时，第3个因素处于0水平。从图2可以看出，3组两因素的响应曲面弯曲程度都较大，说明3个因素两两之间都存在交互影响。由图2（a）可知，当HCl浓度较高时（0.33~0.40 mol/L），增加浸出时间（3~10 h）对磷的浸出率无明显影响。由图2（b）可知，当HCl浓度和液固比分别为0.25~0.40 mol/L和40~70 mL/g时，磷的浸出率较高。由图2（c）可知，当浸出时间为2~4 h时，增加液固比对磷的浸出率无明显影响。综上，当浸出时间为5~9 h，液固比为40~70 mL/g时，磷的浸出率较高。以磷的浸出率最大为目的优化试验，得到最佳浸出试验条件是HCl浓度为0.33 mol/L、浸出时间为6.4 h、液固比为50 mL/g。在该试验条件下进行3组试验，以验证最优条件是否可靠，结果磷的浸出率分别为92.5%、93.1%、92.8%，表明响应曲面优化结果可行。
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图 2 各因素交互影响二维平面图和三维响应曲面Figure 2. Planar and 3D response surface plots of interaction of various factors2.3 不同样品的磷浸出率
污泥、稻壳以及不同焚烧灰的磷浸出率及浸出量如图3所示。由图3（a）可知，污泥及其焚烧灰的磷浸出率分别为55%和75%，稻壳及其焚烧灰的磷浸出率分别为58%和82%。污泥与稻壳协同焚烧后，随着稻壳质量占比的增加，磷浸出率逐渐增加，当稻壳占比为50%时，在最优浸出条件下，磷浸出率达到93%，与响应曲面优化结果一致。Xiong等[17]研究表明，污泥与稻壳共热解时，稻壳质量占比为50%时，热解生物炭中正磷酸盐浓度较高，有利于磷的浸出。由图3（b）可知，试验组的磷浸出量随着时间的变化趋势基本一致，均是随着浸出时间的增加，磷浸出量不断增加。在浸出时间为3 h时，磷浸出量均占6 h时浸出量的50%以上，前半段的（1~3 h）浸出率大于后半段（3~6 h）。
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图 3 污泥、稻壳以及不同焚烧灰的磷浸出率与浸出量Figure 3. Phosphorus extraction efficiency and phosphorus extraction capacity of sludge, rice husk and different incineration ashes2.4 表征分析
2.4.1 XRF分析
SA、RA以及55A的主要化学组成如表7所示。由表7可知，焚烧灰中主要含有Si、Al、Fe、P等元素。与表3相比，各元素浓度增加明显，这是由于在焚烧过程中大部分有机物被分解，剩余的非挥发性无机元素在焚烧灰中富集[18]，根据磷的质量占比可知，焚烧灰中磷的浓度为40~50 mg/g，可以作为潜在的磷资源。
表 7 SA、RA、55A的化学组成Table 7. Chemical composition of SA, RA and 55A% 样品 SiO2 MgO Fe2O3 Na2O CaO Al2O3 K2O SO3 P2O3 SA 42.5 1.89 7.98 5.25 4.12 17.28 2.52 1.02 9.83 RA 82.5 0.95 0.85 0.28 0.95 5.68 4.95 0.85 1.85 55A 55.8 1.75 7.66 3.56 2.59 14.9 3.61 0.92 7.65 2.4.2 SEM分析
SA、RA以及55A的扫描电镜如图4所示。由图4（a）可知，污泥焚烧灰由不规则的颗粒聚集组成；由图4（b）可知，稻壳灰具有一定的网状结构，这是由于稻壳中大部分有机物挥发所致[19]；由图4（c）可知，与污泥灰相比，污泥-稻壳混烧灰颗粒均匀，大颗粒分解为较小的颗粒，团聚的颗粒裂开形成清晰的孔洞，这些孔洞有利于重金属和营养元素的吸附，说明稻壳的加入改变了焚烧灰的结构，从而改变了灰中无机组分的相互关系[20]。
2.4.3 XRD分析
由SA、RA以及55A的XRD图可知（图5），污泥焚烧灰主要组成为石英、白云母以及磷酸铝，对照污泥焚烧灰的元素组成，Si、Al、P浓度较高，结果一致。稻壳灰的主要成分为石英和白云母，主要元素为Si。污泥稻壳混烧灰中含有石英、白云母、磷酸铝以及镁铝磷水合物，既有污泥焚烧灰的物相组成，也有稻壳灰所含物相，说明污泥-稻壳混烧后，污泥和稻壳的主要物相依然存在，还出现了少许的微峰（为沸石），Wang等[21]研究表明，沸石有利于重金属和无机元素的吸附，说明污泥与稻壳混烧过程存在协同作用。
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图 5 SA、RA及55A的XRD图谱1—石英；2—白云母；3—AlPO4；4—MgAL2(PO4)2(OH）2·8H2O；5—Na4SiO4；6—钙沸石Figure 5. XRD patterns of SA, RA and 55A3. 结论
（1）污泥-稻壳协同焚烧有利于磷由稳定形态向不稳定形态转变。稻壳质量占比从10%增至50%时，H2O-P和NaHCO3-P由12.0 mg/g增至23.2 mg/g，稻壳质量的增加有利于提高磷的生物可利用性。
（2）酸浸出磷的最佳试验条件是HCl浓度、浸出时间和液固比分别为0.33 mol/L、6.4 h和50 mL/g。该条件下，磷的浸出率达到93%。污泥-稻壳协同焚烧有利于提高污泥中磷元素的浸出率，从而提高磷资源的回收效率。
（3）由XRF、SEM和XRD分析结果可知，污泥-稻壳混烧时不会破坏二者本身的结构，其存在着协同效应，从而可提高磷资源的回收效率。
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图 2 3种生物炭材料表面N元素含量分布
Figure 2. Distribution of N element content on the surface of three biochar materials
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图 3 3种生物炭材料表面O元素含量分布
Figure 3. Distribution of O element content on the surface of three biochar materials
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图 4 3种生物炭的N2吸附-脱附曲线和孔径分布
Figure 4. Nitrogen adsorption-desorption isotherms and pore width distribution of the three materials
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图 6 2 组非生物阴极硝氮、亚硝氮浓度随时间的变化
Figure 6. Variation of nitrate and nitrite concentrations with time in two groups of abiotic cathodes
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图 7 投加3种生物炭材料后生物阴极硝氮、亚硝氮浓度随时间的变化
注：柱状代表亚硝氮浓度；点状代表硝氮浓度。
Figure 7. Variation of nitrate and nitrite concentrations with time in biological cathode under the addition of three biochar materials
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图 8 添加不同生物炭材料时反应器内微生物种群相对丰度
Figure 8. Relative abundance of microbial population in reactors with different biochar materials addition
表 1 3种生物炭材料表面元素含量
Table 1 Surface element contents of the three biochar materials
% 生物炭 C N O K ABC-800 86.88 6.88 6.24 ABC-800N 67.61 13.27 19.12 ABC-800K 76.78 7.04 15.98 0.2 
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表 2 投加不同生物炭材料后各组反应器微生物的共有OTU在门水平的相对丰度
Table 2 Relative abundance of shared OTU of microorganisms in each reactor at phylum level after different biochar materials addition
% 细菌门 对照组 ABC-800 ABC-800N ABC-800K Proteobacteria 52.15 37.63 30.96 36.02 Firmicutes 2.63 4.37 4.26 5.38 Chloroflexi 8.32 9.00 11.51 8.62 Bacteroidota 12.91 27.49 28.88 21.89 Actinobacteriota 3.52 9.78 9.33 7.68 Synergisteota 4.20 0.30 0.99 0.56 Acidobacteriota 0.55 2.89 9.08 4.94
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[1] 杨延梅, 张田, 郑明霞, 等.基于水化学及当地稳定同位素的地下水硝酸盐污染空间分布特征及污染源解析[J]. 环境科学研究,2021,34(9):2164-2172. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2021.05.21 YANG Y M, ZHANG T, ZHENG M X, et al. Spatial distribution characteristics and pollution source analysis of nitrate pollution in groundwater based on hydrochemistry and local stable isotopes[J]. Research of Environmental Sciences,2021,34(9):2164-2172. DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2021.05.21
[2] LOGAN B E, RABAEY K. Conversion of wastes into bioelectricity and chemicals by using microbial electrochemical technologies[J]. Science,2012,337(6095):686-690. DOI: 10.1126/science.1217412
[3] LIANG D D, HE W H, LI C, et al. Remediation of nitrate contamination by membrane hydrogenotrophic denitrifying biofilm integrated in microbial electrolysis cell[J]. Water Research,2021,188:116498. DOI: 10.1016/j.watres.2020.116498
[4] PARK H I, CHOI Y J, PAK D. Autohydrogenotrophic denitrifying microbial community in a glass beads biofilm reactor[J]. Biotechnology Letters,2005,27(13):949-953. DOI: 10.1007/s10529-005-7654-x
[5] 许子聪, 李海松, 胡培基.污泥膨胀对反硝化中试反应器效能及菌群结构的影响[J]. 环境工程技术学报,2019,9(2):139-144. DOI: 10.12153/j.issn.1674-991X.2018.10.300 XU Z C, LI H S, HU P J. The effects of filamentous sludge bulking on performance and bacterial community structure of pilot-scale denitrification reactor[J]. Journal of Environmental Engineering Technology,2019,9(2):139-144. DOI: 10.12153/j.issn.1674-991X.2018.10.300
[6] 马金莲, 马晨, 汤佳, 等.电子穿梭体介导的微生物胞外电子传递: 机制及应用[J]. 化学进展,2015,27(12):1833-1840. DOI: 10.7536/PC150533 MA J L, MA C, TANG J, et al. Mechanisms and applications of electron shuttle-mediated extracellular electron transfer[J]. Progress in Chemistry,2015,27(12):1833-1840. DOI: 10.7536/PC150533
[7] 曹璟, 王鹏飞, 陈俊伊, 等.改性生物炭材料原位修复污染底泥的效果[J]. 环境工程技术学报,2020,10(4):661-670. DOI: 10.12153/j.issn.1674-991X.20200021 CAO J, WANG P F, CHEN J Y, et al. Study on the effect of modified biochar materials on in situ remediation of contaminated sediments[J]. Journal of Environmental Engineering Technology,2020,10(4):661-670. DOI: 10.12153/j.issn.1674-991X.20200021
[8] PRADO A, BERENGUER R, ESTEVE A. Electroactive biochar outperforms highly conductive carbon materials for biodegrading pollutants by enhancing microbial extracellular electron transfer[J]. Carbon,2019,146:597-609. DOI: 10.1016/j.carbon.2019.02.038
[9] WANG J L, WANG S Z. Preparation, modification and environmental application of biochar: a review[J]. Journal of Cleaner Production,2019,227:1002-1022. DOI: 10.1016/j.jclepro.2019.04.282
[10] SU X X, WANG Y Y, HE Q, et al. Biochar remediates denitrification process and N2O emission in pesticide chlorothalonil-polluted soil: role of electron transport chain[J]. Chemical Engineering Journal,2019,370:587-594. DOI: 10.1016/j.cej.2019.03.195
[11] 杨秋钰. 阴极强化对BES氢自养反硝化脱氮过程的影响研究[D]. 无锡: 江南大学, 2020. [12] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [13] WANG J C, KASKEL S. KOH activation of carbon-based materials for energy storage[J]. Journal of Materials Chemistry,2012,22(45):23710-23725. DOI: 10.1039/C2JM34066F
[14] DONG X L, MA L Q, ZHU Y J, et al. Mechanistic investigation of mercury sorption by Brazilian pepper biochars of different pyrolytic temperatures based on X-ray photoelectron spectroscopy and flow calorimetry[J]. Environmental Science & Technology,2013,47(21):12156-12164.
[15] ZHAO B, O'CONNOR D, ZHANG J L, et al. Effect of pyrolysis temperature, heating rate, and residence time on rapeseed stem derived biochar[J]. Journal of Cleaner Production,2018,174:977-987. DOI: 10.1016/j.jclepro.2017.11.013
[16] YANG F, ZHANG S S, LI H P, et al. Corn straw-derived biochar impregnated with α-FeOOH nanorods for highly effective copper removal[J]. Chemical Engineering Journal,2018,348:191-201. DOI: 10.1016/j.cej.2018.04.161
[17] CANTRELL K B, HUNT P G, UCHIMIYA M, et al. Impact of pyrolysis temperature and manure source on physicochemical characteristics of biochar[J]. Bioresource Technology,2012,107:419-428. DOI: 10.1016/j.biortech.2011.11.084
[18] YUN H, LIANG B, KONG D Y, et al. Improving biocathode community multifunctionality by polarity inversion for simultaneous bioelectroreduction processes in domestic wastewater[J]. Chemosphere,2018,194:553-561. DOI: 10.1016/j.chemosphere.2017.12.030
[19] YAO M C, DUAN L, WEI J, et al. Carbamazepine removal from wastewater and the degradation mechanism in a submerged forward osmotic membrane bioreactor[J]. Bioresource Technology,2020,314:123732. DOI: 10.1016/j.biortech.2020.123732
[20] CHEN M, ZHOU X F, YU Y Q, et al. Light-driven nitrous oxide production via autotrophic denitrification by self-photosensitized Thiobacillus denitrificans[J]. Environment International,2019,127:353-360. DOI: 10.1016/j.envint.2019.03.045
[21] TIAN X M, SHEN Z Q, ZHOU Y X, et al. Inhibition on biological acidification and microbial community by high-strength acetaldehyde[J]. Process Safety and Environmental Protection,2020,143:231-238. DOI: 10.1016/j.psep.2020.07.001
[22] GUSTAVE W, YUAN Z F, SEKAR R, et al. Relic DNA does not obscure the microbial community of paddy soil microbial fuel cells[J]. Research in Microbiology,2019,170(2):97-104. DOI: 10.1016/j.resmic.2018.11.002
[23] ZHU C Y, WANG H L, YAN Q, et al. Enhanced denitrification at biocathode facilitated with biohydrogen production in a three-chambered bioelectrochemical system (BES) reactor[J]. Chemical Engineering Journal,2017,312:360-366. DOI: 10.1016/j.cej.2016.11.152
[24] WU L N, SHEN M Y, LI J, et al. Cooperation between partial-nitrification, complete ammonia oxidation (comammox), and anaerobic ammonia oxidation (anammox) in sludge digestion liquid for nitrogen removal[J]. Environmental Pollution,2019,254:112965. ⊗ DOI: 10.1016/j.envpol.2019.112965
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