微生物燃料电池处理重金属废水

刘超; 李玟; 赵祺祺; 宋依豪; 王雅淇; 时来豪

doi:10.7536/PC20251015

化学进展 ›› 2026, Vol. 38 ›› Issue (7) :1377-1387 DOI: 10.7536/PC20251015

综述与评论

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微生物燃料电池处理重金属废水

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Microbial Fuel Cell in Treating Heavy Metal Wastewater

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摘要

重金属污染因其毒性强、难降解、易富集的特点，对生态系统和人类健康构成了长期而严重的威胁。其危害往往是慢性的、累积性的，且很多损害不可逆转。微生物燃料电池（MFC）作为一种新兴的绿色电化学技术，能够实现重金属废水处理与电能回收，在处理皮革、纺织等行业产生的重金属废水时显示出巨大潜力。本文系统综述了近年来MFC在重金属废水处理中的研究进展，内容包括MFC的基本结构、处理机制及电极改性策略等方面。重点阐述了阳极和阴极改性方法，探讨其与重金属去除效率和系统输出功率之间的关联，并系统分析了pH值、温度、重金属初始浓度、电极间距、电解液组分、离子交换膜性能等关键运行参数对处理效率与产电性能的影响。最后，针对当前MFC在重金属废水处理中面临的瓶颈提出了未来可行的发展方向。

Abstract

Heavy metal pollution poses a long-term and serious threat to ecosystems and human health because of its high toxicity， difficulty in degradation and ease of enrichment. The harm is often chronic and cumulative， and much of the damage is irreversible. Microbial fuel cell （MFC）， as an emerging green electrochemical technology， is capable of realizing heavy metal wastewater treatment and electric energy recovery， and shows great potential in treating heavy metal wastewater generated by industries such as leather and textiles. This paper systematically reviews the research progress of MFC in heavy metal wastewater treatment in recent years， including the basic structure， treatment mechanism and electrode modification strategy of MFC. It focuses on the anode and cathode modification methods， discusses their correlation with heavy metal removal efficiency and system output power， and systematically analyzes the effects of key operating parameters such as pH value， temperature， initial concentration of heavy metal， electrode spacing， electrolyte composition， performance of ion exchange membrane， etc. on the treatment efficiency and power production performance. Finally， feasible future directions are proposed to address the current bottlenecks and the main problems in the treatment of heavy metal wastewater.

Contents

1 Introduction

2 Composition of microbial fuel cells and mechanisms for the treatment of heavy metals

3 Electrode modification

3.1 Anode modification

3.2 Cathodic modification

3.3 Anode-cathode Co-design

4 Key parameters affecting the performance of MFC in treating heavy metals

4.1 pH value

4.2 Temperature

4.3 Initial concentration of heavy metal

4.4 Battery spacing

4.5 Electrolyte composition

4.6 Performance of ion exchange membrane

4.7 Other factors

5 Conclusions and outlook

Graphical abstract

关键词

微生物燃料电池 / 废水处理 / 重金属 / 电极改性 / 影响因素

Key words

microbial fuel cells / wastewater treatment / heavy metals / electrode modification / influencing factors

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刘超, 李玟, 赵祺祺, 宋依豪, 王雅淇, 时来豪. 微生物燃料电池处理重金属废水[J]. 化学进展, 2026, 38(7): 1377-1387 DOI:10.7536/PC20251015

Chao Liu, Wen Li, Qiqi Zhao, Yihao Song, Yaqi Wang, Laihao Shi. Microbial Fuel Cell in Treating Heavy Metal Wastewater[J]. Progress in Chemistry, 2026, 38(7): 1377-1387 DOI:10.7536/PC20251015

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1 引言

重金属废水污染是当前水污染治理领域的关键问题之一。这类废水广泛来源于皮革、纺织等工业过程，具有毒性强、难降解、易生物累积等特点，对生态系统与人体健康构成严重威胁^[1-3]。目前，针对此类废水的主要处理方法包括化学沉淀法^[4]、光催化^[5]、电催化^[6]、电化学法^[7]、膜分离^[8]、生物吸附等^[9]。这些方法工艺相对成熟，但各自仍存在一定的问题。化学沉淀法成本较高且容易造成二次污染；光催化与电催化面临材料稳定性不足及能量利用效率较低的问题；电化学法能耗较高且电极材料成本偏高；膜分离技术存在膜污染与浓缩液处置难题；生物吸附剂的去除效果则易受pH值、温度等环境因素影响，导致吸附稳定性不足，整体上难以满足绿色可持续的水处理需求^[10-11]。

MFC是一种新型生物电化学技术，利用微生物代谢活动催化有机物氧化，将化学能直接转化为电能^[12-13]。该技术在重金属废水处理方面不仅成本较低、操作简便、环境友好且无二次污染，还能通过阴极还原反应实现重金属的高效去除与资源回收，是一种具有潜力的绿色处理技术^[14]。

尽管MFC在重金属废水处理中展现出显著优势，但近年来关于MFC的综述研究多聚焦于有机废水处理、电极改性等领域，针对重金属废水处理方向的系统性综述相对较少。为此，本文对MFC在重金属废水处理中的研究进展进行了系统梳理与总结，重点分析了pH值、温度、重金属初始浓度、电极间距、电解液组分、离子交换膜性能等关键参数对重金属去除效果的调控机制与影响规律，旨在为MFC技术在重金属废水处理领域的进一步优化与应用提供理论与实践参考。

2 微生物燃料电池的组成及处理重金属的机制

MFC的典型构造分为单室和双室两种类型，二者的基本结构^[15]如图1所示。其中双室结构应用较为广泛。双室MFC由阳极室、阴极室、离子交换膜以及连接两极的外电路组成^[16-17]。单室MFC则省略了离子交换膜，结构更为简单，运行和操作条件也更加简单。

MFC利用电化学活性厌氧菌作为阳极微生物，这些微生物氧化有机底物并释放电子和质子。一部分化学能用于维持自身的代谢活动，另一部分则通过胞外电子传递机制转移至阳极，进而经外电路传递至阴极。与此同时，质子（H⁺）穿过交换膜迁移至阴极室，在阴极与电子受体发生还原反应^[18]。

在MFC的阴极还原反应中，电子受体起着至关重要的作用，直接影响着MFC的电输出能力^[19]。氧气（O₂）因氧化还原电位较高且来源广泛常被用于MFC的电子受体，但O₂在水介质中的溶解度受到温度、压力等因素的制约，严重影响其作为电子受体的使用^[20]。相比之下，重金属离子作为电子受体具有独特优势，它们以溶解态存在于水中，浓度不受溶解度和扩散传质的限制。更重要的是，某些重金属离子的氧化还原电位高于O₂，能更高效地接收来自阳极的电子^[21]。

根据重金属离子种类及还原程度的不同，其在阴极还原后可生成不同形态的产物，这些产物通常以固态形式沉积于阴极材料表面或沉淀于阴极液中，可通过刮取、酸洗或电化学溶出等方式进行回收。因此，研究者开始选用重金属离子作为电子受体，在实现重金属去除的同时，同步完成电能输出与金属的资源化回收^[22]。其中，以乙酸为阳极底物、Cr₂O₇^2-为阴极电子受体为例，反应过程如下。

阳极反应：

$\mathrm{C}{\mathrm{H}}_{3}\mathrm{C}\mathrm{O}{\mathrm{O}}^{-}+2{\mathrm{H}}_{2}\mathrm{O}\to 2\mathrm{C}{\mathrm{O}}_{2}+7{\mathrm{H}}^{+}+8{\mathrm{e}}^{-}\mathrm{ }$

阴极反应：

$\mathrm{C}{\mathrm{r}}_{2}{\mathrm{O}}_{7}^{2-}+14{\mathrm{H}}^{+}+6{\mathrm{e}}^{-}\to 2\mathrm{C}{\mathrm{r}}^{3+}+7{\mathrm{H}}_{2}\mathrm{O}$

3 电极改性

电极是MFC的核心组成部分，其性能直接影响重金属处理效果。传统电极往往存在电子传递效率低、电化学活性不足等问题，而电极改性则是提升MFC处理重金属性能的主要手段。

3.1 阳极改性

阳极是产电微生物附着并发生氧化反应的核心位点，直接决定微生物与电极间的电子传递效率及重金属还原能力^[23]。传统阳极材料存在的活性位点少、导电性差、电子传递速率低等问题，已成为限制MFC处理重金属废水的关键因素^[24-25]。因此，通过改性可在电极表面构筑亲水化环境，降低界面传质阻力，同时提升电化学活性，加快微生物与电极间的电子转移速率。

碳材料因具有高导电性以促进电子传输、比表面积大以提供反应活性位点、良好的亲水性以利于微生物附着与离子扩散，成为优化阳极性能的重要材料。基于上述优势，研究者采用碳基材料对阳极进行改性。Zhou等^[26]将二氧化钼（MnO₂）与碳纳米管（CNTs）复合材料涂覆于石墨阳极，用于含Cu²⁺废水处理。在运行500 h后去除率达98.93%，电荷转移电阻降至191.34 Ω，相比未改性阳极降低了45.1%。这主要归因于CNTs优异的亲水性与导电性，其在电极表面构建了良好的亲水环境，有效降低了界面传质阻力。同时，MnO₂的电化学活性使其能够作为电子穿梭体参与界面电子转移过程，从而提升了微生物与电极之间的电子交换速率。Guo等^[27]针对MFC处理Cr⁶⁺废水效率较低的问题，以碳布（CC）为基底，利用苯多酚（TP）和聚多巴胺（PDA）优异的生物相容性与亲水性，结合还原氧化石墨烯（RGO）高导电性、大比表面积的特点进行改性，制备了TP-PDA-RGO@CC阳极（制备流程如图2a所示）。该改性阳极相比未改性碳布具有更高的表面粗糙度、优异的亲水性与良好的生物相容性，可促使微生物形成丝状交联结构，构建微生物与电极间的直接电子传递路径，从而提升电子传递效率。在处理Cr⁶⁺初始浓度为15 mg/L、pH=2.0的废水时，该体系在24 h内对Cr⁶⁺的去除率达92%，电荷转移电阻降至14.3 Ω，较未改性碳布阳极降低94%。

在电极中引入金属或金属化合物纳米颗粒也是阳极改性的重要策略之一。这些金属或金属化合物纳米颗粒可提供更多的电化学反应位点，同时利用其优异的导电性提升电极整体的电子传输能力。Matsena等^[28]将富含催化活性位点的生物型钯纳米粒子修饰于活性炭并负载于碳毡上，构建的改性阳极有效促进了界面电子传递，在25 h内实现了对初始浓度为100 mg/L Cr⁶⁺的完全去除。Jiang等^[29]在碳纳米纤维（CNF）引入锰钴双金属有机框架（MnCo-MOF），经高温碳化制备了MnCo/CNF复合阳极材料。该电极中的MnCo纳米颗粒提供了大量反应活性位点，提升了电催化性能（图2b）。实现了3.2 W/m²的功率密度和99%的Sb⁵⁺去除率。

除上述改性策略外，利用天然生物质材料构建阳极也受到广泛关注。天然生物质材料因具有优异的生物相容性、稳定性以及电子传输能力，被广泛用于电极材料的制备^[30]。Ali Yaqoob等^[31]利用油棕木质纤维素为原料制备得到优异的生物相容性与导电性的GO，并进一步与ZnO和TiO₂纳米颗粒复合，构建了GO/ZnO和GO/TiO₂复合阳极。该复合阳极不仅显著提升了微生物在其表面的附着与活性，还增强了电子传递效率（图2b）。在连续运行80天后，两种改性阳极对Cr⁶⁺和Ni²⁺的去除率分别达到98.50%、99%和92.40%、95.30%，显著优于纯GO阳极的85%和88.30%。Song等^[32]以甘蔗为原料碳化构建大孔碳结构，并进一步经氮掺杂、负载铁纳米颗粒，制得改性阳极。其核壳结构的铁基纳米颗粒与大孔生物炭协同降低电荷转移阻抗，并促进了微生物定殖与生物膜形成，原理如图2c所示。该体系实现了3012.7 mW/m²功率密度与91%的Cr⁶⁺去除率，相比未改性阳极提高了16%。

表1列举了不同阳极改性策略对重金属废水的处理效果。其中，金属基与碳材料的复合改性策略在重金属去除效率与MFC产电性能方面表现尤为突出。尽管该策略可显著提升电极催化活性与界面电子传递效率，但从长期稳定运行的角度来看，在成分复杂的实际废水体系中，复合电极中的金属组分存在溶出的潜在风险，可能导致性能衰减与二次污染。因此，如何在提升性能的同时保证电极的长期稳定性，是此类材料走向实际应用的关键问题。

近年来，研究者通过多种策略推动阳极材料向多元化、功能化和绿色化方向发展。然而，目前研究多集中于单一或复合材料在短期内的性能评估，对电极在长期运行中的稳定性、微生物持久附着能力及复杂废水环境中的抗干扰性能等方面的研究仍较为欠缺，亟待进一步深入探索与解决。

3.2 阴极改性

根据催化机制，阴极可分为生物阴极与非生物阴极两种类型^[33]，二者在处理机制上存在明显差异。未经改性的阴极普遍存在催化活性位点匮乏与电子传递速率低等问题^[34]。通过改性增加反应位点、增强催化活性、提升电子传递效率，可有效提高重金属离子的还原效率^[35]。

生物阴极因其环境友好、成本较低、可持续性强等优势受到广泛关注^[22]。将生物阴极用于MFC处理重金属废水时，阴极微生物的驯化是一个重要步骤。Zhuang等^[36]将已驯化成熟的生物阳极同时添加Fe源和S源，原位合成了纳米FeS杂化电极生物膜。随后，将该生物阳极反转为生物阴极用于处理含Cr⁶⁺的模拟废水。在第一个运行周期内，该体系实现了Cr⁶⁺的完全去除。然而在第二和第三周期中去除效率出现下降，这主要归因于还原产物在电极表面的沉积所导致的钝化，以及运行过程中微生物活性与群落结构发生的变化。Zhao等^[37]利用Corynebacterium vitaeruminis LZU47-1菌株构建了无需预适应过程的生物阴极，大幅缩短了MFC的启动时间。在初始Cr⁶⁺浓度为40 mg/L、pH=5的条件下，对Cr⁶⁺的去除率高达98.63%。该体系对Cr⁶⁺的去除主要依赖于吸附-还原机制，Cr⁶⁺被吸附至阴极表面后还原为Cr³⁺并沉积于阴极。尽管研究中未观察到处理效率的显著下降，但在长期运行过程中，Cr³⁺的持续沉积可能导致阴极钝化。

除上述策略外，通过对电极表面进行修饰也是提升生物阴极性能的有效途径。Yu等^[38]首先通过酸处理使碳布表面羧基化并带负电，再通过层层自组装，交替沉积带负电的聚苯乙烯磺酸钠（PSS）与带正电的氨基化碳纳米管（NH₂-CNT），成功构建了NH₂-CNT/CC复合阴极。氨基带来的正电性通过静电吸引显著增强了阴极对Cr⁶⁺的吸附富集，三维多孔网络结构缩短了离子的扩散路径，强化了从液相主体到电极表面的传质过程。正电荷表面促进了带负电的微生物附着，并刺激胞外蛋白分泌以构建电子传递通道，进而促进了微生物的富集。结果表明，该体系在14 d内对Cr⁶⁺的去除率达98%，为未改性碳布电极的2.06倍。

生物阴极虽具有成本低廉、环境友好的显著优势，但仍存在还原产物持续沉积引发的电极钝化，以及复杂运行条件下微生物活性降低等问题。因此，如何在保持生物阴极优势的同时，缓解钝化效应并适应复杂条件下长期运行，仍是该领域亟待解决的关键问题。相比之下，非生物阴极虽可规避微生物活性波动及群落结构变化带来的不确定性，但仍面临催化活性低、内阻大及成本较高等问题^[39]。因此，通过针对性地改性提升非生物阴极的催化活性、降低内阻并控制成本，成为当前研究的重要方向。通过改性策略，能够有效加速重金属的还原与转化。表2汇总了不同阴极改性策略对重金属废水的处理效果。

通过向阴极引入导电碳材料、导电聚合物及杂原子掺杂等手段，协同提升电极的比表面积、导电性及表面官能团活性，从而加速胞外电子传递，促进重金属的还原。Zhou等^[40]以工业纸污泥为原料，三聚氰胺为氮源，Fe为催化剂，通过热解制备氮掺杂碳纳米管/活性炭（N-CNT/AC）复合材料，用于修饰石墨电极作为阴极。在24 h内还原效率为55.1%（图3a）。且该材料成本极低，适用于低浓度Cr⁶⁺废水处理。Rikame等^[41]利用GO的高比表面积与聚吡咯（PPy）的导电性，协同修饰石墨电极。GO/PPy复合改性电极凭借多孔网络结构与优异导电性，提高胞外电子传递效率。同时借助表面负电性，通过静电作用高效富集Cu²⁺，加速液相传质、吸附与电化学还原过程，显著降低电荷转移电阻。最终Cu²⁺回收率达98.88%，功率密度达600.25 mW/m³，性能显著优于纯PPy电极与石墨电极。类似的，Samadi等^[42]采用rGO与聚苯胺（PANI）对碳布进行改性，实现了647 mV的最大输出电压与981 mW/m³的最大功率密度，处理性能如图3b所示。

此外，将光催化材料引入阴极，可进一步扩展电极的功能。通过向阴极引入光催化材料，借助光照激发产生光生电子-空穴对，实现光能与生物电化学能的协同作用，从而提升重金属的还原去除效能。Sun等^[43]结合生物炭的多孔结构特性与天然金红石优异的光催化性能合成了金红石-生物炭（Rut-bio）复合改性阴极。该阴极在光照条件下表现出优异的电化学性能，使体系获得153.9 mA/m²的最大电流密度与10.44 mW/m²的最大功率密度。在初始浓度80 mg/L的Cr⁶⁺体系中，仅7 h即可实现95%的降解率（机理如图3c所示）。Yang等^[44]通过蚀刻法制备了超薄二维层状MXene纳米材料，并将其用作光催化阴极。实验结果表明，在可见光照射下，光催化阴极在72 h内对Cr⁶⁺的去除率达到72.84%。

在阴极引入物理吸附能力，形成“吸附-富集-还原”的协同策略，也是提升重金属去除效率的重要方法。Liu等^[45]以钛板为基底，制备了二氧化钛纳米管阵列阴极（TNTA）。利用TNTA大比表面积将水中的U⁶⁺吸附在电极表面，随后在阴极电催化作用下被还原为U⁴⁺并以UO₂形式沉积。该还原过程会打破原有吸附平衡，促使溶液中更多U⁶⁺重新吸附到电极表面，新吸附的U⁶⁺再被持续还原沉积，最终实现高效去除与回收，原理如图3d所示。最终在24 h内U⁶⁺去除率与回收率均超过97%。此外，Zhao等^[46]以玉米秸秆制备生物炭，并掺杂磁性铁纳米粒子（Fe NPs），制得Fe NPs/生物炭改性阴极，并用于处理含Cr⁶⁺废水。由于生物炭具有丰富多孔结构与大量含氧官能团，可通过物理吸附与静电作用将Cr⁶⁺富集在电极表面，再借助Fe NPs的催化与电子传递作用将其还原为Cr³⁺并沉积于电极表面。在初始Cr⁶⁺浓度为20 mg/L时该体系对Cr⁶⁺去除率达98.19%，功率密度为碳毡阴极的8.41倍。

针对实际重金属废水处理，Khater等^[47]通过驯化阳极生物增强对Cr⁶⁺的耐受能力，使最大耐受浓度达到30 mg/L。此外，该研究还开发了PdO-MnO₂/rGO与Ag₂O-MnO₂/rGO-NiPc两种低成本阴极催化剂。Cr⁶⁺被还原后，最终以Cr（OH）₃和Cr₂O₃形式沉积，处理效率达85.83%和90.78%。但该体系对Cr⁶⁺的耐受浓度仅为30 mg/L，且耗时长达75 d。此外，还原生成的Cr³⁺沉积物附着在电极与生物膜表面，导致电极钝化，限制了系统的长期稳定运行。针对上述在处理实际废水时所面临的问题，未来可从以下几个方面展开。首先，可通过筛选或改造具有高耐受性和适应性的微生物，使其在极端环境下维持活性。其次，针对多种重金属共存的废水存在的电子竞争问题，可利用不同重金属标准电位差异，构造多级MFC处理系统，实现重金属的分级去除与资源回收。最后，进一步研发抗钝化、高稳定性及易再生的新型电极材料，以减轻沉积物钝化问题，从而保障系统的长期稳定运行。

阴极改性在提升重金属还原效率方面展现出显著潜力。通过针对性改性，可有效强化电子传递过程与反应动力学。结合表2对阴极改性策略的对比可知，碳基与金属/金属氧化物的复合改性是最为广泛且高效的方向，而吸附-还原协同、光催化辅助等改性思路，则成为提升阴极性能的重要创新点。但当前改性阴极仍存在诸多问题。多数改性材料在还原过程中会导致重金属在电极表面沉积，造成活性位点钝化，从而影响体系的长期运行性能。生物阴极虽具有成本低、环境友好等优势，但其对复杂废水的适应性较差，处理效果与非生物阴极相比仍存在一定差距。此外，上述研究结果表明，重金属的去除效果不仅取决于电极改性本身，还受到pH值、重金属初始浓度等参数的显著影响。这些参数与电极改性协同决定了最终的去除效率。

3.3 阳极-阴极协同改性

随着MFC研究的深入，单一的电极改性策略逐渐难以满足系统对产电性能与处理效率的协同提升需求。单一改性往往仅优化阳极或阴极的单一性能，而忽略了电极间的电子传递匹配与内阻协同调控。近年来，研究者开始关注阳极与阴极的协同设计，通过协同改性策略实现电子传递效率的最大化与系统内阻的最小化，但目前此类协同改性研究较为有限。

Ma等^[48]提出了MFC耦合电化学开关离子交换系统，用于水溶液中铯离子（Cs⁺）的高效回收。该研究通过共沉淀法制备四方相钛酸锆（ZrTiO₄）作为阴极，重点提升对Cs⁺的吸附容量、选择性与离子传输效率，从而高效利用阳极产生的电能。以氮掺杂聚苯胺纳米阵列修饰碳毡为阳极，侧重提升微生物产电能力、降低电子传输阻抗，为阴极电化学吸附提供稳定、足够的自驱动电势。最终，该体系实现了63.5 mg/g的Cs⁺吸附容量。与上述研究不同，Barakat等^[49]的协同改性侧重于降低系统内阻。在阳极方面，采用电纺丝技术在石墨烯表面沉积聚丙烯腈基碳纳米纤维（CNFs），以优化电子传递与生物膜负载能力。在阴极使用电纺沉积聚偏氟乙烯（PVDF）纳米纤维层，实现透气阻水。二者在阳极强化生物电催化与电子传导与阴极降低内阻的协同作用下，内阻降至0.202 mΩ且电池最大功率密度达（85±7.4） mW/m²，是未协同改性电极的8倍以上。另外，金属氧化物与碳材料的应用也取得了良好效果。González Vázquez等^[50]将通过阴极涂覆结构化氧化镍（sNiO）与阳极涂覆rGO的协同改性来提升电子传递效率。rGO阳极可减少界面阻抗，提升导电性来促进微生物高效附着与电子的快速捕获。而sNiO阴极则以其优异的催化活性加速氧还原反应，二者形成完整高效的电子传递闭环，使功率密度较未改性电极大幅提升700%，电压提高220%。

上述研究表明，阴阳极协同设计可显著提升MFC的整体性能。采用阴阳极协同设计的MFC，能够实现双电极性能的协同强化，不仅可大幅提升电子转移效率，还能显著降低电池内阻。然而，目前将双改性电极MFC应用于重金属废水处理的研究仍较为有限。此外，该体系性能高度依赖阴阳极之间的匹配性及长期运行稳定性，其匹配性与长期稳定性仍有待通过长期运行实验加以验证。

综上所述，电极改性通过调控材料表面特性、导电性与催化活性，显著提升了MFC处理重金属废水的效率。然而，改性电极的实际性能并非仅由材料本身决定，还与pH值、温度、重金属初始浓度等运行参数密切相关。

4 影响MFC处理重金属性能的关键参数

除电极改性策略外，MFC在含重金属废水处理中的实际性能还受到多种操作条件和环境参数的影响。这些参数不仅决定了重金属的还原效率与系统产电能力，还直接影响阳极微生物群落的活性。本节将从pH值、温度、重金属初始浓度、电极间距、电解液组分及离子交换膜性能等7个方面，系统阐述其对MFC处理重金属性能的影响机制与调控规律。

4.1 pH值

pH通过影响微生物的代谢活性与重金属的迁移转化行为，从而影响重金属的处理效率。适宜的pH环境是维持电活性微生物功能与电极反应稳定性的前提，而pH的波动会改变重金属的溶解性及价态，从而影响去除效果。

Gu等^[51]提出MFC-残余污泥耦合系统，并研究了不同阴极pH对产电性能的影响。结果显示，当阴极pH逐渐降低时，虽有利于Cr⁶⁺的还原，但较低的pH产生的H⁺不可避免地扩散至阳极，从而影响微生物的生存环境，抑制产电菌代谢及电子传递。当阴极pH=2时，MFC产电性能达到最高水平。Al-Asheh等^[52]探究了不同pH条件下对Cu²⁺和Au³⁺的去除效果。最终在pH=2的条件下Au³⁺去除效率达100%，Cu²⁺则在pH=5.2条件下达到53%去除效果，高于中性条件下的31.6%。此外，机器学习在MFC参数优化中的应用研究也印证了pH的关键作用。Luo等^[53]通过XGBoost、DNN算法构建多因素预测模型，证实pH是影响MFC电性能的核心参数之一，且经模型优化得出pH=4.61为MFC实现最大功率密度的最优值。在MFC研究中采用数学模型进行参数优化，可在减少实验次数、降低时间与材料成本的同时得到最优工艺条件，还能对未开展的实验进行预测，提升实验效率与结果可靠性。

4.2 温度

在MFC中，温度通过影响微生物代谢活性与电极反应动力学，直接决定重金属处理效率。适宜的温度范围能够维持电活性微生物的生长与酶活性，保障电子传递效率与重金属还原速率。

Ali Yaqoob等^[54]探究在底泥微生物燃料电池体系中温度对重金属修复效果的影响。实验结果表明，25 ℃是处理Cd²⁺和Pb²⁺的最佳温度。当温度低于20 ℃时，微生物生长与生物膜形成受到明显抑制，电子传递与重金属转化能力大幅下降。而温度高于30 ℃时，生物膜结构与微生物活性遭到破坏，同样会导致重金属去除效果变差。Gu等^[51]除pH外还探究了温度对MFC产电性能的影响，发现温度会影响微生物活性与电子传递效率，进而影响含Cr⁶⁺废水的处理性能。研究表明，pH与温度在一定范围内，系统可达到最佳输出功率和最低内阻，同时加速阴极Cr⁶⁺还原为低毒性的Cr³⁺。温度过低会抑制微生物活性，导致内阻剧增，温度过高则会缩短电压稳定时间并降低产电效率^[55]。

温度通过调控微生物活性与电子传递过程，显著影响重金属还原效率与产电性能。此外，pH与温度通过协同影响微生物活性和阴极反应动力学，共同调控MFC处理重金属的效能。适宜的温度与pH值不仅能够提升微生物代谢活性，促进电子产生与传递，从而有效提升重金属的处理效率。

4.3 重金属初始浓度

重金属初始浓度直接影响其对产电微生物的毒性效应，以及电极表面反应位点的可利用性。过高或过低的浓度会抑制微生物代谢，或造成重金属传质受限，进而影响系统运行效能。

Zhang等^[56]通过考察4种不同Cr⁶⁺的初始浓度（6、15、40、100 mg/L）对还原效率及产电性能的影响。结果表明，功率密度随初始Cr⁶⁺浓度的增加而逐渐增大，在100 mg/L时获得最大功率密度35.3 mW/m²，而Cr⁶⁺去除率在15 mg/L时最高。当初始浓度低于15 mg/L时，由于电子受体不足或碳源耗尽，去除率均有所下降。Sobhani等^[57]发现在特定缓冲液浓度下，将Zn²⁺的初始浓度从100 mg/L提高到200 mg/L，反而刺激了微生物活性，使Zn²⁺的去除率从51.11%提升至75.31%。进一步建立的高精度回归模型证实，适当地提升Zn²⁺浓度有利于提高去除率。

Liu等^[58]在微生物燃料电池人工湿地（CW-MFC）中，对比了其对单一及混合Cu²⁺、Cr⁶⁺重金属废水的处理性能。结果表明，低浓度重金属可提升系统产电性能与去除效果，而高浓度及混合体系因毒性叠加与电子受体竞争而产生显著抑制，导致Cu²⁺和Cr⁶⁺去除率及最大功率密度均低于单一重金属处理体系。这一现象的背后，是多种重金属离子在阴极的电子竞争机制所导致的。电子竞争的根本原因在于阳极微生物氧化底物产生的电子数量有限。多种重金属离子作为电子受体，其还原过程不仅受各自标准还原电位差异的影响，还受到阴极表面活性位点的物理竞争及传质速率差异的共同制约。在上述因素的共同作用下，还原电位较高的重金属因热力学优势优先获得电子而被还原，从而抑制或延迟了还原电位较低重金属的还原过程。

4.4 电极间距

电极间距的变化会改变欧姆内阻的大小、电子在电极间的传输路径以及重金属离子向反应界面的迁移速率。三者相互关联，共同制约着重金属的处理效果与微生物产电性能。

Zhou等^[59]研究了MFC中电极位置对Cr⁶⁺还原和生物产电的影响，设计了电极间距分别为4、3、2和1 cm的MFC。研究结果表明，电极间距为2 cm时，其电荷转移电阻与Cr⁶⁺还原效果都为最佳。Du等^[60]构建了电极间距分别为10和18 cm的黄铁矿基人工湿地-微生物燃料电池（PCW-MFC）。结果显示，电极间距在10 cm的时候铁离子去除效果与最大输出电压均更优，表明短电极间距能实现较好的污染物去除和能量回收。

适当缩短电极间距有助于降低系统内阻、强化传质效率，从而提升产电性能与污染物去除效果，但其最佳值需根据具体反应器构型与操作条件进行优化。

4.5 电解液组分

通过优化电解液的缓冲体系及添加电子中介体等方式，一方面能够降低电池内阻、强化电子传递；另一方面可促进污染物的溶解与传质过程，强化污染物的去除效果。

Munoz-Cupa等^[61]探讨了在MFC中添加100和500 mg/L鼠李糖脂（Rhamnolipid）对含重金属废水处理效果及产电性能的影响。结果表明，100 mg/L的rhamnolipid利于微生物生长、生物膜形成与电子传递，最大功率密度达37.6 mW/m²，内阻低至2.8 Ω。当浓度提升至500 mg/L时，会破坏细菌胞外膜，抑制微生物活性并显著降低产电性能，但该浓度因形成更多胶束提升了重金属去除效率。Wu等^[62]向含铀废水中添加甘氨酸-盐酸缓冲液（GHAB）使阴极pH维持在酸性范围，解决了反应过程中pH变化导致的反应受阻问题。同时，该缓冲液降低了内阻，最终实现了超过99%的U⁶⁺去除率和显著提升的产电性能。

缓冲液通过稳定的pH来提升阴极还原效率与重金属去除效果，可减缓因还原反应消耗H⁺导致的pH剧烈变化，维持适宜的处理环境。然而，对电解液的调控需全面考虑其对微生物的抑制作用、是否会造成二次污染、是否会对电极造成破坏并降低使用寿命等问题。这些仍是未来需要研究的重要方向。

4.6 离子交换膜性能

离子交换膜的性能决定了阳极与阴极之间的质子传输效率，进而影响系统内阻与产电能力。不同类型的离子交换膜在功能机制、应用效果上存在显著差异，而针对膜材料进行功能化改性，是提升其性能的关键途径。

Shirvani等^[63]针对商用质子交换膜Nafion 117成本高、抗菌性弱、氧渗透性强等问题，以植物提取物为改性剂对磺化聚醚砜（SPES）膜进行功能化改性。改性后的膜亲水性与质子电导率均显著高于未改性SPES和Nafion 117，且氧渗透性更低、表面负电荷更强，同时能有效抑制生物污染。将该膜组装至MFC后，展现出86.3 mW/m²的最大功率密度与327 mA/m²的最大电流密度。Rostami等^[64]通过季铵基团接枝的方法对聚四氟乙烯薄膜（PTFE）进行改性，成功制备了具有氢氧根离子传导能力的PTFE阴离子交换膜，有效维持阳极室中性pH环境，从而保障电微生物的稳定性和代谢活性。并且采用PTFE的MFC峰值功率密度达272.3 mW/m²，较Nafion 117提升约50%。

4.7 其他参数

除了上述参数外，还有一些其他参数也会影响MFC的产电性能与污染物去除效率，如微生物类型、反应器的构型等。

Niu等^[65]针对MFC阴极氧还原反应效率低、传统催化剂成本高、易失活的核心问题，通过基因工程使大肠杆菌过表达细胞色素c，再经纳米工程在细胞膜原位聚合PPy纳米颗粒，制备出ET@PPy全细胞生物催化剂。实现了334 μW/m²的最大功率密度，并在100 h内高效降解了浓度19.4 mmol/L葡萄糖。针对微生物在高浓度重金属环境中被抑制的问题，Liu等^[66]通过将耐铜的苍白杆菌（Oryzae）固定在海藻酸钠微球中并添加3%的羧甲基纤维素对Oryzae进行生物刺激以提高其活性。实验结果表明，添加CMC和固定化菌球的MFC实现了173.9 mV的最大输出电压和74%的Cu²⁺去除率。

除微生物层面的优化外，反应器构型设计同样对MFC性能产生重要影响。Song等^[67]为了验证增大阴极体积是否会提升MFC功率输出的猜想，设计了非对称H型反应器。研究发现，在MFC中固定阳极室体积为80 mL下采用阴极室体积为135 mL比体积为190 mL的性能更优，其最大功率密度提升了61%，达到321 mW/m²。表明适当地提升阴极室的大小能降低电荷转移电阻。

综上所述，pH、温度、重金属初始浓度、电极间距、电解液组分及离子交换膜性能等参数通过调控微生物活性、电子传递效率、重金属迁移转化及反应动力学等不同机制，显著影响MFC处理重金属的性能。合理调控这些参数可有效提升系统运行效能，但核心参数之间存在显著的协同或拮抗作用，需深入探究多参数间的相互关系，实现各参数的优化。未来研究应结合数学模型及机器学习方法，分析参数间的交互规律，从而针对不同重金属种类与废水水质特征，实现系统效能的最优化。

5 结论与展望

在MFC处理重金属废水领域，电极改性是提升效能的核心方向。阳极通过引入金属纳米颗粒及金属化合物、碳基复合材料等进行改性，构筑三维结构以增加微生物附着位点、加速胞外电子传递，可强化亲水性、导电性与催化活性，降低电荷转移内阻，提高重金属去除效率。阴极改性则主要分为生物阴极与非生物阴极两类：前者通过驯化功能微生物或筛选特定菌株以强化对重金属的吸附与还原。后者则采用掺杂碳材料、导电聚合物或金属氧化物等进行修饰，以增加催化活性位点、改善电子传递效率，提升重金属的还原与回收。运行参数对MFC性能同样关键，适宜的重金属浓度、pH值可强化处理效果，缩短电极间距能降低内阻，电解液组成、缓冲体系及离子交换膜类型也会显著影响产电与重金属去除路径。当前MFC技术仍存诸多挑战。首先，电极改性存在成本较高、长期运行稳定性不足以及易发生钝化。其次，多参数之间的交互作用机制复杂，在实际操作中难以达到最优。最后，当前研究基本以模拟废水为主，对实际废水中多金属共存、有机物干扰等复杂条件的适应性较差。基于本文综述及已有研究基础，未来MFC技术在重金属废水处理中的发展应聚焦于以下方向。

（1）开发低成本、高稳定性、抗钝化的新型电极材料。利用天然资源或废料制造高性能电极，并通过结构设计与表面工程，构建抗污染且抑制重金属还原产物的沉积与钝化，提升电极在长期运行中的稳定性与可重复使用性。

（2）借助数学模型、机器学习与人工智能技术等手段，构建多因素耦合的预测与优化模型。通过系统解析pH、温度、重金属浓度、电极间距等关键参数之间的交互影响，实现运行条件的协同优化，在减少实验成本的同时提升处理效率与产电性能的匹配度。

（3）将研究重点从模拟体系转向实际废水体系，考察MFC在实际废水中多金属共存、有机物及其他杂质干扰等复杂条件下的运行特性。筛选或改造具有高耐受性与适应性的功能微生物，并发展MFC与人工湿地、电芬顿、光电催化等技术耦合的复合处理系统，提升其在真实场景下的稳定性与协同处理能力。

（4）未来应着力推进MFC技术的工程化与产业化发展，应开发模块化、标准化的反应器结构，通过堆叠式或阵列式设计实现反应单元的灵活组合与线性放大。同时，应建立连续流运行模式，结合自动化监控系统，实现长期稳定运行与维护便捷化，降低人工操作成本。通过与现有废水处理工艺的耦合嵌入，提升其在工程场景中的兼容性与经济可行性，为MFC从实验室走向实际应用奠定基础。

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