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人工湿地微生物燃料电池(constructed wetland - microbial fuel cell, CW-MFC)是一种结合人工湿地(CW)和微生物燃料电池(MFC)的新兴技术，该技术能在对污水净化的同时高效产电，具有广阔的应用前景和实际价值，在近些年得到广泛关注 [1]。目前，大量的研究集中在上流式CW-MFC方面，但最大输出功率密度通常仅为10~30 mW·m−2 [2-3]。上流式CW-MFC可能由于长时间的运行，从而形成污泥堵塞效应，导致系统的内阻变大，影响电子量转移，进而引起产电性能下降 [4-5]。DOHERTY通过下流式与上流式协同作用将系统的最大输出功率密度由单一上流式的16.8 mW·m−2提高至27.6 mW·m−2 [6]，由此可知，下流式作用是不可忽视的。然而，关于一体化下流式CW-MFC产电性能的研究鲜有报道。
CW-MFC运行时通常采用葡萄糖或乙酸钠作为基质碳源 [7-8]，然而不同基质碳源(乙酸钠、葡萄糖和丙酸)会影响阳极生物的形成和系统内阻 [9]，同时会影响系统的产电性能。当以葡萄糖和乙酸钠为下流式CW-MFC的基质碳源时，对系统启动时间及电化学性能的影响如何，目前尚未见报道。为了降低植物对实验的影响及复杂性，在设计构建的下流式CW-MFC系统中通常不种植植物。为了解基质碳源对下流式CW-MFC的电化学行为影响，本研究分析了其产电性能和电化学行为，并通过微生物群落结构分析及FAPROTAX功能预测从微生物学角度探究葡萄糖和乙酸钠作为基质碳源下的功能菌群，以期为一体化下流式CW-MFC在实现同时高效产电与治理污染水体的研究中提供参考。
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本研究所用的电极材料采用石墨毡(北京晶龙特碳石墨厂)，制成厚度为2 cm表面为256 cm2的阴极以及表面为64 cm2的阳极(图1)，并浸泡在0.1 mol·L−1 HCl中24 h进行预处理，以去除其表面的油渍和金属离子污染物，再用蒸馏水洗涤干净后备用 [6]。采用具有价格低廉的不锈钢丝网(5目304不锈钢丝网，钢丝丝粗直径为0.6 mm)作为集电体，有助于增强电子的传递，提高导电性，避免出现集电死区 [10]。将不锈钢丝网在1 mol·L−1 H2SO4溶液中浸泡4 h以去除表面的钝化层增加表面粗糙度，这有助于微生物富集和降低电荷转移内阻 [11]。将其制成边长为8 cm正方形埋入阳极中，以及制成能够包裹阴极的尺寸包裹阴极形成一个整体，至此电极构建完成。
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本研究构建了下流式未种植植物CW-MFC实验装置，其构造见图1。反应器使用的是直径21 cm高42 cm的圆柱桶，有效高度为28 cm。填充直径为0.3~0.6 cm的砾石共(12.15±0.1) kg作为支撑层，以改善废水在湿地中的分布并起到承托的作用 [12]。整个反应器的总有效液体体积为(2.92±0.08) L，反应器中距底部18~28 cm的区域作为阴极区，中间隔层采用厚度为15 mm压缩至10 mm且直径为21 cm的玻璃纤维棉，这样可以防止阴极区的氧气向阳极扩散，有助于降低氧气传质系数，对电子的逆向流动起缓解作用，有助于提高产电性能 [13-15]。在阴极区左右两侧空出的区域用于测定时放置参比电极。由直径为1 mm的铜导线连接阳极、阴极和外接可变电阻箱电阻(2 000 Ω)形成闭合回路 [16]，并使液面处于阴极下表面在构成闭合回路的同时形成空气阴极，加入适量蒸馏水至原水位以防止水分的正常蒸发造成液面下降，从而影响反应器的运行[17]。
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污泥取自中国广西桂林市七星区七里店污水处理厂(公共自行车污水净化厂站旁)的厌氧池。污泥在投入反应器之前先进行厌氧培养(每天采用浓缩溶液更换厌氧培养液体0.6 L，1 L浓缩溶液的基本成分包括9.38 g葡萄糖、0.75 g NH4Cl、0.65 g KCl、6.8 g Na2HPO4·12H2O、0.95 g NaH2PO4·2H2O以及5 mL微量营养液)，共培养60 d。厌氧培养后的混合液悬浮固体质量浓度(MLSS)为6.89 g·L−1，为确保污泥来源一致，将培养后的污泥稀释1倍并同步从各反应器的底部通入直到充满至阴极下表面以进行接种，静置1 d后形成生物膜。静置完成后，人工配置溶液以1.5 d的水力停留时间并在(30±2) °C下通过蠕动泵(雷弗BT101L DG10-2，保定，中国)从顶部连续进水，底部出水(图1)。1 L人工配置溶液的基本成分包括5 mmol·L−1磷酸盐缓冲液(0.5 g NaH2PO4·2H2O和0.64 g Na2HPO4·12H2O)、0.281 5 g葡萄糖(S.G.)或者0.384 5 g乙酸钠(S.S.)(理论COD值均为300 mg·L−1)、0.15 g NH4Cl、0.13 g KCl以及1 mL微量营养液。微量营养液的配制参考LIU等[2]的方法。并通过NaH2PO4·2H2O或Na2HPO4·12H2O调节进水溶液pH为6.5 [18]。系统运行至电压稳定时，则视为驯化成功 [19]。
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1)电压、电势和功率密度曲线。采用联想扬天V110-15电脑连通LabQuest mini主机并连接电压传感器DVP-BTA(威尼尔软件与技术公司，美国)，每隔30 min采集1次外接电阻的两端电压 [18]。当系统输出稳定后，开路电压达到最大值时，接入电阻箱，并采用恒阻放电法测定极化曲线。通过调节外接电阻箱的不同电阻值，稳定30 min后，读取电压并绘制极化曲线 [2,20]。用万用表(福禄克F18B，淘宝，中国)测量阴极和阳极电势。通过功率(P=V2·R−1)除以阳极表面(64 cm2)计算出功率密度，绘制功率密度曲线 [15,21]。
2)电化学测定。循环伏安法(CV)曲线、线性扫描伏安法(LSV)曲线、塔菲尔(TAFEL)曲线和电化学阻抗(EIS)测量使用CHI604E电化学工作站(上海辰华仪器有限公司，中国)，并采用三电极系统即工作电极、对电极和参比电极(Ag/AgCl)电极 [22-23]。CV扫描范围为−2.0~1.8 V，扫描速度为30 mV·s−1。LSV扫描范围为0~1.0 V，扫描速度为30 mV·s−1 [24]。电容C根据CV曲线和式(1)进行计算。Tafel测试的扫描电压为−2.0~2.0 V并以10 mV·s−1的扫描速度进行扫描，记录工作电极的Tafel图 [25-26]。EIS测量在0.01~1 mHz，使用5 mV的交流电信号。通过测量EIS来拟合等效电路R(Q(RW))，可以得到电化学欧姆电阻、电荷传递电阻和传质电阻等重要参数。用Nova 2.1.4软件分析阻抗谱(Nyquist plot) [25,27]。
式中：S为循环伏安环的积分面积，V·A；ν为扫描速率，V·s−1；ΔV为扫描电位区间，V。
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在完成各系统电化学性能指标测定后，对各反应器的出水口取约10 mL水样，取3次。耗氧有机污染物浓度(以COD计)的测定采用哈希COD消解仪(DRB200，HACH，美国)进行快速消解，并利用COD测定仪(DR1010，HACH，美国)进行测定。采用SPSS 24.0软件进行差异显著性分析。
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实验结束后(第15天)，取出阳极置于pH=7.0的20 mmol·L−1磷酸盐缓冲液中，用UC-6超声波振荡器(上海泰坦科技有限公司35 kHz)处理10 min，并摇匀溶液 [27]。最后，用0.45 μm滤膜过滤溶液。将过滤膜上附着的微生物样品送至苏州帕诺米克生物医药科技有限公司(BioNovoGene)进行高通量焦磷酸测序分析，以研究微生物群落结构。采用十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)/十二烷基硫酸钠(SDS)法提取样品DNA[28]。引物515F/806R用于PCR扩增细菌V3~V4区16S rRNA基因。配对末端rRNA测序在Illumina NovaSeq6000平台(Illumina，圣迭戈，美国)上进行。通过SILVA138的SSUrRNA数据库(http://www.arb-silva.de/)，进行物种注释分析(阈值为0.8~1)，获得分类学信息，并分别在门和属水平上统计每个样本的群落组成。所有样本归一化后，使用R软件(Version 4.0.4)绘制维恩图，分析不同样本之间的共同和独特的OTU。使用Qiime软件(Version 1.9.1)计算有效OTUs、Chao1、Shannon、Simpson和ace指数。根据扩增子物种注释结果，进行FAPROTAX [29]环境功能预测分析。
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图2表明，S.S.的产电性能优于S.G.，S.G.和S.S.从开始启动至稳定所需时间分别为75 h和80 h(图2(a))，电压可分别达到0.391 V和0.483 V。以乙酸钠和葡萄糖为基质碳源的阳极反应分别见式(2)和式(3)[30]。由阴阳极电势(图2(b))可知，S.S.和S.G.的阳极电势差异均比阴极大，表明阴极发生更多的还原反应，但由于电阻的减少造成电子流出阳极的速度较大，从而正电荷的累积使得阳极电势向正方向移动。当电流密度由0 mA·m−2增加到300 mA·m−2时，S.S.和S.G.的阳极电势分别提高了55.5%和81.3%，S.S.的阳极电势随着电流密度增加的变化幅度较小，说明S.S.的阳极性能更好，生物膜稳定性更高[31]。在390 mA·m−2的电流密度下，S.S.可以维持−66 mV的阴极电势以及−91 mV的阳极电势，从而在高电流密度下S.S.依然可以保持更高的外电压进而增加功率的输出。S.S.和S.G.的最大输出功率密度分别为48.14 mW·m−2和42.61 mW·m−2(图2(c))。S.G.的电压降比S.S.更为明显，这主要由于欧姆极化和传质损耗，更高的欧姆损耗是由膜的电阻引起的，而传质损耗是由于还原化合物的有限放电能力或向电极供应氧化化合物有限所导致的[24]。S.G.具有更大内阻在EIS结果中被证实。
本研究所采用的下流式未种植植物CW-MFC与其他已报道CW-MFC发电性能的比较见表1。可以看出，本研究构建的下流式CW-MFC在发电性能上优于其他CW-MFC系统，所产生的输出功率密度提高了74.4%~187%。因此，尽管上流式是目前主流形式，但下流式CW-MFC应得到更多关注。
S.S.出水口COD为74.7 mg·L−1，去除率达到75.1%，而S.G.的COD去除率仅为70.1%(图3)。S.S.表现出更高的水体COD去除效果，可能是由于S.S.基质碳源更容易被微生物所利用。
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通过电化学实验考察了S.G.和S.S.阳极的生物电化学活性。CV通常用于分析基于生物膜的胞外电子传递机制 [35]。S.S.与S.G.的氧化电流同为10.07 mA(图4(a))，其还原电流/氧化电流为1.001，基本接近1，代表S.S.与S.G.均具有高可逆程度。S.G.的氧化与还原峰的峰电位差ΔE大于S.S.的ΔE，由于ΔE与转移的电子数n呈反比例关系[36]，可见S.S.有着更强的产电能力。这清楚地表明S.S.具有更高的微生物活性和更快的电子转移，这可能与阳极中富集的氧化还原介质或大量参与电子传递的胞外膜蛋白覆盖在阳极有关。在JADHAV、PAREEK等的研究中 [37-38]也出现类似的原位CV扫描图。由图4(a)中可以看出，S.S.比S.G.更接近超级电容器。这是因为超级电容器的理想形状是矩形的[39]。S.S.与S.G.的电容分别为440 F和412 F，鉴于两者采用的阳极材料一致，因此S.S.的比电容比S.G.高6.7%。这是由于醋酸盐溶液的介电常数大于葡萄糖导致溶液电容的增大，并受限于位于电极及砾石上附着的生物膜自身膜电容会小于溶液电容[40]。S.S.的阳极比S.G.表现出更高的电流响应(图4(b))，表明微生物对乙酸钠的利用优于葡萄糖，并表明S.S.具有更强的氧化能力进而有助于电子转移。
图5显示了S.G.和S.S.的阳极Tafel曲线和在0.3~0.5 V过电位区间的线性拟合曲线。将Tafel曲线外推至0 V过电位，计算出S.G.和S.S.交换电流(i0)分别为3.083×10−3 A和4.019×10−3 A。S.S.阳极的i0比S.G.高30.38%，表明S.S.阳极具有更高的动力学活性，更快的氧化还原速率，更小的活化损失。这与CV测量的电子传递速度较快的结果一致。结合LSV(图4(b))曲线结果可知，S.S.的阳极反应更容易发生，并具有更强的去极化作用。这进一步说明S.S.具有更高的功率密度输出。
在EIS分析中，奈奎斯特图表明系统的内阻决定了不同基质碳源下系统的性能。其中，高频区域的半圆与阳极生物膜的电性能有关。测量阻抗谱通常是由极化电阻(电荷转移电阻，Rp) [41]、溶液电阻(欧姆电阻，Rs)、韦伯阻抗扩散元件(W)与常相角元件(CPE)组合而成。S.S.和S.G.的Rp分别为45.2 Ω和197 Ω (图6)，由于Rp与i0成反比，故此结果进一步表明S.S.阳极生物膜促进了电子从乙酸钠分子向阳极进行转移，提高了乙酸钠的氧化速率 [37]，亦说明S.S.有更强的阳极电荷转移能力。之所以没有观察到完整的半圆电弧，是因为仪器的最大频率限制。同时，S.G.拟合的Rs为负值的原因可能是由于在电子学中某些电路和器件的特性，例如在BOINOVICH等的研究中也未显示出Rs的结果 [42]。EIS分析结果还显示，S.S.的韦伯阻抗电阻为3.36×10−4 Ω，小于S.G.(6.35×10−4 Ω)，从而使S.S.形成的离子向电极界面的扩散能力更强，并有助于提高电荷传递能力 [43]。葡萄糖分子较乙酸钠分子大，会导致形成的离子半径大，进而在运动时存在的空间位阻就越大，而且其黏度大 [44-45]易造成局部运动能力下降，使得离子扩散受阻，这可能是S.G.内阻较大的原因。S.S.的界面电容达到1.5×10−8 F，远大于S.G.的6.18×10−9 F，这意味着S.S.能够传递更多的电流。S.S.的N值为0.939，比S.G.的0.807更接近于1，说明S.S.离理想电容的偏离度更小。这些结果均与本节所述CV、LSV和TAFEL结果一致。本研究所构建的一体化下流式CW-MFC，无论是以乙酸钠还是葡萄糖作为基质碳源所产生的内阻均远低于YE等[46]的研究结果。同时考虑到S.G.和S.S.两者的设计和运行条件都是相同的，唯独基质碳源不一样，故氧化还原活性的变化还可能与微生物代谢基质碳源有关。综上所述，乙酸钠作为基质碳源有助于在阳极上形成有效地电活性生物膜并促进电子的转移，能够实现高电压及功率密度输出，并有助于水体COD的去除。
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为了证明S.S.系统的发电性能优于S.G.，对S.G.和S.S.阳极中的微生物群落进行了结构分析及FAPROTAX功能预测。S.G.和S.S.的前4种优势门均被定义为MFC系统中主要的活性细菌，属于传统厌氧消化器中的关键门[47-49]。S.G.的前4种门的相对丰度之和为91.6%，其由 Firmicutes (42.0%)、Proteobacteria (36.0%)、Bacteroidota (12.3%)和 Desulfobacterota (1.3%)组成；S.S.的前4种优势门的相对丰度之和为 95.3%，其由 Firmicutes (27.9%)、Proteobacteria (38.6%)、Bacteroidota (24.2%)和 Desulfobacterota (4.6%)组成(图7(a))。
基于ACE和Chao指数的alpha多样性分析结果见表2。由于S.S.具有较高的选择性，故其微生物物种多样性更低。在属水平上(图7(b))，与S.G.相比，在S.S.中观察到 Clostridium_sensu_stricto_1(梭状芽胞杆菌)相对丰度的降低，以及 Acinetobacter(不动杆菌属)、Acetobacteroides(类醋酸杆菌属)和 Lactococcus(乳球菌属)相对丰度的升高。Clostridium_sensu_stricto_1 和 Proteiniphilum 主要是沼液中的细菌，其能将有机质分解成小分子糖和小分子酸，可为产电微生物提供直接的分解基质碳源[50]。Acetobacteroides 由S.G.的5.707%增加至S.S.中的8.671%，该菌是一种产生H2和乙酸的细菌，可以降解细菌代谢的分泌物(细胞外聚合物)和死亡细菌，并能增加和丰富电子供体的数量和种类，有利于其他细菌的生长 [51-52]。众所周知，电活性微生物 Geobacter(地杆菌属)的首选电子供体是醋酸盐 [53]，其相对丰度由S.G.的0.621%增加至S.S.的2.584%。Pseudomonas(假单胞菌属)可以通过电子穿梭传递电子。与其他研究 [48]结果相同， Pseudomonas 的相对丰度与 Geobacter相反，该菌由S.G.的1.533% 降低至S.S.的0.884%。Acinetobacter 由S.G.的8.879%大幅增至S.S.的24.718%，这进一步说明 Acinetobacter在发电过程中起着重要作用。SCIARRIA等[54]也得出了类似的结果。Lactococcus 从S.G.的5.259%增至S.S.的6.972%，其可以介导电子向细胞外电子受体的转移，并进行细胞外电子向阳极的转移，同时与其他微生物一起负责更高的功率密度输出[55]。本研究发现了一个有趣的现象，Brevundimonas(短波单胞菌属)由S.G.的2.052%增至S.S.的3.366%，能将硝酸盐还原为亚硝酸盐[56]。这进一步说明电子除供给给阴极以形成高电压外，还可以供给于反硝化作用。总之，S.S.系统中存在着更多的电活性微生物，但这些微生物共存对发电性能的影响还有待进一步的研究。
根据FAPROTAX功能预测结果(图8)可知，S.G.的 fermentation 的相对丰度比S.S.高2.047%，表明S.G.系统有着更多的细菌(Clostridium_sensu_stricto_1)代谢葡萄糖。乙酸钠有助于细菌生长和繁殖，因此S.S.的呼吸细菌(iron_respiration、nitrogen_respiration、sulfur_respiration 和sulfate_respiration)相对丰度比S.G.高。由于呼吸细菌在电子传递过程中起着重要的作用，故可以氧化电子供体并伴随其他物质的还原，同时为生命活动储存能量。呼吸细菌自身还可以作为电极催化剂，促进电子从基质碳源向电极转移 [57]，S.S.的呼吸细菌相对丰度更高进一步表明S.S.能够具有更强的产电性能和电化学性能。S.S.比S.G.有更高的产电性能还可能是由于 aromatic_compound_degradation 和 xylanolysis 细菌能够降解有机物，S.S.中的 aromatic_compound_degradation 和 xylanolysis 分别比在S.G.高出4.1%和0.34%。此外，以牺牲另一有机体(宿主)为代价生长的 animal_parasites_or_symbionts 从S.G.的5.6426%增至S.S.的10.4624%，其变化趋势与 Acetobacteroides 相似。在S.S.中， dark_hydrogen_oxidation 比在S.G.高0.3262%，其属于无机自养细菌可以利用H2作为电子供体并同化CO2，因此，在S.S.中可以进一步产生更多的电子。同时还观察到， nitrite_ammonification 在S.G.和S.S.的相对丰度分别为0.272%和0.709%，nitrate_ammonification 在S.G.和S.S.的相对丰度分别为0.262%和0.698%。这种氨化菌可以以氨化合物为基质进行除氨并产电 [58]。因此，与产电有关的一些细菌的相对丰度在S.S.中高于在S.G.中。
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1)乙酸钠相比葡萄糖更适合作为CW-MFC的基质碳源，所设计的下流式未种植植物CW-MFC可产生483 mV输出电压并具有高功率密度输出(48.14 mW·m−2)。
2) S.S.具有更强的去极化能力和电荷转移能力，以及更低的Rp(45.2 Ω)，并具有更大的界面电容(1.5×10−8 F)。
3)基于相同的体系在不同的基质碳源下观察到微生物群落结构及FAPROTAX功能预测结果，证实了与发电相关的细菌的相对丰度在S.S.中高于S.G.。
不同基质碳源下人工湿地微生物燃料电池的电化学性能及微生物群落结构
Electrochemical properties and microbial community structure of constructed wetland microbial fuel cell under different matrix carbon source
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摘要: 通过设计一种下流式人工湿地微生物燃料电池(CW-MFC)系统，研究了以葡萄糖(S.G.)和乙酸钠(S.S.)为基质碳源时系统的电化学性能及其微生物群落结构，揭示了该系统在不同基质碳源下的产电特性。结果表明，S.S.发电电压可达483 mV，最大功率密度为48.14 mW·m−2，优于S.G.(42.61 mW·m−2)。S.S.对水体COD的去除率比S.G.(70.1%) 高出5%。电化学性能表征结果表明，S.S.比S.G.具有更快的电子转移能力，S.S.的电荷转移电阻(45.2 Ω)小于S.G.(197 Ω)。与S.G.相比，在S.S.中发现 Clostridium_sensu_stricto_1(梭状芽胞杆菌)和 Pseudomonas(假单胞菌)丰度的降低，Acinetobacter(不动杆菌)、Acetobacteroides(类醋酸杆菌)、Lactococcus(乳球菌)和 Geobacter(地杆菌)丰度的升高。此外，结合FAPROTAX预测结果可知，与发电有关细菌的相对丰度在S.S.中高于S.G.。以上研究结果证明了乙酸钠可作为CW-MFC基质碳源的潜力，同时本研究设计的下流式CW-MFC系统有助于为后续污染水体的治理提供参考。
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关键词:
- 下流式 /
- 人工湿地微生物燃料电池 /
- 电化学性能 /
- 微生物群落
Abstract: For revealing the electricity generation and other characteristics of downflow constructed wetland microbial fuel cell(CW-MFC), it is needed to identify the electricity generation voltage, output power density, electrochemical performance, microbial community structure and FAPROTAX prediction result of downflow CW-MFC. In this study, the electrochemical properties and microbial community structure of downflow CW-MFC under the matrix carbon source of glucose(S.G.) and sodium acetate(S.S.) were compared. The results indicates that the electricity generation voltage of S.S. could reach 483 mV, and the maximum power density was 48.14 mW·m−2 , which was higher than S.G.(42.61 mW·m−2). The COD removal rate of S.S. was 5% higher than that of S.G.(70.1%). Electrochemical performance indicates that the S.S. had a faster electron transferability compared with S.G. The charge transfer resistance of S.S.(45.2 Ω) was lower than that of S.G.(197 Ω). Compared with S.G. based CW-MFC, a decreased abundance of Clostridium_sensu_stricto_1 and Pseu-domonas, and accompanied by an increase of Acinetobacter, Acetobacteroides, Lactococcus and Geobacter occurred in the S.S. based CW-MFC. The relative abundance of bacteria associated with electricity generation in S.S. was higher than that in S.G., which was found by the results of FAPROTAX prediction. The potential of sodium acetate as matrix carbon source for CW-MFC was confirmed. At the same time, this study can provide a reference for the follow-up research on the electricity generation and polluted water treatment by this designed downflow CW-MFC system. -
在铁路建设过程中势必会产生大量弃渣，同时，工程建设还需要大量的建筑材料。在此背景下，根据铁路特点以及沿线地方对工程弃渣的造地利用需求，开展铁路弃渣本地资源化绿色高效利用研究十分必要。
弃渣也是一种资源，国际上许多国家从20世纪就已经开始对其进行再利用，并达到了十分高的利用水平。德国、日本、意大利等国家针对弃渣的利用颁布了相关法规。其中，日本在1997年提出，原则上必须将建筑垃圾进行再利用处理；意大利在2006年提出隧道弃渣利用的相关计划[1-4]。我国的弃渣资源再利用目前处于起步阶段[5]。张建强等[6]从环保角度出发，建议将铁路建设过程中的临时用地进行复垦，在湖南常德至吉首高速公路的建设过程中，将隧道产生的弃渣用于了路基路床层的填筑。乐山至西昌高速公路隧线比达66.00%，工程建设中将产生的隧道弃渣用于路基填料、构造物骨料等[7-8]。
本研究依托某大型铁路建设，侧重实用性与引导性，研究铁路弃渣本地资源化绿色高效利用关键技术，以解决铁路工程建设过程中沿线弃渣安置与生态环保、弃渣产出与建材供应短缺间的矛盾和难题，最终实现多元化弃渣资源化综合利用，并提高弃渣利用率，以期为提升铁路弃渣利用水平，保障其沿线生态环境提供参考。
1. 工程概况
某大型铁路工程处于偏远地区，环境恶劣、人口稀少、经济基础薄弱、交通基础设施配套严重不足，导致工程建材供应十分困难。基于环保角度分析，该铁路隧道工程建设具有3大特点。1)建设规模大、隧道弃渣量多。该工程隧线占比高达82.65%，隧道工程量大。据测算，铁路建设过程将产生约1.50×109 m3的大量弃渣。处理这些弃渣需要征用大量永久用地，造成资源浪费，同样会对当地生态环境造成严重影响。2)生态脆弱敏感，环境保护要求高。该线路穿越原始森林、湿地、干旱河谷等多种脆弱生态敏感区，有众多珍稀保护野生动植物；沿线自然环境恶劣，生态环境敏感而脆弱。3)地形复杂、交通困难、渣场选址及建材供应困难。铁路沿线地势险峻，地形条件复杂，受峡谷地形和环境敏感区限制，弃渣场地设置困难。
2. 铁路沿线隧道弃渣分析
2.1 沿线隧道弃渣产量
以该铁路工程典型段为例，对该段落内隧道弃渣进行包括岩性、围岩强度、弃渣粒径分布等方面的分析，为该段弃渣利用研究提供原始资料。典型段落线路长151.31 km，区间内穿越6座隧道全长138.99 km，隧线比高达91.86%，预计出渣量为2.35×107 m3。原设计方案在该段建立12座弃渣场，占地总面积达1.44×106 m2。
2.2 沿线隧道围岩性态
1)岩性。典型段地层岩性十分复杂，硬质岩分布较广(见图1)。目前，根据该段地质勘探和深孔钻探揭示的地层岩性，发现该段隧道围岩岩性以花岗岩、闪长岩、片麻岩、辉长岩为主，其中隧道埋深附近以花岗岩和片麻岩为主。片麻岩占比54.00%，花岗岩占比40.00%，其他地层岩性，包括断层压碎岩、蚀变带和出入口的漂石、砂土等占比6.00%。
图 1 典型段的围岩级别和岩性情况Figure 1. The classification and lithology of surrounding rock of the typical section2)围岩强度。沿线钻孔岩石试验数据统计如图2所示。对于Ⅲ级围岩和Ⅳ级围岩，围岩抗压强度大于60.00 MPa的概率分别为100.00%和95.00%。对于不同岩性，花岗岩与片麻岩的岩石强度分布具有差别：片麻岩中有约1.80%的测点强度在52.50 MPa以下，7.30%的测点强度在52.50 MPa到60.00 MPa之间，剩下90.90%的测点强度都大于60.00 MPa；而花岗岩的抗压强度基本都大于60.00 MPa。按照《建筑用卵石、碎石》(GB／T14685-2001)[9]，该隧道段落的弃渣绝大部分都能满足C30混凝土骨料的需求。
3)弃渣粒径分布。该段主要是花岗岩和片麻岩，施工工法为TBM和钻爆法。对掘进机产生的弃渣进行粒度分析时，最常见的拟合函数有Rosin-Rammler分布函数、Gandin-Schuhmann分布函数以及对数正态分布[10-12]。其中，Rosin-Rammler分布函数和对数分布函数应用最为广泛，特别是在岩石力学研究领域，常被用于分析破碎及爆破方式的破碎岩渣。Rosin-Rammler分布函数见式(1)。钻爆法施工区间的粒度预测可采用KUZ-RAM模型进行计算[13-14]，见式(2)。
Rslag=1−exp[−kb(dslag)ka] (1) 式中：Rslag为筛下的残余质量分数；dslag为粒径，cm；ka为均匀分布常数，表征岩渣颗粒的分布均匀程度；kb为拟合常数。
{Rslag=e−(dslagdstd)nn=(2.2−14lmin/dhole)(1−w/lmin)(1+(rh−1)/2)lblsdstd=ˉdslag(0.693)1nˉdslag=F(VmTNT)0.8mTNT1/6 (2) 式中：dc为特征块度，cm；n为均匀度指标；lmin为最小抵抗线长度，m；dhole为炮孔直径；mm；w为凿岩精度的标准误差；rh为孔距与最小抵抗线的比值；lb为底板标高以上药包长度，m；ls为台阶长度，m；`dslag为颗粒平均直径，cm；F为岩石系数，中硬岩为7，多裂隙硬岩为10，少裂隙极硬岩为13；mTNT为TNT质量，kg；Vhole为每个炮孔爆破的岩石体积，m3。
参考文献[11]，将相关参数代入公式(1)、公式(2)中，可计算出本次项目TBM法隧道弃渣约有81.00%满足骨料粒径要求，钻爆法隧道弃渣100.00%满足骨料粒径要求。
3. 铁路弃渣调配设计思路
3.1 铁路沿线弃渣利用方向
目前，国内隧道弃渣的利用方式较为单一，大多数是将弃渣用作填料处理，没有加工过程。利用方式主要包括开挖地段的凹地填料，路基、桥梁、挡墙等工程的回填用料，景观修建、人工景点等工程设施的修建，弃渣的利用价值不高[15-19]。该铁路需要面对的实际问题是，一方面大量的弃渣简单地堆砌处理会对当地的环境造成严重的影响；另一方面，交通基础设施配套不足、运输困难等原因造成工程建设过程中供材困难。为此，需要扩大弃渣的利用方式，减少因弃渣堆积对环境造成的影响。弃渣利用技术依据弃渣性态划分可分为2大类：一是无害弃渣的利用技术，主要采用物理筛分、破碎等技术制备成满足性能需求的各类建筑材料，见图3；二是有害弃渣的利用技术，主要采用化学中和或物理隔断等技术制备成满足性能需求的各类建筑材料[20-29]。有害弃渣的处理利用需考虑渣体对周边环境的污染问题，其处理对策主要包括防止地下水等摄取的影响和防止直接摄取的影响2大类，具体见表1。
表 1 有害弃渣利用处理对策Table 1. Treatment countermeasure of harmful abandoned slag项目 工程对策 目标 防止地下水等摄取的影响 隔水封闭（不熔化处理后封闭） 完全防止有害地下水的渗透发生 隔断封闭 粘性土覆盖，防止渗透 防止雨水、地下水渗透及侵出水发生 碾压降低透水性 不熔化处理 降低重金属溶出 设置吸收层 捕捉重金属 侵出水处理 防止直接摄取的影响 禁止使用 隔断暴露 铺装 填土 | Show Table
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考虑到铁路自身的建材需求，弃渣的利用方向规划应该优先满足隧道工程本体的建材需求。过剩的弃渣的处理，根据隧道弃渣的岩土类型、物质组成特点，结合工程本体特点和当地规划发展需求，可以将弃渣作为填充料使用，如石笼挡墙，或作为填料用于路基和填埋造地，也可以用以生产机制砂石骨料，用于全线桥梁、隧道等工程的混凝土骨料和相关的预制构件，如机制砖、预制梁板等，可供选择的利用方向如图4所示。
3.2 弃渣利用方向需满足的性态要求
弃渣利用的前提是弃渣性态必须满足利用方向的性态需求。主要的利用方向可以归为2个大类，一类为三级处理厂(综合利用厂)输出的砂石料制品；另一大类的输出方向为传统工程，如混凝土机制砂石骨料、造地填料等。对于送往综合利用厂中的弃渣没有特殊要求，对于这部分弃渣，可以通过不同的加工方式，生产出腻子、装饰一体板、透水混凝土等各自满足要求的制品，用于满足当地的建材需求。对于另外的用于机制砂石骨料、造地填料等方向的弃渣，需要各自满足相关的规范，具体见表2。
表 2 传统利用方向弃渣性态规范Table 2. Specifications for slag with traditional utilization direction用途 参照规范 混凝土机制砂石骨料 《铁路混凝土工程施工质量验收标准》TB10424[30] 《铁路混凝土》TB/T 3275[31] 填料 《建筑地基基础工程施工规范》GB51004-2015[32] 《铁路路基设计规范》TB 10001-2016[33] 格宾挡墙(石笼) 《铁路路基设计规范》TB 10001-2016[33] | Show TableDownLoad:
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3.3 铁路隧道弃渣高效化调配方法
1)弃渣处理层级。将处理厂分为3个层级：一级处理厂、二级处理厂、三级处理厂(综合利用厂)。一级处理厂、二级处理厂供应对应的隧道开挖工区的混凝土及其他工程，如桥梁、道路等所需的混凝土构件；三级处理厂将弃渣进行深加工，制成各类砂石制品，为当地建设提供建材。
一级处理厂为实现快速供给隧道工区所需的混凝土骨料，需要在隧道工区附近开辟一块合适的空间安置相关处理设备。同时，生产砂石骨料的时候产生的噪音，对周边的环境会有一定的影响。可在有条件的工区洞口附近推荐设立一级处理厂。在环境要求严格或者现场条件较差的段落，可不设立一级处理厂，与周围几个工区共同采用一个二级处理厂供给砂石骨料。二级处理厂的弃渣需求主要有2个部分组成，一部分是隧道开挖工区的混凝土预制件，包括预制仰拱、预制盖板等；还有一部分属于非隧道使用，包括桥梁、道路、造地等方面的混凝土需求。三级处理厂建立在全线的中间位置，以方便各隧道在掘进过程中将弃渣运输过来。
2)隧道弃渣整体调配流程。隧道工区产生弃渣后，应立即进行快速检测，在设有一级处理厂的工区，对于满足要求的弃渣送至一级处理厂进行碎石、加工。没有条件设立一级处理厂的工区，将弃渣送至相应的二级处理厂进行统一集中碎石、加工，之后将制作完成的骨料送回工区，生产混凝土。工区剩余弃渣优先送往相应二级处理厂，作为制作预制构件的材料。多余弃渣，送至相应造地点或其他利用方向点，若仍有剩余，即送至三级处理厂，对弃渣进行进一步加工、应用，相应流程图5。
对于一些化学检测不能通过的弃渣，参照第3.1节的有害弃渣处理利用方式，即：一些不含或少含放射性的弃渣，可在有害填料与无害填料之间设置隔离层，进行物理或者化学隔断，对这部分弃渣进行深埋；有害物质或放射性较强的弃渣，先进行化学处理变为普通弃渣之后，再进行调配，或者将这部分弃渣不考虑使用。
4. 典型段隧道弃渣调配方案
某大型铁路典型段共分布6座隧道，共计产生2.35×107 m3弃渣。其中，因工程需要，已确定的有1.37×107 m3弃渣会用于站场填方、生产混凝土所需的骨料、路基、道路等方向，还剩余9.74×106 m3弃渣。若是按照原有设计将这些弃渣弃于12个弃渣场中，这不仅会对周边的生态环境造成一定的破坏，同时也造成对弃渣资源的浪费。
在对沿线生态环境、周边产业进行了实地考察之后，提出了相应的优化设计方案。根据弃渣场的位置条件、弃渣量、运输条件等因素，对原先设计为堆放弃渣的弃渣场进行一定的改造。例如，该段最大的一处弃渣场，见图6(a)，规划占地为一片草地。将弃渣弃于这里，势必会造成生态破坏。可将原定弃于此处的弃渣运往附近的临时弃渣综合利用厂，进行深加工。另有一处渣场，见图6(b)，位置靠近原有的茶厂，拥有较好的茶叶生长环境以及茶叶消费市场，可将该处弃渣场改建为茶园。图6(c)~图6(d)2处弃渣场，周边风景较好，可观赏性较高，可将这两个渣场改建为观景平台。具体各个方向的弃渣利用情况见表3。
表 3 典型段弃渣规划利用方向Table 3. Planning utilization directions of tunnel slag for the typical section利用方向 分类 弃渣用量/m3 弃渣利用量占比/% 工程本体利用 混凝土机制砂石骨料 6.38×106 27 混凝土预制构件骨料 3.00×105 1 站场填料 6.86×106 29 路基、道路 5.10×106 2 地区规划利用 产业造地 7.16×106 31 旅游造地 5.20×105 2 市场制品利用 砂石制品 1.76×106 8 | Show TableDownLoad:
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5. 典型段弃渣利用方案评价
本研究提出的方案中，典型段原设计方案中共设置12座弃渣场，通过与当地产业结合，对弃渣场进行升级改造，最终取消所有弃渣场，优化率达100.00%。
该段6座隧道共计产生2.35×107 m3弃渣。其中，1.40×107 m3弃渣用于隧道及工程间调配(隧道混凝土骨料使用6.38×106 m3、预制构件3.00×105 m3、站场使用6.86×106 m3、工程间调配5.10×105 m3)，总占比59.57%。1.76×106 m3弃渣用于三级处理厂，用来制作各类加工产品，占比7.49%。剩余7.68×106 m3弃渣用于造地或供材，占比32.94%。总的弃渣的利用率达到了100.00%。
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图 1 下流式未种植植物CW-MFC系统构造图及阴极和阳极表面尺寸
Figure 1. Structure diagram of downflow unplanted CW-MFC system, and the surface size of cathode and anode
图 2 S.G.和S.S.的外电路电压、阴阳极电势、功率密度曲线和极化曲线
Figure 2. Voltage, anode and cathode potential, power density curve and polarization curve of S.G. and S.S.
图 4 S.G.和S.S.的循环伏安曲线和线性扫描伏安曲线
Figure 4. Cyclic voltammetry curve and linear sweep voltammetry curve of S.G. and S.S.
图 6 S.G.和S.S.的电化学阻抗奈奎斯特图
Figure 6. Nyquist plot of electrochemical impedance of S.G. and S.S.
表 1 与其他已报道CW-MFC在发电性能上的比较
Table 1. Compared with other reported CW-MFC on the power generation performance
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表 2 Alpha指数统计表
Table 2. Alpha index statistical table
基质碳源 有效OTUs Chao1 Shannon Simpson Ace S.G. 1 136 1 140.042 6.017 0.922 1 150.820 S.S. 729 777.030 5.676 0.943 783.491
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