2. 沈阳化工大学 环境与安全工程学院, 辽宁 沈阳 110142
2. College of Environment and Safety Engineering, Shenyang University of Chemical Technology, Shenyang 110142, China
抗生素污染已成为人们广泛关注的一个全球性问题[1-4]。由于抗生素废水的复杂性、高有机负荷与难生物降解性，彻底消除废水中的抗生素是一项艰巨的任务[5]。现有的含药废水处理方法往往都存在占地面积大、药品昂贵、能耗过大、产生有毒副产品等问题[6]，难以达到满意的运行要求[7-9]。微生物燃料电池(microbial fuel cell, MFC)在进行废水处理的同时将废水化学能转化为电能，能够解决目前制药废水处理中普遍存在的能耗大、产生有毒物质等问题[10-13]。然而，目前的MFC系统在运行效率、稳定性等方面仍存在不足，在实现商业化应用前，其整体性能仍需进一步改进。作为微生物生长和电子收集的载体，阳极的物理、化学性质及表面特性直接影响产电微生物在其表面的附着、生长及电子转移的能力[14]。理想的阳极材料应具有良好的导电性、高亲水性、大比表面积和良好的生物相容性[15]。因此，通过阳极改性来改善电池的整体性能已成为一种常见且有效的方法[16-17]。纳米氧化铈(CeO2)是一种廉价的镧系纳米稀土氧化物材料。由于纳米CeO2具有良好的氧化还原能力[18]，因而在抛光材料、催化剂、电子陶瓷、传感器等方面得到应用[19-21]。纳米CeO2可以促进电极上的电子转移[22]，在废水处理中也表现出优异的光化学性能和稳定性[23]，比较适合作为阳极催化剂应用于MFC中。β-环糊精(β-CD)是一类被广泛用于生物活性改善的环状低聚糖[24]。β-CD具有空腔分子结构、生产成本低、无毒等优点。采用β-CD对阳极进行修饰时，一方面，β-CD可以通过脂质双分子层可逆地进入细胞，并影响与连接蛋白通道相关的细胞过程；另一方面，β-CD还可以诱导生物膜间有效的脂质交换，改变生物膜的流动性和通透性[25]。因此，β-CD被认为是一种合适的阳极改性材料。本研究结合β-CD和纳米CeO2的优势对MFC的碳毡阳极进行改性，从而促进微生物附着，提高电子传递速率，进而改善MFC的产电性能和废水处理效果。
2 材料与方法 2.1 实验系统构成本实验系统主要由双室MFC、外部负载及数据采集系统组成，如图 1所示。双室MFC由阳极室、阴极室、阳极、阴极和质子交换膜组成。阳极室和阴极室均由容积为500 mL的有机玻璃槽制成，通过大小为5 cm×5 cm的质子交换膜(Nafion 117，杜邦公司，美国)分隔开。阳极室密封并保持在厌氧状态，阴极室通过一个小型曝气装置保持在好氧状态。在厌氧条件下，微生物在阳极室中生长繁殖，催化可生物降解的有机物生成质子、电子和代谢产物。电子经过外电路传递至阴极，阴极室接受电子发生还原反应，质子经过质子交换膜到达阴极，并生成氧化态物质。电子在阴极和阳极之间传递，构成电流传递回路，产生输出电压和电流。MFC产生的电压通过数据采集卡(MPS-010602，北京启创莫非电子科技有限公司，中国)进行采集，每60 s记录一次，并通过USB接口传输到计算机进行存储、处理和显示。为便于进行阳极改性效果对比，阴极在实验中始终采用碳毡为电极，而阳极电极分别为碳毡、CeO2改性碳毡和CeO2-β-CD改性碳毡，负载电阻为1 000 Ω。
|
图 1 微生物燃料电池实验系统 Fig.1 Image of the MFC experimental setup |
首先将碳毡(4 cm×5 cm×0.5 cm)在丙酮中浸泡2 h，用去离子水洗涤至中性，置于鼓风干燥箱中60 ℃干燥2 h，得到未经改性的碳毡。
将0.25 g纳米级CeO2粉分散到100 mL去离子水中，形成统一的溶胶。将准备好的碳毡浸泡在CeO2溶胶中，超声振动3 h, 然后在60 ℃的烘箱中干燥2 h，即可得到CeO2改性碳毡电极(CeO2/CF)。超声振动能够增强分子运动，便于纳米CeO2颗粒快速且紧密地沉积于碳毡表面，而且有利于提高改性电极的机械强度及电化学稳定性[26]。
将0.4 g的β-CD溶解在100 mL的去离子水中并搅拌1 h，得到β-CD溶液；然后将前述方法配制好的CeO2溶胶倒入β-CD溶液中，得到CeO2-β-CD溶液。将准备好的碳毡浸泡在CeO2-β-CD溶液中，超声振动3 h，然后置于60 ℃的烘箱中干燥2 h，即可得到CeO2-β-CD/CF电极。
2.3 其他实验材料阳极液采用头孢制药废水，由0.2 g·L−1头孢克肟片、4 g·L−1葡萄糖，6.338 g·L−1 NaH2PO4·H2O、6.856 g·L−1 Na2HPO4·12H2O、0.2 g·L−1 MgSO4·7H2O、0.13 g·L−1 KCl、3.13 g·L−1 NaHCO3、0.01 g·L−1 MnSO4·H2O、0.31 g·L−1 NH4Cl和0.015 g·L−1 CaCl2配制而成，其COD质量浓度为8 868 mg·L−1。
阴极液为铁氰化钾(K3[Fe(CN)6])和氯化钠(NaCl)的混合溶液。将32.9 g K3[Fe(CN)6] 溶解在500 mL的磷酸缓冲溶液(PBS)中，得到0.2 mol·L−1的铁氰化钾溶液。将11.7 g NaCl溶解在500 mL去离子水中，得到0.4 mol·L−1的氯化钠溶液。将上述2种溶液混合，得到MFC阴极电解质。
由于污泥中含有大量微生物，实验所需微生物种群通过污泥驯化获得。污泥采自沈阳南部污水处理厂的二沉池。将收集的污泥与前述配制好的制药废水及微生物生长所需要的微量元素一起放入培养瓶中，然后在生化培养箱中保持30 ℃恒温驯化3~5 d。当培养瓶中的土壤表面有絮状物悬浮时，即可将培养瓶中污泥及溶液一起导入MFC阳极室，为微生物燃料电池提供产电菌种群。
2.4 分析方法 2.4.1 产电能力分析MFC的发电性能主要由电流密度或功率密度表征。根据数据采集卡测量的电压U(V)，结合阳极表面积A(m2)及负载电阻R(Ω)，可以计算出MFC的实时电流密度IA (IA=U/(RA)，A·m−2)、产电功率P (P=U 2/R，W)及功率密度PA (PA=U2/(RA)，W·m−2)。实验中，A为2×10−3 m2。为了进一步分析MFC的发电能力，其在一定运行周期T (h)内的发电量W (J)通过求解功率对时间t(h)的积分获得，即
| $ W{\text{ = 3 600}}\int_0^T {P{\text{d}}t} {\text{ = 3 600}}\int_0^T {\frac{{{U^2}}}{R}{\text{d}}t} $ | (1) |
为了更深入了解改性碳毡的表面结构变化情况，利用扫描电子显微镜(SEM，JSM-6360LV，日本东京JEOL株式会社，日本)对改性前后阳极样品的表面形貌进行表征。
2.4.3 CV曲线和EIS特性为进一步分析电极的导电性能，以MFC阳极为工作电极，铂片电极为辅助对电极，饱和甘汞电极(SCE)为参比电极，采用化学工作站(CHI660E，上海辰华仪器有限公司，中国)分别进行循环伏安特性(CV)和电化学阻抗谱(EIS)测试。电位范围为−0.3~0.3 V，扫描速度为0.01 V·s−1。CV主要表征电极-溶液界面的电子转移可逆性，而EIS主要表征电极-溶液界面的阻抗可逆性[27-28]。
2.4.4 极化特性采用可变电阻法进一步测试MFC的功率密度和极化曲线，以便了解MFC的极化和发电特性，更全面分析改性方法对MFC发电性能的影响。通过电阻箱在9 000~100 Ω(9 000-7 000-5 000-3 000-2 000- 1 000-500-200-100 Ω)调节MFC的负载电阻，记录不同负载条件下的稳态输出电压值并计算对应的电流密度值，由此得到MFC的极化曲线。
2.4.5 COD去除率COD去除率是表征废水处理效果的一个重要指标。利用COD快速检测仪(LH-NP2，杭州陆恒生物科技有限公司，中国)检测出MFC的进水COD值和出水COD值，然后计算MFC运行后对进料制药废水的COD去除率，据此比较不同配置MFC的废水处理效果。
3 结果与讨论 3.1 产电性能图 2为采用3种不同阳极的MFC的产电电流密度曲线。可以看出，采用未改性碳毡阳极、CeO2修饰碳毡阳极及CeO2-β-CD修饰碳毡阳极的MFC的最大输出电流密度分别为0.1、0.16和0.23 A·m−2，即采用CeO2-β-CD改性碳毡阳极的MFC的最大产电电流密度较采用常规碳毡阳极和CeO2修饰碳毡阳极时分别提高了130% 和43.6%。采用CeO2-β-CD改性阳极的MFC在运行约90 h后基本可以稳定下来，稳态电流密度约0.22 A·m−2；而采用普通碳毡和CeO2修饰碳毡的MFCs大约在120 h后方可基本稳定，稳态电流密度值分别为0.10和0.06 A·m−2，采用CeO2-β-CD改性阳极的MFC的稳态电流密度较采用常规碳毡时提高了266.7%。这说明，采用纳米CeO2进行阳极改性对提高MFC产电性能有一定作用，但CeO2改性阳极也造成MFC的稳定运行性能有所减弱；而采用CeO2-β-CD复合材料进行电极改性时，MFC获得了更快的响应速度、更大更稳定的产电能力，产电能力和运行性能都得到显著提高。
|
图 2 不同阳极MFC的电流密度 Fig.2 Current density profiles of MFC with different anodes |
表 1列出了采用3种不同阳极的MFC运行150 h所产生的输出电能。对比表中的实验数据可以更明显地看出，采用纳米CeO2对阳极进行改性在一定程度上可以提高MFC的产电能力，而采用CeO2-β-CD复合材料对电极进行修饰所取得的改进效果则更加显著，此时MFC的产电能量较采用常规碳毡和纳米CeO2改性碳毡时分别提高了522.4% 和155.2%。
|
表 1 不同阳极MFC运行150 h的产电能量 Table 1 Energy production of MFC with different anodes after 150 h |
极化曲线可以反映燃料电池的总电压损耗。极化曲线越“高”，总电压损耗就越小。采用3种阳极的MFC的极化曲线如图 3所示。可以看出，CeO2-β-CD修饰电极的极化曲线始终高于其他2个电极的极化曲线，而未修饰电极的极化曲线是最低的。这说明采用2种改性阳极的MFC的电压损失都有不同程度的降低，而CeO2-β-CD修饰碳毡电极的电压损失最小，因而对提高MFC的供电效率能起到更好的效果。
|
图 3 不同电极MFC的极化曲线 Fig.3 Polarization curves of MFC with different anodes |
图 4为采用3种不同阳极的MFC的功率密度PA曲线。可以看出，MFC采用未改性碳毡、CeO2修饰碳毡、CeO2-β-CD修饰碳毡时的最大功率密度分别约为0.034、0.053和0.073 W·m−2，CeO2-β-CD修饰碳毡比未改性碳毡和CeO2修饰碳毡的最大功率密度分别提高了114% 和38%，且采用CeO2-β-CD修饰阳极的MFC的功率密度峰值点更加明显，此时MFC运行更加稳定，比较容易实现MFC的最大功率点跟踪。因此，CeO2和β-CD复合材料改性的碳毡电极可以显著提高MFC的产电能力。
|
图 4 不同电极MFC的功率密度曲线 Fig.4 Power density curves of MFC with different anodes |
3种不同电极的CV特性曲线如图 5所示。测试中，电极电位E的范围为−0.3~0.3 V。从图中可以看出，未改性碳毡电极由于缺乏催化活性位点，导电性能一般，氧化还原电流较小；而CeO2修饰碳毡、CeO2-β-CD修饰碳毡产生的电流明显高于未改性的碳毡，导电性能优于未改性碳毡。尤其CeO2-β-CD改性阳极的CV曲线的氧化波和还原波的对称性明显得到改善，表明CeO2-β-CD改性阳极改善了电活性物质的可逆性。进一步分析还可以发现，CeO2-β-CD改性阳极的CV闭合曲线积分面积远大于另2种电极，即CeO2-β-CD修饰阳极的比电容增大，活性物增多，促进电极和电解质间的相互接触，提高了电荷储存能力和电荷转移量[29-30]，进而改善了MFC的产电性能。
|
图 5 3种不同电极的循环伏安曲线 Fig.5 CV curves of three different anodes |
3种不同阳极在使用前的SEM图如图 6所示。可以看出，未改性的碳毡表面比较光滑，比表面积较小，能够在其表面附着生长的微生物数量也较少。采用纳米CeO2修饰的碳毡电极表面负载了CeO2小颗粒，在一定程度上增大了电极的比表面积；而与前两者相比，CeO2和β-CD共同修饰的碳毡电极表面更加粗糙，表面附着了更多的导电粒子，表面粗糙度得到进一步提高，电极的比表面积和孔容明显增大，因而更有利于微生物在电极表面的附着生长，能够大大提升电子传递速率，进而显著改善MFC的产电性能。
|
图 6 改性前后的阳极SEM图 Fig.6 SEM micrographs of anode before and after modification |
内阻是影响MFC供电效率的重要因素。为进一步分析电极改性对MFC内阻的影响，通过EIS对MFC的内阻进行测量。图 7为采用3种不同阳极的MFC的EIS测试图谱。图中Z′和Z″分别为等效阻抗的实部(即电阻)和虚部(即电抗)。EIS曲线的半圆与水平轴之间的左交点对应的值是溶液内阻Rs，半圆的直径对应电荷转移阻抗Rct[31-32]。根据EIS测试结果得到的3种电极的阻抗值如表 2所示。分析上述EIS测试结果可以看出，CeO2-β-CD改性阳极的使用大大降低了MFC的内阻，这说明这种阳极改性方法对于提高MFC的产电性能和供电效率是非常有效的。
|
图 7 3种不同阳极MFC的电化学阻抗谱 Fig.7 EIS of MFC with three different anodes |
|
|
表 2 MFCs的等效电阻 Table 2 Equivalent resistance of MFCs |
MFC也是一种新颖的废水处理工艺。因此，废水处理效果也是反映MFC性能的重要指标。MFC的入水和出水COD实测值及COD去除率计算值见表 3。本次实验中，MFC的阳极液为头孢制药废水。可以看出，装设未改性碳毡、CeO2修饰碳毡及CeO2-β-CD修饰碳毡阳极的MFC的COD去除率分别为35%、47% 和68%，其中CeO2-β-CD修饰电极MFC的COD去除率最高，比采用未改性碳毡阳极和CeO2改性碳毡阳极分别提高94% 和45%。这说明采用CeO2和β-CD复合材料对MFC进行阳极修饰可以有效提高MFC的废水处理效果。
|
|
表 3 MFCs的COD去除率 Table 3 COD removal rates of MFCs |
从废水处理角度看，CeO2-β-CD修饰电极MFC的COD去除率为68%，与期望值仍存在一定差距。这主要是因为影响MFC水处理效果的因素包括电极、交换膜、阴极液等诸多因素。本实验的关注点是电极改性对MFC性能的影响，因此其他材料均采用了最普通的材料，如实验中用于有机物降解的产电菌取自以简单方式驯化的污泥，其电化学活性不甚理想。对这些环节进行优化会进一步提高MFC的废水处理效果。另一方面，MFC处理制药废水的同时还产出电能，既实现了制药废水的无害化处理，又实现了制药废水的资源化，这是其他废水处理方式不具备的优势。综合考虑，采用MFC进行制药废水处理是可行的。
4 结论阳极改性是提高MFC的产电性能和废水处理效果的一种有效途径。由于纳米级CeO2有极好的催化功能，可以促进电极上的电子转移；β-CD可以提高生物膜的通透性，有良好的生物相容性，所以将2种材料相结合，通过操作简单、成本较低的溶液浸泡法，制备基于CeO2-β-CD的改性电极，并将其用于处理高浓度、难降解的制药废水，能够显著提高MFC的整体性能。采用CeO2-β-CD改性碳毡阳极的MFC较采用常规碳毡阳极的MFC的稳态输出电流密度提高了266.7%，运行150 h的产电输出电能提高了522.4%，COD去除率提高了94%。采用CeO2-β-CD改性电极MFC进行制药废水处理是解决制药废水污染和实现制药废水能源化的一种有效方案。
| [1] |
XIAO L L, WANG Y P, LICHTFOUSE E, et al. Effect of antibiotics on the microbial efficiency of anaerobic digestion of wastewater: A review[J]. Frontiers in Microbiology, 2021, 11: 611613. DOI:10.3389/fmicb.2020.611613 |
| [2] |
LIU Y H, CHEN Y, FENG M J, et al. Occurrence of antibiotics and antibiotic resistance genes and their correlations in river-type drinking water source, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2021, 28(31): 42339-42352. DOI:10.1007/s11356-021-13637-8 |
| [3] |
LU M J, WANG J Q, WANG Y Z, et al. Heterogeneous photo-Fenton catalytic degradation of practical pharmaceutical wastewater by modified attapulgite supported multi-metal oxides[J]. Water, 2021, 13(2): 156. DOI:10.3390/w13020156 |
| [4] |
KRUPKA M, PIOTROWICZ-CIESLAK A I, MICHALCZYK D J. Effects of antibiotics on the photosynthetic apparatus of plants[J]. Journal of Plant Interactions, 2022, 17(1): 96-104. DOI:10.1080/17429145.2021.2014579 |
| [5] |
WANG W H, ZHANG W F, LIANG H, et al. Occurrence and fate of typical antibiotics in wastewater treatment plants in Harbin, North-east China[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2019, 13(3): 34. |
| [6] |
BAGCHI S, BEHERA M. Integrated microbial fuel cells for wastewater treatment[M]. Oxford: Butterworth-Heinemann Elsevier Ltd, 2020.
|
| [7] |
AHMADZADEH S, DOLATABADI M. Electrochemical treatment of pharmaceutical wastewater through electrosynthesis of iron hydroxides for practical removal of metronidazole[J]. Chemosphere, 2018, 212: 533-539. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.08.107 |
| [8] |
FU J J, ZHANG Q, HUANG B C, et al. A review on anammox process for the treatment of antibiotic containing wastewater: Linking effects with corresponding mechanisms[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2021, 15(1): 17. |
| [9] |
BURCH K D, HAN B S, PICHTEL J, et al. Removal efficiency of commonly prescribed antibiotics via tertiary wastewater treatment[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(3): 6301-6310. |
| [10] |
樊立萍, 薛松. 共基质改善MFC处理链霉素废水及产电性能的研究[J]. 燃料化学学报, 2017, 45(3): 370-377. FAN L P, XUE S. Improvement in the performance of streptomycin wastewater MFC treatment and electricity generation by co-substrate addition[J]. Journal of Fuel Chemistry & Technology, 2017, 45(3): 370-377. DOI:10.3969/j.issn.0253-2409.2017.03.016 |
| [11] |
AMIT C, NAYAK J K, GHOSH U K. Microalgal remediation of anaerobic pretreated pharmaceutical wastewater for sustainable biodiesel production and electricity generation[J]. Journal of Water Process Engineering, 2020, 35: 101192. DOI:10.1016/j.jwpe.2020.101192 |
| [12] |
DUARTE-URBIN O J, RODRIGUEZ-VAREL F J, FERNANDEZ-LUQUENO F, et al. Bioanodes containing catalysts from onion waste and Bacillus subtilis for energy generation from pharmaceutical wastewater in a microbial fuel cell[J]. New Journal of Chemistry, 2021, 45(28): 12634. DOI:10.1039/D1NJ01726H |
| [13] |
YIN Y, HUANG G, ZHOU N, et al. Increasing power generation of microbial fuel cells with a nano-CeO2 modified anode[J]. Energy Sources, Part A: Recovery, Utilization, and Environmental Effects, 2016, 38(9): 1212-1218. DOI:10.1080/15567036.2014.898112 |
| [14] |
FAN L P, XI Y B. Effect of Polypyrrole-Fe3O4 composite modified anode and its electrodeposition time on the performance of microbial fuel cells[J]. Energies, 2021, 14(9): 2461. DOI:10.3390/en14092461 |
| [15] |
XU H, WANG L, WEN Q, et al. A 3D porous NCNT sponge anode modified with chitosan and polyaniline for high-performance microbial fuel cell[J]. Bioelectrochemistry, 2019, 129: 144-153. DOI:10.1016/j.bioelechem.2019.05.008 |
| [16] |
HINDATU Y, ANNUAR M, GUMEL A M. Mini-review: Anode modification for improved performance of microbial fuel cell[J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2017, 73: 236-248. |
| [17] |
XUE P, JIANG S, LI W L, et al. Bimetallic oxide MnFe2O4 modified carbon felt anode by drip coating: an effective approach enhancing power generation performance of microbial fuel cell[J]. Bioprocess and Biosystems Engineering, 2021, 44(6): 1119-1130. DOI:10.1007/s00449-021-02511-z |
| [18] |
吴杨芳, 冯骞, 薛朝霞, 等. 纳米氧化铈作用下活性污泥胞外聚合物及溶解性微生物产物特性[J]. 微生物学通报, 2016, 43(2): 262-269. WU Y F, FENG Q, XUE Z X, et al. Characterization of extracellular polymeric substance and soluble microbial products under impact of CeO2 nanoparticles[J]. Microbiology China, 2016, 43(2): 262-269. |
| [19] |
从其良, 马赫遥, 杨鸣刚, 等. 新型花状CeO2的NH3-SCR性能及机制研究[J]. 高校化学工程学报, 2020, 34(3): 810-815. CONG Q L, MA H Y, YANG M G, et al. Study on NH3-SCR performance and mechanism of a novel flower-like CeO2[J]. Journal of Chemical Engineering of Chinese Universities, 2020, 34(3): 810-815. DOI:10.3969/j.issn.1003-9015.2020.03.033 |
| [20] |
PAULIN M A, GARBARINO G, LEYVA A, et al. Pressure induced stability enhancement of cubic nanostructured CeO2[J]. Nanomaterials, 2020, 10(4): 650. DOI:10.3390/nano10040650 |
| [21] |
HAN J H, LI Z, XU Z H, et al. Study on high temperature composite properties of ternary fluor rubber filled with nano-cerium oxide[J]. Journal of Polymer Research, 2021, 28(12): 487. DOI:10.1007/s10965-021-02853-y |
| [22] |
XIAO X L, LUAN Q, YAO X, et al. Single-crystal CeO2 nanocubes used for the direct electron transfer and electrocatalysis of horseradish peroxidase[J]. Biosensors and Bioelectronics, 2009, 24(8): 2447-2451. |
| [23] |
EL-KHOULY S M, MOHAMED G M, FATHY N A, et al. Effect of nanosized CeO or ZnO loading on adsorption and catalytic properties of activated carbon[J]. Adsorption Science & Technology, 2017, 35(9): 774-788. |
| [24] |
HADARUGA N G, BANDUR G N, DAVID L, et al. A review on thermal analyses of cyclodextrins and cyclodextrin complexes[J]. Environmental Chemistry Letters, 2019, 17(1): 349-373. |
| [25] |
HAMMOUD Z, KHREICH N, AUEZOVA L, et al. Cyclodextrin-membrane interaction in drug delivery and membrane structure maintenance[J]. International Journal of Pharmaceutics, 2019, 564: 59-76. |
| [26] |
WANG H, GAO C, CHEN Y, et al. Ultrasonic vibration-strengthened adhesive bonding of CFRP/aluminum alloy joints with anodizing pretreatment[J]. JOM, 2020, 72(10): 3472-3482. |
| [27] |
MIGLIARDINI F, CORBO P. CV and EIS study of hydrogen fuel cell durability in automotive applications[J]. International Journal of Electrochemical Sciences, 2013, 8(9): 11033-1047. |
| [28] |
PAJKOSSY T. Voltammetry coupled with impedance spectroscopy[J]. Journal of Solid State Electrochemistry, 2020, 24(1): 2157-2159. |
| [29] |
马志远, 牛艳艳, 赵娟, 等. 阳极修饰对微生物燃料电池性能的影响[J]. 科学技术与工程, 2021, 21(18): 7820-7826. MA Z Y, NIU Y Y, ZHAO J, et al. Effect of anode modification on the performance of microbial fuel cell[J]. Science Technology and Engineering, 2021, 21(18): 7820-7826. |
| [30] |
KRISHNAVENI P, GANESH V. Electron transfer studies of a conventional redox probe in human sweat and saliva bio-mimicking conditions[J]. Scientific Reports, 2021, 11(1): 7663. |
| [31] |
FAN L P, SHI J Y, XI Y B. PVDF-modified Nafion membrane for improved performance of MFC[J]. Membranes, 2020, 10(8): 185. |
| [32] |
ISLAM M A, KARIM A, WOON C W, et al. Augmentation of air cathode microbial fuel cell performance using wild type Klebsiella variicola[J]. RSC Advances, 2017, 7(8): 4798-4805. |