唐 剛，石玉翠，蔣文萱，余鑫鑫，游少鴻,2*

(1.桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣西桂林 541004；2.南方石山地區(qū)礦山地質(zhì)環(huán)境修復(fù)工程技術(shù)創(chuàng)新中心，廣西南寧 530000)

作為工業(yè)生產(chǎn)中的重要元素，鉻已經(jīng)被廣泛用于電鍍、冶金、制革、涂料、催化劑和耐火材料等領(lǐng)域[1-3]。水體中的鉻主要是遷移性和毒性都較弱的三價鉻、遷移性和毒性都較強的六價鉻。三價鉻是動植物必需的微量元素，而六價鉻對生物具有極強的致畸、致癌和致突變性[4-5]，一旦大量的六價鉻在周圍環(huán)境和生物體內(nèi)富集，將會對生態(tài)環(huán)境和生物體造成破壞性的影響。六價鉻具有強氧化性，其在水中主要以CrO42-和Cr2O72-的離子態(tài)形式存在，酸性環(huán)境和水中的還原性物質(zhì)都能促使六價鉻向三價鉻轉(zhuǎn)化，而三價鉻能在中性或弱堿性的條件下水解，生成Cr(OH)3，沉淀而被去除[6]。目前，國內(nèi)外處理含六價鉻廢水的方法主要有化學(xué)沉淀法[7]、吸附法[8]、離子交換法[9]、膜分離法[10-11]、電化學(xué)處理法[12-13]和化學(xué)還原法[14]等。其中，通過加酸或還原性藥劑來去除六價鉻的方法也是較為常用的方法。但是，向水體中投加藥劑去除鉻的方法不適用于處理大量的含鉻廢水，而且還可能在水體中衍生出二次污染物。因此，研究綠色、高效且具有發(fā)展?jié)摿Φ氖顾w中六價鉻向三價鉻轉(zhuǎn)化的技術(shù)具有非常重要的意義。

人工濕地耦合微生物燃料電池技術(shù)被認為是一種很有前景的生物電化學(xué)廢水處理技術(shù)。該技術(shù)可以在去除污染物的同時產(chǎn)電[15]。由于人工濕地具有豐富的氧化還原環(huán)境，即上部好氧、下部厭氧或者缺氧環(huán)境，正好符合微生物燃料電池的好氧區(qū)與厭氧區(qū)的客觀條件，人工濕地耦合微生物燃料電池技術(shù)才得以出現(xiàn)[16-17]。目前，人工濕地耦合微生物燃料電池技術(shù)已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于難降解污染物(硝基苯[18]、抗生素[19]和偶氮染料[20]等)處理中，但是將其用于去除重金屬的研究還相對較少，特別是將其用于去除六價鉻。研究發(fā)現(xiàn)，廢水中的電極間距、化學(xué)需氧量含量、六價鉻含量和水力停留時間等都會影響應(yīng)用人工濕地耦合微生物燃料電池技術(shù)處理廢水和發(fā)電的效果，而且該技術(shù)對六價鉻的去除率最高可達93.4%[21]。應(yīng)用陽極填充鐵屑的黃鐵礦人工濕地耦合微生物燃料電池技術(shù)處理模擬的含六價鉻廢水時發(fā)現(xiàn)，黃鐵礦與鐵屑的結(jié)合能增強產(chǎn)電能力和促進六價鉻的去除[22]。應(yīng)用種植了菖蒲(Acorus calamus)的人工濕地耦合微生物燃料電池技術(shù)處理含六價鉻的廢水時發(fā)現(xiàn)，植物活動與生物電化學(xué)過程的協(xié)同作用提高了六價鉻的還原率，當(dāng)進水中的六價鉻質(zhì)量濃度為12.07 mg/L時，六價鉻的去除率可達98.92%[23]。

目前，有關(guān)應(yīng)用人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)處理含六價鉻廢水的研究還處在起步階段。本研究構(gòu)建了人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)和人工濕地系統(tǒng)，研究兩個系統(tǒng)對廢水中六價鉻、化學(xué)需氧量、氨氮、總磷的去除效果和產(chǎn)電能力，探討了沿程廢水的pH、溶解氧含量、氧化還原電位對兩個系統(tǒng)運行的影響，以期為人工濕地耦合微生物燃料電池技術(shù)實際用于處理含六價鉻廢水積累實驗數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)和人工濕地系統(tǒng)的實驗裝置都采用聚氯乙烯材質(zhì)的管材為容器，進水模式為垂直上流。容器的內(nèi)徑為30 cm，高為85 cm(圖1)，有效儲水容積為27 L。

圖1 人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)(a)和人工濕地系統(tǒng)(b)的實驗裝置結(jié)構(gòu)圖Fig.1 The structure diagram of experimental devices of constructed wetland coupled with microbial fuel cell system(a)and constructed wetland system(b)

在距離兩個系統(tǒng)實驗裝置底部20 cm、40 cm、60 cm和80 cm高度的位置，都分別設(shè)置了沿程取樣口1、取樣口2、取樣口3 和取樣口4。在兩個系統(tǒng)的實驗裝置中，由下往上都依次填充了厚度為5 cm 的碎石(粒徑為3～4 cm)、厚度為30 cm 的石英砂(粒徑為2～4 mm)、厚度為10 cm的焦炭(粒徑為3～4 mm)(陽極)、厚度為30 cm 石英砂、厚度為10 cm 焦炭(陰極)，在最上層的焦炭表面都種植了20 株李氏禾(Leersia hexandra)成熟植株，植株的高度為25 cm。李氏禾是一種濕生植物，具有超富集鉻元素的能力。

另外，在作為陰、陽電極的兩層焦炭的中部都鋪設(shè)了一層不銹鋼網(wǎng)，以增加與電子的接觸面積，強化電子的轉(zhuǎn)移。將人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)實驗裝置中的陰、陽極通過銅線接出，中間連接1 000 Ω的外部電阻，形成閉合回路。利用環(huán)氧樹脂和橡皮管，將暴露于液體中的銅線密封，防止其氧化，進而阻礙電子傳導(dǎo)。在人工濕地系統(tǒng)的實驗裝置中，除了不連接陰、陽電極以外，實驗裝置的其余結(jié)構(gòu)和組成都與人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的實驗裝置一致。

1.2 系統(tǒng)污泥接種和實驗運行

實驗裝置搭建完成后，需要給兩個系統(tǒng)接種污泥。接種的厭氧污泥取自桂林漓泉啤酒廠。在實驗室中，首先，將從啤酒廠取回的新鮮污泥厭氧培養(yǎng)一周；然后，按照1∶1 的體積比，向污泥中加入自來水，稀釋污泥；最后，在實驗裝置的焦炭陽極中放入2 L稀釋后的污泥。

將用葡萄糖(C6H12O6)、氯化銨(NH4Cl)、磷酸二氫鉀(KH2PO4)、重鉻酸鉀(K2Cr2O7)和自來水人工配置而成的模擬廢水，作為實驗進水。模擬廢水中的化學(xué)需氧量、氨氮、總磷和六價鉻的質(zhì)量濃度值分別為400 mg/L、30 mg/L、9 mg/L和70 mg/L。

將實驗分為0～30 d 和31～60 d 兩個階段。在實驗的第一階段，向系統(tǒng)中輸入不含重鉻酸鉀的模擬廢水；在實驗的第二階段，向系統(tǒng)中輸入含重鉻酸鉀的模擬廢水。利用蠕動泵，將模擬廢水自下而上輸入兩個系統(tǒng)中，水力停留時間為3 d。兩個階段的實驗都運行穩(wěn)定，水質(zhì)和電壓都呈現(xiàn)穩(wěn)態(tài)波動。

1.3 分析方法

1.3.1 常規(guī)水質(zhì)分析方法

采用二苯碳酰二肼分光光度法，測定水樣的六價鉻含量。采用重鉻酸鹽法，測定水樣的化學(xué)需氧量含量。采用納氏試劑分光光度法，測定水樣的氨氮含量。采用鉬酸銨分光光度法，測定水樣總磷含量。

利用便攜式多參數(shù)水質(zhì)檢測儀，測量系統(tǒng)沿程水體的溶解氧含量、氧化還原電位和pH。

1.3.2 電化學(xué)分析方法

利用萬用表，測量電壓值。根據(jù)極化曲線，擬合得到系統(tǒng)的內(nèi)電阻值。電流密度、功率密度和庫倫效率值的計算公式如下：

公式(1)、(2)和(3)中，IA(mA/m2)為電流密度；U(mV)為電壓；Rex(Ω)為外接電阻；VA(m3)為陽極體積；PA(W/m3)為功率密度；CE(%)為庫倫效率；M(g/mol)為O2的摩爾質(zhì)量，其值等于32 g/mol；I(A)為系統(tǒng)電流；F(C/mol)為法拉第常數(shù)，其值等于96 485 C/mol；q(L/s)為進水流速；b為每摩爾底物獲得的電子數(shù)，其值等于4；ΔdCOD(mg/L)為進水與出水中的化學(xué)需氧量質(zhì)量濃度的差值。

2 結(jié)果與討論

2.1 兩個系統(tǒng)對模擬廢水中污染物的去除性能

2.1.1 對六價鉻的去除性能

在實驗的第二階段，隨著實驗時間的推移，兩個系統(tǒng)對模擬廢水中六價鉻的去除率都在不斷增大，兩個系統(tǒng)出水中的六價鉻質(zhì)量濃度在逐漸減小，直至實驗的第54天，六價鉻的去除率和出水中的六價鉻質(zhì)量濃度都開始相對穩(wěn)定(圖2)。實驗期間，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)對模擬廢水中六價鉻的去除率明顯大于人工濕地系統(tǒng)，與之相對應(yīng)，前者出水中的六價鉻質(zhì)量濃度都明顯小于后者。文獻[21]也得出了類似的實驗結(jié)果。

圖2 實驗第二階段兩個系統(tǒng)出水中六價鉻含量及其去除率隨時間的變化Fig.2 The changes of concents of hexavalent chromium and their removal rates with time in the effluent of the second stage of the experiment

實驗表明，六價鉻的生物電化學(xué)還原作用能降低其對植物的毒性，從而促進了植物對鉻的吸收[24]。在人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中，陽極的產(chǎn)電微生物通過分解水中的有機物來產(chǎn)生電子，電子經(jīng)由外接導(dǎo)線傳遞到陰極，形成回路電流，六價鉻作為電子受體在陰極與其結(jié)合，最終，六價鉻轉(zhuǎn)變?yōu)槿齼r鉻而被大量去除[23,25]。同時，電子回路的形成將有利于產(chǎn)電微生物的生長，并且在微生物燃料電池系統(tǒng)的微生物群落中，產(chǎn)電菌所占比例可達70%，甚至90%以上[26]。

在人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中，電流和產(chǎn)電微生物之間相互作用，不僅強化了污染物的降解能力，更加促進了六價鉻的還原反應(yīng)。而在人工濕地系統(tǒng)中，電子產(chǎn)生區(qū)與電子受納區(qū)并不相連，所產(chǎn)生的電子只能在水中擴散，并且極易在擴散過程中被消耗，最終被陰極捕集到的電子較少，六價鉻不能被充分還原。另外，引入微生物燃料電池系統(tǒng)強化了電子供體的降解行為，達到飽和的基質(zhì)上的微生物活性增強，改善了基質(zhì)的吸附能力，協(xié)同微生物代謝產(chǎn)物的螯合與絡(luò)合作用，故可去除大量的六價鉻[27]。

2.1.2 對化學(xué)需氧量的去除性能

無論是在實驗的第一階段去除不含重鉻酸鉀的模擬廢水中的化學(xué)需氧量，還是在實驗的第二階段去除含重鉻酸鉀的模擬廢水中的化學(xué)需氧量，在實驗的第24 天和第54 天，兩個系統(tǒng)出水中的化學(xué)需氧量含量、其對模擬廢水中化學(xué)需氧量去除率都基本上達到了穩(wěn)定狀態(tài)，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)出水中的化學(xué)需氧量含量明顯小于人工濕地系統(tǒng)，其對模擬廢水中化學(xué)需氧量去除率明顯大于人工濕地系統(tǒng)(表1)。

表1 實驗不同階段兩個系統(tǒng)出水中的化學(xué)需氧量含量和兩個系統(tǒng)對廢水中化學(xué)需氧量的去除率Table 1 The chemical oxygen demand contents in the effluent of 2 systems and the removal rates of chemical oxygen demand in the wastewater by 2 systems at different stages of the experiment

人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)在實驗的第二階段對模擬廢水中的化學(xué)需氧量的去除率大于實驗的第一階段，即在實驗的第二階段輸入的含六價鉻的廢水并沒有抑制有機物去除模擬廢水中的化學(xué)需氧量，反而使化學(xué)需氧量的去除率增大了。而人工濕地系統(tǒng)在實驗的第24 天至第30天對模擬廢水中的化學(xué)需氧量的去除率大于實驗的第54天至第60天，即實驗的第二階段輸入含六價鉻的廢水抑制了有機物去除模擬廢水中的化學(xué)需氧量。

與人工濕地系統(tǒng)相比，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中的回路電流能夠加快陽極電子的轉(zhuǎn)移，并正向刺激有機物的厭氧分解，有利于增強系統(tǒng)中的微生物活性和群落多樣性[28-30]。另外，在人工濕地系統(tǒng)中輸入含六價鉻的模擬廢水后，六價鉻的毒性對整個系統(tǒng)的微生物活性產(chǎn)生了不利影響[21]，破壞了穩(wěn)定的生物膜結(jié)構(gòu)，并且對植物根系的分泌和吸收有負面影響[31]，間接抑制了人工濕地系統(tǒng)對有機物的去除。

人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)輸入的含重鉻酸鉀的模擬廢水的氧化還原電位值更大[32]，更易結(jié)合有機物分解釋放的電子。因此，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中有機物的分解作用與六價鉻還原作用能夠相互促進，使六價鉻的毒性影響逐漸變?nèi)?，遠小于電流對有機物去除的促進作用。

2.1.3 對氨氮的去除性能

在剛啟動時，兩個系統(tǒng)對模擬廢水中氨氮的去除率并不高，可能是由于模擬廢水剛輸入系統(tǒng)時，系統(tǒng)的氮負荷較大，因此在經(jīng)過一段時間的適應(yīng)后，在實驗的第一階段，微生物對氨氮的去除率不斷提高并趨于穩(wěn)定(表2)。在實驗的第二階段初期，由于含重鉻酸鉀的模擬廢水的輸入，破壞了整個系統(tǒng)的穩(wěn)定性，氨氮去除率陡然下降，需要再經(jīng)過一段時間的微生物馴化，系統(tǒng)才能再次達到穩(wěn)定。對比實驗的第30天(第一階段)的與第60天(第二階段)的氨氮含量發(fā)現(xiàn)，兩個系統(tǒng)穩(wěn)定后，輸入含重鉻酸鉀的模擬廢水使兩個系統(tǒng)對氨氮的去除率降低，說明模擬廢水中的六價鉻對系統(tǒng)中的部分脫氮微生物產(chǎn)生了毒害，抑制了其脫氮行為[33]。另外，六價鉻和硝酸根離子同作為電子受體，六價鉻爭奪反硝化作用需要的電子，導(dǎo)致反硝化作用受到抑制，由于負反饋可以間接導(dǎo)致硝化作用受到影響[34-35]。觀察整個啟動階段兩個系統(tǒng)對模擬廢水中氨氮的凈化效果發(fā)現(xiàn)，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)對模擬廢水中氨氮的去除率大于人工濕地系統(tǒng)，兩者陰極的溶解氧含量都能滿足硝化反應(yīng)的需要，因此，更可能是人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中的電流能夠刺激系統(tǒng)中脫氮微生物的活性，加快其對有機物的分解，產(chǎn)生較多的電子和二氧化碳等無機碳源，使作為電子受體的硝酸根離子被大量還原，并且加大了對硝酸根離子的需求，還能供給硝化細菌等自養(yǎng)菌能量，有助于氨氮的去除[36-37]。

表2 實驗不同階段兩個系統(tǒng)出水中的氨氮含量和兩個系統(tǒng)對廢水中氨氮的去除率Table 2 The ammonia nitrogen contents in the effluent of 2 systems and the removal rates of ammonia nitrogen in the wastewater by 2 systems at different stages of the experiment

2.1.4 對總磷的去除性能

由表3可知，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)對模擬廢水中總磷的去除率大于人工濕地系統(tǒng)。這說明將微生物燃料電池技術(shù)應(yīng)用于人工濕地中有利于提高人工濕地系統(tǒng)的除磷能力，能夠促進系統(tǒng)中除磷微生物對有機物的降解，而且加強了其對磷的攝取。在人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的電壓環(huán)境下，植物具有更強的吸收能力，對磷元素的需求量更大[38]。

表3 實驗不同階段兩個系統(tǒng)出水中的總磷含量和兩個系統(tǒng)對廢水中總磷的去除率Table 3 The total phosphorus contents in the effluent of 2 systems and the removal rates of total phosphorus in the wastewater by 2 systems at different stages of the experiment

除了微生物的同化作用和植物吸收凈化廢水中的磷以外，人工濕地基質(zhì)的攔截、吸附和共沉淀作用等對去除廢水中的磷也具有重要作用[39-41]。在人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中，回路電流的刺激使系統(tǒng)中的微生物更加活躍，植物和微生物的協(xié)同作用提高了基質(zhì)的吸附能力。而人工濕地系統(tǒng)對廢水中磷的吸附能力較弱，而且更易達到吸附飽和。

另外，系統(tǒng)出水中的總磷質(zhì)量濃度穩(wěn)定后，實驗第一階段兩個系統(tǒng)的總磷去除率大于第二階段，可以推測，廢水中的六價鉻在進入微生物和植物體內(nèi)后，其毒性影響了生物的正常代謝，使其除磷能力受到抑制，更多依靠基質(zhì)去除總磷[33,42]。但是，由于兩個系統(tǒng)的基質(zhì)孔隙內(nèi)吸附了大量的六價鉻和其還原產(chǎn)物，因此基質(zhì)對總磷的吸附能力有限，很快達到吸附飽和，并且開始解吸，因此，實驗的第二階段系統(tǒng)出水中的總磷質(zhì)量濃度更高。

2.2 人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的產(chǎn)電特性

實驗第一階段和第二階段的人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的初始電壓分別為116 mV 和205 mV，最終穩(wěn)定電壓分別為365 mV 和473 mV(表4)。

表4 實驗不同階段人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的電壓值Table 4 The voltage values of constructed wetland coupled with microbial fuel cell system at different stages of the experiment

實驗兩個階段人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的電壓都由低到高逐漸增加至穩(wěn)定，在實驗第二階段的初期，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的電壓突然降低，是由于六價鉻的輸入破壞了系統(tǒng)中微生物的穩(wěn)定生長環(huán)境，間接影響了系統(tǒng)的產(chǎn)電特性，所以在經(jīng)過一個月的微生物馴化后，系統(tǒng)電壓又重新達到穩(wěn)定。人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)產(chǎn)電的電壓與化學(xué)需氧量的去除率正相關(guān)[29]，系統(tǒng)穩(wěn)定后，實驗第二階段系統(tǒng)對廢水中的化學(xué)需氧量去除率和產(chǎn)電電壓都大于第一階段，這也說明了有機物降解釋放的大量電子使系統(tǒng)產(chǎn)電效率提高，電壓增大的同時也作用于有機物的降解，實驗第二階段的六價鉻輸入有助于系統(tǒng)產(chǎn)電效率的提升[23]。

當(dāng)人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)穩(wěn)定后，在實驗第一階段，當(dāng)電流密度為53.07 mA/m3和外電阻為1 000 Ω時，系統(tǒng)的開路電壓、最大功率密度、內(nèi)電阻和庫倫效率分別為635 mV、19.90 mW/m3、967.46 Ω和0.76%；在實驗的第二階段，當(dāng)電流密度為66.95 mA/m3和外電阻為1 000 Ω時，系統(tǒng)的開路電壓、最大功率密度、內(nèi)電阻和庫倫效率分別為743 mV、31.66 mW/m3、671.65 Ω和0.86%；實驗第二階段的開路電壓比第一階段大108 mV，庫倫效率比第一階段大0.1%。

在實驗的第二階段，向人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中輸入含六價鉻的模擬廢水后，使電解質(zhì)的離子強度增強，電子轉(zhuǎn)移速度加快，從而降低了系統(tǒng)的內(nèi)電阻，使庫倫效率得到提高，并且使系統(tǒng)的產(chǎn)電性能大大提升[43]。而人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的內(nèi)電阻由活化內(nèi)阻、歐姆內(nèi)阻和擴散內(nèi)阻三部分組成[44]。圖3 中的極化曲線顯示，低電流密度區(qū)主要由活化極化主導(dǎo)，中間區(qū)域主要為歐姆極化，高電流密度區(qū)主要為濃差極化，并且加入六價鉻后的曲線更加平滑，說明六價鉻有助于增加人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的抗極化性，并且六價鉻作為氧化劑，有助于緩解陰極電子的堆積，使極化現(xiàn)象減弱[45]。在實驗的第二階段，雖然人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的庫倫效率有所增大，但是系統(tǒng)中的庫倫效率普遍不高，表明只有小部分氧化底物作為電子供體被用于生物發(fā)電，而大部分底物用于厭氧消化[46]。

圖3 實驗不同階段人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的功率密度曲線和極化曲線Fig.3 Power density curves and polarization curves of constructed wetland coupled with microbial fuel cell system at different stages of the experiment

2.3 兩個系統(tǒng)內(nèi)部水體的溶解氧含量、氧化還原電位和pH

在實驗的第30 天(第一階段)和第60 天(第二階段)，采集了兩個系統(tǒng)的出水樣品。兩個系統(tǒng)底部到陽極層水體中的溶解氧含量都在減小，這可能是由于進水中的溶解氧含量較大，隨著系統(tǒng)的厭氧環(huán)境逐漸穩(wěn)定，使得系統(tǒng)下部水體中的溶解氧含量較小且呈下降的趨勢，而在系統(tǒng)上部，通過植物根系泌氧和大氣復(fù)氧的作用[47-48]，水體中的溶解氧含量大幅增加(圖4)。在實驗的兩個階段，人工濕地系統(tǒng)水體中的溶解氧含量都大于人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)，這是因為在人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的水體中，除了微生物耗氧以外，還存在著各種化學(xué)還原反應(yīng)耗氧[49]，導(dǎo)致人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)水體中的溶解氧含量偏低。另外，實驗第二階段兩個系統(tǒng)水體中的溶解氧含量都大于第一階段，可以推測，含六價鉻模擬廢水的輸入不僅增大了系統(tǒng)水體的氧化還原電位梯度，而且還與系統(tǒng)水體中的溶解氧爭奪電子[50-51]，使系統(tǒng)在第二階段耗氧量更少。在實驗的第二階段，人工濕地系統(tǒng)中的六價鉻的毒性抑制了微生物的耗氧量。

兩個系統(tǒng)沿程水體的氧化還原電位變化規(guī)律與溶解氧含量相似。在實驗的第一階段，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)水體的氧化還原電位的最大值與最小值之差為428.9 mV；在實驗的第二階段，其最大值與最小值之差為444.6 mV，說明含六價鉻模擬廢水的輸入有利于提高系統(tǒng)的產(chǎn)電能力。六價鉻還原為三價鉻多發(fā)生在氧化還原電位值為150～300 mV 的環(huán)境中[52]，系統(tǒng)陰極水體的氧化還原電位值正好處于這一值域中，所以六價鉻的還原主要發(fā)生在系統(tǒng)陰極。通常人工濕地水體的氧化還原電位的最大值與最小值分別出現(xiàn)在人工濕地的表層與底層[53]，而本研究兩個系統(tǒng)水體的氧化還原電位的最大值與最小值分別出現(xiàn)在陰極與陽極。一方面，這是由于水體中溶解氧含量的分布所致；另一方面，由于系統(tǒng)的陽極處被接種了大量的厭氧微生物，因此，電極位置的不同對系統(tǒng)也有很大影響。

人工濕地中微生物的生長很大程度受水體pH的制約，由于適合厭氧微生物與好氧微生物生存的pH 不同，因此控制水體pH 的范圍尤為重要。在本研究中，兩個系統(tǒng)沿程的水體都很接近中性水體，含六價鉻模擬廢水的輸入對系統(tǒng)水體pH的影響并不大。研究表明，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中的水體為中性，更有利于增強微生物活性和電子的產(chǎn)生[54-55]。在本研究中，人工濕地系統(tǒng)中水體的pH 略大于人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)，可能是由于人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)中的產(chǎn)酸菌與產(chǎn)電菌協(xié)同作用，通過降解有機物代謝出較多的酸類物質(zhì)和質(zhì)子[56]，而人工濕地系統(tǒng)中的產(chǎn)電菌并不活躍，其他微生物的代謝活動也較為緩慢。

3 結(jié) 論

人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的水質(zhì)凈化能力要優(yōu)于人工濕地系統(tǒng)，其對模擬廢水中的六價鉻的去除率比人工濕地系統(tǒng)高8.29%。實驗第二階段兩個系統(tǒng)對廢水中氨氮和總磷的去除率略低于第一階段。實驗第二階段人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)對廢水中的化學(xué)需氧量去除率高于第一階段。處理含六價鉻廢水會促進人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)去除廢水中的化學(xué)需氧量，而抑制其去除廢水中的氨氮和總磷。

實驗第二階段人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)的產(chǎn)電效果好于第一階段。處理含六價鉻廢水能促進人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)產(chǎn)電。

在實驗的兩個階段，人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)水體中的溶解氧含量和pH 都小于人工濕地系統(tǒng)，而其氧化還原電位梯度都大于人工濕地系統(tǒng)。處理含六價鉻廢水的人工濕地耦合微生物燃料電池系統(tǒng)具有更適于產(chǎn)電的運行環(huán)境。