鉻是一種在化工、輕工、合金材料等領(lǐng)域廣泛應(yīng)用的重要基本原料.據(jù)統(tǒng)計(jì), 我國每年工業(yè)生產(chǎn)中排放出的含鉻廢水約達(dá)40億m3, 因處理難度極大, 嚴(yán)重污染生態(tài)環(huán)境.在水溶液中, 鉻通常以Cr(Ⅲ)或Cr(Ⅵ)的形式存在, 而Cr(Ⅵ)由于會(huì)引起突變和致癌, 其毒性遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于Cr(Ⅲ).
去除廢水中鉻的一般方式是首先將Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ)實(shí)現(xiàn)鉻的解毒, 隨后Cr(Ⅲ)以Cr(OH)3沉淀形式除去.含鉻廢水的傳統(tǒng)處理技術(shù)主要分為兩大類：化學(xué)法和物理法.化學(xué)法主要包括氧化還原法、電解法等, 但這些方法都需要消耗大量的化學(xué)試劑或能源, 極易造成二次污染.物理法主要是依靠吸附劑如活性炭等去除Cr(Ⅵ), 但吸附劑價(jià)格貴, 再生能力差, 使用壽命短, 且污染后處理困難, 因而應(yīng)用也受到了限制.
近年來, 微生物燃料電池(microbial fuel cell, MFC)作為一種通過將微生物降解有機(jī)物過程中釋放的化學(xué)能轉(zhuǎn)化為電能的裝置已被證實(shí)可用于處理含Cr(Ⅵ)廢水和其它重金屬廢水.利用MFC陰極處理含鉻廢水不需要額外投加碳源, 而是利用陽極氧化分解廢棄有機(jī)物傳遞過來的電子和質(zhì)子把Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ)并產(chǎn)生電能.相較于傳統(tǒng)的廢水處理方法而言, MFC技術(shù)在治理污染的同時(shí)還能產(chǎn)生一部分電能, 具有反應(yīng)條件溫和, 高效環(huán)保等特點(diǎn), 是一種很有前途的含鉻廢水處理技術(shù).
然而, MFC陰極處理含Cr(Ⅵ)廢水時(shí)Cr(Ⅵ)還原產(chǎn)物Cr(Ⅲ)在陰極電極上會(huì)形成不導(dǎo)電的沉淀物質(zhì)使得陰極電極導(dǎo)電性能逐漸下降并最終失效.因此, 陰極鈍化已經(jīng)成為制約MFC用于含鉻廢水處理的一大難題.盡管有人提出通過增大陰極電極的比表面積可適量緩解電極鈍化速率, 但鑒于實(shí)際廢水中鉻含量很高且處理裝置需長(zhǎng)期運(yùn)行, 這一方法并不現(xiàn)實(shí)可行. 2013年, Xafenias等首次提出在生物陰極的中性條件下乳酸鈉可作為Cr(Ⅲ)螯合劑用于減少電極的鈍化, 但由于乳酸鈉同為電子供體, 因此其減少電極鈍化的效果并不明確.另外, 通過投加有機(jī)物來減少或消除電極鈍化影響既增加了成本也亦造成二次污染.
有研究表明, MFC陰極同樣可以用來處理含Cu(Ⅱ)廢水, 經(jīng)過處理后產(chǎn)物主要以單質(zhì)Cu和Cu2O的形式附著在陰極電極上.鑒于單質(zhì)Cu是一種良好的導(dǎo)電物質(zhì)且Cu2O是一種半導(dǎo)體, 若MFC陰極同時(shí)處理Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ), Cu(Ⅱ)還原產(chǎn)物的形成或許能在一定程度上減緩Cr(Ⅲ)鈍化電極的影響.另外, 由于Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)也通常共存于實(shí)際重金屬廢水中, 因此將MFC用于Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的共同去除值得進(jìn)一步研究.
綜上, 本研究旨在利用雙室MFC反應(yīng)器, 探討含Cu(Ⅱ)廢水的添加對(duì)MFC陰極處理含Cr(Ⅵ)廢水的影響：分別考察了不同Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)配濃度比和不同外電阻對(duì)MFC陰極去除Cr(Ⅵ)的影響; 并將MFC處理Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)合廢水與單獨(dú)處理含Cr(Ⅵ)廢水和含Cu(Ⅱ)廢水進(jìn)行了比較; 通過結(jié)合MFC產(chǎn)電性能分析、陽極COD及陰極重金屬去除效能分析、陰極電極電鏡掃描附加能譜分析及X射線光電子能譜分析等進(jìn)一步揭示了其影響機(jī)制.
1 材料與方法1.1 MFC實(shí)驗(yàn)裝置
本實(shí)驗(yàn)MFC裝置由有機(jī)玻璃制成, 用雙極膜(38.5 cm2, 北京廷潤(rùn)膜技術(shù)開發(fā)公司)將之分隔為陽極室和陰極室, 有效體積均為70 mL.陰陽極電極均為石墨碳?xì)?5 cm × 5 cm, 湖南九華碳素高科有限公司), 使用前經(jīng)35% HNO3多次處理以去除殘留重金屬離子, 陰陽極通過鈦絲相連, 外接電阻為1 000 Ω(外電阻實(shí)驗(yàn)除外).
1.2 MFC的啟動(dòng)及運(yùn)行
MFC以連續(xù)運(yùn)行8個(gè)月的MFC陽極出水作為陽極菌種來源, 按接種比例為1:2(陽極出水:陽極液), 陽極液為COD=1 000 mg·L-1的葡萄糖人工廢水(0.31 g·L-1 NH4Cl; 2.452 g·L-1 NaH2PO4·H2O; 4.576 g·L-1 Na2HPO4; 0.13 g·L-1 KCl; 1 g·L-1 C6H12O6·H2O; pH=7.0), MFC啟動(dòng)前陰極室添加40 mmol·L-1鐵氰化鉀磷酸緩沖液(2.452 g·L-1 NaH2PO4·H2O; 4.576 g·L-1 Na2HPO4; 0.13 g·L-1 KCl; pH 7.0) 對(duì)陽極產(chǎn)電生物膜進(jìn)行馴化, MFC于25℃批式運(yùn)行, 3~4 d更換一次陰陽極液, 待連續(xù)兩個(gè)周期MFC產(chǎn)電穩(wěn)定, 即視為MFC陽極啟動(dòng)成功.
MFC陽極啟動(dòng)成功后, 更換新的陰極電極, 陰極液根據(jù)實(shí)驗(yàn)需求更換為不同的重金屬廢水, HCl調(diào)節(jié)陰極液pH至2.5, 陰極室保持厭氧, 其它運(yùn)行條件同上所述.
1.3 實(shí)驗(yàn)內(nèi)容
考察含Cu(Ⅱ)廢水對(duì)MFC陰極處理含Cr(Ⅵ)廢水的影響, 在MFC陰極分別加入Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)質(zhì)量濃度配比為2:1(100 mg·L-1:50 mg·L-1)、1:1 (50 mg·L-1:50 mg·L-1)、1:2(50 mg·L-1:100 mg·L-1)、1:4(100 mg·L-1:400 mg·L-1)的復(fù)合廢水(CrCu組), 并每組均以MFC陰極單獨(dú)處理相應(yīng)濃度Cr(Ⅵ)廢水(Cr組)和單獨(dú)處理相應(yīng)濃度的含Cu(Ⅱ)廢水(Cu組)作為對(duì)照, 探討MFC產(chǎn)電、陰極Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)及陽極COD的去除情況.
考察不同外電阻條件下含Cu(Ⅱ)廢水對(duì)MFC陰極處理含Cr(Ⅵ)廢水的影響, 在MFC陰極處理Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比為1:4(100 mg·L-1:400 mg·L-1)的鉻銅復(fù)合廢水時(shí), 外電阻分別設(shè)置為10、500、1 000、2 000 Ω, 并每組均以MFC陰極單獨(dú)處理100 mg·L-1的Cr(Ⅵ)廢水(Cr組)和單獨(dú)處理濃度為400 mg·L-1的含Cu(Ⅱ)廢水(Cu組)作為對(duì)照.
以上所有實(shí)驗(yàn)均進(jìn)行3個(gè)平行樣重復(fù), 實(shí)驗(yàn)結(jié)果取平均值.
1.4 分析方法
采用Excel 2010對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì), Origin 8.5進(jìn)行繪圖, 采用SPSS 20.0對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異性分析(當(dāng)P<0.05視作差異顯著), 實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差表示.
輸出電壓(U)由Keithley 2700數(shù)據(jù)采集器(美國Keithle儀器公司)每隔10 min自動(dòng)采集并保存.
采用穩(wěn)態(tài)放電法測(cè)定MFC的極化曲線.通過測(cè)量MFC在不同外電阻(5 000 Ω~30 Ω)條件下, 得到穩(wěn)定放電時(shí)的各外電阻條件下的電壓U, 通過歐姆定律進(jìn)一步得到極化曲線及功率密度曲線.
六價(jià)鉻的測(cè)定方法采用二苯碳酰二肼分光光度法(GB/T7467-1987).
二價(jià)銅的測(cè)定采用火焰原子吸收分光光度法(WFX-130, 北京瑞利分析儀器公司).
化學(xué)需氧量(COD)測(cè)定方法采用重鉻酸鉀法(GB 11914-89).
陰極電極表面形態(tài)通過掃描電鏡附加能譜(SEM-EDS, Hitachi S-4800, 日本)進(jìn)行觀察及表面元素分析.
陰極電極表面物質(zhì)成分通過X射線光電子能譜儀(XPS, PHIQuantera Ⅱ, 日本)進(jìn)行分析.
2 結(jié)果與討論2.1 MFC產(chǎn)電情況
圖 1為Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ) 4個(gè)濃度配比下MFC的輸出電壓情況.從中可知, 隨著復(fù)配Cu(Ⅱ)濃度比例的增加, 各組MFC的輸出電壓水平也隨著提高, 濃度配比為1:4條件下, 各組MFC獲得的最大輸出電壓分別為(468.3±23.4) mV(CrCu組)、(404.34±8.73) mV(Cr組)、(394.44±5.8) mV(Cu組), 均高于其他條件下對(duì)應(yīng)的各組MFC的輸出電壓.從圖中還可以看出, 不同濃度配比條件下, CrCu組輸出電壓均大于Cr組和Cu組, 在濃度配比為1:4時(shí), CrCu組最大輸出電壓為Cr組的1.16倍, 是Cu組的1.19倍.
由功率密度曲線和極化曲線計(jì)算出各MFC最大功率密度及表觀內(nèi)阻, 并通過SPSS 20.0對(duì)各組數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性差異分析, 得到表 1.從中可以看出在各不同濃度配比條件下CrCu組、Cr組及Cu組的最大功率密度和表觀內(nèi)阻之間均存在顯著性差異, CrCu組最大功率密度明顯高于Cr和Cu組, 在復(fù)配濃度比為1:4時(shí), CrCu組[(145.23±3.30) mW·m-2]較Cr組[(93.82±3.16) mW·m-2]提高了55.86%, 較Cu組[(80.02±4.81) mW·m-2]提高了81.47%.從表 1還可以看出CrCu組最大功率密度也隨著復(fù)配Cu(Ⅱ)濃度比例的增加而遞增, 濃度配比為1:4時(shí)CrCu組獲得最高的最大功率密度[(145.23±3.30) mW·m-2], 較濃度配比2:1時(shí)[(56.32±2.76) mW·m-2]提高了1.56倍.而且Cr(Ⅵ)Cu(Ⅱ)濃度配比為1:4時(shí), CrCu組的表觀內(nèi)阻最小, 僅為(136.27±5.13)Ω, 較濃度配比2:1時(shí)[(274.10±12.79)Ω]降低了50.28%.牟姝君等通過在MFC陰極液(1 g·L-1 KCl)中添加Cu(Ⅱ), 探討了Cu(Ⅱ)對(duì)MFC產(chǎn)電的影響, 結(jié)果顯示陰極添加Cu(Ⅱ)可顯著降低陰極反應(yīng)的活化內(nèi)阻及表觀內(nèi)阻, 從而提高M(jìn)FC的產(chǎn)電效率.
表 1 Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比對(duì)MFC最大功率密度及表觀內(nèi)阻的影響
綜上, 與MFC單獨(dú)處理含Cr(Ⅵ)廢水相比, 陰極添加含Cu(Ⅱ)廢水能提高M(jìn)FC的產(chǎn)電性能, 且Cu(Ⅱ)濃度添加比例越大, 提高越顯著.
2.2 MFC陰極Cr(Ⅵ)去除情況
圖 2為不同Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比條件下各組MFC陰極Cr(Ⅵ)的去除情況, 從中可知, 隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng), 各組MFC陰極Cr(Ⅵ)的去除率逐漸增加.在各Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比條件下, CrCu組去鉻率均高于Cr組, 說明在MFC處理的Cr(Ⅵ)廢水中復(fù)配Cu(Ⅱ)廢水能提高Cr(Ⅵ)的去除效果.通過SPSS 20.0對(duì)各濃度配比條件下CrCu組和Cr組Cr(Ⅵ)的去除率進(jìn)行顯著性差異分析, 結(jié)果如表 2所示, 在Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比為2:1時(shí), 兩組Cr(Ⅵ)的去除率不存在顯著性差異, 說明此條件下Cu(Ⅱ)對(duì)強(qiáng)化MFC的去鉻效果尚不明顯, 當(dāng)隨著復(fù)配Cu(Ⅱ)濃度比例的進(jìn)一步提高(1:1、1:2、1:4), CrCu組與Cr組Cr(Ⅵ)的去除率存在顯著性差異, CrCu組Cr(Ⅵ)的去除率明顯高于Cr組, 且復(fù)配Cu(Ⅱ)濃度比例越高, Cu(Ⅱ)對(duì)MFC的去鉻效果的強(qiáng)化作用越顯著, 在Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比為1:4時(shí), CrCu組Cr(Ⅵ)的去除率(74.75%±1.82%)較Cr組(55.40%±2.60%)提高了34.92%.
Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)配濃度比為2:1、1:1、1:2、1:4
圖 2 不同Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)配濃度比條件下各組MFC陰極Cr(Ⅵ)的去除率
表 2 不同Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)配濃度比條件下各組MFC陰極Cr(Ⅵ)的去除率/%
2.3 MFC陰極Cu(Ⅱ)及陽極COD去除情況
圖 3為不同Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比條件下CrCu組及Cu組Cu(Ⅱ)的去除情況.從中可知, 反應(yīng)24 h后, CrCu組Cu(Ⅱ)去除率均在50%以上, 表明MFC在去除Cr(Ⅵ)的同時(shí), 也能有效地去除Cu(Ⅱ), 進(jìn)一步證明了MFC可用于復(fù)合重金屬廢水的處理.而在各濃度配比條件下, CrCu組與Cu組Cu(Ⅱ)的去除率存在顯著性差異, CrCu組Cu(Ⅱ)的去除率明顯低于Cu組, 尤其在濃度配比為2:1條件下, CrCu組Cu(Ⅱ)的去除率為(62.02%±3.10%), 較Cu組(91.72%±3.73%)降低了32.38%.分析其原因可能是Cu(Ⅱ)的加入使得Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)在陰極競(jìng)爭(zhēng)電子進(jìn)行還原, 降低了Cu(Ⅱ)的去除效率; 另一方面有可能是Cr(Ⅵ)還原產(chǎn)物引起的電極鈍化現(xiàn)象影響Cu(Ⅱ)的去除效率.
不同字母表示不同組Cu(Ⅱ)去除率有顯著性差異(P<0.05)
圖 3 不同Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)配濃度比條件下各組MFC陰極Cu(Ⅱ)的去除率
MFC在陰極處理重金屬廢水的同時(shí), 陽極也能同步處理有機(jī)廢水, COD的去除是用來衡量其處理有機(jī)廢水能力的指標(biāo), 因此本文同樣考察了MFC陽極COD的去除情況.如表 3所示, 運(yùn)行24 h后CrCu組陽極COD去除率略高于Cr組和Cu組, 其中以Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比為1:4時(shí)CrCu組陽極COD去除率最高(49.51%±1.91%), 這表明了MFC同步處理有機(jī)廢水和復(fù)合重金屬廢水的應(yīng)用前景.
表 3 不同Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)配濃度比條件下的陽極COD去除率/%
2.4 外電阻對(duì)MFC陰極處理Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)復(fù)合廢水的影響
在Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)復(fù)合廢水濃度配比為1:4條件下, 分別考察外電阻為10、500、1 000、2 000 Ω時(shí)對(duì)MFC陰極Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)的去除影響.從圖 4(a)可知, 隨著外電阻的降低, CrCu組MFC陰極Cr(Ⅵ)的去除率呈上升趨勢(shì), 而Cr組在外電阻10~2 000 Ω范圍內(nèi)Cr(Ⅵ)的去除情況受外電阻的影響不大.在不同外電阻條件下, CrCu組與Cr組之間的Cr(Ⅵ)去除率存在顯著性差異, CrCu組Cr(Ⅵ)的去除率明顯高于Cr組, 且外電阻越小, CrCu組較Cr組去鉻效果提升越明顯.在外電阻為10 Ω時(shí), CrCu組Cr(Ⅵ)去除率達(dá)91.00%±0.34%, 而Cr組僅為39.13%±0.37%, CrCu組較Cr組提高了132.57%.從圖 4(b)可知, MFC陰極Cu(Ⅱ)的去除率同樣隨著外電阻的降低而升高, 在外電阻為10 Ω時(shí), Cu組的去除率達(dá)90.69%±1.64%, 較外電阻為2 000 Ω時(shí)Cu組(55.60%±3.14%)提高了63.11%.靳敏等采用MFC處理含銅廢水得到類似的結(jié)果, 外電阻越小Cu(Ⅱ)的去除效果越佳, 可能是較小的外阻可以降低胞外電子傳遞阻力, 增加電子傳遞速率, 因此電流隨著外阻的降低而增大, 增加的電子則更有利于陰極氧化物的還原.
不同字母表示不同組Cu(Ⅱ)去除率有顯著性差異(P<0.05)
圖 4 MFC在不同外電阻下Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)的去除率
綜上所述, 隨著外電阻的降低, MFC去銅能力得到提升, 而Cr組MFC去鉻能力受外電阻的影響較小, CrCu組去鉻能力卻隨著外電阻的降低而增強(qiáng).因此表明CrCu組去Cu(Ⅱ)能力的提升促進(jìn)了Cr(Ⅵ)的去除, 再次證實(shí)了Cu(Ⅱ)對(duì)MFC陰極去鉻的強(qiáng)化作用.
2.5 陰極電極SEM分析及XPS分析
實(shí)驗(yàn)結(jié)束后, 將各組MFC陰極電極取出進(jìn)行SEM-EDS分析.如圖 5所示, 各電極表面均有明顯的固體物質(zhì)附著, CrCu組[圖 5(a)]附著物明顯比其他兩組較多且較厚, CrCu組和Cr組[圖 5(b)]附著物均呈團(tuán)聚塊狀不均勻分布, 而Cu組[圖 5(c)]附著物則均勻分布于電極表面.通過EDS對(duì)電極表面附著物進(jìn)行元素分析可知, CrCu組電極表面附著物中檢測(cè)到了Cr、Cu、O元素; Cr組附著物中檢測(cè)到了Cr、O元素; Cu組附著物中檢測(cè)到了Cu、O元素.根據(jù)所檢測(cè)到的元素原子比例推測(cè)Cr組附著物含Cr2O3, Li等通過對(duì)電極上的附著物進(jìn)行分析確定了電極上的附著物質(zhì)為Cr2O3. Cu組附著物根據(jù)元素原子比例推測(cè)其可能為Cu單質(zhì)和Cu2O的混合物, 印霞棐等和Zhang等通過XRD分析確定了MFC陰極Cu(Ⅱ)還原產(chǎn)物為Cu單質(zhì)和Cu2O.由此可以初步確定MFC陰極電極附著物中含Cr物質(zhì)為Cr2O3, 含Cu物質(zhì)為Cu和Cu2O.
圖 5 各MFC陰極電極表面SEM-EDS圖譜
最后, 本文利用XPS對(duì)CrCu組電極附著物進(jìn)行了進(jìn)一步分析. 圖 6(a)為CrCu組電極表面附著物的XPS全掃描圖譜, 表明附著物主要含有C、O、Cr、Cu這4種元素. 圖 6(b)及6(c)分別為Cr2p和Cu2p的窄譜掃描圖.如圖 6(b)所示, 在結(jié)合能為576.7 eV和586.4 eV處分別出現(xiàn)了Cr2p1/2和Cr2p3/2的特征峰, 對(duì)照XPS譜圖庫可知該物質(zhì)為Cr2O3, 因此確認(rèn)了Cr(Ⅵ)在MFC陰極的還原產(chǎn)物為Cr2O3.而如圖 6(c)所示, 在結(jié)合能為932.2 eV處出現(xiàn)Cu2p3/2的特征峰, 對(duì)照XPS譜圖庫可知該物質(zhì)為Cu或Cu2O, 結(jié)合EDS結(jié)果可以確定Cu(Ⅱ)在MFC陰極的還原產(chǎn)物為Cu單質(zhì)和Cu2O. Cu單質(zhì)是一種公認(rèn)的優(yōu)良導(dǎo)體, 而Cu2O也是性質(zhì)優(yōu)良的半導(dǎo)體材料, 被廣泛應(yīng)用于催化制氫、超導(dǎo)、太陽能電池、光催化材料、光電轉(zhuǎn)化開關(guān)、光信息存儲(chǔ)介質(zhì)及傳感器等領(lǐng)域.因此Cu(Ⅱ)還原產(chǎn)物在陰極電極的附著可在一定程度上提高電極的導(dǎo)電性能, 減緩Cr2O3引起的陰極鈍化.
圖 6 CrCu組MFC陰極電極表面附著物XPS圖譜
綜上所述, Cr(Ⅵ)在MFC陰極還原為不導(dǎo)電的Cr2O3, 隨著反應(yīng)的進(jìn)行, Cr2O3在陰極電極表面的附著使得電極導(dǎo)電性能下降, 阻礙了Cr(Ⅵ)進(jìn)一步的快速還原.當(dāng)陰極同時(shí)添加Cu(Ⅱ)時(shí), 其還原產(chǎn)物Cu單質(zhì)和Cu2O在電極上的附著則可在一定程度上提高電極的導(dǎo)電性能, 減緩陰極鈍化現(xiàn)象, 從而強(qiáng)化MFC的陰極去鉻能力. MFC陰極同步處理鉻銅復(fù)合廢水的能力也展示了其在實(shí)際重金屬廢水處理中的應(yīng)用潛力.具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
(1) 在MFC陰極處理Cr(Ⅵ)廢水的同時(shí), 添加一定濃度配比的Cu(Ⅱ)廢水能強(qiáng)化MFC陰極去鉻的能力.在實(shí)驗(yàn)所設(shè)置Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比(2:1、1:1、1:2、1:4) 條件下, 隨著復(fù)配Cu(Ⅱ)濃度比例的增加, MFC陰極的Cr(Ⅵ)去除率隨之增加.在Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比為1:4時(shí), CrCu組MFC陰極Cr(Ⅵ)去除率達(dá)74.75%, 較Cr組MFC提高了34.92%.
(2) 選取Cr(Ⅵ)/Cu(Ⅱ)濃度配比為1:4, 在所設(shè)置外電阻(10、500、1 000、2 000 Ω)條件下, Cu(Ⅱ)對(duì)MFC陰極去鉻的強(qiáng)化作用隨著外電阻的降低而顯著.在外電阻為10 Ω時(shí), CrCu組MFC陰極Cr(Ⅵ)去除率達(dá)91.00%, 較Cr組提高了132.57%.
(3) 對(duì)反應(yīng)后的陰極電極進(jìn)行SEM-EDS及XPS分析, 結(jié)果表明Cr(Ⅵ)在MFC陰極的不導(dǎo)電還原產(chǎn)物Cr2O3附著于電極表面容易引起電極鈍化.當(dāng)陰極同時(shí)添加Cu(Ⅱ)時(shí), 其還原產(chǎn)物Cu單質(zhì)和Cu2O在電極上的附著則可在一定程度上提高電極的導(dǎo)電性能, 減緩陰極鈍化現(xiàn)象, 從而強(qiáng)化MFC的陰極去鉻能力.
