1 引言(Introduction)

　　河流、湖泊等濕地常常成為受納工業(yè)污水排放的“匯”.礦山、冶金、電鍍、造紙等生產(chǎn)過程產(chǎn)生大量含重金屬廢水, 是濕地環(huán)境的重要威脅(于文金和鄒欣慶, 2007; 李麗鋒等, 2014).因此對(duì)濕地重金屬排放進(jìn)行監(jiān)測(cè)顯得十分重要.目前采用的監(jiān)測(cè)方法如原子吸收法、比色法等, 雖然能夠準(zhǔn)確定性和定量, 但是多依賴人工定期或不定期的采集水樣.采樣和檢測(cè)過程往往耗時(shí)費(fèi)力、成本較高.不僅如此, 依賴采樣的監(jiān)測(cè)方法不能做到在線連續(xù)監(jiān)測(cè), 容易造成對(duì)濕地重金屬污染事件的發(fā)現(xiàn)滯后, 從而影響對(duì)污染的及時(shí)處理.

　　濕地沉積物處于厭氧環(huán)境中, 并且含有豐富的有機(jī)物, 適合產(chǎn)電細(xì)菌生長(zhǎng).許多研究報(bào)道了淹水土壤、湖泊、海洋中存在產(chǎn)電細(xì)菌.主要分布在變形菌門(Proteobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)和酸桿菌門(Acidobacteria)等(Jiang et al., 2016; Kokko et al., 2016).將陽極埋在濕地底泥中, 陰極固定在上覆水中, 可以構(gòu)成沉積物-微生物燃料電池(Sediment Microbial Fuel Cells, SMFCs).底泥中的產(chǎn)電細(xì)菌將分解有機(jī)質(zhì)產(chǎn)生的電子通過胞外電子傳遞交給SMFCs的陽極, 電子通過導(dǎo)線到達(dá)陰極, 與上覆水中溶解的O2發(fā)生還原反應(yīng)生成H2O(Deng et al., 2012; 鄧歡等, 2015).流過導(dǎo)線的電流和導(dǎo)線負(fù)載兩端的電壓能夠被數(shù)據(jù)采集裝置在線連續(xù)記錄.可以設(shè)想, 當(dāng)含有重金屬離子的廢水進(jìn)入濕地上覆水后, 會(huì)增加水的電導(dǎo)率、降低水體pH, 有利于提高SMFCs電壓或電流.換句話說, 排入到濕地上覆水中的重金屬可能會(huì)刺激電壓或電流升高;但另一方面, 上覆水中的重金屬離子如果大量進(jìn)入底泥, 會(huì)抑制產(chǎn)電細(xì)菌活性, 從而導(dǎo)致電壓或電流降低(Deng et al., 2015; Jiang et al., 2015).因此, 重金屬廢水進(jìn)入濕地水體后, SMFCs電信號(hào)會(huì)做出何種方式的響應(yīng), 尚不清楚.

　　已有研究在三電極體系下, 采用交流阻抗法分析陰極和陽極的電荷傳遞電阻(charge transfer resistance)來揭示陰極和陽極電子傳遞的難易程度.通常, 陽極表面形成產(chǎn)電菌膜, 電子能順利地向陽極傳遞, 則陽極的電荷傳遞電阻降低;反之, 當(dāng)產(chǎn)電菌膜受到破壞, 電子難以向陽極傳遞, 則陽極的電荷傳遞電阻升高(Baranitharan et al., 2015).因此分析陰極和陽極的電荷傳遞電阻有助于揭示重金屬污染物對(duì)陰極電子傳遞過程是否具有刺激效應(yīng), 以及對(duì)陽極電子傳遞過程是否具有抑制效應(yīng).另外, 陽極附近沉積物中的產(chǎn)電細(xì)菌豐度也是揭示重金屬污染物對(duì)陽極影響的重要證據(jù).研究表明水稻土中的產(chǎn)電細(xì)菌主要為以下5種類群：地桿菌(Geobacter)、脫硫弧菌(Desulfobulbus)、梭菌(Clostridia)、厭氧粘細(xì)菌(Anaeromyxobacter)和希瓦氏菌(Shewanella) (De Schamphelaire et al., 2010; Kouzuma et al., 2013; Lin and Lu, 2015; Cabezas et al., 2015; Sun et al., 2015).筆者在前期工作中, 對(duì)本研究采用的水稻土中產(chǎn)電細(xì)菌16S rRNA基因進(jìn)行定量分析, 發(fā)現(xiàn)地桿菌科(Geobacteraceae)和梭菌屬(Clostridiium)是優(yōu)勢(shì)的產(chǎn)電細(xì)菌類群, 占上述5個(gè)細(xì)菌類群總量的90%.因此本研究中, 分別采用不同的引物對(duì)地桿菌科和梭菌屬16S rRNA基因進(jìn)行定量, 用以表征土壤產(chǎn)電細(xì)菌數(shù)量.

　　本研究在實(shí)驗(yàn)室中用淹水水稻土模擬濕地環(huán)境, 采用一種新型SMFCs裝置插入水稻土中進(jìn)行土壤產(chǎn)電, 并在線記錄電壓信號(hào)(鄧歡等, 2017).通過向SMFCs裝置陰極附近上覆水中加入CuSO4溶液來模擬重金屬污染事件.研究濕地產(chǎn)電信號(hào)對(duì)水體中重金屬污染事件的響應(yīng)特征, 并且通過產(chǎn)電細(xì)菌16S rRNA基因定量、SMFCs裝置電荷傳遞電阻分析以及CuSO4溶液理化性質(zhì)分析揭示電信號(hào)響應(yīng)Cu2+污染的機(jī)理.為發(fā)展在線原位監(jiān)測(cè)濕地水體重金屬污染的新方法提供理論和實(shí)踐依據(jù).

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 土壤采集

　　土壤于2017年10月采集于南京市江寧區(qū)水稻田(32°05′18″N;118°59′28″E), 土壤含水量56%, 采樣深度0~20 cm.采樣地為亞熱帶濕潤氣候, 年平均降水量1100 mm, 年平均溫度15 ℃.土壤過2 mm篩并充分混勻.部分樣品自然風(fēng)干后進(jìn)行理化性質(zhì)的測(cè)定.土壤總碳(TC)和總氮(TN)通過元素分析儀(Vario EL Ⅲ, Elementar, Germany)測(cè)定;土壤pH按土水比1:2.5采用pH計(jì)(FE20, Mettler Toledo, Switzerland)測(cè)定;土壤電導(dǎo)率(EC)按土水比1:5采用電導(dǎo)率儀(DDSJ-308F, 上海雷磁)測(cè)定.土樣的理化性質(zhì)如下：土壤pH 7.21;TC 31.58 mg·g-1;TN 2.84 mg·g-1;EC 167.15 μS·cm-1.

　　2.2 SMFCs裝置構(gòu)建和運(yùn)行

　　本研究采用一種新型SMFCs裝置(圖 1).該裝置陽極為不銹鋼管, 陰極為鉑網(wǎng), 陽極和陰極分別連接在聚四氟乙烯塑料管兩端.陽極和陰極通過導(dǎo)線與負(fù)載串聯(lián), 負(fù)載兩端電壓作為監(jiān)測(cè)濕地水污染的信號(hào).該裝置的優(yōu)勢(shì)在于可直接插入濕地底泥中進(jìn)行原位產(chǎn)電, 產(chǎn)電電壓可進(jìn)行在線記錄(鄧歡等, 2017).

　　圖 1

　　圖 1本實(shí)驗(yàn)采用的SMFCs裝置示意圖(a)以及SMFCs裝置運(yùn)行展示(b)

　　向10只2 L玻璃燒杯中分別加入相當(dāng)于1500 g干重的新鮮水稻土, 之后緩緩地向燒杯中加入去離子水, 保持土壤上覆水深度5 cm以模擬濕地環(huán)境.將SMFCs裝置陽極不銹鋼管插入水稻土中, 陰極鉑網(wǎng)位于上覆水水面下方1 cm.陽極和陰極使用鈦絲作為導(dǎo)線與外阻(1000 Ω)串聯(lián).每個(gè)燒杯中插入1個(gè)SMFCs.外阻與電壓記錄設(shè)備(7660B, 中泰研創(chuàng))并聯(lián), 每隔15 s記錄1次電壓數(shù)據(jù).為了模擬野外監(jiān)測(cè)的實(shí)際狀況, SMFCs裝置在室溫(14.9 ± 0.4)℃下產(chǎn)電.

　　2.3 CuSO4溶液性質(zhì)檢測(cè)和染毒實(shí)驗(yàn)

　　用無水CuSO4分別配制Cu2+濃度為50、100、200和400 mg·L-1的溶液.對(duì)CuSO4溶液的理化性質(zhì)進(jìn)行分析：溶液pH采用pH計(jì)(FE20, Mettler Toledo, Switzerland)測(cè)定;電導(dǎo)率使用電導(dǎo)率儀(DDSJ-308F, 上海雷磁)測(cè)定;氧化還原電位采用微電極分析儀(Unisense Microsensor Multimeter Version 2.01)測(cè)定.上述測(cè)定結(jié)果見表 1.分別從上述4個(gè)Cu2+濃度的CuSO4溶液中各取5 mL緩慢加入到兩個(gè)平行SMFCs裝置陰極上方的上覆水中.同時(shí), 向?qū)φ战M的兩個(gè)平行SMFCs裝置各加5 mL去離子水.連續(xù)記錄SMFCs裝置電壓至加銅(對(duì)照加水)后180 min.之后抽取陰極附近上覆水采用原子吸收光譜法檢測(cè)Cu2+濃度, 同時(shí)檢測(cè)陰極和陽極的電荷傳遞電阻, 并對(duì)陽極附近土壤的產(chǎn)電細(xì)菌16S rRNA基因進(jìn)行定量.

 　　2.4 電荷傳遞電阻

　　陰極和陽極的電荷傳遞電阻采用電化學(xué)工作站(VersaSTAT4, Princeton, USA)的交流阻抗法, 以三電極體系進(jìn)行測(cè)定.測(cè)定陰極電荷傳遞電阻時(shí), 以陰極作為工作電極, 陽極作為對(duì)電極, 同時(shí)靠近陰極設(shè)置Ag/AgCl參比電極;測(cè)定陽極電荷傳遞電阻時(shí), 以陽極作為工作電極, 陰極作為對(duì)電極, 同時(shí)靠近陽極設(shè)置Ag/AgCl參比電極.擾動(dòng)電壓設(shè)為5 mV, 頻率范圍設(shè)置10-2到105 Hz.阻抗數(shù)據(jù)采用ZSimDemo3.30軟件進(jìn)行分析.

　　2.5 產(chǎn)電細(xì)菌16S rRNA基因定量

　　加銅3 h后采集所有處理及平行SMFCs裝置陽極附近土樣, 使用土壤DNA快速提取試劑盒(Fast DNA® SPIN Kit for Soil, MP)按照制造商說明書分別提取土壤DNA.地桿菌科(Geobacteraceae)和梭菌屬(Clostridium)細(xì)菌16S rRNA基因豐度采用實(shí)時(shí)熒光定量PCR法測(cè)定, 在CFX96 Real-Time System(BIO-RAD, Laboratories Inc, USA)儀器上運(yùn)行檢測(cè).這兩個(gè)類群細(xì)菌的qPCR反應(yīng)體系都為20 μL, 包括10 μL 2×SYBR Premix Ex Taq (Takara, Japan), 20 μmol·L-1上下游引物各0.4 μL, 2 μL模板DNA及7.2 μL ddH2O.引物序列和反應(yīng)程序見表 2.采用溶解曲線分析擴(kuò)增產(chǎn)物的特異性, 反應(yīng)程序?yàn)?5~ 95 ℃, 每間隔0.5 ℃升溫測(cè)定熒光信號(hào).采用10倍稀釋含有標(biāo)靶基因的重組質(zhì)粒制作標(biāo)準(zhǔn)曲線.地桿菌科(Geobacteraceae)和梭菌屬(Clostridium)細(xì)菌16S rRNA基因標(biāo)準(zhǔn)曲線模板的濃度分別為1.37×109~ 1.37×103 copies·μL-1和2.13×109~ 2.13×103 copies·μL-1.擴(kuò)增效率分別為90.1%(R2 = 0.991)和102.1%(R2= 0.996).設(shè)置3個(gè)無模板樣品為陰性對(duì)照.

 　　2.6 數(shù)據(jù)分析

　　土壤產(chǎn)電電壓、陰極和陽極的電荷傳遞電阻、產(chǎn)電細(xì)菌16S rRNA基因定量的數(shù)據(jù)與加入的Cu2+濃度之間關(guān)系, 采用origin 8.0軟件進(jìn)行線性回歸分析.

　　3 結(jié)果(Results)3.1 SMFCs裝置產(chǎn)電電壓對(duì)Cu2+污染的響應(yīng)

　　向上覆水加入Cu2+污染之前30 min開始在線連續(xù)記錄電壓數(shù)據(jù).運(yùn)行結(jié)果顯示, 加入Cu2+污染之前電壓運(yùn)行十分平穩(wěn)(圖 2).大多數(shù)SMFCs裝置的產(chǎn)電電壓穩(wěn)定在12 ~ 14 mV附近, 只有對(duì)照的1個(gè)平行產(chǎn)電在18 mV附近, 以及200 mg·L-1和400 mg·L-1各有1個(gè)平行穩(wěn)定在6 mV附近.向?qū)φ占尤肴ルx子水之后, 電壓僅出現(xiàn)了微弱的升高, 升高幅度不超過1 mV.這可能是去離子水的加入過程中對(duì)陰極附近的環(huán)境產(chǎn)生了擾動(dòng), 引入了少量O2, 以及促進(jìn)了陰極表面反應(yīng)產(chǎn)物的擴(kuò)散, 這些都有利于提高產(chǎn)電.但本研究在操作過程中盡量做到平緩, 因此沒有引起大的擾動(dòng).向上覆水中加入CuSO4溶液之后, 土壤產(chǎn)電電壓立刻升高, 并且在30 s內(nèi)錄得電壓峰值.隨著加入的Cu2+濃度增加, 電壓峰值呈現(xiàn)升高趨勢(shì), 其中, 加入400 mg·L-1 Cu2+濃度處理的電壓峰值超過了100 mV.所有加銅處理的電壓在峰值之后緩慢降低, 20 min后電壓逐漸平穩(wěn).但200和400 mg·L-1 Cu2+處理的電壓穩(wěn)定后一直高于加入Cu2+污染前的水平.

　　圖 2

　　圖 2加入CuSO4溶液(對(duì)照加入去離子水)前后的土壤產(chǎn)電電壓曲線(1和2分別代表兩個(gè)平行)

　　3.2 監(jiān)測(cè)Cu2+污染水平的電壓信號(hào)選擇

　　由于加入Cu2+污染之前, 不同SMFCs裝置的產(chǎn)電電壓不同, 因此將峰電壓值作為監(jiān)測(cè)Cu2+污染水平的電壓信號(hào)是不合適的.例如, 加入Cu2+污染之前, 對(duì)照-2的基準(zhǔn)電壓為18.3 mV, 而Cu50-1僅為14.5 mV(表 3);加入50 mg·L-1 Cu2+之后Cu50-1的峰電壓為18.9 mV.單從峰電壓判斷, 與對(duì)照-2(19.3 mV)接近, 容易被誤認(rèn)為電壓信號(hào)對(duì)50 mg·L-1 Cu2+污染沒有響應(yīng).為了解決這個(gè)問題, 本文采用電壓增量△U作為監(jiān)測(cè)Cu2+污染水平的電壓信號(hào)：

 　　其中, 基準(zhǔn)電壓為加銅前30 min電壓平均值.電壓增量消除了不同SMFCs裝置基準(zhǔn)電壓的差異, 凸顯了電壓信號(hào)對(duì)Cu2+污染的響應(yīng).從表 3可以看出, 電壓增量隨著Cu2+濃度增加呈現(xiàn)不斷上升的趨勢(shì).回歸分析顯示, 加入的Cu2+濃度與電壓增量存在極顯著的線性關(guān)系(圖 3).需要注意的是, 本課題組之前的研究表明土壤產(chǎn)電電壓隨著氣溫會(huì)產(chǎn)生明顯的波動(dòng)(Deng et al., 2014).因此基準(zhǔn)電壓的時(shí)間范圍內(nèi)應(yīng)避免有氣溫的變化.本試驗(yàn)中, 加入Cu2+污染之前30 min內(nèi)氣溫基本維持在(15.2±0.1) ℃, 保證了基準(zhǔn)電壓的穩(wěn)定.

　　圖 3

　　圖 3電壓增量與加入Cu2+濃度之間的線性回歸曲線

　　3.3 Cu2+污染對(duì)SMFCs裝置電荷傳遞電阻的影響

　　分別對(duì)陽極和陰極內(nèi)阻數(shù)據(jù)進(jìn)行等效電路擬合.陰極阻抗的等效電路為陰極電荷傳遞電阻(Rctc)和電容元件(C)的并聯(lián)電路與歐姆阻抗(RΩ)串聯(lián)(圖 4a);陽極阻抗的等效電路為陽極電荷傳遞電阻(Rcta)和電容元件(C)的并聯(lián)電路與歐姆阻抗(RΩ)和Warburg阻抗(Zw)串聯(lián)(圖 4b).對(duì)照組的均高于600 Ω, 而且Rctc隨加入Cu2+濃度的增加而降低, 其中400 mg·L-1 Cu2+處理的Rctc最低, 為400 Ω左右(表 4).回歸分析表明, Rctc與Cu2+濃度呈現(xiàn)顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(圖 5).與陰極電荷傳遞電阻不同的是, 陽極電荷傳遞電阻Rcta與加入的Cu2+濃度之間沒有顯著的線性關(guān)系.但200和400 mg·L-1 Cu2+處理的陽極電荷傳遞電阻與對(duì)照相比有明顯的上升.

　　圖 4

　　圖 4陰極(a)和陽極(b)阻抗等效電路圖

 　　圖 5

　　圖 5陰極電荷傳遞電阻與加入的Cu2+濃度之間的線性回歸曲線

　　3.4 Cu2+污染對(duì)土壤產(chǎn)電細(xì)菌豐度的影響

　　加入Cu2+污染3 h后, 對(duì)陽極附近土壤中(以干土重計(jì))的梭菌屬(Clostridium)和地桿菌科(Geobacteraceae)細(xì)菌16S rRNA基因進(jìn)行定量分析, 結(jié)果顯示, 不同Cu2+濃度處理下, 梭菌屬16S rRNA基因拷貝數(shù)變化范圍3.17×108 ~ 4.62×108 g-1(圖 6).和對(duì)照相比, 梭菌屬16S rRNA基因拷貝數(shù)未出現(xiàn)隨Cu2+濃度增加而降低的趨勢(shì);地桿菌科16S rRNA基因拷貝數(shù)變化范圍4.93×108 ~ 7.37×108 copies·g-1.和對(duì)照相比, 加入400 mg·L-1 Cu2+處理的地桿菌科16S rRNA基因拷貝數(shù)降低了22%.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 6

　　圖 6地桿菌科(Geobacteraceae)(a)和梭菌屬(Clostridium)(b)細(xì)菌16S rRNA基因定量結(jié)果

　　4 討論(Discussion)

　　本研究采用一種新型的SMFCs裝置, 對(duì)模擬的濕地水體Cu2+污染事件進(jìn)行原位、在線監(jiān)測(cè).產(chǎn)電電壓對(duì)Cu2+污染的響應(yīng)迅速, 向陰極附近的上覆水中加入CuSO4溶液后, 電壓立即上升, 達(dá)到峰值后回落.本文將加銅后電壓峰值與加銅前基準(zhǔn)電壓的差值, 即電壓增量作為監(jiān)測(cè)Cu2+污染的電信號(hào).采用電壓增量作為監(jiān)測(cè)信號(hào)的優(yōu)點(diǎn)在于消除了基準(zhǔn)電壓差異的影響.而基準(zhǔn)電壓受土壤或底泥理化性質(zhì)、溫度和產(chǎn)電細(xì)菌活性等因素影響(Deng et al., 2014;Jiang et al., 2016).消除基準(zhǔn)電壓之后, 電壓增量只與Cu2+濃度相關(guān), 因此采用電壓增量指標(biāo)有利于提高不同地區(qū)、不同季節(jié)檢測(cè)結(jié)果的可比性.

　　Cu2+污染加入陰極附近的上覆水中, 引起了電壓的迅速上升, 而且電壓增量與加入的Cu2+濃度具有顯著的線性關(guān)系.推測(cè)Cu2+能夠促進(jìn)陰極反應(yīng).為了驗(yàn)證這一推測(cè), 檢測(cè)了CuSO4溶液的一系列化學(xué)性質(zhì)(表 1).結(jié)果顯示, 隨著Cu2+濃度的增加, 溶液的電導(dǎo)率和氧化還原電位增加, 溶液pH降低.由于陰極進(jìn)行以下反應(yīng)(Wu et al., 2017)：

　　因此, 與陰極表面接觸的Cu2+濃度越高, H+濃度就越大, 越有利于反應(yīng)向右側(cè)進(jìn)行.另外, CuSO4溶液的加入能夠提高上覆水的電導(dǎo)率, 提高陰極電勢(shì).而且隨著Cu2+濃度的增加, 陰極電荷傳遞電阻有降低的趨勢(shì), 表明Cu2+促進(jìn)陰極反應(yīng)的進(jìn)行.這些因素都有利于增加SMFCs裝置的電流, 從而提高1000 Ω負(fù)載兩端的電壓.而電壓達(dá)到峰值之后回落, 這可能是由于陰極附近Cu2+的擴(kuò)散以及被淹水土壤大量吸附有關(guān)(Deng et al., 2009).本研究在CuSO4溶液加入3 h后檢測(cè)陰極附近上覆水的Cu2+濃度, 發(fā)現(xiàn)400 mg·L-1 Cu2+處理中Cu2+濃度最高僅為0.81 mg·L-1.隨著陰極附近Cu2+濃度的減少, 銅對(duì)陰極反應(yīng)的刺激效應(yīng)隨之減弱, 導(dǎo)致電壓在達(dá)到峰值之后逐漸降低.

　　本研究的結(jié)果顯示, 高濃度Cu2+污染對(duì)底泥產(chǎn)電細(xì)菌產(chǎn)生了不利的影響.基因定量結(jié)果顯示, 400 mg·L-1 Cu2+處理的地桿菌科16S rRNA基因拷貝數(shù)比對(duì)照降低了22%, 但高濃度Cu2+污染未對(duì)梭菌屬16S rRNA基因拷貝數(shù)產(chǎn)生明顯的抑制.在之前的研究中, 我們對(duì)從土壤中分離的一株梭菌屬產(chǎn)電細(xì)菌進(jìn)行抗銅能力測(cè)試, 發(fā)現(xiàn)在10 mg·L-1 Cu2+濃度下其產(chǎn)電能力仍然沒有顯著降低(Deng et al., 2017).梭菌屬的細(xì)菌為革蘭氏陽性, 抗銅能力可能與細(xì)胞壁對(duì)Cu2+的吸附有關(guān).另外, 阻抗檢測(cè)也顯示, 200和400 mg·L-1 Cu2+處理的陽極電荷傳遞電阻也比對(duì)照有明顯上升.電荷傳遞電阻升高表明電極反應(yīng)速度變慢, 對(duì)于陽極而言, 表明產(chǎn)電細(xì)菌的活性降低(Islam et al., 2017).

　　在以往的研究中, 我們分別采用了重金屬(Cu2+、Cd2+)和有機(jī)污染物(芘)與土壤混合, 并將陽極埋設(shè)在污染土壤中進(jìn)行產(chǎn)電(姜允斌等, 2014;Deng et al., 2015;Jiang et al., 2015).由于污染物直接抑制陽極表面土壤產(chǎn)電細(xì)菌活性, 從而造成土壤產(chǎn)電電壓降低.本研究中污染物是加入到上覆水而非土壤中, 產(chǎn)電信號(hào)主要反映的是陰極對(duì)Cu2+的響應(yīng), 而且陽極附近產(chǎn)電細(xì)菌受到底泥的保護(hù), 不易受到水體重金屬污染的影響.因此產(chǎn)電電壓在污染后迅速上升而不是降低, 并且從峰值回落并達(dá)到穩(wěn)定之后, 電壓仍然高于加銅前的水平, 這些都表明Cu2+污染對(duì)于陰極反應(yīng)的刺激作用是主要的, 對(duì)陽極產(chǎn)電細(xì)菌的抑制作用是次要的.也正因?yàn)楸O(jiān)測(cè)濕地水污染時(shí), 底泥中的產(chǎn)電細(xì)菌不易受到重金屬抑制, 從而完成對(duì)一次污染事件的監(jiān)測(cè)之后, 電壓能夠重新回到穩(wěn)定狀態(tài), 以便進(jìn)行下一次監(jiān)測(cè), 所以本研究結(jié)果有助于實(shí)現(xiàn)對(duì)濕地水體重金屬污染進(jìn)行長(zhǎng)期的原位在線監(jiān)測(cè).

　　5 結(jié)論(Conclusions)

　　1) 本研究采用的新型沉積物-微生物燃料電池裝置能夠插入濕地底泥, 產(chǎn)生穩(wěn)定的電壓信號(hào).當(dāng)水體發(fā)生Cu2+污染事件時(shí), 電壓迅速升高, 且電壓增量與加入的Cu2+濃度存在顯著的正相關(guān)關(guān)系.

　　2) Cu2+污染對(duì)陰極反應(yīng)具有促進(jìn)作用, 是引起電壓升高的主要原因.而產(chǎn)電細(xì)菌受到底泥的保護(hù)不易受到水體重金屬污染的影響, 保證了產(chǎn)電信號(hào)在Cu2+污染事件結(jié)束后仍然穩(wěn)定運(yùn)行, 從而該裝置可長(zhǎng)期原位在線監(jiān)測(cè)濕地水體Cu2+污染.(來源：環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào) 作者：吳少松)