姜曉燕，金仁村

(杭州師范大學(xué)生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，浙江 杭州 310036)

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活性污泥的鉻抑制

姜曉燕，金仁村

(杭州師范大學(xué)生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，浙江 杭州 310036)

摘要：綜述了廢水中的Cr3+和Cr6+對批式和連續(xù)流活性污泥系統(tǒng)的影響，比較了Cr3+和Cr6+的毒性強(qiáng)弱，闡述了Cr3+和Cr6+毒性效果的影響因素如水力停留時(shí)間(HRT)、微生物種類、pH、污泥馴化、懸浮固體濃度(SS)等.發(fā)現(xiàn)Cr6+與Cr3+對硝化、反硝化都有不同程度的抑制，對硝化細(xì)菌的抑制強(qiáng)于反硝化細(xì)菌；與批式系統(tǒng)相比，Cr6+的毒性在連續(xù)流系統(tǒng)中更加嚴(yán)重.分析了相應(yīng)的毒性機(jī)理，并對今后的研究方向作了展望.

關(guān)鍵詞：活性污泥; Cr3+; Cr6+;吸附;生物硝化;馴化

Cr3+和Cr6+是水體中鉻的常見形態(tài)，Jenkins等[1]最先報(bào)道了鉻對活性污泥的毒性作用.而后Dawson等[2]做了進(jìn)一步探討，發(fā)現(xiàn)活性污泥中鉻的毒性具有持續(xù)性，表現(xiàn)為降低對氧的攝取率.由于零價(jià)金屬對微生物的生長影響不顯著，故他們將重金屬對活性污泥的毒性歸因于其離子態(tài).他們還發(fā)現(xiàn)，在污水處理廠連續(xù)加入Cr3+將削弱硝化作用并使出水水質(zhì)惡化.中國也在綜合污水排放標(biāo)準(zhǔn)(GB8978-1996)中明確規(guī)定了總鉻和Cr6+的最高允許排放質(zhì)量濃度，分別為1.5和0.5 mg/L.然而，制革、鉻鹽工業(yè)產(chǎn)生的含鉻廢水排放量逐年增長，在中國，85%以上的皮革產(chǎn)品生產(chǎn)過程需要使用鉻鞣劑，所產(chǎn)生的鉻鞣廢水中Cr3+質(zhì)量濃度達(dá)3 000~6 000 mg/L[3]，進(jìn)入綜合廢水處理系統(tǒng)后，使綜合廢水中的含鉻量一般在30 mg/L以上[4].

大多數(shù)早期研究(1980年以前)的結(jié)論是，Cr3+比Cr6+對微生物毒性更強(qiáng).而近期的研究則發(fā)現(xiàn)，Cr6+對大多數(shù)細(xì)菌具有較高的毒性，水中的Cr3+由于形成不可溶化合物，無法滲入細(xì)胞膜內(nèi)，其毒性較小.廢水中鉻的毒性去除主要分為傳統(tǒng)方法(物化法)和生物方法兩種.傳統(tǒng)方法是通過增加堿性和化學(xué)沉淀來完成的，先用還原劑將Cr6+還原為Cr3+再進(jìn)行沉淀去除.生物處理過程則是將高毒的Cr6+還原為低毒性的Cr3+，再將其從水相中去除[5].在工業(yè)廢水處理過程中，通常還對含鉻量較高的制革廢水進(jìn)行單獨(dú)處理，再并入綜合廢水處理系統(tǒng).盡管如此，研究表明當(dāng)廢水中總鉻量達(dá)到17 mg/L時(shí)，已經(jīng)會(huì)對活性污泥產(chǎn)生不利影響[6]，長期運(yùn)行會(huì)對整個(gè)廢水處理系統(tǒng)非常不利.嚴(yán)峻的含鉻廢水處理問題促使人們更加主動(dòng)、深入地研究鉻對活性污泥的作用，主要集中在對不同濃度Cr3+和Cr6+的毒性評價(jià)以及鉻的生化作用方面.本文將分別討論Cr3+與Cr6+對批式系統(tǒng)和連續(xù)流系統(tǒng)的影響，并分析其毒性作用、影響因素和相關(guān)機(jī)理，以期為強(qiáng)化活性污泥工藝抗重金屬抑制研究提供理論基礎(chǔ).

1Cr3+的影響

1.1　Cr3+對活性污泥系統(tǒng)的影響

添加少量Cr3+通常有利于細(xì)胞生長，添加量逐漸增大到超過臨界點(diǎn)后，促進(jìn)作用將開始減弱,隨著Cr3+濃度的進(jìn)一步增加將對細(xì)胞生長產(chǎn)生抑制作用.Cr3+能對批式系統(tǒng)中活性污泥的比生長速率μ產(chǎn)生影響.Gikas等[7]評估了0~320 mg/L的Cr3+和Cr6+對批式培養(yǎng)系統(tǒng)中活性污泥生長速率的影響，發(fā)現(xiàn)Cr3+在質(zhì)量濃度小于15 mg/L時(shí)對污泥中微生物的生長有促進(jìn)作用，并且最大促進(jìn)作用發(fā)生在10 mg/L的條件下，致死劑量則為160 ~ 320 mg/L.

早期的研究表明，低質(zhì)量濃度(如1 mg/L)的Cr3+能夠?qū)е禄钚晕勰嗪粑俾实慕档?通過批次試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，添加10 mg/L的Cr3+時(shí)，水中溶解氧攝取率僅為未添加時(shí)的25%，含Cr3+量降至5 mg/L時(shí)毒性有一定程度的降低，當(dāng)降至1 mg/L時(shí)僅殘余少量毒力[8].Wong等[9]發(fā)現(xiàn)，添加29和40.4 mg/L Cr3+時(shí)對微生物呼吸速率的抑制率分別為38% 和50%.而添加49 mg/L的Cr3+0.5 h后，對微生物呼吸的抑制率達(dá)到50%[10].研究結(jié)果表明Cr3+對活性污泥的半抑制質(zhì)量濃度(IC50)為40 ~ 49 mg/L.

有關(guān)Cr3+毒性影響的連續(xù)流試驗(yàn)研究相對較少.試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，重金屬的毒性在連續(xù)流系統(tǒng)中更加嚴(yán)重.Lamb等[11]通過一個(gè)實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的、全混合式的低負(fù)荷連續(xù)流活性污泥系統(tǒng)進(jìn)行了Cu2+和Cr3+在沖擊負(fù)荷條件下的毒性試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)添加5 mg/L Cr3+可導(dǎo)致葡萄糖轉(zhuǎn)化率下降約20%.

1.2　Cr3+毒性的影響因素

Cr3+的濃度影響著其毒性效應(yīng).活性污泥中存在5和75 mg/L的Cr3+分別能夠令比底物利用率降低23%和50%[15].在含37 mg/L Cr3+的合成培養(yǎng)基中生長的硝化微生物的呼吸速率會(huì)被抑制50%[16].某實(shí)際處理制革廢水的反硝化池中的含鉻量為23.3 ~ 42.5 mg/L時(shí)，可激活反硝化菌.但85 mg/L Cr3+則會(huì)抑制50%的硝化作用[17].Farabegoli等[18]在一個(gè)實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的SBR中添加0 ~ 180 mg/L的Cr3+，發(fā)現(xiàn)對硝化細(xì)菌的抑制始于120 mg/L Cr3+,而對反硝化細(xì)菌的抑制直到添加180 mg/L的Cr3+時(shí)才開始.

水中的鉻還間接地影響活性污泥工藝的處理效果.只要涉及有機(jī)物的去除，無論何種程度，處理效果都取決于其HRT，因?yàn)檩^小的HRT會(huì)限制反應(yīng)器中有機(jī)物的消耗.0.05 mg/L的Cr3+可能對活性污泥無毒害，但卻影響SBR的運(yùn)行性能.在較短HRT(2.5~48 h)時(shí)，鉻的存在導(dǎo)致COD吸附容量和去除效率降低.而在較長HRT(5 d)時(shí)，鉻可導(dǎo)致COD吸附容量的降低，但對COD去除效率的影響較弱[19-20].

廢水的硬度也會(huì)影響Cr3+毒性.研究表明適當(dāng)提高硬度能降低Cr3+的毒性，但當(dāng)硬度(以CaCO3計(jì))超過200 mg/L，繼續(xù)增大硬度，該效應(yīng)并不明顯.硬度對鉻毒性的緩解作用可能是由于相關(guān)離子如氫氧根數(shù)量增加從而與Cr3+結(jié)合形成沉淀，或與吸附在污泥表面的鈣、鎂離子發(fā)生離子交換等導(dǎo)致[21].同時(shí)，由于Cr3+會(huì)與有機(jī)物競爭生物絮體上的活性位點(diǎn)，適當(dāng)增加COD濃度可能會(huì)降低對污泥的毒性.

1.3　Cr3+毒性的機(jī)理

早前的研究將Cr3+對活性污泥的抑制歸因于Cr3+能與有機(jī)底物競爭細(xì)胞膜上的活性位點(diǎn).在Cr3+存在時(shí)，有機(jī)物的消耗與HRT有關(guān)，這可能就是重金屬與有機(jī)底物對活性污泥表面活性位點(diǎn)的競爭導(dǎo)致.在接觸之初，活性污泥對有機(jī)物的去除是通過表面快速初始吸附來完成，被吸附的有機(jī)物需要停留足夠的時(shí)間以實(shí)現(xiàn)緩慢的同化和降解[22-23].上述競爭作用在短HRT時(shí)更加明顯，因?yàn)檫@時(shí)被吸附的有機(jī)物與活性污泥的接觸時(shí)間更加短暫，導(dǎo)致活性污泥對COD的去除效率有所降低.

由于鉻還是一種重要的細(xì)胞誘變物質(zhì)和致癌物，研究者以酵母菌為試驗(yàn)對象分析了Cr3+和Cr6+對細(xì)胞的毒性機(jī)理，發(fā)現(xiàn)Cr3+和Cr6+都能引起細(xì)胞毒性和氧化應(yīng)激作用，但是Cr3+的作用模式卻不同于Cr6+.Cr3+能引起嚴(yán)重的膜損傷，而這一膜損傷不是脂質(zhì)過氧化反應(yīng)增加的直接結(jié)果[24].

有報(bào)道稱Cr3+能夠抑制微生物對葡萄糖的消耗.在pH為7的條件下，從曝氣池回流的活性污泥中Cr3+的質(zhì)量濃度高于2 mg/L時(shí)能夠降低污泥對有機(jī)物的氧化.但在實(shí)際工程中，初沉池回流污泥SS濃度的增長緩和了Cr3+的毒性作用.這是由于在相對較長的污泥停留時(shí)間(SRT)時(shí)胞外聚合物(EPS)合成受抑，吸附重金屬的能力仍然增加，導(dǎo)致SS濃度增加，使得對鉻的耐受力也增加.研究者將污水廠進(jìn)水出現(xiàn)鉻時(shí)處理工藝的相對穩(wěn)定歸因于Cr3+能形成沉淀(pH 6 ~ 10)或Cr3+被活性污泥吸附[3，15].此外，活性污泥對環(huán)境的適應(yīng)也能夠緩和Cr3+的毒性，Ginn等[25]提出重金屬對微生物的毒性隨接觸時(shí)間(比馴化時(shí)間小很多)的增加而增強(qiáng).這可能是因?yàn)橄鄬^短的接觸時(shí)間不足以使微生物受到重金屬的影響.

2Cr6+的影響

2.1　Cr6+對活性污泥系統(tǒng)的影響

2.1.1Cr6+對批式系統(tǒng)的影響

早期的研究認(rèn)為Cr6+對微生物的毒性弱于Cr3+.Mowat[8]的試驗(yàn)顯示在含Cr6+20 mg/L的條件下停留5 d，溶解氧攝入量仍然維持在正常水平.然而值得注意的是，在這一濃度水平下，由于SS很低，14 d后的恢復(fù)情況很不理想.已有試驗(yàn)表明污泥濃度增加可導(dǎo)致在活性污泥中積累更多重金屬，這可能是由于單位體積液體具有了更多可吸附重金屬的生物體表面所致[17].

2.1.2Cr6+對連續(xù)流系統(tǒng)的影響

進(jìn)水含5 mg/L的Cr6+可能是活性污泥連續(xù)流系統(tǒng)中有機(jī)物利用率是否受到影響的臨界值.早期的研究發(fā)現(xiàn)5 mg/L Cr6+可使葡萄糖利用速率降低50%[11]，而近期的研究發(fā)現(xiàn)含Cr6+量超過5 mg/L 時(shí)基質(zhì)消耗率顯著降低，還有報(bào)道稱在添加更低濃度的鉻時(shí)也能觀察到微弱影響，且Cr6+對硝化的抑制效果的出現(xiàn)具有滯后性[29].

雖然所有的研究都認(rèn)為Cr6+會(huì)影響連續(xù)流系統(tǒng)中活性污泥的生長，但對其影響的嚴(yán)重性存在意見分歧.Stasinakis等[33]稱Cr6+的存在會(huì)更強(qiáng)烈地抑制未經(jīng)馴化的活性污泥的異化作用.對未經(jīng)馴化的活性污泥，當(dāng)Cr6+質(zhì)量濃度達(dá)到10 mg/L時(shí)開始抑制微生物的生長，在馴化的污泥中Cr6+則首先抑制合成代謝反應(yīng).Mazierski[34]試驗(yàn)了添加量為2 ~ 11 mg/L的Cr6+對未經(jīng)馴化的活性污泥系統(tǒng)中微生物生長的抑制情況，當(dāng)添加11 mg/L Cr6+時(shí)，觀察到對最大比生長速率μmax的抑制.Chen 等[35]也以污泥的特異性脫氫酶活性(SDA)和蛋白質(zhì)變化為參數(shù)考察了Cr6+對污泥中微生物活性的影響，發(fā)現(xiàn)污泥中細(xì)菌的活性受到Cr6+突然增加的顯著抑制，但是讓污泥適應(yīng)含Cr6+的進(jìn)水48 d后，SDA與蛋白質(zhì)都有所增加.對已適應(yīng)含Cr6+進(jìn)水的活性污泥進(jìn)行試驗(yàn)，進(jìn)水Cr6+劑量從20 mg/d增至60 mg/d，SDA約增加15%，蛋白質(zhì)產(chǎn)量也增加了10%.他們還發(fā)現(xiàn)每日的進(jìn)水添加60 mg Cr6+和1 500 mg/L葡萄糖后，出水COD濃度增加，污泥沉降性有所增強(qiáng).Samaras等[36]的試驗(yàn)表明向馴化的活性污泥中添加50 mg/L Cr6+對其沒有毒性影響，但降低了污泥對磷的去除能力，并伴隨SS的增加和三磷酸腺苷(ATP)的產(chǎn)生.

鉻離子的毒性作用、污泥絮凝作用以及鉻離子造成的活性污泥比重上升是影響活性污泥沉降過程的因素.對于厭氧污泥床反應(yīng)器而言，能夠形成顆粒污泥也是其運(yùn)行與處理效能的主要貢獻(xiàn)者[37].反應(yīng)器內(nèi)活性污泥的最終體積受到鉻離子對活性污泥菌群的毒性作用和絮凝作用的雙重影響[38].董國日等[39]根據(jù)不同Cr6+負(fù)荷下活性污泥沉降性能及出水COD濃度將Cr6+對活性污泥的毒性作用按照單位揮發(fā)性污泥(MLVSS)鉻負(fù)荷劃分為4個(gè)范圍：耐受范圍、非耐受范圍、細(xì)胞失活范圍和細(xì)胞分解范圍.

2.2　Cr6+毒性的影響因素

基于吸附理論，HRT影響著Cr6+對活性污泥的毒性效應(yīng).活性污泥對COD 的去除依賴于生物體表面對有機(jī)物質(zhì)的迅速吸附.鉻與生物體表面高度親和，易被吸附，因此與有機(jī)物競爭污泥活性位點(diǎn)，且短HRT時(shí)這一競爭作用尤甚.抗性活性污泥對Cr6+除靜電吸附外，還存在氧化還原和離子交換作用，且在吸附Cr6+的過程中，蛋白質(zhì)作為運(yùn)輸重金屬離子的載體或與其螯合的大分子物質(zhì)也起到了重要作用[20].

首先，不同種類的微生物對毒物的敏感性存在差異，自養(yǎng)型生物更易受Cr6+毒害.一些研究者考察了Cr6+對硝化細(xì)菌的影響，Mazierski[41]稱添加0.2 ~ 0.6 mg/L Cr6+會(huì)嚴(yán)重降低硝化細(xì)菌的增長.Cr6+對微生物的抑制作用大小為：氨氧化菌 > 亞硝酸氧化菌 > 異養(yǎng)菌[42].與上述結(jié)果不同，Madoni等[31]的試驗(yàn)結(jié)果顯示Cr6+對硝化細(xì)菌和異養(yǎng)型細(xì)菌具有相同作用.他們對一個(gè)生產(chǎn)性規(guī)模的硝化裝置中的活性污泥進(jìn)行Cr6+質(zhì)量濃度從0~400 mg/L的試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)AUR和OUR抑制都在同一范圍并具有同樣趨勢.這種矛盾結(jié)果可以歸因于金屬類型和試驗(yàn)對象的不同，這在通過不同研究比較毒性時(shí)至關(guān)重要.雖然尚存爭議，但是一致的結(jié)論是：與反硝化菌相比，硝化細(xì)菌受Cr6+影響的程度較大.其次，研究發(fā)現(xiàn)進(jìn)水含Cr6+量小于70 mg/L時(shí)微生物對Cr6+的吸附作用與微生物的量有關(guān)，而和微生物活性關(guān)系不大[43].

pH既作用于鉻毒物本身又作用于微生物的生理及行為，所以強(qiáng)烈影響著存在Cr6+時(shí)活性污泥的表現(xiàn).與pH對Cr3+的影響不同，Cr6+的抑制作用或毒性在堿性條件時(shí)更顯著.此外，基質(zhì)與生物量之比(S/X)也能影響Cr6+的毒性.Muttamara等[12]報(bào)告了當(dāng)基質(zhì)與微生物數(shù)量之比(F/M)低于0.25時(shí)Cr6+對活性污泥細(xì)菌比生長速率的顯著影響.另有研究發(fā)現(xiàn)隨著生物量濃度增加，Cr6+還原速率逐漸增大[44].

2.3　Cr6+毒性的機(jī)理

毒性本身取決于各種參數(shù)，如活性污泥工藝運(yùn)行條件、馴化、SS濃度、能夠與鉻特異性結(jié)合從而導(dǎo)致鉻的遷移性降低的化學(xué)物質(zhì)(如磷酸鹽等).此外，由于Cr6+在一定條件下可還原成為Cr3+，很難知道每一時(shí)刻在反應(yīng)器內(nèi)部Cr6+的比例.

活性污泥系統(tǒng)中有機(jī)物濃度對Cr6+的毒性起間接作用，它不僅可以結(jié)合鉻從而降低可與微生物相互作用的Cr6+的總量，還可充當(dāng)酶促還原Cr6+反應(yīng)的電子供體[45-46].因此，有機(jī)底物的類型和濃度影響著Cr6+存在時(shí)微生物呼吸抑制的強(qiáng)烈程度.另一方面，同為電子受體的氧可能會(huì)與Cr6+發(fā)生競爭[47].鉻對微生物呼吸抑制的一個(gè)可能的解釋就是如果有機(jī)底物結(jié)合了Cr6+而不是氧，微生物將會(huì)因?yàn)槿狈εc生長必需的基質(zhì)相接觸而受到抑制.

Cr6+毒性作用降低的機(jī)制可能與活性污泥中EPS的存在有關(guān).EPS在無機(jī)底物的吸附和輔助金屬離子的生物礦化中起到重要作用[48-50].Stasinakis等[33]在SRT 20 d的污水廠中加入10 mg/L Cr6+時(shí)觀察到生長促進(jìn)，而較低SRT時(shí)觀察到生長抑制，這一生長促進(jìn)作用可能就是由于在較長SRT時(shí)活性污泥分泌了相對較多的EPS，它們傾向于吸附無機(jī)化合物.

由于微生物具有隨時(shí)間適應(yīng)相對較高濃度的重金屬的能力，因此許多研究者還將Cr6+毒性作用的降低歸因于這一適應(yīng)性.可能的解釋是被金屬離子損傷的酶被新的綜合酶替代，或者創(chuàng)建了新的分支途徑來代替已無效的途徑[51].Muttamara等[12]觀察到10 mg/L Cr6+對已馴化的污泥既無促進(jìn)也無抑制作用.Caravelli等[44]的試驗(yàn)結(jié)果也佐證了這一假說，即添加了20 mg Cr6+，S.natans的呼吸速率最初下降75%~88%，在適應(yīng)24~48 h后呼吸速率有所回升.在處理實(shí)際含Cr6+廢水試驗(yàn)中，分別采用馴化活性污泥和普通活性污泥在最佳條件下處理含15.6 mg/L Cr6+、115.3 mg/L COD的電鍍廢水，馴化污泥組Cr6+去除率為98.2%，COD去除率為74.3%；未馴化污泥組Cr6+去除率為63.5%，COD去除率僅為37.8%[20].

細(xì)胞表面高毒性鉻的沉積、細(xì)胞膜通透性的增強(qiáng)、鉻與胞內(nèi)有機(jī)大分子的鰲合作用及胞內(nèi)大量維持細(xì)胞結(jié)構(gòu)的陽離子向體外擴(kuò)散等行為破壞了細(xì)胞的微觀結(jié)構(gòu)，也是致使細(xì)胞產(chǎn)生空殼、內(nèi)陷甚至裂解的原因[52].

3Cr3+和Cr6+的比較

影響鉻對活性污泥作用的主導(dǎo)因素是鉻的價(jià)態(tài).但是由于鉻的價(jià)態(tài)會(huì)在試驗(yàn)中發(fā)生改變，因此實(shí)際情況往往很復(fù)雜，即試驗(yàn)開始時(shí)添加的是一種價(jià)態(tài)的鉻，但其在短時(shí)間內(nèi)可能會(huì)部分轉(zhuǎn)化成另一種.研究發(fā)現(xiàn)Cr6+能被生物還原成Cr3+，但后者無法被活性污泥氧化成Cr6+.此外，由于Cr3+能與有機(jī)物結(jié)合成復(fù)雜的化合物，從而有可能被細(xì)胞攝取，因而在環(huán)境中具有較大流動(dòng)性.早期對鉻毒性的研究顯示三價(jià)鉻比六價(jià)鉻更具毒性，近期的研究發(fā)現(xiàn)Cr6+比Cr3+的致毒劑量低，并且在更低的添加量時(shí)就可抑制污泥中微生物的生長，這說明Cr6+對活性污泥更為不利.Cr6+還能夠迅速地穿過細(xì)胞膜，在細(xì)胞質(zhì)中轉(zhuǎn)化成Cr3+，再與胞內(nèi)大分子發(fā)生反應(yīng)[13,33].

有關(guān)Cr6+和Cr3+對活性污泥影響的文獻(xiàn)報(bào)道之所以有很多分歧，首先歸因于所考察系統(tǒng)的運(yùn)行條件各式各樣.其次，當(dāng)評價(jià)Cr6+和Cr3+的毒性影響時(shí)，污泥泥源、污水成分(實(shí)際廢水或模擬廢水)、處理工藝、溫度、pH、污泥馴化、SRT和HRT等都是影響結(jié)論的重要因素.

4結(jié)論和展望

早期研究(1980年以前)提出Cr3+比Cr6+毒性強(qiáng)，然而近期的研究則認(rèn)為Cr6+具有更強(qiáng)的毒力，是更強(qiáng)的活性污泥生長抑制劑.雖然涉及Cr6+與Cr3+對活性污泥的研究眾多，但是由于系統(tǒng)的運(yùn)行條件、毒性評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)、環(huán)境條件等存在諸多差異而導(dǎo)致研究結(jié)果尚存爭議.就目前活性污泥的鉻抑制研究成果仍足以支撐下列結(jié)論：1)與批式系統(tǒng)相比，重金屬的毒性在連續(xù)流系統(tǒng)中更加嚴(yán)重.這與活性污泥與鉻的接觸時(shí)間、SS濃度波動(dòng)等多種因素相關(guān). 2)Cr6+與Cr3+對硝化、反硝化都有不同程度的抑制，對硝化細(xì)菌的抑制強(qiáng)于反硝化細(xì)菌.自養(yǎng)型細(xì)菌比異養(yǎng)型細(xì)菌更易受到Cr6+的毒害. 3)Cr6+雖已被認(rèn)定是活性污泥的呼吸抑制劑，但其抑制濃度范圍存在諸多爭議.對氧的吸收速率產(chǎn)生抑制的Cr6+濃度閾值從最低的1 mg/L到87 mg/L乃至達(dá)到40 ~ 201 mg/L，分布較為分散. 4)在活性污泥系統(tǒng)中保持較高的SRT、SS、高基質(zhì)濃度都有利于鉻的去除.

活性污泥的抑制現(xiàn)象是活性污泥法推廣應(yīng)用的重要障礙.包括鉻在內(nèi)的重金屬的抑制效應(yīng)卻并非不可調(diào)控，pH調(diào)節(jié)、污泥馴化等方法已被證實(shí)具有一定的效果，但尚未形成成熟穩(wěn)定的實(shí)際處理工藝，此中猶存諸多亟待解決的問題，建議今后在以下幾個(gè)方面進(jìn)行深入研究： 1)毒性機(jī)理研究.馴化能顯著地增加微生物對Cr3+和Cr6+的耐受力，其作用機(jī)制除了新的綜合酶替代金屬離子損傷的酶或者創(chuàng)建了新的分支途徑外，還有待探索其它可能的解釋. 2)調(diào)控策略研究.對水體排放的鉻不僅會(huì)對水生生物產(chǎn)生急性毒性，還有可能在微生物體內(nèi)蓄積，研究者應(yīng)著重關(guān)注設(shè)法將水體中的鉻去除或使之轉(zhuǎn)化成低毒形態(tài)的相關(guān)研究.此外，菌種添加或生物強(qiáng)化也不失為一種有效方法. 3)開展復(fù)合抑制研究[40].實(shí)際廢水常含多種抑制物，它們的毒性存在協(xié)同或拮抗作用，復(fù)合抑制方面的研究可為復(fù)雜成分實(shí)際廢水的處理提供理論依據(jù).

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第15卷第1期2016年1月杭州師范大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)JournalofHangzhouNormalUniversity(NaturalScienceEdition)Vol.15No.1Jan.2016

Chromium Inhibition on Activated Sludge

JIANG Xiaoyan, JIN Rencun

(College of Life and Environmental Sciences, Hangzhou Normal University, Hangzhou 310036, China)

Abstract:This paper reviews the effects of Cr3+and Cr6+on batch and continuous flow activated sludge systems, compares the toxicity of Cr3+and Cr6+,expounds the factors that affect Cr3+and Cr6+toxicity including the hydraulic retention time(HRT), microbial species, pH, sludge acclimation, suspended solids concentration(SS), etc. Cr3+and Cr6+both have different degree of inhibition on nitrification and denitrification, and propose stronger inhibition on nitrifying bacteria than denitrifying bacteria. Cr6+shows a more severe toxicity in continuous flow systems compared with in batch systems. The toxicity mechanism is also analyzed, and the a prospect for future research is made.

Key words:activated sludge; Cr3+; Cr6+; adsorption; nitrification; acclimation

文章編號:1674-232X(2016)01-0050-07

中圖分類號:X703.1

文獻(xiàn)標(biāo)志碼:A

doi:10.3969/j.issn.1674-232X.2016.01.010

通信作者：金仁村(1979—)，男，教授，博士，主要從事水污染控制和環(huán)境生物技術(shù)研究.E-mail: jrczju@aliyun.com

基金項(xiàng)目：“十二五”國家科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目(2012BAC13B02).

收稿日期：2015-03-05