熊亞波，黃東偉，關永年，劉洪波

(1.上海理工大學環(huán)境與建筑學院，上?！?00093；2.蘇州工業(yè)園區(qū)清源華衍水務有限公司，江蘇蘇州　215021)

電鍍廢水是我國每年排放量最大的工業(yè)廢水之一，廢水中除含有不同種類與濃度的Cu、Cr、Ni等重金屬污染物，還有氰化物、氨氮、磷酸鹽、有機物等污染物[1]。電鍍廢水處理一般有重金屬捕集法、化學沉淀法、活性污泥法等[2]，這些方法具有明顯的針對性，但在實際過程中，考慮物化處理藥劑和污泥處置成本昂貴、活性污泥方法可操作性強等因素，電鍍廢水處理往往采取物化-生化聯(lián)用的方式，物化處理工藝出水中重金屬種類與含量對后續(xù)生化工藝中活性污泥活性的影響，是合理耦合物化-生化工藝的重要參考[3]。重金屬離子對活性污泥微生物的毒性作用的機理十分復雜[4]。通常來說，重金屬對活性污泥的毒性取決于兩個因素，重金屬的種類(價態(tài))和濃度。其中，重金屬濃度是破壞活性污泥系統(tǒng)的主要因素之一[5]。重金屬對微生物的影響可導致生化處理過程中微生物種群結構發(fā)生變化，影響污水處理效果[6]；微生物不能降解重金屬，但微生物可以對重金屬進行吸附和轉化，具有一定的拮抗作用和毒害作用[7-8]。因此，協(xié)調微生物與污水中基質之間的關系，也是環(huán)境可持續(xù)發(fā)展的重要方向[9]。

生物處理廢水的過程是在多種酶的催化作用下進行的一系列氧化和還原反應，本質上是一種酶促反應[10]。依據(jù)微生物酶系統(tǒng)受抑制機理的相關研究，脫氫酶的活性在很大程度上可以反映污泥微生物的活性狀態(tài)，并且可以直接表示生物對某些基質降解能力的大小[11-12]。因此，本研究利用脫氫酶活性作為指示指標，表征重金屬對污泥微生物的毒害作用。

相關報道表明，無論是單一重金屬還是復合重金屬，當進水的總濃度到10 mg/L時，會對連續(xù)流模式的活性污泥處理系統(tǒng)的處理效果產(chǎn)生50%以上的影響。榮宏偉等[13]研究出當加入1～10 mg/L Cu2+時，受到影響的微生物系統(tǒng)和活性污泥可在后期的培養(yǎng)馴化中恢復其相關功能，指標可恢復至未投加Cu2+時的水平。另外，王越等[6]在Cr6+對活性污泥硝化活性的抑制及在污泥中的分布特點研究中發(fā)現(xiàn)，Cr6+對活性污泥硝化活性的抑制程度隨著Cr6+濃度的增大而提高，且對微生物的抑制作用大小是：氨氧化菌>亞硝酸鹽氧化菌>異氧菌。王偉等[14]在研究Ni2+對活性污泥活性及群落多樣性的影響中指出，當Ni2+的濃度低于5 mg/L時，其對序批式反應器內(nèi)活性污泥TTC-ETS的活性未產(chǎn)生顯著的影響。當濃度超過10 mg/L時，其顯著抑制了活性污泥微生物對碳源的利用。

本研究主要通過試驗配置電鍍廢水常見的三種不同重金屬溶液，對活性污泥進行暴露試驗，通過脫氫酶活性指示重金屬對污泥微生物活性的影響，探索在不同的條件下電鍍廢水重金屬污染物對其生化單元污泥脫氫酶活性的抑制效應，為電鍍廢水物化處理和生化處理的銜接提供參考。

1　試驗材料和方法

1.1　試驗材料

試驗選取電鍍廢水三種重金屬的四種典型形態(tài)Cu2+、Ni2+、Cr6+、Cr3+為研究對象，分別用Cu(NO3)2·3H2O、Ni(NO3)2·6H2O、Cr(NO3)2·9H2O、K2Cr2O7分析純藥品配成濃度為1 g/L的Cu2+、Ni2+、Cr3+、Cr6+儲備溶液，試驗過程中取一定量的儲備液稀釋，配制成不同濃度的重金屬污水，然后對活性污泥進行暴露試驗。試驗所用的接種污泥來自上海市楊浦區(qū)東區(qū)污水處理廠曝氣池內(nèi)的活性污泥，其活性良好，鏡檢可見大量菌膠團，用其作為種泥進行馴化培養(yǎng)，在反應器中以人工配置的營養(yǎng)液對其進行培養(yǎng)，參考文獻中的配方[15]，反應器所用人工配水組成成分如表1所示。

表1　活性污泥培養(yǎng)期人工配水組分

1.2　試驗方法

1.2.1活性污泥的馴化

從上海市楊浦區(qū)東區(qū)污水處理廠好氧池內(nèi)取的活性污泥放入有效容積為10 L的反應器中，反應器內(nèi)設置曝氣裝置，空氣經(jīng)空壓機壓縮后通過反應器底部的曝氣頭擴散至整個反應器。該反應器每天運行4個周期，每個周期為6 h，控制時間為： 4 h曝氣，2 h靜置換水，換水時按表1 添加營養(yǎng)液。調節(jié)反應器pH值為7.5～8.0，控制污泥濃度為4 000±500 mg/L，設置溶解氧DO為6±1 mg/L，水力停留時間HRT為6 h，污泥齡SRT為10 d。

1.2.2活性污泥重金屬染毒過程

取反應器內(nèi)馴化好的活性污泥200 mL放入燒杯中，在試驗設置的不同濃度重金屬溶液、培養(yǎng)時間及pH條件下進行染毒，相同試驗條件下進行曝氣，曝氣結束后取樣進行后續(xù)重金屬濃度測定及后續(xù)污泥活性的測定試驗。

1.2.3不同影響因素下重金屬對污泥脫氫酶活性的抑制試驗

關于不同濃度的重金屬對污泥脫氫酶活性的影響試驗中，分別配置0、1、2、5、25、50、100、150、200、250、300 mg/L濃度的Cu2+、Cr3+、Cr6+、Ni2+溶液，取反應器內(nèi)的活性污泥200 mL放入燒杯中，再加入不同濃度100 mL的重金屬溶液，在一定條件下進行4 h的曝氣，曝氣結束后取混合液進行后續(xù)重金屬濃度測定及污泥脫氫酶活性測定試驗。

關于不同培養(yǎng)時間下重金屬對污泥脫氫酶活性的影響試驗中，取反應器內(nèi)的活性污泥200 mL放入燒杯中，再加入100 mL 5 mg/L的重金屬溶液，在一定條件下進行0、0.5、1、2、4、8、12、24、36 h曝氣試驗，曝氣結束后取混合液進行后續(xù)重金屬濃度測定及污泥脫氫酶活性測定試驗。

關于不同pH下重金屬對污泥脫氫酶活性的影響試驗中，取反應器內(nèi)的活性污泥200 mL放入燒杯中，分別加入100 mL pH值=5.4濃度為100 mg/L硝酸銅溶液、pH值=4.0濃度為350 mg/L 硝酸鉻溶液、pH值=6.4濃度為150 mg/L的硝酸鎳溶液、三種重金屬的混合溶液，在一定條件下通過堿或酸調節(jié)pH，在不同的值下曝氣進行試驗，曝氣結束后取混合液進行后續(xù)重金屬濃度測定及污泥脫氫酶活性測定試驗。

1.3　分析方法

1.3.1活性污泥脫氫酶測定

活性污泥中微生物的活性用脫氫酶活性進行指示。脫氫酶活性采用定量分析法[16]，選用無色的2,3,5-氯化三苯基四氮唑(TTC)作為受氫體，水中的有機質在脫氫酶的作用下，發(fā)生脫氫反應，人工受氫體(即TTC)接受氫原子被還原而顯色，溶液反應前后顏色深度發(fā)生變化。利用分光光度計測出相應的光密度(OD值)，計算產(chǎn)物三苯基甲酯(TF)含量，求出脫氫酶活性。通常TF值越大，脫氫酶活性也越大，其還原方式如式(1)和式(2)。

(1)

[TTC]Cl(無色)+2H→TF(紅色)+HCl

(2)

取2 mL混合均勻的活性污泥混合液于10 mL的離心管中，再加入2 mL Tris-HCl緩沖溶液、0.5 mL 0.36%的Na2SO3溶液，以及1 mL 0.4%的TTC溶液。隨后立即將離心管放入(35±1)℃的恒溫水域鍋中反應20 min左右，結束后向離心管中加入1滴濃硫酸以終止反應。接著向離心管中加入5 mL的二氯甲烷溶劑，振蕩以提取TF，過濾后在485 mm波長下比色，讀取OD值，再在標準曲線上查出相應的TF值。

1.3.2重金屬測定

試驗主要考察重金屬Cu2+、Ni2+、Cr3+及Cr6+，重金屬濃度采用火焰原子分光光度法，儀器型號為TAS-990，Cu、Ni、Cr的標準曲線分別為0～3.0、0～3.0 mg/L和0～5.0 mg/L。

2　結果和討論

2.1　不同濃度重金屬離子對活性污泥微生物脫氫酶活性的影響

重金屬離子在不同濃度下與TTC -DHA(脫氫酶活性)的抑制試驗結果及靈敏度分析如圖1所示，表示TF含量及活性污泥抑制百分比與重金屬濃度之間的關系。

由圖1(a)可知，在Cu2+脅迫下，隨著Cu2+濃度的增大，活性污泥脫氫酶活性急劇下降，TTC抑制百分比上升。當Cu2+濃度達到25 mg/L時，微生物胞內(nèi)的TF含量幾乎為0，TTC抑制率高達90%，說明此時活性污泥脫氫酶基本上處于失活狀態(tài)。在此狀態(tài)下，Cu2+與微生物體內(nèi)酶分子上的-SH基團發(fā)生可逆結合[17-18]，從而導致脫氫酶活性的下降，抑制微生物的生長。

Cr3+和Cr6+對脫氫酶活性的影響及TTC反應毒性的靈敏度如圖1(b)和圖1(c)所示。廢水中鉻離子一般以三價或者六價的形式存在，利用活性污泥法處理含鉻廢水時，活體微生物不但對鉻離子有吸附作用，同時還存在酶的催化轉化作用，及細胞內(nèi)代謝產(chǎn)物的還原作用、絮凝作用和沉淀作用等[8]。但當鉻離子濃度超過一定活性污泥微生物的承受能力時，就會對生物體造成極大的傷害，直至導致微生物的死亡，廢水處理系統(tǒng)最終的失敗。由圖1可知，微生物細胞中的TF含量隨著鉻離子濃度的增大不斷呈下降趨勢，相應地脫氫酶活性的抑制百分比不斷增大，這表明無論是Cr6+還是Cr3+均對活性污泥脫氫酶的活性產(chǎn)生了很強的抑制作用。對于Cr3+而言，即使是1 mg/L的Cr3+也會對活性污泥的脫氫酶活性產(chǎn)生強烈的抑制作用，使微生物體內(nèi)的TF從原來的64.97 mg/L下降到16.36 mg/L，抑制率達到74.82%。當Cr3+濃度增大到5 mg/L時，TF持續(xù)下降到8.16 mg/L，此時抑制率逐漸上升到87.46%。說明在低濃度條件下，Cr3+同樣會對活性污泥脫氫酶活性產(chǎn)生強烈的抑制作用，并且重金屬離子濃度越大，抑制效果也越明顯。對于Cr6+而言，如圖1(c)所示，在無Cr6+投加的情況下，活性污泥脫氫酶活性為64.91 mg/L，說明此時活性污泥微生物具有較好的活性。隨著Cr6+濃度的增加，活性污泥的活性逐漸下降。當Cr6+濃度達到1 mg/L時，Cr6+對活性污泥脫氫酶活性的抑制率達到57.79%。當Cr6+濃度增大到5 mg/L時，污泥細胞內(nèi)TF的含量為14.45 mg/L，與原空白對照相比，Cr6+對污泥脫氫酶活性的抑制增大到77.74%。進一步研究可以發(fā)現(xiàn)，當Cr6+的投加量在1～30 mg/L時，重金屬對活性污泥脫氫酶活性抑制率在50%～80%。因此，當Cr6+在0～5 mg/L的低濃度投加段，生物體內(nèi)TF含量隨重金屬濃度的增加下降非常明顯，脫氫酶活性受到的抑制十分強烈。當Cr6+濃度增加到5 mg/L以上時，脫氫酶活性受到的抑制相對趨于平緩。

圖1(d)表示不同濃度Ni2+對應的活性污泥TF含量及其抑制率。由圖1(d)可知，在未投加Ni2+的活性污泥中，微生物體內(nèi)的TF含量為64.97 mg/L，此時微生物具有較好的脫氫酶活性。與空白試驗相比，投加1 mg/L的Ni2+時，微生物體內(nèi)的TF含量下降到了23.53 mg/L，Ni2+對污泥脫氫酶活性的抑制率達到了63.78%。繼續(xù)增大Ni2+的濃度至5 mg/L時，TF含量繼續(xù)下降至31.45 mg/L，抑制率增大至51.59%。當Ni2+濃度大于5 mg/L時，活性污泥的抑制率可以達到80%以上，說明Ni2+對活性污泥微生物具有較強的生物毒性。當Ni2+的投加量在1～50 mg/L時，重金屬對活性污泥脫氫酶活性的抑制率均在50%～80%，在0～5 mg/L的低濃度投加段，生物體內(nèi)TF含量隨重金屬濃度的增加下降趨勢明顯，脫氫酶活性受到的抑制較大。

圖1　不同濃度重金屬對脫氫酶活性的影響

對比分析Cu2+、Cr6+、Cr3+、Ni2+四種重金屬離子對活性污泥中微生物脫氫酶活性的影響程度可以發(fā)現(xiàn)，用TTC表征Cu2+、Cr6+、Cr3+、Ni2+對活性污泥微生物的毒性大小均具有比較高的靈敏度。通過TF含量及活性污泥抑制百分比與重金屬濃度之間的關系分析可以發(fā)現(xiàn)，以活性污泥微生物脫氫酶活性表征的重金屬毒性大小的順序為：Cu2+>Cr6+>Ni2+>Cr3+[19]， TTC可以很好地反映出活性污泥微生物的活性，并且表征靈敏度也相對較高。

2.2　培養(yǎng)時間對活性污泥微生物脫氫酶活性的影響

重金屬離子在不同暴露時間下對活性污泥脫氫酶活性的影響如圖2(a)和圖2(b)所示。由圖2(a)可知，隨著暴露時間的增加，活性污泥微生物細胞內(nèi)的TF含量逐漸下降，TTC抑制百分比急劇上升，表明培養(yǎng)時間越長，活性污泥脫氫酶活性越低。以Cu2+為例，當活性污泥在金屬溶液中暴露2 h后，細胞內(nèi)TF含量從原來的13.14 mg/L下降到5.36 mg/L，脫氫酶活性的抑制率達到59.2%；對于Cr6+而言，TF含量從原來的31.05 mg/L下降到18.32 mg/L，脫氫酶活性的抑制率達到了40.05%；對Cr3+而言，細胞內(nèi)的TF含量從原來的41.31 mg/L下降到了17.59 mg/L，脫氫酶活性的抑制率達到了57.42%；對Ni2+而言，細胞內(nèi)的TF含量從原來的20.99 mg/L下降到14.35 mg/L，脫氫酶活性的抑制率達到了31.68%。隨著暴露時間繼續(xù)延長到5 h， Cu2+的抑制率繼續(xù)上升到92%， Cr6+的抑制率增大到73.95%，Cr3+的抑制率上升到62.87%，Ni2+的抑制率上升到74.32%。在0～5 h時，5 mg/L的重金屬濃度即可讓脫氫酶活性達到60%～90%的抑制率。當暴露時間繼續(xù)延長后，脫氫酶活性雖會繼續(xù)增加，但趨勢逐漸緩慢。對于活性污泥微生物脫氫酶活性而言，隨著暴露時間的延長，Cu2+的抑制率最高，其次為Cr6+和Cr3+，Ni2+最低。與不同濃度重金屬對脫氫酶活性毒害作用順序相似。

圖2　不同培養(yǎng)時間下重金屬對活性污泥活性的影響以及抑制率

2.3　pH對活性污泥微生物脫氫酶活性的影響

由圖3(a)可知，隨著pH的增大，溶液中總鉻的離子濃度越來越小，直至pH值升到7.0左右，Cr3+濃度幾乎下降為0。當溶液pH值在4.0時，Cr3+處于完全水解的離子態(tài)，溶液中的離子濃度很大，此時對活性污泥脫氫酶的抑制率高達96.1%，當pH值在4.0～7.0時，溶液中的鉻離子大部分以膠體氫氧化鉻的形式存在，分子量逐漸增大，溶解度逐漸降低，此時溶液中的鉻離子濃度逐漸降低，對活性污泥微生物體內(nèi)脫氫酶活性的抑制率逐漸降低，并且隨著反應的進行，抑制率迅速下降。當溶液pH值繼續(xù)上升到8.0及以上時，溶液中鉻離子均以氫氧化鉻的形式存在，溶解度降至最低，溶液中的Cr3+濃度為0.06 mg/L，此時對活性污泥脫氫酶活性的抑制也最小，僅為20.98%。當溶液pH值繼續(xù)上升至12.0～13.0時，出水總鉻濃度會微微上升，這是由于過量的氫氧根會與氫氧化鉻發(fā)生反應生成亞鉻酸鈉所致。

如圖3(b)所示，隨著pH值的增大，溶液中銅離子濃度逐漸降低，在pH值升到7.0～8.0時，出水總銅濃度降至最低。當pH值=5.0時，銅處于完全水解的離子態(tài)，此時圖3(b)顯示活性污泥脫氫酶的抑制率達到了94.1%，微生物幾乎處于完全失活狀態(tài)。當pH值在5.0～7.0時，溶液中的銅大部分以膠體氫氧化銅的形式存在，分子量逐漸增大，溶解度逐漸降低，對活性污泥微生物體內(nèi)脫氫酶活性的抑制率也在逐漸減小。當溶液pH值繼續(xù)上升到8.0時，已經(jīng)大于Cu2+的沉淀pH值，氫氧化銅的溶解度降至最低，大量的氫氧化銅沉淀開始析出，此時對活性污泥脫氫酶活性的抑制也最小。隨著溶液pH值的繼續(xù)增大，溶液中Cu2+濃度變化不大，但對活性污泥脫氫酶的活性抑制率卻出現(xiàn)逐漸上升的趨勢。出現(xiàn)這種現(xiàn)象主要是由于加入了過量的NaOH調節(jié)pH，pH值越大，加入的NaOH溶液越多，對活性污泥毒害越大。在利用沉淀法處理實際廢水時，需要注意堿的投加量，最好控制在能夠使金屬離子剛好完全沉淀時即可，投加過多導致出水pH過高時，則需用酸回調pH至中性附近，否則會對后續(xù)的生物處理造成傷害。

由圖3(c)可知，隨著pH的增大，溶液中總鎳的離子濃度越來越小。當pH值升到10.0左右時，Ni2+濃度幾乎下降為0。當溶液pH值在6.0時，Ni2+處于完全水解的離子態(tài)，溶液中的離子濃度很大，此時對活性污泥脫氫酶的抑制非常強，抑制率高達93.5%，當pH值在6.0～10.0時，溶液中的鎳離子大部分以膠體氫氧化鎳的形式存在，分子量逐漸增大，溶解度逐漸降低，此時溶液中的鎳離子濃度逐漸降低，對活性污泥微生物體內(nèi)脫氫酶活性的抑制率逐漸降低。當溶液pH值繼續(xù)上升到10.0以上時，溶液中的鉻鎳均以氫氧化鎳的形式存在，溶解度降至最低，溶液中的鎳濃度幾乎為0，此時對活性污泥脫氫酶活性的抑制也最小，抑制率僅為30.7%。

圖3　不同pH條件下各重金屬對活性污泥活性的影響

實際電鍍廢水組分比較復雜，在廢水中只存在單一重金屬離子的情況很少，往往同時存在多種重金屬離子，除與其他污染組分形成許多復合污染物之外，金屬離子之間還會存在協(xié)同作用、拮抗作用和非相關性等三種行為[20-21]。

混和重金屬去除結果如圖4(a)所示，與單獨重金屬溶液相比，混和溶液初始pH值有所下降，為3.0，溶液更顯酸性。由沉淀規(guī)律上可知，混和溶液中的重金屬離子到達完全沉淀的pH閾值有所提前，Cu2+與Cr3+在pH值=6.0時即到達沉淀終點，而Ni2+在pH值=7.0時到達沉淀終點。在單獨重金屬溶液中，Cu2+、Cr3+、Ni2+到達各自的沉淀終點時的pH值分別為7.0、7.0、9.0。因此，當Cu、Cr、Ni三者重金屬離子混合在一起時具有協(xié)同效應，有助于各自沉淀的進行[20]。另一方面，在單一含Cr3+溶液中，pH值大于11.0時，鉻離子濃度又會大幅上升，這是因為氫氧化鉻與過量的氫氧根反應，生成了水溶性的亞鉻酸鈉，增加了溶液中總鉻的濃度。而當混入銅離子與鎳離子后，銅離子與鎳離子消耗了大量氫氧根，抑制了氫氧化鉻與氫氧根的反應，有利于出水鉻離子濃度的達標。

混合溶液重金屬離子對活性污泥脫氫酶活性的影響如圖4(b)所示。隨著溶液中金屬離子沉淀的進行，活性污泥細胞內(nèi)的TF含量經(jīng)歷了由低到高的過程，活性污泥脫氫酶活性的抑制率則呈現(xiàn)相反的趨勢。當三種重金屬處于強酸狀態(tài)下，各自以離子態(tài)的形式存在于溶液中時，此時檢測出的重金屬離子濃度極高，對活性污泥的抑制率高達94%，TF含量僅為1.2 mg/L。隨著溶液pH值的增大，各離子會劇烈地搶奪水中的氫氧根離子，形成水溶氫氧化態(tài)和膠狀氫氧化態(tài)，由于離子間的協(xié)同作用，分子量增大很快，溶解度迅速降低，此時，溶液中的離子濃度也逐漸降低，對活性污泥的毒害也逐漸減少。當pH值到達8.0左右，絮狀氫氧化物迅速形成，形成大量的沉淀，各自的濃度降到最低值，對活性污泥的抑制率也達到最低，為41.0%。隨著堿量的繼續(xù)投加，活性抑制率又持續(xù)上升。

圖4　不同pH條件下混合重金屬對活性污泥活性的影響

3　結論

重金屬的濃度、形態(tài)、存在方式、暴露時間等均對活性污泥微生物的活性產(chǎn)生影響，以活性污泥微生物脫氫酶活性表征的重金屬對污泥微生物毒性大小的順序為：Cu2+>Cr6+>Ni2+>Cr3+。當溶液為酸性時，重金屬處于離子態(tài)，對活性污泥脫氫酶活性的抑制較大，當Cu2+溶液pH值=8.0、Cr3+溶液pH值=7.0、Ni2+溶液pH值=10.0時，三種重金屬離子幾乎處于完全沉淀狀態(tài)，此時對活性污泥脫氫酶活性的抑制最低。在三種重金屬混合狀態(tài)下，pH值為8.0時，對活性污泥微生物活性的抑制率最低。不同價態(tài)的重金屬對活性污泥脫氫酶活性存在著明顯的低濃度抑制效應，即在0～5 mg/L的低濃度投加段，生物體內(nèi)TF含量隨重金屬濃度的增加下降非常明顯，抑制率即達到50%～80%。而當濃度增加到5 mg/L以上時，脫氫酶活性受到的抑制相對趨于平緩與穩(wěn)定。對于活性污泥微生物脫氫酶活性而言，隨著暴露時間的延長，Cu2+對其的抑制率最高，其次為Cr6+和Cr3+，Ni2+最低。

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【專家點評】 廢水中的重金屬是影響污水生化處理效能的關鍵因素，論文通過試驗配置電鍍廢水常見的三種不同重金屬溶液，對活性污泥進行暴露試驗，通過脫氫酶活性指示重金屬對污泥微生物活性的影響，研究了不同條件下電鍍廢水重金屬污染物對其生化單元污泥脫氫酶活性的抑制效應。論文撰寫規(guī)范，試驗數(shù)據(jù)分析合理，較好地表達了研究內(nèi)容和結果。選題具有理論和實際意義，研究成果為電鍍廢水物化處理和生化處理的銜接提供參考。