三价铬与六价铬对活性污泥生长的影响外文翻译资料

三价铬与六价铬对活性污泥生长的影响

Petros Gikas ， Pavlos Romanos

摘要：在间歇生长系统中评，估铬在浓度范围为0到320mg/l时，Cr（VI）及Cr（III）对活性污泥增长率的影响。研究发现Cr（VI）发现刺激微生物生长的浓度高达约25mg/l，在浓度为10mg/l时表现出最大的生长刺激，而致死剂量在80到160mg/l之间。另一方面，Cr（III）促进微生物生长的浓度高达约15mg/l，（10mg/l最大刺激浓度），而致死剂量位于160和320mg/l之间。结果表明，相比Cr（III），Cr（VI）的生物毒性在相对高浓度（大于70mg/l）时更强，而在相对较小的浓度（小于25mg/l）它具有更明显的促生长作用。

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关键词：铬；重金属；活性污泥；毒性；抑制；刺激

1. 引文

一般来说，重金属是公认的抑制微生物生长的有毒物质^[1,2]，虽然他们的增长通常受到微生物对重金属选择性的影响^[3,4]。早在1964年由麦卡锡绘制的图^[5]（图1）完美的证实了微生物对重金属元素存在的相应影响，他根据重金属浓度间的关系将其效果分为三类：（1）刺激增加的区域，（2）刺激减少的区域和（3）有毒区域。添加少量重金属的细胞环境通常有利于细胞生长，当超过最优浓度时就会发现有一个相应的刺激使之减少。重金属浓度的进一步增加不会对细胞的生长产生不利影响，直到微生物活性和系统的故障的完全恢复。曲线的临界点和形状如图所示。没有临界点和图1中的曲线的形状，因而，只取决于微生物的类型和特定的重金属，随着时间的推移，微生物能适应相对较高的重金属浓度，这种现象被称为驯化。适应通常涉及使用替代代谢途径，不中断(或至少破坏程度较轻)，重金属的存在等几个方面。然而，这个过程是有限的，细胞可能无法进一步适应相对较高的浓度，导致生物活性被控制^[6,7]。当重金属应用于混合培养系统，如活性污泥系统，由于过程中存在的微生物多样性较高，可能具有更好的耐受性。因此，一些物种可能会受到显著影响，而其他却能很快适应新的环境^[8]。尽管上述现象的研究相当广泛，科学界还没有明确地得出是否存在特定的重金属抑制或刺激微生物生长。

在活性污泥系统中，大量的方法被提出并用于测量金属毒性，常用的包括测量酶活性^[9,10]，呼吸速率^[11,12]的测量和对微生物生长参数的影响^[13,14]。

铬会导致水生环境具有毒性。铬的主要来源是化学和电镀工业和皮革厂。工业废水中铬会氧化成三价铬和六价铬。六价铬被认为是有毒的。事实上，三价铬会积聚在细胞膜上，而六价铬能够穿透细胞膜进入胞浆，从而减少三价铬和与细胞内物质反应^[15]。

众多研究已经对铬（Cr）形态的价态转换行为对活性污泥的效果进行调查。但一些研究仅局限于这两种铬形态对活性污泥的效果，因此，只在不同研究中活性污泥表现出来的显著变化，也很难得出相关铬形态毒性的明确结论。本研究所探讨的内容及其最终目的是使三价铬Cr(III)和六价铬Cr(VI)在抑菌培养中毒性效应分级。现有的一些研究表明，具有活性（4）或者惰性（22）的相对高剂量的铬会对（单位面积内）生物量的生长产生影响，使用不同浓度也是为了识别致命剂量。应该指出的是铬形态在实验规模的生长培养基中实际浓度会和计算浓度存在某些不同，主要有以下原因：（Ⅰ）由于（单位面积内）生物量积累（Ⅱ）由于铬形态由六价铬Cr(VI) 转换为三价铬Cr(III)^[15–18]。这项研究是为了对六价铬Cr(VI) 或三价铬Cr(III)在富营养基中对活性污泥的生长模式的存在计算量，而不是调整铬形态在微生物培养中的命运。

Table 1

Composition of growth medium used in all trials with the addition of calculated amounts of Cr(III) or Cr(VI) in the form of Cr(NO₃)₃ and K₂Cr₂O₇,respectively

1. 实验
   1. 实验装置

实验的生长系统是由30个圆柱形硼硅酸盐烧瓶组成，其有效容积为50ml，放置在一个特殊的架子上，部分浸没在30℃水浴中。30个小型气泵是用与充气和搅拌液体烧瓶内的液体，经由一个灵活的直径约5毫米的PVC软管在每个瓶的底部附近注入空气。每个烧瓶中的空气流速调整为每分钟大约产生20个气泡，在生长介质中提供充足流动以保持氧饱和环境。

• 1. 生长介质

整个实验中的生长培养基成分使用大量的铬(III)或铬(VI)来计算，如表1所示。碳通过媒介提供葡萄糖、蛋白胨和酵母提取物。蛋白胨和酵母提取物作为氮、磷的来源，它的浓度也补充了氨和磷酸盐的加入，导致碳增长限制了基质。镁、钙和铁也加入了足够数量，而其他微量元素提供的酵母提取物。磷酸盐，除了提供磷微生物，还具有缓冲作用，稳定生物絮凝增长控制的聚乙二醇辛基苯基醚(联合碳化物公司化工有限公司、德国)。用去离子水稀释生长介质，此后将其在120℃热压处理20分钟后，储存在4℃冰箱里。通过使用HNO₃将介质的pH值调整到7.0。

• 1. 分析技术

微生物生长监测通过测量650 nm混合液体的光密度(ABS)，使用U - 2000日立(日本)分光光度计。分光光度计的实验表明，水悬浮液活性污泥的最大吸光度在650 nm，而添加铬(III)和铬(VI)(接种前)的纯生长介质表示最大吸光度在350 nm，而且在650 nm吸光度几乎可以忽略不计，因此省略干涉测量的微生物浓度的生长介质本身。混合酒悬浮物(mls)浓度计算的校准曲线(Eq(1))，获得了实验，通过以下过程。5 500毫升锥形烧瓶内挤满了200毫升的生长培养基，接种活性污泥和放置在一个瓶at30℃。几个小时后，当足够的增长是观察，光学密度和生物量浓度的监测进行了如下:每小时(在接下来的4 h)，从每个瓶30毫升的混合提取液取样；光密度测量使用1毫升样品，而其余立即被预先称量好的滤纸过滤，截止0.2mu;m大小。100毫升的过滤器被洗两次在105℃干燥。光密度(ABS)干重的是，收益率曲线的公式(1)。

MLSS=1.1519ABS 0.1232 （1）

最大比生长速率(micro;max)的生长曲线确定了假设的莫诺动力学类型，并证明了公式（2）。“线性”部分的生长曲线。

（2）

MLSS _i 是在t_i 时的MLSS (mgl ^minus;1 )值；MLSS ₀ ，在停滞期结束时的MLSS；micro; max ， 最大增长速率（h^-1）;t_i ， 某一时刻；t₀ 是停滞期结束的时刻。micro; max通过计算线性回归方程所得。

• 1. 实验程序

活性污泥取自于凯尔基斯市政污水处理厂的曝气池。污水处理厂提供希腊凯尔基斯市一个约90000人小镇的污水处理服务，处理能力约4500 msup3;/天。在稳态条件下从工厂抽样，污泥的年龄大约是10天，污泥密度测量是4.5 g / l。

在接种之前，烧瓶装满29.5毫升的丰富的生长培养基(表1)进行试验，在每个瓶中添加一系列浓度的标准重铬酸钾水溶液，使铬(III)的浓度为0，5、10、20、30、40、80、160、320和640 mg / l(Cr)，同时进行了在同一浓度的铬(VI)的实验。每个浓度和铬物种分别制作三个烧瓶进行对照，总数量为2times;10times;3 =60。通过把0.5ml活性污泥加入含有培养基的烧瓶中进行接种。此后将烧瓶置于水浴加热，同时立即启动曝气。每间隔一小时从烧瓶中取三个平行样，并使用上述分光光度计测定光密度。

1. 结果与讨论
   1. 铬(VI)的影响

图2的生长曲线描绘了活性污泥在不同铬(VI)浓度。滞后时间随着铬(VI)的浓度增加而增加。当铬(VI)浓度高于30mg/l时这种现象更加明显。即使当铬(VI)浓度达到80mg/l时生物量仍持续增长。Vankovaetal^[25]研究了活性污泥在铬(VI)影响下的增长情况，并报道了培养25小时之后铬（VI）浓度为800mg/l/时污泥的生长可持续性，归纳总结活性污泥的逐步驯化。

另一方面，在Cr(VI)浓度达到约25毫克/升时生物量最高增长率(micro;最大)相比在10毫克/升时达到最大值。当Cr(VI)浓度高于10毫克/升，为micro;减小，当大于160毫克/升(图 3) micro;降为零。然而，他们的系统不能对高Cr(VI)浓度进行检测，因此，他们没有计算最佳的Cr(VI)浓度对活性的污泥增长的影响。摩尔等人[22] 证明加5毫克/升的铬(VI) 刺激生物量增长，并且铬(VI)浓度多达50毫克/升的处理效率不明显。Barth等人^[26] 还计算了多达10毫克/升的Cr(VI)浓度的处理效率，其亏损可以忽略。与此相反，伊凡诺夫等人[25]的报道称低至2毫克/升的Cr(VI)会导致抑制活性的污泥呼吸速率增加。Stasinakis等人[20]经营两个并行实验室规模连续流活性污泥法，证明1毫克/升的Cr(VI)增加导致有机基质摄取率减少。在同一研究中，他们报告说，另外0.5毫克/升的Cr(VI) 在硝化的文化中，减少74的NH₄ 摄取率，指示自养微生物存在的Cr(VI)到更高的灵敏度。Mazierski[19]发现micro;连续减少与另外的Cr(VI)在浓度最大值和活性污泥生长在恒化器中有关。

上面给出的文献结果的差异很大可能是由于:

(1)活性污泥的多样性行为；

(2)系统是用于微生物增长(批量、连续，有或没有污泥回收)；

(3)活性污泥的浓度 (可吸附铬(VI)生物量)；

(4)活性污泥龄；

(5)活性污泥适应铬(VI)的最后相对浓度；

(6)研究人员所使用的不同的测量方法和技术。

• 1. 铬(III)的影响

活性污泥的生长曲线如不同铬(III)浓度图4所示。微生物增长已经观察了铬(III)浓度高达160 mg / l，而高铬(III)浓度的值导致的减少微生物的增长。显著延长滞后时间对铬(III)观察到浓度在80和160 mg / l，而铬(III)的滞后时间浓度0到40 mg / l之间短，几乎在相同的范围。

图3介绍了生物质micro;最大值变异与铬(III)的浓度。micro;最大值增加铬(III)浓度达到最高10 mg / l，同时进一步添加铬(III)导致micro;最大值大幅减少。Mowat^[12]测量呼吸活性污泥的活性的铬(III)和稳定的呼吸速率下降甚至报道的铬(III)浓度低于1毫克/升。同样，Lamb和Tollefston^[28]证明稳定的有机基质吸附率降低的铬(III)，在相对较小的浓度没有增长的刺激。然而，上述人员(12日28日)报道相同的趋势(缺乏增长刺激剂量)类似的实验利用铬(VI)代替铬(III)。本研究的结果并不同意上述证明，自增长刺激效应相对较小的铬(III)浓度已被观察到。在前面的段落分析研究了他们之间的相对差异的主要原因。

• 1. 比较铬(VI和铬(III))的影响

已经对两种铬在同一培养和生长条件下进行了有限的研究，与之前的研究结论相反，不仅对铬的定量产生影响，而且对定性也有影响。Lamp和Tollefson[28]曾与活性污泥生长在一个连续反应器设置证明铬(VI)的毒性比铬(III)强。更具体地说，他们分别检测添加5 mg / l(铬(VI)或铬(III)，结果导致有机底物吸收速率减少50-20%，分别在每2ppm的铬(VI)或铬(III)，相对减少吸收率为5%和1%。同样，Bieszkiewicz和Hoszowski[31]报道高毒性的铬(VI)的铬(III)相比，因为他们测量了抑制浓度的铬(VI)或铬(III)，对活性污泥增长，分别是20和1.15 mg / l。相反，Mowat[12]研究了铬(III)更多的有毒影响活性污泥呼吸率与铬(VI)相比，报告约70-80%减少铬(III)，和减少20-50%铬(VI)。Vankova等[25]参加也确定铬物种的相对毒性活性污泥，但是，他们的结果是不完整的，由于溶解度铬(III)的问题。他们报道的1-h CE50值铬(VI)40到90 mg / l，在pH = 7，而0.5-h CE 50值(III)，在pH值为5.8，测量值为49 mg / l。

图5描述了铬(VI)和铬(III)的

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