引言
废水中含有包括重金属在内的各种污染物，如果直接排放，会对环境和人体构成威胁。城市污水处理厂作为污废水的人工强化处理场所，对包括重金属在内的各种污染物都有良好的去除效果。某种程度上，污水处理厂的修建对重金属污染起到了缓解作用。在污水生物处理中，传统活性污泥工艺使用最广泛，同时也是最早使用的处理方法。它基于微生物的吸附和生物降解作用，不仅能有效去除污水中的有机物、氨氮和总磷，也能通过沉淀、吸附等作用去除重金属。而由传统活性污泥法改进的工艺，如A2 /O、SBR 等工艺也都对重金属有去除作用。
与其他生物体一样，重金属是活性污泥微生物必需的微量元素。荣宏伟等发现， ( Cu2 + ) 0. 5 mg /L能促进反硝化作用; Gikas 等的实验结果表明，在( Cr3 + ) 15 mg /L 时，能刺激活性污泥生长。但是当污水中重金属浓度达到一定水平时，将会对微生物产生抑制作用，比如降低其生长速率和活性，并进一步削弱其降解有机物、硝化和反硝化的能力等。对污水厂而言，高浓度重金属废水可能会导致处理水质变差，系统崩溃等后果。目前国内外对此的研究主要集中在调查特定金属离子对活性污泥系统的影响，并根据实验结果得出金属离子的抑制浓度。Ochoa- Herrera 等通过批实验研究Cu2 + 对不同营养类型微生物的抑制作用，并得到半抑制浓度; Novotnik等研究了不同浓度的Cr3 +、Cr6 + 对活性污泥硝化作用的影响，并提出在( Cr6 + ) 1. 0 mg /L，( Cr3 + ) 50 mg /L 时对硝化产生抑制; Wang 等通过运行SBR 反应器，来研究Ni2 + 对基质去除及微生物活性的长期影响。
通过考察重金属对活性污泥系统中微生物生长、基质消耗及处理效果的影响，得出重金属抑制微生物生长、降低处理效果的浓度范围，具有重要的实际意义。它可以预防活性污泥系统受到重金属的毒害和冲击作用，对污水处理厂的正常运行有一定的参考价值。
1 城市污水中重金属的来源与浓度
污水中重金属的种类和浓度是影响活性污泥系统的重要因素，因此了解污水中重金属的来源是关键之一。国外已有学者对污水中重金属的来源及含量做了系统的调查和分析。Srme L 等调查了瑞典一座污水厂中重金属( Cu、Zn、Pb、Cr、Ni、Cd 和Hg)的来源，将重金属的来源分为8 类: 住宅、排泄水、商业、管道沉积物、化学品、大气沉降、交通和建筑材料，同时还分析了每种重金属的主要来源。Rule 等测定了英国一座污水厂中重金属的浓度( Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb 和Zn) ，并详细分析了造成样品之间存在差异的原因。Chipasa、stn 等也对污水处理厂进水中的重金属浓度进行测定。在国内也有不少研究涉及污水中的重金属浓度。
污水厂进水中的Zn 含量普遍较高，很可能与镀锌管的大量使用有关; Cu 和Cr 在不同文献中的值差异较大，很可能与当地的工业类型密切相关。一般而言，由于工艺需要，工业废水中的重金属浓度比市政污水高。因此要注意进水中是否有工业废水汇入。
2 重金属对活性污泥系统的影响
在研究重金属对活性污泥系统的影响时，一般选择毒性较大( 如Cr、Hg) 或者含量较高( 如Zn、Cu) 的重金属作为研究对象。本综述系统地呈现已出版文献中几种水中常见的重金属Cu2 +、Zn2 + 和Cr( 包括Cr3 + 和Cr6 + ) 对活性污泥系统中微生物生长、基质消耗和处理效果的影响。
2. 1 Cu2 + 对活性污泥系统的影响
Cu2 + 在污水生物处理中，被认为是毒性较大的元素之一，且在工业中使用较为广泛。荣宏伟等在驯化的活性污泥系统中，研究了Cu2 + 和Zn2 + 在浓度0 ～ 100 mg /L 时对活性污泥系统的影响。实验结果表明，在( Cu2 + ) 0. 5 mg /L 时会促进反硝化作用; 在( Cu2 + ) 0. 5 mg /L 时，对COD 的去除和系统的脱氮能力有抑制作用; 在( Cu2 + ) 5 mg /L 时会抑制硝化作用，从而对NH+4 -N的去除有较大影响; 同时还发现，Cu2 + 对活性污泥系统的影响明显强于Zn2 +。Ochoa-Herrera 等通过实验，研究了污水生物处理中Cu2 + 对微生物的毒性。
实验结果证实了Cu2 + 在工业废水中常见的浓度下，对发酵菌、好氧异养菌、硝化菌和反硝化菌等多种微生物均有抑制作用，其中反硝化菌对Cu2 + 最为敏感，半数抑制浓度IC50 = 0. 95 mg /L，Cu2 + 对发酵细菌、好氧异养菌和硝化菌的IC50分别为3. 5，4. 6，26. 5 mg /L。王学江等在SBR 反应器进行了铜离子冲击试验，探讨了不同Cu2 + 浓度冲击下，系统中COD、TN 和TP 去除情况，同时将不同Cu2 + 浓度下的微生物进行对比分析。研究发现，( Cu2 + ) 10 mg /L时，对该SBR 活性污泥系统的冲击作用不明显; 当( Cu2 + ) 20 mg /L时，基本无法检测到原生动物，出水水质变差; 当( Cu2 + ) 40 mg /L 时，污泥大量解体，水质急剧变差，SBR 系统接近崩溃。张宏扬等调查了铜离子的持续负荷对活性污泥生物硝化活性的影响，当活性污泥对Cu2 + 的内、外吸附总量达14. 0 mg /g时，氨氮的去除率下降至25% 左右; 研究还发现，Cu2 + 对氨氧化细菌的抑制作用强于硝酸盐氧化细菌。朱孟德等得出以下结论: 在( Cu2 + ) 45 mg /L 时，COD 去除率降至50% 以下; 污泥SVI随重金属浓度增大而增大，该现象可能与丝状菌耐毒性强有关。
由此可见，一定浓度的Cu2 + 对活性污泥系统有冲击影响，多种微生物受到抑制，造成处理水质变差、微生物种类锐减，甚至系统失效等后果。一般处理水中的Cu2 + 不应超过10 mg /L，而含铜工业废水中Cu2 + 的质量浓度普遍大于该值: 如电镀废水Cu2 + 在100 mg /L 左右; 每升采矿废水中含有几十到几百毫克Cu2 + ; 染料生产过程产生的废水中Cu2 + 更高达上千毫克。因此在有含铜废水汇入的污水生物处理厂中，应采取沉淀、污水稀释等预处理措施，以防系统受到冲击。
2. 2 Zn2 + 对活性污泥系统的影响
Zn2 + 是污水中最为常见的元素，同时也是重要的工业金属，来源非常广泛。表3 为Zn2 + 对活性污泥系统的作用，主要表现为处理效果下降。表3 Zn2 + 对活性污泥系统的影响Table 3 Impact of Zn2 + on activated sludge system( Zn2 + ) /( mgL - 1)对活性污泥系统的影响30 COD 降解率急剧下降，硝化受抑制，反硝化未受影响45 系统COD 的去除基本不受影响80 污泥活性受到抑制，COD、氨氮去除率下降400 能有效降解有机物，溶解性微生物产物稍有增多600 出水水质严重恶化，溶解性微生物产物增幅明显，重金属去除率明显降低荣宏伟等在上述研究中发现，在 ( Zn2 + ) 30 mg /L时COD 降解率急剧下降，硝化作用受到抑制，从而影响NH +4 -N 的降解，但反硝化过程未受到影响。由此可以看出，在同一条件下，活性污泥微生物对Zn2 + 的耐受程度比Cu2 + 更高。朱孟德认为在( Zn2 + ) 45 mg /L 时，系统COD 的去除基本不会受到影响。印华斌等采用SBR 反应器研究Zn2 +对处理性能的影响，研究发现在( Zn2 + ) = 80 mg /L时，污泥的活性受到明显抑制。Han 等研究了连续暴露于Zn2 + 的SBR 系统中，活性污泥降解有机物能力与溶解性微生物产物的变化。结果表明，在适应期后，活性污泥在( Zn2 + ) 400 mg /L 下仍能有效降解有机物( COD 去除率在( 92 1) %) ，溶解性微生物产物稍有增多; 而当( Zn2 + ) 600 mg /L 后，出水水质严重恶化，溶解性微生物产物增幅明显。马晓航等在早期的研究中也发现，利用硫酸盐还原菌处理重金属废水，当( Zn2 + ) 600 mg /L 时，重金属去除率明显降低，说明硫酸盐还原菌受到高浓度Zn2 +的毒害作用。
Zn2 + 对活性污泥系统的毒害作用虽不及Cu2 + 严重，但含锌废水的来源更广泛，且基于镀锌管道大量使用的情况，在进水中对Zn2 + 进行检测也是很有必要的。
2. 3 Cr 对活性污泥系统的影响
Cr 在污水和水环境中，主要是以Cr3 + 和Cr6 + 的形式存在，其中Cr3 + 是生物体必需的微量元素，而Cr6 + 的毒性高于Cr3 + ，是一种致癌物。这两种形态Cr 达到一定浓度时，均会对水生生物和微生物产生抑制作用。
Vaiopoulou 等综述了Cr 对活性污泥及污水厂处理效果的影响，多数人认为在( Cr3 + ) 15 mg /L时，会刺激活性污泥的生长，高于该浓度时则会抑制。董国日等研究了Cr3 + 对SBR 工艺活性污泥的毒性作用，发现在( Cr3 + ) 30 mg /g 时，不会对活性污泥产生毒害作用，在30 ～ 65 mg /g，COD 的去除明显下降，在( COD) 70 mg /g 时，SVI 大幅下降，微生物出现死亡和失活现象，出水COD 高于进水值。
Cr3 + 对活性污泥的致死浓度为160 mg /L。对于Cr6 +的影响浓度，不同文献给出的值有所差异，有些学者认为( Cr6 + ) 5 mg /L时就会对活性污泥产生毒害，如Stasinakis 等在未经驯化的活性污泥系统中，添加浓度不大于5 mg /L 的Cr6 + 时，对有机物消耗仅有轻微影响，但系统的硝化作用会受到抑制; Cheng等在SBR 中添加Cr6 + 达到5 mg /L 时，氨氮和COD 的去除率分别从97% 和93% 下降到58% 和76%，说明活性污泥可能受到毒害，导致处理效果下降。而其他文献指出刺激活性污泥生长的浓度可达25 mg /L。但是高浓度Cr6 + 会抑制活性污泥生长这一观点是被共同认可的，Cr6 + 的致死浓度为80 mg /L。对污水处理厂而言，含Cr 污水( 尤其是Cr 浓度较高的工业废水) 可能会影响处理效果，常常会造成系统崩溃。通常，在处理铬浓度较高的污水时，可以采取延长停留时间、提高微生物浓度、提高底物浓度、添加能与铬离子结合的化学物质等措施。
综上所述，重金属对活性污泥系统的影响主要体现在对特定微生物的抑制上，从而影响微生物的功能，如降解有机物、氨氮等，最终影响污水厂的处理效果，甚至导致处理系统失灵等严重后果。
3 重金属毒性影响因素及对策
重金属对活性污泥的影响是多种因素同时作用的结果，如重金属种类及浓度、工艺类型、进水水质、微生物浓度、其他重金属、驯化过程和暴露时间等。其中，重金属自身的种类和浓度是最直接的影响因素，毒性越高，浓度越大对活性污泥系统越不利，如在相同的金属浓度下，Cu2 + 比Zn2 + 对微生物的毒害更为严重; 李娟英等比较了Hg2 +、Cd2 +、Zn2 + 和Pb2 + 等对活性污泥的毒性，发现Cd2 + 和Hg2 +对细菌发光强度、活性污泥脱氢酶活性和硝化的抑制大于Zn2 + 和Pb2 +。对于同种金属离子，抑制期金属离子浓度越大，系统恢复时间越长，恢复程度越低。就工艺和运行参数而言，SBR 通常比普通活性污泥工艺更耐冲击负荷，能忍受更高的重金属浓度，并且有研究证明附着生长系统比悬浮生长系统对重金属毒性的抵抗能力更强。污泥浓度和污泥龄都是控制重金属毒性的重要参数，在20 世纪70 年代，Lamb 和Tollefson 就研究了提高悬浮固体浓度来削弱金属离子对活性污泥系统的毒性，可通过投加干污泥实现。另一方面对大多数金属离子而言，污泥龄的延长也可以减轻金属离子的毒性。水力停留时间( HRT) 也是非常重要的控制参数，Chua研究了痕量铬对活性污泥吸附有机物的影响，发现在HRT 2. 5 d 时，重金属会与有机物竞争污泥上的吸附位点，阻碍有机物的吸附，从而影响COD 的去除。此外，污泥的驯化程度也能很大程度上影响重金属对活性污泥系统的毒性，经驯化的活性污泥可以忍受更高浓度的重金属，从而使系统所受的冲击减小。刘恢等采用经驯化后的好氧活性污泥，可处理Cr6 + 浓度达100 mg /L 的废水; 张宏扬等在Cu2 + 负荷为10，20 mg /L 的体系中，驯化出完全或部分适应含铜废水的亚硝酸盐氧化细菌; 何占航等以城市污水处理厂剩余污泥为原料进行污泥驯化，经驯化后的污泥能用于废水中Cu 和Zn 的预富集。
从进水水质的角度看，污水中通常有多种重金属离子且有机负荷也会变化。谢冰把多种离子的行为分为协同作用、拮抗作用和非相关性3 种: 如Dilek等通过实验得出，Ni2 + 和Cr6 + 对活性污泥动力学的复合影响为协同作用。进水中的有机负荷也能影响重金属对活性污泥系统的毒性，通常较高的有机负荷有利于有机物与重金属竞争污泥吸附位点，减轻重金属对系统的影响。
根据毒性影响因素，当城市污水原水中重金属浓度较高，采用活性污泥法处理时: 1) 首先应判断进水中的重金属浓度是否超过微生物的耐受范围，如超标，可采取预沉淀、稀释等措施; 2) 在工艺选择上，可以考虑较耐冲击负荷的SBR 等工艺; 3) 适当提高污泥浓度和基质浓度也可以减小重金属对活性污泥系统的影响; 4) 采用经驯化的活性污泥，可用于处理浓度较高的重金属废水。
4 结语与展望
人们在重金属对活性污泥系统的影响上已有不少成果，文献中提出的浓度限值更是为污水厂的实际运行提供了理论参考。
虽然先进的检测技术为人们开展研究提供了方便，但是活性污泥系统是一个复杂的体系，重金属对活性污泥系统的作用不仅依赖于重金属本身。重金属是否会影响活性污泥系统，影响的严重性都是无法预测的。如何预防处理过程中出现高浓度重金属废水，对受到重金属毒害的活性污泥系统该采取何种措施以及措施是否有效，多种重金属离子对活性污泥系统的复合影响等可能是今后研究的方向。
