微生物处理废水

1、微生物处理废水城市的污水处理以及有机性产业废水的处理，通常都采用活性污泥法。活性污泥就是细菌、霉菌类、藻类、原生动物、轮虫类、线虫类等各种微生物的集合体。污染物在被活性污泥吸附后就成为这些微生物的营养源，被吸收除去。活性污泥法主要是使这些微生物集团-污泥在浮游状态下与排水接触，并进行处理。接触曝气法则是通过将这些微生物集团附着在接触材料上进行污水处理的。接触曝气法中由于微生物集团时刻可以保持最佳状态，因此维护管理非常方便、并且可以持续稳定的发挥其净化功能。Dorico建议将这种方式独自开发为附着式生物曝气法。与被净化槽处理方式正式采用之前相比，该方法具有良好的施工业绩，受到广大用户的一致好评。

2、如上所述，虽然排水净化要涉及到很多种微生物，但并非需要同时具备这些微生物。根据排水的净化程度以及与其相关联的微生物关系可发现它是有一定模式的，该模式如下图所示。一、 与排水净化相关的生物的实际样态由于微生物的染色体极其复杂，因此我们采用特殊照明法将微生物的生存状态通过显微镜拍摄下来。活性污泥，是以名为zoogloea的细菌群为中心形成的各种微生物的集合体（小颗粒状、用肉眼可观测到）。在活性污泥法中，丝状菌的增殖会影响排水和污泥的分离效果，这被称为“bulking”。而附着污泥中丝状菌再多也没有问题，而且很难避免丝状菌的出现。在这种情况下，对排水中的有机物（污染物质）具有良好吸附性的附着污泥，它

3、和一般的活性污泥一样，只需要30分钟左右就可以将排水中70%到80%的有机物分离出来。并通过这种吸附作用，将90%以上的有机物除去。前者（活性污泥）的吸附被认为是由胶体引力，离子交换以及不同电荷电子的引力等等所产生的物理现象，而后者（附着污泥）吸附后的除污则被认为是利用生物化学现象进行除污的。显微镜下可以看到各种各样的原生动物，这些原生动物基本可以分为5大类，分别是肉质类、鞭毛类、纤毛虫类（自由游动型），纤毛虫类（有柄型），吸管虫类。肉质类肉质类原生动物主要通过伪足来运动。并且该类原生动物若在活性污泥中大量出现可能会降低活性污泥的凝集力。其营养摄取形式主要为从属营养性。阿米巴（属名）伪足呈叶状

4、。具有所谓阿米巴状的形态。该类型原生动物的大量出现会使放流水变污浊。伪足呈叶状或者指状。外壳由透明的甲壳质构成，颜色从无色到褐色各类颜色皆有。从上部观察其外壳为圆形，从侧面看则呈半球形。在活性污泥中经常可以看到它们。鞭毛虫类该类原生动物的每个个体中都有1到4条鞭毛，因种类不同，有时也会出现多于4条鞭毛的。通常它们会出现在污水处理装置运转的开始阶段。其种类主要有独立营养性和从属营养性。袋鞭虫属（属名）在细长的虫体上长有一条鞭毛。多在死水区域出现，在沉淀槽中会经常出现。纤毛虫类该类原生动物具有相当于运动细胞器官的鞭毛。为从属营养性，多出现在污水处理装置中。该类动物中有两三种作为活性污泥性纤毛虫类也

5、是非常有名的。纤毛虫在污泥中极其常见，也有的纤毛虫种类可以作为判断污泥状态良否的生物指标。游仆虫（属名）其形态为没有曲线的卵形体，腹部表面平坦。背部表面有凸起，纵向有波纹状条纹。周口部是很宽的三角形，且其前部有平坦的沟。当下水浓度极其低的时候会出现。虫体的前端长有纤毛，通过激起水流来摄取耳食。通常以附着方式生存，身体展开后呈喇叭状或锥形。游动时呈卵形或西洋梨形。草履虫（属名）虫体全身由纤毛构成。该属类大多在活性污泥成熟前期或者最初沉淀槽中出现。在活性污泥中，草履虫通常出现在污泥性状很差时。独缩虫（属名）其主体由具有非连续性丝筋体的柄构成，并形成群体。该虫的柄不用全体同时伸缩，各个细胞都可以完全

6、独立的伸缩。在活性污泥性状良好时出现。纤毛虫类盖虫（属名）该属类的非伸缩性分支柄的前端存在有细胞，细胞的周口部很有特色。在屎尿成分很多的污水中，或者呈脱离液的活性污泥中经常可以检测到它的存在。吸管虫类该种类属有毛类。根据种类不同，形状有球状、圆锥状、圆筒状、或者呈不规则的有分支的树状等种类。其特征为：成体有吸管，纤毛会有缺失。它的柄的大多数虫体都有，但也会因种类不同而出现有没柄的虫体。柄部构造不一定都是均质，但也不用伸缩。因原水而异，有的活性污泥会中会出现相当多的吸管虫，因此该原生动物今后将作为水质指标生物而备受瞩目。足吸管虫（属名）其状为半球状，一般都有柄。吸管在虫体上全面分布，又或者在部分

7、地方群生。锤吸管虫西洋梨形，或者三角锥形，无壳。吸管在虫体的前表面的1到4处群生，柄部无隆起。锤吸管虫（吸管虫类）轮虫类轮虫是与前述微生物类相比更为高等的动物，只能在溶存氧气有数ppm处繁育。主要营养源为细菌，但也可以摄取体积较小的有机物粒子。轮虫只可在负荷较低的处理装置中生育。只有在放流水水质极佳时，轮虫才会在处理厂中繁殖。藻类在一般的活性污泥法中，很难想象藻类能在曝气槽这种环境中增殖，即使能够出现，也会从最终沉淀槽的矿泥上脱落，最终不过是混入返送污泥中。于此相比，附着生物曝气法中，表层部的接触面上可以附着大量的硅藻和绿藻。污水处理中出现的微生物（分裂菌类、蓝藻类、绿藻类、原生动物、后生动物

8、）等，均作为污水处理装置维护管理的指标微生物，或者是它们与活性污泥法中净化机构的关系，经常会被拿来进行研究。这方面的研究暂且不提，但与排水净化相关的微生物，不管是在分类学上，还是在生理学上其研究都不能说是十分彻底明了，今后有望会有进一步的研究。附着生物曝气法，由于是微生物附着在接触材料上这种特殊性，使其成为一种与活性污泥发不同的优先微生物法。附着生物曝气法在排水的高度处理，中水道的排水处理等方面，也都取得过很多的实绩。二、微生物处理重金属废水1 微生物处理重金属废水的机理1.1 微生物对重金属的吸附作用微生物的吸附作用是指利用某些微生物本身的化学成分和结构特性来吸附废水中的重金属离子，通过固液

9、两相分离达到去除废水中的重金属离子的目的。生物吸附剂为自然界中丰富的生物资源，如藻类、地衣、真菌和细菌等。微生物结构的复杂性以及同一微生物和不同金属间亲和力的差别决定了微生物吸附金属的机理非常复杂，至今尚未得到统一认识。根据被吸附重金属离子在微生物细胞中的分布，一般将微生物对金属离子的吸附分为胞外吸附、细胞表面吸附和胞内吸附。 胞外吸附一些微生物可以分泌多聚糖，糖蛋白，脂多糖，可溶性氨基酸等胞外聚合物质（extracellular polymeric substances，EPS），EPS具有络合或沉淀金属离子作用。如蓝细菌能分泌多糖等胞外聚合物，一些白腐真菌可以分泌柠檬酸（金属螯合剂）或草酸

10、（与金属形成草酸盐沉淀）。Suh等研究发现，当茁芽短梗霉（Aureobasidium pullulans）分泌EPS 时，Pb2+便积累于整个细胞的表面，且随着细胞的存活时间增长，EPS的分泌量增多，积累于细胞表面的Pb2+水平就越高，从最初的56.9 上升到215.6mg/g（干重）；当把细胞分泌的EPS提取出来后，Pb2+便会渗透到细胞内，但Pb2+的积累量显著减少（ 最高量仅为35.8mg/g 干重）。 细胞表面吸附细胞表面吸附是指金属离子通过与细胞表面，特别是细胞壁组分（ 蛋白质、多糖、脂类等） 中的化学基团（ 如羧基、羟基、磷酰基、酰胺基、硫酸脂基、氨基、巯基等） 的相互作用，吸附到

11、细胞表面。如将酵母细胞壁上氨基，羧基，羟基等化学基团进行封闭，则会减少其对Cu2+的吸收量，表明这些基团在结合Cu2+方面具有重要的作用，这也间接证明了细胞壁上蛋白质和糖类在生物吸附中的作用。金属离子被细胞表面吸附的机制包括离子交换、表面络合、物理吸附（如范德华力、静电作用）、氧化还原或无机微沉淀等。不同的微生物对不同金属的吸附作用机制不同（表1）。Kratochvil等认为，离子交换是许多非活性真菌和藻类吸附金属离子的主要机理，主要是细胞表面的羧基，其次是硫酸脂基和氨基在生物吸附中发挥了重要作用。Davis等也认为离子交换是褐藻吸附金属离子的主要机制，特别是以前被认为的物理和化学的结合机制都

12、可以用离子交换来解释。细胞表面功能基团中的氮、氧、硫、磷等原子，可以作为配位原子与金属离子配位络合。例如Zn、Pb可以与产黄青霉（P. chrysogenum） 表面的磷酰基和羧基形成络合物，溶液中的阴离子（EDTA、SO42-、Cl- 、PO33-等）可以与细胞竞争重金属阳离子，形成络合物，从而降低产黄青霉对Zn、Pb的吸附量，这也间接地说明细胞表面对金属离子的吸附确实存在络合机制。关于氧化还原和无机微沉淀的机制也有少量报道。如Lin采用X 射线衍射（XRD）、红外光谱（IR）以及光电子能谱（XPS）技术，研究了废弃酵母吸附Au3+的过程，发现还原性糖（细胞壁肽聚糖层的多糖水解产物） 半缩醛

13、基团中的自由醛基，可以作为电子供体，将Au3+原位还原为Au0。 胞内吸附与转化一些金属离子能透过细胞膜，进入细胞内。金属离子进入细胞后，微生物可通过区域化作用（compartmentalization）将其分布于代谢不活跃的区域（如液泡），或将金属离子与热稳定蛋白结合，转变成为低毒的形式。如活酵母吸收的Sr、Co 离子积累于液泡中，而Cd和Cu 离子位于酵母的可溶性部分（soluble fraction）；同时液泡缺陷型酵母对Zn、Mn、Co、Ni 离子的敏感性增加，吸附量降低；但其对Cu 和Cd 离子的吸附与野生型则没有明显的区别。Vijver认为细胞的区域化作用主要有两种类型：形成明显的

14、包含体和重金属与热稳定蛋白结合，后者主要指金属硫蛋白（metallothioneins，简称MT）。金属硫蛋白的分子量低（200010000kDa），富含半胱氨酸，可被金属Cd、Cu、Hg、Co、Zn 等诱导，并与这些金属结合。此外，谷胱甘肽（GSH）、植物凝集素（phytochelatins）和不稳定硫化物（labile sulfide） 也具有储备、调节和解毒胞内金属离子作用。GSH 是典型的低分子量硫醇，富含半胱氨酸残基和组氨酸残基，是对金属离子有高度的亲和力的肽链，因此具备金属解毒功能。目前，利用生物工程技术，在微生物细胞内表达金属结合蛋白或金属结合肽，从而制备全细胞工具（whole

15、cell tools）来分离废水中重金属方面的研究日益受到关注。1.2 微生物对重金属的沉淀作用微生物对重金属离子的沉淀作用，一般认为是由于微生物对金属离子的异化还原作用或是由于微生物自身新陈代谢的结果。一方面，一些微生物可分泌特异的氧化还原酶，催化一些变价金属元素发生氧化还原反应，或者其代谢产物或细胞自身的某些还原物直接将毒性强的氧化态的金属离子还原为无毒性或低毒性的离子；另一方面，一些微生物的代谢产物（硫离子、磷酸根离子）与金属离子发生沉淀反应，使有毒有害的金属元素转化为无毒或低毒金属沉淀物（表2）。  还原作用一些微生物在其生长代谢过程中，可分泌特异的氧化还原酶，催化一些变价金

16、属元素发生氧化还原反应，使金属离子的溶解度或毒性降低（表2）。例如，许多好氧和厌氧微生物能将如Cr6+还原为Cr3+ ，在好氧条件下，Cr6+的生物还原作用主要受可溶性酶催化，但嗜麦芽假单胞菌（ Pseudomonas maltophilia）O-2 和巨大芽孢杆菌TKW3 除外，其催化Cr6+还原为Cr3+的酶为膜结合还原酶。近年来，分别已从恶臭假单胞菌MK1 和大肠杆菌纯化了ChrR 和YieF 两种可溶性Cr6+还原酶，其中ChrR 催化一个电子转运，形成中间产物Cr5+和（或）Cr4+，进一步转运两个电子，形成Cr3+；而YieF 转运四个电子，直接将Cr6+还原为Cr3+。研究者也已

17、从巨大芽孢杆菌TKW3中分离出膜结合的Cr6+还原酶，但对其还原动力学过程还不清楚。在厌氧条件下，可溶性酶和膜结合还原酶均可催化Cr6+还原为Cr3+，Cr6+作为电子转运链中的电子受体，且细胞色素（如细胞色素a和细胞色素b）参与此氧化还原过程。另外，一些微生物的代谢产物或细胞自身的某些还原物将毒性强的氧化态的金属离子还原为无毒性或低毒性的离子。例如，在硫酸盐还原菌体系中，Fe2+和S2-产物能间接地将Cr6+还原为Cr3+。一些Fe（III）同化微生物（如Geobacter metallireducens）可将U（VI）还原为U（IV），使U的溶解度降低，从而可达到去除废水中U的目的。 金属

18、硫化物沉淀在pH值为中性、一定的基质浓度和厌氧条件下，硫酸还原菌（SRB）能将硫酸根离子还原成硫离子，S2-与废水中的的Zn2+，Cd2+，Pb2+，Cu2+ 等发生沉淀反应，形成不溶性的金属硫化物，从而实现废水的净化处理。SRB广泛分布于自然界，典型的代表有脱硫弧菌（Desulfovibrio），脱硫微菌（Desulfomicrobium），脱硫杆菌（Desulfobacter），脱硫八叠菌（Desulfosarcina），脱硫肠菌（Desulfotomaculum），热脱硫杆菌（Thermodesulfobacterium），古球菌（Archaeoglobus）等。SRB能在厌氧条件下将金

19、属离子转化为硫化物沉淀，这对处理高浓度重金属废水有着非常重要的意义，而且利用共生的混合SRB菌株要比单一SRB菌株处理含重金属废水更有效率。然而，通常低浓度（20200m）的Cd2+、Zn2+、Ni2+等会对SRB 产生毒害作用，从而限制了SRB的广泛应用。通过基因过程手段，可将SRB 中的硫酸还原酶转移到其他环境菌中，使转化菌具有形成金属硫化物沉淀的能力。在这方面的首次努力的是将肠沙门氏菌（Salmonella enterica）体内的硫酸盐还原酶基因在大肠杆菌体内表达，表达后的大肠杆菌DH5能够比控制在好氧或厌氧条件下的普通大肠杆菌产生更多的金属硫化物沉淀，且重组菌在厌氧条件下对高浓度水平

20、（200mmol/L）Cd2+的去除率达到98%。 金属磷酸盐沉淀磷酸盐是合成核酸、ATP 等重要生物分子所必需，通常生命体并不释放过量的磷酸盐。然而微生物可通过两条途径释放无机磷酸盐： 一些柠檬酸杆菌能分泌酸性磷酸酶，催化2- 磷酸甘油水解，释放无机磷酸盐，从而在细胞表面积累大量的磷酸盐，并与废水中的金属发生沉淀反应，形成金属磷酸盐沉淀。酸性磷酸酶催化的过程是与外膜和胞外的脂多糖（LPS）相偶联的，因为金属磷酸盐矿物的启动是从LPS 中的磷酸基团的核晶过程开始的，随着有机磷不断被酸性磷酸酶水解，释放出无机磷酸盐，金属磷酸盐晶体不断增大。Finlay 等研究发现，将柠檬酸菌细胞固定于生物膜反应

21、器通过化学耦合可以去除>90%的金属U（以HUO2PO4形式沉淀）；一些细菌释放无机磷酸盐并不依赖有机磷酸盐供体，而是加速细菌体内的磷酸盐循环，如约氏不动杆菌（Acinetobacter johnsonii）。在好氧条件下，细菌不断合成多磷酸盐，并作为其生长代谢的能源物质；在厌氧条件下，多磷酸盐被降解产生ATP，同时产生金属磷酸盐的沉淀。而且，一些金属离子（如Cd、UO22+） 能促进多磷酸盐的降解，产生更多的无机Pi。如通过控制大肠杆菌（E. coli）体内编码多磷酸盐激酶（polyphosphate kinase，ppk） 和多磷酸盐酶（polyphosphatase，ppx）的基因

22、的共同表达，能降低细胞内多磷酸盐的水平和促进磷酸盐的分泌，从而增加大肠杆菌对金属的耐性。2 影响微生物修复的因素2.1 微生物的影响 微生物的种类在微生物处理重金属废水过程中，不同微生物对同一种金属离子的去除效率不同。如表3所示，不同微生物对同一种金属离子的吸附量的差异显著。  微生物的预处理微生物的预处理是指在处理重金属废水之前，采用干燥、强酸和强碱溶液浸泡等物理或化学方法处理细胞。通常，预处理可提高微生物对重金属离子的去除能力和微生物的稳定性。如Cihangir等发现，干燥处理后的真菌凤尾菇（Pleurotus Sajorcaju）对废水中Cd2+的去除能力显著提高，且冷冻干燥的

23、效果比烘箱干燥好。经过乙醇处理的废弃酵母细胞对废水中Cd2+和Pb2+的吸附量分别达15.63和17.49mg/g（干重），分别比对照增加了2倍和1倍。Celaya等发现，NaOH处理后的氧化亚铁硫杆菌（Thiobacillus ferrooxidans）对重金属离子的吸附量显著增加，其原因可能在于细胞表面的吸附位点的去质子化，从而增加金属离子的吸附位点。 微生物的存在状态微生物的存在状态（游离的、被固定在载体上）对其处理重金属废水的效果具有显著影响。如游离的酵母细胞对Pb2+和Zn2+的吸附量分别为79.2和23.4mg/g（干重），而当用明胶载体固定后，其吸附量分别为41.9和35.3mg

24、/g（干重）。采用固定化微生物细胞富集水体中的重金属，实际上起着生物离子交换树脂的作用，而且固定化细胞比离子交换更为经济，不受Ca2+、Mg2+、Na+和K+等离子的影响，在废水处理和受污染水环境的修复中更实用。2.2 金属离子的影响 金属离子的种类同一种微生物对不同金属离子的处理效果也不同。如在最优条件下，龟裂链霉菌对Zn、Cu 和Ni的吸收量分别为6.03、9.07和1.63mg/g（干重），泡叶藻对Zn、Cu和Ni的吸收量分别为25.6、4.89 和1.11mg/g（干重）。Iqbal等研究发现，采用多孔载体（loofa sponge）固定的黄孢原毛平革菌对Pb2+、Cu2+和Zn2+的

25、去除率分别可达88.2%、68.7%和39.6%；吸附容量分别达135.3mg/g、102.8mg/g和50.9mg/g干重。 金属离子的浓度一般来说，随着水体中重金属离子浓度的增加，微生物去除重金属离子的初始速度增大，但去除效率降低；反之，金属离子的浓度越低，去除的初始速度越小，去除效率越大。如在低浓度下，黄孢原毛平革菌对Cd2+去除速率随着Cd2+浓度而增加，但当Cd2+浓度达到一定值时（约300mg/L），去除率达到最大值，Cd2+浓度进一步增加对去除率没有影响。 共存离子共存离子对微生物去除重金属的能力也有一定的影响。金属离子共存的影响主要有：促进作用、遏制作用和零作用。如Kaewsarn发现，Na+对钙扇藻（Padina sp.）吸附废水中的Cu2+几乎没有影响，而K+、Mg2+和Ca2+分别使Cu2+的去除效率减少