生物吸附法具有高效、无二次污染、吸附材料来源广泛等优点，是近年来高效环保型重金属废水处理技术和工艺的研究与开发热点 。但是，目前该领域的研究报道主要集中于吸附菌株的筛选、单菌株的吸附性能、吸附剂表面特征、吸附动力学和生物脱附等实验研究阶段 一J。筛选到的生物吸附材料存在相应的不足之处，诸如单菌株可能存在对生长条件要求偏高，对重金属废水的缓冲能力和抗毒能力不足；活性污泥对重金属的吸附量偏低，易解絮 。对生物吸附工艺的研究也还没有系统的报道。因此，开发高效的生物吸附剂和处理工艺，将是生物吸附法应用于重金属废水处理的重要途径 。本研究利用复合吸附剂FY01与活性污泥作为吸附材料，探讨了柱式生物曝气法对高浓度含铬电镀废水的生物吸附效果。

1 材料与方法
1．1 实验材料
复合生物吸附剂(FY01)：由暨南大学环境工程系制备和保存。电镀废水：采自广东省阳江市某电镀厂，总Cr、
cr”、Cu“ 和COD 分别为60。4、55．3、4．5l和48．2 mg/L，pH 2。95。活性污泥：采集于中国石油化工股份有限公司广州分公司污水处理厂，含水率约85% 。

1．2 实验装置
实验装置如图1所示。玻璃吸附柱规格为巾5 am×40 em。底部设刚玉曝气头。

1．3 复合生物吸附剂的制备
向100 mg/L含铬培养液(葡萄糖15 g/L，牛肉膏2 g/L，蛋白胨2 g/L，酵母浸出粉2 g/L)中，接种产朊假丝酵母(Candida utilis)、黑曲霉(AspergiUus niger)、枯草杆菌(Bacillus subtilis)、掷孢酵母(Sporobolomyce—taceae sp．YJS)、酵母属(Saceharomyces)、芽孢杆菌属(Bacillus)、根霉属(Rhizopus)等微生物和电镀厂受污染土壤，摇床培养3 d，取混合液按1/10的接种量接种于新鲜含铬培养液中。重复移种10次后，取混合液接种于无铬培养液中扩大培养，提取菌体与聚苯乙烯胶球体和植物碎片混合物混合，制备成粒径为2～3 mm、含水量约为80% 、含菌量为10 一10 CFU/g的复合生物吸附剂后保存备用。

1．4 吸附实验
取复合生物吸附剂10 g、活性污泥湿重5 g加入吸附柱中，废水以降流式连续流加入柱中，流速由流量计控制。底部连续出水，曝气处理，不同时间取出水测定总cr含量和pH。每次实验均更换生物吸附材料。

1．5 分析方法
总Cr和Cr 采用二苯碳酰二肼显色法测定；铜采用原子吸收法测定，所用原子吸收分光光度计是北京第二光学仪器厂的WFX一1C；COD采用重铬酸钾法测定；pH由上海雷磁厂生产的PHS一3C型pH计测定。

2 结果与分析

2．1 电镀废水pH 对吸附的影响

处理进水速度为500 mL/h，pH调节为1～11的l1个电镀废水水样2 h后，铬的去除率与出水pH的变化结果如图2所示。与单菌株生物吸附剂相比，该复合生物吸附剂对进水pH的适应能力具有较明显的优势 。在进水pH=l～6时，对60．4 mg/L铬的去除率高达60．4% ～83．0% ，显示出了较强的耐废水pH冲击的能力。这主要是因为FY01由多菌种组成，部分菌种对铬、铜等重金属废水具有较强的生物吸附和体内积累性能¨’ 。菌群中不同的菌种在相应的适宜pH值下(如掷孢酵母的适宜pH=2～4，产朊假丝酵母的适宜pH=2—3) ，能有效地对Cr”进行还原，实现总Cr的吸附积累。其中Cr 的还原如方程式(1)～(3)L 3,9j：

Cr20；一+6e+14H — 2cr +7H20 (1)
CrO]一+3e+8H ---,Cr¨+4H 0 (2)

从上述反应式中可以看出，铬的还原需要消耗电子和以[H ]为代表的还原力。如(1)、(2)式，在电解法处理重金属铬中，电子的提供由直流电产生。而利用生物吸附法处理含铬废水时，在酸性废水中，微生物会优先利用水体的[H ]，从而使处理后出水的pH上升并趋近中性；在碱性废水中，这些电子及还原物质的产生主要来自微生物体内大分子葡萄糖、脂类和蛋白质等的分解，产生的部分[H ]分泌到水体中，从而降低水体的pH。不同种属的微生物在适宜的pH下进行铬的还原与吸附时，改变了水样的pH，使之适合于其他微生物对铬的吸附。同时，活性污泥具有缓冲pH的作用，使水样的pH适合于复合生物吸附剂的生长和对重金属的生物吸附。以下实验不对电镀废水进行预处理，均在原水pH下进行。因为该pH值与大部分金属表面加工行业的含重金属废水的pH值接近；同时，该值处于适宜pH平台值的中部，易于调控，研究结果在实际应用中具有较好的参考价值。

2．2 电镀废水总浓度对铬生物吸附的影响

FYO1对进水速度为500 mL/h，浓度为5．0 ～60．4 mg/L的电镀废水处理2 h后，结果如图3所示，去除率均是随着浓度的增加而降低。其中，10 gFY01和5 g污泥复合使用对高浓度铬的处理效果比较理想、运行稳定，能形成具有良好沉降性能的矾花。曝气停止3 min后，就能很好的实现固液分离。去除率与铬浓度的变化曲线平缓，这说明该吸附剂具有较大的吸附容量和较理想的耐冲击能力，当铬浓度为60．4 mg/L时，吸附曲线还没有出现明显的下降趋势。利用15 g活性污泥单独处理废水时，污泥耐铬冲击的能力较弱。当铬浓度>20 mg/L时，污泥出现明显的解絮现象，对60．4 mg/L铬的去除仅为7．5% 。

吸附剂与污泥的协同促进作用，主要是由于活性污泥可以为生物吸附剂提供一个稳定的缓冲环境，同时污泥中的微生物也具有一定的解毒能力 ；在该缓冲环境中，生物吸附剂对铬的高效还原解毒能力是铬生物去除的关键。还原后，高毒性的cr”被转化为低毒性的Cr” ，有效地降低了铬对污泥及FY01的毒性破坏，污泥仍能以菌胶团存在 。

2．3 吸附量实验结果

图4显示，铬的去除效率均随着处理水量的增加而下降；吸附量的变化趋势则存在较大明显的差异。其中，当出水水量为0～1000 mL时，10 g FY01和5 g活性污泥对铬的吸附量快速增加并接近吸附饱和，饱和吸附量为3，1～3．37 mg/g。而15 g活性污泥对铬的吸附量在出水水量为200～800 mL时较高，随后出现下降。这是因为，利用污泥作为吸附材料单独处理电镀废水时，水量过大会导致菌胶团发生解体和铬的脱附。

2．4 进水流速对吸附铬的影响

图5是2种吸附材料处理不同进水流速的电镀废水2 h后的实验结果。处理的水量随进水流速的增加而增大，当流速达500 mL/h，处理水量达1000 mL后，10 g FY01和5 g污泥的除铬效率下降速度增快。而在低进水流速时，15 g污泥的除铬效率降低速度较快。这与}引尼对铬的吸附容量小、还原解毒能力不足等因素有关 。

2．5 生物吸附剂的稳定性

吸附性能的稳定性直接影响生物吸附剂的研究价值和实际应用价值。本实验分别对在4℃ 冰箱和23～28℃实验室保存不同时问的FY01进行了吸附实验，如图6所示。结果表明，FY01具有较理想的吸附稳定性，50 d内连续10次吸附实验，对60．4 ms/L铬的去除率的极差值分别在5%和7% 内。因此，可以判断FYO1的微生物群落构成处于动态平衡状态。

2．6 双柱串联生物吸附实验
利用装有10 g FYO1和5 g污泥的吸附柱串联处理1000 mL/h电镀废水2 h的结果如图7。串联生物曝气工艺对含铬废水的处理效果理想，对铬的去除均达90%以上，比单柱的效率高10% ；出水pH在6．15 —6．61之间。在该处理过程中，第2吸附柱进水是第1柱的出水，总铬浓度已降至原水的60%左右，六价铬已被有效地还原为低毒性的三价铬 。有利于第2吸附柱中的生物吸附材料对铬的体内积累，促进铬的生物去除。串联法也减少了废水短流对处理效果产生的影响。

2．7 单柱吸附法和串联柱吸附法处理含铬电镀废水

本实验分别采用了单柱吸附法和串联柱吸附法处理电镀废水，每根柱装10 g FY01和5 g活性污泥，单柱处理废水1000 mL，双柱处理2000 mL，处理时间均为2 h。图8结果表明，串联法处理该电镀废水是非常有效的，对废水中60．4 Illg/L总Cr、4．51 mg/L Cu“和48．2 mg/L COD的去除率分别高达92．1% 、99．2% 和71．4% 。

3 结 论

(1)复合生物吸附剂FY01对高浓度含铬电镀废水的处理效果好，耐进水pH冲击能力强，吸附性能稳定。当进水pH =2～5、流速为500 mL/h时，10 g FY01和5 g活性污泥对总cr浓度为60．4 mg/L的电镀废水处理2 h后，总cr去除率均在78% 以上；饱和吸附量为3．12～3．37 mg/g；在4cc冰箱和23～28cc实验室保存50 d的FY01对铬的去除率差值分别在5%和7% 之内。

(2)柱式生物曝气吸附法对含铬废水的处理理想，运行稳定。串联处理2000 rnL总Cr、Cu“和COD浓度分别为60．4、4．51和48．2 mg/L的电镀废水2 h后，去除率分别高达92．1% 、99．2% 和71．4% 。作者: 叶锦韶 尹 华 彭 辉 张 娜