不同測定方法探討重金屬對微生物毒性的影響

梁玉蘭，張小華

1. 閩西職業(yè)技術(shù)學(xué)院，福建 龍巖 364021；2. 江蘇大學(xué)食品與生物工程學(xué)院，江蘇 鎮(zhèn)江 212013

隨著工業(yè)化進程的加快，各大城市紛紛建立工業(yè)區(qū)集中水處理設(shè)施，減輕了城市污水處理系統(tǒng)及地表水的負擔(dān)（王凱軍等，2001；余杰等，2007；Vachováp et al.，2017）。然而，受到城市規(guī)劃的歷史影響，有時工業(yè)廢水會流入城市生活污水處理系統(tǒng)中，容易對其中的微生物造成影響，并且降低活性污泥的處理效率。在城市廢水的集中生化處理過程中，活性污泥法由于低價高效而被普遍使用。而活性污泥法中，微生物是有機污染物的主要分解者，當(dāng)重金屬存在時，會對活性污泥處理系統(tǒng)造成很大影響（趙慶良等，2006；竺建榮等，1999；Goronszy et al.，1996）。活性污泥法被廣泛應(yīng)用于城市污水和工業(yè)廢水的集中生化處理中，其本質(zhì)是污泥微生物通過氧化水中的有機物質(zhì)，產(chǎn)生維持自身生存和增長的能量，同時達到降解有機物、凈化水質(zhì)的目的（竺建榮等，1999；Rodr?guez et al.，2018），這也是防止工業(yè)污水進入城市污水處理系統(tǒng)的最主要手段之一。因此，活性污泥法被廣泛應(yīng)用于城市廢水的集中生化處理過程中。在活性污泥生物處理過程中，微生物生命活動需要大量的營養(yǎng)物質(zhì)，其中就包括作為酶的活性劑與活化劑的微量重金屬（劉銳等，2001；李娟英等，2009；Jacob et al.，2018）。

微生物是污水處理工藝中污染物的重要分解者，重金屬對活性污泥微生物的毒性研究也一直備受關(guān)注（李娟英等，2009；劉新春等，2005），重金屬對微生物的毒害作用可導(dǎo)致處理系統(tǒng)的微生物種群結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，影響污水處理效果。近年來不少學(xué)者開展了重金屬毒性帶來的污水處理影響機理，并提出了相應(yīng)的檢測方法，探究重金屬對微生物結(jié)構(gòu)和活動產(chǎn)生的作用（蔣成愛等，2001；呂錫武，2001），但是所提出的觀點不盡一致，研究視角也不盡相同。由于測定方法不統(tǒng)一，且每種方法都有其優(yōu)缺點和適用條件，導(dǎo)致很多的研究結(jié)論差別很大，有的甚至相互矛盾（謝冰等，2003；Wei et al.，2010；Mi?kowiec et al.，2015；Yang et al.，2018）。從目前的研究成果來看，在重金屬對生態(tài)環(huán)境的毒性影響方面最常用的毒性測定方法是生物試驗法，即通過生物體或細胞的存活時間和繁殖量來判斷毒性的大小，從而獲得重金屬毒性的相關(guān)信息。由于重金屬對活性污泥微生物的毒性與化學(xué)反應(yīng)速率和微生物生長速率有關(guān)，單一采用生化法或生物法測得的結(jié)果無法為活性污泥工藝運行提供科學(xué)指導(dǎo)。鑒于此，筆者以活性污泥為受試對象，研究了 4種常見重金屬對污泥活性及微生物的影響，嘗試運用不同測定方法來研究重金屬對活性污泥微生物的毒性，以期為污水生物處理工藝運行和設(shè)計管理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

藥劑：ZnCl2、PbCl2、CdCl2、HgCl2、CuSO4、Pb(NO3)2、Hg(NO3)2、氯化三苯基四氮唑（TTC）標(biāo)準(zhǔn)溶液，均為分析純。

細菌：502發(fā)光細菌凍干粉，來源于福建省農(nóng)科院。

活性污泥：活性污泥脫氫酶毒性實驗和硝化抑制毒性實驗中所用活性污泥分別取自城市污水處理廠A/O工藝的A段和O段（具有硝化功能的活性污泥）。該污水處理廠接納的污水中，90%是生活污水，10%為工業(yè)污水，主要包括食品加工廠、物流沖洗污水和餐飲污水，揮發(fā)性懸浮固體（VSS）濃度與總固體懸浮物（SS）濃度之比約為0.71，污泥沉降指數(shù)（SVI）為78－109，pH為7.8。

模擬廢水：采用葡萄糖、奶粉、磷酸二氫鉀、氯化銨配制，4 種物質(zhì)的比例為 20∶5∶5∶1，CODCr為 600 mg·L-1左右，濃度為 50 mg·L-1，4 ℃保存。

重金屬溶液：配制重金屬濃度為1.0 g·L-1的溶液，備用。

主要儀器：ET-99718微電腦化學(xué)需氧量測定儀；YSI-5000DO測定儀；島津UV-2450紫外可見分光光度計。

1.2 試驗方法

1.2.1 一次暴露試驗

取離心（3000 r·min-1，20 ℃）后的活性污泥30 g加入1500 mL曝氣反應(yīng)器中，然后分別加入含不同濃度重金屬的模擬廢水1000 mL，充氧曝氣24 h，反應(yīng)后采用MLSS型懸浮物（污泥）濃度計（德國，MLSS10AC+MLSS-S0C10）測定該活性污泥系統(tǒng)的污泥沉降指數(shù)（SV30）、活性污泥中懸浮固體含量（MLSS），并計算污泥體積指數(shù)（SVI）：SVI=SV30/MLSS；使用顯微鏡觀察污泥中的生物相；靜置沉淀60 min后取上清液測CODCr值；最后測定反應(yīng)后活性污泥的脫氫酶活性、活性污泥的耗氧速率（活性污泥耗氧速率測定儀，美國，AER-208），所有試驗維持曝氣量不變。

1.2.2 中毒污泥二次培養(yǎng)試驗

采用二次培養(yǎng)試驗檢驗重金屬中毒活性污泥經(jīng)短時間培養(yǎng)后的活性恢復(fù)情況。從曝氣反應(yīng)器中取出活性污泥混合液，離心后棄上清液。并使用蒸餾水洗滌3次，加入不含重金屬的模擬廢水，曝氣反應(yīng)24 h，然后測定廢水CODCr值及活性污泥的耗氧速率。

CODCr采用快速COD測定儀檢測；耗氧速率采用YSI5000 DO測定儀測定；脫氫酶活性采用島津UV-2450紫外可見分光光度計測定，其作用原理為：無色的2, 3, 5-三苯基四氮唑氯化物在脫氫酶作用下可轉(zhuǎn)化為紅色的三苯甲基（TF），因此，通過檢測TF的產(chǎn)生量可間接評價污泥脫氫酶的活性。

1.2.3 活性污泥脫氫酶毒性測定

（1）TTC標(biāo)準(zhǔn)曲線繪制（李光偉等，2007）

分別取TTC質(zhì)量濃度為0、20、40、60、80、100、120、140 μg·mL-1的標(biāo)準(zhǔn)溶液各 1.0 mL，置于10 mL離心管中，再加入2 mL三羥甲基氨基甲烷鹽酸鹽（Tris-HCl）緩沖溶液、1 mL質(zhì)量分數(shù)為10%的 Na2S溶液和 1 mL蒸餾水；將離心管置于37 ℃恒溫水浴中振蕩30 min，加入0.5 mL甲醛，再加入5 mL質(zhì)量分數(shù)為80%的丙酮，在37 ℃恒溫水浴振蕩10 min，萃取完畢后，于4000 r·min-1離心5 min，取上清液于分光光度計485 nm處測定吸光度；以TTC質(zhì)量濃度為橫坐標(biāo)，以吸光度為縱坐標(biāo)繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線，通過標(biāo)準(zhǔn)曲線計算TTC還原產(chǎn)物三苯甲基（TF）的生成量。

（2）活性污泥脫氫酶毒性試驗

將活性污泥先曝氣24 h，以保證所有外源基質(zhì)被耗盡，然后取適量污泥混合液，用蒸餾水洗滌 2次后加水稀釋，將MLSS控制在2000 mg·L-1左右，從中取一系列體積為50 mL的污泥混合液樣品，并測定樣品的初始活性污泥脫氫酶活性；為消除 pH對實驗結(jié)果的影響，用磷酸鹽緩沖溶液將樣品的pH調(diào)節(jié)為 7.2；根據(jù)樣品的重金屬濃度梯度，向樣品中加入不同量的重金屬化合物，并保持樣品總體積不變；將樣品振蕩2 h后，測定抑制后的活性污泥脫氫酶活性，同一污泥混合液樣品平行測定3次。

取1 mL污泥混合液樣品置于10 mL離心管中，依次加入2 mL Tris-HCl緩沖溶液、0.5 mL質(zhì)量濃度為0.1 mol·L-1的葡萄糖溶液和0.5 mL質(zhì)量分數(shù)為0.4%的TTC溶液；并迅速將制備好的樣品放置于 37 ℃恒溫水浴中振蕩 2 h，然后加入 0.5 mL甲醛終止反應(yīng)；于4000 r·min-1離心5 min后去除上清液，加入5 mL萃取劑，于37 ℃恒溫水浴振蕩10 min；萃取完畢后再于4000 r·min-1離心5 min，取上清液于分光光度計485 nm處測定吸光度；取經(jīng)離心的沉淀污泥在105 ℃烘干2 h測其質(zhì)量。活性污泥脫氫酶活性的計算如下（周立祥等，2001）：

式中，ETS 為脫氫酶活性，單位為 μg·mg-1·h-1；D485為485 nm處吸光度；V為萃取劑體積，單位為mL；ki為TTC曲線斜率；W為陳定污泥干質(zhì)量，單位為mg；t為脫氫酶培養(yǎng)時間，單位為h。

通常借助Logistic方程計算重金屬影響下的脫氫酶活性，具體公式如下：

式中，x為重金屬的質(zhì)量濃度，mg·L-1；y為TF的質(zhì)量濃度，μg·mL-1；x0為重金屬的半數(shù)有效濃度（EC50），mg·L-1；k為x=0時所對應(yīng)的y值，即是空白對照組的TF，μg·mL-1；b為經(jīng)驗系數(shù)。

1.2.4 硝化抑制毒性測定

（1）硝化抑制毒性實驗

以富集培養(yǎng)的活性污泥作為受試對象，測定在不同濃度重金屬影響下的活性污泥硝化速率。所有實驗均在恒溫 20 ℃水浴鍋中進行，在水浴鍋中放置1000 mL的大口試劑瓶作為反應(yīng)器，pH控制在8.0左右，水中DO保持在4.0－5.0 mg·L-1。在反應(yīng)器中加入不同濃度的重金屬化合物，并間隔一定的時間取適量體積的污泥混合液樣品，分別測定氨氮濃度并繪氨氮濃度隨反應(yīng)時間的變化圖。

（2）數(shù)據(jù)處理

對氨氮濃度隨反應(yīng)時間的變化圖進行求導(dǎo)，得出不同重金屬濃度條件下的活性污泥硝化速率，再根據(jù)重金屬濃度對硝化速率影響的修正 Monod方程求重金屬的 EC50。其計算公式為（周立祥等，2000；Mi?kowiec et al.，2015）：

式中，q為硝化抑制率，%；p為 q=50%時重金屬的質(zhì)量濃度，mg·L-1；a為最高硝化抑制率，%。

1.2.5 發(fā)光細菌毒性測定

發(fā)光細菌毒性測定方法參照 GB/T 15441－1995，反應(yīng)時間調(diào)整為30 min。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬對污泥活性的影響

2.1.1 重金屬對活性污泥CODCr去除率的影響

由圖1可知，在不同濃度條件下，4種重金屬均可使污泥系統(tǒng)的 CODCr去除率下降。其中，Cd和Hg對CODCr去除率的影響最明顯（其變化幅度較大），這2種金屬濃度為50 mg·L-1時，對系統(tǒng)的處理能力產(chǎn)生很大影響，CODCr去除率均降至50%以下；而Zn和Pb對活性污泥CODCr去除率的影響較小。

圖1 重金屬對活性污泥CODCr去除率的影響Fig.e 1 Effects of heavy metals on removal rate of CODCr of activated sludge

2.1.2 重金屬對活性污泥微生物脫氫酶活性的影響

重金屬濃度與活性污泥脫氫酶活性的 Logistic回歸方程擬合參數(shù)如表1所示，由表可知，4種重金屬與活性污泥脫氫酶活性的Logistic回歸方程均達到極顯著水平（P＜0.01），就 k值而言，Cd和Pb實測值顯著高于Hg和Zn（P＜0.05）；EC50大致表現(xiàn)為 Pb＞Zn＞Cd＞Hg，其中不同重金屬 EC50差異均顯著（P＜0.05）；就b值而言，Hg顯著高于其他重金屬（P＜0.05），而其他3種重金屬差異不顯著（P＞0.05）。

不同重金屬對TF生成量的影響如圖2所示，由圖可知，不同重金屬對TF生成量的影響較大，4種重金屬對活性污泥脫氫酶活性的抑制程度均隨著重金屬濃度的增加而降低，表現(xiàn)為 Cd＞Hg＞Zn＞Pb。此抑制程度大小順序與發(fā)光細菌的發(fā)光強度抑制率大小順序有所不同，Cd對活性污泥脫氫酶活性的抑制作用大于Hg，Pb和Zn的EC50測定結(jié)果稍微偏大。

2.1.3 重金屬對系統(tǒng)SVI的影響

由圖3可知，4種重金屬對活性污泥SVI值隨重金屬濃度的增加而升高，較低濃度重金屬對活性污泥SVI值影響并不大，相同濃度下重金屬對系統(tǒng)SVI的影響大致表現(xiàn)為 Hg＞Cd＞Pb＞Zn。

表1 重金屬濃度與活性污泥脫氫酶活性的Logistic回歸方程擬合參數(shù)Table1 Parameters of Logistic regression equation for heavy metal concentration and dehydrogenase activity

圖2 重金屬濃度對TF生成量的影響Fig.2 Effect of heavy metals concentration on TF generation

圖3 重金屬濃度對SVI的影響Fig.3 Effects of heavy metal concentration on SVI

2.2 重金屬對污泥微生物毒性的影響

2.2.1 重金屬對發(fā)光細菌的毒性的影響

測定了Hg、Cd、Zn和Pb 4種重金屬對發(fā)光細菌的毒性，結(jié)果見圖 4，由圖可知，發(fā)光細菌的發(fā)光強度抑制率與重金屬的對數(shù)呈極顯著的線性相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），即發(fā)光細菌發(fā)光強度隨重金屬對數(shù)濃度的增大而呈下降趨勢。因此，在給定重金屬濃度的情況下，可以根據(jù)劑量-效應(yīng)回歸方程計算發(fā)光細菌的發(fā)光強度抑制率。

通過上述發(fā)光細菌的發(fā)光強度抑制率與重金屬的對數(shù)濃度的線性相關(guān)分析，將重金屬對數(shù)濃度（lg x）和發(fā)光細菌發(fā)光強度抑制率（i）進行回歸分析，得到劑量-效應(yīng)回歸方程和重金屬的EC50（見表2）。由表可知，4種重金屬對發(fā)光細菌發(fā)光強度的抑制程度表現(xiàn)為 Hg＞Cd＞Zn＞Pb。

2.2.2 重金屬對硝化抑制的毒性

重金屬濃度對活性污泥硝化速率的影響見圖5，對實驗結(jié)果進行Monod方程擬合，由圖5可知，4種重金屬對活性污泥硝化速率的抑制程度表現(xiàn)為Cd＞Hg＞Zn＞Pb，與重金屬對活性污泥脫氫酶活性的抑制程度大小順序一致。

2.2.3 重金屬毒性測定結(jié)果的比較

圖4 重金屬對數(shù)濃度與發(fā)光細菌發(fā)光強度抑制率關(guān)系Fig.4 Effect of heavy metals logarithmic concentration on the inhibition rate of luminescent bacteria

表2 重金屬對數(shù)濃度與發(fā)光細菌抑制率的劑量-效應(yīng)回歸分析Table2 Table2 Parameters of Logistic regression equation for heavy metal concentration and dehydrogenase activity

圖5 重金屬濃度對硝化抑制率的影響Fig.5 Effect of heavy metals on the nitrification inhibition rate

圖6 不同重金屬毒性測定方法的測定結(jié)果比較Fig.6 The results of bio-toxicity for four kinds of heavy metals

利用不同重金屬毒性測定方法得到的重金屬毒性結(jié)果不盡相同。由圖6可知，不同測定方法得到的每種重金屬的EC50差異較大，有的甚至差1－5個數(shù)量級，這可能和不同測定方法本身的特點及測定條件有關(guān)。與發(fā)光細菌毒性測定相比，活性污泥脫氫酶毒性和硝化抑制毒性測定的靈敏度有些偏低。就重金屬Hg的EC50而言，發(fā)光細菌毒性、脫氫酶毒性和硝化抑制毒性基本表現(xiàn)為脫氫酶毒性＞發(fā)光細菌毒性＞硝化抑制毒性，其中脫氫酶毒性與發(fā)光細菌毒性差異不顯著（P＞0.05），發(fā)光細菌毒性和硝化抑制毒性差異不顯著（P＞0.05）；就重金屬Cd的EC50而言，基本表現(xiàn)為硝化抑制毒性＞脫氫酶毒性＞發(fā)光細菌毒性，其中不同細菌毒性差異均不顯著（P＞0.05）；就重金屬Zn和Pb的EC50而言，基本表現(xiàn)為脫氫酶毒性＞硝化抑制毒性＞發(fā)光細菌毒性，其中不同細菌毒性差異均顯著（P＜0.05）。

3 討論

本研究中，在不同濃度條件下，4種重金屬均可使污泥系統(tǒng)的 CODCr去除率下降。其中，Cd和Hg對CODCr去除率的影響最明顯（其變化幅度較大），而Zn和Pb對活性污泥CODCr去除率的影響較小，這與 Zn和 Pb在水中的離子形態(tài)有關(guān)，Zn和Pb可與溶液中的OH-結(jié)合，形成各種不具備生物活性的配位化合物。不同重金屬的外層電子排布不同，價態(tài)和離子半徑也有所區(qū)別，這對TF生成量的影響較大，并導(dǎo)致其對活性污泥脫氫酶活性的抑制能力產(chǎn)生較大差異。此外，由圖6可知，4種重金屬對活性污泥脫氫酶活性的抑制程度均隨著重金屬濃度的增加而降低，Cd對活性污泥脫氫酶活性的抑制作用大于Hg，這可能與Hg在溶液中可以形成多種配位化合物，進而影響其生物毒性，而Cd在溶液中通常以Cd2+或穩(wěn)定性較低的絡(luò)合態(tài)存在，不會對其生物毒性產(chǎn)生較大的影響有關(guān)。Pb和Zn的EC50測定結(jié)果有些偏大，可能與這2種重金屬在水中的存在狀態(tài)有關(guān)，Pb和Zn可與溶液中的OH-結(jié)合，形成多種形式的配位化合物，另外由于金屬離子濃度較高時，會導(dǎo)致其與活性污泥顆粒上的H+產(chǎn)生交換，造成溶液 pH升高，OH-濃度升高，從而導(dǎo)致游離態(tài)的重金屬離子濃度降低。因此溶液中的Pb或Zn濃度表征的并不完全是具有生物活性的游離態(tài)離子濃度，故Pb和Zn的EC50測定結(jié)果偏大。

4種重金屬對活性污泥SVI值隨重金屬濃度的增加而升高，當(dāng)重金屬濃度較低時，對活性污泥SVI值影響并不大，其原因可能是：（1）重金屬影響了活性污泥內(nèi)微生物的細胞活性，降低了微生物自身的絮凝作用（鏡檢發(fā)現(xiàn)，重金屬存在時，活性污泥中的菌群發(fā)生變化，可能由于耐毒性較強的絲狀菌的存在使得活性污泥發(fā)生膨脹）；（2）重金屬大量存在時，重金屬可置換出活性污泥中的H+，從而使環(huán)境pH值發(fā)生一定程度的下降，進而使活性污泥的沉降速度變慢（盧培利等，2008）；因此在低濃度條件下，活性污泥 SVI隨重金屬濃度增加變化不大，而高濃度條件下，活性污泥SVI值隨重金屬濃度的增加而顯著增加。4種重金屬對活性污泥硝化速率的抑制程度表現(xiàn)為 Cd＞Hg＞Zn＞Pb，與重金屬對活性污泥脫氫酶活性的抑制程度大小順序一致，這可能和這2種測定方法的受試對象是活性污泥，重金屬對活性污泥產(chǎn)生毒性的機理與發(fā)光細菌有所區(qū)別有關(guān)。活性污泥的硝化速率受重金屬毒性的影響比活性污泥脫氫酶活性更為敏感，而且其影響可量化，便于測定，因此可以作為污水脫氮工藝受重金屬毒性影響的指示指標(biāo)。但因硝化細菌是一類比較敏感的菌群，受各種環(huán)境條件的影響較大，因此活性污泥的硝化速率是否可做為單一的重金屬毒性的終點指示指標(biāo)還有待進一步驗證。

本研究中，不同測定方法得到的每種重金屬的EC50差異較大，有的甚至差 1－5個數(shù)量級，這可能和不同測定方法本身的特點及測定條件有關(guān)（圖6）。與發(fā)光細菌毒性測定相比，活性污泥脫氫酶毒性和硝化抑制毒性測定的靈敏度稍微偏低，這可能和污水處理工藝的實際運行條件有關(guān)，進入污水中的重金屬經(jīng)過各種轉(zhuǎn)化，如沉淀，被有機質(zhì)、礦物質(zhì)吸附或被水中大量無機（Cl-、OH-、NH3）及有機配位體（如腐殖酸）絡(luò)合而導(dǎo)致移動性降低，從而使重金屬的存在形態(tài)和毒性發(fā)生變化，導(dǎo)致重金屬毒性的測定結(jié)果產(chǎn)生偏差（陳同斌等，2003；謝冰，2002）。重金屬使發(fā)光細菌的發(fā)光強度降低，是由于其影響了發(fā)光細菌發(fā)光酶的催化代謝途徑；而重金屬對活性污泥脫氫酶活性的抑制，是由于有機污染物中活化的 H+通過活性污泥的電子傳遞體系傳遞給特定的受氫體的過程受到了影響；而硝化速率受到抑制主要是因為硝化限速步驟氨氧化過程中的氨單加氧酶（AMO）的活性受到了影響（謝冰，2002）。由此可知，重金屬毒性測定方法、毒性評定對象的差異導(dǎo)致評定結(jié)果的差異，因此在實際運用中，應(yīng)當(dāng)根據(jù)具體的工藝原理和毒性評定對象特征，選擇合適的重金屬毒性測定方法。

由以上分析表明，多種重金屬毒性終點指示指標(biāo)均可以提示重金屬對活性污泥微生物的毒性，例如，抑制BOD5或CODCr速率、活性污泥呼吸速率、活性污泥脫氫酶活性、活性污泥硝化速率及其細菌發(fā)光強度等，選擇終點有效的指標(biāo)對重金屬對活性污泥微生物毒性進行評價，這逐漸成為眾多研究學(xué)者的共識。為了正確判斷重金屬對活性污泥微生物毒性的影響，應(yīng)該選擇不同的毒性指標(biāo)進行多組毒性測驗，不能將發(fā)光細菌發(fā)光強度的抑制指標(biāo)作為主要的判斷標(biāo)準(zhǔn)，也不能僅僅追求速度，假如夸大重金屬對污水的處理能力，這將造成處理污水成本大幅度上漲。

4 結(jié)論

（1）4種重金屬均可降低污泥系統(tǒng)CODCr的去除率，其中，Cd和Hg對CODCr去除率的影響最明顯（其變化幅度較大），而 Zn和 Pb對活性污泥CODCr去除率的影響較小。

（2）發(fā)光細菌毒性測定方法的靈敏度最高，測得的重金屬半數(shù)有效濃度（EC50）最低，4種重金屬對發(fā)光細菌發(fā)光強度的抑制程度表現(xiàn)為 Hg＞Cd＞Zn＞Pb，發(fā)光細菌的發(fā)光強度抑制率與重金屬的對數(shù)濃度呈極顯著的負線性相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），即發(fā)光細菌發(fā)光強度隨重金屬對數(shù)濃度的增大而減小。

（3）活性污泥脫氫酶毒性和硝化抑制毒性的測定結(jié)果與發(fā)光細菌毒性測定結(jié)果相比，靈敏度相對較低，重金屬EC50相對較高，活性污泥脫氫酶活性的抑制程度大小順序為 Cd＞Hg＞Zn＞Pb，與測得的活性污泥硝化速率抑制程度大小順序一致，但二者測得的EC50有所差別。

（4）4種重金屬與活性污泥脫氫酶活性的Logistic回歸方程均達到極顯著水平（P＜0.01），活性污泥SVI值隨重金屬濃度的增加而升高，當(dāng)重金屬濃度較低時，重金屬對活性污泥SVI值影響并不大。