按照先前的研究得出本研究的结果，在本次研究中，在相同的实验条件下（基质、泥龄、驯化的生物量）研究Cr（VI）对异养细菌动力学的影响。在这项研究中，1 mg L-1的Cr（VI）所引起的生物量产率（YH）及异养微生物值略有下降，而在Cr（VI）浓度等于或大于10 mg L-1时观察到显著抑制现象[3]。

比较在硝化过程和对亚硝酸盐阳离子的去除效率和CODdis的去除效率，从该研究中获得的Cr（VI）的效果，我们可以知道硝化微生物的敏感程度似乎远远超过异养微生物的Cr（VI）。硝化细菌更高的灵敏度主要是归因于两种自养的硝化细菌即亚硝化单胞菌属和硝化菌，而COD去除率由多种微生物来执行。由于硝化细菌生长速度缓慢，仅在极少数的混合液中存在，和异养菌相比，即使是由重金属污染引起小幅度的增长率降低，也可能会导致硝化作用的抑制[29]。

3.4 Cr（VI）对活性污泥絮体形态和絮状分布的影响

在实验过程的前40天，在这两个反应器中活性污泥絮凝物尺寸分布和结构是相似的（图2A），其特征在于通过在絮凝物结构的长丝效果类似（长丝丰度：1.5-2），并提供足够的悬浮固体（SVI：60-65 mLg-1）。启动时，连续使用易生物降解底物（乙酸）作为唯一碳源，导致丝状物丰度逐步增加，并造成控制系统（装置A）中活性污泥膨胀。其结果是，污泥沉降逐渐恶化，SVI值在第61，第85和第109天分别增加至200，490和835 mL g-1（图3），而丝状菌丰度提高到4.5-5.5。微观调查发现，占主导地位的是浮游球和辅助长丝类型，在实验室的活性污泥单元经常观察到，这些丝状微生物似乎受到易溶的代谢底物的青睐[30,17]。

图.2絮大小分布：（a）适应期; （b）在3 mgL-1的Cr（VI）在活性污泥厂B的存在;（c）在在活性污泥处理器中添加5 mgL-1的Cr（VI）。

相反，未在活性污泥系统（B反应器）中观察到污泥膨胀。在实验过程的第40天，SVI值和长丝丰度的两个系统是相似的（图3）。Cr（VI）负荷增加至3 mgL-1会降低丝状微生物（长丝丰度：0.5）的浓度，并造成实验系统B中活性污泥絮凝物规模迅速下降（图2b）。B反应器污泥的特征是相当密集的并存在更多絮凝物。活性污泥絮凝物迅速产生具有低SVI（30 mL g-1）的絮凝物（图3）和一个高度浑浊流出物。在Cr（VI）的浓度高于3 mg L-1时由于随出水悬浮固体的逃逸，出水COD值增加。Cr（VI）的进一步增加至5 mg L-1导致了活性污泥絮凝物尺寸更大程度的减少（图2c），丝状微生物的完全不存在，并在该混合液在自由分散细菌群显着的增加。

停止Cr（VI）的添加没有遵循系统的恢复规律，如B反应器出水悬浮固体浓度仍然很高（图4）。在控制系统中（A反应器）中施加2天5 mg L-1的Cr（VI）的冲击负荷而获得类似的反应。长丝丰度减少，SVI值从500降到85 mg L-1（图4，第120天）。

人们普遍认为，在沉淀池中的固体清除效率直接依赖于絮凝物的大小和结构[31,32,33]。影响活性污泥絮凝物的粒度分布的各种工艺参数，如固体保留时间[34]，有机负荷[35]和DO浓度[16]已经被报道。参照重金属对活性污泥絮凝物类似的观察，在这项研究中，已经报道的有汞，镉，锌，和铜[36,7]。

基于微观观察和絮状物粒度分布的测定，有人指出，Cr（VI）的存在，最初受影响的是微生物丝状的丰度。丝状微生物被认为是形成活性污泥絮凝物的“骨架”，其上的絮凝物形成的细菌是通过胞外聚合物[37]的方法固定。到目前为止，Cr（VI）对丝状微生物的影响还没有被研究。相比其他重金属，Shuttleworth和UNZ [25]报道絮状物形成的微生物没有丝状微生物对金属毒性敏感。这种现象可能是由于丝状菌从活性污泥絮凝物向外延伸的毛状体渗入大量的水，以这种方式，它们与废水成分接触，包括有毒化合物，这样比嵌入在絮凝物中更容易和微生物接触。