李 冬，吳 青，梁瑜海，蘇慶嶺，張金庫，衛(wèi)家駒，張 杰，2

(1.水質科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業(yè)大學)，100124北京;2.城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室(哈爾濱工業(yè)大學)，150090哈爾濱)

胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)是在一定環(huán)境條件下由微生物分泌于體外的高分子聚合物，其組分以多糖、蛋白質為主，質量分數(shù)約占污泥中總有機質的50%～90%，是細胞和水分外第3大類活性污泥組成物質［1］.EPS直接分散于污泥絮體的間質中，這種特殊位置決定了EPS必然影響污泥的特性.有研究［2-3］報道了EPS中的多糖、蛋白質等大分子物質對活性污泥疏水性和絮凝沉降性能的影響.此外，胞外聚合物假說是目前比較流行的顆粒污泥形成假說［4-5］，Ross［6］提出細胞通過 EPS 的架橋作用連接在一起，從而形成了顆粒污泥.因此，EPS在絮狀污泥顆粒化過程中具有重要作用.EPS組成及質量分數(shù)的變化與進水基質及基質中營養(yǎng)物質水平密切相關［7］.廢水中基質不同，活性污泥系統(tǒng)中優(yōu)勢菌種種類不同，細菌分泌的EPS產量和成分也不同.D.T.Sponza［8］發(fā)現(xiàn)釀酒、城市污泥 EPS 以蛋白質為主，化學、皮革、染料3種污泥EPS中蛋白質和核酸質量分數(shù)相差不大.基質中碳氮比、碳磷比及K、Ca、Mg、Fe等元素質量分數(shù)影響著EPS的產生.周玲君等［9］研究的亞硝化污泥比普通污泥中的EPS質量分數(shù)高，且多糖與蛋白質比值較低.

目前國內外關于EPS的研究主要集中在EPS的組成成分、物理化學性質以及改變污泥特性等方面［10-13］.本研究在已有研究的基礎上，采用SBR反應器在室溫(18～20℃)環(huán)境下，系統(tǒng)研究了氨氮質量濃度和基質類型對EPS質量分數(shù)及其組分的影響，以期探索形成顆粒污泥的最佳水質條件，研究EPS對污泥特性的影響，為其在城市污水處理中取得更好的效果提供基礎數(shù)據與技術支持.

1 實驗

1.1 實驗裝置

采用6個完全相同的SBR反應器，均由有機玻璃制成，高18 cm，內徑10 cm，有效容積為1 L，反應器換水比為50%.反應器底部安裝內徑為8 cm的曝氣環(huán)進行微孔曝氣，由氣泵及氣體流量計控制曝氣強度，并利用六連攪拌機的攪拌裝置使菌種與基質充分接觸混勻.

1.2 接種污泥及實驗用水

接種污泥采用氨氮質量濃度為200 mg/L配水啟動成功的亞硝化污泥，亞硝化率達90%以上.每個反應器接種的污泥量約4 g.實驗用水1#-5#為人工配水，6#為某大學家屬區(qū)實際生活污水.人工配水中以(NH4)2SO4、KH2PO4為營養(yǎng)物質，NaHCO3為無機碳源，葡萄糖為有機碳源.各反應器具體水質見表1.

表1各反應器實驗水質 mg·L-1

1.3 實驗方法及控制條件

采用SBR的運行方式，包括瞬時進水、攪拌(80 r/min)、曝氣(DO 為 0.3～0.5 mg/L)、沉淀(20 min)、排水(2 min).SBR反應器成功運行后，對活性污泥循環(huán)進行加水(自來水)—攪拌—沉淀—排水過程，將反應器中上次運行周期殘留的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD淘洗干凈后重新進行SBR運行，每天運行1～2周期.溫度為室溫18℃左右，各反應器進水pH為7.4～7.8，運行中攪拌速度為80 r/min.

以氨氧化率達60%～65%確定各反應器的反應時間.為比較不同底物條件亞硝化活性污泥分泌EPS的量，具體操作方法為:在各反應剛剛結束未靜置前取泥水混合液并做3個平行樣，立刻進行EPS的提取和多糖、蛋白質質量分數(shù)的測定，取3個平行樣的平均值作為不同基質條件下EPS(多糖、蛋白質)的質量分數(shù).為比較不同反應時期亞硝化活性污泥分泌EPS的量，具體操作方法為:于各反應器不同時期(進水15 min、氨氮氧化60%、氨氮氧化100%、饑餓17 h)分別取泥水混合液并做3個平行樣，提取其中的EPS后進行EPS(多糖、蛋白質)的測定，取3個平行樣的平均值作為各反應時期EPS(多糖、蛋白質)的質量分數(shù).為考察EPS質量分數(shù)對污泥沉降性的影響，在各反應剛剛結束未靜置前取泥水混合液，進行沉降性SVI的測定.

1.4 分析項目與監(jiān)測方法

DO、T、pH均采用WTW便攜測定儀測定，MLSS采用MODEL711手提式測定儀測定，COD采用COD快速測定儀測定.水樣分析中測定采用納氏試劑光度法測定采用N-(1-萘基)乙二胺光度法，NO3--N測定采用紫外分光光度法.亞硝化率、氨氧化率按下式計算:

式中:ΔρNO-2-N為進出水亞硝酸鹽氮的質量濃度差，mg/L;ΔρNO-3-N為進出水硝酸鹽氮的質量濃度差，mg/L;ΔρNH+4-N為進出水氨氮的質量濃度差，mg/L;ρNH4+-N為進水氨氮質量濃度，mg/L.

EPS的提取分為物理提取法、化學提取法、物理法和化學法聯(lián)用的組合方法［14］.為最大限度地提取細胞表面的EPS，且對細胞不破壞或破壞程度最小，本實驗采用了高速離心-超聲波-熱提取的物理聯(lián)合法.首先取泥水混合樣品于10 mL離心管中，室溫下用離心機以5 000 r/min離心15 min，倒掉上清液，加入適量磷酸鹽緩沖溶液，將污泥稀釋至原體積，之后將污泥搖散后超聲處理3 min，80℃水浴30 min(每隔10 min左右將泥搖勻一次)，最后用離心機5 000 r/min離心15 min，取上清液測定多糖、蛋白質質量分數(shù)，剩余污泥測定MLSS.EPS中多糖質量分數(shù)的測定采用苯酚-硫酸比色法［15］，蛋白質質量分數(shù)的測定采用考馬斯亮藍法［16］.SVI為混合液沉淀30 min后污泥容積(mL)與污泥干質量比(g).

2 結果與討論

2.1 氨氮質量濃度對污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)的影響

在控制溫度、pH、DO等運行條件相同的情況下，1#、2#、3#、4#反應器進水設計不同的氨氮質量濃度，對比各氨氮水平下亞硝化污泥系統(tǒng)中的EPS質量分數(shù).圖1為4個反應器反應結束時EPS質量分數(shù)的對比，圖2為不同氨氮質量濃度對多糖與蛋白質比值的影響.

圖1 氨氮質量濃度對污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)的影響

如圖 1 所示，1#、2#、3#、4#反應器的氨氮質量濃度為 60，200，600，1 000 mg/L，其多糖質量分數(shù)分別為 11.766，22.777，24.744，24.443 mg/g，隨氨氮質量濃度的增加，多糖質量分數(shù)整體呈逐漸增大的趨勢，氨氮質量濃度在60～200 mg/L時，蛋白質隨氨氮質量濃度增大而增大，之后蛋白質質量分數(shù)隨氨氮質量濃度增大呈降低趨勢.由圖2可以看出，氨氮質量濃度在60～1 000 mg/L時，多糖與蛋白質的比與氨氮質量濃度顯著線性相關，隨著氨氮質量濃度增加，比值增加.

圖2 氨氮質量濃度對多糖與蛋白質比的影響

分析認為，1#、2#、3#、4#反應器中基質相同、控制條件相同、活性污泥系統(tǒng)中優(yōu)勢菌種種類相同，細菌分泌的EPS產量和成分的不同主要取決于氨氮質量濃度.研究表明，EPS的組成物質中只有多糖是胞外合成的，而蛋白質、脂類物質是從胞內分泌出來的［17］，因此，多糖的質量分數(shù)受微生物代謝活性和基質兩方面影響，而蛋白質質量分數(shù)主要受微生物代謝活性影響.本研究中氨氮質量濃度在60～200 mg/L時，隨著氨氮質量濃度增加，多糖和蛋白質質量分數(shù)均明顯增加，主要是細菌可利用的基質增多，微生物處于較高的食物/微生物(F/M)條件下，細胞合成量大，增殖速率升高，細菌數(shù)量逐漸增多，代謝增強，此時細菌分泌的 EPS 量 較 高［18］.氨 氮 質 量 濃 度 為 600，1 000 mg/L，游離氨分別達 14，25 mg/L，高游離氨對AOB菌活性有一定的抑制作用，細菌活性降低，因此，蛋白質的量又呈減少趨勢，EPS量無增加趨勢.

有研究表明［19-20］，多糖與蛋白質比的降低可以促進絮狀污泥之間相互聚集，形成顆粒污泥.因為蛋白質與多糖比值的增加提高了污泥的相對疏水性.根據熱動力學原理，污泥相對疏水性的增加將導致表面Gibbs能的降低，污泥間的親和力增強，進而形成一個致密的結構，進一步促使凝聚成團的污泥脫離水相［21］;另外，蛋白質中氨基等正電官能團產生的正電荷能夠中和多糖中羧基等負電官能團產生的負電荷，降低污泥表面的負電荷及污泥間的靜電斥力，有利于污泥間相互接近聚集形成穩(wěn)定的顆粒結構.

綜上，氨氮質量濃度在60～200 mg/L時，EPS質量分數(shù)隨氨氮質量濃度增大而增大，氨氮質量濃度超過200 mg/L時，EPS質量分數(shù)無明顯增加趨勢;隨著氨氮質量濃度的增加，多糖與蛋白質比呈線性增加趨勢.實際應用于亞硝化污泥的顆粒化過程中，初期亞硝化污泥純化過程宜選擇較高的氨氮質量濃度，形成較高游離氨抑制NOB菌，純化亞硝化污泥，但是過高的游離氨質量濃度也會對AOB菌有一定的抑制作用.結合本實驗氨氮質量濃度在200 mg/L左右即可實現(xiàn)亞硝化污泥的純化，后期污泥顆?；^程應適當降低氨氮質量濃度為60～200 mg/L，因為氨氮質量濃度的降低可以減小多糖與蛋白質的比值，從而促進絮狀污泥之間相互聚集形成顆粒.因此，后期應適當降低氨氮質量濃度，快速實現(xiàn)亞硝化污泥的顆?；?

2.2 基質類型對污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)的影響

關于基質類型對污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)的影響，設計了1#、5#、6#反應器，氨氮質量濃度均為60 mg/L左右.1#不含有機物，6#為生活污水，5#模擬生活污水，加入葡萄糖作為有機物，5#、6#進水COD均在280 mg/L左右.圖3為3個反應器反應結束時污泥系統(tǒng)中EPS組分的質量分數(shù)及多糖與蛋白質比的對比圖.可以看出，3個反應器中EPS產量和成分明顯不同.人工配水以葡萄糖為有機物的5#和以生活污水為基質的6#污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)均明顯高于不含有機物的1#.其中5#系統(tǒng)中多糖質量分數(shù)最高，6#系統(tǒng)中蛋白質質量分數(shù)明顯高于其他反應器，多糖與蛋白質比明顯低于其他反應器.

圖3 基質類型對亞硝化污泥系統(tǒng)中EPS組分的質量分數(shù)及其比值的影響

分析認為，廢水中基質類型不同使得活性污泥系統(tǒng)中優(yōu)勢菌種種類不同，細菌分泌的EPS產量和成分不同.一方面，5#、6#中有機物的加入使得菌種種類及菌量增多，可以分泌更多的EPS.另一方面，COD的存在會使含碳基質轉化為胞內儲存粒子和在EPS中積累的胞外高分子，使EPS質量分數(shù)增加，故5#、6#污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)均高于1#.5#污泥系統(tǒng)中多糖水平較高，原因是以葡萄糖為有機物的配水中含有大量的碳水化合物，使多糖成為活性污泥的主要成分.6#污泥系統(tǒng)中蛋白質水平較高，可能是由于城市污水可生化性較好，含有大量可生物降解的有機物，并且微生物對廢水中可生物降解有機物的降解和攝取可以導致分泌大量蛋白質，因此，6#蛋白質水平高于其他反應器，多糖與蛋白質比明顯低于其他反應器.

綜上，亞硝化污泥的EPS明顯受基質類型的影響:廢水中含有機物的污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)明顯高于相同氨氮質量濃度、不含有機物質的污泥系統(tǒng);廢水中以葡萄糖為有機物的污泥系統(tǒng)EPS組分中多糖質量分數(shù)偏高，以生活污水為基質的污泥系統(tǒng)EPS組分中蛋白質質量分數(shù)偏高，多糖與蛋白質的比值明顯偏低.國內外研究表明［19-20］，多糖與蛋白質比的降低可以促進污泥顆?；?，因此，將基質類型對EPS質量分數(shù)的影響應用于污泥的顆?；陨钗鬯疄榛|的污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)較高，多糖與蛋白質比較低，生活污水更利于亞硝化污泥的顆?；?

2.3 各反應時期亞硝化污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)的變化

以1#反應器為例分析不同階段污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)的變化，結果見圖4.可以看出，由進水15 min、氨氮氧化60%至氨氮完全氧化時，多糖質量分數(shù)分別為 9.890，11.766，13.982 mg/g，蛋白質質量分數(shù)分別為 3.061，3.442，4.428 mg/g.多糖、蛋白質質量分數(shù)均呈逐漸增加趨勢.而當無基質靜置饑餓17 h時，多糖、蛋白質質量分數(shù)分別降至 7.673，1.200 mg/g，多糖、蛋白質質量分數(shù)均明顯減少.多糖與蛋白質比在有氨氮存在時均在3.1～3.4，無明顯變化，但在靜置饑餓 17 h后比值增至6.4，表明在環(huán)境中營養(yǎng)饑餓時首先減少EPS中的蛋白質.原因可能是反應時期，微生物處于較高的食物/微生物(F/M)條件，微生物的代謝速率和生長速率均很高，此時主要由細菌的分泌導致EPS質量分數(shù)增加.而饑餓期，初期由于沒有底物基質的存在，營養(yǎng)缺乏使得微生物處于較低的代謝活性.隨著饑餓期的延長，微生物逐漸進入休眠或內源呼吸階段，積累的EPS中多糖、蛋白質等大分子物質又充當為細菌的碳源或能源被消耗，因此，在靜置饑餓17 h后，EPS中多糖、蛋白質質量分數(shù)明顯降低.張云霞等［22］的研究也證明了EPS可以被處于饑餓狀態(tài)的其產生者和其他微生物降解，與本實驗的研究結果相符.

圖4 典型亞硝化污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù)的變化

綜上，EPS可以抵御反應系統(tǒng)內惡劣環(huán)境對細胞的危害，在外部基質缺乏時充當碳源和能源物質，維持細胞的正常生命活動.對于亞硝化污泥系統(tǒng)，饑餓會導致多糖與蛋白質比值增大，不利于絮狀污泥之間相互聚集.因此，應用到亞硝化污泥的顆?；^程時，應避免長時間的靜置饑餓，相比SBR的靜置饑餓期，連續(xù)流更有利于亞硝化污泥的顆?；?

2.4 EPS對污泥沉降性的影響

EPS影響活性污泥絮體的物化性質，如絮體密度、絮體顆粒大小、表面面積、電荷密度、結合水質量分數(shù)和疏水性，而這些物化性質是反映活性污泥沉降性能的重要指標.6組反應器的EPS質量分數(shù)與SVI的關系如圖5.可以看出，隨EPS質量分數(shù)增大，SVI整體呈逐漸減小趨勢.EPS質量分數(shù)從 15.207 mg/g 增加到 38.511 mg/g，SVI由175.610 mL/g 降至 74.074 mL/g.原因為:一方面，EPS架橋學說認為，當EPS中高分子物質與微生物接觸時，EPS中含線性或分支狀長鏈結構的活性基團借助離子鍵、氫鍵、配位鍵等與微生物細胞結合形成三維網狀結構的絮凝體，有利于污泥沉降;另一方面，多糖、蛋白質等疏水性聚合物的疏水基團或疏水側鏈與微生物細胞表面的疏水性區(qū)域出于避開水的需要而被迫接近，形成更大比表面積的空間三維間質復合物.以上兩種學說均支持EPS對活性污泥絮凝沉降有促進作用，與本研究結果相符.

綜上，EPS質量分數(shù)的增加有利于污泥的沉降.應用于亞硝化污泥的顆?；^程，3#、4#、6#反應器系統(tǒng)中污泥的沉降性好.但對于顆粒形成，絮狀污泥之間的相互聚集及污泥的良好沉降性都是重要因素.在2.1節(jié)中，2#反應器多糖與蛋白質比較低利于污泥相互聚集，3#、4#反應器的污泥沉降性好.而2.2節(jié)以生活污水為基質的6#系統(tǒng)中，多糖與蛋白質比較低有利于污泥之間的相互聚集，且污泥沉降性好，因此，含有機物的生活污水更有利于亞硝化污泥的顆?；?

圖5 EPS質量分數(shù)與污泥容積指數(shù)SVI的關系

3 結論

1)氨氮質量濃度影響污泥系統(tǒng)中EPS質量分數(shù).氨氮質量濃度在60～200 mg/L時，EPS質量分數(shù)隨氨氮質量濃度增大而增大.氨氮質量濃度超過200 mg/L時，EPS質量分數(shù)無明顯增加趨勢.且EPS組分中多糖與蛋白質的比與氨氮質量濃度線性相關，其R2為0.972 3.亞硝化污泥的顆?；^程，初期宜選擇200 mg/L的氨氮質量濃度，形成較高游離氨抑制NOB菌，純化亞硝化污泥.后期應適當降低氨氮質量濃度為 60～200 mg/L，以降低多糖與蛋白質的比，從而快速實現(xiàn)亞硝化污泥的顆粒化.

2)污泥的EPS明顯受基質類型的影響.氨氮質量分數(shù)相同的情況下，以含有機物的廢水為基質的活性污泥比單純以含氨氮的廢水為基質的活性污泥能分泌更多的EPS.廢水中以葡萄糖為有機物的污泥系統(tǒng)EPS組分中多糖質量分數(shù)偏高，以生活污水為基質的污泥系統(tǒng)EPS組分中蛋白質質量分數(shù)偏高，多糖與蛋白質的比明顯偏低，因此，生活污水更利于亞硝化污泥的顆?；?

3)EPS中蛋白質和多糖均具有可生化降解性，在外部基質缺乏時可以充當碳源和能源物質，維持細胞的正常生命活動.但饑餓會導致污泥系統(tǒng)中多糖與蛋白質的比升高，不利于亞硝化污泥的顆?；?

4)EPS質量分數(shù)影響污泥沉降性.EPS質量分數(shù)增大，SVI呈逐漸減小趨勢.對于顆粒污泥形成，絮狀污泥之間的相互聚集及污泥的良好沉降性都是重要影響因素.

［1］FRLUND B，PALMGREN R，KEIDING K.Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin［J］.Water Research，1996，30(8):1749-1758.

［2］YANG Shufang，LI Xiaoyan.Influences of extracellular polymeric substances(EPS)on the characteristics of activated sludge under non-steady-stateconditions［J］.Process Biochemistry，2009，44(1):91-96.

［3］馬興冠，紀文娟，江濤，等.生活污水處理中胞外聚合物對活性污泥絮凝沉降性的影響［J］.過程工程學報，2013，13(2):207-211.

［4］崔成武，紀樹蘭，高景峰，等.好氧顆粒污泥的形成機理［J］.水處理技術，2006，32(2):13-15，19.

［5］易誠，湛含輝，程勝高，等.好氧顆粒污泥顆?；芯窟M展及發(fā)展趨勢［J］.環(huán)境科學導刊，2007，26(5):1-6.

［6］ROSS W R.The phenomenon of sludge pelletisation in the anaerobic treatment of a maize processing waste［J］.Water S AFR，1984，10(4):197-204.

［7］KIFFR J.A study on the factors affecting bioflocculation in theactivated sludge process［J］.Water Pollution Control，1978，77(4):464-470.

［8］ SPONZA D T.Investigation of extracellular polymer substances(EPS)and physicochemical properties of different activatedsludge flocsunder steady-state conditions［J］.Enzymeand Microbial Technology，2003，32(3/4):375-385.

［9］周玲君，楊朝暉，羅遠玲，等.常溫下亞硝化活性污泥的馴化及其特征［J］.中國給水排水，2011，27(7):10-14.

［10］ CIGDEM E， KEVINJK， RONALD L D.Characterization ofsoluble organic matter ofwaste activated sludgebeforeand afterthermalpretreatment［J］.Water Research，2006，40(20):3725-3736.

［11］TIAN Yu，ZHENG Lei，SUN Dezhi.Functions and behaviors of activated sludge extracellular polymeric substances(EPS):a promising environmental interest［J］.Journalofenvironmental Sciences(China)，2006，18(3):420-427.

［12］ANTONIO D B.Composition，fate and transformation of extracellular polymers in wastewater and sludge treatment processes［D］.USA:Cornell University，2000.

［13］LI Xiaoyan， YANG Shufang.Influence of loosely boundextracellular polymeric substances(EPS)on the flocculation，sedimentation and dewaterability of activatedsludge［J］.Water Research，2007，41(5):1022-1030.

［14］嚴杰能，許燕濱，段曉軍，等.胞外聚合物的提取與特性分析研究進展［J］.科技導報，2009，27(20):106-110.

［15］徐曉飛，陳健.多糖質量分數(shù)測定的研究進展［J］.食品科學，2009，30(21):443-448.

［16］路蘋，于同泉，王淑英，等.蛋白質測定方法評價［J］.北京農學院學報，2006，21(2):65-69.

［17］吳昌永，王然登，彭永臻.污水處理顆粒污泥技術原理與應用［M］.北京:中國建筑工業(yè)出版社，2011.

［18］李久義，左華，欒兆坤，等.不同基質條件對生物膜細胞外聚合物組成和質量分數(shù)的影響［J］.環(huán)境化學，2002，21(6):546-551.

［19］張麗麗，陳效，陳建孟，等.胞外多聚物在好氧顆粒污泥形成中的作用機制［J］.環(huán)境科學，2007，28(4):795-799.

［20］廖青，李小明，楊麒，等.好氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)以及胞外多聚物對顆?；挠绊懷芯浚跩］.工業(yè)用水與廢水，2008，39(4):13-19.

［21］LIU Y，YANG S F，QIN L T，et al.A thermodynamic interpretation of cell hydrophobicity in aerobic granulation ［J］. Applied Microbiology and Biotechnology，2004，64(3):410-415.

［22］張云霞，季民，李超，等.好氧顆粒污泥胞外聚合物(EPS)的生化性研究［J］.環(huán)境科學，2008，29(11):3124-3127.