代莎莎，包常華

（1.日照職業(yè)技術學院，山東 日照 276826；2.榮成市環(huán)境保護局，山東 榮成 264300）

活性污泥EPS生成的影響因素研究

代莎莎1，包常華2

（1.日照職業(yè)技術學院，山東 日照 276826；2.榮成市環(huán)境保護局，山東 榮成 264300）

研究活性污泥EPS生成量的影響因素，討論了DO、pH值、污泥負荷、溫度、C/N對EPS產(chǎn)生量的影響。實驗結果表明：隨DO升高，產(chǎn)生較多的EPS，多糖、蛋白質含量也隨之緩慢增加；pH值對EPS影響顯著；在低負荷條件下微生物有較慢的生長速率和較高的內源代謝水平，EPS較多；介于10～25℃適宜溫度下或者在C/N為100/10～100/5環(huán)境中，微生物生長效率最高。

EPS；DO；pH值；污泥負荷；溫度；C/N

微生物產(chǎn)生的EPS是活性污泥絮體的主要組成部分，在污水生物處理中起著至關重要的作用。在活性污泥中微生物的生長除了營養(yǎng)外，還需要合適的環(huán)境因子。本實驗研究DO、pH值、負荷、溫度、C/N對EPS產(chǎn)生量的影響，為污水生物處理實際過程中控制EPS的生成量，實現(xiàn)高效生物處理提供必要理論基礎。

1 實驗部分

1.1 實驗廢水

本實驗采用人工配制生活污水，以淀粉、蛋白胨、磷酸二氫鉀、氯化銨、氯化鈣、硫酸鎂及硫酸銅作為碳源和其他營養(yǎng)物質。根據(jù)實驗要求改變進水COD，調節(jié)進水pH。

1.2 實驗裝置

實驗采用SBR反應器，時間控制器及曝氣機，如圖1。SBR有效容積15L，通過流量計調節(jié)曝氣量。試驗運行周期8h，采用瞬間進水→曝氣 （4h）→沉淀（8h）→出水（0.5h）→靜置（0.5h）。

圖1 實驗裝置

1.3 實驗方法

1.3.1 DO對EPS的影響

在實驗正常運行的情況下，保持反應器進水濃度400mg/L，污泥濃度3g/L，pH=7，溫度20℃，控制反應器中DO濃度分別在1，2，3.5，4.5，5.5mg/L情況下，測定EPS的量。

1.3.2 pH值對EPS的影響

在保證實驗穩(wěn)定運行的情況下，控制反應器進水濃度400mg/L，DO3.5mg/L，調節(jié)反應器中的pH值分別為5，6，7，9，MLSS為3g/L，測定EPS、出水COD的量。

1.3.3 污泥負荷對EPS的影響

調節(jié)進水COD濃度分別為200，400，600mg/L，同時保證反應器中污泥的濃度3g/L，pH=7，DO=3.5mg/L，測定EPS、COD的量。

1.3.4 溫度對EPS的影響

在系統(tǒng)正常運行的情況下，控制系統(tǒng)進水濃度400mg/L，污泥濃度3g/L，DO濃度3.5mg/L，測定不同季節(jié)下溫度差和不同溫度下EPS的量。

1.3.5 C/N對EPS的影響

保持反應器中污泥濃度為3g/L，pH=7，DO濃度3.5mg/L，改變進水有機物中C/N，測定EPS的量。

1.4 檢測項目方法

常規(guī)測試項目和方法如表1，特殊測試項目和方法如表2。

表1 常規(guī)測試項目和方法

表2 特殊測試項目和方法

本實驗EPS檢測采用加熱—離心，將預處理的活性污泥在80℃恒溫水浴加熱60min，然后將其在轉速為13000r/min下離心20min，離心后上清液用0.22μm醋酸纖維膜過濾，以總有機碳的量（TOC）表征其含量。通過非色散紅外線吸收差減法測定提取液中TOC的含量。

2 結果與討論

2.1 細菌不同生長階段EPS總量及組成成分的變化

圖2給出了污泥系統(tǒng)中EPS總量及其組分在有機底物降解過程中的變化。由圖2可知，在曝氣初期EPS的量增長較快，EPS總量從209mg/MLSS增加到268mg/MLSS，而隨著曝氣過程的持續(xù)，底物的快速降解，EPS增長緩慢而趨于穩(wěn)定；EPS中多糖含量變化趨勢和EPS變化趨勢相近，變化趨勢較為平緩，運行一個周期內多糖含量從117mg/MLSS增加156mg/MLSS；蛋白質含量與多糖及總量的變化情況略有不同，運行初期蛋白質含量從66mg/MLSS減少到60mg/MLSS，含量略有下降。

圖2 一個周期內EPS量變化

在廢水生物處理中，活性污泥增長曲線可以分為3個時期：對數(shù)生長期、減速生長期和內源呼吸期。在前兩個階段，微生物處于高的F/M狀態(tài)，營養(yǎng)物質豐富，微生物的增長很快，水中的污染物被快速降解，首先達到細胞表面并部分停留在表面，引起EPS的增加；隨著底物濃度的消耗，微生物可利用營養(yǎng)物質急速降低，當?shù)孜餄舛冉档偷阶畹?，營養(yǎng)物質已經(jīng)被耗盡，微生物處于很低的F/M狀態(tài)，即內源代謝期，這時微生物的生長受營養(yǎng)物質的限制，DO值不再增加處于穩(wěn)定狀態(tài)，如圖3，停留在表面而貯積的EPS被細菌的代謝活動進一步分解，或被轉移胞內，合成細胞原生質引起細胞生長，或直接在細胞外被徹底降解二氧化碳和水，而同時隨著內源代謝的進行，大量的細菌發(fā)生自溶，釋放出胞內聚合物，使EPS增加，微生物的絮凝性能也逐漸增強并趨于穩(wěn)定。

圖3 DO變化

污水與活性污泥接觸在較短時間內，有機底物被活性污泥絮凝吸附去除，吸附在微生物細胞表面的有機物，在經(jīng)過數(shù)小時曝氣后，才相繼被攝入微生物體內，曝氣初期多糖含量明顯增多，聚集在細胞表面的多糖要做進一步的運輸或代謝，最終轉入胞內或在胞外分解代謝。而EPS中的蛋白質可能在污泥的吸收和吸附過程中起到載體的作用。高濃度的基質使細菌分泌出較多的胞外酶與基質相結合而被轉移進細胞體內，因此在有機物初期快速降解的過程中，蛋白質的含量略有下降。當進入實驗后期時，細菌所處的條件相對比較穩(wěn)定，大部分細菌在內源呼吸時可能都更多地利用多糖而不是蛋白質，胞外的蛋白質含量基本不變。

2.2 DO對EPS影響

DO對EPS影響如圖4，DO在1～6mg/L變化時，EPS的含量從120mg/MLSS升至250mg/MLSS，多糖、蛋白質的含量也分別由70，40mg/MLSS上升到140，80mg/ MLSS。隨著DO升高，多糖、蛋白質及EPS的含量均緩慢增加，其中多糖增量為蛋白質的2倍。

圖4 DO對EPS影響

在活性污泥系統(tǒng)中，由于傳質阻力的存在，DO及基質在污泥絮體內部存在明顯的濃度梯度。當污泥混合液中DO濃度低于1.0mg/L時，活性污泥絮體難以形成或形成的污泥絮體解體；較高的DO才能保證微生物進行正常的代謝活動，污泥絮體解體釋放的EPS逐漸降低。隨著主體溶液中DO濃度的增加，DO可以穿透到菌膠團中一個更深的厚度，導致菌膠團中好氧區(qū)域的增加，微生物的代謝活動加劇，高含量的DO強化了微生物自產(chǎn)底物的氧化分解，加速了含氮有機物的循環(huán)利用和分解代謝，底物消耗加快，微生物具有較強的新陳代謝能力，通過分泌和自溶產(chǎn)生較多的EPS。

2.3 pH值對EPS影響

表3給出了活性污泥中EPS含量及組成在不同pH條件下的變化情況，可以看出，pH值對EPS的產(chǎn)生有顯著影響。在pH值為5～6的酸性條件下，產(chǎn)生的EPS較低；在pH值為7的中性條件和pH值為8的偏堿條件下，微生物產(chǎn)生的EPS較多；當pH值為8.5～9的堿性條件下，微生物產(chǎn)生的EPS明顯增多，各成分含量增大。

表3 pH值對EPS的影響

微生物的生命活動、物質代謝與pH值密切相關，環(huán)境中pH值對微生物的生命活動影響很大。由于pH值的改變，引起微生物表面的電荷變化，進而影響微生物對營養(yǎng)物的吸收。同時微生物酶在最適宜的pH時才能發(fā)揮最大活性，不適宜的pH值反而使酶的活性降低，進而影響微生物細胞的生物化學過程。不同種屬的微生物生理活動適應的pH值都有一定范圍，在污水生物處理的pH值宜維持在6.5～8.5，過高或過低的pH值對微生物是不利的。pH值在6.5以下的酸性環(huán)境不利于細菌和原生動物生長，尤其對菌膠團不利，菌膠團細菌的減少就會導致活性污泥的吸附能力降低，絮凝性能變差，結構松散不易沉降，甚至導致活性污泥絲狀膨脹。細菌大多數(shù)要求中性和偏堿性，過酸或過堿均不利于EPS的產(chǎn)生。

2.4 污泥負荷對EPS的影響

圖5為在進水有機物濃度不變的情況下，隨著MLSS的升高，污泥的胞外聚合物隨之有所增加，即在污泥負荷越低，EPS含量越大。當MLSS由3000mg/L升高到5000mg/L時，EPS由100mg/MLSS增加到178mg/MLSS。當MLSS較低時，營養(yǎng)物質豐富，微生物活性高、代謝旺盛；隨著MLSS的增加，更多的微生物參加代謝，EPS含量也相應上升。

圖5 MLSS對EPS影響

圖6 EPS變化曲線

在保持污泥濃度不變的情況下，改變進水有機物濃度，如圖6。在底物濃度不同的條件下，進水有機物濃度為500mg/L的污泥混合液，EPS總量的極值出現(xiàn)的時間早，而進水濃度為200mg/L的混合液，代謝產(chǎn)物積累的EPS極值出現(xiàn)相對靠后。EPS總量隨著運行時間的延長先升高，達到最高值后，出現(xiàn)不規(guī)則的上下波動現(xiàn)象，之后由于微生物營養(yǎng)物質的匱乏，微生物以EPS作為碳源和能源進行新陳代謝，EPS的量出現(xiàn)減少趨勢，最終進水濃度為200mg/L的混合液EPS總量較多。

污泥負荷對EPS影響顯著，主要原因：①優(yōu)勢菌種不同。由于進水有機物含量不同，反應器的運行負荷不同，導致不同負荷情況下優(yōu)勢細菌種類不同。不同的菌種，細菌在其生長過程中分泌的胞外聚合物或內源呼吸時自溶產(chǎn)生的胞外聚合物數(shù)量可能有所差別。②在不同的負荷下，細菌的生長狀態(tài)不同。高負荷反應器中由于有機物濃度較高，細菌的營養(yǎng)物較為充足，微生物活動旺盛，細菌處于對數(shù)增長期，產(chǎn)生EPS的極值出現(xiàn)時間早；低負荷反應器中，營養(yǎng)物較為缺乏，底物濃度較小，細菌處于內源呼吸期，代謝產(chǎn)物積累EPS的極值出現(xiàn)相對靠后。

2.5 溫度對EPS影響

在適宜的溫度范圍內，溫度每升高10℃，酶促反應速度就提高1～2倍，微生物的代謝速率和生長速率均可相應提高。在污水生物處理中，參入活性污泥處理的微生物，多屬嗜溫菌，其適宜溫度介于10～45℃。

表4 溫度對EPS的影響

在本實驗中，如表4，當溫度為8℃，EPS的量較高，隨著溫度升高到14℃時EPS的量反而降低，而當溫度繼續(xù)升高至22℃時EPS的量又有所增加。當水溫太低時，能夠減弱甚至破壞微生物的生理活動，導致微生物形態(tài)和生理特性發(fā)生變化，甚至可能使微生物死亡而釋放出胞內聚合物，導致EPS增加；當溫度上到14℃，細菌死亡減少，釋放出的胞內聚合物減少，污泥中的EPS降低，隨著溫度的繼續(xù)上升，EPS的量開始增加。微生物在適宜溫度的條件下，生理活動強勁旺盛，酶促反應速度提高，同時微生物的代謝速率和生長速率較高，由底物的快速降解和細菌分泌導致EPS升高。

2.6 C/N對EPS影響

隨著C/N值的提高，當C/N值從100/10升高至100/5時，EPS量隨之增加，各種成份的含量變化并不大；當C/N值進一步升高至100/2.5時，此時污泥發(fā)生絲狀菌膨脹，沉降性能變差，EPS中各種成分的含量有了較大變化；當C/N值為100/0這種極限狀態(tài)時，由于過量的碳源存在，使微生物不能充分利用而轉變?yōu)槎嗵穷惏赓A存物，此時反應器內污泥EPS中各種成分的含量均有不同程度的增大，污泥發(fā)生嚴重的高黏性膨脹。C/N對EPS影響如圖7。

圖7 C/N對EPS影響

由此可見，基質中C/N值對EPS及其各組分含量影響較為顯著，在C/N為100/10～100/5環(huán)境中，營養(yǎng)物質基本能夠滿足微生物生長需要，微生物生長效率最高。在C/N為100/2.5環(huán)境中，絲狀菌開始大量生長，并逐漸成為優(yōu)勢菌種，并且由于進水中氮營養(yǎng)基質不足，污泥活性降低。Delia等人認為細菌與絲狀菌在低基質的條件下進行競爭，導致了一些形成絮體的細菌死亡解體，另外營養(yǎng)不足降低了微生物的同化作用，使絮體中死亡微生物增加，而絮體中死亡細菌的增加及細胞自溶導致了EPS中蛋白質、多糖含量的增加。當進水基質中不再有氮營養(yǎng)物質時，由于過量的碳源存在，使微生物不能充分利用而轉變?yōu)槎嗵穷惏赓A存物，因此EPS總量及多糖含量進一步升高。

3 結語

（1）DO在從1mg/L升到6mg/L時，EPS及其主要組成部分多糖、蛋白質的含量分別從120，70，40mg/MLSS升至250，140，80mg/MLSS。隨著DO升高，微生物具有較強的新陳代謝能力，通過分泌及自溶產(chǎn)生較多的EPS，多糖、蛋白質的含量也隨之緩慢增加，但在不同DO情況下，EPS各組成成分比例變化不大。

（2）當pH值從5升到9時，EPS的量從150mg/MLSS升到250mg/MLSS。pH值在酸性條件下，不利于活性污泥菌膠團細菌的生長，大量細菌死亡，污泥絮凝性較差。pH值為中性或偏堿性環(huán)境下，污泥活性最好，絮體結構密實，污水處理效果好。pH值為8.5～9時，污泥中微生物不適應堿性環(huán)境，細菌自溶而釋放大量胞外聚合物，EPS的量增加。

（3）污泥負荷對污泥EPS影響很大，隨著污泥負荷減小，EPS明顯增加。在低負荷條件下微生物有較慢的生長速率和較高的內源代謝水平，大量的細胞發(fā)生自溶，EPS較多。在高負荷條件下，可以利用的碳源沒有被完全消耗完，多余的基質可以轉化為胞內貯存顆粒儲存在體內，EPS總量相對較少。

（4）介于10～25℃適宜溫度下，有利于微生物的生長，微生物的代謝和生長速度較高，污泥中EPS的量隨著溫度的升高而增加；而當水溫低于10℃時，不適宜微生物生長，由于微生物大量死亡釋放出大量的胞內聚合物，EPS的量增多。

（5）隨C/N的增加，EPS及其主要成分均有一定程度的增加。當進水中過量的碳源存在，氮營養(yǎng)基質不足時，活性污泥絮體中死亡細菌的增加及細胞自溶導致了EPS中蛋白質、多糖含量的增加。

［1］Antonio D.B.Composition， fate， and transformation of extracellular polymers in wastewater and sludge treatment process［D］.Cornell University，2000.

［2］方亮，張麗麗，蔡偉民.活性污泥胞外聚合物提取方法比較［J］.環(huán)境科學與技術，2006，29（3）：46-50.

［3］羅曦，雷中方，劉翔.胞外聚合物的提取、組成及其對污泥性質的影響［J］.城市環(huán)境與城市生態(tài)，2005，18（5）：38-42.

［4］王喧，季民，王景風，等.好氧顆粒污泥胞外聚合物提取方法研究［J］.中國給水排水，2005，21（8）：91-93.

［5］Delia Teresa Sponza.Extracellular polymer substances and physicochemical properties of flocs in steady and unsteady state activated sludge systems［J］.Process Biochemistry，2002，37：983-998.

（責任編輯：尹健婷）

Study on influence factors of EPS in activated sludge

DAi Sha-sha1，BAO Chang-hua2
（1.Rizhao Polytechnic Institute，Rizhao 276826，China；2.Rongcheng Environmental Protection Agency，Rongcheng 264300，China）

The topic obtained from the influence factor of the EPS，discussed the influence of DO、pH、the loading rate、temperature and C/N on the quantity of the EPS.The results show that the microorganism produced more EPS when DO increased gradually in the process，carbohydrate and protein increased individually；The role of pH was clear；Under the low condition，the microorganism had slower growth rate and higher endogenous metabolism，EPS became more；Growth of the microorganism was highest under the temperature between10℃～25℃or under C/N in100/10～100/5.

EPS；DO；pH；loading rate；temperature；C/N

X703

：B

：1672-9900（2017）02-0001-05

2017-01-16

代莎莎（1981-），女（漢族），山東日照人，講師，主要從事市政工程方向研究，（Tel）13863336672。