胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是污泥所處的基質(zhì)及細(xì)胞新陳代謝分泌的高分子化合物, 主要成分為多糖、蛋白質(zhì)、核酸、腐殖酸(Neyens et al., 2004).EPS能夠?yàn)榧?xì)菌細(xì)胞抵御環(huán)境的驟變(如pH、溫度、鹽度)提供保護(hù)層, 并且能夠在細(xì)胞饑餓狀態(tài)時(shí)作為碳源和能量(Flemming et al., 2001).根據(jù)與細(xì)胞的結(jié)合程度, EPS可分為溶解性EPS, 松散型EPS(LB-EPS), 緊密型EPS(TS-EPS).值得注意的是：不同污泥的顆粒類型不同, 關(guān)于松散和緊密型EPS的界限不明確(Li et al., 2007).EPS作為活性污泥的主要組成部分, 為細(xì)胞的生長(zhǎng)提供環(huán)境, 同時(shí)也影響污泥的表面特性、生物絮凝、沉降性能和脫水性能(Wilen et al., 2003a; Yu et al., 2009; Liao et al., 2001).

　　活性污泥法處理工藝中經(jīng)常出現(xiàn)污泥沉降性能變差的現(xiàn)象, 直接影響二沉池泥水分離和出水效果(Martins et al., 2004; Wang et al., 2014; Leal et al., 2016).有研究表明：EPS的含量與SVI呈正比, 不利于污泥的沉降(Jin et al., 2003; 周建等, 2004); 也有研究者認(rèn)為, EPS的存在有助于提高活性污泥的沉降性能(Akkache et al., 2013); 還有部分研究者認(rèn)為EPS與污泥沉降性能相關(guān)性不強(qiáng)(Liao et al., 2001).迄今為止, EPS與活性污泥沉降性能相關(guān)性說法不一.EPS對(duì)活性污泥的絮凝性能有重要影響, 而良好的絮凝性能亦有助于提高活性污泥的沉降性能.因此, EPS組分、含量與工藝運(yùn)行條件、污泥沉降性能的相關(guān)性分析有助于城市污水處理廠取得穩(wěn)定的泥水分離效果.

　　EPS組分及含量的變化與污水處理系統(tǒng)的進(jìn)水基質(zhì)有著密切的關(guān)系, 隨著廢水基質(zhì)營(yíng)養(yǎng)水平的不同, 污泥系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)菌種也不同, 進(jìn)而影響著細(xì)菌分泌的EPS產(chǎn)量(曹秀芹等, 2010).EPS的促進(jìn)絮凝沉降的性能有助于減少懸浮顆粒、去除有機(jī)物及提高出水水質(zhì)(More et al., 2014).然而, 關(guān)于我國(guó)城市污水處理廠運(yùn)行條件及環(huán)境因素對(duì)EPS影響的相關(guān)研究報(bào)道較少, 多數(shù)研究集中在小試反應(yīng)器中的活性污泥.本研究選取國(guó)內(nèi)城市污水處理廠的活性污泥為研究對(duì)象, 采用統(tǒng)計(jì)分析學(xué)方法探討胞外聚合物與污泥沉降性能、粒徑分布的關(guān)系, 氮磷污染物及運(yùn)行條件對(duì)胞外聚合物組分的影響.

　　2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 活性污泥樣品

　　本研究的活性污泥取自3個(gè)不同的城市污水處理廠(A、B、C), 其中水廠A和C采用傳統(tǒng)的A2O工藝, 即厭氧-缺氧-好氧工藝; 水廠B采用卡魯塞爾氧化溝工藝.各個(gè)工藝進(jìn)出水水質(zhì)指標(biāo)及運(yùn)行參數(shù)見表 1.所有樣品均取自曝氣池出水口, EPS分析檢測(cè)在取樣后的8 h內(nèi)完成, 以保證數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性.

　　表 1    3個(gè)污水處理廠的進(jìn)出水水質(zhì)指標(biāo)及運(yùn)行參數(shù)

　　2.2 分析方法

　　不同的提取方法對(duì)EPS的組分和含量影響較大(周俊等, 2013; 劉翔等, 2011).本研究中EPS的提取采用陽(yáng)離子交換樹脂法(Frolund et al., 1996).此方法應(yīng)用范圍廣, 提取效率高, 較少的細(xì)胞降解和外部機(jī)制的干擾(Frolund et al., 1996).另外, EPS是經(jīng)過高速離心9000 r·min-1后, 棄掉上清液, 剩余部分通過陽(yáng)離子交換樹脂的作用提取得到.泥水混合物與陽(yáng)離子的交換過程是在800 r·min-1的攪拌強(qiáng)度進(jìn)行4 h的條件下完成的.EPS的成分通過測(cè)定多糖、蛋白質(zhì)、DNA和腐殖酸的含量來表示, 其中多糖采用蒽酮-硫酸比色法, 以葡萄糖為標(biāo)準(zhǔn)品; 蛋白質(zhì)采用Lowary法, 標(biāo)準(zhǔn)品為牛血清白蛋白; 腐殖酸的測(cè)定均采用修正的Lowary法, 以腐殖酸鈉為標(biāo)準(zhǔn)品; DNA含量的測(cè)定采用二苯胺比色法測(cè)定, 以小牛胸腺DNA為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì).

　　采用激光粒度分析儀測(cè)定(Microtrac S3500, USA)污泥的粒徑分布, 測(cè)量范圍為：0.02~2000 μm.采用污泥體積指數(shù)(Sludge Volume Index, SVI)作為評(píng)價(jià)污泥沉降性能的指標(biāo).SVI、MLSS、MLVSS均采用標(biāo)準(zhǔn)方法(國(guó)家環(huán)境保護(hù)局等, 2002)測(cè)定.

　　運(yùn)用SPSS 20.0分析污泥沉降性能、絮體粒徑、EPS組分及含量、進(jìn)出水水質(zhì)以及運(yùn)行參數(shù)之間的關(guān)系.采用Pearson相關(guān)系數(shù)評(píng)估雙變量之間的線性相關(guān)性.Pearson值在-1到1之間, -1代表顯著負(fù)相關(guān), 1代表顯著正相關(guān), 0代表兩變量無關(guān).分析結(jié)果在95%的置信區(qū)間內(nèi)是有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義的(p < 0.05).

　　3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論(Discussion and results) 3.1 污泥的沉降性能

　　3個(gè)污水處理廠的活性污泥的SVI值和取樣溫度如圖 1所示.SVI值越高, 污泥沉降性能越差.當(dāng)SVI大于150 mg·L-1, 認(rèn)為污泥發(fā)生膨脹.3個(gè)水廠的污泥沉降性能差異較大.WWTP-A的SVI值為107~220 mg·L-1, WWTP-B污泥樣品的SVI為90~181 mg·L-1, WWTP-C的SVI值為49~147 mg·L-1.A水廠的10個(gè)樣品中有7個(gè)發(fā)生了污泥的微膨脹(SVI范圍：150~250)(彭永臻等, 2008), B、C水廠的SVI值基本處于正常范圍.雖然水廠A和C均采用A2O工藝, 但僅有A水廠的7個(gè)污泥發(fā)生微膨脹.另外, 采用氧化溝工藝的B水廠的污泥樣品處于正常狀態(tài), 所以反應(yīng)器類型對(duì)SVI值的影響要小于運(yùn)行條件和水質(zhì)狀況所產(chǎn)生的影響.

　　圖 1(Fig. 1)

　　圖 1 3個(gè)污水廠的SVI曲線 Fig. 1 SVI of three WWTPs

　　27個(gè)污泥樣品的取樣溫度范圍為14.5~23 ℃.同一時(shí)期的不同工藝之間的污泥樣品溫度差異不大, 在低于20 ℃的情況下, 污泥容易發(fā)生膨脹.同時(shí), 通過圖 1可看出：當(dāng)溫度低時(shí), SVI值偏高, 污泥沉降性能變差; 即溫度與SVI、污泥沉降性能呈反比.總體而言, 本研究的污泥樣品處于微膨脹狀態(tài)和污泥正常狀態(tài)下.

　　3.2 A2O工藝污水廠的污泥粒徑分布

　　A水廠和C水廠都采用的是A2O工藝, 對(duì)采用相同工藝的2個(gè)水廠的污泥顆粒粒徑分布情況進(jìn)行了對(duì)比分析.圖 2為2個(gè)水廠的污泥顆粒粒徑頻度分布, 表 2給出了污泥粒徑分布統(tǒng)計(jì).所有污泥樣品的粒徑范圍主要集中在5.5~500.00 μm.不同的污水處理廠的粒徑分布略有不同, WWTP-A的平均粒徑為36.10~47.98 μm, WWTP-C為63.55~82.62 μm.無論污泥樣品中的體積累計(jì)百分比為10%、50%還是90%, WWTP-C的污泥樣品的粒徑均大于WWTP-A的粒徑.從頻度分布圖 1中可以看出WWTP-C的粒徑分布比WWTP-A更集中.因此, 對(duì)于同一工藝, 粒徑分布并不相同.

　　圖 2(Fig. 2)

　　圖 2 污泥顆粒粒徑頻度分布

　　　　表 2 水廠A和C的粒徑分布統(tǒng)計(jì)

　　如表 2所示, 對(duì)于WWTP-A污泥樣品來說, 污泥樣品A-8的粒徑最大, A-10的粒徑最小.WWTP-C水廠中, C-9污泥樣品粒徑最大, C-8最小.說明同一水廠, 由于運(yùn)行條件不同, 粒徑分布也不盡相同.污水廠中不同的環(huán)境條件造成粒徑分布不均, 因此活性污泥的粒徑分布實(shí)質(zhì)上是環(huán)境條件差異化的結(jié)果(Jin et al., 2003).

　　3.3 EPS組分及含量

　　本研究將多糖、蛋白質(zhì)、DNA和腐殖酸的總和作為活性污泥中EPS總含量.圖 3為3個(gè)城市污水處理廠污泥樣品中EPS各組分含量及EPS總量.EPS的總量在24.53~75.25 mg·g-1(以VSS計(jì)).其中蛋白質(zhì)為6.17~43.18 mg·g-1, 腐殖酸為9.99~19.99 mg·g-1, 多糖為0.97~6.76 mg·g-1, DNA為1.88~11.75 mg·g-1.從圖 3可知, A水廠的污泥樣品的EPS含量普遍高于C水廠的污泥樣品, 水廠B的不同污泥樣品的EPS含量變化較大.雖然A和C兩個(gè)水廠均采用A2O工藝, 但EPS總量和各組分含量存在差異, 所以工藝類型對(duì)于EPS總量和各組分含量的影響不大.

　　圖 3(Fig. 3)

　　圖 3 3個(gè)水廠污泥樣品的EPS成分及總量 Fig.

　　丹麥和澳大利亞研究者對(duì)傳統(tǒng)活性污泥處理廠的活性污泥研究發(fā)現(xiàn)EPS的各組分含量分別為：蛋白質(zhì)28~56 mg·g-1SS; 腐殖酸：17~51 mg·g-1SS; 多糖：5.7~40.0 mg·g-1SS(Jin et al., 2003; Dominiak et al., 2011).各組分含量與本研究結(jié)果基本一致, 但本實(shí)驗(yàn)中多糖含量偏少, 原因可能與提取方法及污泥本身的特性有關(guān).文獻(xiàn)報(bào)道小試反應(yīng)器中EPS的各組分含量分別為：蛋白質(zhì)為2~4 mg·g-1VSS、多糖為7~12 mg·g-1VSS、DNA為5~9 mg·g-1VSS(周建等, 2004).另外, Wang等采用與本實(shí)驗(yàn)相同的提取方法對(duì)人工配水的SBR反應(yīng)器中活性污泥進(jìn)行EPS的分析發(fā)現(xiàn), 以葡萄糖為基質(zhì)的EPS的各組分含量均少于以淀粉為基質(zhì)時(shí), 但兩者的蛋白質(zhì)含量與本實(shí)驗(yàn)研究相符, 但多糖含量要高于本研究的含量(Wang et al., 2014).可知, 污水處理廠中的蛋白質(zhì)含量要遠(yuǎn)高于小試反應(yīng)器中含量, 而小試反應(yīng)器中多糖含量比城市污水處理廠中高.一方面, 水質(zhì)條件及運(yùn)行條件的不同導(dǎo)致含量的差異; 另一方面, 提取方法對(duì)于各成分含量的影響很大.通常實(shí)際城市污水廠的水質(zhì)成分更為復(fù)雜, 有機(jī)氮及復(fù)雜有機(jī)物的含量要高于實(shí)驗(yàn)室小試的水質(zhì), 導(dǎo)致污水廠活性污泥EPS的蛋白質(zhì)含量增多, 多糖減少.然而, Bugge對(duì)采用MBR工藝的城市污水處理廠研究發(fā)現(xiàn), 蛋白質(zhì)含量為60~80 mg·g-1SS, 腐殖酸為6~10 mg·g-1SS, 多糖為2~14 mg·g-1SS(Bugge et al., 2013).可以看出, 與傳統(tǒng)活性污泥法相比, MBR中蛋白質(zhì)含量明顯增多, 腐殖酸含量較少.

　　蛋白質(zhì)作為主要的胞外聚合物成分, 占比為25%~63%;腐殖酸占比約為21%~50%.多糖和DNA所占比例較低, 分別為4%~11%和6%~16%.如果DNA含量過多是提取過程中細(xì)胞破裂導(dǎo)致DNA釋放出來的結(jié)果(Liu et al., 2002).而本研究中DNA含量處在正常水平, 說明提取過程未破壞細(xì)胞, 較完整地提取出胞外聚合物.蛋白質(zhì)是主要的EPS的組分, 此結(jié)論與之前研究一致(Sponza, 2002a; 2003b).蛋白質(zhì)與多糖的比值為4~15, 該比值與EPS的提取時(shí)間有關(guān)((Frolund et al., 1996).

　　3.4 EPS與工藝運(yùn)行的相關(guān)性分析

　　表 3為EPS各組分含量與水質(zhì)情況、運(yùn)行參數(shù)和工藝類型的Pearson相關(guān)性分析.從Pearson的分析結(jié)果可以看出, 多糖與出水總氮、出水硝氮呈顯著正相關(guān), 與出水總磷呈正相關(guān), 與總氮去除率呈顯著負(fù)相關(guān); DNA與出水總氮、出水硝氮及SVI呈正相關(guān), 與總氮去除率呈負(fù)相關(guān); 腐殖酸與SVI呈正相關(guān); EPS總量與水力停留時(shí)間呈負(fù)相關(guān); 蛋白質(zhì)與多糖的比值與污泥齡呈正相關(guān).本研究中沒有發(fā)現(xiàn)蛋白質(zhì)含量與水質(zhì)情況或運(yùn)行條件的相關(guān)性.

　　　　表 3 EPS的成分及含量與水質(zhì)情況及運(yùn)行條件的Pearson分析結(jié)果

　　從EPS與污泥沉降性能和粒徑的關(guān)系角度分析, 本研究發(fā)現(xiàn)DNA含量越多, SVI值越大, 污泥沉降性能越差; 腐殖酸增多, 污泥沉降性能也會(huì)變差.說明當(dāng)微生物的同化作用降低, 活性污泥絮體中的細(xì)胞死亡或自溶, 導(dǎo)致DNA和腐殖酸含量增加, 從而減低活性污泥沉降性能.有報(bào)道稱提取的胞外聚合物的含量與污泥沉降性能呈顯著正相關(guān), 即高濃度的EPS與較差的污泥沉降性能有關(guān)(Jin et al., 2003), 與本研究結(jié)論不一致.原因主要包括3個(gè)方面：① 提取EPS采用的離心速度、攪拌強(qiáng)度和攪拌時(shí)間不同(龍向宇等, 2008); ② 不同研究中EPS的總量是由不同物質(zhì)的總和得到的, 并且各物質(zhì)的測(cè)定方法不同也會(huì)導(dǎo)致差異(Zhang et al., 2014); ③、之前的研究較多的集中于實(shí)驗(yàn)室的小試實(shí)驗(yàn)(周健等, 2004; 吳浩東等, 2008), 影響因素較為單一, 與水廠的運(yùn)行狀況有差異.對(duì)粒徑和EPS的分析并沒有發(fā)現(xiàn)任何的相關(guān)性, 可能是由于粒徑的變化較少, 所測(cè)粒徑分布集中且均屬于同一范圍, 不足以導(dǎo)致EPS含量及組分的變化.

　　Pearson相關(guān)性分析沒有發(fā)現(xiàn)EPS總量以及各組分含量與水廠工藝類型的相關(guān)性, 因此, 進(jìn)一步分析水廠的水質(zhì)情況以及運(yùn)行條件對(duì)EPS含量及組分的影響.本研究中有機(jī)物含量對(duì)EPS的含量及組分并沒有影響.有研究發(fā)現(xiàn)(Ehlers et al., 2012), COD的去除效率與有效的微生物凝聚性能有關(guān), 而胞外聚合物的成分又與凝聚效果相關(guān), 因此, COD的去除率與EPS的成分相關(guān), 與本研究不同.可能是由于城市污水處理廠中的有機(jī)物負(fù)荷波動(dòng)較小, 并沒有表現(xiàn)出強(qiáng)烈的相關(guān)性.根據(jù)表 3結(jié)果發(fā)現(xiàn), 水體中的氮污染物濃度對(duì)多糖和DNA含量影響顯著.分析原因可能是當(dāng)水體中營(yíng)養(yǎng)物較少時(shí), 微生物內(nèi)源呼吸, 增加了多糖和DNA的含量.另外, 多糖既與脫氮過程相關(guān), 又與除磷相關(guān), 推測(cè)是由于多糖可以作為脫氮除磷過程的有機(jī)碳源被微生物利用.有研究表明磷的去除是EPS與基質(zhì)之間的間接傳輸作用, 所以EPS在生物除磷過程中充當(dāng)磷儲(chǔ)存庫(kù)的作用(龍向宇等, 2012).Ye認(rèn)為高COD/N的比值, 降低EPS中蛋白質(zhì)的含量(Ye et al., 2011).而本研究中并未發(fā)現(xiàn)蛋白質(zhì)與水質(zhì)情況的相關(guān)性.

　　運(yùn)行條件(如水力停留時(shí)間、污泥齡)對(duì)EPS總量以及多糖與蛋白質(zhì)的比值有影響.水力停留時(shí)間越長(zhǎng), EPS含量越少.較長(zhǎng)的水力停留時(shí)間導(dǎo)致系統(tǒng)中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)缺乏, 微生物以EPS中的物質(zhì)作為營(yíng)養(yǎng)來源進(jìn)行好氧呼吸, 使EPS總量下降.而污泥齡與蛋白質(zhì)/多糖比值明顯正相關(guān).較長(zhǎng)的污泥齡使活性污泥中老齡菌的比例增多, 老齡菌更傾向于分泌較多的蛋白類物質(zhì), 使蛋白質(zhì)與多糖的比值變大.有研究證實(shí)污泥絮體在冬天比夏天更容易打開并形成不規(guī)則形狀(Willen et al., 2008b).Zhang認(rèn)為緊密型EPS在冬天濃度大, 在夏天含量少, 低濃度的EPS與好的污泥沉降性相關(guān)(Zhang et al., 2015).而本研究中并沒有發(fā)現(xiàn)EPS與溫度或季節(jié)的相關(guān)性, 原因可能是研究期間的溫度變化不顯著.已有文獻(xiàn)指出優(yōu)化水力停留時(shí)間和污泥齡有助于降低溶解性EPS(Barker et al., 1999).由此推測(cè), 增加水力停留時(shí)間, 縮短污泥齡, 有利于降低EPS的含量, 以保證較高的微生物活性.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　1) 城市污水處理廠活性污泥中, EPS的總量為24.53~75.25 mg·g-1VSS, 其中蛋白質(zhì)為主要成分, 約占25%~63%;其次是腐殖酸, 而多糖和DNA的含量較低.城市污水處理廠與實(shí)驗(yàn)室的小試中EPS的含量差異較大.

　　2) 在污泥微膨脹狀態(tài)和正常狀態(tài)下, 本研究沒有發(fā)現(xiàn)EPS總量與污泥沉降性能以及粒徑之間的相關(guān)性, 但是DNA和腐殖酸均與SVI呈正相關(guān), 即EPS中DNA和腐殖酸的含量越高, 污泥沉降性能越差.較長(zhǎng)的水力停留時(shí)間使EPS作為微生物營(yíng)養(yǎng)來源而被氧化分解, 導(dǎo)致EPS總量下降.

　　3) 本研究沒有發(fā)現(xiàn)EPS中蛋白質(zhì)與水質(zhì)情況的相關(guān)性.然而, EPS中多糖含量與脫氮除磷過程存在顯著相關(guān)性, 因此, 多糖可以作為脫氮除磷過程的有機(jī)碳源被微生物利用.