胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是污泥所处的基质及细胞新陈代谢分泌的高分子化合物, 主要成分为多糖、蛋白质、核酸、腐殖酸(Neyens et al., 2004).EPS能够为细菌细胞抵御环境的骤变(如pH、温度、盐度)提供保护层, 并且能够在细胞饥饿状态时作为碳源和能量(Flemming et al., 2001).根据与细胞的结合程度, EPS可分为溶解性EPS, 松散型EPS(LB-EPS), 紧密型EPS(TS-EPS).值得注意的是：不同污泥的颗粒类型不同, 关于松散和紧密型EPS的界限不明确(Li et al., 2007).EPS作为活性污泥的主要组成部分, 为细胞的生长提供环境, 同时也影响污泥的表面特性、生物絮凝、沉降性能和脱水性能(Wilen et al., 2003a; Yu et al., 2009; Liao et al., 2001).
活性污泥法处理工艺中经常出现污泥沉降性能变差的现象, 直接影响二沉池泥水分离和出水效果(Martins et al., 2004; Wang et al., 2014; Leal et al., 2016).有研究表明：EPS的含量与SVI呈正比, 不利于污泥的沉降(Jin et al., 2003; 周建等, 2004); 也有研究者认为, EPS的存在有助于提高活性污泥的沉降性能(Akkache et al., 2013); 还有部分研究者认为EPS与污泥沉降性能相关性不强(Liao et al., 2001).迄今为止, EPS与活性污泥沉降性能相关性说法不一.EPS对活性污泥的絮凝性能有重要影响, 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组分、含量与工艺运行条件、污泥沉降性能的相关性分析有助于城市污水处理厂取得稳定的泥水分离效果.
EPS组分及含量的变化与污水处理系统的进水基质有着密切的关系, 随着废水基质营养水平的不同, 污泥系统中的优势菌种也不同, 进而影响着细菌分泌的EPS产量(曹秀芹等, 2010).EPS的促进絮凝沉降的性能有助于减少悬浮颗粒、去除有机物及提高出水水质(More et al., 2014).然而, 关于我国城市污水处理厂运行条件及环境因素对EPS影响的相关研究报道较少, 多数研究集中在小试反应器中的活性污泥.本研究选取国内城市污水处理厂的活性污泥为研究对象, 采用统计分析学方法探讨胞外聚合物与污泥沉降性能、粒径分布的关系, 氮磷污染物及运行条件对胞外聚合物组分的影响.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 活性污泥样品
本研究的活性污泥取自3个不同的城市污水处理厂(A、B、C), 其中水厂A和C采用传统的A2O工艺, 即厌氧-缺氧-好氧工艺; 水厂B采用卡鲁塞尔氧化沟工艺.各个工艺进出水水质指标及运行参数见表 1.所有样品均取自曝气池出水口, EPS分析检测在取样后的8 h内完成, 以保证数据的准确性.
表 1 3个污水处理厂的进出水水质指标及运行参数
2.2 分析方法
不同的提取方法对EPS的组分和含量影响较大(周俊等, 2013; 刘翔等, 2011).本研究中EPS的提取采用阳离子交换树脂法(Frolund et al., 1996).此方法应用范围广, 提取效率高, 较少的细胞降解和外部机制的干扰(Frolund et al., 1996).另外, EPS是经过高速离心9000 r·min-1后, 弃掉上清液, 剩余部分通过阳离子交换树脂的作用提取得到.泥水混合物与阳离子的交换过程是在800 r·min-1的搅拌强度进行4 h的条件下完成的.EPS的成分通过测定多糖、蛋白质、DNA和腐殖酸的含量来表示, 其中多糖采用蒽酮-硫酸比色法, 以葡萄糖为标准品; 蛋白质采用Lowary法, 标准品为牛血清白蛋白; 腐殖酸的测定均采用修正的Lowary法, 以腐殖酸钠为标准品; DNA含量的测定采用二苯胺比色法测定, 以小牛胸腺DNA为标准物质.
采用激光粒度分析仪测定(Microtrac S3500, USA)污泥的粒径分布, 测量范围为：0.02~2000 μm.采用污泥体积指数(Sludge Volume Index, SVI)作为评价污泥沉降性能的指标.SVI、MLSS、MLVSS均采用标准方法(国家环境保护局等, 2002)测定.
运用SPSS 20.0分析污泥沉降性能、絮体粒径、EPS组分及含量、进出水水质以及运行参数之间的关系.采用Pearson相关系数评估双变量之间的线性相关性.Pearson值在-1到1之间, -1代表显著负相关, 1代表显著正相关, 0代表两变量无关.分析结果在95%的置信区间内是有统计学意义的(p < 0.05).
3 实验结果与讨论(Discussion and results) 3.1 污泥的沉降性能
3个污水处理厂的活性污泥的SVI值和取样温度如图 1所示.SVI值越高, 污泥沉降性能越差.当SVI大于150 mg·L-1, 认为污泥发生膨胀.3个水厂的污泥沉降性能差异较大.WWTP-A的SVI值为107~220 mg·L-1, WWTP-B污泥样品的SVI为90~181 mg·L-1, WWTP-C的SVI值为49~147 mg·L-1.A水厂的10个样品中有7个发生了污泥的微膨胀(SVI范围：150~250)(彭永臻等, 2008), B、C水厂的SVI值基本处于正常范围.虽然水厂A和C均采用A2O工艺, 但仅有A水厂的7个污泥发生微膨胀.另外, 采用氧化沟工艺的B水厂的污泥样品处于正常状态, 所以反应器类型对SVI值的影响要小于运行条件和水质状况所产生的影响.
图 1(Fig. 1)
图 1 3个污水厂的SVI曲线 Fig. 1 SVI of three WWTPs
27个污泥样品的取样温度范围为14.5~23 ℃.同一时期的不同工艺之间的污泥样品温度差异不大, 在低于20 ℃的情况下, 污泥容易发生膨胀.同时, 通过图 1可看出：当温度低时, SVI值偏高, 污泥沉降性能变差; 即温度与SVI、污泥沉降性能呈反比.总体而言, 本研究的污泥样品处于微膨胀状态和污泥正常状态下.
3.2 A2O工艺污水厂的污泥粒径分布
A水厂和C水厂都采用的是A2O工艺, 对采用相同工艺的2个水厂的污泥颗粒粒径分布情况进行了对比分析.图 2为2个水厂的污泥颗粒粒径频度分布, 表 2给出了污泥粒径分布统计.所有污泥样品的粒径范围主要集中在5.5~500.00 μm.不同的污水处理厂的粒径分布略有不同, WWTP-A的平均粒径为36.10~47.98 μm, WWTP-C为63.55~82.62 μm.无论污泥样品中的体积累计百分比为10%、50%还是90%, WWTP-C的污泥样品的粒径均大于WWTP-A的粒径.从频度分布图 1中可以看出WWTP-C的粒径分布比WWTP-A更集中.因此, 对于同一工艺, 粒径分布并不相同.
图 2(Fig. 2)
图 2 污泥颗粒粒径频度分布
表 2 水厂A和C的粒径分布统计
如表 2所示, 对于WWTP-A污泥样品来说, 污泥样品A-8的粒径最大, A-10的粒径最小.WWTP-C水厂中, C-9污泥样品粒径最大, C-8最小.说明同一水厂, 由于运行条件不同, 粒径分布也不尽相同.污水厂中不同的环境条件造成粒径分布不均, 因此活性污泥的粒径分布实质上是环境条件差异化的结果(Jin et al., 2003).
3.3 EPS组分及含量
本研究将多糖、蛋白质、DNA和腐殖酸的总和作为活性污泥中EPS总含量.图 3为3个城市污水处理厂污泥样品中EPS各组分含量及EPS总量.EPS的总量在24.53~75.25 mg·g-1(以VSS计).其中蛋白质为6.17~43.18 mg·g-1, 腐殖酸为9.99~19.99 mg·g-1, 多糖为0.97~6.76 mg·g-1, DNA为1.88~11.75 mg·g-1.从图 3可知, A水厂的污泥样品的EPS含量普遍高于C水厂的污泥样品, 水厂B的不同污泥样品的EPS含量变化较大.虽然A和C两个水厂均采用A2O工艺, 但EPS总量和各组分含量存在差异, 所以工艺类型对于EPS总量和各组分含量的影响不大.
图 3(Fig. 3)
图 3 3个水厂污泥样品的EPS成分及总量 Fig.
丹麦和澳大利亚研究者对传统活性污泥处理厂的活性污泥研究发现EPS的各组分含量分别为：蛋白质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).各组分含量与本研究结果基本一致, 但本实验中多糖含量偏少, 原因可能与提取方法及污泥本身的特性有关.文献报道小试反应器中EPS的各组分含量分别为：蛋白质为2~4 mg·g-1VSS、多糖为7~12 mg·g-1VSS、DNA为5~9 mg·g-1VSS(周建等, 2004).另外, Wang等采用与本实验相同的提取方法对人工配水的SBR反应器中活性污泥进行EPS的分析发现, 以葡萄糖为基质的EPS的各组分含量均少于以淀粉为基质时, 但两者的蛋白质含量与本实验研究相符, 但多糖含量要高于本研究的含量(Wang et al., 2014).可知, 污水处理厂中的蛋白质含量要远高于小试反应器中含量, 而小试反应器中多糖含量比城市污水处理厂中高.一方面, 水质条件及运行条件的不同导致含量的差异; 另一方面, 提取方法对于各成分含量的影响很大.通常实际城市污水厂的水质成分更为复杂, 有机氮及复杂有机物的含量要高于实验室小试的水质, 导致污水厂活性污泥EPS的蛋白质含量增多, 多糖减少.然而, Bugge对采用MBR工艺的城市污水处理厂研究发现, 蛋白质含量为60~80 mg·g-1SS, 腐殖酸为6~10 mg·g-1SS, 多糖为2~14 mg·g-1SS(Bugge et al., 2013).可以看出, 与传统活性污泥法相比, MBR中蛋白质含量明显增多, 腐殖酸含量较少.
蛋白质作为主要的胞外聚合物成分, 占比为25%~63%;腐殖酸占比约为21%~50%.多糖和DNA所占比例较低, 分别为4%~11%和6%~16%.如果DNA含量过多是提取过程中细胞破裂导致DNA释放出来的结果(Liu et al., 2002).而本研究中DNA含量处在正常水平, 说明提取过程未破坏细胞, 较完整地提取出胞外聚合物.蛋白质是主要的EPS的组分, 此结论与之前研究一致(Sponza, 2002a; 2003b).蛋白质与多糖的比值为4~15, 该比值与EPS的提取时间有关((Frolund et al., 1996).
3.4 EPS与工艺运行的相关性分析
表 3为EPS各组分含量与水质情况、运行参数和工艺类型的Pearson相关性分析.从Pearson的分析结果可以看出, 多糖与出水总氮、出水硝氮呈显著正相关, 与出水总磷呈正相关, 与总氮去除率呈显著负相关; DNA与出水总氮、出水硝氮及SVI呈正相关, 与总氮去除率呈负相关; 腐殖酸与SVI呈正相关; EPS总量与水力停留时间呈负相关; 蛋白质与多糖的比值与污泥龄呈正相关.本研究中没有发现蛋白质含量与水质情况或运行条件的相关性.
表 3 EPS的成分及含量与水质情况及运行条件的Pearson分析结果
从EPS与污泥沉降性能和粒径的关系角度分析, 本研究发现DNA含量越多, SVI值越大, 污泥沉降性能越差; 腐殖酸增多, 污泥沉降性能也会变差.说明当微生物的同化作用降低, 活性污泥絮体中的细胞死亡或自溶, 导致DNA和腐殖酸含量增加, 从而减低活性污泥沉降性能.有报道称提取的胞外聚合物的含量与污泥沉降性能呈显著正相关, 即高浓度的EPS与较差的污泥沉降性能有关(Jin et al., 2003), 与本研究结论不一致.原因主要包括3个方面：① 提取EPS采用的离心速度、搅拌强度和搅拌时间不同(龙向宇等, 2008); ② 不同研究中EPS的总量是由不同物质的总和得到的, 并且各物质的测定方法不同也会导致差异(Zhang et al., 2014); ③、之前的研究较多的集中于实验室的小试实验(周健等, 2004; 吴浩东等, 2008), 影响因素较为单一, 与水厂的运行状况有差异.对粒径和EPS的分析并没有发现任何的相关性, 可能是由于粒径的变化较少, 所测粒径分布集中且均属于同一范围, 不足以导致EPS含量及组分的变化.
Pearson相关性分析没有发现EPS总量以及各组分含量与水厂工艺类型的相关性, 因此, 进一步分析水厂的水质情况以及运行条件对EPS含量及组分的影响.本研究中有机物含量对EPS的含量及组分并没有影响.有研究发现(Ehlers et al., 2012), COD的去除效率与有效的微生物凝聚性能有关, 而胞外聚合物的成分又与凝聚效果相关, 因此, COD的去除率与EPS的成分相关, 与本研究不同.可能是由于城市污水处理厂中的有机物负荷波动较小, 并没有表现出强烈的相关性.根据表 3结果发现, 水体中的氮污染物浓度对多糖和DNA含量影响显著.分析原因可能是当水体中营养物较少时, 微生物内源呼吸, 增加了多糖和DNA的含量.另外, 多糖既与脱氮过程相关, 又与除磷相关, 推测是由于多糖可以作为脱氮除磷过程的有机碳源被微生物利用.有研究表明磷的去除是EPS与基质之间的间接传输作用, 所以EPS在生物除磷过程中充当磷储存库的作用(龙向宇等, 2012).Ye认为高COD/N的比值, 降低EPS中蛋白质的含量(Ye et al., 2011).而本研究中并未发现蛋白质与水质情况的相关性.
运行条件(如水力停留时间、污泥龄)对EPS总量以及多糖与蛋白质的比值有影响.水力停留时间越长, EPS含量越少.较长的水力停留时间导致系统中营养物质缺乏, 微生物以EPS中的物质作为营养来源进行好氧呼吸, 使EPS总量下降.而污泥龄与蛋白质/多糖比值明显正相关.较长的污泥龄使活性污泥中老龄菌的比例增多, 老龄菌更倾向于分泌较多的蛋白类物质, 使蛋白质与多糖的比值变大.有研究证实污泥絮体在冬天比夏天更容易打开并形成不规则形状(Willen et al., 2008b).Zhang认为紧密型EPS在冬天浓度大, 在夏天含量少, 低浓度的EPS与好的污泥沉降性相关(Zhang et al., 2015).而本研究中并没有发现EPS与温度或季节的相关性, 原因可能是研究期间的温度变化不显著.已有文献指出优化水力停留时间和污泥龄有助于降低溶解性EPS(Barker et al., 1999).由此推测, 增加水力停留时间, 缩短污泥龄, 有利于降低EPS的含量, 以保证较高的微生物活性.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。
4 结论(Conclusions)
1) 城市污水处理厂活性污泥中, EPS的总量为24.53~75.25 mg·g-1VSS, 其中蛋白质为主要成分, 约占25%~63%;其次是腐殖酸, 而多糖和DNA的含量较低.城市污水处理厂与实验室的小试中EPS的含量差异较大.
2) 在污泥微膨胀状态和正常状态下, 本研究没有发现EPS总量与污泥沉降性能以及粒径之间的相关性, 但是DNA和腐殖酸均与SVI呈正相关, 即EPS中DNA和腐殖酸的含量越高, 污泥沉降性能越差.较长的水力停留时间使EPS作为微生物营养来源而被氧化分解, 导致EPS总量下降.
3) 本研究没有发现EPS中蛋白质与水质情况的相关性.然而, EPS中多糖含量与脱氮除磷过程存在显著相关性, 因此, 多糖可以作为脱氮除磷过程的有机碳源被微生物利用.
