微生物胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)是微生物在生长发育过程中向周围分泌的生物高分子有机化合物。EPS可以分为紧密结合型EPS(T-EPS)和松散结合型EPS(L-EPS)。这种具有黏性的EPS经过离心、醇沉、干燥等步骤后可以作为絮凝剂应用到废水处理中，因此，被用作微生物型絮凝剂。微生物絮凝剂表面不仅含有丰富的羟基、羧基、氨基等官能团，而且其分子质量较大，一般在3~50kDa 。它能够通过吸附、中和、网捕、架桥等方式去除水体中的污染物，包括水中的铅、铜、镍等重金属、染料等有机污染物以及藻类等悬浮污染物。此外，微生物絮凝剂也可以应用在污泥的絮凝、沉降、脱水等方面。但是，微生物絮凝剂的产量较低的现状导致了其生产成本较高，因而对相关工艺进行优化，以提高微生物絮凝剂的单位产量并降低生产成本具有重要的现实意义。然而，以提升EPS单位产量为目标的制备工艺优化研究目前鲜见报道，相关的研究都是集中在对加热、超声、调碱等单一的处理方式优化上。
微生物絮凝剂相对化学絮凝剂的主要优势在于其使用过程中不存在二次污染。因此，对于某些不宜引入化学物质行业的废水处理，这种天然的絮凝剂存在较大的应用潜力。养殖行业在我国分布广泛，传统的养殖业(包括猪、牛、鸡、鸭等的养殖)会产生大量的养殖废水，此类废水具有高悬浮性固体物质(SS)，高化学需氧量(COD)、高氨氮等特性，若不及时清理和处理会产生硫醇、硫醚等恶臭气体，严重影响周边环境。烟草生产废水与畜禽粪污类废水的主要成分较为相似。畜禽养殖废水是饲料被食用经畜禽消化后排出的尿液、粪便以及水的混合物，而烟草生产废水只是在生产香烟时进行了浸泡处理，因此，烟草生产废水中的污染物纤维长度更长、生化处理难度更大。针对这些含有木质纤维类污染物的废水，若采用传统废水处理工艺，虽可以处理并达标排放，但存在处理成本较高、木质纤维类资源浪费等问题。针对烟草生产废水，若采用固液分离的处理方式，固体、液体物质可分别以不同的方式回用，如作为天然的有机肥与叶面肥再生利用到农业生产中，具有一定的经济价值。传统化学絮凝剂，如聚丙烯酰胺可以快速、简便地使废水中的物质固液分离，但类似的化学物质会残留在水体中，分解成单体，对人体和环境产生威胁，也不利于废水中资源的回用。
在本研究中，利用响应曲面法探索优化芽孢杆菌生产微生物絮凝剂的最佳提取条件，以获得最优提取条件和最高的产量；然后利用微生物絮凝剂去除烟草生产废水和畜禽养殖废水中的污染物，并探讨微生物絮凝剂对含有木质纤维素类废水的絮凝机理；最后综合比较生物絮凝剂与化学絮凝剂的使用效率和成本，为畜禽养殖废水和烟草生产废水的处理与资源化利用提供参考。
1、材料与方法
1.1 微生物与培养基
实际使用的微生物：Bacillus sp.(芽孢杆菌)，其保藏编号为CICC23870。
种子培养基：葡萄糖10g·L-1，酵母膏1g·L-1，尿素1g·L-1，磷酸二氢钾2g·L-1，氯化钠50~150g·L-1，七水合硫酸镁0.2g·L-1，SL-6质量分数为1%。
发酵培养基：蔗糖20g·L-1，酵母膏2g·L-1，尿素1g·L-1，磷酸二氢钾2g·L-1，磷酸氢二钾2g·L-1，氯化钠100g·L-1，七水合硫酸镁0.2g·L-1，SL-61%。
取出保藏的菌种，接种至种子培养基，在37℃、150r·min-1的恒温振荡培养箱进行活化和扩增12~16h后，按照体积比1%~5%的接种率接种至发酵培养基中。在37℃、150r·min-1条件下，在恒温振荡培养箱培养至微生物生长末期，提取微生物絮凝剂。
1.2 实际废水
烟草生产废水、畜禽养殖废水分别来自南通市某卷烟厂和湖北省某养殖场。这2种废水均属于超高浓度COD废水，并且含有大量的SS，废水的主要指标见表1。烟草生产废水初始COD、SS以及氨氮质量浓度分别为24800、19500、435.05mg·L-1。畜禽养殖废水的初始COD、SS以及氨氮质量浓度分别为7200、16200、1988.85mg·L-1。
1.3 实验药品及设备
实验药品包括六水合氯化铁(FeCl3·6H2O)、氢氧化钠(NaOH)、盐酸(HCl)、氯化钠(NaCl)、卡尔科弗卢尔荧光增白剂(CalcofluorWhite-F)、考马斯亮蓝(C47H48N3NaO7S3)、聚合氯化铝(PAC)、聚丙烯酰胺(PAM)、硫酸汞(Hg2SO4)、硫酸银(Ag2SO4)、活死菌染料(LIVE/DEAD®BacLightBacterialViabilityKits)等均为分析纯，浓硫酸(98%)。
实验设备包括生化培养箱(SHP-160，上海一恒科学仪器有限公司)、冷冻干燥机(FD-1A-50，北京博医康实验仪器有限公司)、磁力搅拌器(HJ-2，江苏省金坛市荣华仪器制造有限公司)、紫外可见分光光度计(UV-2550ShimadzuJapan)、傅里叶变换红外光谱仪(尼高力360Thermo)、纳米粒度及ZETA电位仪ZetasizerNano-ZS90，英国马尔文)等，其他指标均采用国标方式进行检测。
1.4 实验方法
使用微波消解法测定废水中的COD：取稀释一定倍数的废水置于消解反应釜中，加入掩蔽剂硫酸汞(Hg2SO4)、重铬酸钾溶液、H2SO4-Ag2SO4催化剂，旋紧密封盖，放入微波反应炉中，计算消解时间。
探究加热温度及超声时间对MF产量的影响：使用F-031ST型超声波清洗机，固定超声频率40kHz。使用机器自带的温度调节功能，设定实验温度为30~80℃，并用温度计测量，添加冰块或沸水进行微调，待腔体内温度均匀，放入培养液，开启开关，超声处理一定的时间。
1)微生物絮凝剂的提取方法。通过适宜的超声、加热以及碱处理后，得到处理后的微生物培养液，在4℃、8000r·min-1的条件下离心20min，得到上清液，倒进2倍体积4℃的冰乙醇，冷藏醇沉24~48h。离心取析出的絮状固体物质，加入少量的超纯水进行溶解，装入透析袋中密封，浸入超纯水进行透析，每8h更换1次超纯水，透析24h后取出透析袋中纯净的EPS溶液，使用真空冷冻干燥机进行冷冻干燥。
2)多糖染色。前期研究发现，Bacillus sp.菌株EPS的主要成分为多糖，因此，采用卡尔科弗卢尔荧光增白剂(CalcofluorWhite-F)对EPS进行染色，以考察不同方法对EPS的去除效果。将微生物培养液、20g·L-1氢氧化钾溶液、染料按照体积比1∶1∶1混合均匀，反应3min后，均匀地涂抹在载玻片上，不覆盖盖玻片，等待2~3min，待复合液的流动性降低，使用荧光显微镜在UNA滤波片下观察。
3)活死菌染色。使用活死菌染料(LIVE/DEAD®BacLightBacterialViabilityKits)进行染色，以分析不同EPS去除方法对细胞的破坏性。将微生物培养液、染料按照体积比200∶5，混合均匀，避光反应3min后，均匀地涂抹在载玻片上，不覆盖盖玻片，等待2~3min，待复合液的流动性降低，使用荧光显微镜在BWA滤波片下观察为活菌(绿色)，在GWA滤波片下观察为死菌(红色)。
4)Zeta电位使用纳米粒度及ZETA电位仪进行测定。
5)使用絮凝剂处理实际废水。在使用絮凝剂、助凝剂处理实际废水时，需要将废水进行一定的预处理。使用2mol·L-1的HCl或NaOH溶液调整废水的pH值。其中，烟草生产废水直接调节pH为6~7；畜禽生产废水则使用自来水按1∶1的比例稀释1倍后，再调节pH为6~7。
预处理后，取50mL废水加入100mL的烧杯中，加入相关试剂，使用200r·min-1快速搅拌5min，后使用70r·min-1慢速搅拌2min，最后沉淀5min，取适量上清液检测相关指标，空白对照组加入等量的蒸馏水。使用的絮凝剂、助凝剂主要包括3mol·L-1的六水合三氯化铁(如无特殊说明，下文中提及的Fe，均为此溶液)、2g·L-1的微生物絮凝剂(如无特殊说明，下文中提及的MF，均为此溶液)、20%的聚合氯化铝溶液(如无特殊说明，下文中提及的PAC，均为此溶液)、5g·L-1的聚丙烯酰胺溶液(如无特殊说明，下文中提及的PAM，均为此溶液)。
1.5 去除率的测定
在实验中，废水相关指标的去除率计算方法见式(1)。
式中：η即为去除率；B为废水指标在未经处理时初期的数值；A为经过处理后该指标的数值。
2、结果与讨论
2.1 微生物絮凝剂提取方式的优化
EPS的主要组成部分为T-EPS和L-EPS，其不同的性质决定了二者在培养基中的分布规律有所不同。L-EPS主要散落在细菌的周围环境中，与细菌的连接较为松散，且不同的pH对EPS在乙醇中溶解度的影响较大。因此，pH是影响L-EPS提取的主要条件之一。T-EPS则主要黏附在细胞壁周围，与菌体具有较强的结合度，故简单的离心方式较难使其完全脱落，需要在离心之前通过加热、超声等方式破环T-EPS与细胞的连接。但是，长时间的超声会破坏细胞壁与细胞膜，造成细胞内部物质溶出，进而污染所提取的微生物絮凝剂。
1)加热温度及超声时间对MF产量的影响。温度的升高可以破坏细胞与EPS的结合键。同时，高频率的振动可以使断裂的结合键不易重新结合，即EPS可以稳定地分散在溶液中，这样可以方便后续的提取过程。NAVEED等将培养液在50℃的条件下加热20min，获得了EPS；DELIORMAN等为了研究EPS在抵抗外界压力下的作用，在80℃下加热5min，去除了鲍曼不动杆菌胞外的紧密结合型EPS。结合前人在此方面的研究，使用响应曲面法进一步探究了温度与超声2个因素对絮凝剂产量的影响。借助Design-Expert分析了实验数据。当超声时间较短、加热温度低时，会降低MF的提取效果，如超声时间2min、加热30℃，MF的产量仅有0.3380g·L-1。当延长超声时间、升高加热温度时，MF产量获得了明显的提升。例如：在超声时间6min、加热50℃，MF的产量达到了0.5520g·L-1，对比超声时间2min、加热30℃，产量约增加了50%。这说明，对培养液进行超声以及加热处理可以有效地破坏EPS与细胞之间的结合键，进而获得更高的MF产量。
由图1可以看出，椭圆的轮廓明显，这表明2个因素之间的相互作用是显著的。同时，加热温度所在的一侧走势更为陡峭，这说明加热温度的变化对微生物絮凝剂产量的影响较超声时间变化的影响更为显著；最佳的加热温度与超声时间分别为50℃，6min。在此优化条件下时，每升培养基可获得微生物絮凝剂的最高产量为0.5520g，并且加热温度的变化相对超声时间对微生物絮凝剂产量的影响更大。
超声提取时间与提取温度对絮凝剂产量(y)的方差分析见表2。根据表2所给出的数据，拟合二阶多项式模型，给出模拟方程式(2)。
式中：y为絮凝剂产量；A为时间；B为温度。
由SUN等的研究可知，当p≤0.05时，该项因素对y影响显著。由表2可以看出，模型自由度为12，F值为15.07，同时模型、B、A2、B2的p值分别为0.0013、0.0019、0.0185和0.0006，均小于0.05，说明模型、温度、时间的二次方和温度的二次方是显著的。
2)调节超声和热处理后溶液pH对MF产量的影响。固定醇沉时乙醇与培养液的体积比为2∶1，再探究超声和热处理后，溶液pH对MF产量的影响。
由表3可以看出，随着pH的上升，MF产量在不断增加。这是由于，pH上升的实质是溶液中羟基浓度的增加，使得EPS的溶解度下降并更加容易析出，其宏观表象即为MF产量上升。在pH增至9后，上升的幅度变化不大。继续调节pH至11以上，会造成大量微生物死亡，并污染部分微生物絮凝剂。这不仅增加了提取成本，而且会破坏MF的结构形态，对MF絮凝效率的稳定性产生影响。因此，在制备微生物絮凝剂时，pH的调节范围控制在9~11即可。
3)荧光染色对EPS去除程度的表征。胞外EPS的去除率在一定程度上可以反映MF的产量。当附着在菌体表面的EPS脱离菌体进入周围溶液时，由于离心而随菌体流失的EPS就会减少。已知MF的主要成分为多糖，同时，钙氟白染料可以使多糖类物质产生蓝色的荧光。因此，使用荧光显微镜配合钙氟白染料可以直接观察处理前后菌外EPS的含量。
如图2所示，对照组中，可以看到大片的蓝色的荧光，这是由于未处理的芽孢杆菌周围存在大量的EPS。这些EPS之间相互粘连，使得细菌更容易团聚形成成片的菌块，在宏观上则表现为培养液的自絮凝现象。在实验组中，仅有微弱的荧光，只能看到单个的菌。这是因为去除EPS后，细菌之间的黏附作用减弱，使得细胞之间的距离增大，更容易分散开来，减少了细菌成片出现的可能性。因此，超声、加热及pH调节能有效去除细菌表面的EPS。
4)处理前后菌的死亡情况。去除EPS后，细菌的损伤和死亡情况也是EPS提取优化方面的重要考量之一。使用LIVE/DEAD染料对细菌进行处理，染料中含有的DNAO(绿色核酸荧光染料)成分可以将所有细胞染成绿色，同时染料中的另一种成分EthD-Ⅲ(红色核酸荧光染料)由于无法通过活细胞的细胞膜，所以仅能够将死细胞染成红色。样品分为对照组与实验组，实验的处理条件为调节pH=9，并在50℃下超声6min。
图3(a)、(b)与图3(c)、(d)相比，图3(b)图中绿色光斑更多，图3(c)图中红色光斑更多，但是图3(d)图中绿色光斑的密度仍然是可观的。并且图3(d)图中的绿色光斑相较图3(b)更加分散，这与探究pH对EPS提取量实验中所观察得到的结论是吻合的，即处理方法对微生物的活性具有一定的影响，但影响程度在可以接受范围之内。
由图4(a)可以看出，菌体完全被EPS所包裹，只能看出细菌的轮廓；而在图4(b)中，微生物裸露在外，并且存在部分菌体碎裂的情况，这与图2和图3所显示的现象是相同的。
由LIVE/DEAD染料染色结果可知，使用综合处理方式并没有大幅度增加细菌的死亡率。同时，菌体外多糖染色结果表明了所选用方式的有效性。综上所述，超声、加热以及碱处理的综合运用可以温和地脱出细菌表面的EPS，从而提升MF的产量。
2.2 废水处理效果
本实验处理的2种废水分别来自烟草制造厂和畜禽养殖厂。对于此2类废水，一些传统的化学絮凝剂虽然可以达到去除废水中污染物的目的，但是，这些不可生物降解的化学物质会残留在废水中，引入新的污染物，损坏这类有机废水的可回用性。MF作为一种新型环保絮凝剂，在废水中污染物的去除方面能够比肩传统化学絮凝，并且由于其本身的无毒与环保性，还能够保证废水的回收利用。为了充分对比不同废水处理方式之间的效果与差异，设计并进行了实验，结果如表4所示。
1)废水中COD的处理效果。由表4可以看出，针对2种废水，单独添加Fe的效果与Fe与MF的复合效果相当。其原因是，Fe起到的仅是一个助凝剂的作用，Fe可以将废水从胶体溶液稳定态转变为不稳定态，从而使颗粒间相互聚集析出。但是，颗粒物之间无法继续团聚并形成大颗粒物，其宏观表现为沉降速度较慢，并且会遗留部分小颗粒物继续悬浮在水中，这与实验中观察的现象是一致的。此时加入MF，通过MF的网捕和络合作用，将水中析出的小颗粒物质黏附结合，形成团聚物，从而沉淀下来。这样可以有效提升沉降效率，缩短沉降时间。将MF替换成常见的絮凝剂PAM，会使得三价铁离子的助凝效果变差。这是因为，MF中含有的羧基基团可以与三价铁离子发生反应，通过螯合配位的形式，降低羧基基团的电离度，使三者即三价铁离子、MF以及水中的污染物黏附在一起并从水中分离，从而获得更好的絮凝效果。
在烟草生产废水的处理中，对比化学助凝剂与絮凝剂PAC与PAM，Fe与MF的组合超过了传统方法的处理效果。对于畜禽养殖废水，Fe与MF的组合则显著超过了传统絮凝方式，Fe与MF组合对COD的去除率高达87.78%，而PAC与PAM组合仅为11.11%。这可能是由于：PAC中的Al3+氧化性较弱，而Fe3+具有较强的氧化性，可以与畜禽养殖废水中的还原性物质进行氧化还原反应。其主要的实验现象为：在投加Fe3+后，畜禽养殖废水会产生大量的气泡和微小的颗粒物，析出大量的溶解性COD，而投加PAC则无明显变化。在此之前也存在部分利用絮凝去除废水中的相关研究。如：SHARGHI等使用明矾等物质作为絮凝剂处理印染废水，其COD去除率达到50%左右；白立军利用壳聚糖衍生物作为生物絮凝剂处理丁烯醛废水，其COD去除率可以达到58.37%。相比之下，利用MF与Fe的絮凝作用对COD的去除具有更好的效果。
2)SS的处理效果。对比2号和3号、7号和8号，添加MF后，废水中SS的去除效果都比单独添加Fe的效果要更好。这说明MF可以黏附更多的悬浮颗粒物，包括一些不产生COD的无机颗粒物。对比1号和5号，发现使用传统的絮凝剂PAM与助凝剂PAC处理烟草生产废水，对于废水中的SS没有去除效果，反而会使废水中SS浓度有些许的升高，这可能是残留在水体中的PAC与PAM造成的。对比9号和10号，可以发现PAC与PAM的组合也可以去除畜禽养殖废水中部分SS。这说明，相对于烟草生产废水，PAC的破稳作用在畜禽养殖废水中体现得更明显。而使用Fe破稳后的SS含量低于PAC，这说明Fe的破稳效果强于PAC。
3)氨氮的处理效果。调节废水的pH可以在一定程度上去除水体中的氨氮含量。相比于传统的化学絮凝剂以及单独使用氯化铁溶液，MF与氯化铁的复配使用在废水的氨氮去除方面具有更好的效果。这是由于微生物絮凝剂上丰富的官能团对氨氮具有一定的吸附作用导致的。
4)废水中残余铁的含量。由上述实验可知，Fe与MF的复合使用对废水中COD、氨氮以及SS都有良好的去除效果。三价铁离子在自然界的水体中是一种常见的物质，其少量的存在对人体以及动植物没有危害，但是过量的三价铁离子会使水体呈现淡黄色，水体的观感下降。因此，添加适量的MF以降低水中铁离子的残留是必要的。如表4所示，在添加MF后，废水中三价铁离子在水中的浓度均低于国家生活饮用水标准0.3mg·L-1。并且，SHRESTHA等的研究证明，在污水处理厂处理系统中，投加适量铁盐可能是非常有益的。因此，保证处理后废水中铁盐浓度在一定范围内波动，不仅不会损害周围的生态环境系统，而且会对其产生一些有益的影响。
5)絮凝物的沉降。考虑到实际废水的处理与应用，沉降时间是一个重要的参数，过长的沉降时间不仅需要增加建设成本来加长沉降池的长度，而且会减慢废水处理速度。在使用MF条件下，2种废水的沉降曲线如图5所示。
清液占比的含义为污泥沉降过程中上清液体积与总体积之比。如图5所示，在前40min，2种废水中沉淀物的沉降较快，随后沉降速率逐渐放慢，最终清液占比在80%左右。在实际操作中，可以选取40min或1h作为节点，沉降下来的污泥采用其他方式进行处理，例如板框压滤等，进一步降低污泥中的含水率。
综上所述，2种废水经过MF与Fe的絮凝预处理后，COD、SS、氨氮都有明显的下降，处理前后，烟草生产废水COD下降了50%以上。相比烟草生产废水，畜禽养殖废水在COD去除方面获得了更好的效果，其COD去除率可以达到87%。废水中的另一种主要污染物——氨氮的去除率也达到了40%。同时MF与Fe综合的絮凝方式能够在40min内使清液占比达到50%。在上述的絮凝预处理后，烟草生产废水和畜禽养殖废水均未达到综合污水排放标准(GB8978-1996)和畜禽养殖业污染物排放标准(GB18596-2001)。但COD的高去除效率有效降低了烟草生产废水后续生化处理的负荷；另一方面，因微生物絮凝剂的无毒性对畜禽粪污的干湿分离后得到固体和液体不造成潜在的环境风险，因此，其可用于后续固体有机肥和液体叶面肥的生产工序。综上所述，高效的处理效果、较快的沉降速率以及无毒害性，为微生物絮凝剂在这些废水预处理中的实际应用提供了支撑。
2.3 成本分析
不同于使用传统化学絮凝剂，使用微生物絮凝剂处理的废水具有一定的再生利用性。絮凝后的上清液可以用作喷洒在植物表面的叶面肥，其沉淀物可以作为有机肥，其可利用性已经在实际的工程项目中被证实。因此，在对比絮凝剂的成本时，需要考虑其再生的经济效益。根据市场调研得知，乙醇的价格在5500元·t-1，使用DNJ-1000型设备回收乙醇，其回收率为95%，设备的功率为7.5kW，处理量为1t·h-1。提取每吨培养结束的培养液产生的待处理废液量为3t。计算结果见表5。
在MF的生产中，微生物培养基以及提取MF所使用的试剂成本在总成本中占有较大的比重，根据培养基用料及各成分市场价格计算的配置，每吨培养基所需要的成本为138.55元。根据乙醇及乙醇循环费用计算可知，提取每吨培养基中的MF所使用的试剂成本为550元，循环使用试剂所产生的额外成本为15.11元。
由之前的实验可知，在优化提取方式之后，每吨培养基可生产微生物絮凝剂约1.64kg。因此，微生物絮凝剂的单价p=(138.55+550+15.11)/1.64=429.06元·kg-1 。已知助凝剂六水合氯化铁的价格为3.5元·kg-1，可根据废水处理时助凝剂、絮凝剂的投加量来计算处理1t废水所需要的成本与预期的收益。
综上所述，每吨废水的处理成本在45元左右，同时产生叶面肥、固体肥的经济效益在320元。因此，微生物絮凝剂可使废水变废为宝，每吨废水中的有机质可以获得275元左右的利润，相较于传统的化学絮凝剂具有明显的优势。
3、机理分析
3.1 污水等电点的测定
由图6可以看出，当烟草生产废水和畜禽养殖废水Zeta归零时，废水的pH均小于2，这说明2种废水的等电点都在2以下。较低的等电点说明，2种废水中的胶粒均带有较强的负电荷，颗粒之间会由于负电荷的存在而相互排斥。当废水中加入带有正电荷的离子时，胶粒的负电荷被中和，根据dlvo理论，此时势垒高度降低，胶粒相互靠近时更容易到达第一极小值，形成结构紧密而又稳定的絮体，絮凝效果会更好。
注：Fe为六水合氯化铁溶液。
3.2 Fe添加量对Zeta电位的影响
根据实验结果得知，废水的等电点较低，因此，将反应体系调节为酸性更利于废水的破稳。固定pH=6，可以看到，随着三价铁溶液的添加，废水的Zeta电位的绝对值在逐渐降低。根据胶体双电层理论，胶体Zeta电位的绝对值的大小，可以在一定程度上体现胶体的稳定性。Zeta电位绝对值越大，说明胶体越稳定；Zeta电位绝对值越小，说明胶体越不稳定。对应到废水体系中，当溶液的Zeta电位绝对值越小，则越容易絮凝沉降。如图6所示，当加入过量的Fe时，废水的Zeta电位绝对值会增大，体系重新回归稳态。这是因为：水体中的污染物已经全部析出，继续添加Fe，就没有足够的物质与其产生反应，此时加入的Fe就会在水中残留，而不会随絮体沉淀。因此，使得废水中的离子浓度达到胶体破稳的临界点时所需要的Fe量即为目标添加量。
在废水的预处理中，废水pH均调节为6~7。由图6可以看出，当pH在6~7时，畜禽养殖废水与烟草生产废水Zeta电位值分别为-18~-7mV左右。这说明，此时畜禽养殖废水的稳定性高于烟草生产废水，因此，PAC与PAM的组合絮凝方式在烟草生产废水絮凝中的效果比畜禽粪污絮凝中的效果更好。
3.3 不同处理条件下废水的Zeta电位
如图7所示，助凝剂以及絮凝剂对烟草废水的Zeta电位影响不大。这可能是因为烟草废水中含有一些缓冲性的物质导致的。畜禽废水添加PAC与PAM前后Zeta电位并没有太大的变化，这说明PAC对畜禽废水并没有良好的破稳效果。同时，添加了Fe与MF的废水的Zeta电位，相对于其他处理方式获得废水Zeta电位的绝对值最小。这说明，添加Fe与MF后，其废水的稳定状态较易脱稳，从而易使悬浮在水中的杂质析出，达到更好的处理效果。
3.4 不同处理条件下絮体的大小变化
由图8可以看出，原始水样中的颗粒物细小且分散均匀，在加入助凝剂后，水中会析出一些絮体。这可能是因为：助凝剂的加入，破环了原水中胶体的稳态环境，使得水体中原本分散均匀一致的颗粒物聚集体形成絮体，进而沉降下来。但是，仅仅添加助凝剂所得到的絮体尺寸较小，不利于沉降，并且在只使用助凝剂的情况下，上清液中会残留较多的三价铁离子，从而影响水体的颜色，造成感官上的不适。如图8(d)所示，在加入微生物絮凝剂之后，絮体的体积增大，颜色加深。这是因为，微生物絮凝剂中所含有的多糖长链会将原有的小颗粒态的絮凝黏附在一起，形成大块的絮状物，加速絮凝的速率。同时，微生物絮凝剂上含有较多的三价铁离子的吸附位点，可以有效地减少上清液中铁的含量。将图8(e)与图8(d)进行对比，可以得出，传统化学絮凝剂聚丙烯酰胺对颗粒物的聚集作用并不明显。在宏观上，对利用PAC与PAM絮凝的废水进行观察，其在色度、气味以及感官上均没有明显的改善。通过对比图8(d)和图8(f)可发现，PAC和PAM形成的絮体粒径虽然大于Fe和MF形成的絮体粒径，但PAC与PAM形成的絮体数量却明显少于Fe和MF形成的絮体。这一结果验证了PAC和PAM仅能捕捉废水中现有的SS形成絮体，而不能像Fe与MF联用时，会引起废水中溶解性COD的析出，从而大幅度降低COD。
4、结论
1)相对于加热与超声，调节pH对微生物絮凝剂提取量的影响更大，并且随着pH的升高，微生物絮凝剂的产量也在逐步增大。
2)微生物絮凝剂最佳的提取条件是：在50℃下超声6min后，调节pH为9~11，之后离心取上清液并用2倍体积的冷乙醇醇析，最后透析并冷冻干燥。
3)微生物絮凝剂与助凝剂Fe结合可以有效去除烟草生产废水和畜禽养殖废水中的COD、SS、氨氮。对于畜禽养殖废水，COD的去除率可以达到80%以上，并且可以使水体中残留的三价铁离子浓度低于国家生活饮用水标准。
4)使用微生物絮凝剂不仅能够分离废水中的污染物质，降低废水COD，还能产生一定的经济效益。
5)Fe与MF去除废水中污染物的主要原理是：降低废水Zeta电位的绝对值，使得颗粒物之间静电斥力减小，更容易达到第一极小值，此时絮体可以保持较长的时间而不容易二次溶解，便于从水中析出。（来源：南京林业大学生物与环境学院，江苏润环环境科技有限公司，安徽科技环保科洁有限公司，克雷伯氏环保科技(苏州)有限公司）
