李 冬,吳 青,梁瑜海,蘇慶嶺,張金庫,衛(wèi)家駒,張 杰,2
(1.水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(北京工業(yè)大學(xué)),100124北京;2.城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué)),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(zhì)為主,質(zhì)量分?jǐn)?shù)約占污泥中總有機(jī)質(zhì)的50%~90%,是細(xì)胞和水分外第3大類活性污泥組成物質(zhì)[1].EPS直接分散于污泥絮體的間質(zhì)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(bào)道了EPS中的多糖、蛋白質(zhì)等大分子物質(zhì)對(duì)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(xì)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?;^程中具有重要作用.EPS組成及質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化與進(jìn)水基質(zhì)及基質(zhì)中營養(yǎng)物質(zhì)水平密切相關(guān)[7].廢水中基質(zhì)不同,活性污泥系統(tǒng)中優(yōu)勢(shì)菌種種類不同,細(xì)菌分泌的EPS產(chǎn)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(zhì)為主,化學(xué)、皮革、染料3種污泥EPS中蛋白質(zhì)和核酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)相差不大.基質(zhì)中碳氮比、碳磷比及K、Ca、Mg、Fe等元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響著EPS的產(chǎn)生.周玲君等[9]研究的亞硝化污泥比普通污泥中的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)高,且多糖與蛋白質(zhì)比值較低.
目前國內(nèi)外關(guān)于EPS的研究主要集中在EPS的組成成分、物理化學(xué)性質(zhì)以及改變污泥特性等方面[10-13].本研究在已有研究的基礎(chǔ)上,采用SBR反應(yīng)器在室溫(18~20℃)環(huán)境下,系統(tǒng)研究了氨氮質(zhì)量濃度和基質(zhì)類型對(duì)EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)及其組分的影響,以期探索形成顆粒污泥的最佳水質(zhì)條件,研究EPS對(duì)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(chǔ)數(shù)據(jù)與技術(shù)支持.
采用6個(gè)完全相同的SBR反應(yīng)器,均由有機(jī)玻璃制成,高18 cm,內(nèi)徑10 cm,有效容積為1 L,反應(yīng)器換水比為50%.反應(yīng)器底部安裝內(nèi)徑為8 cm的曝氣環(huán)進(jìn)行微孔曝氣,由氣泵及氣體流量計(jì)控制曝氣強(qiáng)度,并利用六連攪拌機(jī)的攪拌裝置使菌種與基質(zhì)充分接觸混勻.
接種污泥采用氨氮質(zhì)量濃度為200 mg/L配水啟動(dòng)成功的亞硝化污泥,亞硝化率達(dá)90%以上.每個(gè)反應(yīng)器接種的污泥量約4 g.實(shí)驗(yàn)用水1#-5#為人工配水,6#為某大學(xué)家屬區(qū)實(shí)際生活污水.人工配水中以(NH4)2SO4、KH2PO4為營養(yǎng)物質(zhì),NaHCO3為無機(jī)碳源,葡萄糖為有機(jī)碳源.各反應(yīng)器具體水質(zhì)見表1.
表1各反應(yīng)器實(shí)驗(yàn)水質(zhì) mg·L-1
采用SBR的運(yùn)行方式,包括瞬時(shí)進(jìn)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(yīng)器成功運(yùn)行后,對(duì)活性污泥循環(huán)進(jìn)行加水(自來水)—攪拌—沉淀—排水過程,將反應(yīng)器中上次運(yùn)行周期殘留的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD淘洗干凈后重新進(jìn)行SBR運(yùn)行,每天運(yùn)行1~2周期.溫度為室溫18℃左右,各反應(yīng)器進(jìn)水pH為7.4~7.8,運(yùn)行中攪拌速度為80 r/min.
以氨氧化率達(dá)60%~65%確定各反應(yīng)器的反應(yīng)時(shí)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(yīng)剛剛結(jié)束未靜置前取泥水混合液并做3個(gè)平行樣,立刻進(jìn)行EPS的提取和多糖、蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的測(cè)定,取3個(gè)平行樣的平均值作為不同基質(zhì)條件下EPS(多糖、蛋白質(zhì))的質(zhì)量分?jǐn)?shù).為比較不同反應(yīng)時(shí)期亞硝化活性污泥分泌EPS的量,具體操作方法為:于各反應(yīng)器不同時(shí)期(進(jìn)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(gè)平行樣,提取其中的EPS后進(jìn)行EPS(多糖、蛋白質(zhì))的測(cè)定,取3個(gè)平行樣的平均值作為各反應(yīng)時(shí)期EPS(多糖、蛋白質(zhì))的質(zhì)量分?jǐn)?shù).為考察EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)對(duì)污泥沉降性的影響,在各反應(yīng)剛剛結(jié)束未靜置前取泥水混合液,進(jìn)行沉降性SVI的測(cè)定.
DO、T、pH均采用WTW便攜測(cè)定儀測(cè)定,MLSS采用MODEL711手提式測(cè)定儀測(cè)定,COD采用COD快速測(cè)定儀測(cè)定.水樣分析中測(cè)定采用納氏試劑光度法測(cè)定采用N-(1-萘基)乙二胺光度法,NO3--N測(cè)定采用紫外分光光度法.亞硝化率、氨氧化率按下式計(jì)算:
式中:ΔρNO-2-N為進(jìn)出水亞硝酸鹽氮的質(zhì)量濃度差,mg/L;ΔρNO-3-N為進(jìn)出水硝酸鹽氮的質(zhì)量濃度差,mg/L;ΔρNH+4-N為進(jìn)出水氨氮的質(zhì)量濃度差,mg/L;ρNH4+-N為進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度,mg/L.
EPS的提取分為物理提取法、化學(xué)提取法、物理法和化學(xué)法聯(lián)用的組合方法[14].為最大限度地提取細(xì)胞表面的EPS,且對(duì)細(xì)胞不破壞或破壞程度最小,本實(shí)驗(yàn)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(jī)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(jī)5 000 r/min離心15 min,取上清液測(cè)定多糖、蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù),剩余污泥測(cè)定MLSS.EPS中多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)的測(cè)定采用苯酚-硫酸比色法[15],蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的測(cè)定采用考馬斯亮藍(lán)法[16].SVI為混合液沉淀30 min后污泥容積(mL)與污泥干質(zhì)量比(g).
在控制溫度、pH、DO等運(yùn)行條件相同的情況下,1#、2#、3#、4#反應(yīng)器進(jìn)水設(shè)計(jì)不同的氨氮質(zhì)量濃度,對(duì)比各氨氮水平下亞硝化污泥系統(tǒng)中的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù).圖1為4個(gè)反應(yīng)器反應(yīng)結(jié)束時(shí)EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的對(duì)比,圖2為不同氨氮質(zhì)量濃度對(duì)多糖與蛋白質(zhì)比值的影響.
圖1 氨氮質(zhì)量濃度對(duì)污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響
如圖 1 所示,1#、2#、3#、4#反應(yīng)器的氨氮質(zhì)量濃度為 60,200,600,1 000 mg/L,其多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 11.766,22.777,24.744,24.443 mg/g,隨氨氮質(zhì)量濃度的增加,多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)整體呈逐漸增大的趨勢(shì),氨氮質(zhì)量濃度在60~200 mg/L時(shí),蛋白質(zhì)隨氨氮質(zhì)量濃度增大而增大,之后蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨氨氮質(zhì)量濃度增大呈降低趨勢(shì).由圖2可以看出,氨氮質(zhì)量濃度在60~1 000 mg/L時(shí),多糖與蛋白質(zhì)的比與氨氮質(zhì)量濃度顯著線性相關(guān),隨著氨氮質(zhì)量濃度增加,比值增加.
圖2 氨氮質(zhì)量濃度對(duì)多糖與蛋白質(zhì)比的影響
分析認(rèn)為,1#、2#、3#、4#反應(yīng)器中基質(zhì)相同、控制條件相同、活性污泥系統(tǒng)中優(yōu)勢(shì)菌種種類相同,細(xì)菌分泌的EPS產(chǎn)量和成分的不同主要取決于氨氮質(zhì)量濃度.研究表明,EPS的組成物質(zhì)中只有多糖是胞外合成的,而蛋白質(zhì)、脂類物質(zhì)是從胞內(nèi)分泌出來的[17],因此,多糖的質(zhì)量分?jǐn)?shù)受微生物代謝活性和基質(zhì)兩方面影響,而蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)主要受微生物代謝活性影響.本研究中氨氮質(zhì)量濃度在60~200 mg/L時(shí),隨著氨氮質(zhì)量濃度增加,多糖和蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)均明顯增加,主要是細(xì)菌可利用的基質(zhì)增多,微生物處于較高的食物/微生物(F/M)條件下,細(xì)胞合成量大,增殖速率升高,細(xì)菌數(shù)量逐漸增多,代謝增強(qiáng),此時(shí)細(xì)菌分泌的 EPS 量 較 高[18].氨 氮 質(zhì) 量 濃 度 為 600,1 000 mg/L,游離氨分別達(dá) 14,25 mg/L,高游離氨對(duì)AOB菌活性有一定的抑制作用,細(xì)菌活性降低,因此,蛋白質(zhì)的量又呈減少趨勢(shì),EPS量無增加趨勢(shì).
有研究表明[19-20],多糖與蛋白質(zhì)比的降低可以促進(jìn)絮狀污泥之間相互聚集,形成顆粒污泥.因?yàn)榈鞍踪|(zhì)與多糖比值的增加提高了污泥的相對(duì)疏水性.根據(jù)熱動(dòng)力學(xué)原理,污泥相對(duì)疏水性的增加將導(dǎo)致表面Gibbs能的降低,污泥間的親和力增強(qiáng),進(jìn)而形成一個(gè)致密的結(jié)構(gòu),進(jìn)一步促使凝聚成團(tuán)的污泥脫離水相[21];另外,蛋白質(zhì)中氨基等正電官能團(tuán)產(chǎn)生的正電荷能夠中和多糖中羧基等負(fù)電官能團(tuán)產(chǎn)生的負(fù)電荷,降低污泥表面的負(fù)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(jié)構(gòu).
綜上,氨氮質(zhì)量濃度在60~200 mg/L時(shí),EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨氨氮質(zhì)量濃度增大而增大,氨氮質(zhì)量濃度超過200 mg/L時(shí),EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)無明顯增加趨勢(shì);隨著氨氮質(zhì)量濃度的增加,多糖與蛋白質(zhì)比呈線性增加趨勢(shì).實(shí)際應(yīng)用于亞硝化污泥的顆?;^程中,初期亞硝化污泥純化過程宜選擇較高的氨氮質(zhì)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(zhì)量濃度也會(huì)對(duì)AOB菌有一定的抑制作用.結(jié)合本實(shí)驗(yàn)氨氮質(zhì)量濃度在200 mg/L左右即可實(shí)現(xiàn)亞硝化污泥的純化,后期污泥顆?;^程應(yīng)適當(dāng)降低氨氮質(zhì)量濃度為60~200 mg/L,因?yàn)榘钡|(zhì)量濃度的降低可以減小多糖與蛋白質(zhì)的比值,從而促進(jìn)絮狀污泥之間相互聚集形成顆粒.因此,后期應(yīng)適當(dāng)降低氨氮質(zhì)量濃度,快速實(shí)現(xiàn)亞硝化污泥的顆?;?
關(guān)于基質(zhì)類型對(duì)污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響,設(shè)計(jì)了1#、5#、6#反應(yīng)器,氨氮質(zhì)量濃度均為60 mg/L左右.1#不含有機(jī)物,6#為生活污水,5#模擬生活污水,加入葡萄糖作為有機(jī)物,5#、6#進(jìn)水COD均在280 mg/L左右.圖3為3個(gè)反應(yīng)器反應(yīng)結(jié)束時(shí)污泥系統(tǒng)中EPS組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)及多糖與蛋白質(zhì)比的對(duì)比圖.可以看出,3個(gè)反應(yīng)器中EPS產(chǎn)量和成分明顯不同.人工配水以葡萄糖為有機(jī)物的5#和以生活污水為基質(zhì)的6#污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)均明顯高于不含有機(jī)物的1#.其中5#系統(tǒng)中多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高,6#系統(tǒng)中蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯高于其他反應(yīng)器,多糖與蛋白質(zhì)比明顯低于其他反應(yīng)器.
圖3 基質(zhì)類型對(duì)亞硝化污泥系統(tǒng)中EPS組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)及其比值的影響
分析認(rèn)為,廢水中基質(zhì)類型不同使得活性污泥系統(tǒng)中優(yōu)勢(shì)菌種種類不同,細(xì)菌分泌的EPS產(chǎn)量和成分不同.一方面,5#、6#中有機(jī)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(huì)使含碳基質(zhì)轉(zhuǎn)化為胞內(nèi)儲(chǔ)存粒子和在EPS中積累的胞外高分子,使EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加,故5#、6#污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?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(jī)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(zhì)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(jī)物,并且微生物對(duì)廢水中可生物降解有機(jī)物的降解和攝取可以導(dǎo)致分泌大量蛋白質(zhì),因此,6#蛋白質(zhì)水平高于其他反應(yīng)器,多糖與蛋白質(zhì)比明顯低于其他反應(yīng)器.
綜上,亞硝化污泥的EPS明顯受基質(zhì)類型的影響:廢水中含有機(jī)物的污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯高于相同氨氮質(zhì)量濃度、不含有機(jī)物質(zhì)的污泥系統(tǒng);廢水中以葡萄糖為有機(jī)物的污泥系統(tǒng)EPS組分中多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)偏高,以生活污水為基質(zhì)的污泥系統(tǒng)EPS組分中蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)偏高,多糖與蛋白質(zhì)的比值明顯偏低.國內(nèi)外研究表明[19-20],多糖與蛋白質(zhì)比的降低可以促進(jìn)污泥顆粒化,因此,將基質(zhì)類型對(duì)EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響應(yīng)用于污泥的顆?;陨钗鬯疄榛|(zhì)的污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高,多糖與蛋白質(zhì)比較低,生活污水更利于亞硝化污泥的顆粒化.
以1#反應(yīng)器為例分析不同階段污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化,結(jié)果見圖4.可以看出,由進(jìn)水15 min、氨氮氧化60%至氨氮完全氧化時(shí),多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 9.890,11.766,13.982 mg/g,蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為 3.061,3.442,4.428 mg/g.多糖、蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈逐漸增加趨勢(shì).而當(dāng)無基質(zhì)靜置饑餓17 h時(shí),多糖、蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別降至 7.673,1.200 mg/g,多糖、蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)均明顯減少.多糖與蛋白質(zhì)比在有氨氮存在時(shí)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(shí)首先減少EPS中的蛋白質(zhì).原因可能是反應(yīng)時(shí)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(zhǎng)速率均很高,此時(shí)主要由細(xì)菌的分泌導(dǎo)致EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加.而饑餓期,初期由于沒有底物基質(zhì)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(zhǎng),微生物逐漸進(jìn)入休眠或內(nèi)源呼吸階段,積累的EPS中多糖、蛋白質(zhì)等大分子物質(zhì)又充當(dāng)為細(xì)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(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯降低.張?jiān)葡嫉龋?2]的研究也證明了EPS可以被處于饑餓狀態(tài)的其產(chǎn)生者和其他微生物降解,與本實(shí)驗(yàn)的研究結(jié)果相符.
圖4 典型亞硝化污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化
綜上,EPS可以抵御反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)惡劣環(huán)境對(duì)細(xì)胞的危害,在外部基質(zhì)缺乏時(shí)充當(dāng)碳源和能源物質(zhì),維持細(xì)胞的正常生命活動(dòng).對(duì)于亞硝化污泥系統(tǒng),饑餓會(huì)導(dǎo)致多糖與蛋白質(zhì)比值增大,不利于絮狀污泥之間相互聚集.因此,應(yīng)用到亞硝化污泥的顆?;^程時(shí),應(yīng)避免長(zhǎng)時(shí)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粒化.
EPS影響活性污泥絮體的物化性質(zhì),如絮體密度、絮體顆粒大小、表面面積、電荷密度、結(jié)合水質(zhì)量分?jǐn)?shù)和疏水性,而這些物化性質(zhì)是反映活性污泥沉降性能的重要指標(biāo).6組反應(yīng)器的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)與SVI的關(guān)系如圖5.可以看出,隨EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)增大,SVI整體呈逐漸減小趨勢(shì).EPS質(zhì)量分?jǐn)?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?yàn)?一方面,EPS架橋?qū)W說認(rèn)為,當(dāng)EPS中高分子物質(zhì)與微生物接觸時(shí),EPS中含線性或分支狀長(zhǎng)鏈結(jié)構(gòu)的活性基團(tuán)借助離子鍵、氫鍵、配位鍵等與微生物細(xì)胞結(jié)合形成三維網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的絮凝體,有利于污泥沉降;另一方面,多糖、蛋白質(zhì)等疏水性聚合物的疏水基團(tuán)或疏水側(cè)鏈與微生物細(xì)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(zhì)復(fù)合物.以上兩種學(xué)說均支持EPS對(duì)活性污泥絮凝沉降有促進(jìn)作用,與本研究結(jié)果相符.
綜上,EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加有利于污泥的沉降.應(yīng)用于亞硝化污泥的顆?;^程,3#、4#、6#反應(yīng)器系統(tǒng)中污泥的沉降性好.但對(duì)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(yīng)器多糖與蛋白質(zhì)比較低利于污泥相互聚集,3#、4#反應(yīng)器的污泥沉降性好.而2.2節(jié)以生活污水為基質(zhì)的6#系統(tǒng)中,多糖與蛋白質(zhì)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(jī)物的生活污水更有利于亞硝化污泥的顆粒化.
圖5 EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)與污泥容積指數(shù)SVI的關(guān)系
1)氨氮質(zhì)量濃度影響污泥系統(tǒng)中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù).氨氮質(zhì)量濃度在60~200 mg/L時(shí),EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨氨氮質(zhì)量濃度增大而增大.氨氮質(zhì)量濃度超過200 mg/L時(shí),EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)無明顯增加趨勢(shì).且EPS組分中多糖與蛋白質(zhì)的比與氨氮質(zhì)量濃度線性相關(guān),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(zhì)量濃度,形成較高游離氨抑制NOB菌,純化亞硝化污泥.后期應(yīng)適當(dāng)降低氨氮質(zhì)量濃度為 60~200 mg/L,以降低多糖與蛋白質(zhì)的比,從而快速實(shí)現(xiàn)亞硝化污泥的顆?;?
2)污泥的EPS明顯受基質(zhì)類型的影響.氨氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)相同的情況下,以含有機(jī)物的廢水為基質(zhì)的活性污泥比單純以含氨氮的廢水為基質(zhì)的活性污泥能分泌更多的EPS.廢水中以葡萄糖為有機(jī)物的污泥系統(tǒng)EPS組分中多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)偏高,以生活污水為基質(zhì)的污泥系統(tǒng)EPS組分中蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)偏高,多糖與蛋白質(zhì)的比明顯偏低,因此,生活污水更利于亞硝化污泥的顆粒化.
3)EPS中蛋白質(zhì)和多糖均具有可生化降解性,在外部基質(zhì)缺乏時(shí)可以充當(dāng)碳源和能源物質(zhì),維持細(xì)胞的正常生命活動(dòng).但饑餓會(huì)導(dǎo)致污泥系統(tǒng)中多糖與蛋白質(zhì)的比升高,不利于亞硝化污泥的顆?;?
4)EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響污泥沉降性.EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)增大,SVI呈逐漸減小趨勢(shì).對(duì)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(jì)文娟,江濤,等.生活污水處理中胞外聚合物對(duì)活性污泥絮凝沉降性的影響[J].過程工程學(xué)報(bào),2013,13(2):207-211.
[4]崔成武,紀(jì)樹蘭,高景峰,等.好氧顆粒污泥的形成機(jī)理[J].水處理技術(shù),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(jìn)展及發(fā)展趨勢(shì)[J].環(huán)境科學(xué)導(dǎo)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(yuǎn)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(yán)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(jìn)展[J].科技導(dǎo)報(bào),2009,27(20):106-110.
[15]徐曉飛,陳健.多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定的研究進(jìn)展[J].食品科學(xué),2009,30(21):443-448.
[16]路蘋,于同泉,王淑英,等.蛋白質(zhì)測(cè)定方法評(píng)價(jià)[J].北京農(nóng)學(xué)院學(xué)報(bào),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(shù)原理與應(yīng)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(zhì)條件對(duì)生物膜細(xì)胞外聚合物組成和質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響[J].環(huán)境化學(xué),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(jī)制[J].環(huán)境科學(xué),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(duì)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?jiān)葡迹久?,李超,?好氧顆粒污泥胞外聚合物(EPS)的生化性研究[J].環(huán)境科學(xué),2008,29(11):3124-3127.