污水生物处理中，活性污泥中普遍存在胞外多聚物(extracellular polymeric substances,EPS)。 EPS通常指通过细胞自溶、 细胞内分泌或从污水中吸附而来的高分子聚合物质[1]，约占活性污泥总质量的80%、 干质量的1%~15%、 总有机物的 50%~90% 左右，用于细胞的自我保护和相互粘附，是活性污泥的主要组成部分[2]。 EPS主要由胞外蛋白质(protein,PN)、 胞外多糖(polysaccharides,PS)、 腐植酸及DNA等组成，尤以PN和PS为主，可占到EPS总质量的75%~89%[3]。 EPS分为可溶性胞外聚合物(soluble microbial products,SMP)及附着型EPS。 SMP游离于溶液当中可与周围液相环境自由进行物质交换，其含量的多少可改变混合液黏度，是出水中COD有机物的主要组成部分[4]。 附着型EPS又分为松散附着EPS(loosely-bound EPS,LB-EPS)和紧密附着EPS(tightly-bound EPS,TB-EPS)，呈现出双层结构。 TB-EPS附着于细胞表面并与细胞壁牢固结合，主要进行物质和能量的交换； LB-EPS结构松散，位于TB-EPS外层且具有流动性，影响污泥沉降、 絮凝及脱水等性能，具有保护和维持细胞结构完整的作用[5]。 EPS含量的增加会抑制硝化菌的生长进而导致硝化菌活性的降低[6]，对生物系统脱氮过程产生不利影响。 EPS具有吸磷作用，EPS含磷量有时甚至高于排泥的污泥含磷量[7]。 此外，对于EPS成分的分析是理解整个系统污泥稳定性、 絮凝性等特性以及相关生物代谢机制的重要基础。
近年来有研究观察到低温条件下，微生物分泌的EPS具有独特的优点，可以更好地适应低温环境[8-9]，EPS可在一定程度上抵抗外界环境对细胞的不利影响，对生物膜法污水处理中的生物膜形成、 污染物去除、 微生物絮凝、 污泥沉降性能以及表面性能、 特殊结构的维持等都发挥着关键作用。 但总体而言，目前的研究缺乏以生物膜和悬浮活性污泥为核心的污水处理工艺活性污泥之间的EPS比较，使得生物膜法污水处理工艺的特点无法全面表征。
本文采用2种污水生物处理反应器即序批式移动床生物膜反应器(sequencing batch moving bed biofilm reactor，SBMBBR)和传统的序批式SBR反应器(sequencing batch reactor，SBR)，对比研究2组低温(6℃和10℃)和3种不同运行负荷工况下这2种反应器中附着活性污泥(载体上的生物膜、 脱落后生物膜)和悬浮活性污泥中EPS的差别，探讨反应器有机负荷、 温度等变化对于EPS成分的影响特点，并分析EPS成分与所发挥的相应功能的关系。
1 材料及方法 1.1 试验装置试验中的2种反应器均由有机玻璃制成，大小规格相同，内径130 mm，高34 cm，有效体积4.5 L，为方便表述，SBMBBR记为R1、 SBR反应器记为R2。 R1选用挪威Kruger Kaldnes AS公司的AnoxKaldnesTM KMT (K1)型聚乙烯填料[10]，投配率为40%[11]。 2种反应器均设置在带有自控功能的低温保温箱中，并且同步运行。
1.2 试验材料及运行工艺参数采用人工配水，主要由工业用葡萄糖及必要的NH4Cl、 KH2PO4、 CaCl2·2H2O、 MnSO4·H2O、 CuSO4·5H2O等物质组成[12]，同时投加适量NaHCO3来控制进水pH为7.0~8.0。
试验用接种活性污泥取自北京肖家河污水厂，经过了半年的10℃低温培养。
2种反应器通过时间控制器控制序批式运行，周期同为8 h，充放比为1/3，工作时间为7 h，闲置时间为1 h。 工作时间中，厌氧段为120 min(其中前25%时间为进水并同时搅拌)，好氧段为240 min(末期排泥)，沉淀段为60 min。
试验设置3种进水容积负荷工况： 3.4、 2.2和1.3 kg/(m3·d)(下文分别称为工况1、 2和3)，所对应的进水CODCr浓度分别1 600±50、 1 000±32和600±20 mg/L。 2组运行低温分别为10±1℃和6±0.5℃。
1.3 分析项目及方法EPS测定采用热提取法[13]，蛋白质(PN)测定采用Lowry法[14]，多糖(PS)分析采用苯酚—硫酸法[15]，污泥表面疏水性(surface hydrophobicity，RH)测定采用乳化法[16]，采用F-7000型荧光分光光度计(日本日立公司)测定微生物代谢产物三维荧光光谱。
2 结果及讨论 2.1 不同形态污泥EPS成分对比分别对2种反应器在10℃与6℃条件下，3种工况运行稳定后的3种形态污泥即R1中脱落污泥(主要为老化的生物膜)、生物膜和R2中悬浮活性污泥的EPS及组成进行分析，结果如图 1所示。本文定义每克VSS中含有EPS的质量为k，单位为mg。
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| 图 1 3工况2低温条件下3种形态污泥的EPS总量及组成分析对比图 |
由图 1可见，随着温度降低，脱落污泥EPS总量降低； 而生物膜及悬浮活性污泥EPS总量上升，尤以工况1表现明显。 原因是： 一方面由于部分不适应低温的微生物在温度降低时死亡或自溶，这些死亡微生物会释放出胞内聚合物，从而使脱落污泥的EPS含量降低； 另一方面低温对于某些低温微生物的代谢具有诱导作用，低温微生物分泌自身特有的EPS来适应低温环境，从而导致R1中生物膜和R2中悬浮活性污泥的EPS含量增加。
在3种工况和2种低温条件下，脱落污泥PN/PS值为2.33~7.63，生物膜PN/PS值为1.84~5.51，悬浮活性污泥PN/PS值为1.31~2.07。 相比之下，悬浮活性污泥PN/PS值小于其他形态污泥的。
在10℃时，3种形态污泥的EPS含量随负荷的降低而升高，低负荷污泥的EPS含量大于高负荷污泥的。 有机负荷降低时，反应器中较少的可利用基质使细菌的增值速率降低，这会加速污泥中的微生物细胞自溶以及分泌EPS来维持细胞的正常的代谢从而导致污泥的EPS含量增加。
在6℃时，3种形态污泥的EPS含量随负荷的升高呈现出大致上升的趋势(工况1和2脱落污泥表现例外)，这可能由于6℃低温下，微生物降解有机物的能力减弱，较高的有机负荷使得微生物将多余的碳源转化为EPS积累起来而导致EPS含量的增加。
2.2 EPS与污泥沉降性能的关系污泥沉降性能指标可由污泥容积指数(sludge volume index,SVI)表征，具有良好沉降性能污泥的SVI值通常在50~120 mL/g。 为探讨EPS总量及各组分含量在数值上与污泥沉降性的关系，试验中就2组不同温度及2种运行工况下，2种反应器EPS的相关数据与污泥沉降性能变化情况进行分析，考察对污泥沉降性能影响较大、相关性较强的几个影响因素，它们之间的关系如图 2所示。
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| 图 2 污泥EPS总量、 LB-EPS、 PN/PS值与SVI关系 |
经相关系数检验法检验，上述线性关系显著。 由图 2a可知，污泥SVI值与污泥中EPS总量的变化趋势相近。 污泥中EPS含量升高，SVI值也相应升高，对应的污泥沉降性能下降。 这是由于自然条件下微生物表面通常带负电[17]，而EPS中存在大量带负电的羧基、 磷酰基等官能团离子化后使得EPS也带负电[18]，EPS含量的增加使得EPS与微生物细胞之间的静电斥力增大，导致污泥松散难以絮凝，沉淀性能恶化。 有研究表明： 污泥中EPS含量与SVI值成正相关关系； 有机负荷降低时，污泥EPS含量增加，SVI值也随之变大[2]。
由图 2b可知，污泥SVI值与污泥中LB-EPS的含量也具有一定的正相关性。 污泥沉降性能随LB-EPS含量的增加有恶化趋势。 这是由于LB-EPS位于TB-EPS外层且结构松散，其含量增加会导致污泥松散不凝聚，沉降性能减弱。
由图 2c可知，污泥SVI值与污泥EPS中PN/PS值存在一定程度的反相关关系，污泥EPS中蛋白质所占的比例提高，污泥沉降性能也随之提高。 由于蛋白质呈疏水性，而多糖具有亲水性，较高比例的蛋白质含量可以使微生物细胞之间表现出更强的亲和力而紧密结合在一起，增强了污泥的沉降性能。
在影响SVI的几个关键性指标中，EPS总量与SVI之间表现出更强的线性正相关性。 系统中EPS总量和EPS中PN/PS值的增加以及污泥LB-EPS含量的减少等均有利于污泥沉降性能的提升与改善。
2.3 污泥表面疏水性污泥表面疏水性(RH)代表微生物细胞之间相互结合的亲和力[19]。 污泥表面疏水性的增加降低了微生物细胞的表面自由能[20]，使得微生物之间的粘附性能增强，进而促使微生物细胞聚集形成稳定的污泥颗粒或絮体。 疏水性与污泥絮凝能力呈正相关关系[16]，越高则污泥絮凝能力越强。 较高的疏水性是颗粒污泥形成的前提。
为探讨EPS总量及各组分含量在数值上与污泥表面疏水性的关系，对不同温度下各工况R2中EPS的相关数据与RH变化情况进行分析，观察到了对RH影响较大、 相关性较强的几个影响因素，它们之间的关系如图 3所示。 其他层面的EPS总量及成分与RH之间没有发现明显相关性。 由于生物膜RH的测定需要将填料表面的生物膜刮下并配成溶液，一方面该操作会对低温下填料生物量造成不可逆的损失，另一方面不能保证完全刮净而使得计算误差增大，本试验只分析了R2活性污泥的表面疏水性。
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| 图 3 TB-EPS、 PN及EPS总量污泥表面疏水性关系 |
由图 3a可知，上述结果体现了一定的正相关关系。 污泥RH值与污泥中TB-EPS含量的变化趋势相近。 污泥中TB-EPS含量升高，RH值也相应升高，对应的污泥表面疏水性能提高。 这是由于TB-EPS附着于细胞表面并与细胞壁牢固结合，TB-EPS含量升高，则微生物细胞之间相互结合的亲和力增大即RH提高。 在节2.1中对于EPS各成分的对比分析中，脱落污泥的TB-EPS占整个EPS的比例比生物膜及悬浮活性污泥的低，其对应的RH也是三者中最低的，原因正是由于脱落污泥大部分为老化污泥，细胞壁结合能力较差的缘故。
由图 3b可知，污泥RH值与污泥TB-EPS中蛋白质含量具有弱的正相关性。 TB-EPS中的蛋白质主要由疏水性的甘氨酸、 丙氨酸等疏水性氨基酸组成，对于微生物絮体表面性质尤其是污泥表面疏水性具有较大影响，污泥表面疏水性随TB-EPS中蛋白质含量的增加而逐渐增加，其含量的高低对于微生物絮凝及污泥颗粒化等过程有重要作用。 相对而言，EPS中存在较高浓度的多糖含量，由于多糖较高的亲水性，可能会不利于微生物絮体凝结及颗粒化。
根据图 3c，污泥RH值与污泥中EPS总量也具有一定弱的正相关性，这种相关性不及与TB-EPS含量的相关性明显。
影响污泥RH的因素多而复杂，包括进水基质、 DO浓度、 温度、 pH值、 微生物生长阶段及反应器溶液中离子强度等，EPS作为重要的影响因素之一，其中以污泥中TB-EPS含量与RH的正相关性表现最为明显。
2.4 污泥代谢产物三维荧光光谱分析为考察不同低温下2个反应器微生物代谢产物的区别，分别对2个反应器10℃和6℃工况3下的处理出水10倍稀释后进行三维荧光扫描，结果如图 4所示。
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| 图 4 2种低温下2反应器出水三维荧光对比分析图 |
由图 4可知，10℃时，R1处理出水的光谱区域主要集中在Ⅰ—Ⅲ区，有8个较为明显的特征吸收峰，对应的发射光波长Em和激发光波长Ex范围为Em/Ex=(280~330)nm/(220~250)nm，Em/Ex=(330~380)nm/(220~250)nm和Em/Ex=(380~480)nm/(220~250)nm，对应的主要物质为酪氨酸、 色氨酸类蛋白质和富啡酸类腐殖质。 另外，Ⅳ区有一个非显著特征吸收峰，说明Ⅳ区物质浓度较低。 R2处理出水的光谱区域主要集中在Ⅱ—Ⅳ区，有6个较为明显的特征吸收峰，对应的波长范围为Em/Ex=(330~380)nm/(220~250)nm，Em/Ex=(380~480)nm/(220~250)nm和Em/Ex=(280~380)nm/(250~360)nm，根据荧光光谱区域中对应的主要物质类型关系[21]，可知主要物质为色氨酸类蛋白质、 富啡酸类腐殖质及溶解性代谢产物。 可见R1代谢产物种类多于R2的，R2出水代谢物质浓度高于R1的，工况3下R1有机物去除效果优于R2的。 R2中分泌的溶解性代谢产物浓度高于R1的是造成这种有机物分布特征的原因。
6℃时，R1处理出水的光谱区域仍然主要集中在Ⅰ—Ⅲ区，但部分10℃时Ⅱ区的特征吸收峰向左移动到Ⅰ区。R2处理出水的光谱区域亦集中在Ⅰ—Ⅲ区，Ⅰ区出现明显的特征吸收峰，10℃时Ⅳ区的特征吸收峰消失。 推测温度降低可能对酪氨酸类代谢产物的产生具有一定的诱导作用，此温度段2种反应器出水中代谢产物的种类及浓度相近，有机物处理效果相当，均为95%左右。
3 结 论对2种低水温的3种工况下2种反应器中各形态污泥EPS总量及成分进行对比分析，结果显示： 10℃时，3种形态污泥的EPS含量随负荷的降低而升高，低负荷污泥的EPS含量大于高负荷污泥； 而6℃时，3种形态污泥的EPS含量随负荷的升高呈现出大致上升的趋势； 悬浮活性污泥PN/PS值小于其他形态污泥的。
对污泥SVI影响较大、 相关性较强的几个影响因素中，相关性由高到低分别为EPS总量和LB-EPS含量及PN/PS值。 系统中EPS总量和EPS中PN/PS值的增加以及污泥LB-EPS含量的减少等均有利于污泥沉降性能的提升和改善。
对2种低水温时2种反应器出水的三维荧光扫描光谱进行对比分析，10℃时R1代谢产物种类多于R2的，R2出水代谢物质浓度高于R1的。 6℃时2种反应器出水中代谢产物的种类及浓度相近，但10℃时部分Ⅱ区的特征吸收峰向左移动到Ⅰ区，推测温度降低可能对酪氨酸类代谢产物的产生具有一定的诱导作用。
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