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      城市污水廠活性污泥中保外聚合物分析

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        胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是污泥所處的基質及細胞新陳代謝分泌的高分子化合物, 主要成分為多糖、蛋白質、核酸、腐殖酸(Neyens et al., 2004).EPS能夠為細菌細胞抵御環境的驟變(如pH、溫度、鹽度)提供保護層, 并且能夠在細胞饑餓狀態時作為碳源和能量(Flemming et al., 2001).根據與細胞的結合程度, 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, 為細胞的生長提供環境, 同時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常出現污泥沉降性能變差的現象, 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); 還有部分研究者認為EPS與污泥沉降性能相關性不強(Liao et al., 2001).迄今為止, EPS與活性污泥沉降性能相關性說法不一.EPS對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、含量與工藝運行條件、污泥沉降性能的相關性分析有助于城市污水處理廠取得穩定的泥水分離效果.

        EPS組分及含量的變化與污水處理系統的進水基質有著密切的關系, 隨著廢水基質營養水平的不同, 污泥系統中的優勢菌種也不同, 進而影響著細菌分泌的EPS產量(曹秀芹等, 2010).EPS的促進絮凝沉降的性能有助于減少懸浮顆粒、去除有機物及提高出水水質(More et al., 2014).然而, 關于我國城市污水處理廠運行條件及環境因素對EPS影響的相關研究報道較少, 多數研究集中在小試反應器中的活性污泥.本研究選取國內城市污水處理廠的活性污泥為研究對象, 采用統計分析學方法探討胞外聚合物與污泥沉降性能、粒徑分布的關系, 氮磷污染物及運行條件對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個不同的城市污水處理廠(A、B、C), 其中水廠A和C采用傳統的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.各個工藝進出水水質指標及運行參數見表 1.所有樣品均取自曝氣池出水口, EPS分析檢測在取樣后的8 h內完成, 以保證數據的準確性.

        表 1    3個污水處理廠的進出水水質指標及運行參數

        




      2.2 分析方法

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

        采用激光粒度分析儀測定(Microtrac S3500, USA)污泥的粒徑分布, 測量范圍為:0.02~2000 μm.采用污泥體積指數(Sludge Volume Index, SVI)作為評價污泥沉降性能的指標.SVI、MLSS、MLVSS均采用標準方法(國家環境保護局等, 2002)測定.

        運用SPSS 20.0分析污泥沉降性能、絮體粒徑、EPS組分及含量、進出水水質以及運行參數之間的關系.采用Pearson相關系數評估雙變量之間的線性相關性.Pearson值在-1到1之間, -1代表顯著負相關, 1代表顯著正相關, 0代表兩變量無關.分析結果在95%的置信區間內是有統計學意義的(p < 0.05).

        3 實驗結果與討論(Discussion and results) 3.1 污泥的沉降性能

        3個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SVI大于150 mg·L-1, 認為污泥發生膨脹.3個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個樣品中有7個發生了污泥的微膨脹(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個污泥發生微膨脹.另外, 采用氧化溝工藝的B水廠的污泥樣品處于正常狀態, 所以反應器類型對SVI值的影響要小于運行條件和水質狀況所產生的影響.

        圖 1(Fig. 1)

        圖 1 3個污水廠的SVI曲線 Fig. 1 SVI of three WWTPs

        27個污泥樣品的取樣溫度范圍為14.5~23 ℃.同一時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, 污泥容易發生膨脹.同時, 通過圖 1可看出:當溫度低時, 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和污泥正常狀態下.

        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, 對采用相同工藝的2個水廠的污泥顆粒粒徑分布情況進行了對比分析.圖 2為2個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計.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的粒徑分布統計

       

        如表 2所示, 對于WWTP-A污泥樣品來說, 污泥樣品A-8的粒徑***大, A-10的粒徑***小.WWTP-C水廠中, C-9污泥樣品粒徑***大, C-8***小.說明同一水廠, 由于運行條件不同, 粒徑分布也不盡相同.污水廠中不同的環境條件造成粒徑分布不均, 因此活性污泥的粒徑分布實質上是環境條件差異化的結果(Jin et al., 2003).

        3.3 EPS組分及含量

        本研究將多糖、蛋白質、DNA和腐殖酸的總和作為活性污泥中EPS總含量.圖 3為3個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).其中蛋白質為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, 所以工藝類型對于EPS總量和各組分含量的影響不大.

        圖 3(Fig. 3)

        圖 3 3個水廠污泥樣品的EPS成分及總量 Fig.

        丹麥和澳大利亞研究者對傳統活性污泥處理廠的活性污泥研究發現EPS的各組分含量分別為:蛋白質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果基本一致, 但本實驗中多糖含量偏少, 原因可能與提取方法及污泥本身的特性有關.文獻報道小試反應器中EPS的各組分含量分別為:蛋白質為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等采用與本實驗相同的提取方法對人工配水的SBR反應器中活性污泥進行EPS的分析發現, 以葡萄糖為基質的EPS的各組分含量均少于以淀粉為基質時, 但兩者的蛋白質含量與本實驗研究相符, 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含量要遠高于小試反應器中含量, 而小試反應器中多糖含量比城市污水處理廠中高.一方面, 水質條件及運行條件的不同導致含量的差異; 另一方面, 提取方法對于各成分含量的影響很大.通常實際城市污水廠的水質成分更為復雜, 有機氮及復雜有機物的含量要高于實驗室小試的水質, 導致污水廠活性污泥EPS的蛋白質含量增多, 多糖減少.然而, Bugge對采用MBR工藝的城市污水處理廠研究發現, 蛋白質含量為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, 與傳統活性污泥法相比, MBR中蛋白質含量明顯增多, 腐殖酸含量較少.

        蛋白質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胞破裂導致DNA釋放出來的結果(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胞, 較完整地提取出胞外聚合物.蛋白質是主要的EPS的組分, 此結論與之前研究一致(Sponza, 2002a; 2003b).蛋白質與多糖的比值為4~15, 該比值與EPS的提取時間有關((Frolund et al., 1996).

        3.4 EPS與工藝運行的相關性分析

        表 3為EPS各組分含量與水質情況、運行參數和工藝類型的Pearson相關性分析.從Pearson的分析結果可以看出, 多糖與出水總氮、出水硝氮呈顯著正相關, 與出水總磷呈正相關, 與總氮去除率呈顯著負相關; DNA與出水總氮、出水硝氮及SVI呈正相關, 與總氮去除率呈負相關; 腐殖酸與SVI呈正相關; EPS總量與水力停留時間呈負相關; 蛋白質與多糖的比值與污泥齡呈正相關.本研究中沒有發現蛋白質含量與水質情況或運行條件的相關性.

          表 3 EPS的成分及含量與水質情況及運行條件的Pearson分析結果

        從EPS與污泥沉降性能和粒徑的關系角度分析, 本研究發現DNA含量越多, SVI值越大, 污泥沉降性能越差; 腐殖酸增多, 污泥沉降性能也會變差.說明當微生物的同化作用降低, 活性污泥絮體中的細胞死亡或自溶, 導致DNA和腐殖酸含量增加, 從而減低活性污泥沉降性能.有報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, 即高濃度的EPS與較差的污泥沉降性能有關(Jin et al., 2003), 與本研究結論不一致.原因主要包括3個方面:① 提取EPS采用的離心速度、攪拌強度和攪拌時間不同(龍向宇等, 2008); ② 不同研究中EPS的總量是由不同物質的總和得到的, 并且各物質的測定方法不同也會導致差異(Zhang et al., 2014); ③、之前的研究較多的集中于實驗室的小試實驗(周健等, 2004; 吳浩東等, 2008), 影響因素較為單一, 與水廠的運行狀況有差異.對粒徑和EPS的分析并沒有發現任何的相關性, 可能是由于粒徑的變化較少, 所測粒徑分布集中且均屬于同一范圍, 不足以導致EPS含量及組分的變化.

        Pearson相關性分析沒有發現EPS總量以及各組分含量與水廠工藝類型的相關性, 因此, 進一步分析水廠的水質情況以及運行條件對EPS含量及組分的影響.本研究中有機物含量對EPS的含量及組分并沒有影響.有研究發現(Ehlers et al., 2012), COD的去除效率與有效的微生物凝聚性能有關, 而胞外聚合物的成分又與凝聚效果相關, 因此, COD的去除率與EPS的成分相關, 與本研究不同.可能是由于城市污水處理廠中的有機物負荷波動較小, 并沒有表現出強烈的相關性.根據表 3結果發現, 水體中的氮污染物濃度對多糖和DNA含量影響顯著.分析原因可能是當水體中營養物較少時, 微生物內源呼吸, 增加了多糖和DNA的含量.另外, 多糖既與脫氮過程相關, 又與除磷相關, 推測是由于多糖可以作為脫氮除磷過程的有機碳源被微生物利用.有研究表明磷的去除是EPS與基質之間的間接傳輸作用, 所以EPS在生物除磷過程中充當磷儲存庫的作用(龍向宇等, 2012).Ye認為高COD/N的比值, 降低EPS中蛋白質的含量(Ye et al., 2011).而本研究中并未發現蛋白質與水質情況的相關性.

        運行條件(如水力停留時間、污泥齡)對EPS總量以及多糖與蛋白質的比值有影響.水力停留時間越長, EPS含量越少.較長的水力停留時間導致系統中營養物質缺乏, 微生物以EPS中的物質作為營養來源進行好氧呼吸, 使EPS總量下降.而污泥齡與蛋白質/多糖比值明顯正相關.較長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, 使蛋白質與多糖的比值變大.有研究證實污泥絮體在冬天比夏天更容易打開并形成不規則形狀(Willen et al., 2008b).Zhang認為緊密型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(Zhang et al., 2015).而本研究中并沒有發現EPS與溫度或季節的相關性, 原因可能是研究期間的溫度變化不顯著.已有文獻指出優化水力停留時間和污泥齡有助于降低溶解性EPS(Barker et al., 1999).由此推測, 增加水力停留時間, 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.dowater.com更多相關技術文檔。

        4 結論(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驗室的小試中EPS的含量差異較大.

        2) 在污泥微膨脹狀態和正常狀態下, 本研究沒有發現EPS總量與污泥沉降性能以及粒徑之間的相關性, 但是DNA和腐殖酸均與SVI呈正相關, 即EPS中DNA和腐殖酸的含量越高, 污泥沉降性能越差.較長的水力停留時間使EPS作為微生物營養來源而被氧化分解, 導致EPS總量下降.

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


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