污水处理厂二沉池中常出现泥水分离效果较差的现象，造成大量污泥流失和出水水质恶化.胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)的组成、污泥表面特性以及絮体粒径分布都是影响活性污泥絮凝沉降能力的重要因素(Jin et al., 2003；周健等，2004).EPS是指附着在细胞壁外用于自我保护，并在饥饿环境下为细菌提供碳源和能量的高分子聚合物，是活性污泥絮体的重要组成部分.EPS由细胞自身分泌物、细胞溶解物以及水中的微小颗粒组成，可分为紧密粘附胞外聚合物(tightly bound EPS，TB-EPS)和松散附着胞外聚合物(loosely bound EPS，LB-EPS)两部分(Ye et al., 2011).

有研究发现异养菌为主的活性污泥中LB-EPS含量越多，污泥的沉降和絮凝性能越差，TB-EPS对污泥的沉降和絮凝性能基本无影响(王红武等，2003).然而另一些研究表明，活性污泥絮体内，TB-EPS含量相较于LB-EPS含量更多，且絮凝性能更强，因此TB-EPS的絮凝特性可直接反映活性污泥的絮凝特性(Tian et al., 2006；Yu et al., 2009).Liu等根据DLVO理论对LB-EPS和TB-EPS进行分析后发现，相较于LB-EPS，TB-EPS对异养污泥絮凝性能的影响更大(Liu et al., 2010).产生这些截然不同结论的原因可能是活性污泥中的微生物相的不同所致.针对以自养菌为主的活性污泥中EPS对污泥絮凝特性影响的研究尚鲜有报道.李志华等在研究自养菌对颗粒污泥稳定性影响的过程中发现，以EPS为骨架的自养颗粒污泥相较于以丝状菌为骨架的异养菌颗粒污泥更能保持长期稳定状态(李志华等，2010)，而Liang等关于絮状自养活性污泥EPS的提取方法对比的过程中仅给出了EPS的分层结构及各层含量的多少，并未就EPS与自养活性污泥絮凝沉降特性的相关性作进一步研究(Liang et al., 2010).由于自养活性污泥中细菌种类单一，无丝状菌存在，所形成的污泥性状相较于异养活性污泥更稳定.因此，有必要就自养和异养活性污泥LB-EPS和TB-EPS的组成及其对活性污泥絮凝特性的影响作深入探讨.

采用3个透明有机玻璃制成的SBR反应器培养污泥，工作容积为20 L.由电磁空气泵供氧，机械搅拌速度为35 r · min^-1.以转子流量计控制溶解氧(DO)浓度.通过反应器外层的循环水浴使温度维持在25 ℃.运行方式为12 h 1个周期，即进水15 min，搅拌180 min，曝气480 min，沉淀30 min，排水15 min.沉淀结束后排出10 L废水，补充等量人工模拟废水进入下一周期.

3个反应器A、B、C的有机负荷分别为0、0.30、0.74 kg · kg^-1 · d^-1.反应器A为实验室培养的全自养硝化污泥，已稳定运行4年.反应器B、C中的接种污泥来自西安市某污水处理厂二沉池回流污泥.3个反应器均投加人工配制废水，氨氮浓度为200 mg · L^-1，由NH₄Cl提供.主要成分如下：NH₄Cl 764.3 mg · L^-1，K₂HPO₄175.6 mg · L^-1，MgSO₄ 60 mg · L^-1，CaCl₂18 mg · L^-1以及微量元素溶液0.38 mL · L^-1.微量元素溶液成分如下：FeCl₃·6H₂O 375 g · L^-1，MnCl₂·4H₂O 30 g · L^-1，ZnSO₄·7H₂O 30 g · L^-1，H₃BO₃ 37.5 g · L^-1，CuSO₄·5H₂O 7.5 g · L^-1，KI 4.5 g · L^-1，EDTA 2500 g · L^-1.采用结晶乙酸钠作为碳源，通过改变其投加量来控制有机负荷，维持所有反应器混合液悬浮固体浓度(MLSS)在3000 mg · L^-1，污泥龄(SRT)为20 d，保持DO不小于2.0 mg · L^-1，pH为7.5~8.0.

经3个月培养驯化，反应器B、C中COD和氨氮去除率均达到90% 以上，污泥沉降特性良好.经PCR实时定量测定，由单一氮源培养的反应器A中总细菌数为0.5×10⁷ cells · g^-1，其中硝化细菌主要为欧洲亚硝化单胞菌(Nitrosomonas europaea)，占细菌总数的95.97%，反应器B、C中总细菌数分别为1.17×10⁸ cells · g^-1和1.40×10⁸ cells · g^-1，其中硝化细菌占细菌总数的9.75%和9.61%.用于进行EPS含量和物化特性分析的污泥，分别取自3个反应器运行周期曝气停止前2 min.

LB-EPS和TB-EPS的提取采用改良的两阶段热提法(Li and Yang， 2007).污泥含固率采用105 ℃烘干法测定，EPS总量用溶解性有机碳(TOC)表示，采用TOC-L总有机碳分析仪(Shimadzu，Japan)测定，EPS中多糖采用蒽酮法测量，标准物质为葡萄糖；蛋白质采用 Folin-酚法测量，标准物质为牛血清蛋白；DNA采用二苯胺显色法测定，标准物质为小牛胸腺DNA(Frølund et al., 1995).

EPS三维荧光光谱(three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy，3DEEM)采用FP 6500 荧光分光度计(JASCO，Japan)测定，使用氙弧灯为激发光源；激发波长λ_ex=220~400 nm，发射扫描波长λ_em=220~500 nm；激发与发射的狭缝宽度均为5 nm；激发波长的扫描间隔为10 nm；扫描速度为1200 nm · min^-1.将所提取的不同污泥的LB-EPS和TB-EPS直接进行三维荧光扫描，用Spectra Manager软件进行数据分析.

以90i光学显微镜(NIKON，Japan)观察不同污泥以及分别提取LB-EPS和TB-EPS后污泥的絮体结构.采用JSM-6510LV扫描电子显微镜(JEOL，Japan)对预处理后的污泥内部结构进行观察，预处理方法如下：取少量污泥样品与4%多聚甲醛混合，在4 ℃下固定24h，固定好的污泥样品用30%、50%、70%、80%、90%和100%的乙醇溶液依次洗脱15 min，然后放入乙醇：乙酸异戊酯=1∶1溶液和100%乙酸异戊酯溶液中各置换5 min，去掉上清液倒入干净培养皿中自然干燥.

采用iQ5实时定量PCR(BIO- RAD，USA)对所培养的活性污泥中的微生物相进行定量分析.AOB的引物为：amoA-1F(5′-GGG GTT TCT ACT GGT GGT)和amoA-2R(5′-CCC CTC KGS AAA GCC TTC TTC)，目的片段长：491 bp.用于克隆的PCR扩增采用25 μL体系.用于末端限制性片段长度多态性分析(T-RFLP)的PCR扩增采用50 μL体系.PCR体系包括10～20 ng的DNA模板，1x PCRbuffer，2.5 mmol · L^-1MgCl₂，0.2 mmol · L^-1 的dNTPs，0.5 μmol · L^-1的上下游引物，1.0U的Taq DNA聚合酶.PCR反应的退火温度为55 ℃.

污泥表面电荷量采用Zeta电位表征.原污泥以及依次提取LB-EPS和TB-EPS后污泥的Zeta电位采用Malvern Zatasizer Nano ZS90(Malvern Instruments，UK)进行分析测定.

采用相对疏水性(relative hydrophobity，RH)表征原污泥絮体以及提取LB-EPS和TB-EPS之后污泥絮体疏水性能的变化(Jin et al., 2003).RH的计算公式如下，

式中，MLSS_e表示经过正十六烷乳化后水相中混合液悬浮固体浓度，MLSS₀表示原污泥中悬浮固体浓度，正十六烷与污泥混合液体积比为1∶1.

采用污泥絮体重新絮凝能力(reflocculation ability，FA)与出水浊度表征污泥絮体的絮凝能力(Jin et al., 2003).浊度采用Model 2100 AN浊度仪(HACH，USA)测定.FA的计算公式如下，

式中，A为经过30 s超声波和2 min离心处理后的污泥样品上清液吸光度，B为经过30 s超声波2 min离心处理后、再进行60 r · min^-1磁力搅拌15 min和2 min离心后的污泥样品上清液吸光度.

如图 1所示，不同污泥的LB-EPS与TB-EPS中蛋白质与多糖都是其主要组成部分，DNA所占比例较小.污泥A中EPS总量及蛋白质含量明显高于B、C，这一结果与所报道的在自养菌颗粒污泥中EPS含量高于颗粒污泥中EPS含量的结果相一致(李志华等，2010).分析其原因：水中有机质的去除主要是酶的氧化分解作用所造成，细菌等生物对它的吸附所做的贡献相对较小(许晓路等，1990)，由细胞自身代谢产物所构成的EPS中含有一定量胞外酶，可用于有机质的氧化分解.一方面，不同有机负荷时反应器中微生物所处的生长阶段不同，低有机负荷时，细菌进入减衰增殖后期及内源呼吸期，此时微生物的生长速率低，内源呼吸率较高，大量的细菌发生自溶，释放出胞内聚合物，使EPS含量增加(周健等，2005).另一方面污泥B、C的进水中COD含量较高，在降解有机物的过程中会消耗大量胞外酶，造成EPS中蛋白质含量降低.而自养活性污泥中死细胞很少，仅占细胞总数的11%(Liang et al., 2010)，可降解有机物含量极低，对于胞外酶的消耗也非常少，因此污泥A的EPS中蛋白质含量相对较高.另外，由图 1还可看出，随有机负荷的增加，TB-EPS及多糖含量也增加.这是因为在高有机负荷条件下，碳源过于充足，细菌无法及时充分利用，从而将过剩的碳源转化为多糖类EPS，使EPS中多糖含量增加(赵军等，2008).污泥A、B、C的TB-EPS含量均占EPS总量的75%以上，其含量变化将直接导致EPS总量的变化.可见有机负荷对EPS的组分与含量有明显的影响，有机负荷越高，多糖含量越多，EPS总量及蛋白质含量越少.

图 1(Fig. 1)

图 1 不同污泥TB-EPS和LB-EPS组分及含量的差异 Fig. 1 Difference in component and content of LB-EPS and TB-EPS in different sludges

由于EPS成分复杂，仅通过化学测定并不能完全了解EPS中各组分、含量的变化.三维荧光光谱能够分析EPS中带有荧光性质的芳香族结构和不饱和脂肪酸(McSwain et al., 2005)，因此可以进一步为EPS成分的结构、官能团和种类提供信息.EPS中所存在的溶解态有机物质的荧光峰的位置可以归纳为(Sheng and Yu， 2006; Yamashita and Tanoue， 2003)：(1)Peak a：Ex/Em=280~285/340~350 nm；(2)Peak b：Ex/Em=350~365/440~460 nm；(3)Peak c：Ex/Em=225/340~350nm；(4)Peak d：Ex/Em=300~330/380~420 nm.其中(1)、(3)均属于类蛋白荧光，与芳环氨基酸结构有关，(1)为类色氨酸荧光峰，(3)为类酪氨酸荧光峰；(2)为可见区类腐殖酸荧光峰；(4)为可见区类富里酸荧光峰，与胞外聚合物中的羧基与羰基结构有关.

图 2是不同污泥LB-EPS与TB-EPS的三维荧光光谱图.由图 2可以看出，同一污泥的LB-EPS与TB-EPS不仅在浓度上存在差别，荧光特性上也不完全相同，位于内层的TB-EPS含有较多物质并且浓度更高.不同污泥的LB-EPS与TB-EPS中均存在Peak a，Peak b，Peak c 3个荧光峰，从荧光强度来看分别为类色氨酸、类腐殖酸和类酪氨酸荧光峰.由于三维荧光光谱无法表征多糖，因此无法与图 1中LB-EPS与TB-EPS的化学分析结果进行绝对的定量分析比较，不过仍可与蛋白质含量进行相对分析.不同有机负荷下类蛋白荧光峰强度与蛋白质浓度存在对应关系，当有机负荷较大时，EPS中蛋白质含量较低，类蛋白荧光峰的强度也相应较弱，类腐殖酸荧光峰强度与有机负荷大小并无明显对应关系.不同污泥TB-EPS中类蛋白荧光峰与类腐植酸荧光峰强度均明显高于LB-EPS中相应峰的强度，由于蛋白质与腐殖酸属疏水性物质(McSwain et al., 2005)，因此更高浓度的蛋白质与腐植酸的存在使TB-EPS的疏水性强于LB-EPS.另外，TB-EPS中还存在Peak d，即类富里酸荧光峰.Peak d的强度在高有机负荷时最大，有机负荷为0时最小.由于人工配制废水中并不存在类富里酸物质且含有极少量异养菌的污泥A中Peak d的强度极低，因此TB-EPS中的类富里酸物质为异养菌而非自养菌的代谢产物.

图 2(Fig. 2)

图 2 不同污泥LB-EPS与TB-EPS的三维荧光光谱差异 Fig. 2 3-D EEM of LB-EPS and TB-EPS of different sludges

图 3是采用电子显微镜观察到的不同活性污泥在分别提取LB-EPS和TB-EPS后絮体形态的变化情况，图 4是采用扫描电子显微镜观察到的不同污泥的内部结构.有研究表明自养型的硝化细菌由于生长较慢，所形成的菌落(microcolonies)是污泥絮体中最密实的一部分(Larsen et al., 2008).由图 3、4可知，污泥A中因存在大量硝化细菌，细菌之间排列整齐且结合紧密，其絮体结构呈规则的颗粒状.以异养菌为主的污泥B中体型较小的球菌相互结合形成长方体菌簇，这些菌簇之间结合松散，使其絮体结构疏松.污泥C中存在丝状菌且细菌之间结合不紧密使内部出现较多孔洞，因此污泥絮体形态不规则呈蓬松状.李志华等通过研究发现自养颗粒污泥主要通过EPS相互聚集并密实化，而异养菌颗粒污泥主要通过丝状菌缠绕的骨架结构实现聚集和密实化(李志华等，2010).由于自养污泥形态不同(颗粒与絮状)，其聚集和密实化的机理也不同.由图 3可知，当提取LB-EPS后，各污泥的絮体结构均未发生明显变化，说明LB-EPS对不同污泥絮体结构的形成贡献较小.当提取TB-EPS后，各污泥的絮体形态出现明显的差异.污泥A的絮体依旧保持完整的形态结构，说明自养活性污泥之所以能够形成密实且规则的絮体结构，并非LB-EPS或TB-EPS的作用，而是自养菌自身具有极强的生物絮凝作用.随着TB-EPS的提取，污泥B、C中大量的细胞和菌胶团处于游离状态，絮体中细胞连接松散，无法形成密实体.这是因为TB-EPS的疏水性更强，有利于微生物之间的聚集，并且含有大量高分子物质，可通过架桥和卷扫作用形成絮体(Yu et al., 2009；阮晓东和刘俊新，2013).因此可以推断，TB-EPS在异养活性污泥絮体聚集时发挥着主要作用.

图 3(Fig. 3)

图 3 LB-EPS与TB-EPS对污泥絮体结构的影响(100×) Fig. 3 Effect of LB-EPS and TB-EPS on sludge floc structure(100×)

图 4(Fig. 4)

图 4 不同污泥结构的扫描电子显微镜分析 Fig. 4 Electron micrograph of different sludge structures

污泥絮体表面因为含有可解离的阴离子基团，所以呈负电性.污泥表面负电荷越少，疏水性越强，越有利于形成稳定的聚集体.研究表明EPS中的疏水部分主要由蛋白质组成，而多糖中含有较多亲水性基团，可以增加污泥表面亲水性，因此蛋白质/多糖比对污泥疏水性有决定性作用(Jin et al., 2003).LB-EPS包裹在污泥外层，其蛋白质/多糖比的变化可直接影响原污泥的表面性质.TB-EPS与细胞壁紧密结合，其蛋白质/多糖比的变化将影响细胞之间的聚集.3种污泥LB-EPS中蛋白质/多糖比分别为1.91、1.37、0.70，TB-EPS中蛋白质/多糖比分别为2.46、1.41、0.81.

表 1是3种污泥在分别提取LB-EPS和TB-EPS后，污泥的表面电荷和疏水性的变化.在EPS的分层提取过程中，污泥A中Zeta电位由-19.2 mV升高至-17.4 mV，RH由87.8%增大到90.5%，两个参数的变化程度都较小，说明EPS对自养活性污泥的表面特性影响较小.虽然污泥B、C的蛋白质/多糖比在LB-EPS中比TB-EPS中略小，但是随着LB-EPS和TB-EPS被分别提取后，污泥的Zeta电位与RH出现较为明显的变化.当提取LB-EPS后污泥B、C的Zeta电位负电性均减少，RH均增大，说明仅存在TB-EPS时异养污泥絮体的稳定性相较于LB-EPS存在时更好；当提取TB-EPS后，污泥B、C的Zeta电位负电性出现大幅度增加，RH变小，表明没有TB-EPS包裹的污泥，表面负电荷较大且疏水性低，此时的污泥絮体稳定性差.有LB-EPS包裹的异养污泥表面含有较多表面负电荷且疏水性低，污泥絮体不稳定可能会产生污泥解体现象；TB-EPS的存在有助于增强异养污泥稳定性.该结果与Liu等(Liu et al., 2010)的研究结相一致.污泥A的Zeta电位负电性最弱，RH最高；污泥C的Zeta电位负电性最强，RH最低；污泥B的各项指标均在A、C两者之间.说明有机负荷为0时的自养活性污泥稳定性最好，其次为中有机负荷污泥，而高有机负荷时污泥的稳定性最差.

表 1(Table 1)

表 1 LB-EPS与TB-EPS对污泥表面特性的影响 Table 1 Effect of LB-EPS and TB-EPS on sludge surface characteristics

表 1 LB-EPS与TB-EPS对污泥表面特性的影响 Table 1 Effect of LB-EPS and TB-EPS on sludge surface characteristics 项目 Zeta/mV RH A B C A B C 原始污泥 -19.2 -31.2 -33.9 87.8% 68.9% 31.5% 提取LB-EPS后的污泥 -18.1 -30.2 -32.5 88.2% 70.5% 35.5% 提取TB-EPS后的污泥 -17.4 -39.9 -40.2 90.5% 59.5% 28.8%

图 5为不同污泥在分别提取LB-EPS与TB-EPS后絮凝性能的变化.由图 5可知，有机负荷越高，出水浊度越大，FA越小.这是因为高有机负荷条件下培养的污泥Zeta电位负电性较大，RH较小.根据DLVO理论，表面负电荷增大使细胞或絮体之间的静电斥力增大，进而导致污泥絮凝能力下降.

图 5(Fig. 5)

图 5 LB-EPS与TB-EPS对污泥絮凝性能的影响 Fig. 5 Effect of LB-EPS and TB-EPS on sludge flocculation

污泥A的出水浊度和FA在提取LB-EPS与TB-EPS后均未出现较大的变化.这也进一步验证了3.3.1节和3.3.2节中关于LB-EPS与TB-EPS对自养污泥絮凝特性影响较小的结论.随着LB-EPS被提取后，污泥B、C的出水浊度减少，FA增大.当提取TB-EPS后，其出水浊度明显增大，FA迅速下降.这是由于异养污泥LB-EPS中Zeta电位负电性更强使分子间静电斥力增大，进而阻碍了污泥的重新絮凝，并且LB-EPS结构松散，易受水力剪切作用的破坏而游离出许多微小絮体或单个细胞，导致出水浊度增大(王红武等，2003).研究发现在污泥龄较长时(16~20 d)，污泥表面的疏水性越强，越有利于细胞与絮体的粘附，菌胶团相互靠近并通过架桥作用连接，利用氢键进一步稳定絮体结构(Liao et al., 2002).综上可知，LB-EPS和TB-EPS的组分与含量对于自养活性污泥的絮凝性能无明显影响，而对异养活性污泥的絮凝性能有较大影响.其中被LB-EPS包裹的异养污泥含有较多表面负电荷和疏水性较差，其絮凝性能相较于仅TB-EPS包裹的污泥絮体差；由于TB-EPS中蛋白质/多糖比大，含有更多疏水性基团和高分子物质，有利于增强异养污泥絮体的絮凝能力.

1)自养活性污泥中EPS总量及蛋白质含量高于异养活性污泥，EPS中的类富里酸物质为异养菌而非自养菌代谢产物.

2)自养活性污泥LB-EPS和TB-EPS提取后，其絮凝形态无明显变化，自养活性污泥通过自养菌菌体自身的生物絮凝作用形成密实的污泥絮体.

3)包裹着LB-EPS的异养活性污泥表面负电性强且疏水性差，不利于生物絮凝.TB-EPS 表面负电荷少且疏水性强，其存在有助于异养活性污泥絮体聚集.

4)随有机负荷增加，多糖含量增加，但EPS总量及蛋白质含量减少.有机负荷越高，类富里酸浓度越高，活性污泥表面Zeta电位负电性越强，RH越小，污泥絮凝稳定性越差.