生物除磷污泥胞外多聚物含磷形态的核磁共振分析_张志超

活性污泥胞外聚合物吸附重金属效能与机制研究活性污泥胞外聚合物吸附重金属效能与机制研究摘要：本次研究旨在探究活性污泥胞外聚合物（EPS）对重金属的吸附效能及其机制。

通过实验研究和分析EPS样品，发现EPS对重金属具有较高的吸附能力，且其吸附效能受多种因素影响，包括重金属离子浓度、溶液pH值、温度和接触时间等。

此外，我们还通过理化性质分析、扫描电子显微镜（SEM）和傅里叶变换红外光谱（FTIR）等技术，研究了EPS吸附重金属的机制，发现EPS主要通过络合和离子交换作用实现对重金属的吸附。

这些研究结果对于进一步理解活性污泥胞外聚合物吸附重金属的机制和提高吸附效能具有重要意义。

1. 引言活性污泥是一种由细菌和微生物群体形成的混合悬浮物，可在废水处理过程中起到重要作用。

活性污泥中的EPS是一种胞外聚合物，由蛋白质、多糖和DNA等组成。

近年来，人们开始将EPS应用于重金属污染物的吸附与去除中，取得了一定程度的成功。

然而，目前对于EPS吸附重金属的效能及其机制的研究还相对较少。

因此，本次研究旨在深入探究EPS吸附重金属的效能和机制，为活性污泥的应用提供理论依据。

2. 实验方法本次研究采用了标准的批量吸附实验，以探究EPS对重金属的吸附效能。

首先，我们收集了不同来源的EPS样品，并进行了去离子处理和干燥。

然后，根据重金属离子溶液的浓度需要进行稀释，并调节溶液的pH值。

接下来，将EPS样品与重金属溶液混合，并在一定时间内搅拌。

最后，通过离心和滤膜处理，分离出溶液中的胞外聚合物，并使用原子吸收光谱仪（AAS）分析吸附后的重金属离子的浓度。

3. 结果与讨论3.1 EPS吸附重金属的效能实验结果显示，EPS对重金属的吸附效能受到多种因素的影响。

首先，重金属离子浓度对EPS吸附效能有明显影响。

当重金属离子浓度较高时，EPS的吸附能力增强。

其次，在不同的pH值下，EPS对重金属的吸附效能也存在差异。

一般情况下，pH值越高，EPS对重金属的吸附量越大。

温度对生物除磷颗粒污泥形成的影响王然登;李硕;郭安;彭永臻【摘要】为考察温度对生物除磷颗粒污泥形成的影响,采用三个实验室小试SBR反应器考察了不同温度下生物除磷系统中颗粒污泥的形成情况、颗粒特性及磷酸盐的去除情况.结果表明,在温度条件为8、23和31℃的反应器中,PO43--p的去除率分为99％、98.8％和20.9％.其中,在8和23℃的系统中形成了生物除磷颗粒污泥,污泥的平均粒径为230和465 μm,颗粒中聚磷菌占全菌比例为95.7％和97.3％;在温度为31℃的系统中,污泥以絮状体为主,平均粒径为133μm.随着温度的升高,污泥中的胞外聚合物(EPS)的含量逐渐降低,颗粒状的形成与EPS中蛋白质/多糖的比值有关.【期刊名称】《黑龙江大学自然科学学报》【年(卷),期】2015(032)004【总页数】6页(P513-518)【关键词】生物除磷;颗粒污泥;温度;EPS【作者】王然登;李硕;郭安;彭永臻【作者单位】哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京100124【正文语种】中文【中图分类】X703.1磷是引起湖泊、水库水体富营养化的主要元素,为去除污水中的磷,以聚磷菌超量吸磷为基础的生物除磷技术在污水处理厂得到了广泛的应用[1]。

温度是影响生物除磷系统的一个重要因素。

有研究表明,高温(30 ℃)不利于生物除磷,而在常温和低温条件下,生物除磷系统的运行效果良好[2-3]。

Whang等[4]考察了20和30 ℃时两个生物除磷系统的除磷效果,发现20 ℃条件下系统的除磷效果要明显高于30 ℃。

《活性污泥胞外聚合物吸附重金属效能与机制研究》篇一一、引言随着工业的迅猛发展，重金属污染已成为一个亟待解决的环境问题。

活性污泥法因其处理效果好、运行成本低等优点被广泛运用于城市污水及工业废水的处理中。

其中的活性污泥，不仅由多种微生物构成，还含有大量的胞外聚合物（EPS），这些EPS 在重金属的吸附与去除过程中发挥着重要作用。

本文旨在研究活性污泥胞外聚合物对重金属的吸附效能及机制，为进一步优化污水处理工艺提供理论支持。

二、研究背景及意义活性污泥中的胞外聚合物（EPS）是一种复杂的混合物，主要由多糖、蛋白质、核酸等组成。

EPS具有较高的吸附性能，能够有效地吸附和固定水中的重金属离子。

研究EPS对重金属的吸附效能及机制，不仅有助于深入理解活性污泥的生物化学过程，还能为污水处理工艺的优化提供理论依据，进而提高污水处理效率，减少重金属对环境的危害。

三、研究方法1. 材料准备选用典型的活性污泥样品，通过离心法分离得到EPS。

选择常见的重金属离子如铜、铅、镉等作为研究对象。

2. 实验方法通过批量实验法，在特定条件下，将EPS与不同浓度的重金属离子溶液混合，测定吸附前后溶液中重金属离子的浓度变化，计算EPS对重金属的吸附量及去除率。

同时，利用扫描电镜、红外光谱等手段分析EPS的组成及其对重金属的吸附形态。

四、结果与讨论1. EPS对重金属的吸附效能实验结果显示，EPS对不同种类的重金属离子具有不同程度的吸附效能。

多糖和蛋白质等成分在EPS中起着主要的吸附作用。

随着EPS浓度的增加，其对重金属的吸附量也相应增加。

此外，溶液的pH值、温度、离子强度等因素也会影响EPS对重金属的吸附效能。

2. EPS吸附重金属的机制通过扫描电镜观察发现，EPS表面存在大量的微小孔洞和官能团，这些结构为EPS提供了大量的吸附位点。

红外光谱分析表明，EPS中的官能团如羧基、氨基等能与重金属离子发生配位作用，从而形成稳定的络合物。

此外，静电作用、离子交换等机制也在EPS吸附重金属的过程中发挥了重要作用。

沉积物磷形态的分级分离及其生态学意义
付永清;周易勇
【期刊名称】《湖泊科学》
【年(卷),期】1999(011)004
【摘要】磷是湖泊营养状况的重要指标。

本文综述了国外对沉积物中不同形态磷的分级提取的发展概况，分析比较了各提取法的优缺点，阐述了不同形态磷的生态学意义，并总结了沉积物磷分级分析的发展趋势，以期为国内相关研究提供参考和借鉴。

【总页数】6页(P376-381)
【作者】付永清;周易勇
【作者单位】中国科学院水生生物研究所;中国科学院水生生物研究所
【正文语种】中文
【中图分类】P512.3
【相关文献】
1.黄河上游沉积物中磷形态的分级分离及春生态学意义 [J], 李琰;范福东;张志;王飞;郭博书
2.黄河下游钙-磷形态测定及其生态学意义 [J], 杨志虹;马晓宇;张毅;吕卫华;郭博书
3.沉积物磷吸附解吸平衡浓度的测定及其生态学意义 [J], 李慧;余能智
4.浅水湖泊沉积物脱氢酶活性的测定及其生态学意义 [J], 黄代中;肖文娟;刘云兵;刘竟远;周易勇
5.沉积物与悬浮物中磷分级分离形态差异的初步研究 [J], 胡俊;刘剑彤;刘永定
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活性污泥胞外聚合物吸附重金属效能与机制研究活性污泥胞外聚合物吸附重金属效能与机制研究摘要随着工农业的发展，环境中的重金属污染日益严重，对人类健康和生态环境产生了严重的影响。

活性污泥胞外聚合物是污水处理系统中重要的底泥组分，具有吸附重金属的潜力。

本研究通过实验室模拟和分析，探究了活性污泥胞外聚合物吸附重金属的效能和机制。

在实验中，通过采集污水处理厂中的活性污泥，经过离心沉淀和洗涤，获取了胞外聚合物样品。

然后，使用原子吸收光谱仪（AAS）对样品中的重金属离子（Cu2+，Zn2+，Cd2+和Pb2+）进行浓度分析。

实验结果显示，活性污泥胞外聚合物对重金属具有一定的吸附能力，不同金属离子的吸附量存在差异。

为了探究活性污泥胞外聚合物吸附重金属的机制，我们运用扫描电子显微镜（SEM）和傅里叶变换红外光谱（FTIR）对吸附前后的样品进行了表征。

SEM结果显示，吸附前的胞外聚合物表面光滑，而吸附后出现了许多凹陷和孔洞，这表明重金属被吸附在了胞外聚合物的表面。

FTIR分析结果表明，吸附前后的胞外聚合物表面官能团发生了变化，并且在吸附后的样品中出现了重金属吸附的特征峰。

这些结果表明，活性污泥胞外聚合物吸附重金属是通过化学吸附和离子交换作用来实现的。

进一步的研究显示，吸附效能在一定程度上受到溶液pH 值、温度、重金属浓度和吸附时间的影响。

当pH值较低时，重金属离子的吸附量较低，而在酸性条件下，吸附效能较好。

温度升高会促进吸附过程的进行，但当温度过高时，活性污泥胞外聚合物的结构被破坏，导致吸附效能下降。

重金属浓度的增加会提高吸附效能，但当浓度过高时，胞外聚合物饱和现象会发生。

吸附时间的延长有利于提高吸附效能，但在一定时间后，吸附过程会趋于平衡。

综上所述，活性污泥胞外聚合物对重金属具有较好的吸附效能。

吸附过程主要通过化学吸附和离子交换作用来实现。

吸附效能受到pH值、温度、重金属浓度和吸附时间的影响。

这些研究结果对于污水处理系统中重金属的去除和资源化利用具有重要意义。

《活性污泥胞外聚合物吸附重金属效能与机制研究》篇一一、引言在环境治理领域，重金属污染一直是关注的热点问题。

活性污泥作为污水处理过程中的重要环节，不仅具有良好的微生物种群多样性，同时其胞外聚合物（EPS）具有显著的重金属吸附性能。

本篇论文着重探讨了活性污泥中胞外聚合物（EPS）的吸附重金属效能及相应机制，以期为重金属污染治理提供新的思路和方法。

二、材料与方法1. 材料本实验所使用的活性污泥取自某污水处理厂，重金属溶液采用不同浓度的重金属盐溶液进行配制。

2. 方法（1）活性污泥中EPS的提取与纯化（2）EPS对不同浓度、不同类型重金属的吸附实验（3）采用傅里叶变换红外光谱（FTIR）、扫描电镜（SEM）等手段对EPS的结构及吸附过程进行表征和观察（4）通过数据分析软件对实验结果进行统计分析三、结果与讨论1. EPS对重金属的吸附效能实验结果表明，活性污泥中的胞外聚合物（EPS）对重金属具有显著的吸附效能。

在相同条件下，EPS对不同类型、不同浓度的重金属均表现出较高的吸附能力。

其中，对某些重金属的吸附能力随浓度的增加而增强，表明EPS具有一定的饱和吸附容量。

2. EPS吸附重金属的机制（1）静电作用EPS中含有的大量负电荷基团与重金属阳离子之间存在静电作用，使得EPS能够有效地吸附重金属离子。

（2）配位作用EPS中的某些官能团如羧基、羟基等可与重金属离子形成配位键，进一步增强EPS对重金属的吸附能力。

（3）网络结构作用EPS具有复杂的网络结构，能够通过其三维网络结构对重金属进行物理吸附和固定。

此外，EPS中的多糖和蛋白质等成分也能与重金属形成络合物，进一步增强其吸附效果。

3. EPS结构与吸附性能的关系通过傅里叶变换红外光谱（FTIR）和扫描电镜（SEM）等手段对EPS的结构进行表征，发现EPS中含有的官能团种类和数量、网络结构的复杂程度等因素均会影响其吸附性能。

具有丰富官能团和复杂网络结构的EPS具有更高的重金属吸附能力。

强化生物除磷系统中胞外聚合物的特性王然登;程战利;彭永臻;王淑莹【摘要】EPS could act as a reservoir for phosphorus in biological phosphorus removal process. To better understand the physicochemical properties of EPS in the biological phosphorus removal system, two types of EPS taken from the systems that operated complete aerobically with little phosphorus removal ability (R1) and alternativeanaerobically/aerobically with excellent phosphorus removal efficiency (R2) were studied. Results showed that protein was predominant in the EPS of R2, while the EPS from R1 was dominated by polysaccharides. Protein-like fluorophores and fulvic acid-like fluorophores were the main EEM spectra in both EPS types, whereas the fluorescence intensity of protein-like substances in R2 was higher than that of R1 at the end of aerobic phase. The content of Ca2+was higher than Mg2+in R1, while it was opposite in R2. Meanwhile, the average value of Ca2+in R1 was 8.67mg/g-MLSS, higher than that of R2 (2.40mg/gMLSS) and the TP contents of R2(21.65mg/gMLSS) was much higher than that in R1 (13.83mg/gMLSS) at the end of aeration. In addition, the zeta potential of R1 (-35mV) was more negative than that in R2 (-23mV).These results demonstrated that the characteristics of EBPR system was different from the complete-aerobic sludge system.%胞外聚合物(EPS)在生物除磷过程中具有蓄磷能力,为进一步明确生物除磷系统中的EPS特性,以不具有明显除磷能力的全程好氧活性污泥系统(R1)的EPS作为对比,考察了具有良好除磷效果的厌氧/好氧交替下的强化生物除磷系统(R2)中EPS的理化特性.结果表明,相对于R1中的EPS主成分在一个周期内的不固定,R2中的蛋白质含量一直明显高于多糖含量；两者的主要荧光物质均为类蛋白质和类富里酸,但在好氧末期 R2中类蛋白质的荧光强度高于 R1； R1的 EPS 中Ca2+> Mg2+,而在 R2中, Mg2+>Ca2+,同时 R1中的 Ca2+含量平均值为8.67mg/gMLSS,大于 R2中 Ca2+的平均值2.40mg/gMLSS；在好氧末期,R2中的 TP 为21.65mg/gMLSS,明显高于 R1中的 TP 含量(13.83mg/g-MLSS).此外,R1和R2的zeta电位平均值分别为-36mV和-25mV.由此可见, EBPR系统中的EPS具有与全程好氧活性污泥中的EPS不同的特征.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2014(000)011【总页数】6页(P2838-2843)【关键词】强化生物除磷;胞外聚合物;三维荧光激发-发射光谱;金属离子;zeta电位【作者】王然登;程战利;彭永臻;王淑莹【作者单位】哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江哈尔滨 150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江哈尔滨150090; 北京工业大学，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京市脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京 100124;北京工业大学，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京市脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京 100124【正文语种】中文【中图分类】X703.1强化生物除磷(EBPR)工艺采用厌氧/好氧的方式运行,以系统中富集的聚磷菌(PAOs)所具有的“超量”吸磷特性来达到将污水中磷去除的目的,因其经济性和高效性在污水处理厂得到了广泛的应用[1].PAOs的生化反应过程包括:1)厌氧条件下,PAOs 利用体内多聚磷酸盐(Me-polyP, Me主要为K+,Mg2+,Ca2+)分解所释放的能量及糖原所提供的还原力吸收溶液中的挥发酸(VFA)并将其转化为聚羟基丁酸盐(PHA),同时MepolyP分解所产生的MeHPO4/MeH2PO4被转移到体外,表现为,溶液中的COD降低,正磷酸盐(Pi)和K+,Mg2+,Ca2+含量增加;2)好氧条件下, PAOs体内储存的PHA氧化分解产生能量,将污水中的Pi及K+,Mg2+,Ca2+吸收到体内并合成Me-polyP,从而去除污水中磷[2].细菌的胞外聚合物(EPS)作为污水生物处理系统污泥中的重要组成部分,具有维持絮体污泥及颗粒污泥结构的稳定性,对系统的处理效果具有重要的作用[3].通常关于EPS特性的研究主要集中在EPS的组成成分及含量比例、荧光光谱特性和带电性,以及这些特性的改变对絮体污泥的沉降性,颗粒污泥的形成情况及膜组件的污染情况的影响[4].研究发现EPS中主要以多糖和蛋白质为主,多糖和蛋白质的比例变化可能会影响到EPS的疏水性及带电性,改变污泥的物理特性[5].近年来一些研究发现在生物除磷系统中污泥的EPS中贮存有一定量的磷,认为除PAOs对P的去除作用外, EPS对P也有一定的去除[6-7].目前针对EBPR系统中EPS特性的研究较少, 鉴于生物除磷独特的生化反应过程,其中的EPS特性也会有所不同,因此有必要对生物除磷系统中EPS的理化特性进行深入研究.本研究以不具有明显除磷能力的全程好氧活性污泥系统为参照,考察了具有良好除磷效果的EBPR系统中的EPS的理化特性,以期为EBPR系统中EPS的特性研究提供更全面的信息.1.1 试验装置及运行方式采用两个相同构型的小试SBR反应器(R1,R2),反应器为有机玻璃圆柱体,高400mm,直径150mm,总容积为6L.两个反应器每周期6h,每天运行4个周期,每周期进水3L,周期末排水3L.R1的运行方式为全程好氧(295min),R2以厌氧(85min)/好氧(210min)交替的方式运行,进水时间均为5min,沉淀30min、排水10min、静置10min.由时间控制器控制反应器具体的运行程序.每天在第二个周期末排出泥水混合物100mL.全程采用搅拌器进行混合搅拌,转速为150～180r/min.曝气采用微孔曝气砂头进行,曝气量控制在0.16m3/h.温度控制在(23±2)℃.1.2 试验用水及接种污泥采用人工模拟废水作为反应器进水.进水以丙酸钠和乙酸钠作为碳源,氯化铵作为氮源,磷酸二氢钾作为磷源,硫酸镁和无水氯化钙分别作为镁源和钙源.每升配水中各个成分的投加量及相应的指标浓度如表1所示.同时每升水中加入1mL的微量元素液[8].接种污泥取自哈尔滨市某城市污水处理厂.1.3 检测指标及分析方法1.3.1 常规指标的测定 MLSS、SVI 及水溶液中PO43--P的测定采用国家标准测定方法[9].1.3.2 EPS的提取及测定 EPS的提取采用热提取法,具体方法参考蔡春光等[10]的研究,在一个周期的不同反应阶段取10mL污泥混合液,在4℃,2000g下离心10min,弃去上清液后,加入去离子水至原体积,混合均匀后将混合液80℃恒温水浴中60min,每隔一段时间摇晃一下.加热结束后12000g离心10min.离心后的上清液经0.45µm的滤膜过滤,过滤后的上清液作为提取后的EPS溶液进行成分测定分析. EPS中多糖的测定采用苯酚-硫酸法[11],蛋白质的测定采用修订的Lowery法[12].1.3.3 离子的测定 EPS溶液中Ca2+、Mg2+及TP的测定采用电感耦合等离子体发射光谱仪(Perkin Elmer, Wellesley, MA, USA, Optima2000).1.3.4 三维荧光光谱分析对于EPS中荧光物质的测定采用日立FP-6500三维荧光光谱仪进行,激发光以5nm为间隔在220～450nm光谱范围内进行扫描,发射光以1nm为间隔在250～ 600nm的光谱范围内进行扫描.1.3.5 Zeta电位的测定 Zeta电位的测定采用zeta电位测定仪(Zetasizer 2000, Malvern, UK).2.1 反应器的运行情况如图1所示,一个稳定周期内R1溶液中的PO43--P的浓度一直在12mg/L左右波动,反应末期出水中的PO43--P的浓度为11.63mg/L,系统几乎没有除磷能力,这是因为R1全程好氧,不具有富集PAOs的优势运行条件.而R2中厌氧/好氧的运行方式与PAOs的代谢特性相符,有利于富集PAOs,溶液中的PO43--P的浓度表现为厌氧段增加,好氧段减少的趋势.厌氧末溶液中PO43--P达到了75.47mg/L,好氧90min后溶液中的PO43--P含量降低为0.3mg/L,好氧末期出水中几乎没有PO43--P的存在.R1和R2系统分别具有了全程好氧的活性污泥特征和良好的EBPR污泥特征,具备了本研究所需要的条件.2.2 EPS中多糖和蛋白质含量的对比为对比研究R1和R2系统中的EPS特征,对R1和R2两个系统稳定周期内污泥中EPS的变化情况进行了测定.如图2所示,整体上R1中的EPS主成分(多糖和蛋白质)不固定,而R2中EPS的蛋白质含量明显高于多糖含量.一个周期内的具体变化情况为,在R1的反应初期,EPS中的蛋白质含量(54.95mg/gMLSS)低于多糖含量(62.22mg/gMLSS),在40min时多糖的含量稍有增加,在85min时,多糖和蛋白质的含量均明显增加,分别为77.90,92.17mg/gMLSS,此时,蛋白质的含量高于了多糖的含量.此后两者的含量均有所减少,到反应末期,蛋白质的含量为59.08mg/ gMLSS,略低于多糖的量60.42mg/gMLSS. R1中整个周期内EPS变化情况可能与微生物在饱食情况下分泌EPS,而在饥饿条件下消耗EPS有关.而在整个周期内R2中蛋白质的含量一直高于多糖含量,厌氧末期(85min),多糖和蛋白质的含量分别为31.75,50.58mg/gMLSS,相对于反应初期只有少量的增加,此后好氧段的多糖和蛋白质含量有了明显的增加,反应末期多糖和蛋白质的含量分别为47.93,62.89mg/gMLSS.由此可见,R1和R2两个系统中的EPS在一个周期内的变化情况不同.由于R2系统具有良好的生物除磷效果,而EBPR过程EPS作为细胞体与水溶液进行离子(Ca2+,Mg2+,K+,各种形态的磷)传递的通道,离子的转移过程需要更多转移蛋白,或需要一些酶参与聚磷酸盐在体外的后期的分解或初步合成反应等,故而会有更多的蛋白质分泌到体外EPS中参与转移过程.2.3 EPS的三维荧光特性的对比由图3可知, R1和R2反应末期的EPS三维荧光光谱中都有3个明显的荧光峰,其中,Peak A: Ex/Em=225～240/340～350(类蛋白荧光峰), Peak B: Ex/Em=260～290/300～350(色氨酸类荧光峰),这两种荧光峰与胞外聚合物中的芳环氨基酸结构有关; Peak C: Ex/Em=240～300/420～470(类富里酸荧光峰),PeakD:Ex/Em=330～360/400～450(类胡敏酸荧光峰),与EPS中的羧基和羰基结构有关[13].这说明,虽然R1和R2的运行情况不同,但其EPS中的组分和物质结构是基本相同的.从各荧光峰的荧光强度看,两者中的荧光物质主要成分均为类蛋白质物质,其次为类富里酸.但R2中类蛋白质荧光峰所对应的荧光强度要高于R1中EPS所对应的荧光强度,说明R2中EPS所含有的荧光物质浓度更高.这与上文R1和R2在好氧末期EPS中的蛋白质含量大小相符合.此外在强化生物除磷系统的EPS中的富里酸荧光峰的强度低于全程好氧系统中EPS的荧光强度,关于这一现象还没有相关的报道,至于富里酸在强化生物除磷系统中的作用还有待进一步深入研究.2.4 EPS中Ca2+,Mg2+和TP含量的对比由图4可见,在整个周期内R1的EPS中的Mg2+变化并不明显,而Ca2+在反应前期逐渐增加,在85min时达到最高(Ca2+=13.31mg/gMLSS,Mg2+=3.05mg/gMLSS),此时也是EPS含量最多的时期(图2),也就是说Ca2+会随着EPS含量的增加而增加,而Mg2+只有微弱的增加.在此后的反应过程中Ca2+和Mg2+的浓度逐渐降低,分别为5.78,2.16mg/gMLSS,TP的含量为13.83mg/ gMLSS.在整个变化过程中Ca2+的含量一直高于Mg2+.这可能与进水中的Ca2+浓度大于Mg2+浓度有关,因为EPS对金属离子具有一定的吸附作用,且金属离子在EPS具有架桥作用可维持EPS的三维空间结构构型.在R2中前85min内(厌氧段),EPS中的Ca2+, Mg2+和TP的含量几乎没有变化,厌氧末它们的含量分别为2.02,2.34, 12.13mg/gMLSS.在接下来的好氧段,EPS中的Ca2+,Mg2+的量均有所增加,分别为2.89,4.28mg/ gMLSS, TP的含量可达到21.65mg/gMLSS.在整个变化过程中Ca2+的含量始终低于Mg2+的含量.通常,活性污泥系统的EPS中的Ca2+浓度高于Mg2+[14-15],而该EBPR系统EPS中的Mg2+含量却高于Ca2+,其背后的原因可能与PAOs的代谢过程有关,PAOs代谢过程中Mg2+的需要量大于Ca2+[16],而MeHPO4的释放及吸收都要经过EPS转移到细胞外或进入到细胞内,此过程中可能会有部分Me被截留在了EPS中,由于MgHPO4的量大于CaHPO4,那么Mg2+的截留量可能会高于Ca2+.同时这也可能与EBPR系统中EPS的特性有关,如EBPR系统中EPS的主成分为蛋白质,其含量明显高于多糖,而全程好氧的活性污泥系统中EPS以多糖为主.另外,R1中的Ca2+含量平均值为8.67mg/gMLSS,大于R2中Ca2+含量的平均值2.40mg/gMLSS,这表明Ca2+在两个系统中的作用有所不同,或由于两个系统中的EPS的成分含量不同,其对Ca2+的吸附量也不同.确切原因还需后期进一步的研究.同时,在好氧末期EPS中储存的P 含量为21.65mg/gMLSS,明显高于R1中的TP含量(13.83mg/gMLSS).由此表明,EBPR系统中好氧段有一部分P聚集在了EPS中,而不是完全转移到聚磷菌细胞体内.2.5 EPS的zeta电位在一个周期内的变化情况EPS是包裹在微生物表面的一种黏性物质,其zeta电位的高低会改变微生物之间的静电斥力,影响到微生物之间的聚集特性[17].由图5可以看出,两个系统中的zeta电位均呈负值, R1的zeta电位平均值为-35mV,明显低于R2的 zeta电位平均值(-23mV).由于蛋白质中氨基基团带有正电荷,可以中和一些多糖中的羟基和磷酸根基团所带的负电荷[18],王浩宇等[19]研究也发现zeta电位与EPS中的蛋白质/多糖的比值呈正相关.而本研究中R2的蛋白质/多糖比值大于R1中的蛋白质/多糖比值,这与R2的zeta电位高于R1的测定结果相一致.由于电位的差别,与R1相比,R2中EPS将降低污泥表面的静电斥力有利于污泥之间的聚集. 本试验中R1和R2中的污泥容积指数分别为108,67mL/g.由此看来,EBPR系统中的污泥聚集特性更好一些,这可能是由于该系统中的EPS中以蛋白质为主,且其zeta电位值较高,有利于污泥的聚集.3.1 EBPR系统中的EPS主成分比较稳定,以蛋白质为主,其中的主要荧光物质为类蛋白质和类富里酸.3.2 EBPR系统的EPS中Mg2+含量高于Ca2+,其中的Ca2+含量相对较低,且其中积聚有一定的磷,好氧末EPS中的TP含量为21.65mg/g-MLSS;3.3 EBPR系统中EPS的zeta电位为-23mV,污泥SVI为67mL/g,其污泥聚集沉降性能优于全程好氧不具有明显生物除磷能力的系统.2012年12月,《中国环境科学》被评为“2012中国最具国际影响力学术期刊”.“中国最具国际影响力学术期刊”是中国科学文献计量研究中心、清华大学图书馆依据《CAJ国际引证报告》,按2011年度中国学术期刊被SCI期刊、SSCI期刊引用的总被引频次排序并经40多位期刊界专家审议,遴选出的TOP5%期刊.获评“中国最具国际影响力学术期刊”的科技类期刊共156种.统计分析结果表明,从定量分析的角度看,“中国最具国际影响力学术期刊”的国际影响力已经达到国际中等以上水平,跨入了国际品牌学术期刊行列.【相关文献】[1] Oehmen A, Lemos P C, Carvalho G, et al. Advances in enhanced biological phosphorus removal: From micro to macro scale [J]. Water Research, 2007,41:2271-2300.[2] van Veen H W, Abee T, Kortstee G J J, et al. Generation of a proton motive force by the excretion of metal-phosphate in the polyphosphate-accumulating Acinetobacter johnsonii strain 210A [J]. The Journal of Biological Chemistry, 1994,269(47):29509-29514.[3] 倪丙杰,徐得潜,刘绍根.污泥性质的重要影响物质-胞外聚合物(EPS) [J]. 环境科学与技术 [J], 2006,29(3):108-110.[4] Raszka A, Chorvatova M. Wanner J. The role and significance of extracellular polymers in activated sludge. Part I: literature review [J]. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, 2006,34:411-424.[5] Arabi S and Nakhla G. Impact of protein/carbohydrate ratio in the feed wastewater on the membrane fouling in membrane bioreactors [J]. Journal of Membrane Science, 2008,324:142-150.[6] Li N, Ren N Q, Wang X H, et al. Effects of temperature on intracellular phosphorus absorption and extra-cellular phosphorus removal in EBPR process [J]. 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絮凝剂对活性污泥胞外聚合物的影响研究万俐;赵君凤;付永胜;杨志超;王群【摘要】选取聚合氯化铝(PAC)、聚合硫酸铁(PFS)和阳离子聚丙烯酰胺(CPAM)三种常用的絮凝剂,考察了其对活性污泥胞外聚合物(EPS)及其组分比例的影响.结果表明,PAC会导致活性污泥微生物中毒失活,抑制EPS的形成.CPAM和PFS的加入均能促进微生物对EPS的分泌.PFS对EPS中多糖分泌的促进作用明显高于对蛋白质的促进作用,CPAM对EPS中蛋白质分泌有明显促进作用.【期刊名称】《黑龙江大学自然科学学报》【年(卷),期】2016(033)005【总页数】5页(P651-655)【关键词】絮凝剂;活性污泥胞外聚合物;蛋白质;多糖【作者】万俐;赵君凤;付永胜;杨志超;王群【作者单位】西南交通大学地球科学与环境工程学院,成都611756;西南交通大学地球科学与环境工程学院,成都611756;西南交通大学地球科学与环境工程学院,成都611756;西南交通大学地球科学与环境工程学院,成都611756;西南交通大学地球科学与环境工程学院,成都611756【正文语种】中文【中图分类】X703EPS普遍存在于活性污泥絮体的表面和内部，是细胞代谢和自溶分泌于胞外的复杂高分子有机物以及在污泥所处的基质环境中吸附而得的化合物总称。

EPS是菌胶团构成污泥絮体结构必不可少的物质，是生物膜粘附到其表面介质的关键因素之一，是表征活性污泥微生物活性、絮凝性能及污泥脱水性等的重要参数[1-3]。

EPS占活性污泥总有机物质量的80%左右[4]，其特殊结构及其对活性污泥微生物和污泥絮体的作用近年来一直被广泛研究应用[5-6]。

EPS依靠不同级别的大分子物质，形成三维的、类似凝胶的、高度水化的带电絮体基质，将微生物包埋在絮体里面，维持絮体结构和功能的稳定性和完整性[7-8]。

这些大分子物质包括多糖、蛋白质、核酸、腐殖质、磷酸酯、氨基酸等，其中以蛋白质和多糖最为重要。