碳氮比對SBR系統硝化過程及EPS三維熒光光譜特性的影響

陳翠忠，李俊峰，藍明菊，額熱艾汗，謝可飛，徐威龍，劉雅茹，孫洪偉

（1 石河子大學水利建筑工程學院，新疆石河子832000；2 煙臺大學環境與材料工程學院，山東煙臺264005）

胞外聚合物（extracellular polymeric substance,EPS）是活性污泥絮體的重要組成部分，占污泥總量的80%左右[1]，對污泥絮體的形成至關重要[2-3]。EPS主要由細微生物代謝、裂解以及吸附的無機和有機顆粒物質產生的高分子聚合物組成，目前學者認為EPS 主要由緊密型EPS（TB-EPS）和松散型EPS（LB-EPS）兩部分組成[4]，主要組成包括多糖（polysaccharides, PS）、蛋白（proteins, PN）、核酸（DNA）和腐殖酸物質等[5]。反應器運行模式和微生物生長環境條件對EPS 產量和組分的影響顯著，如碳源類型、碳氮比（C/N）、水力停留時間和毒性物質等[6]，其中C/N 是影響EPS 產量和組成的關鍵因素之一。Ye 等[7-8]研究認為增加有機碳含量可提高活性污泥的EPS 產量，Durmaz 等[9]認為C/N 為5 的活性污泥中EPS 具有較高的PN 含量和較低的PS含量，且隨著C/N比的增加，PN含量急劇下降，PS 含量增加。Ye 等[6]研究表明，隨著C/N 的增加，LB-EPS 中PN含量增加，PS含量下降，且TB-EPS中的PS 和PN 含量不受C/N 的影響。Miqueleto 等[8]研究發現在厭氧序批式生物膜反應器中，高C/N有利于EPS 的產生。此外，吳志高[10]研究表明，C/N與EPS 的組分（PS、PN 和DNA）含量呈正相關，其中C/N對PS的影響尤為明顯。

大多數研究者采用尋峰法對熒光信息進行解析，但由于熒光峰通常是由若干相互疊加的熒光基團產生的信號，有些可能無法識別或識別不準確，且尋峰法只考慮三維光譜中的特定峰值，不能充分使用熒光指紋所攜帶的所有信息[11]。因此本文采用三維熒光光譜技術（three-dimensional fluorescence spectroscopy, 3D-EEM） 與熒光區域積分法（fluorescence region integral, FRI）的組合，在一定程度上能夠克服以上不足，可用于表征有機物，其中包括廢水中的EPS等[12-13]。Guo等[14]采用3D-EEM技術并結合FRI分析法評估了污泥水解過程中EPS和溶解有機物的組成特征，同時有學者基于雙柱式交替缺氧/好氧相序批式反應器，采用FRI 分析認為區域Ⅳ（溶解性微生物代謝產物）是EPS的重要組分[15]。此外，Sun 等[16]利用3D-EEM 技術并結合FRI 分析法評估了不同熱預處理溫度下污泥中EPS的可生物降解和不可降解組分。

雖然許多學者已探究了C/N對活性污泥EPS的影響，但研究周期較短，缺乏3D-EEM技術對SBR系統進出水時EPS 特性的表征。因此，本文采用SBR 反應器，考察了4 種碳氮比（C/N 為0、5、10和15）條件下（運行281 天）不同碳氮比（C/N）條件下氨氮去除效果、C/N對硝化開始和硝化結束時活性污泥EPS 及其組分含量的影響、采用3DEEM聯合FRI評估了不同C/N系統硝化開始和硝化結束時活性污泥EPS的變化情況。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置及實驗方案

SBR 反應器由有機玻璃制成，有效容積為5L，實驗用水采用人工模擬污水，主要配水成分為99.9%的無水乙醇（300mg/L）、NH4Cl（20～60mg/L）和KH2PO4（6mg/L）和微量元素濃縮液[7]，每升廢水加入1mL 微量元素。活性污泥取自甘肅蘭州市污水處理廠曝氣池。具體運行參數見表1。

接種污泥馴化20 天，然后分到4 個SBR 反應器中，每個反應器初始活性污泥濃度為3100mg/L。以化學需氧量（COD）與總氮（TN）的比值計算碳氮比（C/N），4個反應器的C/N 分別為0、5、10和15，分別以R0、R5、R10和R15代表，其中R0系統內的碳源濃度為0。

1.2 檢測項目與方法

1.2.1 水質分析指標

1.2.2 EPS提取及其組分的測定

采用熱處理法進行活性污泥EPS提取，詳細提取步驟見參考文獻[18]。提取出EPS 由松散型EPS（LB-EPS）和緊密型EPS（TB-EPS）兩部分構成，再分別對其進行蛋白質（PN）、多糖（PS）和核酸（DNA）含量分析。PN采用考馬斯亮藍法，以牛血清白蛋白作為標準物質；PS采用苯酚-硫酸法，以葡萄糖作為標準物質；DNA采用紫外吸收法[19]。故總EPS含量由可用式(1)計算。

表1 4個SBR反應器運行條件

1.2.3 3D-EEM聯合FRI分析

熒光光譜采用熒光分光光度計（FP-6500，日本）測定。3D-EEM 以5nm 為增量從激發波長220nm 掃描到400nm，以1nm 為增量從發射波長250nm掃描到500nm，掃描速度為2000nm/min，響應時間為0.2s，采用Origin 9.0 對光譜圖進行數據分析。為消除拉曼散射和瑞利散射的影響，在三維熒光數據解析前進行預處理[20]。Chen 等[21]提出FRI用于解析水體的三維熒光光譜圖，FRI方法按照有機物的類型將三維熒光區域分為5個區域（表2）。

表2 熒光區的激發和發射（Ex/Em）波長

積分區域法計算某熒光區域的積分體積（Φi）、標準化體積（Φi,n，ΦT,n），表示這一區域的某一結構有機化合物含量的相對值，計算公式見式(2)～式(4)。

式中，Φi,n為熒光區域i的積分標準體積；Φi為熒光區域的積分體積，au·nm2；λex為激發波長，nm；λem為發射波長，nm；I(λexλem)為激發、發射波長對應的熒光強度，au；Pi,n為某一熒光區域的積分標準體積占總積分標準體積的比例；MFi為倍增系數，等于某一熒光區域的積分面積占總熒光區域積分面積比例的倒數。

2 結果與討論

2.1 碳氮比對氨氮去除的影響

圖1 4種C/N系統內氨氮去除效果

圖2 4種C/N系統內氨氧化速率的變化規律

2.2 碳氮比對胞外聚合物的長期影響

圖3 為SBR 系統在運行期間不同C/N 條件下進水（硝化開始，下同）和出水（硝化結束，下同）時EPS 含量的變化規律。如圖3 和表3 所示，R5、R10和R15系統隨著運行周期（第1～80 周期）的增加，進水[圖3(a)]和出水時[圖3(b)]的EPS 含量表現為遞增的趨勢，在第80 周期后無明顯增量并在一定范圍內波動，而C/N 條件為0時，進水和出水時的EPS含量在運行周期內并無明顯變化，可以認為隨著周期數的增加，R5、R10和R15系統運行趨于穩定，系統篩選得到較為穩定的微生物種類，則所產生的EPS 含量將無明顯波動，而R0系統缺乏碳源，微生物活性較低，產生的EPS含量較低，則每周期的EPS 產量差異性較小。另外，隨著C/N 值的升高，進水和出水時的EPS 含量均增大（進水：16.4mg/gSS→37.0mg/gSS→39.3mg/gSS→43.8mg/gSS；出 水 ： 18.0mg/gSS→40.7mg/gSS→43.3mg/gSS→48.9mg/gSS），可得R5、R10和R15系統內EPS含量分別是R0的2.2 倍、2.4 倍和2.7 倍，即高C/N 有利于提高EPS產量[7-8]，而Paulina等[26]以好氧顆粒污泥為研究對象[有機物負荷：0.78kgCOD/(m3·d)、1.16kg COD/(m3·d)和1.53kgCOD/(m3·d)]，發現低有機物負荷下EPS含量高于其他2種運行負荷，由于本文研究對象為活性污泥絮體EPS，而Paulina等[26]研究內容是好氧顆粒污泥EPS，兩者研究對象存在一定的差異，同時由于好氧顆粒污泥去除有機物效率較高，在低有機負荷下，有機化合物的消耗時間較短，微生物則經歷較長的饑餓期，導致好氧顆粒污泥分解，產生大量的EPS[27]，而高C/N 對活性污泥絮體EPS含量影響則更為顯著。

圖3 SBR反應器中EPS的變化規律

此外，由表3 可得，不同C/N 系統內出水EPS含量是進水時的1.09～1.12 倍，即EPS 在硝化過程有所積累，而孫洪偉等[28]研究發現硝化過程中EPS含量無明顯變化，C/N為1.2～4.2。

表3 不同C/N條件下進出水時活性污泥EPS含量 單位：mg/gSS

2.3 碳氮比對多糖、蛋白及核酸含量的影響

如圖4 和表4 所示，不同C/N 條件下，SBR 系統內進水[圖4(a)]與出水[圖4(b)]時EPS中PS，PN和DNA含量變化情況。升高C/N值（0→5→10→15），進水與出水時的PS、PN 和DNA 含量均隨之增大。當C/N從0、5和10分別升高至5、10和15時，EPS中PS、PN 和DNA 含量分別增加約118%、1.5%和11%；171%、12%和28%；133%，28%和11%。結果表明，C/N 對EPS 的組分有顯著影響，且C/N與PS、PN和DNA 含量呈正相關[10,29]，而Ye等[6,30]研究發現C/N對PS含量無影響。另一方面，當C/N從0升高至5，PS、PN和DNA含量變化幅度（118%～133%）明顯高于C/N 從5 升高到15 時EPS 組分的變化（1.5%～28%），可得有機碳含量為不同碳氮比條件下EPS 組分變化的主導因素，在高C/N 條件下，微生物可利用多余的碳源進行細胞與PS 的合成[19]，同時氮用于微生物合成蛋白質和核酸，然而蛋白質和核酸的合成需要消耗能量[31]，因此高C/N促進微生物代謝產生PS、PN和DNA。同時，本文中PS 為EPS 重要組成部分（71%～80%），PN 次之（10%～18%），DNA 含量最低（9%～11%），與Yang等[3,32]研究結果一致，然而Paulina 等[27,33]認為PN 是EPS的重要組分。

圖4 EPS組分含量變化規

此外，與進水時的EPS 組分比較，出水時的PN、DNA 含量以及DNA 所占百分比無明顯變化（表4），而PN 所占百分比低于進水；同時硝化過程中PS 含量及其所占百分比均升高，由上可得硝化過程中PS 有明顯積累，而PN 和DNA 含量無明顯變化。

表4 EPS組分的含量及所占比例

2.4 EPS的FRI分析

基于3D-EMM技術，采用FRI分析方法計算可得樣品總的熒光強度與不同區域熒光強度值[34-35]，本文通過FRI法分析得到不同C/N條件下硝化污泥EPS 的組分變化。圖5 所示為不同C/N 系統活性污泥EPS的3D-EEM譜圖，利用3D-EEM譜圖可探究蛋白質類物質、富里酸和腐殖質等物質[36-37]，同時也可考察EPS 各組分物質被微生物利用的難易程度[38]。

基于3D-EEM譜圖（圖5），可得不同C/N條件下活性污泥系統進水和出水時的EPS熒光強度占比（Pi,n）（圖6），EPS 各熒光區域Pi,n值分別為46%～57%（區域Ⅴ，腐殖酸類物質）、28%～41%（區域Ⅳ，溶解性微生物代謝產物）、6.5～13%（區域Ⅲ，富里酸類物質）、2%～4.5%（區域Ⅱ，蛋白質類物質色氨酸）和0.44%～1.9%（區域Ⅰ，蛋白質類物質酪氨酸），研究結果與Guo等[14]一致，而Wei等[15]認為溶解性微生物代謝產物（區域Ⅳ）為EPS重要的組成部分。同時4 種C/N 系統（C/N 為0、5、10和15）內進水EPS 的Pi,n值分別為區域Ⅰ（0.75%、1.86%、1.87%和1.39%）、區域Ⅱ（2.64%、4.4%、3.38%和3.21%）、區域Ⅲ（6.52%、7.53%、8.91%和12.79%）、區域Ⅳ（41.3%、39.2%、34.52%和36.4%）和區域Ⅴ（48.77%、46.98%、51.31%和46.18%）。由上可得，升高C/N（0→15），不同C/N條件下EPS 各熒光區域強度百分比存在顯著差異，其中R0系統內EPS 區域Ⅰ熒光強度明顯低于其他C/N系統，且區域Ⅲ熒光區域強度與C/N呈正相關，以及區域Ⅳ熒光區域強度隨C/N的升高而減小，可見C/N對活性污泥EPS的熒光物質影響顯著。

圖5 進出水時EPS三維熒光光譜圖

圖6 進出水時EPS熒光區域標準積分體積組成

如表5 所示，硝化過程中不同C/N 系統區域Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ熒光區域的積分標準體積表現為遞減的趨勢，而區域Ⅲ和Ⅳ積分標準體積值增大，同時各區域硝化過程熒光強度占比變化（出水Pi,n-進水Pi,n）分別為區域Ⅰ（-0.31%、-0.19%、-1.16%和-0.49%）、區域Ⅱ（-0.54%、-1.03%、-1.34%和- 0.38%）、 區 域Ⅲ（5.2%、 0.64%、 3.06% 和0.19%）、區域Ⅳ（-9.12%、-1.36%、-6.49%和-4.15%） 和區域Ⅴ（4.77%、1.94%、5.93% 和4.83%）。由以上可得不同C/N條件下SBR系統硝化過程中區域Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ的熒光強度均有不同程度減弱，而區域Ⅲ和Ⅴ的熒光強度增強，即蛋白質類物質酪氨酸和色氨酸以及溶解性微生物代謝產物在硝化過程中被微生物所利用，其中溶解性微生物代謝產物被微生物利用率較高（1.36%～9.12%），而富里酸和腐殖酸類物質在硝化過程中不易被微生物利用[39]，同時有學者研究認為腐殖酸的積累不利于污泥的進一步利用[14]。

表5 進出水時EPS熒光區域的積分標準體積

3 結論

（2）隨著C/N值的升高，SBR系統進水和出水時的EPS及其組分含量均隨之增大，其中C/N對PS含量影響尤為顯著。且硝化過程中PS有明顯積累。

（3）活性污泥EPS 熒光區域Ⅴ（腐殖酸類物質，46%～57%）的Pi,n值最高，區域Ⅰ（蛋白質類物質酪氨酸，0.44%～1.9%）Pi,n值最低，且不同C/N條件下EPS各熒光區域強度百分比存在顯著差異，以及蛋白質類物質酪氨酸和色氨酸及溶解性微生物代謝產物在硝化過程中被微生物所利用，其中溶解性微生物代謝產物被微生物利用率較高（1.36%～9.12%）。