1 简介
生物除磷是城市污水除磷的重要方法。 也是保护地表水环境、减轻或避免水体富营养化的重要技术措施。 近年来，有研究认为生物除磷不仅与聚磷菌（PAOs）有关，还可能与生物絮体中的胞外聚合物（EPS）密切相关。 例如，等人。 以及方振东等人。 检测到EPS中含有大量磷，认为EPS是污泥絮体重要的磷储存库； 研究认为，EPS含磷量的变化表现为无氧减少和好氧增加，且SRT越大，EPS含磷量越大，EPS除磷能力也越大； 韩伟等. 研究发现厌氧/好氧反应过程中EPS含量和磷量呈波形变化。 EPS主要在生物除磷过程中起缓冲作用，是细胞内多磷合成的中转站。 研究发现，不同SRT下EPS含量没有明显变化，但EPS中磷含量随SRT增加而增加。 大而增加。 上述结果表明EPS对生物除磷过程具有重要影响，但其在生物除磷中的具体作用仍不清楚。
有研究人员利用STS方法（化学分馏）和31P-NMR检测细胞膜外或EPS中是否存在聚磷酸盐（Poly-P），表明EPS参与了生物磷积累过程。 希尔等人。 （检测到葡萄糖作为部分碳源SBR反应器活性污泥好氧吸磷形成的Poly-P部分位于细胞膜外。Jing等人对该反应器进行了后续研究并发现细胞膜外的Poly-P与金属阳离子结合/络合，随着对生物絮体结构的深入了解，研究人员意识到上述现象与张志超等人观察到的密切相关。普通活性污泥EPS中磷的主要形态是正磷酸盐（PO3-4-P），而生物强化EPS除磷污泥EPS中磷的主要形态是聚磷（Poly-P）。检测了细胞膜外或EPS中磷酸盐的形态，并没有对生物除磷过程中EPS中不同形态的磷酸盐（包括正磷酸）的动态变化进行深入研究。和高分子量聚磷酸盐）含量。
为此，本文以两台不同SRT的实验室A/O-SBR反应器活性污泥为研究对象，采用STS方法研究了不同SRT和溶解氧（DO）下EPS磷酸盐含量的动态变化，并深入分析了EPS磷酸盐形态对生物除磷过程的影响，有望为进一步明确EPS在生物除磷中的作用提供一定的科学依据。
2。材料和方法
2.1 活性污泥的来源
以两组实验室A/O-SBR反应器的活性污泥为研究对象，SRT分别控制在10 d和30 d； 其中，SRT为10 d的反应器记为1#，SRT为30 d的反应器记为2#。 反应器采用瞬时进水，运行周期为12 h，其中厌氧运行4 h，好氧运行7 h，沉淀50 min，排水闲置10 min。 反应堆进水采用人工配水，COD：N：P为50：5：1； 以葡萄糖、淀粉、乙酸钠、丙酸钠和蛋白胨为复合碳源，以蛋白胨和NH4Cl为氮源，并添加适量的微量元素。好氧反应结束前的DO浓度两组不同SRT的A/O-SBR反应器先后控制在0.7~1.0 mg·L-1和2.5~3.5 mg·L-1，分别代表DO有限（简称低DO）和中DO（称为中等DO）条件； 低DO条件下混合液厌氧相初始时刻的ORP为-200~-220 mV，中DO条件下混合液厌氧相初始时刻的ORP为-40~- 70 mV，通过短暂改变DO条件（约3 d），研究DO对污泥絮体磷形态和分布、EPS磷酸盐形态及其动态变化的影响。
2.2 分析测量方法
取一定体积的活性污泥样品，4500 r·min-1离心15 min。 离心上清液经0.25μm滤膜过滤，测定滤液中总磷（TP）和正磷酸盐（PO3-4-P）含量。 .向离心沉淀物中加入4℃超纯水，使污泥重新悬浮。 其体积为40 mL，污泥浓度约为8000 mg·L-1（基于VSS）。 然后，采用超声波树脂法提取EPS。 EPS提取后的污泥颗粒被视为细菌细胞。 测定TP含量时采用封闭回流消解法进行预处理。 测定污泥中TP含量时，需要对离心清洗后的污泥悬浮液进行超声波分散，并使用钼。 抗锑法测定TP和PO3-4-P含量。 将部分污泥悬浮液和菌体悬浮液在-50℃下真空冷冻干燥48小时，称取15~20mg冻干样品，测定污泥和细菌。 采用差减法计算细胞内不同形态磷的含量。 使用二苯胺法测定DNA。
采用改进的STS方法测定了污泥和细菌细胞中不同形态磷的含量。 具体测量步骤如图1所示。该方法将样品中的磷分为正磷酸盐（PO3-4-P）和低分子量聚磷酸盐。 (LMW Poly-P)、磷脂(Lipid-P)、DNA磷(DNA-P)、高分子量聚磷酸盐(HMW Poly-P)、蛋白质磷和残留磷(+-P)。 混合在离心提取液中，预处理采用封闭回流消解法测定总磷含量，采用钼锑电阻法测定总磷和PO3-4-P含量。 DNA-P含量通过DNA含量乘以9.2%的系数计算(磷是DNA的特征元素，含量相对恒定)，LMW Poly-P和HMW Poly-P含量通过减法计算。
图1 改进的STS方法的基本步骤
3 测试结果
3.1 SRT和DO对本体液相磷浓度变化的影响
从图2可以看出，不同SRT和DO条件下反应器本体液相磷浓度的变化均表现为厌氧增加和好氧减少，表明两组A/O-SBR系统具有良好的性能。生物强化除磷。 (EBPR) 性能，聚磷细菌 (PAO) 在生长中获得竞争优势。 反应器进水的磷源为，反应过程中液相中PO3-4-P的浓度占TP浓度的95%以上，表明污泥絮体厌氧释放的磷有氧吸收的氧气主要是PO3-4-P。
图2 运行周期期间反应器本体液相磷浓度变化
当SRT为10 d时，中DO条件下1#反应器液相TP浓度的厌氧增加和好氧减少均明显大于低DO条件下，液相TP浓度处于厌氧初期(0~1 h)和好氧反应初期(4~5 h)变化率较大； 同时好氧反应结束前中DO条件和低DO条件下液相TP浓度分别为0.81 mg·L-1和5.65 mg·L。 -1时，进水TP去除率分别为95.95%和71.75%。 但当SRT为30 d时，DO对2#反应器内液相TP浓度的厌氧升高和好氧降低影响不大； 同时，好氧反应结束前中DO条件和低DO条件下液相TP浓度分别为3.63 mg·L-1和3.86 mg·L-1，进水TP去除率为81.85%和80.70%。 上述结果表明，DO浓度变化对中SRT（10 d）污泥系统的生物除磷过程和效果影响较大，而对高SRT（10 d）污泥系统的生物除磷过程和效果影响较小（ 30 d) 污泥系统。 这是因为高SRT污泥的污泥结构比中SRT污泥的污泥絮体更致密。 前者絮体的微生物化学环境比后者受DO浓度变化的影响较小，进而导致DO条件的变化影响高SRT污泥系统的生物去除。 对磷的过程和效果影响不大。
3.2 SRT和DO对污泥絮体中磷形态的影响
由表1可知，SRT为10 d的污泥TP含量为21.68~28.53 mg·g-1（以SS计算，下同），低DO、中度条件下TP含量为23.01~35.85 mg·g-1分别为 DO 条件。 SRT为30 d的污泥在低DO和中DO条件下TP含量分别为30.39~37.13 mg·g-1和34.65~43.40 mg·g-1。 上述结果表明，高SRT（30 d）污泥的TP含量和磷含量显着高于中SRT（10 d）污泥，且中DO条件下的污泥磷含量更高含量高于低 DO 条件下的污泥。
表1 不同SRT和DO条件下活性污泥的TP含量
从图3可以看出，污泥絮体中的磷主要以PO3-4-P和Poly-P的形式存在，分别占污泥TP含量的15.53%~44.91%和31.77%~64.63%。 ，而DNA-P、Lipid-P和+-P分别仅占污泥TP含量的5.03%~11.91%、1.42%~3.38%和0.69%~2.76%。 Poly-P包括LMW Poly-P和HMW Poly-P，其中LMW Poly-P占污泥TP含量的10.87%~32.85%，HMW Poly-P占污泥TP含量的19.75%~36.39%。的污泥。 SRT为10 d时，低DO污泥的PO3-4- P、LMW Poly-P和HMW Poly-P含量（以SS计）分别为8.79~10.17、2.36~5.36和4.53~7.33 mg·g-分别为 1。 中DO污泥中PO3-4-P和低分子量聚磷P和高分子量聚磷含量分别为4.68~6.58、5.47~11.78和6.36~11.39 mg·g-1。 当SRT为30 d时，低DO污泥的PO3-4-P、LMW Poly-P和HMW Poly-P含量分别为8.90~10.65、3.55~6.90和9.49~13.51 mg·g-1。 中DO污泥中PO3-4-P、LMW Poly-P和HMW Poly-P含量分别为13.94~16.06和5.41。 ~10.00 和 9.15~13.97 mg·g-1。 上述结果表明，高SRT（30 d）污泥的磷含量明显高于中SRT（10 d）污泥，主要是因为前者的磷含量高于后者。 PO3-4-P和HMW Poly-P的含量表明，高SRT污泥的磷结合性能大于中SRT污泥。 在中SRT（10 d）下，中DO污泥和低DO污泥的磷含量较高。 主要是由于前者的LMW Poly-P和HMW Poly-P含量高于后者； 而在高SRT（30 d）下，中DO污泥的DO污泥较低，磷含量较高，这主要是由于前者的PO3-4-P和LMW Poly-P含量高于后者。 由此可见，污泥絮体中磷酸盐的形成与生化反应条件以及生物体诱导的化学沉淀和吸附/结合作用有关。 有密切接触。
图3 不同SRT和DO条件下污泥絮体中各种形态磷含量
3.3 SRT和DO对EPS磷形态的影响
由表2可见，SRT和DO对胞内磷含量（单位质量SS的细菌细胞磷含量）影响不大，但对EPS磷含量（单位质量SS的EPS磷含量）影响较大。 不同SRT和DO DO条件下，细胞内磷含量为7.02~12.30 mg·g-1，而EPS磷含量为14.66~31.10 mg·g-1。 结合表1可知，细胞内磷含量占污泥TP含量的27.07%~。 32.38%，EPS的磷含量占污泥TP含量的67.62%~72.93%，说明EPS结合了大量的磷，污泥絮体中的磷主要分布在EPS中。
表2 不同SRT和DO条件下污泥絮体的磷分布
EPS不仅含有PO3-4-P，还含有Poly-P和有机磷。 从表3可以看出，EPS中的磷主要以PO3-4-P和Poly-P的形式存在，分别占EPS中磷含量的10.93%~44.26%和34.69%~69.02。 其中，LMW Poly-P和HMW Poly-P分别占EPS磷含量的11.78%~37.34%和22.91%~41.17%，而DNA-P、Lipid-P和+/- P仅为2.79 EPS磷含量分别为%~7.95%、0.56%~2.84%和0.05%~0.72%。 当SRT为10 d时，低DO污泥EPS的PO3-4-P、LMW Poly-P和HMW Poly-P含量分别为4.83~6.26、1.73~4.21和3.36~。 中DO污泥EPS中PO3-4-P、LMW Poly-P、HMW Poly-P含量为5.44 mg·g-1，分别为2.34~4.46、4.37~9.70、4。 。 05~8. 23毫克·克-1。 当SRT为30 d时，低DO污泥EPS的PO3-4-P、LMW Poly-P和HMW Poly-P含量分别为5.77~7.44、2.73~5.22和7.78~。 10.
91 mg·g-1时，中DO污泥EPS的PO3-4-P、LMW Poly-P含量和HMW Poly-P含量分别为9.82~10.90、4.16~7.34和6。 90~10。 66毫克·克-1。 上述结果表明，高SRT（30 d）污泥的EPS磷含量明显高于中SRT（10 d）污泥，这主要是由于前者具有较高的PO3-4-P和HMW Poly-P。比后者P。 内容。 这是因为SRT越大，PAO的群体竞争优势越明显，且PAO具有产生EPS的基因簇，产生的EPS含有更多的磷。 中SRT（10 d）下中DO污泥的EPS磷含量高于低DO污泥，这主要归因于前者的LMW Poly-P和HMW Poly-P含量高于后者； 而在高SRT（30 d）下，中DO污泥和低DO污泥的EPS磷含量较高，这主要是由于前者的PO3-4-P和LMW Poly-P含量高于后者。 内容。 生物强化除磷系统运行参数的短期变化不会引起微生物主要种群结构的变化，但会改变微生物的代谢。 因此，不同DO条件下EPS磷酸盐的含量和形态存在差异，说明EPS磷酸盐的形成受到微生物代谢的影响。 活动的影响进一步证明EPS参与了生物磷积累过程。
表3 不同SRT和DO条件下EPS中各种形态磷含量
3.4 反应过程中EPS磷酸盐含量的变化
在厌氧/好氧反应过程中，EPS中的PO3-4-P与LMW Poly-P和HMW Poly-P表现出不同的变化趋势（图4和图5）。 不同SRT和DO条件下，EPS中PO3-4-P表现出不同的变化趋势。 EPS中PO3-4-P含量（以SS计）在厌氧初期0～0.5 h迅速下降，此后无明显变化规律。 当SRT为10 d时，低DO和中DO条件下EPS的PO3-4-P下降。 厌氧还原量分别为1.24 mg·g-1和2.12 mg·g-1，好氧反应阶段分别减少0.20 mg·g-1和增加0.50 mg·g-1。 当SRT为30 d时，低DO和中DO条件下EPS的PO3-4-P厌氧还原量分别为0.47 mg·g-1和0.17 mg·g-1，好氧反应阶段减少1.20 mg ·分别为g-1。 和0.91mg·g-1。
图4 图4#1反应器污泥EPS中不同形态磷酸盐含量的变化
图5#2反应器污泥EPS中不同形态磷酸盐含量的变化
从图4可以看出，EPS中LMW Poly-P和HMW Poly-P含量呈现出明显的厌氧性降低、需氧性升高的趋势。 SRT为10 d时，低DO条件下EPS中LMW Poly-P和HMW Poly-P含量在厌氧初期HMW Poly-P含量缓慢下降，下降了0.01 mg·g-1， 0至0.5小时分别为0.61 mg·g-1。 在中等DO条件下，两者在厌氧初期的下降幅度增大。 0~0.5 h分别减少0.52 mg·g-1和2.06 mg·g-1； 低DO条件下，LMW Poly-P和HMW Poly-P含量在好氧初期迅速增加，并在4~5 h分别增加。 增加了0.56 mg·g-1和1.16 mg·g-1。 在中等DO条件下，4~5 h分别增加1.81 mg·g-1和1.14 mg·g-1。 当SRT为30 d时，在低DO和中DO条件下，EPS的LMW聚磷含量在厌氧初期均呈现快速下降趋势，分别下降了0.97 mg·g-1和1.55 mg·g-1。分别为0～1 h，有氧初期迅速下降。 4~5 h分别增加0.72 mg·g-1和1.10 mg·g-1； 在低DO和中DO条件下，其HMW Poly-P在厌氧初始阶段表现出比LMW Poly-P更慢的下降。 ，在0~1 h内分别下降0.59 mg·g-1和0.88 mg·g-1，在需氧初期也迅速上升，分别上升0.97 mg·g-1和0.76 mg·g-1 4~5小时内。 1. 以上结果表明，中SRT（10 d）污泥EPS和高SRT（30 d）污泥EPS中厌氧初期Poly-P的分解主要分别来自于HMW Poly-P和LMW Poly-P ; 低 DO 条件和中 DO 条件下初始好氧阶段合成的 EPS Poly-P 分别主要为 HMW Poly-P 和 LMW Poly-P。 在不同的SRT和DO条件下，EPS中的LMW Poly-P和HMW Poly-P厌氧分解和有氧合成过程的差异表明EPS磷酸盐的形成和转化与微生物的代谢活动、代谢方式和种群结构密切相关。
4。讨论
4.1 EPS在生物除磷中的作用
生物除磷是细菌细胞与EPS共同作用的结果。 从图6可以看出，污泥絮体的厌氧释磷和好氧吸磷过程主要来源于EPS磷含量的厌氧减少和好氧增加。 ，EPS磷的无氧减少和有氧增加是细胞内磷变化的2.8～6.4倍。 在厌氧/好氧反应过程中，中SRT（10 d）污泥EPS处于低DO和中DO。 该条件下的除磷量分别为2.83 mg·g-1和4.91 mg·g-1，分别占污泥絮体除磷量的71.65%和70.55%； 高SRT（30 d）低DO条件下污泥EPS中、中DO条件下的除磷量分别为2.94 mg·g-1和3.09 mg·g-1，占污泥除磷能力的71.71%和71.86%污泥絮体分别说明EPS在生物除磷中发挥着重要作用。 影响。 中SRT（10 d）污泥中EPS磷的厌氧减量和好氧增磷量大于高SRT（30 d）污泥，中DO污泥中EPS磷的厌氧减量和好氧增磷量大于高SRT（30 d）污泥中EPS磷的厌氧减量和好氧增量。低DO污泥的EPS； 与中SRT（10 d）污泥EPS相比，DO变化对高SRT（30 d）污泥EPS磷变化的影响较小，进而导致DO变化对高SRT（30 d）污泥EPS的影响对污泥系统的生物除磷效果影响不大。
图6 厌氧/好氧反应过程中细胞内磷和EPS磷的变化
采用超声波树脂法从不同进水C/P比的A/O-SBR反应器活性污泥中提取EPS。 结果表明，EPS的除磷能力占系统除磷能力的60%~62%，与本研究结果接近。 周健等. 和李等人。 采用阳离子交换树脂法从不同A/O-SBR反应器的活性污泥中提取EPS。 前者认为EPS的除磷能力占系统除磷能力的15.7%，后者认为EPS的除磷能力占系统除磷能力的15.7%。 磷量占系统除磷能力的4.2%～13%，与本文的结果相差较大。 超声波树脂法是一种高效的EPS提取方法。 其低频、低功率超声波可有效分散污泥絮体，促进后续电离。 交换反应具有化学污染少、细胞损伤率低等优点，比阳离子交换树脂法能更高效地提取EPS。 因此，相关研究结论的明显差异不仅与污泥样品的来源有关，也与EPS的提取方法的差异密切相关。 另一方面，EPS主要来源于微生物的代谢分泌物和自溶产物。 合成EPS是微生物细菌重要的生存和竞争策略； PAOs（包括反硝化聚磷菌）是一类具有过量吸磷功能的微生物，与其他微生物有着复杂的共生/相互关系。 培养纯 PAO 菌落仍然是不可能的。 可以推断，PAOs与其他微生物通过EPS合成方法的改变建立了共生/相互关系。 促进EPS吸附/结合大量磷是PAOs过量释放/吸收磷的重要途径。
4.2 EPS磷酸盐形态对生物除磷过程的影响
EPS磷酸盐可分为三种形式：PO3-4-P、LMW Poly-P和HMW Poly-P。 EPS磷酸盐的形态对EPS除磷过程有重要影响。 生物除磷过程中EPS的PO3-4- P含量的变化涉及两个方面：PO3-4-P与Poly-P之间的转化以及PO3-4-P在本体液相与EPS之间的迁移。 从图4和图5可以看出，相对于11 h污泥EPS，0 h污泥EPS的PO3-4-P含量均较高，而LMW Poly-P和HMW Poly-P含量均较高。低的。 由此可以推断，EPS中的Poly-P在沉淀过程中发生了分解，并以PO3-4-P的形式保留在EPS中； 厌氧处理初期，沉淀过程中保留在EPS中的PO3-4-P在搅拌混合的作用下迅速迁移到主液相中，导致EPS中PO3-4-P含量降低。在0～0.5 h内It迅速下降，这是厌氧初期污泥絮体磷快速释放的重要原因之一； 此后，EPS的PO3-4-P含量没有明显的变化规律，主要是因为PO3-4-P与Poly-P之间的转化率以及PO3-4-P在本体液相与EPS之间的迁移率发生了变化反应过程中动态变化。 EPS中LMW Poly-P和HMW Poly-P含量均表现出厌氧性降低和提高。 氧气增加的变化模式。 从图7可以看出，对于相同SRT的污泥，EPS的LMW Poly-P和HMW Poly-P在中等DO条件和较低DO条件下有更大的厌氧减少和好氧增加。 量高，对应更明显的生物除磷过程（图2）。 中等DO条件下高SRT（30 d）污泥EPS中Poly-P（LMW Poly-P和HMW Poly-P）的好氧增量 中SRT（10 d）污泥EPS中Poly-P量为1.2倍中SRT（10 d）污泥EPS中Poly-P的好氧增量是低DO条件的2.1倍，由此可见DO浓度的变化影响高DO条件的现象SRT（30 d）污泥系统对生物除磷过程和效果影响不大。 在厌氧/好氧反应过程中，不同形态EPS磷酸盐含量的动态变化表明EPS不仅仅是生物除磷过程的中转站。 ，并参与生物磷积累过程。 详情请参阅污水宝商城资料或更多相关技术文档。
图7 EPS中不同形态Poly-P在厌氧/好氧反应过程中的变化
5 结论
1）污泥絮体中的磷主要分布在EPS中。 PO3-4-P和Poly-P（包括LMW Poly-P和HMW Poly-P）是EPS磷的主要形式。 高SRT（30 d）污染 污泥中EPS磷含量明显高于中SRT（10 d）污泥，主要是由于前者的PO3-4-P和HMW Poly-P含量较高比后者； 在厌氧/好氧反应过程中，EPS的PO3-4-P表现出与LMW Poly-P和HMW Poly-P不同的变化趋势。
2）EPS对生物除磷的影响明显大于细菌细胞。 污泥絮体的厌氧释磷和好氧吸磷过程主要是由于EPS磷含量的厌氧减少和好氧增加所致。 EPS无氧磷含量减少量和需氧增加量是细胞内磷变化量的2.8～6.4倍。
3）EPS既是生物除磷过程的中转站，又参与生物磷积累过程。 EPS中LMW Poly-P和HMW Poly-P含量均表现出厌氧性降低、需氧性升高； 对于相同SRT的污泥，EPS的LMW Poly-P和HMW Poly-P在中等DO（2.5~3.5 mg·L-1）条件和较低DO（0.7~1.0 mg·L-1）条件下厌氧减少幅度更大） 状况。 该量与好氧增量对应的是较明显的生物除磷过程。