1 引言

　　污水處理廠二沉池中常出現(xiàn)泥水分離效果較差的現(xiàn)象，造成大量污泥流失和出水水質(zhì)惡化.胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)的組成、污泥表面特性以及絮體粒徑分布都是影響活性污泥絮凝沉降能力的重要因素.EPS是指附著在細(xì)胞壁外用于自我保護(hù)，并在饑餓環(huán)境下為細(xì)菌提供碳源和能量的高分子聚合物，是活性污泥絮體的重要組成部分.EPS由細(xì)胞自身分泌物、細(xì)胞溶解物以及水中的微小顆粒組成，可分為緊密粘附胞外聚合物(tightly bound EPS，TB-EPS)和松散附著胞外聚合物(loosely bound EPS，LB-EPS)兩部分.

　　有研究發(fā)現(xiàn)異養(yǎng)菌為主的活性污泥中LB-EPS含量越多，污泥的沉降和絮凝性能越差，TB-EPS對污泥的沉降和絮凝性能基本無影響.然而另一些研究表明，活性污泥絮體內(nèi)，TB-EPS含量相較于LB-EPS含量更多，且絮凝性能更強(qiáng)，因此TB-EPS的絮凝特性可直接反映活性污泥的絮凝特性.Liu等根據(jù)DLVO理論對LB-EPS和TB-EPS進(jìn)行分析后發(fā)現(xiàn)，相較于LB-EPS，TB-EPS對異養(yǎng)污泥絮凝性能的影響更大.產(chǎn)生這些截然不同結(jié)論的原因可能是活性污泥中的微生物相的不同所致.針對以自養(yǎng)菌為主的活性污泥中EPS對污泥絮凝特性影響的研究尚鮮有報道.李志華等在研究自養(yǎng)菌對顆粒污泥穩(wěn)定性影響的過程中發(fā)現(xiàn)，以EPS為骨架的自養(yǎng)顆粒污泥相較于以絲狀菌為骨架的異養(yǎng)菌顆粒污泥更能保持長期穩(wěn)定狀態(tài)，而Liang等關(guān)于絮狀自養(yǎng)活性污泥EPS的提取方法對比的過程中僅給出了EPS的分層結(jié)構(gòu)及各層含量的多少，并未就EPS與自養(yǎng)活性污泥絮凝沉降特性的相關(guān)性作進(jìn)一步研究.由于自養(yǎng)活性污泥中細(xì)菌種類單一，無絲狀菌存在，所形成的污泥性狀相較于異養(yǎng)活性污泥更穩(wěn)定.因此，有必要就自養(yǎng)和異養(yǎng)活性污泥LB-EPS和TB-EPS的組成及其對活性污泥絮凝特性的影響作深入探討.

　　2 材料與方法

　　 2.1 試驗裝置

　　采用3個透明有機(jī)玻璃制成的SBR反應(yīng)器培養(yǎng)污泥，工作容積為20 L.由電磁空氣泵供氧，機(jī)械攪拌速度為35 r · min-1.以轉(zhuǎn)子流量計控制溶解氧(DO)濃度.通過反應(yīng)器外層的循環(huán)水浴使溫度維持在25 ℃.運行方式為12 h 1個周期，即進(jìn)水15 min，攪拌180 min，曝氣480 min，沉淀30 min，排水15 min.沉淀結(jié)束后排出10 L廢水，補(bǔ)充等量人工模擬廢水進(jìn)入下一周期.

　　2.2 進(jìn)水水質(zhì)及接種污泥

　　3個反應(yīng)器A、B、C的有機(jī)負(fù)荷分別為0、0.30、0.74 kg · kg-1 · d-1.反應(yīng)器A為實驗室培養(yǎng)的全自養(yǎng)硝化污泥，已穩(wěn)定運行4年.反應(yīng)器B、C中的接種污泥來自西安市某污水處理廠二沉池回流污泥.3個反應(yīng)器均投加人工配制廢水，氨氮濃度為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.采用結(jié)晶乙酸鈉作為碳源，通過改變其投加量來控制有機(jī)負(fù)荷，維持所有反應(yīng)器混合液懸浮固體濃度(MLSS)在3000 mg · L-1，污泥齡(SRT)為20 d，保持DO不小于2.0 mg · L-1，pH為7.5~8.0.

　　經(jīng)3個月培養(yǎng)馴化，反應(yīng)器B、C中COD和氨氮去除率均達(dá)到90% 以上，污泥沉降特性良好.經(jīng)PCR實時定量測定，由單一氮源培養(yǎng)的反應(yīng)器A中總細(xì)菌數(shù)為0.5×107 cells · g-1，其中硝化細(xì)菌主要為歐洲亞硝化單胞菌(Nitrosomonas europaea)，占細(xì)菌總數(shù)的95.97%，反應(yīng)器B、C中總細(xì)菌數(shù)分別為1.17×108 cells · g-1和1.40×108 cells · g-1，其中硝化細(xì)菌占細(xì)菌總數(shù)的9.75%和9.61%.用于進(jìn)行EPS含量和物化特性分析的污泥，分別取自3個反應(yīng)器運行周期曝氣停止前2 min.

　　2.3 EPS的提取及成分分析

　　LB-EPS和TB-EPS的提取采用改良的兩階段熱提法.污泥含固率采用105 ℃烘干法測定，EPS總量用溶解性有機(jī)碳(TOC)表示，采用TOC-L總有機(jī)碳分析儀(Shimadzu，Japan)測定，EPS中多糖采用蒽酮法測量，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)為葡萄糖;蛋白質(zhì)采用 Folin-酚法測量，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)為牛血清蛋白;DNA采用二苯胺顯色法測定，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)為小牛胸腺DNA.

　　2.4 分析項目與檢測方法

　　2.4.1 三維熒光光譜分析

　　EPS三維熒光光譜(three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy，3DEEM)采用FP 6500 熒光分光度計(JASCO，Japan)測定，使用氙弧燈為激發(fā)光源;激發(fā)波長λex=220~400 nm，發(fā)射掃描波長λem=220~500 nm;激發(fā)與發(fā)射的狹縫寬度均為5 nm;激發(fā)波長的掃描間隔為10 nm;掃描速度為1200 nm · min-1.將所提取的不同污泥的LB-EPS和TB-EPS直接進(jìn)行三維熒光掃描，用Spectra Manager軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析.

　　2.4.2 污泥絮體結(jié)構(gòu)和微生物相

　　以90i光學(xué)顯微鏡(NIKON，Japan)觀察不同污泥以及分別提取LB-EPS和TB-EPS后污泥的絮體結(jié)構(gòu).采用JSM-6510LV掃描電子顯微鏡(JEOL，Japan)對預(yù)處理后的污泥內(nèi)部結(jié)構(gòu)進(jìn)行觀察，預(yù)處理方法如下：取少量污泥樣品與4%多聚甲醛混合，在4 ℃下固定24h，固定好的污泥樣品用30%、50%、70%、80%、90%和100%的乙醇溶液依次洗脫15 min，然后放入乙醇：乙酸異戊酯=1∶1溶液和100%乙酸異戊酯溶液中各置換5 min，去掉上清液倒入干凈培養(yǎng)皿中自然干燥.

　　采用iQ5實時定量PCR(BIO- RAD，USA)對所培養(yǎng)的活性污泥中的微生物相進(jìn)行定量分析.AOB的引物為：amoA-1F(5′-GGG GTT TCT ACT GGT GGT)和amoA-2R(5′-CCC CTC KGS AAA GCC TTC TTC)，目的片段長：491 bp.用于克隆的PCR擴(kuò)增采用25 μL體系.用于末端限制性片段長度多態(tài)性分析(T-RFLP)的PCR擴(kuò)增采用50 μL體系.PCR體系包括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反應(yīng)的退火溫度為55 ℃.

　　2.4.3 污泥表面性質(zhì)測定

　　污泥表面電荷量采用Zeta電位表征.原污泥以及依次提取LB-EPS和TB-EPS后污泥的Zeta電位采用Malvern Zatasizer Nano ZS90(Malvern Instruments，UK)進(jìn)行分析測定.

　　采用相對疏水性(relative hydrophobity，RH)表征原污泥絮體以及提取LB-EPS和TB-EPS之后污泥絮體疏水性能的變化.RH的計算公式如下，

　　式中，MLSSe表示經(jīng)過正十六烷乳化后水相中混合液懸浮固體濃度，MLSS0表示原污泥中懸浮固體濃度，正十六烷與污泥混合液體積比為1∶1.

　　2.4.4 污泥絮凝性能測定

　　采用污泥絮體重新絮凝能力(reflocculation ability，F(xiàn)A)與出水濁度表征污泥絮體的絮凝能力.濁度采用Model 2100 AN濁度儀(HACH，USA)測定.FA的計算公式如下，

　　式中，A為經(jīng)過30 s超聲波和2 min離心處理后的污泥樣品上清液吸光度，B為經(jīng)過30 s超聲波2 min離心處理后、再進(jìn)行60 r · min-1磁力攪拌15 min和2 min離心后的污泥樣品上清液吸光度.

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 EPS的組分及含量分析

　　如圖 1所示，不同污泥的LB-EPS與TB-EPS中蛋白質(zhì)與多糖都是其主要組成部分，DNA所占比例較小.污泥A中EPS總量及蛋白質(zhì)含量明顯高于B、C，這一結(jié)果與所報道的在自養(yǎng)菌顆粒污泥中EPS含量高于顆粒污泥中EPS含量的結(jié)果相一致.分析其原因：水中有機(jī)質(zhì)的去除主要是酶的氧化分解作用所造成，細(xì)菌等生物對它的吸附所做的貢獻(xiàn)相對較小，由細(xì)胞自身代謝產(chǎn)物所構(gòu)成的EPS中含有一定量胞外酶，可用于有機(jī)質(zhì)的氧化分解.一方面，不同有機(jī)負(fù)荷時反應(yīng)器中微生物所處的生長階段不同，低有機(jī)負(fù)荷時，細(xì)菌進(jìn)入減衰增殖后期及內(nèi)源呼吸期，此時微生物的生長速率低，內(nèi)源呼吸率較高，大量的細(xì)菌發(fā)生自溶，釋放出胞內(nèi)聚合物，使EPS含量增加.另一方面污泥B、C的進(jìn)水中COD含量較高，在降解有機(jī)物的過程中會消耗大量胞外酶，造成EPS中蛋白質(zhì)含量降低.而自養(yǎng)活性污泥中死細(xì)胞很少，僅占細(xì)胞總數(shù)的11%，可降解有機(jī)物含量極低，對于胞外酶的消耗也非常少，因此污泥A的EPS中蛋白質(zhì)含量相對較高.另外，由圖 1還可看出，隨有機(jī)負(fù)荷的增加，TB-EPS及多糖含量也增加.這是因為在高有機(jī)負(fù)荷條件下，碳源過于充足，細(xì)菌無法及時充分利用，從而將過剩的碳源轉(zhuǎn)化為多糖類EPS，使EPS中多糖含量增加.污泥A、B、C的TB-EPS含量均占EPS總量的75%以上，其含量變化將直接導(dǎo)致EPS總量的變化.可見有機(jī)負(fù)荷對EPS的組分與含量有明顯的影響，有機(jī)負(fù)荷越高，多糖含量越多，EPS總量及蛋白質(zhì)含量越少.

　　圖 1 不同污泥TB-EPS和LB-EPS組分及含量的差異

　　3.2 EPS的三維熒光光譜分析

　　由于EPS成分復(fù)雜，僅通過化學(xué)測定并不能完全了解EPS中各組分、含量的變化.三維熒光光譜能夠分析EPS中帶有熒光性質(zhì)的芳香族結(jié)構(gòu)和不飽和脂肪酸，因此可以進(jìn)一步為EPS成分的結(jié)構(gòu)、官能團(tuán)和種類提供信息.EPS中所存在的溶解態(tài)有機(jī)物質(zhì)的熒光峰的位置可以歸納為：(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)均屬于類蛋白熒光，與芳環(huán)氨基酸結(jié)構(gòu)有關(guān)，(1)為類色氨酸熒光峰，(3)為類酪氨酸熒光峰;(2)為可見區(qū)類腐殖酸熒光峰;(4)為可見區(qū)類富里酸熒光峰，與胞外聚合物中的羧基與羰基結(jié)構(gòu)有關(guān).

　　圖 2是不同污泥LB-EPS與TB-EPS的三維熒光光譜圖.由圖 2可以看出，同一污泥的LB-EPS與TB-EPS不僅在濃度上存在差別，熒光特性上也不完全相同，位于內(nèi)層的TB-EPS含有較多物質(zhì)并且濃度更高.不同污泥的LB-EPS與TB-EPS中均存在Peak a，Peak b，Peak c 3個熒光峰，從熒光強(qiáng)度來看分別為類色氨酸、類腐殖酸和類酪氨酸熒光峰.由于三維熒光光譜無法表征多糖，因此無法與圖 1中LB-EPS與TB-EPS的化學(xué)分析結(jié)果進(jìn)行絕對的定量分析比較，不過仍可與蛋白質(zhì)含量進(jìn)行相對分析.不同有機(jī)負(fù)荷下類蛋白熒光峰強(qiáng)度與蛋白質(zhì)濃度存在對應(yīng)關(guān)系，當(dāng)有機(jī)負(fù)荷較大時，EPS中蛋白質(zhì)含量較低，類蛋白熒光峰的強(qiáng)度也相應(yīng)較弱，類腐殖酸熒光峰強(qiáng)度與有機(jī)負(fù)荷大小并無明顯對應(yīng)關(guān)系.不同污泥TB-EPS中類蛋白熒光峰與類腐植酸熒光峰強(qiáng)度均明顯高于LB-EPS中相應(yīng)峰的強(qiáng)度，由于蛋白質(zhì)與腐殖酸屬疏水性物質(zhì)，因此更高濃度的蛋白質(zhì)與腐植酸的存在使TB-EPS的疏水性強(qiáng)于LB-EPS.另外，TB-EPS中還存在Peak d，即類富里酸熒光峰.Peak d的強(qiáng)度在高有機(jī)負(fù)荷時最大，有機(jī)負(fù)荷為0時最小.由于人工配制廢水中并不存在類富里酸物質(zhì)且含有極少量異養(yǎng)菌的污泥A中Peak d的強(qiáng)度極低，因此TB-EPS中的類富里酸物質(zhì)為異養(yǎng)菌而非自養(yǎng)菌的代謝產(chǎn)物.

　　圖 2 不同污泥LB-EPS與TB-EPS的三維熒光光譜差異

　　3.3 不同有機(jī)負(fù)荷時EPS對污泥表面和絮凝性質(zhì)的影響

　　3.3.1 EPS對污泥絮體形態(tài)的影響

　　圖 3是采用電子顯微鏡觀察到的不同活性污泥在分別提取LB-EPS和TB-EPS后絮體形態(tài)的變化情況，圖 4是采用掃描電子顯微鏡觀察到的不同污泥的內(nèi)部結(jié)構(gòu).有研究表明自養(yǎng)型的硝化細(xì)菌由于生長較慢，所形成的菌落(microcolonies)是污泥絮體中最密實的一部分.由圖 3、4可知，污泥A中因存在大量硝化細(xì)菌，細(xì)菌之間排列整齊且結(jié)合緊密，其絮體結(jié)構(gòu)呈規(guī)則的顆粒狀.以異養(yǎng)菌為主的污泥B中體型較小的球菌相互結(jié)合形成長方體菌簇，這些菌簇之間結(jié)合松散，使其絮體結(jié)構(gòu)疏松.污泥C中存在絲狀菌且細(xì)菌之間結(jié)合不緊密使內(nèi)部出現(xiàn)較多孔洞，因此污泥絮體形態(tài)不規(guī)則呈蓬松狀.李志華等通過研究發(fā)現(xiàn)自養(yǎng)顆粒污泥主要通過EPS相互聚集并密實化，而異養(yǎng)菌顆粒污泥主要通過絲狀菌纏繞的骨架結(jié)構(gòu)實現(xiàn)聚集和密實化.由于自養(yǎng)污泥形態(tài)不同(顆粒與絮狀)，其聚集和密實化的機(jī)理也不同.由圖 3可知，當(dāng)提取LB-EPS后，各污泥的絮體結(jié)構(gòu)均未發(fā)生明顯變化，說明LB-EPS對不同污泥絮體結(jié)構(gòu)的形成貢獻(xiàn)較小.當(dāng)提取TB-EPS后，各污泥的絮體形態(tài)出現(xiàn)明顯的差異.污泥A的絮體依舊保持完整的形態(tài)結(jié)構(gòu)，說明自養(yǎng)活性污泥之所以能夠形成密實且規(guī)則的絮體結(jié)構(gòu)，并非LB-EPS或TB-EPS的作用，而是自養(yǎng)菌自身具有極強(qiáng)的生物絮凝作用.隨著TB-EPS的提取，污泥B、C中大量的細(xì)胞和菌膠團(tuán)處于游離狀態(tài)，絮體中細(xì)胞連接松散，無法形成密實體.這是因為TB-EPS的疏水性更強(qiáng)，有利于微生物之間的聚集，并且含有大量高分子物質(zhì)，可通過架橋和卷掃作用形成絮體.因此可以推斷，TB-EPS在異養(yǎng)活性污泥絮體聚集時發(fā)揮著主要作用.

　　圖 3 LB-EPS與TB-EPS對污泥絮體結(jié)構(gòu)的影響(100×)

　　圖 4 不同污泥結(jié)構(gòu)的掃描電子顯微鏡分析

　　3.3.2 EPS對污泥表面特性的影響

　　污泥絮體表面因為含有可解離的陰離子基團(tuán)，所以呈負(fù)電性.污泥表面負(fù)電荷越少，疏水性越強(qiáng)，越有利于形成穩(wěn)定的聚集體.研究表明EPS中的疏水部分主要由蛋白質(zhì)組成，而多糖中含有較多親水性基團(tuán)，可以增加污泥表面親水性，因此蛋白質(zhì)/多糖比對污泥疏水性有決定性作用.LB-EPS包裹在污泥外層，其蛋白質(zhì)/多糖比的變化可直接影響原污泥的表面性質(zhì).TB-EPS與細(xì)胞壁緊密結(jié)合，其蛋白質(zhì)/多糖比的變化將影響細(xì)胞之間的聚集.3種污泥LB-EPS中蛋白質(zhì)/多糖比分別為1.91、1.37、0.70，TB-EPS中蛋白質(zhì)/多糖比分別為2.46、1.41、0.81.

　　表 1是3種污泥在分別提取LB-EPS和TB-EPS后，污泥的表面電荷和疏水性的變化.在EPS的分層提取過程中，污泥A中Zeta電位由-19.2 mV升高至-17.4 mV，RH由87.8%增大到90.5%，兩個參數(shù)的變化程度都較小，說明EPS對自養(yǎng)活性污泥的表面特性影響較小.雖然污泥B、C的蛋白質(zhì)/多糖比在LB-EPS中比TB-EPS中略小，但是隨著LB-EPS和TB-EPS被分別提取后，污泥的Zeta電位與RH出現(xiàn)較為明顯的變化.當(dāng)提取LB-EPS后污泥B、C的Zeta電位負(fù)電性均減少，RH均增大，說明僅存在TB-EPS時異養(yǎng)污泥絮體的穩(wěn)定性相較于LB-EPS存在時更好;當(dāng)提取TB-EPS后，污泥B、C的Zeta電位負(fù)電性出現(xiàn)大幅度增加，RH變小，表明沒有TB-EPS包裹的污泥，表面負(fù)電荷較大且疏水性低，此時的污泥絮體穩(wěn)定性差.有LB-EPS包裹的異養(yǎng)污泥表面含有較多表面負(fù)電荷且疏水性低，污泥絮體不穩(wěn)定可能會產(chǎn)生污泥解體現(xiàn)象;TB-EPS的存在有助于增強(qiáng)異養(yǎng)污泥穩(wěn)定性.該結(jié)果與Liu等(Liu et al., 2010)的研究結(jié)相一致.污泥A的Zeta電位負(fù)電性最弱，RH最高;污泥C的Zeta電位負(fù)電性最強(qiáng)，RH最低;污泥B的各項指標(biāo)均在A、C兩者之間.說明有機(jī)負(fù)荷為0時的自養(yǎng)活性污泥穩(wěn)定性最好，其次為中有機(jī)負(fù)荷污泥，而高有機(jī)負(fù)荷時污泥的穩(wěn)定性最差.具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　表 1 LB-EPS與TB-EPS對污泥表面特性的影響

　　3.3.3 EPS對污泥絮凝性能的影響

　　圖 5為不同污泥在分別提取LB-EPS與TB-EPS后絮凝性能的變化.由圖 5可知，有機(jī)負(fù)荷越高，出水濁度越大，F(xiàn)A越小.這是因為高有機(jī)負(fù)荷條件下培養(yǎng)的污泥Zeta電位負(fù)電性較大，RH較小.根據(jù)DLVO理論，表面負(fù)電荷增大使細(xì)胞或絮體之間的靜電斥力增大，進(jìn)而導(dǎo)致污泥絮凝能力下降.

　　圖 5 LB-EPS與TB-EPS對污泥絮凝性能的影響

　　污泥A的出水濁度和FA在提取LB-EPS與TB-EPS后均未出現(xiàn)較大的變化.這也進(jìn)一步驗證了3.3.1節(jié)和3.3.2節(jié)中關(guān)于LB-EPS與TB-EPS對自養(yǎng)污泥絮凝特性影響較小的結(jié)論.隨著LB-EPS被提取后，污泥B、C的出水濁度減少，F(xiàn)A增大.當(dāng)提取TB-EPS后，其出水濁度明顯增大，F(xiàn)A迅速下降.這是由于異養(yǎng)污泥LB-EPS中Zeta電位負(fù)電性更強(qiáng)使分子間靜電斥力增大，進(jìn)而阻礙了污泥的重新絮凝，并且LB-EPS結(jié)構(gòu)松散，易受水力剪切作用的破壞而游離出許多微小絮體或單個細(xì)胞，導(dǎo)致出水濁度增大.研究發(fā)現(xiàn)在污泥齡較長時(16~20 d)，污泥表面的疏水性越強(qiáng)，越有利于細(xì)胞與絮體的粘附，菌膠團(tuán)相互靠近并通過架橋作用連接，利用氫鍵進(jìn)一步穩(wěn)定絮體結(jié)構(gòu).綜上可知，LB-EPS和TB-EPS的組分與含量對于自養(yǎng)活性污泥的絮凝性能無明顯影響，而對異養(yǎng)活性污泥的絮凝性能有較大影響.其中被LB-EPS包裹的異養(yǎng)污泥含有較多表面負(fù)電荷和疏水性較差，其絮凝性能相較于僅TB-EPS包裹的污泥絮體差;由于TB-EPS中蛋白質(zhì)/多糖比大，含有更多疏水性基團(tuán)和高分子物質(zhì)，有利于增強(qiáng)異養(yǎng)污泥絮體的絮凝能力.

　　4 結(jié)論

　　1)自養(yǎng)活性污泥中EPS總量及蛋白質(zhì)含量高于異養(yǎng)活性污泥，EPS中的類富里酸物質(zhì)為異養(yǎng)菌而非自養(yǎng)菌代謝產(chǎn)物.

　　2)自養(yǎng)活性污泥LB-EPS和TB-EPS提取后，其絮凝形態(tài)無明顯變化，自養(yǎng)活性污泥通過自養(yǎng)菌菌體自身的生物絮凝作用形成密實的污泥絮體.

　　3)包裹著LB-EPS的異養(yǎng)活性污泥表面負(fù)電性強(qiáng)且疏水性差，不利于生物絮凝.TB-EPS 表面負(fù)電荷少且疏水性強(qiáng)，其存在有助于異養(yǎng)活性污泥絮體聚集.

　　4)隨有機(jī)負(fù)荷增加，多糖含量增加，但EPS總量及蛋白質(zhì)含量減少.有機(jī)負(fù)荷越高，類富里酸濃度越高，活性污泥表面Zeta電位負(fù)電性越強(qiáng)，RH越小，污泥絮凝穩(wěn)定性越差.