序批式活性污泥法工藝由于具有生化反應推動力大, 脫氮除磷效果好, 耐沖擊負荷強, 工藝簡單, 運行方式靈活和防止污泥膨脹等優點, 已成為污水生物脫氮的主流工藝之一.胞外聚合物是在一定環境條件下由微生物, 分泌于體外的一些高分子聚合物.主要成分與微生物的胞內成分相似, 是一些高分子物質, 如蛋白質、多糖和核酸等聚合物. EPS普遍存在于活性污泥絮體內部及表面, 具有重要的生理功能, 可將環境中的營養成分富集, 通過胞外酶降解成小分子后吸收到細胞內, 還可以抵御殺菌劑和有毒物質對細胞的危害[2, 3].根據EPS空間位置不同, 分為緊密附著在細胞壁上的孢囊聚合物――緊密型EPS和以膠體和溶解狀態松散于液相主體中的黏性聚合物――松散型EPS.國內外學者研究表明, 溫度對生物脫氮效果和EPS產量均有重要影響, 該方面研究總結為以下3個方面：
　?、?單一研究溫度對生物脫氮效果的影響.汪志龍以合成廢水為研究對象, 以丙酸鈉作為單一碳源, 分別設置溫度為5、15、25、35℃的4組序批式反應器考察了溫度對單級好氧工藝生物脫氮除磷性能的影響. Guo等在5~30℃條件下, 研究了同時氮化和脫硝順序間歇反應器的性能. Hendrickx等采用UASB, 以實際生活污水為研究對象, 探究了10℃和20℃條件下氮的去除.
　　② 單一考察了溫度對EPS產量及組分的影響.張寶良等研究了3種溫度條件下, 市政污水污泥、可樂廢水好氧污泥和可樂廢水厭氧污泥3種污泥的EPS產量. Song等研究了常溫和低溫條件下EPS產量對活性污泥脫水性能的研究. Gao等研究了在
　　30、20和10℃條件下, EPS在膜污染中的作用.
　?、?同步研究了溫度對生物脫氮效能及EPS的影響.張蘭河等考察了4種溫度、、、℃對A2O工藝脫氮速率及胞外聚合物的影響, 隨著溫度的升高, 總氮和COD去除速率逐漸上升, EPS質量濃度先降低后升高.宋成康等研究了溫度降低對厭氧氨氧化（oxidation)脫氮效能及污泥EPS的影響, 在溫度33℃→25℃→20℃→15℃范圍內, EPS總含量及各組分均與溫度成負相關.在生物脫氮過程中, 活性污泥是實現氮去除的功能主體, EPS是活性污泥的重要組成部分.因此, 同步考察溫度對生物脫氮效能和EPS的影響, 可深入解析（analysis 剖析；深入分析)基于微生物EPS變化角度揭示生物脫氮本質.此外, 相關報道大多基于短期實驗獲得研究結果, 因此較難反映溫度對EPS變化長期影響規律, 難以獲得準確的EPS與生物脫氮相關性.
　　基于上述研究背景, 本文主要研究低溫、中溫和高溫這3種條件下, SBR生物動態脫氮效果、硝化反應類型、活性污泥中EPS及各組分的特性變化規律, 揭示溫度對兩者的長期同步影響, 并建立生物脫氮過程與EPS變化的相關性.
　　1 材料與方法 1.1 實驗裝置、廢水特性及接種污泥
　　實驗裝置主要包括SBR反應器和自動控制系統兩部分組成.通過水溫自動控系統以維持SBR反應器運行溫度.借助于過程控制系統[以溶解氧、pH和氧化還原電位為控制參數]準確指示生化反應進程.
　　實驗用水采用人工模擬廢水, 廢水成分主要包括：NH4Cl, CH3COONa, KH2PO4和微量元素濃縮液.微量元素主要包括：MgSO4?7H2O, MnSO4?4H2O, FeSO4?7H2O, CuSO4, Na2MoO4?2H2O, ZnSO4?7H2O, NaCl, CaSO4?2H2O, CoCl2?6H2O, EDTA, 每升廢水加入1mL微量元素, 廢水水質見表 1.接種污泥取自甘肅省七里河安寧區污水處理廠生物循環（continue)曝氣池工藝好氧段活性污泥, 該污水主要處理七里河區和安寧區的生活污水和啤酒廢水.

　　表 1 模擬廢水水質
　　1.2 實驗方案
　　本實驗開始前, 為強化接種污泥的脫氮性能, 對該接種污泥進行20 d培養馴化, 獲得穩定脫氮效果后進行連續實驗.污泥馴化結束后, 均分入3個運行溫度分別為15、25和35℃的SBR反應器.利用恒溫循環水浴池維持反應器內混合液溫度.反應器每個運行周期包括瞬時進水、曝氣、缺氧攪拌、沉淀排水和閑置5個階段.具體運行參數見表 2.

　　表 2 3個SBR反應器運行條件
　　1.3 檢測項目與方法
　　氨氮, 納氏試劑比色法; 硝態氮, 麝香草酚法; 亞硝態氮, N--乙二胺分光光度法; COD, COD快速測定儀法.胞外聚合物：分光光度法.取10 mL泥水混合液, 采用改良型熱提取法提取EPS, 其中蛋白質采用考馬斯亮藍法, 以牛血清白蛋白作為標準物質; 多糖采用苯酚-硫酸法, 以葡萄糖作為標準物質; 核酸采用紫外吸收法.污泥濃度：混合液懸浮固體和混合液揮發性懸浮固體, 濾紙(Filter Paper)重量法.此外, pH值、DO和溫度采用WTW-Multi 3420測定儀監測.
　　2 結果與討論 2.1 溫度對SBR生物脫氮效能的影響
　　溫度是生物脫氮過程重要的影響因素之一, 本質在于溫度直接影響微生物的活性, 進而間接體現在生化反應速率、氮去除速率和硝化反應類型等方面的變化. 圖 1表明3種溫度條件下, 氨氮去除率, 硝化反應速率和亞硝積累率的變化規律.從圖 1可以看出, 整個實驗過程中, 進水NH4+-N濃度維持25.6~37.2 mg?L-1之間. R15℃、R25℃和R35℃出水NH4+-N濃度分別為0~9.7 mg?L-1, 0~8.8 mg?L-1和0~10.6 mg?L-1, 相應的去除率平均值分別為96.9%、98.3%和96.6%.實驗3種溫度條件下, SBR反應器均實現了較高的NH4+-N去除率, 獲得了較充分的NH4+-N去除效果, 汪志龍的研究中,
　　15、25和35℃條件下SBR反應器NH4+-N平均去除率分別為98.9%、99.9%和99.5%, NH4+-N去除效果與本實驗結果幾乎一致.郭寧等研究結果顯示15℃條件下, SBR反應器運行初期NH4+-N濃度為260.9 mg?L-1, 當反應進行至240 min, NH4+-N濃度降至176.5 mg?L-1, NH4+-N去除率僅為32%.筆者認為原因在于反應過程中每種溫度條件下SBR系統提供了充足的反應時間, 因此, 本實驗控制條件下, 在反應時間足夠的前提下, 溫度不會影響SBR系統NH4+-N去除率.
　　圖 1
圖 1 SBR反應器內氨氮去除效果、硝化速率和硝化反應類型的變化
　　硝化反應速率是衡量SBR系統脫氮效率的重要方面, 本實驗研究過程中, R15℃、R25℃和R35℃系統的硝化反應速率分別為、 和 mg?-1, 可見隨著溫度（temperature)升高, 硝化反應速率顯著增高[圖 1], 與高景峰等研究結果是一致的. 圖 1描述了SBR系統內亞硝態氮積累率的變化, 以此反映硝化過程中氮形態的轉化規律.對于R15℃反應器, 硝化結束時, NiAR值為2.0%±2.98%, 表明該溫度條件下, 硝化結束時, NO3--N是主要硝化產物, 也就是說, 98%以上的NH4+-N被氧化成NO3--N, 因此, NH4+-N通過全程生物脫氮途徑去除.對于R25℃系統, 在第1~55周期內, 硝化結束時NiAR的平均值為1.3%±1.77%, 表明此階段SBR系統為全程硝化.從第55周期開始, NiAR逐漸增加, 在第78周期時, NiAR達到了23.1%, 表明R25℃系統處于全程硝化向短程硝化逐步轉化的過程.因此, 對于R25℃系統, NH4+-N去除基于全程生物脫氮和短程生物脫氮兩種途徑完成的.對于R35℃系統, 從第9周期以后, NiAR開始逐漸增加, 到第55周期時, NiAR達到了97.0%, 此后始終穩定在96.4%左右, 表明系統已經實現了穩定的短程硝化.所以, 對于R35℃系統, NH4+-N通過短程生物脫氮途徑實現去除.
　　通過R15℃、R25℃和R35℃系統硝化類型的轉變可以發現, 溫度對硝化類型具有明顯影響.通常認為20℃是實現短程硝化的臨界溫度.然而, 也有一些學者在低溫條件下實現了短程生物脫氮.針對短程硝化, 雖然目前尚未形成統一規范的溫度界限, 但普遍的共識是, 高溫是實現和維持短程硝化強有力因素.原理在于：高溫條件下, 氨氧化細菌增殖速率高于亞硝酸鹽氧化細菌增殖速率, AOB成為系統內優勢硝化菌屬, 導致亞硝酸鹽積累.
　　2.2 溫度對EPS, LB-EPS和TB-EPS含量影響
　　EPS是微生物在生長過程中分泌的黏性物質, 是微生物的新陳代謝產物.因此, 對于活性污泥生物脫氮系統, 溫度是影響微生物生長過程的重要環境條件, 顯著影響微生物的新陳代謝過程, 因而溫度會對微生物EPS產量及其組分產生影響.本部分實驗主要考察了溫度對活性污泥中EPS含量影響. 圖 2為R15℃、R25℃和R35℃系統硝化過程EP
　　S、LB-EPS和TB-EPS的變化規律.從圖 2~2可以看出, 每種溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS包含比重均呈現出一定的波動性.在15℃、25℃和35℃條件下, TB-EPS分別占EPS總量的79.0%±6.7%、77.9%±5.9%、70.7%±8.9%, LB-EPS占EPS總量的20.9%±6.7%、22.1%±5.9%、29.3%±8.9%, 且TB-EPS為LB-EPS的4.4±2.4、4.0±2.2、2.8±1.8倍, 因此, TB-EPS是EPS重要的組成部分. 圖 2反映了3種溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS含量的對比.當溫度由15℃上升至35℃時, 隨著溫度的升高, EPS和TB-EPS含量均呈現下降趨勢, 而LB-EPS含量逐漸升高.由于EPS主要來源于微生物細胞新陳代謝過程中產生或污水中攜帶的PS和PN, 以及微生物細胞自溶產生的DNA.結合了相關(related)研究及實驗（experiment)數據兩方面, 推斷得到本實驗15℃低溫條件下, 微生物增殖速率較低, 大量細胞出現自溶, 釋放出大量的EPS, 導致EPS含量增加.另一方面, 本實驗長期低溫條件, 使得微生物產生持久應激反應, 在生長過程中分泌大量代謝產物, 引起EPS含量增加.對于較高溫度條件下, EPS含量降低的原因主要在于：
　　① 溫度升高使得微生物獲得了適宜的生長環境條件, 生長速率加快, 新陳代謝活動增強, 細胞分泌的高分子聚合物增多, 導致EPS含量增加;
　　② 溫度（temperature)升高也使得細胞自溶數量最大化減少, 由細胞自溶釋放出的EPS減少; 基于實驗數據和文獻資料, 筆者推測, 此過程中細胞自溶產生的EPS含量占主導地位, 總體表現為EPS含量減少.
　　圖 2
圖 2 不同溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS含量的變化規律
　　關于溫度對EPS含量的影響, 研究者獲得的結論也不盡相同, 主要包括以下幾方面：
　?、?隨著溫度的升高, EPS含量先降低, 后升高.張蘭河等[11]采用A2O工藝處理模擬生活污水, 當溫度從10℃±2.0℃上升至22℃±2.0℃時, EPS及其組分的含量逐漸降低.當溫度從22℃±2.0℃繼續增加到30℃±2.0℃時, EPS及其組分的含量逐漸升高.周健等[22]的研究發現, 當溫度由10℃升至15℃時, EPS, DNA及PN含量均降低, 當溫度由15℃繼續升高到30℃時, EPS和PS含量明顯增加, 但DNA和PN的增加量不顯著.
　?、?溫度與EPS的產量無顯著的相關性. Tseng等[24]的研究認為溫度與EPS的產量無顯著的相關性.
　?、?EPS含量與溫度呈負相關. Wilén等[25]發現實際活性污泥處理工藝, 在冬季, 活性污泥EPS含量高于夏季, 并且EP
　　S、P
　　S、PN和腐殖酸的產量均與溫度呈負相關.宋成康等[7]研究了厭氧氨氧化污泥EPS與溫度的關系, 在33~15℃溫度范圍內, 隨著溫度的降低, EPS及其組分的含量均升高, 表現出與溫度呈負相關的趨勢.
　　這里需要指出的是：本實驗（experiment)過程中, 隨著溫度升高, EPS和TB-EPS與溫度呈負相關, 與宋成康等[7]和Wilén等[25]的研究結果是一致的, 且擬合方程為：y=-1.31x+80.19和y=-2.05x+65.12, 而LB-EPS與溫度呈正相關, 與文獻[7, 25]的研究結果是相反的, 且擬合方程為：y=0.75x+15.07[圖 2和表 3].
　　表 3 溫度對EPS, TB-EPS和LB-EPS含量影響擬合曲線
　　2.3 溫度對EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分包含比重影響
　　圖 3和表 4為3種溫度條件下, EPS, TB-EPS和LB-EPS中的PN, PS和DNA含量.可以清楚地反映出兩方面實驗現象：
　?、?3種溫度條件下, EPS[圖 3], TB-EPS[圖 3]和LB-EPS[圖 3]中的P
　　N、DNA含量變化趨勢幾乎相同, 即15℃和25℃條件下, PN和DNA在EPS, TB-EPS和LB-EPS含量幾乎保持不變, 但當溫度升高至35℃時, PN和DNA含量顯著降低.
　　② 對于PS, 其在EPS和LB-EPS包含比重變化趨勢(variation tendency)相似, 即15℃和25℃條件下, PS含量略微降低, 在35℃時, PS含量明顯增加. PS在TB-EPS的含量隨著溫度的升高逐漸降低, 即27.3 mg?g-1→25.4 mg?g-1→24.3 mg?g-1.基于上述2方面實驗（experiment)結果, 筆者發現35℃是EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分含量的重要折點, 主要原因可能在于：在15℃和25℃溫度條件下, SBR系統處于全程生物脫氮過程[圖 1], 異養菌、氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌共存于活性污泥體系.在35℃條件下的SBR系統, 為短程生物脫氮過程[圖 1], 異養菌和氨氧化菌是活性污泥中的主導(guiding)微生物.因此, 不同溫度條件引起微生物菌群差異, 進而導致活性污泥中的PN, PS和DNA含量有所不同. 圖 3和表 4反映了3種溫度條件下, EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分的比例大小.可以看出, 在15℃和25℃時, PN是EPS, TB-EPS和LB-EPS中的主要成分, 其次為PS, DNA最少, 尤其在LB-EPS中, PN占LB-EPS總量的80%左右.而在35℃時, PS是EPS和TB-EPS中的主要成分, 其次為PN, DNA最少, 在LB-EPS中, PS和PN作為主要成分, 比例均為49%, DNA僅僅占2%.實驗過程中發現, 隨著溫度的改變, PN和PS在反應過程中變化較大, DNA含量始終維持在2%~10%相對穩定的范圍內.在EPS組分中, 較容易被微生物利用的PN和PS在反應過程中被微生物降解利用, 同時細胞代謝不斷產生, 兩種組分共占EP
　　S、TB-EPS和LB-EPS總量的90%~98%, 是EPS的重要成分.
　　圖 3
圖 3 EPS組分含量變化規律
 
　　表 4 EPS組分的含量及所占比例
　　2.4 有機物、氮、EPS及其組分在SBR典型周期內的變化規律
　　圖 4表明了3種溫度條件下, SBR系統典型周期內有機物、氮、EPS及其各組分的變化規律.硝化反應過程, 隨著反應進行, COD和NH4+-N濃度逐漸降低（reduce), NOx--N濃度逐漸升高.反硝化反應過程, COD作為電子供體被利用, NOx--N被還原成氮氣, 兩者濃度均逐漸降低.從EPS及其各組分濃度變化曲線可以看出, 15℃時硝化反應過程EP
　　S、TB-EP
　　S、P
　　N、PS和DNA均隨著反應進行不斷升高, 反硝化反應過程各指標逐漸降低, 反硝化結束后, 系統進入厭氧階段, EPS及其各組分由于細胞自溶導致濃度升高. 25℃時硝化反應過程EPS及其各組分均表現出顯著降低, 后明顯升高的趨勢.反硝化反應過程EP
　　S、LB-EP
　　S、P
　　N、PS和DNA逐漸降低, TB-EPS逐漸增加, 進入厭氧階段后, EPS及其各組分濃度升高. 35℃時硝化反應過程EPS及其各組分略微降低, 而后增加.而TB-EPS濃度先降低, 后增加, 再降低的變化趨勢.反硝化反應過程, EP
　　S、TB-EPS及其各組分均呈現輕微增加的趨勢. 3種溫度條件下, 反應過程中EPS及其組分的變化規律具有一定的差異, 分析(Analyse)原因可能在于不同溫度導致微生物活性、種類、新陳代謝過程、細胞分泌物和細胞自溶程度的差異引起的.需要指出的是, PN和PS在反應過程中濃度不斷變化, 被微生物降解或細胞代謝產生.表明PN和PS更容易被微生物利用, 而DNA濃度始終維持相對穩定, 較難被微生物利用.
　　圖 4
圖 4 SBR典型周期內有機物、氮、EPS及其組分的變化規律
　　3 結論
　　 溫度對生物脫氮硝化類型和反應速率具有重要影響.高溫條件有利于短程硝化的實現, 并獲得比較高的硝化速率.
　　 溫度對EP
　　S、LB-EPS和TB-EPS含量具有一定影響.隨著溫度升高, 三者均呈現逐漸降低趨勢.此外, EPS以TB-EPS為主, 隨著溫度升高, TB-EPS含量逐漸降低, LB-EPS含量卻逐漸上升, 導致(cause)TB-EPS/LB-EPS比值逐漸減小, 介于2.2~3.8之間.具體參見污水寶商城資料或
　　 溫度對EPS中P
　　N、DNA和PS含量產生明顯影響. PN和DNA在EP
　　S、TB-EPS和LB-EPS中含量隨溫度升高而降低. PS在EPS和LB-EPS中含量隨著溫度升高而增加, 在TB-EPS中含量逐漸降低.此外, 15℃和25℃時, PN是EP
　　S、TB-EPS和LB-EPS的主要成分. 35℃時, EPS和TB-EPS主要成分是PS, LB-EPS主要成分是PS和PN, 比例均為49%.
　　 不同溫度條件下, EPS及其各組分在生物脫氮過程的變化規律表現出一定差異性. 15℃時, EPS及其各組分呈現逐漸增加, 而后逐漸降低的趨勢. 25℃和35℃時, EPS及其各組分呈現先降低、后升高, 再輕微升高的趨勢.