2018, Vol. 38
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硝化污泥是一类包含大量亚硝化菌和硝化菌的活性污泥, 在生物脱氮污水处理工艺中发挥着重要的作用.硝化污泥的性能受环境因素的影响较大, 形成发育良好的硝化污泥絮体是生物脱氮污水处理系统保持正常净化功能的关键.胞外聚合物(EPS)的组分及含量对活性污泥的性能有重要影响(樊鹏超等, 2017), 包括污泥絮体的结构及絮凝、沉降和脱水性能等(Wei et al., 2017; Deng et al., 2016), 因此有效了解硝化污泥EPS的特性, 对于生物脱氮反应器运行有重要意义.
EPS是细菌在一定的环境条件下分泌于细胞体外的一些高分子聚合物, 其主要成分包括多糖、蛋白质、核酸、腐殖酸等, 是活性污泥絮体的主要组成部分. EPS可分为紧密粘附的胞外聚合物(TB-EPS)和松散附着的胞外聚合物(LB-EPS)两部分(Yu et al., 2008).TB-EPS位于细胞体表面, 与细胞壁结合牢固；LB-EPS在TB-EPS外层, 结构松散, 密度较小, 具有流变特性.关于EPS对活性污泥性能的影响, 目前并没有统一的结论.有研究指出, 过量的LB-EPS对活性污泥絮体的絮凝、沉淀性能具有负面作用, 而TB-EPS与这些絮体性能无明显相关关系(Chen et al., 2017; Li et al., 2007)；也有研究得出较LB-EPS, TB-EPS对活性污泥絮体凝集能力的影响更为显著的结论(欧阳二明等, 2009).
由于硝化细菌为自养生物, 其生长所形成的菌落较其他异养型生物更为密实, 这使得硝化污泥絮体的结构较普通污泥更为致密, 因此从硝化污泥中提取EPS也较其他类型污泥更为困难(Liang et al., 2010).采用有效的提取方法是分析硝化污泥EPS的组成和物化特性, 以及研究其对硝化污泥微生物聚集、生物代谢机制的重要前提(曹秀芹等, 2010).目前, 关于活性污泥EPS的提取方法的研究较多, 主要包括物理方法(超声法、阳离子交换树脂法、热处理法、蒸汽法及离心法)和化学方法(热碱法、EDTA法和甲醛溶液法).理想的提取方法是在保证菌体细胞溶解最少, 不破坏和改变提取物的性质和结构的前提下, 所提取的EPS含量最大、物质类型最为丰富.由于硝化污泥特殊的微生物群落及絮体结构, 有效的普通活性污泥EPS提取方法未必适用于硝化污泥, 而已有文献缺乏针对硝化污泥EPS的LB-EPS和TB-EPS分层提取方法的比对, 因此有必要针对硝化污泥EPS的提取方法进行优化, 从而为进一步研究EPS对硝化污泥性质的影响, 以及控制硝化处理过程提供理论依据.
本研究从常用的4种LB-EPS提取法(温和加热法、超声法、超声+振荡法和离心法)和5种TB-EPS提取法(EDTA法、甲醛+NaOH法、甲醛+超声法、阳离子树脂法、加热法)分别对实验室培养的硝化污泥进行了提取分析.早期的研究通过分析所提取EPS中蛋白质、多糖等组分的含量来确定最优方法, 并未对EPS中的具体的有机物类型进行深入探讨.近年来, 三维荧光光谱(3D-EEM)技术由于灵敏度高, 操作简便等优点, 广泛应用于不同来源溶解性有机物的检测(Zhang et al., 2010; Wei et al., 2015).EPS中含有大量带有不同官能团的芳香环结构和不饱和脂肪酸, 这些官能团具有荧光特性.通过三维荧光光谱的测定能够进一步了解EPS的结构、官能团等信息.本试验通过化学分析结合三维荧光光谱分析能够更直观反映EPS中的物质类型及其含量, 对EPS组分进行定性和定量分析, 从而对不同方法的提取效果进行比较.
2 材料和方法(Materials and methods) 2.1 硝化污泥的培养试验以实验室SBR长期培养的硝化污泥作为研究对象, 接种污泥取自西安市某污水处理厂二沉池回流污泥, 采用人工模拟高氨氮废水进行培养, 主要成分如下：NH4Cl为764.3 mg·L-1 (200 mg N·L-1), K2HPO4为175.6 mg·L-1, CaCl2为18 mg·L-1, CH3COONa·3H2O为970.87 mg·L-1, MgSO4为60 mg·L-1, 及微量元素溶液0.38 mL·L-1.
SBR有效容积为20 L, 通过电磁空气泵由底部曝气砂盘曝气, 并设置有电动搅拌器.运行条件为12 h一个反应周期, 进水30 min, 曝气480 min, 沉淀60 min, 排水30 min, 静置120 min, 水力停留时间(HRT)为24 h, MLSS维持在3300 mg·L-1左右, 保持反应末期DO大于3.0 mg·L-1, pH为7.5~8.0.经半年多驯化培养, 硝化细菌富集良好, 反应器氨氮去除率达99%以上.经PCR实时定量测定, 由单一无机氮源培养的硝化污泥中氨氧化菌数为2.46×108 copies·g-1, 约占全菌总数的50%, 主要为Nitrosomonas spp.；亚硝酸盐氧化菌数为1.97×107 copies·g-1, 约占全菌总数的4%, 主要为Nitrospira spp..试验采用反应周期末端的污泥作为试验样品, 污泥样品在进行EPS提取前应进行充分的预处理, 保证来自环境中的杂质完全去除, 对最终提取结果不产生影响.
2.2 EPS的提取硝化污泥的LB-EPS分别采用温和加热法、超声法、超声+振荡法和离心法进行提取, TB-EPS采用EDTA法、甲醛+NaOH法、甲醛+超声法、阳离子树脂法、加热法提取.LB-EPS和TB-EPS的具体提取方法及流程如图 1所示.
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| 图 1 EPS提取方法具体操作步骤 Fig. 1 Procedures for EPS extraction processes |
本试验采用蒽酮法测量EPS中的多糖, 以葡萄糖作为标准物质绘制多糖标准曲线；采用Folin-lowry法测量蛋白质, 以牛蛋白血清作为标准物质绘制标准曲线；采用二苯胺显色法测量DNA, 以小牛胸腺DNA作为标准物质绘制标准曲线；TOC含量一定程度上可以衡量EPS提取的总量(张丽丽等, 2007), 故EPS提取总量用TOC表示, 使用总有机碳分析仪测定；污泥MLSS, MLVSS采用标准方法测定(国家环境保护总局, 2002).每个样品均测定3次, 取平均值.试验所测EPS值均以VSS计, 单位为mg·g-1.
2.4 EPS三维荧光光谱分析试验中采用三维荧光光谱仪(FP-6500 spectroflurometer, Jascoo, Japan)分析EPS中的荧光物质.激发光谱扫描范围为220~450 nm, 发射光谱扫描范围为220~550 nm, 扫描步长均为5 nm, 扫描速度2000 nm·min-1.其中X轴代表发射波长, Y轴代表激发波长, 等高线反映样品的荧光强度.将不同方法提取的LB-EPS和TB-EPS直接进行三维荧光扫描, 用Spectra Manager软件进行数据分析.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 化学分析法评价EPS提取方法 3.1.1 LB-EPS提取结果采用温和加热法、超声法、超声+振荡法、离心法对活性污泥的LB-EPS进行提取, LB-EPS中各组分及TOC含量如图 2所示.蛋白质、多糖和DNA是LB-EPS的主要组成部分(Manavi et al., 2017), 蛋白质和多糖的含量达到总量的86%以上.4种方法中提取的LB-EPS中的物质含量最高的均为蛋白质, 其次为多糖, 最大值分别为11.63、7.31 mg·g-1, 说明蛋白质是本试验硝化污泥LB-EPS中的最主要物质, 此结果与夏志红等(2015)的研究结论一致.
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| 图 2 不同提取方法对LB-EPS提取效果比较 Fig. 2 Extraction effect comparison of LB-EPS |
根据LB-EPS中提取物质含量判断4种方法的提取效果依次为温和加热法>超声+振荡法>超声法>离心法.离心法是通过离心时产生的液体牵拽力从而使EPS从污泥表面剥离, 不同离心速度其提取效果差异较大.本试验离心所采取的转速为8000 g, 提取的蛋白质、多糖含量最少, TOC总量仅为温和加热法的26%.超声法主要通过所产生的剪切力和空穴, 形成压力冲击能有效剥离EPS, 但超声时间和功率难以掌握, 易导致细胞破碎或者提取效果不佳.本研究所采用的超声和超声+振荡法均能够有效提取硝化污泥LB-EPS, 蛋白质提取量分别为5.2和6.8 mg·g-1, 多糖为3.42和4.65 mg·g-1.加热法是通过加热使活性污泥结构变得松散, 分子运动加剧, 增大EPS各成分的可溶性, 从而进行提取.温和加热法的提取效率优于其他3种方法, 蛋白质、多糖和TOC提取量分别为11.63、7.31和16.82 mg·g-1.本试验中所选取的4种LB-EPS提取方法中的DNA含量均在1 mg·g-1左右, 说明细胞没有被破坏或破坏程度很低, 均属于温和的提取方法(李莹等, 2011).因此, 选择提取效率最高的温和加热法作为硝化污泥LB-EPS的有效提取方法
3.1.2 TB-EPS提取方法评价采用5种典型提取方法(EDTA、甲醛+NaOH、甲醛+超声、阳离子树脂和加热法)对硝化污泥TB-EPS进行分析.如图 3所示, 不同方法对TB-EPS的提取量差异较大, 对照组的提取量最低, TOC总量仅为6.73 mg·g-1, 蛋白质和多糖的提取量也均在1 mg·g-1以下.即该方法提取效率低, 与EPS中的实际物质含量相差甚远, 但由于其提取步骤温和, 无大量细胞自溶现象发生, 可作为细胞自溶程度的评价依据.TB-EPS与LB-EPS的主要成分类似, 蛋白质与多糖含量之和达到总量的90%以上, 蛋白质和多糖最高提取量分别为51.05和25.85 mg·g-1, TB-EPS中蛋白质/多糖的比值(PN/PS)为1.97~2.41, 高于普通活性污泥(1.96±0.09)(Yin et al., 2015).邵尤炼等(2014)发现污泥细胞疏水性随PN/PS的增大而增大, 说明PN/PS对污泥疏水性有重要影响, 侧面解释硝化污泥絮凝性能优于普通活性污泥.
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| 图 3 不同提取方法对TB-EPS提取效果比较 Fig. 3 Extraction effect comparison of TB-EPS |
5种方法的提取效果依次为甲醛+NaOH法>加热法>阳离子树脂法>甲醛+超声法> EDTA法.EDTA属于化学提取方法, EPS中的大分子在试剂离子或分子的作用下成为水溶性物质, 从而被提取出来.EDTA会干扰EPS成分的分析, 提取后需进行透析纯化, 过程繁琐, 且蛋白质、多糖产量较低.XAD-8树脂是一种不带电荷的非极性大网状结构树脂, 近年来主要应用于腐殖酸等大分子物质的分离(薛爽等, 2015).其依靠与被吸附分子间的范德华力, 通过其巨大的比表面进行物理吸附, 使有机化合物根据吸附力及不同分子量大小, 在树脂上经过一定的溶剂而达到分离的目的.研究表明, 树脂类型、树脂用量、搅拌强度和提取时间等因素对活性污泥EPS的提取都有较大影响(Frølund et al., 1996).本试验中XAD-8阳离子树脂法对TB-EPS提取效果良好, TOC提取量为40.01 mg·g-1, 蛋白质和多糖分别为38.42和25.85 mg·g-1.
相对于其他方法, 加热法和甲醛+NaOH法对硝化污泥样品的提取效果最好, 加热法的TOC提取量虽然较高(48.8 mg·g-1), 但其DNA提取量为1.58 mg·g-1, 占TB-EPS提取总量的2.2%, 远高于甲醛+NaOH法的0.38%, 即加热法中细胞受损坏程度比甲醛+NaOH法大, 可能是温度较高导致细胞结构被破坏, 在一定程度上改变分子间结构形态, 给蛋白质、核酸的定量分析带来误差.甲醛+NaOH法的TOC提取量为58.43 mg·g-1, 约为EDTA法和甲醛+超声法的两倍, 在使用甲醛+NaOH时, 甲醛对污泥有固定和缓冲作用, 降低了高温、强碱对细胞结构的破坏(王琰等, 2015), 同时一定浓度NaOH溶液增加了pH值导致EPS中的酸性基团分离以及带负电荷的EPS相互排斥, 从而EPS的可溶性增加, 有利于提取更多的EPS(Alcamo et al., 1997).故选定甲醛+NaOH法为硝化污泥TB-EPS的有效提取方法.
3.2 三维荧光光谱分析三维荧光光谱法能同时获得荧光强度随激发波长和发射波长变化的关系, 对于每一种荧光物质, 都有其特有的三维荧光光谱信息, 具有较高的选择性.三维荧光光谱能够分析EPS中带有荧光性质的芳香族结构和不饱和脂肪酸(McSwain et al., 2003), 可以进一步为EPS成分的结构、官能团和种类提供信息.EPS中所存在的溶解态有机物质的荧光峰的位置可以归纳为：
① Peak A：Ex/Em=260~290/340~350 nm；② Peak B：Ex/Em=350~365/430~460 nm；③ Peak C：Ex/Em=225~240/340~350 nm；其中①、③均属于类蛋白荧光, 与芳环氨基酸结构有关, Peak A为类色氨酸荧光峰；Peak B为可见区类腐殖酸荧光峰(Yamashita et al., 2003; Wang et al., 2009)；Peak C为类酪氨酸荧光峰(Zhu et al., 2015).
如图 4所示, LB-EPS中均含有类色氨酸荧光峰(Peak A)和类腐殖酸荧光峰(Peak B).从表 1可以看出, 离心法的Peak A强度最低, 峰强度仅为15.94, 说明单靠离心力牵引, 不能有效提取蛋白类物质.超声+振荡法和单纯的超声法中的Peak B峰强无较大差别, 但超声+振荡法中的Peak A峰强为102.11, 超声法中仅为45.56, 前者为后者2.24倍, 即说明超声+振荡法较超声法的优势在于能提取更多的类色氨酸类物质.对LB-EPS提取效果最好的温和加热法, 其提取的最主要物质是类色氨酸, 峰强度达379.12, 远高于其他方法, 说明温和加热法能对硝化污泥LB-EPS中的蛋白类物质进行有效提取(陈华等, 2013).
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| 图 4 不同提取方法LB-EPS三维荧光图 (a.超声法; b.超声+振荡法; c.温和加热法; d.离心法) Fig. 4 3D-EEM fluorescence spectra of LB-EPS by different extraction methods |
| 表 1 不同提取方法的EPS的荧光强度 Table 1 Fluorescence spectral intensity of EPS by using different extraction methods |
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由图 5可知, TB-EPS与LB-EPS不仅在物质浓度上存在差别, 荧光特性上也不尽相同(夏志红等, 2015), 位于内层的TB-EPS含有物质种类多且浓度高.对照法中提取物少, 不能形成有效峰型.加热法、阳离子树脂法和甲醛+NaOH法的三维荧光图中峰类型最为全面, 包含类色氨酸荧光峰(Peak A)、类腐殖酸荧光峰(Peak B)、类酪氨酸荧光峰(Peak C)3类, EDTA和甲醛+超声中仅含Peak A、Peak B, 即此两种方法不能对类酪氨酸类物质(Peak C)进行有效提取.甲醛+NaOH法不仅峰型全面, 峰强度也高于其他方法, 说明此方法提取的物质种类和含量均优于其他方法.总体来说TB-EPS中的类色氨酸类物质含量最高, 其次为类腐殖酸类物质, TB-EPS中的酪氨酸、色氨酸等芳香类蛋白有利于促进硝化污泥的絮凝及稳定特性(邵尤炼, 2014).
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| 图 5 不同提取方法TB-EPS三维荧光图 (a. EDTA法; b.加热法; c.甲醛+NaOH法; d.甲醛+超声法; e.树脂法; f.对照法) Fig. 5 3D-EEM fluorescence spectra of TB-EPS by different extraction methods |
图 6和表 2为硝化污泥TB-EPS的三维荧光特性随EPS浓度变化的情况, 与Sheng等(2006)、欧阳二明等(2009)的研究一致, 各荧光峰出现的位置与EPS浓度大小无关, 仅与荧光峰强度相关.由图 7可知, Peak B(类腐殖酸)峰值变化与EPS浓度间关系表现为二项式关系, 相关系数为R2=0.99256, 而欧阳二明等(2009)对活性污泥TB-EPS的浓度效应分析中发现类腐殖酸类物质随浓度变化呈高度线性关系；Peak C(类酪氨酸)的峰值变化与EPS浓度呈对数关系, 相关系数R2=0.98343.Sheng等(2006)在研究好氧污泥的三维荧光浓度效应时发现, 荧光峰位置与EPS浓度变化无关, 且在低浓度(＜10 mg·g-1)下, 荧光峰浓度与EPS浓度呈线性关系；高浓度下, 荧光峰强度随EPS浓度增加而增加, 最后趋于稳定.
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| 图 6 不同EPS浓度下提取的TB-EPS三维荧光图 (a~f的稀释倍数分别为2, 3, 5, 10, 15, 20) Fig. 6 3D-EEM fluorescence spectra of TB-EPS at various EPS concentrations (the dilution multiple of (a)~(f) are 2, 3, 5, 10, 15, 20, respectively) |
| 表 2 不同EPS浓度下提取的TB-EPS三维荧光峰强度值 Table 2 Fluorescence spectral intensity of EPS at various EPS concentrations |
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| 图 7 EPS浓度与荧光峰强度变化关系图 Fig. 7 Corrlation between the intensity of fluorescence and EPS concentrations |
EPS浓度稀释到20倍时, Peak B和Peak C强度分别降至62.13和72.35, 在三维荧光图中几乎不可见, 说明在此浓度下, 硝化污泥中的类腐殖酸和类酪氨酸类物质含量已趋于无.相较类腐殖酸(Peak B)与类酪氨酸类(Peak C)物质, 类色氨酸类(Peak A)物质强度较大, 其三维荧光效应不显著.在较高EPS浓度(如＞10 mg·g-1)下, 其峰强度一直在上限值, 直至EPS浓度稀释至5.84 mg·g-1时, Peak A强度才有变化.当EPS浓度稀释至20倍, Peak A峰强度仍有较高强度(438.55), 说明类色氨酸含量较多, 是TB-EPS中的主要物质.基于硝化污泥EPS独特的三维荧光物质光谱特性, 运用三维荧光光谱法能够快速检测不同基质和环境条件下硝化污泥EPS的荧光物质特性, 进而为判断硝化污泥微生物活性及絮凝特性做出快速响应.
4 结论(Conclusions)1) 温和加热法、超声法、加热+超声法、离心法4种方法中, 温和加热法对硝化污泥的LB-EPS提取效果最好, 其TOC提取量为16.82 mg·g-1, 且对细胞破坏程度低, 属温和有效的提取方法.三维荧光光谱显示LB-EPS中存在类色氨酸、类腐殖酸两类荧光峰, 其中类色氨酸荧光峰峰强度较大.
2) EDTA法、甲醛+NaOH法、甲醛+超声法、阳离子树脂法、加热法5种方法中, 甲醛+NaOH法提取的硝化污泥TB-EPS中TOC总量为58.43 mg·g-1, DNA含量仅占总量的0.38%, 对TB-EPS的提取效果最好.TB-EPS三维荧光图谱中存在3类峰：类色氨酸荧光峰、类腐殖酸荧光峰以及类酪氨酸荧光峰, 其中类色氨酸荧光峰强度最高.
3) TB-EPS中的各荧光峰位置与EPS浓度变化无关, 类腐殖酸荧光峰和类酪氨酸荧光峰强度随EPS浓度降低, 分别呈二项式(R2 = 0.99256)和对数关系(R2 = 0.98343).
Alcamo I E. 1997. Fundamentals of Microbiology[M]. CA: Benjamin Cummings, Menlo Park.
|
曹秀芹, 赵自玲. 2010. 胞外聚合物(EPS)构成的影响因素分析[J]. 环境科学与技术, 2010, 3(S2): 420–424.
|
陈华, 胡以松, 王晓昌, 等. 2013. 复合式膜生物反应器中胞外聚合物提取方法综合评价[J]. 环境工程学报, 2013, 7(8): 2904–2908.
|
Chen W, Gao X H, Xu H, et al. 2017. Influence of extracellular polymeric substances (EPS) treated by combined ultrasound pretreatment and chemical reflocculation on water treatment sludge settling performance[J]. Chemosphere, 170: 196–206.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.12.004
|
Deng S, Wang L X, Su H J. 2016. Role and influence of extracellular polymeric substances on the preparation of aerobic granular sludge[J]. Journal of Environmental Management, 173: 49–54.
|
Frølund B, Palmgren R, Keiding K, et al. 1996. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin[J]. Water Research, 30(8): 1749–1758.
DOI:10.1016/0043-1354(95)00323-1
|
樊鹏超, 曾薇, 纪兆华, 等. 2017. 城市污水厂活性污泥中胞外聚合物与工艺运行及污泥沉降性能的相关性分析[J]. 环境科学学报, 2017, 37(8): 2996–3002.
|
国家环境保护总局. 2002. 水和废水监测分析方法(4版)[M]. 北京: 中国环境科学出版社: 211–213.
|
Liang Z W, Li W H, Yang S Y, et al. 2010. Extraction and structural characteristics of extracellular polymeric substances (EPS), pellets in autotrophic nitrifying biofilm and activated sludge[J]. Chemosphere, 81(5): 626–632.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.03.043
|
Li X Y, Yang S F. 2007. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge[J]. Water Research, 41(5): 1022–1030.
DOI:10.1016/j.watres.2006.06.037
|
李莹, 田林, 张宏伟, 等. 2011. 膜生物反应器中运行参数对污泥胞外聚合物的影响[J]. 环境工程学报, 2011, 5(7): 1562–1566.
|
Manavi N, Kazemi A S, Bonakdarpour B. 2017. The development of aerobic granules from conventional activated sludge under anaerobic-aerobic cycles and their adaptation for treatment of dyeing wastewater[J]. Chemical Engineering Journal, 312: 375–384.
DOI:10.1016/j.cej.2016.11.155
|
McSwain B S, Irvine R L, Hausner M, et al. 2005. Composition and distribution of extracellular polymeric substances in aerobic flocs and granular sludge[J]. Applied and environmental microbiology, 71(2): 1051–1057.
DOI:10.1128/AEM.71.2.1051-1057.2005
|
欧阳二明, 王伟, 龙能, 等. 2009. 污泥内层和外层胞外聚合物的三维荧光光谱特性研究[J]. 光谱学与光谱分析, 2009, 29(5): 1313–1318.
|
邵尤炼, 缪恒锋, 任洪艳, 等. 2014. 胞外多聚物在厌氧污泥颗粒化成核过程中的特性[J]. 环境工程学报, 2014, 8(7): 2697–2702.
|
邵尤炼. 2014. 胞外多聚物在厌氧污泥颗粒化及应用过程中的作用研究[D]. 无锡: 江南大学
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10295-1014380491.htm |
Sheng G P, Yu H Q. 2006. Characterization of extracellular polymeric substances of aerobic and anaerobic sludge using three-dimensional excitation and emission matrix fluorescence spectroscopy[J]. Water Research, 40: 1233–1239.
DOI:10.1016/j.watres.2006.01.023
|
Sheng G P, Yu H Q, Li X Y. 2010. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems:A review[J]. Biotechnology Advances, 28: 882–894.
DOI:10.1016/j.biotechadv.2010.08.001
|
王琰, 钱飞跃, 王建芳, 等. 2015. 亚硝化颗粒污泥中EPS提取方法与组成特性的比较研究[J]. 环境科学学报, 2015, 35(11): 3515–3521.
|
Wang Z W, Wu Z C, Tang S J. 2009. Extracellular polymeric substances (EPS) properties and their effects on membrane fouling in a submerged membrane bioreactor[J]. Water Research, 43: 2504–2512.
DOI:10.1016/j.watres.2009.02.026
|
Wei D, Yan T, Zhang K Y, et al. 2017. Qualitative and quantitative analysis of extracellular polymeric substances in partial nitrification and full nitrification reactors[J]. Bioresource Technology, 240: 171–176.
DOI:10.1016/j.biortech.2017.02.115
|
Wei D, Du B, Zhang J, et al. 2015. Composition of extracellular polymeric substances in a partial nitrification reactor treating high ammonia wastewater and nitrous oxide emission[J]. Bioresource Technology, 190: 474–479.
DOI:10.1016/j.biortech.2015.02.104
|
夏志红, 任勇翔, 杨垒, 等. 2015. 自养菌和异养菌胞外聚合物对活性污泥絮凝特性的影响[J]. 环境科学学报, 2015, 35(2): 468–475.
|
薛爽, 王超, 马溪平, 等. 2015. 天然太阳辐射作用下冰体中溶解性有机物组分的光降解[J]. 环境科学学报, 2015, 35(10): 3098–3106.
|
Yamashita Y, Tanoue E. 2003. Chemical characterization of protein-like fluorophores in DOM in relation to aromatic amino acids[J]. Marine Chemistry, 82(3): 255–271.
|
Yin C Q, Meng F G, Chen G H. 2015. Spectroscopic characterization of extracellular polymeric substances from a mixed culture dominated by ammonia-oxidizing bacteria[J]. Water Research, 68: 740–749.
DOI:10.1016/j.watres.2014.10.046
|
Yu G H, He P J, Li M S, et al. 2008. Extracellular proteins, polysaccharides and enzymes impact on sludge aerobic digestion after ultrasonic pretreatment[J]. Water Research, 42(8): 1925–1934.
|
Zhang Z S, Guo L, Wang Y, et al. 2017. Degradation and transformation of extracellular polymeric substances (EPS) and dissolved organic matters (DOM) during two-stage anaerobic digestion with waste sludge[J]. International Journal of Hydrogen Energ, Ⅰ-Ⅱ: 1–11.
|
张丽丽, 姜理英, 方芳, 等. 2007. 好氧颗粒污泥胞外多聚物的提取及成分分析[J]. 环境工程学报, 2007, 1(4): 127–130.
|
Zhu L, Zhou J H, Lv M L, et al. 2015. Specific component comparison of extracellular polymeric substances (EPS) in flocs and granular sludge using EEM and SDS-PAGE[J]. Chemosphere, 121: 26–32.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.10.053
|