雷江，劉彤，梁娜，張耀中**，邱曉鵬，鄭興

(1. 陜西蔚藍(lán)節(jié)能環(huán)境科技集團(tuán)有限公司，陜西西安 710018；2. 西安理工大學(xué)市政與環(huán)境工程系，陜西西安 710048；3. 西北旱區(qū)生態(tài)水利國家重點(diǎn)實驗室，陜西西安 710048)

胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)是微生物新陳代謝產(chǎn)生的高分子聚合物，其主要組成成分是蛋白質(zhì)、腐植酸、多糖、DNA和酯類[1]。根據(jù)EPS與細(xì)胞之間空間位置的差異，EPS可以分為緊緊附著于細(xì)胞表面的緊密型EPS(tightly-bound EPS，TB-EPS)和松散地粘附在細(xì)胞菌膠團(tuán)外層的松散型EPS(loosely-bound EPS，LB-EPS)[2]。EPS的濃度和組成受活性污泥系統(tǒng)運(yùn)行條件如進(jìn)水水質(zhì)、溫度、pH值、污泥齡(sludge retention time，SRT)、水 力 停 留 時 間(hydraulic retention time，HRT)等的影響[3]；同時，EPS包裹在細(xì)胞外面形成細(xì)胞的保護(hù)殼，可抵御外界突發(fā)環(huán)境條件的沖擊如重金屬廢水泄漏、進(jìn)水鹽度波動、溫度突變等[4]。但EPS也是造成生物膜反應(yīng)器膜污染的主要物質(zhì)[5]。

采礦、冶金、化工、電池制造等行業(yè)產(chǎn)生的廢水中往往含有大量的重金屬離子如Cu2+、Ag+、Pb2+、Ni2+、Cd2+、Hg2+、Cr6+、Cr3+等，由 于 重 金屬離子具有毒害性、難降解和易累積的特征[6]，重金屬廢水的處理仍然是現(xiàn)今備受關(guān)注的環(huán)境問題之一[7]，生物法是最常用的重金屬廢水治理技術(shù)之一[8]。據(jù)相關(guān)報道，較高濃度的重金屬會影響活性污泥的水處理效果，改變EPS的濃度與組成，增加生物膜污染程度及降低微生物活性等[9]。王宇等[10]的研究結(jié)果表明，當(dāng)Pb2+質(zhì)量濃度分別為0，5，20 mg/L時，出水COD值分別為24，63，92 mg/L；同時，隨著Pb2+質(zhì)量濃度的增大，總氮和氨氮的去除效率也呈下降趨勢。還有研究表明[11]：Hg2+、Cu2+、Cr3+、Cd2+對活性物污泥呼吸的抑制程度隨著離子質(zhì)量濃度的增大呈逐漸升高趨勢，4種重金屬對微生物毒性由小到大的順序依次為Cu2+、Cr6+、Cd2+、Hg2+。Liu等[12]指出，隨著Cu2+、Ag+、Hg2+摩爾濃度的增大，EPS中各個分子量分段的有機(jī)物會發(fā)生不同程度地解體，隨后釋放至溶解性微生物產(chǎn)物(SMPs)中；在Cu2+、Ag+和Hg2+濃度相同的條件下，EPS的解體程度由小至大的順序依次為Cu2+、Ag+、Hg2+，表明重金屬廢水對活性污泥系統(tǒng)的水處理效果的影響程度較大。

在膜生物反應(yīng)器中，EPS是導(dǎo)致膜污染的主要因素，EPS的濃度越高，活性污泥的污泥比阻值越大，膜通量下降程度更為顯著，但EPS的不同組分對膜污染的貢獻(xiàn)程度不同[13]。金鵬康等[14]的研究結(jié)果表明：LB-EPS和TB-EPS的組成特征存在明顯差異，LB-EPS的主要組成為多糖，而TBEPS的主要組成成分是蛋白質(zhì)；同時與TB-EPS相比，LB-EPS中分子量約為400 Da的有機(jī)物含量較高。此外，EPS的組成成分較復(fù)雜，包含了多種官能團(tuán)如羥基、羧基、氨基等，此類官能團(tuán)可通過離子架橋、疏水性相互作用等方式連接陽離子、細(xì)胞及其他污染物，在膜表面形成網(wǎng)狀的濾餅層，導(dǎo)致膜污染嚴(yán)重[15]，而EPS中大分子有機(jī)物是形成濾餅層的關(guān)鍵因素[16]。因此，考察重金屬沖擊條件下EPS濃度和組成的變化，可為膜污染控制提供技術(shù)支撐。

以好氧活性污泥作為研究對象，采用傳統(tǒng)比色法、可在線檢測有機(jī)碳和有機(jī)碳含量變化的凝膠色譜分析(LC-OCD)以及三維熒光光譜，考察了Cu2+、Ag+、Hg2+濃度變化對LB-EPS和TB-EPS含量及其組成變化的影響。通過主成分分析、線性回歸等數(shù)據(jù)分析方法，分析了Cu2+、Ag+、Hg2+沖擊條件下LB-EPS和TB-EPS的變化規(guī)律以及兩者之間的相關(guān)性，為活性污泥水處理和膜污染控制的技術(shù)發(fā)展提供了理論依據(jù)。

1 試驗部分

1.1 沖擊負(fù)荷試驗

采用的接種污泥取自西安市第三污水處理廠濃縮池，原污泥稀釋5倍后經(jīng)序批式反應(yīng)器(sequencing batch reactor，SBR)馴化后投入使用。SBR主體為有機(jī)玻璃，有效容積4 L，恒溫水箱控制SBR溫度為(25±1)℃。SBR采用曝氣泵進(jìn)行潛水曝氣，使得溶解氧質(zhì)量濃度控制在2~6 mg/L。同時，SBR采用人工配水，以葡萄糖為碳源，氯化銨為氮源，磷酸二氫鉀為磷源，水樣組分見表1。

表1 反應(yīng)器水樣組成

SBR的運(yùn)行周期為360 min：進(jìn)水時長50 min，曝氣時長240 min，污泥沉降時長50 min，反應(yīng)器排水時長10 min，閑置10 min。經(jīng)測試，活性污泥馴化狀況較好，其對于配水中的C、N、P的去除率分別為95%，99%，98%，混合液懸浮固體質(zhì)量濃度(MLSS)穩(wěn)定在(4.83±0.38)g/L，混合液揮發(fā)性懸浮固體質(zhì)量濃度(MLVSS)穩(wěn)定在(3.85±0.51)g/L。

為進(jìn)行重金屬離子的沖擊負(fù)荷試驗，從反應(yīng)器中取適量活性污泥混合液至塑料杯中混合均勻，用自來水和不加碳氮磷的人工配水分別清洗3遍后，將混合液平均等量分配到燒杯中，一份作為空白，其余均為試驗組。之后，在燒杯中模擬SBR運(yùn)行周期完成不同濃度或者不同種類重金屬的沖擊負(fù)荷試驗，考察沖擊后EPS分子量分布、熒光有機(jī)物等特征的變化規(guī)律。基于之前的研究[17]，該試驗過程中主要選用了重金屬Cu2+、Ag+和Hg2+，試驗濃度為0.05，0.11，0.16，0.39 mmol/L。

1.2 分析方法

1.2.1 EPS的提取和組分檢測

采用加熱法提取胞外聚合物，操作步驟[12]：取50 mL活性污泥混合液，在4 000 r/min條件下離心5 min，棄去上清液，隨后向離心管中加入(w)0.05% NaCl溶液清洗活性污泥；然后向離心管中加入70 ℃的(w)0.05% NaCl溶液，補(bǔ)充體積至50 mL，混合均勻之后在4 000 r/min條件下離心15 min，上清液用0.45 μm的濾膜過濾后得到LBEPS；最后，用(w)0.05% NaCl溶液補(bǔ)充離心管體積至50 mL，在60 ℃水浴中加熱30 min后，在4 000 r/min條件下離心30 min收集上清液，上清液經(jīng)0.45 μm的濾膜過濾之后得到TB-EPS。

不同試驗條件下提取得到的LB-EPS和TBEPS的總含量[以1 g揮發(fā)性懸浮物(VSS)計，下同]通過總有機(jī)碳分析儀檢測后用DOC值表示；LBEPS和TB-EPS中蛋白質(zhì)和腐植酸含量采用改進(jìn)的Lowry法檢測；多糖濃度通過蒽酮-硫酸法測試。

1.2.2 EPS的分子量分布檢測

EPS的分子量分布采用可在線檢測有機(jī)碳含量的凝膠色譜分析儀(LC-OCD)分析。LC-OCD分析方法可以檢測到EPS中疏水性和親水性有機(jī)物的總含量，同時，EPS中的親水性有機(jī)物可以經(jīng)凝膠色譜柱按照分子量差異將其分為分子量大于20 kDa的生物大分子(biopolymer)、分子量在1 kDa左右的腐植酸類有機(jī)物(humic substances)、分子量為0.3~0.5 kDa的腐植酸“碎片”(building blocks，該部分有機(jī)物為腐植酸的降解產(chǎn)物或者前驅(qū)體)、小分子有機(jī)物(分子量小于0.35 kDa)[18]。

1.2.3 EPS的三維熒光圖譜檢測

對EPS進(jìn)行三維熒光圖譜檢測，檢測過程中激發(fā)波和發(fā)射波分別為240~450 nm和300~550 nm，對應(yīng)的測試步長分別為2 nm和5 nm。該研究EPS水樣中檢測到的熒光有機(jī)物有蛋白類有機(jī)物T、腐植酸類物質(zhì)A、腐植酸類物質(zhì)C和腐植酸類物質(zhì)M。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬沖擊對EPS總含量的影響

在不同濃度Cu2+、Ag+、Hg2+沖擊條件下，LB-EPS和TB-EPS總含量的變化見圖1。

圖1 金屬離子濃度對LB-EPS和TB-EPS總含量的影響

由圖1可見：正常情況下(空白組)，LB-EPS和TB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為(20.61±1.95)mg/g和(47.47±1.48)mg/g。在活性污泥系統(tǒng)中，TB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯高于LB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。隨著Cu2+、Ag+、Hg2+濃度的升高，LB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈逐漸上升的趨勢，而TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)則表現(xiàn)出相反的變化規(guī)律。

當(dāng)Cu2+沖 擊 濃 度 為0.05，0.11，0.16，0.39 mmol/L時，與空白組相比較，LB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別上升了0.89，3.19，5.73，9.63 mg/g，而對應(yīng)的TB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別下降了2.53，7.93，12.45，15.18 mg/g，表明Cu2+離子的沖擊破壞了TB-EPS層的結(jié)構(gòu)，使得TB-EPS解體并溶解至結(jié)構(gòu)更為松散的LB-EPS中；Cu2+濃度越高，TBEPS層的結(jié)構(gòu)變化也更顯著，對細(xì)胞完整性和新陳代謝功能的影響也逐漸增大。當(dāng)Cu2+濃度為0.39 mmol/L時，SEM的測試結(jié)果顯示小部分微生物細(xì)胞膜的完整性被嚴(yán)重破壞[18]。

與Cu2+沖擊對比，Ag+沖擊條件下的EPS總含量呈現(xiàn)類似的變化規(guī)律，但變化程度更為顯著。當(dāng)Ag+濃度分別為0.05，0.11，0.16，0.39 mmol/L時，跟空白組對比，LB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別上升了5.35，14.25，10.93，11.06 mg/g，而對應(yīng)的TB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別下降了2.12，14.44，21.05，26.83 mg/g。

Hg2+沖擊對EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響最為顯著，當(dāng)Hg2+濃度分別為0.05，0.11，0.16，0.39 mmol/L時，LB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別上升了5.88，13.31，13.52，15.47 mg/g，而對應(yīng)的TB-EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別下降了20.32，20.47，20.73，24.98 mg/g。

綜上，Cu2+、Ag+，Hg2+沖擊對LB-EPS和TBEPS影響程度為：Hg2+沖擊對活性污泥的水處理能力和細(xì)胞完整性的影響程度最大，Ag+沖擊的影響次之，Cu2+沖擊的影響最小。

2.2 重金屬沖擊對EPS主要組成成分的影響

EPS的主要組成成分為蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖[1]。在正常情況下，LB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為(5.26±0.15)，(9.20±0.01)，(2.89±0.21)mg/g，TB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為(15.85±0.17)，(17.01±0.42)，(18.53±1.03)mg/g。顯然，與LB-EPS組成相比，TB-EPS中3種組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均明顯更高。LB-EPS和TBEPS組成特征的差異是影響其表面電荷、親/疏水性以及絮凝能力的重要因素，進(jìn)而會影響EPS的團(tuán)聚狀態(tài)[19-20]。不同濃度Cu2+、Ag+和Hg2+沖擊條件下，LB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化特征見圖2，TB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化特征見圖3。

圖2 金屬離子濃度對LB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖rrfrfjrfjg質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

由圖2可見：當(dāng)Cu2+濃度小于0.16 mmol/L時，隨著其濃度的升高，LB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均明顯升高；當(dāng)Cu2+濃度達(dá)到0.39 mmol/L時，LB-EPS腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)增幅較為顯著，分別是空白對照組中腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)的2.6倍和5.6倍。

隨著Ag+濃度的增大，LB-EPS中蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)均逐漸升高，分別是空白組的1.7~2.7倍和1.3~4.6倍；而LB-EPS中腐植酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)則呈現(xiàn)先升高后下降的趨勢。

隨著Hg2+濃度的增大，LB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均逐漸升高，分別是空白對照組的2.3~2.9倍、1.2~1.3倍和3.5~7.6倍；但當(dāng)Hg2+濃度達(dá)到0.39 mmol/L時，LB-EPS中各組分質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈現(xiàn)下降的趨勢。

由圖3可見：當(dāng)Cu2+濃度小于0.16 mmol/L時，隨著其濃度的增大，TB-EPS中蛋白質(zhì)和腐植酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈逐漸下降的趨勢，但多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化規(guī)律并不顯著。當(dāng)Cu2+濃度達(dá)到0.39 mmol/L時，TB-EPS中蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)急劇下降，但TB-EPS中腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)則有所上升，分別是空白對照組中對應(yīng)物質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的1.5和1.3倍。隨著Ag+濃度的升高，TB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈現(xiàn)出逐漸下降的趨勢。隨著Hg2+濃度的升高，TB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖均呈現(xiàn)下降趨勢。

圖3 金屬離子濃度對TB-EPS中蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

總體分析，當(dāng)重金屬離子濃度小于0.16 mmol/L時，Cu2+、Ag+、Hg2+的沖擊使得LB-EPS中各個組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)有所增加，TB-EPS中各個組分質(zhì)量分?jǐn)?shù)有所下降。當(dāng)重金屬離子濃度達(dá)到0.39 mmol/L后，EPS中各個組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)出與低濃度條件下不同的變化特點(diǎn)，這是由于此時重金屬離子濃度對微生物代謝功能造成嚴(yán)重破壞[18]。此外，在Cu2+、Ag+、Hg2+沖擊條件下，蛋白質(zhì)、腐植酸和多糖的變化特點(diǎn)存在差異，主要是跟不同重金屬離子對微生物的毒性作用機(jī)制相關(guān)。有研究顯示[21]，Hg2+的沖擊會影響到微生物新陳代謝過程中的磷酸化過程，進(jìn)而會破壞細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)的完整性；Ag+的沖擊則會影響到抗氧化酶的合成過程，且有可能導(dǎo)致微生物代謝過程中發(fā)生DNA錯誤折疊；而Cu2+的沖擊則會影響線粒體中物質(zhì)合成與分解相關(guān)的電子傳遞過程。

2.3 重金屬沖擊對EPS分子量分布的影響

EPS的分子量分布特征也是相關(guān)學(xué)者關(guān)注的熱點(diǎn)[16,22]，在不同濃度Cu2+、Ag+、Hg2+沖擊條件下，LB-EPS中分子量分布的變化特征見圖4，TB-EPS中分子量分布的變化特征見圖5。根據(jù)測試圖譜，LC-OCD的檢測結(jié)果主要為疏水性有機(jī)物和3種不同特征的親水性有機(jī)物，3種不同特征的親水性有機(jī)物的出峰時間分別為：生物大分子(biopolymer)(40~70 min)、腐植酸類有機(jī)物(humic substances和building blocks的總和，Hu+BB)(70~90 min)、小分子有機(jī)物(LMW substances)( 100~120 min)。在正常情況下，LB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別是1.51，1.58，1.44 mg/g，TB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別是3.27，6.63，4.91 mg/g(分別是LB-EPS中質(zhì)量分?jǐn)?shù)的2.2倍、4.2倍和3.4倍)。

圖5 金屬離子濃度對TB-EPS分子量分布的影響

由圖4可見：隨著Cu2+濃度的升高，LB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均有所上升，分別是空白對照組的1.2~1.4倍、1.7~2.6倍和1.1~2.5倍。

隨著Ag+濃度的升高，LB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均有所上升； LB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)是空白對照組的1.0~1.4倍、1.5~3.0倍和1.3~2.0倍。

隨著Hg2+濃度的升高，LB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別是空白組的1.2~2.0倍、1.9~4.4倍和1.2~3.2倍。

由圖5可見：隨著Cu2+濃度的升高，TB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢。隨著Ag+濃度的升高，TB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈現(xiàn)顯著的下降趨勢。隨著Hg2+濃度的升高，TB-EPS中生物大分子、腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別下降至了空白組的40%~50%、60%~70%和10%~70%。

綜上，在Cu2+沖擊條件下，相較生物大分子和小分子有機(jī)物，LB-EPS和TB-EPS中腐植酸類有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化最顯著；Ag+沖擊對LBEPS中腐植酸類有機(jī)物的影響最為顯著，但對TBEPS中小分子有機(jī)物含量的影響最為顯著；在Hg2+沖擊條件下，與生物大分子和小分子有機(jī)物相比，LB-EPS中腐植酸類有機(jī)物的變化最為明顯，而TB-EPS中腐植酸類有機(jī)物和小分子有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化較明顯。此外，Hg2+沖擊對LB-EPS和TB-EPS中不同分子量的有機(jī)物組分的影響顯著高于Ag+和Cu2+沖擊造成的影響。

2.4 重金屬沖擊對EPS中有機(jī)物熒光強(qiáng)度的影響

三維熒光光譜是一種快速、選擇性高且靈敏的檢測技術(shù)，廣泛應(yīng)用于EPS中熒光組分的測試[23]。在不同濃度Cu2+、Ag+、Hg2+沖擊條件下，LB-EPS中熒光有機(jī)物熒光強(qiáng)度的變化見圖6，TB-EPS中熒光有機(jī)物熒光強(qiáng)度的變化見圖7。

由圖6可見：與空白對照組對比，當(dāng)Cu2+濃度小于0.16 mmol/L時，隨著Cu2+濃度的升高，蛋白類(T)和腐植酸類(A+C+M)有機(jī)物的熒光強(qiáng)度均有所升高，分別是空白對照組的1.2~1.5倍，但這兩大類有機(jī)物所占百分比未發(fā)生顯著變化，分別為(66.4±2.8)%和(34.6±2.8)%；當(dāng)Cu2+濃度上升至0.39 mmol/L時，LB-EPS中腐植酸類有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)繼續(xù)增大，蛋白類熒光有機(jī)物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)反而有所下降，同時，其所占百分比下降至60.0%。此外，隨著Cu2+濃度的升高，LB-EPS中蛋白類和腐植酸類有機(jī)物的熒光位置未發(fā)生顯著變化。

圖6 金屬離子濃度對LB-EPS中有機(jī)物熒光強(qiáng)度的影響

與Cu2+沖擊對比，在Ag+沖擊條件下，隨著Ag+濃度的增大，LB-EPS中熒光組分呈現(xiàn)出類似的變化規(guī)律，但變化程度更為顯著，熒光強(qiáng)度是空白對照組的1.1~2.0倍。但腐植酸類有機(jī)物的特征峰呈現(xiàn)向長波方向移動(紅移)的趨勢，如特征峰C，其發(fā)射波由435 nm逐漸移至440 nm。據(jù)相關(guān)研究報道，紅移代表含有羧基、羥基、烷氧基、氨基等官能團(tuán)的有機(jī)化合物含量的增大；而藍(lán)移(發(fā)射波長向短波方向移動)則表明有機(jī)物的分解過程，如大分子有機(jī)物降解成小分子有機(jī)物、有機(jī)物中羧基、羥基和氨基的分解、有機(jī)物中共軛鍵的減少等[25]。因此，Ag+沖擊不僅使LB-EPS中各類有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)發(fā)生變化，同時對LB-EPS的結(jié)構(gòu)特征也有一定的影響。

與Cu2+和Ag+沖擊對比，Hg2+沖擊對LB-EPS熒光組分的影響更顯著。當(dāng)Hg2+離子濃度小于0.16 mmol/L時，LB-EPS中熒光組分強(qiáng)度是空白組的1.2~2.1倍。當(dāng)Hg2+離子濃度達(dá)到0.39 mmol/L后，蛋白類有機(jī)物則呈現(xiàn)出較顯著的下降趨勢(其熒光強(qiáng)度下降至空白組的57%左右)。有研究表明，微生物在正常代謝過程中能夠?qū)⑿》肿佑袡C(jī)物逐漸轉(zhuǎn)換成大分子有機(jī)物[26]，而蛋白和多糖是大分子有機(jī)物的主要組成成分，且在應(yīng)激條件下有可能會產(chǎn)生更多的有機(jī)物以保護(hù)微生物[27]。因此，在高濃度重金屬沖擊條件下，蛋白類有機(jī)物含量的下降表明微生物防御功能的進(jìn)一步下降，EPS熒光組分的檢測結(jié)果再次驗證了0.39 mmol/L Hg2+沖擊對微生物結(jié)構(gòu)與代謝功能造成嚴(yán)重破壞。

由圖7可見：與空白組對比，隨著Cu2+濃度的增大，各個熒光有機(jī)物的強(qiáng)度呈逐漸下降的趨勢(下降至空白組的10%~60%)；當(dāng)Cu2+濃度達(dá)到0.39 mmol/L后，TB-EPS中各個組分熒光強(qiáng)度的下降幅度較顯著，特別是蛋白類熒光有機(jī)物。同時，腐植酸類特征峰有輕微紅移的趨勢。

圖7 金屬離子濃度對TB-EPS中有機(jī)物熒光強(qiáng)度的影響

隨著Ag+和Hg2+濃度的增大，各類熒光有機(jī)物熒光強(qiáng)度均逐漸降低。同時，腐植酸類熒光有機(jī)物也表現(xiàn)出不同程度的紅移。此外，重金屬離子沖擊對TB-EPS的熒光有機(jī)物組成的影響順序由小到大為Cu2+、Ag+、Hg2+，且Cu2+、Ag+和Hg2+沖擊促進(jìn)了LB-EPS中各類熒光有機(jī)物的產(chǎn)生，加速了TB-EPS中各類熒光有機(jī)物的溶解與釋放。

綜上分析，在Cu2+、Ag+、Hg2+沖擊條件下，LB-EPS和TB-EPS中3種主要組分、不同分子量有機(jī)物和熒光有機(jī)物含量具有相似的變化趨勢。因此，基于上述幾種檢測方法所得結(jié)果，對重金屬沖擊條件下LB-EPS和TB-EPS中各類有機(jī)物進(jìn)行了主成分分析(principal component analysis，PCA)，主成分1和主成分2占總有機(jī)物組分自變量的64.6%，結(jié)果見圖8。

圖8 金屬離子濃度對EPS中各類有機(jī)物主成分的影響

由圖8可見：在重金屬沖擊條件下，蛋白質(zhì)和熒光組分T的變化特征與生物大分子的變化特征均顯著相關(guān)，即生物大分子的主要組成成分是大分子的蛋白質(zhì)。同時，腐植酸的變化規(guī)律與腐植酸類熒光有機(jī)物含量的變化趨勢最為接近。此外，小分子有機(jī)物的變化趨勢與多糖特征的變化規(guī)律最為相似，即EPS中多糖分子量主要分布在0.35 kDa以下，但組分腐植酸類有機(jī)物未與任何有機(jī)物呈現(xiàn)較相似的變化規(guī)律，這是由于其具有更廣泛的分子量分布特征(0.3~1 kDa)，該部分有機(jī)物的理化特性更為復(fù)雜[28]。同時，根據(jù)分子量分布檢測結(jié)果，與生物大分子和小分子有機(jī)物相比，腐植酸類有機(jī)物的含量更易受重金屬離子沖擊的影響。

此外，隨著Cu2+、Ag+和Hg2+濃度的增大(小于0.16 mmol/L)，LB-EPS中各類有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)不同程度的上升趨勢，而TB-EPS中各類有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)則具有持續(xù)下降的特征，LB-EPS和TB-EPS總質(zhì)量分?jǐn)?shù)線性相關(guān)分析結(jié)果見圖9。

圖9 重金屬沖擊對LB-EPS和TB-EPS總質(zhì)量分?jǐn)?shù)線性相關(guān)的影響

由圖9可見：LB-EPS與TB-EPS總質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈負(fù)相關(guān)的關(guān)系(R2=0.65)，也即LB-EPS中部分有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加主要來源于TB-EPS中對應(yīng)成分的溶解和釋放。

3 結(jié)論

以好氧活性污泥作為研究對象，考察了Cu2+、Ag+、Hg2+重金屬離子濃度變化對LB-EPS和TBEPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)及其組成變化的影響，得到以下結(jié)論。

1)Hg2+沖擊對EPS特征的影響最為顯著，Ag+沖擊的影響次之，Cu2+沖擊的影響最小。

2)在Cu2+、Ag+、Hg2+沖擊條件下，LB-EPS和TB-EPS中各類有機(jī)物變化特征較相似。其中，蛋白質(zhì)、生物大分子和熒光組分T的變化規(guī)律相似，腐植酸與熒光組分A+C+M受重金屬沖擊的影響程度最為接近，多糖和LMW的變化趨勢相符。但與其他組成相比，LB-EPS和TB-EPS中分子量為0.3~1 kDa的Hu+BB對Cu2+、Ag+和Hg2+的沖擊最為敏感。

3)在一定濃度范圍的Cu2+、Ag+、Hg2+的沖擊條件下，LB-EPS中各類有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈逐漸上升的趨勢，而TB-EPS中各類有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)則持續(xù)下降。兩者的負(fù)相關(guān)性分析結(jié)果表明：LBEPS中部分有機(jī)物質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大主要來源于TBEPS中對應(yīng)成分的溶解與釋放。當(dāng)重金屬沖擊濃度過高時，微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu)的完整性與新陳代謝功能會嚴(yán)重受損。