曝氣對人工濕地胞外多糖累積影響及表征分析

武晗琪，倪利曉，2，杜存浩

（1.河海大學環(huán)境學院，江蘇 南京 210098；2.河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點實驗室，江蘇 南京 210098）

0 引言

基質(zhì)、水生植物、微生物作為人工濕地的三要素，能通過物理攔截、化學吸附、生物降解去除水體中的污染物[1-2]。而阻礙濕地大規(guī)模運行的主要問題就是濕地堵塞，一旦發(fā)生堵塞，水流不通淤積，滋生蚊蠅，加速水質(zhì)惡化。近年來，眾多研究學者從水力條件、基質(zhì)成分、微生物構(gòu)成等多個方面分析堵塞產(chǎn)生原因[3－6]。引起濕地堵塞的主要有以下幾類原因：懸浮物的累積，植物根系不斷增長，反應(yīng)產(chǎn)生的沉淀物、生物膜[7－10]。其中生物膜又是造成堵塞的主要原因[10]。生物膜主要構(gòu)成是微生物和及其分泌的胞外聚合物(EPS)[11]。EPS的吸附能力強，絮凝性好，不僅可以作為保護層防治細胞被有毒物質(zhì)殺死，又能作為營養(yǎng)源向細胞提供所需的營養(yǎng)物質(zhì)[12]。但過量的EPS 會導致基質(zhì)孔隙率降低，形成生物堵塞[13－15]。EPS的主要成分又為蛋白質(zhì)和多糖[16]。BASUVARAJ M 等[17]認為EPS的成分比EPS的含量對堵塞的影響更大。大分子的多糖和其凝膠化行為會使孔隙內(nèi)多糖含量增加，且累積不易去除，與生物堵塞更顯著相關(guān)[18－19]。因此，研究潛流人工濕地的胞外多糖的累積對探究人工濕地堵塞形成具有重要意義。

曝氣能夠改善濕地的水力效率和微生物降解的作用[20]。通過曝氣溶氧，一方面可以通過切割作用提高氧氣有效轉(zhuǎn)移率：另一方面溶解氧的提高有利于植物根系吸收氧氣，加強植物吸收作用及微生物好氧反應(yīng)[21]。因此，本文以垂直潛流人工濕地作為研究對象，探討不同程度的曝氣對人工濕地胞外多糖的累積和特性粘度影響，同時提取純化胞外多糖探究其成分構(gòu)成，以期為深入了解人工濕地堵塞形成奠定基礎(chǔ)。

1 材料和方法

1.1 實驗裝置

潛流人工濕地示意見圖1。

圖1 潛流人工濕地示意

本實驗裝置由4 組均質(zhì)亞克力塑料桶 (桶高100 cm，內(nèi)徑45 cm)組成。桶底分別填上厚度5 cm，d50為5 mm 的礫石和厚度60 cm，d50為2 mm 的粗砂(d10=0.5 mm,不均勻系數(shù)Cμ=4.2,初始孔隙率n=0.31)。取水管位置分別位于桶高20，40 和60 cm處。污水由裝置上方的進水口引入，出水口位于底端。盤式曝氣器直徑為10 cm，表面孔隙率約為0.5，置于距地面40 cm 處，以期獲得較優(yōu)的污染物去除效果。

1.2 運行方式

2018年12月10日啟動裝置。利用流量計控制進水流量為0.1 m3/d，進水負荷控制在0.5 m3/(m2·d)。氣水比為6∶1 時有利于處理高負荷污水[22]。故本實驗分別設(shè)置氣水比為0∶1，3∶1，6∶1，9∶1 這4 組反應(yīng)器。利用脈沖曝氣方式，每日定時曝氣(19∶00～次日7∶00，每小時曝氣停歇比為1∶2)，至2019年7月10日停止運行。

1.3 實驗水質(zhì)及基質(zhì)取樣

為排除進水中的多糖和多聚糖雜質(zhì)對實驗結(jié)果產(chǎn)生干擾，本實驗采用模擬實驗用水。主要污染物濃度見表1。其中用乙醇、氯化銨和磷酸二氫鉀分別作為模擬用水的外加碳源、氮源和磷源。

表1 實驗進水水質(zhì)主要污染物平均質(zhì)量濃度 mg·L－1

利用柱狀土壤采樣器采集基質(zhì)層內(nèi)部10，30 及50 cm 處樣品。將所采取樣品的平均值表征該平面的胞外多糖相關(guān)檢測值。

1.4 實驗指標

本實驗檢測的指標中胞外多糖濃度采用熱提取法測定[23]；蛋白質(zhì)含量采用Bradford 法測定[23]；DNA含量采用二苯胺比色法測定：特性粘度采用旋轉(zhuǎn)粘度計(NDJ－1)測定。

1.5 胞外多糖純度分析及紅外光譜分析

純度分析：將所得多糖的利用紫外分光光度計(SP－752)于190～400 nm 區(qū)間內(nèi)掃描分析確定。

傅里葉紅外光譜(FT－IR)分析：采用FT－IR 光譜儀(Nicolet Nexus 470型)，官能團分析利用KBr 壓片法[24]。

1.6 微觀結(jié)構(gòu)分析

將精制多糖噴鍍金膜，采用掃描電鏡 (FEIQuanta－200)觀察其微觀結(jié)構(gòu)。

2 結(jié)果與討論

2.1 胞外多糖累積濃度的時間變化

各組的胞外多糖濃度隨反應(yīng)時間的變化見圖2。裝置運行后，實驗組的胞外多糖含量在各個采樣時間內(nèi)小于空白組。且隨著氣水比的增大，胞外多糖濃度降低。實驗結(jié)束時，氣水比3∶1，6∶1 和9∶1 組的胞外多糖累積含量分別下降了36%，57%和74%。氣水比0∶1 組，在濕地開始運行60 d 內(nèi)(12月10日至2月10日)，胞外多糖濃度保持中高速增長。在60 d 至120 d 時(2月10日至4月10日)，出現(xiàn)高速增長，而后速度降緩。這可能是因為實驗開始于冬季，不利于微生物的生長，而2～4月的溫度已上升至微生物適宜生長溫度，能加快微生物繁殖，引起胞外多糖含量激增。隨著時間推進，溫度繼續(xù)上升，微生物生長再次受到限制，胞外多糖濃度降低。氣水比分別為3∶1，6∶1 和9∶1 組在整個運行時間內(nèi)各增速都比較穩(wěn)定。對圖2 中各組數(shù)據(jù)進行線性回歸分析，得到相關(guān)增量方程見表2。氣水比0∶1 組的k值最高，達3.663。實驗組的k值都明顯低于未曝氣組。隨著曝氣程度增加，k值減小，這意味著曝氣能夠減緩胞外多糖的累積速率，降低基質(zhì)中胞外多糖的含量。

圖2 各組胞外多糖隨時間的變化

表2 各組胞外多糖特性積累方程

2.2 基質(zhì)胞外多糖累積濃度的空間變化

實驗前后各組在不同深度的胞外多糖含量見圖3。隨著工況的運行，各組的胞外多糖濃度在不同深度上都有不同程度的提升。在水深10 cm 和30 cm 處，實驗組的胞外多糖累積含量顯著低于空白組，推測可能溶氧的升高提高微生物的活性，加快微生物代謝速率，降低有機物的累積。實驗結(jié)束時，氣水比0∶1 組在水深10 cm 和30 cm 的胞外多糖含量最高，占據(jù)了系統(tǒng)總量的75%以上，考慮水流方向是自上向下流動，推測氣水比0∶1 組的微生物主要積累于中上層部分。同時系統(tǒng)中的溶解氧主要依靠進水中的溶解氧和大氣溶氧，造成溶解氧沿程損耗，底部的溶解氧含量較低，不利于微生物生長，降低胞外多糖分泌。氣水比3∶1 和6∶1 組在深度方向上都出現(xiàn)先降低后增大的趨勢。實驗結(jié)束時在水深30 cm 處，氣水比6∶1 組多糖累積僅為2.62 mg/g 基質(zhì)，是空白組在同一位置同一時間的0.20倍，是自身同一位置初始值的6.39倍。實驗組在水深50 cm 處的胞外多糖含量明顯升高，可能是一方面是由于殘余溶解氧進入基質(zhì)底層，從而破壞了原有的厭氧還原態(tài)環(huán)境，抑制細菌的活性，有機質(zhì)不能充分降解而使胞外多糖大量積累所產(chǎn)生。另一方面則是因為上層曝氣強度所產(chǎn)生的高速氣流與進水混合所產(chǎn)生的湍流對基質(zhì)顆粒的摩擦剪切作用剝離大量的胞外多糖與進水顆粒物質(zhì)混合體，隨進水在底層重新沉降所額外產(chǎn)生的積累量。白少元等[25]在相似的研究中也發(fā)現(xiàn)底層堵塞物含量略高于表層。

圖3 各組胞外多糖隨深度變化

2.3 曝氣對胞外多糖特性粘度的影響

利用精制胞外多糖分別配置成質(zhì)量濃度為25，50，100，200 和400 mg/L 的梯度溶液測定動力粘度獲得的特性回歸曲線見圖4。胞外多糖濃度與其對應(yīng)的特性粘度之間的反饋作用遵從二級指數(shù)關(guān)系，說明隨著基質(zhì)表面胞外多糖積累量的增長，其對過水的阻滯作用也將越來越顯著。當胞外多糖積累量達到一定濃度時，粘度的影響將超出濃度增長的影響。

圖4 胞外多糖特性粘度曲線

各組胞外多糖濃度及純水對應(yīng)的特性粘度見圖5。其中，氣水比0∶1 的特性粘度最高(2.10 ± 0.11 mPa·s)，與純水相比其特性粘度增加了近2.4倍。而曝氣組的特性粘度分別下降了13.4%（氣水比3∶1），30.1%（氣水比6∶1）及41.7%（氣水比9∶1），這意味著曝氣能降低胞外多糖的特性粘度，提升過水能力。最低濃度的胞外多糖(氣水比9∶1)，其粘度都高于純水的特性粘度，這可能暗示濕地運行出現(xiàn)生物膜且分泌胞外多糖時，基質(zhì)孔隙之間的過水阻力要遠高于初始狀態(tài)，并且將大大延長水力停留時間。

圖5 各組胞外多糖的特性粘度

2.4 胞外多糖提取、純化與分析

胞外多糖提取及純化的主要成分質(zhì)量濃度見表3。

表3 胞外多糖溶液的提取及純化的主要成分質(zhì)量濃度 mg·L－1

胞外多糖含量隨著氣水比的增加而降低，曝氣組平均降幅達到38.8%，驗證了曝氣對胞外多糖的累積有反作用。經(jīng)Sevga 法脫蛋白后，各組蛋白含量平均脫除率達83.6%，胞外多糖平均產(chǎn)率為88.9%。經(jīng)過DEAE 纖維素層析純化后，蛋白質(zhì)和DNA 的最終平均脫除率達到98.6%與81.0%，胞外多糖所占比例達97.5%。

層析提純液在260～280 nm 處的吸收峰見圖6，并不明顯，表明蛋白質(zhì)及核酸雜質(zhì)已經(jīng)被基本去除，不會妨礙后續(xù)的理化測試。

圖6 胞外多糖樣品紫外掃描特性曲線

2.5 胞外多糖傅里葉紅外光譜分析

胞外多糖樣品的傅里葉紅外光譜掃描圖譜見圖7。3 433 cm-1處強寬峰的出現(xiàn)代表O-H 基團伸縮振動作用，2 923 cm-1處的吸收峰為糖類C-H 基團的伸縮振動，1 639 cm-1處為-OH 基團的彎曲振動特征吸收峰，1 371 cm-1處為=CH 的變形吸收峰[26]。1 253 cm-1處為C-O-C 基團的伸縮振動所引起的。引起注意的是，在885 cm-1處有細微的吸收峰，這是β型糖苷鍵特征吸收譜段[27]。FT-IR 圖表明該胞外多糖是以β-糖苷鍵所相連，由O-H，C-H，C-O-C 及=CH 等多種基團組成的復雜分子。

圖7 胞外多糖傅里葉紅外光譜

2.6 胞外多糖的微觀結(jié)構(gòu)

低倍率下胞外多糖樣品表面見圖8。

圖8 胞外多糖SEM

由圖8（a）可以看出，胞外多糖表面是粗糙不平的結(jié)構(gòu)分布，形成的孔隙明顯低于50 μm，分子單元間強烈的交互作用降低其水化作用，且具有較高的抗非線性形變的能力。由圖8（b）可以看出，胞外多糖樣品的分子單元是高度無定形的三維結(jié)構(gòu)，表面褶皺度較高并同時存在因表面凹陷扭曲而形成的細微孔洞。這些分子單元通過嵌合或纏結(jié)共同形成多孔狀松散網(wǎng)格骨架結(jié)構(gòu)。推測一方面胞外多糖利用網(wǎng)格結(jié)構(gòu)吸附含于進水中的小粒徑物質(zhì)，使其失去流動性并留存其中。另一方面，這種以多糖分子為基本骨架所形成的凝膠，因其內(nèi)部含有氫鍵而具有較高的粘性。這種特性增加了過水的粘滯阻力，所固定的顆粒物質(zhì)與胞外多糖共同形成了膠狀淤泥。

本研究推測胞外多糖的特性粘度及其與顆粒形成的膠狀淤泥是造成堵塞的關(guān)鍵因子之一。高粘滯狀態(tài)使得基質(zhì)孔隙內(nèi)混流態(tài)，增加了短流及返混等不利水力現(xiàn)象發(fā)生的可能，從而最終延長系統(tǒng)的水力停留時間同時進水中的各種粒徑的顆粒物質(zhì)被截留的幾率大大增加，與其共同形成復合膠體，擠占孔隙空間，加深堵塞程度。馮嵩[28]提出利用殺菌劑，溶解已存在的胞外多糖，提升系統(tǒng)的水力傳導能力。

3 結(jié)論

（1）曝氣能夠明顯減緩胞外多糖累積速率，降低胞外多糖含量及其特性粘度。

（2）通過一系列分析方法表明胞外多糖是以β-糖苷鍵所相連，由O-H，C-H，C-O-C 及=CH 等多種基團組成的高度無定形的復雜分子，其分子表面有褶皺，同時存在細微孔洞。據(jù)此推測胞外多糖特性粘度及其與顆粒形成的膠狀淤泥是造成堵塞的關(guān)鍵因子之一。