第37卷第1期
2009年1月
同济大学学报(自然科学版)
J0URNAL OF mNGJI UNIVERSIrrY(NA ⅢRAL SCIENCE) Vo1．37 No．1
Jan．2009
文章编号：0253—374X(2009)01—0078—06
污水处理生物絮体絮凝沉淀机理分析的综述
周 琪，林 涛，谢 丽，谭学军
(同济大学环境科学与T程学院，上海200092)
摘要：通过介绍胞外聚合物(EPS)架桥、DLVO理论和疏水作 用力3种最具代表性的理论体系，阐述了生物絮体絮凝沉淀 过程、影响因素以及有待解决的问题．分析结果表明：生物絮 体分泌的EPS所含蛋白质含量越少，其絮体沉淀效果越好； 而疏水作用力却随EPS中蛋白质增加而加强，疏水作用力较 大生物絮体絮凝能力较好，疏水作用力同时受到表面电荷的 影响．此外，DLV0理论解决了EPS架桥无法解释的抗絮凝 反应问题，离子强度在一定范围内越大，则絮体絮凝能力 越好．
关键词：活性污泥；絮凝沉淀性能；胞外聚合物；DLVO理 论；疏水作用力
中图分类号：X 829 文献标识码：A
Review of Mechanism of BionocculatiOn and Settleability of Activated Sludge Bioflocs
gHOU ，LIN Tao，XIELi，TANXuejun
(School of Environmental Science and Engineering，Tongji Unversity，
Shanghai 200092，China)
Abstract：Bioflocculation of activated sludge iS crucial to overall performance and eficiency of the treatment process as well as the settleability．The bindings between flocs are due to the intermolecular interactions， which can be mainly categorized into 3 interdependent and interactional types including bridging of extracellular polymeric substance
(EPS)，DLVO-type interactions and hydrophobic interactions．
Flocs and EPS carry negative charges and zeta potentials that not only produce the electrostatic interactions but create bridges among cells by means of divalent and trivalent
cations．EPS contains more protein and carbehydrate than any
other substances，the IOW concentration of which iS believed
to correlate with good settleability but poorly hydrophobic interactions． Moreover。low hydrophobicity which iS also
affected by surface charge， is associated with poor
flocculation． Also high ionic strength contributes to good performance of bioflocculation．The goal of this study is to gain a comprehensive insight into sludge floc characteristics
and to identify the key factors which determine the solid-liquid
separation prope rties of activated sludge．
Key words： activated sludge flocs； biOn0cculatiOn；
settleability；EPS；DLVO；hydrophobicity
活性污泥法是废水处理领域运用最为广泛的方 法之一．在活性污泥系统中，污泥的生物絮体絮凝沉
淀能力是决定系统处理效果的关键因素．活性污泥 的絮凝沉淀能力与生物絮体密切相关．深入研究生 物絮体的形成机理及影响因素对提高系统处理效率 有十分重要的意义．
活性污泥生物絮体是一个复杂的生物聚合体， 由细菌、有机纤维、无机颗粒及胞外聚合物等成分所 组成[1]．因各个成分的物理、化学和微生物性质不 同，所表现 的特点也不相同．研究者采用几种理论
模型从不同的角度解释了生物絮体聚合的原因，主 要包括胞外聚合物(extracellular polymeric substance，EPS)架桥作用[引、DLVO(Derjarguin．
Landau—Verwey．Overbeek)理论[3]和疏水作用
力[ 一6 等．
1 EPS架桥
1．1 EPS架桥机理与絮体絮凝沉淀
EPS可以利用2价或3价阳离子之间架桥作用将 各种细菌体以一种3维立体结构聚合在一起形成絮 凝体结构．当细菌之间的距离足够近时，在EPS和表 面结构的影响下，可以导致架桥发生．随着细菌的聚
收稿日期：2007—08—23
基金项目：国家“八六三”高技术研究发展计划资助项目(2002AA60lO23)
作者简介：周琪(1955一)，男，教授，博士生导师，工学博士，主要研究方向为水污染控制理论与技术．E—mail：zhouqi@tongji．edu．cn
第1期 周琪，等；污水处理生物絮体絮凝沉淀机理分析的综述 79
合，絮体不断扩大，渐渐形成一个外部延伸，内部为多 网孔的形态结构．随着越来越多的聚合体的合成，细 胞之间的相互作用力越紧密，絮体形状也越向球体结 构发展．在一定程度之内，EPS的增加对絮体形成有促 进作用；然而当超过这个范围后，增加的EPS反而对
絮体的形成起反作用，使絮体逐渐散开． McKinney较早发现微生物表面胞外物质与生
物絮凝之间存在一定关系[7]．为进一步确定特定生 物聚合物质与生物絮凝之间的关系，Wilkinson研究
了细胞3个部分聚合体的特性，其中包括细胞内聚 合体、细胞壁聚合体和细胞外聚合体(EPS)．其中细
胞外聚合体又可分2种：一种是荚膜型EPS，紧贴于 细胞壁的外表面；一种是黏液型EPS，松散地附着在 细胞壁外而不是紧密地粘合在一起¨8]．研究结果表 明，只有细胞外聚合体与生物絮凝之间存在着密切 的关系．胞外聚合物的化学成分包括蛋白质、糖类、
核酸及脂类等．在纯培养环境下，EPS的主要成分是 糖类[9 ．Horan等人对糖类组分进行了测定，提纯
分析认为有5种单体占绝大部分，包括葡萄糖、半乳 糖、甘露糖、葡萄糖醛酸和半乳糖醛酸[1 ．在活性污
泥混合环境下，EPS的主要成分是蛋白质l1 ．EPS中 蛋白质和糖类的比例关系大约在0．5～21．2，其中大 多数情况下在2．0～10．0的范围内，只有很少一部 分研究认为该比例关系小于1[1引．
活性污泥中的EPS数量及成分决定了污泥沉降 性能的好坏[9 ．评价污泥的沉降性能通常采用区 域沉淀速度(ZSV)和污泥容积指数(SVI)这2个指
标．通常污水厂活性污泥SVI高于120时，其值越高 污泥沉降性能则越差．ZSV则具有指示二沉池负荷
的作用．对于EPS与SVI之间的关系，研究者并未得 到一致的结论．Martinez等人认为，SVI仅与EPS中 的蛋白质有一定线性关系，而与糖类、脂类等无 关【1 ．然而，Jin等人通过实验发现，从生活污水处理 厂活性污泥中提取的EPS所包含的几种物质与SVI 都具有一定相关性(SVI小于150时)，其中包括蛋白
质、腐殖质和糖类．这些物质的浓度越高，则SVI值越 大．同时，蛋白质与SVI的相关性比其余2种要好得 多．但这条规律却不适用于工业废水处理厂的活性污 泥．相对于SVI，EPS与ZSV之间的关系则很难建立起 来[1引，这说明污泥的沉降能力可能更多地受到絮体物 理性质的影响，如絮体大小与结构、丝状菌含量等．但 总体而言，EPS中蛋白质含量较低时污泥沉降性能良 好；而糖类物质增加则会导致污泥SvI的增加． 1．2 影响因素
EPS的分泌量与细胞所处的生长阶段密切相
关．研究者对二者之间的关系进行了研究，发现当环 境中的营养物质缺乏时，细胞生长进人衰减及内源 呼吸阶段，细胞会分泌大量的生物聚合体并暴露在 细胞壁表面，这时生物絮凝能力才得以发挥．然而在 细胞的对数生长阶段，细胞分泌出的聚合体数量很 少，并不足以聚合在一起[1引．此时生物絮体表现为
一
种松散的结构，此时絮凝能力最弱．因此，活性污
泥系统采用较长的污泥龄会取得较好污泥沉降效 果[1 ．细胞分泌的EPS量还与生物絮体所处的环境有 关．比较厌氧消化污泥和活性污泥发现前者所分泌的
EPS要比后者低得多[1 ．同时，人们发现生活污水处 理厂的活性污泥中可提取的EPS要多于工业废水处
理厂和综合废水处理厂l1 ．因此，污泥的化学组分对 其自身的聚合沉降性能有重要的影响． 活性污泥缺氧过程有利于污泥的沉降．活性污
泥在沉淀之前，经过短时间的无氧环境将会提高污 泥整体的沉淀性能．这是因为细胞死亡溶解后的产
物也是生物多聚体来源之一，对微生物的吸附和聚 合产生了积极的影响_1 ．在短暂的无氧过程中，活
性污泥的新陈代谢并没有停止[1 ．一个能够产生大 量EPS且细胞新陈代谢作用不受到影响的最好办法 就是让微生物经历一段短暂的缺氧环境，这样也会加 速细胞的溶解过程．根据这一原理，很多研究者采用
了类似的办法来对活性污泥的沉降性能进行控制[2 ． 然而，在硫酸根存在下，由于硫酸盐还原而产生
的高强度缺氧环境却会减弱污泥沉降性能的提 升[2 ．因此，活性污泥在缺氧环境中停留的时间应 该适当．如果在缺氧条件下停留时间过长，不但会进
人硫酸盐还原的不利环境，而且也会由于内部细胞 的激增致使细胞内多聚合物质的积累，从而阻碍生 物絮体的絮凝过程l2 ．
但还有研究者认为，活性污泥絮体在供氧不足 或氧耗尽的环境下会分解破碎从而影响污泥的絮凝 沉淀能力[2引．其原因可能是EPS的分泌受到抑制[。 ] 和EPS的水解口引．此外，另一个争论在于污泥停留 时间(SRT)对EPS分泌的影响．一种观点认为SRT 越长则产生的EPS越多．Chao等人在连续流反应器
中采用人工配水的方式培养活性污泥(MLSS质量浓 度维持在1．5 g·LI1左右)，研究发现当SRT从1～ 2 d延长至11 d时，EPS含量(以蛋白质等价物表示) 从每克SS(悬浮固体)含20 mg提高至67 mg[”]；而
其他研究者则认为SRT对EPS分泌量无影响．Liao 等人在序批式反应中采用人工配水方式培养污泥
同济大学学报(A 然科学版) 第37卷
(MLSS维持在2．0 g·L 左右)，研究表明SRT在 4～20 d的范围内变化对EPS的产生没有影响，但很 大程度上会影响EPS中糖类与蛋白质成分比例lI2 ． 这些问题有待通过对微生物细胞不同生长阶段特性
的进一步深入了解而得以解决． 1．3 待解决的问题
目前争议最多的话题则是在EPS架桥过程中发
挥了重要中介作用的多价阳离子，其浓度与絮体絮 凝沉淀之间的关系．Urbain等人通过实验认为，污泥 的絮凝和沉淀能力都随钙、镁及铁、铝等阳离子的浓
度增加而提高[3]．然而，Bruus等人却发现，阳离子
(如镁、钾)浓度的增加会引起絮体产生抗凝聚作用， 从而降低污泥沉降性能¨2 ．这也同时说明，活性污 泥中的生物絮体同时受到多种因素的影响，如活性
污泥胞外聚合物的成分和浓度同时会影响到污泥的 表面电荷，如果污泥的表面电荷太低则会产生排斥 力，会使污泥的沉降性能恶化．据此来看，单一的理 论已无法得到较完美的解释．
2 DLVo理论
2．1 DLVO理论与絮体絮凝沉淀
DLVO理论是由Derjarguin，Landau，Verwey 和Overbeek 4位物理化学家提出的，即Derjarguin— Landau．Verwey．Overbeek 理论，简称DLVO 理
论[2 ．该理论最早应用于液体中胶体的凝聚效 应，近20年来才被应用于活性污泥絮凝过程中．
DLV0理论所解释的是一个“凝聚”过程而不是絮 凝．废水处理领域中悬浮颗粒的聚集状态，常常用
“絮凝”来描述，它是指某些类型的长链聚合物或聚 合电解质通过在颗粒之间产生架桥作用使颗粒聚 集．凝聚是指通过改变电解质溶液中离子的性质和 浓度而使电解液中悬浮颗粒的Zeta电位降低【l2 ． DLV0理论在研究胶体悬浮液絮凝现象时，考 虑的是胶体粒子间各种作用力相互叠加后的最终作 用力．如果最终作用力表现为斥力，则粒子可以稳定
地悬浮在液相中，不会发生凝聚现象，此时称该系统 为稳定状态；反之，不稳定的系统则发生絮凝现象． 活性污泥系统中生物絮体的凝聚理论正是从此发展 而来的．在这一过程中，希望系统维持在有利于污泥
沉降的不稳定状态．
细胞的带电特性可以用表面电荷或Zeta电势 来描述．活性污泥的表面电荷多在一20～ 一10 mV
之间[1 ．污泥絮体的表面带负电产生静电排斥力， 表面电荷数越多则絮体结构越不稳定．所以，静电力 对活性污泥絮体的形成和稳定有重要作用l，3 ．环境 中盐的存在对细胞带电特性有重要影响．盐可以对 电荷产生屏蔽作用．当盐的浓度达到0．1 mol·L 时，静电力就不再存在[2 ．Zeta电势是指分散系双 电层的电势差．人们对Zeta电势所代表的内在含义 争论较多．有研究者认为，Zeta电势只反映单个细胞
或少数细胞簇的表面电势，并不代表大块絮体的表 面电势[2 ．也有人认为，大块絮体的Zeta电势可以 代表絮体内部EPS的电势l3 ．所以导致Zeta电势与 污泥沉降性能的关系也无法得到统一的结论．一种 观点认为Zeta电位增加SVI升高．Forster从采用预
曝气一初沉一曝气工艺处理城市污水和部分医院废 水的废水处理中试设备的曝气池中提取污泥样品 (平均MLSS质量浓度为4．9 g·L-1)进行电泳淌度
测定，结果发现污泥的平均淌度和SVI成正比关系
l3
．然而iVlagam等人的研究结果却与此相反，他们通
过人工配水的方式对SBR反应器中的污泥进行培养 ( 皿SS质量浓度约为2．0 g·L )，对电泳淌度和SVI 值进行分析发现二者之问存在负相关性，并在一2 m
．S ·V-1·cm 时达到极值[3 ．由于废水性质以及 T艺条件的差异，目前还不能得到一个较为统一的结 论，这些争论有待于进一步研究和探讨． 2．2 影响因素
在DLVO理论中，离子强度是影响生物絮体絮 凝的主要原因．在一定范围内絮凝能力随离子强度 的增加而加强．这是因为絮体结构中的相互作用力
决定于表面电荷及双电层的厚度．而双电层厚度与 离子强度的平方根成反比，离子浓度增加后导致双 电层厚度降低同时使表面电势降低．但如果离子浓 度过高，则会出现抗凝聚作用，而导致污泥絮凝能力 降低．DLVO理论的优点在于它仅考虑了范德华力 和静电力(双层排斥力)，由这2种作用力决定了生 物絮体的状态，解决了EPS架桥机理无法解释的离 子浓度问题，大大简化了分析过程，同时又满足了 Schuze-Hardy原则_2 ．
2．3 待解决的问题
从前述可以看出，DLVO理论只适用于离子强
度不高的环境[5]．对其适用性问题早就有人提 ，如 Barber等人认为，表面电荷产生的排斥力只在无丝
状菌的活性污泥中发挥作用，而丝状菌自身则会在 絮体之间产生物理架桥作用【3引．因此，表面负电荷 的减少并不是生物絮凝过程的惟一机理[1 ．越来越多 的研究发现，DLV0理论已经不足以解释许多的现象．
第1期 周琪，等：污水处理生物絮体絮凝沉淀机理分析的综述
如在某些情况下，2个带相同电荷的表面之间可能是 引力而不是斥力，胶体浓度的影响，胶体间作用力除
静电力和范德华力外还应考虑其他作用力等等．于是 人们又提出了许多非DLv0型力理论来解释微颗粒 间的凝聚和排斥现象，如氢键结合以及疏水作用力、
水合作用力、无电荷传递的Lewis酸碱相互作用力和 空间相互作用力等[34]．因此该模型无论在理论方面还 是实际应用上都需要进行适当的修正和改进．
3 疏水作用力
3．1 疏水作用力与絮体絮凝沉淀
在生物絮体絮凝沉淀机理研究中，疏水作用力 在非DLVO作用力中是研究最多最重要的一种．这 种作用力又称为疏水吸引力，是指两疏水表面(如烃 或氟化烃基团暴露于水中)之间存在的长程吸引力，
其作用范围大于几十nm．该吸引力不能简单地用 Hamaker方法中的范德华力来解释，且似乎对盐的 存在相当不敏感．研究发现细胞表面存在的疏水区 域，可以吸附疏水性的蛋白质和脂类．但疏水作用力 的形成机理人们不甚了解，有研究者认为可能是由 于空腔的形成产生了吸引力或排斥力[2 ． 通过一系列的实验观察，人们逐步发现疏水作
用力对活性污泥絮体絮凝沉淀过程起重要作用．这 其中有6种最重要的实验现象：污泥沉降性能和絮 体疏水性成正比关系[3 ；疏水细菌优先黏着在絮体 上[ ；活性污泥絮体可以吸附水溶性差的有机物
质[3司；在活性污泥系统中可以观测到疏水细胞存在 且受细胞生理学特性及溶解氧浓度的影响_l4 ；光谱 分析证明活性污泥絮体内存在显著的疏水作用 区[3。 ；把短链烃烷基移植到合成聚合物上后，可以 发现其絮凝作用明显加强L3 ．
由于该作用力形成机理未知，研究者开始把研 究重点转移到疏水作用力的测定上，试图通过这种
方式来间接分析疏水作用力的形成机理．目前，疏水 作用力的测定通常指相对的疏水作用，其中包括接
触角法、盐聚合法及细菌对碳氢化合物的附着法 ( H)等．这些方法主要可分为2类：一类采用活 性污泥直接测量，这种方法较多体现了活性污泥絮 体外部的疏水特性；另一类则采用超声波使污泥破 碎后再测量，这种方法则较多体现出污泥内部的疏 水性状[13]．活性污泥中疏水性部分所占比例受到测 定方法的影响，如果以D0C(溶解性有机碳)来衡量， EPS中至少7％的部分是疏水性的，且疏水性部分的 主要成分为蛋白质而不是糖类[3 ．因此，EPS的成分 及含量对疏水作用力影响很大，这也直接影响了絮
体的絮凝沉淀性能．
疏水作用力与污泥絮凝沉淀的关系目前存在一 些争论．Urbain等人认为絮体内部间的疏水作用力 可以加强污泥的沉降性能-3]．Liao等人通过实验发 现，较高的疏水作用力可以使出水浊度降低，但与系 统的SVI之间无一定关系．据此，研究者认为疏水作 用力只与污泥的絮凝能力有关，而和污泥沉淀能力
无关[2 ．总体而言，活性污泥的疏水作用力随絮体 EPS中蛋白质含量的增加而加强，疏水作用力较高 的污泥具有较好的絮凝能力[1 ．
3．2 影响因素
在活性污泥系统中细菌分为疏水性与亲水性， 二者比例并不确定．但已知亲水性的细菌产生的
EPS要高于疏水性细菌．细胞间的疏水作用力可能 也与EPS的各成分比例有关．如前述，EPS的主要成 分为蛋白质和糖类．糖类本身为亲水性，所以会减少 细胞形成的疏水作用力．而另一类物质蛋白质则会 对疏水作用力有促进作用．这一点已被实验证
明[2 。 ．环境因素对疏水作用力影响很大．通过溶解
氧对疏水作用力影响的研究表明，当环境中的氧气不 足时，疏水作用力也随之下降[43．而细菌的生长阶段 也是一个重要的影响因素．细菌在静止适应期所表现 的疏水作用力要强于对数生长期[3 ．污泥表面电荷越 高则疏水作用力越小[2引．阳离子聚合物的存在也可以 加强污泥的疏水作用力 ]．此外，疏水作用力会随
SRT的增加而加强Ⅲ4 ．影响活性污泥絮体疏水性状的 因素还有物料比、pH值、离子强度等[42]． 3．3 待解决的问题
疏水作用力具有广泛存在性，但只发生在呈类 似液晶态、整齐排列的碳氢链段聚集体间，例如液珠 上整齐排列活性剂分子层．这种作用力与范德华力 的作用范围是相同的，但在大小上比其高出1个数 量级．目前还无法对这种特性进行解释．更根本的问 题在于由于对疏水性物质的产生机理并不了解，导
致无法对该理论进行系统分析．但随着越来越多的 人注意到该理论在解释活性污泥生物絮凝过程中起 到的重要作用，对该理论的研究也必将深入下去．根 据目前研究成果可以预期，今后对蛋白质折叠 (proteinfolding)、配体(1igand)对疏水受体 (receptor)的结合以及膜结构的变形等众多现象的 研究将会是今后理论研究的热点．
同济大学学报(自然科学版) 第37卷
4 3种机理的比较与展望
活性污泥中生物絮凝沉淀过程十分复杂，受到 物理、化学及生物学各方面因素的协调作用影响．目 前并没有一种机理可以独立圆满地解释整个过程． 表1对上述3种理论解释及特点进行了归纳．
表1 活性污泥生物絮体絮凝沉淀的3种重要机理特性
Tab．1 Characteristics of three main mechanisms for bioflocculation and settleability of activated sludge biofloc
EPS架桥是提出最早且研究最深人的一种解释 机理．目前人们的共识是微生物细胞及EPS为各种 作用力提供了物质基础，絮体的沉降性能与EPS的
成分含量有关．但EPS理论无法解释多价阳离子的 作用及抗絮凝反应．DLVO理论产生于胶体化学理 论中，其优势在于简单易用，直接建立了离子作用与 絮体的絮凝能力之间的关系．但由于DLVO理论限 制条件较多且适用性不强，可作为其他理论的有效 补充．疏水作用力作为非DLVO型力中重要的一种， 近年来在废水处理领域受到越来越多的关注．活性 污泥絮体中的疏水作用力受到表面电荷和EPS的成 分影响，并直接影响絮体的絮凝能力．但疏水作用力 的形成机理目前还不明确，许多的理论问题有待进
一
步的研究和探索．综上所述，各理论相对独立又互
为补充，今后的研究重点将会集中在以下几个方面： ① 将微观粒子间相互作用力概念，如DLVO理论， 引入EPS架桥过程，进而完善架桥过程中阳离子浓 度作用等遗留问题；② 将DLV0理论(静电力和范 德华力)与非DLVO型力相结合，建立更广义的粒子 间作用力理论；③ 疏水作用力等非DLVO型力的形 成机理和作用范围．而随着检测手段的不断进步，生 物絮体的絮凝沉淀已趋于更微观的方向发展，相信 不远的将来，一种根据更本质的作用力而建立起的 理论必将发展完善起来．
5 结语
从已有研究成果来看，已有理论可以对生物絮 体絮凝沉淀的主要过程进行解释，这一过程的影响 因素以及相互之间的关系也已经明确和建立．但还 存在着许多不足之处，对个别现象还不能很好地解 释或存在争议．随着研究的不断深人，更本质的机理 必将被揭示出来． 参考文献：
[1] Frolund B，Palmgren R， Keiding K，et a1．Extraction of
extracellular polymers from activated sludge using a cation
exchange resin[J]．wat Res，1996，30(8)：1749．
[2] Eriksson L，Aim B．Study of flocculating mechanisms by
observing effects of a complexing agent on activated sludge
properties[J]．、^ht Sci Tech，1991，24：21．
[3] Urbain V，Block J C，Manem J．Bioflocculation in activated sludge：analytical approach[J]．Wat Res，1993，27(5)：829． [4] Jorand F，Guicherd P．Urbain V．et a1．Hydrophobicity of activated sludge flocs and laboratory．grown bacteria[J]．Wat
Sci Tech，1994，30(11)：211．
[5] Zita A，Hermansson M．Effects of ionic strength on bacterial
adhesion and stability of activated floes in wastewater activated
sludge systems[J]．Appl Environ Microbiol，1994，60(9)：3041．
[6] Zita A，Hermansson M．Effects of bacterial cell surface
structures and hydrophobicity on attachment to activated sludge
flocs[J]．Appl EnvironMicrobiol，1997，63(3)：1168．
[7] McKinney R E．Biological flocculation in biological treatment of sewage and industrial wastes[M]．New York：McGraw
Hill，1956．
[8] Wilkinson J．The extracellular polysaccharides of bacterialEJ]．
Bacterial Rev，1958，22：46．
[9] Ericksson L，Axberg C． Direct influence Of wastewater
po llutants on flocculation and sedimentation behavior in biological wastewater treatment- Part I．Model system E coli
B[J]．Wat Res，1981，15(4)：421．
[10] Ericksson L，Harden A M．Settling properties of activated sludge related to floc structures[J]．Wat Sci Tech，1984， 第1期 周 琪，等：污水处理生物絮体絮凝沉淀机理分析的综述
16：55．
[11] Horan N J，Eccies C R．Purification and characterization of
extracellular polysaccharide from activated sludges[J]．Wat
Res，1986，20(11)：1427．
[12] Dignac M C，Urbain V，Rybacki D，et a1．Chemical description
of extracellular polymers．implication on activated sludge floc
structure[J]．Wat Sci Tech，1998，38(8—9)：45．
[13] Liu Y，Fang Herbert H P．Influences of extracellular polymeric
substances(EPS)on flocculation，settling and dewatering of
activated sludge[J]．Critical Review in Environ Sci Tech，2003，
33(3)：237．
[14] Martinez F，Favela-Torres E， Gomez J． Oscillations of
exopolymeric composition and sludge volume index in nitrifying
flocs[J]．Appl Biochem Biotechno1．2000，87(3)：177．
[15] Jin B．Wil6n B Marie，Lant Pau1．A comprehensive insight into
floc characteristics and their impact on compressibility and
settleability of activated sludge[J]．Chem Eng J，2003，95(1—
3)：221．
[16] Busch P L，Stum W．Chemical interactions in the aggregation of bacteria bioflocculation in waste treatment[J]．Environ Sci
Tech，1968，2(1)：49．
[17] Chao A C。Keinath T M．Influence of process loading intensity on sludge clarification and thickening characteristics[J]．wat
Res，1979，13(12)：1213．
[18] Karapanagiotis N K，Rudd T，Sterritt R M，et a1．Extraction and
characteristization of extracellular polymers in digested sewage
sludge[J]．J Chem Technol Biotechnol，1989，44：107．
[19] Ford D，Eckenfelder W W．Variables on sludge floc formation and settling characteristics[J]．J Wat PoIl Cont Fed，1996，
39：798．
[2O] Wagner F．Studies on the causes and prevention of bulking sludge in Germany[J]．wat Sci Tech。1984，16(10—11)：1． [21] Wanner J，Kucman K，Ottovd V，et a1．Effect of anaerobic
conditions on activated sludge filamentous bulking in laboratory
system[J]．Wat Res．1987，21(12)：1541．
[22] Chudoba J．Quantitative estimation in COD units of refractory
organic compounds prounds produced by activated sludge
microorganisms[J]．Wjt Res，1985。19(1)：37．
[23] Nielsen P H，Fr01und B，Keiding K．Changes in exopolymer composition by anaerobic storage of activated sludge[J]．Appl
Microbiol Biotechnol，1996，44(6)：823．
[24] Starkey J E， Karr J E．Effect of low dissolved oxygen concentration on effluent turbidity[J]．J Wat Pollut Control
Fed，1984，56(7)：837．
[25] Liao B Q，Alien D G，Droppo I G，et a1．Surface properties of sludge and their role in bioflocculation and settleability[J]．Wat
Res，2001，35(2)：339．
[26] Bruus J H，Nielsen P H，Keiding K．On the stability of activated sludge flocs with implications to dewatering[J]．wat
Res，1992．26(12)：1597
[27] Magara Y．Biochemical and physical properties of an activated
sludge on settling characteristics[J]．Wat Res，1976．10
(1)：71
[283 Overbeek G A．Mode of action of ACTH[J]．Int Arch Allergy
Appl Immunol，1952，3(3)：257．
[29] Hermansson Malte．The DLVO theory in microbial adhesion [J]．c0lloids Surface B Biointer，1999，14(卜4)：105．
[3o3 Mikkelsen L H，Gotfredsen A K．Agerbk M L．et a1．Effect of
colloidal stability on clarification and dewatering of activated
sludge[J]．Wat Sci Tech，1996．34(3—4)：449
[31] Boyette S M，Lovett J M，Gaboda W G，et a1．Cell surface and
exopolymer characterization of labo ratory stabilized activated
sludge from a beverage bottling plant[J]．V t Sci Tech．2001．
43(6)：175．
[32] Forster C F．The surface of activated sludge particles in relation to their settling characteristics[J]．V t Res，1968，2
(11)：767．
[33] Barber J B，Veenstra J N．Evaluating of biological sludge properties influencing volume reduction[J]．J wat Pollut
Control Fed，1986，58(2)：149．
[34] Grasso D，Subramaniam K，Butkus M，et a1．A review of non DLVO interactions in environmental colloidal systems[J]．
Reviews in Environ Sci Bio／Tech．2002．1(1)：l7．
[353 Struijs J，Stoltenkamp J．Van De Meent D．A spreadsheet．based
model to predict the fact of xenobiotics in a municipal
wastewater treatment plant[J]．wat Res，1991，25(7)：891． [36] Ganaye V A，Keiding K，Viriot M L，et a1．Evaluation of soil
organic matter polarity by pyrene fluorescence spectrum
variations[J]．Environ Sci Tech，1997，31：2701．
[37] Chausset M N．Synth6se et 6tude physico．chimique de polymers
amphiphiles：application a la d6pe llution des eaux．DEA report．
[Rj．Paris：University Pierre et Marie Curie，[cole Nationale
Sup6rieure de Chimie de Paris．1989．
[38] Jorand F，Boue—Bigne F，Black J，C，Urhain V．Hydrophobicity／
hydrophilic properties of activated sludge exopolymeric
substances[J]．Wat Sci Tech，1998，37(4—5)：307．
[39] Hazen B W，Hazen K C．Modification and application of a simple surface hydrophobicity detection method to immune cells[J]．J
Immunol Methods，1988，107(2)：157．
[40] Goldberg S。DoyleR J，RosenbergM．Mechanism of enhancement of microbial cell hydrophobicity by cationic polymers[J]．J Bacteriol，
l990，172(10)：5650．
r41] FrOlund B，Griebe T．Nielsen P H．Enzymatic activity in the
activated sludge floc matrix[J]．Appl Microbiol Biotechnol，
1995，43(4)：755．
[42] Pere J．Alen R．Viikari L，et a1．Characteristics and dewatering
characteristics of activated sludge from the pulp and pape r
industry[J]．War SciTech，1993，28(1)：193．__