微生物胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)是微生物在生長發育過程中向周圍分泌的生物高分子有機化合物。EPS可以分為緊密結合型EPS(T-EPS)和松散結合型EPS(L-EPS)。這種具有黏性的EPS經過離心、醇沉、干燥等步驟后可以作為絮凝劑應用到廢水處理中，因此，被用作微生物型絮凝劑。微生物絮凝劑表面不僅含有豐富的羥基、羧基、氨基等官能團，而且其分子質量較大，一般在3~50kDa 。它能夠通過吸附、中和、網捕、架橋等方式去除水體中的污染物，包括水中的鉛、銅、鎳等重金屬、染料等有機污染物以及藻類等懸浮污染物。此外，微生物絮凝劑也可以應用在污泥的絮凝、沉降、脫水等方面。但是，微生物絮凝劑的產量較低的現狀導致了其生產成本較高，因而對相關工藝進行優化，以提高微生物絮凝劑的單位產量并降低生產成本具有重要的現實意義。然而，以提升EPS單位產量為目標的制備工藝優化研究目前鮮見報道，相關的研究都是集中在對加熱、超聲、調堿等單一的處理方式優化上。
微生物絮凝劑相對化學絮凝劑的主要優勢在于其使用過程中不存在二次污染。因此，對于某些不宜引入化學物質行業的廢水處理，這種天然的絮凝劑存在較大的應用潛力。養殖行業在我國分布廣泛，傳統的養殖業(包括豬、牛、雞、鴨等的養殖)會產生大量的養殖廢水，此類廢水具有高懸浮性固體物質(SS)，高化學需氧量(COD)、高氨氮等特性，若不及時清理和處理會產生硫醇、硫醚等惡臭氣體，嚴重影響周邊環境。煙草生產廢水與畜禽糞污類廢水的主要成分較為相似。畜禽養殖廢水是飼料被食用經畜禽消化后排出的尿液、糞便以及水的混合物，而煙草生產廢水只是在生產香煙時進行了浸泡處理，因此，煙草生產廢水中的污染物纖維長度更長、生化處理難度更大。針對這些含有木質纖維類污染物的廢水，若采用傳統廢水處理工藝，雖可以處理并達標排放，但存在處理成本較高、木質纖維類資源浪費等問題。針對煙草生產廢水，若采用固液分離的處理方式，固體、液體物質可分別以不同的方式回用，如作為天然的有機肥與葉面肥再生利用到農業生產中，具有一定的經濟價值。傳統化學絮凝劑，如聚丙烯酰胺可以快速、簡便地使廢水中的物質固液分離，但類似的化學物質會殘留在水體中，分解成單體，對人體和環境產生威脅，也不利于廢水中資源的回用。
在本研究中，利用響應曲面法探索優化芽孢桿菌生產微生物絮凝劑的最佳提取條件，以獲得最優提取條件和最高的產量；然后利用微生物絮凝劑去除煙草生產廢水和畜禽養殖廢水中的污染物，并探討微生物絮凝劑對含有木質纖維素類廢水的絮凝機理；最后綜合比較生物絮凝劑與化學絮凝劑的使用效率和成本，為畜禽養殖廢水和煙草生產廢水的處理與資源化利用提供參考。
1、材料與方法
1.1 微生物與培養基
實際使用的微生物：Bacillus sp.(芽孢桿菌)，其保藏編號為CICC23870。
種子培養基：葡萄糖10g·L-1，酵母膏1g·L-1，尿素1g·L-1，磷酸二氫鉀2g·L-1，氯化鈉50~150g·L-1，七水合硫酸鎂0.2g·L-1，SL-6質量分數為1%。
發酵培養基：蔗糖20g·L-1，酵母膏2g·L-1，尿素1g·L-1，磷酸二氫鉀2g·L-1，磷酸氫二鉀2g·L-1，氯化鈉100g·L-1，七水合硫酸鎂0.2g·L-1，SL-61%。
取出保藏的菌種，接種至種子培養基，在37℃、150r·min-1的恒溫振蕩培養箱進行活化和擴增12~16h后，按照體積比1%~5%的接種率接種至發酵培養基中。在37℃、150r·min-1條件下，在恒溫振蕩培養箱培養至微生物生長末期，提取微生物絮凝劑。
1.2 實際廢水
煙草生產廢水、畜禽養殖廢水分別來自南通市某卷煙廠和湖北省某養殖場。這2種廢水均屬于超高濃度COD廢水，并且含有大量的SS，廢水的主要指標見表1。煙草生產廢水初始COD、SS以及氨氮質量濃度分別為24800、19500、435.05mg·L-1。畜禽養殖廢水的初始COD、SS以及氨氮質量濃度分別為7200、16200、1988.85mg·L-1。
1.3 實驗藥品及設備
實驗藥品包括六水合氯化鐵(FeCl3·6H2O)、氫氧化鈉(NaOH)、鹽酸(HCl)、氯化鈉(NaCl)、卡爾科弗盧爾熒光增白劑(CalcofluorWhite-F)、考馬斯亮藍(C47H48N3NaO7S3)、聚合氯化鋁(PAC)、聚丙烯酰胺(PAM)、硫酸汞(Hg2SO4)、硫酸銀(Ag2SO4)、活死菌染料(LIVE/DEAD®BacLightBacterialViabilityKits)等均為分析純，濃硫酸(98%)。
實驗設備包括生化培養箱(SHP-160，上海一恒科學儀器有限公司)、冷凍干燥機(FD-1A-50，北京博醫康實驗儀器有限公司)、磁力攪拌器(HJ-2，江蘇省金壇市榮華儀器制造有限公司)、紫外可見分光光度計(UV-2550ShimadzuJapan)、傅里葉變換紅外光譜儀(尼高力360Thermo)、納米粒度及ZETA電位儀ZetasizerNano-ZS90，英國馬爾文)等，其他指標均采用國標方式進行檢測。
1.4 實驗方法
使用微波消解法測定廢水中的COD：取稀釋一定倍數的廢水置于消解反應釜中，加入掩蔽劑硫酸汞(Hg2SO4)、重鉻酸鉀溶液、H2SO4-Ag2SO4催化劑，旋緊密封蓋，放入微波反應爐中，計算消解時間。
探究加熱溫度及超聲時間對MF產量的影響：使用F-031ST型超聲波清洗機，固定超聲頻率40kHz。使用機器自帶的溫度調節功能，設定實驗溫度為30~80℃，并用溫度計測量，添加冰塊或沸水進行微調，待腔體內溫度均勻，放入培養液，開啟開關，超聲處理一定的時間。
1)微生物絮凝劑的提取方法。通過適宜的超聲、加熱以及堿處理后，得到處理后的微生物培養液，在4℃、8000r·min-1的條件下離心20min，得到上清液，倒進2倍體積4℃的冰乙醇，冷藏醇沉24~48h。離心取析出的絮狀固體物質，加入少量的超純水進行溶解，裝入透析袋中密封，浸入超純水進行透析，每8h更換1次超純水，透析24h后取出透析袋中純凈的EPS溶液，使用真空冷凍干燥機進行冷凍干燥。
2)多糖染色。前期研究發現，Bacillus sp.菌株EPS的主要成分為多糖，因此，采用卡爾科弗盧爾熒光增白劑(CalcofluorWhite-F)對EPS進行染色，以考察不同方法對EPS的去除效果。將微生物培養液、20g·L-1氫氧化鉀溶液、染料按照體積比1∶1∶1混合均勻，反應3min后，均勻地涂抹在載玻片上，不覆蓋蓋玻片，等待2~3min，待復合液的流動性降低，使用熒光顯微鏡在UNA濾波片下觀察。
3)活死菌染色。使用活死菌染料(LIVE/DEAD®BacLightBacterialViabilityKits)進行染色，以分析不同EPS去除方法對細胞的破壞性。將微生物培養液、染料按照體積比200∶5，混合均勻，避光反應3min后，均勻地涂抹在載玻片上，不覆蓋蓋玻片，等待2~3min，待復合液的流動性降低，使用熒光顯微鏡在BWA濾波片下觀察為活菌(綠色)，在GWA濾波片下觀察為死菌(紅色)。
4)Zeta電位使用納米粒度及ZETA電位儀進行測定。
5)使用絮凝劑處理實際廢水。在使用絮凝劑、助凝劑處理實際廢水時，需要將廢水進行一定的預處理。使用2mol·L-1的HCl或NaOH溶液調整廢水的pH值。其中，煙草生產廢水直接調節pH為6~7；畜禽生產廢水則使用自來水按1∶1的比例稀釋1倍后，再調節pH為6~7。
預處理后，取50mL廢水加入100mL的燒杯中，加入相關試劑，使用200r·min-1快速攪拌5min，后使用70r·min-1慢速攪拌2min，最后沉淀5min，取適量上清液檢測相關指標，空白對照組加入等量的蒸餾水。使用的絮凝劑、助凝劑主要包括3mol·L-1的六水合三氯化鐵(如無特殊說明，下文中提及的Fe，均為此溶液)、2g·L-1的微生物絮凝劑(如無特殊說明，下文中提及的MF，均為此溶液)、20%的聚合氯化鋁溶液(如無特殊說明，下文中提及的PAC，均為此溶液)、5g·L-1的聚丙烯酰胺溶液(如無特殊說明，下文中提及的PAM，均為此溶液)。
1.5 去除率的測定
在實驗中，廢水相關指標的去除率計算方法見式(1)。
式中：η即為去除率；B為廢水指標在未經處理時初期的數值；A為經過處理后該指標的數值。
2、結果與討論
2.1 微生物絮凝劑提取方式的優化
EPS的主要組成部分為T-EPS和L-EPS，其不同的性質決定了二者在培養基中的分布規律有所不同。L-EPS主要散落在細菌的周圍環境中，與細菌的連接較為松散，且不同的pH對EPS在乙醇中溶解度的影響較大。因此，pH是影響L-EPS提取的主要條件之一。T-EPS則主要黏附在細胞壁周圍，與菌體具有較強的結合度，故簡單的離心方式較難使其完全脫落，需要在離心之前通過加熱、超聲等方式破環T-EPS與細胞的連接。但是，長時間的超聲會破壞細胞壁與細胞膜，造成細胞內部物質溶出，進而污染所提取的微生物絮凝劑。
1)加熱溫度及超聲時間對MF產量的影響。溫度的升高可以破壞細胞與EPS的結合鍵。同時，高頻率的振動可以使斷裂的結合鍵不易重新結合，即EPS可以穩定地分散在溶液中，這樣可以方便后續的提取過程。NAVEED等將培養液在50℃的條件下加熱20min，獲得了EPS；DELIORMAN等為了研究EPS在抵抗外界壓力下的作用，在80℃下加熱5min，去除了鮑曼不動桿菌胞外的緊密結合型EPS。結合前人在此方面的研究，使用響應曲面法進一步探究了溫度與超聲2個因素對絮凝劑產量的影響。借助Design-Expert分析了實驗數據。當超聲時間較短、加熱溫度低時，會降低MF的提取效果，如超聲時間2min、加熱30℃，MF的產量僅有0.3380g·L-1。當延長超聲時間、升高加熱溫度時，MF產量獲得了明顯的提升。例如：在超聲時間6min、加熱50℃，MF的產量達到了0.5520g·L-1，對比超聲時間2min、加熱30℃，產量約增加了50%。這說明，對培養液進行超聲以及加熱處理可以有效地破壞EPS與細胞之間的結合鍵，進而獲得更高的MF產量。
由圖1可以看出，橢圓的輪廓明顯，這表明2個因素之間的相互作用是顯著的。同時，加熱溫度所在的一側走勢更為陡峭，這說明加熱溫度的變化對微生物絮凝劑產量的影響較超聲時間變化的影響更為顯著；最佳的加熱溫度與超聲時間分別為50℃，6min。在此優化條件下時，每升培養基可獲得微生物絮凝劑的最高產量為0.5520g，并且加熱溫度的變化相對超聲時間對微生物絮凝劑產量的影響更大。
超聲提取時間與提取溫度對絮凝劑產量(y)的方差分析見表2。根據表2所給出的數據，擬合二階多項式模型，給出模擬方程式(2)。
式中：y為絮凝劑產量；A為時間；B為溫度。
由SUN等的研究可知，當p≤0.05時，該項因素對y影響顯著。由表2可以看出，模型自由度為12，F值為15.07，同時模型、B、A2、B2的p值分別為0.0013、0.0019、0.0185和0.0006，均小于0.05，說明模型、溫度、時間的二次方和溫度的二次方是顯著的。
2)調節超聲和熱處理后溶液pH對MF產量的影響。固定醇沉時乙醇與培養液的體積比為2∶1，再探究超聲和熱處理后，溶液pH對MF產量的影響。
由表3可以看出，隨著pH的上升，MF產量在不斷增加。這是由于，pH上升的實質是溶液中羥基濃度的增加，使得EPS的溶解度下降并更加容易析出，其宏觀表象即為MF產量上升。在pH增至9后，上升的幅度變化不大。繼續調節pH至11以上，會造成大量微生物死亡，并污染部分微生物絮凝劑。這不僅增加了提取成本，而且會破壞MF的結構形態，對MF絮凝效率的穩定性產生影響。因此，在制備微生物絮凝劑時，pH的調節范圍控制在9~11即可。
3)熒光染色對EPS去除程度的表征。胞外EPS的去除率在一定程度上可以反映MF的產量。當附著在菌體表面的EPS脫離菌體進入周圍溶液時，由于離心而隨菌體流失的EPS就會減少。已知MF的主要成分為多糖，同時，鈣氟白染料可以使多糖類物質產生藍色的熒光。因此，使用熒光顯微鏡配合鈣氟白染料可以直接觀察處理前后菌外EPS的含量。
如圖2所示，對照組中，可以看到大片的藍色的熒光，這是由于未處理的芽孢桿菌周圍存在大量的EPS。這些EPS之間相互粘連，使得細菌更容易團聚形成成片的菌塊，在宏觀上則表現為培養液的自絮凝現象。在實驗組中，僅有微弱的熒光，只能看到單個的菌。這是因為去除EPS后，細菌之間的黏附作用減弱，使得細胞之間的距離增大，更容易分散開來，減少了細菌成片出現的可能性。因此，超聲、加熱及pH調節能有效去除細菌表面的EPS。
4)處理前后菌的死亡情況。去除EPS后，細菌的損傷和死亡情況也是EPS提取優化方面的重要考量之一。使用LIVE/DEAD染料對細菌進行處理，染料中含有的DNAO(綠色核酸熒光染料)成分可以將所有細胞染成綠色，同時染料中的另一種成分EthD-Ⅲ(紅色核酸熒光染料)由于無法通過活細胞的細胞膜，所以僅能夠將死細胞染成紅色。樣品分為對照組與實驗組，實驗的處理條件為調節pH=9，并在50℃下超聲6min。
圖3(a)、(b)與圖3(c)、(d)相比，圖3(b)圖中綠色光斑更多，圖3(c)圖中紅色光斑更多，但是圖3(d)圖中綠色光斑的密度仍然是可觀的。并且圖3(d)圖中的綠色光斑相較圖3(b)更加分散，這與探究pH對EPS提取量實驗中所觀察得到的結論是吻合的，即處理方法對微生物的活性具有一定的影響，但影響程度在可以接受范圍之內。
由圖4(a)可以看出，菌體完全被EPS所包裹，只能看出細菌的輪廓；而在圖4(b)中，微生物裸露在外，并且存在部分菌體碎裂的情況，這與圖2和圖3所顯示的現象是相同的。
由LIVE/DEAD染料染色結果可知，使用綜合處理方式并沒有大幅度增加細菌的死亡率。同時，菌體外多糖染色結果表明了所選用方式的有效性。綜上所述，超聲、加熱以及堿處理的綜合運用可以溫和地脫出細菌表面的EPS，從而提升MF的產量。
2.2 廢水處理效果
本實驗處理的2種廢水分別來自煙草制造廠和畜禽養殖廠。對于此2類廢水，一些傳統的化學絮凝劑雖然可以達到去除廢水中污染物的目的，但是，這些不可生物降解的化學物質會殘留在廢水中，引入新的污染物，損壞這類有機廢水的可回用性。MF作為一種新型環保絮凝劑，在廢水中污染物的去除方面能夠比肩傳統化學絮凝，并且由于其本身的無毒與環保性，還能夠保證廢水的回收利用。為了充分對比不同廢水處理方式之間的效果與差異，設計并進行了實驗，結果如表4所示。
1)廢水中COD的處理效果。由表4可以看出，針對2種廢水，單獨添加Fe的效果與Fe與MF的復合效果相當。其原因是，Fe起到的僅是一個助凝劑的作用，Fe可以將廢水從膠體溶液穩定態轉變為不穩定態，從而使顆粒間相互聚集析出。但是，顆粒物之間無法繼續團聚并形成大顆粒物，其宏觀表現為沉降速度較慢，并且會遺留部分小顆粒物繼續懸浮在水中，這與實驗中觀察的現象是一致的。此時加入MF，通過MF的網捕和絡合作用，將水中析出的小顆粒物質黏附結合，形成團聚物，從而沉淀下來。這樣可以有效提升沉降效率，縮短沉降時間。將MF替換成常見的絮凝劑PAM，會使得三價鐵離子的助凝效果變差。這是因為，MF中含有的羧基基團可以與三價鐵離子發生反應，通過螯合配位的形式，降低羧基基團的電離度，使三者即三價鐵離子、MF以及水中的污染物黏附在一起并從水中分離，從而獲得更好的絮凝效果。
在煙草生產廢水的處理中，對比化學助凝劑與絮凝劑PAC與PAM，Fe與MF的組合超過了傳統方法的處理效果。對于畜禽養殖廢水，Fe與MF的組合則顯著超過了傳統絮凝方式，Fe與MF組合對COD的去除率高達87.78%，而PAC與PAM組合僅為11.11%。這可能是由于：PAC中的Al3+氧化性較弱，而Fe3+具有較強的氧化性，可以與畜禽養殖廢水中的還原性物質進行氧化還原反應。其主要的實驗現象為：在投加Fe3+后，畜禽養殖廢水會產生大量的氣泡和微小的顆粒物，析出大量的溶解性COD，而投加PAC則無明顯變化。在此之前也存在部分利用絮凝去除廢水中的相關研究。如：SHARGHI等使用明礬等物質作為絮凝劑處理印染廢水，其COD去除率達到50%左右；白立軍利用殼聚糖衍生物作為生物絮凝劑處理丁烯醛廢水，其COD去除率可以達到58.37%。相比之下，利用MF與Fe的絮凝作用對COD的去除具有更好的效果。
2)SS的處理效果。對比2號和3號、7號和8號，添加MF后，廢水中SS的去除效果都比單獨添加Fe的效果要更好。這說明MF可以黏附更多的懸浮顆粒物，包括一些不產生COD的無機顆粒物。對比1號和5號，發現使用傳統的絮凝劑PAM與助凝劑PAC處理煙草生產廢水，對于廢水中的SS沒有去除效果，反而會使廢水中SS濃度有些許的升高，這可能是殘留在水體中的PAC與PAM造成的。對比9號和10號，可以發現PAC與PAM的組合也可以去除畜禽養殖廢水中部分SS。這說明，相對于煙草生產廢水，PAC的破穩作用在畜禽養殖廢水中體現得更明顯。而使用Fe破穩后的SS含量低于PAC，這說明Fe的破穩效果強于PAC。
3)氨氮的處理效果。調節廢水的pH可以在一定程度上去除水體中的氨氮含量。相比于傳統的化學絮凝劑以及單獨使用氯化鐵溶液，MF與氯化鐵的復配使用在廢水的氨氮去除方面具有更好的效果。這是由于微生物絮凝劑上豐富的官能團對氨氮具有一定的吸附作用導致的。
4)廢水中殘余鐵的含量。由上述實驗可知，Fe與MF的復合使用對廢水中COD、氨氮以及SS都有良好的去除效果。三價鐵離子在自然界的水體中是一種常見的物質，其少量的存在對人體以及動植物沒有危害，但是過量的三價鐵離子會使水體呈現淡黃色，水體的觀感下降。因此，添加適量的MF以降低水中鐵離子的殘留是必要的。如表4所示，在添加MF后，廢水中三價鐵離子在水中的濃度均低于國家生活飲用水標準0.3mg·L-1。并且，SHRESTHA等的研究證明，在污水處理廠處理系統中，投加適量鐵鹽可能是非常有益的。因此，保證處理后廢水中鐵鹽濃度在一定范圍內波動，不僅不會損害周圍的生態環境系統，而且會對其產生一些有益的影響。
5)絮凝物的沉降�？紤]到實際廢水的處理與應用，沉降時間是一個重要的參數，過長的沉降時間不僅需要增加建設成本來加長沉降池的長度，而且會減慢廢水處理速度。在使用MF條件下，2種廢水的沉降曲線如圖5所示。
清液占比的含義為污泥沉降過程中上清液體積與總體積之比。如圖5所示，在前40min，2種廢水中沉淀物的沉降較快，隨后沉降速率逐漸放慢，最終清液占比在80%左右。在實際操作中，可以選取40min或1h作為節點，沉降下來的污泥采用其他方式進行處理，例如板框壓濾等，進一步降低污泥中的含水率。
綜上所述，2種廢水經過MF與Fe的絮凝預處理后，COD、SS、氨氮都有明顯的下降，處理前后，煙草生產廢水COD下降了50%以上。相比煙草生產廢水，畜禽養殖廢水在COD去除方面獲得了更好的效果，其COD去除率可以達到87%。廢水中的另一種主要污染物——氨氮的去除率也達到了40%。同時MF與Fe綜合的絮凝方式能夠在40min內使清液占比達到50%。在上述的絮凝預處理后，煙草生產廢水和畜禽養殖廢水均未達到綜合污水排放標準(GB8978-1996)和畜禽養殖業污染物排放標準(GB18596-2001)。但COD的高去除效率有效降低了煙草生產廢水后續生化處理的負荷；另一方面，因微生物絮凝劑的無毒性對畜禽糞污的干濕分離后得到固體和液體不造成潛在的環境風險，因此，其可用于后續固體有機肥和液體葉面肥的生產工序。綜上所述，高效的處理效果、較快的沉降速率以及無毒害性，為微生物絮凝劑在這些廢水預處理中的實際應用提供了支撐。
2.3 成本分析
不同于使用傳統化學絮凝劑，使用微生物絮凝劑處理的廢水具有一定的再生利用性。絮凝后的上清液可以用作噴灑在植物表面的葉面肥，其沉淀物可以作為有機肥，其可利用性已經在實際的工程項目中被證實。因此，在對比絮凝劑的成本時，需要考慮其再生的經濟效益。根據市場調研得知，乙醇的價格在5500元·t-1，使用DNJ-1000型設備回收乙醇，其回收率為95%，設備的功率為7.5kW，處理量為1t·h-1。提取每噸培養結束的培養液產生的待處理廢液量為3t。計算結果見表5。
在MF的生產中，微生物培養基以及提取MF所使用的試劑成本在總成本中占有較大的比重，根據培養基用料及各成分市場價格計算的配置，每噸培養基所需要的成本為138.55元。根據乙醇及乙醇循環費用計算可知，提取每噸培養基中的MF所使用的試劑成本為550元，循環使用試劑所產生的額外成本為15.11元。
由之前的實驗可知，在優化提取方式之后，每噸培養基可生產微生物絮凝劑約1.64kg。因此，微生物絮凝劑的單價p=(138.55+550+15.11)/1.64=429.06元·kg-1 。已知助凝劑六水合氯化鐵的價格為3.5元·kg-1，可根據廢水處理時助凝劑、絮凝劑的投加量來計算處理1t廢水所需要的成本與預期的收益。
綜上所述，每噸廢水的處理成本在45元左右，同時產生葉面肥、固體肥的經濟效益在320元。因此，微生物絮凝劑可使廢水變廢為寶，每噸廢水中的有機質可以獲得275元左右的利潤，相較于傳統的化學絮凝劑具有明顯的優勢。
3、機理分析
3.1 污水等電點的測定
由圖6可以看出，當煙草生產廢水和畜禽養殖廢水Zeta歸零時，廢水的pH均小于2，這說明2種廢水的等電點都在2以下。較低的等電點說明，2種廢水中的膠粒均帶有較強的負電荷，顆粒之間會由于負電荷的存在而相互排斥。當廢水中加入帶有正電荷的離子時，膠粒的負電荷被中和，根據dlvo理論，此時勢壘高度降低，膠粒相互靠近時更容易到達第一極小值，形成結構緊密而又穩定的絮體，絮凝效果會更好。
注：Fe為六水合氯化鐵溶液。
3.2 Fe添加量對Zeta電位的影響
根據實驗結果得知，廢水的等電點較低，因此，將反應體系調節為酸性更利于廢水的破穩。固定pH=6，可以看到，隨著三價鐵溶液的添加，廢水的Zeta電位的絕對值在逐漸降低。根據膠體雙電層理論，膠體Zeta電位的絕對值的大小，可以在一定程度上體現膠體的穩定性。Zeta電位絕對值越大，說明膠體越穩定；Zeta電位絕對值越小，說明膠體越不穩定。對應到廢水體系中，當溶液的Zeta電位絕對值越小，則越容易絮凝沉降。如圖6所示，當加入過量的Fe時，廢水的Zeta電位絕對值會增大，體系重新回歸穩態。這是因為：水體中的污染物已經全部析出，繼續添加Fe，就沒有足夠的物質與其產生反應，此時加入的Fe就會在水中殘留，而不會隨絮體沉淀。因此，使得廢水中的離子濃度達到膠體破穩的臨界點時所需要的Fe量即為目標添加量。
在廢水的預處理中，廢水pH均調節為6~7。由圖6可以看出，當pH在6~7時，畜禽養殖廢水與煙草生產廢水Zeta電位值分別為-18~-7mV左右。這說明，此時畜禽養殖廢水的穩定性高于煙草生產廢水，因此，PAC與PAM的組合絮凝方式在煙草生產廢水絮凝中的效果比畜禽糞污絮凝中的效果更好。
3.3 不同處理條件下廢水的Zeta電位
如圖7所示，助凝劑以及絮凝劑對煙草廢水的Zeta電位影響不大。這可能是因為煙草廢水中含有一些緩沖性的物質導致的。畜禽廢水添加PAC與PAM前后Zeta電位并沒有太大的變化，這說明PAC對畜禽廢水并沒有良好的破穩效果。同時，添加了Fe與MF的廢水的Zeta電位，相對于其他處理方式獲得廢水Zeta電位的絕對值最小。這說明，添加Fe與MF后，其廢水的穩定狀態較易脫穩，從而易使懸浮在水中的雜質析出，達到更好的處理效果。
3.4 不同處理條件下絮體的大小變化
由圖8可以看出，原始水樣中的顆粒物細小且分散均勻，在加入助凝劑后，水中會析出一些絮體。這可能是因為：助凝劑的加入，破環了原水中膠體的穩態環境，使得水體中原本分散均勻一致的顆粒物聚集體形成絮體，進而沉降下來。但是，僅僅添加助凝劑所得到的絮體尺寸較小，不利于沉降，并且在只使用助凝劑的情況下，上清液中會殘留較多的三價鐵離子，從而影響水體的顏色，造成感官上的不適。如圖8(d)所示，在加入微生物絮凝劑之后，絮體的體積增大，顏色加深。這是因為，微生物絮凝劑中所含有的多糖長鏈會將原有的小顆粒態的絮凝黏附在一起，形成大塊的絮狀物，加速絮凝的速率。同時，微生物絮凝劑上含有較多的三價鐵離子的吸附位點，可以有效地減少上清液中鐵的含量。將圖8(e)與圖8(d)進行對比，可以得出，傳統化學絮凝劑聚丙烯酰胺對顆粒物的聚集作用并不明顯。在宏觀上，對利用PAC與PAM絮凝的廢水進行觀察，其在色度、氣味以及感官上均沒有明顯的改善。通過對比圖8(d)和圖8(f)可發現，PAC和PAM形成的絮體粒徑雖然大于Fe和MF形成的絮體粒徑，但PAC與PAM形成的絮體數量卻明顯少于Fe和MF形成的絮體。這一結果驗證了PAC和PAM僅能捕捉廢水中現有的SS形成絮體，而不能像Fe與MF聯用時，會引起廢水中溶解性COD的析出，從而大幅度降低COD。
4、結論
1)相對于加熱與超聲，調節pH對微生物絮凝劑提取量的影響更大，并且隨著pH的升高，微生物絮凝劑的產量也在逐步增大。
2)微生物絮凝劑最佳的提取條件是：在50℃下超聲6min后，調節pH為9~11，之后離心取上清液并用2倍體積的冷乙醇醇析，最后透析并冷凍干燥。
3)微生物絮凝劑與助凝劑Fe結合可以有效去除煙草生產廢水和畜禽養殖廢水中的COD、SS、氨氮。對于畜禽養殖廢水，COD的去除率可以達到80%以上，并且可以使水體中殘留的三價鐵離子濃度低于國家生活飲用水標準。
4)使用微生物絮凝劑不僅能夠分離廢水中的污染物質，降低廢水COD，還能產生一定的經濟效益。
5)Fe與MF去除廢水中污染物的主要原理是：降低廢水Zeta電位的絕對值，使得顆粒物之間靜電斥力減小，更容易達到第一極小值，此時絮體可以保持較長的時間而不容易二次溶解，便于從水中析出。（來源：南京林業大學生物與環境學院，江蘇潤環環境科技有限公司，安徽科技環保科潔有限公司，克雷伯氏環�？萍�(蘇州)有限公司）
