废水生物处理系统中胞外多聚物的研究进展

唐朝春，刘名，陈惠民，简美鹏，衷诚

（华东交通大学土木建筑学院，江西 南昌 330013）

胞外多聚物（extracellular polymeric substances，EPS）是出现在生物聚集体细胞外的一类高分子化合物，通常情况下包裹于细胞壁之外，形成一个巨大的网状结构[1]。EPS作为微生物生命活动的微环境，可以对微生物聚集体起到一定的保护作用和促使微生物之间相互黏附的作用。在废水生物处理系统中，微生物聚集体的EPS主要来源有生物细胞自身的分泌物、排泄物、水解产物、代谢产物以及废水水体中吸附的有机物和无机物质[2]。

EPS是废水生物处理系统中颗粒污泥、絮状污泥、生物膜等生物聚集体的关键组分，对生物聚集体的形成过程和维持其结构的稳定性起着关键性的作用[3]。它具有一定的生物降解性，并且对重金属和有机物等污染物质有一定的吸附性能[7]，是废水生物处理领域的重点研究对象。它的生物降解性表现在：当微生物维持代谢活性需要时，EPS可以作为碳源或能源物质供给微生物新陈代谢利用[4-5]。

同时，由于EPS的物理性质、化学性质、生物降解性以及结构的特殊性，在生物聚集体的絮凝、沉降和脱水性能等方面具有重要的影响。因此，在废水生物处理领域中对于EPS的研究具有重要的研究意义，已成为现今国内外学者的研究热点。

1 EPS的组成和结构

1.1 EPS的组成

EPS的主要成分为胞外蛋白质（extracellular protein，PN）和胞外多糖（extracellular polysaccharide，PS），其余组分包括有腐殖质、脂类、氨基酸、糖醛酸、核酸和一些无机成分。PN和PS作为EPS的主要成分，是众多研究者的重点研究对象，它们的含量占 EPS中总有机碳（TOC）含量的 70%～90%[6-7]。在废水处理系统中，除了PN和PS，其余组成成分所占比例相对来说较小，然而腐殖质是EPS的又一关键组分，所占比例仅次于PN和PS，它有利于提高污泥的疏水性，可影响污泥絮体的表面电荷和Zeta电位[2，6-7]。

受条件影响，不同微生物聚集体中提取出来的EPS的组成成分和各组分所占的比例会有所差异；用不同的EPS提取方法得到的提取物成分及比例也会有所差别[8-9]。EPS常用的提取方法有物理法、化学法和物化结合法。Weia等[10]分别用碱性提取法（NH4OH 和甲醛 +NaOH）与物理提取法（超声波、80℃加热处理，阳离子交换树脂-CER），再用 XAD-8/XAD-4 树脂分馏提取 EPS，最后得到成分不同、降解性能不同、光谱结构不同的EPS。物理法有高速离心法、超声波法等，该法较温和，不引入药品，不易对提取出的生物活性成分造成干扰，缺点是提取量偏低，适合EPS定性分析；化学法有EDTA提取法、NaOH提取法等，该法与物理法相反，它提取量大，但是容易破坏微生物细胞，使得胞内物质外释，对提取成分造成污染，适合EPS的定量分析；物化结合法（如超声波-甲醛法）则可综合以上两种方法的优点，一定程度上克服了提取过程中提取量不准确和胞内物质外释引起误差的缺陷[11]。Carles等[12]认为，应以获取最大的EPS提取量并使生物自溶现象最小化为标准提取EPS，声波降解提取法最适于提取各生物聚集体内的紧密附着型EPS（tightly bound EPS，TB-EPS），且成分中的DNA仅存在于TB-EPS内。EPS的成分和各成分比例差异性受众多因素的影响，比如EPS的预处理、EPS的提取和分析方法会对EPS的提取结果有所影响。另外，由于不同的水体与环境因素的差异，会刺激微生物产生不同成分的胞外多聚物，故而微生物所分泌的 EPS组分以及含量的差异性与废水水质、微生物的生长期、污泥龄、生物反应器类型、水力剪切力、污泥负荷、水体基质类型、微生物种类、金属离子、温度等因素相关[1，13-14]。例如，Jorand等[14]在研究中发现，城市污水处理厂中的活性污泥的EPS蛋白质含量高出啤酒废水处理厂60%（质量分数）。

1.2 EPS的空间结构

EPS空间结构的分布情况主要取决于微生物聚集体的类型、结构和来源。一般而言，EPS呈流变性双层结构[1]。按流变性双层空间结构的分布，可以将EPS分为紧密附着型EPS（tightly bound EPS，TB-EPS）和松散附着型EPS（loosely bound EPS，LB-EPS）。其中，TB-EPS 可以与细胞紧密结合，较为稳定地附着在细胞壁外，而LB-EPS则结构疏松，密度小，无明显边缘，为可向周围环境扩展且具有一定流动性的黏液层[15]。当细菌处于半饥饿或饥饿状态的减速生长期或内源呼吸期时，可以分泌出能与细胞紧密结合的高分子聚合物，属于TB-EPS；而细胞在对数生长期分泌的则是与细胞非紧密结合的低分子聚合物，呈疏松状态附着于TB-EPS外层，属于LB-EPS[16]。另外，氧浓度的降低会使微生物聚集体内细菌处于供氧不足状态，容易发生厌氧代谢，这一方面可以刺激微生物分泌EPS，多由高分子聚合物组成的 TB-EPS难以被微生物降解，含量升高，另一方面多由小分子聚合物组成的LB-EPS被代谢降解，含量降低。有研究者认为，LB-EPS是影响污泥絮凝、沉降和脱水性能的决定性因素，同时也是影响生物聚集体的结构稳定性的关键因素[15]。

此外，也有部分学者将EPS划分为附着型EPS（bound EPS，bEPS）和溶解型EPS（soluble EPS，sEPS），认为bEPS附着并包裹于细胞之外，对生物聚集体的形成过程具有重要的影响作用，而 sEPS则是微生物代谢或自溶产生的可溶性产物，sEPS以游离态存在，溶解于液相主体，是废水生物处理系统中BOD或COD的重要组成部分，对出水水质的影响较大[17]。

2 EPS的生物降解性

EPS可以作为碳源即能源物质被微生物所利用，通常情况下，EPS的主要成分为PN和PS，在废水生物处理反应器内富含降解这类高分子聚合物的酶。细菌的代谢产物是EPS的重要来源，有学者认为，构成活性污泥的细菌可以利用其他细菌的代谢产物，说明EPS具有一定的可生物降解性[4]。然而，Laspidou 和 Rittmann[17]则认为 EPS内的某些成分是不能被微生物降解的。Wang等[18]也得出类似的结论，指出分布在颗粒污泥内部的EPS具有生物降解性，而大部分分布在颗粒污泥外层的EPS则不具备生物降解性。Park和Novak[19]报道，由不同的提取方法得到的EPS，其成分不同，可生化降解性能有所差异：使用CER提取法得到的EPS可被好氧生物降解，而用硫化物提取法得到的EPS则是厌氧生物降解。当水体中营养物质不足时，EPS被降解后生成小分子物质，可作为细胞生长代谢的碳源及能源物质。而EPS被生物降解，可能会导致絮状污泥的解体，EPS的不可生物降解部分随出水流出反应器，导致出水水质恶化。

3 EPS的吸附性能

由于EPS具有空间结构特殊、较大的比表面积、一定的生物活性和胶体负电性等特点，使其对重金属及有机有毒物质具有较强的吸附能力。EPS中的蛋白质、脂类、多糖上的疏水区含有大量的可与重金属与有机物结合的配位点，这意味着EPS在吸附重金属的过程中可能发挥着关键性的作用，进而使之迁移转化，以达到净化水体的作用。

EPS吸附去除重金属的作用机理有4类：表面络合原理、促进细胞对可溶性金属的吸收与积累、与可溶性金属成键以及离子交换机理。EPS中可与重金属配位络合的官能团主要有羟基、羧基、磷酸根、酚醛树脂、硫酸脂基、氨基等。EPS中含有大量的羟基与羧基，是其与重金属发生络合的关键因素。Sheng等[20]研究显示，EPS可吸附去除Cu2+，原因是EPS中的蛋白质与腐殖质上的氧原子羧基可与 Cu2+络合。陶琴琴[21]研究显示，Cu2+和 Zn2+与EPS 之间可能以离子交换或共价键等化学形式结合，EPS 吸附 Cu2+和Zn2+的主要官能团基本一致，主要有羟基、羧基、酰胺基团、C—O—C 基团和氨基等，而且多糖中所包含的官能团易于同Cu2+和Zn2+结合，在吸附过程中具有重要作用，增加 EPS中多糖的含量有利于提高EPS 吸附 Cu2+和Zn2+的能力。EPS 对 Pb2+吸附的主要作用机理是与—COOH的离子交换作用，以及同—CH2—、C=O、C—N、O—CO—N、—OH和C=C等的络合作用，而对Cd2+的吸附主要是通过—CH2—、C=O、C—N、O—CO—N、—OH和C=C的络合作用完成[22]。另外，污泥中的sEPS相对于bEPS来说具有更强的吸附能力。

EPS可以与Ca2+、Mg2+等可溶性金属离子成键，它们之间的分子间作用力有助于维持生物聚集体的结构稳定性。Yuncu等[23]发现，在重金属被吸附的同时溶液中释放出大量的Ca2+和Mg2+，该吸附过程与离子交换存在密切的联系。Wang 等[24]研究报道，EPS的双电子层结构中扩散层对其生物吸附起阻碍作用，投加二价阳离子可以加强其生物吸附，这也证实了EPS呈现双电子层结构，亲水性的羧基官能团的吸附架桥作用在EPS对NOM的生物吸附过程中起最主要的作用。

EPS还可以吸附如菲、苯、有机染料等有毒有机污染物质，这主要是 EPS的疏水区域发挥的作用[25-26]；EPS的表面负电性使它能够与带正电荷的有机污染物静电键合[27]。Spath等[26]报道，在对苯（甲苯和间二甲苯）的吸附去除中，60%的苯是被EPS所吸附，只有少部分是被微生物细胞所吸收积累的。有研究报道，EPS的蛋白疏水区对某些抗生素的去除有重要作用，被去除的磺胺二甲基嘧啶中61.8% 以上的是在 EPS吸附阶段被去除，只有35.3%是被生物降解[28]。另外，蛋白质比腐殖质等成分对百草敌的吸附容量更高，而 sEPS中的蛋白质含量又高于bEPS，所以sEPS对有机物的吸附容量高于bEPS的[29]。然而金伟等[30]的研究发现，厌氧污泥与活性污泥EPS对染料亚甲基蓝的吸附主要是bEPS吸附作用的贡献。

4 EPS对生物聚集体的影响

4.1 对污泥性能的影响

EPS对生物聚集体污泥性能的影响与EPS的表面电负性、疏水性、吸附架桥以及其可与多价阳离子结合的结构特性等因素密切相关[31]。

PN和PS作为EPS的主要组成物质，关于PN和 PS对污泥性能的影响作用成为了众多学者的研究热点。PS是污泥絮凝的主要影响物质，具有生物凝胶特性和吸附架桥等作用，影响污泥性能，增加PS的含量可以促进生物聚集体的形成。Adav等[9]研究认为 PS中含有大量的羟基、羧基等负电性官能团，颗粒之间可以通过 PS上的阳离子吸附架桥作用形成交叉网状结构，促进细菌与细菌之间相互黏附形成菌胶团。同时，PS具有一定的亲水性，过多的 PS含量可能会对污泥的沉降与脱水性起负面影响[31]。然而，有研究者提出PN才是影响污泥絮凝最主要的因素，PN的表面电负性和高疏水性可以促进颗粒黏附絮凝[32]。Xie等[33]研究中，用蛋白酶解法处理后的污泥失去了絮凝能力，认为PN可严重影响细胞的疏水性和Zeta电位。PN/PS值的升高有助于污泥絮凝，这可能是PN疏水区与PS亲水区共同作用的结果，增加PN/PS比值有助于减小细菌与水分子之间的结合，并促进细菌与细菌之间接形成菌胶团[33-34]。PN同时也被认为是污泥沉降性能的主要影响因素，PN可分为紧密附着型（TB-PN）和松散附着型（LB-PN），过量的LB-PN容易使污泥絮体形成松散结构，细胞之间含有大量的结合水，污泥絮体空隙大，同时LB-PN更多为小分子物质，污泥密度降低，而 TB-PN则相反，所以过量的LB-PN会降低污泥的沉降性能。周琪等[35]研究表明，EPS组分中PN所占比例越少，含量越低，污泥絮体的沉降效果就越好，原因可能是当PN含量降低的同时 TB-PN/LB-PN的比值增大了，当营养物质匮乏时，小分子的 LB-PN更容易被微生物降解，这降低了LB-PN对污泥沉降性能的不利影响，同时保留了有利于污泥沉降的TB-PN。 Chen等[36]报道，相对较高浓度的TB-PN有利于污泥沉降。同样的，适当地降低 PN含量可以提高污泥的脱水性能[37]。

有研究者从EPS的结构着手，分析其对污泥性能的影响，研究表明LB是影响污泥絮凝性能与泥水分离效果的关键影响因素，并指出过多的LB会造成污泥沉降性能的恶化[7，15]。有研究者在对污泥脱水性能的研究中发现，随着质量比MLB/MTB的增大，污泥的表面Zeta电位绝对值增大、亲水性升高，污泥的脱水性能变差[7]。但是也有部分学者认为TB对污泥絮凝效果作用明显，而LB的影响不大。

4.2 对膜污染的影响

膜污染是膜生物反应器（membrane bioreactors，MBR）运行过程中比较常见的一种现象。大量研究表明，EPS是膜污染最重要的生物影响因子。

EPS的累积会引起MBR的膜污染，并导致过流阻力增加。桂永馨等[38]在对好氧颗粒污泥动态膜生物反应器（DMBR）的运行实验研究中表明，减少系统中 EPS 的截留量，降低系统EPS的累积，可以减缓膜污染程度。Zhang等[39]对MBR膜垢中的EPS组分进行分析，发现PS是引起膜污染的主要因素，而PN与DNA等物质对膜污染的贡献不大。Drews等[40]研究也表明PS是造成MBR膜垢形成和过流阻力升高的主要影响因素。有研究显示，PN也是影响膜污染的因素之一，Wang等[41]在不同的膜污染层——凝胶层和泥饼层中发现荧光类胞外蛋白；Ou等[42]研究表明，当PN浓度升高，过滤时间随之变长，膜污染程度加剧。

从EPS的结构上分析，Wang等[43]研究表明，LB与膜污染有明显关联，TB则与膜污染无明显联系。刘阳等[44]研究也表明，LB是造成膜污染的主要物质，TB则无明显联系。刘强等[45]研究表明，与TB相比，LB对滤饼层的污泥比阻影响程度更深，随着LB浓度的降低，HMBR 中膜污染的控制性能增强，反应器内膜表面的滤饼层阻力比常规 MBR降低了56.9%。

4.3 对好氧颗粒污泥的影响

好氧颗粒污泥具有结构紧密、沉降性能好、耐冲击能力强、能承受较高有机负荷的特性，在废水处理方面具有它独特的优势，近年来引起了广大学者的研究兴趣[46-47]。众多学者认为，EPS是颗粒污泥的形成与稳定性的重要影响因素[47-48]。有学者认为，PS主要通过它的凝胶特性，同时PN则主要是作为颗粒内核来促进好氧颗粒污泥形成并维持它的稳定性。Chen等[49]和Adav等[50]先后采用荧光染色等方法，处理降解乙酸和苯酚颗粒污泥，发现β-PS分布在整个好氧颗粒间质，类脂和α-PS主要存在于好氧颗粒外层，EPS中的PN则形成了好氧颗粒的内核；并认为β-PS是颗粒污泥的网络状构筑骨架，包裹了α-多糖、类脂、蛋白以及细胞等物质以支撑颗粒污泥的结构稳定性。苏馈足等[51]在好氧颗粒污泥强化解体实验中指出，用强酸或搅拌法处理成熟的好氧颗粒污泥时，造成颗粒污泥结构改变并解体，其原因之一很可能是颗粒污泥中的EPS的结构与成分发上了改变，颗粒污泥失去了 EPS的 “粘结剂”作用，同时搅拌会严重影响EPS对细胞的吸附架桥。鲁文娟等[52]研究表明，EPS影响好氧颗粒污泥的形成，相对于PN来说PS的产生对颗粒污泥的形成具有更重要的作用。有研究者[13，48，53]发现蛋白复合体与α-多糖是颗粒污泥的结构性物质，而非β-多糖，并认为 PS或糖苷是颗粒污泥的粘结剂，在颗粒污泥形成中可能发挥着重要作用。Adav等[53]研究发现，经8℃保存后的好氧颗粒污泥，PN含量明显下降，但 PS变化不大，推断颗粒蛋白内核水解是致使其稳定性丧失的主要因素。

5 结 语

EPS是生物聚集体的重要组成物质，对废水生物处理系统具有重要影响作用。由于生化体系的复杂性，EPS对生物聚集体的具体作用机制仍未明确，尤其是在PN与PS对生物聚集体的影响作用方面存在较大的争议。EPS与污泥性能的好坏密切相关，对废水生物处理系统的正常运行及改善出水水质方面具有重要作用，但目前就EPS中对污泥性能起作用的关键因子的判定，仍然存在分歧，在今后的研究中，有必要对EPS中影响污泥性能的主要因子作进一步的探讨。在应用上，深入研究EPS的特殊结构及其吸附性能，对发展生物吸附法处理重金属与有毒有机废水具有重要意义；进一步明晰EPS的产生、组成、含量与生物聚集体的相互作用，通过调控处理系统的操作参数来调控EPS的分泌，是减轻膜污染、优化废水生物处理工艺效能的重要手段；颗粒污泥具有结构的致密、沉降性能好等大量优于絮状污泥的特性，因此颗粒污泥在废水处理领域具有它一定的优势，通过调控EPS促进颗粒污泥的形成并维持其稳定运行，是今后颗粒污泥应用发展的一个重要突破点。

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