胞外聚合物(EPS)对污水处理影响的研究进展

谭煜，付丽亚，周鉴，李敏，吴昌永*

1.环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院 2.中囯环境科学研究院环境污染控制工程技术研究中心 3.中国石油吉林石化污水处理厂

生物处理单元是传统污水处理厂一级处理的核心单元，其中的微生物大多以污泥絮体、颗粒污泥、生物膜等微生物聚集体的形式存在。胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)主要是由微生物分泌的、包裹在胞外的高分子聚合物组成，占活性污泥总量的80%[1]，其组成和浓度会因微生物种类、水质环境、提取方法而有所变化。EPS位于微生物表面的特殊位置以及其理化性质(如荷电性、亲疏水性、黏附性等)决定了EPS在微生物聚集体相互作用中的重要地位，因此针对EPS的特性以及影响研究已普遍开展。在污水处理过程中，由于部分EPS能够随着水流发生移动，在不同的处理单元都存在着EPS，从能耗效率、出水水质等方面影响水处理效果，但目前关于EPS对污水处理系统中各单元的影响尚未有明确定论，导致对存在EPS的部分污水处理单元的工艺优化工作无法有效开展。笔者综述了EPS在生物处理单元对微生物生长、颗粒污泥的形成、微生物聚集体的絮凝与沉降性能的影响，在深度处理单元对渗透膜通透性、催化剂传质等性能的影响，在污泥处理单元对污泥消化和脱水性能的影响，并对其影响机理进行了阐释。

1 EPS的定义及特性

对EPS的认识是由内向外逐步拓宽的。Wingender等[2]将EPS作为集合名词，代表微生物聚集体内部各种大分子物质，如多糖、蛋白质、核酸、脂质等多聚物；Nielsen等[3]将EPS定义范围扩大，认为位于细胞壁外，即使未直接固定在外膜之上的多聚物同样也属于EPS；Geesey[4]将EPS定义为由微生物产生的参与微生物聚集体形成的胞外聚合物；Salama等[5]进一步把EPS定义为由微生物产生，在生物膜系统中结合其他颗粒并黏附于其基质之上的有机多聚物。随着研究的深入与拓展，以上定义被发现仅适用于结合态EPS，而忽略了同样对微生物聚集体中微生物活性及其表面特性有重要作用的溶解态EPS[6]。在许多研究[7-9]中，溶解态EPS被认为是溶解性微生物产物(soluble microbial products，SMP)。目前，EPS的定义尚未统一，但EPS是由微生物的高分子量分泌物、细胞裂解物和大分子的水解产物以及吸附的部分有机物所组成的多聚物[3]这一定义得到了广泛认可。

EPS根据存在形式可分为结合态EPS和溶解态EPS。结合态EPS具有明显的双层结构：1)位于内层，与细胞壁紧密结合且有一定形态的EPS为紧密黏附型EPS(tightly bound EPS，TB-EPS)；2)位于TB-EPS外，能够向周围延伸和扩散，且没有明显边界和外形的黏液层则称为松散附着型EPS(loosely bound EPS，LB-EPS)[10]。其结构关系如图1所示[11]。

图1 EPS的结构示意Fig.1 Structure diagram of EPS

EPS的组成复杂，包括蛋白质、多糖、腐殖酸、核酸、糖醛酸、脂质等有机成分以及一些其他的无机成分，其中蛋白质、多糖被认为是EPS中的主要物质，二者约占EPS浓度的70%～80%[12]。实际上，EPS浓度与各组分的比例并非恒定，而是与样品的来源、提取方法、工艺参数等因素有着密切的关系。如Sponza[13]对5种不同行业的污泥絮体中的EPS进行了提取，发现取自市政与酿酒废水活性污泥的EPS中蛋白质浓度高出其DNA的11倍，分别为70和6 mgg〔以挥发性悬浮固体(VSS)计，下同〕；但在造纸、纺织以及石化行业中，污泥絮体的EPS中蛋白质浓度有所下降而DNA浓度有所增加，分别为38～42、11～17 mgg。王琰等[14]利用离心法、加热法、热碱法、甲醛-热碱法、甲醛-NaOH法5种不同的提取方法对亚硝化颗粒污泥中的EPS浓度进行对比分析，结果表明，热碱法所提取的EPS浓度最高，为(102.1±5.2)mgg，其蛋白质与多糖浓度比更是高达8.4，这可能是由于经热碱法处理后的污泥细胞发生破裂，胞内蛋白质大量溶出造成的。赵华南[15]研究不同CN下SBR脱氮性能发现，当CN为5时，最有利于硝化菌进行硝化作用，活性污泥中EPS各组分浓度在硝化作用前后明显增加，且在反应结束时EPS的浓度最大，为190.2 mgg。这说明不同运行参数会影响微生物的活性和反应的进程，从而引起EPS浓度的变化。

微生物聚集体中EPS的功能有3种：1)EPS具有双层结构，能为微生物形成屏障，抵抗水质、水量变化的冲击以及毒性物质的入侵[7,16]；2)EPS的主要成分是蛋白质与多糖，在营养短缺的情况下，部分胞外蛋白质可以作为酶分解消化EPS，为微生物的新陈代谢与生长提供碳源和能源[17-18]；3)EPS成分复杂且依附于微生物聚集体的表面，因此会改变其表面特性(如亲疏水性、荷电性等)以及细胞间的相互作用方式，从而影响微生物聚集体的絮凝、沉降、脱水等性能[19-21]。

2 EPS对污水处理单元的影响

2.1 生物处理单元

2.1.1对微生物生长的影响

在污水生物处理单元中，绝大多数微生物是通过EPS与其他细胞相互作用并聚集，以活性污泥、颗粒污泥、生物膜等微生物聚集体的形式完成新陈代谢。因此，EPS作用下微生物聚集体的活性与特性将会直接影响生物处理单元对污染物去除的效率和能力。

由于大部分EPS来源于微生物本身所产生的有机物，其生成也要消耗外来的碳源与氮源。在传统观点中，微生物利用基质的方式有2种：1)直接利用分解产生能量；2)合成转化为新的具有活性的细胞物质[22]。Laspidou等[7]研究指出，EPS中的非活性有机物的合成也同样需要消耗基质，若EPS浓度过高，势必会与微生物生长形成竞争，从而影响微生物的生长。吴杨芳等[23]的研究也发现，在50 mgL高浓度纳米氧化铈的毒性环境下，活性污泥微生物所产生的EPS浓度从对照组的58.00 mgg增至67.18 mgg，同时活性污泥系统中的异养菌和亚硝化菌的生长被明显抑制，这是因为细胞在毒性环境下会分泌更多的EPS来吸附纳米氧化铈，形成保护层，减少了细胞与基质的接触，相应地微生物的生长速率就会减缓。因此，即使是在相对温和的生物处理单元，在估算微生物的生长情况时，EPS浓度也是不可忽视的参数。

2.1.2对微生物聚集体絮凝的影响

微生物聚集体的絮凝性能是保持生物处理单元出水低浊度的一个重要特性。Wilén等[24]在厌氧絮凝研究中，发现EPS和微生物是活性污泥解体后最主要的成分，且在生物膜系统中，也是通过微生物分泌大量EPS来实现微生物与载体、微生物与微生物之间的黏附[25]。可见，EPS在微生物聚集体的絮凝过程中发挥着重要作用。

早期研究中Tenney等[26]发现，随着EPS浓度的增加，微生物在内源呼吸阶段的絮凝程度有所提高；但张兰河等[27]研究发现，若将EPS浓度从100 mgL提高到500 mgL，污泥的絮凝性能约下降27%，并伴随着出水固体悬浮物浓度的大幅升高；马兴冠等[28]也得到了相似的结论，其试验中所建立的EPS浓度与污泥体积指数(SVI)的二项式非线性回归方程表明，EPS浓度与SVI呈正相关，EPS浓度增大会使污泥的絮凝性能明显下降。这可能是因为高浓度的EPS会携带大量负电荷的功能基团，导致聚集体间排斥力增大，絮凝性能变差。

EPS的组分也会对微生物聚集体的絮凝性能产生影响。Zhang等[29]利用过氧乙酸在酸性条件下将EPS中的蛋白质分解后未发现完整的污泥絮体。Ye等[30]也发现，若将EPS中的多糖进行提取，污泥的絮凝能力几乎不受影响；相反，若是将EPS中的蛋白质进行提取，则污泥的絮凝性能会削减30%左右。但Kavita等[31-32]的对比试验得出了EPS中的单糖浓度会极大影响絮凝性能的结论，即当单糖浓度降低40%左右时，其絮凝能力下降约33%。这说明蛋白质与糖类均会对微生物聚集体的絮凝性能产生影响，一方面由于蛋白质具有疏水基团，能够加快微生物聚集体的聚集过程；另一方面多糖具有一定的黏附性，能够使微生物聚集体间更容易发生结合；再者，蛋白质和多糖带有荷电性相反的基团，能够相互抵消，从而减少微生物聚集体间的静电排斥力。因此，应从蛋白质与多糖的相对浓度来考虑ESP对微生物聚集体絮凝性能的影响。此外，王红武等[10]研究发现，LB-EPS浓度越高，污泥絮凝性能越差，而TB-EPS浓度对污泥絮凝性能基本无影响；Li等[33]也得到了同样的结论。这是因为LB-EPS相较于TB-EPS位于外层且具有一定的流变性，外层厚度的增加不仅会产生一定的位阻效应，而且会使细胞或絮体表面的zeta电位增加，从而降低污泥的絮凝性能。与此相反，Zhang等[34]的试验结果表明，LB-EPS和TB-EPS对悬浮污泥聚集的贡献率分别为16%和30%，其中TB-EPS对微生物聚集体絮凝性能的影响大于LB-EPS。由此可见，EPS对微生物聚集体絮凝性能的影响十分复杂，某些研究结论还存在争议。

关于EPS影响絮凝性能比较成熟的机理有2种：DLVO理论和离子桥联[19]。DLVO理论描述的是细胞间或絮体间的分子力与静电力作用，微生物及其聚集体表面EPS中含有多种高分子有机物，存在许多阴离子基团，如—OH、—COOH等，使其表面呈负电性[35]，聚集体之间由于静电排斥作用形成稳定的势垒，而环境中存在的反离子可以对聚集体表面的负电荷产生屏蔽作用，压缩双电层厚度，提高絮凝性能。离子桥联则是当细胞或絮体相互靠近时，EPS通过环境中多价阳离子的架桥作用将各种细胞联结形成的一种外部延伸、内部网状多孔的三维立体结构，以此改善微生物聚集体的絮凝性[36-38]。

2.1.3对污泥颗粒化的影响

污泥颗粒化是指微生物在污水生物处理反应器中的自固定化所形成的一种结构密实的好氧或厌氧颗粒。颗粒污泥中的各种微生物构成较为独立的微生态系统，使微生物生长在相对稳定的环境中，有利于微生物生长与有机物降解，进而提高出水水质。McSwain等[39]利用共聚焦激光扫描显微镜对荧光染色的好氧颗粒污泥进行观察，发现颗粒污泥的内部存在大量的EPS，其主要成分蛋白质可以和多价阳离子结合，有利于污泥的颗粒化；李定昌等[40]对来源于同一处理单元的8种不同粒径的好氧颗粒污泥进行EPS的提取，指出粒径为1.6～2.0 mm时，颗粒污泥中的蛋白质与多糖浓度比最高，同时SVI最低，具有良好的固液分离性能，由此提出在工程实践中，好氧颗粒污泥的培养粒径应控制在1.6～2.0 mm；Vivanco等[41]在向包含劣活性颗粒污泥的厌氧反应器里添加外源EPS时，该单元的运行性能得到了显著提升，COD去除率从30.6%增至65.5%。上述研究均表明，颗粒污泥的形成在某种程度上离不开EPS在细胞间的相互作用。Liu等[42]由此提出了EPS的作用机理，认为EPS可以通过离子桥联、疏水性的相互影响和聚合物缠结紧密结合细胞，从而增强和促进颗粒污泥的形成(图2)。

2.1.4对污泥沉降的影响

污泥的沉降性能是评价生物处理单元工作运行状况的重要指标，直接影响着处理效率和出水水质。污泥的沉降性能与表面电荷、絮体密度、结合水量等物理化学性质有着密切的关系，SVI常被用来表征污泥的沉降性能。研究表明，EPS及其组分浓度对污泥的沉降性能均有影响。由于EPS呈负电性，过量的EPS会使得污泥间的排斥力增大、污泥表面的zeta电位升高，从而导致SVI升高[43-44]。针对EPS不同组分浓度对SVI影响的研究中，王红武等[10]提出，EPS中的LB-EPS浓度对SVI的影响显著，SVI随着LB-EPS浓度的增加而增大，而TB-EPS浓度的变化对SVI基本无影响。这可能与LB-EPS具有结构疏松、含水量高和流变性等特点有关，其浓度的变化会直接导致污泥体积与密度的变化。但也有少数研究得出SVI与EPS浓度成反比，高EPS浓度可以改善污泥沉降性能[45]，或EPS浓度与SVI无关[46]的结论。由于水质或污泥性质等因素，EPS对SVI的影响尚无一致的结论，还需要进一步的研究和探讨。

2.2 深度处理单元

深度处理单元在工业废水处理中常与生物处理单元联用，目的是去除生物处理单元出水中难生物降解的物质，优化出水水质。但由于工业废水多具有毒性，生物处理单元的微生物活性会受到一定程度的抑制，导致二级出水中的微生物聚集体以及EPS浓度有所增加，影响深度处理单元的运行效率。

微生物聚集体表面的EPS能够影响微生物聚集体的黏附性，它所含有的某些官能团(如羧酸盐、磷酸盐、胺等)有助于微生物黏附在固体表面[47]；此外，由于EPS的存在，微生物聚集体表面呈负电性且形成疏水区域，能够吸附环境中的有机物与金属离子。适量的EPS能够协助微生物对污染物的去除，但是过量的EPS却可能在深度处理单元中引起传质与堵塞问题。在对颗粒污泥进行研究时，Mu等[48]发现在高EPS浓度下，厌氧颗粒污泥的渗透性较低，这是因为颗粒污泥表面被EPS层所包裹，基质必须先穿过EPS层才能与内部的微生物接触。在污水深度处理单元中也观察到了类似的结果，如李亚男等[49]对某石化污水处理厂的二级生化池出水端(即催化臭氧氧化单元)进行了研究，发现若不对该单元进水端的生物絮体加以控制，处理效果在7 h内会显著下降。同样，催化剂表面也可能因为生物絮体的黏附性而沉积形成EPS层，占据催化剂表面的活性位点，同时增大臭氧扩散到催化剂表面的传质阻力。另外，有专家研究了EPS对膜生物反应器(MBR)中膜的污染。如Xiong等[50-51]认为EPS参与了膜表面结垢，导致膜的渗透通量减少和跨膜阻力升高；Zhang等[52]提取并分离被污染的膜中的组分，发现膜污染物中的EPS浓度是反应器污泥中的4倍左右，其中多糖类物质是最主要的膜污染物。因此，若将MBR应用于深度处理单元，来自前端的EPS物质同样可能会导致膜堵塞，从而降低深度处理单元的效率。

对于微生物聚集体的黏附性，Poortinga等[53]认为是静电力和化学键共同作用的结果，这一结论得到了Tsuneda等[54]的验证，其试验表明当EPS浓度相对较低时，静电作用会抑制细胞在固体表面的黏附，若EPS浓度较大，胞间的相互作用则会增强其黏附性。但Zhu等[55]提出，除了包含在DLVO理论中的作用力外，还有非DLVO力控制着EPS对固体的黏附性。因此对EPS黏附机理的阐释还需进一步地研究与探索。

2.3 污泥处理单元

污泥处理是对污泥进行减量化、稳定化和无害化的过程，其中污泥消化与脱水是污泥处理单元的常见步骤，也是整个污水处理工艺流程高效、经济运行的保障，而EPS对污泥的消化与脱水性能有着显著的影响。

厌氧消化产甲烷是污泥消化常用工艺。在以往的观点中，污泥消化主要是为了去除剩余污泥中存在于微生物细胞中的有机物，稳定污泥的性质并减小污泥的体积，但这忽略了污泥中EPS的存在，其在活性污泥总有机物中的占比可达50%～90%[56]。卢鹏程[57]对剩余污泥预处理-厌氧消化的联合工艺进行研究，发现通过加入柠檬酸对剩余污泥中的EPS进行预处理后，厌氧消化产甲烷量提高了7.42%，挥发性固体的去除率也有所提高；程晓媛[58]将剩余污泥中所提取的EPS添加到污泥消化的不同阶段，发现不但能促进厌氧消化的增溶水解过程，还能够显著提高产甲烷性能，甲烷产量提高了82.9%。可见，EPS对污泥的消化可能具有双重影响，与污泥消化所采用的工艺以及参数有关。

污泥中的水通常可以分为2类：1)与絮体作用力小、容易分离的自由水；2)通过氢键和静电作用与絮体有强作用的结合水[59]。EPS含有许多亲水性组分，可以结合大量的水，因此EPS通常被认为对污泥的脱水性能有负面影响。EPS对污泥脱水的影响方式大致有3种：1)EPS的某些分子会延伸至污泥表面之外，产生空间阻力，阻止细胞间的接触挤压；2)EPS中的大分子会导致污泥絮体中保留大量的水，并增加絮体中的间隙水量；3)EPS分子也可以形成稳定的凝胶类物质，防止水的外渗。Houghton等[60]的研究发现，低浓度的EPS有利于污泥的脱水，这可能是因为低浓度EPS使污泥絮体结合得更紧密，但超过最佳浓度后，EPS浓度增加会引起污泥脱水性能的下降；Sanin等[61]通过试验将EPS提取后，发现原本靠EPS黏附在絮体内部的小颗粒被释放，破坏了污泥的脱水性能。这说明EPS浓度对于污泥的脱水性能具有双重作用。

3 展望

EPS在污水处理的各单元中发挥着不同的重要作用，进一步深入探索和阐释EPS在污水处理厂各污水处理单元中的行为和作用机制，可以从优化EPS研究方法方面着手：1)建立标准化的EPS提取方法。目前尚未形成统一的EPS提取方法，不同方法所提取的EPS在浓度和组分上有很大的差别，这是造成很多研究结论相互矛盾的一个重要原因。2)构建EPS原位分析方法。EPS及其组分在微生物聚集体中存在着空间上的架构，经过不同方法的分离和提取，其空间架构可能已被极大地破坏。利用原子力显微镜(AFM)和激光扫描共聚焦显微镜(CLSM)可以观测完全水合的样品，能够更加直接地分析EPS及其组分的行为机理。3)开展对溶解态EPS的研究。现在绝大多数研究都是围绕结合态EPS而展开，忽略了溶解态EPS对微生物聚集体的影响。应进一步开展对溶解态EPS与溶解性微生物代谢产物特性的对比研究，如组成、物化性质、在污水处理过程中的行为等，明确溶解态EPS的定义与范围，有利于构建完整的EPS研究体系。