廢水生物處理系統(tǒng)中胞外多聚物的研究進(jìn)展

唐朝春，劉名，陳惠民，簡(jiǎn)美鵬，衷誠(chéng)

（華東交通大學(xué)土木建筑學(xué)院，江西 南昌 330013）

胞外多聚物（extracellular polymeric substances，EPS）是出現(xiàn)在生物聚集體細(xì)胞外的一類高分子化合物，通常情況下包裹于細(xì)胞壁之外，形成一個(gè)巨大的網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)[1]。EPS作為微生物生命活動(dòng)的微環(huán)境，可以對(duì)微生物聚集體起到一定的保護(hù)作用和促使微生物之間相互黏附的作用。在廢水生物處理系統(tǒng)中，微生物聚集體的EPS主要來(lái)源有生物細(xì)胞自身的分泌物、排泄物、水解產(chǎn)物、代謝產(chǎn)物以及廢水水體中吸附的有機(jī)物和無(wú)機(jī)物質(zhì)[2]。

EPS是廢水生物處理系統(tǒng)中顆粒污泥、絮狀污泥、生物膜等生物聚集體的關(guān)鍵組分，對(duì)生物聚集體的形成過(guò)程和維持其結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性起著關(guān)鍵性的作用[3]。它具有一定的生物降解性，并且對(duì)重金屬和有機(jī)物等污染物質(zhì)有一定的吸附性能[7]，是廢水生物處理領(lǐng)域的重點(diǎn)研究對(duì)象。它的生物降解性表現(xiàn)在：當(dāng)微生物維持代謝活性需要時(shí)，EPS可以作為碳源或能源物質(zhì)供給微生物新陳代謝利用[4-5]。

同時(shí)，由于EPS的物理性質(zhì)、化學(xué)性質(zhì)、生物降解性以及結(jié)構(gòu)的特殊性，在生物聚集體的絮凝、沉降和脫水性能等方面具有重要的影響。因此，在廢水生物處理領(lǐng)域中對(duì)于EPS的研究具有重要的研究意義，已成為現(xiàn)今國(guó)內(nèi)外學(xué)者的研究熱點(diǎn)。

1 EPS的組成和結(jié)構(gòu)

1.1 EPS的組成

EPS的主要成分為胞外蛋白質(zhì)（extracellular protein，PN）和胞外多糖（extracellular polysaccharide，PS），其余組分包括有腐殖質(zhì)、脂類、氨基酸、糖醛酸、核酸和一些無(wú)機(jī)成分。PN和PS作為EPS的主要成分，是眾多研究者的重點(diǎn)研究對(duì)象，它們的含量占 EPS中總有機(jī)碳（TOC）含量的 70%～90%[6-7]。在廢水處理系統(tǒng)中，除了PN和PS，其余組成成分所占比例相對(duì)來(lái)說(shuō)較小，然而腐殖質(zhì)是EPS的又一關(guān)鍵組分，所占比例僅次于PN和PS，它有利于提高污泥的疏水性，可影響污泥絮體的表面電荷和Zeta電位[2，6-7]。

受條件影響，不同微生物聚集體中提取出來(lái)的EPS的組成成分和各組分所占的比例會(huì)有所差異；用不同的EPS提取方法得到的提取物成分及比例也會(huì)有所差別[8-9]。EPS常用的提取方法有物理法、化學(xué)法和物化結(jié)合法。Weia等[10]分別用堿性提取法（NH4OH 和甲醛 +NaOH）與物理提取法（超聲波、80℃加熱處理，陽(yáng)離子交換樹(shù)脂-CER），再用 XAD-8/XAD-4 樹(shù)脂分餾提取 EPS，最后得到成分不同、降解性能不同、光譜結(jié)構(gòu)不同的EPS。物理法有高速離心法、超聲波法等，該法較溫和，不引入藥品，不易對(duì)提取出的生物活性成分造成干擾，缺點(diǎn)是提取量偏低，適合EPS定性分析；化學(xué)法有EDTA提取法、NaOH提取法等，該法與物理法相反，它提取量大，但是容易破壞微生物細(xì)胞，使得胞內(nèi)物質(zhì)外釋，對(duì)提取成分造成污染，適合EPS的定量分析；物化結(jié)合法（如超聲波-甲醛法）則可綜合以上兩種方法的優(yōu)點(diǎn)，一定程度上克服了提取過(guò)程中提取量不準(zhǔn)確和胞內(nèi)物質(zhì)外釋引起誤差的缺陷[11]。Carles等[12]認(rèn)為，應(yīng)以獲取最大的EPS提取量并使生物自溶現(xiàn)象最小化為標(biāo)準(zhǔn)提取EPS，聲波降解提取法最適于提取各生物聚集體內(nèi)的緊密附著型EPS（tightly bound EPS，TB-EPS），且成分中的DNA僅存在于TB-EPS內(nèi)。EPS的成分和各成分比例差異性受眾多因素的影響，比如EPS的預(yù)處理、EPS的提取和分析方法會(huì)對(duì)EPS的提取結(jié)果有所影響。另外，由于不同的水體與環(huán)境因素的差異，會(huì)刺激微生物產(chǎn)生不同成分的胞外多聚物，故而微生物所分泌的 EPS組分以及含量的差異性與廢水水質(zhì)、微生物的生長(zhǎng)期、污泥齡、生物反應(yīng)器類型、水力剪切力、污泥負(fù)荷、水體基質(zhì)類型、微生物種類、金屬離子、溫度等因素相關(guān)[1，13-14]。例如，Jorand等[14]在研究中發(fā)現(xiàn)，城市污水處理廠中的活性污泥的EPS蛋白質(zhì)含量高出啤酒廢水處理廠60%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)）。

1.2 EPS的空間結(jié)構(gòu)

EPS空間結(jié)構(gòu)的分布情況主要取決于微生物聚集體的類型、結(jié)構(gòu)和來(lái)源。一般而言，EPS呈流變性雙層結(jié)構(gòu)[1]。按流變性雙層空間結(jié)構(gòu)的分布，可以將EPS分為緊密附著型EPS（tightly bound EPS，TB-EPS）和松散附著型EPS（loosely bound EPS，LB-EPS）。其中，TB-EPS 可以與細(xì)胞緊密結(jié)合，較為穩(wěn)定地附著在細(xì)胞壁外，而LB-EPS則結(jié)構(gòu)疏松，密度小，無(wú)明顯邊緣，為可向周圍環(huán)境擴(kuò)展且具有一定流動(dòng)性的黏液層[15]。當(dāng)細(xì)菌處于半饑餓或饑餓狀態(tài)的減速生長(zhǎng)期或內(nèi)源呼吸期時(shí)，可以分泌出能與細(xì)胞緊密結(jié)合的高分子聚合物，屬于TB-EPS；而細(xì)胞在對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期分泌的則是與細(xì)胞非緊密結(jié)合的低分子聚合物，呈疏松狀態(tài)附著于TB-EPS外層，屬于LB-EPS[16]。另外，氧濃度的降低會(huì)使微生物聚集體內(nèi)細(xì)菌處于供氧不足狀態(tài)，容易發(fā)生厭氧代謝，這一方面可以刺激微生物分泌EPS，多由高分子聚合物組成的 TB-EPS難以被微生物降解，含量升高，另一方面多由小分子聚合物組成的LB-EPS被代謝降解，含量降低。有研究者認(rèn)為，LB-EPS是影響污泥絮凝、沉降和脫水性能的決定性因素，同時(shí)也是影響生物聚集體的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的關(guān)鍵因素[15]。

此外，也有部分學(xué)者將EPS劃分為附著型EPS（bound EPS，bEPS）和溶解型EPS（soluble EPS，sEPS），認(rèn)為bEPS附著并包裹于細(xì)胞之外，對(duì)生物聚集體的形成過(guò)程具有重要的影響作用，而 sEPS則是微生物代謝或自溶產(chǎn)生的可溶性產(chǎn)物，sEPS以游離態(tài)存在，溶解于液相主體，是廢水生物處理系統(tǒng)中BOD或COD的重要組成部分，對(duì)出水水質(zhì)的影響較大[17]。

2 EPS的生物降解性

EPS可以作為碳源即能源物質(zhì)被微生物所利用，通常情況下，EPS的主要成分為PN和PS，在廢水生物處理反應(yīng)器內(nèi)富含降解這類高分子聚合物的酶。細(xì)菌的代謝產(chǎn)物是EPS的重要來(lái)源，有學(xué)者認(rèn)為，構(gòu)成活性污泥的細(xì)菌可以利用其他細(xì)菌的代謝產(chǎn)物，說(shuō)明EPS具有一定的可生物降解性[4]。然而，Laspidou 和 Rittmann[17]則認(rèn)為 EPS內(nèi)的某些成分是不能被微生物降解的。Wang等[18]也得出類似的結(jié)論，指出分布在顆粒污泥內(nèi)部的EPS具有生物降解性，而大部分分布在顆粒污泥外層的EPS則不具備生物降解性。Park和Novak[19]報(bào)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異：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則是厭氧生物降解。當(dāng)水體中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)不足時(shí)，EPS被降解后生成小分子物質(zhì)，可作為細(xì)胞生長(zhǎng)代謝的碳源及能源物質(zhì)。而EPS被生物降解，可能會(huì)導(dǎo)致絮狀污泥的解體，EPS的不可生物降解部分隨出水流出反應(yīng)器，導(dǎo)致出水水質(zhì)惡化。

3 EPS的吸附性能

由于EPS具有空間結(jié)構(gòu)特殊、較大的比表面積、一定的生物活性和膠體負(fù)電性等特點(diǎn)，使其對(duì)重金屬及有機(jī)有毒物質(zhì)具有較強(qiáng)的吸附能力。EPS中的蛋白質(zhì)、脂類、多糖上的疏水區(qū)含有大量的可與重金屬與有機(jī)物結(jié)合的配位點(diǎn)，這意味著EPS在吸附重金屬的過(guò)程中可能發(fā)揮著關(guān)鍵性的作用，進(jìn)而使之遷移轉(zhuǎn)化，以達(dá)到凈化水體的作用。

EPS吸附去除重金屬的作用機(jī)理有4類：表面絡(luò)合原理、促進(jìn)細(xì)胞對(duì)可溶性金屬的吸收與積累、與可溶性金屬成鍵以及離子交換機(jī)理。EPS中可與重金屬配位絡(luò)合的官能團(tuán)主要有羥基、羧基、磷酸根、酚醛樹(shù)脂、硫酸脂基、氨基等。EPS中含有大量的羥基與羧基，是其與重金屬發(fā)生絡(luò)合的關(guān)鍵因素。Sheng等[20]研究顯示，EPS可吸附去除Cu2+，原因是EPS中的蛋白質(zhì)與腐殖質(zhì)上的氧原子羧基可與 Cu2+絡(luò)合。陶琴琴[21]研究顯示，Cu2+和 Zn2+與EPS 之間可能以離子交換或共價(jià)鍵等化學(xué)形式結(jié)合，EPS 吸附 Cu2+和Zn2+的主要官能團(tuán)基本一致，主要有羥基、羧基、酰胺基團(tuán)、C—O—C 基團(tuán)和氨基等，而且多糖中所包含的官能團(tuán)易于同Cu2+和Zn2+結(jié)合，在吸附過(guò)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 對(duì) Pb2+吸附的主要作用機(jī)理是與—COOH的離子交換作用，以及同—CH2—、C=O、C—N、O—CO—N、—OH和C=C等的絡(luò)合作用，而對(duì)Cd2+的吸附主要是通過(guò)—CH2—、C=O、C—N、O—CO—N、—OH和C=C的絡(luò)合作用完成[22]。另外，污泥中的sEPS相對(duì)于bEPS來(lái)說(shuō)具有更強(qiáng)的吸附能力。

EPS可以與Ca2+、Mg2+等可溶性金屬離子成鍵，它們之間的分子間作用力有助于維持生物聚集體的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性。Yuncu等[23]發(fā)現(xiàn)，在重金屬被吸附的同時(shí)溶液中釋放出大量的Ca2+和Mg2+，該吸附過(guò)程與離子交換存在密切的聯(lián)系。Wang 等[24]研究報(bào)道，EPS的雙電子層結(jié)構(gòu)中擴(kuò)散層對(duì)其生物吸附起阻礙作用，投加二價(jià)陽(yáng)離子可以加強(qiáng)其生物吸附，這也證實(shí)了EPS呈現(xiàn)雙電子層結(jié)構(gòu)，親水性的羧基官能團(tuán)的吸附架橋作用在EPS對(duì)NOM的生物吸附過(guò)程中起最主要的作用。

EPS還可以吸附如菲、苯、有機(jī)染料等有毒有機(jī)污染物質(zhì)，這主要是 EPS的疏水區(qū)域發(fā)揮的作用[25-26]；EPS的表面負(fù)電性使它能夠與帶正電荷的有機(jī)污染物靜電鍵合[27]。Spath等[26]報(bào)道，在對(duì)苯（甲苯和間二甲苯）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細(xì)胞所吸收積累的。有研究報(bào)道，EPS的蛋白疏水區(qū)對(duì)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吸附階段被去除，只有35.3%是被生物降解[28]。另外，蛋白質(zhì)比腐殖質(zhì)等成分對(duì)百草敵的吸附容量更高，而 sEPS中的蛋白質(zhì)含量又高于bEPS，所以sEPS對(duì)有機(jī)物的吸附容量高于bEPS的[29]。然而金偉等[30]的研究發(fā)現(xiàn)，厭氧污泥與活性污泥EPS對(duì)染料亞甲基藍(lán)的吸附主要是bEPS吸附作用的貢獻(xiàn)。

4 EPS對(duì)生物聚集體的影響

4.1 對(duì)污泥性能的影響

EPS對(duì)生物聚集體污泥性能的影響與EPS的表面電負(fù)性、疏水性、吸附架橋以及其可與多價(jià)陽(yáng)離子結(jié)合的結(jié)構(gòu)特性等因素密切相關(guān)[31]。

PN和PS作為EPS的主要組成物質(zhì)，關(guān)于PN和 PS對(duì)污泥性能的影響作用成為了眾多學(xué)者的研究熱點(diǎn)。PS是污泥絮凝的主要影響物質(zhì)，具有生物凝膠特性和吸附架橋等作用，影響污泥性能，增加PS的含量可以促進(jìn)生物聚集體的形成。Adav等[9]研究認(rèn)為 PS中含有大量的羥基、羧基等負(fù)電性官能團(tuán)，顆粒之間可以通過(guò) PS上的陽(yáng)離子吸附架橋作用形成交叉網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，促進(jìn)細(xì)菌與細(xì)菌之間相互黏附形成菌膠團(tuán)。同時(shí)，PS具有一定的親水性，過(guò)多的 PS含量可能會(huì)對(duì)污泥的沉降與脫水性起負(fù)面影響[31]。然而，有研究者提出PN才是影響污泥絮凝最主要的因素，PN的表面電負(fù)性和高疏水性可以促進(jìn)顆粒黏附絮凝[32]。Xie等[33]研究中，用蛋白酶解法處理后的污泥失去了絮凝能力，認(rèn)為PN可嚴(yán)重影響細(xì)胞的疏水性和Zeta電位。PN/PS值的升高有助于污泥絮凝，這可能是PN疏水區(qū)與PS親水區(qū)共同作用的結(jié)果，增加PN/PS比值有助于減小細(xì)菌與水分子之間的結(jié)合，并促進(jìn)細(xì)菌與細(xì)菌之間接形成菌膠團(tuán)[33-34]。PN同時(shí)也被認(rèn)為是污泥沉降性能的主要影響因素，PN可分為緊密附著型（TB-PN）和松散附著型（LB-PN），過(guò)量的LB-PN容易使污泥絮體形成松散結(jié)構(gòu)，細(xì)胞之間含有大量的結(jié)合水，污泥絮體空隙大，同時(shí)LB-PN更多為小分子物質(zhì)，污泥密度降低，而 TB-PN則相反，所以過(guò)量的LB-PN會(huì)降低污泥的沉降性能。周琪等[35]研究表明，EPS組分中PN所占比例越少，含量越低，污泥絮體的沉降效果就越好，原因可能是當(dāng)PN含量降低的同時(shí) TB-PN/LB-PN的比值增大了，當(dāng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)匱乏時(shí)，小分子的 LB-PN更容易被微生物降解，這降低了LB-PN對(duì)污泥沉降性能的不利影響，同時(shí)保留了有利于污泥沉降的TB-PN。 Chen等[36]報(bào)道，相對(duì)較高濃度的TB-PN有利于污泥沉降。同樣的，適當(dāng)?shù)亟档?PN含量可以提高污泥的脫水性能[37]。

有研究者從EPS的結(jié)構(gòu)著手，分析其對(duì)污泥性能的影響，研究表明LB是影響污泥絮凝性能與泥水分離效果的關(guān)鍵影響因素，并指出過(guò)多的LB會(huì)造成污泥沉降性能的惡化[7，15]。有研究者在對(duì)污泥脫水性能的研究中發(fā)現(xiàn)，隨著質(zhì)量比MLB/MTB的增大，污泥的表面Zeta電位絕對(duì)值增大、親水性升高，污泥的脫水性能變差[7]。但是也有部分學(xué)者認(rèn)為TB對(duì)污泥絮凝效果作用明顯，而LB的影響不大。

4.2 對(duì)膜污染的影響

膜污染是膜生物反應(yīng)器（membrane bioreactors，MBR）運(yùn)行過(guò)程中比較常見(jiàn)的一種現(xiàn)象。大量研究表明，EPS是膜污染最重要的生物影響因子。

EPS的累積會(huì)引起MBR的膜污染，并導(dǎo)致過(guò)流阻力增加。桂永馨等[38]在對(duì)好氧顆粒污泥動(dòng)態(tài)膜生物反應(yīng)器（DMBR）的運(yùn)行實(shí)驗(yàn)研究中表明，減少系統(tǒng)中 EPS 的截留量，降低系統(tǒng)EPS的累積，可以減緩膜污染程度。Zhang等[39]對(duì)MBR膜垢中的EPS組分進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)PS是引起膜污染的主要因素，而PN與DNA等物質(zhì)對(duì)膜污染的貢獻(xiàn)不大。Drews等[40]研究也表明PS是造成MBR膜垢形成和過(guò)流阻力升高的主要影響因素。有研究顯示，PN也是影響膜污染的因素之一，Wang等[41]在不同的膜污染層——凝膠層和泥餅層中發(fā)現(xiàn)熒光類胞外蛋白；Ou等[42]研究表明，當(dāng)PN濃度升高，過(guò)濾時(shí)間隨之變長(zhǎng)，膜污染程度加劇。

從EPS的結(jié)構(gòu)上分析，Wang等[43]研究表明，LB與膜污染有明顯關(guān)聯(lián)，TB則與膜污染無(wú)明顯聯(lián)系。劉陽(yáng)等[44]研究也表明，LB是造成膜污染的主要物質(zhì)，TB則無(wú)明顯聯(lián)系。劉強(qiáng)等[45]研究表明，與TB相比，LB對(duì)濾餅層的污泥比阻影響程度更深，隨著LB濃度的降低，HMBR 中膜污染的控制性能增強(qiáng)，反應(yīng)器內(nèi)膜表面的濾餅層阻力比常規(guī) MBR降低了56.9%。

4.3 對(duì)好氧顆粒污泥的影響

好氧顆粒污泥具有結(jié)構(gòu)緊密、沉降性能好、耐沖擊能力強(qiáng)、能承受較高有機(jī)負(fù)荷的特性，在廢水處理方面具有它獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)，近年來(lái)引起了廣大學(xué)者的研究興趣[46-47]。眾多學(xué)者認(rèn)為，EPS是顆粒污泥的形成與穩(wěn)定性的重要影響因素[47-48]。有學(xué)者認(rèn)為，PS主要通過(guò)它的凝膠特性，同時(shí)PN則主要是作為顆粒內(nèi)核來(lái)促進(jìn)好氧顆粒污泥形成并維持它的穩(wěn)定性。Chen等[49]和Adav等[50]先后采用熒光染色等方法，處理降解乙酸和苯酚顆粒污泥，發(fā)現(xiàn)β-PS分布在整個(gè)好氧顆粒間質(zhì)，類脂和α-PS主要存在于好氧顆粒外層，EPS中的PN則形成了好氧顆粒的內(nèi)核；并認(rèn)為β-PS是顆粒污泥的網(wǎng)絡(luò)狀構(gòu)筑骨架，包裹了α-多糖、類脂、蛋白以及細(xì)胞等物質(zhì)以支撐顆粒污泥的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性。蘇饋?zhàn)愕萚51]在好氧顆粒污泥強(qiáng)化解體實(shí)驗(yàn)中指出，用強(qiáng)酸或攪拌法處理成熟的好氧顆粒污泥時(shí)，造成顆粒污泥結(jié)構(gòu)改變并解體，其原因之一很可能是顆粒污泥中的EPS的結(jié)構(gòu)與成分發(fā)上了改變，顆粒污泥失去了 EPS的 “粘結(jié)劑”作用，同時(shí)攪拌會(huì)嚴(yán)重影響EPS對(duì)細(xì)胞的吸附架橋。魯文娟等[52]研究表明，EPS影響好氧顆粒污泥的形成，相對(duì)于PN來(lái)說(shuō)PS的產(chǎn)生對(duì)顆粒污泥的形成具有更重要的作用。有研究者[13，48，53]發(fā)現(xiàn)蛋白復(fù)合體與α-多糖是顆粒污泥的結(jié)構(gòu)性物質(zhì)，而非β-多糖，并認(rèn)為 PS或糖苷是顆粒污泥的粘結(jié)劑，在顆粒污泥形成中可能發(fā)揮著重要作用。Adav等[53]研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)8℃保存后的好氧顆粒污泥，PN含量明顯下降，但 PS變化不大，推斷顆粒蛋白內(nèi)核水解是致使其穩(wěn)定性喪失的主要因素。

5 結(jié) 語(yǔ)

EPS是生物聚集體的重要組成物質(zhì)，對(duì)廢水生物處理系統(tǒng)具有重要影響作用。由于生化體系的復(fù)雜性，EPS對(duì)生物聚集體的具體作用機(jī)制仍未明確，尤其是在PN與PS對(duì)生物聚集體的影響作用方面存在較大的爭(zhēng)議。EPS與污泥性能的好壞密切相關(guān)，對(duì)廢水生物處理系統(tǒng)的正常運(yùn)行及改善出水水質(zhì)方面具有重要作用，但目前就EPS中對(duì)污泥性能起作用的關(guān)鍵因子的判定，仍然存在分歧，在今后的研究中，有必要對(duì)EPS中影響污泥性能的主要因子作進(jìn)一步的探討。在應(yīng)用上，深入研究EPS的特殊結(jié)構(gòu)及其吸附性能，對(duì)發(fā)展生物吸附法處理重金屬與有毒有機(jī)廢水具有重要意義；進(jìn)一步明晰EPS的產(chǎn)生、組成、含量與生物聚集體的相互作用，通過(guò)調(diào)控處理系統(tǒng)的操作參數(shù)來(lái)調(diào)控EPS的分泌，是減輕膜污染、優(yōu)化廢水生物處理工藝效能的重要手段；顆粒污泥具有結(jié)構(gòu)的致密、沉降性能好等大量?jī)?yōu)于絮狀污泥的特性，因此顆粒污泥在廢水處理領(lǐng)域具有它一定的優(yōu)勢(shì)，通過(guò)調(diào)控EPS促進(jìn)顆粒污泥的形成并維持其穩(wěn)定運(yùn)行，是今后顆粒污泥應(yīng)用發(fā)展的一個(gè)重要突破點(diǎn)。

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