唐朝春，劉名，陳惠民，簡美鵬，衷誠

（華東交通大學土木建筑學院，江西 南昌 330013）

胞外多聚物（extracellular polymeric substances，EPS）是出現(xiàn)在生物聚集體細胞外的一類高分子化合物，通常情況下包裹于細胞壁之外，形成一個巨大的網(wǎng)狀結構[1]。EPS作為微生物生命活動的微環(huán)境，可以對微生物聚集體起到一定的保護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主要來源有生物細胞自身的分泌物、排泄物、水解產物、代謝產物以及廢水水體中吸附的有機物和無機物質[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鍵組分，對生物聚集體的形成過程和維持其結構的穩(wěn)定性起著關鍵性的作用[3]。它具有一定的生物降解性，并且對重金屬和有機物等污染物質有一定的吸附性能[7]，是廢水生物處理領域的重點研究對象。它的生物降解性表現(xiàn)在：當微生物維持代謝活性需要時，EPS可以作為碳源或能源物質供給微生物新陳代謝利用[4-5]。

同時，由于EPS的物理性質、化學性質、生物降解性以及結構的特殊性，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，在廢水生物處理領域中對于EPS的研究具有重要的研究意義，已成為現(xiàn)今國內外學者的研究熱點。

1 EPS的組成和結構

1.1 EPS的組成

EPS的主要成分為胞外蛋白質（extracellular protein，PN）和胞外多糖（extracellular polysaccharide，PS），其余組分包括有腐殖質、脂類、氨基酸、糖醛酸、核酸和一些無機成分。PN和PS作為EPS的主要成分，是眾多研究者的重點研究對象，它們的含量占 EPS中總有機碳（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來說較小，然而腐殖質是EPS的又一關鍵組分，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的EPS的組成成分和各組分所占的比例會有所差異；用不同的EPS提取方法得到的提取物成分及比例也會有所差別[8-9]。EPS常用的提取方法有物理法、化學法和物化結合法。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，陽離子交換樹脂-CER），再用 XAD-8/XAD-4 樹脂分餾提取 EPS，最后得到成分不同、降解性能不同、光譜結構不同的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，不易對提取出的生物活性成分造成干擾，缺點是提取量偏低，適合EPS定性分析；化學法有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胞，使得胞內物質外釋，對提取成分造成污染，適合EPS的定量分析；物化結合法（如超聲波-甲醛法）則可綜合以上兩種方法的優(yōu)點，一定程度上克服了提取過程中提取量不準確和胞內物質外釋引起誤差的缺陷[11]。Carles等[12]認為，應以獲取最大的EPS提取量并使生物自溶現(xiàn)象最小化為標準提取EPS，聲波降解提取法最適于提取各生物聚集體內的緊密附著型EPS（tightly bound EPS，TB-EPS），且成分中的DNA僅存在于TB-EPS內。EPS的成分和各成分比例差異性受眾多因素的影響，比如EPS的預處理、EPS的提取和分析方法會對EPS的提取結果有所影響。另外，由于不同的水體與環(huán)境因素的差異，會刺激微生物產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、微生物的生長期、污泥齡、生物反應器類型、水力剪切力、污泥負荷、水體基質類型、微生物種類、金屬離子、溫度等因素相關[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蛋白質含量高出啤酒廢水處理廠60%（質量分數(shù)）。

1.2 EPS的空間結構

EPS空間結構的分布情況主要取決于微生物聚集體的類型、結構和來源。一般而言，EPS呈流變性雙層結構[1]。按流變性雙層空間結構的分布，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 可以與細胞緊密結合，較為穩(wěn)定地附著在細胞壁外，而LB-EPS則結構疏松，密度小，無明顯邊緣，為可向周圍環(huán)境擴展且具有一定流動性的黏液層[15]。當細菌處于半饑餓或饑餓狀態(tài)的減速生長期或內源呼吸期時，可以分泌出能與細胞緊密結合的高分子聚合物，屬于TB-EPS；而細胞在對數(shù)生長期分泌的則是與細胞非緊密結合的低分子聚合物，呈疏松狀態(tài)附著于TB-EPS外層，屬于LB-EPS[16]。另外，氧濃度的降低會使微生物聚集體內細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，同時也是影響生物聚集體的結構穩(wěn)定性的關鍵因素[15]。

此外，也有部分學者將EPS劃分為附著型EPS（bound EPS，bEPS）和溶解型EPS（soluble EPS，sEPS），認為bEPS附著并包裹于細胞之外，對生物聚集體的形成過程具有重要的影響作用，而 sEPS則是微生物代謝或自溶產生的可溶性產物，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，對出水水質的影響較大[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器內富含降解這類高分子聚合物的酶。細菌的代謝產物是EPS的重要來源，有學者認為，構成活性污泥的細菌可以利用其他細菌的代謝產物，說明EPS具有一定的可生物降解性[4]。然而，Laspidou 和 Rittmann[17]則認為 EPS內的某些成分是不能被微生物降解的。Wang等[18]也得出類似的結論，指出分布在顆粒污泥內部的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。當水體中營養(yǎng)物質不足時，EPS被降解后生成小分子物質，可作為細胞生長代謝的碳源及能源物質。而EPS被生物降解，可能會導致絮狀污泥的解體，EPS的不可生物降解部分隨出水流出反應器，導致出水水質惡化。

3 EPS的吸附性能

由于EPS具有空間結構特殊、較大的比表面積、一定的生物活性和膠體負電性等特點，使其對重金屬及有機有毒物質具有較強的吸附能力。EPS中的蛋白質、脂類、多糖上的疏水區(qū)含有大量的可與重金屬與有機物結合的配位點，這意味著EPS在吸附重金屬的過程中可能發(fā)揮著關鍵性的作用，進而使之遷移轉化，以達到凈化水體的作用。

EPS吸附去除重金屬的作用機理有4類：表面絡合原理、促進細胞對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理。EPS中可與重金屬配位絡合的官能團主要有羥基、羧基、磷酸根、酚醛樹脂、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)生絡合的關鍵因素。Sheng等[20]研究顯示，EPS可吸附去除Cu2+，原因是EPS中的蛋白質與腐殖質上的氧原子羧基可與 Cu2+絡合。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鍵等化學形式結合，EPS 吸附 Cu2+和Zn2+的主要官能團基本一致，主要有羥基、羧基、酰胺基團、C—O—C 基團和氨基等，而且多糖中所包含的官能團易于同Cu2+和Zn2+結合，在吸附過程中具有重要作用，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 Pb2+吸附的主要作用機理是與—COOH的離子交換作用，以及同—CH2—、C=O、C—N、O—CO—N、—OH和C=C等的絡合作用，而對Cd2+的吸附主要是通過—CH2—、C=O、C—N、O—CO—N、—OH和C=C的絡合作用完成[22]。另外，污泥中的sEPS相對于bEPS來說具有更強的吸附能力。

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構穩(wěn)定性。Yuncu等[23]發(fā)現(xiàn)，在重金屬被吸附的同時溶液中釋放出大量的Ca2+和Mg2+，該吸附過程與離子交換存在密切的聯(lián)系。Wang 等[24]研究報道，EPS的雙電子層結構中擴散層對其生物吸附起阻礙作用，投加二價陽離子可以加強其生物吸附，這也證實了EPS呈現(xiàn)雙電子層結構，親水性的羧基官能團的吸附架橋作用在EPS對NOM的生物吸附過程中起最主要的作用。

EPS還可以吸附如菲、苯、有機染料等有毒有機污染物質，這主要是 EPS的疏水區(qū)域發(fā)揮的作用[25-26]；EPS的表面負電性使它能夠與帶正電荷的有機污染物靜電鍵合[27]。Spath等[26]報道，在對苯（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胞所吸收積累的。有研究報道，EPS的蛋白疏水區(qū)對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，蛋白質比腐殖質等成分對百草敵的吸附容量更高，而 sEPS中的蛋白質含量又高于bEPS，所以sEPS對有機物的吸附容量高于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對染料亞甲基藍的吸附主要是bEPS吸附作用的貢獻。

4 EPS對生物聚集體的影響

4.1 對污泥性能的影響

EPS對生物聚集體污泥性能的影響與EPS的表面電負性、疏水性、吸附架橋以及其可與多價陽離子結合的結構特性等因素密切相關[31]。

PN和PS作為EPS的主要組成物質，關于PN和 PS對污泥性能的影響作用成為了眾多學者的研究熱點。PS是污泥絮凝的主要影響物質，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的含量可以促進生物聚集體的形成。Adav等[9]研究認為 PS中含有大量的羥基、羧基等負電性官能團，顆粒之間可以通過 PS上的陽離子吸附架橋作用形成交叉網(wǎng)狀結構，促進細菌與細菌之間相互黏附形成菌膠團。同時，PS具有一定的親水性，過多的 PS含量可能會對污泥的沉降與脫水性起負面影響[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的表面電負性和高疏水性可以促進顆粒黏附絮凝[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，認為PN可嚴重影響細胞的疏水性和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)共同作用的結果，增加PN/PS比值有助于減小細菌與水分子之間的結合，并促進細菌與細菌之間接形成菌膠團[33-34]。PN同時也被認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），過量的LB-PN容易使污泥絮體形成松散結構，細胞之間含有大量的結合水，污泥絮體空隙大，同時LB-PN更多為小分子物質，污泥密度降低，而 TB-PN則相反，所以過量的LB-PN會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PN含量降低的同時 TB-PN/LB-PN的比值增大了，當營養(yǎng)物質匱乏時，小分子的 LB-PN更容易被微生物降解，這降低了LB-PN對污泥沉降性能的不利影響，同時保留了有利于污泥沉降的TB-PN。 Chen等[36]報道，相對較高濃度的TB-PN有利于污泥沉降。同樣的，適當?shù)亟档?PN含量可以提高污泥的脫水性能[37]。

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

4.2 對膜污染的影響

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

EPS的累積會引起MBR的膜污染，并導致過流阻力增加。桂永馨等[38]在對好氧顆粒污泥動態(tài)膜生物反應器（DMBR）的運行實驗研究中表明，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MBR膜垢中的EPS組分進行分析，發(fā)現(xiàn)PS是引起膜污染的主要因素，而PN與DNA等物質對膜污染的貢獻不大。Drews等[40]研究也表明PS是造成MBR膜垢形成和過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PN濃度升高，過濾時間隨之變長，膜污染程度加劇。

從EPS的結構上分析，Wang等[43]研究表明，LB與膜污染有明顯關聯(lián)，TB則與膜污染無明顯聯(lián)系。劉陽等[44]研究也表明，LB是造成膜污染的主要物質，TB則無明顯聯(lián)系。劉強等[45]研究表明，與TB相比，LB對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，反應器內膜表面的濾餅層阻力比常規(guī) MBR降低了56.9%。

4.3 對好氧顆粒污泥的影響

好氧顆粒污泥具有結構緊密、沉降性能好、耐沖擊能力強、能承受較高有機負荷的特性，在廢水處理方面具有它獨特的優(yōu)勢，近年來引起了廣大學者的研究興趣[46-47]。眾多學者認為，EPS是顆粒污泥的形成與穩(wěn)定性的重要影響因素[47-48]。有學者認為，PS主要通過它的凝膠特性，同時PN則主要是作為顆粒內核來促進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分布在整個好氧顆粒間質，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核；并認為β-PS是顆粒污泥的網(wǎng)絡狀構筑骨架，包裹了α-多糖、類脂、蛋白以及細胞等物質以支撐顆粒污泥的結構穩(wěn)定性。蘇饋足等[51]在好氧顆粒污泥強化解體實驗中指出，用強酸或攪拌法處理成熟的好氧顆粒污泥時，造成顆粒污泥結構改變并解體，其原因之一很可能是顆粒污泥中的EPS的結構與成分發(fā)上了改變，顆粒污泥失去了 EPS的 “粘結劑”作用，同時攪拌會嚴重影響EPS對細胞的吸附架橋。魯文娟等[52]研究表明，EPS影響好氧顆粒污泥的形成，相對于PN來說PS的產生對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)蛋白復合體與α-多糖是顆粒污泥的結構性物質，而非β-多糖，并認為 PS或糖苷是顆粒污泥的粘結劑，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，推斷顆粒蛋白內核水解是致使其穩(wěn)定性喪失的主要因素。

5 結 語

EPS是生物聚集體的重要組成物質，對廢水生物處理系統(tǒng)具有重要影響作用。由于生化體系的復雜性，EPS對生物聚集體的具體作用機制仍未明確，尤其是在PN與PS對生物聚集體的影響作用方面存在較大的爭議。EPS與污泥性能的好壞密切相關，對廢水生物處理系統(tǒng)的正常運行及改善出水水質方面具有重要作用，但目前就EPS中對污泥性能起作用的關鍵因子的判定，仍然存在分歧，在今后的研究中，有必要對EPS中影響污泥性能的主要因子作進一步的探討。在應用上，深入研究EPS的特殊結構及其吸附性能，對發(fā)展生物吸附法處理重金屬與有毒有機廢水具有重要意義；進一步明晰EPS的產生、組成、含量與生物聚集體的相互作用，通過調控處理系統(tǒng)的操作參數(shù)來調控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；顆粒污泥具有結構的致密、沉降性能好等大量優(yōu)于絮狀污泥的特性，因此顆粒污泥在廢水處理領域具有它一定的優(yōu)勢，通過調控EPS促進顆粒污泥的形成并維持其穩(wěn)定運行，是今后顆粒污泥應用發(fā)展的一個重要突破點。

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