吳鵬宇 夏令

摘要：指出了胞外聚合物（EPS）是一種復雜的高分子聚合物，主要由微生物分泌、細胞裂解和水解以及吸附環(huán)境中的有機物形成，活性污泥中的EPS是維持其三維結構的關鍵，對活性污泥的絮凝能力、脫水性能、沉降性能、重金屬吸附性能等有重要影響。結合國內外研究現(xiàn)狀，對活性污泥EPS的組成、提取方法、表征手段、重金屬吸附特性等方面進行了總結，并在此基礎上對未來的EPS相關研究給出了建議。

關鍵詞：胞外聚合物； 活性污泥； 重金屬

中圖分類號：X703

文獻標識碼：A文章編號：16749944（2017）16007506

1引言

胞外聚合物（EPS）是一種由微生物分泌，細胞裂解和水解以及吸附廢水中有機物而產生的復雜高分子聚合物[1]。EPS通常覆蓋在微生物聚集體的表面或填充于微生物聚集體內部[2]。在微生物廢水處理過程中的EPS主要來源于好氧或厭氧微生物細胞表面物質脫落、細胞裂解和環(huán)境有機物的吸附，并在污泥中積累[3]。研究發(fā)現(xiàn)，活性污泥中EPS在污泥生物量中占據(jù)總有機碳（TOC）的50%～90%[4]。 EPS的主要成分是多糖、蛋白質、腐殖質和核酸，其中多糖和蛋白質含量占70%～80%，EPS通過結合細胞，與細胞相互作用形成一種網(wǎng)狀結構，維持污泥絮體的三維結構[5]。

EPS的對活性污泥的結構和功能有很重要的影響。EPS是維持活性污泥絮狀或顆粒結構的主要因素，對活性污泥的絮凝能力、脫水性能、沉降性能等有重要影響。同時，EPS可以幫助微生物抵抗外界環(huán)境惡化，比如能源短缺、有毒環(huán)境和重金屬環(huán)境等，在必要時可作為活性污泥微生物的碳源和能源物質[6]。尤其是在吸附重金屬方面，活性污泥EPS不論是可溶性EPS還是緊密結合型EPS都對重金屬有很好的吸附作用，為活性污泥活性菌提供天然的屏障，因此越來越受到人們關注。研究活性污泥EPS對于重金屬的吸附對了解微生物細胞抵御重金屬的機制以及重金屬在環(huán)境中的遷移具有重要的意義。有助于進一步加深對活性污泥法處理廢水的理解，開發(fā)新型的活性污泥處理技術以提高活性污泥的利用率和污水處理效率。

研究綜述了活性污泥中EPS的性質，對EPS表征方法進行了比較和總結，概括了活性污泥中EPS的提取方法并對各種提取方法的效果進行了比較，概括了EPS吸附重金屬的機理、重金屬吸附影響因素和活性污泥EPS吸附重金屬的研究進展。

2EPS的性質與表征

2.1EPS組成性質

EPS主要由蛋白質、多糖、腐殖質、核酸組成，其中蛋白質和多糖是EPS中的主要組成部分（圖1）。腐殖質、核酸等也是重要組成部分，一般來說，占20%左右[7]。此外，EPS中也存在其他的如脂類等物質，這些物質的含量在很大程度上取決于EPS的培養(yǎng)環(huán)境、工藝參數(shù)、反應器類型等因素。同時，采用不同的提取方法最后得到的各種成分的含量也會有變化，這方面在后文會有具體論述。Morgan等[8]，研究了好氧、厭氧顆粒污泥、消化污泥的EPS后發(fā)現(xiàn)，EPS的產量與污泥的來源關系密切，且組分含量的差異頗大。

多糖是EPS中含量最多的物質，在EPS固體干重中大約占60%[9]。EPS中的多糖包括同多糖和雜多糖。同多糖由同一種單糖（比如D-葡萄糖）組成，并且大多數(shù)的同多糖為中性。雜多糖通常由乳酸菌產生并由單糖重復鏈接而建立[10]。EPS中的蛋白質主要有兩大類，包括酶和結構蛋白[10]。當環(huán)境中的營養(yǎng)物質短缺時，微生物會分泌一些酶用以降解EPS，維持細胞生長[11]，由于蛋白質中巰基、磷酸基、羧基和羥基的大量存在，促進了EPS對重金屬的吸附。EPS中的其他成分，如核酸、腐殖質和脂類雖然所占比例不大，但是都對EPS的特性有一定的影響。核酸的含量通常用于檢驗胞外聚合物提取過程中的細胞破裂程度[12]。研究表明，腐殖質對EPS的生物降解性能和重金屬吸附能力有一定影響[1]。根據(jù)EPS與細胞結合的緊密程度，可以將EPS分為可溶性EPS（SEPS）和結合型EPS。結合型EPS

是一種雙層結構[13]，內層為與細胞緊密結合的EPS（TB-EPS），而外層則是沒有固定形態(tài)的，松散的EPS（LB-EPS），且LB—EPS的含量通常小于TB—EPS。許多研究發(fā)現(xiàn)，結合型EPS對重金屬的吸附能力很強[14]，針對可溶性EPS對重金屬的吸附研究比較少，但就現(xiàn)有的研究來看，其對重金屬吸附也有十分重要的影響。

2.2EPS表征方法

EPS組成表征根據(jù)組分不同有不同方法。目前對多糖的檢測方法主要有蒽酮法和苯酚—硫酸法。Bo等[15]比較了兩種檢測多糖的方法，測試結果相似，但是蒽酮法更加穩(wěn)定。常用的蛋白質檢測方法包括Lowry法、染色法和總氮測試法。Lowry法比染色法的回收率高，總氮含量法更加精確，但是比較復雜。對于核酸的檢測，通常采用二苯胺比色法。由于腐殖質的化學性質和結構比較復雜，其測定方法較少，目前采用的方法之一是改良Lowry法[16]。

目前也有很多較新的方法應用到活性污泥EPS表征上面，如表1所示。用掃描電子顯微鏡（SEM）和透射電子顯微鏡（TEM）時，需要對活性污泥進行固定和脫水，這會改變EPS的原始形態(tài)，環(huán)境掃描電子顯微鏡（ESEM）、原子力顯微鏡（AFM）和共聚焦激光掃描顯微鏡（CLSM）可以用來觀察完全水合的樣品，得到EPS最初的形態(tài)和構造。氣相色譜法、質譜法以及它們的組合可用于定性和定量分析EPS組成[17]。光譜法，比如X射線光電子能譜（XPS）、傅立葉變換紅外光譜（FTIR）、三維激發(fā)發(fā)射矩陣熒光光譜（3D-EEM）和核磁共振（NMR）可以用來說明EPS的官能團和元素組成。其中3D-EEM作為一種快速，選擇性好以及敏感的技術，常用來研究EPS的理化性質[18]。由于靈敏度高、選擇性好以及不破壞樣品，這些光譜技術還可以通過EPS中官能團的變化來表征EPS對污染物的吸附[19]。比如，從吸附前后的熒光猝滅程度和紫外可見吸收光譜的變化，可以得出污染物在EPS上的結合強度[20]。endprint

3活性污泥EPS提取方法

活性污泥EPS的提取方法有很多，提取出的EPS量根據(jù)污泥來源和提取條件相差較大。提取方法主要分為兩類：物理提取法和化學提取法。表2列舉了目前常用的一些活性污泥EPS提取方法及優(yōu)缺點。

3.1物理法

物理法通常是借助外力使EPS與細胞分開，而化學法則主要是添加一些化學物質，從而破壞EPS與細胞間的相互作用。常用的物理提取方法有離心、超聲破碎、加熱等。

由于與細胞結合的方式和強度不同，污泥中SEPS、LB—EPS和TB—EPS的提取方法也不相同。一般來說，對LB—EPS的提取方法比較溫和，因為其與細胞的結合強度比較低，如果使用更高強度的提取方法可能會使TB—EPS混入其中。Li等[21]通過改良的加熱法從污泥中提取了LB—EPS和TB—EPS。Jia等[22]采用超聲處理法對TB—EPS進行了有效地提取，F(xiàn)等[23]也采用離心、超聲的方法分別對LB—EPS和TB—EPS進行了提取。

3.2化學法

常用的化學提取法有陽離子交換樹脂（CER）[15]，NaOH法[24]、硫化物法[25]、EDTA法[26]等。其中，CER和HCHO/NaOH法應用較為普遍。Liu等[27]采用CER法對好氧和厭氧污泥中EPS進行了提取，結果顯示無論是好氧還是厭氧污泥的TB-EPS中蛋白質和多糖含量均高于LB-EPS。從好氧污泥中提取的EPS腐殖質含量比較低，厭氧污泥EPS中的腐殖質含量比較高，為好氧污泥EPS腐殖質含量的3.6-24倍。Sheng等[20]也采用CER法對好氧和厭氧活性污泥EPS進行了提取，提取結果表明無論是好氧還是厭氧污泥中的EPS，多糖、蛋白質和腐殖質都是主要成分，但是好氧污泥EPS中的蛋白質對多糖的比值大于厭氧污泥EPS。盡管HCHO/NaOH法的提取效率比CER法高，但是在要求細胞裂解程度低和副產物量最少的前提下，應優(yōu)先選擇CER法[7]。CER法也可以對TB—EPS進行提取[14]。

NaOH法的提取效率比較高，其原理是向污泥中添加NaOH使EPS中的組分（如羧基）發(fā)生電離，在EPS與細胞之間產生較強的斥力，而讓EPS溶于水中，但是NaOH法會造成嚴重的細胞破裂和大分子分解[7]。HCHO/NaOH法中，HCHO的加入可以減弱因NaOH造成的細胞裂解[37]，但是HCHO的加入劑量會改變EPS的性質，對多糖的測定產生一定干擾[26]。 EDTA法有較高的提取效率，同時造成較低程度的細胞裂解；然而殘留的EDTA會對EPS的提取造成污染，進而干擾Lowry法測定蛋白質。Sesay等[36]用水解酶來提取EPS，這種方法比較溫和，對細胞的破壞程度小，提取效率比較高，但對活性污泥EPS提取效果并不理想。

許多學者針對各種提取方法進行了比較。Liu等[26]采用HCHO/NaOH法對活性污泥EPS進行了提取，與其他幾種提取方法（EDTA、CER、NaOH和超聲）進行了對比，發(fā)現(xiàn)HCHO/NaOH法提取活性污泥EPS的效率最高。Sheng等[24]對NaOH法、加熱法、EDTA、硫酸法和離心法提取EPS進行了比較，其中NaOH提取的EPS中核酸含量最多，CER法提取的EPS量最多，硫化物法最少。D'Abzac等[28]采用物理和化學類共9種提取方法對顆粒污泥EPS進行提取，提取結果差別較大，且采用化學方法提取EPS會造成EPS的污染并改變其結合特性，比如EDTA法提取的EPS顯示出較高的金屬結合能力，而物理提取的EPS組成都比較相似，對EPS的金屬結合能力影響較小。Liang等[29]對超聲、EDTA、NaOH和CER四種方法進行了比較，結果顯示EDTA和超聲法提取的TB-EPS含量較高。但是超聲法造成的活性污泥細胞死亡率最高，達11%。Lu等[33]通過對離心、HCHO/NaOH和EDTA三種提取方法提取的EPS分析，發(fā)現(xiàn)不同提取方法提取的EPS的氧化還原性能也不相同，所以需要根據(jù)具體的研究目的和EPS來源選擇合適的提取方法。

目前也有了一些新的提取方法。Zhu等[12]探究了用甲酰胺/NaOH法提取污泥中的EPS，并與CER/硫化物和加熱法進行了對比，結果顯示甲酰胺/NaOH法提取的EPS中蛋白質和多糖含量均為最高，且細胞裂解程度比較低。Sajjad等[35]運用了草酸鈉法對活性污泥中EPS進行了提取，結果顯示，草酸鈉對EPS的提取效率高于CER和EDTA，且細胞裂解程度比EDTA和NaOH低大約50%。草酸鈉的用量比CER法中離子交換樹脂的用量低大約56倍，是一種有效地活性污泥EPS提取方法。

4EPS對重金屬的吸附

研究發(fā)現(xiàn)EPS對許多重金屬離子都有吸附作用，比如Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）等，且吸附效果均比較好。表3列舉了一些細菌EPS與活性污泥EPS對一些常見金屬的吸附結果。Comte等[34]提取了活性污泥中的EPS對Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）和Ni（Ⅱ）四種重金屬離子進行了吸附研究，結果顯示EPS對Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）和Ni（Ⅱ）這三金屬離子的吸附量比較高，且對Cu（Ⅱ）的吸附量可達320 mg/g，但Cd（Ⅱ）吸附量比較低。Guibaud等[38]比較了不同來源的EPS的金屬結合常數(shù)，結果顯示活性污泥EPS對Cd（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）的吸附能力大于純菌株EPS。Sheng等[39]提取活性污泥中EPS用于Cu（Ⅱ）的吸附，表明吸附反應是放熱并且是熱力學有利的。隨著Cu（Ⅱ）的加入，EPS的結構混亂，通過X射線吸收光譜和傅里葉變換紅外吸收光譜分析，Cu（Ⅱ）可能是與EPS分子中羧基氧原子結合。Liu等[40]用EPS對Pb（Ⅱ）， Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）三種金屬離子進行了吸附研究，結果表明，EPS對這三種金屬離子均表現(xiàn)出極大地吸附容量，在Cu（Ⅱ）的吸附過程中，蛋白質和腐殖質起到了比較重要的作用[39]，且LB—EPS的作用比S—EPS和TB—EPS更重要[13]。endprint

能影響EPS對重金屬離子吸附的因素很多，比如pH、EPS提取方法、廢水中金屬含量、離子強度、溶液溫度、表面性質、EPS成分、金屬形態(tài)、污水及污泥的組成及特點等。一些研究表明，EPS對重金屬的吸附能使微生物細胞免受毒素影響，且蛋白質在重金屬吸附中的吸附強度較大[48]。通常來說，在pH值較高的條件下，溶液中能與金屬競爭吸附到EPS結合位點的質子越少，所以在離子交換平衡時，金屬吸附能力更強。

根據(jù)EPS來源以及重金屬本身性質，EPS吸附重金屬的機理主要有離子交換、絡合和表面沉淀等[49]。

4.1離子交換

離子交換是EPS吸附機理中最為常見的。污泥中EPS與Ca（Ⅱ）和Mg（Ⅱ）等二價離子的結合作用是維持微生物聚集體的主要原因。當活性污泥吸附重金屬的時候，溶液中發(fā)現(xiàn)了Ca（Ⅱ）和Mg（Ⅱ），這說明在吸附過程中發(fā)生了離子交換。解體的好氧顆粒污泥在吸附Cu（Ⅱ）時會伴隨著大量Ca（Ⅱ）的釋放也可以證明這一點[50]。根據(jù)離子交換機理，金屬離子的離子交換能力和吸附親和力依賴于他們的電荷密度。但是，在某些情況下，估計的EPS中金屬結合位點數(shù)量與其離子交換容量不符[43]，所以離子交換不能完整的解釋EPS的金屬吸附行為。

4.2絡合作用

通常來說，EPS中有許多能夠吸附重金屬的位點，這些吸附位點存在于大量的官能團中，如：羥基、羧基、磷酸基團等[51]。大量研究表明，去質子化形成的活性位點主要負責與金屬離子的結合[52]。在溶液pH為中性時，羧基帶負電，通過靜電相互作用和形成有機金屬復合物的形式吸引帶正電的陽離子。在中性pH溶液里，一些中性官能團（包括羧基和羥基）主要參與在金屬結合過程中，通過形成配位鍵與金屬形成穩(wěn)定配合物。通過絡合作用，這些陰離子官能團與水性金屬陽離子形成靜電相互作用和共價鍵。有機金屬配合物的結合特性可以由硬軟酸（即電子受體）和堿（即電子供體）理論部分解釋[53]。

4.3表面沉淀

在水溶液中，金屬形態(tài)和它們的溶解度主要受溶液化學（如pH）影響[54]。隨著pH值升高，大多數(shù)金屬離子會經(jīng)過一系列轉換。比如Ni在pH值為1-7時，主要以Ni（Ⅱ）的形式存在，但在pH值為9時，以NiOH4（Ⅳ）和Ni（OH） （Ⅰ）存在。在pH為中性或者堿性時，Cu（Ⅱ）能夠輕易地沉淀在EPS中一些礦物組分表面上[41]。溶液中金屬的化學種類和pH的變化會導致表面電荷和吸附能力發(fā)生顯著變化。同時，EPS中一些礦物組分固有的吸附能力，都使EPS吸附過程變得極為復雜[38]。

5研究方向

筆者綜述了EPS的定義和組成，活性污泥中EPS的成分及提取方法，EPS吸附重金屬的相關研究。主要結論和未來需要進一步深入地研究如下。

（1）活性污泥法是目前生活污水處理的主要工藝，該工藝會產生大量的剩余污泥，目前對剩余污泥的處理方法多為填埋。針對活性污泥中EPS的研究可以大大減少污泥的成本，研究包括，開發(fā)新的EPS提取方法，提高EPS提取效率的同時減少對細胞的破壞；通過開發(fā)新型EPS表征技術和手段，進一步了解EPS在絮凝、重金屬吸附上的原理和機制，有助于進一步挖掘剩余污泥的使用價值。

（2）目前針對EPS產生的關鍵影響因素仍不明確，活性污泥中的EPS由于外部環(huán)境差異較大，導致其產量和相關特性表現(xiàn)出差異性。研究影響活性污泥EPS的關鍵因素，可以更加有針對性的培養(yǎng)污泥，控制EPS的組成和含量，進而改善活性污泥的相關特性，比如絮凝能力，沉降性能，脫水性能以及吸附特性等。

（3）活性污泥EPS吸附重金屬已經(jīng)有很多研究，但目前的研究顯示其吸附量變化較大，且沒有針對EPS吸附后脫附再利用或者回收處理的相關研究。研究已表明可溶性EPS和結合型EPS三種EPS對污泥絮凝和重金屬吸附影響均較大，但這三種EPS單獨的影響機制仍不明確，這可能是一些針對EPS的研究中出現(xiàn)矛盾的關鍵。

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2017年8月綠色科技第16期

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