吴鹏宇 夏令

摘要：指出了胞外聚合物（EPS）是一种复杂的高分子聚合物，主要由微生物分泌、细胞裂解和水解以及吸附环境中的有机物形成，活性污泥中的EPS是维持其三维结构的关键，对活性污泥的絮凝能力、脱水性能、沉降性能、重金属吸附性能等有重要影响。结合国内外研究现状，对活性污泥EPS的组成、提取方法、表征手段、重金属吸附特性等方面进行了总结，并在此基础上对未来的EPS相关研究给出了建议。

关键词：胞外聚合物； 活性污泥； 重金属

中图分类号：X703

文献标识码：A文章编号：16749944（2017）16007506

1引言

胞外聚合物（EPS）是一種由微生物分泌，细胞裂解和水解以及吸附废水中有机物而产生的复杂高分子聚合物[1]。EPS通常覆盖在微生物聚集体的表面或填充于微生物聚集体内部[2]。在微生物废水处理过程中的EPS主要来源于好氧或厌氧微生物细胞表面物质脱落、细胞裂解和环境有机物的吸附，并在污泥中积累[3]。研究发现，活性污泥中EPS在污泥生物量中占据总有机碳（TOC）的50%～90%[4]。 EPS的主要成分是多糖、蛋白质、腐殖质和核酸，其中多糖和蛋白质含量占70%～80%，EPS通过结合细胞，与细胞相互作用形成一种网状结构，维持污泥絮体的三维结构[5]。

EPS的对活性污泥的结构和功能有很重要的影响。EPS是维持活性污泥絮状或颗粒结构的主要因素，对活性污泥的絮凝能力、脱水性能、沉降性能等有重要影响。同时，EPS可以帮助微生物抵抗外界环境恶化，比如能源短缺、有毒环境和重金属环境等，在必要时可作为活性污泥微生物的碳源和能源物质[6]。尤其是在吸附重金属方面，活性污泥EPS不论是可溶性EPS还是紧密结合型EPS都对重金属有很好的吸附作用，为活性污泥活性菌提供天然的屏障，因此越来越受到人们关注。研究活性污泥EPS对于重金属的吸附对了解微生物细胞抵御重金属的机制以及重金属在环境中的迁移具有重要的意义。有助于进一步加深对活性污泥法处理废水的理解，开发新型的活性污泥处理技术以提高活性污泥的利用率和污水处理效率。

研究综述了活性污泥中EPS的性质，对EPS表征方法进行了比较和总结，概括了活性污泥中EPS的提取方法并对各种提取方法的效果进行了比较，概括了EPS吸附重金属的机理、重金属吸附影响因素和活性污泥EPS吸附重金属的研究进展。

2EPS的性质与表征

2.1EPS组成性质

EPS主要由蛋白质、多糖、腐殖质、核酸组成，其中蛋白质和多糖是EPS中的主要组成部分（图1）。腐殖质、核酸等也是重要组成部分，一般来说，占20%左右[7]。此外，EPS中也存在其他的如脂类等物质，这些物质的含量在很大程度上取决于EPS的培养环境、工艺参数、反应器类型等因素。同时，采用不同的提取方法最后得到的各种成分的含量也会有变化，这方面在后文会有具体论述。Morgan等[8]，研究了好氧、厌氧颗粒污泥、消化污泥的EPS后发现，EPS的产量与污泥的来源关系密切，且组分含量的差异颇大。

多糖是EPS中含量最多的物质，在EPS固体干重中大约占60%[9]。EPS中的多糖包括同多糖和杂多糖。同多糖由同一种单糖（比如D-葡萄糖）组成，并且大多数的同多糖为中性。杂多糖通常由乳酸菌产生并由单糖重复链接而建立[10]。EPS中的蛋白质主要有两大类，包括酶和结构蛋白[10]。当环境中的营养物质短缺时，微生物会分泌一些酶用以降解EPS，维持细胞生长[11]，由于蛋白质中巯基、磷酸基、羧基和羟基的大量存在，促进了EPS对重金属的吸附。EPS中的其他成分，如核酸、腐殖质和脂类虽然所占比例不大，但是都对EPS的特性有一定的影响。核酸的含量通常用于检验胞外聚合物提取过程中的细胞破裂程度[12]。研究表明，腐殖质对EPS的生物降解性能和重金属吸附能力有一定影响[1]。根据EPS与细胞结合的紧密程度，可以将EPS分为可溶性EPS（SEPS）和结合型EPS。结合型EPS

是一种双层结构[13]，内层为与细胞紧密结合的EPS（TB-EPS），而外层则是没有固定形态的，松散的EPS（LB-EPS），且LB—EPS的含量通常小于TB—EPS。许多研究发现，结合型EPS对重金属的吸附能力很强[14]，针对可溶性EPS对重金属的吸附研究比较少，但就现有的研究来看，其对重金属吸附也有十分重要的影响。

2.2EPS表征方法

EPS组成表征根据组分不同有不同方法。目前对多糖的检测方法主要有蒽酮法和苯酚—硫酸法。Bo等[15]比较了两种检测多糖的方法，测试结果相似，但是蒽酮法更加稳定。常用的蛋白质检测方法包括Lowry法、染色法和总氮测试法。Lowry法比染色法的回收率高，总氮含量法更加精确，但是比较复杂。对于核酸的检测，通常采用二苯胺比色法。由于腐殖质的化学性质和结构比较复杂，其测定方法较少，目前采用的方法之一是改良Lowry法[16]。

目前也有很多较新的方法应用到活性污泥EPS表征上面，如表1所示。用扫描电子显微镜（SEM）和透射电子显微镜（TEM）时，需要对活性污泥进行固定和脱水，这会改变EPS的原始形态，环境扫描电子显微镜（ESEM）、原子力显微镜（AFM）和共聚焦激光扫描显微镜（CLSM）可以用来观察完全水合的样品，得到EPS最初的形态和构造。气相色谱法、质谱法以及它们的组合可用于定性和定量分析EPS组成[17]。光谱法，比如X射线光电子能谱（XPS）、傅立叶变换红外光谱（FTIR）、三维激发发射矩阵荧光光谱（3D-EEM）和核磁共振（NMR）可以用来说明EPS的官能团和元素组成。其中3D-EEM作为一种快速，选择性好以及敏感的技术，常用来研究EPS的理化性质[18]。由于灵敏度高、选择性好以及不破坏样品，这些光谱技术还可以通过EPS中官能团的变化来表征EPS对污染物的吸附[19]。比如，从吸附前后的荧光猝灭程度和紫外可见吸收光谱的变化，可以得出污染物在EPS上的结合强度[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量根据污泥来源和提取条件相差较大。提取方法主要分为两类：物理提取法和化学提取法。表2列举了目前常用的一些活性污泥EPS提取方法及优缺点。

3.1物理法

物理法通常是借助外力使EPS与细胞分开，而化学法则主要是添加一些化学物质，从而破坏EPS与细胞间的相互作用。常用的物理提取方法有离心、超声破碎、加热等。

由于与细胞结合的方式和强度不同，污泥中SEPS、LB—EPS和TB—EPS的提取方法也不相同。一般來说，对LB—EPS的提取方法比较温和，因为其与细胞的结合强度比较低，如果使用更高强度的提取方法可能会使TB—EPS混入其中。Li等[21]通过改良的加热法从污泥中提取了LB—EPS和TB—EPS。Jia等[22]采用超声处理法对TB—EPS进行了有效地提取，F等[23]也采用离心、超声的方法分别对LB—EPS和TB—EPS进行了提取。

3.2化学法

常用的化学提取法有阳离子交换树脂（CER）[15]，NaOH法[24]、硫化物法[25]、EDTA法[26]等。其中，CER和HCHO/NaOH法应用较为普遍。Liu等[27]采用CER法对好氧和厌氧污泥中EPS进行了提取，结果显示无论是好氧还是厌氧污泥的TB-EPS中蛋白质和多糖含量均高于LB-EPS。从好氧污泥中提取的EPS腐殖质含量比较低，厌氧污泥EPS中的腐殖质含量比较高，为好氧污泥EPS腐殖质含量的3.6-24倍。Sheng等[20]也采用CER法对好氧和厌氧活性污泥EPS进行了提取，提取结果表明无论是好氧还是厌氧污泥中的EPS，多糖、蛋白质和腐殖质都是主要成分，但是好氧污泥EPS中的蛋白质对多糖的比值大于厌氧污泥EPS。尽管HCHO/NaOH法的提取效率比CER法高，但是在要求细胞裂解程度低和副产物量最少的前提下，应优先选择CER法[7]。CER法也可以对TB—EPS进行提取[14]。

NaOH法的提取效率比较高，其原理是向污泥中添加NaOH使EPS中的组分（如羧基）发生电离，在EPS与细胞之间产生较强的斥力，而让EPS溶于水中，但是NaOH法会造成严重的细胞破裂和大分子分解[7]。HCHO/NaOH法中，HCHO的加入可以减弱因NaOH造成的细胞裂解[37]，但是HCHO的加入剂量会改变EPS的性质，对多糖的测定产生一定干扰[26]。 EDTA法有较高的提取效率，同时造成较低程度的细胞裂解；然而残留的EDTA会对EPS的提取造成污染，进而干扰Lowry法测定蛋白质。Sesay等[36]用水解酶来提取EPS，这种方法比较温和，对细胞的破坏程度小，提取效率比较高，但对活性污泥EPS提取效果并不理想。

许多学者针对各种提取方法进行了比较。Liu等[26]采用HCHO/NaOH法对活性污泥EPS进行了提取，与其他几种提取方法（EDTA、CER、NaOH和超声）进行了对比，发现HCHO/NaOH法提取活性污泥EPS的效率最高。Sheng等[24]对NaOH法、加热法、EDTA、硫酸法和离心法提取EPS进行了比较，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]采用物理和化学类共9种提取方法对颗粒污泥EPS进行提取，提取结果差别较大，且采用化学方法提取EPS会造成EPS的污染并改变其结合特性，比如EDTA法提取的EPS显示出较高的金属结合能力，而物理提取的EPS组成都比较相似，对EPS的金属结合能力影响较小。Liang等[29]对超声、EDTA、NaOH和CER四种方法进行了比较，结果显示EDTA和超声法提取的TB-EPS含量较高。但是超声法造成的活性污泥细胞死亡率最高，达11%。Lu等[33]通过对离心、HCHO/NaOH和EDTA三种提取方法提取的EPS分析，发现不同提取方法提取的EPS的氧化还原性能也不相同，所以需要根据具体的研究目的和EPS来源选择合适的提取方法。

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，并与CER/硫化物和加热法进行了对比，结果显示甲酰胺/NaOH法提取的EPS中蛋白质和多糖含量均为最高，且细胞裂解程度比较低。Sajjad等[35]运用了草酸钠法对活性污泥中EPS进行了提取，结果显示，草酸钠对EPS的提取效率高于CER和EDTA，且细胞裂解程度比EDTA和NaOH低大约50%。草酸钠的用量比CER法中离子交换树脂的用量低大约56倍，是一种有效地活性污泥EPS提取方法。

4EPS对重金属的吸附

研究发现EPS对许多重金属离子都有吸附作用，比如Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）等，且吸附效果均比较好。表3列举了一些细菌EPS与活性污泥EPS对一些常见金属的吸附结果。Comte等[34]提取了活性污泥中的EPS对Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）和Ni（Ⅱ）四种重金属离子进行了吸附研究，结果显示EPS对Cu（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）和Ni（Ⅱ）这三金属离子的吸附量比较高，且对Cu（Ⅱ）的吸附量可达320 mg/g，但Cd（Ⅱ）吸附量比较低。Guibaud等[38]比较了不同来源的EPS的金属结合常数，结果显示活性污泥EPS对Cd（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）的吸附能力大于纯菌株EPS。Sheng等[39]提取活性污泥中EPS用于Cu（Ⅱ）的吸附，表明吸附反应是放热并且是热力学有利的。随着Cu（Ⅱ）的加入，EPS的结构混乱，通过X射线吸收光谱和傅里叶变换红外吸收光谱分析，Cu（Ⅱ）可能是与EPS分子中羧基氧原子结合。Liu等[40]用EPS对Pb（Ⅱ）， Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）三种金属离子进行了吸附研究，结果表明，EPS对这三种金属离子均表现出极大地吸附容量，在Cu（Ⅱ）的吸附过程中，蛋白质和腐殖质起到了比较重要的作用[39]，且LB—EPS的作用比S—EPS和TB—EPS更重要[13]。endprint

能影响EPS对重金属离子吸附的因素很多，比如pH、EPS提取方法、废水中金属含量、离子强度、溶液温度、表面性质、EPS成分、金属形态、污水及污泥的组成及特点等。一些研究表明，EPS对重金属的吸附能使微生物细胞免受毒素影响，且蛋白质在重金属吸附中的吸附强度较大[48]。通常来说，在pH值较高的条件下，溶液中能与金属竞争吸附到EPS结合位点的质子越少，所以在离子交换平衡时，金属吸附能力更强。

根据EPS来源以及重金属本身性质，EPS吸附重金属的机理主要有离子交换、络合和表面沉淀等[49]。

4.1离子交换

离子交换是EPS吸附机理中最为常见的。污泥中EPS与Ca（Ⅱ）和Mg（Ⅱ）等二价离子的结合作用是维持微生物聚集体的主要原因。当活性污泥吸附重金属的时候，溶液中发现了Ca（Ⅱ）和Mg（Ⅱ），这说明在吸附过程中发生了离子交换。解体的好氧颗粒污泥在吸附Cu（Ⅱ）时会伴随着大量Ca（Ⅱ）的释放也可以证明这一点[50]。根据离子交换机理，金属离子的离子交换能力和吸附亲和力依赖于他们的电荷密度。但是，在某些情况下，估计的EPS中金属结合位点数量与其离子交换容量不符[43]，所以离子交换不能完整的解释EPS的金属吸附行为。

4.2络合作用

通常来说，EPS中有许多能够吸附重金属的位点，这些吸附位点存在于大量的官能团中，如：羟基、羧基、磷酸基团等[51]。大量研究表明，去质子化形成的活性位点主要负责与金属离子的结合[52]。在溶液pH为中性时，羧基带负电，通过静电相互作用和形成有机金属复合物的形式吸引带正电的阳离子。在中性pH溶液里，一些中性官能团（包括羧基和羟基）主要参与在金属结合过程中，通过形成配位键与金属形成稳定配合物。通过络合作用，这些阴离子官能团与水性金属阳离子形成静电相互作用和共价键。有机金属配合物的结合特性可以由硬软酸（即电子受体）和碱（即电子供体）理论部分解释[53]。

4.3表面沉淀

在水溶液中，金属形态和它们的溶解度主要受溶液化学（如pH）影响[54]。随着pH值升高，大多数金属离子会经过一系列转换。比如Ni在pH值为1-7时，主要以Ni（Ⅱ）的形式存在，但在pH值为9时，以NiOH4（Ⅳ）和Ni（OH） （Ⅰ）存在。在pH为中性或者碱性时，Cu（Ⅱ）能够轻易地沉淀在EPS中一些矿物组分表面上[41]。溶液中金属的化学种类和pH的变化会导致表面电荷和吸附能力发生显著变化。同时，EPS中一些矿物组分固有的吸附能力，都使EPS吸附过程变得极为复杂[38]。

5研究方向

笔者综述了EPS的定义和组成，活性污泥中EPS的成分及提取方法，EPS吸附重金属的相关研究。主要结论和未来需要进一步深入地研究如下。

（1）活性污泥法是目前生活污水处理的主要工艺，该工艺会产生大量的剩余污泥，目前对剩余污泥的处理方法多为填埋。针对活性污泥中EPS的研究可以大大减少污泥的成本，研究包括，开发新的EPS提取方法，提高EPS提取效率的同时减少对细胞的破坏；通过开发新型EPS表征技术和手段，进一步了解EPS在絮凝、重金属吸附上的原理和机制，有助于进一步挖掘剩余污泥的使用价值。

（2）目前针对EPS产生的关键影响因素仍不明确，活性污泥中的EPS由于外部环境差异较大，导致其产量和相关特性表现出差异性。研究影响活性污泥EPS的关键因素，可以更加有针对性的培养污泥，控制EPS的组成和含量，进而改善活性污泥的相关特性，比如絮凝能力，沉降性能，脱水性能以及吸附特性等。

（3）活性污泥EPS吸附重金属已经有很多研究，但目前的研究显示其吸附量变化较大，且没有针对EPS吸附后脱附再利用或者回收处理的相关研究。研究已表明可溶性EPS和结合型EPS三种EPS对污泥絮凝和重金属吸附影响均较大，但这三种EPS单独的影响机制仍不明确，这可能是一些针对EPS的研究中出现矛盾的关键。

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2017年8月綠色科技第16期

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