好氧颗粒污泥中的胞外聚合物及其应用的研究进展

徐 萍，占晓建，李凤祥

（1.龙游县河道疏浚砂资源开发有限公司，浙江衢州 324002；2.南开大学环境科学与工程学院，天津 300350）

好氧颗粒污泥（AGS）是好氧微生物在适宜条件下通过自行聚集而形成的外表规则而光滑的颗粒状污泥。AGS 具有高生物负载量，高有机物负荷率以及良好的抗冲击负荷能力，同时其出色的沉降性能使得处理后的污水与颗粒污泥的分离过程得到简化〔1〕。与传统活性污泥工艺及其他生物技术相比，AGS 工艺的占地面积以及投资和运营成本显著降低〔2〕，与厌氧颗粒污泥反应器相比，AGS 反应器的启动时间更短。这些优异的处理性能及经济效益使AGS 技术拥有广阔的应用前景。

胞外聚合物（EPS）是微生物聚集体的重要组分，其组成及含量与AGS 的物化性质密切相关〔3-4〕。EPS不仅能够保护细胞免受脱水和有毒物质的毒害，也有研究表明在营养缺乏的情况下EPS 的某些成分还可以作为微生物的能源〔5-6〕。好氧颗粒污泥的稳定性比厌氧颗粒污泥的稳定性差，这可能是由于好氧细菌的生长速度太快〔7〕，如何维持AGS 的稳定是一个突出问题。研究表明EPS 影响着AGS 的形成以及长期稳定运行，并已经采取多种方法提取分析了AGS 中的EPS〔8〕。目前，国内外对EPS 在AGS 的形成以及增强颗粒稳定性方面的作用机制进行了大量研究，但尚无确切定论。鉴于EPS 的重要性，对其进行深入研究不仅能够提高对废水生物处理过程的理解，而且有利于通过优化操作参数来提高AGS 工艺的效率。

1 EPS 的组成及结构

微生物聚集体中EPS 的组成和含量不是一成不变的，会在底物类型、微生物生长阶段、操作条件、提取技术和分析方法等因素的影响下发生变化〔9〕。EPS 主要是微生物分泌的高分子物质，包括大分子的细胞裂解和水解产物，主要由蛋白质（PN）、多糖（PS）、细胞外脱氧核糖核酸（E-DNA）以及腐殖酸、脂质等组成〔10〕。不同的成分发挥的作用也不同，其中，PN 中不同性质氨基酸的含量以及PN 的二级结构影响着EPS 的亲水性和疏水性〔11〕，PN 能够和高价阳离子和有机分子结合，EPS 中PN 的含量及组成与AGS 形成密切相关，在颗粒污泥形成和维持结构稳定方面起着重要作用。PS 中具有活性侧链的长主链结构被认为是其具有高絮凝活性的原因〔12〕。AGS中存在大量的异养细菌，它们在新陈代谢过程中可以利用PS 作为有机碳源〔13〕。不同的微生物E-DNA的种类、含量和作用也可能不同。例如蜡样芽孢杆菌产生的E-DNA 是EPS 基质的一部分；变形链球菌EPS 基质中的E-DNA 则参与水平基因转移过程。E-DNA 也参与细菌聚集过程以及生物膜的形成〔6〕。腐殖质从自然环境中吸附而来，影响着EPS 对污染物的生物降解性能以及吸附能力〔14〕。具有表面活性的细胞外脂质已被证实可以保护外围细菌免受液体表面张力的影响，从而保证固体表面上的细菌稳定生长〔15〕。

EPS 按存在形式可以分为结合性EPS 和可溶性EPS（S-EPS）〔16〕。结合性EPS 包括包膜聚合物、松散结合聚合物、凝聚凝胶、鞘和附着的有机成分等，能与细胞紧密结合；而S-EPS 主要是可溶性大分子、黏液和胶体，与细胞结合程度较弱或溶解在溶液中〔17〕。此外，结合性EPS 表现出动态的双层状结构，如图1，并且可以分为内层紧密结合的EPS（TB-EPS）和外层松散结合的EPS（LB-EPS）〔18〕。

图1 EPS 的结构Fig. 1 Structure of EPS

尽管不同形态的污泥均含有EPS，但其总含量及成分差异很大。郝晓地等〔19〕总结发现AGS 中EPS的含量最高，其次是厌氧颗粒污泥和絮凝污泥，而生物膜的EPS 含量则处于最低水平。Dian ZHANG等〔20〕发现AGS 中的EPS、PS 和PN 含量分别是活性污泥的1.9、2.4、1.8 倍。Zhiwu WANG 等〔21〕研究发现AGS 中EPS 含量为47 mg/g，是接种污泥的2.8 倍。Liang ZHU 等〔22〕研究结论是AGS 中EPS 的PN 和PS含量明显高于絮凝污泥。另有研究发现絮凝污泥的EPS 含量略高于AGS，但是PS 与PN 的比例存在较大差异。Yaqin WANG 等〔23〕发现絮凝污泥EPS 中的PS 含量约为AGS 的3 倍，而其PN 含量却不足AGS的1/2。事实上，由于微生物群落、废水成分及提取条件均会影响EPS 的产量和特性，因此不同研究结论中EPS 的含量及成分不尽相同。但是总体来说，相较于絮凝污泥，AGS 的EPS 中PN 含量总是高于PS，疏水性的PN 对于微生物聚集体的形成十分重要，也有利于AGS 系统长期稳定运行。此外，EPS 含量与细胞表面电负性和疏水性呈正相关，正是由于EPS 的含量及成分不同，相较于絮凝污泥，AGS 的细胞之间更容易附着、内聚和黏附，从而形成颗粒污泥并维持其稳定性，并且AGS 的抗冲击负荷能力，沉降性能及污泥脱水性较絮凝污泥更加出色〔24〕。

2 EPS 的提取及表征方法

2.1 EPS 的提取方法

对EPS 的特性进行研究时，需要将EPS 单独提取出来，不同的提取方法可能会导致EPS 性质有显著差异。例如，EPS 提取过程中可能会改变EPS 凝胶化的关键结构或成分，而且通过不同方法提取的EPS 可能表现出不同的特性〔25〕，因此有必要对EPS 提取方法进行总结，见表1。在实际操作中，可以根据操作目的采取相应的提取方法以提高EPS 提取效率。

表1 EPS 提取方法Table 1 EPS extraction methods

2.2 EPS 的表征方法

不同的提取方法获得的EPS 组分不同，因此应根据目标成分有针对性地选择EPS 的表征方法〔31〕。较早时使用常规扫描电子显微镜（SEM）和透射电子显微镜（TEM）进行检测，由于检测过程需要对EPS进行脱水和固定，这会对其原始结构造成破坏。后来发现使用环境扫描电子显微镜（ESEM）则可以保持EPS 的原始形状和结构，激光扫描共聚焦显微镜（CLSM）则可以获得EPS 中碳水化合物、蛋白质和核酸的空间分布〔32〕。傅里叶变换红外光谱（FTIR）、圆二色性（CD）光谱仪、三维激发-发射基质（3DEEM）荧光光谱及尺寸排阻色谱（SEC）等新表征方法的出现能提供大量关于EPS 的结构和功能特性及其在AGS 启动和运行中的变化及作用等信息，见表2。通过这些表征技术不仅可以发现EPS 中官能团的变化以了解EPS 与污染物的结合强度，而且能够分析EPS 中的PS 和PN 含量及结构，以阐明EPS 在AGS 造粒及维持稳定中的作用机制。

表2 EPS 研究中的新表征方法Table 2 New characterization methods in EPS research

3 EPS 在AGS 中的作用

3.1 参与AGS 的造粒

AGS 的形成是一个相当复杂的过程，涉及到物理、化学和生物学多方面。基于对颗粒形成过程的探索，目前已有多种颗粒化模型假设，但尚未得出统一结论〔39〕。其中，胞外聚合物造粒假说被广泛认可，这一假说肯定了EPS 在菌胶团型AGS 形成中起关键作用，即微生物分泌的EPS 具有黏附性，能够吸附水中的有机物和金属离子等形成菌胶团，形成絮体的细菌团在水流剪切力、水压等外力的作用下不断融合发展，最终形成表面规则致密的AGS〔40〕，如图2。

图2 AGS 的形成过程：絮状污泥、颗粒形成、颗粒成熟及稳定成熟的颗粒污泥Fig. 2 AGS formation process：flocculent sludge，granules formation，granular sludge maturation and stable mature aerobic granules

不同的EPS 形式和组分在污泥造粒过程中发挥着不同作用，在造粒过程中S-EPS、LB-EPS 及TB-EPS 的含量和组成存在显著差异。细胞表面疏水性已被假定有助于AGS 的造粒，颗粒的形成和成熟通常伴随着疏水性的增加〔41〕。造粒过程中，S-EPS 中PN 的含量较低，而LB-EPS 和TB-EPS 中的PN 含量逐渐增加，这也导致EPS 的相对疏水性增加，从而有利于造粒〔42〕。较低的zeta 电位是形成AGS 的重要条件〔43〕，刘前进等〔44〕发现PN 中带有正电荷的氨基类物质能够中和部分羟基和磷酸根中的负电荷，降低污泥zeta 电位，有利于促进微生物间的相互凝聚。但并不是所有的EPS 组分均对AGS 的造粒过程有积极的影响，Xiaoqian CHEN等〔45〕发现LB-EPS 的含量增加不但不利于造粒，还对生物絮凝、出水澄清和污泥沉降能力有负面影响。因此了解EPS 各种形式和成分在污泥造粒过程中的作用，有利于为AGS 反应器的快速启动提供理论支持。

3.2 维持AGS 的稳定性

AGS 的稳定性是通过EPS 的疏水性、黏度和氢键来维持的。EPS 中PS 和PN 的结构及AGS 凝胶稳定性能失效概念模型，见图3。

图3 AGS-EPS 中PN 的α 螺旋结构（a）、PS 的结构示意（b）、AGS 凝胶性能失效的概念模型（c）Fig. 3 The α-helix structure of PN （a），structure of PS （b） in APS-EPS，conceptual model of AGS gel performance failure （c）

EPS 中的PS 和PN 通常以结合状态存在，这些以PS 为骨架的PS-PN 交联物通过影响EPS 凝胶结构的疏水性和氢键体系来主导颗粒稳定性，如图3（a）。EPS 分泌增加时，AGS 的沉降性能以及颗粒稳定性提高〔46-47〕。AGS 被认为是一种水凝胶，其颗粒的机械强度可以通过凝胶性质来表征〔48〕。有研究发现PS 的高支化程度可以增强水凝胶的机械强度，其支链被破坏必会改变水凝胶的性质，导致水凝胶的黏性降低，影响AGS 的稳定性〔23〕，如图3（b）和图3（c）。当EPS 的某些成分缺少时，AGS 将从凝胶结构转变为溶胶结构，这表明EPS 能够保持AGS 凝胶的物理强度，以确保AGS 的稳定性〔25〕。研究PS 和PN 偶联物在保持好氧颗粒污泥稳定性中的作用是非常有意义的，不但能够深入了解EPS 的组成和功能，也提供了一个新的研究方向，即通过化学接枝改性开发新型生物基絮凝剂，例如将PN 改性为PS 骨架，以提高AGS 的造粒速度和结构稳定性〔49〕。然而，PS 和PN 在遇到不利条件（如碱性处理，高温等）时往往会分解，且这种破坏是不可逆的，因此在AGS的培养和反应器的运行中，应防止突然的高温废水负荷，高pH 环境或其他可能诱导凝胶分解的条件。

EPS 分泌不足时好氧污泥造粒困难，而过量的EPS 产量也会造成AGS 解体，因此，在这两种情况下颗粒都不稳定。在运行过程中，由于好氧微生物对能量需求较高，而大部分的外层EPS 可生物利用性差，因此在饥饿阶段内层EPS 会被微生物消耗，这样会形成外层致密而内部松散结构，有利于维持AGS的稳定结构〔50〕。但是随着外层EPS 分泌继续增加时，会堵塞AGS 的孔隙，从而限制了营养物质向内的扩散〔51-52〕。外层微生物能够接收足够的底物，而更接近核心的微生物则因不能获得足够的营养物质而继续消耗内层EPS。由于EPS 含量的降低，污泥疏水性下降，自黏附能力逐渐失效，颗粒开始破裂。在这个阶段，AGS 系统演变成絮状污泥和颗粒污泥的混合系统。当饥饿阶段延长后，由于堵塞AGS 孔隙的EPS 被部分消耗，营养物质可以渗透到AGS 的内层，从而避免继续消耗EPS。即使该时期颗粒形态不规则，大小分布不均匀，但它们在结构上比以前的颗粒更稳定〔53-54〕。对影响AGS 聚集能力的原因分析非常有意义，了解EPS 与AGS 聚集机制的关系，有利于指导通过控制污泥的培养条件（温度、盐度、pH 等）来调节EPS 的分泌，以加速颗粒的聚集。

4 调控EPS 的方法

4.1 调节水质和优化工艺条件

AGS 中EPS 的含量及成分受到运行环境的影响，又反过来影响AGS 系统的运行状态。因此通过调节水质和优化工艺条件来改善EPS 的状态对AGS平稳高效的运行是可行且有效的。通过调节进水水质能够间接影响EPS 的分泌，尤其C/N 会直接影响EPS 的成分。H. KIM 等〔55〕发现C/N 逐渐增加会导致EPS 中PS 的含量升高，增强了AGS 的稳定性。Yunjun YIN 等〔56〕认为虽然缺氮不是影响颗粒稳定性的决定性因素，但随着C/N 升高，会导致EPS 中的m（PN）/m（PS）下降，这对AGS 的稳定不利。通过调节pH 可以改变EPS 的性能，从而影响AGS 的启动效率和稳定性。Zhengwen LI 等〔57〕认为在较低的pH下，EPS 与无机内核表面之间的能量势垒较低，可以促进EPS 在无机内核表面的黏附，有利于AGS 的造粒过程。此外，酸性条件有利于提高EPS 的凝胶强度，从而提高AGS 的稳定性〔57〕。通过控制盐度能够调节EPS 产量。Xiao WU 等〔58〕研究发现盐水短期处理后的EPS 中PS 含量增加，使其对Zn2+的吸附增强，这是因为PS 中的羟基是结合Zn2+的重要位点。A.S. OLIVEIRA 等〔59〕认为盐度可能会破坏EPS 的结构，但是通过逐步增加盐度的方式，EPS 的产量会先下降后升高，可保持AGS 系统性能稳定。

另外，需要根据进水水质调节AGS 系统运行的工艺条件。饥饿期的长短影响着EPS 的分泌，这与AGS 的造粒和稳定性紧密相关。O. T. IORHEMEN等〔60〕发现合理控制喂食-饥饿期有助于将AGS 中的EPS 含量控制在合适的水平，以维持颗粒污泥的稳定性。Xiang LIU 等〔61〕认为可以通过采取不同饥饿期的组合来调控EPS 的分泌，即在好氧造粒开始时可以采用较短的饥饿期来加速颗粒的形成，在运行中延长饥饿期以增强颗粒的稳定性。进水类型和方式也对AGS 的形成及运行至关重要。采用人工配水和生活污水两种进水类型，均能实现污泥的颗粒化。但由于人工配水水质成分单一，所培养AGS 抗冲击性能较差，温度小幅度变化时就易导致颗粒污泥解体。实际生活污水中有机物成分复杂且浓度波动大，AGS 造粒需要的时间较长，但生长速率较慢的AGS 更稳定，具有更强的抗冲击负荷能力，即使温差变化大，也能保证良好的出水水质〔62〕。常温下，阶梯式增加生活污水的进水方式会增加EPS 的分泌，加速AGS 的形成，同时改善AGS 的沉降性能〔63〕。

缩短造粒时间和提高颗粒的稳定性是相辅相成的。调节C/N、pH 及盐度等参数的操作有效且易于实施，调节阶梯进水方式、控制饥饿期等措施能够同时影响营养物质供给量、溶解氧浓度等条件，因此在实际工程应用中，可以通过调节水质和优化工艺条件来改善EPS 的状态，实现AGS 的快速造粒和长期稳定运行。

4.2 通过群体效应调控

群体效应（QS）是存在于微生物群体间的一种细胞间通信过程，能够在种群密度达到阈值时，接收信号并诱导某些基因的表达〔64〕。QS 被认为是影响EPS 分泌和微生物聚集的重要因素，并且可以调控诸如生物膜形成，生物发光等许多细菌行为〔65〕。已经广泛报道了N-酰基高丝氨酸内酯（AHLs）介导的QS 是好氧污泥造粒和维持颗粒稳定性的关键因素〔66〕。研究发现可以通过AHLs 的调控作用来促进EPS 特异性分泌，从而增强好氧污泥造粒过程并维持颗粒稳定性。当信号分子浓度减少时，EPS 中的疏水性物质减少，导致多糖网状结构骨架被破坏，微生物附着能力降低，颗粒稳定性变差。Zhiming ZHANG 等〔67〕发现较短的污泥停留时间可以促进功能性微生物富集并增殖，具有AHLs 产生能力的微生物调节具有QS 活性的其他微生物的EPS 分泌和代谢，有助于微生物聚集形成污泥颗粒，再通过QS调节微生物活性来促进EPS 分泌，最终增强颗粒稳定性。颗粒稳定性的AHLs 调控过程为AGS 体系中较高浓度的AHLs 能够促进ATP 的合成，为EPS 的合成和分泌提供能量，高EPS 含量（特别是PN）增加了表面疏水性，并为污泥中的功能性微生物提供刚性保护层，维持AGS 的稳定〔68〕。

实验室一般通过直接投加外源性AHLs 来选择性的增强QS 从而调节EPS 的分泌，促进AGS 的造粒和维持颗粒稳定性。通常在接种污泥后投加AHLs信号分子标准品，使其随进水进入反应器，投加浓度为 µmol/L 甚至 nmol/L。信号分子是否作用于AGS可以通过检测反应器中的AHLs 来判断，未投加信号分子的对照组检测到的AHLs 均为微生物内源产生，而实验组中除外源投加的AHLs 外，检测到的其他种类AHLs 即微生物内源产生〔69〕。通过对比两组中内源产生的AHLs 种类及浓度可以分析投加外源AHLs 对内源AHLs 分泌的影响，对两组中各反应阶段的污泥颗粒粒度分布、MLSS 变化及EPS 相对含量变化等进行分析，可以评估AHLs 信号分子在AGS系统中的作用。有研究发现在造粒初期，特异性AHLs 升高100 倍，同时EPS 合成增加〔70〕。Jia SHUAI等〔71〕发现通过添加N-己酰基-l-高丝氨酸内酯这种AHLs 调控QS，在启动期间诱导TB-EPS 中PN 和PS的产生，m（PN）/m（PS）的增加能够促进污泥絮凝和造粒，同时也改善了污泥的相对疏水性，从而保证颗粒污泥的牢固结构。Zhan YUE 等〔72〕发现N-十四烷基-DL-高丝氨酸内酯（C14-HSL）是一种关键AHLs信号分子，在AGS 的整个造粒过程中，LB-EPS 和TB-EPS 的产生均受到C14-HSL 介导的QS 的调控。另外，Huizhi HU 等〔73-74〕均认为添加混合AHLs 可能比单一种类AHLs 对QS 的影响更加显著。

直接投加AHLs，由于其被AHLs 水解酶显著降解而不能在污泥中持续起作用，其在经济上是不可行的；接种产信号分子的菌株可能是提高系统中的信号分子浓度、改善AGS 运行效果的有效途径〔75〕。Bing ZHANG 等〔76〕通过添加富含AHLs 的上清液进行QS 调节，形成的AGS 具有出色的沉降能力、稳定性及较高的COD 去除率。Yangcheng DING 等〔77〕通过添加V.harveyiBB170 分泌菌株创造了一个高AI-2 含量的环境，AI-2 型QS 调控下的污泥平均粒径较大，EPS 产量和相对湿度较高，颗粒表面聚集的丝状细菌也多，结果证明来自分泌菌株的信号分子在整个造粒过程中可持续地供应，并且其浓度更接近污泥细菌的生物可接受水平。由此可见，QS 及外加信号分子对EPS 的调控作用，能够使AGS 快速造粒及长期稳定运行。虽然AHLs 介导QS 对AGS 造粒过程和运行的影响得到了验证和评估，但污泥中菌群之间通过AHLs 介导QS 的作用机制需进一步研究验证。

5 EPS 的回收利用

污水处理厂不断产生剩余污泥，从中回收资源可以显著减少固废的产生、能源消耗和温室气体排放。一些EPS 提取厂已经建成并投入运营，成功从废生物质中提取到高价值的生物产品〔78〕。从废弃的AGS 中回收EPS 可提高污水处理厂的收益，降低污水污泥管理成本，同时可使污泥处理量减少20%～35%〔79〕。

从废弃污泥中提取的聚合物在许多领域都有应用前景，特别是从废AGS 中提取的EPS 可以作为建筑工业中水泥固化剂改进水泥的固化，也能作为农业土壤增强剂，工业上的涂层材料或阻燃材料。

Y. M. LIN 等〔80〕从废弃AGS 的EPS 中回收了以PS 为主要成分和脂质为次要成分的多糖基生物材料。这种生物材料是两亲性的，很容易被吸入均匀而柔韧的薄膜中，可以用作纸张涂层材料以增强其耐水性。与传统的石油基合成聚合物制成的纸张涂层相比，这种多糖基生物材料在可回收性和再利用性方面具有良好的环境优势。N. K. KIM 等〔81〕发现将从废AGS 中回收的EPS 掺入到可燃性高的聚乙烯醇中，不仅能够降低其燃烧速率，而且燃烧过程所产生的热量和一氧化碳释放速率也低于目前广泛使用的磷基阻燃剂，证明了从AGS 中回收的EPS 是一种高效且环保的生物阻燃材料。另一项研究〔82〕也证实了从AGS 中提取的EPS 具有自熄性，能够作为生物基阻燃材料涂覆在亚麻织物表面为其提供阻燃性能，EPS 作为阻燃剂不产生二次污染物，且符合美国联邦航空法规标准中的阻燃要求，在发展循环经济中具有巨大的潜力。从AGS 中提取的EPS 有望成为新型环保阻燃剂，能够满足低毒性、环境友好和可持续性的要求。

EPS 中的类海藻酸盐（ALE）是一种可用于造纸、医疗和建筑行业以及农业和园艺的生物材料。应用Nereda 工艺的AGS 污水处理厂已经投入使用，该循环工艺可减少50%的能耗，对空间的需求减少70%，能产生与海藻酸盐具有相似特性的组分，即ALE，每年从中回收的ALE 十分可观〔83〕。C. M.SCHAMBECK 等〔84〕认为在市政废水AGS 的EPS 中，ALE 是其主要组成部分，可作为水凝胶参与AGS 造粒并提高AGS 的强度。从使用AGS 的污水处理厂中回收ALE，可以实现资源回收利用，并为污水处理厂创造额外收益。将从AGS 中提取的ALE 作为生物吸附剂去除水溶液中染料亚甲蓝，吸附效率接近90%，与商用海藻酸盐吸附剂的吸附效率接近〔85〕。从活性污泥系统中回收的EPS 还能够作为生物絮凝剂，添加到AGS 系统中加速AGS 的造粒，提高处理效率〔33〕。目前，国内首座AGS 技术工业化污水处理厂已经建成〔86〕，应该考虑在厂内增设EPS 回收设施。之前的实践证明从废弃AGS 中回收资源不仅有助于创建循环经济，也将为实现碳中和做出贡献。

6 结论与展望

尽管AGS 技术被广泛研究并投入实际应用，已经发现EPS 在AGS 的培养和AGS 反应器的运行中起着关键作用，然而仍缺乏关于EPS 在AGS 快速成粒以及颗粒稳定性维持中作用机制的深入研究，这也是影响AGS 技术工业化应用的关键因素。未来对EPS 的研究应从以下几个方面考虑：1）深入研究EPS 与AGS 的造粒及维持颗粒稳定性之间的关系及机理，为AGS 反应器的快速启动和稳定运行提供理论支持；2）开发更加精确高效的EPS 提取和表征方法；3）针对不同的处理对象，考察诸如QS 或优化运行环境等方法调控EPS 的效果，并深入探讨各因素影响EPS 的机理，以提高AGS 的处理效果；4）深入探究各环境因素对EPS 组分及含量的影响，为AGS技术的工业化应用提供高效可行的优化方案；5）关注AGS 技术在已有污水处理厂改建或新建污水处理厂中的应用，同时考虑回收AGS 中EPS 实现资源再利用的工程实践可能性。