生物废水处理系统中微生物聚集体中的胞外聚合物（eps） 15页

综述：在生物废水处理系统中微生物聚集体中的胞外聚合物（EPS）盛国平a俞汉青a李晓燕ba中国科技大学化学学院，230016，中国合肥b香港大学土木工程部，薄扶林道，香港摘要：在本文中给出了关于生物废水处理反应器中微生物聚集体中的胞外聚合物的定义、提取、特点、产量及功能方面的内容。EPS是微生物分泌的高分子聚合物的混合物，是由细胞溶解或从废水中吸收有机物产生的。他们是微生物聚集体中维持其聚集在三维矩阵的一个重要部件。研究发现EPS中主要成分（碳水化合物、蛋白质、腐殖质物质、核酸）的特点（例如：吸附能力、生物降解能力、亲水性及疏水性）和含量对微生物聚集体性能有非常重要的影响，例如物质转移、表面特征、吸附能力、稳定性、微生物聚集体的形成等。然而，由于EPS是非常复杂的，已知关于EPS方面的知识是远远不足的，仍然需要做大量的工作来充分了解他们在生物处理过程中的确切作用。关键词：胞外聚合物提取微生物聚集体污泥稳定性表面特性废水处理目录1.引言1.1EPS的定义1.2EPS的组成1.3EPS的空间分析2.EPS的提取2.1EPS提取方法的评估2.2合理提取方法的选择3.分析方法3.1传统化学比色法分析3.2创新方法4.EPS的特点4.1EPS的吸附特性n4.2EPS的生物降解性能4.3EPS的亲水性/疏水性1.影响EPS产量的因素5.1底物类型5.2营养成分含量5.3生长阶段5.4外部条件2.EPS与微生物聚集体功能之间的关系6.1微生物聚集体的物质转移6.2微生物聚集体的表面电荷6.3微生物聚集体的絮凝性能6.4微生物聚集体的沉降性能6.5微生物聚集体的脱水性能6.6微生物聚集体的稳定性能6.7微生物聚集体的粘附性能6.8微生物聚集体的形成3.未来的工作需要致谢参考文献1.引言在生物废水处理系统中，大多数微生物以微生物聚集体的形式存在，例如：污泥絮体、生物膜及颗粒。在纯培养条件下EPS（一种聚合物混合的高分子量的复合体）存在时，活性污泥、颗粒状污泥、生物膜能在各种各样的电子显微镜下观察到并确认。EPS对微生物聚集体的物化特性有非常重要的影响，包括结构、表面电荷、絮凝性能、沉降性能、脱水性能及吸附性能。EPS与细胞通过复杂的相互作用结合形成广阔的网状结构，与大量的水共同保护细胞免受脱水作用n及有毒物质的伤害。部分EPS在营养不足时可以充当碳源或能源。他们也聚集在一起通过与细胞紧密结合形成微生物聚集体。因此，对EPS的深入研究，不仅仅是提高我们对生物废水处理的理解，也是通过优化操作参数来提高这种处理的效率。这篇文章概括了一些非常重要的发现：微生物聚集体中EPS的提取、空间分布、分析技术、特点及其组成对微生物聚集体功能的影响。1.1EPS的定义EPS存在于细胞外及微生物聚集体内。Wingender等人在1999年用缩写EPS作为一种更全面综合的术语来代表不同微生物聚集体中的高分子聚合物的不同种类，如：多糖、蛋白质、核酸、脂类、及其他聚合的化合物。NielsenandJahn在1999年提出细胞壁外所有不能锚定在外膜或细胞质蛋白层上的聚合物为EPS。这种EPS的广泛定义使EPS的研究结果变得不可预知且有争议。实际上，EPS主要是由微生物分泌或大分子细胞溶解、水解产生的一种高分子量的化合物。另外，废水中的一些有机质也可以被吸附到EPS的三维矩阵中。和微生物新陈代谢有关的EPS在有关微生物聚集体研究中更有意义，它可以影响到微生物聚集体的不同物理化学特性。根据细胞外EPS的不同形式EPS可以再被细分为束缚EPS（鞘状聚合物、朔状聚合物、浓缩胶、松散附着聚合物、附加有机质）和可溶性EPS（可溶性的大分子、胶体、煤泥）。束缚EPS与细胞紧密结合在一起，而可溶性EPS与细胞结合较弱，或溶解在溶液中。通常，这两种类型可以用离心来分离分开，仍然浮在上层的是可溶性EPS，而形成微生物颗粒的是束缚EPS。但是，他们的起源尚不清楚。尽管可溶性EPS与细胞之间的相互作用非常弱，但以前的研究表明可溶性EPS对污泥的生物活性及表面特征也有非常重要的影响。然而，对可溶性EPS的研究是有限的，在文献及本综述中没有被详细说明的EPS是束缚EPS。束缚EPS的结构通常可以用双层模型来描述(Fig.1)。内层是由紧密粘附EPS(TB-EPS)构成的，有一定的形状，它紧密稳定的结合在细胞表面。外层是由松散附着EPS(LB-EPS)组成的，是没有明显边缘的松散且可分散的粘液层。在微生物聚集体中松散附着EPS的含量总是低于紧密粘附EPS的含量，这可能对微生物聚集体的特性有一定的影响。1.2EPS的组成研究发现EPS的主要组分是碳水化合物和蛋白质经，腐殖质物质也有可能是生物废水处理反应器中污泥中EPS的一种主要组分，大约占总量的20%。另外，在不同EPS基质中发现了脂类、核酸、糖醛酸及无机成分。他们所占的比例很大程度上取决于提取方法和污泥的起源。n从不同微生物聚集体中提取的EPS的含量与组分是不同的。提取的EPS在组成成分上的变化取决于许多因素，如培养条件、生长指数、加工参数、生物反应器类型、提取方法及运用的分析工具等。1.3EPS的空间分布EPS的空间分布是不均匀的，可以用扫描显微镜或在EPS用荧光染料或凝集素染色后用荧光显微镜观察到。EPS主要集中在污泥絮体中心，丝状真菌网格的周围存在一些多糖。EPS是生物膜的主要结构组件，大部分EPS分布在生物膜的深度不同层中，他们的产量随着生物膜的深度的变化而不同。对于厌氧颗粒状污泥，大部分的EPS分布在外层，剩余部分分布在剩下的颗粒中。Wangetal.(2005)曾报道说好氧颗粒状污泥内层的EPS含量大约是外层含量的四倍。不同EPS组分的分布也是多种多样的。McSwainetal.(2005)发现在好氧颗粒状污泥的外层存在细胞及碳水化合物，而大部分的蛋白质存在于内层中。Chenetal.(2007)发现在醋酸好氧颗粒中，蛋白质和β-D-吡喃葡萄糖多糖形成核心，而细胞和α-D-吡喃葡萄糖多糖在颗粒外层积累。在石碳酸好氧颗粒中，蛋白质形成核心，而细胞和α-D-吡喃葡萄糖多糖及β-D-吡喃葡萄糖多糖积累形成外层。这些结果表明EPS的分布是由微生物聚集体的类型、结构和来源决定的。1.EPS的提取2.1EPS提取方法的评估理想的EPS提取方法应该是有效的，引起的细胞溶解必须最小且不能破坏EPS的结构。提取效率可以定义为在总的有机体中提取的EPS的总量，或是从一个给定的细胞样品中含有EPS的所有地方提取出的EPS总量。EPS提取效率根据所运用的提取方法而显著不同。提取EPS时可能会发生细胞溶解。然而，在提取过程中细胞溶解的程度是很难确定的。一些研究把EPS中蛋白质和核酸的含量作为细胞溶解的指示物，但是，通常理解为EPS矩阵中含有大量的蛋白质及少量的核酸，所以没有一种大分子可以作为一种精确的指示物。然而，正如EPS中核酸的含量通常很低，而EPS提取后高的核酸含量可视为是严重细胞溶解的标志。腺苷三磷酸和胞内酶，如6-磷酸葡萄糖脱氢酶已经被用来作胞内标准。细胞用显微镜方法进行计数，活/死细胞的数量及染色方法都已经被用来评估细胞溶解。这实际上是基于细胞壁的完整，提高细胞壁的断裂方法后胞内物质的释放。然而，这仅仅能用来评测细胞是否被破坏。而不能评测胞内物质是否泄漏。Shengetal.提出紫外可见分光光度计方法测定细胞溶解是通过测定细胞内释放的化合物，并将它应用于光合细菌EPS提取方法的比较中。在EPS提取过程中有可能发生大分子的断裂，有报道称在沸腾及碱性处理下会发生非常严重的断裂。在pH值大于9时，氢氧化钠会引起聚合物成分的n变化，在pH值较高时，硫酸盐结合糖类蛋白被破坏，糖醛酸被降解。也可以用凝胶过滤色谱法或高压体积排阻色谱法来测定EPS提取中大分子混合物的变化。2.2合理提取方法的选择一种典型的EPS提取程序如下：（1）预处理，包括取样、储存、洗涤、均质化。这步允许微生物细胞分散。从生物膜和微生物颗粒中提取EPS，均质化的步骤总是必需的。（2）样品预处理后EPS的提取。（3）纯化和进一步分析。在这三步中，第二步是非常重要的。EPS组分应该用合适的提取程序进行提取。对可溶解EPS，离心总是必需的，而对束缚EPS已经发现了很多不同的提取方法，而新的提取方法仍然在不断的探索中。这些提取方法可以划分为物理方法、化学方法、物理方法与化学方法相结合，如表1中列出的。物理方法通常利用外力如超声波、离心、加热来促进EPS与细胞分离并溶解于溶液中。化学方法是加入化学化合物，打乱EPS与细胞之间结合的相互作用来加速EPS的溶解。总体来说，物理提取方法的效率低于化学提取方法的效率。此外，不同的提取方法对这些物质有不同的提取效率，并导致EPS的构成不同。研究污泥样品中LB-EPS和TB-EPS的组成成分及功能时，束缚EPS中的这两种组分可以分开单独提取。LB-EPS与细胞结合松散，为了避免含有TB-EPS的包含物应该选择一种较温和的方法（如高速剪切、低温加热、高速离心）。随后，在TB-EPS提取中运用一种严格的方法（如高温加热、超声波或化学提取方法）。随后LiandYang修饰了对从活性污泥中提取LB-EPS和TB-EPS包括温和步骤及严格步骤在内的加热提取方法。在这种提取过程之后的细胞溶解是没有意义的。高速离心及超声波震荡也经常被用来从污泥中提取LB-EPS和TB-EPS。由于许多方法显著的特点，已经被发现并运用到在已知或未知条件下提取EPS中。化学提取方法总是比物理方法的提取效率高，如阳离子交换树脂法（CER）、EDTA法、HCHO/NaOH方法，但是化学方法的应用无论是对提取过程本身还是对随后的EPS分析都带来了一定的问题。碱处理可以引起严重的细胞溶解及大分子破坏。EDTA法具有比较高的提取效率并且对细胞溶解的程度较低。但是残留的EDTA能污染提取出来EPS，并在Lowry方法中干扰蛋白质的测定，且EDTA提取法总是需要进行透析。在HCHO/NaOH方法中HCHO改变EPS的特征并且在碳水化合物的测量中有严重的干扰作用。EPS提取中运用水解酶是一种较温和有效地方法，但是对活性污泥的提取效率并不高。CER法由于高提取效率低细胞溶解成为目前广为接受的EPS提取方法，很大程度上是因为树脂容易被除去，可以避免由化学试剂带来的污染，使随后的分析更为容易。据称，没有一种方法可以将EPS全部从微生物聚集体中完整的提取出来。对运用与多种阳离子有关的提取方法对活性污泥中可提取组分的提取策略n进行评估，结果表明CER法对Ca-束缚EPS和Mg-束缚EPS有高度的选择性。而硫酸盐提取方法对Fe-束缚EPS有选择性。另一方面，发现碱提取法与这两种方法相比缺少特异性，但是它对Al-束缚EPS的提取效果更好。由于没有从微生物聚集体中大量提取EPS的通用方法，所以考虑到样品的特点，提取方法必须是最优且有选择性的。一些提取EPS的方法必须在比较之后慎重的选择最合适的方法。为获得较高的提取效率，有必要对不同目标EPS组分运用结合提取方法或重复提取。对结合提取和重复提取中的细胞溶解需进行仔细的评估。1.分析方法3.1传统化学比色法分析在生物膜和活性污泥中EPS矩阵中的组成成分是非常复杂的，包含有蛋白质、碳水化合物、核酸、脂类、腐殖质物质等。常规化学比色分析可以用来定量的分析它们在EPS中的含量。通常可以用蒽酮-硫酸法或苯酚-硫酸两种方法测定碳水化合物的含量。这两种对EPS中碳水化合物的测定表明它们的结果是非常相似的，但是对蒽酮-硫酸法的变化系数要比苯酚-硫酸法的要小。测定蛋白含量的方法有Lowry法、染色法、N总量测定法。Lowry法和染色法相比具有较高的重复性。N总量测定法更精确，但是过程比较复杂。因此在描述EPS特征中对蛋白的分析更常见运用Lowry法。由于核酸的生物功能基团对Lowry试剂也有作用，所以做适当的改进是必需的。腐殖质物质是非常复杂的，很少有合适的测定其在EPS中含量的方法。Frolundetal.建议通过合适的蛋白干扰改进的Lowry法测定腐殖质物质的含量。糖醛酸含量可以用对羟基二苯胺硫酸法测定。DNA和核酸含量用DAPI荧光法、紫外吸收法)或二苯胺法测定。紫外吸收法易于操作，但是容易被蛋白质干扰。DAPI法对DNA的测定效果较好，但是程序复杂。而二苯胺法的运用更为普遍和方便。3.2创新方法EPS中的复杂成分使对其构造、结构、分布、功能的分析变得困难。然而，随着分析化学的进步使对EPS特点分析的新工具及技术也有所发展，如表二所示，含有大量EPS结构和功能特性以及他们的环境行为的信息。用电子显微技术可以直接观察到在非晶相细胞周围的微生物聚集体中EPS的存在。用常规扫描电镜(SEM)和透射电镜（TEM）观察到微生物聚集体先被固定和脱水后可以改变EPS的原始构造。可以应用环境扫描电镜（ESEM）、原子电镜（AFM）和CLSM来观察完全水合样品来获得EPS的原始形状和结构。在不同的荧光探针染色后可以用CLSM获得EPS中碳水化合物、蛋白质、核酸类的空间分布。色谱法和质谱法结合可以用来对EPS中的组分进行定量及定性分析n。光谱包括X-射线电子光谱(XPS)、傅里叶转换红外光谱(FTIR)、三维激发发射矩阵荧光光谱(3D-EEM)和核磁共振(NMR)可以用来阐明在EPS或微生物聚集体中的功能基团和元素组成。EPS包含有大量不同种类的有荧光特征的功能基团：芳香结构、不饱和脂肪酸。作为一项快速、选择性好及灵敏度高的技术，3D-EEM荧光光谱对EPS物理化学性质的研究是非常有用的，它们的荧光特征与它们在分子中的结构及功能基团有很大的联系。由于光谱技术的灵敏度高、选择性好及对样品无破坏作作用，所以可以用来描述在污染物吸附到EPS后EPS中功能基团变化的特性。例如，从污染物吸附前后荧光强度及紫外光谱的变化可以估计其对EPS结合的强度。1.EPS的特点4.1EPS的吸附特性微生物聚集体中的EPS有许多对金属和有机物质吸收的位点，如芳香类、蛋白质中的脂肪族、碳水化合物中的疏水区域。这显示出了EPS在重金属吸附到细菌细胞及在环境中运输的潜在作用。在EPS中许多功能基团的存在，如羧基、磷酸根、硫酸根、苯酚和羟基功能基团，这些可以与重金属复合。基于可利用羧基及羟基的估计数目，认为EPS具有很强的结合能力。EPS中的蛋白质、碳水化合物、核酸都具有于重金属结合的能力。结合能力及EPS与重金属之间结合的强度符合Langmuir或者Freundlich公式。此外，在污泥中的可溶解EPS与束缚EPS相比具有更高吸附重金属的能力。EPS与二价阳离子之间（如Ca2+、Mg2+）的结合是维持微生物聚集体结构的主要分子之间相互作用力之一。研究发现在活性污泥上重金属的吸附中，Ca2+和Mg2+同时释放到溶液中，这表明这个过程涉及到了离子交换机制。EPS也可以吸附有机污染物，如菲、苯、腐植酸和染料。这可能对EPS中的疏水区域有一定作用。Spathetal.报道EPS吸附超过60%的苯、甲苯、m-二甲苯，而这仅仅是细胞吸附的污染物的一小部分。EPS通常是带负电荷的，通过静电作用于正电荷有机污染物结合在一起。此外，蛋白质比腐殖质物质具有更高的结合强度与能力。可溶解EPS中的蛋白质所占的比例比束缚EPS中的要高，所以比束缚蛋白质具有更高的结合能力。4.2EPS的生物降解性能细菌也将EPS作为一种碳源或能源利用。通常EPS的主要组分是碳水化合物和蛋白质，在生物废水处理反应器中降解这些聚合物的酶类是非常丰富的。活性污泥中的细菌可以利用其它细菌代谢活动分泌的EPS。然而，LaspidouandRittmann认为EPS的某些部分不能被微生物降解。Wangetal.也认为好氧颗粒污泥中部分nEPS是有生物降解作用，存在于好氧颗粒污泥外层中被详细阐明了的EPS是不能被生物降解，尽管它们位于内层，具有生物降解作用。ParkandNovak(2007）报道称不同方法提取的EPS具有不同的生物降解性能。例如，用CER法提取的EPS是在好氧条件下进行生物降解，而用硫酸法提取的EPS是在厌氧条件下进行生物降解的。EPS降解产生的小分子物质可以在营养缺乏的条件下作为细胞生长的碳源或能源。EPS的降解也可以导致絮状污泥的抗絮凝。EPS不能降解的部分随着反应器中的流体流动及质量恶化的流体流出。4.3EPS的亲水性/疏水性微生物聚集体中EPS含有许多极性基团（如羧基、含磷化合物、磷酸根、硫酸根、苯酚及羟基）和非极性基团（如芳香类、蛋白中的脂肪类、碳水化合物中的疏水区域）。EPS中疏水区域的形成对有机污染物的吸附是有益的。在EPS分子中亲水/疏水基团的存在表明EPS是两性的。这两种基团的相对比率是由EPS的构成决定的。Jorandetal.用XAD树脂将EPS的亲水基团与疏水基团分开，发现大约7%的是疏水部分，主要是由蛋白质组成的，而亲水部分主要是由碳水化合物组成的。水解后EPS中单糖和氨基酸的含量分析表明大约25%的氨基酸是带负电荷的，大约24%的是疏水性的。EPS的的亲水性/疏水性对微生物聚集体的疏水性及它们在生物反应器中的形成有非常重要的影响。这也证明了EPS作为有机污染物吸附位点的重要性。1.影响EPS产量的因素5.1底物类型底物类型对污泥中的微生物群体及微生物代谢有非常重要的影响，进而影响EPS产量。LiandYang称以葡萄糖为底物的污泥比以醋酸盐为底物的EPS产量要高。Sponza从不同类型处理废水的连续搅拌槽式反应器检测污泥中的EPS产量。发现在稳定状态的条件下，酿酒业和城市废水污泥中EPS的蛋白质的含量要比纸浆造纸、纺织业及石油化学工业中废水污泥中EPS蛋白质的含量高。Shengetal.比较了一株光合细菌利用不同底物的EPS产量，发现细菌用苯甲酸盐作为底物比用醋酸盐、丙酸盐及丁酸盐作为底物时EPS的产量更高。这表明细菌在不理想的条件下能分泌出更多的EPS。5.2营养成分含量EPS可以在细菌底物缺乏时作为碳源或能源而被降解。营养水平对EPS的产量及组成都有重要的影响。污泥中EPS含量随着食物相对微生物的比率的增加而增加。EPS含量在磷缺乏时可以被提高。Buraetal.andHoaetal.也发现在磷缺乏时从活性污泥中提取的EPS中碳水化合物的含量增加。DurmazandSanin发现活性污泥中nEPS富含蛋白质而含有的碳水化合物较少，C/N为5，但是当C/N比增加到40时，蛋白质的含量将急速下降而碳水化合物的含量增加。其它研究发现在废水中以低C/N生长的活性污泥倾向于产生高蛋白质/碳水化合物的EPS。5.3生长阶段Jiaetal.调查在活性污泥中培养时间对EPS产量的影响，发现EPS含量与细菌生长阶段密切相关。在指数生长期EPS含量随着培养时间增加而增加，但是在稳定期EPS含量随着培养时间增加而降低。相反，光合细菌的EPS含量在指数生长期随着培养时间的增加而降低，但是剩余的在稳定期几乎不变。固体保留时间（SRT）对EPS产量也具有相当大的影响，但是文献中报道的结果在一定程度上是互相矛盾的。许多研究人员发现不同微生物聚集体中的EPS随着保留时间的增加而增加，这表明细菌在内源生长条件下会产生更多的EPS。Sesayetal.发现保留时间的增加与活性污泥中EPS的总量及EPS中蛋白质和碳水化合物的含量有重要且积极的相互作用。保留时间由4天延长到20天时，蛋白质与碳水化合物的比值也相应由1.5增加到了2.5。然而，一些科学家表示EPS与保留时间是相互独立的。Liaoetal.发现当保留时间增加到一定程度，EPS的含量随着保留时间的进一步延长而没有明显的变化，当保留时间由4天延长到12天时，蛋白质与碳水化合物的比率增加，但是，当保留时间进一步由12天增加到16天时蛋白质与碳水化合物的比率将不在变化。LiandYang发现活性污泥中TB-EPS与保留时间没有关系，而LB-EPS随着保留时间的增加而减少。5.4外部条件EPS主要通过和多价金属离子形成离子架桥与细胞结合，金属离子的浓度也影响EPS含量。TurakhiaandCharacklisandShengetal.报道Ca2+对EPS含量没有影响，而HigginsandNovak发现在Ca2+和Mg2+浓度高时污泥EPS中蛋白质的含量增加，而钠离子浓度高时导致EPS含量减少。随着污泥培养基中铁离子浓度的增加，EPS的特点及组分也会发生改变。在有毒物质（如重金属离子）存在时，生物膜和活性污泥中的微生物细胞将产生更多的EPS来保护细胞在恶劣环境中免受伤害。此外，在有毒条件下EPS中蛋白质含量的增加远远超过其它组分。当有毒物质浓度超过一定阈值时，对EPS产量的提升变得几乎没有意义。然而，有些有毒物质（如铋二巯基丙醇）也可以抑制EPS产量。在仅仅低于最小抑制浓度的水平时缺陷短波单胞菌的EPS产量将会严重的减少。在暴漏到接近最小抑制浓度水平的铋二巯基丙醇上后超过5天的时间蛋白质与碳水化合物的总量大约降低95%。反应器的剪切速率也可以影响EPS的组成。SBRs中剪切速率或通氧程度的增加会是污泥中EPS的含量增加。也有研究发现从活性污泥中提取的EPS中碳水化合物的含量随着连续反应器SBR中通氧比的增加而增加，而蛋白质的含量在不同通氧比时是几乎不变的，这表明剪切可能刺激细菌产生更多的碳水化合物。nRamasamyandZhang发现剪切速率的突然增加会使EPS中碳水化合物含量的增加，但是培养一段时间之后碳水化合物含量降低到原始水平。污泥中EPS也可以由水动力或机械剪切力产生，这将使可溶解EPS含量增加。在需氧和厌氧条件下也影响EPS的产量。污泥中EPS的含量在厌氧条件下将会减少。有报道称活性污泥絮凝物在氧气受限制或减少的情况下降会破裂。这种破裂可能是由EPS含量受抑制或EPS水解引起的。Shinetal.比较了三种生物反应器中活性污泥的EPS产量，发现在高溶氧水平时EPS中碳水化合物的含量随着时间的增加而增加，而蛋白质的含量没有变化。在低溶氧水平时碳水化合物和蛋白质的浓度随时间增加都保持不变。1.EPS与微生物聚集体功能之间的关系6.1微生物聚集体的物质转移在废水处理反应器中，EPS覆盖在微生物聚集体细胞的表面或填充在细胞内。LiandGanczarczyk观察到在非晶相细胞周围的活性污泥絮凝物内部有大量EPS的存在。这表明底物必须通过EPS内层转移传递到细胞。颗粒状污泥上的微孔也可以被EPS阻塞，降低底物物质转移的效率。通常EPS组分的扩散系数低于水的扩散系数，这意味着EPS可能影响营养物质的进入及代谢产物的输出。Characklisetal.认为作为不通透性物质，EPS阻止染料渗透到细胞中。EPS对底物的有效扩散系数有很大的影响。高水平的EPS不利于底物的物质转移。在EPS的较高水平时厌氧颗粒的可渗透性较低。然而，由于EPS可以吸附有机物质及提高它们在细胞表面范围内的浓度，所以必须要慎重的考虑EPS在物质转移方面的作用。6.2微生物聚集体的表面电荷在EPS中有许多带电的功能基团，它们的组成及含量影响微生物聚集体的表面电荷。然而，EPS中不同组分的物理化学特征是不同的，因此它们对聚集体表面电荷的影响也是不同的。通常EPS对污泥表面电荷的负电性有积极的影响。Wilenetal.发现EPS总含量及单独组分对污泥的负电性都有积极的影响，其中蛋白质和腐殖质物质对其影响是最重要的。Liaoetal.报道EPS中碳水化合物的含量对表面净电荷有积极的影响。相反，Wangetal.调查了在好氧污泥成颗粒过程中EPS和污泥表面特征的变化发现EPS总含量、蛋白质及碳水化合物的含量和污泥表面净电荷呈负相关，而DNA含量对污泥的表面电荷和亲水性都没有重要的影响。EPS中组分的比率比单独组分的含量对微生物聚集体表面电荷的影响大。蛋白质与碳水化合物的比率和污泥表面的净电荷呈负相关，而EPS总含量对其没有影响。这主要是因为蛋白质的单一带电性质。带正电的氨基积极中和羧基和磷酸盐基团引起的负电荷，因此降低了污泥表面的负电性。n6.3微生物聚集体的絮凝性能微生物聚集体的絮凝性能是实现废水高质量和低混浊的关键。EPS与细胞之间的相互作用对微生物聚集体的絮凝能力有很大的影响。在厌氧条件下对活性污泥的抗絮凝的研究中发现细菌和EPS是抗絮凝物质的主要组成部分，这表明EPS在活性污泥絮凝中有非常重要的作用。现有两种被阳离子诱导的絮凝机制：双层压缩机制和通过EPS离子架桥。高离子浓度促进细菌絮凝，这种现象是由于双电层压缩的结果。多价阳离子与EPS相互作用的离子桥在微生物聚集体絮凝中也有重要的作用。多价阳离子（如Ca2+和Mg2+）倾向于与EPS之间架桥，进而提高微生物聚集体的絮凝作用。活性污泥中一价阳离子的增加会破坏污泥特点及絮状物的结构。活性污泥中的分散细胞易于与添加的Ca2+结合发生再絮凝。直接添加多价阳离子是提高污泥絮凝能力的一条有效途径。对在絮凝中EPS组分的作用也有研究。微生物聚集体在它们表面的蛋白质去除后倾向于抗絮凝。反应器中少量蛋白水解酶的添加将会导致污泥的抗絮凝，而碳水化合物降解酶的添加会引起非常少的抗絮凝。核酸在絮凝中可能有非常重要的作用。细菌的絮凝能力在小红卵菌属（Rhodovulumsp.）的EPS中核酸被核酸水解酶处理含量降低后被破坏。Wilenetal.发现污泥的絮凝能力随着蛋白质含量的增加或腐殖质物质含量的降低而增加，随着EPS总含量的增加而降低。这种结果表明单独EPS组分对微生物聚集体絮凝能力的影响是复杂的。EPS主要组分的比例可能对微生物聚集体的絮凝能力更有影响。作者们强调易于提取的EPS对絮凝是更有利的。LiandYang指出LB-EPS不利于污泥絮凝，过多LB-EPS组成的EPS将会减弱细胞附着进而降低絮凝作用。微生物细胞絮凝可以用经典的DLVO或扩展的DLVO理论描述。在DLVO理论中附着力的总能量是范德华引力和由于双电层渗透引起的一般排斥相互作用的结果，而在扩展的DLVO理论中考虑到了范德华力、极性相互作用、双电层相互作用和布朗运动力。如果细胞动力学可以克服在DLVO曲线中总能量的阻碍，细胞就可以聚集在一起发生絮凝。DLVO理论提供了评估EPS在污泥絮凝中作用的有效方法(Fig.2)。6.4微生物聚集体的沉降性能许多研究说明EPS不利于微生物聚集体的沉降性能。由于EPS是带负电荷的，高浓度的EPS增加微生物聚集体表面电荷，导致细胞之间斥力的增加及微生物聚集体沉降性能的下降。研究发现EPS也不利于微生物聚集体的沉降性能，由于LB-EPS含量的增加可能使聚集体中有更多的结合水，因此产生一种低密度的能高度渗透的絮状物。n经常用污泥体积指数（SVI）来表示污泥的沉降性能，低SVI值表示具有高的沉降性能。通常，当EPS含量增加的时候微生物聚集体的SVI值增加。然而，至今为止EPS中主要组分对微生物聚集体沉降性能的影响还没有被很好的阐明。EPS中蛋白质和DNA的含量对微生物聚集体的沉降性能有重要的影响。研究发现EPS中DNA和蛋白质的含量与SVI值成正相关，而EPS中碳水化合物的含量对SVI值没有影响。6.5微生物聚集体的脱水性能EPS被认为是污泥浓缩脱水过程中的关键因素。水分子与EPS之间涉及到了两种结合机制：静电作用和氢键。前者是水分子中的永久双极性与EPS中功能基团之间的作用，后者是水分子与EPS中羟基之间的作用。通常，压强过滤是污泥一种脱水的主要方法。污泥的脱水性能通常用比阻(SRF)大小或毛细吸收时间(CST)长短来表征。EPS的增加会使污泥脱水性能降低，可能是因为EPS阻止细胞之间接触产生的空间阻力引起的。另外，EPS中高分子化合物引起污泥絮状物中大量水的停留，增加絮状物中空隙的数量。EPS也可以形成一种稳定的凝胶，阻止水分子从污泥微孔中漏出，使污泥的脱水性能恶化。去除EPS后，污泥的脱水性能将会提高。然而，一些研究表明污泥脱水性能随着EPS含量的增加将会提高。在EPS含量较高时，活性污泥的剪切敏感性和分散程度都较低，使其有较好的脱水性能。Houghtonetal.提出EPS对污泥脱水性能的影响主要依赖于EPS在污泥中的含量。从8号废水处理的污泥样品中，他们发现活性污泥脱水性能最初随着EPS含量的增加而增加，但是当EPS含量一旦超过一定阈值之后会降低。这表明较低EPS含量对絮凝更有利，因为这将使细胞之间结合的更为紧密。当EPS含量进一步增加甚至超过一定阈值之后，EPS容纳的水将会大大增加，导致污泥脱水性能的降低。EPS中不同的组分对微生物聚集体脱水性能具有不同的影响。蛋白质具有较高的保水能力。污泥EPS中蛋白质所占比例的减少会使污泥的脱水性能提高。污泥中碳水化合物所占比例的增加会提高污泥的脱水性能。腐殖质物质对污泥的脱水性能没有影响。6.6微生物聚集体的稳定性能微生物聚集体的稳定性对生物废水处理系统中固液分离过程是非常重要的。稳定性是由微生物聚集体抵抗水动力及机械剪切的能力来定义的。作为水动力剪切力的结果，聚集体表面的微粒、细胞和EPS将会被侵蚀。微生物聚集体的结构是控制絮状物的稳定性及固液分离过程中的重要因素。EPS涉及到了微生物聚集体的结构及细胞之间的相互作用。主要的细胞与细胞的分子间相互作用对微生物聚集体的稳定性有贡献，包括聚合物聚合、通过EPS的离子桥、静电作用、范德华力和氢键。因此EPS在一定程度上控制了聚集体的稳定性。n污泥中较高的EPS含量会使污泥有较高的稳定性。Shengetal.提出对两种截然不同的区域有多层结构，如图3中所述。外区域是易分散部分，其中的可分散污泥细胞被易于提取出的EPS粘合。内区域是稳定区域，其中剩下的污泥细胞被不易于提取出来的EPS粘合。在切应力作用下,外区域将会分散。因此，易于提取的EPS也与污泥稳定性密切相关。6.7微生物聚集体的粘附性能微生物表面性能对细胞之间及固体表面之间的界面相互作用是非常重要的，对生物膜在水生环境中的形成是至关重要的。EPS吸附到原料表面将会改变底物的物理化学特征，因此影响初期的细菌粘附过程。细胞表面EPS的存在可以提高固体表面的细胞沉积。研究发现羧酸盐、磷酸盐及胺等功能基团在细菌吸附到固体表面方面有贡献。在EPS从污泥表面去除后，粘附的微生物细胞的数量减少。在表面电荷密度相似的情况下，富含EPS的菌株比缺乏EPS的菌株在渗透介质中对细菌粘附潜在力大。由EPS沉积引起的微生物细胞对表面的粘附也会导致生物腐蚀或生物污损。在细胞粘附中静电作用和化学键作用是联合起作用的。Tsunedaetal.发现如果EPS数量相对较少，细胞粘附到细胞表面将会收到静电作用的抑制，如果EPS数量相对较大，细胞粘附将会通过聚合相互作用提高。此外，抑制电斥力会促进粘附作用。它们的界面力可以用经典DLVO及扩展DLVO理论探测到。EPS对固体表面的粘附通过非DLVO力（除了DLVO相互作用）控制。在这两种理论中，聚合作用及离子桥都没有被考虑到，它们也是微生物粘附中的主要作用力。因此，需要进行更多对EPS在细菌粘附方面贡献评估的研究。6.8微生物聚集体的形成污泥成颗粒作用关系到微生物废水处理反应器中微生物的自我固定，并导致了厌氧和好氧颗粒的紧密结构。显微照片显示在这些厌氧和好氧颗粒内部有大量EPS的存在。EPS与微生物细胞之间的相互作用可以影响颗粒污泥的形成。QuarmbyandForster发现EPS中碳水化合物含量和颗粒状的强度都同时降低，这表明EPS在污泥成颗粒过程及维持颗粒状污泥结构中有至关重要的作用。Zhouetal.发现在UASB反应器中轻微的过量将会刺激EPS产量及缩短成颗粒过程的时间。将外源EPS添加到恶化的颗粒状厌氧反应器中将会大大的恢复反应器的可使用性能。在好氧污泥成颗粒中，EPS含量随着初期培养时间的增加而增加。但是残余下的在小颗粒成熟之后任然保持不变。所有的这些都指出EPS在成颗粒中的重要作用。EPS的组分及分布影响微生物聚集体的形成。EPS可以通过离子桥作用、疏水作用、聚合物的聚合作用紧密的结合细胞，这对提高和促进微生物聚集体的形成有益，如图4所示。n细菌生物膜是包围在自我产生水合EPS的三维矩阵中的细胞团体粘附到内表面形成的结构。大量EPS与细胞结合在一起并对生物膜的多样性方面有贡献。EPS被认为是细胞粘附到表面中的重要的调解物。它们参与生物膜形成中的粘附过程，维持生物膜结构上的完整并因此维持生物膜团体的稳定性。最近，发现细胞外DNA是细菌生物膜形成中的关键组分，并在绿脓假单胞菌生物膜的起始确立中是不可缺少的。细胞外DNA是生物膜中细胞与细胞相互联系模型中的组分。它也有三维细丝网状结构，允许进入悬浮微粒的有机物质中，并参与一个区域内的协同运作及它们之间的相互作用。1.未来的工作需要EPS对生物废水处理系统中的微生物聚集体是非常重要的。然而，仍然需要大量的学习关于EPS在微生物聚集体的特征和功能中的作用。以下是关于为了更多了解EPS所需做的研究：EPS提取方法的发展。从微生物聚集体中提取EPS的方法是研究EPS特点及其在生物反应器中作用的基础。由于EPS中的某些组分不能用常用的提取方法提取，所以需要探索新的具有高提取效率的EPS提取方法。为了避免细胞溶解及EPS的破坏必须采取某些温和的提取方法。EPS原位分析方法的建立。研究认为EPS特征在提取后有所变化，如分子结构及构造。随着现代分析技术的发展，运用一种或一些新发明的原位分析技术的结合有可能确定EPS复合物。这些方法需要能够分析未脱水的水和样品。EPS副组分的确定。在先前的研究中，很少注意到LB-EPS、TB-EPS和可溶性EPS的提取、分布及特征，这些已经被证明在微生物聚集体及生物废水处理系统中具有不同的作用。这些EPS的副组分的来源、成分及特征的鉴定和阐明对弄清楚先前研究中关于EPS的争论是非常有用的。通常，它们的功能也将被很好的评价。EPS关键作用的阐述。在先前的研究中，EPS与微生物聚集体功能（如絮凝、沉降、脱水及吸附等）之间的关系经常是有争议的。对EPS作用的争论可能是由于它们复杂的组成引起的。每种组分显示它们自己特殊的影响，因此总体影响可能会变得不可预知且会依情况而定。这也会引起一些在控制EPS含量及提高微生物聚集体性能方面的问题。因此，EPS中每种组分及副组分作用的阐明是非常重要的（如LB-EPS、TB-EPS）。影响EPS产量关键因素的确定。由于EPS来源复杂，所以许多因素可以影响EPS的产量。EPS成分的作用已知后，这些关键因素的确定对微生物聚集体中EPS成分、含量的控制并提高微生物聚集体的功能（絮凝、沉降及脱水性能）是非常有用的。n致谢感谢中国自然科学基金会(50625825,50708106and50978243)、中国安徽省杰出青年科学家基金会对这项研究的支持。