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厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, anammox)指在缺氧条件下anammox菌以亚硝酸盐(NO2−−N)为电子供体，将氨氮(NH4+ −N)氧化为氮气(N2)的过程。该过程无需有机碳源，其需氧量仅为传统硝化反硝化工艺的1/3，为自养低耗脱氮提供了新途径[1]。然而，anammox菌生长速率慢、倍增时间长，在实际应用中易因污泥流失而难以快速培养。颗粒污泥具有优良的沉降性能，其内部物种非常多样，微生物系统更加稳定，可在一定程度解决反应器内污泥流失和难以适应复杂环境条件的问题[2]。因此，厌氧氨氧化颗粒污泥的培养及其稳定化运行，是该工艺走向大规模应用的重要环节。
胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)在颗粒污泥的形成和保持结构完整性方面起到关键作用，其主要成分包括多糖、蛋白质、核酸和腐殖酸等[3]。EPS的理化性质和空间分布结构会影响微生物聚集体的结构和功能。比如，EPS中的蛋白质、腐殖酸和糖醛酸有助于污泥的疏水性，而碳水化合物则有助于亲水性[4]；某些蛋白质二级结构促进了生物絮凝聚集、吸附和生物膜形成[5- 6]；处理工艺、运行条件和水质等诸多因素均会影响EPS的组分、结构、组成等特性[7]。
近年来，研究者在EPS对anammox颗粒污泥形成及稳定运行过程中的作用、EPS成分特征、影响其特性的主要因素等方面开展了广泛研究，积累了大量有益成果。本文梳理了近年来关于anammox颗粒污泥中EPS的最新研究进展，以期明确EPS的特性在anammox颗粒污泥形成及运行过程中的作用，为anammox颗粒污泥的实际工程化应用提供参考。
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关于anammox菌聚集及颗粒污泥形成有多种假说，EPS在这些过程中均起到重要作用。
JIA等 [4]认为，anammox微生物的聚集过程可能包括3个步骤，如图1所示。1) 第1阶段中游离的anammox菌游走在固体表面，直到找到适宜生态点位，通过分泌少量糖醛酸黏附在固体表面。2) 第2阶段中anammox菌停留在固体表面并通过蹭动互相接触，并开始分泌大量糖醛酸；由于糖醛酸的凝胶特性形成了网状结构，其网捕作用可防止微生物脱落，使anammox菌更加牢靠地黏附于固体表面。3) 在第3阶段，anammox菌的生长繁殖过程中会产生更多EPS紧密包裹在细胞表面，其胞外蛋白展现的β折叠结构使内部疏水基团很容易被暴露，使得细胞表面疏水性增强并有助于细胞间的聚集，从而形成了结构牢固的群落结构。
MANONMANI等[8]认为，anammox颗粒污泥形成的常见途径为2种。第1种途径是最容易被学者接受的EPS粘附说。即采用好氧或厌氧颗粒污泥作为接种物，在启动初期因培养环境急剧变化，接种颗粒污泥逐渐解体；解体的细小颗粒污泥作为内核，EPS作为黏附剂黏附AnAOB菌；AnAOB菌生长繁殖形成菌胶团，多个菌胶团在EPS 和丝状菌的粘接下形成亚单元；多个亚单元再团聚成anammox颗粒污泥。而第2种途径为采用非颗粒性接种物，以钙镁铁等阳离子作为粘附剂和内核，形成anammox颗粒污泥。
EPS是污泥颗粒化的重要物质，主要分布于细胞外，作为黏结剂促使细胞团聚，从而使得细胞与细胞、细胞与颗粒之间黏连在一起，最终实现聚集[9]。然而，目前仅能证明EPS的存在促进了anammox颗粒污泥的形成，尚未对EPS直接影响AnAOB菌聚集能力的内在机制提出较为清晰的解释。在限氧自养硝化反硝化(oxygen-limited autotrophic nitrification-denitrification，OLAND)工艺中培养的anammox颗粒污泥中，颗粒污泥的自养空间大约50%被EPS所占据，与异养型厌氧颗粒污泥相比，EPS含量相对较高，表明EPS在anammox颗粒污泥聚集方面产生了更重要的作用[10]。
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在不同类型anammox颗粒污泥中，EPS各成分含量存在较大差异(表1)。这可能与反应器类型、接种污泥及培养策略有关，但对差异存在的内在机制还缺乏强有力的证明。EPS主要由蛋白质、核酸、多糖、脂质和存在于各种微生物聚集体内部的其他聚合化合物组成。其中，多糖(polysaccharide, PS)是EPS的主要成分，其次是腐殖质和蛋白质(protein, PN)。
由微生物分泌产生的EPS中含有大量胞外多糖。胞外多糖通过形成聚合物来促进微生物间的黏附从而增强颗粒污泥的稳定性。同时，多糖交联形成的水凝胶是维持颗粒污泥稳定的重要因素。凝胶可通过氢键、疏水性作用保持颗粒污泥的稳定性[11]。胞外多糖长主链之间的缠结以及丰富的结合位点桥接形成骨架，增强了微生物之间的黏附，有利于维持颗粒污泥的稳定状态[12]。PN含氨基并带正电荷，导致污泥表面负电荷减少，微生物间的静电斥力降低，细胞表面的疏水性增加，从而使微生物细胞更易于从水相中脱离出来并互相聚集。这说明PN含量的增加、PN/PS的增高可促进污泥颗粒化[13]。
胞外多糖可分为结合型胞外多糖和可溶性胞外多糖[14]。EPS具有多层空间结构，根据其结构特点一般分为固着性(bound-EPS，B-EPS)和溶解性(soluble-EPS，S-EPS)2种。其中，B-EPS的内层由紧密结合型(tightly bound-EPS，TB-EPS)组成，与细胞表面结合稳定；外层由松散附着(loosely bound-EPS，LB-EPS)组成，松散可分散[15]。自养anammox颗粒会比好氧/厌氧颗粒物分泌更多的EPS，而高基质浓度下培养的anammox颗粒具有更高EPS含量，且颗粒中EPS的分布存在较大差异[16]。JIA等[4]对比了18种不同条件下生成的anammox颗粒污泥，发现其中的TB-EPS与颗粒污泥形态密切相关，可作为厌氧氨氧化微生物存活能力和微生物聚集体形态的表征指标，且TB-EPS 含有的大量蛋白质疏水基团可促进微生物的聚集。有研究者采用可酶解多糖的淀粉酶对anammox颗粒污泥进行酶解，发现α-淀粉酶处理组颗粒污泥外边缘出现溶胀，而β-淀粉酶处理组颗粒污泥表面无明显变化，但出现破碎且稳定性明显下降[12]。β-D-呋喃葡萄糖集中分布在颗粒污泥最外层，蛋白质、脂类、α-呋喃葡萄糖和α-甘露糖则分布于整个颗粒污泥，主要集中在颗粒污泥外侧。蛋白质和脂类构成了厌氧氨氧化颗粒污泥的骨架，anammox菌则分布在蛋白质和脂类中间[17]。HOU等18]发现，EPS含量与化学组成主要受细菌的代谢作用影响，细菌的代谢性质也决定了EPS的聚集能力[18]。
Anammox颗粒污泥的粒径直接影响EPS含量及成分[19]。EPS的3层结构(S-EPS，TB-EPS和LB-EPS)会随粒径变化而变化。当粒径＜0.5 mm时，S-EPS的含量(以每克VSS含有EPS质量计)占总EPS的48%以上，为121.0~302.3 mg·g−1，并随着粒径的增大而减小，在粒径为2.5 mm时占总EPS的35%。而TB-EPS含量随粒径增大而增大，由粒径< 0.2 mm时的95.6 mg·g−1增至粒径为2.5 mm时的334.1 mg·g−1，且随着anammox颗粒污泥粒径的增大，TB-EPS逐步取代S-EPS成为EPS的主要组分。而LB-EPS含量随粒径变化波动较小，保持在总EPS含量的24%以下[20]。粒径不同还会造成EPS中各组分含量的差异，粒径从0.5~1.4 mm增至> 2.8 mm，PN含量从(56.88±0.86) mg·g−1增至(98.59±2.10)mg·g−1，总EPS量从(68.05±0.97)mg·g−1 增至(94.26±2.20)mg·g−1 [21]。因此，控制反应器运行条件、调控适宜粒径、强化anammox颗粒污泥EPS的分泌，可增强颗粒污泥的运行稳定性。
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EPS中PN和PS两大组分在anammox颗粒污泥的形成、运行中发挥重要作用。在不同反应器类型及脱氮负荷条件下，anammox颗粒污泥的EPS含量与PN/PS存在显著差异。较高的脱氮负荷往往PN/PS较大，但二者并无线性相关性，这可能与运行环境条件有直接关系。当脱氮负荷为0~1 kg·(m3·d)−1时， anammox颗粒污泥在不同反应器运行条件下的EPS总量(以每克VSS含有EPS质量计)为13.35~850 mg ·g−1，PN/PS为0.54~7.66。同种接种污泥形成的anammox颗粒污泥PN/PS较为接近[17]，而不同接种污泥和培养策略会对颗粒污泥PN/PS产生较大影响[16]，但迄今为止的研究尚未对EPS的组分差异作出合理解释，还需进一步深入探究。
颗粒污泥EPS的PN/PS可用于表征其稳定性能和沉降性能。PN/PS为0.5~5时，颗粒污泥的稳定性和沉降性随比值增大而增强[22]。PN/PS大小与污泥表面疏水性、带电性及颗粒污泥的形成直接相关，污泥的相对疏水性会随着PN/PS的提高逐渐增强，从而促进anammox颗粒污泥的聚集，且随着颗粒污泥的形成PN/PS有较大幅度的增加[23]。anammox颗粒污泥EPS中的蛋白质是决定疏水性的主要成分，因此，随着PN/PS的升高，蛋白质占比越高，细胞电负性越强，微生物表面疏水性越好，颗粒化程度更强[24-25]。虽然EPS含量与颗粒污泥粒径无明显关联，但PN/PS受粒径影响变化较大。CHEN等[20]研究了4种不同粒径anammox颗粒污泥的EPS含量，发现小粒径(1.0~1.5 mm)颗粒污泥的PN/PS达3.81，厌氧氨氧化活性较大，EPS分泌量较高。粒径为300~500 μm的PN/PS随粒径增大而呈上升趋势，但粒径增大到一定程度时(>500 μm)，颗粒污泥向胞外分泌较少的EPS，PN/PS也会随之降低，小颗粒间的聚集作用减弱，亲和力降低，沉降能力下降[26]。掌握这种变化规律有利于调整条件以促进颗粒污泥的聚集并维持颗粒间的稳定性。PN/PS是颗粒结构稳定性的重要调控因素，较高的PN/PS有利于颗粒污泥造粒并增加颗粒污泥强度和相对疏水性，促进anammox颗粒污泥的聚集，故可作为颗粒形成指标。
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对 anammox 颗粒污泥的元素组成分析表明，C、H、N、O、S元素的组成分别占总量的44.4%、6.6%、9.0%、35.7%和1.4%[41]。除了主要成分外，颗粒污泥的EPS提取物中还有Na、K、Ca、Mg、Al、Fe、Mn、P、Si、S等元素组成的矿物颗粒。其中，Na、K、Ca、Mg占主要成分，其含量大小为K>Na>Ca>Mg[42]。Anammox颗粒污泥EPS中K、Ca、Mg有离子和非离子2种存在形式，但绝大多是以离子形式存在。K、Ca的金属离子形式占比分别为68.6%、56.2%，Mg的离子形态比例最高，可达94.7%。在非离子存在形态中，K和Mg占比分别为31.4%和5.3%。在金属元素中，Ca的非离子存在形式占比最高，为43.8%。随着粒径的增大，厌氧氨氧化颗粒污泥EPS中PN的含量随之增大，从而可结合更多金属元素，使得金属元素含量增大，Ca2+的含量亦增大，进而中和细菌表面和多糖分子上的负电荷，提升多糖水平并显著缩短颗粒的形成时间，加速颗粒污泥形成并维持其稳定性[28, 43-44]。金属离子在颗粒污泥聚集中发挥的作用不同，如EPS中的Na+会通过压缩双电层作用促进颗粒污泥的聚集，而Na+、K+会通过离子交换作用与Ca2+竞争EPS中的结合位点。因此，Na+与Ca2+和Mg2+含量的变化趋势相反[45]。还有研究者认为，EPS中的Ca、K、Mg、Na、Al、Fe等金属元素会影响厌氧氨氧化颗粒污泥的表面特性[46]。如Ca可诱导形成CaCO3和Ca5OH(PO4)3沉淀，作为anammox颗粒污泥初期的晶核并促成颗粒污泥的形成[43, 47]。而其他金属元素在anammox颗粒污泥的形成及EPS成分结构方面的作用尚有待进一步研究。
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Anammox颗粒污泥属于自养脱氮颗粒污泥，主体功能菌为anammox菌，其生长缓慢、倍增时间长[1]。当废水中含有有机物时，异养菌如反硝化菌会快速增殖，与anammox菌争夺反应基质NO2−−N，导致anammox菌的生长被抑制，从而影响anammox颗粒污泥的性能甚至使之解体[2]。范丹等[13]发现，较低的有机物质量浓度(<100 mg·L−1)会使同步亚硝化厌氧氨氧化反硝化(simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification，SNAD)反应器内的功能微生物更易于相互聚集黏附，加快污泥快速颗粒化，增大颗粒粒径，最大粒径达到1 103 μm；经过约140 d的培养，最大EPS含量达到140 mg·g−1(以每克VSS含有的EPS质量计)。同样，当COD为100 mg·L−1时，EPS含量达到最大值(482.69 ± 9.83) mg·g−1；而随着COD增至150 mg·L−1，EPS含量降至 (451.80 ± 9.79) mg·g−1；当COD持续增至200 mg·L−1，EPS含量开始急剧下降[48]。LI等[49]发现，COD为200 mg·L−1的条件可促进anammox颗粒污泥EPS的分泌，其含量从33 mg·g−1升至181 mg·g−1，但当COD升至300 mg·L−1时，EPS含量降至155 mg·g−1。从共聚焦激光扫描图像可发现，在有机物存在的条件下，PN显著增加，但PS有所下降。适量的有机碳源(<130 mg·L−1)可提高厌氧氨氧化颗粒污泥的EPS含量，PN、PS含量分别由最初的63、45.1 mg·g−1增至140、60 mg·g−1(以每克MLSS中PN或PS质量计)。此时，污泥的沉降性能明显提高。然而，COD高于130 mg·L−1时，EPS含量则下降。这可能是由于有机物过多会导致部分anammox颗粒污泥解体，进而造成EPS的释放[50]。
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氮作为厌氧氨氧化过程的主要基质，其浓度和负荷直接影响着anammox颗粒污泥的形成及EPS分泌[51]。ZHANG等[52]发现，当氮负荷由4.8 g·(L·d)−1增至10.0 g·(L·d)−1时，anammox颗粒污泥的EPS含量增加了约60%；当氮负荷达到最大值20.0 g·(L·d)−1时，EPS总量增至77.2 mg·g−1(以每克VSS含有的EPS质量计)，但anammox颗粒污泥因密度降低而大量解体。WANG等[53]亦发现随着氮负荷增大(由0.09 ~ 0.26 kg·(m3·d)−1增至0.21 ~ 0.97 kg·(m3·d)−1)，anammox颗粒污泥EPS含量由11.09 mg·g −1 增至83.38 mg·g−1，且PN/PS 增大，由5.09增至8.84。NI等[16]通过设置不同停留时间(HRT)调控反应器的氮负荷，发现：EPS在不同氮负荷运行条件下的特征存在差异，低HRT(22 h)高氮负荷anammox颗粒污泥的PN/PS为0.8，而高HRT(36 h)低氮的PN/PS为2.1。在低氮条件下，PN为胞外多糖的主要成分；在高氮条件下，EPS含量更高且PS为主要成分。金慧磊[54]发现，高氮负荷下(4.97 kg·(m3·d)−1)，anammox颗粒污泥的EPS含量为529.13 mg·g−1；随着氮负荷降至1.01 kg·(m3·d)−1)，EPS含量降至256.52 mg·g−1。唐崇俭等[34]发现，随着厌氧氨氧化反应器容积基质氮去除速率的提升，anammox颗粒污泥EPS中多糖和蛋白质含量(以每克MLSS中PN或PS的质量计)均增大；当脱氮负荷达到(50.75 ±0.18) kg ·(m3·d)−1时，多糖含量为45.50 mg·g−1、蛋白质含量为97.50 mg·g−1，而EPS 总量高达143.00 mg·g−1；随着脱氮负荷的增大，蛋白质含量增加更快，蛋白质的“超量产生”致使颗粒污泥的PN/ PS 增大。因此，氮负荷的提升总体上会促进anammox颗粒污泥产生更多EPS，但氮负荷过高会导致EPS分泌过量，造成颗粒污泥孔隙率增加、团聚性降低，甚至解体。
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外加介体的加入会直接促进anammox菌活性或其强化电子传递等功能，也会直接影响anammox颗粒污泥中EPS的分泌[55]。FTIR分析结果表明，石墨烯纳米片(graphene nanosheets,GNs)的加入可使anammox颗粒污泥EPS中PN和PS含量增大，并增强其疏水性，促进颗粒污泥的形成，而磁赤铁矿(γ-Fe2O3 NPs)的加入会导致PN峰完全消失[56]。XU等[57]发现当MnO2纳米颗粒(MnO2 NPs)的投加量逐步增至200 mg·L−1时，为抵御NPs的侵扰，anammox颗粒污泥中EPS含量增至(481.5 ± 13.4) mg·g−1(以每克VSS含有的EPS质量计)。然而，添加过量外加介体也会抑制EPS分泌。anammox颗粒污泥在低浓度(5 mg·L−1)的La(Ⅲ)胁迫下，EPS分泌量由(292.9 ± 17.5) mg·g−1增至(398.3±26.8) mg·g−1。而随着La(Ⅲ)质量浓度增至50 mg·L−1，大量La(Ⅲ)经EPS吸附和跨膜运输后抑制相关代谢酶活性，导致EPS分泌量下降[58]。CHENG等[59]在探究铜纳米粒子(CuNPs)与土霉素(OTC)双重影响下anammox颗粒污泥EPS的变化时发现：低质量浓度(CuNPs和OTC质量浓度均为0.5 mg·L−1)下，EPS含量较初始水平增加18.7%；而将CuNPs和OTC质量浓度增至1 mg·L−1时，EPS含量则增加21.4%；而在高浓度(CuNPs和OTC质量浓度分别为2.5 mg·L−1 和 2.0 mg·L−1)下，EPS含量又急速降低，仅为初始水平的77%。在外加介体浓度较低时，为抵御外加介体侵扰，anammox颗粒污泥中PN大量分泌会造成EPS含量增大。而当外加介体浓度过高时，EPS分泌饱和，在外加介体长期影响下介体经跨膜运输进入细胞内，导致相关酶代谢功能被抑制，并可能造成外层EPS的脱落(PS分离)[58-59]。
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除粒径、有机物和氮的浓度、外加介体之外，盐度、脉冲电场和信号分子等的作用对anammox颗粒污泥的EPS分泌量亦存在影响。有研究表明，添加一定盐度能够刺激颗粒污泥分泌EPS以避免细胞脱水而失活[60]。分析不同盐度(质量浓度为0、15、30 g·L−1的NaCl)条件下，anammox颗粒污泥的EPS特性，发现不同盐度胁迫下EPS含量存在变化。随着盐度(NaCl质量浓度由0 g·L−1增至30 g·L−1)的增大，PN含量(以每克MLSS含有的EPS质量计)由(30.58 ± 2.50) mg·g−1降至(18.11 ± 2.1) mg·g−1 ，而PS则由(1.48 ± 0.09) mg·g−1 增至(10.52 ± 0.50) mg·g−1 [61]。在盐度的胁迫下，颗粒污泥EPS的多糖C—O基团增加，并影响合成酶活性及代谢通量重组[62]。另外，ZHANG等[63]发现，在中频脉冲电压(1 000 Hz，1.5 V)条件下，anammox颗粒污泥的PN/PS分别比低频和高频两种条件下分别增加了28.46%和54.20%。ZHANG等[64]通过投加外源信号分子(C8-HSL, N-octanoyl-DL-homoserinelactone)抑制了高氮负荷下anammox颗粒污泥EPS的过量分泌，与无信号分子添加的空白组对比，PN/PS由4.09降至2.14，外源信号分子的添加直接影响到颗粒污泥的沉降性能。
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在碳达峰碳中和背景下，以anammox颗粒污泥为主体的处理工艺在废水零碳源自养脱氮领域具有重要实践意义。促进EPS分泌并优化其结构成分以快速形成anammox颗粒污泥，并通过调控粒径、水质和运行条件，维持和优化颗粒污泥的结构稳定，提升处理效能，将推进anammox颗粒污泥的工程化应用进程。尽管研究者们对anammox颗粒污泥EPS功能的研究日益增多，但对EPS的主要组成和结构特征的认识还远远不够。尤其是在实际废水处理的复杂条件下，如何促进EPS分泌，并明确其成分和结构的变化具有重要现实意义。
在未来还应在以下方面开展进一步研究：1) 通过外界条件和环境因素的刺激，强化anammox颗粒污泥的EPS分泌，优化PN/PS比例，以促进颗粒污泥快速形成；2) 在明晰anammox颗粒污泥EPS主要成分与含量的基础上，进一步关注EPS在anammox颗粒污泥内的空间分布；3) 强化anammox颗粒污泥EPS微观结构和特殊成分的解析，优化anammox颗粒污泥结构和活性；4) 进一步深化环境因素对anammox颗粒污泥EPS的影响研究，阐明实际应用过程中环境因子波动与结构成分之间的响应关系。
厌氧氨氧化颗粒污泥EPS的作用、成分及影响因素研究进展
Review on function, composition and influencing factors of EPS in anammox granular sludge
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摘要: 厌氧氨氧化是一种新型自养生物脱氮反应，具有节能、脱氮负荷高、无需外加碳源、污泥产生量小等优势，因而对低碳高氮废水的处理具有应用价值。然而，厌氧氨氧化菌生长速率低，常通过污泥颗粒化提升反应器的生物量。胞外聚合物(EPS)在颗粒污泥的形成和稳定方面起着至关重要的作用。为此，综述了EPS在anammox颗粒形成过程中，促进污泥聚集和维持稳定的作用，并阐明了EPS主次要成分及作用，分析了anammox颗粒污泥自身粒径大小、水质条件(有机物、氮浓度和负荷)，以及外加介体(矿物质或金属离子等)对EPS含量及成分的影响，并提出未来应在anammox颗粒污泥EPS结构和成分的微观解析、强化EPS分泌以促进颗粒污泥快速形成等方面进一步开展研究，旨在为anammox颗粒污泥的大规模工程化应用提供参考。Abstract: Anaerobic ammonia oxidation (anammox) is a lithoautotrophic biological nitrogen removal process with inherent advantages of low energy consumption, high nitrogen removal loading rate, no external carbon source and low sludge generation, which can be applied for treating wastewater with low C/N ratios. However, due to the slow growth rate of anammox bacteria, biomass is commonly increased by sludge granulation in the anammox reactor. The extracellular polymer substances (EPS) play a vital role in the formation and stabilization of anammox granular sludge. Here, we reviewed the role of EPS in promoting sludge aggregation and maintaining stability during formation of anammox granular sludge, and clarified the major components and functions of EPS. In addition, the particle size of anammox particle sludge, the water quality such as organic matter, nitrogen concentration and nitrogen loading, and the additional mediators such as minerals or metal ions were evaluated on the concentration and composition of EPS of anammox granular sludge. Future research is needed in the field of the micro-analysis of the EPS structure and composition of anammox granular sludge and the enhancement of EPS secretion to promote the rapid formation of granular sludge should be carried out. The ultimate goal of this review is to provide a reference for applying anammox granular sludge technology at large scale.
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随着时代不断发展，城市内涝频繁发生，排水管网淤堵问题备受人们关注。排水管道沉积物是污水中的可沉降颗粒物，在排水管网运行过程中，这些颗粒物在适当条件下发生沉降并逐渐积累，形成底层沉淀物沉积在排水管道中[1]。沉积堵塞排水管网的物质主要包括有机物、无机物以及固体垃圾[2]。管网沉积物中所含的有机质一般是复杂的高分子物质，如脂类、糖类、蛋白质、动植物腐殖质以及微生物等[3]。也有研究将管网沉积物分为3类：底层粗颗粒沉积物、有机层和生物膜[4]。其中，生物膜通常形成于水面附近的管壁，或受扰动作用较小的沉积物表面上，由覆盖在有机质上的微生物构成[5]。胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)作为微生物的重要组成部分，其主要成分为多糖、蛋白质、核酸、脂肪、胞外 DNA 等[6]，具有粘性和吸附性，对排水管道的淤积及冲刷具有重要影响。传统的管网机械清淤方法均存在人工消耗量大，施工过程中影响道路交通等问题。因此，探究生物或化学方法来减缓管网中沉积物的沉积速率，降低管网清淤与维护频率是解决排水管网淤堵问题新的研究方向。
相关研究表明，利用纤维素酶或蛋白酶可破坏污泥EPS，促使污泥颗粒变得细小分散，污泥颗粒比表面积增大，酶与细胞接触面积增加，并且EPS 的分解还降低了其对污泥细胞的保护作用，进而提高了酶对污泥的水解效率[7]。YANG等[8]研究发现经酶解后，污泥细胞破解，胞内物质流出，大大提高了污泥后续厌氧消化的效率并缩短了污泥消化时间。此外，LU等[9]报道了酸性处理过程中污泥内部酶(蛋白酶和α-葡萄糖苷酶)的释放也可以增强厌氧发酵污泥的破解。
同时，在污泥处理方面，表面活性剂也有其不可或缺的作用。表面活性剂的增溶作用和分散作用[10]使胞外聚合物脱离污泥溶于液相[11]；而表面活性剂结构中自带的疏水烷基可与细胞壁相互作用，导致细胞溶解，破坏细胞结构和EPS[12]。王怡等[13]研究表明，添加SDS(十二烷基硫酸钠)可以促进剩余污泥水解，EPS中溶解性蛋白质和多聚糖含量大幅增加，污泥的粒径变小、比阻变大。WANG等[14]研究发现阴离子表面活性剂SDS可以增加体系中的负电荷，EPS与SDS之间的静电排斥和疏水相互作用使污泥中的EPS大量释放。LUO等[15]研究了SDS与酶制剂联合作用对剩余污泥水解酸化的影响，结果表明，组合体系比单一SDS和单一酶体系更能有效促进污泥水解，SDS和复配酶体系优于SDS和单一酶体系的水解性能。由于表面活性剂联合生物酶技术不仅反应条件温和，对管道无腐蚀和破坏性，并且两者联合对管网中有机沉积物具有较好的水解作用，有利于降低沉积物间的黏性，促进有机质从固相向液相转移，强化其冲刷性能，从而为解决排水管网淤堵问题提供新的解决方法，但目前尚未有关于该方面的报道。
基于对排水管网中沉积物的性质分析，根据课题组前期研究结果，本研究在确定复配酶(α-淀粉酶∶中性蛋白酶=2∶3)投加量的质量百分比为8%的条件下，探究不同SDS投加量、反应温度、初始pH(7.28±0.3)和反应时间对SDS+复配酶体系对沉积物水解效果的影响，根据反应前后沉积物EPS、三维荧光、粒径和SEM(scanning electron microscope)表征结果对其水解沉积物的机理进行了深入分析；采用高通量测序技术对经复配酶(α-淀粉酶∶中性蛋白酶=2∶3)、SDS+复配酶(α-淀粉酶∶中性蛋白酶=2∶3)水解后的排水管网沉积物中微生物群落结构与功能菌群的影响进行了分析，探讨了不同方法对微生物群落结构的影响。
1. 材料与方法
1.1 污泥样品
实验所用管网沉积物取自天津市某排水管道检查井，取回的污泥样品封装于样品袋中，存放在４ ℃冰箱内里冷藏待用。该沉积物样品的相关特性指标为：有机质含量为 (56.39±0.81)%，pH=7.28±0.3；沉积物上清液中SCOD(soluble chemical oxygen demand)值为 (206.9±16.9) mg·L−1、氨氮为 (85.03±2.53) mg·L−1、多糖为 (18.14±2.16) mg·L−1、蛋白质为 (0.08±0.01) mg·mL−1。
1.2 实验试剂和仪器
所用试剂主要包括中性蛋白酶、α-淀粉酶、SDS、氯化钠、COD专用耗材、氢氧化钠、苯酚、氯化氢、无水乙醇、纳氏试剂等。其中，实验所用酶制剂基本性质及来源见表1，其他化学试剂均为分析纯，实验用水为去离子水。
表 1 生物酶基本性质Table 1. Basic properties of biological enzymes生物酶种类 酶活性/(U·g−1) 适宜温度/ ℃ 适宜pH 来源 中性蛋白酶 2×105 50~55 6.0~7.0 合肥博美生物科技有限公司 α-淀粉酶 4 000 60~70 6.0~7.0 上海源叶生物科技有限公司 | Show Table
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实验主要仪器包括 YH-3BS远红外线恒温干燥箱(天津中环)；SX-GO7103马弗炉(天津中环)；MY3 000-6B混凝实验搅拌仪器(武汉梅宇仪器)；721型可见分光光度计(上海佑科)；VELOCITY 18R台式多功能离心机(Dynamica公司)；FY-1C-N真空泵(浙江飞越)；G9 800A三维荧光激发-发射光谱仪(美国安捷伦)；PHS-3E型pH计(雷磁)；HH-4电热恒温水浴锅(绍兴苏珀)。
1.3 实验方案
取100 mL排水管网沉积物置于250 mL烧杯内，通过0.1 mol·L−1的盐酸或氢氧化钠溶液调节pH至 5~10；将烧杯放入水浴锅预热，使沉积物到目标温度(4~65 ℃)后；加入8%(质量百分比，酶质量与沉积物干质量比)污泥的复配酶(α-淀粉酶:中性蛋白酶=2:3)，并加入0、1%、2%、5%、8%和10%(质量百分比)的SDS；在200 r·min−1下搅拌，连续反应 0~6 h。反应结束后，取部分污泥进行有机质含量的检测，将剩余部分污泥置于离心管中，在4 000 r·min−1下离心15 min，离心后取上清液经0.45 μm滤膜过滤；检测滤液中SCOD、氨氮、多糖，每个实验重复3次，取平均值分析４个因素对SDS促进复配酶水解排水管网沉积物的影响，确定其最佳反应条件，并分析最佳反应条件下的上清液EPS、三维荧光光谱、沉积物表面结构形态和粒径的变化。
1.4 测定方法
氨氮采用纳氏分光光度法进行测定；溶解性化学需氧量(SCOD)采用快速消解分光光度法测定；多糖采用苯酚-硫酸法测定；蛋白质含量选用改良Lowry法测定；沉积物中有机质含量测定采用《中华人民共和国城镇建设行业标准》(CJ/T96-1999)中有机质灼烧法。EPS采用热提取法，EPS中各类物质变化采用三维荧光扫描光谱仪(安捷伦1260)检测；沉积物表面形态采用扫描电子显微镜 (7610F，日本电子株式会社) 分析。采用16s rRNA高通量测序方法表征微生物群落结构变化。
2. 结果与讨论
2.1 SDS投加量对沉积物水解效果的影响
实验在原泥pH(7.28±0.3)，8%(质量百分比)复配酶(α-淀粉酶：中性蛋白酶=2:3)、25 ℃反应2 h的条件下，SDS投加量对排水管网沉积物水解效果的影响结果见图1。由图1(a)可以看出，当SDS投加量在0%~5%时，SCOD与多糖浓度随SDS投加量增多而增长，在SDS投加量为5%时，SCOD和多糖达到峰值，分别由初始的5 686.9 mg·L−1和1 913.75 mg·L−1升至8 192.9 mg·L−1和3 561.29 mg·L−1；当投加量继续增加到10%，SCOD与多糖含量反而下降，在10%时，SCOD和多糖分别下降到7 545.9 mg·L−1和2 484.92 mg·L−1。由图1(b)可以观察到，氨氮与SCOD、多糖变化趋势相同，在SDS投加量为5%时，由原始的87.32 mg·L−1达到峰值的153.37 mg·L−1。有机质含量的变化与氨氮、SCOD、多糖变化趋势相反，在SDS投加量为5%时，有机质含量最低，为55.59%；当SDS投加量继续增大，有机质减量效果稍有提高，但与SDS投加量为5%时相差无几。有研究[16]表明，SDS作为酶调节分子，在较低剂量下可增强酶活性，在较高剂量下反而会抑制酶活性。这是由于SDS为阴离子表面活性剂，可以与带负电的沉积物发生静电排斥[14]，在SDS含量为0%~5%，随投加量增加，沉积物更加分散，更利于复配酶与沉积物中有机质的接触，从而促进水解作用的发生；但当SDS投加过量时，SDS的烷基可与细胞壁结合，导致细胞破裂，从而部分影响微生物的活性，进而影响污泥水解效果[17]。因此，过低或过高的SDS均不利于生物酶对沉积物的水解。
图 1 SDS投加量对沉积物水解效果的影响Figure 1. Effect of SDS dosing on the hydrolysis effect of sediment2.2 反应时间对沉积物水解效果的影响
投加8%复配酶与5%SDS后，沉积物水解效果随反应时间的变化情况如图2所示。由图2可以看出，SCOD、多糖和氨氮随反应时间呈现先升高后下降的趋势。在反应2 h时，SCOD、多糖和氨氮含量分别由初始的211.3、18.38和87.32 mg·L−1升至9 726.5、3 868.84和185.12 mg·L−1。SDS的投加破坏了沉积物中微生物分泌出的EPS内部的非共价键，从而破坏沉积物结构，导致内部物质向外释放，促进了酶与沉积物之间的接触反应，从而使得SCOD、多糖和氨氮含量升高。随着反应时间继续延长，上清液中的SCOD、多糖与氨氮均开始了不同程度的下降，在6 h时，SCOD、多糖与氨氮质量浓度分别为3 581.5、3 056.05、156.09 mg·L−1。这可能是因为复配酶与SDS的协同作用随时间延长，沉积物的水解效果减弱，同时管网微生物对溶出物质进一步分解和利用[18]，SCOD、多糖、氨氮的生成速率小于消耗速率，使得上清液中各物质浓度降低。有机质含量随反应时间呈现出一直下降的趋势，这说明水解反应在0~6 h内一直在进行，且在4 h后有机质分解速率变慢。综上所述，选择SDS协同复配酶水解排水管网沉积物的最佳反应时间为2 h。
图 2 反应时间对SDS+复配酶水解沉积物效果的影响Figure 2. Effect of reaction time on the hydrolysis effect of sediment by SDS+compound enzyme2.3 温度对沉积物水解效果的影响
实验在原泥pH(7.28±0.3)，反应2 h，5%SDS与8%复配酶协同作用下，考察了温度对沉积物水解效果的影响，结果如图3所示。从图3可以看出，在4~65 ℃内，SCOD和氨氮随温度的升高而升高，多糖先升高后趋于平缓，有机质含量随温度的升高逐渐下降，随后变得平缓。当温度由4 ℃升至65 ℃时，SCOD由5 341.0 mg·L−1逐步升至8 983.0 mg·L−1；多糖由1 100.96 mg·L−1升至3 649.16 mg·L−1；氨氮由96.44 mg·L−1升至176.84 mg·L−1。有机质含量在4~35 ℃内下降较快，由开始的56.58%下降到54.69%，降低了1.89%；在35 ℃后随温度的升高，有机质含量保持在54.65%左右。这可能是由于温度升高，中性蛋白酶和α-淀粉酶的活性基团逐渐被激活，酶制剂活性增强，并且在SDS的增溶作用下，酶制剂和沉积物的接触更加充分，水解效果更好。在上述SDS与复配酶的协同作用下，液相中的蛋白质被分解为多肽以及小分子氨基酸，碳水化合物被水解成多糖与单糖[19]，水解效果增强，溶解性有机物浓度提高。
图 3 温度对SDS+复配酶水解沉积物效果的影响Figure 3. Effect of temperature on the hydrolysis effect of sediment by SDS and compound enzyme根据实验结果，在反应温度高于15 ℃时，SDS协同复配酶的水解效果较好，而市政污水管网常年在8~35 ℃，因此，综合考虑项目经济性和实用性，在实际应用过程中，生物酶水解排水管网沉积物可选择管网温度在15 ℃以上时进行。
2.4 pH对沉积物水解效果的影响
本实验考察了5%SDS与8%复配酶在25 ℃，反应2 h条件下，不同pH对沉积物水解效果的影响结果见图4。由图4(a)可以看出，SCOD与多糖在pH=5~6保持一个平稳的数值，当pH升高为8时，二者均有不同程度的提高，SCOD与多糖分别由pH=6的4 830.4 mg·L−1 和2 369.82 mg·L−1提高到pH=8的5 895.4 mg·L−1和2 660.64mg·L−1；当pH进一步升高为8~10时，SCOD与多糖含量几乎不变。由图4(b)可以看出，氨氮含量随pH增加而下降，氨氮由pH=5的152.87 mg·L−1降到pH=10的82.83 mg·L−1。这是由于碱性条件下氨氮容易从液相转移到气相中，从而使得氨氮含量出现大幅度下降[20]。在pH=5~9，有机质含量随着pH的增加逐渐下降，从57.08%下降到55.09%，当pH增加到10时，有机质含量出现回升。结合图4(a)，在pH=10时SCOD、多糖含量变化不大，说明pH继续增大不能继续提升沉积物水解效果。在pH=7~9内，SDS+复配酶对排水管网沉积物的水解效果较好，而实际管网中沉积物pH大概在7~8，因此，在实际应用过程中不需要进行pH调节。
图 4 pH对SDS+复配酶对沉积物水解效果的影响Figure 4. Effect of pH on the hydrolysis effect of sediment by SDS+compound enzyme2.5 SDS协同复配酶对沉积物EPS的影响
沉积物中存在微生物，微生物日常生长代谢会产生有粘性的EPS等物质，增加了沉积物的抗冲刷能力；同时，EPS还能吸附污水中的有机颗粒，增加排水管网沉积物厚度和管网淤堵的风险。复配酶可水解沉积物中蛋白类与糖类物质，SDS的两亲性可以改变界面处的能量关系，增加EPS的溶解[21]。研究了复配酶协同SDS水解管网沉积物对EPS及其蛋白质与多糖浓度变化的影响，结果见图5。从图5(a)可以看出，在复配酶投加量为8%，水解2 h条件下，沉积物上清液中TB-EPS(tightly bound EPS)、LB-EPS(loosely bound EPS)与S-EPS(soluble-EPS)的多糖与蛋白含量均随着SDS投加量的增加呈现先升高后下降的趋势，各层EPS总含量变化趋势为S-EPS>LB-EPS>TB-EPS，其中TB-EPS向S-EPS转移。有研究表明，表面活性剂的两亲性使得SDS有一定的的分散作用，可以通过其疏水性与细胞膜蛋白相互作用，这可能导致沉积物的侵蚀[22]；当SDS与复配酶协同水解沉积物时，可以大大削弱LB-EPS与TB-EPS的结合[23]，使得沉积物发生更严重的裂解和内部生物聚合物的释放，使不溶性的EPS剥离从而进入沉积物上清液中，同时内层TB-EPS向外部转移，TB-EPS含量下降，LB-EPS与S-EPS增多，EPS中可溶性蛋白质与多糖含量增加。
图 5 复配酶与SDS协同作用对沉积物EPS的影响Figure 5. Effect of synergistic interaction of SDS+compound enzyme on sediment EPS图5(b)为不同SDS投加量下EPS总量的变化情况。可以看出，随投加量增多，EPS含量先升高后基本不变。由于SDS具有增溶作用，大量大分子物质脱离沉积物固体溶解于液相[24]，从而释放出更多的蛋白质、多糖等物质到EPS中，使其含量增多。但由于表面活性剂在较低剂量(0~5%)下增强酶活性，在较高剂量(5%~10%)下抑制酶活性[16]，因此在SDS投加量高于5%后，随着SDS投加量进一步增加，复配酶失活，水解效果降低。
2.6 三维荧光光谱分析溶解性有机物的变化
中性蛋白酶与α-淀粉酶能够破解复杂的高分子物质，例如蛋白质、碳水化合物等，将一部分难降解物质水解，并释放之液相。而SDS具有增溶的特性，能够加快非液相物质溶解到水中的速度，同时也会释放被沉积物捕获的酶制剂，暴露出更多的底物[25]，从而促进沉积物中有机质的水解，增加进入液相中溶解性有机物的含量。而三维荧光光谱可以分析污泥中溶解性有机物的种类及分布，不同区域和不同荧光强度代表不同物质及相应的浓度。
由图6可以明显看出，经SDS+复配酶组处理后的沉积物上清液EPS中，I~III区域荧光强度较复配酶组大幅度下降。表明在投加SDS后，酪氨酸、色氨酸与富里酸类物质含量减小甚至消失。左锦静[26]研究表明，SDS与蛋白质之间可以通过疏水作用自发结合，SDS作为淬灭剂对蛋白质进行淬灭，使得三维荧光光谱中蛋白质类物质几近消失；IV区域内的荧光强度和范围略有缩减，这可能是因为SDS具有抑菌性，随着反应时间的延长，导致沉积物中部分微生物死亡，可溶性微生物代谢产物含量降低；V区域所代表的腐殖酸类为五类可溶性有机物中的主要物质，与经复配酶处理后的沉积物上清液的三维荧光光谱图进行对比可以看出，SDS+复配酶的投加使得沉积物上清液中腐殖酸含量急剧增加，且又出现了一种新的腐殖酸物质(Ex/Em为390~440 nm/440~500 nm)，这2种腐殖酸浓度由内向外逐渐递增。一方面，SDS的两亲性使得复配酶更容易接触沉积物内部，释放出更多的物质，如腐殖酸；另一方面，微生物对腐殖酸利用率较低，容易在EPS中沉积，沉积物释放出的可溶性微生物副产物等物质更容易被微生物利用或被上清液中溶解的复配酶水解成小分子物质，导致腐殖酸含量高，溶性微生物副产物含量低。有研究[27]表明，腐殖酸浓度可以反映EPS溶解的程度，这也说明沉积物中腐殖酸类物质占比较高，腐殖酸浓度越大，溶解性EPS越多，沉积物水解减量效果越好。
图 6 复配酶与SDS+复配酶处理后沉积物EPS荧光光谱变化Figure 6. Changes in EPS fluorescence spectra of sediment after treatment by compound enzyme and SDS+compound enzyme2.7 SEM表征
SEM可较直观的反映出沉积物水解前后表面微观结构的变化，经SDS+复配酶、复配酶水解后的沉积物表面结构变化如图7所示。沉积物在被SDS+复配酶、复配酶水解后均出现密集多孔的表面形态，说明SDS+复配酶与复配酶对沉积物均有明显的破坏效果。经SDS+复配酶处理后，沉积物表面层状更多，说明SDS的增溶作用会打破沉积物紧密连接的结构，使得复配酶能够与更深层的沉积物的接触反应，进而促进水解反应的发生。同时疏松多孔的表面形态使得沉积物更容易被水力冲刷，有利于达到延缓管网淤堵和沉积物减量化的目的。
图 7 复配酶处理后及SDS+复配酶作用后沉积物表面微观结构Figure 7. Surface microstructure of sediment treated by compound enzyme and SDS+compound enzyme2.8 SDS+复配酶对粒径变化的影响
在复配酶投加量为8%的条件下，SDS投加量对沉积物粒径的影响结果见图8。可以看出，粒径>300 μm沉积物的质量占比由单独投加复配酶的48.25%下降到5% SDS投加量下的36.94%，随后SDS增加，此粒径沉积物的占比又增加；粒径在150~300 μm内的沉积物质量占比由独投加复配酶的21.05%升高到8%SDS的24.20%左右，随后其质量占比随SDS投加量增加而减小；粒径在75~150 μm内沉积物的质量分数由16.75%升至2%SDS下的23.5%，随后SDS投量增加，质量占比保持在22.0%左右；粒径<75 μm的沉积物质量分数占比由单独投加复配酶的13.95%升高到5%SDS的17.14%，随后SDS投量增加，其质量占比下降。
图 8 不同投加量SDS处理后沉积物粒径变化情况Figure 8. Variation of particle size after SDS treatment with different dosage以上结果表明，在SDS+复配酶协同水解沉积物的过程中，随着SDS投加量的增加，在粒径>300 μm时，沉积物质量占比均有明显下降；小粒径占比增多。SDS的投加量在0%~5%内，投加量的增多会促进大颗粒物质向小颗粒转化。但当SDS投加量大于5%时，SDS对复配酶的水解起抑制作用，大颗粒向小颗粒转化效果变差。
2.9 SDS协同复配酶水解排水管网沉积物微生物分析
1)排水管网沉积物Alpha多样性。利用16S rRNA基因测序技术对原沉积物和分别经复配酶、SDS+复配酶处理沉积物的菌群结构进行Alpha多样性指数分析，结果见表2。OTUs大小可反应样品中物种多样性[28]。由表2可知，原泥OTUs数量最多，投加复配酶后，OTUs数量显著降低，而采用SDS+复配酶处理后，OTUs又有大幅度回升。表明单独采用复配酶可降低管网菌种数量，但采用SDS与复配酶联用可减少对管网中微生物多样性的影响。Shannon和Simpson指数也表明，经过复配酶处理后的样品中，这2个指数均出现明显下降，而经SDS+复配酶处理后的样品Shannon和Simpson指数与原泥相比相差不大，说明微生物多样性和均匀性没有出现很大改变。本次实验中4组样品的覆盖率均大于0.98，表明本次微生物测序的有效性和可靠性。
表 2 微生物alpha多样性指数分析Table 2. Microbial alpha diversity index analysis样本 OTUs Chao1 Shannon Simpson 覆盖率 原泥 1 471 2 090 6.52 0.95 0.98 复配酶 (中性蛋白酶:α-淀粉酶=2:3) 791 1 086 4.84 0.88 0.99 SDS+复配酶 (中性蛋白酶:α-淀粉酶=2:3) 1 294 1 934 6.22 0.95 0.98 | Show TableDownLoad:
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2)基于OTU的微生物群落Venn图分析。各组样品间的OTU彼此关联，根据3组沉积物样品测定的OTU数据，绘制了3组样品OTUs的Venn图，以反映不同处理条件下沉积物样品的物种多样性差异[29]。由图9可以看出，原泥组(A)、复配酶组(B)和SDS+复配酶组(C)样品的OTU数目分别为2 098、1 273和2 001，相较于原泥，各组OUT数均有不同程度的降低，表明在投加酶制剂后，物质多样性出现了不同程度的下降[30]，其中复配酶下降最明显，而SDS+复配酶与原泥相差较小，这也与表2的结果一致。Venn图的重叠部分代表了不同样品的共有OTU，可知 3 组样品的共有OTU数为783，占总OTU数(2 647)的29.58%，说明酶制剂的投加会对排水管网沉积物中的微生物丰富度和多样性造成一定的影响[31]。
图 9 不同处理条件下基于OTU的微生物群落Venn图Figure 9. Venn diagram of OTU-based microbial communities under different treatment conditions3)微生物属水平群落结构及功能菌群分析。观察了属水平上微生物群落结构演替(图10)，沉积物经复配酶、SDS+复配酶处理后，Sulfurovum (反硝化硫菌)的相对丰度均有不同程度的增加，分别从原沉积物的5.02%增加为34.53%和14.85%，其中复配酶组增幅最大。这可能由于投加酶制剂后，沉积物中大分子物质溶出，氨氮升高，可能硝态氮也有所升高，有利于Sulfurovum的繁殖。Caldisericum(嗜热、硫代硫酸盐还原细菌)与Methanosaeta(甲烷丝菌属)在投加复配酶、SDS+复配酶后，相对丰度均出现下降的现象。Methanosaeta(甲烷丝菌属)在原沉积物、复配酶和SDS+复配酶中所占比例分别为8.09%、1.34%和5.33%。Methanosaeta属于产甲烷菌(MA)的一种，其新陈代谢会产生CH4和CO2，此菌种所占比例减少，一定程度上也会降低排水管道中CH4产量。Caldisericum的变化趋势与Methanosaeta相同，复配酶组、SDS+复配酶组相对丰度均小于原沉积物，表明经SDS+复配酶处理后会减少管网中H2S的产量，这有利于管网的后续维护。Uncultured表示未能在人工条件下获得纯培养的微生物。
图 10 各组沉积物属水平相对丰度Figure 10. Relative abundance at genus levels for each treated sediment group3. 结论
1)采用SDS+复配酶可有效水解排水管网沉积物，在原泥pH(7.28±0.3)、25 ℃下反应2 h，沉积物上清液中SCOD、多糖和氨氮分别由初始的5 686.9、1 913.75和87.32 mg·L−1升至8 192.9、3 561.29和153.37 mg·L−1，有机质含量由56.32%降到55.59%，促进了有机质从固相向液相的转移。
2) SEM、EPS、粒径以及三维荧光光谱表征分析结果表明，SDS+复配酶处理管网沉积物后其内部紧实结构被破坏、粒径尺寸变小；在SDS投加量为0~5%内，随着投加量的增多，各层EPS总含量变化趋势为S-EPS>LB-EPS>TB-EPS，其中TB-EPS向S-EPS转移；与单独复配酶水解沉积物效果相比，SDS+复配酶水解沉积物过程中腐殖酸类物质由内向外转移，且荧光强度增强，溶解性EPS增多。这有利于破坏沉积物紧密连接的结构形态，降低沉积物黏性，增加被冲刷性能，延缓排水管网淤堵。
3) SDS+复配酶在一定程度上改变了沉积物中的功能菌群，使得沉积物中Sulfurovum相对丰度增加，而Caldisericum与Methanosaeta相对丰度下降，这对减少管网中CH4、H2S等的产生具有积极作用。SDS+复配酶对微生物的影响会降低管网内部的生化反应，有利于管网的后续维护。
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表 1 不同运行条件下厌氧氨氧化颗粒污泥EPS主要成分
Table 1. The main components of anammox granular sludge EPS under different operating conditions
反应器类型 脱氮负荷/ (kg ·(m3·d)−1) EPS总量/( mg·g−1) EPS成分含量/( mg·g−1) PN/PS 参考文献 PN PS UASB 0.24 387.23 226.9 140 1.62 [27] UASB 0.14 105.15±6.63 93.01±6.23 12.15±0.40 7.66 [28] UASB 0.17 265.2±4.6 164.4±9.3 71.8±2.3 2.29 [29] UASB 0.30 850 500 350 1.43 [30] UASB 0.06 174.2 49.2 91.1 0.54 [19] UASB 0.40 13.35 11.61 1.74 6.67 [31] UASB 0.19 220.20 114.66 99.71 1.15 [32] UASB 0.36 334.1 162.37 158.36 1.03 [20] UASB / 133.7 55.6±3.2 70.8±6.5 0.79 [16] UASB 5.64 ± 0.2 275.4 171.5 103.9 1.65 [33] EGSB 1.55 143 97.5 45.5 2.14 [34] EGSB 0.17 333.03 234.25 90.78 2.58 [35] SBR 1.12 131.82 94.01 37.81 2.49 [36] SBR 0.24±0.02 165 140 25 5.60 [37] SBR 0.125 200 140 60 2.33 [38] SBBR 0.19 290.92 132.05 106.32 1.24 [39] A2O 1.01 146.69 90 23 3.91 [40] 注：EPS各成分的含量以每克VSS含有的该成分质量计。
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