据估计，目前每年流入海洋的塑料垃圾达4.8×10⁶–1.27×10⁷ t，到2025年这一数字仍会大幅度增加^[1]。巨量的塑料垃圾带来的白色污染以及微塑料污染等环境问题正备受关注，寻找可代替石油塑料材料和具有可生物降解性质的聚合物成为热点研究方向^[2-4]。聚羟基脂肪酸脂(Polyhydroxyalkanoates, PHA)作为一种可以在自然条件下完全降解的生物塑料，不仅在理化性质方面与传统石化工业材料合成的塑料相类似，还可通过改性以满足不同的性能要求，因此受到研究者的广泛关注^[4-5]。但目前PHA的主要生产方式为传统的纯种微生物发酵，由于生产过程中需要灭菌，以及原料主要是葡萄糖或是价格较昂贵的乙酸、丙酸等有机底物，PHA产品的价格远高于传统石油塑料。这一缺点限制了PHA的大规模应用。

随着我国人口的日益增长和经济的快速发展，城镇生活污水产量持续增加，城镇污水处理厂的数量不断攀升。城市污水处理厂在处理污水的同时会产生大量的剩余污泥^[6]。研究表明，剩余污泥中含有大量可回收利用的有机物，可以对剩余污泥进行厌氧发酵产生有价值的挥发性脂肪酸(Volatile fatty acids, VFAs)。这样可以在实现污泥减量化的同时，将产生的VFAs用于微生物合成PHA^[7-8]。

为了降低PHA的生产成本，利用活性污泥中混合菌群吸收廉价碳源合成PHA的工艺过程得到了广泛研究。但是，对于活性污泥微生物利用实际发酵液作为碳源时底物利用速率较低以及PHA产率不佳等问题的机理解释及解决措施的研究较少。尤其是以实际发酵液为底物时，发酵液中的主要非VFAs物质, 即溶解性有机物(Dissolved organic matter, DOM)对于活性污泥微生物合成PHA的影响研究较少。而深入研究DOM在活性污泥合成PHA中的作用，有助于提高厌氧发酵液合成PHA生产工艺设计的准确性，优化系统运行效率，增强整体稳定性。

本文首先综述剩余污泥发酵液中DOM的特性和分析方法；其次对在好氧动态底物投加工艺条件下活性污泥合成PHA的代谢机制的基础上，几种主要的DOM (多聚糖、蛋白类物质、腐殖质)在活性污泥合成PHA过程中的影响进行综述；最后，提出通过调控微生物电子传递速率以解决DOM对活性污泥合成PHA的影响，并分析相关应用的前景与展望。

1 剩余污泥厌氧发酵液中DOM的主要特性

剩余污泥厌氧发酵液成分复杂，除了含有VFAs之外，同时存在着DOM等其他成分。DOM是一类由不同分子量大小的溶解性有机质组成的混合物，其种类繁多，物质结构复杂、难以确定^[9]。目前人们采用生物降解性、粒度分布、分子量大小以及亲/疏水性等特性对DOM进行了不同的划分^[10]。由于DOM表面具有许多极性以及非极性官能团，会影响DOM与污泥之间的结合和污泥性质，从而影响PHA的产生。因此，本文重点关注DOM的亲/疏水性特性(图 1)^[11]。目前认为剩余污泥厌氧发酵液中DOM的主要组分为多聚糖、蛋白类物质及腐殖质。其中，疏水部分主要为类腐殖酸和类富里酸，而亲水部分主要为多聚糖与蛋白类物质。

然而，不同的发酵工艺条件(温度、pH等)及预处理方式等都会使得剩余污泥厌氧发酵液中多聚糖、蛋白类物质及腐殖质组分的含量、分子量大小及结构特性发生变化，且有可能对后续工艺的出水水质产生不利影响。Ma等^[12]研究表明，当剩余污泥碱性厌氧发酵，pH值增加到10时，类色氨酸和酪氨酸类物质的水解作用显著增强，小分子量的蛋白类物质含量增加(P < 0.05)，促进了酸化率，但是同时也会产生大量难降解的含氮有机物。Lu等^[13]发现对剩余污泥进行碱性-超声波破碎预处理后，DOM中的小分子物质、难生物降解的腐殖质与复杂大分子蛋白类物质的含量有所增加。

另外剩余污泥厌氧发酵液中残留的DOM会对下游工艺如脱氮除磷等工艺效率产生影响。Cao等^[14]分别利用NaOH、Ca(OH)₂及两者的混合物调节pH，在碱性条件下(pH 8.5–10)进行剩余污泥厌氧发酵，并利用水解酸化后的发酵液作为反硝化碳源。研究发现碱性条件下反应器内VFAs浓度高于对照组(未调节pH)，但在反硝化过程中氮的去除效率却不如未调节组。推测是碱性发酵时发酵液中产生了大量难降解类DOM (大分子蛋白类物质和大分子碳水化合物)，最终抑制了反硝化速率。因此，活性污泥将厌氧发酵液作为底物合成PHA时，需要研究发酵液中DOM对于活性污泥合成PHA的影响。

2 剩余污泥厌氧发酵液中DOM的主要分析方法

目前DOM的常用分析方法如表 1所示，可分为3个层次：数量描述、组分描述以及结构描述^[15]。由于DOM种类繁多，故在进行DOM的数量描述时，通常以过0.45 μm滤膜的剩余污泥发酵液中溶解有机碳(DOC)的浓度来表示。另外，紫外吸光度也是表征剩余污泥发酵液中DOM数量的指标之一^[16]。由于DOM中含有芳香族和双键共轭体系的有机化合物在紫外线吸收波长254 nm (UV₂₅₄)处对紫外线具有强烈吸收特征，例如木质素、腐殖质等，因此利用这一原理可以表征发酵液中DOM的芳香构造特征以及DOM的浓度。这两种测定方法简单快捷，但能提供的DOM信息较少。

在进行DOM组分描述时，运用最多的是体积排阻色谱法(Size exclusion chromatography, SEC)，其原理是通过溶质分子在流动相溶液中的流动，根据分子尺寸变化，改变保留时间，从而对不同分子量的DOM进行分离^[17]。Fukano等^[18]在此基础上，开发出将SEC色谱柱应用到高效液相色谱(HPLC)上的HPSEC。此外，还有基于滤膜截留不同分子量DOM的超滤膜分离技术与基于亲疏水性不同的组分分离原理的树脂分离技术^[15]。

在进行DOM结构描述时，三维荧光光谱技术(Excitation-emission matrix fluorescence spectroscopy，EEMs)、元素分析、核磁共振光谱(NMR)以及傅里叶变换离子回旋共振质谱(FTICR-MS)都是常用的技术手段。EEMs不仅可以定性分析DOM的组分，还可以结合数学分析手段定量分析DOM中特定的荧光物质(蛋白质类、腐殖酸类、富里酸类)^[19]。元素分析可以确定DOM中存在的元素(例如碳、氢、氮、卤化物和硫)及每种元素的含量。另外元素分析仪或电感耦合等离子体原子发射光谱法也可以测定DOM的元素组成。FTICR-MS作为一种强有力的结构分析方法，可以区分来源相似的复杂有机质中特定的分子结构。Ma等^[12]利用FTICR-MS与EEMs技术研究了剩余污泥碱性发酵产酸过程中DOM特征变化情况。此外，将多维NMR与FTICR-MS相结合，可作为研究DOM分子结构的新技术方向^[15]。

3 DOM对污泥菌群富集驯化及PHA合成的影响

利用活性污泥中混合菌群将剩余污泥厌氧发酵液按照“三段式”工艺合成PHA已成为大家普遍认可的模式。该工艺模式包括底物合成段、产PHA菌富集段和PHA积累合成段。底物合成段即为剩余污泥厌氧发酵阶段，然后将产生的发酵液作为底物分别向产PHA菌富集段和PHA积累合成段提供，因此剩余污泥厌氧发酵液中的DOM会对2个阶段产生不同程度的影响。但目前，DOM对于活性污泥合成PHA影响的研究较少且结论不一。大部分研究认为DOM不仅会降低PHA产率，还会导致活性污泥系统中污泥膨胀，使得整个工艺无法稳定运行^[24]。而Liao等^[8]选用剩余污泥在不同温度下热水解发酵液为碳源，发现用热水解发酵液合成的PHA含量最高，占菌体干重24.1%。因此认为微生物可以同时利用VFAs和DOM作为PHA合成的碳源。另外，Tu等^[24]通过实验发现DOM的存在会抑制PHA的降解速率，从而可以提高菌体内PHA的含量。因此，本文对DOM是否影响活性污泥合成PHA的研究成果进行了汇总。迄今研究表明DOM对于活性污泥合成PHA的影响主要有以下几个方面。

3.1 DOM对PHA合成菌富集机制的影响

活性污泥系统中微生物群落复杂且微生物多样性会随着废水的组成、反应器的运行条件以及所在区域分布而产生变化^[25]。本小节重点关注DOM对PHA合成菌微生物群落结构及PHA合成菌富集机制的影响。

目前在富集PHA合成菌的工艺中，主要采用的是好氧动态底物补料工艺，也被称为饱食-饥饿(Feast-Famine, F-F)模式。该模式中Feast-Famine时长比(F/F)被认为是能直观反映F-F富集系统的核心作用力的选择压力参数。F/F越大，代表微生物合成PHA能力越差。Fernando等^[26]认为DOM的存在会延长碳源充盈富营养段(Feast period)，增大F/F，影响储存PHA微生物的压力选择机制，进而不利于PHA合成菌的富集及PHA的合成。Zhang等^[27]也通过实验发现，活性污泥利用剩余污泥热水解发酵液作为基质合成PHA时，PHA最大积累量仅为干细胞的(25–43.6) wt%。他们认为是底物中的DOM (约占SCOD的50%)使得PHA合成菌的能力减弱。虽然在长期富集下，菌群最终可以适应富含DOM的底物并且能够维持较高的PHA合成能力，但由于PHA合成菌生长受到抑制，产量的降低将不利于PHA工艺的整体运行^[28]。

另外，如表 2所示，不同组成和结构的DOM对不同PHA合成菌的影响也不同。Yu等^[29]发现DOM中蛋白类物质及多聚糖等组成对PHA合成菌的影响不同。其中，蛋白类物质对微生物的影响最为显著，其次是多聚糖和富含羟基、氨基官能团的成分。

3.2 DOM对活性污泥合成PHA代谢途径的影响

剩余污泥厌氧发酵液作为底物进入活性污泥系统后，活性污泥微生物除了吸收VFAs以外，也会对其中可生物降解的DOM进行分解代谢，从而对活性污泥合成PHA产生影响。此外，有研究认为DOM能够吸附在微生物细胞壁上，极大地影响了营养物质的运输和电子传递，从而影响了微生物的代谢活性^[39-40]。因此，本文对多聚糖、蛋白类物质、腐殖质3种典型DOM物质影响活性污泥合成PHA的代谢途径进行了评述^[41]。

3.2.1 多聚糖

多聚糖是由多个单糖分子脱水聚合，以糖苷键连接而成。在厌氧发酵水解过程中，通过胞外酶(糖分解酶)水解成葡萄糖等单糖后，再进一步转化为VFAs^[42]。由于大部分相关研究直接利用葡萄糖探讨活性污泥系统合成PHA的代谢机制，因此本文以葡萄糖为糖类代表，综述糖类对活性污泥合成PHA代谢途径的影响。微生物以葡萄糖为底物时合成的PHA主要为聚3-羟基丁酸酯(PHB)^[43]。其代谢途径如图 2所示，葡萄糖等单糖通过糖酵解途径被催化生成乙酰辅酶A，然后2个乙酰CoA在β-酮基硫解酶催化下缩合成乙酰乙酰CoA，通过消耗1分子NADPH，在乙酰乙酰CoA还原酶的催化下，乙酰乙酰CoA生成(R)-3-羟基丁酰CoA，最后在PHA合酶(phaC编码)的催化下，(R)-3-羟基丁酰辅酶A聚合生成PHB。也有一些微生物以葡萄糖为底物时合成3-羟基丁酸和3-羟基戊酸的共聚物(PHBV)。另外利用代谢工程等技术手段，可以拓宽葡萄糖合成PHA的代谢途径。李正军等^[44]利用大肠杆菌构建了葡萄糖合成3-羟基丁酸共聚酯的代谢途径，此时PHA最高积累量可达菌体干重的55.9%。

葡萄糖的糖酵解途径对于活性污泥系统的代谢过程及PHA合成代谢机制具有非常重要的影响：一方面为代谢过程提供ATP和电子载体(NADH、NADPH和FADH₂)；另一方面，糖酵解以及后续的糖有氧分解涉及的相关代谢途径中的多组中间产物可作为合成PHA及其他物质的前体物^[45]，如乙酰CoA和还原力NADPH。乙酰CoA在PHA合成代谢机制中起着关键作用，乙酰CoA主要来自于糖酵解途径，丙酮酸进入线粒体转变为乙酰CoA，这是连接糖酵解和三羧酸循环的纽带。此外还可以来自其他途径的分解代谢，如脂肪酸-β氧化。NADPH是细胞内重要的递氢体，主要是葡萄糖在胞液通过磷酸戊糖途径代谢产生^[46]。在好氧条件下，乙酰乙酰CoA还原酶活性很大程度上依赖于还原力NADPH。从上文有关PHB合成途径的描述中可知，乙酰乙酰CoA还原酶及NADPH在乙酰乙酰CoA转化为3-羟基丁酰CoA过程中起着关键作用。综上所述，PHA前体物乙酰CoA和NADPH的供给在一定程度上决定了PHA的产量，而这两个前体物与葡萄糖存在很大的关联。

当系统内葡萄糖浓度过高时，葡萄糖可能并不用于PHA合成，反而转化为糖原保存起来。其次，有可能会造成代谢中间产物积累，例如导致活性污泥系统中NADH/NAD⁺的比值升高，影响NAD⁺的再生和葡萄糖消耗，降低三羧酸循环途径的通量，细胞生长会受到明显抑制。另外，微生物中存在着碳代谢物阻遏效应，微生物在含有葡萄糖和其他碳源的混合底物中，首先会利用葡萄糖进行生长，当葡萄糖耗尽后才能够代谢其他碳源，且混合糖类底物利用率低^[47]。因此，当微生物利用含有较高含量葡萄糖的混合底物时，在PHA合成菌富集阶段，由于F/F值变大，不利于富集PHA合成菌，且细胞生长受到抑制，PHA合成菌的生物量无法维持在较高水平；而在PHA合成阶段，造成微生物合成PHA产率降低。综上所述，在剩余污泥厌氧发酵液复杂成分的体系下，葡萄糖对PHA合成菌群的富集以及PHA合成产生的影响与多聚糖浓度密切相关且较为复杂，需要进一步研究。

3.2.2 蛋白类物质

蛋白类物质是剩余污泥中的主要有机组分(占有机质的50%–60%)^[48]，由于污泥中的蛋白类物质厌氧消化降解率普遍较低，使得在剩余污泥发酵液中仍然存在着较多的蛋白类物质。

在活性污泥代谢途径中，与多聚糖类似，微生物需氧细胞内蛋白质(氨基酸)通过自身的分解途径也同样会形成还原性辅酶，经过电子传递途径被重新氧化产生能量。而在微生物生长过程中由于合成氨基酸和其他物质时需要消耗大量的NADPH，所以通过外源添加复合氮源或氨基酸等物质能够减少生长过程中NADPH的消耗，为PHA的合成提供更多的NADPH，进一步提高PHA产量^{[47, 49]}。Lee等^[50]在重组大肠杆菌Escherichia coli的培养基中分别补充20种不同类型的氨基酸，其中发现胱氨酸、异亮氨酸、蛋氨酸或脯氨酸4种氨基酸的加入促进了PHB的合成。利用分批补料工艺，通过补充少量的异亮氨酸、蛋氨酸和脯氨酸，PHB浓度最高可达70 g/L。

但是，蛋白类物质浓度过高可能会导致氮元素的积累从而抑制PHA的合成。研究表明增加碳氮比可以增强活性污泥合成PHA的能力，而氮浓度过高则会抑制PHA的合成^[51]。

3.2.3 腐殖质

剩余污泥中的腐殖质来源于污水中夹杂的蔬菜残渣、厕纸、纸屑、杂草树叶等以及雨水冲刷带来的土壤腐殖质。此外，木质素及其降解产物(酚类、醌类及脂肪族化合物)也是腐殖质形成的重要前体物质^[52]。腐殖质因来源、形成路径、前体物聚合方式等不同，组分千差万别。剩余污泥中的腐殖质与土壤腐殖质相比，含有较少的C元素、芳香族和羧基官能团，但其中H、N元素、脂肪族和酚羟基官能团含量较多^[53]。

在传统活性污泥工艺中，污水中腐殖质主要(67%–84%)通过吸附作用吸附于活性污泥表面而随同污泥从污水中分离出来。腐殖质随剩余污泥进入厌氧消化系统后，一部分被吸附的腐殖质会在污泥水解过程中解吸而溶入发酵液中^[54]。

虽然腐殖质难以被微生物降解，但是在厌氧条件下，腐殖质可作为微生物和水体污染物的电子中间体或直接作为微生物厌氧呼吸电子受体参与厌氧消化电子传递过程^[55]。另外，当腐殖质遇到硝酸盐等高氧化还原电位物质时，腐殖质本身亦可作为电子供体^[56-57]。

研究证实腐殖酸可以加强微生物的好氧活性，但是当腐殖酸含量高于2 g/L，会显著减少对微生物的供氧能力，从而降低了微生物的有氧活性^[58-59]。目前有关腐殖质对于富集PHA合成菌群以及合成PHA工艺的影响的研究较少，需要加强对这一方面影响和机理的探究。

从发酵液中3种常见的DOM的代谢途径来看，它们除了部分可以直接作为碳源用于合成PHA以及细胞增长，其复杂的代谢中间产物对于PHA合成代谢机制、相关酶活性及电子传递速率也存在着很大的影响，因此需要后续进一步的深入研究。

3.3 DOM对合成PHA菌污泥结构的影响

活性污泥胞外聚合物(Extracellular polymeric substances，EPS)含有多种阴离子官能团，使得活性污泥具有一定的吸附作用。DOM中多聚糖、蛋白类物质及腐殖质等表面具有多种功能性基团，可以与EPS发生相互作用，使得水相中的部分DOM不断从水相迁移到EPS中，导致DOM在活性污泥系统水相和泥相中的分配比例以及活性污泥EPS中各组分的含量都会发生变化，从而影响活性污泥的结构。Li等^[60]利用不同浓度的模拟发酵液作为底物合成PHA时，发现EPS中蛋白质与多聚糖相对含量的变化会引起PHA产量和污泥絮体大小的变化。EPS中蛋白质相对含量的提高会使污泥絮体体积增大，导致污泥的比表面积变小，传质速率降低，抑制活性污泥微生物活性，不利于合成PHA。另外，蛋白类物质作为剩余污泥中主要的疏水性物质，会影响活性污泥脱水性能。根据EPS的双电层理论，污泥絮体中蛋白质含量降低和表面负电荷增加会增强静电排斥力，从而阻碍污泥絮体的絮凝和沉降，这样不利于PHA提纯阶段的固液分离效率，从而增大了实际生产成本。

腐殖质对活性污泥结构也具有重要影响。腐殖质可通过吸收、聚集和沉淀等方式来调控有机分子和微生物的迁移性^[61]，从而改变污泥结构。Xu等^[62]论证了腐殖质可以改变污泥中生物聚合物的空间构型，增强了污泥结构的稳定性。

因此，在合成PHA工艺过程中，需控制DOM浓度与种类维持在较合适的水平，从而可以提高PHA产率，同时加强污泥结构的稳定性、沉降性，降低实际生产成本。

4 改善DOM对PHA合成工艺影响的新策略

由于DOM会影响PHA的合成，因此人们尝试通过各种不同的措施来提高PHA的合成能力。Korkakaki等^[63]发现底物的复杂性阻碍了微生物的新陈代谢，通过利用不含有DOM的模拟VFAs溶液富集PHA合成菌，可以消除DOM对PHA合成菌富集过程的影响，从而使得最终合成的PHA含量高达78%。Campanari等^[64]利用橄榄油厂废水发酵产酸合成PHA时发现通过去除碳源匮乏(Famine period)阶段时反应器内的DOM可以促进PHA产量，且PHA最终浓度约为2 500 mg COD/L。Oliveira等^[37]设计了一种非耦合碳氮利用策略，在微生物处于碳源充盈阶段时使用仅含有碳源的底物，而在接下来的碳源匮乏阶段使用仅含有营养元素的底物，从而将PHA产量从最初的2.55 g/(L·d)增大到6.09 g/(L·d)。Tu等^[24]则是将稀释过的实际发酵液与无DOM的模拟VFAs溶液混合，作为底物用于PHA菌富集和PHA的合成，在磷限制条件下，PHA最大含量为61.4 wt%。

除了通过稀释或直接移除来降低发酵液中DOM浓度，还可针对PHA合成菌富集阶段与PHA合成阶段，利用调控pH、温度、SRT、补料模式、溶解氧等参数，来满足菌群的富集以及合成代谢的需求。GuerraBlanco等^[65]在PHA合成菌富集阶段通过调控培养条件(氮匮乏、控制pH)改变微生物群落结构，减少非PHA合成菌的占比，PHA含量可达44.5 wt%。郑裕东等^[66]通过研究证实，控制曝气量可以促进微生物积累PHA。曝气会提高溶解氧(电子受体)浓度，有利于微生物电子传递，从而促进微生物对DOM的利用。

因此，可以通过加速微生物电子传递速率来加强活性污泥合成PHA工艺的整体效率^[67]。微生物电子传递在微生物的代谢过程起着非常重要的作用，微生物电子传递可以被分为胞内电子传递和胞外电子传递。前者以氧气、硝酸盐、硫酸盐等可进入细胞内的物质为电子受体；后者以腐殖质、固态金属氧化物等难以进入细胞内的物质为电子受体。若能加快PHA合成菌的底物利用速率，减少富集阶段饱食-饥饿的比例(Feast-Famine ratio，F/F)，则有利于PHA合成菌的富集及PHA的合成。

目前关于加速PHA合成菌富集阶段和PHA合成阶段的电子传递速率的方法可分为3种：一是添加除氧气外的电子受体，例如硝酸盐。硝酸盐呼吸可以加速NAD⁺/NADH氧化还原循环，加速糖酵解途径，继而减轻DOM中糖类物质对于PHA代谢途径的影响，但是硝酸盐的供应缓解了氮饥饿，也会抑制PHB的合成^[68]，因此硝酸盐的投加需要控制在一定的浓度范围内。二是通过电化学途径加强胞外电子传递。Nishio等^[67]通过在电化学系统中使用生物相容介质来加速胞外电子转移，使胞内电子转移到胞外阳极，使得真氧产碱杆菌Ralstonia eutropha的PHB产量提高了60%。三是通过投加外源物质，加强胞内电子转移，例如磁铁矿。该部分研究目前仍处于实验求证阶段。由于磁铁矿具有优良的导电性，电子能迅速在2种氧化态的铁中转移^[69]。其中，磁铁矿纳米颗粒(nanoFe₃O₄)已经广泛应用于催化^[70]、生物医学^[71]、环境领域^[72]等。Fu等^[69]利用巴氏甲烷八叠球菌Methanosarcina barkeri，通过添加nanoFe₃O₄作为电子穿梭体，发现Fe (Ⅱ)和Fe (Ⅲ)混合价的nanoFe₃O₄对甲烷生成的促进作用最为显著。在此过程中nanoFe₃O₄作为电子穿梭体促进活性污泥中的电子传递，那么对于PHA合成菌在合成PHA过程中的胞内电子传递速率也有可能通过此途径得以提高。

5 总结与展望

活性污泥利用厌氧发酵液作为底物进行PHA的生物合成符合可持续发展的趋势。但是，DOM对于活性污泥微生物利用厌氧发酵液作为底物合成PHA的影响有着两面性。一方面，过量的DOM对PHA合成菌的富集以及PHA合成有抑制作用；另一方面，DOM在一定条件下可直接作为碳源合成PHA，同时有利于污泥性质的稳定，降低最终PHA提纯段成本。因此，在实际生产工艺中，可控制DOM浓度与种类维持在较合适的水平。

此外，DOM对于活性污泥合成PHA中活性污泥结构、代谢调控方面的研究还有待进一步深入。这方面现阶段的研究多限于纯菌条件，对于活性污泥系统的研究并不多；另外通过加速微生物电子传递速率提高PHA的合成能力具有较广阔的研究应用背景。