现代化工

现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (6) : 141-148. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.06.024

科研与开发

Cd（Ⅱ）胁迫下Pseudomonas aeruginosa EPS变化特性及其吸附性能研究

严晓红 ¹^,²^,^* ,
王丽 ³ ,
石益广 ³ ,
叶红 ¹ ,
陈明月 ³ ,
何伟 ³ ,
梅嘉鑫 ³

作者信息 +

Characteristics of Pseudomonas aeruginosa EPS under Cd（Ⅱ） stress and the mechanism of adsorption performance

YAN Xiao-hong ¹^,²^,^* ,
WANG Li ³ ,
SHI Yi-guang ³ ,
YE Hong ¹ ,
CHEN Ming-yue ³ ,
HE Wei ³ ,
MEI Jia-xin ³

Author information +

文章历史 +

Received		Published
2025-08-05		2026-06-20
Issue Date	Revised Date
2026-06-16	2025-08-05

PDF (3353K)

摘要

采用不同浓度CdSO₄胁迫培养铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa），探究其对胞外聚合物（EPS）吸附特性的影响及在Cd（Ⅱ）去除中的应用潜力。结果显示，50 mg/g CdSO₄胁迫效果最佳，EPS产量达136.23 mg/g，蛋白质含量增至104.67 mg/g（提升125.29%），吸附量升至212.81 mg/g（增长25.52%）。胁迫后EPS中色氨酸、酪氨酸类荧光物质增加，苯丙氨酸等氨基酸含量显著上升，C—O/C—N与C=O比例提高，共同促进吸附性能。EPS的吸附过程符合准二级动力学和Langmuir模型，理论最大吸附量达666.67 mg/g，且对Cd（Ⅱ）亲和性优于Zn（Ⅱ）。研究表明，胁迫后EPS吸附性能显著增强，在重金属治理中具有应用潜力。

Abstract

Pseudomonas aeruginosa was cultured under stress with different concentrations of CdSO₄ to investigate the effects on the adsorption characteristics of extracellular polymeric substances （EPS） and its application potential in Cd（Ⅱ） removal.The results demonstrated that the optimal stress effect was achieved at the CdSO₄ concentration of 50 mg/g.Correspondingly，the yield of EPS reached 136.23 mg/g，the protein content increased to 104.67 mg/g （an increase of 125.29%），and the adsorption capacity rose to 212.81 mg/g （an increase of 25.52%）.After stress induction，the contents of tryptophan and tyrosine-like fluorescent substances，as well as multiple amino acids including phenylalanine in EPS were significantly elevated.Meanwhile，the proportions of C—O/C—N and C=O functional groups increased，which jointly facilitated the improvement of adsorption performance.The adsorption process conformed to the pseudo-second-order kinetic model and Langmuir isotherm model，with a theoretical maximum adsorption capacity of 666.67 mg/g.Additionally，EPS exhibited higher affinity for Cd（Ⅱ） than for Zn（Ⅱ）.This study verified that the adsorption performance of EPS was remarkably enhanced after CdSO₄ stress，enabling it to possess promising application prospects in heavy metal pollution remediation.

Graphical abstract

关键词

Pseudomonas aeruginosa / EPS / CdSO₄ / 胁迫

Key words

Pseudomonas aeruginosa / EPS / CdSO₄ / stress

引用本文

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严晓红,王丽,石益广,叶红,陈明月,何伟,梅嘉鑫. Cd（Ⅱ）胁迫下Pseudomonas aeruginosa EPS变化特性及其吸附性能研究[J]. 现代化工, 2026, 46(6): 141-148 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.06.024

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胞外聚合物（EPS）是微生物分泌的生化大分子聚合物，由蛋白质、多糖、DNA组成，含有—COOH、—OH等官能团，对重金属具有优异的吸附性能^[1]。近年来，EPS作为新兴吸附剂受到学者关注。微生物分泌EPS受营养元素、温度、金属离子等条件影响。这些条件均可视为胁迫因素。Krishnamurthy等^[2]发现在5 g/L蔗糖和30 g/L酵母提取物的培养条件下，Bacillus cereus KMS3-1可以分泌大量EPS，其产量高达8.9 g/L。此外，也有研究发现，温度的升高可以提高Ochrobactrum sp.EPS的产量^[3]。在所有影响因素中，重金属离子是一个特殊的胁迫因素，它不仅影响EPS的特性，也是EPS吸附的对象，因此受到广泛关注。Zeng等^[4]采用0~16 mg/L Cd（Ⅱ）胁迫Bacillus sp.S3，其EPS产量呈现先增后减的趋势，并在8 mg/L胁迫浓度下达到最大值（60.67 mg/g），较未胁迫时提高了67.60%。

当前关于革兰氏阳性菌在重金属胁迫下产生EPS的研究较为广泛，而针对革兰氏阴性菌的研究相对较少。Pseudomonas aeruginosa是一种革兰氏阴性菌，常见于污水处理系统中，以其丰富的EPS分泌能力著称。目前对Pseudomonas aeruginosa EPS的研究主要集中在探讨不同胁迫因素对EPS产量的影响，以及EPS对重金属吸附性能。例如，Chug等^[5]研究了不同pH和温度对Pseudomonas aeruginosa EPS产量和吸附性能的影响；Vimalnath等^[6]研究了不同Pseudomonas aeruginosa EPS成分对Pb（Ⅱ）的吸附性能。但是关于定向调控Pseudomonas aeruginosa EPS的产量及其吸附特性，以及采用HPLC进一步分析EPS蛋白质中氨基酸，并将其与EPS吸附量相联系的研究还鲜见报道。

本研究以Pseudomonas aeruginosa为实验对象，探究CdSO₄对Pseudomonas aeruginosa EPS产量、吸附性能及其化学特性的影响。采用高效液相色谱（HPLC）、三维荧光光谱（3D-EEM）等表征手段对EPS进一步分析，阐明EPS蛋白质中的官能团对吸附性能的影响。此外，本研究还探索了不同条件下EPS的吸附性能，为CdSO₄胁迫下革兰氏阴性菌产生EPS及其在重金属吸附和废水处理中的应用提供了实验数据支持。

1 材料与方法

1.1 材料

本实验菌种为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa），购自广东省微生物菌种保藏中心，经活化后用甘油保存在-20℃环境中。

本实验使用的试剂均为分析纯。

LB培养基：取氯化钠、蛋白胨和酵母粉，溶于超纯水中，调节pH至7.2后，分装到锥形瓶中，经高压灭菌后冷却备用。

模拟废水：15 mg/L Cd（Ⅱ）溶液

1.2 培养

将解冻后的Pseudomonas aeruginosa转移至LB培养基中，在37℃下培养24 h活化。将活化后的菌液接种至含有0~100 mg/L CdSO₄的LB培养基中，于37℃下胁迫培养24 h。

1.3 EPS提取和测定

本论文采用加热法提取菌株EPS^[7]，得到的EPS保存在-18℃环境中。

采用考马斯亮蓝^[8]、硫酸蒽酮法^[9]和二苯胺法^[10]测定EPS蛋白质、多糖和核酸将离心后得到的沉淀置于烘箱，在60℃的环境中烘干12 h后置于天平，得到菌体的干重。

1.4 表征分析

采用FLS1000型荧光分光光度计分析EPS的主要成分；采用安捷伦1260 HPLC仪分析EPS蛋白质中的氨基酸；采用TENSOR27型傅里叶变换红外光谱仪（FT-IR）仪分析EPS官能团；采用ESCALAB 250XI型X射线光电子能谱（XPS）仪分析EPS元素化学形态。

1.5 吸附实验及分析

1.5.1 吸附实验

将EPS置于Cd（Ⅱ）溶液吸附2 h后，转移至透析袋，置于超纯水中透析，用火焰原子吸收分光光度计测定透析液中的重金属。

吸附公式如式（1）所示。

（1）$Q=（CV-C\text{'}V\text{'}）/m$

式中，Q为EPS吸附量，mg/g EPS；C为重金属离子浓度，mg/L；V为溶液体积，L；C'为透析液重金属离子浓度，mg/L；V'为透析液体积，L；m为EPS质量，g。

1.5.2 常规因素对EPS吸附能力影响

在其他条件不变下，EPS分别在溶液pH为3.0~8.0中吸附2 h，研究pH对EPS吸附能力的影响。

在其他条件不变下，EPS分别在10、20、30、40、50℃环境中吸附2 h，研究温度对EPS吸附能力的影响。

以15 mg/L Zn（Ⅱ）的干扰因素，在其他条件不变下，EPS分别吸附1、2、4、6、10、15、20、30、50、80、120、180、240 min，探究Zn（Ⅱ）对EPS吸附能力的影响。

1.5.3 吸附动力学

EPS分别吸附1、2、4、6、10、15、20、30、50、80、120、180和240 min，并用动力学模型拟合，准一级动力学和准二级动力学公式如式（2）、式（3）所示。

（2）$1/{Q}_{t}={k}_{1}/（{Q}_{e}t）+1/{Q}_{e}$

（3）$t/{Q}_{t}=1/（{k}_{2}{Q}_{e}^{2}）+t/{Q}_{e}$

式中，Q_e为平衡吸附量，mg/g；Q_t为t时吸附量，mg/g；t为时间，min；k₁为准一级反应动力学速率常数，min^-1；k₂为准二级反应动力学速率常数，g/（mg·min）。

1.5.4 吸附等温模型

EPS在10、15、20、30、50、70、100 mg/L的 Cd（Ⅱ）溶液分别吸附2 h，并用吸附等温模型拟合，Langmuir吸附等温式如式（4）所示。

（4）${C}_{e}/{Q}_{e}=1/（{Q}_{m}{K}_{L}）+{C}_{e}/{Q}_{m}$

式中，Q_e为平衡吸附量，mg/g；C_e为吸附平衡时 Cd（Ⅱ）浓度，mg/L；Q_m为最大吸附量，mg/g；K_L为平衡常数，L/mg；k_f、n为Freundlich常数。

Freundlich吸附等温式如式（5）所示。

（5）${Q}_{e}=k{{C}^{1/n}}_{e}$

式中，Q_e为吸附量，mg/g；k为常数，g/L；C_e为重金属离子浓度，mg/L；1/n为吸附指数。

2 结果与讨论

采用CdSO₄作为胁迫剂，在0~100 mg/L浓度下对Pseudomonas aeruginosa进行胁迫培养。50 mg/L Cd（Ⅱ）胁迫后得到的EPS记为Cd-EPS，空白样记为Control-EPS。

**2.1 CdSO₄胁迫对Pseudomonas aeruginosa生长情况的影响**

不同浓度CdSO₄胁迫对Pseudomonas aeruginosa生长的影响见图1。当菌株未经CdSO₄胁迫时，干重为0.99 g/L。随着CdSO₄胁迫浓度的增加，菌株的干重逐渐降低。当胁迫浓度为100 mg/L时，菌株干重降至0.55 g/L，较未胁迫时降低了44.44%，表明CdSO₄对Pseudomonas aeruginosa的生长具有显著的抑制效应。因此本实验采用0~100 mg/L的胁迫浓度进行探究。

**2.2 CdSO₄胁迫对Pseudomonas aeruginosa EPS组分的影响**

图2为不同浓度CdSO₄胁迫下，EPS组分与含量的变化。在CdSO₄浓度为0 mg/L时，菌株EPS产量为70.52 mg/g。经CdSO₄胁迫后，EPS产量呈先增后减的趋势。当CdSO₄浓度为50 mg/L时，EPS的产量达到峰值，为136.23 mg/g，较胁迫前增加了93.18%。此时蛋白质增幅最显著，从胁迫前的46.46 mg/g增加到104.67 mg/g，增幅达125.29%。

EPS是微生物产生的用于抵御外界不利环境的保护性物质^[11]。CdSO₄对Pseudomonas aeruginosa而言是有害的，因此菌株会分泌更多的EPS保护细胞。当CdSO₄浓度超过一定阈值，其毒性效应可能会超过EPS的抵御性能，干扰微生物的物质转运与生物合成过程，导致EPS产量下降。

2.3 EPS吸附性能分析

图3为不同胁迫条件下得到的EPS对Cd（Ⅱ）的吸附能力。随CdSO₄浓度增加，EPS的吸附量先增后减。当胁迫浓度为50 mg/L时，EPS的吸附量达到212.81 mg/g，较胁迫前增加了25.52%。当胁迫浓度为100 mg/L时，EPS吸附量为163.97 mg/g，较胁迫前降低了3.29%，其原因是高浓度胁迫后得到的EPS，金属离子可以通过静电相互作用与蛋白质的氨基酸侧链相互作用，可能会改变蛋白质的构象，并随后通过引起蛋白质的变性、聚集或沉淀来改变其活性位点的方向，从而影响其吸附能力。结合2.2的实验结果，CdSO₄胁迫后的蛋白质变化最大，因此猜测蛋白质是决定EPS吸附能力的因素。

图4为EPS蛋白质和多糖与吸附量的相关性分析结果，可以得出EPS的吸附量和蛋白质含量成明显的线性关系，说明在吸附过程中，EPS中的蛋白质起到主导作用。原因可能是CdSO₄的胁迫促使蛋白质中的官能团浓度上升，进而EPS吸附点位增加，提高EPS的吸附能力。

2.4 荧光物质分析

图5和表1为胁迫前后Pseudomonas aeruginosa EPS的3D-EEM分析结果。由图表可知，EPS存在2个峰：位于激发波长（E_x）和发射波长（E_m）分别为275 nm和335 nm处的色氨酸荧光物质（A峰）以及位于E_x和E_m分别为235 nm和335 nm处的酪氨酸类荧光物质（B峰）^[12]。EPS含量与荧光强度成正比。胁迫后A峰和B峰的强度增强，说明羧基、氨基等负电子官能团增加。因此，CdSO₄胁迫后可以有效改变EPS的组分，提供更多吸附位点。

EPS吸附Cd（Ⅱ）后，峰A的强度比峰B下降幅度更大，说明色氨酸荧光物质在吸附过程中发挥更重要作用。有研究表明，光谱的红移与羰基、羟基等物质有关，而蓝移是由于稠合的芳香族部分分解造成^[13]。吸附重金属后，峰A分别沿E_x轴红移，沿E_m轴蓝移，峰B沿E_x和E_m轴蓝移，表明EPS在吸附过程中的各组分发挥不同的作用。

2.5 氨基酸分析

图6为胁迫前后EPS氨基酸的比较。经胁迫后，天冬氨酸和精氨酸占比下降，而丝氨酸、谷氨酸、脯氨酸、赖氨酸和苯丙氨酸占比提高。从组成成分看，苯丙氨酸是组成EPS的主要成分，占50%以上，其次是天冬氨酸，γ-氨基丁酸，赖氨酸，异亮氨酸和谷氨酸。

先前研究表明，氮胁迫后，苯丙氨酸含量增加，可提高小球藻对Cd（Ⅱ）的吸附能力^[14]；赖氨酸可通过α-氨基实现与Co（Ⅰ）配位^[15]；脯氨酸可作为金属螯合剂保护小球藻抵御重金属^[16]。谷氨酸和丝氨酸可通过自身侧链与其他原子结合，且与 Cu（Ⅱ）具有较高稳定常数^[17]。因此，上述氨基酸含量的提高，或构成EPS吸附效能提升的根本驱动。

2.6 官能团分析

图7为胁迫前后EPS官能团的变化，可以看出胁迫前后的Pseudomonas aeruginosa EPS存在以下官能团：3 445 cm^-1处是蛋白质N—H键^[13]，2 926 cm^-1处是—C—H基团^[18]，2 855 cm^-1处是—CH₂脂肪基不对称拉伸振动的吸收峰^[19]，1 645 cm^-1处是 C=O/C—N键^[20]，1 539 cm^-1处是N—H弯曲和C—N拉伸^[21]，1 394 cm^-1处是酰胺Ⅱ的C=O对称拉伸^[22]，1 236 cm^-1处是与酰胺Ⅲ的C—N有关^[22]，1 099 cm^-1是C—OH和C—O键^[22]，619 cm^-1处为不饱和键^[23]。

红外光谱强度反映官能团浓度。Cd-EPS的谱峰强度变强，说明官能团数量增加。尤其是1 645 cm^-1和1 394~1 406 cm^-1的峰增强最显著，说明经胁迫后，EPS中C=O的数量增加。因此，经CdSO₄胁迫后，EPS蛋白质的增加，能提供更多官能团与重金属螯合，提高EPS的吸附性能。

2.7 元素结构形态分析

2.7.1 C谱分析

图8与表2为胁迫前后EPS的C元素化学形态和含量变化。

作为构成EPS的主要元素，C元素的化学状态主要有以下3种：位于284.73~284.75 eV的C—C/C—H键，286.11~286.18 eV的C—O/C—N键以及287.75~287.78 eV的C=O键^[24-25]。谱峰面积可反映EPS中官能团的含量。根据表2，经胁迫后，EPS中的C—C/C—H键减少，说明C元素存在C—C/C—H键断裂，形成常见于蛋白质中的C—O/C—N键和C=O键，其与重金属有较好结合能力。表明经胁迫后，菌株可以产生含有更多蛋白质的EPS。

2.7.2 O谱分析

图9和表3为胁迫前后EPS O元素的化学形态和含量变化。

EPS中O元素的化学状态有两种^[26-27]：位于530.58~530.78 eV的C—O—C/C—OH和位于532.04~532.10 eV处的C=O。通过对比，C=O的含量上升。说明经CdSO₄胁迫后，C—O键转化为更有利于与重金属结合的C=O键，提高EPS吸附性能。

**2.8 常规因素对Pseudomonas aeruginosa EPS吸附能力的影响**

2.8.1 pH对EPS的影响

不同pH对两种EPS吸附能力的影响见图10。

当pH为3时，Control-EPS和Cd-EPS对Cd（Ⅱ）的吸附量最低，分别为85.26、92.25 mg/g EPS。当pH达到8时，Control-EPS和Cd-EPS的吸附量达到297.58、332.54 mg/g EPS，较pH为3时提高了212.32、240.29 mg/g EPS。同时Cd-EPS增幅大于Control-EPS，表明Cd-EPS受pH影响较大。

在低pH条件下，由于溶液中存在大量的 H（Ⅰ），与Cd（Ⅱ）竞争EPS的吸附位点，因此EPS吸附量较低。随pH的提高，结合点位由于官能团的去质子化而暴露出来，Cd（Ⅱ）占据更多的活性点位。因此，EPS吸附量增大。

2.8.2 温度对EPS的影响

不同温度对EPS吸附能力的影响见图11。

随溶液温度的升高，两种EPS的吸附量增加。当温度为10℃时，两种EPS对Cd（Ⅱ）的吸附量为112.60 mg/g EPS和132.26 mg/g EPS。当温度达到50℃时，两种EPS的吸附量达到213.26 mg/g EPS和300.26 mg/g EPS。这是因为温度的升高，粒子布朗运动加快，EPS与Cd（Ⅱ）的接触几率提高。在实验温度范围内，Cd-EPS对Cd（Ⅱ）的吸附效果均优于Control-EPS。

2.8.3 吸附动力学

图12为EPS在不同吸附时间下吸附能力的变化。EPS对Cd（Ⅱ）的吸附量随接触时间的增加而增加。Control-EPS和Cd-EPS在0~20 min快速吸附（148.60 mg/g和168.29 mg/g），然后速率减慢，并在50 min达到平衡。可以看出，在任一时刻，Cd-EPS的吸附性能优于Control-EPS。

表4为动力学模型拟合结果，可以得出准二级动力学模型对EPS有更高拟合效果，说明EPS的吸附过程为化学吸附过程且得到的Q_e更加接近实验值。同时Cd-EPS的k₂值大于Control-EPS，说明Cd-EPS更快得到吸附平衡。

2.8.4 吸附等温模型

初始浓度下EPS吸附量的变化见图13。两种EPS的吸附量随初始浓度的增加而增加。Control-EPS和Cd-EPS对Cd（Ⅱ）的吸附量从10 mg/L时的140.45、160.55 mg/g增加到100 mg/L时的454.29、612.59 mg/g。此外，Cd-EPS的增幅都高于Control-EPS。

为进一步探究吸附剂与吸附质之间的相互作用，本论文采用Langmuir和Freundlich模型对上述数据进行拟合。由表5可知，两种模型对EPS都有很好的拟合性，且Langmuir模型拟合度更高，说明EPS对Cd（Ⅱ）的吸附是以单分子层吸附实现的，分子间的作用力忽略不计。两种EPS理论最大吸附量为500 mg/g和666.67 mg/g EPS，说明EPS，尤其是胁迫的EPS，是一种优秀的重金属吸附剂。

表6为不同种类EPS对Cd（Ⅱ）的吸附情况，可以看出，Cd-EPS相比于其他EPS吸附剂具有更好的重金属吸附性能，表明Cd-EPS是一种潜在的优质吸附剂。

2.8.5 竞争吸附对EPS吸附性能的影响

在Zn（Ⅱ）干扰下，吸附时间对EPS吸附 Cd（Ⅱ）的影响见图14。

针对Cd（Ⅱ），两种EPS的吸附量均随时间的推进增加，最后进入平台期，整体趋势与单金属的情况类似，吸附量较单金属略低，可以看出Zn（Ⅱ）对EPS吸附能力的抑制作用。针对Zn（Ⅱ），吸附刚开始时，EPS吸附量均随时间的推进增加，但达到最大吸附量后逐渐减少，出现解吸。这是因为EPS对 Cd（Ⅱ）有更高的亲和性。吸附刚开始时，EPS上的位点充足，Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）共同吸附在EPS上，随着吸附的进行，EPS位点不足，此时亲和性更高的Cd（Ⅱ）将Zn（Ⅱ）置换下来，出现Zn（Ⅱ）解吸现象。这是因为金属离子的水合能和与EPS的官能团共同造成的结果。一方面，两种金属的结合能 Cd（Ⅱ）（1 807 kJ/mol）<Zn（Ⅱ）（2 046 kJ/mol），水合能较低的重金属更容易与结合的H₂O分子并转化为裸离子，然后与EPS的官能团结合；另一方面，EPS富含更易于Cd（Ⅱ）形成稳定的共价键的C=O，而用于吸附Zn（Ⅱ）的磷酸基团较少^[30]。

3 结论

（1）随CdSO₄浓度增大，Pseudomonas aeruginosa EPS产量呈现先增后减的趋势，蛋白质含量变化最明显。CdSO₄胁迫浓度为50 mg/L时，胁迫效果最好，EPS产量和蛋白质含量达到136.23 mg/g和104.67 mg/g，较胁迫前增加了93.18%和125.29%。随CdSO₄胁迫浓度增大，EPS对Cd（Ⅱ）的吸附力也呈现先增后减的趋势，当CdSO₄为50 mg/L时，达到212.81 mg/g，较胁迫前增加了25.52%。

（2）表征结果表明，胁迫后色氨酸、酪氨酸类荧光物质和C—O/C—N、C=O等官能团的含量增加，是EPS吸附能力提高的原因。

（3）模型拟合结果显示，2种EPS吸附Cd（Ⅱ）符合准二级模型和Langmuir模型，理论最大吸附量分别为500 mg/g和666.67 mg/g EPS。

（4）在竞争吸附中，EPS对Cd（Ⅱ）的亲和性高于Zn（Ⅱ）。

参考文献

原文顺序 | 出版日期 | 本文引用

[1]	Kunacheva C, Stuckey D C. Analytical methods for soluble microbial products (SMP) and extracellular polymers (ECP) in wastewater treatment systems:A review[J]. Water Research, 2014, 61:1-18.

[2]	Krishnamurthy M, Uthaya C J, Thangavel M, et al. Optimization,compositional analysis,and characterization of exopolysaccharides produced by multi-metal resistant Bacillus cereus KMS3-1[J]. Carbohydrate Polymers, 2020, 227:115396.

[3]	Kilic N K, Doenmez G. Environmental conditions affecting exopolysaccharide production by Pseudomonas aeruginosa,Micrococcus sp.,and Ochrobactrum sp.[J].Journal of Hazardous Materials, 2008, 154(1/3):1019-1024.

[4]	Zeng W, Li F, Wu C, et al. Role of extracellular polymeric substance (EPS) in toxicity response of soil bacteria Bacillus sp.S3 to multiple heavy metals[J].Bioprocess and Biosystems Engineering, 2020, 43(1):153-167.

[5]	Chug R, Mathur S, Kothari S L, et al. Maximizing EPS production from Pseudomonas aeruginosa and its application in Cr and Ni sequestration[J]. Biochemistry and Biophysics Reports, 2021, 26:100972-100977.

[6]	Vimalnath S, Subramanian S. Studies on the biosorption of Pb(Ⅱ) ions from aqueous solution using extracellular polymeric substances (EPS) of Pseudomonas aeruginosa[J]. Colloids and Surfaces B:Biointerfaces, 2018, 172:60-67.

[7]	连泽阳, 杨佐毅, 宋卫锋, 等. 外源Cd(Ⅱ)胁迫Alcaligenes faecalis过程中阴离子对EPS产量及其特性的影响[J]. 环境科学学报, 2022, 42(4):81-90.

[8]	Zhang B, Sun B S, Jin M, et al. Extraction and analysis of extracellular polymeric substances in membrane fouling in submerged MBR[J]. Desalination, 2008, 227:286-294.

[9]	Raunkjær K, Hvitved-Jacobsen T, Nielsen P H. Measurement of pools of protein,carbohydrate and lipid in domestic wastewater[J]. Water Research, 1994, 28(2):251-262.

[10]	Sun Y, Clinkenbeard K D, Clarke C, et al.Pasteurella haemolytica leukotoxin induced apoptosis of bovine lymphocytes involves DNA fragmentation[J]. Veterinary Microbiology, 1999, 65:153-166.

[11]	Harimawan A, Ting Y P. Investigation of extracellular polymeric substances (EPS) properties of P.aeruginosa and B.subtilis and their role in bacterial adhesion[J]. Colloids and Surfaces B:Biointerfaces, 2016, 146:459-467.

[12]	Guo X J, He L S, Li Q, et al. Investigating the spatial variability of dissolved organic matter quantity and composition in Lake Wuliangsuhai[J]. Ecological Engineering, 2014, 62:93-101.

[13]	Yin Y R, Hu Y Y, Xiong F. Ⅱ) Sorption of Cu( and Cd(Ⅱ) by extracellular polymeric substances (EPS) from Aspergillus fumigatus[J]. International Biodeterioration and Biodegradation, 2011, 65(7):1012-1018.

[14]	Chia M A, Lombardi A T, Melão M G G, et al. Combined nitrogen limitation and cadmium stress stimulate total carbohydrates,lipids,protein and amino acid accumulation in Chlorella vulgaris(Trebouxiophyceae)[J]. Aquatic Toxicology, 2015, 160:87-95.

[15]	Ishida N, Okubo A, Kawai H, et al. Interaction of amino acids with transition metal ions in solution(I) solution structure of L-lysine with Co(Ⅱ) and Cu(Ⅱ) ions as studied by nuclear magnetic resonance spectroscopy[J].Agricultural and Biological Chemistry, 1980, 44(2):263-270.

[16]	Mehta S K, Gaur J P. Heavy-metal-induced proline accumulation and its role in ameliorating metal toxicity in Chlorella vulgaris[J]. New Phytologist, 1999, 143(2):253-259.

[17]	Murphy J M, Powell B A, Brumaghim J L. Stability constants of bio-relevant,redox-active metals with amino acids:The challenges of weakly binding ligands[J]. Coordination Chemistry Reviews, 2020, 412:213253.

[18]	Franco F D, Tranchida G, Pupillo D, et al. Effect of E.coli biofilm formation and removal on passive films on AISI 316L during fermentation processes[J]. Corrosion Science, 2021, 185:109430-109439.

[19]	Wei L L, Xia X H, Zhu F Y, et al. Dewatering efficiency of sewage sludge during Fe²⁺-activated persulfate oxidation:Effect of hydrophobic/hydrophilic properties of sludge EPS[J]. Water Research, 2020, 181:115903-115914.

[20]	Shou W, Kang F, Lu J. Nature and value of freely dissolved EPS ecosystem services:Insight into molecular coupling mechanisms for regulating metal toxicity[J]. Environmental Science and Technology, 2018, 52(2):457-466.

[21]	Zhao W Q, Walker S L, Huang Q Y, et al. Contrasting effects of extracellular polymeric substances on the surface characteristics of bacterial pathogens and cell attachment to soil particles[J]. Chemical Geology, 2015, 410:79-88.

[22]	Shi Y J, Liu Y. Evolution of extracellular polymeric substances (EPS) in aerobic sludge granulation:Composition,adherence and viscoelastic properties[J]. Chemosphere, 2021, 262:128033-128042.

[23]	Li K, Wei D, Yan T, et al. Responses of soluble microbial products and extracellular polymeric substances to the presence of toxic 2,6-dichlorophenol in aerobic granular sludge system[J]. Journal of Environmental Management, 2016, 183:594-600.

[24]	Xu S Q, Jiang Q. Surface modification of carbon fiber support by ferrous oxalate for biofilm wastewater treatment system[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 194:416-424.

[25]	Yan S J, Cai Y G, Li H Q, et al. Enhancement of cadmium adsorption by EPS-montmorillonite composites[J]. Environmental Pollution, 2019, 252:1509-1518.

[26]	Lin D, Ma W T, Jin Z X, et al. Interactions of EPS with soil minerals:A combination study by ITC and CLSM[J]. Colloids and Surfaces B:Biointerfaces, 2016, 138:10-16.

[27]	Szcześ A, Czemierska M, Jarosz-Wilkołazka A. Calcium carbonate formation on mica supported extracellular polymeric substance produced by Rhodococcus opacus[J]. Journal of Solid State Chemistry, 2016, 242:212-221.

[28]	Joshi P M, Juwarkar A A. In vivo studies to elucidate the role of extracellular polymeric substances from Azotobacter in immobilization of heavy metals[J]. Environmental Science and Technology, 2009, 43(15):5884-5889.

[29]	Comte S, Guibaud G, Baudu M. Biosorption properties of extracellular polymeric substances (EPS) resulting from activated sludge according to their type:Soluble or bound[J]. Process Biochemistry, 2006, 41(4):815-823.

[30]	Liu W, Zhang J S, Jin Y J, et al. Adsorption of Pb(Ⅱ),Cd(Ⅱ) and Zn(Ⅱ) by extracellular polymeric substances extracted from aerobic granular sludge:Efficiency of protein[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2015, 3(2):1223-1232.

基金资助

湖北省人力资源和社会保障厅项目(ZJH202201)

湖北省教育厅科学技术研究计划指导性项目(B2021520)

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