中圖分類號：X172；Q939.9 文獻標志碼：A 文章編號：1674-3075（2025）04-0035-13

菌藻顆粒污泥（MBGS）是一種由好氧顆粒污泥與微藻耦合形成的新型顆粒物，可用于污水生物處理（Jietal，2020）。MBGS具有獨特的共生機制，其中藻類通過光合作用釋放 O₂ 供好氧細菌利用，同時回收利用好氧細菌分解有機物所產(chǎn)生的 CO₂ ，這不僅能降低曝氣需求，還能減少溫室氣體排放（Mengetal，2019）。相較于傳統(tǒng)顆粒污泥，MBGS顆粒結(jié)構(gòu)更為致密，具備出色的沉降性能和耐沖擊負荷能力（Wangetal，2021）。藻類含有豐富的脂質(zhì)，具有回收價值，MBGS在經(jīng)過特殊處理后可以作為生物肥料、生物柴油、天然色素等（Hohetal，2016）。因此MBGS擁有廣闊應(yīng)用前景，受到廣泛關(guān)注。

塑料制品的出現(xiàn)大大方便了人類日常生產(chǎn)活動，但是因其難降解的特點給自然環(huán)境帶來了負面影響。塑料制品遭受自然風(fēng)化與光照會裂解成細小碎片（Enfrinetal，2019），其中按照粒徑大小分為微米塑料（MP，粒徑 lt;5mm ）（Thompson et al，2024）與納米塑料（NP，粒徑 lt;0.1μm. ）（Gigault et al，2021）。這些微/納塑料不可避免地隨著污水管網(wǎng)和雨水徑流進入污水處理廠（劉佳奇等，2024；米家輝等，2024）。經(jīng)污水廠一級處理后，微塑料因機器攪拌進一步破碎，使得小粒徑微塑料比例上升（Chengetal，2021）。污水廠進水中含有聚苯乙烯（PS）、聚丙烯（PP）、聚乙烯（PE）、聚對苯二甲酸乙二酸酯（PET）等微塑料（殷偉慶等，2022），其中PS微塑料較為常見（Tunalietal，2020）。Long等（2019）發(fā)現(xiàn)污水廠中PS微塑料占總微塑料含量的 10.1% 。已有研究指出，污水廠進水中微/納塑料濃度可達 （2.54±0.43）mg/L ，出水僅有（0.077±0.006）mg/L ，去除率高達 95.82%±2.02% ，且去除的微/納塑料被污泥截留，從液相轉(zhuǎn)移到固相（Bayo etal，2020;Chengetal，2021）。污水廠每天進水量大（以萬t計），因此會有大量微/納塑料在污泥中積累，這勢必會影響污泥性能（Sunetal，2019）。

相關(guān)研究表明，在 20mg/L 的PS微球脅迫下，MBGS中的微生物會發(fā)生氧化應(yīng)激，造成細胞膜損傷，且胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）中色氨酸與酪氨酸含量降低，蛋白質(zhì)二級結(jié)構(gòu)疏松，結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性下降（Huang etal，2022）。微塑料的存在明顯抑制微藻生長和光合作用，降低葉綠素含量，造成藻類表面的細胞損傷，使得藻類失活（Maoetal，2018;Zhangetal，2017）。微塑料的脅迫會使藻類過量分泌藻毒素（Zheng etal，2022;Ren etal，2024），從而誘導(dǎo)蛋白質(zhì)失調(diào)、代謝紊亂、DNA損傷與細胞凋亡，嚴重威脅水生態(tài)系統(tǒng)與人類健康（Harke etal，2016;Huisman etal，2018）。Qu等（2023）發(fā)現(xiàn)微塑料在活性污泥中大量聚集會抑制其絮凝能力，導(dǎo)致污泥絮凝能力下降，降低對微塑料的截留，增大微塑料進入自然水體中的風(fēng)險（郝飛麟和沈明衛(wèi)，2024）。在自然水體中，微/納塑料常被水生動物誤食，從而引起生物體機械損傷、食道堵塞，甚至導(dǎo)致死亡（Leietal，2018）。聚乙烯微塑料會抑制浮萍根系系統(tǒng)生長，降低其根部活力（趙潔等，2024）。微塑料與水體中藻毒素的聯(lián)合效應(yīng)能顯著誘導(dǎo)動物細胞發(fā)生氧化應(yīng)激，抑制斑馬魚能量代謝和神經(jīng)遞質(zhì)代謝能力（曹琳等，2024）。微塑料在水體緩慢降解過程中，會釋放出塑化劑、表面活性劑、潤滑劑等小分子有毒物質(zhì)（Habumugishaetal，2024）。大量MPs和NPs排入水體是對水生生態(tài)環(huán)境安全的一大挑戰(zhàn)。綜上所述，MPs和NPs對MBGS的影響不可忽視，但是目前研究主要聚焦于微米塑料的種類與濃度對MBGS的毒害作用，對于更小尺度的納米塑料及其濃度差異對MBGS的脅迫研究較少，其影響尚不明晰。

本研究采用 10μm 與 100nm 兩種PS微球，在不同濃度下對MBGS進行急性脅迫，探究MBGS脫氮能力（脫氮速率、脫氮酶活性）、活性氧（ROS）含量、乳酸脫氫酶（LDH）含量、藻毒素含量、細胞壞死量、EPS含量與組分、污泥聚集性能等的變化規(guī)律，研究結(jié)果可為實際運行中微/納塑料賦存對MBGS的影響評估提供理論依據(jù)。

1材料與方法

1.1實驗材料與污水組成

本研究采用的MBGS取自實驗室連續(xù)穩(wěn)定運行200d的SBR反應(yīng)器，反應(yīng)器污泥濃度為 7.5g/L ，COD去除率 95.5% ，氨氮去除率 99.5% ，總氮去除率 76.2% 磷酸鹽去除率 67.3% 。MBGS平均粒徑為 1～2mm ，葉綠素a含量為 0.76mg/g^′ （以每克揮發(fā)性懸浮固體計）。

PS微塑料乳液（粒徑 10μm ，濃度 25g/L） 和納米塑料乳液（粒徑 100nm ，濃度 27g/L ）均購于上海譯元生物科技有限公司，顯微鏡下觀察呈現(xiàn)規(guī)則圓球狀，使用前需先超聲處理，避免發(fā)生自聚集。

本實驗采用人工配制的模擬生活污水作為進水，同時加入少量微量元素，水質(zhì)成分如表1。

1.2實驗步驟

采用搖瓶實驗的方式分別考察MBGS在不同粒徑（ 10μm 和 100nm） 、不同濃度 （50，100，200mg/L） PS急性脅迫下的微生物響應(yīng)機制，反應(yīng)裝置如圖1。具體步驟如下：取濕重 6g 的MBGS和 250mL 合成廢水置于 250mL 錐形瓶，污泥濃度（以揮發(fā)性懸浮固體計）約為 3.1g/L 。根據(jù)PS乳液固含量向錐形瓶中加入 10μm 或 100nmPS ，使其濃度為 50.100?200mg/L 另設(shè)一個不加PS的對照組。將錐形瓶放入恒溫水浴搖床，在水溫 25^°C 和轉(zhuǎn)速 160r/min 下連續(xù)脅迫 24h 。取脅迫 24h 后的樣品測試污泥的生理生化指標。

1.3污泥活性測試

本研究涉及到的比脫氮速率包括比氨氧化速率（SAOR）、比亞硝氮氧化速率（SNOR）、比亞硝還原速率（SNRR）和比硝氮還原速率（SNIRR），測試參考Gan等（2024）的方法。氨氧化酶（AMO）、亞硝酸氧化酶（NOR）、亞硝酸還原酶（NIR）和硝酸還原酶（NR）的活性測試參考Qin等（2020）的方法。

為進一步揭示MBGS響應(yīng)微/納塑料急性脅迫時污泥活性的變化機制，本研究對MBGS釋放的藻毒素、細胞壞死量、ROS含量和LDH含量進行測定。采用中國科學(xué)院水生生物研究所研制的微囊藻毒素ELISA檢測試劑盒測試藻毒素含量。采用細胞凋亡與壞死檢測試劑盒（購于上海碧云天生物技術(shù)有限公司，貨號為C105）測定細胞壞死量，測試分析方法參考文獻（Wangetal，2016）。ROS與LDH檢測試劑盒購于索萊寶生物科技有限公司（ROS檢測試劑盒貨號為CA1410，LDH檢測試劑盒貨號為BC0685），測試分析方法參考文獻（Tangetal，2022）。

1.4EPS含量及組分測試

采用熱提取法提取MBGS中的EPS（Zhangetal，2022）。EPS樣品中的胞外蛋白和胞外多糖含量分別采用BCA試劑盒（Sigma-Aldrich）和蒽酮-硫酸比色法測定，測試方法參考文獻（Boleijetal，2018）。采用三維熒光光譜儀（RF-6000，島津?qū)嶒炂鞑挠邢薰荆┯涗汦PS樣品的激發(fā)-發(fā)射矩陣光譜圖（EEM）并分析EPS中熒光類物質(zhì)的組成成分。

1.5污泥聚集性能測試

根據(jù)Eboigbodin和Biggs（2008）的方法開展MB-GS聚集性能實驗：將污泥碾碎懸浮于生理鹽水中，調(diào)整初始 OD₆₀₀ 為0.6，隨后取 2mL 懸浮液轉(zhuǎn)移至各離心管。隨時間推移，細胞將會聚集和沉降到管底。分別取沉降 5、15、30、60、120、180、240 和 300min 后的上層液測定 OD_600，t， 使用公式 ① 計算聚集度。聚集度越大表面污泥的聚集性能越好。

式中： D 為聚集度; O_600，0 為0時刻樣品吸光度；O_600，t 為 t 時刻樣品吸光度。聚集過程可用一級偽動力學(xué)方程描述，動力學(xué)方程如式 ② 所示：

式中： C_t 為 t 時刻細胞的聚集度 （%） C₀ 為平衡時細胞的聚集度 （%）_;k1 為偽一級動力學(xué)常數(shù) （min^-1 ）。

采用Zeta電位分析儀（ZetasizerNanoZS90，馬爾文，英國）對MBGS的Zeta電位進行測定。采用接觸角測量儀（SDC-100，晟鼎）分別測定污泥樣品與蒸

餾水、甲酰胺和1-溴萘的接觸角。表面熱力學(xué)計算與XDLVO理論計算參考Liu等（2010）的研究。

1.6統(tǒng)計分析

本研究涉及的實驗及分析均進行了3次重復(fù)，圖中誤差線表示重復(fù)試驗結(jié)果的標準偏差。通過單因素方差分析法（ANOVA）比較組間差異，用字母在圖中標注，其中有相同字母的2組數(shù)據(jù)表示組間差異不顯著 （Pgt;0.05） ，不同字母的2組數(shù)據(jù)表示組間差異顯著 （Plt;0.05） °

2結(jié)果與分析

2.1MBGS活性

2.1.1比脫氮速率比脫氮速率可以反映MBGS活性。由圖2可知，MPs和NPs急性脅迫均會降低MB-GS的SAOR、SNOR、SNIRR和SNRR，且下降程度隨MPs和NPs脅迫濃度的增大而降低。與對照相比，200mg/L MPs和NPs急性脅迫 24h 后，SAOR分別下降了 54.1% 和 33.7% ，SNOR分別下降了 55.0% 和64.4% ，SNIRR分別下降了 21.4% 和 24.7% ，SNRR分別下降了 44.8% 和 50.8% 。綜上可知，MPs和NPs急性脅迫對MBGS比脫氮速率的影響存在濃度計量效應(yīng)。

如圖2所示，相同脅迫濃度下NPs對SNOR和SNIRR的影響大于MPs，但對SAOR和SNRR的影響卻小于MPs。由圖2d可知，在 50mg/L 和 100mg/L 濃度下，MPs脅迫后的SNRR較NPs脅迫分別降低14.7% 和 12.2% ，而 200mg/L 時，MPs脅迫后的SNRR則較NPs脅迫高 6.0% 。

2.1.2酶活性酶在MBGS生命代謝中扮演著重要角色。如圖3所示，隨著MPs和NPs濃度升高，其對MBGS脫氮相關(guān)酶活性的抑制作用增強，這一變化趨勢與比脫單速率的變化結(jié)果一致。相較對照組，在 200mg/L MPs與NPs脅迫下，AMO分別降低了15.3%.26.0% ，NOR分別降低了 36.0%.29.6% ，NIR分別降低了 60.0%.74.1% ，NR分別降低了 72.4%.75.4% 。其中圖3c與圖2d變化規(guī)律類似，在高于 50mg/L MPs、NPs脅迫下，MBGS亞硝酸還原能力受抑制顯著，造成了亞硝酸鹽的積累。在相同脅迫濃度下，NPs對于AMO、NIR、NR的抑制能力要強于MPs，抑制效果更明顯。

2.1.3細胞壞死對MBGS進行不同濃度MPs和NPs急性脅迫處理后，通過熒光拍攝記錄細胞凋亡與壞死情況（圖4），其中熒光強度的大小代表細胞壞死量。如表2所示，隨著MPs和NPs濃度上升，細胞壞死熒光強度也逐漸增大。相較于對照組，在 200mg/L 時細胞壞死熒光強度分別增加了 11.03%.12.31% ，高濃度的MPs和NPs使得細胞大量壞死。在相同MPs和NPs時，NPs脅迫下細胞壞死熒光強度始終高于MPs脅迫組，這說明NPs對細胞造成損傷更嚴重，細胞壞死量更多。

2.1.4ROS、LDH和藻毒素含量微塑料可以誘導(dǎo)細胞產(chǎn)生過量ROS，使得細胞發(fā)生氧化應(yīng)激，破壞細胞內(nèi)DNA、蛋白質(zhì)與脂質(zhì)等結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致細胞損傷壞死和微生物活性下降（Zhangetal，2020）。如圖5a所示，MPs和NPs濃度越高，ROS含量越大，相較于對照組，添加MPs和NPs達 200mg/L 時，ROS產(chǎn)生量分別增加了 60.5% 和 77.4% 。當(dāng)細胞膜受損時，LDH作為一種胞內(nèi)酶會釋放到細胞外，LDH含量可以表征細胞膜受損程度（Daraeietal，2019）。如圖4b所示，與ROS結(jié)果相類似，在 200mg/L MPs和NPs脅迫下，LDH分別增長了 50.5% 和 127.9% 。藻毒素的釋放可以作為微藻遭受微塑料脅迫的一種抵抗手段（Zhengetal，2022），在 200mg/L MPs和NPs脅迫下，藻毒素分泌量分別增長了 33.3% 和 48.0% 。

在相同濃度條件下，NPs脅迫下細胞產(chǎn)生的氧化應(yīng)激更強，細胞膜損傷更嚴重，藻毒素分泌量更多。

相較于對照組， 50mg/L 時，NPs脅迫后ROS的含量有顯著差異，MPs脅迫后ROS含量變化不明顯。在濃度為 100.200mg/L 時，NPs脅迫下LDH釋放量與50mg/L 脅迫時差異顯著，MPs脅迫下LDH釋放量差異卻不顯著。與對照組相比，MPs和NPs濃度為50mg/L 時，NPs脅迫后藻毒素的分泌量存在顯著差異，但MPs脅迫后藻毒素分泌量變化不明顯。

2.2胞外聚合物含量與組成

2.2.1含量胞外聚合物（EPS）是由微生物分泌出的一種高分子聚合物，由多糖、蛋白質(zhì)、腐殖酸等組成，可以作為一層屏障抵御外界對微生物的侵害，同時也可以充當(dāng)顆粒污泥的骨架維持MBGS穩(wěn)定性（Wangetal，2022a）。如圖6所示，EPS含量隨著MPs與NPs濃度增加不斷降低，在 200mg/L MPs和NPs脅迫后，EPS含量分別下降了 14.57%，19.46% 0胞外多糖與胞外蛋白質(zhì)含量隨著MPs和NPs濃度增加呈現(xiàn)相反的變化趨勢。MPs和NPs濃度越高胞外蛋白質(zhì)含量越低，相較于對照組，MPs和NPs濃度在200mg/L 時胞外蛋白質(zhì)含量分別下降了 25.0% 、34.3% ;MPs和NPs脅迫后卻促進了胞外多糖的分泌，胞外多糖的濃度分別上升了 20.0%.25.8% 。胞外蛋白質(zhì)/胞外多糖可以反映顆粒污泥的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性能，較高的胞外蛋白質(zhì)/胞外多糖代表顆粒污泥有低的表面電荷與高的表面疏水性能（Caoetal，2019）。隨著MPs和NPs濃度增加，胞外聚合物/胞外多糖下降，MBGS穩(wěn)定性變差。在相同MPs和NPs濃度下，NPs脅迫下EPS含量與胞外蛋白質(zhì)/胞外多糖始終低于MPs脅迫，說明NPs對MBGS的EPS分泌量抑制能力更強，MBGS穩(wěn)定性受損更嚴重。

2.2.2熒光組分對菌藻顆粒污泥EPS進行三維熒光分析，結(jié)果（圖7）顯示存在2個明顯吸收峰，分別對應(yīng)芳香類蛋白質(zhì) （E_x/E_m：220～230/340～350nm） 和色氨酸類物質(zhì) 。這2類蛋白質(zhì)可以增強細胞之間粘附能力，有利于維持菌藻顆粒污泥的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性（Yinetal，2019）。實驗結(jié)果表明，與對照組相比，添加MPs和NPs使得MBGS胞外蛋白質(zhì)中色氨酸與芳香類蛋白質(zhì)熒光強度降低，這與上述添加MPs和NPs使得胞外聚合物蛋白質(zhì)含量減少的結(jié)果相符。對照組色氨酸熒光強度為5410，而在分別添加 200mg/L MPs和NPs的處理組中，其熒光強度分別下降了 14.26% 和 27.1% 。芳香類蛋白質(zhì)變化呈現(xiàn)相同趨勢，即MPs和NPs濃度越高，芳香類蛋白質(zhì)熒光強度越低。相同濃度MPs和NPs脅迫后，MPs脅迫后的色氨酸與芳香類蛋白質(zhì)始終高于NPs脅迫，這說明粒徑更小的NPs對蛋白質(zhì)組分分泌的抑制更明顯，對MBGS穩(wěn)定性能破壞程度更大。

2.3MBGS聚集性能分析

2.3.1聚集度聚集度可以反映細胞之間的聚集能力，優(yōu)良的聚集能力可以增強顆粒污泥的穩(wěn)定性能。不同濃度MPs和NPs脅迫后MBGS的聚集動力學(xué)擬合曲線如圖8，可以看出，在 75min 后所有樣品聚集度達到平衡。在MPs和NPs急性脅迫下，隨著其濃度上升，聚集度都呈現(xiàn)下降趨勢。對照組聚集度為 79% ，添加MPs后MBGS聚集度為 73.3%～ 75.1% ；添加NPs后MBGS聚集度為 67.8%～71.8% 。NPs脅迫后MBGS的聚集度始終低于MPs脅迫，甚至 50mg/LNPs 脅迫后的聚集度也比 200mg/L MPs脅迫后的低，這說明NPs對MBGS聚集度的抑制能力強于MPs。

2.3.2Zeta電位與接觸角不同濃度MPs和NPs脅迫下MBGS接觸角與Zeta電位如表3。微生物細胞表面與水之間的接觸角大小與細胞表面疏水性呈正相關(guān)，疏水性越強越有利于微生物之間的聚集（Fanetal，2023）。結(jié)果顯示，隨著MPs和NPs濃度上升，水接觸角減小，細胞親水性增強。Zeta電位下降代表污泥細胞表面負電荷數(shù)量上升，細胞間靜電斥力增大，不利于污泥之間聚集（Zhengetal，2022）。研究表明，Zeta電位與水接觸角變化趨勢一致，相較于對照組，在 200mg/L MPs和NPs脅迫后，Zeta電位分別下降了 16.2%.24.6% 。相同濃度MPs和NPs脅迫后，NPs的添加對Zeta電位影響更明顯，這與上文污泥聚集度變差的結(jié)果相契合。

2.3.3污泥表面熱力學(xué)不同濃度MPs和NPs脅迫下，對MBGS進行熱力學(xué)計算分析，結(jié)果如表4。其中，總表面自由能 （ΔG_adh） 可用于判斷污泥表面的親疏水性， ΔG_adh 越低，污泥表面疏水性越強（Liuetal，2008）。MPs和NPs濃度升高， ΔG_adh 也隨之上升，在200mg/L MPs和NPs脅迫后， ΔG_adh 從 ?56.10mJ/m² 分別升高到 ?33.17mJ/m²?29.06mJ/m² 。 ΔG_adh 變化主要由Lewis酸堿相互作用能 （ΔG_adh^aB） 引起， ΔG_adh^ΔABlt;0 表現(xiàn)為引力，MPs和NPs脅迫下其值上升，說明吸引力下降，聚集能力變差。相同MPs和NPs濃度下，NPs脅迫后MBGS的 ΔG_adh 與 ΔG_adh^ΔAB 值始終高于MPs脅迫，說明NPs對污泥聚集性能抑制能力更強。這些結(jié)果與上述Zeta電位降低使得靜電斥力升高、接觸角變小導(dǎo)致疏水性改變，進而共同造成污泥聚集性能下降的結(jié)果相一致。

2.3.4XDLVO理論分析在MPs和NPs急性脅迫下，MBGS的XDLVO位能曲線如圖9。其中范德華作用能 （W_A） 與Lewis酸堿水合作用能 （W_AB） 呈負值時代表吸引力，靜電斥力能 （W_R） 呈現(xiàn)正值時代表排斥力，且 W_AB 由 ΔG_adh 決定，呈現(xiàn)與 W_A 類似的變化規(guī)律。在微生物細胞間距很小時， W_AB"占主導(dǎo)作用，當(dāng)微生物細胞間距增大時， W_A?W_AB?W_R"接近0，但靜電斥力勢能 W_R"的影響更顯著?？梢钥闯觯S著MPs和NPs濃度增加， W_R"顯著上升，這與Zeta電位相關(guān)，即表面電荷增多，靜電斥力增強，阻礙了污泥聚集。研究發(fā)現(xiàn)，MPs和NPs脅迫濃度越大其勢壘越高，并且NPs脅迫后的勢壘始終高于MPs脅迫，這使得污泥更難聚集。

3討論

本研究針對 10μm 與 100nm 兩種不同粒徑的微/納塑料，對MBGS進行 50，100，200mg/L3 種濃度梯度的急性脅迫實驗，探究MBGS的響應(yīng)機制。

3.1MPs和NPs急性脅迫對MBGS活性的影響

研究發(fā)現(xiàn)，微塑料脅迫濃度越高，MBGS的ROS含量、LDH和藻毒素釋放量越大，細胞壞死量越多。

這是因為過量的ROS誘導(dǎo)氧化應(yīng)激，致使細胞內(nèi)DNA、蛋白質(zhì)、脂質(zhì)等結(jié)構(gòu)受損，細胞膜被破壞，LDH釋放，細胞壞死量上升（Xuetal，2022）。Zheng等（2022）發(fā)現(xiàn)銅綠微囊藻（M.aeruginosa）在 100mg/L 聚苯乙烯納米塑料脅迫下，藻毒素釋放量相比對照組上升了 115% 。藻毒素對微生物生長具有抑制作用，并會對微生物造成嚴重損傷（Valdoramp;Aboal2007），進而導(dǎo)致細胞壞死。MPs和NPs脅迫抑制了EPS分泌，使EPS總含量減少，導(dǎo)致顆粒污泥內(nèi)部厭氧菌群保護缺失（Muetal，2012）。這些結(jié)果共同促成了細胞壞死量上升，而細胞壞死又使得MBGS脫氮酶活性下降，降低其脫氮速率。高濃度MPs脅迫后，大量MPs和NPs黏附在MBGS表面，阻正脫氮過程中所需氧與有機物的傳遞（Lietal，2020），這也是導(dǎo)致比脫氮速率與脫氮酶活性下降的重要原因。因此，MPs和NPs濃度越高，其對MBGS脫氮性能影響也越大。

如圖2d與圖3c所示，SNRR與NIR變化規(guī)律一致，MPs和NPs的脅迫抑制了亞硝酸鹽還原能力，并造成亞硝酸鹽的積累，這與He等（2021）的實驗結(jié)果類似，在 10～100mg/L 聚苯乙烯微塑料作用下，活性污泥亞硝酸鹽還原能力大幅度降低， a 變形菌與β變形菌等反硝化菌屬豐度下降。如圖3c和圖3d所示，MPs和NPs的脅迫對反硝化相關(guān)酶活性影響顯著，這與Qin等（2020）的研究結(jié)果一致，如暴露于聚醚砜微塑料下的好氧顆粒污泥硝酸鹽還原酶活性下降，原因是微塑料引發(fā)了ROS的過量積累，導(dǎo)致酶位點氧化，使得脫氮關(guān)鍵酶活性下降（Zhangetal，2023）。He等（2021）發(fā)現(xiàn)，當(dāng)PS粒徑為 150～300μm 時，濃度為0.01、0.05和 0.10g/L 時，好氧顆粒污泥硝化過程中的氨氧化抑制率分別為 71%.92% 和 80% 。但在0.10g/L 時，氨氧化抑制率反而降低，這與本實驗結(jié)果相悖，可能是因為其選擇的微塑料粒徑非單一值，而是在一定范圍內(nèi)，其尺寸的差異共同導(dǎo)致了這一結(jié)果。

3.2MPs和NPs急性脅迫對MBGS聚集性能的影響機制

實驗發(fā)現(xiàn)，MPs和NPs濃度越高，MBGS聚集度下降越明顯。通過分析EPS組分、接觸角、熱力學(xué)參數(shù)可知，MPs和NPs脅迫后，含疏水性氨基酸組分的胞外蛋白質(zhì)含量下降，污泥與水的接觸角減小，△Gadh升高，說明了污泥之間疏水性下降，微生物之間聚集變得困難。Wang等（2022b）發(fā)現(xiàn)類似現(xiàn)象，厭氧顆粒污泥在 0.5～150μm 聚苯乙烯微塑料脅迫下，水接觸角從 59.57^° 降低到 39.76^° ，污泥疏水性下降。同時，MPs和NPs脅迫還使得胞外多糖含量上升，Zeta電位降低。結(jié)合XDLVO理論可知，細胞間靜電斥力增大致使污泥聚集困難。這是因為微生物聚集性與其表面電荷聯(lián)系密切。胞外多糖主要帶負電，其過量分泌會導(dǎo)致細胞間靜電排斥（Fanetal，2020），且微塑料攜帶負電荷也會使Zeta電位降低，靜電斥力增大（Ganetal，2024）。從XDLVO計算曲線來看，當(dāng)污泥距離增大后，靜電斥力占主導(dǎo)，勢壘上升，污泥聚集困難?？傁嗷菽苤写嬖谝粋€斥力勢壘，只有突破這個勢壘污泥才能繼續(xù)聚集沉降（Dingetal，2015）。低勢壘預(yù)示著微生物需要較少的能量就可以聚集（Wangetal，2021），高勢壘則相反。顯然，MPs和NPs使得總勢壘升高，導(dǎo)致MBGS細胞聚集困難。

3.3微塑料粒徑對MBGS性能影響的差異分析

本實驗發(fā)現(xiàn)NPs相比于MPs更容易對細胞造成破壞，產(chǎn)生更多的ROS。Zhang等（2024）發(fā)現(xiàn)，在厭氧硝化污泥中，相同濃度不同粒徑聚丙烯微塑料脅迫下， 10～500nmNPs 產(chǎn)生的ROS要高于 100～500μm MPs，這與本實驗結(jié)果相符合。這可能是因為NPs比MPs具有更強的遷移能力、更小的尺寸和更大的比表面積，增強了它與微生物細胞接觸的機會，從而對微生物產(chǎn)生更大的負面影響（Jeongetal，2016）。小粒徑納米塑料更容易穿透細胞質(zhì)膜，滲透到細胞內(nèi)，導(dǎo)致蛋白質(zhì)外泄，抑制營養(yǎng)物質(zhì)運輸，最終導(dǎo)致細胞壞死（Hanetal，2016）。NPs對微生物細胞代謝能力損傷更強，這與Zhang等（2023）的研究結(jié)果類似。在相同濃度下，微生物直接暴露于納米塑料會產(chǎn)生更強的氧化應(yīng)激，細胞受損嚴重，細胞活力惡化。而大粒徑MPs脅迫會給顆粒污泥帶來更嚴重的機械損傷，往往會使顆粒污泥表面出現(xiàn)裂紋甚至破碎，粒徑變小。但是大粒徑MPs更容易造成顆粒污泥孔隙堵塞，阻礙基質(zhì)向內(nèi)部轉(zhuǎn)移（Zhangamp;Chen2020）。這也可能是導(dǎo)致MPs和NPs脅迫對MBGS脫氮性能影響存在差異的原因。NPs會造成細胞損傷和更大的細胞壞死量，MPs對MBGS毒性相對較弱，抑制效果不如NPs明顯。

4結(jié)論

（1）隨著MPs和NPs脅迫濃度升高，ROS含量增加，LDH和藻毒素釋放量增多，EPS含量下降，降低了對微生物細胞的保護，使得細胞壞死量增多，污泥脫氮酶活性下降，比脫氮速率降低。

（2）MPs和NPs脅迫濃度越高，MBGS聚集度越低，這與污泥疏水性變差和靜電斥力升高有關(guān)。

（3）相較于MPs，NPs會造成更嚴重的細胞損傷和更大的細胞壞死量，因此對MBGS脫氮能力的影響更顯著。

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（責(zé)任編輯鄭金秀）

ResponseofMicroalgal-bacterial GranularSludge to Polystyrene Micro（nano）Particles

BIAN Zhenhual， GAO Wanqing1，ZHANG Yuxin]，LI Shiqi1，LI Weijin1， WU Wei1，LI Hanxiang1，2

（1.School of Environmental Science and Engineering，Suzhou University of Science and Technology，Suzhou ，P.R. China; 2. Jiangsu Provincial Key Laboratory of Environmental Science and Engineering，Suzhou University ofScience and Technology，Suzhou ，P.R. China）

Abstract： Microalgal-bacterial granular sludge （MBGS） is characterized by low energy consumption， strong resistance to environmental stressors，and high recycling potential.These characteristics give MBGS good potential for broad application in wastewater treatment and it has garnered significant attention. Because micro（nano） plastics are a common constituent of wastewater， we investigated the eects of exposure to microplastics （MPs） and nanoplastics （NPs） on MBGS performance. In this study，acute exposure to polystyrene （PS） micro（nano） particles was used to evaluate the effect of MPs and NPs on MBGS performance.A control group and six exposure groups were prepared， including two PS particle sizes （10 μmMPs ， 100nmNPs ）， each prepared at three concentrations （50， 100， 200mg/L ）. Physiological and biochemical parameters of the MBGS in each group were measured after 24 hours of exposure， focusing on nitrogen removal （nitrogen removal rate and nitrogen removal enzyme activity）， reactive oxygen species （ROS） content， lactate dehydrogenase （LDH） content， microcystin content， necrotic cell quantity，content and composition of extracelllar polymeric substances （EPS），and sludge aggregation. Results led to four conclusions： （1） Exposure to both MPs and NPs significantly reduced the nitrogen removal rate （NRR） and inhibited the nitrate reductase （NR） activity of MBGS relative to the control. As anticipated，the high PS treatment （200mg/L ）produced the largest decreases in specific nitrate oxidation rate （SNOR）， 44.77% （204號 （MPs） and 50.78% （NPs）， and in NR activity， 72.4% （MPs） and 75.4% （NPs）. （2） Exposure to MPs and NPs，resulted in microbial oxidative stress， with elevated ROS levels damaging cell membranes and increasing the release of lactate dehydrogenase （LDH）. Secretion of microcystin increased， inhibiting microbial growth and disrupting cellstructures，ultimately leading to celldeath. Compared to MPs，NPs caused more severe cellular damage，leading to a higher rate of cell death. （3） Exposure to MPs and NPs also reduced EPS secretion， weakening protection for both bacteria and microalgae.The ratio of extracelular protein to extracellular polysaccharides in EPS decreased and the decline in tryptophan and aromatic protein within the extracellular protein fraction reduced MBGS stability.（4） Zeta potential， contact angle，and surface thermodynamic analyses revealed that MPs and NPs exposure reduced the hydrophobicity of MBGS microbial cels， increased electrostatic repulsion and diminished MBGS aggregation. In conclusion， acute exposure to polystyrene MPs and NPs significantly decreased nitrogen removal and reduced MBGS aggregation.

Key words： microalgal-bacterial granular sludge; polystyrene micro（nano）plastics; acute exposure; aggregation capacity