盧 丹，朱思諭，鄭曉英

（1.中交第三航務(wù)工程勘察設(shè)計(jì)院有限公司，上海 200032；2.淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210098）

0 引言

稀土元素因其特殊的原子結(jié)構(gòu)，幾乎可以與所有元素發(fā)生反應(yīng)，形成多價(jià)態(tài)、多配位數(shù)的化合物，具有許多優(yōu)異的磁、光和電等特性，被稱為“現(xiàn)代工業(yè)的維生素”和神奇的“新材料寶庫”[1-3]。納米氧化鈰（CeO2NPs）不僅具有氧化性，還具有還原性。因此，CeO2NPs 被廣泛應(yīng)用于化妝品、精密儀器拋光、涂料和燃料電池等領(lǐng)域。隨著生活環(huán)境中人們與CeO2NPs 的接觸機(jī)會增多，其生物安全性逐漸引起了人們的關(guān)注，對環(huán)境和人類健康影響的爭議也愈來愈多。但目前有關(guān)CeO2NPs 對活性污泥處理系統(tǒng)的影響鮮有報(bào)道。

好氧顆粒污泥（AGS）是在好氧條件下微生物通過細(xì)胞自固定而形成堅(jiān)固的顆粒形微生物結(jié)構(gòu)[4]，其結(jié)構(gòu)密實(shí)、沉降性好，利用自身結(jié)構(gòu)優(yōu)勢為不同微生物的共存構(gòu)建多種微環(huán)境，并具有良好的抗有機(jī)負(fù)荷沖擊和脫氮除磷能力。另外，好氧顆粒污泥不僅對污水中的難降解有機(jī)物具有較好的適應(yīng)性，還具有良好的吸附能力，其吸附容量大、效率高、選擇性較好，去除廢水中的重金屬和納米顆粒能取得較好的處理效果[5-6]。在抵御人工納米材料（MNMs）脅迫影響方面具有顯著優(yōu)勢與應(yīng)用潛力。

本文通過研究不同濃度的CeO2NPs 長期暴露對好氧顆粒污泥理化性質(zhì)，如污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)、粒徑分布、沉降性以及胞外聚合物（EPS）等的影響，探討CeO2NPs 與好氧顆粒污泥的相互作用機(jī)制。為降低CeO2NPs 的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)和促進(jìn)污水處理系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行提供新的理論依據(jù)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

試劑：CeO2NPs 由Sigma-Aldrich 有限公司生產(chǎn)；好氧顆粒污泥取自課題組自行運(yùn)行的SBR 裝置，MLSS 為5 000±100 mg/L。

儀器：B5A124S-CW 電子分析天平；202-2(AS)電熱恒溫干燥箱；GWA-UNI-10 超純水儀；DS-8510DT超聲波清洗儀；納米粒度儀；pB-10 型pH 計(jì)。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

稱取質(zhì)量為100 mg 的CeO2NPs 置于1 L 超純水（pH 值為6.9）中超聲1 h（25 ℃，250 W，40 kHz），制成質(zhì)量濃度為100 mg/L 的CeO2NPs 懸浮液，再根據(jù)本試驗(yàn)所需納米濃度進(jìn)行稀釋，最終獲得質(zhì)量濃度為1 和10 mg/L 的CeO2NPs 溶液。

自行設(shè)計(jì)并聯(lián)運(yùn)行的SBR 反應(yīng)器動態(tài)模擬試驗(yàn)裝置3 套，進(jìn)水采用實(shí)驗(yàn)室自配模擬生活廢水，接種好氧顆粒污泥后在3 組SBR 裝置進(jìn)水中分別投加質(zhì)量濃度為0（R0），1（R1）和10mg/L（R2）的CeO2NPs，進(jìn)行以下試驗(yàn)研究。

（1）對不同濃度的CeO2NPs 脅迫下的好氧顆粒污泥穩(wěn)定運(yùn)行開展連續(xù)性試驗(yàn)研究。跟蹤檢測污泥中混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLSS）、污泥體積指數(shù)（SVI）和胞外聚合物（EPS）；

（2）采用掃描電鏡（SEM）和馬爾文激光粒度儀（Mastersizer 3000）觀察好氧顆粒污泥的微觀形態(tài)、結(jié)構(gòu)、孔徑分布、顆粒粒徑；

（3）使用維熒光光譜（Excitation-Emission-Matrix Spectra）和傅立葉紅外光譜（Fourier transform infrared,FTIR）分析胞外聚合物（EPS）熒光特性組分及官能團(tuán)變化，建立CeO2NPs 對好氧顆粒污泥的基本性質(zhì)影響機(jī)制。

1.3 指標(biāo)及分析方法

（1）觀察污泥形態(tài)

采用掃描電鏡對好氧顆粒污泥的外觀形態(tài)進(jìn)行觀察。含水率較低的樣品進(jìn)行掃描電鏡前只需簡單干燥即可，但是本試驗(yàn)培養(yǎng)的好氧顆粒污泥含水量較大，需進(jìn)行脫水處理，處理時(shí)采用課題組常規(guī)方法[7]。

（2）提取和測定顆粒污泥中的EPS

好氧顆粒污泥中的EPS 采用陽離子樹脂交換法進(jìn)行提取，操作步驟如下。

①取一定量污泥，用高速冷凍離心機(jī)離心10 min（4 000 r/min），靜置一段時(shí)間等待好氧顆粒污泥沉淀后，倒去上清液，重復(fù)此步驟3 遍；

②將清洗干凈后的好氧顆粒污泥重新溶解，投加陽離子樹脂后在磁力攪拌器中提取l h，并維持容器內(nèi)的溫度低于4 ℃；

③用高速冷凍離心機(jī)離心30 min（8 000 r/min），獲得的上清液用醋酸纖維濾膜過濾，即可獲得EPS提取液；

④EPS 中的蛋白質(zhì)（PN）含量采用考馬斯亮藍(lán)法測定[8]，多糖（PS）含量采用蒽酮法測定[8]，兩者之和即為EPS 總量。

（3）采用三維熒光法和傅里葉紅外光譜法分析EPS 的結(jié)構(gòu)

①利用三維熒光光譜法（Excitation-Emission Matrix,EEM）分析活性污泥中EPS 的結(jié)構(gòu)。試驗(yàn)采用F-7 000Hitachi 型分光光度計(jì)（Japan）進(jìn)行檢測。EEM 測定前，采用聚四氟乙烯膜（0.45 μm）將EPS 提取液屮的顆粒物過濾掉。激發(fā)光與發(fā)射光的掃描范圍分別為200～450 nm 與210～550 nm，步長均為5 nm。設(shè)置狹縫寬為5 nm，掃描速度為4 800 nm/min。

②將污泥中EPS 的提取液放置在冷凍真空干燥機(jī)（24 h），將干燥后的固體放在石英研缽中仔細(xì)研磨，并按質(zhì)量比為1∶100 與光譜純的KBr 混合，并在壓強(qiáng)10 kPa 下壓片，最后使用傅里葉紅外光譜儀（Brukes IFS 48，德國）進(jìn)行紅外分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 CeO2 NPs 對AGS 的形態(tài)結(jié)構(gòu)影響

3 組反應(yīng)器（R0，R1，R2）連續(xù)2 個(gè)月（60 d ）投加CeO2NPs。宏觀上可發(fā)現(xiàn)，試驗(yàn)組反應(yīng)器（R1，R2）內(nèi)顆粒污泥顏色與空白組（R0）內(nèi)污泥顏色相比較淺，且顆粒污泥顏色隨CeO2NPs 濃度增加而逐漸變淺，呈淺黃色，顆粒結(jié)構(gòu)松散，體積增大。為進(jìn)一步從微觀角度分析CeO2NPs 對活性污泥影響，對不同濃度CeO2NPs 作用下的好氧顆粒污泥進(jìn)行掃描電鏡分析見圖1。

圖1 不同質(zhì)量濃度CeO2 NPs 作用下的顆粒污泥表面掃描電鏡照片

由圖1可以看出，質(zhì)量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs長期暴露后，顆粒污泥表面基本未見CeO2NPs 顆粒；CeO2NPs 質(zhì)量濃度增至10 mg/L 時(shí)，污泥表面吸附大量乳白色CeO2NPs 顆粒。由圖1（a）可以看出，空白組中顆粒污泥以球菌和桿菌為主，且污泥表面有大量溝壑存在，這些溝壑是細(xì)胞外部營養(yǎng)物質(zhì)和內(nèi)部代謝產(chǎn)物的傳輸通道。但是，在高質(zhì)量濃度的CeO2NPs（10 mg/L）作用下，好氧顆粒污泥表面結(jié)構(gòu)發(fā)生變化。由圖1（c），（d）可以看出，在質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 作用下顆粒污泥表面分泌大量粘液狀物質(zhì)包裹活性污泥，堵塞了污泥細(xì)胞外部營養(yǎng)物質(zhì)和內(nèi)部代謝產(chǎn)物的傳輸通道，使得顆粒污泥表面溝壑逐漸增加，不利于微生物生長所需的物質(zhì)傳輸。

2.2 CeO2 NPs 對AGS 的粒徑分布及沉降性影響

不同質(zhì)量濃度CeO2NPs 作用下的顆粒污泥粒徑分布及沉降性變化趨勢（第60 天）見圖2。

圖2 不同濃度CeO2 NPs 作用下的顆粒污泥粒徑分布及沉降性變化趨勢（第60 天）

3 組反應(yīng)器初期接種的好氧顆粒污泥平均粒徑約為600 μm。由圖2（a）可以看出，第60 天時(shí)，空白組內(nèi)好氧顆粒污泥粒徑主要分布在400～900μm，平均粒徑約為633 μm，相對初期略微增大。當(dāng)CeO2NPs質(zhì)量濃度為1 mg/L 時(shí)，顆粒污泥粒徑主要分布在630～1 100 μm，平均粒徑約為774 μm；當(dāng)CeO2NPs質(zhì)量濃度為10 mg/L 時(shí)，顆粒污泥粒徑主要分布在720～1 300 μm，平均粒徑約為1 070 μm?？梢姡S著CeO2NPs 暴露濃度增加，污泥平均粒徑呈增大趨勢。這是因?yàn)樵诟邼舛鹊腃eO2NPs 刺激下，顆粒污泥分泌大量粘液狀胞外聚合物（EPS），多種微生物聚集于顆粒表面，并吸附大量CeO2NPs 顆粒附著于污泥上，導(dǎo)致顆粒污泥粒徑增長。

污泥體積指數(shù)（SVI）是衡量活性污泥密實(shí)度和沉降性能的重要指標(biāo)。好氧顆粒污泥的SVI 值通常在40～50 mL/g 范圍內(nèi)，遠(yuǎn)低于活性污泥的SVI 值（120～150 mL/g），較低的SVI 值使好氧顆粒污泥具有良好的沉降性，用于污水處理時(shí)可極大縮減沉淀池容積，減少基建費(fèi)用投入。由圖2（b）可以看出，在CeO2NPs 長期脅迫下，顆粒污泥的SVI 值先升后降，這是因?yàn)榧{米材料初期暴露時(shí)顆粒污泥無法適應(yīng)其毒性，導(dǎo)致其沉降性變差，但隨著暴露時(shí)間的延長，顆粒污泥逐漸適應(yīng)微毒環(huán)境做出相應(yīng)調(diào)整，沉降性能得到較大改善。

隨著CeO2NPs 濃度的增加，第40 天時(shí)，質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 系統(tǒng)內(nèi)顆粒污泥SVI 值呈上升趨勢，這是因?yàn)楦邼舛鹊腃eO2NPs 產(chǎn)生的毒性超過了顆粒污泥耐受能力，使其沉降性下降。此外，第60 天時(shí)，3 個(gè)反應(yīng)器內(nèi)好氧顆粒污泥的SVI 值分別為24.12，29.87 和35.67 mL/g，表明隨著CeO2NPs濃度的升高，好氧顆粒污泥的SVI 值也在增加，而污泥沉降性則變差。這是由于高濃度的CeO2NPs 刺激顆粒污泥過量分泌粘液狀EPS 導(dǎo)致的結(jié)果。許多研究結(jié)果表明：EPS 屬于親水型物質(zhì)，污泥間的空隙以及營養(yǎng)物質(zhì)傳輸通道吸附較多水體，導(dǎo)致泥水分離困難，污泥沉降速度大幅度減慢[9]。

2.3 CeO2 NPs 對AGS 生物量及活性的影響

目前，一般采用混合液懸浮固體濃度（MLSS）和混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）這2 個(gè)指標(biāo)來表征污水處理系統(tǒng)中微生物的量。此外，揮發(fā)性懸浮固體/懸浮固體（VSS/SS）能夠更加精確表示污泥活性部分?jǐn)?shù)量。不同濃度的CeO2NPs 對顆粒污泥生物量及耗氧速率（SOUR）的影響見圖3。通過測定污水系統(tǒng)中的SOUR 來表征反應(yīng)器內(nèi)微生物活性。由圖3（a）可以看出，連續(xù)投加納米顆粒60 d 后，在投加質(zhì)量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs 系統(tǒng)中，微生物MLSS，MLVSS 及VSS/SS 與空白組相比并未產(chǎn)生明顯變化；而在投加質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs系統(tǒng)中，微生物MLSS，MLVSS 及VSS/SS 與前2 組反應(yīng)器相比均呈下降趨勢。其中，當(dāng)CeO2NPs 質(zhì)量濃度從0 mg/L 增至10 mg/L 時(shí)，MLSS 及ρ（VSS）/ρ（SS）分別由5 016 mg/L 和0.75 降至4 481 mg/L 和0.68。結(jié)果表明，在低質(zhì)量濃度的CeO2NPs（約1 mg/L）長期作用下對顆粒污泥生長并未產(chǎn)生抑制作用，且會輕微促進(jìn)顆粒污泥生物量增長，這是因?yàn)榈蜐舛鹊腃eO2NPs 產(chǎn)生的微毒性在顆粒污泥的耐受能力之內(nèi)，污泥受刺激反而加快增長。但是，質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 會抑制微生物生長，原因是污泥無法適應(yīng)高濃度CeO2NPs 長期脅迫，生物活性降低，致使污泥增長速率減慢。

圖3 不同濃度的CeO2 NPs 對顆粒污泥生物量及SOUR的影響

由圖3（b）可以看出，在不同濃度的CeO2NPs協(xié)迫下顆粒污泥系統(tǒng)內(nèi)SOUR 值。連續(xù)投加質(zhì)量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs 60 d 后，微生物呼吸抑制率為1.66%，與空白組相比基本無變化。王玉琳等[10]研究顯示，低質(zhì)量濃度的CeO2NPs（1 mg/L）長期脅迫對絮狀污泥呼吸作用的抑制率約為6%，遠(yuǎn)高于本試驗(yàn)呼吸抑制率（1.66%）的原因是顆粒污泥具有三維密實(shí)結(jié)構(gòu)，低毒性只對最外層微生物產(chǎn)生抑制作用，而內(nèi)層生物由于傳質(zhì)受阻并未受影響。當(dāng)CeO2NPs質(zhì)量濃度為10 mg/L 時(shí)，系統(tǒng)內(nèi)微生物SOUR 降至27.63 mg/(g·h)，呼吸抑制率為29.37%?？梢姼邼舛鹊腃eO2NPs 長期暴露會對顆粒污泥代謝活性產(chǎn)生抑制，且濃度增大對微生物代謝活性抑制程度增強(qiáng)，這是因?yàn)檠趸嬀哂械湫臀炇Y(jié)構(gòu)，可擾亂微生物呼吸抑制機(jī)制從而影響污泥活性[11]。

2.4 CeO2 NPs 對好氧顆粒污泥中EPS 的影響

2.4.1 CeO2NPs 對AGS 中EPS 組成的影響

不同濃度的CeO2NPs 作用下好氧顆粒污泥中的EPS 的多糖（PS）和蛋白質(zhì)（PN）含量變化趨勢見圖4。由圖4可以看出，質(zhì)量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs長期暴露后，顆粒污泥中的EPS，PN 及PS 含量與對照組相比無明顯差異，即該濃度的CeO2NPs 長期暴露對污泥中EPS 沒有影響。但是當(dāng)CeO2NPs 質(zhì)量濃度增至10 mg/L 時(shí)，顆粒污泥中的EPS 總量質(zhì)量分?jǐn)?shù)從對照組的170 mg/g 迅速增至212 mg/g。由此可知，當(dāng)CeO2NPs 質(zhì)量濃度增至10 mg/L 時(shí)污泥微生物量降低，但其顆粒粒徑仍增加，一方面是因?yàn)榧{米顆粒吸附導(dǎo)致，更重要的是因?yàn)镋PS 含水高，EPS 吸附的大量水分包裹在顆粒外表導(dǎo)致污泥粒徑增加。

當(dāng)CeO2NPs 質(zhì)量濃度為10 mg/L 時(shí)，顆粒污泥中EPS 的PN 和PS 質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對對照組分別增加了20 和22 mg/g，占比相應(yīng)增加約20%和28%?？梢娢勰嘀蠩PS 含量增加并不是其中一種成分增加導(dǎo)致，而是由PN 和PS 共同增加產(chǎn)生的結(jié)果，且以PS增加為主。相關(guān)文獻(xiàn)[10]指出，PN 具有抵御毒性的熱類蛋白結(jié)構(gòu)，而PS 則可以提高納米顆粒流體動力學(xué)直徑并促進(jìn)其聚集，CeO2NPs 粒徑增大難以進(jìn)入污泥絮體并表現(xiàn)出較小毒性，這是PS 含量顯著增加的原因。

2.4.2 CeO2NPs 對AGS 中EPS 熒光特性的影響

不同濃度的CeO2NPs 作用下各系統(tǒng)污泥中EPS 三維熒光光譜分析結(jié)果見表1。類蛋白質(zhì)吸收峰A（230/330～340）和吸收峰C（230/305）分別由芳香蛋白色氨酸類物質(zhì)和芳香蛋白酪氨酸類物質(zhì)引起。吸收峰B（275/335～355）對應(yīng)物質(zhì)為溶解性微生物代謝產(chǎn)物。

表1 不同質(zhì)量濃度的CeO2 NPs 作用下好氧顆粒污泥EPS 三維熒光光譜分析結(jié)果

由表1可以看出，相同峰的熒光強(qiáng)度在不同濃度的CeO2NPs 作用下發(fā)生了變化，由此可見，好氧顆粒污泥中EPS 不僅組成物質(zhì)發(fā)生了變化，同時(shí)各組分濃度也隨之變化。當(dāng)CeO2NPs 質(zhì)量濃度從0 mg/L 增至10 mg/L 時(shí)，峰A（芳香蛋白色氨酸）的熒光強(qiáng)度從7 951 逐漸增至9 017，一方面是由于EPS中PN 濃度增加，更重要是因?yàn)樗膬r(jià)鈰離子可氧化色氨酸和酪氨酸，生成強(qiáng)熒光物質(zhì)促使峰A 熒光強(qiáng)度增大[8]。此外，鈰離子能夠與溶解性微生物代謝產(chǎn)物發(fā)生絡(luò)合作用并出現(xiàn)熒光猝滅現(xiàn)象[8]，這恰好也解釋了本試驗(yàn)中CeO2NPs 的濃度增加會導(dǎo)致峰B（溶解性微生物代謝產(chǎn)物）熒光強(qiáng)度呈下降趨勢的原因。本試驗(yàn)三維熒光光譜圖中峰A、峰B 和峰C 出現(xiàn)了藍(lán)移和紅移現(xiàn)象。藍(lán)移現(xiàn)象可能是因?yàn)殒溄Y(jié)構(gòu)上芳香環(huán)和共軛鍵數(shù)量減少導(dǎo)致，紅移則可能是因?yàn)楹恤驶〈?、羥基、烷氧基、氨基和羧基等成分。這些變化意味著在CeO2NPs 長期脅迫下導(dǎo)致顆粒污泥中EPS 化學(xué)性質(zhì)發(fā)生變化。

2.4.3 CeO2NPs 對AGS 中EPS 官能團(tuán)的影響

前述三維熒光光譜分析結(jié)果表明顆粒污泥中的EPS 化學(xué)性質(zhì)已發(fā)生變化，本節(jié)將借助傅里葉紅外光譜（FT-IR）進(jìn)一步分析EPS 中主要官能團(tuán)與CeO2NPs的相互作用機(jī)制。CeO2NPs 暴露前后好氧顆粒污泥EPS 的紅外光譜見圖5。由圖5可以看出，EPS 的FT-IR 光譜顯示多個(gè)波段，表明EPS 內(nèi)部官能團(tuán)的多樣性。根據(jù)其發(fā)生的波段，把FT-IR 光譜條帶分配到各個(gè)組：3 438～3 377 cm-1的強(qiáng)條帶源自EPS里羥基-OH 和胺基-NH2的伸縮振動；2 966～2 944 cm-1的弱光譜帶是烷基C-H 的伸縮振動；1 656～1 654 cm-1譜帶為N-H 的變形振動與蛋白質(zhì)中C＝O 伸縮振動的結(jié)果；1 401～1 452 cm-1譜帶為C-H 的彎曲振動與C-N（酰胺Ⅲ）伸縮振動的共軛；1 111～1 113 cm-1譜帶則是由于聚磷中P-O-P的伸縮振動；991～1 086 cm-1譜帶可歸因于多糖中C-O-C 的伸縮振動，指紋區(qū)譜帶則是因?yàn)榱缀土虻裙倌軋F(tuán)的存在產(chǎn)生的結(jié)果。

圖5 不同質(zhì)量濃度CeO2 NPs 作用下EPS 的紅外光譜

CeO2NPs 暴露后顆粒污泥中EPS 的光譜圖與對照組相比出現(xiàn)了明顯不同，具體表現(xiàn)為波長3 438 cm-1的某些峰轉(zhuǎn)移并變?nèi)跎踔料?。污泥中EPS 的峰位從3 438 cm-1移至3 377 cm-1，同時(shí)峰強(qiáng)度變?nèi)?，說明-OH 和-NH2官能團(tuán)與CeO2NPs 或鈰離子發(fā)生了反應(yīng)。此外，1 401～1 452 cm-1對應(yīng)的峰在質(zhì)量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs 暴露后發(fā)生輕微偏移，而其在質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后消失了，可見高濃度CeO2NPs 與PN 含有的C-N（酰胺Ⅲ）之間發(fā)生了反應(yīng)或結(jié)合，這與前述四價(jià)鈰離子可氧化芳香蛋白色氨酸和酪氨酸結(jié)果相一致。質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后，聚磷譜帶（P-O-P）1 111～1 113 cm-1和指紋區(qū)譜帶627～704 cm-1消失，可見高濃度的CeO2NPs 會促使好氧顆粒污泥中EPS 內(nèi)聚磷/磷形式發(fā)生改變或濃度降低。以上差異表明EPS 中羥基、胺基、羧基和酰胺等官能團(tuán)參與了CeO2NPs 顆粒/鈰離子與顆粒污泥之間的相互作用。

3 結(jié)論

（1）低質(zhì)量濃度（1 mg/L）的CeO2NPs 長期暴露對顆粒污泥的理化性質(zhì)基本無影響。而在高質(zhì)量濃度（10 mg/L）的CeO2NPs 長期作用下，顆粒污泥的平均粒徑和SVI 值呈增長趨勢，污泥沉降性能變差。當(dāng)CeO2NPs 的質(zhì)量濃度逐漸增至10 mg/L 時(shí)，微生物呼吸抑制率增至29.37%?？梢?，高濃度的CeO2NPs會抑制顆粒污泥代謝活性，且隨其濃度增加抑制程度增強(qiáng)。

（2）質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 顆粒污泥中PN 和PS 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增加了20 和22 mg/g，污泥系統(tǒng)通過增加PN 和PS 以抵御CeO2NPs 毒性。三維熒光光譜結(jié)果顯示當(dāng)CeO2NPs 質(zhì)量濃度從0 增至10 mg/L 時(shí)，峰A（芳香蛋白色氨酸）的熒光強(qiáng)度逐漸從7 951 增至9 017，這是因?yàn)樗膬r(jià)鈰離子氧化色氨酸和酪氨酸產(chǎn)生的結(jié)果。

（3）1 401～1 452 cm-1對應(yīng)的峰在質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后消失，說明高濃度的CeO2NPs 與PN 含有的C-N（酰胺Ⅲ）之間發(fā)生了反應(yīng)或結(jié)合。質(zhì)量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后，聚磷譜帶（P-O-P）1 111～1 113 cm-1和指紋區(qū)譜帶627～704 cm-1消失，說明高濃度的CeO2NPs 會導(dǎo)致顆粒污泥中EPS 內(nèi)聚磷/磷形式發(fā)生改變或濃度降低。