生物脫氮中工程納米顆粒的毒害作用及減毒措施的研究進展

張漫漫 何騰霞 丁晨雨 陳夢蘋 吳啟鳳

（貴州大學生命科學學院/農業生物工程研究院 山地植物資源保護與保護種質創新教育部重點實驗室 山地生態與農業生物工程協同創新中心，貴陽 550025）

氮化合物在生命代謝過程中起著重要的作用，通常以有機氮和無機氮兩種形式存在，有機氮包括蛋白質、氨基酸、酰胺和尿素等；無機氮主要為銨態氮、硝態氮和亞硝態氮等［1］。然而水體中積累過多的無機氮，尤其是銨態氮大量積累易消耗水體中的溶解氧，阻礙氧在魚鰓中傳遞，威脅水生生物的生存，并引發大量細菌繁殖，使水體進一步惡化并發出難聞的氣味，從而影響人體健康［2］；硝態氮和亞硝態氮作為銨態氮的硝化產物，會阻礙血氧的正常運輸，引起機體缺氧窒息。此外，還會引發氯離子流失，擾亂細胞內外鉀離子水平等［3-5］。因此，高效去除水體中的無機氮成為近些年的熱點。據文獻報道，生物脫氮具有高效、低耗及綠色環保等特點，涉及微生物的硝化和反硝化過程，其中硝化過程是在硝化菌的作用下將銨鹽逐步氧化為硝酸鹽，反硝化除氮是在反硝化細菌的作用下將硝酸鹽或亞硝酸鹽逐步還原為氣態氮的過程，該過程可從根本上解決污水中無機氮超標的問題［6］。

然而，脫氮過程中會受到各種因素的影響，自2005年以來，新型污染物納米顆粒（nanoparticles，NPs）逐漸興起，根據其性質可分為金屬納米顆粒和非金屬納米顆粒，按其來源可分為天然納米顆粒和工程納米顆粒（engineering nanoparticles，ENPs），因ENPs的徑粒較小而具有獨特的光學、熱學、量子效應等物理化學性質［7-8］，被廣泛開發應用于化工、醫藥、航天航空等領域，在生產發展及不合理的使用過程導致大量ENPs排放到土壤及水體中，據研究，全球超過 26-30.9 萬t的ENPs產量中有 63%-91% 最終進入垃圾填埋場，8%-28%、0.4%-7%和0.1%-1.5%的ENPs分別釋放到土壤、地表水和大氣中［9］。目前國內外均有報道ENPs對污水處理中脫氮微生物的影響，如1.25 mg/L的CuNPs會抑制硝化過程的厭氧氨氧化活性［10］；CuONPs能阻礙一些硝化或反硝化細菌的生物活性及代謝過程［11］；ZnONPs通過影響污泥中硝化細菌的生物活性進而抑制硝化過程等［12］。此外，Gatti作為ENPs毒理學領域研究的首發者，也揭示了ENPs會對人類生命健康造成威脅［13］。因此，明確ENPs對生物的毒害作用尤為重要。

目前降低ENPs毒害作用的研究主要集中在抑制金屬納米顆粒的釋放以及提高細菌的抗性方面，通過包裹顆粒［14］、添加硫化物［15］、加入配體［16］或上調細菌糖代謝途徑［17］來達到降低毒害作用，但脫氮細菌如何降低ENPs的毒害作用及解毒方式缺乏系統性研究。此論文為進一步研究ENPs在水環境毒害作用提供參考，并為提高生物脫氮處理工藝提供理論支撐。

1 環境中納米顆粒的來源

環境中存在大量的NPs，源于自然及人為活動，自然存在的NPs包括黏土、多糖、肽聚糖等，生物對自然存在的NPs有較強的適應性，且目前關于天然納米顆粒在脫氮過程中的相關影響未見報道；人為來源的NPs即ENPs主要是指在人類活動中所產生的NPs如納米Cu、Ag和ZnO等［18］。與天然NPs相比，ENPs使用更廣、生產量更大，由此產生的環境危害更嚴重。

此外，ENPs可在水、土壤與空氣中進行交換和轉移，例如汽車及工廠排放的廢氣含有ENPs，與空氣中的微小顆粒發生吸附包裹，伴隨降雨進入土壤，隨后滲入土壤進而影響地下水或飲用水源，最后危及人類健康。圖1概括了ENPs在環境中的存在及轉移方式，目前，ENPs主要通過3個途徑進入水環境中：（1）通過工業廢水、養殖廢水、生活污水等大量排放到污水處理系統，隨后進入水環境；（2）由于地表垃圾堆積和土壤垃圾填埋所產生的垃圾滲濾液，通過地表與地下徑流進入水環境；（3）通過汽車尾氣及工業燃燒排放進入到大氣，隨著降雨或薄霧流進入水環境［19］。進入水體的ENPs會對水生植物或微生物的結構與功能產生潛在的破壞作用，而污水處理收集管網作為ENPs進入環境的重要環節，迫切需要對ENPs在水處理系統的毒害作用進行系統分析及安全性評價。

圖1 納米粒子在環境中的存在和轉移方式Fig. 1 Existence and transfer of nanoparticles in the environment

2 工程納米顆粒對水處理系統的影響研究

隨著科技發展，ENPs對水處理系統的影響研究已取得一定的進展，主要集中于ENPs對活性污泥系統與生物膜廢水處理系統的影響，其中對脫氮除磷與化學需氧量（chemical oxygen demand，COD）的去除及水處理系統中微生物群落結構變化方面的探究較廣泛。大多數ENPs都對廢水處理過程存在一定的阻礙作用，其抑制程度與ENPs的濃度及暴露時間呈正相關關系，如Gu等［20］在研究絮凝污泥和顆粒污泥對AgNPs的去除效果中發現，該ENPs會使細菌產生活性氧（reactive oxygen species，ROS）并破壞細胞膜進而抑制生物脫氮過程，具體表現為：在短時間內（12 h）分別添加1、10、50和100 mg/L AgNPs會使絮凝污泥的氨氧化率降低21.0%-24.9%。同樣，在Yuan等［21］的研究中，5 mg/L AgNPs會減小活性污泥的絮凝物尺寸，改變生物膜與細菌群落結構，進而降低COD和磷的去除效率，但在持續暴露下會趨向穩定。與之類似，如Zhang等［22］研究AgNPs對生物膜活性和脫氮的效率時發現，0.1 mg/L的AgNPs不會顯著抑制生物膜的活性，其可能原因為低濃度的AgNPs可通過生物膜吸附或者沉淀作用降低毒性，而當AgNPs的濃度增加至5 mg/L時，細胞的胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）濃度會明顯增加，導致膜污染進而抑制生物膜活性。以上結果表明AgNPs的抑制程度與自身的濃度及暴露時間相關。此類情況在其它納米顆粒的研究中也有體現，如Zheng等［23-24］在研究SiO2NPs對活性污泥系統的影響發現，添加1 mg/L的SiO2NPs對短期和長期系統的脫氮效率均沒有顯著抑制作用，但當SiO2NPs濃度增加至50 mg/L并暴露70 d后，總氮的去除率從79.6%降至51.6%；而ZnONPs存在條件下，添加10和50 mg/L的ZnONPs于脫氮除磷活性污泥系統中發現，與不存在ZnONPs時總氮去除率（81.5%）相比，4.5 h后總氮的去除率分別降至75.6%和70.8%，相應的出水磷濃度從0 mg/L分別增加至10.3和16.5 mg/L，可能是污泥對其具有聚磷作用，加入ENPs可能會使其從污泥中釋放出來，高于進水中磷的濃度（9.8 mg/L），這表明較高濃度的ZnONPs能同時抑制氮和磷的去除。Ni等［25］研究發現，向活性污泥系統添加1 mg/L的ZnONPs，10 h后氨氮去除率從100%降為87%。Tan等［26］研究ZnONPs對MBR系統性能的長期影響及其在系統中的去除行為時發現，ZnONPs濃度為10.0 mg/L時，污泥絮凝物尺寸減小，沉降性較差，引起COD、氮和磷的去除率下降，其原因是納米粒子吸附到生物膜上使其功能受損。盡管對于ENPs在廢水處理方面已經有了大量探究，但主要集中在活性污泥中開展，而活性污泥是一個比較復雜的系統，對ENPs具有吸附和沉淀作用，且存在著多種污染物，會影響對ENPs毒害強度的評估。所以，采用活性污泥作為研究對象很難準確地反應ENPs對硝化與反硝化過程的影響。

3 工程納米顆粒對微生物脫氮過程的毒害效應

3.1 工程納米顆粒對微生物硝化過程的毒害作用

硝化過程是指微生物在氨單加氧酶（Amo）、羥胺氧化還原酶（Hao）和亞硝酸鹽氧化還原酶（Nxr）的作用下將銨鹽（NH4+）逐步氧化為硝酸鹽（NO3-）的過程，分為氨氧化（NH4+-NO2-）和亞硝酸鹽氧化（NO2--NO3-）兩個階段，分別由氨氧化微生物和亞硝化鹽氧化菌完成，氨氧化微生物又包括氨氧化細菌和氨氧化古菌，古菌的發現證實了氨氧化細菌不是唯一的氨氧化微生物［27］。催化氨氧化過程的Amo是由3種不同亞基構成的三聚體膜結合蛋白，只能催化非離子氨（NH3）的氧化，而不能催化NH4+的氧化，這是Amo限速氨氧化過程的主要原因［28］；亞硝酸鹽氧化需要在亞硝酸鹽氧化還原酶的催化作用下進行，Nxr由Nxr A、Nxr B和Nxr C三個不同亞基構成，可催化亞硝酸鹽的氧化及硝酸鹽的還原，可誘導細菌完成不同的代謝途徑，具有多樣功能［29］。隨著對脫氮過程的深入研究，近年來全程氨氧化微生物（一種可同時進行氨氧化和亞硝酸鹽氧化的微生物）［30］的發現打破了硝化階段分兩步反應的結論，且細菌和硝化古菌均可以進行硝化過程。

目前報道的ENPs對硝化過程的影響，主要集中于硝化細菌介導的硝化途徑，而對于硝化古菌、全程氨氧化微生物的影響未見報道，其毒害作用主要概括為兩方面：一是通過銨鹽或羥胺的去除效率來反映ENPs對硝化過程的抑制，且抑制程度與顆粒濃度、種類、大小及時間有關，通常來說，納米顆粒比表面積越大、濃度越高、暴露時間越長、對硝化作用抑制程度越高；第二方面是通過影響硝化菌來反映ENPs對硝化過程的毒害。參與硝化過程的氨氧化細菌（ammonia-oxidizing bacteria，AOB）較敏感，與亞硝化細菌（NOB）相比，更易受到ENPs的抑制，致使豐度下降，且ENPs的存在會使類核仁解體并聚集在細胞膜附近進而破壞細胞膜、細胞壁，甚至造成細胞畸形［31］；從酶活性檢測可知，ENPs能抑制Amo、Hao、Nxr酶活；在基因表達方面，也會抑制與硝化相關的基因例如AmoA1、AmoC2表達；再者，通過抑制硝化細菌蛋白質的功能進而影響菌體內物質合成、能量產生、電子傳遞等［32-33］。綜上，ENPs就是通過抑制銨鹽或羥胺去除、破壞硝化細菌、降低硝化相關基因表達來抑制硝化過程的。雖然研究表明了ENPs會對硝化細菌酶活、基因表達、蛋白質功能有一定的抑制作用，但是具體的抑制途徑及機理并未明確，未來還有待研究。

3.2 納米顆粒對微生物反硝化過程的毒害作用

反硝化過程作為氮循環的重要組成部分，對硝酸鹽從陸地和水生環境返回大氣具有重要意義，其主要過程包括硝酸鹽（NO3-）還原為亞硝酸鹽（NO2-），再通過亞硝酸鹽還原為一氧化氮（NO）、一氧化二氮（N2O）、二氧化氮（NO2）氣體和氮氣（N2），參與此過程的重要酶包括硝酸還原酶（Nar）、亞硝酸鹽還原酶（Nir）、一氧化氮還原酶（Nor）和一氧化二氮還原酶（Nos），這些酶分別由基因NarA及NarG、NirS及NirK、NorB及NorC、Nos編碼［34］。

目前對于ENPs在反硝化過程中的毒害機制具體分析已有大量的研究報道，與硝化過程抑制作用類似，根據去除率的降低以及反硝化細菌的損傷來反映ENPs對反硝化過程的毒害程度。首先，由于ENPs的大小、種類、比表面積等本身的性質會延遲硝酸鹽還原過程以及增加亞硝酸鹽的積累量，導致硝酸鹽或亞硝酸鹽的去除率降低［35］，ENPs通過與反硝化細菌接觸產生活性氧、釋放游離金屬離子，破壞膜蛋白使乳酸脫氫酶滲漏并進一步阻礙電子傳遞呼吸鏈、電子轉移和物質轉運，關鍵電子轉移蛋白包括NADH脫氫酶的活性和細胞色素的表達都會受到抑制，從而改變反硝化細菌的生長和代謝［36-37］；除此之外，在ENPs的作用下，與反硝化作用直接相關的重要基因如NarI、NarP、NapD表達均下調，參與葡萄糖降解的葡萄糖激酶和醛縮酶的酶活、硝酸還原酶（Nar）和亞硝酸還原酶（Nir）的活性均下降［38-39］。由此可知，與之相關的抑制機理除了納米顆粒本身的性質外，還與反硝化細菌接觸有關，通過這些方式來破壞反硝化細菌進而抑制反硝化途徑（表1）。

綜上，ENPs對硝化和反硝化過程的毒害作用主要概括為：（1）抑制脫氮菌的酶活性，包括硝化過程的Amo、Hao和Nxr及反硝化過程的Nar、Nir、Nor和Nos酶活性，抑制酶活使脫氮效率降低；（2）破壞硝化或反硝化細菌的細胞壁、細胞膜及膜蛋白，阻礙生物脫氮過程；（3）抑制基因表達，包括硝化過程的AmoA1、AmoC2基因及反硝化過程的NarI、NarP和NapD基因等，進而延緩或抑制脫氮作用；（4）抑制硝化或反硝化細菌蛋白質的功能進而影響菌體內物質合成、能量產生和電子傳遞。通過以上幾方面來抑制脫氮過程。故探明ENPs對脫氮過程造成的風險，更有利于采取合適措施減小其毒害作用。

表 1 工程納米顆粒對脫氮過程的毒害作用Table 1 Toxic effects of engineered nanoparticles on the nitrogen-removing process

3.3 工程納米顆粒對脫氮微生物的毒性機制及影響

充分了解ENPs在廢水處理系統及脫氮微生物的毒害機制對減緩ENPs在脫氮微生物的毒害作用和提高廢水處理效率十分重要。目前ENPs在微生物毒害機制方面已有大量研究，主要概括為兩方面：（1）根據ENPs自身的性質（如尺寸、形狀和表面電荷等）產生的毒害；（2）通過納米顆粒與微生物的相互作用而產生毒害。造成的影響主要包括細菌群落的豐度及結構被破壞；單個細菌細胞內及細胞外的物質被破壞。

據報道，粒徑越小的納米顆粒，比表面積越大，其表面的原子、分子和活性基團的數量越多，更易聚集并增強反應活性，導致更多的金屬離子釋放，所以對生物脫氮菌的毒性越強［41-42］。此外，納米顆粒的表面特征如表面電荷是導致納米毒性的另一個因素，因為帶電荷的粒子能通過靜電作用與硝化菌接觸，降低硝化菌膜電位及還原酶活性，進而抑制脫氮過程［43］。

除了自身性質，ENPs毒害作用還可通過與細菌接觸產生，如圖2所示，主要體現在：（1）ENPs附著到細胞表面。金屬納米能吸附到EPS上，當ENPs聚集在EPS中時，會減少EPS的含量并破壞其結構，可降低微生物群落的豐度和破壞群落結構［45］。此外，部分ENPs還會附著到細胞膜上，而細胞膜是控制物質自由進入胞內的結構，其上含有多種酶，對促進細胞代謝或維持穩態都起著非常重要的作用，且膜上也含有一些基團，如磷酸根、羥基、含硫基團，這些是可以供ENPs結合的位點［46］。故細胞膜常為ENPs及其釋放的金屬離子攻擊的部位，通過吸附在膜表面上，破壞一些基團或蛋白進而影響膜的完整性，如ZnONPs能夠阻斷大腸桿菌膜中的磷酸二酯鍵進而破壞膜結構［47］，還會與呼吸鏈上的蛋白結合，進而干擾細菌呼吸過程，使細菌脫氮能力減弱［48-49］。此外，一些具有還原性的納米顆粒如Fe0NPs，可還原分解細胞膜的一些脂多糖和蛋白質官能團，從而降低微生物的活性。帶有負電荷的AgNPs可與細胞膜結合，使細菌表面產生小孔，納米粒子進入胞內與胞內物質反應，導致細胞穩態紊亂，破壞細胞結構，不利于進行各項功能的表達；（2）在ENPs的刺激下，細菌會產生活性氧，高濃度的活性氧會破壞胞內物質、中斷電子傳遞、降低反硝化酶活性，使代謝失衡、部分蛋白功能喪失等，最終導致細胞溶解和死亡，進而抑制脫氮過程，降低氮污染物的去除率［50-51］。（3）ENPs金屬離子的釋放。納米顆粒暴露時間長會使大部分納米粒子團聚體溶解，釋放出大量金屬離子，進而產生毒害作用，如氧化鋅納米粒子的毒性主要源于從納米粒子上解離下來的鋅離子，這些離子可與細胞內功能基團或與酶代謝位點的金屬離子結合，破壞蛋白質結構和功能，使細胞失活［52］。此外，不同微生物對金屬離子的敏感度具有差異性，如在AgNPs的亞致死濃度下，與反硝化菌及固氮菌相關的基因表達沒有很顯著的差異，但調控硝化細菌硝化過程的基因表達量明顯下降［53］。綜上，通過ENPs的毒害作用，對脫氮微生物造成的危害概括如表2所示，且不同的脫氮菌對同種ENPs和同一種類細菌對不同種ENPs的敏感性不同，故探明ENPs的毒害作用及對脫氮微生物的影響有利于提高廢水脫氮效率。

表 2 工程納米顆粒對脫氮菌的影響Table 2 Influence of engineered nanoparticles on denitrification bacteria

圖2 納米顆粒毒害途徑Fig. 2 Poisoning pathway of nanoparticles［44］

4 工程納米顆粒脅迫條件下脫氮微生物的解毒機制及措施

4.1 解毒機制

近年來由于ENPs對水處理系統及脫氮微生物毒害的廣泛報道，有關降低ENPs毒性的探索研究也逐漸受到重視，據報道，細菌的氧化應激機制是應對ENPs脅迫條件下產生毒害的主要機制，了解細菌對ENPs的解毒機制可對采取減緩ENPs對微生物的毒害作用的具體措施提供理論依據。

目前的研究中，細菌的主要解毒機制包括：（1）基因表達的上調。Wu等［55］的研究中，在ZnONPS的刺激下，編碼亞硝酸鹽和硫酸鹽腺苷酰轉移酶的基因cysN和yvg等表達上調，來應對及減緩ENPs的毒害；（2）細菌可通過上調蛋白表達及糖代謝來減緩毒害作用，如Ma等［17］利用蛋白質組分析了好氧反硝化菌株HNR對ZnONPs的適應機制發現，蛋白PhoQ、PhoP和PmrA的上調能間接誘導AMT上調，增加脂多糖脂質A帶正電的L-Ara4N，增強了脂多糖表面的正電荷，正電荷的增加可排斥ZnONPS釋放出的Zn2+，也可通過上調淀粉、蔗糖、氨基酸和核苷酸等的代謝過程來增加EPS的產量，而EPS的增加可使細菌避免直接接觸ZnONPs，從而降低其毒害作用。此外，還可通過環磷酸腺苷（cyclic adenosine monophosphate，cAMP）抗性途徑的上調來抑制ZnONPs釋放Zn2+，進一步降低其對細胞的毒害；（3）相關酶活的上調。在谷胱甘肽代謝途徑中，谷胱甘肽過氧化物酶（glycerophosphate oxidase，GPO）及主要參與解毒和氧化還原生化的谷胱甘肽S轉移酶（glutathione S-transferase，GST）均上調，這有助于減緩ENPs的毒害作用［59-60］。因此，細菌在ENPs脅迫條件下是可以啟動某些應激機制來維持細胞氧化還原穩態，但僅靠細菌自身的調節不足以完全抵制ENPs的毒害，故應從外界條件采取更加有效的措施進行控制。

4.2 具體措施

針對ENPs帶來的毒害，目前報道的措施主要有：（1）通過包裹納米顆粒、添加半胱氨酸來控制ENPs釋放金屬離子；（2）添加配體、硫酸鹽物質形成復合物或者增強細菌的抗逆性，抵制ENPs的毒害。研究表明：（1）可通過各種包裹技術降低AgNPs毒害作用，如Ostermeyer等［14］和Amaout等［41］分別利用蛋白質模型牛血清蛋白（BSA）和檸檬酸鹽包裹AgENPs，阻止Ag+的釋放，進而降低納米粒子毒性；（2）半胱氨酸可抑制ENPs金屬離子釋放，如Guo等［15］在對不同硫化物緩解孢原毛平革菌（Phanerochaete chrysospotium）膜系統中AgNPs的毒性研究時發現，半胱氨酸可通過抑制AgNPs中Ag+的釋放來降低金屬離子對微生物的毒害作用。然而，這些含硫化合物是否能減輕ENPs對耐冷硝化或反硝化細菌的毒害作用還有待研究。（3）通過添加配體與納米顆粒反應形成復合物，如Okkyoung等［16］通過添加SO42-、S2-、PO4-和CI-幾種不同配體來研究減緩AgNPs對硝化菌的毒害作用時，結果發現硫化物是降低AgNPs毒性的最優的配體，是因為硫化物過量時會形成AgxSy復合物，可穩定存在于厭氧環境中的，進而會降低AgNPs對硝化細菌的毒害作用；（4）硫酸鹽能增強細胞活性與微生物的抗逆性，其原因為金屬離子與-SH基團有較強的親和力，兩者可形成穩定的化合物從而降低金屬離子對微生物的毒害作用。例如，Huang等［61］研究發現當Pb（II）在10 mg/L-200 mg/L時，加入500 μmol/L的NaHS，黃孢原毛平革菌（Phanerochaete chrysosporiumd）的生物活性可提高15%-39%。無機硫化物Na2S能通過提高硫氫基蛋白含量來調節EPS組成成分，從而增強EPS對胞外金屬離子的吸附作用，在Na2S為20 mg/L條件下，含有-SH基團的蛋白濃度由104.15 μmol/L增加到154.36 μmol/L，含-SH基團的蛋白濃度可顯著提高芽孢桿菌屬對重金屬的去除效率［62］。綜上，通過施加一些物質對抑制ENPs的毒害均有很好的效果。

5 結語

目前關于ENPs在廢水活性污泥系統及脫氮微生物毒害方面的報道已經證實了ENPs毒性與其尺寸、濃度、比表面積等自身特性相關，并通過與脫氮菌接觸釋放金屬離子，脅迫細菌產生ROS，進而抑制酶活和基因表達、破壞蛋白質，最終抑制脫氮過程。在已報道的文獻基礎上，本文系統總結了環境中ENPs的來源以及進入水環境的方式。詳細闡述了ENPs對脫氮過程的毒害作用、ENPs毒性機制和對脫氮微生物細胞的影響以及在ENPs脅迫條件下脫氮微生物的解毒機制及措施。然而，以往對廢水處理多集中于活性污泥的研究，但活性污泥系統比較復雜且容易吸附和沉淀ENPs，很難準確地評估納米顆粒對脫氮過程的毒害程度以及毒害機理。此外，已報道的耐冷異養硝化與好氧反硝化菌株比較單一，相關ENPs對純培養耐冷硝化與反硝化微生物影響的報道也較為缺乏，且未見ENPs對耐冷微生物脫氮過程及分子層面毒害的影響研究。再者，盡管環境中存在的ENPs種類多樣，但納米顆粒種類的研究多集中于ZnO、Ag和CuO等幾種常見ENPs對生物脫氮過程的毒害作用。因此，在今后的研究中可從以下幾個方面深入探索：

（1）脫氮技術在廢水處理中具有高效、低耗、綠色環保且沒有二次污染的特點，因此，可更新脫氮菌的分離篩選方法以獲得更高效去除無機氮且耐受ENPs的細菌。（2）低溫會顯著抑制嗜溫菌的脫氮效率，耐冷異養硝化與好氧反硝化微生物可提高低溫條件下的脫氮效率，目前，關于耐冷菌的報道較少，有待進一步研究和開發，豐富耐冷菌的種類。（3）納米顆粒對于耐冷脫氮菌的毒害作用及相應的減毒措施在分子層面上的機理有待深入研究。（4）環境中存在的納米顆粒種類豐富，而對影響生物脫氮過程的納米顆粒種類研究較為單一，今后可著手于多種類、多濃度、多用途的納米顆粒探索。（5）對于減緩ENPs對脫氮菌毒害作用的措施，可從分析環境因素著手，探索更高效的解毒措施。