納米氧化鎳暴露下人工濕地運行性能及微生物群落的響應

李璇，錢秀雯，黃娟*，王鳴宇，肖君

1. 江蘇省環境工程技術有限公司，江蘇 南京 210019；2. 東南大學土木工程學院，江蘇 南京 210096

顆粒尺寸為1—100 nm 的材料通常被定義為納米顆粒（Nanoparticle，NPs）（Klaine et al.，2008），其中納米氧化鎳（NiO NPs）是一種具有特殊的光學和電化學性質的“過渡性納米粒子”，在食品包裝、醫療藥品、電子技術、環境修復及污水處理等領域具有廣闊的應用前景（Qu et al.，2013；Gebre et al.，2019；Pirzada et al.，2019；Khalaf et al.，2023）。進入環境的NiO NPs 易被生物攝取，引發毒性脅迫從而影響動植物和微生物生長代謝。例如，NiO NPs可通過氧化應激誘導水生動物細胞毒性（Aziz，2021），還可能令番茄幼苗產生應激反應并誘發植物細胞死亡（Faisal et al.，2013）。對微生物而言，NiO NPs 可引起細胞不規則收縮和變形，對細菌產生顯著抑制（Saleem et al.，2017）。50 mg·L-1NiO NPs 暴露導致微生物氨單加氧酶（AMO）和羥胺氧化還原酶（HAO）活性明顯降低，活性氧（ROS）水平升高（Liu et al.，2023）。相較于其他納米顆粒，NiO NPs 可能具有更大的毒性威脅。Nogueira et al.（2015）評估了NiO NPs 等3 種金屬納米氧化物的潛在生態毒性，發現NiO NPs 的生物毒性顯著高于TiO2NPs 和Fe2O3NPs。

環境介質中的NiO NPs可通過徑流和管網收集等途徑進入各污水處理系統（Wang et al.，2017）。人工濕地（Constructed wetlands，CWs）作為一種成熟的生態處理系統，不可避免接納待處理污水中的NiO NPs，其內部生態因子對NiO NPs 的響應可能導致濕地運行性能的變化。例如0.1—1 mg·L-1NiO NPs 長期暴露（120 d）抑制了CW 系統的脫氫酶等關鍵酶活性，降低了細菌多樣性，改變了微生物組成，并明顯抑制了氨氧化和反硝化功能基因的轉錄，從而導致TN、TP 去除率分別降低15.3%—17.6%和14.2%—27.8%（Xiao et al.，2021）。其他納米氧化物在CWs 中的暴露表現出類似的脅迫效應。50—150 mg·L-1TiO2NPs 短期暴露即導致NH4+-N 和NO3--N 去除率降低23.9%—38.8%及26.5%—71.4%，且細菌損傷增加（Han et al.，2021）。15—90 nm ZnO NPs 顯著抑制人工濕地反硝化微生物索氏菌屬（Thauera），令NH4+-N 和TN 去除率降低15.3%—22.0%及3.8%—11.0%（王文悅等，2021）。此外，0.5—5 mg·L-1CuO NPs 暴露改變了羅河桿菌屬（Rhodanobacter）、索氏菌屬、硝化螺旋菌（Nitrospira）等氮降解微生物，降低了不動桿菌屬（Acinetobacter）等聚磷菌豐度，從而抑制了CWs 脫氮除磷性能（Yan et al.，2023）。然而，現階段鮮有研究討論NiO NPs短期或長期暴露對濕地生態因子及運行性能的影響。另一方面，在時間尺度上繼續提升NiO NPs的處理濃度以探尋濕地系統的耐受性與穩定程度未見報道。

基于此，本研究旨在探索穩定運行的人工濕地在NiO NPs 暴露下運行性能的變化及微生物的響應，揭示NiO NPs 暴露濃度對人工濕地生態功能的影響。本研究的結果可為探討人工濕地生態技術應對NiO NPs長期脅迫的可持續性及可恢復性提供理論依據和技術支持。

1 材料與方法

1.1 納米氧化鎳分散液制備

本研究采用的NiO NPs（CAS 號：1313-99-1）購自中國上海阿拉丁試劑有限公司，平均粒徑<30 nm，純度>99.5%，密度=6.67 g·cm-3。制備50 mg·L-1NiO NPs 原液分散液的步驟如下：在1 L 合成廢水中加入50 mg NiO NPs 粉末；25 ℃、250 W、40 kHz下超聲處理0.5 h。分散液制備完成后采用Zeta 電位儀（Malvern，Zetasizer Nano ZS MPT-2）進行電位分布分析，懸浮液的Zeta 電位為 (-22.3±6.29)mV，具有良好的色散性。

1.2 試驗裝置與運行

本試驗采用垂直潛流式人工濕地，搭建于東南大學四牌樓校區。濕地裝置為圓柱形，高60 cm（上層35 cm，下層25 cm），直徑15 cm，基質層總高55 cm，從上至下依次為：15 cm 厚粗礫石（粒徑10—20 mm）、20 cm 厚細礫石（粒徑5—8 mm）、20 cm 厚石英砂（粒徑1—2 mm），濕地孔隙率為40.0%。濕地采用連續流進水，上端設置進水口，連接蠕動泵進水，底部設出水口。裝置上層種植3—4 株長勢相近的濕地植物黃菖蒲。

濕地運行初期，通過接種污泥給濕地基質掛膜。掛膜期間濕地間歇運行，HRT 為3 d，持續45 d。掛膜完成后裝置采用蠕動泵連續進水，HRT 仍為3 d，進水流量為1.41 L·d-1，試驗時間為2019年6 月至2020 年1 月，分為3 階段：NiO NPs 加藥前（前102—0 d）、10 mg·L-1NiO NPs 處理期（0—60 d）、30 mg·L-1NiO NPs 處理期（60—120 d）。

1.3 合成污水配制及水質檢測

本試驗參照Xiao et al.（2021）的研究配制人工合成廢水為進水，分別以CH3COONa·3H2O、CO(NH2)2、(NH4)2SO4、KNO3，KH2PO4為COD、有機氮、NH4+-N、NO3--N、TP，對應理論進水質量濃度分別為200、4、15、6、3 mg·L-1。此外，進水還包括鎂、鐵等微量元素。本試驗制備進水的藥品純度均為AR。加藥前裝置穩定運行102 d，投加10 和30 mg·L-1NiO NPs 后分別運行60 d，每3 天檢測COD、NH4+-N、NO3--N、TN 和TP 進出水含量。本試驗的水質檢測方法參考國標方法（國家環境保護總局，2002）。

1.4 基質酶活性檢測

本試驗通過檢測5 種基質酶活性以評估NiO NPs 暴露的生物毒性水平。脫氫酶（Dehydrogenase，DHA）、脲酶（Urease，URE）、磷酸酶（Phosphatase，PST）、氨單加氧酶（Ammonia Mono Oxygenase，AMO）、硝酸鹽還原酶（Nitrate Reductase，NAR）。5 種基質酶的檢測方法主要參考《土壤酶及其研究法》（關松蔭，1986）和之前的研究（Hu et al.，2018；Wang et al.，2016a）。其中DHA、URE、PST 分別采用氯化三苯基四氮唑（TTC）比色法、苯酚鈉-次氯酸鈉比色法和磷酸苯二鈉法測定，AMO 和NAR 分別采用重氮偶合分光光度法及NO3--N 消耗分光光度法測定。

1.5 微生物群落結構檢測

在加藥前、10 mg·L-1和30 mg·L-1NiO NPs 處理3 階段末期，分別從裝置3 個深度（5、10、15 cm）的不同位置采集至少3 個基質樣本，充分混合以確保樣本能更準確地代表濕地內部的一般情況。使用OMEGA Soil DNA Kit（M5635-02）（OMEGA Bio-Tek，Norcross，GA，USA）提取DNA 后，進行高通量測序以調查和分析細菌群落的變化，其中上游引物為338F（5′-ACTCCTACGGGAGGCAGC A-3′），下游引物為806R（5′-GGACTACHVGGGWT CTAAT-3′）。選擇細菌16S rRNA 的V3—V4 區作為分類特異性片段，在上海派森諾公司的Illumina MiSeq PE300 平臺上進行測序。

1.6 數據處理

通過SPSS 26（IBM，USA）軟件對水質指標和酶活性進行ANOVA 和LSD 分析，如果P<0.05，則認為差異顯著。通過 OriginPro 2021、Adobe Illustrator 2022 等軟件繪制圖形。

2 結果與討論

2.1 納米氧化鎳暴露下出水水質動態變化

加藥前和不同濃度NiO NPs暴露下人工濕地對有機物的去除情況存在差異。由圖1a，加藥前裝置COD 平均去除率為67.2%，出水濃度呈波動下降趨勢，表明有機物降解性能隨著運行逐漸穩定而提高。據報道，NiO NPs 在水處理中具有促進COD去除的潛力，可能因為NiO NPs 是一種高導電性材料，可作為關鍵電子介質，推動碳代謝進程（Mishra et al.，2018）。本研究10 mg·L-1NiO NPs 暴露下（0—30 d 和30—60 d）出水COD 濃度持續下降，去除率分別提高16.5%（P=0.001）和20.8%（P=0.000），說明10 mg·L-1NiO NPs 暴露對有機物去除有一定刺激作用。而30 mg·L-1NiO NPs（60—120 d）暴露下出水COD 濃度存在較大波動，且COD 去除穩定性降低，但整體去除水平仍較加藥前高5.24%—12.3%。

NiO NPs 暴露整體對濕地脫氮性能產生協同促進作用。從硝化過程分析（圖1b），加藥前出水NH4+-N 濃度逐漸下降，去除率隨之上升，但因為前期裝置不穩定，水質波動較大，加藥前NH4+-N平均去除率為30.1%。投加10 mg·L-1NiO NPs 后（0—60 d）出水NH4+-N 濃度趨于穩定，去除率較加藥前提高63.9%—66.4%（P=0.000），表明NiO NPs暴露60 d 可穩定刺激NH4+-N 轉化，一定程度上強化硝化功能。Huang et al.（2020）認為低水平NiO NPs 可強化NH4+-N 去除，因為低劑量NiO NPs 可通過誘導相關酶合成和促進物質轉移提高細菌活性，從而提高微生物脫氨效率（Zhang et al.，2017）。當NiO NPs 質量濃度提升至30 mg·L-1，出水NH4+-N 含量產生較大波動，30 mg·L-1NiO NPs 暴露前期（60—90 d）去除率較加藥前提升53.0%（P=0.000），表明高濃度NiO NPs 脅迫對硝化的促進潛力降低，后期（90—120 d）去除率逐漸上升至92.9%（較加藥前高62.8%，P=0.000），說明系統逐漸適應了高濃度NiO NPs 脅迫，恢復對NH4+-N 轉化的促進，并重新趨于穩定。

從反硝化過程看（圖1c），加藥前至10 mg·L-1NiO NPs 暴露期間（前102—60 d）出水NO3--N 含量較穩定，平均去除率均高于90%。投加10 mg·L-1NiO NPs后NO3--N去除率較加藥前略微降低1.65%—5.46%，說明10 mg·L-1水平的NiO NPs 對反硝化無明顯影響。而當質量濃度提升至30 mg·L-1，出水NO3--N 產生較大波動，NO3--N 去除率陡然降低至32.6%—52.3%，兩階段分別較加藥前低 44.7%（P=0.000）和64.4%（P=0.000），表明30 mg·L-1NiO NPs 顯著抑制了濕地反硝化功能，影響系統穩定。研究顯示NiO NPs的致毒機制主要為自身的納米效應（Wang et al.，2016b），納米毒性可能致關鍵酶活性降低，參與氮磷循環的功能微生物受抑制（Li et al.，2022）。其他研究也證明了NiO NPs 抑制反硝化速率，導致NO3--N 積累，這可能與NiO NPs 暴露下主要反硝化菌屬相對豐度降低有關（Xiao et al.，2021）。

由圖1d，由于出水NH4+-N 含量在總氮素中占主導，故TN 動態變化與NH4+-N 類似，出水濃度基本呈現加藥前波動降低，10 mg·L-1NiO NPs 暴露后持續低水平，NiO NPs 劑量增大后先升高后降低的規律。投加10 mg·L-1NiO NPs 后（0—60 d）TN去除率較加藥前提高22.3%—34.7%（P=0.000），且在暴露前期（0—30 d）TN 去除水平最高，為93.06%。表明NiO NPs 暴露60 d 可能促進TN 去除，但隨時間推移存在波動。30 mg·L-1NiO NPs 暴露前期（60—90 d）TN 去除率降低，略高于加藥前（高7.72%），這是NH4+-N 和NO3--N 去除率同時降低的結果。后期（90—120 d）TN 去除率逐漸上升至74.7%（較加藥前高16.3%，P=0.002），但仍低于10 mg·L-1NiO NPs 處理的情況，說明盡管系統可逐漸適應高濃度NiO NPs 脅迫，恢復對TN 去除的促進，但高濃度水平NiO NPs 暴露下TN 去除率劣于較低濃度水平。

NiO NPs 暴露整體對濕地除磷性能產生促進作用，但不同投加劑量下促進程度與有機物降解和脫氮效果相反（圖1e）。加藥前濕地出水TP 含量波動下降，投加10 mg·L-1NiO NPs 后TP 出水濃度繼續下降但仍存在較大波動；而30 mg·L-1NiO NPs 暴露后逐漸趨于穩定。從平均水平看，10 mg·L-1NiO NPs 處理時TP 去除率較加藥前提高56.0%—61.1%（P=0.000），當質量濃度為30 mg·L-1時，60—90 d和90—120 d 的TP 平均去除率分別為91.2%和84.8%，較加藥前高62.5%—68.9%（P=0.000），表明NiO NPs 也具有一定的除磷強化潛力，且在高濃度水平時更明顯。

2.2 納米氧化鎳暴露下基質酶活性的變化

基質脫氫酶（DHA）作為傳遞氫的載體，有助于催化有機物氧化還原反應，促進有機物的生物降解（Chaperon et al.，2008；Jackson et al.，2013）。如圖2a，相較于加藥前，NiO NPs 暴露后DHA 活性先下降后上升，最后恢復至加藥前水平，表明NiO NPs 短期暴露對DHA 活性產生抑制，但隨時間推移DHA 活性逐漸恢復；10 mg·L-1和30 mg·L-1NiO NPs 暴露下DHA 相對活性較加藥前分別低36.7%—51.5%、2.58%—23.2%，說明NiO NPs 對DHA 產生脅迫。

脲酶（URE）是一種C-N 鍵水解酶，能有效促進酰胺（如尿素）水解為氨及CO2，其活性可以反映土壤無機氮的供應能力，也可以用于表征土壤氮素狀況（Fingler et al.，2004；王娟等，2008；Jo?ko et al.，2014）。如圖2b 所示，10 mg·L-1NiO NPs 暴露下的兩個階段，URE 相對活性較加藥前分別提高225%（P=0.002）和389%（P=0.000），且隨時間增大。30 mg·L-1NiO NPs 暴露下URE 相對活性較加藥前進一步提高456%—460%（P=0.000）。類似的，Ni NPs 對土壤URE 活性也產生刺激作用（Jo?ko et al.，2014）。

基質磷酸酶（PST）能促進有機磷化物的水解，其活性大小可以間接反映微生物對磷吸收能力的強弱（陳永華等，2010）。如圖2c，投加NiO NPs后PST 活性先降低后提升，甚至高于加藥前。10 mg·L-1NiO NPs 暴露前期（0—30 d）PST 相對活性較加藥前降低44.7%，后期（30—60 d）比加藥前高36.6%。隨著暴露劑量提升至30 mg·L-1，在60—90 d 內PST 活性略有降低，但仍比未暴露高11.1%，而在30 mg·L-1NiO NPs 暴露后期（90—120 d）PST 相對活性較加藥前高93.1%（P=0.033），表明NiO NPs 可協同促進PST 活性，且隨時間推移效果更為明顯。

從脫氮角度看，氨單加氧酶（AMO）和硝酸還原酶（NAR）分別對應硝化和反硝化的第一步。AMO 具有催化NH4+氧化為NO2-的能力（劉志培等，2004）。如圖2d，投加NiO NPs 抑制了AMO活性，在時序上整體呈先下降后恢復的趨勢。10 mg·L-1NiO NPs 暴露兩時段AMO 相對活性較加藥前分別降低46.7%和59.6%（P=0.019），而30 mg·L-1暴露下相對活性進一步降低至23.6%，較加藥前低76.4%（P=0.015），表明NiO NPs 對AMO 的抑制可能隨濃度的提升而增大，這與高濃度下NH4+-N去除率降低相符。30 mg·L-1NiO NPs 暴露后期（90—120 d）AMO 活性略有提升，對應的NH4+-N 去除也有所提升。

NAR 是硝酸鹽代謝關鍵酶，促進NO3--N 還原為NO3--N，影響CWs 脫氮能力（王利群等，2003）。不同劑量的NiO NPs 對NAR 的影響存在差異。如圖2e，10 mg·L-1NiO NPs 暴露下NAR 相對活性較加藥前高73.0%—584%，而30 mg·L-1NiO NPs 處理時NAR 整體受抑制，在60—90 d 較加藥前低33.7%，表明高濃度NiO NPs 抑制NAR 活性，削弱NO3--N 還原能力，從而導致NO3--N 去除率降低。

2.3 納米氧化鎳暴露下微生物群落結構的響應

微生物群落結構的變化可直接反映微生物對NiO NPs 暴露的響應。從門水平看（圖3a），濕地運行期間豐度較高的微生物門包括變形菌門（Proteobacteria，48.1%—55.5%）、綠彎菌門（Chloroflexi ， 18.2% — 20.4%）、放線菌門（Actinobacteria，5.65%—13.4%）、擬桿菌門（Bacteroidetes，5.62%—7.91%）等。變形菌門是自養反硝化菌的主要門（Han et al.，2020），10 mg·L-1NiO NPs 對變形菌門略有促進，而30 mg·L-1NiO NPs 令其相對豐度較加藥前降低7.98%。綠彎菌門是污水處理系統中常見的絲狀菌門（Jia et al.，2020），相對豐度在10 和30 mg·L-1NiO NPs 暴露下分別較加藥前降低 6.09%和 10.4%。10—30 mg·L-1NiO NPs 還降低了酸桿菌門（Acidobacteria）、芽單胞菌門（Gemmatimonadetes）、硝化螺旋菌門（Nitrospirae）等微生物門的豐度，且抑制程度隨NiO NPs 濃度升高而增大，表明高濃度NiO NPs 更具毒性威脅，可能對微生物群落結構帶來不利影響。另一方面，NiO NPs 可刺激部分微生物活性，如在濕地系統中廣泛分布的放線菌門和擬桿菌門（Chen et al.，2017；Xu et al.，2020），NiO NPs 暴露下放線菌門和擬桿菌門活性較加藥前分別提升69.4%—137%和23.6%—40.9%，且隨著NiO NPs 質量濃度從10 mg·L-1提升至30 mg·L-1，兩者相對豐度進一步提升39.8%和14.0%，表明放線菌門和擬桿菌門可能是NiO NPs 耐受微生物，可在高濃度NiO NPs 暴露下富集。

圖3 NiO NPs 暴露前后的微生物群落結構Figure 3 Microbial community structure with/without NiO NPs exposure

從綱水平看（圖3b）， γ- 變形菌綱（Gammaproteobacteria）、 α- 變形菌綱（Alphaproteobacteria）、厭氧繩菌綱（Anaerolineae）是豐度較高的微生物綱，總占比為61.6%—69.9%。10 和30 mg·L-1NiO NPs 暴露下，α-變形菌綱相對豐度較加藥前提高107%和168%，說明其對NiO NPs 的耐受性。而NiO NPs 對γ-變形菌綱和厭氧繩菌綱產生抑制，且兩者在30 mg·L-1NiO NPs 暴露下的相對豐度較10 mg·L-1時進一步降低40.0%和8.2%，表明在10—30 mg·L-1范圍內，隨NiO NPs劑量增大，對γ-變形菌綱和厭氧繩菌綱的抑制作用增強。 另外， NiO NPs 處理令放線菌綱（Actinobacteria）和擬桿菌綱（Bacteroidia）豐度增大164%—212%和25.1%—60.6%，從而導致門水平上放線菌門和擬桿菌門相對豐度的提高。

從屬水平看（圖3c），10 和30 mg·L-1NiO NPs暴露對部分微生物屬產生抑制，包括SBR1031、SC-I-84、脫氯單胞菌（Dechloromonas）、Candidatus_Competibacter等，較加藥前分別降低60.6%—62.3%、28.4%—63.4%、32.6%—76.5%、29.5%—49.3%。另外，不同濃度NiO NPs 暴露對一些微生物屬產生的影響相異。例如，在30 mg·L-1NiO NPs 脅迫時966-1、1-20、玫瑰單胞菌屬（Roseomonas）、熱單胞菌屬（Thermomonas）等微生物屬豐度降低。與之相反，假單胞菌屬（Pseudomonas）、黃桿菌屬（Flavobacterium）、食酸菌屬（Acidovorax）等在10 mg·L-1NiO NPs 暴露下降低9.96%—70.3%，而在劑量提升至30 mg·L-1時相對豐度較加藥前分別提升17.2%、323%、326%，表明這些微生物屬逐漸適應NiO NPs 脅迫，屬于耐受菌屬。

進一步分析脫氮、除磷功能微生物以分析CW除污性能變化的主要機制。由圖4a，對于脫氮微生物，氨氧化菌（AOB）亞硝化單胞菌（Nitrosomonas）受NiO NPs 促進，可能導致本試驗中NH4+-N 去除率有所提升（圖1b）；而亞硝酸鹽氧化菌（NOB）硝化螺旋菌屬則較加藥前豐度降低84.0%—91.7%，說明NiO NPs對微生物氧化NO2--N存在抑制作用。盡管10 mg·L-1NiO NPs 刺激了一些反硝化細菌（DNB），如紅細菌屬（Rhodobacter）、熱單胞菌屬等（Xu et al.，2019），但對多數常見反硝化細菌（DNB）產生不利影響，如假單胞菌屬、脫氯單胞菌、噬氫菌屬（Hydrogenophaga）、黃桿菌屬、食酸菌屬、動膠菌屬（Zoogloea）等（Gao et al.，2020；Zhang et al.，2020），相對豐度較加藥前降低5.69%—70.3%，表明NiO NPs 對DNB 存在威脅，進而抑制濕地系統反硝化進程。Xiao et al.（2021）也觀察到NiO NPs 對假單胞菌屬、脫氯單胞菌、噬氫菌屬等DNB 的抑制。當NiO NPs 質量濃度提升至30 mg·L-1，熱單胞菌屬由促進轉為抑制（豐度較10 mg·L-1時降低97.0%），而脫氯單胞菌、噬氫菌屬、動膠菌屬抑制程度加劇（豐度較加藥前降低42.6%—93.3%），而其他DNB 則有所提升，可能是部分功能微生物逐漸適應NiO NPs 脅迫，從而導致相對豐度增加。對于除磷功能菌（圖4b），在10 mg·L-1NiO NPs 暴露后關鍵聚磷微生物（PAOs），如芽殖桿菌屬（Gemmobacter）和不動桿菌屬較加藥前分別提高273%和100%，當NiO NPs 質量濃度提升至30 mg·L-1時，兩者相對豐度進一步增大，較加藥前高453%和600%，表明本試驗中投加10—30 mg·L-1NiO NPs 對除磷功能菌產生刺激作用，且隨暴露濃度增大，該作用更顯著。這可能是PST 在投加NiO NPs 后（30—120 d）活性增強的原因（圖2c），也解釋了NiO NPs 暴露下TP 去除率的顯著提升，且在高濃度時增幅更大（圖1a）。

圖4 NiO NPs 暴露前后裝置功能菌屬的相對豐度Figure 4 Relative abundance of functional genera in CW with/without NiO NPs

3 結論

1）NiO NPs 暴露對人工濕地COD、NH4+-N、TN、TP 的去除效果有一定程度提升。10 mg·L-1NiO NPs 輕微抑制NO3--N 去除，而在暴露60 d 后將質量濃度提升至30 mg·L-1，NO3--N 還原率顯著降低，表明高濃度NiO NPs 抑制了反硝化過程。

2）對于基質酶，NiO NPs 整體抑制了DHA 和AMO 活性，而對URE 和PST 產生刺激作用；NAR活性在時間尺度上隨NiO NPs 質量濃度從10 mg·L-1提升至30 mg·L-1時呈現先促進后抑制的趨勢。

3）NiO NPs 暴露改變了濕地微生物群落組成，其中綠彎菌門受抑制，而放線菌門和擬桿菌門發生富集。對于功能微生物，NiO NPs 對AOB 產生刺激，但降低了NOB 豐度。脫氯單胞菌、噬氫菌屬、動膠菌屬等常見DNB 受NiO NPs 暴露抑制，可能是本試驗中NO3--N 去除率降低的原因。而芽殖桿菌屬、不動桿菌屬等PAOs 豐度提升，進而促進了微生物除磷作用。