氮是废水中最普遍的环境污染物之一，它来源于生活污水、工业废水及农业畜禽养殖废水等。氮素过量排放会导致水体缺氧、发黑变臭甚至富营养化等严重问题。利用微生物技术解决氮污染是最经济有效的方法之一。传统的生物脱氮工艺作为污水处理的核心技术，其利用氨氧化菌（AOB）、亚硝酸盐氧化菌（NOB）和反硝化菌（DNB）通过硝化和反硝化作用，将废水中的氨氮最终转化为氮气，是目前国内外污水处理厂二级处理系统普遍采用的工艺。然而，随着工业化和城市化的快速发展，各种新污染物如持久性有机污染物、药品和个人护理用品（PPCPs）、内分泌干扰素等的出现对污水生物处理系统提出了严峻挑战。这些污染物不仅难以通过常规工艺去除，其与微生物间的相互作用更可能引发硝化菌群代谢紊乱、功能基因表达等连锁反应，导致污水处理脱氮系统的稳定性与抗冲击能力持续弱化。

微塑料（MPs）近几年作为新污染物的代表，对水体环境和污水处理系统的危害已经引起国内外的广泛关注。研究表明，MPs可能表现出一定的微生物毒性抑制作用，进而造成活性污泥脱氮处理效能的恶化。然而也有研究指出MPs作为惰性载体，能够为微生物附着提供良好的位点，从而增加微生物和底物之间的传质面积，表现出对生物脱氮的有利性。这种矛盾特性往往取决于污染物自身理化性质、环境赋存状态及工艺运行条件的耦合。当前研究亟须从多维度解析新污染物与功能微生物之间的作用规律，为提升污水处理系统应对复合污染的能力提供理论支撑。

1、MPs在污水处理厂的赋存

由于工业废水和生活污水中含有大量MPs，经过下水管道和地下管网被排入污水处理厂，因此污水处理厂被认为是MPs的一个重要汇集地。表1统计了近年来关于污水处理厂中MPs赋存的国内外文献报道，可以看出，污水处理厂中MPs的主要类型是纤维，少数是碎片和颗粒，其中纤维主要来自家庭洗衣和个人护理产品使用。另外，聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）、聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）和聚酰胺（PA）是污水处理厂进水中MPs常见类型。其中PE是世界上最流行的塑料，主要用于日用产品和食品包装膜。PA因其强度高和耐磨性好而被广泛用于加工布和耐磨件。PET作为早期的热塑性塑料，主要用于纤维、薄膜以及工程塑料，因此在污水处理厂进水中也十分常见。

由表1还可以发现，不同污水处理厂进水MPs浓度差异较大，这可能与污水处理厂的服务人口数量以及功能类型有关。总体上，污水处理厂对MPs的去除率在55%～97.8%之间，其差异可能与各污水处理厂不同处理工艺过程有关。污水处理厂一般具有三级处理单元，其中预处理和初级处理过程包括筛分、除砂和撇油等。筛分主要拦截大尺寸的MPs，颗粒大小取决于筛分尺寸。高密度的MPs由除砂工艺通过物理沉淀去除，而撇油工艺则会带走漂浮在污水表面的小密度MPs，其去除率可达到45%。剩余的MPs进入二级处理单元，去除率一般可达69%～80%。然而，在二级处理出水中仍有约16.9%的MPs残留。Kalčíková等通过序批式生物废水处理系统实验证实平均有52%的微珠被捕获在活性污泥中。研究表明，进入二级处理过程的大部分MPs与污泥相接触，絮状污泥与MPs之间的静电吸附起主导作用，而一小部分则漂浮在水相中。尽管废水中绝大多数MPs随着剩余污泥的排放而被去除，但MPs由水相转移至泥相，增大了对污泥后续处理处置的影响风险。

2、MPs对脱氮过程的影响因子

2.1 浓度

MPs浓度是生物脱氮最重要的影响因素之一。Song等研究表明，相比于对照组，添加10000个/L的PVCMPs可使硝化反应速率从原来的90.97%降至46.66%。然而，Zheng等指出，当PEMPs浓度从20个/L升至200个/L时，硝化反应表现出相对稳定的状态。值得一提的是，当好氧颗粒污泥（AGS）暴露在0、0.1、0.2和0.5g/L的PA66下，氨氮去除率在PA66为0.2g/L时达到峰值（95.61%）。这一现象也同样出现在PSMPs对AGS的影响研究中。He等研究发现，当PETMPs浓度逐渐升高至500μg/L时，出水硝酸盐浓度显著升高，说明PETMPs降低了系统的反硝化速率。Li等探究了5种不同浓度的MPs对反硝化过程的影响，发现PP、聚苯乙烯（PS）和聚酯纤维（PES）浓度的增加促使活性污泥的反硝化速率不断升高，而聚氯乙烯（PVC）和PE浓度的增加却使活性污泥的硝化速率表现出下降趋势。Hong等研究了PET对厌氧氨氧化（Anammox）颗粒污泥的影响，与空白组相比，0.1～0.2g/L的PETMPs对Anammox污泥无显著影响，而当其浓度升至1.0g/L时，总氮去除率下降了4.2%。

2.2 粒径

对于同种类型的MPs，其粒径大小对脱氮过程所造成的影响也不尽相同。He等发现，PVC粒径变化对氨氧化速率具有重要影响，粒径越大，氨氧化速率越低。这是由于大尺寸的MPs阻碍了溶解氧的运输，因此好氧氨氧化细菌无法发挥作用。然而，其他学者发现投加75μm和150μm的PET系统其Anammox脱氮效能低于控制组，而投加300μm和500μm的PET系统却表现出优于控制组的Anammox脱氮效能，这可能是因为较小粒径的MPs的Zeta电位更低，更容易扩散在活性污泥的周围并产生负面影响。He等也有类似发现，在活性污泥中加入粒径为150～300μm的PS后，硝态氮去除率与对照组基本一致，而随着粒径减小至0～75μm，硝态氮去除率则降至56.18%。

2.3 种类

MPs的表面特性和化学结构对活性污泥的脱氮能力也有一定影响。Miao等发现MPs经过表面修饰后，呈正电荷的PS-NH2比呈负电荷的PSCOOH对微生物的毒性更大。这可能是由于细胞表面主要带负电荷，与带正电荷的PS-NH2接触时，在静电吸引作用下MPs容易渗透到细胞内而产生抑制作用。相比于可生物降解的聚丁二酸丁二醇酯（PBS），Anammox污泥对不可生物降解的PVC表现得更敏感，原因可能是PBS中的酯键可被各种水解酶分解并彻底矿化，而PVC中大量的碳碳单键难以发生生物氧化作用。另外，有研究发现，PE、PVC和PES对活性污泥中反硝化反应的影响无明显差异。此外，即使同类型的MPs，由于太阳光照以及物理磨损等作用，其表面性质发生改变，可能会对污水生化处理效能产生不同程度的影响。

2.4 密度

MPs的密度大小也可能影响微生物的脱氮能力。Wang等发现MPs的密度与硝化能力抑制程度呈正相关，这是由于密度较高的MPs趋向于沉降并堆积在污泥中，而密度较小的MPs则漂浮在水面并流出反应器。

2.5 水质组成

污水中存在的其他污染物如抗生素等与MPs通过静电吸附进行结合，进而对脱氮功能菌产生负面作用。Wang等发现，PVC、PA和三氯生的结合会对硝化污泥造成严重的急性抑制，甚至在运行14d后使污泥的硝化功能完全丧失，这一抑制程度远大于单独作用。同样地，相比于对照组的氨氮去除率（99.60%），暴露于10mg/L的PVC、PA、PS、PE（分别与0.1mg/L四环素相结合）下，氨氮去除率分别降至83.59%、86.27%、85.86%、91.31%。而Li等则发现，仅加入四环素与同时加入四环素和PVCMPs都会引起氨氧化速率下降（降幅达20%），说明MPs的添加并没有造成额外毒性抑制。

3、MPs对脱氮功能菌活性的影响

统计分析了相关文献中报道的MPs对AOB、NOB、DNB和厌氧氨氧化菌（AnAOB）等脱氮功能菌的活性影响，具体情况如表2所示。

由表2可以看出，不同功能脱氮菌对MPs的耐受范围有所差异，这取决于MPs的种类、暴露时间、进水水质、反应器构型等。此外，绝大多数的报道指出AOB、NOB、DNB和AnAOB均易受到MPs的抑制作用，说明其对菌群具有普遍的细胞毒性。因此，为了维持较高的脱氮速率和反应活性，有必要在进入生化处理系统之前，尽可能采用预处理工艺去除MPs以减小其对活性污泥处理系统的抑制影响。

4、MPs对生物脱氮的正面影响

4.1 进水水质的拮抗作用

城市污水组成十分复杂，MPs可能会与其他废水中的一些污染物产生一定的拮抗作用，导致其毒性减弱甚至消失，进而对脱氮微生物产生一定的保护作用。Li等研究发现，单独添加PVCMPs和Cd2+都会抑制部分反硝化速率，但同时添加1000个/L的PVCMPs和Cd2+却促进了反硝化过程。

4.2 Zeta电位提高

活性污泥表面主要带负电荷，因此当MPs表面的Zeta电势越大（绝对值），其与活性污泥之间的静电排斥作用越大，表现出对生物脱氮影响不显著甚至有促进作用。有研究发现，在硝化细菌中投加尺寸为500nm的PS能够同时提高氨氧化速率和亚硝酸盐利用率，而投加50nm的PS却出现抑制现象。

4.3 定殖空间增大

MPs作为微生物的生物载体，能与脱氮菌形成良好的微环境条件，进而促进微生物的附着繁殖，表现出一定的正面促进作用。PVC的浓度从1000个/L增加至5000个/L，反硝化零阶反应线性回归方程的k值升高1.62。此外，MPs特别是可生物降解MPs，能够释放溶解性有机碳，进而促进反硝化作用。MPs的添加和微环境的改善还可能促使微生物群落适应性重建，重塑原有的共生模式，使微生物更好地适应MPs暴露环境。

5、MPs对生物脱氮的负面影响

5.1 胞外聚合物（EPS）减少与失稳

EPS是细胞在膜外分泌的一层物质，主要包括多糖、蛋白质和腐殖质。微生物能够自发产生EPS以应对不利的外部环境。研究发现，暴露在低浓度（15个/L）PET下的AGS使EPS中的多糖、脂类和腐殖酸的含量分别增加22.8%、22.5%和21.3%，然而，当PETMPs浓度增加到75～300个/L时，这三种物质的含量都呈下降趋势，这是由于高浓度MPs的存在破坏了细胞的自我保护系统。Feng等采用三维荧光光谱（EEM）发现，在PS-NPs与EPS的相互作用中，当PS-NPs与EPS结合时，EPS中蛋白质的二级结构被改变，导致活性污泥的生物絮凝能力和稳定性下降，从而表现出对MPs毒性物质的脆弱性。

5.2 氧化应激

细胞膜是细胞外部由磷脂、蛋白质和糖类所组成的薄膜，它能够抵御外来物质的入侵，防止细胞内物质的破坏。氧化应激是MPs破坏细胞膜的一个重要机制。细胞在遇到外来物质时启动反应机制，活性氧（ROS）被释放出来，促进氧化应激，导致细胞膜通透性的改变，当ROS水平过高时，会造成细胞膜出现褶皱、小孔和裂缝，进而损害细胞器，造成细胞的功能损伤。有报道发现，在暴露于75、150和300个/L的PETMPs下，AGS的ROS水平分别提高了9.2%、12.5%和17.3%。因此，通过测定功能细菌体内的ROS及其氧化产物如乳酸脱氢酶（LDH）和丙二醛（MDA）等指标，可以间接表征脱氮功能细菌的受损程度。

5.3 物理损伤

物理接触是MPs对微生物细胞损害的另一种解释。当MPs与细胞接触时，它会包围细胞膜或嵌入细胞壁，阻碍细胞与外界间的能量和营养物质转移。研究人员从扫描电子显微镜（SEM）中观察到，添加MPs后，AGS的颗粒粒径减小，甚至出现破碎。长期暴露于PETMPs下，AGS中负责营养和物质传输的孔隙被MPs堵塞。一项模拟实验发现，当PS-NPs与磷脂膜接触时，PS会解聚并溶解在磷脂膜中，导致磷脂膜的结构改变和膜蛋白的活性恶化。另外，由水力剪切力引起的机械摩擦所导致的MPs对活性污泥的物理伤害不容忽视，这将直接导致细胞的破裂和死亡，特别是大尺寸MPs存在下的表现更加显著。大尺寸的MPs也可以通过与细胞的相互碰撞，破坏细胞的正常结构而导致功能抑制或丧失。在二级生化处理过程中，剧烈的泥水混合作用可能造成MPs对生物脱氮的不利影响。

5.4 酶活性下降

生物脱氮酶主要包括氨单加氧酶（AMO）、硝酸盐还原酶（NAR）和亚硝酸盐还原酶（NIR）等。在厌氧氨氧化系统中，PVC的加入抑制了肼合成酶和肼脱氢酶中基因（hzsA、hzsB、hzsC和HAO）的合成，导致脱氮率下降，从而阻碍了Anammox反应。Ma等发现，参与硝化反应的酶（AMO、NXR）在10mg/L的PS下显示出明显的抑制作用，而对于参与反硝化反应的酶（NAR、NIR），暴露于1mg/L和10mg/L的PS都表现出抑制影响。

6、结论与展望

MPs作为近几年水体中的新污染物，已经被证实对污水生物脱氮具有潜在影响。未来的研究应在如下方面开展：

①开发污水中MPs的快速鉴别和去除技术，保证生化系统的脱氮效能。

②在MPs存在条件下，建立不同功能脱氮微生物活性表达的分析方法。

③考虑到实际污水水质的复杂性和变化性，MPs与其他污染物（如难降解有机物、重金属、抗生素等）的共存对脱氮性能的影响仍需进一步研究。

④采用宏基因组学、宏代谢组学和宏转录组学等技术，从分子生物学角度探究MPs对脱氮群落结构与代谢功能的影响机制。