专业英语二氧化钛英文文献翻译

1、二氧化钛纳米颗粒对废水脱氮除磷的效果以及对活性污泥中细菌群落改变的长期影响熊正1 陈银光* 吴瑞2同济大学 环境科学与工程学院 污染控制与资源再生国家重点实验室，中国上海市四平路1239号，200092摘要：二氧化钛纳米颗粒（TiO2NPs）在很多领域的广泛应用引起了人们对其在环境中的潜在影响问题的关注。然而，人们在TiO2NPs对生物脱氮除磷以及活性污泥中细菌群落影响的领域的调查研究确是很少的。本实验是针对TiO2NPs在厌氧序批式反应器处于低溶解氧（0.150.50mg/L）环境下对于生物营养物质去除率的影响的评价。研究发现，150mg/L浓度的TiO2NPs在与废水经过短期接触（1天）的

2、情况下，对水体脱氮除磷不具有明显的效果。然而，研究观察显示，50mg/L浓度（高于其在环境中的相关浓度）的TiO2NPs却使水体总氮的去除率出现明显的下降，在与废水经过长期接触反应（70天）后，总氮的去除率从80.3%降到24.4%，反之，生物除磷效率却没有受到影响。变性梯度凝胶电泳图谱显示50mg/L浓度的TiO2NPs明显减少了活性污泥中的微生物种群多样性。荧光原位杂交分析结果表明，大量的硝化细菌，尤其是氨氧化菌在TiO2NPs与废水充分接触反应后出现急剧死亡，这也就是氨氧化菌急剧退化死亡的主要原因。进一步的研究显示，50mg/L浓度的TiO2NPs在与废水长期充分接触之后抑制了氨单氧酶和

3、亚硝酸盐氧化还原酶的活性，但是却对外切聚磷酸酶和多聚磷酸盐激酶没有明显的影响。同时，TiO2NPs对于细菌细胞中的聚羟基脂肪酸酯和糖原的转变的影响也与实验所观察到的生物脱氮除磷的影响规律保持一致。引言纳米材料因其特殊的物理和化学性质而被广泛的应用在大量的工业生产和消费产品中。1特别是TiO2NPs被广泛的应用在了催化剂、遮光剂和水处理工艺中。2这些TiO2NPs的广泛应用无疑会在环境中产生残留。最近，人们在土壤、地表水、排污废水以及城市污泥中均发现有TiO2NPs的存在。3,4这些现象使得TiO2NPs对环境的潜在影响逐渐为人们所关注。尽管TiO2NPs目前在环境中的预估浓度只处于ug/L级，

4、4,5但是随着它们在大规模产品生产中的应用，TiO2NPs在环境中的残留会持续增加。结果现在许多项研究都在致力于调查研究TiO2NPs在处于mg/L级时对有机体，比如人体细胞6、斑马鱼7、海洋浮游生物8以及微生物9等的毒害作用。例如，研究证明，0.14mg/L浓度的Ag NPs就会对硝化细菌的呼吸作用产生抑制作用10，但是10mg/L浓度的Cu NPs却不会对氨氧化菌的呼吸作用产生抑制作用11。以前的研究工作都是针对纳米材料对细菌呼吸作用的影响的研究。近期的研究表明，ZnO NPs可以对活性污泥产生显著影响12。但是其他的纳米材料却不会对活性污泥中的微生物产生有利的影响。尽管有数据显示，在未经

5、处理的废水中发现0.13mg/L的Ti存在13，但是TiO2NPs对于废水脱氮除磷效率的潜在影响仍然是未知的。现今人们对TiO2NPs的毒害作用大部分是来源于对有机体模型的研究。西蒙德克尔等人认为TiO2NPs在500mg/L的浓度下与耐金属贪铜菌接触反应24h后仍对其没有影响，与枯草杆菌接触6h后对其生长也没有任何影响。9不过这些实验都是TiO2NPs与受试体在短期（通常为124h）接触反应后得到的，这样只能表现出TiO2NPs对于细胞活性和细菌模型生长的急性影响。延长接触反应时间（3个月）可以观察出TiO2NPs对人体角质细胞产生一些不利影响，例如减弱细胞线粒体的活性或者失去正常的细胞形态

6、，但是同样浓度下的TiO2NPs在短时间的接触反应下不会体现出对角质细胞的影响6。但是只片面的考虑纳米材料的急性影响对于研究纳米材料对环境的潜在危害是不足的。因此评估TiO2NPs对生物脱氮除磷的影响需要从长期接触反应和短期接触反应两种情况来调查研究。众所周知，活性污泥法处理废水脱氮除磷工艺是靠硝化细菌和反硝化细菌来脱氮，靠好氧菌和厌氧菌来除磷15,16。因此，要实现高效生物脱氮除磷效率，微生物种群的多样性和稳定的细菌群落结构起着重要的作用。然而，到目前为止，TiO2NPs的长期接触暴露是否会影响活性污泥中的细菌群落仍然是未知的。这项研究的目的是：（1）评价TiO2NPs对废水脱氮除磷效果的影

7、响；（2）通过聚合酶链式反应和变性梯度凝胶电泳相结合的方法（PCRDGGE）来分析经过长时间暴露接触TiO2NPs后，活性污泥中微生物群落的变化情况；（3）探索TiO2NPs对细胞内聚羟基脂肪酸酯（PHA）和糖原的转变的作用，以及对一些可以去除生物营养物质的关键酶活性的影响，例如氨单氧酶（AMO），亚硝酸盐氧化还原酶（NOR），硝酸盐还原酶（NAR），亚硝酸盐还原酶（NIR），外切聚磷酸酶（PPX）和聚磷酸铵激酶（PPK）。本文采用厌氧低溶解氧（DO：0.15-0.50mg/L）的废水处理工艺来实现生物营养物的去除，因为这项技术可以节省能源，减少氧气供应同时实现高的生物营养物质去除率。材料和方

8、法纳米颗粒悬浮液的制备：这项研究中用到的市售二氧化钛纳米粒子（），在通过配备有旋转阳极和铜氪辐射源的X射线衍射器（XRD）检测分析后被认定是纯锐钛矿（图S1，辅助信息（SI）。在华氏摄氏度77K下，通过微粒学三星3000测试仪并采用比表面积氮吸附的方法，可以测出TiO2NPs的比表面积为106±8 m2/g。根据相关文献记载，为了产生100mg/L的纳米颗粒悬浮物，需在25摄氏度、250W和40KHz的条件下，将100mg的TiO2NPs采用声波降解法放入1L的超纯水中达到一个小时。据西格玛奥瑞奇报道，虽然TiO2NPs的颗粒尺寸小于25纳米，但在纳米颗粒悬浮物中，通过通过莫尔文授权

9、的动态光闪射分析，颗粒的原始尺寸是在70至90纳米的范围内定义的。SBRs的建立和长期分析在这个研究中，TiO2NPs的环境相关浓度为1mg/L。同时50mg/L浓度的TiO2NPs的潜在影响也需要调查研究，因为大规模的生产，TiO2NPs在环境的残留也许不断增加 4,13 。为了推进实验，三个SBRs用来容纳1L的人工合成废水和1L的从一个原有的已超过100天且已达到了稳定移除生物营养的SBR中获得的接种污泥（大约80%的氮和90%的磷被移除）。 然后，SBR1和SBR2分别提供40ml和2000ml的TiO2 NPs悬浮液（密度为100mg/l），而SBR3不提供TiO2 NPs作为参照。

10、最后，去除离子的水加入至容器中，使每个SBR的反应体积达到4L。每个SBR分为一式三份，并覆盖铝箔以避免可能的光线影响，同时维持在21±1度达三个小时。此条件每天循环3次。伴随着1小时的沉降、10分钟的减压和140分钟的闲置时段，每一个循环又包含1.5小时的厌氧环境阶段和3小时的低溶解氧阶段。操作时间从TiO2 NPs加入时开始算起。在每一个反应器中计算TiO2的总浓度后，由于排放物和泥土因素，SBR1和SBR2中的TiO2 NPs浓度可能会逐渐降低，因此每两天需要补充一定量的TiO2 NPs以恢复到最初的浓度值。在每一次循环的前15分钟内，SBRs 由3L的人工合成废水组成（包含1

11、.1ml醋酸、2.9ml氮水、1.4ml磷水、10ml浓缩水和2ml微量元素），以达到最初的COD、 NH4+-N和各自大约300、25和10mg/L的SOP浓度。 由氮水、磷水浓缩水和微量元素组成的混合物在国际制单位中有细化。通过添加4M NaOH和4M HCl，PH影响值需调整到7.5。在低溶解氧阶段，空气用一个ON/OFF控制的在线检测器间歇的提供，以保证溶解氧维持在0.15 and 0.50 mg/L之间。在低溶解氧阶段的末尾前，大约22天左右，泥土被耗费用来保持固体停留时间。降沉阶段之后3L的上层清液被排出。为了沉降、解压和闲置阶段，所有的SBRs用电磁搅拌器不断的混合。在所有SBR

12、s的废水中，NH4+-N、NO2_-N、NO3_-N和SOP的浓度直到氮和磷的移除达到相对稳定后才能定量。（大约70天）图1 在不同TiO2NPs浓度条件下长期作用对（A）NH4+-N（空符号）和NO3_-N（实符号） （B）NO2_-N（空符号）和SOP（实符号）废水浓度的影响 所有一式三份测量量的标准差小于21%经过短时间和长时间的暴露后，一个循环中氮和磷转化量的调查这个实验分别在第1天（短时间暴露）和第70天（长时间暴露）进行，以此来评价TiO2在氮和磷转化在短时间和长时间两方面的各自效果。首先，4L的人工合成废水按照氮和磷均等的分量来悬浮SBR1、SBR2和SBR3中的活性泥土。但在此

13、之前，需用0.9%的NaCl溶液对SBRs中的活性泥土冲洗三次。其他所有的专业条件应与在SBRs部分描述的条件相同。在厌氧和低溶解氧阶段，需要测量的变化量包括：NH4+-N、NO2_-N、NO3_-N、SOP、PHA、糖原；需要测量的活性包括：AMO、 NOR、 NAR 、NIR 、PPX和 PPK。在活跃阶段关于细菌群落的聚合酶链式反应的变性梯度凝胶电泳分析活性阶段的细菌基因组DNA根据我们先前所述19首先进行提取。简单来说，2ml的混合物用离心机分离，再用缓冲液冲洗三遍（缓冲液的成分为8%的蔗糖，5%的聚乙二醇辛基苯基醚，50mM乙二胺四乙酸和50mM三羟甲基氨基甲烷，pH=8.0），再用

14、360L缓冲液重新悬浮。在加入40L的熔接酵素溶液（50 mg/mL）之后，然后在37摄氏度下保温10分钟。接着加入20L的10%SDS和2L蛋白酶钾（20 mg/mL），再在37摄氏度下保温60分钟。再然后，加入50L的5M NaCl和50L10%的CTBA后，在65摄氏度下保温10分钟。最后单独地，0.5ml酚-氯仿-异戊基酒精（25:24:1）和0.5ml氯仿-异戊基酒精（24:1）作用于另外的DNA。然后，在4摄氏度和1个小时的条件下，0.5 mL of 3 M 乙酸钠（pH=5.2）和1ml乙醇作用于沉淀DNA，然后在12000g条件下离心十分钟。结束后，用500L70%的乙醇冲洗微

15、粒。最后，在50L的缓冲液中重新悬浮。萃取出来的DNA用1%的以溴化乙锭做染色分析的琼脂电泳来检测，然后以此作为模板DNA进行PCR扩充。根据文献20，提取出的DNA可变V3区域中，16S核糖体DNA用引物华氏341度进行扩大。聚合酶链式反应扩增在一个总体积25L包含了10ng模板DNA的空间中进行。该空间是一个利用埃普多夫扩增梯度的，具有1 U Ex聚合酶的1×EX库尔德反应缓冲区。这个应用项目由最初的变性阶段组成。该阶段的步骤为94摄氏度下持续5分钟，然后该温度下持续30秒的30次循环，58摄氏度持续30秒的高温退火和72摄氏度下持续30秒的延展，最后是该温度下持续10分钟的延展

16、。用一个一维代码突变检测系统（BioRad），在恒定电压80V、60摄氏度持续15小时的条件下，在30%到60%变性剂梯度范围的1×TAE缓冲区内，PCR的产物能够在8%聚丙烯酰胺凝胶的作用下能够产生电泳。然后就会出现显著的分支从基因上分离出来，接着回收DNA的清除处理被放大、去除并克隆到pMD19-T向量上，同时通过一个叫ABIPRISM 3730的自动化DNA定序器使其变得有序。通过这一研究得到的序列符合基因数据库编号从JF449961到JF449971部分，并且最接近用BLAST程序搜索到的序列。分析方法NH4+-N、NO2_-N、NO3_-N（总氮）、SOP、混合物悬浮固体（

17、MLSS）和悬浮固体浓度（MLVSS）的决定量是依照一定的标准方法21得到的。PHA（包括PHB、PHV和PH2MV）和糖原是根据我们现场所示的理论19来测量的。AMO、 NOR、 NAR、NIR、 PPX、 PPK、 TiO2 NPs、TiO2 NPs分解、LDH分解、FISH和SEM的分析具体见SI。统计学分析所有的实验都是分为三份，并且方差分析方法用于测试结果的重要性并且p < 0.05并认为具有统计学上的重要性。图2 在不同浓度TiO2 NPs短时间（空符号）和长时间（实符号）作用下，一个循环过程中(A) NH4+-N, (B) NO2_-N, (C) NO3_-N and (D

18、) SOP的变化所有一式三份测量量的标准差小于10%结果和讨论TiO2 NPs对废水脱氮除磷的效果从表1可以看出，当废水中含有1mg/LTiO2 NPs时（SBR1），NH4+-N、NO2_-N、NO3_-N和SOP的浓度随着外置时间的增加是保持相对稳定的。这一结果和不含有TiO2 NPs且外置超过70天的废水（受控SBR）类似。在SBR1和受控SBR中，TN移除的平均效果分别为79.4%和80.3%，这一结果没有统计学上的差别。而两个SBR都显示磷去除量大于99%。（图1B）这些结果预示着TiO2 NPs现有的环境浓度（1mg/L）对于脱氮除磷没有负面影响。然而，当活性污泥置于SBR2中50

19、 mg/L的TiO2 NPs溶液里去时，随着外置时间逐渐到16天，NH4+-N的浓度也显著的从不定量增大到大约17.5mg/L（图1A）。外置70天以后，SBR2中NO2_-N和NO3_-N的浓度分别在大约0.68和0.73 mg/L。SBR2中TN移除的效果是24.4%，这一结果明显的低于受控SBR中的80.3%。不过SBR2中几乎所有的磷都被去除了（图1B），这意味着在外置时间较长时，50mg/L的TiO2 NPs没有影响废水中磷的去除。在厌氧和低溶解氧条件下，短时间和长时间外置后，TiO2 NPs对于NH4+-N、NO2_-N、NO3_-N和SOP转变的影响有待更深入的调查。正如图2中看

20、到的，在短时间外置后（1天），NH4+-N、NO2_-N、NO3_-N和SOP的转变相比TiO2 NPs浓度分别为0、1和50mg/L时(p > 0.05)，并无明显的不同。这意味着1和50mg/L TiO2 NPs的存在对于脱氮去鳞并无迅速的效果。相似地，文献中有报道100mg/L TiO2 NPs对于人来表皮干细胞并没有迅速的效果6。其他毒物学的研究也指出在外置6个小时后，500 mg/LTiO2 NPs对于耐金属贪铜菌和枯草杆菌的生存和发展是无毒的9,14。在长时间外置后（70天），和没有TiO2 NPs的相比，无论是在厌氧还是低溶解氧条件下，1mg/LTiO2 NPs的存在对于N

21、H4+-N、NO2_-N、NO3_-N和SOP的转变都没有影响。然而，在低溶解氧条件下外置较长时间后（图2A），可以发现50mg/L的TiO2 NPs对于氨的氧化产生严重的抑制作用。平均除去NH4+-N的效率达到据观察在30.8%，这一结果显著低于受控SBR中的大于99%。由于氨氧化的抑制，相应的污水中NO3_-N的浓度从5.5mg/L减少到0.8mg/L。然而，厌氧环境下磷的流失以及低溶解氧环境下磷的吸收和移除这一变化不受500mg/LTiO2 NPs存在的影响。（图2D）图3 长时间放置后，两种SBRs中细菌群落DGGE轮廓。L1和L2分别代表SBR2（50mg/L TiO2 NPs条件下

22、）和受控SBR（无TiO2 NPs）中的活性污泥。1至11的细节信息代表见表1表1 DGGE链和它们最相关的序列长时间的受作用于TiO2 NPs，活性污泥中细菌环境转变文献记载，一些纳米材料，如ZnO NPs的抑制效果会导致金属离子的流失12。然而，尽管存在50mg/L的TiO2 NPs，在这一研究中也没检测到钛离子。一贯地，Kiser等人也指出：污水中的钛预计将在固相迁移中单独产生，而不是存在于离子状态，因为二氧化钛的溶解度非常低13。众所周知，生物多样性的维持和微生物群落的平衡对于污水处理厂净化氮和磷非常重要15,20。因此，出于50mg/LTiO2 NPs导致的氨净化的严重减弱，通过PC

23、RDGGE分析，微生物群落的分布正在被探究。图3受控SBR中的活性污泥显示出较高的细菌多样性。根据表1中DGGE剖面细节信息，受控SBR中包含了典型的氨氧化型细菌（AOB）（第三行，和硝化菌群相关）和亚硝酸氧化细菌（NOB）（第11行，和硝化螺菌群相关）。这些微生物主要作用于硝酸铵的氧化22。也就是说，能够发现一些细菌隶属于Candidatus Accumulibacter phosphatis菌群（第5和第8行）。放线菌（第7行）和嗜水气单胞菌属（第9行）通常报导能够有助于污水中磷的进化23-25。然而如图3中描述，50mg/LTiO2 NPs明显地减少了活性污泥中微生物的多样性并在长时间外

24、置后导致细菌群落的转变。最近，一些研究人员观察出TiO2 NPs能够改变土壤中细菌的构成并在外置60天后减少微生物的总类26。应当引起注意的是，由于50mg/LTiO2 NPs的存在，活性污泥中的硝化菌群（第3行）被清除了。在早前的研究中，TiO2 NPs对于氮油橄榄的单独培育是有毒的27，这也许就解释了在50mg/LTiO2 NPs的长期作用下，活性泥中硝化菌群消失的原因。有趣的是，在存在50mg/LTiO2 NPs时，可以观察到养单胞菌群落（第4行）。这种微生物被证明能够忍受高金属污染并能产生反硝化28、29。另外，在50mg/LTiO2 NPs 条件下，Candidatus Accumu

25、libacter phosphatis菌群（第5和第8行）和红环菌群落被发现是显性的多聚合脂微生物（PAO）。更进一步地，运用FISH分析来调查活性污泥中硝化细菌（AOB和NOB）的数量变化。在受控SBR中，AOB和NOB占比分别可达总生物量的8%和6%，然而长时间外置于50mg/LTiO2 NPs中时，其占比分别只达到1%和3%（图S2、S1）。和其他异养生物相比，自养AOB总是被认为生长的非常缓慢并且极端易受大量抑制剂的影响30。这一研究显示长时间受50mg/LTiO2 NPs作用，会显著的减少硝化细菌的丰度，尤其是AOB这部分。这也许是氨氧化受抑制的主要原因，因而降低了除氮的效率。同时，

26、FISH分析的结果显示出：在长期外置于50mg/LTiO2 NPs中时，PAO的丰度可达到总生物量的49%，这和受控SBR中的结果类似（达到总生物量的46%）（图S2、S1）。图4 50mg/LTiO2 NPs的长时间作用AMO、NOR、NAR、NIR、PPX和PPK活性的影响 星号代表受控SBR统计学的不同(p < 0.05) 误差线代表一式三份测量的标准差长期放置于TiO2 NPs中，对于脱氮除磷关键酶活性和相关中间产物的作用从污水中脱氮除磷需依赖于成功的硝化作用，脱氮作用和磷的吸收和移除。这些过程与脱氮除磷相关的关键酶活性有关（图S3、S1）。通常，自养AOB利用AMO来催化氨的氧

27、化，并且亚硝酸盐随后的氧化也是NOB利用NOR的结果31。脱氮主要由NAR何NIR催化32。然而，磷的转变和PPX及PPK有关33。如图4中所示，长时间作用下，50mg/LTiO2 NPs对AOB和NOB的活性有显著的抑制作用(p < 0.05)，这也许是氨氧化严重恶化的原因之一。然而，研究发现长期置于50mg/LTiO2 NPs中，PPX和PPK的活性不受影响。这和有TiO2 NPs存在时，磷去除的类似结果一致。在生物磷去除系统中，已有报道：水解的多磷酸盐引起厌氧阶段SOP的释放，这一过程伴随着PHA的合成及糖原消耗16。在随后的低溶解氧阶段，PHA被消耗用来为磷的吸收供给能量，并且糖

28、原同时得到补充。因此，废水中磷的去除与细胞内PHA及糖原的厌氧和低溶解氧转化有关。长时间置于厌氧PHA综合体中以及在50mg/LTiO2 NPs作用下，糖原的合成与分解分别达到3.20和2.21mmol-C/g-挥发性悬浮固体。这和受控SBR中的结果一致(3.16 和2.25 mmol-C/g-挥发性悬浮固体)。在低溶解氧阶段，相应的PHA消耗和糖原补充分别为3.19和2.18 mmol-C/g-挥发性悬浮固体，然而在受控SBR中则分别为3.13和2.29 mmol-C/g-挥发性悬浮固体。这一结果预示着，长期放置于50mg/LTiO2 NPs中，无论是厌氧或低溶解氧阶段，都不会影响细胞内PH

29、A及糖原的转化。这也和观察到的生物磷去除无影响相一致。长期放置后，TiO2 NPs对于活动污泥表面完整性的作用先前的研究已经表面，TiO2 NPs可能会引起细菌细胞膜9和人体细胞34的氧化性破坏。然而，通过SEM分析发现活性污泥的表面构造在50mg/LTiO2 NPs的长期作用下没有被破坏，在1mg/LTiO2 NPs的条件下也做了同样的观察（图S4、S1）。另外，LDH实验也显示在TiO2 NPs长期作用下，没有可测得的细胞渗透产生（图S5、S1）。这就确认了活性污泥的表面完整性。普遍的常识是活性污泥包含了大量的胞外聚合物（EPS），这也典型的说明大量微生物保持在一起35。在这一研究中，胞外

30、聚合物被活性污泥所隐藏也许保护了活性污泥的表面完整性以避免受TiO2 NPs长时间作用的影响。根据上面的调查，尽管TiO2 NPs对污水的脱氮除磷没有确切的影响，但因为氨氧化的严重恶化，导致50mg/LTiO2 NPs的长时间对氮的转化产生了显著的抑制作用。这一抑制影响的主要原因发现与AOB的迅速减少以及AMO和NOR活性的严重受阻有关。然而，据观察和磷转化有关的PPX和PPK活性以及细胞内PHA和糖原的转化是不受影响的。这与TiO2 NPs对于磷的转化没有可观效果是一致的。对于我们的知识最有益的是，这是第一次研究TiO2 NPs对废水脱氮除磷的效果以及对活性污泥中细菌群落改变的潜在影响。相关

31、说明支撑信息额外的分析方法，表S1和图S1至S5。这一材料通过互联网是免费获取的。作者信息相应作者 : +86 21 65981263; : +86 21 65986313;邮箱:yg2chenyahoo .特别感谢这一论文得到了污染控制和资源再用国家重点实验室的支撑。参考文献1 Nel, A; Xia, T.; Madler, L.; Li,N. Toric potential of materials at the nanolevel, Scienc 2006,311,622-627.2 Wiesner, M.; Bottero, J. Y. Environmental Nanotechn

32、ology: Applications and Impacts of Nanomaterials; McGraw Hill: New York, 2007.3 Klaine, S. J.; Alvarez, P. J. J.; Batley, G. E.; Fernandes, T. F.; Handy, R. D.; Lyon, D. Y.; Mahendra, S.; Mclaughlin, M. J.; Lead, J. R. Nanomaterials in the environment: Behavior, fate, bioavailability, and effects. E

33、nviron. Toxicol. Chem. 2008, 27, 1825-1851.4 Gottschalk, F.; Sonderer, T.; Scholz, R W.; Nowack, B. Modeled environmental concentrations of engineered nanomaterials(TiO2, ZnO, Ag, CNT, Pullerenes) for different regions. Environ. Sci. Technol. 2009, 43, 9216-9222.5 Battin, T. J.; Kammer, F. V. D.; We

34、ilhartner, A.; Ottofuelling, S.;Hofmann, T. Nanostructured TiO2: Transport behavior and effects on aquatic microbial communities under environmental conditions. Environ. Sci. Technol. 2009, 43, 80988104.6 Kocbek, P.; Teskac, K.; Kreft, M. E.; Kristl, J. Toxicological aspects of long-term treatment o

35、f keratinocytes with ZnO and TiO2 nanoparticles. Small 2010, 6, 19081917.7 Johnston, B. D.; Scown, T. M.; Moger, J.; Cumberland, S. A.; Baalousha, M.; Linge, K.; van Aerle, R.; Jarvis, K.; Lead, J. R.; Tyler, C. R. Bioavailability of nanoscale metal oxides TiO2, CeO2, and ZnO to fish. Environ. Sci.

36、Technol. 2010, 44, 11441151.8 Miller, R. J.; Lenihan, H. S.; Muller, E. B.; Tseng, N.; Hanna, S. K.; Keller, A. A. Impacts of metal oxide nanoparticles on marine phytoplankton. Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 73297334.9 Adams, L. K.; Lyon, D. Y.; Alvarez, P. J. J. Comparative ecotoxicity of nanosca

37、le TiO2, SiO2, and ZnO water suspensions. Water Res. 2006, 40, 35273532.10 Choi, O.; Hu, Z. Size dependent and reactive oxygen species related nanosilver toxicity to nitrifying bacteria. Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 45834588.11 Ganesh, R.; Smeraldi, J.; Hosseini, T.; Khatib, L.; Olson, B. H.; Ro

38、sso, D. Evaluation of nanocopper removal and toxicity in municipal wastewaters. Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 78087813.12 Zheng, X.; Wu, R.; Chen, Y. Effects of ZnO nanoparticles on wastewater biological nitrogen and phosphorus removal. Environ. Sci. Technol. 2011, 45, 28262832.13 Kiser, M. A.; W

39、esterhoff, P.; Benn, T.; Wang, Y.; Perez-Rivera, J.; Hristovski, K. Titanium nanomaterial removal and release from wastewater treatment plants. Environ. Sci. Technol. 2009, 43, 67576763.14 Simon-Deckers, A.; Loo, S.; Mayne-LHermite, M.; Herlin- Boime, N.; Menguy, N.; Reynaud, C.; Gouget, B.; Carrier

40、e, M. Size-, composition- and shape-dependent toxicological impact of metal oxide nanoparticles and carbon nanotubes toward bacteria. Environ. Sci. Technol. 2009, 43, 84238429.15 Mino, T.; van Loosdrecht, M. C. M.; Heijnen, J. J. Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate rem

41、oval process. Water Res. 1998, 32, 31933207.16 Zeng, R. J.; Lemaire, R.; Yuan, Z.; Keller, J. Simultaneous nitrification, denitrification, and phosphorus removal in a lab-scale sequencing batch reactor. Biotechnol. Bioeng. 2003, 84, 170178.17 Brunauer, S.; Emmett, P. H.; Teller, E. Adsorption of gas

42、es in multimolecular layers. J. Am. Chem. Soc. 1938, 60, 309319.18 Keller, A. A.; Wang, H.; Zhou, D.; Lenihan, H. S.; Cherr, G.; Cardinale, B. J.; Miller, R.; Ji, Z. Stability and aggregation of metal oxide nanoparticles in natural aqueous matrices. Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 19621967.19 Jiang

43、, Y.; Chen, Y.; Zheng, X. Efficient polyhydroxyalkanoates production from a waste-activated sludge alkaline fermentation liquid by activated sludge submitted to the aerobic feeding and discharge process. Environ. Sci. Technol. 2009, 43, 77347741.20 Muyzer, G.; de Waal, E. C.; Uitterlinden, A. G. Pro

44、filing of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes coding for 16S rRNA. Appl. Environ. Microbiol. 1993, 59, 695700.21 APHA. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20th ed.; American Public He

45、alth Association: Washington, DC, 1998.22 Dionisi, H. M.; Layton, A. C.; Harms, G.; Gregory, I. R.; Robinson, K. G.; Sayler, G. S. Quantification of Nitrosomonas oligotropha- like ammonia-oxidizing bacteria and Nitrospira spp. from full-scale wastewater treatment plants by competitive PCR. Appl. Env

46、iron. Microbiol. 2002, 68, 245253.23 Martin, H. G.; Ivanova, N.; Kunin, V.; Warnecke, F.; Barry, K. W.; McHardy, A. C.; Yeates, C.; He, S. M.; Salamov, A. A.; Szeto, E.; Dalin, E.; Putnam, N. H.; Shapiro, H. J.; Pangilinan, J. L.; Rigoutsos, I.; Kyrpides, N. C.; Blackall, L. L.; McMahon, K. D.; Huge

47、nholtz, P. Metagenomic analysis of two enhanced biological phosphorus removal (EBPR) sludge communities. Nat. Biotechnol. 2006, 24, 12631269.24 Bond, P. L.; Erhart, R.; Wagner, M.; Keller, J.; Blackall, L. L. Identification of some of the major groups of bacteria in efficient and nonefficient biolog

48、ical phosphorus removal activated sludge systems. Appl. Environ. Microbiol. 1999, 65, 40774084.25 He, S.; Gall, D. L.; McMahon, K. D. “Candidatus Accumulibacter” population structure in enhanced biological phosphorus removal sludges as revealed by polyphosphate kinase genes. Appl. Environ. Microbiol

49、. 2007, 73, 58655874.26 Ge, Y.; Schimel, J. P.; Holden, P. A. Evidence for negative effects of TiO2 and ZnO nanoparticles on soil bacterial communities. Environ. Sci. Technol. 2011, 45, 16591664.27 Fang, X.; Yu, R.; Li, B.; Somasundaran, P.; Chandran, K. Stresses exerted by ZnO, CeO2 and anatase TiO2 nanoparticles on the Nitrosomonas europaea. J. Colloid Interface Sci. 2010, 348, 329334.28 Alonso, A.; Sanchez, P.; Martinez, J. L. Stenotrophomona