实验用水为人工模拟中等强度的城市污水，主要组成成分为30 mg·L⁻¹ C₆H₁₂O₆、400 mg·L⁻¹ CH₃COONa、150 mg·L⁻¹ NH₄Cl、45 mg·L⁻¹ KH₂PO₄、20 mg·L⁻¹ MgSO₄·7H₂O、1 mL·L⁻¹微量元素溶液。微量元素溶液组成为150 mg·L⁻¹ H₃BO₃、150 mg·L⁻¹ CoCl₂·6H₂O、30 mg·L⁻¹ CuSO₄·5H₂O、150 mg·L⁻¹ FeCl₂·6H₂O、30 mg·L⁻¹ KI、120 mg·L⁻¹ MnCl₂·2H₂O、60 mg·L⁻¹ Na₂Mo₇O₄·2H₂O、120 mg·L⁻¹ ZnSO₄·7H₂O。使用NaHCO₃调节人工污水的pH，使其保持在6.5~7.5。接种污泥取自南京某城市污水处理厂生化池的回流污泥。

SBR有效容积为1.6 L，采用空气压缩机曝气，空气流速为2.0 L·min⁻¹。实验期间SBR每日运行2个周期，每周期5 h，包括进水15 min、静置90 min、曝气90 min、静置90 min、排水15 min。接种污泥与人工污水体积比为1∶2，运行14 d后，各反应器污泥混合液悬浮固体(mixed liquor suspended solids，MLSS)质量浓度为(4 430±148) mg·L⁻¹，污泥容积指数(settling velocity index，SVI)达到(83±4) mL·g⁻¹，SBR运行稳定，在进水中分别加入不同质量浓度AgNPs和Ag⁺，这个时间点记为实验开始，即第1天。将进水中AgNPs质量浓度分别设置为1 mg·L⁻¹和10 mg·L⁻¹。根据孙秀玥^[20]超滤法测得AgNPs在纯水中释放出的Ag⁺为AgNPs质量浓度的30%，人工污水配制时采用纯水(15 MΩ·cm)。当进水中添加的AgNPs质量浓度分别为1 mg·L⁻¹和10 mg·L⁻¹时，添加的Ag⁺质量浓度分别为0.3 mg·L⁻¹和3.0 mg·L⁻¹，Ag⁺质量浓度分别对应1 mg·L⁻¹和10 mg·L⁻¹ AgNPs在纯水中的Ag⁺释放量。SBR分为5组，每组SBR设置3个重复，以进水中不添加AgNPs、也不添加Ag⁺的SBR组作为对照组(CK)，5组实验平行同步进行。Ag⁺以AgNO₃配制，运行期间水温为20~30 ℃，运行周期内换水率为50%。

AgNPs购自北京德科岛金科技有限公司，平均粒径10~12 nm，表面包裹物为聚乙烯吡咯烷酮。将AgNPs分别分散于纯水和人工污水，表观质量浓度均为2 mg·L⁻¹，经超声仪(KQ-700DE，昆山市超声仪器公司)在100 W、40 kHz条件下超声5 min，采用紫外-可见光分光光度计(UV-1800，Shimadzu，Japan)光谱扫描模式对其进行扫描。将分别分散于纯水中的1 mg·L⁻¹和10 mg·L⁻¹ AgNPs，在100 W、40 kHz条件下超声30 min后，采用纳米粒度电位仪(Zs90，Malvern Zetasizer Nano，UK)测定AgNPs在纯水和人工污水中的粒径分布及Zeta电位。采用透射电子显微镜(H-7650，HITACHI，Japan)观察分散于纯水和人工污水的AgNPs颗粒的形态。

溶解氧(dissolved oxygen，DO)采用便携式溶解氧仪(JPB-607A，上海雷磁)测定；pH采用pH测定仪(PB-10，赛多利斯科学仪器(北京)有限公司)测定；化学需氧量(chemical oxygen demand，COD)采用HACH COD快速测定仪(DR1010，HACH，USA)测定；${\rm{NH}}_4^ +$-N、${\rm{NO}}_2^ -$-N、${\rm{NO}}_3^ -$-N、${\rm{PO}}_4^{3 - }$采用离子色谱仪(ICS-600，赛默飞世尔(上海)仪器有限公司)测定。

采用Microsoft Excel 2016对实验数据进行统计分析，结果用平均值±标准误差(Mean±SE)表示，用SPSS Statistics 25软件中单因素方差分析并检验显著性，P<0.05代表数据之间有显著性差异；采用Origin8.1软件绘图。

1) AgNPs的紫外-可见吸收光谱表征。由于量子尺寸效应，纳米粒子具有独特的非线性光学效应，粒子的尺寸和形状决定着这种非线性光学效应。有研究者发现，AgNPs在390~450 nm处存在由表面等离子体共振引起的特征吸收峰^[21-22]。利用紫外-可见分光光度计对AgNPs溶液进行检测，结果见图1。采用纯水和人工污水稀释的AgNPs溶液吸收峰均出现在410 nm处，这与文献报道中AgNPs特征吸收峰的位置相同^[21-22]。

2) AgNPs在纯水和人工污水中的水动力学粒径和Zeta电位。采用动态光散射技术测定AgNPs在纯水和人工污水中的粒径分布及Zeta电位，结果见表1。当AgNPs质量浓度为1 mg·L⁻¹时，纯水中AgNPs平均粒径均为(48.88±13.34) nm，人工污水中有43.70%的AgNPs平均粒径为(170.23±36.03) nm；当AgNPs质量浓度为10 mg·L⁻¹时，纯水中AgNPs平均粒径为(52.25±6.67) nm，人工污水中有18.18%的AgNPs平均粒径为(309.30±25.28) nm。由此可见，AgNPs在人工污水中更易发生团聚，团聚体粒径更大。吴其圣等^[23]发现，水中离子强度的增加会促进纳米颗粒的聚集。MUKHERJEE等^[24]的研究结果也表明，二价阳离子如Ca²⁺可显著诱导纳米TiO₂、AgNPs等纳米颗粒的团聚。实验采用的人工污水中含有丰富的Mg²⁺和Na⁺，这些离子可能是造成AgNPs团聚的主要原因。表1表明，在同种分散介质中，AgNPs质量浓度越高，AgNPs颗粒的水动力学粒径越大。这与其他研究的结果类似，即随着纳米材料浓度增加，纳米颗粒团聚体尺寸也随之增加^[25-26]。如表1所示，同一分散介质稀释的AgNPs的Zeta电位无统计学上的显著差异，但不同分散介质稀释的AgNPs间的Zeta电位差异显著。

3) AgNPs的透射电镜表征。利用透射电子显微镜观察AgNPs在纯水和人工污水中的形态。如图2(a)和图2(b)所示，1 mg·L⁻¹和10 mg·L⁻¹ AgNPs在纯水中均以分散的颗粒形式存在，未出现较大团聚体。如图2(c)所示，1 mg·L⁻¹ AgNPs在人工污水中大部分仍以分散颗粒形式存在；由图2(d)可见，10 mg·L⁻¹ AgNPs在人工污水中以小块团聚体形式存在，且团聚体粒径部分大于300 nm。有研究结果^[27]表明，纳米颗粒尺寸小，比表面积大，其溶液为不稳定体系，加之颗粒间范德华力的作用，颗粒之间容易聚集出现团聚现象。

SBR在50 d的连续运行期间，进水中分别添加1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺对SBR出水DO和pH的影响结果如图3所示。在SBR 50 d的运行期内，10 mg·L⁻¹ AgNPs处理下的SBR出水DO均低于其他处理，但高于3.0 mg·L⁻¹的处理。SBR出水pH在50 d的运行期间均稳定在7.73~8.71，这表明1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺对活性污泥系统出水pH没有显著影响(P>0.05)。在整个运行期间，SBR出水DO、pH均符合城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918-2002)。

活性污泥系统的进水COD保持在(335.0±1.0) mg·L⁻¹，进水中分别添加1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺处理后，SBR出水COD变化如图4所示。在50 d的运行期内，与CK相比，进水中分别添加1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺对活性污泥去除COD的性能均有显著抑制效应(P<0.05)。进水中分别添加1 mg·L⁻¹ AgNPs、0.3 mg·L⁻¹ Ag⁺时，SBR出水COD无显著性差异，但进水中添加10 mg·L⁻¹ AgNPs时，出水COD显著高于进水中添加3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺的反应器。这说明进水中添加低质量浓度(1 mg·L⁻¹)AgNPs，对活性污泥去除COD的抑制可能在于其释放的Ag⁺。JEMEC等^[28]采用超滤法和超速离心法分别测量了分散在纯水中AgNPs贮备液(标准质量浓度为40 g·L⁻¹)释放Ag⁺，分别为AgNPs浓度的68%和46%，并进行斑马鱼、微藻、海洋甲壳类动物等毒性实验，发现AgNPs毒性来源于释放的Ag⁺而不是AgNPs自身。ALITO等^[29]发现在SBR中分别加入0.2 mg·L⁻¹ AgNPs和0.2 mg·L⁻¹ Ag⁺后，COD去除率由99%分别下降至71%和90%，但3 d后COD去除率均恢复至起初的92%。李墨青^[30]的研究结果表明，较高质量浓度AgNPs (10 mg·L⁻¹)对SBR的COD去除率可稳定降低至70%。如图4所示，本实验进水中添加10 mg·L⁻¹ AgNPs时，SBR中出水COD显著高于进水中添加3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺的反应器出水，表明10 mg·L⁻¹ AgNPs对活性污泥去除COD的抑制不仅来自于其溶解释放的Ag⁺，更主要来自AgNPs自身。

SBR活性污泥系统的进水${\rm{NH}}_4^ +$-N为(42.69±1.85) mg·L⁻¹，进水中分别添加1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺，出水${\rm{NH}}_4^ +$-N质量浓度变化如图5所示。CK、0.3 mg·L⁻¹和3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺处理下，SBR出水中的${\rm{NH}}_4^ +$-N质量浓度在50 d的运行期间内无显著变化，出水${\rm{NH}}_4^ +$-N质量浓度为0.01~0.09 mg·L⁻¹。1 mg·L⁻¹ AgNPs处理下的SBR出水${\rm{NH}}_4^ +$-N质量浓度逐渐降低，运行20 d后，1 mg·L⁻¹ AgNPs处理的SBR出水${\rm{NH}}_4^ +$-N质量浓度与CK相比无显著差别(P>0.05)。上述结果表明，进水中添加1 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺的SBR对${\rm{NH}}_4^ +$-N去除率无显著影响(P>0.05)。ALITO等^[29]发现，SBR进水中分别添加0.2 mg·L⁻¹ Ag⁺和0.2 mg·L⁻¹ AgNPs，初始运行时对${\rm{NH}}_4^ +$-N去除率有抑制效应，但3 d后便得到恢复。与进水中分别添加1 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺的SBR相比，进水中添加10 mg·L⁻¹ AgNPs明显抑制了SBR对${\rm{NH}}_4^ +$-N的去除。在50 d的运行期，进水中添加10 mg·L⁻¹ AgNPs的SBR出水${\rm{NH}}_4^ +$-N质量浓度显著高于CK及1 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺处理的SBR，10 mg·L⁻¹ AgNPs对活性污泥去除${\rm{NH}}_4^ +$-N的抑制效应主要源于AgNPs自身毒性，这与JEONG等^[31]的研究结果一致。

SBR系统进水${\rm{NO}}_2^ -$-N和NO₃-N的质量浓度分别为(1.13±0.03) mg·L⁻¹和(10.57±0.13) mg·L⁻¹，在进水中分别添加1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺后，SBR出水${\rm{NO}}_2^ -$-N、NO₃-N质量浓度变化如图6所示。由图6(a)可知，1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺对SBR出水NO₂-N质量浓度均无显著影响(P>0.05)，出水NO₂-N质量浓度低于0.1 mg·L⁻¹。由图6(b)可知，在1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺处理下，运行15 d后，各SBR出水${\rm{NO}}_3^ -$-N浓度无显著差异(P<0.05)，第50天出水NO₃-N质量浓度为0.65~0.85 mg·L⁻¹。上述结果表明，1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺对活性污泥微生物反硝化过程影响较小，这与YANG等^[14]和张汝嘉^[32]报道的研究结果类似。

SBR系统进水${\rm{PO}}_4^{3 - }$为(10.64±0.63) mg·L⁻¹，进水中分别添加1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺的SBR出水中${\rm{PO}}_4^{3 - }$质量浓度变化如图7所示。运行至第10天后，进水中添加10 mg·L⁻¹ AgNPs的SBR出水中${\rm{PO}}_4^{3 - }$质量浓度显著高于其他处理(P<0.05)，运行至第38天后，进水中添加1 mg·L⁻¹ AgNPs的SBR出水中${\rm{PO}}_4^{3 - }$质量浓度显著高于对照(P<0.05)，这可能是连续运行中，AgNPs影响聚磷菌好氧吸磷能力，最终导致除磷效果减弱^[33]。进水中AgNPs质量浓度越高，出水${\rm{PO}}_4^{3 - }$质量浓度越高，这与苑志华等^[33]的研究结果一致。在SBR 50 d的运行期间，进水中分别添加0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺的SBR出水中${\rm{PO}}_4^3$质量浓度与对照相比均无显著性差异(P<0.05)。1 mg·L⁻¹ AgNPs、10 mg·L⁻¹ AgNPs对活性污泥去除${\rm{PO}}_4^{3 - }$的抑制程度均高于其释放出的Ag⁺单独作用于活性污泥时的抑制程度，这表明AgNPs对活性污泥去除${\rm{PO}}_4^{3 - }$的抑制作用来源于AgNPs自身。

综合上述结果可知，1 mg·L⁻¹ AgNPs对SBR出水中的${\rm{NH}}_4^ +$-N、${\rm{NO}}_2^ -$-N和NO₃-N质量浓度无明显影响，对COD和${\rm{PO}}_4^{3 - }$的去除有明显抑制效应，但出水COD低于50 mg·L⁻¹，符合城镇污水处理厂污染物排放一级A标准(GB 18918-2002)，但系统出水中${\rm{PO}}_4^{3 - }$质量浓度很难达到污染物排放的一级A标准(GB 18918-2002)。AgNPs通过影响活性污泥中微生物群落结构和抑制微生物活性，从而降低活性污泥系统对碳、氮、磷的去除效率。李墨青^[30]通过高通量测序发现，AgNPs质量浓度越高，具有脱氮除磷功效的菌群种类逐渐减少。LIANG等^[16]的研究结果表明，AgNPs对污水处理系统中硝化细菌活性有抑制作用，最大抑制率为46.5%，从而导致废水中${\rm{NH}}_4^ +$-N和NO₂-N质量浓度增加。AgNPs通过诱导活性氧产生细胞凋亡机制^[34]，抑制了活性污泥微生物的脱氮除磷性能^[35]。

AgNPs在污水或者水体中的存在形式多样，除AgNPs和Ag⁺外，Ag⁺经硫化、氯化后与S^2-和Cl⁻结合可能生成Ag₂S、AgCl沉淀或胶体AgCl_x^(x−1)-；Ag⁺也可以与${\rm{SO}}_4^{2 - }$、${\rm{CO}}_3^{2 - }$结合生成Ag₂SO₄、Ag₂CO₃等物质，这些物质会影响AgNPs及Ag⁺对微生物的毒性。CHOI等^[36]发现，AgNPs可形成Ag₂S沉淀物，导致AgNPs对硝化生物的毒性降低80%；LEVARD等^[37]的研究也证明，硫化物的存在会导致AgNPs释放Ag⁺的速率降低，对AgNPs的毒性产生较大的影响。因此，今后的研究需关注AgNPs在水中的不同赋存形态对活性污泥微生物去除污染物的影响。

JOHNSON等^[38]通过检测英国9座污水处理厂的污水中总Ag质量浓度(实际测量中很难区分水中AgNPs、Ag⁺及其他Ag形态，均是以总Ag质量浓度表示)，得出污水中总Ag的平均质量浓度为8.4×10⁻⁵ mg·L⁻¹。本课题组在南京农业大学学生宿舍区16处化粪池、污水检查井中取水样，检测结果表明污水中总Ag质量浓度为2.1×10⁻⁴~4.30×10⁻² mg·L⁻¹，远低于1 mg·L^−1[39]。从目前国内外报道的城镇污水中总Ag质量浓度，结合本研究与其他研究者所得的结果可以看出，城镇污水处理厂中的AgNPs并未对活性污泥去除污染物的性能产生显著的抑制效应。

1)表面被聚乙烯吡咯烷酮包被的AgNPs在污水中仍然易团聚，AgNPs质量浓度越高，其粒径越大，团聚现象越明显。

2)进水中添加10 mg·L⁻¹ AgNPs可显著抑制活性污泥系统对COD、${\rm{NH}}_4^ +$-N及${\rm{PO}}_4^{3 - }$的去除，10 mg·L⁻¹ AgNPs对活性污泥系统的显著抑制效应主要源于AgNPs自身而不是其释放的Ag⁺；添加1 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺对活性污泥系统去除COD有抑制效应，但去除率仍高于60%，可以满足城镇污水处理厂污染物排放一级A标准(GB 18918-2002)；添加1 mg·L⁻¹ AgNPs可显著抑制活性污泥系统对${\rm{PO}}_4^{3 - }$的去除；添加1 mg·L⁻¹、10 mg·L⁻¹ AgNPs和0.3 mg·L⁻¹、3.0 mg·L⁻¹ Ag⁺对SBR出水中${\rm{NO}}_2^ -$-N和${\rm{NO}}_3^ -$-N去除率没有影响。

3)目前污水处理系统中AgNPs质量浓度通常在ng·L⁻¹~μg·L⁻¹级别，远低于1 mg·L⁻¹，低质量浓度AgNPs对活性污泥系统污水处理性能的影响有待进一步研究。