本研究所用活性污泥来自于当地污水处理厂，所用污水为自来水配制，以1.06 g·L⁻¹三水合乙酸钠为碳源(相当于500 mg·L⁻¹COD)，0.1 g·L⁻¹氯化铵为氮源(相当于NH₄⁺-N 25 mg·L⁻¹)，磷酸二氢钾为磷源(0.03 g·L⁻¹，相对于P 6.84 mg·L⁻¹)。实验前活性污泥已在实验室驯化30 d。MWCNTs购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司，纯度>95%，内径为3~5 nm，外径为8~15 nm，长度约为50 μm。实验中MWCNTs和SDBS的质量浓度均为10 mg·L⁻¹，其中，模拟配水中MWCNTs为称量后直接加入，超声分散15 min后加入反应器，SDBS则为1 000 mg·L⁻¹的SDBS储备液稀释加入配水。

SBR小试装置为4个相同的有效体积为2 L的有机玻璃圆桶反应器，在距反应器底部500 mL和1 L处设置出水孔(图1)。模拟实际小水量废水处理，运行周期为24 h，进水为瞬时进水，厌氧搅拌1 h、好氧曝气4 h、缺氧搅拌2 h、静置1 h排水，闲置期16 h。反应器置于六联电动搅拌器上，厌氧阶段搅拌速度设置200 r·min⁻¹，经溶解氧仪测定，搅拌开始后水中溶解氧很快降为0，进入厌氧阶段；好氧阶段搅拌停止，由小型空气泵进行曝气供氧，溶解氧DO>2.0 mg·L⁻¹；缺氧阶段停止曝气，开启搅拌，搅拌速度与厌氧阶段相同，由于好氧阶段硝化作用产生硝酸盐和亚硝酸盐，活性污泥可进行缺氧呼吸；闲置期反应器为厌氧状态，残留的少量污染物可在此阶段继续降解，使得下个周期反应器内污染物初始浓度基本一致。

在实验开始时，调节实验室已驯化好的活性污泥质量浓度在3 000 mg·L⁻¹ 左右，每个反应器中加入1 L 污泥混合液。静置0.5 h，排出500 mL上清液，加入500 mL模拟配水，反应器运行稳定后开始实验。4个反应器分别为对照组(CK)、MWCNTs组(MC)、SDBS组(SD)以及MWCNTs和SDBS混合组(MC-SD)，进水分别为模拟配水、含10 mg·L⁻¹ MWCNTs的模拟配水、含10 mg·L⁻¹ SDBS的模拟配水，以及含10 mg·L⁻¹ MWCNTs和10 mg·L⁻¹ SDBS的模拟配水。反应器连续运行22个周期，分别在1、8、15和22 d测定出水COD、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N和NO₂⁻-N浓度。实验结束后分析活性污泥微生物种群多样性。

1)水质及污泥性质分析。化学需氧量(COD)、氨氮(NH₄⁺-N)、硝酸盐氮(NO₃⁻-N)、亚硝酸盐氮(NO₂⁻-N)等水质指标及活性污泥浓度(MLSS)、污泥沉降比(SV30)等污泥性质指标测定均采用国家标准分析方法^[12]。污泥耗氧速率采用便携式溶解氧仪(JPB-607A，上海雷磁)测定，污泥性状采用倒置式光学显微镜(Olympus CKX41)观察。

2)微生物种群分析。实验进行22 d后取污泥样品送至派森诺生物科技有限公司进行微生物种群分析。采用细菌16S rRNA基因V3-V4区进行PCR扩增，正反引物序列分别为338F(5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3')和806R(5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')，测序平台为Novaseq-PE250。测序结束后在派森诺基因云平台(https://www.genescloud.cn)对物种组成、Alpha多样性及Beta多样性等进行在线分析和绘图。

在22 d的运行周期里，MWCNTs和SDBS对活性污泥性质产生了影响，表1列出了第22 天各个反应器中污泥性能指标，图2为各反应器中活性污泥的显微镜图片。由表1可以看出，SDBS存在条件下，MLSS显著降低，降低幅度约62%。在MWCNTs单独存在条件下，MLSS并未降低，反而有增加，这是由于大部分MWCNTs沉降在污泥中(图2(c))，MWCNTs可以作为微生物载体，增加了微生物量。实验中观察到，在SDBS存在的反应器中，曝气时水面产生大量泡沫，泡沫与污泥絮体结合，将污泥带至水面，导致排水时污泥的流失。另外，SDBS同时具有亲水基团和疏水基团，其与污泥胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)结合，提高了EPS溶解性，同时也造成了污泥絮团解体(图2(b)和图2(d))。污泥体积指数(SVI)反映了污泥的沉降情况，MWCNTs单独存在促进了污泥的沉降，而SDBS存在使得污泥沉降性能不佳，MC-SD组污泥沉降性能与对照组相似。由表1中耗氧速率(SOUR)可知，有基质存在条件下，MWCNTs和SDBS共存时SOUR最大，说明污泥活性最高；在缺乏营养的条件下，各组SOUR相差不大，均在10~20 mg·(g·h)⁻¹(以O₂/MLSS计)。虽然SDBS存在条件下，污泥流失造成MLSS降低，但污泥活性却显著增强。

MWCNTs和SDBS对SBR系统污水处理系统的影响如图3所示。可以看出，对照组COD去除率在整个实验周期内变化不大，维持在85%左右，SDBS和MWCNTs并未抑制SBR中COD的去除。在整个实验周期，MWCNTs组的COD去除率一直高于对照组，说明10 mg·L⁻¹的MWCNTs对COD去除有促进作用。结合MWCNTs对活性污泥性质的影响(表1)，MWCNTs存在条件下MLSS增加，污泥活性高于对照组，提高了COD去除率。SDBS组在第1天和第22天的COD去除率高于对照组，第8天和第15天的COD去除率接近于对照组。这说明10 mg·L⁻¹的SDBS对活性污泥微生物降解有机物的性能并未产生抑制，相反却在一定程度上促进了COD的去除。据DERESZEWSKA等^[13]研究发现，低浓度SDBS(3 mg·g⁻¹)可以提高污泥活性，促进COD去除，他们认为SDBS可以与松散的EPS结合，提高有机物的生物可利用性，间接促进了COD的去除。本研究中SDBS质量浓度为10 mg·L⁻¹，相当于3.3 mg·g⁻¹，与DERESZEWSKA等^[13]的研究中SDBS浓度相当，因此SDBS虽使得污泥解絮，但却提高了EPS的生物可利用性，促进了COD的去除。而第8天和第15天 SDBS存在下COD去除率并未提高的原因可能是受到MLSS降低的影响。SDBS和MWCNTs共存条件下，活性污泥受到SDBS和MWCNTs的共同影响，MLSS与SDBS单独存在时类似，由于受到MLSS降低和SDBS对污泥活性促进的双重作用，SBR系统COD去除率在前15 d与对照组相似，在第22天时，污泥活性对COD去除的促进作用大于MLSS降低的影响，因此去除率高于对照组。

在22 d的实验周期内，对照组第1天总氮去除率在85%左右，第8天和第15天可能受到气温影响，总氮去除率有所降低，第22天总氮去除率又增加到85%以上。MWCNTs对总氮去除率影响较小，整个22 d内总氮去除率和对照组相似。在SDBS单独存在情况下，整个周期内总氮去除率均低于对照组，但降低幅度不大，在2%~13.9%，在第22 天总氮去除率仅比对照组降低了2.9%。而当SDBS和MWCNTs共存时，在15 d内总氮去除率并未受到明显影响，但在第22天时，总氮去除率比对照组降低了12%。SDBS单独存在条件下，污泥流失要比SDBS和MWCNTs共存条件下更多，同时硝化细菌对有毒物质更敏感，SDBS会影响硝化作用，进而影响总氮去除率。在SDBS和MWCNTs共存条件下，由于MWCNTs可以起到微生物载体作用，对微生物有一定的保护作用，同时污泥活性也高于SDBS单独存在条件(表1)，在15 d内对总氮去除率的影响小于SDBS。但随着时间的延长，MWCNTs在活性污泥中积累越来越多，吸附在MWCNTs上的SDBS会增强与活性污泥的接触，即MWCNTs增强了SDBS对活性污泥的影响，导致在第22天两者共存条件下总氮去除率明显降低。

为进一步探索COD和总氮变化的原因，在第1、8、15和22 天分别测定了进水、厌氧结束、好氧结束和缺氧结束时的水质指标，图4为在第22天时MWCNTs和SDBS对水质指标变化的影响。由图4可以看出，COD去除主要发生在好氧阶段，缺氧2 h 内COD并没有明显变化，MWCNTs和SDBS并未对COD去除造成抑制，相反提高了COD去除率。NH₄⁺-N浓度降低主要发生在好氧段，在此阶段硝化细菌和亚硝化细菌将NH₄⁺-N转化为NO₃⁻-N和NO₂⁻-N，其中NO₃⁻-N在4.4~7.1 mg·L⁻¹，NO₂⁻-N低于1 mg·L⁻¹。好氧段结束时，对照组NH₄⁺-N浓度最低，SDBS和MWCNTs共存组中NH₄⁺-N浓度最高，NO₃⁻-N浓度最低，说明两者共存对NH₄⁺-N的硝化有抑制作用；SDBS存在下的NO₂⁻-N浓度高于其他实验组，说明NO₂⁻-N转化为NO₃⁻-N的过程受到SDBS抑制。在缺氧阶段，NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、NO₂⁻-N质量浓度均呈降低趋势，出水NO₂⁻-N质量浓度均降至0.5 mg·L⁻¹左右，除MWCNTs组外，NO₃⁻-N质量浓度均降低至0.4 mg·L⁻¹。MWCNTs存在条件下，缺氧段NH₄⁺-N质量浓度比其他组降低更多，降至0.5 mg·L⁻¹以下，但NO₃⁻-N质量浓度却高于其他组3 mg·L⁻¹，说明缺氧条件下MWCNTs抑制了NO₃⁻-N的反硝化。结合总氮去除率，SDBS与MWCNTs共存时硝化受到抑制，导致总氮去除率降低，而MWCNTs单独存在时，缺氧段虽然反硝化不彻底，但NH₄⁺-N降低明显，表现为总氮去除率与对照组相似。

HAI等^[3]研究了1 mg·L⁻¹和20 mg·L⁻¹ MWCNTs对SBR营养盐去除的影响，结果表明，反应器连续运行180 d，1 mg·L⁻¹的MWCNTs对SBR没有明显影响，而20 mg·L⁻¹的MWCNTs造成TN去除率从84.0%降至71.9%。另外有研究表明，10 mg·L⁻¹和30 mg·L⁻¹的羧基化、羟基化和氨基化MWCNTs在短周期内(30 d)对SBR的COD和NH₄⁺-N去除均无显著影响^[6-8]。本研究中10 mg·L⁻¹ MWCNTs在22 d的暴露时间内对TN去除没有明显影响，并在一定程度上促进了COD和NH₄⁺-N的去除，但在SDBS和MWCNTs共存条件下影响了NH₄⁺-N的硝化，说明单独MWCNTs在短期暴露时间内并未对SBR运行性能产生不利影响。但在SDBS影响下，活性污泥脱氮性能发生了变化，从而影响了系统脱氮性能。

1)对物种多样性影响。Alpha多样性主要反映样本内的种类数目(丰富度)以及群落中个体分配上的均匀性(多样性)。表2列出了4个不同处理的SBR中活性污泥微生物的alpha多样性指数。OTU代表了物种数量，Chao1指数反映了物种的丰富度，从表2中可以看出，CK组所含物种更丰富，比其他3组多1 000个物种左右。MWCNTs和SDBS的加入均降低了微生物物种数量，两者共同存在时所降低的微生物物种数量与MWCNTs单独存在时对微生物物种降低的数量相当。从Pielou均匀度指数来看，4组样品均匀度相差不大，其中CK组和SD组相对较高。Shannon指数综合了物种数量和丰度，同样是CK组值最大。Simpson指数通过分析同种群的个体数来反映种类丰富度的大小，值越大表示物种鉴别度较低、物种数量集中度高，说明存在优势菌群。与其他指数相比，4个样品的Simpson指数区分度不大，并不能反映各样品间物种多样性的差别。总体上看，CK组物种数量和丰度最大，MWCNTs和SDBS在SBR中的存在降低了活性污泥的微生物物种数量和丰度。

2)对种群结构影响。Beta多样性是指不同样本间的物种多样性差异，其衡量指标是样本相似距离值，相似距离值的算法有很多种，常见的距离类型有：Jaccard、Bray-Curtis、Unifrac等，Unifrac算法同时考虑到了物种的丰度和进化，基于加权Unifrac算法的距离矩阵热图见图5，距离值越大代表样本间差异越大。由热力图可以看出，各组与对照组间的差异由大到小依次为MC-SD、SD、MC；MC组与SD组及MC-SD间也存在较大差异，而SD组与MC-SD组间距离值较小。热力图结果说明MWCNTs和SDBS都对SBR系统活性污泥微生物种群结构产生了影响，其中SDBS对微生物种群结构影响更强，MWCNTs和SDBS共存条件下，SDBS对活性污泥微生物种群结构影响起主导作用。

MWCNTs和SDBS对微生物种群相对丰度的影响见图6和表3。从门水平上的微生物种群相对丰度来看(图6(a))，对照组相对丰度为1%以上的优势菌门为4个，而其他组仅为2个。4个组别中proteobacteria(变形菌门)相对丰度最高，占86.8%~88.9%，其次为Bacteroidetes(拟杆菌门)，相对丰度为8.4%~11.2%。与其他组相比，CK组中Bacteroidetes相对较低，而Chloroflexi(绿弯菌门)和Nitrospirae(硝化螺旋菌门)相对丰度较高，分别为1.2%和1.0%。MWCNTs和SDBS在活性污泥系统中的存在，使得Bacteroidetes(拟杆菌门)相对丰度增加，但降低了Chloroflexi和Nitrospirae的相对丰度。

根据属水平的相对丰度柱状图(图6(b))，可以观察到Dechloromonas(脱氯单胞菌属)、Zoogloea(动胶菌属)和Thauera(陶厄氏菌属)在所有组别中都是相对丰度最高的3个属。据报道，Dechloromonas可以还原高氯酸盐，同时也是聚磷菌^[14] 和反硝化功能菌^[8]。表3中可以看出，Dechloromonas在CK组中相对丰度最高，占比31.3%，而其他3组中Dechloromonas的相对丰度均比对照组低10%左右。这说明MWCNTs和SDBS均对Dechloromonas的生长造成抑制。Zoogloea属于一类贫营养条件下生长的好氧反硝化菌，在活性污泥中可以形成菌胶团，促进污泥絮凝性能^[14-15]。Zoogloea在MC组中相对丰度最高(30.4%)，比CK组高12.3%。这可能是反应器中沉积的的MWCNTs为Zoogloea提供了更好的生长载体，更有利于Zoogloea在反应器中的富集。QU等^{[5, 9]}的研究也发现单壁碳纳米管促进了Zoogloea在活性污泥中的相对丰度。而对于MC-SD组，虽然也有MWCNTs的沉积，但SDBS对菌群结构的影响更大，因此SDBS和MWCNTs共存时，群落结构与SDBS单独存在时相似。Thaurea(陶厄氏菌属)在CK组和MC组相对丰度为10%左右，但在SD组和MC-SD组丰度增加到23%左右，这说明SDBS促进了Thaurea在反应器中的生长富集。有研究表明，已知的Thauera菌都是反硝化菌，对芳香族化合物具有很好的降解作用^[16]，SDBS的分子中带有苯环，因此，Thaurea对SDBS也有良好的降解性能，造成Thaurea在反应器中的富集。

结合图7可以看出，CK组物种相对丰度和多样性最高。CK组中除Dechloromonas相对丰度最高外，变形菌门中的Diaphorobacter(透明杆菌)、拟杆菌门黄杆菌目NS9_marine_group、B1-7BS和Nitrospira(硝化螺旋菌)以及绿弯菌门中的PHOS-HE36相对丰度均高于其他组别。Nitrospira为亚硝酸盐氧化菌，在CK组中的相对丰度为1%，而在MC组、SD组和MC-SD组中的相对丰度均有明显降低，说明MWCNTs和SDBS均对Nitrospira有明显的抑制作用。Nitrospira可以将亚硝酸盐氧化成硝酸盐，Nitrospira相对丰度的降低将影响亚硝酸盐的氧化。已有研究表明，MWCNTs长期作用于活性污泥系统，会降低活性污泥中硝化菌群特别是氨氧化菌群的相对丰度^[3]。GAO等^[6-8]的研究表明羧基化、氨基化和羟基化的MWCNTs长期作用于SBR体系中，活性污泥中的硝化和反硝化菌群均受到抑制。而在本研究中，不仅MWCNTs降低了Nitrospira的相对丰度，SDBS对Nitrospira相对丰度的降低更显著。

与CK组相比，MC组中Leptothrix(纤毛菌属)、降解有机物的Candidatus_Competibacter和聚磷菌属Candidatus_Accumulibacter数量显著降低。Leptothrix菌属为丝状细菌，MWCNTs的存在可以降低丝状细菌的数量。同时，除优势菌属Zoogloea外，MC组中变形菌门的Ferruginibacter(碱铁杆菌属)和Sphaerotibacter(球衣菌属)的相对丰度也明显高于其他组。Ferruginibacter(碱铁杆菌属)可以参与反硝化，Sphaerotibacter(球衣菌属)为丝状细菌，对有毒物质耐受能力强。因此，可以解释MWCNTs单独存在条件下，COD去除率高于对照组，且氨氮去除率较高，有稳定的脱氮效率。

由图7可以看出，SD组和MC-SD组物种组成相似。SDBS除显著抑制了Dechloromonas的生长外，也显著降低了Bdellovibrio(蛭弧菌属)和Terrimonas(土生单胞菌属)在活性污泥微生物种群中的相对丰度。另一方面，由于SDBS的存在，一些菌属的相对丰度显著高于CK组和MC组，除Thaurea外，Flavobacterium(黄杆菌属)、拟杆菌门的Lentimicrobiace、phenyLobacterium、Brevundimonas(短波单胞菌属)和Novosphingobium菌属的相对丰度也明显高于其他组。据报道，Flavobacterium为革兰氏阴性需氧杆菌，可以代谢多环芳烃^[17-18]。因此推测Flavobacterium可代谢SDBS，造成SD组和MC-SD组中Flavobacterium相对丰度高于其他两组。

由种群结构分析可见，MWCNTs和SDBS均对活性污泥微生物种群结构造成了显著影响，在SDBS和MWCNTs共存条件下，SDBS对活性污泥微生物种群的影响起主导作用。结合反应器污水处理性能数据，MWCNTs和SDBS对微生物种群结构的改变在一定程度上促进了反应器中有机物的降解。在SDBS存在条件下，虽然SDBS与EPS的结合导致了活性污泥解絮^[13,19]，泡沫与絮体结合也降低了污泥浓度，但对水中有机物的去除能力不降反升，说明SDBS存在下污泥活性和微生物种群结构有利于有机物的去除。MWCNTs和SDBS对Nitrospira的生长有抑制作用，但系统脱氮性能受到多种菌属的影响，随着反应器运行时间的延长，系统微生物种群稳定，MWCNTs和SDBS对脱氮性能的影响变小。

1)连续运行22 d，10 mg·L⁻¹的SDBS和10 mg·L⁻¹的MWCNTs可提高SBR中COD去除率，MWCNTs对反应器脱氮性能影响不明显，SDBS单独存在下对反应器脱氮性能有轻微抑制，连续运行15 d后，MC-SD组中总氮去除率降低。

2) SDBS和MWCNTs均可降低SBR中活性污泥中的微生物物种数量和相对丰度，其中两者均导致Dechloromonas相对丰度下降10%左右，MWCNTs单独存在下Zoogloea相对丰度增加12%，提高了污泥的絮凝性能，Ferruginibacter和Sphaerotibacter相对丰度优于其他组；SDBS存在条件下，降解芳香族化合物的菌属如Thaurea和Flavobacterium相对丰度明显增加。SDBS和MWCNTs共存时，SDBS对活性污泥微生物种群的影响起主导作用，微生物种群结构与SDBS单独存在时相似。