1 引言

　　再生水回用是解決水資源短缺的有效途徑，然而再生水回用過(guò)程中微生物再生長(zhǎng)造成的水質(zhì)惡化，如色度、濁度和嗅味升高等，影響再生水的利用.為提高再生水出水水質(zhì)，控制再生水輸配過(guò)程中微生物的生長(zhǎng)，再生水廠采用各種先進(jìn)的處理工藝處理再生水，其中，混凝處理工藝因其較好的處理效果及低廉的處理成本而被廣泛應(yīng)用.目前，再生水混凝處理主要關(guān)注和研究出水的常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)，而對(duì)再生水的生物穩(wěn)定性狀況，即水中有機(jī)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)支持異養(yǎng)菌生長(zhǎng)的潛力，沒有足夠的重視.

　　水質(zhì)的生物穩(wěn)定性通常以生物可同化有機(jī)碳(AOC)，即再生水中容易被異養(yǎng)微生物用于合成細(xì)胞體、進(jìn)行繁殖生長(zhǎng)的那部分有機(jī)物作為評(píng)價(jià)指標(biāo).AOC的測(cè)定方法最早由荷蘭的van der Kooij教授等提出，通過(guò)在飲用水中篩選出的熒光假單胞菌Pseudomonas fluorescens P17和螺旋菌Spirillum sp. NOX測(cè)定飲用水AOC水平，以評(píng)價(jià)飲用水的生物穩(wěn)定性狀況.AOC測(cè)定方法提出后，Kaplan等(1993)提出了改進(jìn)方法以提高AOC測(cè)定方法的實(shí)驗(yàn)效率和測(cè)定結(jié)果的準(zhǔn)確性，使其成為最被廣泛認(rèn)可和應(yīng)用的AOC測(cè)定方法.然而飲用水與再生水的有機(jī)物濃度及有機(jī)物組成特性不同，且AOC測(cè)定中最為關(guān)鍵的因素是測(cè)試菌種的選取，因此，從飲用水中篩選出來(lái)的測(cè)試菌種可能無(wú)法準(zhǔn)確反映再生水的AOC水平.趙欣從再生水中篩選出Pseudomonas saponiphila G3作為再生水AOC水平的測(cè)試菌種，對(duì)北京市再生水的水質(zhì)生物穩(wěn)定性開展了相關(guān)的研究.為進(jìn)一步掌握北京市再生水的水質(zhì)生物穩(wěn)定性狀況，本試驗(yàn)以 G3菌種作為再生水AOC水平測(cè)試菌種，開展北京市再生水水質(zhì)生物穩(wěn)定性的調(diào)研工作，并以聚合氯化鋁(PACl)為混凝劑，考察混凝處理工藝對(duì)再生水AOC水平及其去除規(guī)律的影響.

　　2 材料與方法

　　2.1 水樣采集與處理

　　試驗(yàn)所用水樣采集自北京市X和B再生水廠二級(jí)生物處理(分別為A2O和MBR)出水，取樣時(shí)間為2014年10月至2015年1月.利用棕色玻璃瓶采集二級(jí)出水水樣，在4 h之內(nèi)運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，保存在4 ℃冰箱中待用.所采集水樣的水質(zhì)情況在采樣當(dāng)天進(jìn)行測(cè)定.

　　2.2 AOC測(cè)定方法

　　測(cè)試菌種選用清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院環(huán)境模擬與污染控制國(guó)家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室提供的Pseudomonas saponiphila G3菌種.將菌種從-80 ℃冰箱中取出活化后，接種于裝有30 mL乙酸鈉溶液(濃度為2000 μg·L-1，以乙酸碳計(jì))的具塞磨口三角瓶中，在25 ℃生化培養(yǎng)箱中靜置、暗培養(yǎng)7 d至穩(wěn)定期，采用平板計(jì)數(shù)法測(cè)定接種液中的微生物濃度后用作再生水AOC水平測(cè)定的接種液.配制不同濃度的乙酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液(0~3000 μg·L-1，以乙酸碳)，分裝于50 mL具塞磨口三角瓶中，在70 ℃烘箱中巴氏滅菌30 min.待乙酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液冷卻后接種G3菌種(接種濃度為104 CFU·mL-1，每個(gè)水樣作3個(gè)平行樣)，靜置在25 ℃生化培養(yǎng)箱中暗培養(yǎng)至穩(wěn)定期.通過(guò)平板計(jì)數(shù)法測(cè)定對(duì)應(yīng)濃度下測(cè)試菌種的最大生長(zhǎng)濃度，以乙酸鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液濃度為橫坐標(biāo)，菌種最大生長(zhǎng)濃度為縱坐標(biāo)制作標(biāo)準(zhǔn)曲線，標(biāo)準(zhǔn)曲線的斜率即為AOC的產(chǎn)率系數(shù).本研究中G3菌種的產(chǎn)率系數(shù)為2.16×106 CFU·μg-1(以乙酸碳計(jì)).將待測(cè)水樣經(jīng)0.2 μm微孔濾膜過(guò)濾，水樣的接種和培養(yǎng)方法與上述試驗(yàn)相同.培養(yǎng)3 d后進(jìn)行平板計(jì)數(shù).為減少試驗(yàn)誤差，在試驗(yàn)中設(shè)空白對(duì)照.水樣的AOC濃度(μg·L-1)用待測(cè)水樣的細(xì)菌數(shù)(C，CFU·mL-1)減去空白對(duì)照的細(xì)菌數(shù)(Cck，CFU·mL-1)，再除以產(chǎn)率系數(shù)(P，CFU·μg -1)即可得到，具體如式(1)所示.

　　2.3 分子排阻色譜

　　分子排阻色譜(SEC)，試驗(yàn)儀器為日本Shimadzu公司出品的LC-20高效液相色譜，由一個(gè) SPD-M20A 紫外燈和兩根色譜柱(TSK-GEL G3000PWXL和TSK-GEL G2500PWXL)組成，用于分析水樣分子量分布.色譜柱工作溫度為40 ℃，以磷酸鹽(0.0024 mol·L-1 NaH2PO4和0.0016 mol·L-1 Na2HPO4)和0.025 mol·L-1 Na2SO4為流動(dòng)相.每次測(cè)定時(shí)，進(jìn)量水樣為100 μL，掃描時(shí)間為60 min.以聚乙二醇標(biāo)準(zhǔn)溶液(分子量分別為330、700、1050、5250、10225和30000 Da)制作分子量標(biāo)準(zhǔn)曲線.校準(zhǔn)后，色譜柱中的停留時(shí)間轉(zhuǎn)化為相應(yīng)的分子量.

　　2.4 其他水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定

　　pH值測(cè)定采用玻璃電極法，試驗(yàn)儀器為瑞士Mettler-Toledo公司出品的FE20K型pH電極測(cè)定儀;溶解性有機(jī)碳(DOC)測(cè)定采用非色散紅外線吸收法，試驗(yàn)儀器為日本Shimadzu公司出品的TOC-VCPH型總有機(jī)碳(TOC)分析儀;水中吸收紫外線的不飽和有機(jī)物、含氮有機(jī)物(UV254)的測(cè)定采用紫外分光光度法，試驗(yàn)儀器為日本Shimadzu公司出品的UV-2401PC型紫外可見分光光度計(jì);SUVA為某樣品的UV254值與DOC濃度的比值，即單位溶解性有機(jī)碳所具有的紫外吸收值;三維熒光為水中不同類型的有機(jī)物在不同激發(fā)波長(zhǎng)和發(fā)射波長(zhǎng)下表現(xiàn)出不同的熒光強(qiáng)度，根據(jù)三維熒光光譜圖上不同區(qū)域熒光強(qiáng)度可以分析判斷不同類型的有機(jī)物，試驗(yàn)儀器采用F-7000型熒光分光光度計(jì).

　　2.5 混凝實(shí)驗(yàn)

　　混凝試驗(yàn)在攪拌杯(容積為1 L)中進(jìn)行，攪拌裝置采用中國(guó)潛江梅宇公司出品的MY3000-6型混凝實(shí)驗(yàn)攪拌儀，混凝劑選用聚合氯化鋁(PACl)(氧化鋁含量28%)，投加量分別為20、40、60、80、100和120 mg·L-1.在每個(gè)攪拌杯中分別加入500 mL水樣(水溫約為20~25 ℃)，投加混凝劑后按照表 1中設(shè)定的混凝程序進(jìn)行試驗(yàn).試驗(yàn)結(jié)束后，各水樣分別經(jīng)0.2 μm孔徑的尼龍濾膜進(jìn)行過(guò)濾，以去除其中的絮體物質(zhì)，于24 h內(nèi)測(cè)定pH、DOC、UV254、三維熒光和AOC等指標(biāo).

　　表 1 混凝實(shí)驗(yàn)攪拌儀程序

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 混凝對(duì)基本水質(zhì)指標(biāo)的影響

　　將采集的再生水廠二級(jí)出水水樣，經(jīng)0.2 μm孔徑的尼龍濾膜過(guò)濾去除懸浮顆粒后，測(cè)定水樣基本水質(zhì)指標(biāo)，結(jié)果如表 2所示.

　　表 2 再生水廠水樣水質(zhì)情況

　　根據(jù)對(duì)北京市實(shí)際運(yùn)營(yíng)再生水廠的調(diào)研，發(fā)現(xiàn)再生水廠混凝處理工藝普遍采用PACl作為混凝劑;另外，趙欣等的研究發(fā)現(xiàn)，PACl投加量為60 mg·L-1時(shí)，再生水AOC水平的變化最為顯著(Zhao et al.，2014).因此，本研究中首先研究了PACl投加量為60 mg·L-1時(shí)，混凝處理對(duì)再生水廠二級(jí)出水基本水質(zhì)指標(biāo)的影響.研究發(fā)現(xiàn)，再生水廠二級(jí)出水水樣經(jīng)混凝處理后，水樣DOC和不飽和有機(jī)物、含氮有機(jī)物(即UV254)的去除效果一般(圖 1)：X廠二級(jí)出水水樣DOC的去除率為3%~29%，B廠二級(jí)出水水樣DOC的去除率為17%~30%;X廠二級(jí)出水水樣UV254的去除率為10%~24%，B廠二級(jí)出水水樣UV254的去除率為23%~36%.同時(shí)發(fā)現(xiàn)，80%水樣的DOC去除率低于UV254去除率，這可能是因?yàn)樵偕�水二�?jí)出水水樣中有較多表征UV254的腐殖質(zhì)類和芳香族類化合物，這類物質(zhì)在混凝過(guò)程中較易被去除.

　　圖 1

　　圖 1 混凝對(duì)DOC和UV254的去除情況

　　進(jìn)一步考察了PACl不同投加量下混凝處理對(duì)水質(zhì)情況的影響.圖 2a和2b所示為X和B再生水廠二級(jí)出水水樣(水樣編號(hào)中的數(shù)字編碼表示采樣日期，依次為年、月、日)在20~120 mg·L-1 PACl投加量下DOC和UV254的變化情況.可以看出，隨著PACl投加量的增加，混凝后水樣DOC和UV254不斷降低，最大去除率分別為30%和32%.圖 2c所示為PACl不同投加量下SUVA值的變化情況，可以看出，隨著PACl投加量的增加，SUVA值有下降趨勢(shì).有研究表明，SUVA值與芳香環(huán)及碳碳雙鍵的含量之間有良好的線性關(guān)系(薛爽等，2013)，說(shuō)明增加混凝劑投加量有利于水樣中飽和雙鍵及芳香環(huán)有機(jī)物的去除.

　　圖 2

　　圖 2 不同PACl投加量對(duì)二級(jí)出水水樣水質(zhì)的影響

　　高效分子排阻色譜法可以測(cè)量水中有機(jī)物質(zhì)分子量的連續(xù)分布情況，圖 2d所示為B150121水樣經(jīng)不同劑量PACl混凝處理前后，水樣中不同分子量有機(jī)物的分布情況.從圖中可以看出，混凝主要去除水中分子量為1000~20000 Da的有機(jī)物質(zhì)，尤其對(duì)分子量為3000~20000 Da的物質(zhì)具有很好的去除效果，且隨著PACl投加量的增加，對(duì)這類分子量有機(jī)物的去除效果也提高.從圖中也可以發(fā)現(xiàn)，混凝對(duì)分子量<1000 Da的有機(jī)物物質(zhì)的去除效果非常有限，即便在120 mg·L-1 PACl投加量下，這部分有機(jī)物的信號(hào)強(qiáng)度也基本沒有發(fā)生變化.

　　B150121水樣經(jīng)不同劑量PACl混凝處理前后的三維熒光光譜如圖 3所示.三維熒光光譜圖中不同熒光區(qū)域分別表征不同的有機(jī)物類型，區(qū)域I~V表征的物質(zhì)分別為：酪氨酸類芳香族蛋白質(zhì)、色氨酸類芳香族蛋白質(zhì)、富里酸類腐殖質(zhì)、溶解性微生物代謝產(chǎn)物和腐殖酸類腐殖質(zhì).可以看出，水樣在區(qū)域III、IV和V均有熒光峰，區(qū)域I和II的熒光強(qiáng)度較弱，其中，區(qū)域I的熒光強(qiáng)度最弱.對(duì)上述三維熒光光譜5個(gè)區(qū)域的熒光強(qiáng)度進(jìn)行積分，結(jié)果如圖 4所示.可以看出，混凝后水樣的熒光強(qiáng)度變化不明顯，即使PACl投加量達(dá)到120 mg·L-1，水樣的熒光強(qiáng)度也沒有明顯的降低.

　　圖 3

　　圖 3 水樣混凝前后三維熒光光譜等值線圖

　　圖 4

　　圖 4 混凝對(duì)二級(jí)出水三維熒光光譜圖中各區(qū)域熒光強(qiáng)度積分的影響

　　3.2 混凝對(duì)水質(zhì)生物穩(wěn)定性的影響

　　本研究首先考察了再生水廠二級(jí)出水水樣在60 mg·L-1 PACl投加量下AOC水平的變化情況.從圖 5可知，混凝后水樣的AOC水平高于混凝前水樣AOC水平，水樣中AOC占DOC的比例有所升高.X廠二級(jí)出水水樣混凝前AOC水平為48 ~485 μg·L-1，平均為208 μg·L-1，水樣AOC占DOC的比例在2%~12%之間;混凝后水樣的AOC水平為68~983 μg·L-1，平均為318 μg·L-1，混凝后水樣的變化率為-4%~103%，水樣AOC占DOC比例在3%~27%之間.B廠二級(jí)出水水樣混凝前AOC水平為122~414 μg·L-1，平均為192 μg·L-1，水樣AOC占DOC的比例在1%~2%之間;混凝后水樣的AOC水平為181~593 μg·L-1，平均為291 μg·L-1，變化率為8%~124%，水樣AOC占DOC的比例在1%~4%之間.以上結(jié)果表明，在PACl投加量為60 mg·L-1時(shí)，再生水廠二級(jí)出水水樣混凝后AOC水平有升高的趨勢(shì)，說(shuō)明水質(zhì)生物穩(wěn)定性降低.

　　圖 5

　　圖 5 二級(jí)出水水樣混凝前后AOC水平的變化

　　進(jìn)一步考察了PACl不同投加量時(shí)混凝對(duì)水樣AOC水平的影響.圖 6所示為X和B再生水廠二級(jí)出水水樣在20~120 mg·L-1 PACl投加量下AOC水平變化情況.可以看出，水樣經(jīng)不同劑量PACl處理后，水樣AOC水平表現(xiàn)出升高的趨勢(shì)：X141030水樣混凝前AOC水平為204 μg·L-1，混凝后AOC水平為222~278 μg·L-1，變化率為9%~36%;B141205水樣混凝前AOC水平為414 μg·L-1，混凝后AOC水平為267~872 μg·L-1，變化率為-36%~110%;B150121水樣混凝前AOC水平為168 μg·L-1，混凝后AOC水平為149~289 μg·L-1，變化率為-11%~72%.

　　圖 6

　　圖 6 PACl投加量對(duì)二級(jí)出水水樣AOC水平的影響

　　以上結(jié)果表明，再生水廠二級(jí)出水水樣投加PACl混凝處理后，AOC水平有升高的趨勢(shì)，水樣的水質(zhì)生物穩(wěn)定性降低.趙欣等的研究表明，在PACl混凝處理再生水體系中，分子量大于10000 Da的有機(jī)物對(duì)微生物的生長(zhǎng)具有抑制作用(Zhao et al.，2014)，而本研究體系對(duì)分子量為3000~20000 Da的物質(zhì)具有較好的去除效果，這就解釋了混凝后AOC水平升高的主要原因.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　另有研究表明，混凝處理對(duì)再生水和飲用水的AOC水平不產(chǎn)生影響(Volk et al.，2000)，或者導(dǎo)致AOC降低(Thayanukul et al.，2013).可能是因?yàn)椋孩亠嬘盟�與再生水水質(zhì)的差異導(dǎo)致AOC水平變化規(guī)律不同，飲用水中有機(jī)物組成主要是天然有機(jī)物，而再生水廠二級(jí)出水中有機(jī)物組成除了天然有機(jī)物外，還包括溶解性微生物代謝產(chǎn)物和一些難降解有機(jī)物等;②不同地區(qū)的再生水廠進(jìn)水水質(zhì)及采用的二級(jí)生物處理工藝的不同造成二級(jí)出水水質(zhì)的差異進(jìn)而影響AOC水平變化規(guī)律;③混凝劑種類和投加量的不同影響到AOC水平變化規(guī)律;④測(cè)試菌種的不同導(dǎo)致AOC水平變化規(guī)律的不同.

　　4 結(jié)論

　　混凝處理對(duì)再生水廠二級(jí)出水中DOC和UV254的去除率分別為3%~30%和10%~36%，去除效果一般.再生水廠二級(jí)出水中分子量為3000~20000 Da的有機(jī)物容易被混凝過(guò)程去除，但分子量小于3000 Da的有機(jī)物在混凝過(guò)程中幾乎不能被去除.再生水廠二級(jí)出水經(jīng)混凝處理后，水樣熒光強(qiáng)度變化不明顯，即使PACl投加量達(dá)到120 mg·L-1，水樣的熒光強(qiáng)度也沒有明顯的降低.再生水廠二級(jí)出水經(jīng)混凝處理后，AOC水平有升高的趨勢(shì).PACl投加量為60 mg·L-1時(shí)，混凝前后二級(jí)出水的AOC水平分別為48~485 μg·L-1和121~910 μg·L-1，變化率為-4%~124%，說(shuō)明水質(zhì)生物穩(wěn)定性變差.