1 引言
再生水回用是解決水資源短缺的有效途徑，然而再生水回用過程中微生物再生長造成的水質惡化，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，控制再生水輸配過程中微生物的生長，再生水廠采用各種先進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用.目前，再生水混凝處理主要關注和研究出水的常規水質指標，而對再生水的生物穩定性狀況，即水中有機營養物質支持異養菌生長的潛力，沒有足夠的重視.
水質的生物穩定性通常以生物可同化有機碳(AOC)，即再生水中容易被異養微生物用于合成細胞體、進行繁殖生長的那部分有機物作為評價指標.AOC的測定方法最早由荷蘭的van der Kooij教授等提出，通過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測定飲用水AOC水平，以評價飲用水的生物穩定性狀況.AOC測定方法提出后，Kaplan等(1993)提出了改進方法以提高AOC測定方法的實驗效率和測定結果的準確性，使其成為最被廣泛認可和應用的AOC測定方法.然而飲用水與再生水的有機物濃度及有機物組成特性不同，且AOC測定中最為關鍵的因素是測試菌種的選取，因此，從飲用水中篩選出來的測試菌種可能無法準確反映再生水的AOC水平.趙欣從再生水中篩選出Pseudomonas saponiphila G3作為再生水AOC水平的測試菌種，對北京市再生水的水質生物穩定性開展了相關的研究.為進一步掌握北京市再生水的水質生物穩定性狀況，本試驗以 G3菌種作為再生水AOC水平測試菌種，開展北京市再生水水質生物穩定性的調研工作，并以聚合氯化鋁(PACl)為混凝劑，考察混凝處理工藝對再生水AOC水平及其去除規律的影響.
2 材料與方法
2.1 水樣采集與處理
試驗所用水樣采集自北京市X和B再生水廠二級生物處理(分別為A2O和MBR)出水，取樣時間為2014年10月至2015年1月.利用棕色玻璃瓶采集二級出水水樣，在4 h之內運回實驗室，保存在4 ℃冰箱中待用.所采集水樣的水質情況在采樣當天進行測定.
2.2 AOC測定方法
測試菌種選用清華大學環境學院環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室提供的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)的具塞磨口三角瓶中，在25 ℃生化培養箱中靜置、暗培養7 d至穩定期，采用平板計數法測定接種液中的微生物濃度后用作再生水AOC水平測定的接種液.配制不同濃度的乙酸鈉標準溶液(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.待乙酸鈉標準溶液冷卻后接種G3菌種(接種濃度為104 CFU·mL-1，每個水樣作3個平行樣)，靜置在25 ℃生化培養箱中暗培養至穩定期.通過平板計數法測定對應濃度下測試菌種的最大生長濃度，以乙酸鈉標準溶液濃度為橫坐標，菌種最大生長濃度為縱坐標制作標準曲線，標準曲線的斜率即為AOC的產率系數.本研究中G3菌種的產率系數為2.16×106 CFU·μg-1(以乙酸碳計).將待測水樣經0.2 μm微孔濾膜過濾，水樣的接種和培養方法與上述試驗相同.培養3 d后進行平板計數.為減少試驗誤差，在試驗中設空白對照.水樣的AOC濃度(μg·L-1)用待測水樣的細菌數(C，CFU·mL-1)減去空白對照的細菌數(Cck，CFU·mL-1)，再除以產率系數(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)，試驗儀器為日本Shimadzu公司出品的LC-20高效液相色譜，由一個 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為流動相.每次測定時，進量水樣為100 μL，掃描時間為60 min.以聚乙二醇標準溶液(分子量分別為330、700、1050、5250、10225和30000 Da)制作分子量標準曲線.校準后，色譜柱中的停留時間轉化為相應的分子量.
2.4 其他水質指標測定
pH值測定采用玻璃電極法，試驗儀器為瑞士Mettler-Toledo公司出品的FE20K型pH電極測定儀;溶解性有機碳(DOC)測定采用非色散紅外線吸收法，試驗儀器為日本Shimadzu公司出品的TOC-VCPH型總有機碳(TOC)分析儀;水中吸收紫外線的不飽和有機物、含氮有機物(UV254)的測定采用紫外分光光度法，試驗儀器為日本Shimadzu公司出品的UV-2401PC型紫外可見分光光度計;SUVA為某樣品的UV254值與DOC濃度的比值，即單位溶解性有機碳所具有的紫外吸收值;三維熒光為水中不同類型的有機物在不同激發波長和發射波長下表現出不同的熒光強度，根據三維熒光光譜圖上不同區域熒光強度可以分析判斷不同類型的有機物，試驗儀器采用F-7000型熒光分光光度計.
2.5 混凝實驗
混凝試驗在攪拌杯(容積為1 L)中進行，攪拌裝置采用中國潛江梅宇公司出品的MY3000-6型混凝實驗攪拌儀，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中設定的混凝程序進行試驗.試驗結束后，各水樣分別經0.2 μm孔徑的尼龍濾膜進行過濾，以去除其中的絮體物質，于24 h內測定pH、DOC、UV254、三維熒光和AOC等指標.
表 1 混凝實驗攪拌儀程序
?3 結果與討論
3.1 混凝對基本水質指標的影響
將采集的再生水廠二級出水水樣，經0.2 μm孔徑的尼龍濾膜過濾去除懸浮顆粒后，測定水樣基本水質指標，結果如表 2所示.
表 2 再生水廠水樣水質情況
?根據對北京市實際運營再生水廠的調研，發現再生水廠混凝處理工藝普遍采用PACl作為混凝劑;另外，趙欣等的研究發現，PACl投加量為60 mg·L-1時，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，混凝處理對再生水廠二級出水基本水質指標的影響.研究發現，再生水廠二級出水水樣經混凝處理后，水樣DOC和不飽和有機物、含氮有機物(即UV254)的去除效果一般(圖 1)：X廠二級出水水樣DOC的去除率為3%~29%，B廠二級出水水樣DOC的去除率為17%~30%;X廠二級出水水樣UV254的去除率為10%~24%，B廠二級出水水樣UV254的去除率為23%~36%.同時發現，80%水樣的DOC去除率低于UV254去除率，這可能是因為再生水二級出水水樣中有較多表征UV254的腐殖質類和芳香族類化合物，這類物質在混凝過程中較易被去除.
圖 1
圖 1 混凝對DOC和UV254的去除情況
進一步考察了PACl不同投加量下混凝處理對水質情況的影響.圖 2a和2b所示為X和B再生水廠二級出水水樣(水樣編號中的數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.有研究表明，SUVA值與芳香環及碳碳雙鍵的含量之間有良好的線性關系(薛爽等，2013)，說明增加混凝劑投加量有利于水樣中飽和雙鍵及芳香環有機物的去除.
圖 2
圖 2 不同PACl投加量對二級出水水樣水質的影響
高效分子排阻色譜法可以測量水中有機物質分子量的連續分布情況，圖 2d所示為B150121水樣經不同劑量PACl混凝處理前后，水樣中不同分子量有機物的分布情況.從圖中可以看出，混凝主要去除水中分子量為1000~20000 Da的有機物質，尤其對分子量為3000~20000 Da的物質具有很好的去除效果，且隨著PACl投加量的增加，對這類分子量有機物的去除效果也提高.從圖中也可以發現，混凝對分子量<1000 Da的有機物物質的去除效果非常有限，即便在120 mg·L-1 PACl投加量下，這部分有機物的信號強度也基本沒有發生變化.
B150121水樣經不同劑量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域分別表征不同的有機物類型，區域I~V表征的物質分別為：酪氨酸類芳香族蛋白質、色氨酸類芳香族蛋白質、富里酸類腐殖質、溶解性微生物代謝產物和腐殖酸類腐殖質.可以看出，水樣在區域III、IV和V均有熒光峰，區域I和II的熒光強度較弱，其中，區域I的熒光強度最弱.對上述三維熒光光譜5個區域的熒光強度進行積分，結果如圖 4所示.可以看出，混凝后水樣的熒光強度變化不明顯，即使PACl投加量達到120 mg·L-1，水樣的熒光強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 混凝對二級出水三維熒光光譜圖中各區域熒光強度積分的影響
3.2 混凝對水質生物穩定性的影響
本研究首先考察了再生水廠二級出水水樣在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.以上結果表明，在PACl投加量為60 mg·L-1時，再生水廠二級出水水樣混凝后AOC水平有升高的趨勢，說明水質生物穩定性降低.
圖 5
圖 5 二級出水水樣混凝前后AOC水平的變化
進一步考察了PACl不同投加量時混凝對水樣AOC水平的影響.圖 6所示為X和B再生水廠二級出水水樣在20~120 mg·L-1 PACl投加量下AOC水平變化情況.可以看出，水樣經不同劑量PACl處理后，水樣AOC水平表現出升高的趨勢：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投加量對二級出水水樣AOC水平的影響
以上結果表明，再生水廠二級出水水樣投加PACl混凝處理后，AOC水平有升高的趨勢，水樣的水質生物穩定性降低.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的有機物對微生物的生長具有抑制作用(Zhao et al.，2014)，而本研究體系對分子量為3000~20000 Da的物質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 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。
另有研究表明，混凝處理對再生水和飲用水的AOC水平不產生影響(Volk et al.，2000)，或者導致AOC降低(Thayanukul et al.，2013).可能是因為：①飲用水與再生水水質的差異導致AOC水平變化規律不同，飲用水中有機物組成主要是天然有機物，而再生水廠二級出水中有機物組成除了天然有機物外，還包括溶解性微生物代謝產物和一些難降解有機物等;②不同地區的再生水廠進水水質及采用的二級生物處理工藝的不同造成二級出水水質的差異進而影響AOC水平變化規律;③混凝劑種類和投加量的不同影響到AOC水平變化規律;④測試菌種的不同導致AOC水平變化規律的不同.
4 結論
混凝處理對再生水廠二級出水中DOC和UV254的去除率分別為3%~30%和10%~36%，去除效果一般.再生水廠二級出水中分子量為3000~20000 Da的有機物容易被混凝過程去除，但分子量小于3000 Da的有機物在混凝過程中幾乎不能被去除.再生水廠二級出水經混凝處理后，水樣熒光強度變化不明顯，即使PACl投加量達到120 mg·L-1，水樣的熒光強度也沒有明顯的降低.再生水廠二級出水經混凝處理后，AOC水平有升高的趨勢.PACl投加量為60 mg·L-1時，混凝前后二級出水的AOC水平分別為48~485 μg·L-1和121~910 μg·L-1，變化率為-4%~124%，說明水質生物穩定性變差.
