周正協(xié)，徐 巧，何建榮，劉志剛,，許 航，陳桃源

(1. 寧波市自來水有限公司，浙江寧波 315041；2. 河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇南京 210098)

原水輸送管道系統(tǒng)是城鎮(zhèn)給水系統(tǒng)的重要組成部分，由于原水管道通常管徑大且距離長，因此，在原水的輸送過程中通常會發(fā)生一系列物理、化學(xué)及生物反應(yīng)，引起水廠進水端水質(zhì)的變化。近年來，隨著水體富營養(yǎng)化的不斷加劇，湖泊、水庫、河流等常用水源地普遍存在藻類增殖引起水質(zhì)問題的現(xiàn)象。為控制藻類在原水輸送管道中大量繁殖，一些水廠采用在取水前端投加氧化劑的方式保證輸送過程中的水質(zhì)穩(wěn)定[1]。預(yù)氧化能夠有效抑制原水管道中藻類微生物的繁殖，但是氧化劑同樣會破壞原水管道中微生物的活性，不僅影響原水管道內(nèi)壁微生物對水體的凈化作用，也會因為生物膜失活脫落而增加水質(zhì)污染風(fēng)險[2]。目前，關(guān)于氧化技術(shù)對飲用水水質(zhì)影響的研究主要集中在水廠及市政供水管網(wǎng)，針對原水預(yù)氧化技術(shù)對原水輸送過程中的水質(zhì)變化規(guī)律及對微生物群落結(jié)構(gòu)的影響研究較少。本文利用原水管道模擬裝置探究了不同濃度預(yù)氧化條件下，原水含氮污染物的轉(zhuǎn)化規(guī)律及微生物群落結(jié)構(gòu)變化，以期為原水管道預(yù)氯化處理技術(shù)保障原水水質(zhì)安全性提供理論依據(jù)。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗原水管道模擬小試裝置如圖1(a) 所示。將管道內(nèi)徑為100 mm的水泥砂漿內(nèi)襯管段截成長度為20 cm的試驗管段，用純水將管道洗凈后自然通風(fēng)晾干。用環(huán)氧樹脂涂抹管段的外壁以及橫切面，消除對試驗水質(zhì)的影響，最后將處理好的管段放入原水輸送管道，模擬中試裝置以培養(yǎng)生物膜，中試裝置結(jié)構(gòu)參照顧艷梅等[3]的研究，如圖1(b)所示。對上述管段及中試裝置內(nèi)進行周期性的微生物量檢測，當(dāng)兩者數(shù)量相當(dāng)時可認(rèn)為掛膜成功。將掛膜成功后的管段取出后放入試驗容器，利用磁力攪拌器模擬實際水流的剪切力，對試驗容器進行外覆錫紙?zhí)幚硪阅M管道埋地狀態(tài)。

圖1 原水管道模擬裝置 (a)小試； (b)中試Fig.1 Schematic Diagram of Raw Water Pipeline Simulation Device (a) Bench-Scale； (b) Pilot-Plant

1.2 試驗水質(zhì)

試驗管段掛膜期間的進水為寧波JK水庫水，寧波JK水庫水質(zhì)基本滿足我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)中的相關(guān)限值要求，試驗期間模擬管道裝置的進水水水質(zhì)如表1所示。試驗過程采用次氯酸鈉配制成的氯化溶液作為預(yù)氧化劑，試驗在常溫下進行。

表1 試驗用水水質(zhì)Tab.1 Quality of Influent Water

1.3 測定項目及分析方法

(1)常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)測定

(2)溶解性有機氮(DON)分子量分布測定

DON的分子量分布采用超濾膜法測定，使用超濾杯和超濾膜對DON分子量分布進行測定。超濾杯中配有磁力攪拌器，其壓力驅(qū)動是高純氮氣，壓力約為0.15 MPa；超濾膜的有效面積為31.75 cm2，其截留的分子量分別為10、5、3、1 kDa。先將待測水樣用0.45 μm的微濾膜進行過濾，再將水樣依次通過不同截留分子量的超濾膜，測定膜后水樣中的DON含量，各級濃度相減得到各分子量范圍內(nèi)的有機物含量[4]，如式(1)～式(5)。

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

其中：Ci——分子量在i的DON濃度，mg/L。

(3)DON親疏水性測定

DON 的親疏水性通樹脂吸附法實現(xiàn)分離[5]。先將待測水樣用0.45 μm的微濾膜進行過濾，調(diào)節(jié)pH值至2后，分別使用 DAX-8、XAD-4和IRA-958樹脂將待測水樣中的DON分離成不同親疏水性的組分。

(4)微生物指標(biāo)測定

異養(yǎng)菌總數(shù)(HPC)采用R2A平板計數(shù)法測定，微生物群落結(jié)構(gòu)采用宏基因組測序法測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同加氯量下pH值和DO的變化

不同加氯量下裝置出水pH值和DO濃度變化如圖2所示。未加氯時，出水pH值隨時間延長而逐漸降低，這主要是由于硝化菌的硝化作用。加氯后，出水pH值較對照組明顯上升，分析原因是次氯酸鈉溶液呈堿性，投加后引起出水pH值的上升。此外，隨著氯投加量的增加，管道內(nèi)壁硝化菌的硝化作用可能被抑制，導(dǎo)致出水pH值上升。

圖2 不同加氯量pH值和DO濃度變化Fig.2 pH Value and Dissolved Oxygen Concentration at Different Chlorine Dosage

由出水DO濃度變化可知，未加氯時，裝置出水DO濃度隨著時間的延長逐漸降低，反應(yīng)24 h后出水DO濃度下降約1.9 mg/L。隨著氯投加量的增加，出水DO濃度逐漸上升，當(dāng)加氯量在0.5～1.0 mg/L時，出水DO濃度隨時間的下降趨勢同空白對照組相似。這表明在較低濃度加氯條件下，管道內(nèi)部可能存在一部分耐氯微生物仍能維持自身的生長代謝過程，消耗水中的DO；當(dāng)加氯量大于1.5 mg/L時，出水DO濃度較低濃度加氯量時明顯上升，這可能是由于高濃度的氯能夠使管道內(nèi)部微生物大量失活，從而降低耗氧能力。

2.2 含氮污染物的變化

圖3 不同加氯量下濃度的變化 Concentration at Different Chlorine Dosage

圖4 不同加氯量下和濃度變化 and Concentration at Different Chlorine Dosage

(3)DON濃度的變化

DON濃度變化如圖5所示，空白試驗組出水DON濃度隨時間逐漸增大，24 h后出水DON濃度增加0.13 mg/L，增長率為45%。DON濃度的上升可能由3方面因素引起：(1)試驗管道內(nèi)壁生物膜在代謝過程中會產(chǎn)生一系列代謝產(chǎn)物，導(dǎo)致出水DON濃度升高；(2)水體中懸浮顆粒物表面附著的有機物與氯發(fā)生反應(yīng)引起DON濃度的升高；(3)水力剪切作用可能會導(dǎo)致部分生物膜脫落，引起出水DON濃度升高。加氯后，出水DON濃度明顯增加，且隨著投加量的增加而升高。當(dāng)加氯量大于1.5 mg/L，反應(yīng)時間為4.5 h時，出水DON濃度較進水增加86%左右。這可能是由于較大的加氯量會破壞生物膜胞外結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致生物膜內(nèi)微生物失活后進水水體，增加出水DON的濃度。趙銳[7]研究了加氯作用對供水模擬管道生物膜的影響，結(jié)果表明，當(dāng)水中游離氯濃度逐漸升高到0.5 mg/L時，管壁生物膜內(nèi)生物量隨游離氯的增加呈直線下降趨勢，生物膜內(nèi)生物量減少約90%。另外，微生物產(chǎn)生的有機物會和氯反應(yīng)生成復(fù)雜的消毒副產(chǎn)物，這可能也是引起出水DON濃度升高的原因之一。

圖5 不同加氯量下DON濃度變化Fig.5 Dissolved Organic Nitrogen Concentration at Different Chlorine Dosage

2.3 DON分子量及親疏水性變化

選取出水DON濃度相對穩(wěn)定的4.5 h水樣進行分子量分布及親疏水性測定，結(jié)果如圖6所示。試驗原水以小分子DON為主，分子量<1、1～3、3～5、5～10、>10 kDa所占比例分別為63.2%、5.2%、2.3%、7.1%和22.2%?？瞻自囼灲MDON分子量變化較小，加氯后，DON中分子量<1 kDa的比例逐漸上升，分子量>10 kDa的比例逐漸下降。當(dāng)加氯量為3 mg/L時，出水DON中分子量<1、1～3、3～5、5～10、>10 kDa所占比例分別為77.5%、8%、2.7%、7.2%和4.6%。這表明隨著加氯量的增加，水體中的大分子有機物與氯反應(yīng)轉(zhuǎn)化為小分子有機物。DON親疏水性變化如圖6所示，加氯后明顯增加了DON中親水性組分的比例，與空白試驗組相比，當(dāng)加氯量為3 mg/L時，親水性DON比例由69.8%增加至88.2%。疏水性有機物通常含有大量的芳香族結(jié)構(gòu)，而親水性組分通常含有更多的脂肪族結(jié)構(gòu)，如氨基酸和多糖[8]。Beggs等[9]對加氯消毒后有機物熒光光譜的研究結(jié)果表明，氯能與水中部分有機物發(fā)生反應(yīng)，將大分子芳香族有機物轉(zhuǎn)化成了小分子親水性有機物。綜上所述，加氯后能夠?qū)⑺w中DON轉(zhuǎn)化為分子量更小，親水性更強的有機物。

圖6 不同加氯量下DON分子量分布及親疏水性變化Fig.6 DON Molecular Weight and Hydrophilicity at Different Chlorine Dosage

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)變化

在不同加氯量下， 選取反應(yīng)4.5 h后的管壁生物膜樣品進行16S rRNA測序分析。采用Uclust軟件將DNA系列進行聚類分析，以97%相似水平為標(biāo)準(zhǔn)劃分可操作性分類單元(OTU)，結(jié)果如表2所示。空白試驗組的生物膜樣品中得到268個OTU，當(dāng)加氯量小于1.5 mg/L時，OTU指數(shù)較空白組大；當(dāng)加氯量大于2 mg/L時，OTU指數(shù)明顯降低。通過對樣品Shannon指數(shù)分析可知，隨著加氯量的增加，Shannon指數(shù)先上升后下降，由此可見，與投加高濃度氯(>1.5 mg/L)相比，投加較低濃度氯(0.5～1.0 mg/L)更有利于提高管道生物膜中微生物多樣性。與未投加氯相比，較低的加氯量同樣表現(xiàn)為較高的微生物多樣性，這與Mi等[10]研究供水管網(wǎng)中消毒劑對生物膜中微生物種群結(jié)構(gòu)影響的結(jié)果一致。

表2 不同加氯量下微生物多樣性指數(shù)Tab.2 Microbial Diversity Index at Different Chlorine Dosage

為準(zhǔn)確反應(yīng)不同加氯量條件下微生物群落結(jié)構(gòu)，對微生物在門和屬水平上的群落結(jié)構(gòu)組成進行分析，結(jié)果如圖7所示。生物膜中優(yōu)勢菌門主要包括變形菌門(Proteobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、放線菌門(Actinobacteria)、藍(lán)藻菌門(Cyanobacteria)、浮霉菌門(Planctomycete)、酸桿菌門(Acidobacteri)、硝化螺旋菌門(Nitrospirae)、綠彎菌門(Chloroflexi)及部分未鑒定菌門。

圖7 不同加氯量下管壁生物膜微生物群落(門水平)Fig.7 Distributions of Bacterial Strains (Level of Phylum) at Different Chlorine Dosage

圖8 不同加氯量下管壁生物膜微生物群落(屬水平)Fig.8 Distributions of Bacterial Strains (Level of Genus) at Different Chlorine Dosage

通過對微生物屬水平群落結(jié)構(gòu)分析可知(圖8)，生物膜中主要含有鞘脂單胞菌屬(Sphingomonas)、假單胞菌屬(Pseudomonas)、食酸菌屬(Acidovorax)、硝化螺旋菌屬(Nitrospira)、不動桿菌屬(Acinetobacter)等。其中，鞘脂單胞菌屬占比隨著加氯量的增加不斷降低，當(dāng)加氯量為3 mg/L時，鞘脂單胞菌屬比由28.6%下降至12.2%。鞘脂單胞菌屬能夠產(chǎn)生大量EPS(胞外聚合物)，是生物膜形成過程中的重要微生物[13]。由此推斷，較高濃度的加氯量可能會加快生物膜的脫落，不利于生物膜生長。此外，假單胞菌屬、食酸菌屬、不動桿菌屬等占比逐漸上升，這些菌屬在耐氯菌屬研究中具有相關(guān)報道[14-15]。

3 結(jié)論

(2)預(yù)氯化后水體中DON濃度明顯增加，且隨著加氯量的增加而升高，主要是由于微生物被消毒劑氧化后細(xì)胞溶出物增加以及高氯濃度下管道內(nèi)壁生物膜失活脫落引起。此外，預(yù)氯化后水體中親水性小分子DON比例明顯增加。

(3)投加較低濃度氯(0.5～1.0 mg/L)在一定程度上會促進微生物多樣性升高，而較高濃度的氯(>1.5 mg/L)則會大大削減物種多樣性。預(yù)氯化后，生物膜中變形菌門占比逐漸降低，厚壁菌門則逐漸成為優(yōu)勢菌，占比逐漸上升。硝化螺旋菌門在高濃度氯條件下占比明顯降低，這與裝置中硝化反應(yīng)規(guī)律相似。在屬水平上，鞘脂單胞菌是生物膜中的重要菌屬，其占比隨著加氯量的增加而降低，而假單胞菌屬、食酸菌屬、不動桿菌屬等耐氯菌屬占比則逐漸上升。