1 引言
再生水回用是解决水资源短缺的有效途径，然而再生水回用过程中微生物再生长造成的水质恶化，如色度、浊度和嗅味升高等，影响再生水的利用.为提高再生水出水水质，控制再生水输配过程中微生物的生长，再生水厂采用各种先进的处理工艺处理再生水，其中，混凝处理工艺因其较好的处理效果及低廉的处理成本而被广泛应用.目前，再生水混凝处理主要关注和研究出水的常规水质指标，而对再生水的生物稳定性状况，即水中有机营养物质支持异养菌生长的潜力，没有足够的重视.
水质的生物稳定性通常以生物可同化有机碳(AOC)，即再生水中容易被异养微生物用于合成细胞体、进行繁殖生长的那部分有机物作为评价指标.AOC的测定方法最早由荷兰的van der Kooij教授等提出，通过在饮用水中筛选出的荧光假单胞菌Pseudomonas fluorescens P17和螺旋菌Spirillum sp. NOX测定饮用水AOC水平，以评价饮用水的生物稳定性状况.AOC测定方法提出后，Kaplan等(1993)提出了改进方法以提高AOC测定方法的实验效率和测定结果的准确性，使其成为最被广泛认可和应用的AOC测定方法.然而饮用水与再生水的有机物浓度及有机物组成特性不同，且AOC测定中最为关键的因素是测试菌种的选取，因此，从饮用水中筛选出来的测试菌种可能无法准确反映再生水的AOC水平.赵欣从再生水中筛选出Pseudomonas saponiphila G3作为再生水AOC水平的测试菌种，对北京市再生水的水质生物稳定性开展了相关的研究.为进一步掌握北京市再生水的水质生物稳定性状况，本试验以 G3菌种作为再生水AOC水平测试菌种，开展北京市再生水水质生物稳定性的调研工作，并以聚合氯化铝(PACl)为混凝剂，考察混凝处理工艺对再生水AOC水平及其去除规律的影响.
2 材料与方法
2.1 水样采集与处理
试验所用水样采集自北京市X和B再生水厂二级生物处理(分别为A2O和MBR)出水，取样时间为2014年10月至2015年1月.利用棕色玻璃瓶采集二级出水水样，在4 h之内运回实验室，保存在4 ℃冰箱中待用.所采集水样的水质情况在采样当天进行测定.
2.2 AOC测定方法
测试菌种选用清华大学环境学院环境模拟与污染控制国家重点联合实验室提供的Pseudomonas saponiphila G3菌种.将菌种从-80 ℃冰箱中取出活化后，接种于装有30 mL乙酸钠溶液(浓度为2000 μg·L-1，以乙酸碳计)的具塞磨口三角瓶中，在25 ℃生化培养箱中静置、暗培养7 d至稳定期，采用平板计数法测定接种液中的微生物浓度后用作再生水AOC水平测定的接种液.配制不同浓度的乙酸钠标准溶液(0~3000 μg·L-1，以乙酸碳)，分装于50 mL具塞磨口三角瓶中，在70 ℃烘箱中巴氏灭菌30 min.待乙酸钠标准溶液冷却后接种G3菌种(接种浓度为104 CFU·mL-1，每个水样作3个平行样)，静置在25 ℃生化培养箱中暗培养至稳定期.通过平板计数法测定对应浓度下测试菌种的最大生长浓度，以乙酸钠标准溶液浓度为横坐标，菌种最大生长浓度为纵坐标制作标准曲线，标准曲线的斜率即为AOC的产率系数.本研究中G3菌种的产率系数为2.16×106 CFU·μg-1(以乙酸碳计).将待测水样经0.2 μm微孔滤膜过滤，水样的接种和培养方法与上述试验相同.培养3 d后进行平板计数.为减少试验误差，在试验中设空白对照.水样的AOC浓度(μg·L-1)用待测水样的细菌数(C，CFU·mL-1)减去空白对照的细菌数(Cck，CFU·mL-1)，再除以产率系数(P，CFU·μg -1)即可得到，具体如式(1)所示.
2.3 分子排阻色谱
分子排阻色谱(SEC)，试验仪器为日本Shimadzu公司出品的LC-20高效液相色谱，由一个 SPD-M20A 紫外灯和两根色谱柱(TSK-GEL G3000PWXL和TSK-GEL G2500PWXL)组成，用于分析水样分子量分布.色谱柱工作温度为40 ℃，以磷酸盐(0.0024 mol·L-1 NaH2PO4和0.0016 mol·L-1 Na2HPO4)和0.025 mol·L-1 Na2SO4为流动相.每次测定时，进量水样为100 μL，扫描时间为60 min.以聚乙二醇标准溶液(分子量分别为330、700、1050、5250、10225和30000 Da)制作分子量标准曲线.校准后，色谱柱中的停留时间转化为相应的分子量.
2.4 其他水质指标测定
pH值测定采用玻璃电极法，试验仪器为瑞士Mettler-Toledo公司出品的FE20K型pH电极测定仪;溶解性有机碳(DOC)测定采用非色散红外线吸收法，试验仪器为日本Shimadzu公司出品的TOC-VCPH型总有机碳(TOC)分析仪;水中吸收紫外线的不饱和有机物、含氮有机物(UV254)的测定采用紫外分光光度法，试验仪器为日本Shimadzu公司出品的UV-2401PC型紫外可见分光光度计;SUVA为某样品的UV254值与DOC浓度的比值，即单位溶解性有机碳所具有的紫外吸收值;三维荧光为水中不同类型的有机物在不同激发波长和发射波长下表现出不同的荧光强度，根据三维荧光光谱图上不同区域荧光强度可以分析判断不同类型的有机物，试验仪器采用F-7000型荧光分光光度计.
2.5 混凝实验
混凝试验在搅拌杯(容积为1 L)中进行，搅拌装置采用中国潜江梅宇公司出品的MY3000-6型混凝实验搅拌仪，混凝剂选用聚合氯化铝(PACl)(氧化铝含量28%)，投加量分别为20、40、60、80、100和120 mg·L-1.在每个搅拌杯中分别加入500 mL水样(水温约为20~25 ℃)，投加混凝剂后按照表 1中设定的混凝程序进行试验.试验结束后，各水样分别经0.2 μm孔径的尼龙滤膜进行过滤，以去除其中的絮体物质，于24 h内测定pH、DOC、UV254、三维荧光和AOC等指标.
表 1 混凝实验搅拌仪程序
3 结果与讨论
3.1 混凝对基本水质指标的影响
将采集的再生水厂二级出水水样，经0.2 μm孔径的尼龙滤膜过滤去除悬浮颗粒后，测定水样基本水质指标，结果如表 2所示.
表 2 再生水厂水样水质情况
根据对北京市实际运营再生水厂的调研，发现再生水厂混凝处理工艺普遍采用PACl作为混凝剂;另外，赵欣等的研究发现，PACl投加量为60 mg·L-1时，再生水AOC水平的变化最为显著(Zhao et al.，2014).因此，本研究中首先研究了PACl投加量为60 mg·L-1时，混凝处理对再生水厂二级出水基本水质指标的影响.研究发现，再生水厂二级出水水样经混凝处理后，水样DOC和不饱和有机物、含氮有机物(即UV254)的去除效果一般(图 1)：X厂二级出水水样DOC的去除率为3%~29%，B厂二级出水水样DOC的去除率为17%~30%;X厂二级出水水样UV254的去除率为10%~24%，B厂二级出水水样UV254的去除率为23%~36%.同时发现，80%水样的DOC去除率低于UV254去除率，这可能是因为再生水二级出水水样中有较多表征UV254的腐殖质类和芳香族类化合物，这类物质在混凝过程中较易被去除.
图 1
图 1 混凝对DOC和UV254的去除情况
进一步考察了PACl不同投加量下混凝处理对水质情况的影响.图 2a和2b所示为X和B再生水厂二级出水水样(水样编号中的数字编码表示采样日期，依次为年、月、日)在20~120 mg·L-1 PACl投加量下DOC和UV254的变化情况.可以看出，随着PACl投加量的增加，混凝后水样DOC和UV254不断降低，最大去除率分别为30%和32%.图 2c所示为PACl不同投加量下SUVA值的变化情况，可以看出，随着PACl投加量的增加，SUVA值有下降趋势.有研究表明，SUVA值与芳香环及碳碳双键的含量之间有良好的线性关系(薛爽等，2013)，说明增加混凝剂投加量有利于水样中饱和双键及芳香环有机物的去除.
图 2
图 2 不同PACl投加量对二级出水水样水质的影响
高效分子排阻色谱法可以测量水中有机物质分子量的连续分布情况，图 2d所示为B150121水样经不同剂量PACl混凝处理前后，水样中不同分子量有机物的分布情况.从图中可以看出，混凝主要去除水中分子量为1000~20000 Da的有机物质，尤其对分子量为3000~20000 Da的物质具有很好的去除效果，且随着PACl投加量的增加，对这类分子量有机物的去除效果也提高.从图中也可以发现，混凝对分子量<1000 Da的有机物物质的去除效果非常有限，即便在120 mg·L-1 PACl投加量下，这部分有机物的信号强度也基本没有发生变化.
B150121水样经不同剂量PACl混凝处理前后的三维荧光光谱如图 3所示.三维荧光光谱图中不同荧光区域分别表征不同的有机物类型，区域I~V表征的物质分别为：酪氨酸类芳香族蛋白质、色氨酸类芳香族蛋白质、富里酸类腐殖质、溶解性微生物代谢产物和腐殖酸类腐殖质.可以看出，水样在区域III、IV和V均有荧光峰，区域I和II的荧光强度较弱，其中，区域I的荧光强度最弱.对上述三维荧光光谱5个区域的荧光强度进行积分，结果如图 4所示.可以看出，混凝后水样的荧光强度变化不明显，即使PACl投加量达到120 mg·L-1，水样的荧光强度也没有明显的降低.
图 3
图 3 水样混凝前后三维荧光光谱等值线图
图 4
图 4 混凝对二级出水三维荧光光谱图中各区域荧光强度积分的影响
3.2 混凝对水质生物稳定性的影响
本研究首先考察了再生水厂二级出水水样在60 mg·L-1 PACl投加量下AOC水平的变化情况.从图 5可知，混凝后水样的AOC水平高于混凝前水样AOC水平，水样中AOC占DOC的比例有所升高.X厂二级出水水样混凝前AOC水平为48 ~485 μg·L-1，平均为208 μg·L-1，水样AOC占DOC的比例在2%~12%之间;混凝后水样的AOC水平为68~983 μg·L-1，平均为318 μg·L-1，混凝后水样的变化率为-4%~103%，水样AOC占DOC比例在3%~27%之间.B厂二级出水水样混凝前AOC水平为122~414 μg·L-1，平均为192 μg·L-1，水样AOC占DOC的比例在1%~2%之间;混凝后水样的AOC水平为181~593 μg·L-1，平均为291 μg·L-1，变化率为8%~124%，水样AOC占DOC的比例在1%~4%之间.以上结果表明，在PACl投加量为60 mg·L-1时，再生水厂二级出水水样混凝后AOC水平有升高的趋势，说明水质生物稳定性降低.
图 5
图 5 二级出水水样混凝前后AOC水平的变化
进一步考察了PACl不同投加量时混凝对水样AOC水平的影响.图 6所示为X和B再生水厂二级出水水样在20~120 mg·L-1 PACl投加量下AOC水平变化情况.可以看出，水样经不同剂量PACl处理后，水样AOC水平表现出升高的趋势：X141030水样混凝前AOC水平为204 μg·L-1，混凝后AOC水平为222~278 μg·L-1，变化率为9%~36%;B141205水样混凝前AOC水平为414 μg·L-1，混凝后AOC水平为267~872 μg·L-1，变化率为-36%~110%;B150121水样混凝前AOC水平为168 μg·L-1，混凝后AOC水平为149~289 μg·L-1，变化率为-11%~72%.
图 6
图 6 PACl投加量对二级出水水样AOC水平的影响
以上结果表明，再生水厂二级出水水样投加PACl混凝处理后，AOC水平有升高的趋势，水样的水质生物稳定性降低.赵欣等的研究表明，在PACl混凝处理再生水体系中，分子量大于10000 Da的有机物对微生物的生长具有抑制作用(Zhao et al.，2014)，而本研究体系对分子量为3000~20000 Da的物质具有较好的去除效果，这就解释了混凝后AOC水平升高的主要原因.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
另有研究表明，混凝处理对再生水和饮用水的AOC水平不产生影响(Volk et al.，2000)，或者导致AOC降低(Thayanukul et al.，2013).可能是因为：①饮用水与再生水水质的差异导致AOC水平变化规律不同，饮用水中有机物组成主要是天然有机物，而再生水厂二级出水中有机物组成除了天然有机物外，还包括溶解性微生物代谢产物和一些难降解有机物等;②不同地区的再生水厂进水水质及采用的二级生物处理工艺的不同造成二级出水水质的差异进而影响AOC水平变化规律;③混凝剂种类和投加量的不同影响到AOC水平变化规律;④测试菌种的不同导致AOC水平变化规律的不同.
4 结论
混凝处理对再生水厂二级出水中DOC和UV254的去除率分别为3%~30%和10%~36%，去除效果一般.再生水厂二级出水中分子量为3000~20000 Da的有机物容易被混凝过程去除，但分子量小于3000 Da的有机物在混凝过程中几乎不能被去除.再生水厂二级出水经混凝处理后，水样荧光强度变化不明显，即使PACl投加量达到120 mg·L-1，水样的荧光强度也没有明显的降低.再生水厂二级出水经混凝处理后，AOC水平有升高的趋势.PACl投加量为60 mg·L-1时，混凝前后二级出水的AOC水平分别为48~485 μg·L-1和121~910 μg·L-1，变化率为-4%~124%，说明水质生物稳定性变差.