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近年来，膜技术已广泛应用于海水淡化、给水处理、污水深度处理等领域，而膜污染仍然是制约膜技术进一步发展的重大挑战之一。膜表面结垢使渗透通量降低[1]，导致了更高的能量需求和运行成本[2-3]，须不断进行清洗，进而减少膜的使用寿命。膜污染是由膜孔隙及膜面上微生物、胶体、溶质和细胞碎片的不良沉积和积聚引起的[4-5]，尽管通过膜改性等防污性能的改善可以一定程度上减缓膜污染，但膜渗透性的增强效果有限[6-7]。
微生物胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)被认为是造成膜生物反应器膜污染的关键物质[8]。EPS组成非常复杂，主要由大分子有机物组成，如多聚糖类、蛋白类和核酸等，其表面具有大量的活性官能团和疏水区域，具有极强的吸附和络合能力。在膜污染过程中，EPS会与其他胶体物质在膜表面积累形成致密的胶体层[9-10]，因此，EPS的结构和特性会显著影响膜污染的程度。最初研究人员[8-9]通过提取实际EPS来研究EPS的主要组分对膜污染的影响，但由于提取EPS耗时长、效率低且不同提取方法结果不统一，因此，改用模拟EPS溶液(蛋白质、多糖、腐殖酸或其组合)来开展膜污染机理等方面的研究工作。实际EPS和模拟EPS溶液的差异随着研究的深入逐渐开始得到关注，目前公开的报道较少。JIANG等[11]研究了EPS与海藻酸钠在胶体性质上的差异，但是实际EPS与二元甚至多元模拟溶液之间的差异尚不清楚，因此，探究实际EPS和模拟EPS溶液之间的区别具有重要意义。
有研究[12-14]表明，二价阳离子与EPS密切相关，阳离子会桥联EPS中带负电荷的官能团，从而增加EPS和悬浮颗粒间的初始吸附，有助于聚集和稳定生物聚合物，导致胶体和聚合物尺寸增加，其中最常见的阳离子为Ca2+。已有研究[15]表明，Ca2+的存在可显著增加从芽孢杆菌、假单胞菌、沙雷氏菌和耶尔森氏菌等菌种中提取的EPS的絮凝能力，表明Ca2+的存在会对絮凝作用产生影响，从而影响膜的过滤效果。目前，针对二价阳离子，特别是Ca2+存在下实际EPS和模拟EPS的研究较为广泛，但关于对这两者在Ca2+存在下的差异研究却鲜有报道。本研究采用牛血清白蛋白(bovine serum albumin，BSA)和海藻酸钠(sodium alginate，SA)的组合作为模拟溶液，与实际提取的EPS在Ca2+存在的条件下进行比较，采用多种测试分析手段比较两者的粒径分布、官能团、流变特性以及膜污染行为，以期深入认识实际EPS与模拟EPS的差异，旨在探究模拟EPS能否真正替代实际EPS，从而为膜生物反应器污染物质的模拟研究提供理论依据，为膜污染过程中胞外聚合物及其机理研究提供参考。
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实验所用颗粒污泥取自某污水处理厂曝气池，采用阳离子交换树脂法(CER)提取实际胞外聚合物EPS。将30 mL污泥在4 ℃以6 000 r·min−1离心15 min，将沉淀的污泥重新悬浮在30 mL含有2 mmol·L−1 Na3PO4、4 mmol·L−1 NaH2PO4、9 mmol·L−1 NaCl和1 mmol·L−1 KCl的缓冲溶液(pH=7.0)中[16]，加入阳离子交换树脂(Dowex® Na+，Sigma-Aldrich)，在4 ℃下以200 r·min−1搅拌1 h。然后通过重力分离取出CER，最后在4 ℃下以10 000 r·min−1离心15 min，除去剩余的污泥和CER，得到上清液经0.45 μm滤头过滤后即为EPS，以备实验使用。
蛋白质测定采用修正后的Lowry法，以牛血清白蛋白作为标准；多糖测定采用苯酚硫酸法，以无水葡萄糖作为标准[17]，将蛋白和多糖的总量作为EPS的总量，所有的指标重复测定吸光度。在本研究中，实际提取的胞外聚合物蛋白含量为(116±2.28) mg·g−1，多糖含量为(16±1.86) mg·g−1，将胞外聚合物的实际提取液记为EPS。
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实验采用牛血清白蛋白(BSA)模拟蛋白，海藻酸钠(SA)模拟多糖，配置与实际提取的EPS组分含量相同的模拟溶液用作实验料液，记为BSA+SA。所有相关试剂全部购自上海阿拉丁试剂，为分析纯级，实验用水均为MilliQ超纯水。
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在相同的操作条件(0.1 μm PVDF，T=25 ℃，pH=7.0，TMP=0.2 MPa)下，对提取的实际EPS溶液和模拟溶液BSA+SA进行恒压过滤并测定其膜通量随时间的衰减曲线。实验采用孔径为0.1 μm的平板PVDF膜(Millipore，美国)，实验前，将膜在超纯水中浸泡6~10 h，以去除表面的保护物质。恒压过滤装置主要由40 L的氮气瓶、减压阀、缓冲瓶、50 mL的Millipore超滤杯(8050，Amicon，美国)、电子天平(JA21002，上海越平科学仪器有限公司)和计算机组成。操作压力由高压氮气钢瓶提供，减压阀用于控制恒压操作；缓冲瓶用于防止压力过大；进料液从超滤杯上端进入，滤液过膜后流入天平上的烧杯中；天平与计算机超级终端连接，实时记录滤液质量变化，再通过折算为体积，最后根据式(1)计算膜通量。
式中：J为膜通量，L·(m2·h)−1；ΔV为过滤滤液体积差值，cm3；A为过滤面积，cm2；Δt为天平计重时间差，s。
恒压过滤过程一般可以用4种模型进行描述：完全堵塞模型、滤饼层过滤模型、标准堵塞模型和中间堵塞模型[18]。4种过滤模型可归纳为简单的数学形式，如式(2)所示。
式中：dt/dV为收集单位滤液所需要的时间，s·cm−3；k为常数；n=0、1、1.5、2，分别对应滤饼层过滤模型、中间堵塞模型、标准堵塞模型和完全堵塞模型。膜过滤堵塞模型的分析使用Origin软件拟合获得。
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使用Zetasizer Nano ZS(英国马尔文公司)测量粒径及其分布。样品在测量前用孔径为0.22 μm的微滤膜进行过滤；采用Nicolet 6700(美国赛默飞公司)傅里叶红外光谱仪对组成进行分析，测试前须将样品进行真空冷冻干燥，然后将样品与溴化钾混合研磨后进行压片，对样品进行扫描，扫描分辨率为4 cm−1，测定波数为 400~4 000 cm−1；采用S-3400N型扫描电子显微镜(日本日立公司)表征膜的表面形貌，测试前将样品固定在样品台上，为了提高样品的导电性能，采用喷金处理后将样品放入扫描电镜中观察形貌；流变行为在Haake Mar Ⅲ型流变仪(美国赛默飞公司)上测定，流变仪通过水浴控制温度(25±1) ℃，测试使用套筒，进行动态应力扫描和频率扫描以研究流变特性。
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图1和表1分别为EPS和BSA+SA加入Ca2+前后的粒径分布图和平均粒径值。从图1和表1可知，添加Ca2+前EPS粒径主要集中在90~200 nm，平均粒径为(146±7) nm；BSA+SA粒径分布为30~200 nm，平均粒径为(131±16) nm，比EPS的粒径分布范围稍宽，两者粒径接近，单峰尺寸分布基本重叠。
添加Ca2+后，EPS-Ca2+粒径分布为300~900 nm，平均粒径增大至(498±21) nm；而BSA+SA-Ca2+则主要集中在200~800 nm，平均粒径为(384±11) nm，两者粒径范围差异更明显，且EPS-Ca2+的平均粒径大于BSA+SA-Ca2+的平均粒径。加入Ca2+后，EPS的平均粒径从(146±7) nm增加到(498±21) nm，而BSA+SA的平均粒径仅增加了253 nm，这可能是由于模拟溶液选用成分较为简单的牛血清白蛋白和海藻酸钠作为蛋白和多糖的替代物，而从实际颗粒污泥中提取的EPS蛋白和多糖组分则较为复杂。
当Ca2+添加到溶液后，溶液的平均粒径增大，粒径分布范围变宽，这是由于Ca2+会与海藻酸钠的碳链结构相互作用，形成有高度组织性的结构体并在邻近的海藻酸钠分子间产生架桥作用，最后形成一个密实的凝胶网状结构体[19]，因此，当Ca2+存在时，溶液中的多糖会与Ca2+协同形成稳定胶体，导致平均粒径明显增大；同时二价阳离子Ca2+易与溶液中带负电的官能团结合，从而减少电荷斥力，使高聚物分子间易于聚合，使得溶液分子粒径明显增大。已有研究[20-21]发现，溶液加入Ca2+后，高分子趋于卷缩成团，使得溶液颗粒相互积聚，粒径增大，这与本研究结果一致。
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图2为BSA+SA、EPS及其加入Ca2+后形成的水胶体红外谱。如图2所示，红外光谱中均出现了蛋白质、多糖等多聚物分子内部O—H伸缩振动吸收峰(3 300~3 500 cm−1)、多糖分子内C—H伸缩振动吸收峰(2 900~3 000 cm−1)、羧酸基团中的C=O的伸缩振动吸收峰(1 400 cm−1)，而位于1 650、1 540、1 250 cm−1附近振动峰为典型的酰胺谱带(酰胺Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ)，1 000~1 100 cm−1的特征吸收峰则对应糖苷键C—O—C的拉伸振动。本研究获得的特征官能团的吸收峰与其他研究[22-23]无明显差异，表明EPS的官能团组成与大多数研究相似，其组成物质主要为蛋白质和多糖。
由于EPS和BSA+SA中的羧基、羟基、糖苷键等可与Ca2+发生配位作用形成蛋壳模型[24]，因此，红外谱图中特征官能团的位置会发生细微变化。BSA+SA中C=O伸缩振动吸收峰位于1 400 cm−1，加入Ca2+后向右偏移至1 440 cm−1，波数的偏移量远远大于4 cm−1的分辨率，与SARTORI等[25]报道的研究结果一致。而原本位于3 298 cm−1的O—H吸收峰向右偏移至3 394 cm−1，可能是由于Ca2+具有很强的通过O—H基团与多糖结合的能力，导致Ca2+与羟基发生配位作用[26]；此外，也有研究[27]表明，Ca2+与溶液中的Na+发生离子交换也可导致吸收峰偏移。对于实际提取的EPS，1 406 cm−1为C=O的伸缩振动吸收峰，加入Ca2+后，该峰向高波数位移17 cm−1，这与EPS中羧基和Ca2+的桥联作用有关[28]。不同的是，原本位于1 512 cm−1的N—H吸收峰向高波数偏移至1 522 cm−1，表明EPS中酰胺的确与Ca2+发生了相互作用。通过红外谱图可知，EPS和BSA+SA主要的官能团种类相似，但添加Ca2+后，红外光谱图在表征官能团特征峰区域时差别较大，产生红外偏移的官能团不同，说明与Ca2+发生作用的官能团种类不同。
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图3(a)是EPS-Ca2+和BSA+SA-Ca2+水胶体黏弹性模量随应变扫描曲线。由图3(a)可见，BSA+SA-Ca2+的弹性模量G'、黏性模量G''均比EPS-Ca2+的模量高且相差2个数量级，表明BSA+SA-Ca2+水胶体具有较强的水胶体结构。当应变在0.01%~1%变化时，G'和G''的曲线平稳，为线性黏弹区。在线性黏弹区，2种水胶体的G'>G''，说明水胶体的弹性占主导地位，“固体”性质相对明显。随着应变的逐渐增大，G'与G''逐渐减小，且G' 降幅显著高于G'' 降幅，G' 和G'' 相对大小仍为G' >G''，但两者差值逐渐变小，直至达到临界点，表明水胶体结构内部发生了实质性变化。EPS-Ca2+的临界应变约为50%，而BSA+SA-Ca2+的临界应变仅为25%，这是由于BSA+SA-Ca2+水胶体系结构较稳定，随着应变增大，胶体结构被破坏的程度较轻。交点过后，G'和G''持续下降，但黏弹性模量值相对大小呈现G'<G''，说明此时已转变为黏性主导。
图3(b)为EPS-Ca2+和BSA+SA-Ca2+黏弹性模量频率扫描曲线。由图3(b)可见，在频率扫描范围内G' >G''，表明样品均能形成水胶体结构。在整个频率范围内，BSA+SA-Ca2+水胶体的模量G'和G''对频率的相关依赖性低。随着频率的增加，模量G'、G''呈现出极小的增幅趋势且G'和G''互相平行，说明频率的大小对水胶体结构基本不产生影响，BSA+SA-Ca2+具有较好的稳定性。但在高频区，随着频率的增加，EPS-Ca2+的G'、G''出现骤减和骤增，表明EPS-Ca2+的结构体系容易被破坏，这与图3(a)的结果一致。
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对EPS和BSA+SA进行恒压膜过滤实验来观察膜污染的行为差异，采用SEM对比原始PVDF膜、EPS污染后和BSA+SA污染后的膜面形貌，结果如图4所示。由图4(a)可见，原始PVDF膜面疏松多孔，孔与孔之间相互贯通。EPS和BSA+SA污染后的膜面明显截留了污染物质，导致膜孔堵塞，孔隙率降低，如图4(b)和图4(c)所示。EPS基本将膜孔完全覆盖并且在膜表面形成了污染层，而BSA+SA污染后的膜面仅部分膜孔被堵塞，与EPS污染后的膜面相比，BSA+SA对于膜面的污染程度更轻。
图5(a)为EPS和BSA+SA恒压过滤实验中膜通量随过滤时间的变化曲线。由图5(a)可见，BSA+SA在极短的时间内膜通量迅速下降，在过滤开始5 s后，已下降至初始值(650 L·(m2·h)−1)的0.58倍，之后逐渐趋于平稳，在300 s之后，通量稳定在250 L·(m2·h)−1；而EPS在过滤初始阶段膜通量下降较慢，但随后持续下降，直至稳定后，通量为90 L·(m2·h)−1。EPS恒压过滤后通量降低了近86%，而BSA+SA仅为61%，EPS对膜面的污染程度更为严重，与SEM表征的膜表面污染程度结果一致。图5(b)是加入Ca2+后的膜通量随时间的变化曲线。如图5(b)所示，EPS-Ca2+和BSA+SA-Ca2+均呈现出在短时间内快速下降的通量衰减趋势，FT-IR结果证实溶液中的蛋白质类物质含有多种含氧官能团，这些官能团的存在可使得溶液具有与Ca2+发生离子交换和络合作用的能力，导致粒径的增大；当溶液中存在大量的大粒径污染物质时，随着污染物质不断积累在膜表面，导致有效过滤面积减小，使得通量迅速下降。但BSA+SA-Ca2+引起的通量衰减快于EPS-Ca2+所引起的通量衰减，当过滤时间达到100 s时，BSA+SA-Ca2+引起的通量衰减达到80.8%，明显高于EPS-Ca2+的通量衰减47.7%。随后膜通量缓慢下降，可能是已经形成了污染层，压差被加厚和压实的污染层逐渐抵消。当膜通量保持平稳时，EPS-Ca2+的通量衰减达到了87%，而BSA+SA-Ca2+的通量衰减达到90%。换言之，BSA+SA-Ca2+的膜污染潜能要高于EPS-Ca2+的膜污染潜能，这主要是因为BSA+SA-Ca2+水胶体系结构较稳定，不易被破坏，造成膜污染现象较严重。
为深入研究两者在膜污染中的差别，利用HERMIA[18]所提出的过滤模型进行拟合，恒压过滤过程的模型拟合及可决系数R2结果见图6。如图6所示，EPS-Ca2+对中间堵塞模型、标准堵塞模型和滤饼层堵塞模型的拟合度较好；而BSA+SA-Ca2+则对滤饼层堵塞模型和中间堵塞模型呈现出较好的拟合趋势性，标准堵塞模型和完全堵塞模型拟合度都较差。EPS-Ca2+对中间堵塞模型的拟合度最好，说明有大颗粒参与堵塞膜孔，导致有效过滤面积下降，造成膜污染[29]；而BSA+SA-Ca2+最符合滤饼层过滤模型，这是由于膜孔内部逐渐堵满了颗粒，后续颗粒随着过滤的进行逐渐沉积到膜表面，膜表面形成凝胶层并不断压实，阻力不断上升，从而导致较严重的膜污染。同时，单一的污染模型并不能有效准确地描述膜污染的整个过程，因为膜孔堵塞、孔径减小和污染层的形成等均存在于整个恒压过滤过程中，但从膜通量曲线及模型拟合图可以明显观察到，在Ca2+存在的条件下，实际EPS和模拟EPS的堵塞模型存在显著差异。
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1) EPS-Ca2+的平均粒径大于BSA+SA-Ca2+的平均粒径，加入Ca2+后，絮凝作用使得粒径都有所增大。
2)在官能团特征峰区域，与Ca2+发生作用的官能团不同导致相应的特征吸收峰发生偏移。
3) BSA+SA-Ca2+水胶体系结构较EPS-Ca2+更稳定，导致了在膜污染行为中，BSA+SA-Ca2+絮体不易被破坏，造成更严重的膜污染现象。
4) EPS-Ca2+对中间堵塞模型、标准堵塞模型和滤饼层堵塞模型呈现出较好的拟合度；而BSA+SA-Ca2+则对滤饼层堵塞模型和中间堵塞模型拟合度较好。
5)采用牛血清白蛋白(BSA)和海藻酸钠(SA)来模拟实际EPS组分存在不确定性，未来还需要对EPS中多糖和蛋白的替代物进行进一步研究。
钙离子存在下胞外聚合物及其模拟溶液在膜污染中的差异
Differences of extracellular polymeric substances (EPS) and model solution with regard to membrane fouling in the presence of Ca2+
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摘要: 针对膜生物反应器膜污染的问题，为探究模拟物质替代实际物质的可行性，以胞外聚合物(EPS)及其模拟溶液(BSA+SA)为研究对象，对比了钙离子(Ca2+)存在下胞外聚合物及其模拟溶液在膜污染中的差异，考察了EPS-Ca2+和BSA+SA-Ca2+在粒径分布、官能团、流变特性和膜污染行为等方面的差异。结果表明：Ca2+使得溶液粒径变大，且EPS-Ca2+的平均粒径大于BSA+SA-Ca2+的平均粒径；不同官能团与Ca2+发生作用导致红外光谱中特征峰发生偏移；BSA+SA-Ca2+水胶体系结构更稳定，随着应变的增大，胶体结构被破坏的程度较轻；在微滤过程中，相同操作条件下，BSA+SA-Ca2+的膜污染现象更为严重。进一步采用Hermia过滤模型拟合发现，EPS-Ca2+和BSA+SA-Ca2+分别对中间堵塞模型和滤饼层过滤模型的拟合程度最高。上述结果可为膜污染过程中胞外聚合物及其膜污染机理研究提供参考。Abstract: The scientific interests in membrane fouling of membrane bioreactors have increased drastically in recent years. In order to investigate the feasibility of simulating substances to replace actual substances, the present study compared the different performance of extracellular polymeric substances (EPS) and model EPS solution (BSA+SA) in the presence of Ca2+ on the membrane fouling. The differences in particle size distribution, functional groups, rheological properties and membrane fouling behaviors of EPS-Ca2+ and BSA+SA-Ca2+ were investigated systematically. The results showed that Ca2+ enlarged the particle size, and the average particle size of EPS-Ca2+ was larger than the that of BSA+SA-Ca2+. Owing to the interactions between different functional groups and Ca2+, the shift of the characteristic peaks in FT-IR spectrum occurred. By comparison of the rheological properties with EPS-Ca2+ hydrocolloid, the BSA+SA-Ca2+ hydrocolloid exhibited a more stable structure which presented a less destruction as the strain increased. In the microfiltration process, the membrane fouling of BSA+SA-Ca2+ was more serious under the same operating conditions. Through the data fitting with Hermia’s filtration model, it was found that EPS-Ca2+ and BSA+SA-Ca2+ obeyed the intermediate blocking model and the cake formation model, respectively. The results would provide basic data for the research of EPS and its membrane fouling mechanism.
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安全清洁的饮用水与人群健康息息相关，也是我国当前经济社会发展中的重大民生问题之一[1]。饮用水处理工艺经过百余年的发展，特别是消毒工艺的应用，为消除伤寒、霍乱等介水传播疾病做出了重大贡献。但随着检测技术的不断发展，耐氯性条件致病菌在饮用水系统中被不断检出[2-3]。有研究[4]显示，人类仍有50%的疾病与饮用水中病原微生物有关。因此，探究饮用水处理工艺中细菌群落的时空分布与动态变化，对病原微生物控制技术的开发，进而保障人群健康具有重要意义。
高通量测序因其准确性高、成本低等优点，在供水系统微生物群落解析中应用广泛。目前，已有利用该技术对常规处理工艺[5]、臭氧-生物活性炭深度处理工艺[6]、炭砂滤池处理工艺[7]等工艺过程中细菌群落多样性进行解析的很多案例。但是，针对超滤工艺及其组合净水工艺过程中细菌群落变化的研究却鲜见报道[8]。
本研究以我国南方某基于活性炭-超滤深度处理工艺的自来水厂为采样地，采用NovaSeq6000高通量测序技术对夏季和冬季各工艺单元出水和活性炭生物膜的细菌群落进行解析，以探究细菌群落在工艺过程中的分布与变化规律；并了解主要条件致病菌属的组成，以期为全面保障饮用水安全提供参考。
1. 材料与方法
1.1 水厂概况及处理工艺
该自来水厂(以下简称“水厂”)设计规模为40 000 t·d−1，供水面积约4 km2，服务人口约160 000人。水源水来自水库。以机械混合池、穿孔旋流絮凝池、斜管沉淀池、活性炭滤池、超滤膜车间和清水池为主要工艺单元，工艺流程如图1所示。混凝剂选用聚合氯化铝，投加量为1.0~2.0 mg·L−1(以氧化铝计)；预氧化剂和消毒剂均采用次氯酸钠，预氧化投加量为0.5~1.0 mg·L−1，主消毒投加量为1.5~2.0 mg·L−1，均以Cl2计。
1.2 样品处理、采集与保存
水样来自GAC-UF各工艺单元的出水，生物膜样品则采集自GAC-UF活性炭滤池中的活性炭，样品采集时各工艺单元设备运行状态良好。采样点如图1所示。样品名称分别为原水、沉后水、炭滤出水、超滤出水、出厂水和活性炭生物膜，对应的夏季(7月份)样品编号为S.RW、S.CSE、S.GACFE、S.UFE、S.FW和S.GACB；对应的冬季样品编号为W.RW、W.CSE、W.GACFE、W.UFE、W.FW和W.GACB。水样采集所用塑料桶须进行灭菌处理，活性炭样品置于无菌袋中。以上样品均需要采集3份平行样品，混合均匀后方可进行样品检测[9]。水样及活性炭样品要及时进行检测，如无条件立即进行检测，需于4 ℃条件下保存，并在24 h内完成检测。活性炭样品的处理步骤参考文献[10]。采用0.22 μm滤膜对水样和活性炭样品的处理上清液进行过滤，直到滤膜无法下滤为止。之后将滤膜置于灭菌处理的离心管中，于−80 ℃条件下保存。
1.3 水质指标的测定
使用HACH HQd多参数水质分析仪对刚采集样品的pH、水温和溶解氧立即进行测定；使用HACH 2100AN浊度分析仪、GE Sievers 5310C总有机碳测定仪、VARIAN CARY50型号紫外-可见分光光度计对浊度、TOC/DOC、UV254进行检测；使用《生活饮用水标准检验方法》(GB/T 5750-2006)[11]的方法对总磷、氨氮、高锰酸盐指数(CODMn)、菌落总数等指标进行检测；生物可降解溶解性有机碳(BDOC)测定方法参考文献[12]；异养菌平板计数(HPC)参考文献[13]。
1.4 细菌群落测序分析
首先，各样品的基因组DNA使用十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)法提取，采用无菌水将提取获得的DNA稀释至1 ng·μL−1，以此DNA为模板，选择515F和806R等16S V4区引物进行聚合酶链式反应(PCR)。然后，采用琼脂糖凝胶(浓度为2%)对PCR产物进行电泳检测，并用胶回收试剂盒(qiagen公司)对目的条带进行回收。最后，利用TruSeq® DNA PCR-Free Sample Preparation Kit建库试剂盒构建文库，通过Qubit和Q-PCR对文库进行定量，文库确认合格后，在NovaSeq6000平台上进行测序。
1.5 测序数据分析
在97%一致性水平上，将测序获得的有效数据采用Uparse软件聚类为OTUs(operational taxonomic units)。之后对OTUs通过Mothur方法与SILVA的SSUrRNA数据库注释分析其所代表的物种，并在门、纲、属水平上进行样品的群落组成分析。同时，将数据均一化，以分析细菌群落多样性。
α多样性指数和PCA分析分别采用Qiime软件(Version 1.7.0)和R软件(Version 2.15.3)完成。
2. 结果与讨论
2.1 GAC-UF深度处理工艺运行效果
表1为GAC-UF深度处理工艺过程的水质参数变化。通过分析表1可知，出厂水pH、浊度、CODMn、菌落总数等指标均能满足《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)[14]的要求。现行的美国饮用水水质标准中，对HPC的限值是500 CFU·mL−1[15]，本研究中两个季节的数据均没有超标；但是，冬季出厂水的HPC已达323 CFU·mL−1。HPC作为微生物学指标，需要引起重视。此外，冬季各工艺单元HPC远高于菌落总数。由于与测定菌落总数的营养琼脂培养基相比，测定HPC的R2A培养基有机物组成更加广泛，更有利于受损细菌的修复生长，因此，冬季更应强化工艺运行，以保障饮用水微生物安全。
表 1 GAC-UF深度处理工艺过程中水质参数变化Table 1. Variations of water characteristics in GAC-UF advanced treatment process样品名称 pH 水温/℃ 浊度/NTU 溶解氧/(mg·L−1) 总磷/(mg·L−1) 氨氮/(mg·L−1) UV254/cm−1 TOC/(mg·L−1) CODMn/(mg·L−1) BDOC/(mg·L−1) 菌落总数/(CFU·mL−1) HPC/(CFU·mL−1) S.RW 7.87 28.2 11.30 7.96 0.206 0.123 0.034 7 4.68 3.06 0.75 260 620 S.CSE 8.84 28.3 1.62 8.24 1.490 0 0.038 3 2.95 2.85 0.65 112 98 S.GACFE 7.84 28.2 0.61 7.78 0.532 0 0.025 4 2.40 2.48 0.45 21 64 S.UFE 7.82 28.4 0.11 8.65 0.107 0 0.023 6 1.25 1.79 0.23 3 0 S.FW 7.88 28.3 0.10 8.62 0.100 0 0.023 0 1.28 1.70 0.19 1 2 W.RW 7.31 17.2 2.94 9.29 0.124 0.210 0.028 6 2.78 2.50 0.52 150 8800 W.CSE 8.19 17.3 0.63 9.58 0.105 0 0.019 0 2.68 2.30 0.43 68 5700 W.GACFE 7.30 17.2 0.39 9.05 0.122 0 0.015 0 2.16 1.80 0.32 42 1850 W.UFE 7.60 17.4 0.04 9.92 0.137 0 0.011 1 1.76 1.30 0.15 0 370 W.FW 7.65 17.3 0.07 9.93 0.097 0 0.010 9 1.65 1.10 0.13 0 323 | Show Table
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除pH、水温和溶解氧3项指标以外，工艺过程中的其他指标基本呈现下降趋势。其中，夏季和冬季对浊度、氨氮、BDOC、菌落总数的去除率基本相同，且与相关研究结果基本吻合[16]。
2.2 工艺过程中细菌群落多样性变化
夏季和冬季的水样、生物膜样品α多样性指数如表2所示。由表2可知，Good’s coverage均在0.98以上。由此可以看出，对于水样、活性炭生物膜样品中细菌群落的覆盖率，16S rRNA测序均能达到较高。
表 2 各样品OTUs数目和α多样性指数Table 2. OTUs numbers and alpha diversity indexes of each sample样品名称 OTUs α多样性指数 Shannon Simpson Chao1 ACE Good’s coverage S.RW 1 695 7.319 0.984 1 876.506 1 956.042 0.985 S.CSE 1 411 3.095 0.588 1 506.975 1 550.896 0.991 S.GACFE 2 435 8.219 0.990 2 370.500 2 409.806 0.988 S.UFE 1 676 5.940 0.958 1 689.852 1 721.605 0.988 S.FW 881 4.415 0.718 866.174 875.634 0.995 S.GACB 1 896 6.468 0.928 1 858.297 1 898.854 0.993 W.RW 2 060 7.388 0.984 1 916.576 2 035.472 0.985 W.CSE 1 537 6.289 0.974 1 589.256 1 651.141 0.986 W.GACFE 2 490 8.834 0.991 2 497.889 2 517.366 0.982 W.UFE 1 330 7.297 0.976 1 382.941 1 548.965 0.990 W.FW 1 183 5.831 0.941 1 225.567 1 311.826 0.987 W.GACB 2 278 8.511 0.981 2 131.875 2 227.622 0.984 注：Shannon和Simpson为菌群多样性指数，Chao1和ACE为菌群丰度指数。 | Show TableDownLoad:
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在水样方面，除在GAC工艺单元有大幅升高外，OTUs和Shannon、Chao1等α多样性指数在活性炭-超滤深度处理工艺过程中整体呈下降趋势，混凝沉淀工艺单元、UF工艺单元和消毒工艺单元对细菌多样性均起到削减作用。此外，夏季对OTUs、Shannon和Chao1的去除率(48.02%、39.68%、53.84%)明显高于冬季(42.57%、21.07%、36.05%)。其主要原因可能是，冬季水温较夏季低10 ℃左右，较低的温度影响了工艺运行效果。以上结果均表现了GAC-UF深度处理工艺中细菌群落明显的时空变化特性。此外，冬季水样和生物膜样品OTUs数目和α多样性指数均高于夏季。HOU等[7]对广州某炭砂滤池处理工艺水厂的研究结果与本文的结果一致；但任红星[17]对我国东部某臭氧-生物活性炭深度处理工艺的研究结果却与本文结果相反。以上内容表明，在不同地域水厂工艺过程中，细菌群落多样性的时间变化特性有所差异，产生这一结果可能与原水(水源水)中的营养物质组成有关[18]。
细菌群落多样性在GAC-UF深度处理工艺过程中整体呈下降趋势，但在GAC单元出水中明显升高，且活性炭生物膜细菌群落多样性亦高于原水。以上结果均表明，GAC滤池中细菌的大量孳生。BOON等[19]的研究也表明GAC滤池出水中大量微生物的存在。混凝沉淀工艺单元、UF工艺单元和消毒工艺单元均对细菌群落多样性起到削减作用，混凝沉淀工艺单元对细菌群落多样性的去除率在20%左右。但是，POITELON等[20]和LIN等[5]的研究结果表明，混凝沉淀工艺单元对细菌群落的影响作用较小，这与本文结果有一定出入。其可能的原因是，本研究中添加了次氯酸钠作为预氧化剂，强化了混凝沉淀工艺对细菌群落的去除。在UF工艺单元，2个季节对细菌多样性的去除作用均较为明显，表明了超滤膜对微生物的有效截留，这与乔铁军等[21]的研究结果一致。消毒工艺单元是保障饮用水微生物安全最主要的屏障，其在夏季对细菌群落多样性的去除率最高，但在冬季去除率较低，这可能与耐氯菌的存在有关。
2.3 工艺过程中细菌群落组成
1)门水平上的细菌群落组成。门水平上的细菌群落组成如图2所示。由图2可知，2个季节水样的主要菌门组成基本相同；不同的是，变形菌门(Proteobacteria)在夏季样品中占绝对优势，而放线菌门(Actinobacteria)在冬季各水样中相对丰度略高于变形菌门(Proteobacteria)。相较各水样而言，在活性炭生物膜样品(S.GACB和W.GACB)中，变形菌门(Proteobacteria)在夏季(60.79%)和冬季(72.15%)均占绝对优势；夏季主要菌门还包括浮霉菌门(Planctomycetes，12.79%)、酸杆菌门(Acidobacteria，5.06%)和奇古菌门(Thaumarchaeota，3.62%)，冬季还包括软壁菌门(Tenericutes，4.83%)、放线菌门(Actinobacteria，4.04%)和浮霉菌门(Planctomycetes，3.12%)。
图 2 各样品在门水平上细菌群落组成Figure 2. Bacterial community composition of each sample at phylum level综上所述，水样和生物膜样品细菌群落组成在门水平上存在一定差异，且生物膜样品差异更为明显；但综合这两种样品来看，占有绝对优势的菌门仍为变形菌门(Proteobacteria)。
2)属水平上的细菌群落组成。夏、冬两季在属水平上的细菌群落组成如图3所示。由图3可知，在属水平组成上，2个季节的细菌群落组成差异性更为明显，如在S.FW中绝对优势菌属为鞘氨醇单胞菌属(Sphingomonas，15.15%)，在W.FW中绝对优势菌属为分支杆菌属(Mycobacterium，63.32%)。根据祝泽兵[3]的研究，这2种菌属均具有一定的耐氯性。此外，可能正是由于大量分支杆菌属(Mycobacterium)等耐氯菌的存在，造成了冬季消毒工艺对细菌多样性的去除率较低。
图 3 各样品在属水平细菌群落组成Figure 3. Bacterial community composition of each sample at genus level根据相关研究[22]报道，分支杆菌属(Mycobacterium)和假单胞菌属(Pseudomonas)为条件致病菌属。这2种条件致病菌属在冬季样品中的相对丰度高于夏季，且分支杆菌属(Mycobacterium)在活性炭池中更易孳生，出水丰度较沉淀池出水有所增加，特别是冬季样品增加较多。此外，在常规处理工艺[5]、臭氧-生物活性炭深度处理工艺[6]、炭砂滤池处理工艺[7]中亦发现不动杆菌属(Acinetobacter)、梭菌属(Clostridium)、军团菌属(Legionella)、气单胞菌属(Aeromonas)、沙门菌属(Salmonella)、链球菌属(Streptococcus)等多种条件致病菌属，且在供水管网系统中也有检出[23]。虽然大多数条件致病菌属相对丰度均较低，但其也包含非致病菌种[24]，这仍需引起关注，后续应加强致病菌种水平和更有效灭活方式的研究。
2.4 细菌群落组成变化及核心微生物
采用主成分分析对细菌群落的组成变化进行了研究，结果如图4所示。由图4可知，除冬季超滤出水(W.UFE)外，夏、冬两季样品分别分布在第一主成分(横坐标)两侧，这表明细菌群落组成的季节性变化非常明显。冬季超滤出水(W.UFE)远离所有样品，这说明其与其他样品细菌群落组成差异较大。与冬季相比，夏季各样品之间距离均较远，这说明各工艺单元之间的细菌群落组成差异亦更大。
为明确工艺过程中的核心微生物，对夏、冬两季工艺水样共有和特有OTUs进行花瓣图分析，结果如图5所示。由图5可知，所有水样共有的OTUs数目是72，这说明一部分细菌不仅稳定存在于水样中，不受季节的影响；而且最终可能会进入龙头水，对人群健康造成危害。在核心微生物72个OTUs中，条件致病菌属分支杆菌属(Mycobacterium)和假单胞菌属(Pseudomonas)所占数目为1和3，所占比例合计为5.56%。
3. 结论
1)出厂水中浊度、菌落总数等水质指标均符合国标GB 5749-2006的要求。
2)细菌群落多样性在工艺过程中呈明显的时空分布变化，混凝沉淀、UF和消毒是去除细菌群落多样性的主要工艺单元，且夏季去除率明显高于冬季。
3)主要菌门组成为变形菌门(Proteobacteria)、放线菌门(Actinobacteria)等；在属水平上细菌群落组成差异较大。
4)条件致病菌属主要包括分支杆菌属(Mycobacterium)和假单胞菌属(Pseudomonas)，其在核心微生物中合计占比为5.56%。
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图 1 EPS、BSA+SA添加Ca2+前后的粒径分布(Ca2+浓度为10 mmol·L−1)
Figure 1. Particle size distribution of EPS and BSA+SA in the absence and presence of Ca2+ (Ca2+ concentration is 10 mmol·L−1)
图 2 加入Ca2+前后EPS与BSA+SA的红外光谱图
Figure 2. FT-IR spectra of BSA+SA and EPS in the absence and presence of Ca2+
图 3 EPS-Ca2+和BSA+SA-Ca2+黏弹性模量曲线
Figure 3. Viscoelastic modulus curves of EPS-Ca2+ and BSA+SA-Ca2+
图 6 EPS-Ca2+和BSA+SA-Ca2+恒压过滤过程的模型拟合
Figure 6. Models fitting of constant-pressure filtration behaviors of EPS-Ca2+ and BSA+SA-Ca2+
表 1 EPS和BSA+SA添加Ca2+前后粒径分布
Table 1. Particle size distribution of EPS and BSA+SA in the absence and presence of Ca2+
溶液 粒径/nm 粒径分布/nm EPS 146±7 90~200 BSA+SA 131±16 30~200 EPS-Ca2+ 498±21 300~900 BSA+SA-Ca2+ 384±11 200~800
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