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近年来，全球温室气体排放量持续上升，2018年已达到553×108 tCO2当量(包括森林砍伐等土地利用变化产生的碳排量)[1]。根据麦肯锡《应对气候变化：中国对策》报告，2016年中国的净碳排放量达16×108 tCO2当量，约占全球的1/5[2]。而世界资源研究所2016年统计全球温室气体排放的来源显示，废物处置占3.2%(垃圾填埋场占1.9%、废水占1.3%)[3]。因此，生活垃圾处理作为影响全球气候变化的重要碳源，近年来受到越来越多的关注。1997年联合国《<气候变化框架公约>京都议定书》[4]和2015年《巴黎协定》[5]均要求或鼓励削减垃圾处理的碳排放；同时，我国不断完善环境保护、循环经济、清洁生产和节约能源等相关法律法规。2020年4月，新修订的《固体废物污染环境防治法》[6]明确推行生活垃圾分类制度。2020年9月，我国郑重宣布，将力争于2030年前实现碳达峰，2060年前实现碳中和。2021年9月，中共中央、国务院印发《关于完整准确全面贯彻新发展理念做好碳达峰碳中和工作的意见》[7]，要求加快形成绿色生产生活方式，加强资源综合利用；2021年10月，国务院印发《2030年前碳达峰行动方案》[8]，具体部署了推进生活垃圾减量化资源化，发挥减少资源消耗和降碳协同作用的任务要求。本综述在回顾总结生活垃圾处理过程的碳排放及其核算方法的基础上，指出了当前我国垃圾处理碳排放核算体系的有关问题，并结合国内外“无废城市”理念与探索，分析论述了生活垃圾处理低碳化发展的法规政策方向，系统性梳理了资源回收、生物质利用和焚烧填埋等3个方面的技术路径，可为有关部门决策提供参考，以助力实现碳中和的目标。
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生活垃圾产率及其成分因不同国家和地区的经济状况、人口数量、生活方式及垃圾管理制度等差异而不同。我国城市生活垃圾人均产生量已达1.17 kg·d−1(2016年)，低于美国的2.02 kg·d−1(2014年)[9]。生活垃圾中通常包含一定量的化石碳(如塑料、橡胶、纺织品、电子废弃物以及纸张、皮革中)和可降解有机碳(DOC，如剩菜剩饭、废弃食品、果皮菜叶等中的糖类、蛋白质)，而化石碳和有机碳的化学转化、生物降解以及垃圾收集压缩转运处理等过程的能源、资源(如电、煤、油、水)消耗都直接或间接的产生CH4、CO2以及较少量的N2O、NOX、CO[10-12]。
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垃圾填埋排放的CH4量占人类活动排放总量的12%[13]，是全球第三大CH4排放源，且全球变暖潜势(global warming potential，GWP)是CO2的29.8倍(100年)[14]。在填埋初期，产气主要为CO2；随着时间延长，CH4产气量也逐渐上升，通常在1~3 a后达到高峰，CH4和CO2浓度也会随着封场年数的增加而减少[15-16]。此外，渗滤液在调节池及处理过程中也会释放CH4和NO2等；同时，卫生填埋作业设备的电力和燃料的消耗会增加CO2排放量[11]。王敏等[17]认为，垃圾组成、有机质含量、含水量、温度和pH均是影响甲烷产生的重要因素；NIE等[18]发现，N2O排放通量与土壤温度呈正相关，而与土壤含水量呈负相关；聂发辉等[19]、王晓琳等[20]综述分析了甲烷好氧氧化和甲烷厌氧氧化的机理，以说明垃圾填埋场覆土具有甲烷氧化能力，从而导致甲烷释放量明显减少。
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垃圾燃烧或加入化石燃料助燃过程会产生NO2、CO2、CO等，而在储坑中发酵和渗滤液处理时则产生CH4、CO2等。垃圾焚烧的碳排放量与垃圾中的DOC和化石碳含量(占比)密切相关，其能否实现碳减排则取决于焚烧发电效率(EF)和本地基准的燃煤发电参照值[10-11]；何品晶等[21]认为，降低入炉垃圾的含水率、提高其热值及发电量是提高垃圾焚烧厂碳汇的关键；PAPAGEORGIOU等[22]认为，通过机械-生物干燥预处理(回收材料或制备衍生燃料)、热电联产等可以提高垃圾焚烧的碳减排效益。
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生物处理主要分为好氧堆肥和厌氧发酵。好氧堆肥产生的温室气体来源于动力消耗和微生物分解有机物产生的CO2及少量的N2O、CH4[12,23]。例如，好氧堆肥产物用于农林种植或土壤改良，可以替代部分化肥，并因腐殖质的固碳、固氮等作用减少温室气体排放[24]；垃圾厌氧发酵时会产生大量的CO2和CH4，其中CH4体积分数占40%~60%[11]，如果厌氧发酵产气稳定并用于发电，则具有显著的碳减排效益[23-25]。
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主要的碳排放核算方法可分为：实测法、质量平衡法(物料衡算法)和排放因子法(清单指南法)[26-28]。在垃圾处理中应用较多的核算指南(模型)有：IPCC(联合国政府间气候变化专门委员会)发布的国家温室气体清单指南(简称IPCC清单指南)、生命周期评价法(LCA)、清洁发展机制(CDM)、《温室气体排放企业核算与报告准则》(GHG Protocol)、上游—操作—下游(UOD)表格法等[29-31]。
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IPCC清单指南(2006年)通过对主要的碳排放源进行分类，再构建子目录，并提供了垃圾处理温室气体排放量的计算方法[32]，以及DOC、DOCf(分解的可降解有机碳比例)、F(CH4在垃圾填埋气体中的比例)、t1/2(垃圾的半衰期，a−1)、K(CH4产生率)、MCF(CH4修正转化因子)等缺省值[29,31]，主要用于国家、城市(地区)等层面的核算。如张涛等[11]核算得出苏州市垃圾处理的碳排放随着垃圾总量增加而提高，但因焚烧比例的提高使单位排放量有所下降；李文涛等[33]利用IPCC法核算了2011年我国城市生活垃圾处理CH4和CO2排放总量为0.77×108 t CO2当量；AMIRHOSSEIN[34]采用IPCC方法比较了马来西亚垃圾填埋、资源回收+厌氧消化与焚烧发电3种情景的碳减排效益，其中，资源回收+厌氧消化的单位净排量为−489 kg CO2当量。2019年5月，IPCC通过了《IPCC 2006年国家温室气体清单指南2019修订版》[32,35]，更新补充了固废及废水处理的排放因子和相关参数，基本覆盖了所有排放源，并完整提出基于遥感测量和地面基站测量的大气浓度反演的做法[35]，这有利于我国建立完善从微观(企业)到宏观(城市或区域)碳排放监测、报告、核查体系，提高“自下而上”的减排核算及验证能力。
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LCA模型可以核算垃圾处理全过程中的碳排放，或用于计算某个项目(企业)、一个地区或者一个国家尺度的碳排放[29]。基于LCA原则，ISO(国际标准化组织)发布了ISO14040[36]、ISO14044[36]、ISO14064[37]和ISO14067[37]等标准，欧美国家开发了EASEWASTE、LCA-IWM、IWM2、ORWARE、WISARD、WRATE、CO2ZW、MSW-DST、ARES、EPIC/CSR、UMBERTO、SWOLF、WARM、WASTED等多种核算工具[38-40]；国内学者也采用LCA法研究了不同垃圾处理工艺的碳排放[24,41-42]，但由于原始数据的缺失、缺省值与各地实际的差异性、系统边界条件的不一致性或不确定性，都可能造成截然不同的核算结果。因此，LCA法难以作为权威的核算方法，往往需要结合IPCC国家清单数据、城市生活垃圾管理行业数据库等使用。
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CDM法是指《<气候变化公约>京都议定书》[4]框架下的一种灵活履约机制之一，它通过核实CDM项目监测报告中的实际排放数据，然后用基准线情形下的排放量减去项目的实际排放量，并根据泄漏进行调整，得到“核证减排量”(CERs)[43]。对于垃圾处理项目，CDM执行理事会提供了一套方法学指南，如ACM0001(填埋气体回收利用项目)[43-44]、ACM0022(替代废物处理工艺)[45]和AMS-Ⅲ.AO(利用可控制的厌氧发酵回收甲烷)[46]等，而项目基准线设定是CDM法的关键核心和计算减排增量成本的基础[43-46]。2012年起，我国逐步建立了自愿减排碳信用交易市场，经过第三方核证和主管部门备案签发的核证自愿减排量CCER可以在国内市场交易，而CCER的方法多由CDM转化而来，其基本计算原则是，项目减排量=基准线减排量－项目排放量－泄漏量[47]，如垃圾焚烧项目的基准线排放主要包括由项目活动替代的垃圾填埋处理产生的沼气排放。
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在垃圾处理碳排量的实际核算工作中，由于各地管理模式、垃圾组分、工艺参数及核算方法等不同，加之各类能源消费统计及碳排放因子测度容易出现较大偏差，故碳排放核算量差别较大。如赵磊等[39]用LCA法核算的吨垃圾焚烧处理的温室气体减排量为597~660 kgCO2当量，略低于IPCC2006指南法核算量(648~747 kgCO2当量)，但与杨卫华等[48]采用CDM整合基准线和AM0025检测方法学计算的某垃圾焚烧厂平均减排量(约每吨垃圾286 kgCO2当量)有较大差距。KUMAR等[49]发现，工业元素分析所得的初始碳、化石碳和生物碳含量等是进行碳排量精确模型分析的必要参数，而我国还缺乏统一规范的、覆盖各地区和全生命周期的垃圾处理碳排量核算标准体系、工具模型及特征数据库，各地也需要加强碳排放现状调查及长期监测，尽快制定科学合理、切实可行的垃圾处理碳达峰或碳减排目标。
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低碳化是通过政策法规、制度改革、技术创新、节能降耗、资源循环和新能源开发等各种手段，尽量减少化石能源消耗和温室气体排放的可持续发展形态，它与减量化、资源化和无害化的原则相辅相成、相互促进，已成为生活垃圾处理的重要发展目标[50]。而且，低碳化与“无废”、循环经济的理念高度契合，建设“无废城市”、推进生活垃圾污染防治和资源循环利用，“一头连着减污，一头连着降碳”[51]，也是实现低碳化发展的内在要求和主要途径。
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1)发达国家的低碳化管理经验。根据欧盟《废弃物框架指令》(2008)[52]的规定，固废处理优先采用预防产生、友好替代等源头减量的策略，其次鼓励物品的重复使用和材料的回收再生，再次要通过清洁高效的焚烧或制沼回收能源，将最终填埋处置量及其危害最小化，如图1所示。
2014-2015年，欧盟正式提出了“零废物”计划和循环经济一揽子计划[53-54]。日本在2001年实施了《循环型社会形成推进基本法》[55]，并出台了《资源有效利用促进法》[55]和《废弃物处理法》[55]，强调废物充分减量化及资源化、建设“无废社会”。21世纪以来，旧金山、温哥华、斯德哥尔摩和新加坡等城市(国家)也提出“无废城市”[52-53]；C40城市集团中的23个城市签署了《迈向零废物宣言》[56]。主要采取的政策包括：禁令(塑料、一次性物品)、绿色设计(包装)、公众教育、垃圾强制分类、按量计费(差别化收费)、生产者责任延伸(如押金返还、强制回收)、对垃圾堆肥或循环利用等给予财政补贴，或对垃圾填埋、塑料包装等增收税费等[57]。
2)我国生活垃圾低碳化管理体系还不健全。近年来，我国先后出台或修订了《环境保护法》[58]、《固体废物污染防治法》[6]、《循环经济促进法》[59]、《清洁生产促进法》[60]、《反食品浪费法》[61]、《再生资源回收管理办法》[62]等政策法规，并积极推行生活垃圾分类制度[63]、“无废城市”建设试点[64]、禁止洋垃圾入境[65]、加强塑料污染治理[66]、建立健全绿色低碳循环发展经济体系[67]、推进非居民厨余垃圾处理计量收费[68]等，部分省、市也出台了相应的地方性法规、规章或方案。特别是2016年以来，46个重点城市生活垃圾分类和11+5个“无废城市”试点积累了经验，如深圳、三亚等城市推进垃圾少排放、资源全回用和末端趋零填埋[55]；2021年12月生态环境部等印发《“十四五”时期“无废城市”建设工作方案》[69]，强调要求：倡导“无废”理念，深入推进生活垃圾分类工作，加快构建废旧物资循环利用体系，提升厨余垃圾资源化利用和生活垃圾焚烧能力，促进减污降碳协同增效。
但目前，我国在生活垃圾源头减量、“两网融合”、生产者责任延伸、碳排放交易和绿色低碳金融等方面还缺乏综合性法律，现有法规的协同性、针对性和约束性不强，建议借鉴欧美日等经验，尽快出台产品包装法、固体废弃物强制回收目录、生活垃圾按量计费制度、碳排放权交易管理条例等法规，完善相关标准规范、财税金融和奖惩激励体系；限制塑料包装、一次性用品，优先采用可循环、可再生的材料(包装)并实行逆向物流强制回收；同时，通过按量计费、低碳认证、以奖代补等政策，鼓励市民(产废单位)从源头做好垃圾减量和分类。
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国内外对生活垃圾低碳化处理技术的研究已逐步深入到全生命周期过程。表1列举了碳减排的主要技术路径，主要包括3个方面。
1)加大资源回收力度，促进源头减量。CALABRN[70]、COUTH[71]等认为，合理设置资源回收容器，从源头(家庭)或前端(收集点)分类回收玻璃、金属、塑料、纸类、织物等可用物质，这不仅减少了垃圾量，而且替代了产品再生产所需的部分原生材料，从而减少了化石资源能源的消耗、污染和垃圾中的化石碳含量，具有显著的碳减排效应[34,72-73]。但是，由于玻璃、塑料等附加值较低，市场动力往往不足，政府宜给予一定的补贴资金或税费减免，对资源回收处理过程的二次污染也要加以监管。此外，运输距离和运输车辆的燃料或动力消耗对碳排放影响较大[72]，如BASTIN等[74]比较了英国城镇分布式处理与集中式处理2种情景，集中收运(转运)处理模式会产生更多的交通流量、燃料成本和碳排放。因此，要合理规划满足垃圾分类功能的转运站，以便短途收集与中长途转运衔接，并逐步推广使用清洁能源车辆。
2)加强生物质的物质和能量利用。家庭厨余沥水或粉碎减量[24,42,75]、分类收集厨余(餐厨)垃圾。通过压榨脱水、湿热水解等预处理方式降低厌氧发酵的处理难度，以提高沼气、能源、油脂产率[76-78]；或通过堆肥、饲料化、水热炭化等方式回收有机质[24,42,79]。陈海滨等[76]认为，通过压榨预处理可以使厨余垃圾干组分焚烧、湿组分厌氧发酵获得最大的碳减排潜力；边潇等[77]的研究表明，餐厨垃圾集中式厌氧发酵碳减排潜力是好氧堆肥的22倍，适合产量较大的城市，而分散式好氧堆肥适合在产量较小的地区推广，但应控制电耗；李欢等[24]指出，厨余垃圾处理的优先策略依次为，源头减量>饲料化>厌氧消化>好氧堆肥>混合焚烧，但对已有的焚烧设施，进炉垃圾中厨余含量在30%左右为宜；CHEN等[79]也提出，将厨余垃圾的分类收集率提高到60%以上，并不利于进一步削减碳排放。
3)原生垃圾零填埋，控制温室气体排放。将剩余可燃垃圾焚烧[50]或通过机械生物、热处理转化为固体燃料用于发电和供热[22,72-73]，并在焚烧炉渣中回收铁、铝、金、铜等金属，以及制作免烧砖、混凝土骨料或路基填充料[80]。此外，垃圾焚烧厂烟气碳捕集及封存(CCS)技术也值得探索。为减少填埋场CH4等温室气体排放，要尽量避免原生垃圾填埋，或采用生物反应器填埋或生物活性覆盖技术[19-20]，以收集提纯填埋气体发电，防止沼气逸散(泄漏)或提高CH4氧化率[20, 81-83]。
相对于欧洲、日本，我国生活垃圾处理以焚烧和填埋为主[72-73]。目前还需加快完善可回收物、厨余(餐厨)垃圾的分类投放收运系统，建设分选、再生、堆肥或沼气发电等处理设施；同时，还要降低垃圾(污水、臭气)处理过程的能耗物耗和污染，以促进物质能量循环或梯级利用，提高垃圾(沼气)焚烧发电的净能量输出。
考虑到不同城市的垃圾产量成分、处理设施建设运行情况和经济社会发展水平等，曹艳乐等[84]认为，要将生命周期评价与成本效益分析相结合，采取环境和经济综合效益更好的垃圾分类处理方式。周晓萃等[12]通过对比处理工艺的资源能源消耗、碳排放潜值与资源化率，并结合约束条件下的定量优化得到最佳的填埋、焚烧和堆肥处理比例。赵薇等[85]综合气候变化、酸化、O3层损耗、富营养化等6种生态影响以及生命周期成本分析，认为天津市采用“厨余垃圾堆肥+残余物卫生填埋”模式仍具有潜在最优生态效率。而MICHEL等[86]的研究表明，由于焚烧和机械生物处理技术在巴西的成本较高，其生态性能最低。因此，在“无废”“碳中和”背景下，各地要结合实际，开展不同处理情景下全生命周期的经济效益、环境影响、气候变化等多目标绩效评估，采取因地制宜、系统优化的技术路线。
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1)生活垃圾中的化石碳、可降解有机碳和氮元素是垃圾处理过程碳排放的根源，特别是垃圾填埋产气的无组织排放构成了重要的人为碳排放源。垃圾焚烧能否实现碳减排取决于焚烧发电效率和本地燃煤发电基准值；生物处理的减排效应主要基于生物质或其能量的资源化利用。
2)垃圾处理碳排放核算方法主要有IPCC指南、LCA法和CDM法。在实际核算工作中，由于垃圾处理方式、能源消费统计及碳排放因子等参数、标准不同，故碳排放核算量可能与实际偏差较大。为更加准确、便捷地测算碳排放，我国还需建立符合国情的温室气体监测、报告、核查标准体系及工具模型。
3)低碳化与“无废”、循环经济理念相辅相成，故需进一步完善垃圾源头减量、“两网融合”、生产者责任延伸、碳排放交易等方面的法律法规；此外，还需重点补齐可回收物和厨余垃圾分类处理短板，进一步提升焚烧产能和填埋气体利用率；为促进减污降碳协同增效，还需要开展全生命周期的多目标绩效评估和系统优化。
生活垃圾处理的低碳化研究进展
Research progress on low carbonization of municipal solid waste treatment
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摘要: 在“碳中和”背景下，对国内外生活垃圾处理低碳化发展的现状及研究进展进行了回顾与研究。分析了生活垃圾填埋、焚烧、堆肥处理等过程中的温室气体排放问题，并对碳排放的主要核算方法及工具进行了综述。结合“无废城市”、循环经济等先进理念，对我国生活垃圾低碳化治理的政策法规和技术路径进行了梳理。为准确核证垃圾处理过程的碳排量，应建立符合我国实际的碳排放监测、报告、核查标准体系。宜采取减量化、资源化和系统化的管理策略与技术手段，提高资源、能源的回收利用率，以促进减污降碳协同增效。各地应充分考虑其经济发展水平、垃圾产量组分和处理利用能力等，通过全生命周期的经济、社会与生态环境等多目标综合分析，采取优化组合的分类处理技术路线。Abstract: Under the background of carbon neutralization, the current status of low-carbon treatment of municipal solid waste (MSW) management at home and abroad was reviewed and discussed. This paper analyzed greenhouse gas emissions from MSW landfills, waste incineration and composting, and summarized the main accounting methods and tools for carbon emission. In addition, the related regulations and technologies for low-carbon MSW management were reviewed with the principles of zero-waste and circular economy in China. In order to accurately identify the carbon emission of waste treatment, a standard system suitable for China's actual situation should be established, including carbon emission monitoring, reporting and verification. It was suggested to adopt integrated management and technical strategies of reduction, resource utilization and systematization to improve the recovery and utilization rate of resources and energy, and reduce pollution and carbon emissions simultaneously. In addition to fully understanding the level of economic development, wastes generation and compositions, and treatment utilization capacities, governments should optimize waste sorting and treatment strategies with the consideration of multi-objectives, including economy, society and ecological environment. This review can provide a reference for the government to improve the low-carbon treatment strategy of MSW.
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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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表 1 生活垃圾处理碳减排技术路径
Table 1. Technical paths of carbon emission reduction for municipal solid waste treatment
生命周期过程 主要技术路径 参考文献 1产生源头 物尽其用、多次重复使用；少用或不用塑料袋、一次性用品；家庭厨余垃圾沥水后再投放；使用家庭厨余粉碎机 [38,50,72,74] 2收集运输 优化收运（转运）系统；使用新能源汽车；分类收集有机垃圾；完善可回收物、有害垃圾等回收网点，分类回收玻璃金属塑料纸类和织物 [70-72,74] 3预处理 转运站压缩减水；压榨干湿分离；人工或机械拆解、破碎、分选（分类、分质） [74-76] 4资源利用 替代原生资源，降低水耗、能耗和污染；生产高附加值再生产品 [72,78] 5生物处理 分布式好氧堆肥；湿热处理，集中式厌氧消化，利用沼气发电或制备甲醇等；与剩余污泥等其他有机废物协同处理，提高沼气产率；沼渣沼液处理利用 [23-25,42] 6焚烧处理 降低入炉含水率；优化工艺和设备，提高发电效率；热电联产（余热充分利用）；降低能耗、二次污染控制；焚烧烟气碳捕获、碳封存 [21-22,48,50] 7综合利用 制备垃圾衍生燃料（RDF）；堆肥回田或改良土壤；飞灰、炉渣综合利用 [22,31,79-80] 8填埋处置 避免或减少原生垃圾填埋；采用生物反应器填埋技术加速填埋场稳定；收集提纯填埋气体发电；渗滤液立体导排+渗滤液处理；采用好氧（兼氧）填埋方式、生物活性覆盖技术、改良填埋覆盖土壤、利用甲烷氧化菌复合微生物菌剂，提高日覆盖和中间覆盖材料的甲烷氧化率等碳捕集、甲烷氧化技术 [18-20,31,81-83]
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