李聪聪，刘 成，*，兰 童，许展鹏，冯昌龙，陈 卫

(1.河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏南京 210098；2.河海大学环境学院，江苏南京 210098)

臭氧-生物活性炭技术是目前国内应用最广泛的深度处理技术之一，对提升城市供水水质具有重要的作用，其中，生物活性炭(BAC)工艺单元对工艺及水厂出水具有明显的保障作用。一般认为BAC工艺单元是通过活性炭吸附、微生物降解及其协同作用来去除水中污染物，且在不同阶段各途径的贡献存在一定差异[1]。当BAC使用时间较长时(尤其是使用3～5年之后)，其吸附性能弱化，生物降解作用在水中污染物去除过程中发挥主导作用[2-3]。然而，在实际应用中也发现使用时间超过3～5年后，其生物量基本维持稳定的情况下，BAC的净化效能随使用时间整体呈现下降趋势[4-6]，微生物群落结构及功能微生物比例的改变可能是关键因素。部分研究结果表明,BAC表面定殖的种类繁多，并明确不同炭池具体微生物组成种类，就丰度而言，变形杆菌门(Proteobacteria)、酸杆菌门(Acidobacteria)等是BAC生物膜的优势菌[7]，但针对BAC整个使用时间范围内微生物种群结构变化规律尚没有系统的研究。因此，本文采用中试试验装置对0～10年BAC颗粒上附着微生物群落特征的演变过程进行解析，比较了不同使用年限BAC颗粒上微生物群落的分类和系统发育，结合进出水水质的变化情况，明确BAC应用过程中的微生物群落演替规律及其对BAC净化性能的影响。论文研究结果将为水厂BAC工艺的应用及失效节点判定提供一定的参考。

1 材料和方法

1.1 试验装置及运行条件

BAC样品采自以太湖水为原水的3个水厂(XL、ZQ、XD)的活性炭池，共收集了1、3、5、7年和9年5个使用时间的炭样(BAC池表层以下300 mm处)，分别填充到中试装置的炭柱中(中试试验装置如图1所示)，炭柱直径为200 mm、高度为3 500 mm，承托层高度为300 mm，炭层厚度为2 000 mm。进水为XL水厂臭氧接触池出水(水质参数如表1所示)，采用下向流运行方式，运行参数参照XL水厂BAC池：空床接触时间为15 min，滤速为8 m/h，反冲洗周期为7～10 d，气冲为3 min，水冲为8 min。

图1 中试装置示意图Fig.1 Diagram of Pilot Plant

在连续运行至第3 d和1年后，分别取表层下300 cm炭样，并分别标记为1年BAC(1-yr BAC)、2年BAC(2-yr BAC)、3年BAC(3-yr BAC)、4年BAC(4-yr BAC)、5年BAC(5-yr BAC)、6年BAC(6-yr BAC)、7年BAC(7-yr BAC)、8年BAC(8-yr BAC)、9年BAC(9-yr BAC)、10年BAC (10-yr BAC)。针对所采集样品，测定其生物量、生物活性及种群结构。装置连续运行期间，定期取样测定BAC柱进、出水的相关水质指标。

在冬季水温为7～10 ℃时，向进水桶投加氯化铵,使2年和10年BAC柱进水氨氮质量浓度达到1.0～1.2 mg/L，装置连续运行10 d，每天取BAC柱进出水测定氨氮浓度。

表1 BAC池进水水质参数Tab.1 Inflow Quality Parameters of BAC Filter

1.2 分析项目及方法

1.2.1 水质指标

氨氮指标按《生活饮用水标准检验方法 总则》(GB/T 5750.1—2006)检测；DOC采用Aurora1 030W 总有机碳分析仪测定。

1.2.2 生物指标

BAC的生物量和生物活性分别采用脂磷法和比好氧速率(SOUR)测定[3]；微生物DNA提取采用EZNA®Soil DNA(Omega Bio-Tek，USA)试剂盒；微生物种群采用16S rRNA高通量测序分析，测序步骤及扩增子分析流程参考文献[8]。

1.3 数据分析方法

微生物群落结构主坐标成分分析(PCoA)，利用R语言的vegan的Package分析。冗余分析(RDA)利用CANOCO 5.0软件进行分析。利用零模型探究BAC微生物群落的组装方式。先计算获得最近种间亲缘关系指数(βNTI)和Raup-Crick 矩阵(RCbray)等参数，当βNTI值>2时，表示群落组装过程为确定性过程；βNTI值<2时，表示群落组装以随机性过程为主。同时，当RCbray值>0.95、RCbray值<-0.95及RCbray值<0.95时，分别表示随机性过程为扩散限制、同质扩散[9]。

2 结果和讨论

2.1 BAC炭粒上生物量和生物活性变化趋势

生物量和生物活性直接反映了其生物降解效果的变化情况(图2)。生物降解是BAC去除污染物的重要降解途径，因此，进一步探究生物量和生物活性指标随使用时间的变化规律。

图2 BAC上(a)生物量及(b)生物活性变化Fig.2 Changes of (a)Biomass and (b) Bioactivity on BAC

在BAC初始运行时(2年内)，生物量呈现线性增长，达到200 nmol P/(g BAC)。2年后生物量增长放缓，在5年后稳定在250～350 nmol P/(g BAC)。由于微生物的附着点主要位于活性炭的大孔通道和表面，并且BAC颗粒的大孔体积和表面积是相对确定的值，因而活性炭容纳的生物量势必会存在最大限值。多数研究中，生物膜成熟稳定后，BAC生物量稳定在80～400 nmol P/(g BAC)[10-12]，主要受进水水质(水温、水中有机物含量等)因素影响呈现一定的差异。

BAC使用初期，生物活性随着生物量的增加而逐渐增加，2～3年时达到最高值[0.04 mg O2/(g BAC)·h]，后随使用年限出现缓慢降低的趋势。一般认为，BAC表面微生物的生物降解活性在一定范围内是稳定的[13]，生物膜内部生物活性会随使用时间呈现一定的下降趋势[14-15]。

2.2 BAC颗粒上生物种群变化规律分析

BAC附着微生物种群是影响其净化效能的重要因素，因此，探究BAC微生物群落结构随使用年限的变化情况。

图3 不同使用年限BAC门水平的微生物种群组成Fig.3 Microbial Community Composition at Phylum Level of BAC under Service Lifes

2.2.1 门水平上的变化情况

图4 不同使用年限BAC属水平的生物种群组成Fig.4 Microbial Communities Composition at Genus Level of BAC under Service Lifes

图3为不同使用时间BAC微生物群落组成在门水平上的相对丰度。1～10年BAC的微生物群落在门水平上微生物分类组成表现出极大的相似性与稳定性，但相对丰度存在明显差异。微生物群落主要分布在以下门类中Proteobacteria、Acidobacteria和绿弯菌门(Chloroflexi)，占总丰度的70%～90%，是BAC池中的主要微生物群落。在0～10年BAC中，Proteobacteria始终为门水平下的优势菌群，相对丰度超过40%，其碳源主要来自于有机物，故对污染物具有较强的去除作用，是维持BAC群落稳定的主要贡献者。此外，BAC在运行过程中，Actinobacteria和Bacteroidetes的相对丰度在1～10年分别从8.33%、6.16%下降到0.49%、1.23%。Actinobacteria能够将多种有机物作为碳源，对纤维素类物质的降解发挥重要作用，而Bacteroidetes具有将蛋白质、脂质和其他大分子分解为简单化合物的功能。因此，这些微生物的减少一定程度上影响BAC生物降解功能。

2.2.2 属水平上的变化情况

进一步分析不同使用年限BAC样品属水平上的主要微生物变化情况，结果如图4所示。

BAC颗粒上的微生物在属水平上呈现较显著的变化：1)根瘤菌属(Rhizobium)、慢生根瘤菌属(Bradyrhizobium)、阿菲波菌属(Afipia)是常见的异养菌，携带芳香化合物降解基因并能降解不同种类的有机物，在2～4年BAC上富集，相对丰度达到7.85%、3.64%、3.63%，之后随着使用时间延长丰度分别降至4.53%、1.76%、1.09%；2)硝化螺旋菌属(Nitrospira)是水中脱氮过程的重要参与者，其相对丰度从3.51%下降到1.29%，会引起BAC氨氮净化效能改变[16]；3)博斯氏菌(Bosea)与生物膜的生物活性(SOUR)呈正相关[17]，可保证微生物的降解活性和功能。在BAC微生物群落的演替中显示Bosea出现明显的下降趋势，当BAC使用时间超过8年时，其相对丰度降低至0.43%，故导致BAC生物活性减弱，影响微生物群落的功能特性；4)相比之下，一些厌氧菌属，如红假单胞菌属(Rhodopseudomonas)、斯克尔曼氏菌(Skermanella)和红游动菌属(Rhodoplanes)，在0～10年运行过程中其相对丰度分别从0.25%、0.63%、0.19%增加至2.96%、1.57%、2.04%，由此推测在运行过程中BAC生物膜逐渐形成明显的厌氧分层结构。此外，应特别注意某些丝状菌种，研究[18]报道，鲍曼不动杆菌(Acinetobacter)是典型丝状微生物，可导致生物膜的老化以及BAC池堵塞，降低微生物的净化效能。本研究发现Acinetobacter在使用时间较长的BAC出现明显的积累，8～10年BAC中其相对丰度达到1%以上，分别为1.13%、2.05%和2.19%。

2.2.3 生物多样性

表2为1～10年BAC微生物的Chao、Ace、Shannon指数。α多样性指数结果显示，微生物群落多样性在1～10年呈先升高再下降趋势，在运行2年达到最大值。群落多样性可以确保微生物代谢能力并且可以提高微生物群落的稳定性，故可提高污染物去除效能。考虑到β多样性，PCoA分析探索了群落组成的总体变化，并深度解释了约73.17%的方差(图5)。PERMANOVA进一步证实了BAC样品之间微生物群落组成差异的统计学意义(p<0.001)。结果表明，不同使用时间的BAC微生物群落在第一、二维度上存在显著差异，随BAC使用时间的增加，各个时期不同微生物群落存在明显分离，差异性扩大，说明微生物群落具有明显的时间演变。

表2 BAC微生物群落Alpha多样性指数Tab.2 Alpha Diversity Index of BAC Microbial Communities

图5 对不同使用时间BAC微生物群落组成PCoAFig.5 PCoA of BAC Microbial Communities Composition under Different Service Lifes

2.2.4 微生物群落组装机制

确定性和随机性过程是被用于揭示群落构建的两种过程类型。确定性过程与生态选择有关，是指由非生物和生物因素决定物种的存在/缺失和相对丰度，主要包括同质选择和异质选择。随机过程则包括物种概率分布以及物种相对丰度发生的随机变化，包括生态漂移、均质扩散和有限扩散。本文通过生态位宽度和零模型评估了组装过程在微生物群落发展过程的作用。

结果表明，不同使用时间BAC生态位宽度差异明显，2～4年BAC生态位较宽，此后随使用时间延长群落的生态位逐渐变窄[图6(a)]，与微生物多样性呈相同变化趋势。随机过程和确定性过程对BAC微生物群落形成具有显著影响，微生物群落结构和功能之间的关系受群落组装机制控制。由图6(b)可知，有限扩散过程在1年和2年BAC群落组装过程发挥关键作用(47.91%～51.63%)，在3～7年BAC中，均质扩散相对贡献较高(39.20%～46.21%)。而同质选择控制了8～10年BAC中的微生物群落组装过程(59.09%～75.63%)，这可能导致微生物群落结构更为相似[19]。因此，同质选择组装过程降低了BAC群落多样性，限制BAC工艺净化性能。BAC工艺通常由人为控制，其在空间和时间上都处于被高度控制的状态，由此产生恒定选择压力，可能影响BAC生物膜群落结构和组装过程[20-21]。

图6 不同使用年限(a)BAC生态位和(b)微生物群落组装过程Fig.6 (a) BAC Niche and (b) Microbial Community Assembly Process under Different Service Lifes

2.3 不同使用年限BAC净化效能变化情况

本试验比较了0～10年BAC运行过程中对水中污染物的去除特性和规律，针对氨氮、DOC和抗负荷冲击能力3个方面，研究使用时间、微生物群落演替对BAC净水效能产生的影响。

2.3.1 氨氮

BAC池进水的氨氮质量浓度为0.07～0.11 mg/L，在运行期间波动不大[图7(a)]。鉴于BAC对氨氮基本没有吸附去除能力，在BAC池中，生物量和生物活性被视为氨氮去除的直接影响因素。0～2年BAC，随着生物量和生物活性的增加，BAC对氨氮的去除性能逐渐提高。此阶段的BAC对污染物的生物降解效率受生物量和生物活性影响较大。在生物膜成熟后，BAC生物量和生物活性基本保持稳定，微生物群落是影响处理效能的关键因素。在2～5年对氨氮的去除效能最高，去除率为72.89%～78.30%，此阶段微生物群落多样性最高，且Nitrospira等功能微生物相对丰度较高。当使用时间为5～8年时，BAC的氨氮去除效能出现下降趋势，去除率为40%～70%，而此阶段功能微生物的相对丰度呈现下降趋势，且微生物多样性降低。BAC使用时间为8～10年时，对氨氮的去除率为5.12%～40.36%。此阶段功能微生物丰度和多样性持续降低，因而对污染物去除呈现微弱的降解效能。在冬季时，不同使用时间的BAC对氨氮的去除率存在明显差异，特别是10年BAC对氨氮的去除率低于10%。因此，不同使用时间的BAC对氨氮的去除效果受温度影响程度不同，BAC可以通过调整微生物群落来影响其脱氮性能。

图7 不同使用年限BAC对(a)氨氮和(b)DOC去除效果变化Fig.7 Changes of (a)Ammonia Nitrogen and (b) DOC Removal Rate by BAC under Different Service Lifes

2.3.2 有机物

整体来看，在0～10年运行期间，BAC对DOC的去除随运行时间呈现缓慢下降的趋势，去除率从89%降至10%[图7(b)]。一般将BAC对DOC的去除大致分为两个阶段，一个阶段为活性炭初期运行(0～3个月)，依靠活性炭的吸附作用对DOC的去除效果较好，去除率一般为60%以上。第二阶段为生物膜成熟后直至BAC使用时间结束，主要依靠吸附作用和生物降解作用共同实现对DOC的去除。但在不同使用时间下，BAC的吸附作用与生物降解作用对污染物去除贡献率不同，研究[22]认为当BAC使用时间超过6年，吸附作用弱化，生物降解为主导作用。从微生物群落结果可知，8～10年BAC的Rhizobium等功能微生物相对丰度较低以及Acinetobacter等丝状微生物数量增加，削弱了BAC对DOC的净化效能。

2.3.3 不同使用年限BAC应对氨氮负荷冲击性能

由2.3.1小节可知，水温是影响BAC脱氮效能的重要因素。当水温降低于10 ℃时，微生物的硝化速率受到明显抑制[23]。水温为7～10 ℃，BAC对氨氮去除性能随着氨氮负荷升高而变差(图8)。相比之下，使用时间较长的BAC受负荷冲击影响更显著，需要更长时间来适应低温条件下氨氮负荷。结果显示，当氨氮质量浓度大于1.0 mg/L，2年BAC和10年BAC，分别在运行2、7 d后氨氮的去除性能恢复正常。从微生物群落组装过程结果发现，由于同质选择过程为10年BAC微生物群落组装的主导机制，可能导致微生物多样性降低以及生态位变窄，进而对微生物代谢通路产生影响。因此，应对污染物负荷冲击时，较长使用时间的BAC微生物群落可能需要更长时间来恢复其净化效能。

2.4 BAC微生物种群与处理效能的RDA

RDA(p<0.05)用于进一步评估不同使用时间BAC微生物属水平上微生物群落结构和净化效能之间的关系(图9)。结果表明，氨氮与Nitrospira、假单胞菌属(Pseudomonas)和硝酸菌属(Nitrobacter)数量呈正相关，进一步证实了Nitrospira对BAC池氨氮去除效能的贡献。Nitrospira可以进行完全的氨氧化，是典型的硝化细菌[16]。由2.3.1小节可知，2～5年BAC池对氨氮去除效能最高，这是由于Nitrospira丰度较高并增强了BAC池对氨氮的净化效能。此外，Rhizobium、Bradyrhizobium和Afipia与DOC去除率呈正相关，是BAC降解有机化合物的主要类群。此类功能微生物在2～5年BAC共同富集，之后，其相对丰度随BAC使用时间呈明显下降趋势，故一定程度上导致使用时间较长的BAC对DOC净化效能下降。由此可见，不同使用时间BAC微生物群落的功能结构存在差异，微生物群落的演变是BAC净化性能改变的重要原因。

图9 RDA揭示不同使用时间BAC污染物去除效率和微生物群落的相关性Fig.9 RDA Revealed the Correlation between Pollutants Removal Efficiency and Microbial Communities under BAC Different Service Lifes

3 结论

(1)本研究中BAC生物量到5年时稳定在250～350 nmol P/(g BAC)，之后在一定范围内波动。生物活性2年时达到最高值[0.04 mg O2/(g BAC)·h]，后随BAC的使用时间呈缓慢下降的趋势。

(2)Proteobacteria、Acidobacteria和Chloroflexi始终是BAC微生物群落的优势菌群，对维持BAC生物膜性能稳定发挥重要的作用。随着BAC使用时间延长微生物群落发生明显演变，与净水效能相关的微生物，如硝化Nitrospira、Rhizobium、Bradyrhizobium和Afipia，相对丰度随时间延长逐渐降低，导致BAC池对氨氮和DOC的去除效果显著降低。

(3)确定过程和随机过程驱动BAC微生物群落的聚集与发展，在BAC运行过程中，0～7年BAC群落组装机制以随机过程为主，7年后，组装机制向确定过程转变。同时，同质选择为8～10年BAC群落发展的主要驱动机制，占59.09%～75.63%，引起微生物群落多样性下降。故此阶段的BAC微生物群落稳定性较差，应对氨氮负荷冲击能力减弱。