余国忠，王根凤，龙小庆，吴红伟，王占生
（清华大学环境科学与工程系，北京100084） 摘要：城市给水管网细菌生长是管道的表面性质，细菌对寡养生境的生态适应与消毒剂的性质、剂量、投加方式等共同作用的结果。改良、处理与更新管道材料，选择适当的消毒剂与剂量，采用合适的投加方式，使用常规处理+活性炭+消毒(AOC＜300μg乙酸碳/L时)工艺或预处理+常规处理+活性炭+消毒(AOC＞300μg乙酸碳/L时)工艺，可有效控制管网细菌生长。?
关键词：饮用水；管网；细菌生长；AOC；防治?
中图分类号：TU991.25
文献标识码：B
文章编号：1000-4602(2000)08-0018-03 自20世纪30年代末在经过加氯消毒的给水管网中发现细菌生长以来，管网中细菌繁殖及其引起的问题受到人们的关注。调查发现，管网中细菌的大量繁殖可加剧管道腐蚀，产生铁锈和管垢，消耗水中溶解氧，提高水色和水的不良气味，增大浊度和细菌平板计数，产生生物粘泥，为大型生物体和致病菌的出现、繁殖创造条件，形成生物不稳定的水，甚至造成管道阻塞、爆管、断管等严重问题，直接威胁净水厂运行和人民身体健康安全。? 1 给水管网中细菌生长的可能机制 1.1 管道及管内水流特征的影响
自然环境中，许多细菌由于分泌胞外多糖(EPS，可形成荚膜)而相对亲水，但管道内的湍流效应对细菌着生显然不利。有研究表明［1］：管壁与水流之间的粘滞层(或边界层)，以及由于粘滞层中营养物质浓度梯度的存在可以使运动细菌从水中迁移到管壁表面生存；另外在水流速度很小或相对静止的管道内，直径＜0.1μm的细菌可通过布朗运动可逆地移向管壁。受管壁表面固有性质和由于表面的分子吸附而使这些性质被改变的影响，细菌到管壁表面有可逆与不可逆两种粘附方。Marshell等认为细菌的可逆粘附可通过瞬间引力、布朗运动、DLVO理论、聚合物架桥来实现，其中聚合物架桥可能是细菌牢固粘附于表面的主要机制。在可逆粘附发生过程中，有可能使管壁表面性质与细菌分泌的、粘附于管壁的有机物性质发生某些变化，并随之发生不可逆粘附(此过程具有时间依赖性)，一旦发生不可逆粘附，表明细菌在管壁定居成功。目前大多数的给水管内壁表面特征(表面电荷、表面自由能和表面粗糙度等)还不足以阻止细菌的粘附，此外管道化学腐蚀也有助于细菌滋生。?
1.2管网内寡养生境与细菌的生态适应
绝大多数细菌的长度或直径在0.15～2.0μm之间，其中尺寸较小的大部分是寡养类，很多天然微生物处于寡养生境，Poindexter把寡养生境定义为营养物流近乎0～1mg/(L·d)的有机碳。细菌在具有微量有机物的管网中生存是可能的，一方面寡养生境中的细菌具有其独特的饥饿生存适应方式，可在很短时间内急剧减小其细胞体积和内源呼吸来减少营养要求，而细菌的总数不变，并为有高营养要求的细菌生长创造条件。例如弧菌DW1在富营养基质中的世代期为37 min，寡养条件下为57 min，远远短于水在管网中的停留时间T(T越长，越有利于细菌的繁殖)。另一方面，出厂水事实上是一个混合基质系统，其中大多数(很可能是绝大多数)基质可被几种能在饮用水严格处理条件下存活和活动的异养菌同时利用［1］。此外，寡养生境中的细菌对除营养匮乏以外的其他不利环境也有相应的适应机能。?
1.3 管网内细菌的抗毒性?
饮用水中常见的剩余消毒剂是液氯，此外还有氯胺(一氯胺)。消毒剂的效力与其自身的性质、剂量、被毒杀对象的生理状态及环境条件等因素有关，细菌能在管网中繁殖是因为其对消毒剂有抗性［2］。?
单个细菌的抗性与其生长条件、胞外分泌物及其形成的荚膜有关。用肺炎克雷伯式菌(Klebsiella pneumoniae)的两种菌株(一种有荚膜，一种为无荚膜的变体)的试验表明，荚膜物质量的大小不影响细胞对余氯(自由氯)和一氯胺的敏感性。与高营养基质相比，贫营养基质下生长的细菌具有较高的抗性。如有荚膜、无荚膜的肺炎克雷伯式菌株在贫营养基质下生长对自由余氯的抗性分别增加了3倍、2倍；生长于贫营养“自然生境”中的肺炎军团菌(Legionella pneumoniae)比营养琼脂中生长的细菌有6～9倍之多的抗性，其原因可能与细菌在贫营养、有消毒剂存在下细胞的形态结构与内含物的变化有关。Rudd等发现贫营养、有余氯条件下，细菌荚膜物质主要以胶体形式的聚合物存在，而高速生长条件下的荚膜物质多处于溶解状态；Berg等推测抗性的增加可能是由于细胞膜的渗透性较低；Olson等发现对氯敏感和具抗性的小肠结肠炎耶尔森氏菌(Yersinia enterocolitica)在细胞蛋白组成上存在差异［2］。此外，很多研究表明细菌的抗性也可因细菌附着于物体表面而增强，颗粒物质、管壁等的表面对附着于其上的细菌有保护作用。
群集的细菌或其生物膜具有很强的抗余氯性，生物膜龄增加，抗性也增加。其原因很可能与生物膜的表面性质有关，生物膜对其表面水流具有粘滞性，可有效地浓集水流中的有机物和浊度物质，相对减轻了余氯对生物膜表面细菌的伤害；另一方面，表面细菌具有生态位优势，生理活性较强，再加上长期的贫营养锻炼，因而抗自由余氯的毒性较强。但一氯胺与胞外多糖不反应，杀菌力受细菌聚集和生物膜龄的影响很小，用于管网水消毒效果比自由余氯好，但其杀菌效力较低。 2 防治对策 从本质上看，细菌在管网中的生长可以归结为三个根本因素：管道的材质与内表面特征，管网水中有机物的含量与类型，消毒剂的种类、剂量与投加方式。防治管网细菌繁殖应从这三方面入手。?
2.1 管道的材质
管道的防腐性能与管道的光滑性将直接影响细菌的附着、抗毒性与繁殖。有效的管道防腐处理、内表面光滑处理和其他处理，甚至采用具备优良性能的管材对旧管道进行更新，加强管网的检修与维护，定期冲洗，尽量缩短水在管网中的停留时间等都会有明显的防治作用。
2.2 选择合适的消毒剂与投加方式
次氯酸与其盐类、ClO2和一氯胺对不同表面上生长细菌的消毒能力研究表明［3］，一氯胺的消毒效果优于其他消毒剂，对生物膜的消毒效力与自由氯相当(以重量计)。铁管中含4.0mg/L的剩余一氯胺时，处理两周可使生物膜的死亡率超过99.99%，而在同样条件下自由余氯达2.5～3.5mg/L时，对生物膜没有显著影响，但相同条件下氯胺消毒的CT值远远大于自由氯消毒的CT值。?
合适的消毒剂投加方式对控制管网细菌危害有显著作用，相关研究证实了这一点。分次加氯、在工艺流程中一定部位同时加氯和胺或先预加氯后以氯胺维持余氯都是可行的。值得注意的是，不论是氯还是氯胺消毒，都能使生物可同化的有机碳(AOC)增加而有利于细菌增殖，并形成更具危害的消毒副产物，由于两者对消毒剂量的要求具有矛盾性，因而具体采取何种消毒剂、何种投加方式需经试验确定。
2.3 强化水处理工艺
AOC是有机物中最易被微生物合成菌体的营养物质，尤其是对异养菌生长繁殖最有利，是表征管网水中细菌生长的指标之一。管网水中AOC＜50μgC(乙酸碳)/L时，细菌的生长就受到限制，故美国建议标准为AOC＜50～100μgC/L，我国建议的近期目标为AOC＜200μgC/L，远期目标AOC＜100μgC/L［4］。表1、2是某市饮用水部分小试工艺与实际水厂AOC的去除效果，工艺流程均为：原水→混凝→沉淀→砂滤→活性炭→出水，原水AOC在200～300μgC/L左右。 表1 小试工艺对AOC的去除| 项目 | 出水
(ugC/L) | 去除率
（%） | 出水
(ugC/L) | 去除率
（%） | 出水
(ugC/L) | 去除率
（%） | | AOC-P17 | 99 | 45.6 | 122 | 45.3 | 75 | 65.1 | | AOC-NOX | 18 | 50.0 | 40 | 42.8 | 20 | 70.6 | | 总AOC | 117 | 46.3 | 162 | 44.7 | 95 | 66.4 | |
表２ 实际水厂工艺对AOC的去除| 水厂 | A水厂 | B水厂 | C水厂 | | 项目 | 出水
（μgC/L） | 去除率
（%） | 出水
（μgC/L） | 去除率
（%） | 去除率
（%） | 去除率
（%） | | 春季 | 41 | 48.1 | 121 | 64.7 | 153 | 25 | | 冬季 | 130 | 41.2 | 203 | 33.4 | 263 | 11.7 |
可见，组合工艺对AOC有明显的去除效果，水温高，出水AOC值低，去除率也高。小试工艺中7月份出水AOC较高、AOC去除率较低，这与该月降雨较多、一部分地表径流影响原水水质有关；没有活性炭的常规工艺去除AOC相对较差，说明活性炭上生长的生物膜(常称生物活性炭)对去除AOC作用很大。O3处理可使出水中AOC倍增［3］。对于AOC超过300μgC/L的原水，建议增加或变更处理措施。 3 结论 ①管网细菌生长是管道表面性质，管道内水流运动特点，寡养生境中细菌的生态适应性，消毒剂的性质、剂量与投加方式共同作用的结果。寡养生境下细菌的生态适应性对管网中细菌的抗毒性具有很大意义。
②改良、处理与更新管道材料，加强管网的维护管理，选择适当的消毒剂、剂量与投加方式可有效防治管网中细菌的生长。
③常规处理+生物活性炭+消毒工艺有较好的AOC去除能力，是控制管网细菌的有效手段之一；对较高?AOC(＞300μgC/L)的原水，建议增加或变更处理措施。 参考文献：
［1］Marshell K C, et al .Role of bacterial adhesion in biofilm formation and biocorrosion［A］.Proceedings of the international workshop on industrial biofouling and biocorrosion［C］.Stuttgart,1990，13-14.
［2］Lechevllier M W.Biocides and the current status of biofouling control in water system［A］.Proceedings of the international workshop on industrial bioforling and biocorrosion［C］.Stuttagrt,1990，23-24.
［3］Le Chevallier M W, et al .Evaluating the performance of biologically active rapid filters［J］.J AWWA,1992,4:137-146.
［4］吴红伟，等.水厂常规工艺去除可生物同化有机碳的研究［J］.中国给水排水，1995，15(9)：9.
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收稿日期：2000-02-16 | 
