城市供水管网生物稳定性及其影响因素的研究 148页

'博士学位论文城市供水管网生物稳定性及其影响因素的研究STUDYONBIO-STABILITYANDITSINFLUENCINGFACTORSINWATERDISTRIBUTIONSYSTEM张新瑜哈尔滨工业大学2009年8月 国内图书分类号：TU991.33国际图书分类号:628.1工学博士学位论文城市供水管网生物稳定性及其影响因素的研究博士研究生：张新瑜导师：张杰教授副导师：袁一星教授申请学位：工学博士学科、专业：市政工程所在单位：市政环境工程学院答辩日期：2009年8月授予学位单位：哈尔滨工业大学 ClassifiedIndex:TU991.33U.D.C:628.1DissertationfortheDoctoralDegreeinEngineeringSTUDYONBIO-STABILITYANDITSINFLUENCINGFACTORSINWATERDISTRIBUTIONSYSTEMCandidate：ZhangXinyuSupervisor：Prof.ZhangJieAssociateSupervisor：Prof.YuanYixingAcademicDegreeAppliedfor：DoctorofEngineeringSpeciality：MunicipalEngineeringAffiliation：SchollofMunici.&Envir.Eng.DateofDefence：August,2009Degree-Conferring-Institution：HarbinInstituteofTechnology 摘要摘要饮用水同人们的身体健康密切相关，随着工业化的发展和人们生活水平的提高，水源污染已成为世界范围内普遍关注的问题，人们对饮用水水质的要求也越来越高。经过水厂净化处理的出厂水达到了水质标准，但饮用水在供水管网内具有一定的停留时间，水质会发生变化。服务年限长的供水管道内壁会形成腐蚀物，使饮用水受到二次污染，供水管道的卫生状况将直接影响水质。本课题采用生物可降解溶解性有机碳(BDOC)作为评价水质生物稳定性的指标，研究供水管网的生物稳定性的变化规律，为供水企业改善水质提供依据。首先以试验管网为对象，研究了供水管网中常规水质指标和BDOC的变化规律，并对常规水质指标和BDOC的相关性进行了研究。研究结果表明，管网水余氯和BDOC呈负相关；管网水浊度和BDOC呈正相关；管网水中铁浓度和BDOC是正相关。对城市供水管网BDOC全年监测的结果表明：供水管网中BDOC在0.17~1.46mg/L之间；冬季管网水中BDOC浓度沿管线变化趋势是缓慢降低之后又上升；夏季水温较高，出厂水中余氯衰减速率很快，BDOC降低趋势比较明显；春季和秋季供水管网中BDOC变化趋势不大。各季节出厂水中TOC浓度偏高，经过城市供水管网输送之后，管网水中TOC浓度都有所下降。为了研究饮用水中细菌之间的种群结构和亲缘关系，应用16SrRNA方法对供水管网中细菌的多样性进行了研究。对9种水样进行PCR扩增后，获得的特异扩增片断大小在100~300bp之间；将回收后的片断扩增条带进行测序，得到17个测序结果，条带的序列长度在192~227bp之间；根据测序结果建立系统进化树，在一定程度上确定了回收的特异片断的分类地位。应用多元线性回归和BP神经网络两种方法建立了供水管网BDOC的预测模型，试验了6种神经网络结构，最终确定了1个隐含层，25个神经元的BP网络作为最合适的模型结构。经过对两种预测模型的比较发现，神经网络方法建立的模型对管网中BDOC的预测精度最高，准确度为82.86%，远远大于多元线性逐步回归预测模型的预测准确性(17.14%)。采用静态管段试验和动态模拟管网试验，研究了管网水中BDOC对供水管道中生长环的影响，BDOC与生长环上吸附性细菌的数量呈显著的正相关关系，BDOC与管网水中游离性细菌也是正相关关系。应用红外光谱分析生长环，得到了有机物的特征峰，说明供水管网中的有机物质沉积在生长环上；对生长环进行热重分析，确定了管网水中BDOC变化值同生长环中有机物含量-I- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文的正相关关系，管网水中BDOC含量越高，管道内壁越容易形成生长环。对供水管网中的生长环进行了物理结构和化学组成的测定，3个生长环样23品的比表面积在47~115m/g，孔容为0.03~0.21cm/g，说明生长环内部存在着孔隙结构。应用扫描电镜对生长环的微观形态进行测试，生长环分层清晰，分别为表面粘垢、易脱落的疏松层和致密层。通过X射线衍射分析，发现生长环的主要成分为针铁矿(α-FeOOH)、纤铁矿(γ-FeOOH)及FeS。通过X射线荧光能谱分析，生长环的元素组成主要为O和Fe，还有少量的Si、Al和S。对生长环中微生物进行了测定，发现了铁细菌和硫酸盐还原菌。对管道生长环的形成机理进行了分析，供水管道中微生物腐蚀不是单独存在的，往往和电化学腐蚀同时发生的，微生物的生长加速了管道腐蚀。关键词供水管网；生物稳定性；生物可降解溶解性有机碳(BDOC)；生长环；神经网络-II- AbstractAbstractDrinkingwateriscloselylinkedtohumanhealth,andthewatersource’spollutionhasbecomeacommonfocusinthedrinkingwaterresearchfieldallaroundworldwiththedevelopmentofindustrializationproductionandpeople’slivinglevel.Atthesametime,people’sdemandtodrinkingwaterqualityisincreasing.Althoughoutputwaterhasaccordedwithdrinkingwatercriterion,butdrinkingwaterstaysinthewaterdistributionsystemforsometime,andwaterqualitycoulddeteriorate.Corrosionscalescouldformonthepipewallthatservingforlongtime.Drinkingwatercansufferedfromsecondarypollution,andhygeiansituationdirectlyinfluencessupplywaterquality.Theworktookbiodegradabledissolvedorganiccarbon(BDOC)asanevaluatingindicatortostudybiologicalstabilitychangeinwaterdistributionsystem,andtoprovidesomebasisforwaterplantsinimprovingwaterquality.TraditionalwaterqualityindexesandBDOCchangeinwaterdistributionsystemwasstudiedbytakingexperimentalnetworkasanobjective.ThecorrelationbetweentraditionalwaterqualityindexesandBDOCwasanalyzed,freeresidualchlorineshowsanegativecorrelationwithBDOC,andturbiditypresentsapositivecorrelationwithBDOC.TotalironpresentsapositivecorrelationwithBDOC.ThemeasurementBDOCyear-roundincitywaterdistributionsystemshowsthatBDOCconcentrationwas0.17~1.46mg/L,andBDOCinwaterdistributionsystemslowlydeclinedinwinter,andthenascendedalongwiththepipes.Residualchlorinedecayedfastinsummerforthetemperaturewashigh,andBDOCdeclinedevidently.BDOCascendedanddeclinedinspringandautumn,thedifferenceoftwoseasonswasnotbigbecausethetemperaturewasclose.TOCconcentrationdeclinedthroughwaterdistributionsystem.16SrRNAwasappliedtostudythebiodiversityinwaterdistributionsysteminordertofindtherelationshipandpopulationstructureinwholewaterdistributionsystem.Theamplifiedfragmentlengthof9watersampleswas100~300bp.17sequencesweregainedbysequencingtherecoveryfragments.Thesequencelengthwas192~227bp.Phylogenetictreewasconstructedaccordingtosequenceanalysisofspecialbands.Thephylogeneticrelationshipsofspecialbandsweredetermined.BDOCforecastingmodelsinwaterdistributionsystemwereconstructedthrough-III- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文multivariatelinearstepwiseregressionandneuralnetworks.Inordertofindthefirst-ratemodel,6netwrokweretested,andfinallythenetworkwith1hidderlayerand25neuroneswasdetermined.Throughthecomparison,thewayofneuralnetworkswasfoundthathadthehighestaccuracyinforecastingBDOCchangeinwaterdistributionsystem,andtheaccuracyofitwas82.86%,whichwashigherthanmultivariatelinearstepwiseregression(17.14).TheeffectofBDOConthegrowthringwasstudyedinstaticpipeanddynamicmodellingnetwork.BDOCshowedapositivecorrelationwithadsorptivebacteriaonthegrowthringanddissociativebacteriainwater.Organicmatterscharacteristicpeakofgrowthringwasgotbyinfraredspectroscopy,meaningthatsomeorganicmattersdepositedonthegrowthring.ThermogravimetricanalysisofthegrowthringindicatedthatBDOCshowedapositivecorrelationwithorganicmattersinthegrowthring.ThegrowthringtendstoforminwaterdistributionsystemthathasahighconcentrationofBDOC.Corrosionscaleswereanalyzedinphysicalstructure,chemicalcomposition,andmicrobiologybyseveralmethods.Specificsurfaceareaof3corrosionscaleswere2bigwiththevalueintherangeof47~115m/g.TotalporevolumeofCorrosion3scaleswere0.03~0.21cm/g,andthisshowedthattherewerealotofholesinthecorrosionscales.MicrocosmicshapeofcorrosionscaleswereanalyzedbyScanningelectronmicroscope,corrosionscalestratifiedclearly,whichconsistedofsurfacebiofilms,stratumcompactumandtectorium.Corrosionscalewascomposedofpredominantlygoethite(α-FeOOH),lepidocrocite(γ-FeOOH)andFeSaccordingtoXRDanalysis.Ironbacteriaandsulphatereducingbacteriawerefoundincorrosionscalebymicrobialmeasurement.Theanalysismechanismofthegrowthringshowedthatmicrobialcorrosiondidn’texistalone,italsohappenedtogetherwithelectrochemicalcorrosion.Andtheactionofmicrobeacceleratedtheformationofcorrosionscaleinwaterdistributionsystem.KeywordsWaterdistributionsystem;bio-stability;biodegradabledissolvedorganiccarbon(BDOC);growthring;neuralnetwork-IV- Contents目录摘要..............................................................................................................................IAbstract....................................................................................................................III第1章绪论...............................................................................................................11.1课题背景..........................................................................................................11.1.1水资源短缺................................................................................................11.1.2水源污染....................................................................................................21.1.3饮用水的水质问题....................................................................................41.2供水管网水质问题...........................................................................................51.3供水管网水质研究现状...................................................................................61.3.1供水管网水质生物稳定性的研究............................................................61.3.2供水管网中细菌多样性的研究..............................................................111.3.3供水管网水质预测模型的研究..............................................................131.3.4供水管网中生长环的研究......................................................................161.4课题来源........................................................................................................191.5课题研究目的意义及主要研究内容.............................................................191.5.1课题研究目的意义..................................................................................191.5.2课题主要研究内容..................................................................................20第2章试验检测方法及材料..................................................................................212.1试验对象选取和检测指标的确定.................................................................212.1.1检测点位置的确定..................................................................................212.1.2水质检测项目..........................................................................................222.2水样采集方法.................................................................................................232.3常规水质指标检测方法.................................................................................242.4BDOC测定方法的确定...................................................................................242.4.1静态培养法..............................................................................................242.4.2动态培养法..............................................................................................252.4.3BDOC3代替BDOC28的可行性研究........................................................262.5供水管网生长环的测定.................................................................................272.5.1BET测试...................................................................................................272.5.2扫描电镜测试..........................................................................................282.5.3原子力显微镜测试..................................................................................28-V- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文2.5.4X射线衍射测试........................................................................................282.5.5X射线荧光能谱测试................................................................................282.5.6红外光谱分析..........................................................................................292.5.7热重分析..................................................................................................292.5.8生长环中细菌的测定..............................................................................292.6供水管网中细菌多样性的测定.....................................................................322.6.1仪器.........................................................................................................322.6.2所用试剂..................................................................................................322.6.3DNA的提取..............................................................................................332.6.4DGGE反应条件........................................................................................342.6.5测序.........................................................................................................34第3章供水管网生物稳定性的研究......................................................................353.1引言................................................................................................................353.2试验管网水质生物稳定性的研究.................................................................363.2.1试验管网水中余氯衰减的变化规律......................................................363.2.2试验管网水浊度的变化规律..................................................................373.2.3试验管网水铁的变化规律......................................................................393.2.4试验管网水pH的变化规律.....................................................................423.2.5试验管网水TOC的变化规律..................................................................433.2.6试验管网水BDOC的变化规律...............................................................443.3试验管网常规水质指标和BDOC相关性分析...............................................453.3.1管网水中余氯和BDOC间的相关性分析................................................473.3.2管网水浊度和BDOC间的相关性分析....................................................483.3.3管网水铁浓度和BDOC间的相关性分析................................................493.4控制供水管网BDOC含量的水质条件研究...................................................503.4.1供水管网BDOC的控制因素...................................................................503.4.2城市供水管网水质条件的监测结果分析...............................................513.4.3城市供水管网水BDOC的监测与分析....................................................543.5本章小结........................................................................................................56第4章城市供水管网细菌多样性的分析..............................................................574.1引言................................................................................................................574.2供水管网中的生态系统.................................................................................574.3供水管网细菌多样性的研究.........................................................................594.3.1采样条件..................................................................................................59-VI- Contents4.3.2DNA提取和PCR扩增结果分析...............................................................604.3.3变性梯度凝胶电泳图谱（DGGE）测试结果分析................................624.3.4DGGE聚类分析结果与讨论....................................................................644.3.516SrRNA基因测序结果与序列分析......................................................644.3.6饮用水中细菌群落中优势菌群的研究...................................................664.3.7供水管网中细菌进化树的构建..............................................................674.4本章小结........................................................................................................70第5章供水管网水质生物稳定性预测模型..........................................................715.1引言................................................................................................................715.2BDOC多元线性逐步回归预测模型...............................................................715.2.1BDOC多元线性逐步回归预测模型简介.................................................715.2.2BDOC多元线性逐步回归预测模型的建立.............................................735.2.3BDOC多元线性逐步回归预测模型的验证.............................................745.3BDOC神经网络预测模型...............................................................................775.3.1BP神经网络简介......................................................................................775.3.2BP神经网络模型的建立..........................................................................815.3.3BP神经网络模型的验证..........................................................................845.4本章小结........................................................................................................87第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析...............................................886.1引言................................................................................................................886.2BDOC与供水管网中生长环的关系研究.......................................................886.2.1生长环中关键官能团的确定..................................................................886.2.2生长环中有机物含量分析......................................................................896.3生长环的物理、化学和微生物组成分析......................................................906.3.1生长环的表观形貌分析..........................................................................906.3.2生长环表面吸附特性参数测定结果分析...............................................916.3.3生长环微观结构分析..............................................................................936.3.4生长环的化学组成结构分析................................................................1016.3.5生长环微生物腐蚀研究........................................................................1036.4BDOC与生长环中细菌繁殖的关系研究.....................................................1046.4.1BDOC与生长环中吸附性细菌关系的研究...........................................1066.4.2BDOC与管网水中游离性细菌关系的研究...........................................1066.4.3pH与生长环中细菌关系的研究............................................................1076.5BODC与生长环中细菌繁殖的动态试验.....................................................108-VII- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文6.5.1模拟管网中吸附性细菌与BDOC关系的研究......................................1096.5.2模拟管网中游离性细菌与BDOC关系的研究......................................1096.6供水管网中生长环的形成因素探讨...........................................................1106.6.1管网水质化学稳定性差导致电化学腐蚀发生.....................................1106.6.2管道内后沉淀现象加快生长环的形成................................................1116.6.3细菌的腐蚀作用加剧生长环的产生....................................................1126.7供水管道中生长环的控制策略初探...........................................................1136.7.1控制管网水的pH值...............................................................................1136.7.2控制管网水的生物稳定性....................................................................1146.7.3防护涂料和管材的选择........................................................................1146.8本章小结......................................................................................................114结论..........................................................................................................................116参考文献..................................................................................................................118攻读学位期间发表的学术论文..............................................................................130哈尔滨工业大学博士学位论文原创性声明..........................................................131哈尔滨工业大学博士学位论文使用授权书..........................................................131致谢.........................................................................................................................132个人简历.................................................................................................................133-VIII- ContentsContentsAbstract(CHN)............................................................................................................IAbstract(ENG).........................................................................................................IIIChapter1Introduction...............................................................................................11.1Projectbackground.............................................................................................11.1.1Waterresourceshortage..............................................................................11.1.2Waterresourcepollution...........................................................................21.1.3Drinkingwaterquality................................................................................41.2Waterqualityinwaterdistributionsystem.........................................................51.3Actualityofresearchandapplicationofwaterqualityinwaterdistributionsystemindomesticandoverseas..............................................................................61.3.1Researchonbio-stabilityinwaterdistributionsystem................................61.3.2Researchonbiodiversityinwaterdistributionsystem..............................111.3.3Researchonwaterqualitymodelinwaterdistributionsystem.................131.3.4Researchongrowthringinwaterdistributionsystem..............................161.4Sourceofproject..............................................................................................191.5Contentsandpurposeofproject.......................................................................191.5.1Purposeofproject.....................................................................................191.5.2Contentsofproject....................................................................................20Chapter2ExperimentMaterialsandMethods......................................................212.1Experimentsubjectchoosinganddeterminationofdetectingindexes.............212.1.1Thedeterminationofsamplingsites..........................................................212.1.2Detectingindexesofwaterquality............................................................222.2Watersamplingmethods..................................................................................232.3Traditionalwaterqualityindexesdetectionmethods.......................................242.4DeterminationofBDOCdetectingmethod......................................................242.4.1Inhibition-Staticmethod............................................................................242.4.2Inhibition-movingmethod........................................................................252.4.3FeasibilitystudyofBDOC3replacingBDOC28.........................................262.5Measurementofgrowthringsinwaterdistributionsystem..............................272.5.1BETmeasurement.....................................................................................272.5.2SEMmeasurement....................................................................................28-IX- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文2.5.3AFMmeasurement....................................................................................282.5.4XRDmeasurement....................................................................................282.5.5XPSmeasurement.....................................................................................282.5.6Infraredspectroscopymeasurement..........................................................292.5.7Thermogravimetricmeasurement.............................................................292.5.8Bacterialmeasurementofthegrowthring.................................................292.6Measurementofbiodiversityinwaterdistributionsystem...............................322.6.1Instruments................................................................................................322.6.2Reagentsusedinmeasurement..................................................................322.6.3ExtractionofDNA....................................................................................332.6.4ConditionofDGGE...................................................................................342.6.5Sequnce.....................................................................................................34Chapter3Researchonbio-stabilityofwaterdistributionsystem........................353.1Introduction......................................................................................................353.2Biostabilityofexperimentalwaterdistributionsystem..................................363.2.1Residualchlorinedecaychangeinexperimentalwaterdistributionsystem................................................................................................................363.2.2Trubiditychangeinexperimentalwaterdistributionsystem.....................373.2.3Totalironchangeinwaterexperimentalwaterdistributionsystem..........393.2.4pHchangeofinexperimentalwaterdistributionsystem...........................423.2.5TOCchangeinexperimentalwaterdistributionsystem............................433.2.6BDOCchangeinexperimentalwaterdistributionsystem.........................443.3CorrelationanalysisbetweentraditionalwaterqualityindexesandBDOCinexperimentalwaterdistributionsystem..................................................................453.3.1CorrelationanalysisbetweenresidualchlorineandBDOC.......................473.3.2CorrelationanalysisbetweenturbidityandBDOC...................................483.3.3CorrelationanalysisbetweentotalironandBDOC...................................493.4WaterqualitycontrollingconditionsofBDOCincitywaterdistributionsystem....................................................................................................................503.4.1ControllingfactorsofBDOCincitywaterdistributionsystem................503.4.2Monitoringofcontrollingfactorsincitywaterdistributionsystem..........513.4.3MonitoringofBDOCincitywaterdistributionsystem............................543.5Briefsummaryofthechapter...........................................................................56Chapter4Studyonmicrobialdiversityincitywaterdistritutionsystem............57-X- Contents4.1Introduction......................................................................................................574.2Biologicalsysteminwaterdistributionsystem................................................574.3Researchonmicrobialdiversityinwaterdistributionsystem..........................594.3.1Samplingcondition...................................................................................594.3.2AnalysisonextractionofDNAandPCR...................................................614.3.3Denaturinggradientgelelectrophoresisofwatersamples........................604.3.4ClusteringanalysisofDGGE....................................................................644.3.5Analysisof16SrRNASequencing...........................................................644.3.6Researchondominatebacteriaamongbacterialcommunityindrinkingwater...................................................................................................................664.3.7Constructionofphylogenetictreeinwaterdistributionsystem................674.4Briefsummaryofthechapter...........................................................................70Chapter5Biostabilityforecastingmodelinwaterdistritutionsystem.................715.1Introduction......................................................................................................715.2BDOCmultivariatelinearstepwiseregressionforecastingmodel...................715.2.1Multivariatelinearstepwiseregressionforecastingmodel........................715.2.2Buildingofmultivariatelinearstepwiseregression..................................735.2.3Verificationofmultivariatelinearstepwiseregression.............................745.3BDOCneuralnetworksforecastingmodel......................................................775.3.1BPneuralnetworks...................................................................................775.3.2ForecastingmodelbuildingofBPneuralnetworks...................................815.3.3ForecastingmodelverificationofBPneuralnetworks..............................845.4Briefsummaryofthechapter...........................................................................87Chapter6ResearchonBDOCaffectinggrowthringinwaterdistributionsystem.........................................................................................................................886.1Introdution.......................................................................................................886.2ResearchonBDOCandgrowthringinwaterdistritutionsystem....................886.2.1Determinationofcriticalfuntionalgroupinthegrowthring....................886.2.2Analysisoforganicmattercontentinthegrowthring...............................896.3Phycialstructural,Chemicalandmicrobalanalysisofthegrowthring...........906.3.1Appearanceanalysisofthegrowthring....................................................906.3.2Analysisonadsorptionparametersofthegrowthring..............................916.3.3Analysisonmicroscopicstructureofthegrowhring................................936.3.4Analysisonchemicalconstitutionofthegrowhring..............................101-XI- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文6.3.5Researchonmicrobialcorrosion.............................................................1036.4StaticexperimentonBDOCandbacteriapropagationinthegrowthring.....1046.4.1ResearchonBDOCandadsorptivebacteriainthegrowthring..............1066.4.2ResearchonBDOCanddissociativebacteriainwater............................1066.4.3ResearchonpHandadsorptivebacteriaingrowthring..........................1076.5DynamicexperimentonBDOCandbacteriapropagationingrowthring......1086.5.1ResearchonBDOCandadsorptivebacteriaofgrowthringinmodellingwaterdistributionsystem.................................................................................1096.5.2ResearchonBDOCanddissociativebacteriaofwaterinmodellingwaterdistributionsystem...........................................................................................1096.6Growthringformationmechnisminwaterdistributionsystem.....................1106.6.1Waterchemicalunstabilityinducingelectrochemicalcorrosion..............1106.6.2Postprecipitationacceleratingtheformationofthegrowthringinwaterdistributionsystem...........................................................................................1116.6.3Corrosionofmicorobialaggravatingtheformationofthegrowthring...1126.7Priliminaryprobleonpreventionofthegrowthringinwaterdistributionsystem..................................................................................................................1136.7.1ControllofpHinwaterdistributionsystem............................................1136.7.2Controllofbio-stabilityinwaterdistributionsystem..............................1146.7.3Selectionofprotectivecoatingandtubularproduct................................1146.8Briefsummaryofthechapter.........................................................................114Conclusions..............................................................................................................116References................................................................................................................118PapersPublishedintheperiodofPh.D.education..............................................130Statementofcopyright............................................................................................131Letterofauthorization............................................................................................131Acknowledgment.....................................................................................................132Resume.....................................................................................................................133-XII- 第1章绪论第1章绪论1.1课题背景水是人们维持正常生命活动不可缺少的物质之一，同时也是人们从事社会生产所必需的资源之一。和谐的水体环境和充足的水资源是社会可持续发展的前提条件。但是，现代工业的迅猛发展和全球人口的急剧增加，导致了水体环境的极大污染和水资源的严重短缺。水资源的问题已经成为制约经济和社会发展的一个关键因素，已经成为全世界共同关注的热点问题，随着淡水资源的逐渐减少，有可能引发局部冲突和战争，在缺水的中东和非洲地区历史上爆发过多次争夺水资源的战争。饮用水的水质与人们生活、身体健康密切相关。随着生活水平的提高，人们对饮用水水质的要求也越来越高；随着工业化的发展，在不同程度上导致了环境污染，水环境的污染已成为世界范围内普遍存在的问题。构建和谐社会要求供水企业能够为人们提供安全优质的饮用水，这对于促进社会的发展、提高人民生活水平和保障国家安全均具有重大的战略意义，城市安全饮用水的研究已成为供水卫生领域的重要课题。1.1.1水资源短缺随着社会经济的高速发展与城市化进程的加快，水资源危机已经成为继石油危机之后人类所面临的第二大危机。在地球上存在的水资源中，淡水只有1633×10m，其中88%成固态（冰帽和冰川）。人们可以直接从河流和湖泊取用的淡水只占0.014%。地球上水的分布很不平衡，世界上每年约65%的水资源集中在不到10个国家里，但占世界人口40%的80个国家（其中9个在近东[1]和中东）却严重缺水。我国水资源匮乏，而且在时间和空间的分布上又极不均匀，从地理的角度看，西北、华北、东北即所谓的“三北”地区水资源尤其短缺。改革开放以来，由于我国经济迅速发展，人民生活水平有了较大提高，城市的工业用水量与生活用水量也随之增加，同时又由于过度关注经济建设，忽略了环境的保护与治理，造成了水资源的污染，导致东南沿海一些省市也出现了严重的水资源紧缺现象，形成所谓的“水荒”。根据水利部统计数据，全国年缺水量达400亿立方米，近2/3的城市存在不同程度的缺水，农村饮水不安全人口仍有2亿-1- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文多人，受水量及水质不安全影响的城镇人口有近1亿。城市水资源紧缺不但阻碍了经济发展，对人民生活也造成了很大影响。有的省会城市甚至采取了定时供水的措施，进而引发了公共卫生危机。还有些城市不得不从境外引水，比如深圳市供水水源总量中约有2/3来自境外。水资源作为重要的战略资源，它的[2]紧缺有可能会对国家的经济安全构成威胁。我国城市用水短缺的形式十分严峻，可利用的水资源总量为28000亿33m，淡水资源的人均占有量为2340m，约为世界人均占有水量的1/4，被列为[4][3]世界最缺水的13个国家之一。我国的668个城市中有400多个缺水，是世界上l3个最缺水的国家之一，被联合国有关机构称为处于严重缺水的边3缘。全国年缺水量近400亿m，约有3亿农村人口喝不上符合卫生标准的饮用水。在全国668个城市中，有300多个城市缺水，其中110个严重缺水，在32个百万以上人口的特大城市中，有30个长期受缺水困扰，在46个重点城市中有45.6%水质较差，14个沿海开放城市中，有9个严重缺水，其中，北京、津、青岛和大连缺水尤为严重。此外，干旱问题严重，我国年均干旱面积达2100万公顷，年均减产粮食2800万吨。干旱成为农业的主要自然灾害。黄河自1985年以来年年断流，1997年长达226天，在未来10~30年间，黄河水资源的缺口每年将达40~150[5]亿立方米，水资源的问题严重制约着沿河地区经济的发展和生态的平衡。水资源浪费现象十分严重。在全国总用水量中，农业用水占73％，由于灌溉技术水平低，有效利用率仅为其用量的40％；工业用水重复利用率低，仅为20％~30％，而有些发达国家已达80％~90％。我国单位产品的用水量比发达国家高出5~10倍，从而造成供给紧张，浪费巨大，地下水开采过度，许多地方出现大面积漏斗，水位下降。这种粗放的用水方式加剧了水资源的短缺。1.1.2水源污染水污染日趋严重是导致城市缺水的主要原因之一，而沿海地区因水环境污染造成水质型缺水，长江三角洲、珠江三角洲地区时常受到咸潮的影响，北方地区由于过度抽取地下水，也遭遇咸潮的威胁。咸潮把海水里的氯化物，带到城市取水口，当氯化物在水中浓度达到或超过250mg/L时，淡水就不再适合饮用、灌溉以及工业使用。自然界中的水主要分布在大气、地面、土壤及海洋中，其中常含有一些矿物质及盐类，一般情况下不会妨碍生物的健康，然而今天各种各样的污染却使水成了“杀手”。酸雨的危害，海洋的污染，河流湖泊的污染尤为严重。据国家环保总局公布的资料表明，我国河流的河段已有近1/4因污染而无法满足农业用水的需要，全国湖泊中有75%的水域受到显著污-2- 第1章绪论染，有些水域已丧失水体功能。根据2008中国环境状况公报的统计结果，见表1-1，2008年，28个国控重点湖（库）中，满足Ⅱ类水质的湖（库）4个，占14.3％；Ⅲ类水质的湖（库）2个，占7.1％；Ⅳ类水质的湖（库）6个，占21.4％；Ⅴ类水质的湖（库）5个，占17.9％；劣Ⅴ类水质的湖（库）11个，占39.3％。在监测营养状态的26个湖（库）中，重度富营养的1个，占3.8%；中度富营养的5个，[6]占19.2%；轻度富营养的6个，占23.0%。表1-12008年七大水系水质类别比例Table1-1Percentageofwaterqualitygradesofthesevenkeyriversystemsin2008七大水系Ⅰ~Ⅲ类(％)Ⅳ类(％)Ⅴ类(％)劣Ⅴ类(％)长江85.66.71.95.8黄河68.24.56.820.5珠江84.99.13.03.0松花江33.345.27.214.3淮河38.433.75.822.1海河28.614.36.350.8辽河35.113.518.932.5与长期的污染相比，突发性的水污染事件也给城市用水安全造成压力，2005年11月，中国石油吉化公司爆炸事故中泄漏的苯类污染物流入松花江，使400万人口的哈尔滨停水四天，并使污染带进入俄罗斯境内污染事件的性质由跨省升级为跨国。此次苯污染的江水，被河床及沉淀物吸收的毒物将逐渐释放，哈市真正水体清污仍需数年。这一重大突发污染事件引起了全国甚至全世界的关注，它不仅将中国城市水源地安全和供水系统脆弱性暴露无遗，敲响了城市水源安全的警钟，也为中国全面构建突发环境风险事件应急机制提供了契[7]机。因此，保障饮用水源地具有重要意义。与常规的污染相比，这些突发污染事件具有不确定性、危害巨大性和处理紧急性等特征，在短时间内造成水源污染、城市停水、饮水中毒、财产损失等问题；近年来，由于城镇人口增长及城镇饮用水源管理不善及生活污水处理相对不力，农村生活饮用水卫生已成为[8]卫生防疫工作中的突出问题。水污染包括天然的污染源水质和生态恶化严重。除部分内陆河流和大型水库外，我国水域普遍受到不同程度的污染，并呈上升趋势。据国家环境监测中心监测结果表明，1995年全国七大水系和内陆河流例行监测的110个国家控制重点河段中，水质低于《地面水环境质量标准》三类水质的河段已占39％，其中淮河、海河、辽河和松花江水系污染严重，巢湖、滇池、太湖和一些湖泊呈富营养状态，除陆地水域外，近海海域水质恶化日益明显。重点河口海-3- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文湾、港口污染较为严重，无机磷和无机氮普遍超标，部分海域油类超标，富营养现象明显，赤潮屡见发生。这一切更加剧了水资源短缺的矛盾。全国地表水污染依然严重。七大水系总体为中度污染，浙闽区河流和西南、西北诸河水质[9]良好，湖泊富营养化问题突出。[10]化工行业的迅猛发展，有机化合物的总类和总量不断增加，各种未经达标处理的生产废水和生活污水进入水体，各类有毒有害污染物的意外泄漏事[11]件不断发生，见表1-2的统计数据，导致82%的水域和93%的城市地下水[12]源受到污染，水源水质污染问题日趋严重。表1-2近年我国城市水源地污染事件统计Table1-2PollutioneventsstatisticsatcitywatersourcesinrecentyearsinChina时间（年）1985~19901991~19951996~20002001~2006次数221517561.1.3饮用水的水质问题随着社会进步和人民生活水平提高，居民对于饮用水的要求已经不再局限于压力和水量等水力方面，而是更多的开始关注水质问题。国家新的水质标准对于饮用水的要求，也开始对用户水龙头水质提出了明确的要求。2006年12月29日，国家标准委和卫生部联合发布了经过修订的《生活饮用水卫生标准》和13项生活饮用水卫生检验方法国家标准，并自今年7月1日起实施。这些标准首次发布于1985年，本次均为第一次修订。《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)属强制性国家标准，指标由原标准的35项增至106项，并对原标准35项指标中的8项进行了修订，这就要求我们必须重视管网对水质的影响。国内许多的净水厂仍然采用主要由混凝、沉淀、过滤和消毒等组成的常规净水工艺，该工艺已经有上百年的历史，但是该工艺的局限性，对水中溶解性有机物和氨氮的去除率很低。经过净水厂处理后的出厂水，虽然符合国家生活饮用水卫生标准，但仍然含有一些化学物质和一定量的微生物。经过净水厂处理的饮用水通过遍布于整个城市的供水管网输送到千家万户，这期间水中的有些化合物分解，水和管壁也会发生反应，水中残存的细菌有可能生长繁殖，同[13,14]时管网也可能会受到外来的二次污染等，影响管网内的水质。目前，我国大多数的城市供水企业把提高水质的大量工作用于净水厂的净化处理工艺上，往往忽略了供水管网产生的水质二次污染问题。然而自来水厂的水从出厂到用户水龙头水质呈降低趋势，主要表现在铁、锰、镁、色度、浊[15]度、细菌总数等在水中的含量增加，甚至超过国家标准。供水管网产生的-4- 第1章绪论水质二次污染问题一直是国内外研究的热点，饮用水从水厂到达用户经过很长的距离，在供水管网中有一定的停留时间，以哈尔滨为例，饮用水在管网中的停留时间为5小时，有些地区最长的停留时间达到一周。众所周知，饮用水在由水厂到用户的传输过程中水质会变差。通常情况下，水厂采用向水中投加氯或者氯的化合物的方式在卫生学方面来保证饮用水的健康，通过维持整个供水[16]管网系统中余氯浓度处于一定的水平，防止细菌的再度繁殖。但是，一些研究表明即使保持管网水中余氯的存在，只要水中有营养物质存在，异养菌就[17]可以繁殖。供水管网系统可以看做一个巨大的反应器，里面发生着物理、化学和生物化学的反应，因而，服务年限长的供水管线会发生腐蚀，尤其以在实际工程中应用数量居多的铸铁管情况最为严重。敷设于地下的供水管网是城市重要基础设施，属于大规模复杂隐蔽性工程。供水管网昼夜连续地以一定的服务压力将达标的水输配给用户，以满足居[18]民生活及工业生产上的需要，它的运行安全性已成为城市发展的一个制约因素。在当前节能减排的形势下，供水企业在确保安全供水的同时，不断地对[19]城市供水管网进行改造和扩建，供水管网系统的规模和复杂性随之提高。1.2供水管网水质问题目前，我国大多数的供水企业把提高水质的重点集中在水厂的净化处理工艺上，往往忽略了供水管网产生的水质“二次污染”问题。饮用水从出厂到用户水龙头水质呈降低趋势，主要表现在铁、锰、镁、色度、浊度、细菌总数等在水中的含量增加，甚至超过国家饮用水水质标准。城市供水管网大多采用金属材料（如钢管和铸铁管），管道腐蚀引起管道的老化破坏，更严重的是造成水质的污染，使水质恶化。水在流经供水管网的过程中发生一系列的物理、化学、电化学和微生物学的作用，致使沿管道内壁逐渐形成下部较厚上部较薄的不规则的环，即生长环，使水受到二次污染。生长环是由给水管道内壁沉淀物、锈蚀物、粘垢及生物膜相互结合而成的混合体。刚形成的锈垢比较疏松，易被水流冲走，使用户放出的水中含有黄锈；未被水流冲走的锈垢积存下来，逐渐变硬，成为细菌繁殖生长的场所。当出厂水中含有一定量的有机物，细菌将附着于管网管壁生长形成生物膜，诱发管壁腐[20][21-蚀和结垢；生物膜的老化脱落会引起用户水质恶化，色度和浊度上升23]，使管网水发生二次污染；管壁结垢和腐蚀会降低管网的输水能力，二级泵站动力消耗增加，甚至引起爆管；生物膜与管网水中病源微生物的孳生还会对饮用者的健康构成直接的威胁。因此作为细菌营养基质的有机物存在于供水管网中，将给管网和管网水质带来严重影响，应加以严格控制；自上世纪80年-5- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文代中期以来，逐渐成为水处理界的研究热点。在国外，自从地表水处理法规[24-26][27-29]和1989年总生物量法规颁布以来，管网水的水质状况研究逐渐受到[30-32]了人们的广泛重视。作为细菌营养基质的有机物存在于供水管网中，给管网和管网水质带来严重影响，应加以严格控制；自上世纪80年代中期以来，逐渐成为水处理界的研究热点。1.3供水管网水质研究现状1.3.1供水管网水质生物稳定性的研究随着科学发展和分析技术的进步，研究者们逐渐意识到供水管网中细菌再次生长和繁殖的主要原因是出厂水中含有一定量的有机营养基质，出厂水中残存的细菌、氯消毒后部分受伤细菌获得营养基质在管网中自我修复，再次生长导致到达用户的水质变坏；同时更换、维修管段和其它原因也会引起外源细菌进入管道。管壁本身的特性，如表面粗糙、边界层效应、悬浮和胶体物的沉积又为细菌提供了生长的基地。有机营养基质、细菌在管网中生长引发的问题越来越受到重视，由此引出了饮用水生物稳定性的概念。1.3.1.1饮用水质生物稳定性的概念饮用水的生物稳定性就是指饮用水中有机[1]营养基质能支持异养细菌生长的潜力，即细菌生长的最大可能性。饮用水生物稳定性高，表明水中细菌生长所需的有机营养物含量低，细菌不易生长；反之，饮用水生物稳定性低，表明水中细菌生长所需的有机营养物含量高，细菌容易生长。1.3.1.2饮用水质生物稳定性的评价指标衡量饮用水的生物稳定性的指标主要有生物可同化性有机碳(AssimilableOrganicCarbon，AOC)和生物可降解溶解[33]性有机碳(BiodegradableDissolvedOrganicCarbon，BDOC)。BDOC是指存在于水中的有机物中可被细菌分解成CO2或合成细胞体的部分，是细菌生长的物质和能量来源。AOC是指BDOC中被转化成细胞物质的那部分，是有机物中最易被细菌吸收、直接同化成细菌体的部分。AOC与异养细菌在管网中的繁殖密切相关，是异养细菌直接用以新陈代谢的物质和能量来源。具体用哪种指标来衡量生物稳定性，目前还存在很大争议。Escobar等认[34]为应该把AOC和BDOC相结合来判断水的生物稳定性。如果重点研究生物的再生长，那么就采用AOC指标；但是如果重点研究生物过程中需氯量和消[35]毒副产物的形成潜能，那么就应该使用BDOC指标。1.3.1.3水中有机物分类饮用水中有机物的划分如下:-6- 第1章绪论(1)天然存在的有机物(NaturalOrganicMatter，NOM)：如腐殖物、微生物渗出液，以及进入水体中的各种植物纤维、动物尸体等。(2)合成有机物(SyntheticOrganicCarbon)：如杀虫剂、可挥发性有机物，以及其它化学工业产生的废弃物。(3)化学副产物及添加物：水处理中添加入的物质或产生的副产物，如三卤甲烷，溴酸盐等。饮用水中有机物种类繁多，形态、大小和化学性质比较复杂，目前要想测定其中每一种有机物几乎是不可能的。一般测定总有机碳(ToalOrganicCarbon，TOC)作为总有机物含量的替代参数(surrogateparameter)。按有机物形态大小，TOC大致可以分为颗粒态有机碳(ParticleOrganicCarbon，POC)、胶体态有机碳(CollidOrganicCarbon，COC)和溶解性有机碳(DissovledOrganicCarbon，DOC)。如果从有机物是否能被微生物利用的角度来划分，则溶解性有机碳又可分为生物可降解溶解性有机碳(BDOC)和生物难降解性有机碳(NBDOC)。BDOC中易被细菌利用合成细胞体的有机物称为生物可同化有机碳(AOC)，其中BDOC和AOC与异养细菌在供水管道中的生长密切相关，是研究饮用水生物稳定性所要关注的重点。有机物分类关系可由图1-1说明。TOCDOCBDOCNBDOCPOCAOCCOC图1-1水中有机物的分类Fig.1-1Theclassificationoforganicmatterinwater1.3.1.4生物可降解溶解性有机碳目前对供水管网管壁上生物膜生长、管网细菌再生长和大肠杆菌的突然爆发的原因的研究越来越多。经过大量研究，许多学者都一致认为：由于出厂水中存在BDOC，它成为管网中异养细菌生长繁殖-7- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文所需的营养基质，使出厂水中未被消毒杀死的细菌或其他途径进入供水管网的细菌重新生长(regrowth或aftergrowth)。部分细菌随机附着在管壁上利用营养基质生长而成生物膜。供水管网中BDOC含量较高的主要原因是由于水资源短缺，大量使用水质较差的地表水作为供水水源，而地表水一般都有较高的有机物含量；其次，水在供水管网中的停留时间越来越长，水流路径越来越复杂也是一个主要原因。这种情况下，细菌大量繁殖，并导致其它微生物的滋长。穿透滤池进入管网的藻类以及残留在水中的有机物以腐殖质为主，占一半以上，其分子量大，结构复杂，在水中呈稳定状态，是管网水中微生物的主要能量来源。但由于水源不同、水处理工艺不同，导致饮用水中有机物成分也不同。水中不同的有机物成分和数量影响了细菌的生长繁殖。细菌的再繁殖会造成管网水质的恶化，如水的浊度、色度上升、细菌总数增加等。甚至可能在管网中生长较大的有机体，如线虫和海绵动物等，这些浮游动物是很难消除的，严重时可堵塞水表、水龙头。目前，大部分水厂采用的仍是氯消毒工艺，出厂水中维持一定的余氯量，可抑制管网中细菌的再生；但同时也产生了负面影响：氯与有机物反应产生的化合物具有不良气味。并且经过流行病学研究，其中有一部分消毒副产物具有[36]致癌性。实际上，BDOC是异养细菌生长繁殖的碳源，所以抑制供水管网中细菌生长繁殖的又一有效途径是降低出厂水的BDOC浓度。有研究证明可[37]以通过生物活性炭等水处理工艺达到降低出厂水中BDOC浓度的目的。并[38-40]且人们预计膜工艺可以使处理水的BDOC浓度达到较低的水平。所以要提高饮用水的生物稳定性，并保证饮用水安全，关键是要控制有机营养物(BDOC)的量。[41]王丽花等以西南某市水厂为研究对象，研究了水厂常规处理工艺对AOC的去除特性以及AOC在管网中变化规律，常规处理工艺对AOC的去除效果在40.7%~75.4%之间，温度升高，AOC有所增加。[42]喻青等研究了某高校管网的水质生物稳定性，管网入口处的自由余氯、浊度、细菌总数等指标都相对较好，沿着水流方向则水质越来越差,尤其是到达管网末梢时，自由余氯、浊度、细菌总数等指标都劣于国家饮用水卫生标准，水质的生物稳定性变差。这主要是因为出厂水中的AOC及总有机碳浓度偏高引起的。影响该高校管网水质生物稳定性的主要因素有AOC、自由余氯、浊度、有机物等，同时温度、pH、水力条件等对管网水质的生物稳定性也有一定影响。[43]李爽等对澳门管网水中异养菌二次生长和水质生物稳定性指标的相关-8- 第1章绪论关系的研究结果表明：澳门管网水基本属于生物稳定的饮用水；澳门管网沿途水中AOC和BDOC的变化不明显；降水量和水温对于AOC送往季节变化有很大影响，而原水水质，处理工艺和水温则对BDOC的季节变化有很大影响；管网水中AOC和异养菌总数(HPC)有明显的相关关系。[44]赵明等的研究表明：氯能氧化部分微生物难利用的有机物，生成易被细菌利用的BDOC的组分，导致BDOC的增加；同时,管壁上的生物膜对有机物的吸收和细菌对BDOC的消耗引起BDOC的降低。管网中BDOC的变化由这两者中占优势的一方决定。研究BDOC的变化，水温是一个很重要的参数。在冬季，沿管线BDOC降低过程中有一个局部升高阶段，转折点的位置和升高的幅度受出厂水余氯量影响。而在水温较高的夏季,BDOC则沿管线降低。同时，冬季出厂水BDOC值要高于夏季。[45]余国忠等对供水管网的细菌生长可能机制和防治对策进行了研究。他们认为，城市供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是与消毒剂的性质、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+消毒工艺或预处理+常规处理+活性炭+消毒工艺，可有效控制管网细菌再生长。[46]白晓慧等以上海市某水厂实际供水管网为研究对象，对其管网水中异养菌生长水平和其它相关物理、化学指标的变化规律进行了检测分析。结果表明，在所研究供水管段中，悬浮水中所含细菌主要是以有机物为营养的异养菌；随着供水距离延长，悬浮水中BDOC逐渐增加，伴随异养菌数量和浊度呈增加趋势；在研究管段中，悬浮水中各形态氮的变化表明水中存在一定的亚硝化作用，而且亚硝酸盐含量同异养菌具有相同的升高变化趋势；管网水中总磷含量与异养菌数量也随供水距离延长同时增加。[47]吴卿等对我国北方某市市区配水管网中细菌总数、AOC和BDOC等水质指标进行了监测。水温是影响管网中细菌总数变化的重要因素，与细菌总数呈正相关关系。AOC与自由余氯间呈正相关关系；与细菌总数间无相关关系。BDOC与自由余氯呈负相关关系；与细菌总数呈一定的正相关关系。[48]马建薇等对某市出厂水中的BDOC阈值进行了研究，优化求解了BDOC降解动力学常数，并建立了BDOC降解动力学方程，研究了BDOC和细菌总数在管网中的变化规律。[34]Escobar等采用AOC和BDOC作为评价指标，研究了经过纳滤处理后的饮用水中细菌再生长的潜力，研究结果表明，95%的BDOC可以经过纳滤得以去除，而纳滤膜允许大部分的AOC通过；对一个水厂进行了两年的监测-9- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文结果显示，处理水氯化后采用臭氧氧化，AOC增加了127%，BDOC增加了49%，二者可以作为评价管网水中细菌再生长的评价指标。[49,50]Lonborg等对水的可生物降解性进行了研究，通过实验确定了BDOC与DOC的关系，HorensFjord水中BDOC同DOC的比例在22+13%左右，[51]BDOC和DOC的相关性为1.0±0.1。Labanowski等研究了地表水和垃圾渗滤液中BDOC和AOC的关系，确定了二者的相关性，地表水中BDOC和AOC的相关系数为0.96，而垃圾渗滤液中BDOC和AOC的相关系数为0.99，地表水中BDOC和AOC的浓度比垃圾渗滤液中的浓度高。[52]Srinivasan等研究了供水管网中主体水和管壁上生物膜内细菌的生长情况，结果表明，管网水中不加氯时，主体水中存在的细菌比例是81%，生物膜中细菌的比例是19%；当管网水中氯的浓度增加到0.2、0.5和0.7mg时，主体水中细菌的百分比相应的变为37%、28%和31%；当水中余氯浓度为0.2mg/L，氯的衰减时间增加到8.2、12、24和48小时，主体水中细菌的比例变为7%、7%、58%和88%。[53]Walsh等对两个地表水源水中BDOC和消毒副产物的变化规律进行了研究，得出结论：混合10%以下的超滤回流冲洗水，不会引起BDOC的升高；与氯胺和二氧化氯相比，采用自由余氯消毒导致了饮用水中三氯甲烷和卤代乙酸的显著增加。[54]Swietlik等对两种地表水源的研究表明，消毒处理使用的二氧化氯和臭氧能够显著的改变水中天然有机物的原子量分布，结果产生了新的小分子的可降解的副产物。BDOC的生成和羧酸的形成具有很强的相关性，经过氯化物的消毒处理，水中的BDOC浓度显著增加，这为管网水中异养菌的再繁殖创造了便利的条件。[55]Chen等对七种去除水中有机物的处理工艺的研究表明，传统处理工艺对AOC的去除效果一般，颗粒活性碳吸附或生物活性碳降解可以提高水质生物稳定性。[56]Bios等研究了位于法国Nancy的两个管网中细菌生与BDOC、氯等因素的相互关系，得出结论，BDOC与细菌再生长是密切相关的。[57]Joret研究认为BDOC<0.10mg/L时大肠杆菌不能在水中再繁殖。Dukan[58]等通过动态模型计算出管网水中BDOC低于0.20~0.25mg/L时，水质生物稳定比较好。综上所述，目前国内外有关于饮用水生物稳定性的研究主要着重于水厂处理工艺对AOC和BDOC的去除效果，对管网水生物稳定性的研究主要集中在AOC和BDOC的变化，而对于供水管网中BDOC与常规水质指标之间相关性-10- 第1章绪论的研究未见报道。1.3.2供水管网中细菌多样性的研究分子生物学技术的发展使得人们能够直接、深入地对生境微生物的组成、分布、丰度和动态进行研究。生物多样性（biodiversity）是指一定范围内多种多样活的有机体(动物、植物、微生物)有规律地结合所构成稳定的生态综合体。这种多样包括动物、植物、微生物的物种多样性，物种的遗传与变异的多样性及生态系统的多样性。其中，物种的多样性是生物多样性的关键，它既体现了生物之间及环境之间的复杂关系，又体现了生物资源的丰富性。目前已经知道大约有200万种生物，这些形形色色的生物物种就构成了生物物种的多样性。生物多样性是生物及其与环境形成的生态复合体以及与此相关的各种生态过程的总和，由遗传（基因）多样性，物种多样性和生态系统多样性等部分组成。遗传（基因）多样性是指生物体内决定性状的遗传因子及其组合的多样性。在环境工程领域，应用细菌群落的多样性来识别环境污染，进而探究污染与细菌群落生长变化的关系，需要对细菌的群落结构进行研究，同时需要及时、准确地对环境中微生物种群的类型和数量进行测定。由于微生物的结构微小，传统的用来研究大的生物群的方法不适合于微生物的研究。对微生物进行鉴别和分类必须经过培养和纯种分离，之后再通过各种生理生化测试达到目的，因而活菌计数法和最可能数法仍然被用在环境样品中微生物的细胞统计。人们对于饮用水中的微生物的研究还刚刚开始，不是很全面，这是由于传统的分析方法限制了系统的研究。由于饮用水中细菌的种类较多，传统的分离培养方法只能获得少数细菌种类，应用分子生物学方法可以更好的统计饮用水中细菌的种群，分析其群落结[59]构。随着16SrRNA技术的不断发展，大量细菌的16SrRNA序列被准确测定并建立数据库，因此以16SrRNA为基础的研究方法能够快速准确地测定微[60]生物群落结构的多样性和系统发育关系。经过自来水厂处理的水中仍然含有一定量的有机物质，这就为细菌的繁殖提供了一个条件。供水管网中细菌的生长繁殖方式包括：在水溶液中悬浮生长和在管内壁附着生长，主体水和管壁的接触位置是细菌繁殖和有机物质富集的[61-63]合适场所。对于细菌而言，饮用水属于贫营养生长环境，因此细菌在管[64,65]壁的附着生长远比悬浮生长更占优势。此外，供水管道由于腐蚀作用，在管道内壁形成了各类沉积物，形成了结垢层，其厚度和管道使用的年数有关，它随时间的增加不断扩大。结垢层是细菌繁生的场所，形成了“生物膜”，它-11- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文是微生物、微生物分泌物和微生物碎屑以及被吸附的有机物的复合体。消毒剂的投加在一定程度上控制了管网中悬浮细菌的再生长，但是对于生物膜的控制效果非常有限。有关部门对结垢管道中流出的水质进行化验发现多达28种细菌和16种金属元素，主要有铁、锰、锌、铅和汞等，水质的恶化直接影响了[66]人们的身体健康。现代分子生物学方法的发展使我们能够在遗传水平上研究微生物的多样性，在供水管网微生物检测方面的应用现代分子生物学技术可以分析确定系统中微生物的数量，群体结构和活性，从而为提高水处理工艺处理效率和保障饮用水生物稳定性提供可靠依据。可以加快水处理新工艺的开发和应用，在强化处理工艺的过程控制方面起到更大的作用。16SrRNA的序列高度保守，可以精确指示细菌之间的亲缘关系。在最近20~30年间，以核酸技术为主的分子生物学技术广泛被应用，为揭示生物多样性的研究提供了新的方法论。通过检测生物自然种群DNA序列多态性来鉴别个体的基因类型，在遗传水平上评价[67]种群遗传进化，可以更好地揭示生物与环境之间的生态学意义。通过应用分子生物学方法，我们能够在遗传水平上研究微生物的多样性。rRNA基因同源性分析方法，是综合应用多项分子生物学技术对细菌中rRNA基因进行分析，从而诊断微生物多样性的技术，这是微生物分子生态学中最重要的方法，取得的成果也最多。目前应用最多的是16SrDNA克隆文库方法，该方法是通过对16SrDNA全长序列进行扩增和分析，该技术主要利用不同的微生物在16S核糖体RNA（rRNA）及其基因（rDNA）序列上的差异来进行微生物种类的鉴定和定量分析。进而研究和监测样品与环境中细菌多[68,69]样性、种群结构和区系变化，广泛应用于土壤、水体、海洋沉积物、生物水处理系统中的微生物分析，应用该方法能够让人们了解到用传统方法不足以得到的更加丰富的微生物多样性。[70]马从容研究了蚌埠市饮用水的生物稳定性，通过对管道腐蚀物的扫描电镜观察发现，管道中细菌的繁殖情况非常严重，主要有杆菌、球菌和丝状菌等，这些细菌附着并栖息于管垢的颗粒物中。通过鉴定知道管壁繁殖的细菌中有两种革兰氏阴性异养杆菌，而且其中一种致病菌。通过对可生化有机碳的测定表明，传统的供水处理工艺很难获得到生物稳定的饮用水，其出水营养水平[71]较高。王爽等应用PCR-DGGE分子生物学方法对东江水源工程沿途水样中的微生物群落结构的动态变化以及种群多样性进行了研究。结果表明，采用分子生物学方法能够检测出水中多样性的细菌，16SrDNA鉴定表明，分子生物学方法能够检测出传统人工培养方法不能检测出来的细菌。-12- 第1章绪论[72]罗岳平等研究介绍了有关管道附生生物膜的形成动态、生物和物理特征及环境条件对生物膜的影响，及生物膜的防治等研究进展情况。刘宏芳等[73]研究了生物膜与腐蚀的关系、生物膜上细菌的腐蚀机理、与生物膜有关的[74]测量方法、生物膜检测及控制等。Hallam等认为供水管网管壁中的生物膜由细菌组成，并以聚合物形式存在，这将导致需氯量的增加、大肠菌群的生长、管道的腐蚀、水中有异味等问题。检测结果与从供水管网和实验室管道中采集的样品相比较，所得经验公式符合余氯和温度对生物膜生长的影响趋势。2在水中有机物浓度在1.50～3.90mg/L时,为使生物膜浓度降低到50pgATP/cm以下，其余氯量须保持在0.20mg/L。[75]Leel等研究了汉城市政供水管网末端生物膜和细菌种类的变化，在一个小规模的镀锌管网中以选择性培养进行了细菌群落分析。结果显示，在远腾琼脂培养基和肠球菌琼脂培养基上均未发现总大肠菌群和粪大肠菌群。在硫酸琼脂或Hektoen肠道琼脂上均未发现沙门菌属和志贺菌属细菌。在后两种培养基上检出的大肠杆菌在远腾琼脂培养基上呈阴性。水样在1周内即可形成细菌52生物膜，在6周内即超过10cfu/cm。虽然脂肪酸甲酯的分析显示细菌种群的组成存在动态变化，但是微球菌属、杆菌属、假单胞菌属是生物膜中常见的细菌。其中微球菌的检出频率和浓度是较高的。肠杆菌和肠球菌在供水管网生物膜中可长期潜伏，在条件适宜时又继续繁殖。[76]Devet应用DGGE和16SrRNA研究了地下水和水厂滤后水中细菌多样性，古硝化菌同餐古菌属或亚硝化侏儒菌属很相似，在硝化作用的滤后水中的数量很大。铁氧化细菌-嘉氏铁杆菌存在于含有二氧化碳的地下水中，会加速铁的氧化过程，因而促进滤池水的硝化作用。目前国内外对细菌多样性的研究主要集中在污水和废水方面，探讨污水和废水中细菌的变化和种群分布，有一些研究集中在源水、滤后水和供水管网管道内壁生物膜中细菌的种类，而关于源水、水厂处理工艺出水和供水管网中细菌多样性的研究较少，确定供水管网中细菌的种类和分类地位的研究更少。1.3.3供水管网水质预测模型的研究国内外对管网水中余氯衰减模型进行了广泛的研究，可以分为一阶模型、二阶模型、n阶模型和其它模型。按照所研究的水质参数，可将供水管网水质模型分为余氯衰减模型、消毒副产物模型、微生物增长模型。大部分的水质模型是建立在余氯在供水管网中的衰减动力学公式的基础之上，并假设氯在配水管网中的衰减遵循一级反应动-13- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文力学方程，反应方程如下：dCKC(1-1)dtKt积分后得：CCe(1-2)0式1-2中：C——下游点余氯浓度(mg/L)；C0——初始余氯浓度(mg/L)；t——两点之间水的传输时间(s)；K——一级余氯反应系数(1/s)；经水厂处理后的饮用水仍可能包含一些物质（TOC等）可与氯发生反[77]应，有学者研究了水体中的余氯衰减情况，发展了动力学模型，Clark等人的二级模型考虑了水体中的TOC浓度、UV的吸收、pH值、碱度等各种参数。余氯在供水管网中的衰减主要有两方面：水体耗氯和管壁耗氯。水体中的余氯消耗与外界环境无关，是氯与水中无机物和有机物反应的结果。管壁耗氯是氯与管壁附着的细菌等物质的反应，这种消耗可能在整个余氯消耗中占有较大比例。[78]水质模型中有代表性的是Rossman等提出的一个基于质量传输的余氯衰减模型。他们认为：氯沿着一条管段的衰减遵循一级动力学的假设是合理的，假设这种衰减是由于在主体水中和在沿着管壁处（或非常接近管壁处）的反应造成的，这些反应速率可以不同，管壁反应的合成速率也受到氯从主体水流传输到管壁的速率的影响。利用这些假设，总自由氯流经一条管段的一部分时，其浓度的一维质量守恒方程有：CCkf(CCw)ukC(1-3)btxRH式1-3中：kb——水体反应系数(1/d)；kf——传质系数(m/d)；Cw——余氯在管壁处的浓度(mg/L)；C——余氯在管道水中的浓度(mg/L)；Rh——水力半径(m)；水在供水管道中实际流动呈紊流状态，在靠近管壁的极薄的环型层中还存在着层流流动。在紊流区由于液流的混杂和紊动，可以认为在这个范围内余氯浓度是均匀的。而在靠近管壁的层流范围内余氯浓度是不均匀的，愈接近管壁余氯浓度愈低。余氯在与近管壁处接触不断被消耗，构成了以余氯浓度差为推动力，通过层流层的传质过程。-14- 第1章绪论假设余氯在管壁处的反应为关于CW的一级反应，并且这个过程与氯通过层流层的传质具有相同的速率，这样可以认为余氯在管壁处没有浓度的积累，得到下面的管壁处氯的质量守恒方程：k(CC)kC(1-4)fwww式1-4中：kw——管壁反应系数(m/d)。在层流时，传质系数表示为：ud.00668()LDDk.3[65](1-5)fud2d1.004()3LD[79]在紊流时，传质系数表示为：ud.0881Dk.00149()()3(1-6)fDd式1-6中：ν——管壁反应系数(m/d)。结合式（1-4）、（1-5）可以得到单个管段中余氯随时间变化的微分方程：CCkwkfCukC(1-7)btxR(kk)Hwf上式右边第一项为氯的平流通量，第二项为主体水中氯的衰减，第三项为氯从主体水向管壁的传输。[80]赵志领等以天津供水管网为对象，确定了主体水和管壁水余氯衰减的模型。结果表明，管壁生长环是影响余氯衰减的主要因素，不同的管道属性对[81]余氯衰减的影响也有较大差别。周建华等提出了一级二级反应动力学模型，用大量实验数据拟合模型中的参数，模拟配水管网系统中余氯衰减的水体[82]消耗部分。吴晨光等采用环状管网反应器模拟了配水管网余氯衰减模型，研究了初始氯浓度、流速、管径和pH对余氯衰减系数的影响。通过大量的试验发现，一级衰减模型可以很好地预测实测值。在普通铸铁管中，管径越大则衰减系数受流速的影响越小，受pH的影响越大；余氯的衰减主要发生在与管壁的反应中，pH是影响普通铸铁管中余氯衰减的主要因素。[83]李君文等在实验室实验的基础上，得出了THMs形成的初级和多元数[84]学模型。李欣等以腐殖酸为三卤甲烷形成的前驱物质，确定THM生成的反应级数为二级。将THM的生成作为THMFP、余氯浓度、滞留时间及温度的函数，提出了三卤甲烷浓度分布的水质模型。利用此模型结合配水管网的水力-15- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文[85]分析与计算可以求出配水管网中任一节点的THM浓度。Laurent等采用SANCHO模型计算出BDOC<0.15mg/L时，异养细菌在水中不能再繁殖。国内外对供水管网水质模型的研究主要集中在余氯衰减模型方面，已经很成熟。对于供水管网中消毒副产物，如三氯甲烷的生成模型有一些研究，但是对于供水管网生物稳定性预测模型尚无研究。1.3.4供水管网中生长环的研究水质的化学稳定性差会引起供水管道的腐蚀，水质化学稳定性主要表现在[86,87]腐蚀性和结垢性两方面。水的腐蚀性和结垢性一般都是水－碳酸盐系统的一种行为表现。当水中的碳酸钙含量超过其饱和值时，则会出现碳酸钙沉淀，引起结垢现象。金属材质的供水管道内壁长期与水接触是导致内壁腐蚀、结垢的根本原因。一般而言，水中含有溶解性有机物（DOC）、悬浮物以及微生物（藻类、细菌等），当水体与管壁接触时，水体发生物理、化学、微生物特性的变化，[88-90]导致输水金属管道内壁腐蚀、结垢。供水管道的腐蚀是影响管网水质的[91-93]一个重要因素，能够导致管网水质的变坏。腐蚀不仅使管网水的浊度、色度、细菌种类和数量增加，铁、锰及有毒重金属含量等水质指标恶化，而且[94,95]还会明显降低输水能力，增加供水能耗。由于腐蚀的作用，供水管道在长年运行中会沿着管道内壁逐渐形成不规则[96]的环状物，称之为“生长环”，管道内壁上的生长环是由沉淀物、腐蚀物、黏垢和生物膜相互结合而成的混合体。有研究对结垢管道中流出的水质进行化验发现多达28种细菌和16种金属元素，主要有铁、锰、锌、铅、汞等，[97]水质的恶化直接影响了人们的身体健康。铸铁管、钢管等金属管材在供水管网中使用极为广泛，国内外的研究表明：金属供水管内壁在未采取有效防护措施的情况下运行，将不同程度地发生[98,99]腐蚀结垢，且随着管道使用年限延长而加剧。有人曾拆除一段1965年建造住宅的供水管道，直径40mm的镀锌管，管内壁已腐蚀、结垢，管内凹凸，过水面积只相当于直径15mm的管道，还伴有微生物，损坏情况非常严[100]重。金属供水管道的腐蚀导致腐蚀产物进入水中，降低了水质，对生活饮用水构成了很大的危害。据芝加哥根据配水管网水样与出水水样的水质对比得出，镉、铬、铜、铁、铅、锰、镍和锌等元素的浓度，在15%~67%的水样中有增加。这种由于管线受到腐蚀的结果，导致波士顿的19%~65%的配水管网水样的铜、铁和铅浓度超过饮用水水质标准，而西雅图则在六种金属中分别有[101]5%~76%的水样超过了饮用水水质标准。-16- 第1章绪论即使是经过常规净化处理后的饮用水，因含有允许量的溶解物、悬浮物、细菌，如生活饮用水允许含有0.3mg/L以下的铁，3度以下的浊度；此外，水-2--中还含有少许C1、SO4、HCO3。水中悬浮物、微生物、杂质很容易在金属[102]管内壁表面粘附，随时间的增长而最终形成膜状泡锈垢。据对占全国总供水量42.22%的36个城市调查，出厂水平均浊度为1.3度，而管道内水增加到1.6度；色度由5.2度增加到了6.7度；铁由0.09mg/L增加到0.11mg/L；细菌[103]总数由6.6cfu/mL增加到29.2cfu/mL。根据《城市供水行业2000年技术进步发展规划》中的数据显示，全国地表水厂出厂水水质达到基本稳定的仅有21%，具有腐蚀倾向的有50%，有结垢倾向的为29%；地下水厂出厂水水质达到基本稳定的有50%，有腐蚀倾向[104]的为30%，有结垢倾向的为20%。由此可见，供水行业中水质的化学稳定性较差，其中尤以腐蚀问题更为严重。出厂水的化学稳定性差，必然导致供水管道内壁的腐蚀和结垢。当腐蚀产物被释放到水中会降低水质，而结垢则降低了管道的输送能力，严重时甚至可使管道不能通水，如图1所示的管道内壁发生了腐蚀。有研究表明，供水管道腐蚀物中含有的细菌达到13种，金属元素[48]达到16种，腐蚀物表面可以吸附大量的细菌和有机物，引起管网水浊度的增加，加快余氯的衰减，促进细菌的繁殖，进而严重影响管网水质，造成管网水的二次污染。国内外学者对供水管道腐蚀性的研究主要集中在水质化学稳定性的判别指数及模型、管道内壁腐蚀产物的形态结构与组成分析、腐蚀产物的[105]释放及有色水形成的机理、腐蚀预防控制方法等方面。图1-1管道内壁的腐蚀物Fig.1-1Corrosionscaleinthein-wallofpipes-17- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文为了对水质的腐蚀性和结垢性进行判定，要有一个能评价水质化学稳定性的指标体系，对水质的化学稳定性进行鉴别，从而采取相应的稳定性防治措施。现有的水质化学稳定性的判别指数分为两大类，一类基于碳酸钙溶解平衡的指数，如Langelier饱和指数、Ryznar稳定指数、碳酸钙沉淀势CCPP等；另一类则是基于其它水质参数的指数，如Larson比率等。Langelier饱和指数基于碳酸钙溶解平衡的稳定性指数很多，Langelier饱和指数IL，又被称为LSI，是最早的也是应用得最广泛的。其定义为：IL=pH－pHs(1-8)式1-8中：pH－水的实际pH值；pHs－水在碳酸钙饱和平衡时的pH值，称之为饱和pH值。Langelier饱和指数从热力学平衡角度出发，认为在某一水温下，水中溶解的碳酸钙达到饱和状态时，存在一系列的动态平衡。以化学质量平衡为基础，此时水的pH值是个定值。当IL=0时，水质稳定；当IL>0时，碳酸盐处于过饱和，有结垢倾向；当IL<0时，碳酸盐未饱和，二氧化碳过量，有腐蚀的倾向。pHs值受很多因素的影响，除了主要与水的重碳酸盐碱度、钙离子浓度和水温有关外，还受到水中含盐量、钙的缔合离子对及其它能形成碱度的成分等多种因素的影响。Larson和Skold在分析大量铁管腐蚀速率数据时，发现水体中碳酸氢根的存在对于缓解腐蚀起着重要作用。他们认为水体的腐蚀性取决于水中腐蚀性组分对于缓蚀性组分的比例，并于1957年提出了拉森比率（LarsonRatio）的[106]概念。拉森比率被定义为：-2--LR=([Cl]＋[SO4])/[HCO3](1-9)拉森比率考虑到了氯离子和硫酸根等无机阴离子对腐蚀的影响。水体中含盐量的增加会提高水的电导率，加快腐蚀进程；氯离子和硫酸根等无机阴离子半径小，容易穿透破坏金属表面的钝化膜，促进管道的腐蚀。[107]Sarin等人对两个不同的供水管网中铸铁材质管道腐蚀物的物理结构和化学组成成分进行了研究，他们认为：许多的水质指标能够影响供水管网中铸铁管／钢管管道腐蚀物的形成，这些指标包括pH、碱度、缓冲强度、溶解氧（DO）、水流特性、温度、水处理状况、抑制剂的使用和水中的悬浮物浓度。供水管道中腐蚀物形成过程的影响因素较为复杂，不同管段的腐蚀物可能有着不同的特性，但研究表明它们仍然有许多相似的属性。腐蚀产物的成分取决于水体中氧化速率、pH、亚铁离子的浓度和溶液中其它离子的浓度等因素。很-18- 第1章绪论多学者对Fe(Ⅱ)的氧化产物进行了大量的研究。[108]Cornell等人认为低的氧化速率会促进α-FeOOH和Fe3O4的形成，而[109,110]高的氧化速率则往往生成γ-FeOOH。Lin等人发现铁管腐蚀瘤内物质的化学成分经常包括α-FeOOH、Fe3O4和γ-FeOOH。供水管道腐蚀物表面可以吸附大量的细菌和有机物，它的多孔结构可以成为细菌的繁殖场所。[111]Lehtola等对供水管道中铜管和PE管内壁的腐蚀物和生物膜进行了研究，研究结果表明，实验初期的200天内，铜管中的细菌总数是减少的，随后的时间，逐渐增加。铜管内的生物膜形成时间比PE管内的慢。综上所述，国内外关于供水管网内壁生长环的研究主要集中在金属管道的电化学腐蚀方面，对于微生物引起的腐蚀研究较少，而BDOC对供水管道中生长环的影响的研究没有报道。1.4课题来源本课题来源于国家863计划“配水管网水质保障技术”（课题编号：2007AA06Z303）。1.5课题研究目的意义及主要研究内容1.5.1课题研究目的意义保证供水安全是关系到经济发展、社会稳定和生态安全的大事。近年来，我国大部分地表水源水受到了不同程度的污染，水源水中的有机物在数量上和种类上都大大增加，饮用水中有机物的去除成为当前饮用水处理的一个难点，目前供水企业的传统制水工艺已经很难达到日益提高的水质标准的要求，同时饮用水的水质逐渐引起人们的普遍关注。经过净水厂处理的饮用水在供水管网中具有一定的停留时间，由于饮用水中存在的BDOC引起供水管网中细菌的再生长，会引起管网水的二次污染，提高供水管网的生物稳定性可以有效控制细菌的繁殖，这已成为当前给水处理领域的研究热点。本文以供水管网作为研究对象，开展供水管网中生物稳定性的变化规律的研究，对探索饮用水中有机物特性，改造现有常规水处理工艺，开发新技术与新工艺，提高水厂处理饮用水的水平，提供安全优质饮用水具有重要的意义。-19- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文1.5.2课题主要研究内容本课题研究立足于试验研究理论分析与现场试验相结合，在阅读大量国内外文献和详细的调研的基础上，对供水管网中水质生物稳定性及相关因素进行研究，主要从以下几个方面开展研究工作：（1）供水管网水质生物稳定性的研究采用BDOC作为管网生物稳定性的评价指标，对供水管网的生物稳定性进行测定，分析各水质指标的变化规律及相关关系，对管网中影响BDOC的水质指标进行统计分析，评价供水管网的生物稳定性；（2）供水管网水质微生物多样性的研究应用16SrRNA分子生物学方法对管网水样中的微生物群落结构的动态变化以及种群多样性进行了研究，通过构建进化树确定各菌种之间的关系；（3）供水管网水质预测模型的研究分别应用多元线性逐步回归方法和神经网络方法（BP）建立BDOC的预测模型；对上述两种模型的预测效果进行了评价，并确定最佳预测模型；（4）供水管网中生长环的研究以H市供水管网作为研究对象，通过现场采样，应用物理、化学和微生物学分析手段对供水管网中的生长环进行测试，分析其成因和防治方法。-20- 第2章试验检测方法及材料第2章试验检测方法及材料2.1试验对象选取和检测指标的确定由于城市供水管网庞大，因此，根据实际情况在管网中只能设置一定有限数量的检测点。为了研究供水管网中常规水质指标和BDOC的变化规律，首先选择流量小的试验管网作为中试，研究水质指标的变化规律，然后再到规模更大的城市管网进行验证。2.1.1检测点位置的确定采样点的布设原则是检测工作的重要环节，水质检测点的选取通常遵循以下原则：(1)出厂处。在每个水厂出水处设立水质检测点，获取管网水的首端水质信息。(2)管网末梢。因为在供水管网末梢处，水中消毒剂在水的传输过程中浓度逐渐降低，致使水质状况随之下降，所以在管网末梢处设立几个检测点对检测、控制整个管网的水质水平是非常必要的。(3)按影响因素选取的原则。把影响水质的客观因素的取值范围分段，然后选取符合不同交叉范围的管段以尽可能的包括管网中所有的管段情况，使得管网水质模型能够推求水质在整个管网中的变化。在选择的试验管网中设置了7个检测点，在水厂出水口的一条干管上设置了7个检测点，监测点的具体分布见图2-1和图2-2，表2-1是试验管网各管段的信息，表2-2是城市供水供水管网各管段的信息。表2-1试验管网的检测点基本情况Table2-1Basicsituationofsamplingsitesinexperimentalnetwork编号检测点位置(m)管径(mm)管材铺设年代10DN300铸铁管80年代2396DN100铸铁管80年代3436DN100铸铁管80年代4460DN100铸铁管80年代5500DN100铸铁管80年代6570DN100铸铁管80年代7650DN100铸铁管80年代-21- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图2-1试验管网检测点示意图Fig.2-1Simplesketchofsamplingsitesinexperimentalnetwork表2-2城市供水管网检测点基本情况Table2-2Basicsituationofsamplingsitesincitywaterdistributionsystem编号检测点位置(m)管径（mm）管材铺设年代10DN1200铸铁管90年代2535DN1200铸铁管90年代31435DN300铸铁管90年代42705DN300铸铁管80年代53205DN300铸铁管80年代63505DN300铸铁管80年代74405DN300铸铁管80年代2.1.2水质检测项目本论文研究供水管网生物稳定性指标BDOC的变化情况。影响BDOC的主要因素有余氯、温度、水力状况、细菌和颗粒物等。经资料查阅并结合实际管网的情况，初步选定7项水质指标作为检测项目，包括自由余氯（FRC）、温度（T）、pH、浊度（Tur）、铁（Fe）、总有机碳（TOC）、BDOC。以上水质指标包括了常规检测指标、理化指标及微生物指标。其中温度、-22- 第2章试验检测方法及材料浊度、自由余氯、pH等属于常规性指标，反映水体基本状态；铁则反映管道腐蚀情况，腐蚀严重的管道有利于细菌的附着和再生长，从而导致BDOC的变化；TOC反映水体中有机物总量，评价水体有机污染程度；BDOC反映水体的生物稳定性。图2-2城市供水管网检测点示意图Fig.2-2Simplesketchofsamplingsitesinwaterdistributionsystem2.2水样采集方法取供水管网的水样采用采集自来水的取样方法。取样前将水龙头开至最大，放水5min，使积累在水管中的杂质及陈旧水排除，并且取样器及水样容-23- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文器需用被取样点水清洗干净。检测微生物指标（BDOC）的水样，放水5min后，关闭水龙头，将水龙头灼烧1分钟，杀死附着的细菌，再打开水龙头放水3min后迅速打开瓶塞，水样收集于灭菌取样瓶中（BDOC取样瓶需按要求进行无碳化处理）并及时盖上瓶塞，以防外界细菌的侵入。水样尽快送实验室进行分析。2.3常规水质指标检测方法在选定的水质检测指标中，除BDOC测定方法有所不同外，其他的指标[112]均参照《水和废水监测分析方法》(第四版)，具体情况如表2-3所示。表2-3水质指标检测方法Table2-3Detectionmethodsofwaterquality检测项目检测方法仪器类型温度水温计法温度计浊度光散射法HACH2100P型浊度仪自由余氯DPD比色法HANNA-HI93711型余氯仪pH值玻璃电极法pHS-3C精密PH计TOCTOC仪测定TOC测定仪（岛津TOC-VcpH）总铁邻菲啰啉分光光度法722-光栅分光光度计2.4BDOC测定方法的确定目前常用的BDOC测定方法按培养方式的不同可分为静态培养和动态培养两类。2.4.1静态培养法[113]静态培养主要有以土著细菌作为接种细菌的悬浮培养法和以附着生物膜的石英砂为接种物的生物砂培养法。它们都先将待测水样过滤去除不溶性物质，接种后在20±0.5℃温度及暗室条件下培养（悬浮培养法为28天，生物砂培养法为10天），同时测定水样中DOC值的变化量；当DOC值恒定不变时，计算培养前后DOC值之差即为BDOC。这种方法简单易行；且测定时间长，微生物对可降解成份降解较完全，能代表水中大部分可生物降解有机物。静态培养法可用于多个水样的同时测定，因而已成为BDOC研究中的主要测定方法。-24- 第2章试验检测方法及材料2.4.2动态培养法静态培养法存在着以下缺陷：（1）培养时间长，不能用于经常性的测定；（2）静态培养环境可能会使具有多重分解能力的复合细菌群体的生长受到限制，导致偏差。为了克服这些缺陷，研究者又在BDOC测定中引入了生物反应器，采用[114][115]动态培养的方法。目前主要有封闭循环测定法和活塞流测定法。这些方法以生物膜为测定细菌，符合管网中细菌以生物膜形式生存的特点，提高了降解有机物的能力，可将测定时间缩短为2~3天，甚至数小时内；测定结果与[116]静态培养的各种方法间没有显著差异，方法快速准确。但动态培养法一次仅能测定一个水样，很难满足常规研究批量试验的要求，一般适用于评价水源水中有机物的可生物降解特性和判断不同水源水是否适合采用生物处理技术。2.4.2.1试验仪器与材料（1）500mL带盖磨口三角瓶（用于水样培养）、1000mL磨口玻璃瓶（用于水样取样）、5mL移液管、50mL玻璃注射器。（2）真空超过滤装置一套，用前用超纯水冲洗干净。（3）TOC—VCPN(H)型总碳测定仪一套。2.4.2.2测定过程试验仪器在用前先用重铬酸钾洗液浸泡4h，用自来水冲干净，然后用蒸馏水冲洗3遍，再用超纯水冲洗1遍。20mL具塞玻璃瓶（用于取水样测定TOC）。用前先用洗液泡洗，然后用蒸馏水冲洗3遍，超纯水冲洗1遍，然后在550℃下干燥1h。2μm和0.45μm超滤膜，用前先用超纯水煮3遍，每遍30min。（1）在取样点将待测水样取入1000mL，玻璃瓶中，尽快将水样送到实验室，放入冰箱中保存。（2）在与待测水样同源且细菌含量较多的水域（一般在水源处）取水样1L，尽快将水样送到实验室，放入冰箱保存。（3）将待测水样用0.45μm超滤膜进行过滤。过滤方法为：先用纯水过500mL左右，弃之。然后过滤水样，前150～200mL滤液弃之不用，接着过滤600mL左右，取500mL滤液装入500mL磨口玻璃瓶中。并同时取水样测TOC，此值为DOC0（即初始DOC值），如水样中有余氯，在过滤前加入适量硫代硫酸钠中和（一般为余氯当量的1.2倍）。（4）将接种液通过2μm膜过滤，分别取滤液5mL加入500mL待测水样中，盖好盖后摇晃均匀。（5）将加好接种液的水样放入恒温箱中，在20℃培养3d。常规测定时在第3天取样，先经过0.45μm超滤膜过滤然后测定TOC（过滤程序与前面相-25- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文同），此值即为DOC3，BDOC3=DOC0－DOC3。2.4.3BDOC3代替BDOC28的可行性研究BDOC悬浮培养28天测定时间太长，不能及时反映水中BDOC含量的变化，在水厂的实际应用受到限制，且培养时间长，由于有机营养物的耗竭会发[117]生细菌内源代谢的问题，从而影响测定的准确性。哈尔滨工业大学李欣等对培养3天的BDOC测定值即BDOC3代替28天培养测定BDOC进行了研究，即BDOC3的可行性问题。实验水样为东北某市自来水厂的进厂水、出厂水和管网水。测定结果如表2-4所示。在20℃恒温培养箱中BDOC的降解动力学方程为：.007449tBDOCBDOC1(10)(2-1)tu式中BDOCt————在任何时刻的生物可降解溶解性有机碳；t————反应时间或培养时间；BDOCu————水样中生物可降解溶解性有机碳总量。从理论上分析，以t=3代入式(2-1)得：BDOC3.00744931(10)40.22%(2-2)BDOCu也就是说BDOC3占整个BDOCu值的40.22%，这与清华大学研究认为BDOC3占整个BDOC值的40%左右的结论是相符的。因此，采用BDOC3代替BDOC28是可行的。表2-428天培养测定的BDOCt值变化（mg/L）Table2-4ChangesofBDOCtinthecultivationmeasurementof28d(mg/L)水样进厂水出厂水管网水BDOC05.053.013.20BDOC20.010.100.14BDOC30.190.240.19BDOC40.230.200.26BDOC60.430.380.39BDOC80.410.480.49BDOC100.550.430.49BDOC120.490.540.53BDOC140.480.460.49BDOC160.530.430.56BDOC180.480.510.47BDOC200.430.480.50BDOC220.590.490.51BDOC280.630.530.49RV(%)2.20～8.300.90～12.603.30～10.10-26- 第2章试验检测方法及材料2.5供水管网生长环的测定2.5.1BET测试2.5.1.1仪器气体吸附仪（QuantachromeAutosorb-1）、分析天平（LIBRORAEU-210）、球型石英型石英样品管、不锈钢套管、O型圈、漏斗、药匙。2.5.1.2试剂高纯氮气、高纯氦气、液氮、活性炭。2.5.1.3测定过程（1）调节气路总阀使N2、He气出口压力均为0.08MPa，打开计算机，双击AS1软件。（2）启动电源开关，首先打开主开关MAINS，再打开ELECTRONICS，机器进入自检状态，经过2-3min后，自动显示该软件。（3）将液氮倒入两个杜瓦瓶中，置于冷阱和分析站中。（4）取出一合适石英样品管，根据称样量多少来选择大球管（3g左右）或小球管（1g以下）。首先用分析天平称量空样品管，记录W1，将漏斗套在样品管直管上端，加活性炭于漏斗中，使其慢慢置于样品管底部，用分析天平粗称，记录（样品管+样品）的重量。##（5）选择脱气站Station1或者Station2，先将样品管套在加热套中，用夹子固定好，选择一合适的O型密封圈，采用匹配的不锈钢套管将样品管旋紧，以免漏气（此处一定注意：石英管与旋口处易碎，轻拿轻转）。（6）打开软件operation中的Outgasser选项，选择所需脱气站，点击load（加载）后，仪器再一次进入程序运行状态。此时设置脱气温度（通常为120~400℃之间），将加热开关打开。起初升温不宜过高，一般设定40℃左右，开始脱气时，加热开关绿灯闪烁，几分钟后，当加热到所设置的温度后，绿灯停止闪烁，此时需要再重新设置温度，继续升温，可以间隔10℃或者20℃，直至所设置的最高温度（温度设置应该根据样品的熔点，一般应小于其熔点下脱气），通常的脱气温度为120℃，脱气时间1h。（7）当脱气结束后，关闭较热开关，将样品管冷却下来，当接近室温后，打开Operation至outgasser，点击Remove，He气作为回冲气，指示灯亮，开始回充，待回充结束后，机器进入待机状态。这时可以将样品管旋松，取下，迅速称量（样品管+样品）重量，此时称重，记录W2，样品的重量为（W2-W1）。（8）将面版左侧的杜瓦瓶移开（防止装样品管时螺丝帽脱落，将杜瓦瓶弄碎），加上合适的填充棒于样品管中，将样品管旋好于分析站上，尽量旋紧，以免漏气，最后将杜瓦瓶置于样品管下（注意：杜瓦瓶的手柄向外，以免-27- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文上升过程中碰到另一支杜瓦瓶）。打开软件Analysis，进入PHysisorption，输入样品名称、重量、脱气时间、脱气温度，选择五点或七点BET法测定物体的质量比表面积，总孔容及平均孔径，点击Start，机器运行开始测定。2.5.2扫描电镜测试2.5.2.1仪器扫描电镜（JSM-5610）；离子溅射仪（JFC-1600）2.5.2.2试剂磷酸缓冲溶液，甲液：取62.4克NaH2PO4•2H2O溶于2000mL蒸馏水中配成0.2M溶液。乙液：取13.6克的KH2PO4溶于500mL蒸馏水中配成0.2M溶液。甲液和乙液混合而成工作溶液。4%戊二醛溶液的配制：取配好的磷酸缓冲液84mL，与25%戊二醛16mL配制而成。2.5.2.3测定过程（1）用4%的戊二醛溶液浸泡12小时进行固定；（2）用磷酸缓冲溶液水洗多次；（3）利用物理法进行干燥；（4）用离子溅射仪喷金90秒；（5）进行电镜扫描观察，并拍照。2.5.3原子力显微镜测试2.5.3.1仪器原子力显微镜（NanoscopeIII）2.5.3.2测定过程先将管道腐蚀物进行研磨，达到测试要求后，应用酒精浸润，均匀涂布在玻璃载玻片上，待自然干燥；原子力显微镜在接触模式下观察腐蚀物形貌。观察时每个样品表面随机选取3个不同的位置，用DigitalNanoscopesoft-ware（V5.30）对AFM图像进行处理和定量分析。2.5.4X射线衍射测试2.5.4.1仪器X射线衍射仪（D/max-rb）2.5.4.2试剂NaCl（分析纯），NH4Cl（分析纯）。2.5.4.3测定过程把欲测样品于放在样品盘上的凹槽里，样品用玻璃板压紧，并且与样品盘水平，不能有凹凸的现象。然后将样品盘放在测角仪的样品加上。打开冷却水，然后开启X射线衍射仪总电源，其它的工作由计算机控制进行，就可以开始表面物质的X射线粉末衍射检测。2.5.5X射线荧光能谱测试2.5.5.1仪器X射线荧光光谱仪（PHI5700ESCASyetem）2.5.5.2测试过程（1）待测样品进行压片处理后，固定样品在试样盘上；（2）充氮气打开样品室；（3）装卡试样盘；-28- 第2章试验检测方法及材料（4）关闭样品室；（5）抽样品室至高真空；（6）关闭样品室插板阀；（7）开分析室插板阀；（8）将试样盘送入分析室并固定于样品台上；（9）关闭分析室插板阀，（10）停抽样品室真空。（11）采用AlKα（能量1486.6eV）为X射线源辐照样品激发光电子，采用半球型精密电子能量分析器，固定通过能模式，宽程扫描通过能为187.85eV，精细扫描采用的通过能为29.35eV。2.5.6红外光谱分析2.5.6.1仪器傅立叶变换红外光谱仪（Avatar360）2.5.6.2测定过程（1）取预先在110℃在烘干48h以上，并保存在干燥器内的溴化钾150mg左右，置于洁净的玛瑙研钵中，研磨成均匀、细小的颗粒，然后转移到压片模具上溴化钾晶片，从压模中取出晶片，并保存在干燥器内。（2）另取一份150mg左右溴化钾置于洁净的玛瑙研钵中，加入2~3mg待测样品，同上操作研磨均匀、压片并保存在干燥器中。-1（3）用红外光谱仪记录样品的红外谱图，扫描范围4000~500cm，分辨率为-12cm。2.5.7热重分析2.5.7.1仪器热重综合热分析仪（RY-2P），三氧化二铝坩埚（70μL）2.5.7.2测定过程（1）运行热重分析仪STAR软件，进入系统测试界面，升温速率设为20℃/min；（2）将空的三氧化二铝坩埚放入TGA仪器样品皿，清零；（3）称取5mg样品放入三氧化二铝坩埚内，装入TGA仪器样品皿中，开始测试。2.5.8生长环中细菌的测定2.5.8.1细菌总数的测定（1）试验仪器和试剂细菌总数的测定所需的试验仪器、设备和试剂如下：①试验仪器和设备：超净工作台、蒸汽压力灭菌器、生化培养箱、pH-29- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文计、分析天平、磨口锥形瓶（1000mL）、锥形瓶（150mL）、量筒（500mL）、平皿（90cm）、刻度吸管（10mL）、移液枪（1.0mL）、枪头（1.0mL）封口膜。②试剂：牛肉膏，蛋白胨，NaCl，琼脂，蒸馏水和NaOH。③测定过程细菌总数测定的具体操作步骤如下：A.培养基的制备：称取下列试剂，牛肉膏3g、蛋白胨10g、NaCl5g、琼脂15-20g、蒸馏水1000mL。将上述成分混合后，加热使之溶解，调节pH值为7.4-7.6，过滤除去沉淀，装于磨口锥形瓶中，用蒸汽压力灭菌器于（121±1）℃灭菌15min，贮存于暗处备用。B.平板制作：将已灭菌的牛肉膏蛋白胨培养基融化，冷却到50℃左右，在每个培养皿中个倒入约15mL培养基，水平位置静止后使之凝固。C.取样：用磨口玻璃瓶取一定量的水样，再用移液枪吸取1mL水样，并用无菌水稀释到所需稀释度，分装于锥形瓶中，并用封口膜封好。D.接种与培养：用移液枪吸取1mL已稀释好的各水样，注入无菌培养皿中（同一稀释度做3个培养皿），并用玻璃涂棒将水样混匀后倒置，于37℃恒温培养箱中培养24h，进行菌落计数。E.菌落计数：培养后，立即进行计数，算出同一稀释度3个培养皿上的平均菌落数。可用肉眼观察，必要时可用放大镜检查，以防遗漏。2.5.8.2铁细菌的测试（1）仪器无菌箱，蒸汽压力灭菌器，生化培养箱，电热干燥箱，刻度吸管（1mL），刻度吸管（5mL），试管（150mm×15mm），试管架，磨口三角瓶（100mL），磨口试剂瓶（1000mL），容量瓶（1000mL）。（2）试剂硫酸镁，硫酸铵，磷酸氢二钾，氯化钙，硝酸钠，柠檬酸铁铵，氯化钠，氢氧化钠溶液。（3）测定过程：①培养基的制备：称取下列试剂，硫酸镁0.5g，硫酸0.5g，磷酸氢二钾0.5g，氯化钙0.2g，硝酸钠0.5g，柠檬酸铁铵10g。将上述试剂溶解在1000mL水中，用氢氧化钠溶液或盐酸溶液调节pH值至6.8±0.2，并分装在试管中，每管5mL，塞上棉塞，数支一捆，每捆管口用牛皮纸包扎，用蒸汽压力灭菌器于（121±1）℃灭菌15min。②无菌稀释水的制备：称取8.50g氯化钠溶解在1000mL水中，混匀。将生理盐水分装在100mL磨口三角瓶中，每瓶45mL。每个三角瓶塞子和瓶口间插入一小纸片，塞紧瓶塞，每个瓶子的瓶口用牛皮纸包扎以防污染，用蒸汽压-30- 第2章试验检测方法及材料力灭菌器于（121±1）℃灭菌15min。③所有操作用的仪器均按微生物操作要求灭菌。④取少量垢样溶于少量稀酸中，并用研钵研碎后加无菌稀释水稀释至50ml，将此作为最初水样。⑤将水样分别接种到装有培养基的试管中，试管置试管架上，每管接种1mL。⑥另取一组试管培养基不接水样，作为空白。⑦培养：在生化培养箱中于（29±1）℃培养14天。⑧结果显示：凡产生褐色或黑色沉淀，且原培养基中棕色消失变为透明状者，表明有铁细菌存在。2.5.8.3硫酸盐还原菌的测试（1）仪器无菌箱，蒸汽压力灭菌器，生化培养箱，电热干燥箱，电热恒温水浴锅，刻度吸管（1mL），刻度吸管（5mL），试管（150mm×15mm并配上密封的塞子），试管架，刻度三角瓶（500mL），磨口三角瓶（100mL），磨口试剂瓶（1000mL），容量瓶（1000mL）。（2）试剂磷酸氢二钾，氯化铵，硫酸钠，氯化钙，硫酸镁，乳酸钠，酵母汁（生化试剂），硫酸亚铁铵，维生素C，氯化钠，氢氧化钠溶液（质量浓度40g/L），盐酸溶液（10%），硫代硫酸钠，乙醇溶液（体积分数75%），牛皮纸，医用脱脂棉。（3）测定过程：①无菌水的制备：将水分装在100mL磨口三角瓶中，每瓶40mL，每个瓶子的瓶口均用牛皮纸包扎，以防污染，用蒸汽压力灭菌器于（121±1）℃灭菌15分钟。②培养基的制备：磷酸氢二钾0.5g，氯化铵1.0g，硫酸钠0.5g，氯化钙0.1g，硫酸镁2.0g，乳酸钠3.5g，酵母汁1.0g。将上述试剂溶解在1000mL水中，用氢氧化钠溶液或盐酸溶液调节PH值至7.2±0.2，并分装在500mL刻度三角瓶中，每瓶不超过350mL，瓶口塞上棉塞，并用牛皮纸包好，用蒸汽压力灭菌器于（121±1）℃灭菌15分钟。③硫酸亚铁铵溶液：在培养基使用的当天称取1.2g硫酸亚铁铵，在无菌箱内均匀地摊在离紫外线灯30cm处灭菌30分钟，在无菌操作下，把硫酸亚铁氨溶解于事先准备好的无菌水中，混匀。④维生素C溶液：在培养基使用的当天称取0.4g维生素C，在无菌箱内均匀地摊在离紫外线灯30cm处灭菌30分钟。在无菌操作下，把维生素C溶解于事先准备好的无菌水中。⑤在无菌操作下，按每100mL培养基各加入1.0mL硫酸亚铁铵溶液和-31- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文1.0mL维生素C溶液。⑥所有操作用的仪器均按微生物操作要求灭菌。⑦将生长环上与和管壁接触的部分取下少量的垢溶于稀酸中，研磨后加水至50mL，作为待测水样。⑧将水样接种于无菌试管中，试管置试管架上，每管接种1mL；另取一组试管不接水样作为空白。⑨将培养基沿着管壁缓缓倒入试管中，倒满并允许稍有溢出，以便尽量使硫酸盐还原菌处在厌氧的条件下，用胶塞封试管口。在生化培养箱中，于（29±1）℃培养21天。⑩结果：凡产生黑色沉淀并伴有硫化氢臭味的表示有硫酸盐还原菌存在。2.6供水管网中细菌多样性的测定2.6.1仪器PCR仪（EppendorfAG22331）；离心机（Microfue18）；电泳设备（UNIVERALSALHOODⅡ）；抽滤装置（HP-01）。2.6.2所用试剂（1）PBS缓冲液：KH2PO4（1.5mmol/L）；NaCl（137mmol/L）；Na2HPO4（8mmol/L）；KCl（2.7mmol/L）（2）裂解液：EDTA（0.1mol/L）；溶菌酶（15mg/mL）；NaCl（0.15mol/L）（3）酸洗PVP：将200mL浓度为3mol/L的HCl（将49.6.6mL的HCl加入150.4mL灭菌)；缓慢加入15g的PVP，搅拌，盖盖搅拌过夜；重新悬浮PVPP于200mL灭菌水中，混合1小时，再次抽滤；悬浮PVPP在200mL浓度20mmol/L磷酸钾缓冲液（pH7.4）中，混合1~2小时，调节pH至7.0；再次抽滤悬浮液，并用200mmol/L磷酸缓冲液反复抽滤至PVP悬浮液的pH为7.0；散开PVP在纸上，风干。（4）RNase溶液：将RNase溶在10mmol/L的Tris-HCl(pH7.5)、15mmol/L的NaCl中，配成10mg/mL的浓度，于100℃加热15分钟，缓慢冷却至室温，分装成小份保存在-20℃。（5）TE缓冲液：Tris-HCl（10mmol/L）；EDTA（1mmol/L）（6）氨卞青霉素：50mg/mL-32- 第2章试验检测方法及材料（7）CTAB（溴代十六烷基三甲胺）（8）X-gal（20mg/ml）（9）PCR试剂盒（天为时代公司）（10）DL2000（北京天根生化）2.6.3DNA的提取DNA的提取采用反复冻融方法进行。提取后的DNA不提纯，直接作为PCR模板，以减少试验误差。（1）将10g水样与10mL磷酸盐缓冲液（PBS）混合；（2）室温下75rpm，摇30min；（3）6000rpm离心10min，倾出上清液，弃之；（4）重复1~3步，在PBS中再次洗涤沉淀；（5）加入8mL裂解溶液，37℃，75rpm，保温30min；（6）加入7.5mL的STS溶液，37℃，75rpm，保温30min；（7）重复以下冻融过程3次：A．-70℃液氮至少5min；B．65℃水浴融化10min。（8）6000g离心10min，将上清夜15mL移至干净管中，置于冰上；（9）加2~3g酸洗PVPP到上清夜中，混匀，冰浴30min；（10）6000g离心8min，上清夜置于冰上，加8mL的PBS到沉淀物上，重复8，合并上清液；（11）加蛋白酶K到合并上清夜中，至终浓度为50μL/mL，37℃，75rpm，保温30min；（12）加等体积的Tris-饱和酚，剧烈混合至乳浊液，6000g离心10min，将水层移至干净的管中；（13）重复12；（14）为去除糖类，加入1/6体积的5MNaCl和1/9体积的CTAB混合，65℃保温5~7min；（15）利用酚：氯仿：异戊醇（24:24:1），抽提两次，氯仿和异戊醇的比例（24:1），抽提两次，每次将水相移至一个干净管中；（16）加10.5mol/L的醋酸至终浓度为2.5mol/L，加入等体积的异丙醇，-20℃保温过夜；（17）10000rpm离心20min；（18）倾倒上清液并用75%乙醇清洗沉淀，10000rpm离心20min；（19）真空干燥沉淀，重悬与10~30μL含RNase酶的TE缓冲液中，-33- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文pH=8.0；（20）1％琼脂糖电泳检测。2.6.4DGGE反应条件用基因突变检测系统（BIO-RAD），将经过上述检验的PCR产物25μL与25μL的Loadingdye在0.5×TAE缓冲液的变性剂线性梯度为30%~70%的聚丙稀酰胺凝胶溶液中进行电泳，电压为100V，电泳时间1440分钟，温度为60℃。电泳结束后，聚丙烯酰胺凝胶用EB染色10分钟，用带数码照相机的紫外瞬变显示器(BIO-RADGelDoc1000)观察记录。用Gel-ProAnalyzer对电泳条带的数目和亮度进行分析，以得到微生物种群的多样性和相对数量的相关信息。2.6.5测序PCR扩增引物与pMD18-T载体的连接按照使用说明进行，连接产物转化感受态细胞。使用质粒快速提取试剂盒提取质粒，并用限制性内切酶进行双酶切鉴定以及PCR鉴定。目的基因由上海博雅生物技术有限公司测序。-34- 第3章供水管网生物稳定性的研究第3章供水管网生物稳定性的研究3.1引言很多水源水受到有机物质的污染比较严重，而水厂常规处理工艺对有机物[12]的去除能力有限。出厂水中残存的有机营养基质(BDOC)是管网水中细菌重新生长和繁殖的前提，细菌的再次繁殖会引起管网水的二次污染，导致用户端水质的变坏。由于城市供水管网的规模庞大，结构复杂，本章首先以试验管网作为微观的研究对象，研究了试验管网中常规水质指标和BDOC的变化规律，并对常规水质指标和BDOC的相关性进行了研究；然后选择城市供水管网作为宏观的研究对象，对得到的试验管网的规律应用到城市供水管网进行验证，为水厂控制管网水的生物稳定性和保障水质安全提供依据。O2有机物颗粒物Cl2水流BDOCAOC主体水沉积分离附着生物膜细菌(繁殖)Fe(OH)3,Fe2O32+Fe腐蚀层-2eFe铸铁管图3-1供水管网中生长环机理图Fig.3-1Mechanismmapofthegrowthringinwaterdistributionsystem水厂通过加氯消毒抑制饮用水中细菌的繁殖，保障饮用水的水质安全，出-35- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文厂水中存在一定浓度的有机物质，在余氯的作用下，这些大分子的有机物质转变成更易于细菌利用的小分子的有机物质(BDOC)，如图3-1所示，BDOC的存在，促进了细菌的繁殖。管网水中细菌大量繁殖，会逐渐沉积在管壁上，尤其是发生腐蚀的管壁，在腐蚀物的表面形成生物膜，会严重影响管网水水质，产生下述后果：（1）管道内壁生成的生物膜不断增长、成熟和老化，最后在管网主体水的冲刷下脱落，引起用户端出水色度、浊度和嗅味的上升；供水管网中的细菌对消毒剂的免疫能力增强，不容易被杀死；（2）要保障管网水的水质，就需要增加消毒剂的用量，因此会导致消毒副产物的增加，对人体造成潜在的危害；（3）供水管网中的细菌在管道内壁形成生物膜，会加剧管道的腐蚀，造成过水断面减小，降低了输水能力，增加了动力能耗。因此，控制供水管网中细菌的繁殖对于保障水质具有一定实际意义，而BDOC是水中细菌存在和繁殖的前期，对BDOC和水质指标的关系进行研究，进而控制供水管网的生物稳定性，保证水质安全。3.2试验管网水质生物稳定性的研究3.2.1试验管网水中余氯衰减的变化规律试验管网7个检测点的余氯进行检测，各检测点余氯统计结果见图3-2。测试结果的最大值为0.49mg/L，最小值为0.05mg/L，平均值为0.16mg/L。其中4号、5号、6号检测点余氯最小值为0.05mg/L，满足水质标准，说明所研究的试验管网水质消毒状况良好。7个检测点自由余氯的月平均变化情况见图3-3，可以看出，1号点和2号点自由余氯浓度明显高于其余的检测点，4号点是试验管网末梢，所以余氯水平最低。不同的季节，水温的变化使主体水中余氯的衰减系数产生了较大的区别。在供水管网中，水温越高，余氯的衰减系数越大，余氯衰减速度越快。12月份和1月份管网水温最低（1~2℃），所以12月份和1月份各个检测点的余氯浓度高于其它月份。水温较高时，水厂虽然采取了加大投氯量的措施，但氯在管网沿程中消耗较快，导致1号点(入口)余氯平均浓度相对较低。此外，由于采用了余氯月平均统计值作为评价值，有个别的检测点在不同月份，余氯的差别不是很明显。-36- 第3章供水管网生物稳定性的研究图3-2不同检测点余氯检测结果Fig.3-2Detectionresultsofresidualchlorineatdifferentsamplingsites图3-3各检测点余氯典型月份平均值变化规律Fig.3-3Residualchlorineaveragechangeoftypicalmonthateachsamplingsite3.2.2试验管网水浊度的变化规律水的浊度是表达水中的悬浮物、胶体物体、浮游生物和微生物等杂质对光所产生效应的参数，是水的感官性状指标。浊度是用来评价水源水质、净水工艺流程中的净水效果的重要指标，也是重要的饮用水水质指标。浊度属于水质的“替代参数”，因为它并不直接表示水样中各种杂质的含量。但是浊度与水中存在的悬浮物、胶体等杂质数量是相关的。而且细菌、病-37- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文毒以及反映消毒副产物生成潜能的有机物，往往依附于形成浊度的悬浮物表面，降低浊度有助于去除水中病原微生物因子的作用，如大肠菌、变形虫孢囊、贾第虫孢囊、隐孢子虫等。如果将水的浊度降低至0.1NTU甚至更低，则水中有机污染物去除率可高达90%。因此，降低水的浊度，不仅为满足感官性状要求，对水质参数中的毒理学指标和细菌学指标也具有积极的意义。试验管网水浊度检测的结果见图3-4，浊度最大值为1.37NTU，最小值为0.23NTU，平均值为0.64NTU。各检测点浊度平均水平均小于1NTU，表明该试验管网水的浊度符合国家标准。图3-4不同检测点浊度检测结果Fig.3-4Detectionresultsofturbidityatdifferentsamplingsites图3-5各检测点浊度典型月份平均值变化规律Fig.3-5Turbidityaveragechangeoftypicalmonthateachsamplingsite-38- 第3章供水管网生物稳定性的研究7个检测点管网水的浊度的变化见图3-5，可以看出，在4月份最大，1月份最小，可以认为，管网水的浊度与温度有一定的关系，在1月份，管网水温度最低，管网水中余氯的浓度高，对细菌的抑制作用很强，而且，细菌本身的活动能力也弱，对管网水中BDOC的消耗很小，对浊度变化的影响小；4月温度高，管网水中余氯衰减的快，对细菌活动的抑制作用较弱，细菌的活动消耗水中的BDOC，从而引起浊度的增加。3号检测点的浊度水平相对高于其它6个检测点，这是因为3号点是沿程点，管网中主体水的流量和流速综合作用的结果。4、6、7号管网末梢点的浊度波动较大，这也说明管网末梢点的水力工况较为复杂，导致浊度变化较大。在12月和1月，7号监测点管网水的浊度最低，说明温度低的情况下，细菌对水中BDOC的消耗较少，由于无机物和有机物引起的浊度变化小；而在3月和11月，管网水温度高，细菌的活动能力较强，消耗水中的BDOC，细菌得到繁殖并排出代谢产物，引起浊度的升高。3.2.3试验管网水铁的变化规律3+铁在天然水体中很常见，地表水中溶解氧充足，铁主要以Fe的形态存在，可以成为氢氧化铁沉淀物或者胶体颗粒。管网水中含铁量高，有利于供水管道内铁细菌的生长，进而增加管网水的浊度，使饮用水产生色、嗅和味。含铁量达0.3mg/L时，色度约为20度；在0.5mg/L时，色度可大于30度；在1.0mg/L时可感到明显的金属味。总铁是指金属铁以及各种价态的铁元素，包2+3+括金属铁、Fe、Fe、Fe(OH)3胶体。饮用水中的铁主要来自两个方面：一是混凝处理中使用的水处理药剂；二供水管道的腐蚀向管网水释放的铁。管网水中的铁离子在余氯和溶解氧的作用下形成Fe(OH)3，具体反应如下：2+3+-2Fe+Cl2→2Fe+2Cl(3-1)3++Fe+3H2O→Fe(OH)3↓+3H(3-2)2++4Fe+O2+10H2O→4Fe(OH)3↓+8H(3-3)Fe(OH)3可以包含在溶解度很高的有机-无机络合物中或者呈胶体状态，这些物质可以粘附在供水管道内壁，形成沉积。当管网中水的流向、流速发生突变时，沉积物会从供水管道内壁上剥离下来，就会出现红水的现象。由图3-6的统计结果可知，试验管网水中铁浓度的最大值为1.25mg/L，最小值为0.02mg/L。由于受到最低检出浓度的限制，部分数据为检出。生活饮用水水质卫生规范(2006)中规定铁含量不超过0.3mg/L，所测得的数据中有51个超标，超标率为24.32%。3号检测点的铁浓度超标严重，高达85.63%，-39- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文1号点、5号点超标率次之，分别为19%，17%，4号、6号、7号点超标率最低，均为3.23%。由图3-7可以看出，7个检测点管网水中铁浓度的变化随时间的变化不是很明显，这是因为试验管网的管段大部分是铸铁管，容易发生腐蚀。供水管道的腐蚀包括电化学腐蚀和微生物腐蚀共同作用的长期结果。图3-6不同检测点铁的检测结果Fig.3-6Detectionresultsofironatdifferentsamplingsites图3-7各检测点典型月份铁的检测结果Fig.3-7Ironstatisticaldetectionresultoftypicalmonthateachsamplingsite管网水的浊度和Fe浓度存在一定正相关关系，图3-8、3-9和3-10给出了1号、3号和7号检测点浊度与铁浓度变化趋势，可见，试验的管网入口、沿程和管网末梢，管网水的浊度与铁浓度具有正相关关系，相关系数分别为-40- 第3章供水管网生物稳定性的研究0.804、0.842和0.531，说明管网水中铁浓度的增加会引起浊度升高。管材是影响浊度变化的一个重要因素，铸铁管等金属管道，尤其是未作防腐的金属管道，其腐蚀产物在水力冲刷下进入水体是造成管网内产生较高浊度的主要原因。该试验管网的管材均为铸铁管，是80年代铺设的，基本无内防腐涂衬，腐蚀较为严重，要改变这一现象就要加强日常管理、对管网进行定期冲洗，并对严重腐蚀的管道进行改造。管道铺设应尽量选取非金属管道，以降低水体浊度，提高水质。随着人们对一水质标准的要求的提高，要求水厂采取相应的水处理措施降低出厂水浊度，是管网水达到国家饮用水水质标准。图3-8第1号点浊度和铁的关系Fig.3-8Relationshipbetweenturbidityandironatsamplingsite1图3-9第3号点铁和浊度的关系Fig.3-9Relationshipbetweenturbidityandironatsamplingsite3-41- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图3-10第7号点铁和浊度的关系Fig.3-10Relationshipbetweenironandturbidityatsamplingsite73.2.4试验管网水pH的变化规律图3-11给出了试验管网7个检测点管网水pH的月平均变化，检测时间范围内，平均值在7.5~7.6之间，符合国家饮用水的水质标准。从管网入口到管网末端，管网水的pH值呈明显的降低趋势。水中影响pH的因素很多：余氯衰减，微量有机物、无机物和微生物在水中的活动等都可能导致pH的升高或降低。图3-11不同检测点pH检测结果Fig.3-11DetectionresultsofpHatdifferentsamplingsites当用氯作为消毒剂时，氯溶解于水主要发生如下反应：ClHOHOClHCl(3-4)22-42- 第3章供水管网生物稳定性的研究-HOClHCl(3-5)--生成次氯酸HOCI和次氯酸根离子OCl，其中HOCl的消毒作用是OCl[118]-的4080倍。HOCl和OCl在水中的比率取决于pH值，当pH<7.5时，水中[119]余氯主要以HOC1形态存在。在一定加氯量下，pH值将成为杀菌效果的[120]一个决定性因素，pH值越低，HOCl含量越大，越有利于杀菌消毒。3.2.5试验管网水TOC的变化规律图3-12为7个检测点TOC的检测统计情况，生活饮用水水质卫生规范(2006)规定总有机碳（TOC）含量不得超过5mg/L，本次试验共得到TOC数据210个，最大值6.53mg/L，最小值3.51mg/L。可以看出管网水TOC水平很高，其中超标143个，超标率68.1%。图3-12不同检测点TOC检测结果Fig.3-12DetectionresultsofTOCatdifferentsamplingsitesTOC是水中所有含碳有机物的质量浓度，是细菌生长的营养物质。管网水中的TOC浓度主要受两个因素的制约，即化学、生物作用（使TOC值沿水流方向下降）和水力冲刷（易导致管壁生物膜脱落，使得TOC浓度上升）作用。图3-13是7个检测点不同月份TOC的变化情况，从图中可以看到1月份试验管网水中TOC的浓度水平最高，这是因为1月份温度最低，细菌的活动很微弱，对有机物的消耗很少。随着温度的逐渐增加，3-4月份管网水中的TOC浓度明显降低。测试的5个月之中，TOC浓度沿着管线方向是逐渐降低的，1号点高于沿程的2和3号监测点，4和6号检测点较低，7号点的TOC浓度在各个月份一直是最低，这是因为7号点是试验管网的最末梢。-43- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图3-13各检测点TOC典型月份平均值变化规律Fig.3-13TOCaveragechangeoftypicalmonthateachsamplingsite3.2.6试验管网水BDOC的变化规律试验管网水BDOC的变化情况见图3-14。如按照BDOC低于0.25mg/L能达到水质生物稳定来评价，210组检测数据中有39个数据超标，合格率为81.43%。统计结果显示，最大值出现在5号检测点，最小值出现在6号检测点，各个检测点的平均BDOC水平均超低于0.25mg/L的标准。试验管网中的BDOC水平较低，水质处于生物稳定状态。图3-14不同检测点BDOC检测结果Fig.3-14DetectionresultsofBDOCatdifferentsamplingsites-44- 第3章供水管网生物稳定性的研究图3-15各检测点典型月份BDOC平均值变化规律Fig.3-15BDOCaveragechangeoftypicalmonthateachsamplingsite管网水中的BDOC浓度主要受两个因素的影响：一是水中微生物的降解作用，它能使BDOC浓度降低；二是余氯对水中大分子有机物的氧化作用，它使其变成小分子有机物（即BDOC），导致BDOC浓度升高。当细菌降解BDOC的量大于余氯使其增加的量时，BDOC浓度沿管线呈现降低趋势；反之，BDOC浓度沿管线呈升高趋势。试验管网7个检测点不同月份的BDOC变化见图3-15，可以看出，1月份管网水中BDOC的水平最高，这是因为1月份管网水温度最低，细菌的活动性差，因此对BDOC的消耗很少，管网水中的余氯氧化水中的有机物，导致BDOC的增加。3月份和4月份，管网水的温度显著升高，达到15-17℃，细菌的活性增强，对管网水中BDOC的消耗加大，因此，2号检测点BDOC浓度降低的很快，尤其在4月份，7号检测点BDOC降低最快，这是因为在管网末梢余氯浓度很低，管网水BDOC的变化主要受细菌消耗的影响，细菌的大量繁殖，引起BDOC的显著降低。3.3试验管网常规水质指标和BDOC相关性分析为了确定常规水质指标和BDOC之间的关系，应用统计分析软件包(StatisticalPackageforSocialScience，SPSS)对试验管网7个检测点的常规水质指标和BDOC的相关关系进行了分析研究。将7项水质指标(温度、自由余氯、pH、浊度、铁、TOC、BDOC)作为变量输入到SPSS软件里，应用Analyze模块里面的子模块Correlate进行相关分析，7个检测点常规指标和-45- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文BDOC的相关系数如表3-1至表3-7所示。表3-11号检测点各水质指标之间的相关系数Table3-1Correlationcoefficientsofwaterindexesatsamplingsite1温度pH自由余氯浊度铁TOC温度pH0.521自由余氯-0.803-0.577浊度-0.1160.1010.137铁-0.350.0230.1460.804TOC-0.88-0.169-0.24-0.0780.097BDOC-0.446-0.124-0.5890.1760.1950.237表3-22号检测点各水质指标之间的相关系数Table3-2Correlationcoefficientsofwaterindexesatsamplingsite2温度pH自由余氯浊度铁TOC温度pH0.05自由余氯-0.736-0.264浊度-0.402-0.1730.167铁-0.4770.20.2540.226TOC-0.074-0.5550.0910.4420.016BDOC-0.257-0.115-0.2950.5050.0890.162表3-33号检测点各水质指标之间的相关系数Table3-3Correlationcoefficientsofwaterindexesatsamplingsite3温度pH自由余氯浊度铁TOC温度pH0.15自由余氯-0.666-0.122浊度0.2810.116-0.343铁0.015-0.092-0.1580.842TOC-0.146-0.576-0.042-0.0450.103BDOC-0.2290.318-0.1450.1430.1350.194表3-44号检测点各水质指标之间的相关系数Table3-4Correlationcoefficientsofwaterindexesatsamplingsite4温度pH自由余氯浊度铁TOC温度pH0.472自由余氯-0.68-0.459浊度-0.312-0.2110.039铁-0.3930.0390.1940.248TOC-0.216-0.3940.0950.592-0.015BDOC-0.021-0.137-0.0380.6290.1040.343-46- 第3章供水管网生物稳定性的研究表3-55号检测点各水质指标之间的相关系数Table3-5Correlationcoefficientsofwaterindexesatsamplingsite5温度pH自由余氯浊度铁TOC温度pH0.298自由余氯-0.707-0.21浊度0.221-0.259-0.438铁0.1380.095-0.170.521TOC-0.187-0.431-0.0920.3170.042BDOC-0.334-0.409-0.1320.2890.0130.2表3-66号检测点各水质指标之间的相关系数Table3-6Correlationcoefficientsofwaterindexesatsamplingsite6温度pH自由余氯浊度铁TOC温度pH0.255自由余氯-0.751-0.141浊度-0.046-0.301-0.157铁-0.0540.093-0.0920.086TOC-0.235-0.3790.0220.297-0.167BDOC-0.09-0.442-0.0790.4420.1210.37表3-77号检测点各水质指标之间的相关系数Table3-7Correlationcoefficientsofwaterindexesatsamplingsite7温度pH自由余氯浊度铁TOC温度pH0.225自由余氯-0.725-0.218浊度0.121-0.198-0.274铁0.0770.16-0.1910.531TOC-0.212-0.425-0.1940.4160.078BDOC-0.134-0.042-0.0080.3660.4650.373.3.1管网水中余氯和BDOC间的相关性分析7个检测点管网水中自由余氯与BDOC呈负相关关系，说明自由余氯较高的检测点BDOC水平相对较低，自由余氯较低的检测点BDOC水平相较高。图3-16是1号检测点余氯和BDOC的关系图，1号检测点自由余氯和BDOC的相关系数为-0.589，显著负相关。1号检测点为管网入口，自由余氯浓度较高，细菌的活动能力受到抑制，细菌对管网水中的BDOC消耗较少，BDOC的变化主要受余氯的控制，因此，1号检测点余氯和BDOC是显著相关；2号、3号和5号检测点处于试验管网沿程，管网水中自由余氯低于管网入口的1号检测点，BDOC受自由余氯和细菌的双重控制，因此，相关关系不如1号-47- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文检测点显著；4号、6号和7号检测点是试验管网末梢，管网水中的自由余氯很低（最小值为0.05mg/L），余氯对BDOC的影响程度很低，因此，这三个检测点余氯和BDOC的相关关系不显著。图3-16余氯和BDOC的关系图Fig.3-16CorrelationbetweenresidualchlorineandBDOC3.3.2管网水浊度和BDOC间的相关性分析试验管网7个检测点管网水浊度和BDOC呈正相关，图3-17是浊度和BDOC的关系图，4号检测点浊度和BDOC的相关系数最大，为0.629，显著相关；6号点的相关系数为0.442，显著相关。图3-17浊度和BDOC的关系图Fig.3-17CorrelationbetweenturbidityandBDOC-48- 第3章供水管网生物稳定性的研究BDOC是管网水中细菌和其它微生物新陈代谢的物质和能量的来源，管网水的BDOC水平高，有益于细菌的大量繁殖。当管网水中BDOC水平较高时，细菌开始大量繁殖，细菌的生命活动产生的代谢产物可以引起管网水浊度的升高。管网水的浊度高说明管网水中的颗粒物浓度高，这些颗粒物可以成为细菌生长的载体，并且降低管网水中余氯对细菌的杀灭效果。BDOC和浊度是管网水中细菌生存和繁殖基础和载体，所以，二者是正相关的关系。把控制管网水的浊度和BDOC有机结合起来，可以更加有效控制管网水中细菌的繁殖，进而提高管网水的生物稳定性。3.3.3管网水铁浓度和BDOC间的相关性分析由表3-1至表3-7所示，试验供水管网的7个检测点管网水铁浓度和BDOC的相关关系都是正相关，7号检测点二者的关系是显著相关，图3-18是7号检测点铁和BDOC的关系图。供水管网水中的BDOC浓度高，表明水质的生物稳定性差，管网水中细菌会大量繁殖。随着供水管道服务年限的增加，管道会不同程度的发生腐蚀，管道内壁的粗糙度增加，管网水的营养基质(BDOC)，在水力条件发生变化的情况，如水流流速变慢和流量变小时，BDOC更容易沉积在发生腐蚀的管道内壁，同时，由于BDOC浓度较高，供水管网中的细菌大量繁殖，细菌也沉积在管道内壁形成生物膜，引起供水管道的腐蚀和结垢，供水管道的腐蚀会向管网主体水释放出大量的铁离子，引起管网水中铁浓度的增加，腐蚀严重的管道会引起用户端“红水”的现象发生。图3-18铁和BDOC的关系图Fig.3-18CorrelationbetweenironandBDOC-49- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文3.4控制供水管网BDOC含量的水质条件研究3.4.1供水管网BDOC的控制因素通过对试验管网常规水质指标和BDOC的测定与分析，可以看出，供水管网中BDOC的变化主要受到两个因素的控制：一是水中微生物的降解作用，它能使BDOC浓度降低；二是余氯对水中大分子有机物的氧化作用，它使其变成小分子有机物（即BDOC），导致BDOC浓度升高。当细菌降解BDOC的量大于余氯使其增加的量时，BDOC浓度沿管线呈现降低趋势；反之，BDOC浓度沿管线呈升高趋势。供水管网水中余氯浓度高，可以抑制细菌的繁殖，达到好的消毒效果，保障饮用水的安全。但是，如果增大饮用水中氯的加入量，引起余氯浓度过高，就会增加管网水中消毒副产物的形成，如三氯甲烷的产生，对人体的健康造成潜在的危害。因此，从抑制细菌繁殖的角度出发，来控制供水管网BDOC的变化，提高供水管网水的生物稳定性具有一定可行性。影响细菌在管网中生长的因素主要有以下几个方面：3.4.1.1余氯净水厂通过加氯消毒并保持管网中有一定的余氯浓度来控制细菌生长是普遍采用的方法。有资料显示，即使管网水中保持的余氯浓度在3~5mg也不能抑制管道内壁生物的形成，而且，加氯过多会引起消毒副产物的生成，对人体健康造成威胁，所以，仅仅依靠余氯来抑制管网中细菌的生长是不够的。3.4.1.2营养基质供水管网中的大部分细菌的生长和繁殖必须依靠营养基质的支持，从根本上控制供水管网中BDOC的浓度，保证管网水的生物稳定性是控制细菌繁殖的关键。3.4.1.3水力因素管网水流速的增加可以将更多的营养基质带到管壁生物膜处，促进生物膜中细菌的繁殖，同时也增加了余氯量和对管壁生物膜的冲刷作用，水流的骤开骤停会将管壁生物膜冲刷下来，引起管网水中细菌数量的急剧上升。管网水力条件的变化对细菌的影响是综合因素的结果，具体问题的分析要依据管网的实际情况。3.4.1.4浊度管网水中的浊度高，说明水中颗粒物含量高，这些颗粒物很容易成为细菌生长的载体，同时降低余氯对细菌的杀灭作用。出厂水中残留的絮凝剂的主要成分是Al(OH)3，容易沉积在管壁，保护管网水中的细菌免受氯的杀灭作用。3.4.1.5温度水温能够直接或间接影响所有细菌生长的因素，如微生物的生长-50- 第3章供水管网生物稳定性的研究速度、消毒效率、余氯衰减和人们的用水量等。大肠杆菌和其它肠道均在5~45℃的范围内生长，水温低于20℃是生长很缓慢。3.4.2城市供水管网水质条件的监测结果分析3.4.2.1水温的监测与分析由图3-19可以看出，所选择的城市供水管网全年4个季节的水温在4~22℃左右，在冬季，管网水温为4℃，夏季水温接近22℃。水温是能够直接或间接影响细菌生长的因素，例如微生物生长速度、消毒效率，余氯的衰减、管道腐蚀速度、管网水力条件等。水温直接影响着管网内[121]细菌的生长繁殖，LeChevallier等研究发现在水温15℃以上时微生物活动显著加快，水温不但影响细菌生长速率，而且延长对数生长期和使产率因子升高，如大肠埃希氏菌和其它肠道菌能在5~45℃的范围内生长，当水温低于20℃时生长缓慢。图3-19管网水温度Fig.3-19Temperatureofwaterinpipes3.4.2.2余氯的监测与分析氯被广泛应用于饮用水的消毒，这是由于氯自身的许多优点：廉价、货源充足、便于控制、易于操作，还有消毒能力强、持续时间长。虽然氯能够与水中的有机物作用生成三卤甲烷等致癌物质的消毒副产物，但只要选用适当的加氯量，可以使消毒副产物降低到最低水平。因此现在国内、国际仍有许多水厂在使用氯消毒。同时，氯作为一种强氧化剂，可以氧化水中的有机物，使大分子有机物转变成小分子有机物，如BDOC。图3-20是7个检测点全年自由余氯的检测结果，从2007年12月至2008年10月管网自由余氯检测数据共70个，最大值为1.13mg/L，最小值为0.17mg/L，平均值为0.50mg/L。-51- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图3-20不同检测点余氯检测结果Fig.3-20Detectionresultsofresidualchlorineatdifferentsamplingsites由图3-21可以看出，在所研究的管网内(管网入口到局部管网末梢)，即1至7号检测点，余氯的浓度（平均浓度）呈明显衰减趋势。水温的变引起主体水中余氯的衰减系数产生了较大的波动，水的温度越高，余氯的衰减系数越大，余氯衰减速度越快。在夏季，水温较高，氯与有机物接触后，能很快地发生反应，使水中余氯的下降速度加快，但是因为夏季用水量较大，水在管网中停留时间不长，也能满足管网末端对余氯的要求。春、秋季水温在14~16℃，相差不大，余氯变化趋势基本相同。图3-21各检测点不同季节余氯变化规律Fig.3-21Residualchlorinechangeofdifferentseasonsateachsamplingsite3.4.2.3pH的监测与分析城市供水管网水pH全年的变化如图3-22所示。-52- 第3章供水管网生物稳定性的研究国家《生活饮用水水质卫生规范》规定水的pH值范围是6.5~8.5。由图3-22可以看出，在实验期间，各检测点pH值变化差异性很小，平均值范围在7.5～7.61之间，均在水质标准范围内，符合国家饮用水水质标准。管网水的pH对管材有很大的影响，对金属管材而言，pH值和溶解氧是管道腐蚀的主要影响因素。首先，由于电化学作用，在管道内壁形成氢氧化亚铁，然后被水中溶解氧氧化，生成氢氧化铁，以膜的形式附着在管道内壁。当水的pH值变化时，部分氢氧化铁脱水形成铁锈，沉积在管道内表面。如果pH小于6.5，水[122]对钢管、铸铁管的腐蚀作用将大大加强，随着腐蚀的反应不断进行，管道内壁上会形成凹凸不平的锈垢。图3-22不同检测点pH检测结果Fig.3-22DetectionresultsofpHatdifferentsamplingsites3.4.2.4TOC的监测与分析生活饮用水水质卫生规范中没有明确规定TOC的限制，如果按照中华人民共和国城镇建设行业标准（CJ94-1999）规定总有机碳（TOC）浓度不得超过4mg/L来看，本次试验共得到TOC检测数据70个，最大值6.47mg/L，最小值2.77mg/L，平均值为4.13mg/L，见图3-23。管网水中的TOC浓度主要受两个因素的制约，即化学、生物作用（使TOC值沿水流方向下降）和水力冲刷（易导致管壁生物膜脱落，使得TOC浓度上升）作用。图3-24是7个监测点不同季节TOC平均浓度的变化情况，由图3-24可以看出，夏季管网水中的TOC先下降，在3号检测点开始上升，这是因为夏季水温较高，细菌生长繁殖消耗TOC，导致TOC浓度下降，但是余氯的强氧化作用使得TOC的浓度上升，这两个方面谁占主导地位还要看当时管网的实际情况。在春季、夏季和秋季，从检测点5到检测点6，TOC浓度都有所上升，这段管网中水质受二次污染比较严重，可能是因为管段老化，形成-53- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文生物膜的原因，应该换管或是对这段管网进行冲洗，以保证饮用水的生物稳定性。从总体来看，虽然各季度出厂水中TOC浓度偏高，但是经过管网输送之后，由于一系列的物理化学以及生物反应，水中TOC浓度都有所下降。图3-23不同检测点TOC检测结果Fig.3-23DetectionresultsofTOCatdifferentsamplingsites图3-24各检测点不同季节TOC变化规律Fig.3-24TOCchangeofdifferentseasonsateachsamplingsite3.4.3城市供水管网水BDOC的监测与分析本次实验测得城市供水管网共得到BDOC检测数据70个，图3-25给出了各检测点BDOC的统计值，BDOC最大值为1.46mg/L，最小值为0.17-54- 第3章供水管网生物稳定性的研究mg/L，如果按照BDOC低于0.25mg/L达到水质生物稳定性来评价，检测点测得的数据80%超标，管网水属于生物不稳定水。图3-25不同检测点BDOC检测结果Fig.3-25DetectionresultsofBDOCatdifferentsamplingsites图3-26各检测点不同季节BDOC的变化规律Fig.3-26BDOCchangeofdifferentseasonsateachsamplingsite供水管网中的BDOC浓度主要受两个因素的影响：一是水中微生物的降解作用，它能使BDOC浓度降低；二是余氯对水中大分子有机物的氧化作用，它使其变成小分子有机物（即BDOC），导致BDOC浓度升高。当细菌降解BDOC的量大于余氯使其增加的量时，BDOC浓度沿管线呈现降低趋势；反之，BDOC浓度沿管线呈升高趋势。图3-26是7个监测点不同季节BDOC平均浓度的变化情况，由图3-25可以看出，BDOC在春季、夏季和秋季是沿着管网中的检测点是逐渐降低的。冬-55- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文季、春季、夏季和秋季1号检测点的BDOC值都是最高的，在0.93~1.32mg/L左右，这是因为，夏季水温很高（22℃），自由余氯与水中有机物反应生成BDOC较快，因此出厂水的BDOC值增加到了一个最大值。冬季尽管管网水温较低（12℃），但是冬季用水量少，出厂水在清水池停留较长，所以冬季出厂水BDOC值也达到了它的峰值。从总体上看，一年四个季节管网水中BDOC浓度都是沿管线降低的，但各个季节变化趋势又有所不同。冬季管网水中BDOC浓度沿管线变化趋势比较平缓，是缓慢降低又上升的，这主要是因为冬天水温比较低，细菌活动性差，对管网水中有机物消耗的较少，并且冬季用水量少，水在清水池或管网中停留时间较长，在供水管网中主要是氯氧化水中有机物，使BDOC增加。夏季水温较高（22℃），出厂水中，余氯衰减速率很快，随着管线的延伸，余氯对管网水中细菌的抑制作用逐渐减弱，因而细菌活动加剧，消耗管网中有机物，特别是在离水厂较远的管道余氯量更低，细菌活动将加剧。从而使BDOC降低趋势比较明显。春季和秋季BDOC虽有升有降，但两个季节水温相差不大，变化趋势也不大。3.5本章小结本章通过选择试验供水管网和城市供水管网作为研究对象，研究了供水管网常规水质指标和BDOC变化规律，并对各水质指标之间的相关性进行了研究，得出以下结论：（1）所研究的试验管网范围内，从管网入口到管网末梢，余氯呈现明显的衰减趋势。管网水中余氯最小值为0.05mg/L，水质消毒状况良好。7个检测点管网水中余氯与BDOC呈负相关关系，其中，1号检测点余氯和BDOC的相关系数为-0.589，显著相关。（2）试验管网7个检测点管网水余氯和BDOC呈负相关；浊度与BDOC存在较好的正相关关系，因此降低浊度是控制饮用水BDOC的重要方面；水中铁的浓度和浊度呈正相关，说明管网水中铁浓度的增加会引起浊度升高，也证明了管道腐蚀是引起管网水浊度升高的一个重要原因。（3）冬季城市供水管网水中BDOC浓度沿管线变化趋势是缓慢降低然后又上升；夏季BDOC随着管线的延伸降低的趋势比较明显；春季和秋季BDOC有升有降，但两个季节水温相差不大，BDOC的变化趋势也不大。-56- 第4章城市供水管网细菌多样性的分析第4章城市供水管网细菌多样性的分析4.1引言水体中的污染物按性质分为化学性、物理性及生物性污染物。生物性污染物包括病源微生物如细菌、病毒、原虫及各种寄生虫。人们饮用或接触了受病源体污染的水会引起疾病，经过饮用水传播的传染病主要有伤寒和副伤寒、细菌性痢疾、霍乱、病毒性肝炎、贾第鞭毛虫病、隐孢子虫病等。根据全国生活饮用水水质与水性疾病调查显示，1958~1984年，全国共发生水致伤寒爆发流[123]行353次，累计发病45535例。饮用水的安全对人体健康至关重要，进入20世纪90年代以来，随着微量分析和生物检测技术的发展，以及流行病学数据的统计积累，人们对水中微生物的致病风险和致癌有机物、无机物对健康的危害，认识不断深化。借助于现代先进的检测技术，研究人员发现水源水和饮[124]用水中含有微量的对人体健康有害的有机污染物，这些化学污染物对人体的威胁是潜在的，需要一定量的积累，才会发生作用。但是，饮用水的微生物危害却是紧急的，如1993年初美国密苏里州基甸市市政管网中爆发了沙门氏菌传播。这次时间涉及当地1104个地区中的486个，并致使7名病人死亡。采用恰当的方法和技术，有效控制饮用水中细菌的种类和数量是保证安全供水的一个重要环节。因此，对饮用水中微生物的种类和数量进行及时和准确的测定分析是十分必要的，但是，传统的微生物测定分析方法，如应用显微镜对微生物形态的观察、选择性培养基计数、纯种分离和生理生化鉴定等，在对样品进行研究时都存在着一定的缺陷。这是因为微生物的形态简单，缺少明显的外部特征。但根据生理生化特征对微生物进行鉴别分类，是由于难以模拟自然环境中的大部分微生物的真实条件，不能实现纯培养。所以，为了更好的了解环境中微生物多样性及其在自然生态系统中的作用，需要其他的技术作为补充。以核酸技术为主的分子生物学技术广泛被应用，为揭示生物多样性的研究提供了新的方法论。通过应用分子生物学方法，我们能够在遗传水平上研究微生物的多样性。4.2供水管网中的生态系统供水管网中细菌主要分为生活在水体中的游离性细菌（简称游离细菌）和-57- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文附着在管壁生物膜上的吸附性细菌（简称吸附细菌）。供水管网中的游离细菌的生长不仅与在一定的水力停留时间（水到达用户的时间）内细菌在水体中的[125]繁殖状况有关，它还与大量附着在管壁生物膜上的吸附细菌有关。生物膜在脱落时使水中游离细菌增加；而游离细菌又可依附在生物膜上，增大吸附细菌数量。有研究表明吸附细菌的数量更大，活性更强。在直径为200mm的管725道中，当管壁生物量为10CFU/cm时，水体中生物量为10CFU/ml，游离细[126]菌仅占吸附细菌的5%，而在直径为100mm的管道中仅为0.5%。对于细菌来说，饮用水中是贫营养环境，所以细菌在管壁的附着生长更占优势，原因在于：（1）大分子物质容易在固体表面沉积，构造一个营养相对丰富的微环境；（2）即使管网中有机物浓度较低，但能输送较多的营养到固定生长的生物膜表面。而高流速水流确不利于悬浮细菌的生长；（3）胞外分泌物能为细菌生长摄取营养物质；（4）固定生长的细菌能有效的躲过管网余氯的杀伤作用；（5）边界层效应使管壁处水流冲刷作用减小，有利于细菌固定生长。基于相似原因，管网水体中悬浮或胶体颗粒上附着生长的细菌或其它微生物也占据一定的优势，而且在常规的饮用水细菌或大肠杆菌检测中不易检出。供水管网内部实际上是一个巨大的生态系统反应器，其内部的生态结构如图4-1所示：图4-1供水管网中的生态系统Fig.4-1Thebiologicalsysteminwaterdistributionsystem-58- 第4章城市供水管网细菌多样性的分析一般认为水中存在大量的有机和无机大分子及残留的溶解性的小分子，残留的溶解性的小分子中有一部分是可被细菌生物降解或同化的（BDOC）。BDOC是供水管网生态系统中食物链的第一环，是生态系统的主要能量来源。在生态系统中，主要存在以下过程：（1）游离细菌和吸附细菌在适合的条件下降解水中有机物（如BDOC），自身得到生长繁殖；同时由消毒剂杀死的细菌和自然死亡的细菌又可向水中释放一部分生物可降解溶解性有机碳。（2）活性游离细菌可以通过吸附作用吸附在管壁生物膜上，增加了吸附细菌数量；同时活性吸附细菌又可脱落进入水中成为活性游离细菌。（3）死亡游离细菌沉淀、堆积到管壁生物膜上，成为死亡吸附细菌；死亡吸附细菌又可脱落进入水中转化成死亡游离细菌。（4）水中原生动物吞噬活性游离细菌和活性吸附细菌，使其数量减小。（5）消毒剂能够杀死或灭活具有活性的的游离细菌或吸附细菌，还可氧化降解水中有机物，减少了细菌的能量来源，抑制细菌的生长。（6）消毒剂还与管材发生化学反应，加速了管壁腐蚀；管壁的腐蚀又为微生物的生长提供了有利条件。4.3供水管网细菌多样性的研究4.3.1采样条件为了研究原水、水厂处理工艺出水、出厂水和管网水中的细菌多样性，发现上述各个水体中的细菌组成以及它们之间的种群结构和亲缘关系，应用PCR-DGGE方法，对所采集水样中的细菌多样性进行了研究，各水样情况如表4-1所示：表4-1各水样情况Table4-1Detailsofeachwatersample编号A1A2A3A4A5A6A7A8A9水样水源1滤后出厂管网生物水源2出厂管网管网来源水水1水1膜水2水2水3本实验直接从原水、水厂处理工艺出水和出厂水进行取样；考虑到供水管网水属于贫营养环境，因此，将取得的管网水先进行富集后再提取总DNA；管道内壁生物膜的取样方式如下：将取下的生长环用无菌蒸馏水轻轻润洗，目的是去除生长环表面的松散附-59- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文着菌，研究时认为这些松散附着菌不是管壁生物膜细菌的一部分，然后将生长环放入100ml无菌水中水浴，用超声波振荡5次（每次振荡时间为1min，间44隔时间为1min），振动频率要小于2×10Hz（振动频率超过2×10Hz会使细胞破裂，内含物外泄而死），这样处理后，生长环上的大部分永久附着细菌就会进入水中，呈悬浮状态。4.3.2DNA提取和PCR扩增结果分析4.3.2.1试验流程采用0.2μm聚碳酸酯膜对实验所取的水样进行过滤后，将膜置于500μL装有无菌水的试管中，充分混合后，进行DNA提取、16SrDNA基因的PCR扩增、变性凝胶电泳（DGGE）和测序，具体试验流程如图4-2。水样过滤提取DNA基测PCR因扩比序增对图4-2试验流程Fig.4-2Experimentalflowchart4.3.2.2DNA的提取结果9个饮用水样品提取DNA结果如图4-3所示，从左至右编号为A1-A9，可以看到明显的条带，图4-3中最左边Marker为DL2000，目的基因为16SrDNA，所用引物为338F-534R，目的片段为180bp，DL2000中六条带，从上到下依次为2000，1000，750，500，300，100bp。4.3.2.3PCR扩增结果与分析实验采用50μL体系，体系中各成分的浓度为：10×扩增缓冲液5μL、浓度为10μmmol/L引物各1μL、4种浓度为25mmol/L的dNTP4μL、模版50ng、聚合酶1U、无菌水50μL。进行PCR扩增的引物序分别为：338f：5"CGCCCGCCGCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGG-60- 第4章城市供水管网细菌多样性的分析GGGAGAGTTTGATCCTGGCTCAG3"，534r:5"ATTACCGCGGCTGCTGG3"MA1A2A3A4A5A6A7A8A920001000750500300100图4-3DNA提取Fig.4-3ExtractionofDNAPCR扩增在PCR仪（BIO-RAD）内进行，遵循如下“降落PCR”操作规程：94℃预变性8分钟，94℃变性40秒，55℃复性40秒；72℃延伸40秒；然后按如下3个步骤循环30次：94℃下变性40秒；55℃下退火40秒；72℃延伸40秒；72℃下延伸为双链10分钟，最后将系统稳定在4℃。取3μL的PCR产物，在1％的琼脂糖凝胶100V中电泳30分钟，电泳缓冲液为0.5×Tis-乙酸（TAE），然后用溴化乙锭（EB）染色检验扩增产物。如图4-4中所示：A1A2A3A4A5A6A7A8A9M20001000750500300100图4-4水样的PCR扩增产物Fig.4-4PCRofwateronamplifiedproducts-61- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文9个水样经过PCR扩增后，获得的特异扩增片段大小在100~300之间，最右边Marker为DL2000，目的基因为16SrDNA，所用引物为338F-534R，目的片段为180bp，DL2000中六条带，从上到下依次为2000，1000，750，500，300，100bp。4.3.3变性梯度凝胶电泳图谱（DGGE）测试结果分析将各水样所得到的16SrDNA片段进行变性梯度凝胶电泳，可以看到分离出一系列条带，电泳的结果见图4-5所示：A1A2A3A4A5A6A7A8A9图4-5DGGE凝胶电泳图Fig.4-5ElectrophoreticpatternofDGGE-62- 第4章城市供水管网细菌多样性的分析各水样中的优势菌具有一定的相似性，微生物丰度和多样性都比较高。从DGGE图谱（图4-5）中可以看出，水库水源A1和松花江水源A6中都含有13号条带，这说明在地域比较接近地区的不同水源水中，优势菌种是一样的，体现了微生物群落的连续性。A6中有6、7、9、11、13和16号条带出现，而A1中有1、2、8、13号条带，不同水源中特异条带的不同表明了优势菌种的不同，也说明松花江水源中细菌种类比水库水源多，这与前文中提到的松花江有机物污染严重具有一定关系。滤后水样A2中含有12、13、15和18号条带，说明经过混凝沉淀过滤处理后，水中的细菌种类没有发生太大变化，而加氯出厂水样A3中只有17和18号条带，证明了氯作为饮用水消毒杀菌的良好效果。A4中有2、4、8、10和14号条带，条带数目的增加说明，尽管出厂水达到国家饮用水标准，管网水中保持一定的余氯浓度，但供水管网中只要含有一定量的有机物质，就会促进细菌的再次繁殖。在供水系统中不同取样点水样中，菌种存在着一定的差异性，表现为一些条带的不同，即存在着各自的特异条带，1号条带只在A1中出现，3号条带只在A5中出现，6号条带只在A6中出现，12号条带只在A2和A7中出现，18号条带只在A2和A3中出现，这说明在各水样由于在整个供水系统的位置和水力条件不同，导致了水质的不同，微生物所处的生长环境不同，因此产生了不同微生物群落，供水系统中不同的位置，饮用水中微生物种群的构成有很大的不同。A5~A9的水样中均含有16号条带，这说明管道生物膜、原水、水厂水、管网末梢水和管网水，优势菌种是一样的。A6是原水，条带最多，条带相对较深，说明细菌DNA含量相对较多，前文中测定原水中TOC和BDOC的含量都很高，这与A6中条带数多是一致的。A5是管道壁上生物膜，特异条带总数与原水A6接近，只是一些条带不够清晰，说明两个样品中的细菌种类基本一致，出厂水经过加氯消毒处理后，大部分的细菌被杀死，但常年运行的供水管道会发生腐蚀，腐蚀物的表面或者水流较慢的管道会发生沉积作用，管道水体中的各种微生物以管道内壁有机物为营养基质，在各种力的作用下与管壁接触发生可逆性粘附。由于微生物能够分泌细胞外聚合物，进而与管道发生不可逆粘附，随着微生物的个体数量不断增加，最终形成复杂的生物群落覆盖在管道内壁，形成了生物膜。管道内的生物膜是细菌大量聚集的场所，管道内壁的生物膜达到成熟状态会发生脱落，此外，水力条件的改变（水流方向、流速等）也会引起生物膜的脱落，引起管网水体中细菌含量的骤增，7、9、11和16号条带同时出现在A5、A8和A9种，说明了管道内壁生物膜、管网末梢水和管网水中细菌群落的演变现象。A8是管网末梢水样，管网末梢水中余氯的含量较低，特异条带也较多，因而细菌的含量也相对较多。A7是出厂水，水-63- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文中余氯衰减较慢，因而余氯浓度较高，对细菌生长繁殖的抑制作用很强，水样中的特异条带最少。4.3.4DGGE聚类分析结果与讨论图4-6是通过计算Dice系数并用非加权配对算术平均法（UPGMA）生成的各水样中细菌的DGGE图谱聚类树状分析图，从图4-6中可以明显看出，生物膜A5、水源水A6、管网水A9和管网末梢水A8的DGGE指纹图谱最为相似，可以聚为一小类，其中，A8与其它水样又略有差异，被分在另一个小分支上，A5差异更大一些，所以在更远的分支上。A6和A9的DGGE指纹图谱最为相似，聚为一大类，A1是水库水源，类间距较大，因此，出现更远的分支上。A7、A2和A4的DGGE指纹图谱最为相似，聚为一类，A7与其它水样又略有差异，被分在另一个小分支上，A2和A4的DGGE指纹图谱最为相似，聚为一大类。加氯消毒的出厂水A3同其它水样的类间距最大，出现在最远的分支上，说明出厂水经过加氯消毒处理之后，水中的细菌种类和数量明显发生了变化，主要表现在细菌种类和数量的减少，这是由于出厂水中余氯的浓度很高，氯对水中细菌的灭活作用引起的结果。A6A9A8A5A1A7A2A4A30.120.100.080.060.040.020.00图4-6DGGE指纹图谱聚类分析树状图Fig.4-6AhierarchicalclusteranalysisoftheDGGEfinger4.3.516SrRNA基因测序结果与序列分析细菌按沉降系数分为5S、16S和23S三种，16SrRNA基因是细菌染色体-64- 第4章城市供水管网细菌多样性的分析上编码该rRNA的相应DNA系列。16SrRNA寡核苷酸的序列分析应用最多，这是其自身特点决定的。首先，16SrRNA普遍存在于原核生物中，真核生物的同源分子是18SrRNA，rRNA参与生物蛋白质的合成过程，其功能是任何生物都必不可少的，而且在生物进化的漫长历程中保持不变，可看作为生物演变的“活化石”。其次，在分子中，既含有高度保守的序列区域，又有中度保守和高度变化的序列区域，因而它适用于进化距离不同的各类生物亲缘关系的研究。第三，16SrRNA的相对分子量大小适中，信息量大，便于序列分析。因此，它可作为测量各类生物进化和亲缘关系的良好工具。16SrRNA基因序列全长1540bp，有保守区和可变区之分，每种细菌的保守区都是相同的，能反映生物种类的亲缘关系，为系统发育重建提供线索；可变区因细菌种类而异，通过保守区设计引物，扩增出可变区，就可以得知微生物多样性信息。大多数情况下，可根据16SrRNAV3区和V6-V8区设计细菌特异性引物进行PCR扩增，有时为了更加准确得获得微生物多样性的信息，可先通过细菌16SrRNA序列全长通用引物进行PCR扩增，再对V3或V6-8区进行扩增。将回收后的9种水样中的18个不同片段扩增条带进行测序，最终得到17个不同片段的测序结果，如表4-2所示，将各个条带分别命名为ZXY2、ZXY3、ZXY4、ZXY5ZXY6、ZXY7、ZXY8、ZXY9、ZXY10、ZXY11、ZXY12ZXY13、ZXY14、ZXY15、ZXY16、ZXY17和ZXY18，条带的序列长度在192~227bp之间。表4-2DGGE回收条带测序结果Table4-3SequenceresultofbandsexcisedfromDGGE条带编号条带名称序列长度序列号（bp）2ZXY2203EU5860043ZXY3204EU5860054ZXY4203EU5860065ZXY5206EU5860076ZXY6202EU5860087ZXY7203EU5860098ZXY8192EU5860109ZXY9212EU58601110ZXY10198EU58601211ZXY11198EU58601312ZXY12203EU58601413ZXY13195EU58601514ZXY14192EU58601615ZXY15198EU58601716ZXY16227EU58601817ZXY17203EU58601918ZXY18203EU586020-65- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文4.3.6饮用水中细菌群落中优势菌群的研究对DGGE分离凝胶上的部分优势条带进行了切胶测序。所分析的条带如图4-6所示，各条带序列经NCBI数据库的BLAST分析，结果见表4-3。与ZXY2同源性最高的是Pseudomonassp（相似性97.5%），该菌属假单胞菌属(pseudomonas)，广泛分布于自然界及正常人皮肤、肠道和呼吸道，是临床上较常见的条件致病菌之一。与ZXY3同源性最高的是Acinetobactersp（相似性98.5%），该菌属不动杆菌属。一类自然水体中常见的土著微生物，不动杆菌一般生存在水和土壤中，有些菌株还能代谢一些污染物如联苯、酚等。与ZXY4同源性最高的是Paenibacillussp（相似性97.1%），类芽孢杆菌属，兼性厌氧或严格好氧。与ZXY5同源性最高的是Mycobacteriumarupense（相似性90.8%），分支杆菌属，自1985年最早分离出耻垢分支杆菌以来，迄今已发现近百种，1994年国际公认有56种。广泛存在于自然界，在专性ＮＴＭ发现前曾被视作腐物寄生菌，分枝杆菌在北京水源环境中的分布国内首次报告。与ZXY6同源性最高的是Acinetobactersp（相似性99%），不动杆菌属。与ZXY7同源性最高的是Pseudomonassp（相似性97.5%），该菌属假单胞菌属。与ZXY8同源性最高是Enterococcusfaecalis（相似性78.6%），粪肠球菌，其营养要求低，在普通营养琼脂上也可生长。与ZXY9同源性最高是Burkholderiacenocepacia（相似性94.3%），伯克霍尔德氏茵，非模式菌株。最适生长温度为30℃，pH7.0，化学有机自营菌，具呼吸代谢，能降解100多种有机物。与ZXY10同源性最高的是Bacteroidalesbacterium（相似性64.8%），未经培养的存在于人类和动物排泄物中的一类菌，可以用来判定对水源的污染。与ZXY11同源性最高是BacteriumPT09（相似性100%），该菌为杆菌属。与ZXY12同源性最高是Bacillussp（相似性98%），芽孢杆菌属，能形成芽孢（内生孢子）的杆菌或球菌。它们对外界有害因子抵抗力强，分布广，存在于土壤、水、空气以及动物肠道等处。为好氧或兼性厌氧的杆菌，一般为革兰氏染色阳性，对热、放射线和化学物质等有很强的抵抗力。与ZXY13同源性最高是UnculturedEscherichiasp（相似性96.9%）未培养的肠杆菌属，兼性厌氧，容易在普通培养基上生长。发酵葡萄糖，产酸产气(通常CO2∶H2=2∶1)。广泛分布于自然界，普遍存在于人和动物中。与ZXY14同源性最高的是Enterococcusfaecalis（相似性78.6%），粪肠球菌属。与ZXY15同源性最高的是Bacillussubtilis（相似性96.5%），芽孢杆菌，有较强的淀粉酶和蛋白酶活力。能分解植物组织的果胶和多糖；也能迅速液化明胶。广泛分布于土壤、空气和腐败有机物上，是重要的工业生产菌种和遗传工程中的受体菌。-66- 第4章城市供水管网细菌多样性的分析表4-3DGGE回收条带序列分析Table4-3SequenceanalysisofbandsexcisedfromDGGE条带编号序列同源微生物相似性（%）序列号2Pseudomonassp97.5EU5860043Acinetobactersp98.5EU5860054Paenibacillussp97.1EU5860065Mycobacteriumarupense90.8EU5860076Acinetobactersp99EU5860087Pseudomonassp97.5EU5860098Enterococcusfaecalis78.6EU5860109Burkholderiacenocepacia94.3EU58601110Bacteroidalesbacterium64.8EU58601211BacteriumPT09100EU58601312Bacillussp98EU58601413UnculturedEscherichiasp96.9EU58601514Enterococcusfaecalis78.6EU58601615Bacillussubtilis96.5EU58601716Escherichiacoli90.7EU58601817Brevibacillusbrevis98.5EU58601918Bacilluslicheniformis97.5EU586020与ZXY16同源性最高的是Escherichiacoli（相似性90.7%），大肠杆菌，能发酵多种糖类产酸、产气，是人和动物肠道中的正常栖居菌，其代谢活动能抑制肠道内分解蛋白质的微生物生长，减少蛋白质分解产物对人体的危害。与ZXY17同源性最高的是Brevibacillusbrevis（相似性98.5%），短芽孢杆菌，它的一些菌株是具有广谱抗菌活性的潜在生物控制剂,能以活体形式寄居到灰葡萄孢(Botrytiscinerea)、苍耳单丝壳菌(Sphaerothecafuliginea)及终极腐霉(Pythiumultimum)中,并且可以通过分泌抗菌代谢物短杆菌肽S(gramicidinS)抑制真菌或细菌的生长，短芽孢杆菌不仅分泌蛋白能力强，而且胞外蛋白酶性低，具有分泌表达外源蛋白的天然优势。与ZXY18同源性最高的是Bacilluslicheniformis（相似性97.5），该菌为地衣芽孢杆菌属，地衣芽孢杆菌的作用机制是以菌治菌，活菌进入肠道后，对葡萄球菌、酵母样菌等致病菌有拮抗作用，而对双歧杆菌、乳酸杆菌、拟杆菌、消化性链球菌有促进生长作用，从而可调整菌群失调达到治疗目的，可促使机体产生抗菌活性物质、杀灭致病菌。4.3.7供水管网中细菌进化树的构建进化树也称种系树（Phyligenetictree），是表征物种之间的进化关系，可以应用生物信息学方法构建进化树。分析一个完整的进化树有以下几个步骤：（1）要对所分析的多序列目标进行排列（Toalignsequences）。进行序列目标排列的软件很多，最经常使用的有CLUSTALX和CLUSTALW。-67- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文（2）构建一个进化树（Toreconstrutphyligenetictree）。构建进化树的算法主要分为两类：独立元素法（discretecharactermethods）和距离依靠法（distancemethods）。所谓独立元素法是指进化树的拓扑形状是由序列上的每个碱基/氨基酸的状态决定的（例如：一个序列上可能包含很多的酶切位点，而每个酶切位点的存在与否是由几个碱基的状态决定的，也就是说一个序列碱基的状态决定着它的酶切位点状态，当多个序列进行进化树分析时，进化树的拓扑形状也就由这些碱基的状态决定了）。而距离依靠法是指进化树的拓扑形状由两两序列的进化距离决定的。进化树枝条的长度代表着进化距离。独立元素法包括最大简约性法（MaximumParsimonymethods）和最大可能性法（MaximumLikelihoodmethods）；距离依靠法包括除权配对法（UPGMAM）和邻位相连法（Neighbor-joining）。（3）对进化树进行评估。主要采用Bootstraping法。如果我们采用了一个适当的方法，那么所构建的进化树就会接近真实的“进化树”。模拟的进化树需要一种数学方法来对其进行评估。不同的算法有不同的适用目标。一般来说，最大简约性法适用于符合以下条件的多序列：①所要比较的序列的碱基差别小，②对于序列上的每一个碱基有近似相等的变异率，③没有过多的颠换/转换的倾向，④所检验的序列的碱基数目较多（大于几千个碱基）；用最大可能性法分析序列则不需以上的诸多条件，但是此种方法计算极其耗时。如果分析的序列较多，有可能要花上几天的时间才能计算完毕。UPGMAM（Unweightedpairgroupmethodwitharithmeticmean）假设在进化过程中所有核苷酸/氨基酸都有相同的变异率，也就是存在着一个分子钟。这种算法得到的进化树相对来说不是很准确，现在已经很少使用。邻位相连法是一个经常被使用的算法，它构建的进化树相对准确，而且计算快捷。将各个条带的16SrRNA序列的多序列比对结果用MEGA3以UPGMA法绘制系统发育树，如图4-7所示。从所绘制的饮用水中细菌系统发育树可以看出，有3大分支，第一是由条带3、6、13、16、2、7、11和9所构成的簇群；第二是条带8、14、15和5构成的簇群；第三是由条带4、10、17、12和18构成的簇群。其中，第一分支和第二分支亲缘关系相对近一些，而第三分支的亲缘关系最远。由图4-7还可以看出，在第一分支内，3和6都与Acinetobactersp亲缘关系最近，13与UnculturedEscherichiasp亲缘关系最近，16与Escherichiacoli亲缘关系最近，2和7与Pseudomonassp亲缘关系最近，9与Burkholderiacenocepacia亲缘关系最近。在第二分支内，8和14与Enterococcusfaecalis亲缘关系最近，15与Bacillussubtilis亲缘关系最近，5与Mycobacteriumarupense亲缘关系最近。这同以上根据16SRrRNA序列的-68- 第4章城市供水管网细菌多样性的分析同源性百分比得到的结果一致。3Acinetobactersp.(EF195355.1)6Acinetobactersp.(EU260164.1)Escherichiacoli(AF076037.1)UnculturedEscherichiasp.(AB251925.1)13162Pseudomonassp.(EU391388.1)7Pseudomonassp.(EU281621.1)11BacteriumPT09(DQ136054.2)9Burkholderiacenocepaciastrain(EU352756.1)Bacteroidalesbacterium(EF059535.1)Paenibacillussp.(AM906086.1)Brevibacillusbrevisstrain(EF108303.1)814Enterococcusfaecalis(AB362602.1)(2)Enterococcusfaecalis(AB362602.1)15Bacillussubtilisstrain(DQ462192.1)Bacillussp.(EU368761.1)Bacilluslicheniformisstrain(EU344793.1)5Mycobacteriumarupense(AM884329.1)4101712180.1图4-7系统进化树Fig.4-7Treeofsystemevolution-69- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文4.4本章小结本章对供水系统中细菌多样性进行了研究，得到如下结论：（1）应用PCR-DGGE研究了9种水样中细菌的多样性，通过试验证明，不经培养直接从饮用水中提取微生物的DNA，避免了培养过程中的筛选和富集作用，更直接的反映了供水系统中微生物多样性及种群分布，比传统方法更快速和准确。（2）对9种水样进行PCR扩增后，获得的特异扩增片断大小在100~300bp之间；将回收后的18个不同片断扩增条带进行测序，得到17个测序结果，条带的序列长度在192~227bp之间。（3）从各水样的变性梯度凝胶电泳图谱可以看出，水源水样A6中的有6个条带，细菌种类最多；而出厂水样A3和A7中分别只有2个条带，细菌种类最少，证明了出厂水中余氯对水中细菌的杀灭作用。（4）供水管网中细菌的组成为：Bacteroidalesbacterium、Bacillussp、Escherichiacoli、Enterococcusfaecalis、Paenibacillussp、Pseudomonas及Mycobacteriumarupense。-70- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型第5章供水管网水质生物稳定性预测模型5.1引言国外进行供水管网水质保持技术的研究已经有几十年的历史，在理论水平及实践经验方面比国内研究更加完善和先进。国际上著名的供水管网水质计算软件有美国EPA开发的EPANET软件包和海思德公司的WaterCAD软件包。但由于供水管网的水力计算和水质模型均需要大量的实测数据进行模型的校核，而国外由于各种原因无法做到大范围的现场数据采集，因此上述的供水管网计算软件主要用于管网设计或学术研究。我国目前正处在经济高速发展阶段，城市基础设施的建设日新月异，各个城市的供水管网规模日益扩大，工况日趋复杂，各个城市供水管网都有自己的特点，解决我国城市管网水质问题，不能直接套用国外供水行业的做法，而应该依据我国城市供水管网特点，探索出符合国情的解决方案。由于供水管网的封闭性，通常情况下对整个供水管网系统进行水质监测是很困难的。通过人工采样方式或者在线监测对管网水质的监测都不可能覆盖所有的节点，而管网水质模型将有效地解决这一问题。因此建立管网水质数学模型、实现水质预测，可以预测供水管网内部水质状况，为水厂处理工艺提供反馈借鉴。对未来的水质进行预测，为供水管网的优化调度提供水质依据，指导管网优化调度运行。5.2BDOC多元线性逐步回归预测模型5.2.1BDOC多元线性逐步回归预测模型简介该预测方法是通过回归分析，寻找预测对象与影响因素之间的因果关系，建立回归模型进行预测，而且在系统发生较大变化时，也可以根据相应变化因素修正预测值，同时对预测值的误差也有一个大体的把握，因此适用于长期预测。而对于短期预测，由于数据波动性很大、影响因素复杂，影响因素未来值的准确预测困难，故不宜采用。该方法是通过自变量（影响因素）来预测响应变量（预测对象）的，所以自变量的选取和自变量预测值的准确性至关重要。将线性回归分析用于预测时，首先考虑的应是所建模型的有效性，为此要对该模型做统计检验。下面就以k元回归方程为例从理论上来描述模型的建立-71- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文和检验过程。设变量Y与变量x，x，…x之间存在线性关系：12kY=xxx(5-1)01122kk22式中，，为未知参数，设~)N,0(，未知。01k当我们对变量Y与变量x，x，…x分别作n次独立观察，则：12kYxxx()i,2,1n(5-2)i011i22ikkii2这里相互独立，且～N,0()。称上式为多元线性回归模型，其中ii，为待定系数。按最小二乘法确定待定系数时，有离差平方和：01k2NTQ()=yx=YXYX(5-3)i0jijI1为了使Q()取得最小值，分别求Q对，的偏导数，并让它们等01k于零，得：nyi0jxij0i1j,2,1k(5-4)nyi0jxijxij0i1即：knnxijxitjxityij11i1i(5-5)t,2,1,0k或者写成矩阵形式，并用最小二乘估计ˆ替换得到正规方程：TTXXˆXY(5-6)-72- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型于是得到所求的线性回归方程：yˆˆˆxˆx(5-7)011kk对该模型作统计检验，判断变量Y与变量x，x，…x之间的线性关系12k是否有统计意义。提出假设：H:0(5-8)012K如果变量Y与变量x，x，…x之间线性关系具有统计意义，则回归值12kyˆ，yˆ，…，yˆ的离差平方和SSR的值较大，因而得到统计量F的值也较12n大；反之，如果变量Y与变量x，x，…x之间线性关系无统计意义，则F12k的值也较小。因此可根据F值得大小来检验上述原假设H是否成立。对于给0定的检验性水平，查表可得F的临界值Fα，如果F＞Fα，则拒绝原假设H0，认为变量Y与变量x，x，…x之间线性关系具有统计意义，即所建立的方12k程很大可能是有效的；反之若F≤F则认为所建立的方程有效的可能性很小。变量Y与变量x，x，…x之间线性关系的密切程度可用复相关系数R12k度量，R越大，其线性相关程度越高。5.2.2BDOC多元线性逐步回归预测模型的建立该模型是利用SPSS来建立的。由上述分析可知，管网各个检测点影响BDOC因素的差异性很大，考虑对管网中不同位置的点：管网入口、管网沿程、管网末梢各点分别建立BDOC预测模型。应用前20次测定数据建立模型，后10次测定数据用于对模型进行验证。以自由余氯（FRC）、浊度（Tur）、pH、TOC和温度（T），共5项指标为自变量，通过逐步回归法，对各检测点分别建立多元线性逐步回归模型如下：1号点：0.1显著性水平下BDOC=－0.051－0.046×FRC－0.032×Tur＋0.034×pH＋0.011×TOC－-73- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文0.003×T(5-9)2号点：0.1显著性水平下BDOC=1.071－0.018×FRC＋0.139×Tur－0.111×pH－0.045×TOC－0.001×T(5-10)3号点：0.1显著性水平下BDOC=－0.996－0.329×FRC＋0.203pH－0.076×TOC(5-11)4号点：0.1显著性水平下BDOC=0.182－0.619×FRC＋0.22×Tur－0.013×pH＋0.016×TOC＋0.002T(5-12)5号点：0.1显著性水平下BDOC=1.126－0.666×FRC－0.123×Tur－0.057pH－0.06×TOC－0.01×T(5-13)6号点：0.1显著性水平下BDOC=2.204－0.782×FRC－0.075×Tur－0.223×pH－0.036×TOC－0.007T(5-14)7号点：0.1显著性水平下BDOC=0.057－0.061FRC＋0.155×Tur＋0.026pH＋0.004×TOC－0.004T(5-15)5.2.3BDOC多元线性逐步回归预测模型的验证利用后10次检测数据对上述模型进行验证，将各检测点的相关水质指标带入线性回归模型，得到各点的BDOC预测值。各个检测点的误差分析见表5-1至5-7所示。表5-1第1号点预测误差分析Table5-1Predictionerroranalysisofthe1#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.20.22-0.01-6.440.210.21000.180.21-0.03-13.990.230.220.014.410.210.180.0313.860.170.18-0.01-7.670.180.19-0.01-8.120.180.19-0.01-6.20.210.180.029.830.190.180.013.55-74- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型可以看出，预测值与实测值之间差距很大，相对误差较高，如果按照相对误差小于5%为准确值，70组数据有12组准确预测，准确度为17.14%，模型的精确度较差，不适合用于对BDOC进行准确预测。表5-2第2号点预测误差分析Table5-2Predictionerroranalysisofthe2#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.250.26-0.01-5.130.220.24-0.02-90.190.180.016.860.190.150.0428.150.090.15-0.06-38.560.20.140.0641.710.150.15000.140.130.0170.10.11-0.0113.190.080.14-0.0642表5-3第3号点预测误差分析Table5-3Predictionerroranalysisofthe2#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.130.120.0180.130.2-0.07-57.250.130.19-0.06-48.660.250.230.027.850.280.260.027.170.230.190.0418.460.160.18-0.02-12.630.150.18-0.03-16.620.120.14-0.02-15.530.130.14-0.017.69表5-4第4号检测点预测误差分析Table5-4Predictionerroranalysisofthe4#detectionpoint实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.270.250.027.970.130.17-0.04-29.080.130.13000.120.14-0.02-14.30.180.110.0738.090.140.18-0.04-27.960.20.170.038.010.210.180.0314.460.180.19-0.01-6.490.170.1700-75- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文表5-5第5号点预测误差分析Table5-5Predictionerroranalysisofthe5#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.120.19-0.07-54.290.130.18-0.05-41.140.260.250.012.90.250.220.0311.910.120.22-0.1-90.030.320.250.0721.770.160.16000.130.17-0.04-31.670.170.140.0317.180.160.1600表5-6第6号点预测误差分析Table5-6Predicterroranalysisofthe6#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.210.20.015.610.230.220.012.650.220.210.016.480.20.180.049.690.10.16-0.06-53.950.220.170.0524.970.240.160.0832.180.20.160.0418.130.130.17-0.04-34.980.140.2-0.06-40.48表5-7第7号点预测误差分析Table5-7Predictionerroranalysisofthe7#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.250.240.013.950.240.26-0.02-10.080.190.24-0.05-26.660.240.20.0416.490.170.17000.130.17-0.04-32.370.140.120.029.510.120.14-0.02-15.770.20.180.028.370.210.22-0.01-4.59-76- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型5.3BDOC神经网络预测模型5.3.1BP神经网络简介人工神经网络(ArtificialNeuralNetwork)是人类在对其大脑神经网络认识理解的基础上人工构建的能够实现某种功能的神经网络。它是理论化的人脑神经网络的数学模型，是基于模拟大脑神经网络结构和功能而建立的一种信息处理系统。它实际上是由大量简单元件相互连接而成的复杂网络，具有高度的非线性，能够进行复杂逻辑操作和非线性关系实现的系统。人工神经网络具有联想记忆、非线性映射、分类与识别以及优化计算等基本功能。在问题的求解过程中，它与传统计算相比在计算方法和计算模式上都有较大的不同，见表5-8。一般而言，当常规方法解决不了或效果不佳时ANN方法才能显示出其优越性。尤其对问题的机理不甚了解或不能用数学模型表示的系统，如故障诊断、特征提取和预测等问题，ANN往往是最有利的工具。另一方面，ANN对处理大量原始数据而不能用规则或公式描述的问题，表现出极大的灵活性和自适应性。表5-8ANN与传统计算的比较Table5-8ComparisonbetweenANNandconventionalcalculation项目传统计算ANN计算数据输入数值形式数值并允许感性的表示基本开发方法编程通过样本数据并依据学习算法完成知识恢复顺序的计算以汇集处理的形式回忆处理计算精确计算：符号处理、数值计算非精确计算：模拟处理、非线性映射数据存储局部集中全局分布问题求解算法公式结构的选择和一组代表性例子的定义人工神经网络建模以其良好的非线性映射能力、并行分布处理方式、自学习和自适应能力、数据融合能力、多变量处理能力以及较强的联想、容错性等特点，受到众多领域学者的关注。近年来，人工神经网络水行业领域得到了越来越多的应用，如江河水质的预测和评价研究、城市用水量预测、水质建模、管网漏损控制等方面。通过选取不同的模型结构和激活函数，可以形成各种不同的人工神经网络，得到不同的输入、输出关系式，并达到不同的目的，完成不同的功能。人工神经网络最基本的两大类模型：一类是以Hopfield网络模型为代表的反馈型模型，它具有非线性和动态性；另一类是以多层感知器为基础的前馈模型。随着科学技术的发展，神经网络法已经在各个领域发挥着它的-77- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文作用。这与人工神经网络固有的优点是分不开的。神经网络具有高度的并行性、高度的非线性全局作用、良好的容错性与联想记忆功能，以及很强的自适应、自学习功能。反向传播网络(Back-PropagationNetwork，BP)通常是指基于误差反向传播算法的多层前向神经网络，它是Rumelhart及其研究小组在1986年研究并设计出来的。BP算法已经成为目前最为广泛的神经网络学习算法，据统计有近90%的神经网络应用是基于BP算法的。该算法采用近似的最速下降法，使权值沿均方误差的负梯度方向改变，通过不断修正连接权矩阵实现对网络的训练。此后，虽然出现了不同的改进BP算法以提高学习速度和算法的可靠性，但最初的反向传播设计思想仍然是前向网络的核心。与感知器和线性神经网络不同的是，BP网络的神经元采用的传递函数通常是Sigmoid型可微函数，所以可以实现输入和输出间的任意非线性映射，这使得它在诸如函数逼近、模式识别、数据压缩等领域有着更加广泛的应用。BP神经网络是一种单向多层前向网络，利用历史观测样本进行有监督的网络训练，学习样本输入与输出之间的内在联系。采用BP算法调整权值和偏置值，从而使网络的实际输出尽可能的逼近目标输出。网络除输入输出节点外，还有一层或多层的隐层节点，同层节点中没有任何藕合(依照MATLAB中的习惯，将具有n个隐层的网络称为(n+1)层网络)。输入信号从输入层节点依次传过各隐层节点，然后传到输出节点，每一层节点的输出只影响下一层节点的输出。33三层BP神经网络示意图见图5-1，其中，P(R×1)为输入，a(S)1为输i12i出；W为连接权矩阵；S和S代表两个隐层的神经元数；f为激励函数，隐层之间常用sigmoid函数，而隐层与输出层之间一般采用线性函数。1a231a2W3aW1WS213S1S112132SRSSSS12n3n1n2f3ff12S31S1S112b3bb1S12S2S31S3S1S111112221233323afW()PbafW()abafW()ab3332211123afWfWfW(((Pbbb)))图5-1三层BP网络示意图Fig.5-1StructureofthreeBPnetworkmodel-78- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型可见，BP网络实际上相当于一个从输入到输出的高度非线性映射，即：nmF:RR。可以证明：具有足够数量隐层神经元的两层前向网络(在隐层中采用sigmoid函数；输出层采用线性函数)可以在任意精度下逼近任一实值连续函数。M层BP网络的训练步骤如下：(1)随机设置初始连接权系数矩阵W(2)通过网络将输入向前传播：0ap(5-16)m1m1m1mm1afWab(5-17)Maa(5-18)其中，m,1,0M1。(3)计算网络的目标函数J，作为对网络学习状况的评价(4)判别：若Jt，算法结束；否则，至步骤(5)。是事先确定的误差期望0。(5)通过网络将敏感性反向传播：MMMS2Fnta(5-19)SmFnmWm1TSm1(5-20)其中，mM,11,2,；F为均方误差；S代表F对输入元素变化敏感性。(6)使用近似的最快下降法更新权值和偏置值：mmmm1TWk1WkaSa(5-21)mmmbk1bkaS(5-22)(7)返回(2)重新进行计算，直至满足误差要求为止。误差反向传播的BP算法简称BP算法，其基本思想是最小二乘法。它采用梯度搜索技术，使网络实际输出值与期望输出值的误差均方值最小。BP网络的应用，其重点在于神经网络拓扑结构的设计，是保证其运行可靠性和准确性的关键。在进行BP网络设计过程中，一般应对隐含层的层数、隐层神经元数、网络的初始连接权值、训练过程中的学习速率以及期望误差等方面进行考虑。下面讨论其选取原则：(1)隐含层层数的确定一般认为，增加隐含层层数可以降低网络误差，提高精度，但也使网络复杂化，从而增加了网络的训练时间和出现“过拟合”的倾向。理论上早已证-79- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文明：若输入层和输出层采用线性转换函数，隐含层采用Sigmoid转换函数，具有这样特性的网络能够逼近任何有理函数。在学术界已利用不同的方法证明了：具有足够多隐含单元的三层BP神经网络(即有1个隐层)能以任意精度逼近定义在Rn的任意非线性函数。(2)隐含层神经元数的确定一般地，通过增加隐层神经元数来获得较低的误差，其训练效果要比增加隐层数更容易实现。在BP网络中，隐层节点数的选择非常重要，它不仅对建立的神经网络模型的性能影响很大，而且是训练时出现“过拟合”的内在原因。隐含层神经元的个数太少，网络将不能对样本进行训练，或导致网络性能差；若隐含层神经元数过多，虽然可使网络的系统误差减少，但会导致网络学习时间延长，训练容易陷入局部极小点而得不到全局最优点。研究表明，隐层神经元数不仅与输入/输出层的节点数有关，而且也与所需解决的问题的复杂程度和转换函数的型式以及样本数据的特性等因素有关。然而目前理论上还没有一种科学、普遍的确定方法，为了尽可能避免训练时出现“过拟合”现象，保证足够高的网络性能和泛化能力，确定隐层神经元数目的基本原则是：在满足精度要求的前提下，取尽可能紧凑的结构，即取尽可能少的隐层神经元数。因此，合理的隐层节点数应在综合考虑网络结构复杂程度和误差大小的情况下用节点删除法和扩张法确定。(3)初始权值的选择及学习速率的确定BP算法决定了误差函数一般存在多个局部极小点，不同的网络初始权值直接决定了BP算法收敛于哪个局部极小点或是全局极小点。因此，要求计算程序(建议采用标准通用软件，如Statsoft公司出品的StatisticalNeuralNetworks软件和Matlab软件)必须能够自由改变网络初始连接权值。一般取初始权值在(-1，1)之间的随机数。学习速率决定了每一次循环训练中所产生的权值变化量。过大的学习速率可能会使网络权值每次的修正量过大，甚至导致权值在修正过程中超出某个误差的极小值，呈现出不规则跳跃和不收敛的现象，从而造成系统的不稳定；过小的学习速率虽然能保证网络的误差值不跳出误差表面的低谷而最终趋于误差极小值，但是会导致学习时间过长，收敛速度很慢。所有一般情况下倾向于选取较小的学习速率以保证系统的稳定性。一般来说，学习速率的选取范围在0.01~0.8之间。(4)期望误差的选取在设计网络的训练过程中，期望误差值是通过对比训练后所确定的一个合适值，所谓的“合适”，是相对于所需要的隐含层神经元数来确定的。一般情况下，可以同时对两个不同期望误差值的网络进行训练，最后通过综合因素的-80- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型考虑来确定采用其中一个网络。5.3.2BP神经网络模型的建立设计一个合理的网络结构是BP网络应用中的关键，按照理论分析，只要隐层中有足够多的神经元，多层前向网络可用来逼近几乎任一个函数。但是，通常情况下并不能直接确定可以满足预测精度要求的层数或神经元数，只有通过建立试验模型来分析不同网络结构对模型顶测能力的影响，寻找到可以表示训练集的最适合网络。为确定合适的神经网络预测模型的结构，本研究利用1、2、3、4、5、6、7号检测点的20次检测数据，共140组数据组织训练，7个点其余10次数据共70组校验模型的预测能力。每组数据包括自由余氯、浊度(Tur)、TOC、T、pH、BDOC共6项水质指标，其中前5项指标作为输入，以BDOC为输出，对模型进行训练和检验。管网水质预测是一个非线性关系较为复杂的问题，考虑到既满足精度要求，又要尽可能减少学习费用，根据文献资料介绍，一个隐含层足够了。因此，采用1个隐含层的网络结构，进行训练预测，通过尝试不同的神经元数目来确定预测效果最适合网络结构，试验网络的结构如表5-9所示。表5-9试验网络结构Table5-9Constructureofexperimentalnet试验网络编号网络层数隐含层神经元数激励函数隐含层输出层135tansig线性2310tansig线性3315tansig线性4320tansig线性5325tansig线性6330tansig线性选择能使网络的泛化能力大大提高的trainbr函数对网络进行训练，tansig作为隐含层的传递函数，purelin纯线性函数作为输出层的传递函数。由于传递函数的特点决定了神经网络的输入输出值的最佳变化范围是[-1,1]，所以预先将训练样本数据进行处理，应用premnmx()函数把数据进行归一化：pminppremnmx(p)12(5-23)maxp-minp通过式(5-23)将数据转换为[-1,1]范围内的数值；对于网络的输出数据运用postmnmx()函数进行反归一化：-81- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文A01postmnmx(A)mint5.0(5-24)0maxt-mint式中A0——训练后网络的仿真值。图5-2和5-3分别是神经元数为5和15的试验网络的训练过程图，从图中可以经过38000次迭代，也没有达到收敛。图5-25个神经元训练过程图Fig.5-2Trainingprocessoffiveneurons图5-315个神经元训练过程图Fig.5-3Trainingprocessoffifteenneurons各试验网络的均方误差如表5-10所示，1号网络的最终均方误差均值为0.1123，1号网络的神经元数目最少，训练结果最差；2号网络的神经元数目为10，最终均方误差为0.0402；3号网络的神经元数目为15，最终均方误差-82- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型为0.077；4号、5号和6号网络的神经元数分别为20、25和30，相应的最终均方误差分别为0.0005、0.0004和0.0006，可以得出结论，在隐含层数目相同情况下，神经网络模型的最终均方误差随着神经元数目的增多而降低。到各试验网络的均方误差如表5-10所示，1号网络的最终均方误差均值为0.1123，1号网络的神经元数目最少，训练结果最差；2号网络的神经元数目为10，最终均方误差为0.0402；3号网络的神经元数目为15，最终均方误差为0.077；4号、5号和6号网络的神经元数分别为20、25和30，相应的最终均方误差分别为0.0005、0.0004和0.0006，可以得出结论，在隐含层数目相同情况下，神经网络模型的最终均方误差随着神经元数目的增多而降低。通过对6个网络结构的试验，最终确定神经元数为25的网络结构为预测模型，该网络结构的预测值相对误差最小。训练过程和预测结果如图所示，该网络经过2541次循环训练的过程经过训练后网络的最终拟合均方误差为0.0004。由图5-3可知，利用BP神经网络对供水管网中BDOC的训练预测效果很好，这说明了BP模型具有较高的拟合水平。表5-10试验网络均方误差Table5-10Meansquareerrorofexperimentalnet试验网络编号最终均方误差均值10.112320.040230.007740.000550.000460.0006图5-425个神经元训练过程图Fig.5-4Trainingprocessoftwenty-fiveneurons-83- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图5-525个神经元训练误差分析Fig.5-5Trainingprocessoftwenty-fiveneurons5.3.3BP神经网络模型的验证经误差分析可知，用于模型校验的数据为70组，70组数据中准确预测的数据有58组，准确度为82.86%，远远大于多元线性回归预测模型的准确性（17.14%）。从图5-6可以看出，对于供水管网中BDOC水平的预测，BP神经网络模型的预测准确性很高，优于多元线性回归预测模型，可以将BP网络用于供水管网BDOC的预测分析。图5-6BP网络预测结果Fig.5-6PredictedresultofBPnetwork-84- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型表5-11第1号点预测误差分析Table5-11Predictionerroranalysisofthe1#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.200.20000.210.21000.180.18000.230.23000.210.21000.170.160.015.880.180.18000.180.18000.210.200.014.760.190.1900表5-12第2号点预测误差分析Table5-12Predictionerroranalysisofthe2#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.250.25000.220.210.014.540.190.19000.190.19000.090.09000.200.20000.150.140.016.670.140.15-0.017.140.100.10000.080.0800表5-13第3号点预测误差分析Table5-13Predictionerroranalysisofthe2#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.130.13000.130.120.017.690.130.13000.250.25000.280.28000.230.23000.160.16000.150.15000.120.12000.130.1300-85- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文表5-14第4号检测点预测误差分析Table5-14Predictionerroranalysisofthe4#detectionpoint实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.270.27000.130.14-0.017.690.130.13000.120.12000.180.18000.140.14000.20.180.02100.210.200.019.50.180.18000.170.160.015.88表5-15第5号点预测误差分析Table5-15Predictionerroranalysisofthe5#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.120.12000.130.13000.260.250.013.840.250.25000.120.110.018.330.320.32000.160.16000.130.120.017.690.170.17000.160.150.016.25表5-16第6号点预测误差分析Table5-16Predictionerroranalysisofthe6#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.210.21000.230.220.014.340.220.22000.200.20000.100.10000.220.210.014.540.240.24000.200.190.0150.130.120.017.690.140.1400-86- 第5章供水管网水质生物稳定性预测模型表5-17第7号点预测误差分析Table5-17Predictionerroranalysisofthe7#samplingsite实测值预测值绝对误差相对误差（%）0.250.25000.240.24000.190.19000.240.230.014.170.170.160.015.880.130.13000.140.14000.120.110.018.330.200.20000.210.21005.4本章小结本章通过应用多元线性回归模型和BP神经网络方法建立了供水管网水BDOC的预测模型，得出结论如下：（1）以BDOC为因变量，以自由余氯、Tur、TOC、T、pH为自变量，利用逐步回归法建立多元线性回归模型，验证结果表明预测准确率很低，该方法不适合用于供水管网中BDOC的预测。（2）应用BP神经网络建立了供水管网生物稳定性预测模型，试验了6种网络结构，最终确定了1个隐含层，25个神经元的BP网络作为最合适的模型结构。（3）1个隐含层，25个神经元的网络结构预测结果显示，70组数据有58组准确预测相对误差小于5%，准确度为82.86%，远远大于多元线性逐步回归预测模型的预测准确性（17.14%）。-87- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析6.1引言供水管网内壁腐蚀结垢形成生长环，对水质产生不良影响。刚形成的锈垢比较疏松，易被水流冲走，使用户放出的饮用水中含有黄锈；未被水流冲走的锈垢积存下来，逐渐变硬，成为细菌繁殖生长的场所。BDOC是细菌生长的物质和能量的来源，管网水中的BDOC浓度高，促进管网水中细菌的大量繁殖，促进供水管网的腐蚀和生长环的形成。本章通过试验，研究供水管网中BDOC变化同管道中生长环的关系，为提高管网水生物稳定性和控制供水管网中生长环的形成提供一定依据。6.2BDOC与供水管网中生长环的关系研究6.2.1生长环中关键官能团的确定-1-1图6-1是生长环样品的红外谱图，在2928cm和2852cm处为烷烃不饱-1-1和碳C-H的伸缩振动吸收峰；1578cm和1301cm处分别为脂肪族硝基化合-1物中N=O的不对称伸缩振动和对称伸缩振动峰；1630cm处为缔合羟基的吸图6-1生长环的红外谱图Fig.6-1Infraredspectrumofgrowthring-88- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析-1-1-1收峰；1022cm、890cm和799cm处分别为Si-O-Si、Si-O-H、Si-O的伸缩-1振动吸收峰；582cm处为铁的氧化物的特征吸收峰。可以看出，供水管道的生长环中含有Fe、Si，还存在着有机物的官能团，说明生长环是管网水中有机物物质沉积的场所，这些有机基质沉积在管道内壁的生长环上，促进了生长环表面细菌的繁殖，细菌的大量繁殖加速了供水管道的腐蚀。6.2.2生长环中有机物含量分析选取市政供水管网维修期间的管道，提取了管道内壁的生长环进行了热重分析，确定生长环中的有机物含量。表6-1是5个管道生长环的水质情况和有机物含量。表6-1不同生长环的水质参数Table6-1Waterqualityparametersofdifferentgrowthrings生长环BDOCTOC与出厂水BDOC之差生长环中有机物近（mg/L）（mg/L）似含量（%）10.833.720.278.620.753.610.359.430.673.530.4311.240.513.460.5916.450.393.310.7117.6图6-2BDOC与生长环中有机物关系Fig.6-2RelationshipofBDOCandoganicmattersingrowthrings将所选取管道水样和出厂水BDOC之差与生长环中有机物含量作图，如图6-2所示，不同的管道生长环对应的管网水中BDOC减少值同生长环中有机物含量呈正相关关系，相关系数为0.9584。表明有机物含量高的管道腐蚀-89- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文严重，也说明管网水中有机物的含量对管道腐蚀具有一定的影响，管网水中BDOC含量越高，供水管道腐蚀越严重。6.3生长环的物理、化学和微生物组成分析供水管道内壁的腐蚀，缩短了管道的使用寿命，增加了管道的维护、更换费用。美国供水协会（AWWA）1999年估计，美国的供水企业在今后20年内[127]将花费3250亿美元来更新城市供水管网。管网内壁腐蚀物对管网水质的影响与腐蚀物的物理化学特性有着密切关系。因此，对生长环的物化特性研究对于分析供水管网内壁腐蚀对水质的影响，从而采取有效措施控制供水管道内壁腐蚀，减少水质化学稳定性对管网水质的影响，保障供水水质安全，具有相当重要的意义。6.3.1生长环的表观形貌分析在市政供水管道维修期间，取3个不同管段的进行测试，各管段的信息见表6-2。用手术刀移取完整的腐蚀物作结构分析，图6-3为3个管道生长环的样品，生长环的高度、大小不一，一般来说，年代越久，管径越大，则管道中的生长环越大。其中1号管因其使用年限较短，管径也较小，生长环外观呈黑色，且横截面分层不清晰，生长环的高度为10mm左右，质地较疏松；2号管外观也呈黑色，高度约为15~20mm左右，个别可达25mm左右；3号管的管径较大，使用年限约40多年，因而生长环较大，高度为30~40mm，个别可达50mm，外观呈深褐色，质地坚硬。312图6-3各管段中的生长环Fig.6-3Eachgrowthringinpipes-90- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析表6-2生长环样品的情况Table6-2Thestatusofgrowthrings编号管材管径（mm）铺设年代1铸铁15019902铸铁30019743铸铁3001965如图6-4所示，肉眼可见生长环沿管径的方向有很多环状层，类似于树的年轮，且各层分层清晰，这在一定程度上反应出腐蚀物长年累积，不断动态生长的过程。但同时也有个别生长环并无明显的分层情况，表层为棕色物质，主要为黄泥，内层即为黑色腐蚀产物，主要为FeS、Fe3O4等。图6-4生长环的横截面Fig.6-4Cross-sectionofgrowthring6.3.2生长环表面吸附特性参数测定结果分析对生长环的横截面观察时发现，内层有很多孔隙，对其进行比表面积、孔径和孔容及的测试，如图6-5、图6-6和图6-7。图6-5生长环的比表面积测试结果Fig.6-5Resultofspecificareaofgrowthrings-91- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文23个生长环的比表面积都较大，在46.85～114.39m/g之间。生长环具有较大的比表面积，增大了其与水体的接触面积，因而具有一定的吸附性，不仅能吸附水中的有机物质，也能吸附细菌，为细菌的繁殖创造了条件，从而引起管网水质恶化。[128]在水体中，细菌等微生物几乎可以附生到与水接触的固体物质表面。由图6-6可知，3个生长环的平均孔径在30.39~64.95Å之间，总孔容为334.39~206.92cm/mg，说明生长环的内部存在着很多孔隙，生长环的微孔结构给细菌提供了一个良好的滋生场所，且因其较大的比表面积，增大了其与水体的接触面积，又因其具有一定的吸附性，故不仅能吸附细菌，也能吸附细菌生长所需的营养物质等，促进细菌生长。图6-6生长环的平均孔径测试结果Fig.6-6Averageporediameterofgrowthrings图6-7生长环的总孔容测试结果Fig.6-7Totalporevolumeofgrowthrings-92- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析细菌生长环图6-8生长环中的细菌Fig.6-8Thebacteriainthegrowthrings图6-8是供水管网中的生长环表面和孔洞对细菌的吸附示意图，对生长环进行比表面积和孔容测定结果显示，生长环具有很大的比表面积，容易吸附水中细菌，细菌聚集在生长环的表面，不断生长繁殖，形成生物膜。生长环重点生物膜主要由细菌和胞外分泌物质(ExopolymericSubstance,EPS)组成。EPS能够是吸附在生长环表面的细菌成为一个特殊的有机体，充当抵御外界不良环境的屏障，如营养匮乏和消毒剂。生长环具有丰富的孔穴，是细菌可以生长繁殖，逃避消毒剂的灭火作用。6.3.3生长环微观结构分析对供水管网中的生长环横截面进行电镜扫描（SEM），并结合X射线能谱仪（EDS）进行能谱分析，本次试验选定1号、2号和3号管中的生长环横截面作了分析。6.3.3.11号样品扫描电镜及EDS能谱分析图6-9为1号管生长环横截面的扫描电镜全貌。在生长环横截面的最外层和最内层分别选取两个点A和B，对其进行放大800倍的扫描，扫描结果见图6-10和6-11所示。图6-10是A点的放大图，从图中可以看到A所处的表面平滑且致密，这是由于A点靠近水体，管道内主体水的水力冲刷作用导致的；图6-11是B点的放大图，生长环的结构比较疏松，这是因为在生长环的内部，接触主体水的机会很小，发生的腐蚀比较均匀。-93- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文AB图6-91号管生长环横截面的扫描电镜全貌Fig.6-9SEMphotographofcross-sectionofgrowthringinpipe1图6-10A点的扫描电镜照片Fig.6-10SEMphotographatpointA图6-12为A点的EDS谱图，可以看出生长环中检测到元素中以Fe和O的含量最多，此外，还有少量的Si。图6-13是B点的EDS谱图。天然水中的硅酸来源于对硅酸盐的溶解。硅酸在水中的基本形态是H4SiO4，在浓度较高，pH值较低时，单分子硅酸能够聚合成多核络合物、高分子化合物及胶体微粒。经过水厂处理饮用水中基本不含有硅酸的胶体杂质，但是由于饮用水在管网内的停留时间较长，温度、pH值和其它水质参数的变化，硅的真溶液杂质部分转化为胶体形态，这些胶体物质很容易被管道中的铁和铝的氧化物或氢-94- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析氧化物吸附，在管网水力条件发生变化时进而沉积在管道内壁，形成沉积物，构成生长环的一部分。图6-11B点的扫描电镜照片Fig.6-11SEMphotographatpointB图6-12A点的EDS能谱图Fig.6-12EDSenergyspectrumatpointA在水厂的净水工艺对饮用水处理过程中，虽然大部分的混凝剂所形成的絮凝体在沉淀、过滤过程中得以去除，但是仍有少量的微细絮凝体随出厂水进入供水管网，这些絮凝体的主要成分是Al(OH)3，它们会在水中继续吸附水中杂质，如，颗粒物、有机物质和细菌，沉积在表面粗糙度大的管壁处或者发生腐蚀的管道腐蚀物表面，尤其是当管网水流速低时，管网水中的颗粒物的沉积现象更严重。-95- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图6-13B点的EDS谱图Fig.6-13EDSenergyspectrumatpointB6.3.3.22号样品扫描电镜及EDS能谱分析图6-14为2号管生长环横截面的扫描电镜全貌。在生长环横截面的外中内分别选取C、D、E三个点。该三个点的EDS谱图及能谱分析结果如图6-15、6-16和6-17和所示。CDE图6-142号管生长环横截面的扫描电镜全貌Fig.6-14SEMphotographofcross-sectionofgrowthringinpipe2C点Al的百分含量明显高于D点和E点，这是因为管网水中的絮凝体Al(OH)3沉积在管道生长环的表面，导致生长环外层Al的含量高。同样的，C点和D点Si的百分含量高于E点，水中的Si沉积在生长环的表层，由此可见，管网水中离子的后沉淀作用很明显，尤其是管道的使用年限较长，发生腐蚀情况比较严重，到导了管道的过水断面面积减少，在水流速度缓慢时，水中-96- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析的颗粒物会更容易沉积在管壁处。图6-15C点的EDS能谱图Fig.6-15EDSenergyspectrumatpointC图6-16D点的EDS能谱图Fig.6-16EDSenergyspectrumatpointD由图6-17可以看出，在E点检测到少量的S，这是因为在生长环的内层，管网主体水接触的机会少，水中的溶解氧很难到达内层，环境处于缺氧或厌氧状态，因而厌氧菌发生作用的机会大，厌氧菌有一定的繁殖。在供水管道内壁的生长环最常见的厌氧菌是硫酸盐还原菌，它能够在无氧或极少氧条件下，利用生长环表面吸附的有机物质作为碳源，利用细菌生物膜内产生的氢，将硫酸盐还原成硫化氢，从氧化还原反应中获得生存的能量。从而引起腐蚀原电池的阴极去极化，导致管道腐蚀的加速进行。-97- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图6-17E点的EDS能谱图Fig.6-17EDSenergyspectrumatpointE6.3.3.33号样品扫描电镜及EDS能谱分析如图6-18，分别在生长环的外、中、内三层中选取F、G、H三个点处进行电镜扫描及EDS能谱分析。分析结果如图6-19、6-20和6-21所示。FGH图6-183号管生长环横截面的扫描电镜全貌Fig.6-18SEMphotographofcross-sectionofgrowthringinpipe33号生长环样品中Al和Si的百分含量比1号和2号样品高，这是因为，3号管道的服务年限比较长，发生腐蚀情况比较严重，管道过水断面面积较少的情况严重，过输水能力逐渐较小，导致管道后沉淀增多，即表现为Si元素-98- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析含量增加。此外在F、G和H点处存在一定的Al，这是由于给水处理中所使用混凝剂Al（OH）3产生的絮凝体，该微小的絮凝体吸附水中的杂质，形成具有粘性的污泥，逐渐沉积下来，构成生长环的一部分。F点和G点位于生长环的外层，接触管网水的机会多，H点位于生长环的内侧，接触管网水的机会很少，因此，在H点检测到Al和Si的含量明显低于F点和G点。图6-19F点的EDS能谱图Fig.6-19EDSenergyspectrumatpointF图6-20G点的EDS能谱图Fig.6-20EDSenergyspectrumatpointG-99- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图6-21H点的EDS能谱图Fig.6-21EDSenergyspectrumatpointH6.3.3.4原子力显微镜分析供水管道中生长环的多孔结构成为细菌繁殖的合适场所，饮用水中悬浮细菌和有机物质等被吸附到腐蚀物表面，逐渐形成一层薄膜—生物膜，生物膜的增长结构和其中营养物质的积累，能够给微生物提供有[129]利的生长条件，由于扩散过程受到抑制，生物膜中溶解氧、pH值和氯化物等会产生浓度梯度，并导致供水管道表面状态的不均匀性，使管道发生腐蚀[130]。微生物腐蚀与管材表面生物膜直接相关。生物膜的结构及非均质性会影[131]响金属表面的电化学性质，导致发生局部腐蚀。传统的电化学方法很难对微生物与供水管道表面的相互作用、生物膜的形成和结构特征等进行定性和定量的分析。原子力显微镜（AFM）其具有成像精度很高，分辨率可以达到纳米水平，可在自然状态下成像，而不需对样品做特殊处理，就可以观察生物样品剖面特征。近年来逐渐在的微生物腐蚀研究中[132]得到了应用。Beech等应用AFM对碳钢及不锈钢生物膜下的微生物腐蚀进行了研究，得到了关于生物膜结构的定量信息，并在云母片上观察到了单个硫[133]酸盐还原菌（SRB）细胞。Xu等研究了钢铁表面上的生物膜的形成和生物[134]膜下金属的局部腐蚀。Bremer等使用AFM观察了细菌在铜表面的附着，认为铜表面产生的腐蚀坑与吸附的细菌细胞有关。对微生物腐蚀的程度定量分析过程中，AFM显示出明显的优势。图6-22是在生长环表面形成的生物膜原子力显微镜成像图，从三维图可以看到，生物膜表面的细胞呈胶束颗粒，分布比较均匀。生长环表面的生物膜中颗粒最小的粒径为1.21nm，颗粒最大的粒径为115.57nm，平均粒径为5.72nm。说明供水管网中细菌引起的腐蚀和电化学引起的腐蚀是共同存在的，两者是相-100- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析互促进的。图6-22腐蚀物的原子显微镜成像图Fig.6-22AFMimageofcorrosionscale6.3.4生长环的化学组成结构分析6.3.4.1X射线衍射分析选择供水管网中的生长环样品进行预处理后，对生长环样品进行了X射线衍射分析，图6-23为2号管段生长环样品的X射线衍射图谱。从图6-23可以看出生长环中分别存在着羟基铁(FeOOH)和硫化亚铁(FeS)的特征峰。其中2θ=17°、21°、26°、33°、35°、36°、40°、42°、51°、53°、54°、57°、59°、61°、62°、63°、69°和72°，分别对应FeOOH的(020)、(110)、(120)、(130)、(101)、(040)、(031)、(121)、(031)、(211)、(221)、(240)、[135-140](231)、(151)、(002)、(061)、(170)和(1010)晶面。其中FeS的特征峰有[141]2θ=30°、33°、43°和53°，分别对应(110)、(112)、(140)和(300)晶面。-101- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文图6-232号管生长环的XRD谱图Fig.6-23XRDSpectrogramofgrowhringinpipe26.3.4.2X射线荧光能谱分析图6-24为1号管中生长环的XPS谱图，各元素的含量见表6-6所示，其中O约占70.6%，Fe约占23.24%，此外Si的相对含量也较高。这是由于原水中存在的一些细砂，粉砂等进入管道后沉积在管壁，构成了生长环的一部分。Al离子的存在是由于管道微絮凝体后沉淀所造成的，给水处理中使用的混凝剂中的微小氢氧化物絮凝体吸附水中杂质，沉积在管道内壁，成为生长环的组成部分。表6-4和6-5显示，2号管和3号管的生长环中含有大量的碳，这是由于饮用水中腐殖质在管道内壁上沉积引起的。图6-241号生长环XPS元素分析Fig.6-24XPSelementalanalysisofgrowthring1-102- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析表6-31号管的XPS测试结果Table6-3XPStestresultsofpipe1分析元素（氧化物）元素含量（%）O70.6Fe(Fe2O3)23.24(33.2)Al(Al2O3)4.02(7.39)Si(SiO2)2.14(4.59)表6-42号管的XPS测试结果Table6-4XPStestresultsofpipe2分析元素（氧化物）元素含量（%）C31.67O48.24Fe(Fe2O3)15.88(22.7)Al(Al2O3)2.75(5.39)Si(SiO2)1.46(3.13)表6-53号管的XPS测试结果Table6-5XPStestresultsofpipe3分析元素（氧化物）元素含量（%）C28.56O50.37Fe(Fe2O3)17.73(25.33)Al(Al2O3)1.88(3.55)Si(SiO2)1.46(3.13)6.3.5生长环微生物腐蚀研究6.3.5.1铁细菌腐蚀的分析取适量的生长环经过前期处理和培养后，进行了铁细菌测试，结果如表6-6所示。在靠近水体附近的生长环各点的测试结果皆呈阳性，即表明了铁细菌存在。这是因为铁细菌是好氧自养菌，在靠近水体处，由于管网水在流动的过程中源源不断地将氧气传送到管道内壁生长环的表面，这就为铁细菌的生长繁殖提供了前提条件，铁细菌将低价铁氧化成高价铁，并释放出比自身体积大几百倍的Fe(OH)3；在生长环的中间各点，由于生长环内部具有丰富的孔隙结构，这样的结构允许部分氧气通过，也为铁细菌的存在提供了条件，因此，中间各点既有铁细菌鉴定呈阳性的，也有呈阴性的；内层各点靠近管壁，好氧菌发生作用的机会相对较少，但也存在，如1号管，因其腐蚀层厚度较薄，分层不够清晰，故内层也存在铁细菌。此结果可与X射线衍射仪检测出的主要成分Fe(OH)3相比较，进一步证明了铁细菌对供水管网中生长环的形成起了促进作用。-103- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文表6-6铁细菌的测定结果Table6-6Measurementofironbacteria内（靠近管壁）中外（靠近水体）1号＋＋＋2号＋＋＋3号－－＋＋表示有铁细菌；－表示无铁细菌6.3.5.1硫酸盐还原菌腐蚀的分析生长环中硫酸盐还原菌的测定结果如表6-7所示，硫酸盐还原菌在靠近管壁的各点检测结果呈阳性，这是因为硫酸盐还原菌属于厌氧菌，在生长环内层，氧的含量很少，有利于硫酸盐还原菌的繁殖；在靠近水体部分和中间部都是阴性结果，表面不存在硫酸盐还原菌。表6-7硫酸盐还原菌的测定结果Table6-7Measurementofsulphatereducingbacteria内（靠近管壁）中外（靠近水体）1号－－－2号＋－－3号＋＋－＋表示有硫酸盐还原菌；－表示无硫酸盐还原菌6.4BDOC与生长环中细菌繁殖的关系研究莫诺于1942年用纯种的微生物在单一底物的培养基上进行了微生物增值速率与底物浓度之间关系的试验。试验结果得出了和米凯利斯—门坦于1913年通过试验所取得的酶促反应速度与底物浓度之间关系的结果是相同的。因此，莫诺认为，可以通过经典的米—门方程式来描述底物浓度与微生物比增殖速度之间的关系，即：SuumaxKSS(6-1)式中：-1u—微生物的比增殖速度，即单位生物量的增值速度（t）；-1u—微生物最大比增殖速度（t）；max1K—饱和常数，uu时的底物浓度，也称之为半速度常数（g/L）；Smax2-104- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析S—有机底物浓度（g/L）。供水管网中有机底物浓度很小，可以假设S0，这时式6-1可变为：SuumaxKS(6-2)假设微生物量为Y，则dYSuu(6-3)maxdtKSdYYY(6-4)0Y—初始微生物量。0所以：SYutY(6-5)max0KSt可以设，MumaxKS则：YMSY(6-6)0由式（6-6）可见，微生物数量与有机底物呈线性正相关性。为了确定BDOC和管网中细菌生长的关系，以H市三厂的出厂水作为管网水注入所选择铸铁管段进行了静态实验。如图6-24所示，在实验管段上设置了一个观察孔，在观察孔上放入观察试片，观察试片能够与实验管段中主体水接触。图6-24实验管段照片Fig.6-24Thephotoofexperimentalpipe-105- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文6.4.1BDOC与生长环中吸附性细菌关系的研究定期从静态实验管段上取下观察试片，提取试片的生物膜进行培养后，计算管壁细菌数量，同时测定实验管段内水中BDOC的浓度。生长环吸附性细菌量与BDOC的关系如图6-25所示，可以看出，吸附性细菌随水中BDOC浓度的增加而增加，说明吸附性细菌与出水中BDOC浓度成正比关系；当BDOC值从0.229mg/L降到0.165mg/L时，生长环上微生物量有明显的减小，说明影响微生物生长繁殖的BDOC浓度阈值在0.165~0.229mg/L之间。当水中BDOC浓度大于0.229mg/L时，管网水为生物不稳定性水。水中细菌会大量繁殖，水中细菌会吸附在供水管网内壁的生长环上，促进生长环的生成。生长环的形成是供水管网中物理、化学、电化学和微生物作用的共同结果。图6-25吸附性细菌和BDOC关系Fig.6-25RelationshipbetweenfixedbacteriaconcentrationandBDOC6.4.2BDOC与管网水中游离性细菌关系的研究图6-26是水中BDOC浓度对管网水中游离性细菌的影响，从图中可以看出，游离性细菌的浓度随BDOC浓度的增加而增加，说明游离性细菌与水中BDOC浓度成正比关系；出厂水中BDOC浓度为0.128~0.216mg/L之间，游离性细菌增长速率最高。说明在这个BDOC浓度范围内，游离性细菌增值变化最大，也就是说BDOC阈值可能在此浓度范围内。当BDOC浓度大于此浓度范围时，管网水为生物不稳定性水；水中BDOC浓度在0.2mg/L左右时，游离性细菌的浓度变化量没有吸附性细菌浓度变化量大，分析其原因主要是因为游离性细菌浓度要比吸附性细菌浓度低的多。-106- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析图6-26游离性细菌和BDOC关系Fig.6-26RelationshipbetweenfreebacteriaconcentrationandBDOC6.4.3pH与生长环中细菌关系的研究为了研究不同pH对管网水中细菌生长的影响，采用静态铸铁管进行了试验，通过调剂水的pH值，来测试生物膜挂片上细菌总数的变化。试验结果如图6-27所示。当pH值在6.0时，细菌总数值较高；当pH升高到6.5时细菌总数开始减少；当pH在7.3~7.5时细菌总数值迅速降低，偏碱性的条件下均受到抑制。因此，pH值对水中细菌的生长影响较大，将水的pH值控制在一定范围内能很好地抑制水中的细菌的生长，如饮用水常见的芽孢杆菌最适宜的pH是2.5~6.0。图6-27游离性细菌和BDOC关系Fig.6-27RelationshipbetweenfreebacteriaconcentrationandBDOC-107- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文6.5BODC与生长环中细菌繁殖的动态试验为了进一步研究BDOC与生长环中细菌繁殖的关系，采用动态模拟管网进行实验，实验装置如图6-28所示，该配水管网模拟系统主要由环状管网系统和管道卫生学实验平台微机分布式测控系统两部分组成：环状管网系统由五层环状管网反应器组成，由下而上，第一层管径为100mm，第二层管径为80mm，上面三层环状管路的管径为50mm。每层环状管网反应器都由长17.5m、未衬里的普通铸铁管构成，本装置所采用的是使用多年并在内壁已形成明显腐蚀瘤和生物膜的铸铁管。在循环管路系统上装有①高位供水水箱，②循环及提升水泵，③取样口，④阀门，⑤温度传感器，⑥压力表，⑦生物挂片，⑧流量计，⑨循环水箱等仪器和装置。管道卫生学实验平台微机分布式测控系统是由微机分布式测控软件平台，水泵变频调速器，RSM智能模块以及余氯、氨氮等在线仪表组成。该测控系统可以通过微机上的软件平台直接控制变频器调节水泵的转速，来改变管网运行的状况，并通过RSM智能模块从温度传感器、压力表、流量计等仪表来采集数据，将管路的数据信息传导给微机测控输出端，同时保存在数据库中。此外也可以通过手动控制水泵变频器来改变管网运行状况。该室内管网是目前国内唯一一座模拟管网，可以单层模拟，也可以任何两层进行组合模拟，还可以进行整体的大循环模拟。该配水管网模拟系统不仅可以由每层的小水箱供水，由管路上的变频调速泵提供循环动力来实现单层循环；而且还可以由管网顶层的高位水箱供水，由底层的大变频调速泵提供循环动力实现任意层间的组合循环。可以实现改变管道长度，或不同管径的混合，而且可以更换管材，设置观察口，满足不同的实验要求。图6-28配水管网模拟反应器实图Fig.6-28Pictureofdistributionsystemsimulator-108- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析6.5.1模拟管网中吸附性细菌与BDOC关系的研究在模拟管网中设置了5个检测点，相应放置了铸铁材质的挂片，图6-29是不同检测点的挂片上吸附性细菌总数和管网水中BDOC变化的情况，从图中可以看出，不同检测点挂片上吸附性细菌总数与管网水BDOC的相关关系是显著正相关，相关系数R为0.9636。图6-29不同挂片上吸附性细菌和BDOC关系Fig.6-29RelationshipoffixedbacteriaandBDOCondifferentcoupons挂片上吸附细菌总数随BDOC的增加而增加，这种现象可以通过管壁内表面上生物膜的结构特点来解释。供水管道内壁的生物膜是亲水性的物质组成，管网水不断在其表面更新的条件下，其外侧总是存在着一层附着水层，生物膜又是微生物密集的物质，随着生物膜的厚度不断增加，管网水中的溶解氧很难到达生物膜的内部，内部会转变为厌氧状态，形成厌氧层。在生物膜内、外和附着水层之间存在着多种物质的交换，管网水中的溶解氧通过附着水层传递给生物膜，供微生物的呼吸；管网水中的营养基质，如BDOC也是通过附着水层传递给生物膜的，管网水中的BDOC浓度高，管网水和附着水层之间的BDOC浓度梯度大，传质速率也就快，生物膜中的细菌繁殖就快，因此，挂片上吸附性细菌总数与管网水BDOC呈正相关关系。6.5.2模拟管网中游离性细菌与BDOC关系的研究图6-30是不同检测点管网水中游离性细菌总数和BDOC变化的情况，从图中可以看出，管网水中游离性细菌总数与BDOC的相关关系是显著正相关，相关系数R为0.9786，BDOC表示细菌在管网水中再生长的最大潜力，-109- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文其含量多则表明可供细菌降解的有机碳源丰富，可支持较多的细菌生长，因此，与细菌总数呈一定的正相关关系。5号点的有机碳源最多，故BDOC值和细菌总数也是最高的，而位于管网进口的1号点属于贫营养区，水质生物稳定性相对较好，BDOC值和细菌总数也最低。因此，要改善管网水质，使水质处于生物稳定状态，就必须严格控制水中的有机物浓度，加大消毒剂的用量。图6-30游离性细菌和BDOC关系Fig.6-30RelationshipoffreebacteriaconcentrationandBDOC6.6供水管网中生长环的形成因素探讨6.6.1管网水质化学稳定性差导致电化学腐蚀发生水质的化学稳定性好，在水行业中常常被定义为既不溶解又不沉积CaCO3。当管网水中的CaCO3达到过饱和时，倾向沉淀出CaCO3，这样的水在管道中流动时，会产生CaCO3沉淀，沉积在管壁上，引起结垢；当水中CaCO3含量低于饱和值时，已经沉淀的CaCO3开始溶解，这种水对供水管道会产生腐蚀作用。水本身就是一种电解液，对供水管道，尤其是金属管道具有很大的腐蚀性，腐蚀性的水在供水管网中长期停留，会腐蚀金属管道，产生腐蚀产物，水对金属管道的腐蚀作用主要为电化学腐蚀。铸铁管的腐蚀过程可以解释为电化学反应，是由阳极和阴极组成的原电池反应，其反应方程式如下：2+-阳极反应：Fe→Fe+2e(6-7)--阴极反应：O2+2H2O+4e→4OH(6-8)-110- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析2+以上反应的产物Fe在水中会与相关物质进一步进行反应，其过程：2+-Fe+2OH→Fe(OH)2(6-9)4Fe(OH)2+2H2O+O2→4Fe(OH)3(6-10)Fe(OH)2+2Fe(OH)3→Fe3O4+4H2O(6-11)Fe(OH)3不稳定，它将转变为更稳定的产物：Fe(OH)3→FeOOH+H2O(6-12)Fe(OH)3→Fe2O3·3H2O→Fe2O3+H2O(6-13)6.6.2管道内后沉淀现象加快生长环的形成近些年来，供水管道内的后沉淀问题已经引起了人们的重视，后沉淀可以在管壁处形成积垢，成为滋生细菌的适宜场所，进而降低供水管道的输水能力。管网水中的阳离子（如铁、钙、镁、锰等）和微絮凝体、以及地下水中的细沙进入管道后，都能形成后沉淀。6.6.2.1碳酸钙（镁）的沉积天然水中几乎都含有钙镁等金属离子，碳酸在水-2-中以游离H2CO3、游离CO2、HCO3和CO3等四种化和态形式存在。pH为7.0~9.0时，主要以HCO3的形态存在。在实际供水管网中，水的pH值在7.02+2+-左右波动，因此水中的Ca、Mg等金属离子可与HCO3发生如下反应：2+-Ca+2HCO3→CaCO3↓+CO2+H2O(6-14)由于二氧化碳的排出，使上式的化学平衡向右移动，生成的碳酸钙沉积在管道内壁。6.6.2.2铁锰的沉积铁在天然水体中很常见，地表水中溶解氧充足，铁主要3+以Fe的形态存在，可以成为氢氧化铁沉淀或者胶体；水中锰的存在形态为2+Mn，但它的氧化反应比铁困难，所以进行速度慢。管网水中的铁离子在余氯和溶解氧的作用下形成Fe(OH)3，锰离子被氧化成MnO2，具体反应如下：2+3+-2Fe+Cl2→2Fe+2Cl(6-15)3++Fe+3H2O→Fe(OH)3↓+3H(6-16)2++4Fe+O2+10H2O→4Fe(OH)3↓+8H(6-17)2+--Mn+Cl2+4OH→MnO2+2Cl+2H2O(6-18)Fe(OH)3是存在于溶解度很高的有机-无机络合物中或者胶体中，MnO2以水合离子或者与有机化合物形成络合物的形式存在于真溶液或胶体溶液中，这些物质会附着在管道内壁，形成沉积物。6.6.2.3硅和铝的沉积天然水中的硅酸来源于硅酸盐矿物的溶解，硅酸在水中的基本形态是正硅酸H4SiO4。在pH值很低的条件下，浓度高的单分子硅酸可以聚合成多核络合物、高分子化合物及胶体微粒。经过净化处理的饮用水中基-111- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文本不含有硅酸，但由于饮用水在管网中有一定的停留时间，水温、pH值等参数发生变化，硅的真溶液杂质部分会转化为胶体形态，这些胶体很容易被管道中的铁及铝的氢氧化物吸附，在管壁处形成沉积物。混凝处理后的饮用水中的絮凝体大部分经过沉淀和过滤得以去除，但仍然有少量微絮凝体随出厂水进入管网中，这些絮凝体的主要是Al(OH)3，它们能够吸附水中的杂质，沉积在粗糙度大的管壁表面，尤其在水流速度低的管段，沉积现象更严重。6.6.3细菌的腐蚀作用加剧生长环的产生微生物腐蚀是指微生物直接或者间接地参加了腐蚀过程，在供水管道中，微生物腐蚀不单独存在，它主要通过电极电位和浓差电位间接参与腐蚀作用[142]，往往是和电化学腐蚀同时发生的，铸铁管腐蚀物的特殊结构成为细菌繁殖的最佳场所，微生物的生长能够加速管道的腐蚀。引起腐蚀的细菌主要有铁细菌、硫酸盐还原菌等。6.6.3.1铁细菌腐蚀的分析铁细菌是一种特殊的化能自养菌，好氧或微好氧，革兰氏染色呈阴性。铁细菌又被称为具鞘的丝状菌，丝状菌多不分支。由于在[143]细胞外鞘或原生质内含铁离子，故称之为铁细菌。水中常见的铁细菌有多孢泉发菌、褐色纤发菌及含铁嘉氏菌等。供水管道中有铁细菌产生的主要原因是管网水中含有二价铁离子和氧气，铁细菌通过对低价铁盐的氧化，在有机物含量较少的水中利用其所产生的能量而得以生存。铁细菌适宜存在于含有较多铁和二氧化碳的水质，它们吸收的亚铁氧化为高铁，从而获得能量。其反应如下：铁细菌4FeCO+6HO+O4Fe(OH)+4CO167.5J(6-13)32232由于上式反应产生的能量很小，铁细菌为了自身的繁殖，需要有大量的高铁，导致了很多Fe(OH)3的生成。这种不溶性的铁化合物排出菌体后就沉淀下来，因此在腐蚀严重的铸铁管道的管网水中会发现大量的Fe(OH)3，此结果可与X射线衍射仪检测出的主要成分Fe(OH)3相比较，进一步证明了铁细菌对供水管道腐蚀物的形成起了促进作用。铁细菌通过(3-13)式的反应可以并出比自身体积大了几百倍的Fe(OH)3，难溶的Fe(OH)3是形成管道腐蚀物的主要原因，从而造成管道输水能力的降低。同时，水管中过多的Fe(OH)3会使水发生混浊并呈现颜色，影响出水水质。此外，铁细菌吸收水中的亚铁盐后，促使组成水管的铁质更多地溶入水中，因而加速了钢管和铁管的腐蚀。-112- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析[144]6.6.3.2硫酸盐还原菌腐蚀的分析硫酸盐还原菌（SulfateReducingBacteria，SRB）是一种厌氧型微生物，广泛存在于土壤、海水、河水、地下管道以及油气井等缺氧环境中。自上个世纪初期从地下埋设钢管的腐蚀产物中第一次分离出SRB以来，SRB引起的腐蚀越来越受到人们的重视。它在无氧或极少氧条件下，能够利用附着于金属表面的有机物质作为碳源，并利用细菌生物膜内产生的氢，将硫酸盐还原成硫化氢，从氧化还原反应中获得生存的能[145]量。从而引起腐蚀原电池的阴极去极化，导致腐蚀的加速进行。SRB腐蚀是微生物腐蚀及环境污染的主要因素之一，据IversonWP估计，在美国，油井的腐蚀77%以上由SRB造成，其特征是点蚀，由于SRB的作用，钢的腐蚀速率可增加15倍。研究表明：SRB在厌氧条件下大量生长繁殖，产生粘液物质，助长生长环的形成，堵塞水管道，管道的金属材料在SRB菌落下发生局部腐蚀，以至出现局部穿孔，给地下管线、海底电缆、工业注水系统等工业设施带来严重危害，造成经济上的损失。常见的参与金属腐蚀的硫酸盐还原菌为无芽孢的去磺弧菌属（脱硫弧菌属）Desulfovibrio、有芽[146]孢的斑去磺弧菌属（脱硫肠状菌属）Desulfotomaculum。这类菌常常在有氧环境条件下的生物膜内部或底部靠近材料表面处生长。硫酸盐还原菌产生的腐蚀反应如下：2+-阳极反应：4Fe→4Fe+8e(6-14)+-阴极反应：8H2O→8H+8OH(6-15)+-8H+8e→8H(6-16)2-SRB2-8H+SOS+4HO(6-17)422+2-Fe+S→FeS(6-18)2+-3Fe+6OH→3Fe(OH)2(6-19)在阴极，因为没有溶解氧的存在，阴极的去极化作用是硫酸盐还原菌作用的结果，这个反应过程的结果是细菌得到了活动的能量，生成了腐蚀产物中的FeS和Fe(OH)2，这与XRD的测试结果一致。6.7供水管道中生长环的控制策略初探6.7.1控制管网水的pH值管网水的pH值对水中管道腐蚀物的形成具有显著的影响。一方面控制pH值在一定范围内，可以抑制管网水中细菌的生长，减少表面生物膜的量；-113- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文另一方面pH值对管道的腐蚀和结垢有一定的影响。pH值对水中细菌的生长影响较大，pH值越低，细菌生长越快，将pH值控制在一定的范围之内能很[147]好地抑制水中的细菌的生长。有研究表明，水中大多数细菌在pH值为8.0时生长即开始受抑制。采用Langelier饱和指数（SI）法评价管网水的化学稳定性时，根据饱和指数来判断冷却水的结垢或腐蚀倾向，即当SI>0时，水中CaCO3过饱和，有结垢倾向，溶液pH值越高，CaCO3越容易析出；当SI<0时，水中CaCO3未饱和，有过量的CO2存在，将会溶解原有水垢，该系统存在腐蚀倾向；当SI=0时，水中CaCO3刚好达到饱和，此时系统既不结垢也不腐蚀，水质是稳定的。6.7.2控制管网水的生物稳定性水中的有机物是供水管道生长环中细菌赖以生存的养料，因此减少水中的[148]有机物，即提高水的生物稳定性对管道腐蚀物的控制具有较明显的作用。以饮用水生物稳定性的评价指标生物—BDOC是水中细菌和其它微生物新陈代[149]谢物质和能量的来源，包括其同化作用和异化作用的消耗。6.7.3防护涂料和管材的选择在城市供水管网中，大部分管道均未涂衬，管道内腐蚀现象十分严重。因此采取无毒、无污染的防护涂料来解决供水管道内壁的锈蚀问题，是一种既经济又有效的措施。在较低余氯浓度下，管材的性质对供水系统中的细菌有一定的影响，并认[150-152]为在供水系统中管材的粗糙度是影响细菌吸附的重要影响因素。此外，管道材料的稳定性是影响细菌吸附的又一重要的因素。例如，腐蚀的铸铁管为细菌的繁殖生长提供了场所，并且对微生物有保护的作用，使其免受消毒剂的[153][154]影响，并且管材还能影响生物膜中微生物群体的结构。6.8本章小结为了研究了供水管网中BDOC对管道生长环的影响，对生长环的物理结构和化学组成进行了研究，并对生长环的形成机理和原因进行了分析，提出生长环的控制方法，得出如下结论：（1）通过对生长环进行红外光谱分析发现，供水管道的生长环中含有Fe、Si，还存在着有机物的官能团；对生长环的热重分析发现，管网水中-114- 第6章BDOC对供水管网内壁生长环影响的分析BDOC减少值同生长环中有机物含量呈正相关关系，相关系数为0.9584。管网水中BDOC含量越高，供水管道腐蚀越严重。（2）通过X射线衍射分析，发现生长环的主要成分为针铁矿（α-FeOOH）、纤铁矿（γ-FeOOH）及FeS。通过X射线荧光光谱分析，生长环的元素组成主要为O和Fe，还有少量的Si、C和S。（3）通过静态试验和动态试验发现，生长环中吸附性细菌总数随着水中BDOC浓度的增大而增加，管网水中游离性细菌总数与BDOC的相关关系也是显著正相关。要改善管网水质，使水质处于生物稳定状态，就必须严格控制水中的BDOC。（4）防止供水管道中生长环的产生，首先考虑对旧管道进行涂衬、换用优质管材，定时对旧管道进行冲洗，其次是是通过控制出厂水水质，提高出厂水的生物稳定性，抑制细菌在管网中的繁殖，控制管网水的化学稳定性。-115- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文结论本文以BDOC作为评价生物稳定性的指标对试验管网和城市供水管网进行了研究，并对供水管网中细菌的多样性进行了研究，并研究了BDOC对供水管道中生长环的影响，得出以下结论：（1）提出了生物可降解溶解性有机碳(BDOC)作为衡量供水管网生物稳定性的主要指标；所研究的试验管网范围内，从管网入口到管网末梢，余氯呈现明显的衰减趋势。管网水中自由余氯与BDOC呈负相关关系；管网水浊度和BDOC呈正相关；管网水中铁浓度和BDOC的呈正相关。（2）应用16SrRNA技术对供水管网中细菌多样性进行了分析，对9种水样进行PCR扩增后，获得的特异扩增片断大小在100~300bp之间；将回收后的片断扩增条带进行测序，得到17个测序结果，条带的序列长度在192~227bp之间，建立了系统进化树，确定了回收的特异片断的分类地位；试验证明采用16SrDNA序列分析来研究供水系统中微生物种群分布、变化是快速可行的方法。（3）建立了供水管网水BDOC的BP神经网络预测模型，模型预测的准确度为82.86%，该模型具有对供水管网中BDOC的预测精度高的特点。因此可以应用该模型对供水管网中BDOC进行预测，指导供水企业或管理部门采取相应措施，提高水质生物稳定性，保障水质安全。（4）各季节出厂水中TOC浓度偏高，经过城市供水管网输送之后，由于一系列的物理化学和生物反应，水中TOC浓度都有所下降。冬季城市供水管网水中BDOC浓度沿管线变化趋势是缓慢降低然后又上升；夏季BDOC在管网中降低趋势比较明显；春季和秋季BDOC虽有升有降，变化趋势也不大。（5）供水管网中细菌的组成为：Bacteroidalesbacterium、Bacillussp、Escherichiacoli、Enterococcusfaecalis、Paenibacillussp、Pseudomonas及Mycobacteriumarupense。（6）通过对生长环进行红外光谱分析发现，供水管道的生长环中含有Fe、Si，还存在着有机物的官能团；对生长环的热重分析发现，管网水中BDOC减少值同生长环中有机物含量呈正相关。管网水中BDOC含量越高，供水管道腐蚀越严重。生长环中吸附性细菌总数随着水中BDOC浓度的增大而增加，管网水中游离性细菌总数与BDOC的相关关系也是显著正相关。要改善管网水质，就必须严格控制水中的BDOC。-116- 结论展望：（1）研究降低饮用水中有机物的方法，降低饮用水中的TOC和BDOC，控制供水管网的生物稳定性；（2）应用更先进的分子生物学方法，对供水管网中细菌的数量和种类进行精确的量化研究；（3）对BDOC与供水管道腐蚀的关系进行更深入的研究。-117- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文参考文献1王占生,刘文君.微污染水源饮用水处理.北京:中国建筑工业出版社,1999:185~1862陈朝辉.应对城市水资源紧缺的制度安排与地方立法.中国环保产业.2008,12:12~253成自勇,张芮,魏巍.中国水资源存在的问题及对策.水利经济.2007,25(1):66~694黄解宇,郝永红,黄登宇等.解决水资源短缺问题的动机激励模型.中国给水排水.2005,21(1):85~885陈梦筱.我国水资源现状与管理对策.经济论坛.2006,9:61~626国家环保总局.2008年中国环境状况公报.http：//www.sepa.gov.cn/7张运凤,张泽中,李彦彬.以规划保障饮用水源地安全.2007,2:63~658杨来辉,林志文,朱庆等.海口市农村饮用水水源污染事故调查.现代预防医学.2008,35(8):1583~15869国家环保总局.2007年中国环境状况公报.http：//www.sepa.gov.cn/10施春红,葛华军.城市供水安全分析及对策研究.工业技术经济.2007,26(6):24~2711严立冬,岳德军,孟慧君.城市化进程中的水生态安全问题探讨.中国地质大学学报.2007,7(1):57~6212徐美,李纪人,黄诗峰.从全国水环境数据库看中国水环境状况.水科学进展.2004,15(5):543~54813M.O.Zacheus,M.J.Lehtola,P.J.Martikainen.TheKeySiteforMicrobialGrowthinDrinkingWaterDistributionNetworks.WaterResearch.2001,35(7):1757~176514刘小琳,刘文君,金丽燕等.北京市模拟给水管网管壁微生物膜群落分析.环境科学.2008,29(5):1170~117415徐强,陈求稳,刘锐平等.北京市某区供水管网水质变化研究及模拟.给水排水.2008,34(5):102~10516R.Sadiq,M.J.Rodrssiguez.DisinfectionByproducts(DBPs)inDrinkingWaterandPredictiveModelsforTheirOccurrence:aReview.ScienceoftheTotalEnvironment.2004,321(1~3):21~24-118- 参考文献17王丽花,周鸿,张晓健等.供水管网中AOC、消毒副产物的变化规律.中国给水排水.2001,17(6):1~318张有华.不良地质条件下输水管道铺设的施工实践.安徽建筑.2001,5:3419李红卫,吕谋.浅谈我国城市给水管网及其技术档案的发展趋势．青岛建筑工程学院学报.2001,22(3):68~7220I.H.G.Vreeburga,D.J.B.Boxallb.DiscolourationinPotableWaterDistributionSystems:AReview.WaterResearch.2007,41:519~52921B.Kilb,B.Lange,G.Schaule,etal.ContaminationofDrinkingWaterbyColiformsfromBiofilmsGrownonRubber-coatedValves.InternationalJournalofHygieneandEnvironmentalHealth.2003,206(6):563~57622Z.Zhang,J.E.Stouta,V.L.Yu,etal.EffectofPipeCorrosionScalesonChlorineDioxideConsumptioninDrinkingWaterDistributionsystems.WaterResearch.2008,42:129~13623P.Sarina,V.L.Snoeyink,J.Bebeeb,etal.IronReleasefromCorrodedIronPipesinDrinkingWaterDistributionSystems:EffectofDissolvedOxygen.WaterResearch.2004,38:1259~126524M.W.LeChevallier,T.M.Babcock,R.G.Lee.ExaminationandCharacterizationofDistributionSystemBiofilms.Applied&Envir.Microbiol.1987,553(12):2714~272425E.Khana,S.Subramania-Pillai.InterferencesContributedbyLeachingfromFiltersonMeasurementsofCollectiveOrganicConstituents.WaterResearch.2007,41:1841~185026V.D.Kooij.AssimilableOrganicCarbonasanIndicatorofBacterialRegrowth.JournalofAmericanWaterWorksAssociation.1982,84(1):57~6527L.T.Miettinen,T.Vartiainen,P.J.Martikainen.DeterminationofAssimilableOrganicCarboninHumus-richDrinkingWaters.WaterScienceandTechnology.1999,33(10):2277~228228J.Hem,H.Efraimsen.AssimilableOrganicCarboninMolecularWeightFractionsofNaturalOrganicMatter.WaterScienceandTechnology.2001,35(4):1106~111029M.W.Lechevallier.ColiformRegrowthinDrinkingWater:aReview.-119- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文AmericanWaterWorksAssociation.1990,82(11):74~8630P.Laurent,G.Randon.ComparisonoftheBacterialDynamicsinVariousFrenchDistributionSystems.WaterScienceandTechnology.1995,4(1):10~1731P.Servais,R.Savoir.ImpactsofPipeMaterialsonDensitiesofFixedBacterialBiomassinaDrinkingWaterDistributionSystem.WaterScienceandTechnology.2000,34(6):1953~195632V.D.Kooij,J.H.Lieverloo,J.Schellart.MaintainingQualitywithoutaDisinfectantResidual.JournalofAmericanWaterWorksAssociation.1999,91(1):55~6433J.Frias,F.Ribas,F.Lucena.ComparisonofMethodsfortheMeasurementofBiodegradableOrganicCarbonandAssimilableOrganicCarboninWater.WaterResearch.1995,29(12):2785~278834S.C.Escobar,A.Randall.AssimilableOrganicCarbon(AOC)andBiodegradableDissolvedOrganicCarbon(BDOC):ComplementaryMeasurement.WaterResearch.2001,35(18):4444~4454.35P.M.Huck.MeasurementofBiodegradableOrganicMatterandBacterialGrowthinDrinkingWater.JournalofAmericanWaterWorksAssociation.1990,82(7):78~8636K.P.Cantor,R.Hoover,P.Hartge,etal.BladderCancer,TapWaterConsumption,andDrinkingWaterSource.InR.L.Jolleyandcoworkers(Ed.).Waterchlorination.1990,6(33):411~41937W.Buchanan,F.Roddick,N.Porter.RemovalofVUVPre-treatedNaturalOrganicMatterbyBiologicallyActivatedCarbonColumns.WaterResearch.2008,42:3335~334238M.D.Williams,M.Pirbazari.MembraneBioreactorProcessforRemovingBiodegradableOrganicMatterfromWater.WaterResearch.2007,41:3880~389339J.Y.Tian,H.Liang,J.Nan,etal.SubmergedMembraneBioreactor(sMBR)fortheTreatementofContaminatedRawWater.ChemicalEngineeringJournal.2009,148:296~305-120- 参考文献40J.Y.Tian,H.Liang,X.Li,etal.MembraneCoagulationBioreactor(MCBR)forDrinkingWaterTreatment.WaterResearch.2008,42:3910~392041王丽花,周鸿,张晓健等.某市饮用水生物稳定性研究.给水排水.2001,27(12):23~2542喻青,赵新华,孟庆旺等.北方某高校管网水质生物稳定性的研究.中国给水排水.2006,22(17):64~6643李爽,张晓健,范晓军.以AOC评价管网水中异养菌的生长潜力.中国给水排水.2003,1(19):46~4944赵明,李欣,王静海等.给水管网中可生物降解溶解性有机碳的变化.哈尔滨工业大学学报.2006,38(8):1323~132545余国忠.给水管网的细菌生长可能机制与防治对策.中国给水排水.2000,16(8):18~2046白晓慧,张晓红,张玲.上海市供水管网中异养菌生长水平及相关指标变化.环境科学.2006,27(11):2350~235347吴卿,赵新华.饮用水管网生物稳定性分析.中国公共卫生.2007,23(3):273~27448马建薇,于泊蕖,梁淑旺.东北某市出厂水生物可降解性有机碳对给水管网中细菌的影响.河北大学学报.2007,27(4):387~39049C.Lønborg,M.Søndergaard.MicrobialAvailabilityandDegradationofDissolvedOrganicCarbonandNitrogenintwoCoastalAreas.Estuarine,CoastalandShelfScience.2009,81:513~52050C.Lønborg,K.Davidson,X.A.Salgado,etal.BioavailabilityandBacterialDegradationRatesofDissolvedOrganicMatterinaTemperateCoastalAreaDuringanAnnualCycle.MarineChemistry.2009,113:219~22651J.Labanowski,G.Feuillade.CombinationofBiodegradableOrganicMatterQuantificationandXAD-fractionationasEffectiveWorkingParameterfortheStudyofBiodegradabilityinEnvironmentalandAnthropicSamples.Chemosphere.2009,74:605~61152S.Srinivasana,G.W.Harrington,I.Xagoraraki,etal.FactorsAffectingBulktoTotalBacteriaRatioinDrinkingWaterDistributionSystems.WaterResearch.2008,42:3393~340453M.E.Walsha,G.A.Gagnona,Z.Alamb,etal.BiostabilityandDisinfectantby-productFormationinDrinkingWaterBlendedwithUF-treatedFilter-121- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文BackwashWater.WaterResearch.2008,42:2135~214554J.Swietlik,U.Raczyk-Stanis1awiak,J.Nawrocki.TheInfluenceofDisinfectiononAquaticBiodegradableOrganicCarbonFormation.WaterResearch.2009,43:463~47355C.Chen,X.J.Zhang,W.J.He,etal.ComparisonofSevenKindsofDrinkingWaterTreatmentProcessestoEnhanceOrganicMaterialRemoval:APilotTest.ScienceoftheTotalEnvironment.2007,382:93~10256F.Y.Bois,T.Fahmy.DynamicModellingofBacteriainaPilotDrinkingWaterDistributionSystem.WaterResearch.1997,31(12):5618~562357J.C.Joret.BiodegradableDissolvedOrganicCarbon(BDOC)ContentofDrinkingWaterandPotentialRegrowthofBacteria.WaterScienceandTechnology.1991,24(2):3165~317858S.Dukan,Y.Levi.DynamicModelingofBacterialGrowthinDrinkingWaterNetworks.WaterResearch.1996,30(9):3748~376159P.F.Kemp,J.Y.Aller.BacterialDiversityinAquaticandOtherEnvironments:what16SrDNALibrariesCanTellus.FEMSMicrobiologyEcology.2004,47:161~17760Y.Yang,M.X.WAN,W.Y.Shi,etal.BacterialDiversityandCommunityStructureinAcidMineDrainagefromDabaoshanMine，China.AquaticMicrobialEcology.2007,47(2):141~15161M.Batte，B.M.R.Appenzeller,D.Grandjean,etal．BiofilmsinDrinkingWaterDistributionSystems.ReviewsinEnvironmentalScienceandBio/Technology.2003,2:147~16862I.B.Beech,S.A.Campbell.AcceleratedLowWaterCorrosionofCarbonSteelinthePresenceofaBiofilmHarbouringSulphate-reducingandSulphur-oxidisingBacteriaRecoveredfromaMarineSediment.ElectrochimicaActa.2008,54:14~2163J.B.Morrow,J.L.Almeida1,L.A.Fitzgerald,etal.AssociationandDecontaminationofBacillusSporesinaSimulatedDrinkingWaterSystem.WaterResearch.2008,42:5011~502164李爽,张晓健.给水管壁生物膜的生长发育及其影响因素.中国给水排水.2003,19(13):49~5265白晓慧,周斌辉,朱斌等.上海市供水管网内壁生物膜的微生物特征分析.-122- 参考文献中国给水排水.2003,23(11):105~10866袁一星,赵洪宾,赵明.给水管网生长环研究.哈尔滨建筑大学学报.1998,31(1):72~7767任南琪,马放,杨基先等.污染控制微生物学.哈尔滨:哈尔滨工业大学出版社,2004:191~20368E.Brambilla,H.Hippe,A.Hagelstein,etal.16SrDNADiversityofCulturedandUnculturedProkaryotesofaMatSamplefromLakeFryxell,McMurdoDryValleys.AntarcticaExtremophiles.2001,5:23~33.69G.C.Baker,S.Gaiar,D.A.Cowan,etal.BacterialCommunityAnalysisofIndonesianHotSprings.FEMSMicrobiologyLetters.2001,200:103~10970马从容.蚌埠市饮用水的生物稳定性研究.工业用水与废水.2001,32(4):16~1871王爽,张锡辉,王慧等.长距离输水过程中微生物安全的分子生物学分析.给水排水.2006,32(12):33~3772罗岳平,邱振华,李宁.输给水管道附生生物膜的研究进展.给水排水.1997,23(8):56-5973刘宏芳,许智谋,郑家燊等.几种材料的微生物腐蚀.材料保护.1999,32(11):3~574N.B.Hallam,J.R.West,C.F.Forster,etal.TheDecayofChlorineAssociatedwiththePipeWallinWaterDistributionSystems.WaterResearch.2002,36(14):3479~348875D.G.Leel,S.J.Kim.BacterialSpeciesinBiofilmCultivatedfromtheEndoftheSeoulWaterDistributionSystem.AppliedMicrobiology.2003,93(13):317~32476W.W.J.M.Devet,I.J.T.Dinkla,G.Muyzer,etal.MolecularCharacterizationofMicrobialPopulationsinGroundWaterSourcesandSandFiltersforDrinkingWaterProduction.WaterResearch.2009,43:182~19477R.MClark,M.Sivaganesan.PredictingChlorineResidualsinDrinkingWater:SecondOrderModel.JournalofWaterResourcesPlanningandManagement.2002,128(2):152~16178L.A.Rossman,R.M.Clark,W.M.Grayman.Modelingofresidualchlorineinwaterdistributionsystem.EnvironmentalEngineering.1994,120(4):803~82079R.H.Notter,C.A.Sleicher.TheEddyDiffusivityintheTurbulentBoundary-123- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文LayernearaWall.ChemicalEngineeringScience.1971,26:161~17180赵志领,赵洪宾,何文杰等.天津市给水管网余氯衰减模型研究.给水排水.2006,32(5):36~3981周建华,赵洪宾,薛罡.配水管网中与有机物反应的余氯衰减动力学模型.环境科学.2003,24(3):45~4982吴晨光,孙雨石,赵洪宾等.环状管网模拟余氯衰减模型.中国给水排水.2006,22(1):9~1283李君文,于祚斌.饮用水中三卤甲烷预测模型研究.环境与健康杂志.1996,44(6):251~25384李欣,张继良,王郁萍等.配水管网水质变化的研究.哈尔滨建筑大学学报.2000,33(2):58~6185P.Laurent,P.Servais.TestingtheSanchoModelonDistributionSystems.AmericanWaterWorksAssociation.1997,89(7):5446~545986方伟,许仕荣,徐洪福.城市供水管网水质化学稳定性研究进展.中国给水排水.2006,22(14):10~1387许仕荣,方伟,徐洪福.城市供水系统的水质化学稳定性变化规律研究.中国给水排水.2007,23(11):5~788陈明吉.城市管网水质二次污染与防治对策.净水技术.2008,27(5):5~989P.Sarin,V.L.Snoeyink,J.Bebee,etal.Physico-chemicalCharacteristciofCorrosionScalesinOldIronPipes.WaterResearch.2001,35(12):2961~296990T.C.Zhang,Y.H.Huang.ProfilingIronCorrosionCoatingonIronGrainsinaZerovalentIronSystemundertheInfluenceofDissolvedOxygen．WaterResearch.2006,40:2311~232091F.Teng,Y.T.Guan,W.P.Zhu.EffectofBiofilmonCastIronPipeCorrosioninDrinkingWaterDistributionSystem:CorrosionScalesCharacterizationandMicrobialCommunityStructureInvestigation.CorrosionScience.2008,50:2816~282392J.Y.Lee,C.R.Pearson,R.M.Hozalski,etal.DegradationofTrichloronitromethanebyIronwaterMainCorrosionProducts.WaterResearch.2008,42:2043~205093K.H.Goh,T.T.Lim,P.C.Chui.EvaluationoftheEffectofDosage,pHandContactTimeonHigh-dosePhosphateInhibitionforCopperCorrosionControlUsingResponseSurfaceMethodology(RSM).CorrosionScience.-124- 参考文献2008,50:918~92794J.H.G.Vreeburg,D.Schippersc,J.Q.J.C.Verberk.ImpactofParticlesonSedimentAccumulationinaDrinkingWaterDistributionSystem.WaterResearch.2008,42:4233~424295N.T.Lau,C.K.Chan,L.I.Chan,etal.AMicroscopicStudyoftheEffectsofParticleSizeandCompositionofAtmosphericAerosolsontheCorrosionofMildSteel.CorrosionScience.2008,50(10):2927~293396赵洪宾.给水管网系统理论与分析.北京:中国建筑工业出版社,2003:37697吴红伟,刘文君,贺北平等.配水管网中管垢的形成特点和防治措施.中国给水排水.1998,14(3):37~4098蒋白懿.配水管道内表面腐蚀及对策.沈阳建筑工程学院学报.1996,12(4):479~48399P.Sarin,V.L.Snoeyink,J.Bebee,etal.IronReleasefromCorrodedIronPipesinDrinkingWaterDistributionSystems:EffectofDissolvedOxygen.WaterResearch.2004,38(5):1259~1269100徐兰京.给排水管材现状及管道内壁水质分析.给水排水.1999,25(10):66~69101许保玖.给水处理理论.中国建筑工业出版社,2000:661~663102徐洪福,赵洪宾,尤作亮等.配水系统的水质模型研究概况.中国给水排水.2002,183:33~37103岳舜琳.城市供水水质问题.中国给水排水(增刊).1997,13:35~38104汪光焘.城市供水行业2000年技术进步发展规划.中国建筑工业出版社,1993:286~287105方伟.城市供水系统水质化学稳定性及其控制方法研究.湖南大学硕士论文.2007:3~5106T.E.Lason,R.V.Skold.CorrosionandTuberculationofCastIron.AmericanWaterWorksAssociation.1957,49(10):1294~1302107P.Sarin,Physical-chemicalCharacteristicsofCorrosionScalesinOldIronPipes.WaterResearch.2000,35(12):2961~2969108R.M.Cornell,U.Schwertmann.TheIronOxides.NewYork:VCHPublisher,1996:566~580109J.P.Lin,M.Ellaway,R.Adrien.StudyofCorrosionMaterialAccumulatedontheinnerWallofSteelWaterPipe.CorrosionScience.2001,43:2065~2081-125- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文110Z.Zhang,J.E.Stouta,V.L.Yu.EffectofPipeCorrosionScalesonChlorineDioxideConsumptioninDrinkingWaterDistributionSystems.WaterResearch.2008,42:129~136111M.J.Lehtola,I.T.miettinen,M.M.Keinanen,etal.Mirobiology,ChemistryandBiofilmDevelopmentinaPilotDrinkingWaterDistributionSystemwithCopperandPlasticPipes.WaterResearch.2004,38(17):3769~3779112国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法（第四版）.中国环境科学出版社,2002:88~96113B.E.Rittmann,V.L.Snoevink.AchievingBiologicalStableDrinkingWater.JournalofAmericanWaterWorksAssociation.1984,76(10):106114J.Frias.AMethodfortheMesurementofBiodegradableOrganicCarbon(BDOC)inWater.WaterResearch.1992,6(2):255~258115F.Ribas,A.Frias.AnewDynamicMethodfortheRapidDeterminationoftheBiodegradableDissolvedOrganicCarbon(BDOC)inDrinkingWater.JournalofApplyBacteria.1991,71(3)387~387116J.Frias,F.Ribas,F.Lucena.ComparisonofMethodsfortheMeasurementofBiodegradableOrganicCarbonandAssimilableOrganicCarboninWater.WaterResearch.1995,25(12):2785~2788117李欣,马建薇.生物可降解溶解性有机碳(BDOC)降解动力学研究.哈尔滨工业大学学报.2005,37(9):1183~1184118王运东,骆广生,刘谦.传递过程原理.清华大学出版社,2002:60~98119王权,郑传林.给水处理中加氯量的影响因素.山东建筑工程学院学报.2000,15(1):34~36120张明浩,高松.生活饮用水加氯消毒工艺中几项主要影响因素的讨论和综合控制.西南给排水.2000(4):7~10121M.W.Lechevallier,N.J.Welch,D.B.Smith.Full-scaleStudiesofFactorsRelatedtoColifromRegrowthinDrinkingWater.AppliedMicrobiology.1996,62(3):2201~2205122张志杰.环境保护微生物学.冶金工业出版社,1982:161~165123秦钰慧,凌波,张晓健.应用水卫生与处理技术.化学工业出版社.2002:3~6124陈洪斌,东刘成,唐贤春.受污染水源水生物处理中微型后生动物的研究.中国环境科学.2008,28(12):1105~1110-126- 参考文献125E.VanDerWende,W.G.Characklis,D.B.Smith.BiofilmsandBacterialDrinkingWaterQuality.Water.Research.1989,23:1313~1322126A.Maul,D.Vagost,J.C.Block.MicrobiologicalAnalysisinWaterDistributionNetworks;SamplingStrategies,MethodsandComputerProgram.EllisHorwood.1991:79~88127L.S.Mcneill,M.Edwards.IronPipeCorrosioninDistributionSystems.JournalofAmericanWaterWorksAssociation.2001,93(7):88~100128B.Holden,M.Greetham,B.T.Croll.TheEffectofChanginginterProcessandFinalDisinfectionReagentsonCorrosionandBiofilmGrowthinDistributionPipes.WaterScienceandTechnology.1995,32(8):213~220129K.J.Devender.MicrobialColonizationofSurfaceofStainlessSteelCouponsinaDeionizedWaterSystem.WaterResearch.1995,29(8):1869~1876130W.C.Lee,D.deBeer.OxygenandpHMicroprofilesaboveCorrosionMildSteelCoveredwithaBiofilm.Biofouling.1995,8(4):273~280131A.Steele,D.T.Goddard,I.B.Beech.AtomicForceMicroscopyStudyoftheBiodeteriorationofStainlessSteelinthePresenceofBacterialBiofilms.InternationalBiodeteriorationandBiodegradation.1994,34(1):35~46132L.C.Xu，K.Y.Chan,H.P.Fang.ApplicationofAtomicForceMicroscopyintheStudyofMicrobiologicallyInfluencedCorrosion.MaterialsCharacterization.2002,48(2):195~203133I.B.Beech,C.W.S.Cheung,D.B.Johnson,etal.ComparativeStudiesofBacterialBiofilmsonSteelSurfacesUsingAtomicForceMicroscopyandEnvironmentalScanningElectronMicroscopy.Biofouling.1996,10(3):65~77134P.J.Bremer,G.G.Geesey,B.Drake.AtomicForceMicroscopyExaminationoftheTopographyofaHydratedBacterialBiofilmonaCopperSurface.CurrentMicrobiology.1992,24(4):223~230135F.X.Geng,Z.G.Zhao,J.X.Geng,etal.ASimpleandLow-temperatureHydrothermalRoutefortheSynthesisofTubularα-FeOOH.MaterialsLetters.2007,61:4794~4796-127- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文136S.Krehula,S.Music.InfluenceofAginginanAlkalineMediumontheMicrostructuralPropertiesofα-FeOOH.JournalofCrystalGrowth.2008,310:513~520137P.Ou,G.Xu,Z.H.Ren,etal.HydrothermalSynthesisandCharacterizationofUniformα-FeOOHNanowiresinHighYield.MaterialsLetters.2008,62:914~917138S.K.Kwon,K.Shinoda,S.Suzuki,etal.InfluenceofSilicononLocalStructureandMorphologyofγ-FeOOHandα-FeOOHParticles.CorrosionScience.2007,49:1513~1526139M.Muruganandham,J.J.Wu.Granularα-FeOOH–AStableandEfficientCatalystfortheDecompositionofDissolvedOzoneinWater.CatalysisCommunications.2007,8:668~672140D.E.Zhang,X.J.Zhang,X.M.Ni,etal.PreparationandCharacterizationofα-FeOOHNanorodsviaanEthylenediamine-assistedRoute.MaterialsLetters.2006,60:1915~1917141Z.L.Li,G.L.Li,H.D.WANG,etal.ComparativeCharacterizationtotheThreeKindsofSolid-shapeFeS.MaterialsLetters.2008,62:163~166142冯世功,朱未.微生物与腐蚀.国外油田工程.1994,3:54~58143黄建新,马艳玲,陈志昕.长庆油田金属管材的腐蚀性细菌类群研究.石油大学学报(自然科学版).2002,26(2):66~72144洪乃丰.防冰盐与腐蚀.材料保护.1995,28(6):33~34145蔡俊杰.防蚀钢筋应用于海峡两岸三地之研究及展望.第三届海峡两岸材料腐蚀与防护研讨会论文集.北京:化学工业出版社,2002:537~541146N.B.Hallam,J.R.West,C.F.Forster,etal.ThePotentialforBiofilmGrowthinWaterDistributionSystems.WaterResearch.2001,35(17):4063~4071147陈野,刘贵昌.硫酸盐还原菌腐蚀的防治方法及其研究进展.腐蚀与防护.2004,25(3):102~108148杜俨,王汉玉,王敬哲.城市供水管网中的管垢及防治措施.环境科学动态.2004,4:22~23-128- 参考文献149T.M.Sridhar,U.K.Mudali,M.Subbaiyan.PreparationandCharacterisationofElectrophoreticallyDepositedHydroxyapatiteCoatingsonType316LStainlessSteel.CorrosionScience.2003,45:237~252150K.Pedersen.BiofilmDevelopmentonStainlessSteelandPVCSurfacesinDrinkingWater.WaterResearch.1990,24(2):239~243151S.Percival,J.S.Knapp,R.Edyvean,etal.BiofilmDevelopmentonStainlessSteelinMainWater.WaterReseach.1998,32(1):243~253152M.W.LeChevallier,C.D.Lowry,G.L.Ramon,etal.ExaminingtheRelationshipbetweenIronCorrosionandtheDisinfectionofBiofilmBacteria.JournalofAmericanWaterWorksAssociation.1993,85(7):111~123153K.D.Vander,H.S.Vriuwenvelder,H.RVeenendaal.DensityandCompositionofBiofilmsinDrinkingWaterDistributionSystemintheNetherlands.InProc.AWWAWaterQualityTechnologyConference.1995,(13-16):1055~1062154齐晶瑶,李欣,赵洪宾.关于供水管道内余氯消耗机理的探讨.给水排水.2000,26(8):66~70-129- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文攻读学位期间发表的学术论文1张新瑜,李秀杰,李欣,王亮亮,齐晶瑶,袁一星.北方某市给水管网水质生物稳定性研究.中国给水排水.2008,24(19):95~982张新瑜,袁一星,伍悦滨.污水处理工艺中活性污泥流变特性的研究.西安建筑科技大学学报.2008,40(3):388~3923ZhaoMing,ZhangJie,ZhangXinyu.CharacteristicsofTrihalomethanesinWaterDistributionSystem.JournalofSouthwestJiaotongUniversity.2008,16(4):290~2954ZhangXinyu,LiXin,QinWu,XuWenewen,YuanYixing.Mechanismofcitywaterdistributionsystemcorrosion.JournalofHarbinInstituteofTechnology(已录用)5张新瑜,俎倩,李欣,袁一星.东北某城市某小区供水管网水质生物稳定性及影响因素的研究.哈尔滨工业大学学报(已录用)6ZhangXinyu,LiXin,QinWu.InvestigationoftheCatalyticActivityforOzonationontheSurfaceofNiONanoparticles.ChemicalPhysicsLetters.2009,479(4-6):310~315(SCI,IF2.169)-130- 哈尔滨工业大学博士学位论文原创性声明哈尔滨工业大学博士学位论文原创性声明本人郑重声明：此处所提交的博士学位论文《城市供水管网生物稳定性及其影响因素的研究》，是本人在导师指导下，在哈尔滨工业大学攻读博士学位期间独立进行研究工作所取得的成果。据本人所知，论文中除已注明部分外不包含他人已发表或撰写过的研究成果。对本文的研究工作做出重要贡献的个人和集体，均已在文中以明确方式注明。本声明的法律结果将完全由本人承担。作者签字：日期：年月日哈尔滨工业大学博士学位论文使用授权书《城市供水管网生物稳定性及其影响因素的研究》系本人在哈尔滨工业大学攻读博士学位期间在导师指导下完成的博士学位论文。本论文的研究成果归哈尔滨工业大学所有，本论文的研究内容不得以其它单位的名义发表。本人完全了解哈尔滨工业大学关于保存、使用学位论文的规定，同意学校保留并向有关部门送交论文的复印件和电子版本，允许论文被查阅和借阅，同意学校将论文加入《中国优秀博硕士学位论文全文数据库》和编入《中国知识资源总库》。本人授权哈尔滨工业大学，可以采用影印、缩印或其他复制手段保存论文，可以公布论文的全部或部分内容。本学位论文属于保密□，在年解密后适用本授权书不保密□√（请在以上相应方框内打“√”）作者签名：日期：年月日导师签名：日期：年月日-131- 哈尔滨工业大学工学博士学位论文致谢感谢我的导师张杰教授在我攻读博士期间给予的指导和帮助，在此表示衷心感谢！感谢赵洪宾教授，赵老师渊博的专业知识和严谨的治学态度是今后我工作中的学习楷模。感谢赵老师在我攻读博士学位期间给予的指导、关怀和帮助。在此博士论文完成之际，谨向赵老师表达我诚挚的谢意和衷心的祝福，祝赵老师身体健康、心情愉快！感谢我的副导师袁一星教授对我学习上的指导和帮助，对论文提出了创见性的建议，在此我表示衷心的谢意，祝愿袁老师身体健康、工作顺利！感谢李欣教授在我博士课题期间的指导和帮助，在博士课题过程中李老师给予的悉心指导，在论文完成过程提出宝贵建议。感谢吴晨光和高金良老师在生活及学习中给予的指点及帮助。在从事科研项目期间，给排水系统研究所、李欣课题组的其他师兄弟姐妹们在我学习和科研中提供了很多的帮助和建议，借此机会向他们表示深深的谢意！感谢覃吴同学的帮助，感谢室友王盼盼同学。祝愿在我成长过程中关心、帮助过我的所有师长、朋友们万事如意！感谢父母的养育之恩和妻子的支持，能够体谅我长时间的从事科研而聚少离多，并给予了精神上的理解与支持，在此表示衷心的感谢！张新瑜2009年8月-132- 个人简历个人简历张新瑜，男，汉族，1976年10月出生，吉林省镇赉县人学习经历：1995年9月~1999年7月：吉林化工学院本科2003年9月~2005年7月：哈尔滨工业大学硕士2005年9月~2009年8月：哈尔滨工业大学博士工作经历：1999年10月~2003年7月：山东威海好乐离子水设备有限公司-133-'