微污染水源水的控制技术
微污染水源水是指受到有机物污染，部分水质指标超过《地表水环境质量标准》(GB3838-2002) Ⅲ类水体标准的水体[1]。其成分主要包括有机物(天然有机物(NOM) 和人工合成有机物(SOC) ) 、氨(水体中常以有机氮、氨、亚硝酸盐和硝酸盐形式存在) 、嗅味、三致物质、铁锰等。一般来说，受污染江河水体中主要包括石油烃、挥发酚、氯氮、农药、COD、重金属、砷、氰化物等，这些污染物种类较多，性质较复杂，但浓度比较低微，尤其是那些难于降解、易于生物积累和具有三致作用的优先控制有毒有机污染物，对人体健康毒害很大。近年来随着工业的发展、城市化进程的加速及农用化学品种类和数量的增加，许多水源已受到不同程度的污染; 并随着经济的发展，水质分析手段的进步，以及人类对饮用水水质的更高要求，微污染受到的关注也越来越高。然而，现有常规的处理微污染水工艺(混凝→沉淀→过滤→消毒) 不能有效去除微污染水源水中的有机物、氨氮等污染物，同时液氯很容易与原水中的腐殖质结合产生消毒副产物(DBPs) ，直接威胁饮用者的身体健康[2-3]，无法满足人们对饮用水安全性的需要; 同时随着生活饮用水水质标准的日益严格，微污染水源水处理不断出现新的问题。因此，选择适合我国国情的微污染水源水处理技术方案已经引起了人们的高度重视。
1 我国微污染水源水质现状
据2009 年国家环境保护总局发布的年度《中国环境状况公报》报道，2009 年七大水系总体为轻度污染，203 条河流408 个地表水国控监测断面中，I ～ III 类、IV ～ V 类和劣V 类水质的断面比例分别为57．3%、24．3% 和18．4[4]。另外，目前中国90%以上的城市水域受到污染， 50% 的重点城镇水源水质不符合饮用水水源的标准，都检测出多种污染物，有些是EPA 规定的优先检出物，对人体有致癌、致突变、致畸性等危害，微污染现状并呈发展之势。
2 我国饮用水水质标准的改进
原来的饮用水水质标准主要是从感官性状、化学毒性学、细菌学、放射性指标来制定的，其中毒性学指标主要针对某些金属离子、无机盐与少量的有机物。但是，由于越来越多的有机化合物被确定有毒害，世界各国都在不断修改饮用水水质标准，增加这些有机化合物在饮用水中含量的限制。我国也在改善饮用水水质标准方面做出了较大努力，2006 年卫生部和国家标准化管理委员会联合发布《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006) 的水质指标由GB 5749-85 的35 项增加至106 项，其中生物学指标由2 项增加至6 项，饮用水消毒剂由1 项增加至4 项，毒理学指标由15 项增至74 项，感官性状和一般理化指标由15 项增至20 项。并对生活饮用水水源水的要求套用了相关标准，如: 以地表水为水源时应符合《地表水环境质量标准》(GB 3838) 要求; 以地下水为水源时应符合《地下水质量标准》(GB/T 14848) 的要求。随着我国的饮水标准对微生物指标重要性的认识会越来越深刻，对消毒剂及其副产物对人体健康的影响越来越重视，对指标的规定也将会越来越全面和严格。
3 微污染水源水处理技术进展
针对微污染水源水的处理问题，在饮用水常规处理工艺的基础上，国内外进行了大量的研究和实践。归纳起来主要是强化处理技术、预处理技术以及深度处理技术。
3．1 强化传统水处理工艺
强化处理是针对当前不断提高的水质标准，在现有的工艺基础上经过改进、优化和新增以去除浊度、病毒微生物、有机污染物以及有机污染物引起的色度、嗅味、藻类、藻毒素、卤仿前质、致突变物质等为主要目标的，使之达到不断提高的水质标准的水处理工艺均为水的强化处理工艺(Enhanced Treatment Process) ，其中最重要的工艺环节是强化混凝和过滤工艺。
3．1．1 强化混凝技术
强化混凝技术是指通过改善混凝剂性能、优化混凝工艺条件，提高混凝沉淀工艺对有机污染物的去除效果[5]。美国环保局(USEPA) 推荐强化混凝为控制水中天然有机物的最好方法[6]。Joseph 等[7]比较了三种主要的天然有机物去除工艺的特征(见表1) ，认为强化混凝是去除水中天然有机物较经济、实用的一种工艺。
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强化混凝主要方式有: (1) 提高混凝剂投加量使水中胶体脱稳、凝聚沉降; (2) 增加投设絮凝剂或助凝剂，增强吸附和架桥作用，加速有机物絮凝下沉; (3) 投加新型高效的混凝/絮凝药剂;(4) 改善混凝/絮凝条件，如调整工艺pH、优化水力学条件等。其中，增投助凝剂和采用新型高效处理药剂是强化混凝技术的主要措施和发展方向之一。卢静芳[8]等研究强化混凝去除微污染湖泊水浊度及TOC 时，在不改变pH 值，强化混凝工艺依然能极大地改善出水水质，滤后水质浊度为0．1 NTU，TOC 为6．23mg /L。陈伟玲等[9]以聚硫酸铁(PFS) 为混凝剂，采用强化混凝对水中微量Cd(III) 的去除进行了研究，在合适条件下剩余浓度降至0．005 mg /L 以下。
3．1．2 强化沉淀技术
沉淀分离是常规给水处理工艺的重要组成部分，沉淀分离的效果对后续处理工艺和最终出水水质有较大影响。微污染水源水由于有机污染的增加，水中除了含有悬浮物和胶体物质外，还含有大量的可溶性有机物、各种金属离子、盐类、氨氮等有机和无机成分，对常规沉淀去除效果带来了一定的影响，加强沉淀作用能提高对有机物的去除效率。主要可以通过以下几种方式加强沉淀处理: (1) 投加高效新型高分子絮凝剂，提高絮凝体的沉降特性; (2) 优化改善沉淀池的水力学条件，提高沉淀效率;(3) 提高絮凝颗粒的有效浓度，提高对原水中有机物进行的连续性网捕、扫裹、吸附、共沉等作用，从而提高其沉淀分离效果[10]。邵坚等[11]采用高密度沉淀池—超滤组合工艺对黄河微污染水源进行处理，对藻类的去除率达到100%，并能够完全去除病毒、细菌等。
3．1．3 强化过滤技术
在传统过滤工艺中一般可以通过预加氯来抑制滤料中的微生物生长，提高滤池的过滤周期，此时在滤料中不存在或有较少生物降解作用。强化过滤技术则是在不预加氯的条件下，在滤料表面培养繁育微生物，利用微生物的生长繁殖活动去除水中的有机物[12]。采用新型、改性滤料等可以提高过滤工艺对浊度、有机物等的去除效果，近年来受到了较多的研究和关注，在强化过滤技术中取得了一定的进展。马军等[13]采用某种化学方法在石英砂表面涂覆一层金属氧化物，对石英砂进行改性，能明显提高混凝沉淀后含藻水的过滤效果，使对藻类的去除率大于65%。黄晓东等采用活性炭一石英砂生物活性滤池(BARF) 进行的强化过滤试验，结果表明对氨氮、亚硝酸盐氮和CODMn的去除率分别为82%、84% 和24%，浊度的去除率比普通滤池提高了高达40%左右。因此，通过强化过滤给水处理技术在一定条件下均能有效去除饮用水水源中的杂质，但仍需对下列方面进行研究以为大规模工业应用提供设计参数: (1) 深入对饮用水水源中多种污染物有机物、铁、氨氮、藻、锰类等微污染物质共存时，生物滤池在贫营养条件下异养菌和自养菌的转化条件及转化机理的研究; (2) 滤池反冲洗时对滤料上生物膜的影响以及反冲洗强度的确定。(3) 絮体表面性质及和粒度分布对过滤工艺性能的影响。
3．2 预处理技术
在传统工艺之前设置预处理工艺，对水中的污染物进行初步去除，可使传统工艺更好地发挥作用，减轻传统工艺与深度处理工艺的负担，发挥水处理工艺的整体作用，最大限度地提高对污染物的去除能力。
3．2．1 化学氧化法
化学氧化预处理技术就是依靠投加的化学氧化剂，分解破坏水中有机污染物，再利用混凝剂脱除胶体悬浮物，使水质达到处理要求。目前采用的氧化剂有氯气、高锰酸钾、高铁酸钾、臭氧等。过去通常采用预氯化处理的方法来破坏水源水中胶体，氧化有机物，但大量加氯会产生三氯甲烷等致癌物质会对人体产生的潜在危险[14]。因此，采用其他氧化剂对微污染原水进行预氧化的研究引起了广泛关注。投加高锰酸钾能氧化分解原水中低分子有机物，再投加硫酸铝等混凝剂，能使出水水质比投加常规混凝剂的出水水质好。陈超等[15]采用臭氧预氧化一生物活性滤池处理黄河微污染原水，研究发现采用臭氧预氧化可以提高原水的可生化性，提高溶解氧浓度，有利于后续生物活性滤池的运行; 并且臭氧对色度去除效果明显，其助凝作用可以强化对浊度的去除效果[16]。
3．2．2 生物氧化法
生物预处理是指在常规净水工艺之前，增设生物处理工艺，借助于微生物群体的新陈代谢活动，去除水中可生化有机物特别是低分子可溶性有机物、氨氮、亚硝酸盐、铁、锰等污染物，并有效改善混凝沉淀性能、减少混凝剂用量，同时还能去除常规处理工艺不能去除的污染物，利于后续处理工艺的运行。其设备包括生物接触氧化池、塔式生物滤池、生物流化床、生物转盘等。夏四清等[17]研究受污染饮用水源的生物预处理技术，生物预处理对氨氮去除率达80%以上，CODMn去除20% ～ 30%，浊度去除50%左右。虽然生物预处理的优点主要是处理能力较大，对冲击负荷适应性强，生成污泥量少，易于维护管理; 但存生物膜更新速度慢，水力冲刷缓慢易引起堵塞、填料价格较高等问题。
3．2．3 预吸附处理技术
吸附预处理主要是利用吸附剂的吸附特性去除微污染水源水中的有机污染物，常用的吸附剂有活性炭、粘土、硅藻土、沸石等。其中活性炭对BOD5、CODCr、色度以及绝大多数有机物有良好的吸附能力，并且可对水中的致癌物与致突变物具有良好的去除效果。Anderson 等[18]的研究结果表明，活性炭对氯化产生的三卤甲烷的去除率为20% ～ 30%。另外，活性炭对分子量在500 ～ 3000 的有机物有十分明显的去除效果，去除率一般为70%～ 86．7%[19]。
3．3 微污染水源深度处理技术
深度处理是指在常规处理工艺以后，采用适当的处理方法，将常规处理工艺不能有效去除的污染物或消毒副产物的前驱物加以去除，以提高和保证饮用水质，是目前微污染水源水处理领域研究和关注的热点之一，也是提升处理水水质和应对地表水源污染严重的最有效的对策之一。目前，应用较广泛的有臭氧活性炭联用深度处理技术、生物活性炭技术、膜过滤深度处理技术、光催化氧化技术等[20]。
3．3．1 臭氧活性炭联用深度处理技术
臭氧－活性炭联用工艺先进行臭氧氧化再进行活性炭吸附，能够同时发挥臭氧、活性炭的优势，扬长避短。臭氧的加入能够将大分子有机物氧化分解为小分子有机物，提升活性炭的去除效果; 炭床中大量好氧微生物对有机物进行降解，能提高处理效率，延长炭的使用寿命。臭氧活性炭联用研究结果表明，原水中所含的高分子腐殖酸和富里酸不易被活性炭吸附，但臭氧氧化后，变成了可被吸附的小分子物质，提高了活性炭的吸附效果。付乐等[21]采用臭氧与活性炭深度处理微污染原水，结果表明预臭氧能明显提高浊度、有机物和T HMFP 的去除效果，在最佳条件下CODMn去除率提高17．52%，氯消毒后CHCl3浓度降低86．4%。目前该技术已经广泛应用于实际工程中，在欧洲和美国，其地表水水厂大多使用臭氧活性炭工艺: 瑞士有40% 的水厂使用臭氧处理地表水，其中80% 与活性滤池联用; 德国有70 多家水厂应用臭氧活性炭工艺[22]。
3．3．2 生物活性炭技术
生物活性炭是利用生长在活性炭上的微生物的生物氧化作用，从而达到去除污染物的目的。与单独的活性炭吸附相比，它可以完成生物硝化作用，将氧氮转化为硝酸盐，从而减少后氯化的投氯量，降低三卤甲烷的生成量; 延长活性炭的再生周期，减少运行费用; 可以提高水中溶解性有机物的去除率，保证出水水质。李伟光等[23]采用人工固定化生物活性炭处理含油废水，其对油的去除效率在80% ～ 95% 之间，COD 平均去除率达到53%。但生物活性炭具有价格昂贵，细小活性炭颗粒长有细菌，由于长期固定培养，对各种不利环境有较强的适应性，对消毒有更大的抗性，氯化消毒往往难以杀死这些微生物，从而使出水水质不能完全达标。
3．3．3 膜过滤深度处理技术
膜过滤是微污染水源水深度处理领域中另一个重要、高效的深度处理手段，以微滤、超滤、纳滤、反渗透为主的膜过滤技术可以较为有效地去除水中嗅味、色度、消毒副产物前体物及细菌等，改技术处理过程不产生副产物，处理单元小，易于自动控制，pH 适用范围广，无二次污染、出水水质稳定、安全可靠等特点，因此，在微污染水处理中具有广阔的应用前景。膜过滤法近年来被美国环保局(EPA) 推荐为水处理的最佳工艺之一。有研究表明[24]，NF 可以有效去除硬度、天然有机物(NOM) 和微污染物质(如杀虫剂、VOCs 等) 。Sylwia 等[25]研究发现，DH 值为8．7时，UF 对色度的去除率为57%，TOC 的去除率为42%，而PAC/UF 系统对色度去除率达到94%，TOC 去除率达到55%。俞三传等[26]认为，纳滤膜技术具有独特分离特性，可有效去除微污染原水中的有机物、重金属离子、病毒、细菌等污染物。但由于膜处理要求对原水进行严格的预处理及定期的化学清洗，基建及运行费用高。因此，膜处理技术在我国尚处于应用研究阶段，膜处理技术研究的重点方向之一膜污染问题以及去除效果等。
3．3．4 光催化氧化深度处理技术
光催化氧化是以化学稳定性和催化活性很好的TiO2为代表的n 型半导体为敏化剂的一种光敏化氧化，水中优先控制有机污染物(三氯甲烷、四氯化碳、六氯苯、六六六等) 有很强的氧化能力。一般认为在合适的反应条件下，有机物经光催化氧化的最终产物是CO2和H2O 等无机物。该方法具有强氧化性、对作用对象的无选择性与最终可使有机物完全矿化的优点。王利平等[27]将TiO2负载于聚丙烯(PP) 填料而制成TiO2 /PP 复合填料，将其用于光催化氧化预处理微污染湖泊水，对CODMn、UV254、NH3-N、TP 和叶绿素a 的平均去除率分别为18．77%、16．44%、11．94%、20．27% 和38．74%。
3．4 新型徽污染水源水处理工艺
随着水处理技术研究的逐步深入，出现了一些新型的微污染水源水处理工艺和技术，这些新型工艺技术有别于常规处理工艺以及在常规处理工艺基础上发展起来与预处理、深度处理联合处理工艺，而采用截然不同的主体处理工艺，国内外进行了广泛的研究。
膜一生物反应器技术(Membrane bioreactor，MBR) 是指以超滤膜组件作为取代二沉池的泥水分离单元设备，并与生物反应器组合构成的一种新型生物处理装置，由于超滤膜能够很好地截留来自生物反应器混合液中的微生物絮体、分子量较大的有机物及其他固体悬浮物质，并使之重新返回生化反应器中，这就使反应器内的活性污泥浓度得以大大提高，从而能够有效地提高有机物的去除率。美国Rittmann 教授领衔的研究团队开发了以氢气为基质的新型膜一生物膜．反应器技术(Membrane biofilm reactor，MBFR) ，该技术能够实现对地表/地下水源中存在的硝酸盐、亚硝酸盐、硫酸盐、高氯酸盐、砷酸盐、双溴氯丙烷(DBCP) 、重金属Cr(VI) 等污染物的无害化处理，该技术已从实验室小试、中试走向了实际工程应用[28-30]。潘碌亭等采用氧化偶合絮凝技术对珠江微污染原水进行应用研究[31-33]。该技术能有效地去除微污染水源水中溶解性有机物、氨氮、亚硝酸盐氮以及悬浮物等，与常规给水混凝技术相比，CODMn、NH3-N 去除率分别高出22%、62%，特别是NO2--N 去除率高达97%，出水剩余浊度可降至0．5 NTU。
新型工艺的出现为微污染水源水处理技术方面提供了可选择的新技术，在一定程度上促进了微污染水源水处理技术的革新和发展。但是由于新型技术应用的不成熟性或者缺乏经济性，其推广和应用需要一定的阶段和过程。
4 结语
水源水污染的严重性及如何才能保证饮用水的安全性，已引起国内外广泛关注。各种新型微污染水源水处理技术也不断涌现，成为当前水处理研究领域的热点。并且各种对微污染水源水的净化处理方法都具有一定的适用范围和优缺点: 常规水处理工艺较成熟，但不能满足人们对饮水安全性的要求，深度水处理技术能够有效去除常规处理技术所不能去除的有机物和消毒副产物，但目前在我国此技术还不够成熟未广泛运用; 常规处理工艺联合深度处理能够有效提高和保障饮用水水质，因此具有广阔的发展和应用前景。而目前国内大多数水厂采用了在原有工艺基础上增加深度处理工艺以提升处理水水质的措施进行了升级改造，因此，常规处理工艺联合深度处理技术仍会是未来几年给水处理厂进行工艺升级改造、新建净水厂的重要支撑技术。
参考文献
[1] 贺瑞敏，朱亮，谢曙光．微污染水源水处理技术现状及发展[J]．陕西环境，2003，10(1) : 2-3．
[2] Tung HH，Xie YF．Association between haloacetic acid degradation and heterotrophic bacteria in water distribution systems[J]．Water Research，2009，43(4) : 971-978．
[3] Schenck K，Sivaganesan M，Rice G．Correlation of water quality parameters with Mutagenicity of Chlorinated Drinking Water Samples[J]．Journal of Toxicology and Environmental Health，Part A: Currnt Issues，2009， 72(7) : 461-467．
[4] 张跃军，李潇潇．微污染原水强化处理技术研究进展[J]精细化工，2011(1) : 1-9．
[5] 陈莉，范跃华．微污染源水的处理技术发展与探讨[J]．重庆环境科学， 2002，24(6) : 67-70．
[6] RobertC Cheng， StuartW Krasner， JamesF Green， et al．Enhanced coagulation:A preliminary evaluation [J]．J AWWA．， 1995， 87(2) : 91-103．
[7] Joseph G Jacangelo， Jack De Marco，Douglas M Owen，et al．Selected processes for removing NOM: An overview[J]．J AWWA．，1995，7 (1) :64-77．
[8] 卢静芳，孔祥媚，赵瑞斌．强化混凝去除微污染湖泊水浊度及TOC的研究[J]环境科学与技术，2010，33(3) : 76-79．
[9] 陈伟玲，李明玉，任刚，等．强化混凝去除微污染水源水中镉(Ⅱ) 的研究[J]．给水排水，2008， 34(11) : 139-132．
[10] 顾玮．强化常规工艺处理微污染水[J]．云南建筑，2005(1) : 55 －56．
[11] 邵坚，薛科，彭君明，等．高密度沉淀池—超滤组合工艺对黄河微污染水源的处理效果[J]．华北水利水电学院学报，2011 (1) : 132 －135．
[12] 陈莉，范跃华．微污染源水的处理技术发展与探讨[J]．重庆环境科学， 2002， 24(6) : 67-70．
[13] 马军，盛力，王立宁．改性石英砂滤料强化过滤处理含藻水[J]．中国给水排水， 2002， 18(10) : 9-11．
[14] 黄晓东，王占生．氯化反应条件对三氯甲烷生成量的影响[J]．中国给水排水， 2002，18(6) : 14-17．
[15] 陈超，胡文容，张群．生物活性滤池直接过滤工艺处理黄河微污染原水[J]．净水技术， 2004，23(1) : 10-13．
[16] Camel V，Bermond A．The use ofozone and associated oxidation process in drinking water treatment[J]．Water Research，1998，32(11) : 3208 －3222．
[17] 夏四清，高廷耀．受污染饮用水源的生物预处理技术[J]．上海环境科学，2000， 19(6) : 285-287．
[18] 刘继凤．浅谈饮用水微量有机污染物处理技术[J]．环境科学与管理， 2007， 32(4) : 99-102．
[19] 王占生．微污染水源饮用水处理[M]．北京: 中国建筑工业出版社，2001．
[20] 宁海丽，朱琨．微污染水处理技术研究进展[J]．环境科学与管理，2006，31(2) : 98-100．
[21] 付乐，陶涛，曹国栋等．臭氧与活性炭深度处理微污染原水试验研究[J]．给水排水， 2007(5) : 31-35．
[22] 黄涛．微污染水处理新工艺[J]．贵州化工，2005(5) : 25-29．
[23] 李伟光，李欣，朱文芳．固定化生物活性炭处理含油废水的试验研究[J]．哈尔滨商业大学学报: 自然科学版，2004，20(2) : 187-190．
[24] BART VANDER BRUGGEN，CARLO VANDE CASTEELE．Removal of pollutants from surface water and groundwater by nanofihration: overview of possible application in the drinking water industry[J]．Environment Pollution，2003，122: 435-445．
[25] SYLWIA MOZIA，MARIA TOMASZEWSKA．Treatment of surface water using hybrid processes of adsorption on PAC and uhrafihration[J]．Desalination，2004，162: 23-31．
[26] 俞三传，高从揩，张慧．纳滤膜技术和微污染水处理[J]．水处理技术，2005，31(9) : 6-9．
[27] 王利平，薛春阳，郭迎庆，等．TiO2 /PP 填料光催化氧化预处理微污染湖泊水[J]．中国给水排水，2010，6(11) : 77-79．
[28] Ziv—El MC，Rittmann BE．Systematic evaluation of nitrate andperchlorate bioreduction kinetics in groundwater using hydrogen—based membrane biofilm reactor [J]．Water Research，2009，43 (1) : 173-181．
[29] Rittmann BE．The membrane biofilm reactor: the natural partnership of membranes and biofilm[J]．Water Science and Techno1ogy，2006，53 (3) : 219-225．
[30] Nerenberg R，Rittmann BE．Hydrogen-based，hollow fiber membrane biofilm reactor for reduction of perchlorate and other oxidized contaminants [J] Water Science and Technology，2004，49 (11-12) : 223 －230．
[31] 潘碌亭，肖锦，赵建夫，等．氧化偶合絮凝法处理微污染原水的初步研究[J]．水处理技术，2003，29(5) : 301-303．
[32] 潘碌亭，肖锦，赵建夫，等．氧化偶合絮凝法处理微污染原水的应用研究[J]．给水排水，2002，28(5) : 24-26．
[33] 潘碌亭，肖锦，赵建夫，等．氧化絮凝复合剂去除原水中氨氮的实验研究[J]．上海环境科学， 2002，21(12) : 732-734．
作者简介: 罗龙海(1985-) ，男，硕士研究生，主要研究方向: 大气污染控制与资源化。
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