【摘要】分析源水中污染物質及其去除技術，國內(nèi)外飲用水處理工藝采用全流程、多級安全保障技術，包括水源保護與水體修復，原水安全輸送，水廠內(nèi)安全凈化，管網(wǎng)水安全輸配等，以期將污染物質降至水質標準以下，確保飲用水安全。

【關鍵詞】飲用水；處理工藝；水質安全

1 水污染對水處理工藝及水質標準的影響

隨著經(jīng)濟的快速發(fā)展，環(huán)境污染使飲用水原水水質日益惡化，與此同時飲用水水質標準卻日益嚴格，因此，加快飲用水工藝的研究，以保證生產(chǎn)出符合衛(wèi)生標準的飲用水具有非常重要的意義。

1.1 水污染對水處理工藝

目前，在我國淡水資源本來十分短缺的情況下，隨著經(jīng)濟的快速發(fā)展而導致水質污染日益加重，自來水廠被迫使用受污染的水源水生產(chǎn)飲用水，對常規(guī)凈水工藝效果影響極大[1]，主要有：①水中有機污染物大多是帶負電荷的化合物，使水的電位升高，要保證一定的出水水質，需要投加大量的混凝劑和預氧化劑，從而增加了水處理成本。②現(xiàn)有的常規(guī)工藝對有機物的去除率一般為20％～40％，對氨氮的去除率僅為15％左右，出水中有機物含量仍然很高，加氯消毒后產(chǎn)生新的有機污染物，具有致癌、致畸、致突變(三致)的特性。③有機污染物被輸水管管壁上附著的微生物所利用，在配水管網(wǎng)形成非穩(wěn)定的水，具有三致特性。

1.2 水質標準的變化趨勢

飲用水水質標準狀況是與生產(chǎn)力和分析手段的發(fā)展相適應的，標準直接反映了國家的研究現(xiàn)狀和對飲用水水質認識水平。國際上主要的飲用水水質標準有世界衛(wèi)生組織(WHO）《飲用水水質準則》、歐洲共同體(EC）《飲用水水質指令》、美國環(huán)保署USEPA《美國飲用水水質標準》，這3部標準是目前國際上公認的先進、安全的水質標準，也是其他各國制定標準的基礎或參照。這3部標準各具特點，在原標準的基礎上作了大量修訂，突出表現(xiàn)在水質指標數(shù)量的增加、微生物和有機物種類、濃度的嚴格限制。通常水中的污染物質主要分為有機物、無機物、微生物和放射性物質4大類。

我國目前水處理行業(yè)實際實施的是2001年的衛(wèi)生部的《生活飲用水衛(wèi)生規(guī)范》(96項）和2005年建設部的《城市供水水質標準》(101項），新的《生活飲用水衛(wèi)生標準》國家標準(106項）將從2007年7月1日起執(zhí)行，上述標準在總體指標上接近國際先進水平，對水廠的投資、設計、運行提出了高要求。

1.3 水廠的升級改造

目前我國的主流飲用水處理工藝是“混凝_沉淀_過濾_消毒”的常規(guī)處理工藝，其主要目的是去除水中的懸浮物、膠體和殺滅細菌，對于日益污染的原水水質，常規(guī)工藝出廠水質無法滿足新的水質標準[2]。因此，供水企業(yè)必須采取適宜的升級改造措施或開發(fā)新工藝，保證對原水中各種污染物質的去除。

2 國內(nèi)外水處理技術的研究現(xiàn)狀

2.1 有機物污染

近年來，世界經(jīng)濟的持續(xù)發(fā)展，有機化合物的產(chǎn)量和種類不斷增加，對水源造成了極大的危害，有機物污染問題已成為當今水環(huán)境質量控制的主要問題和研究熱點。

2.1.1 常規(guī)指標

常規(guī)指標中有氨氮和高錳酸鹽指數(shù)。現(xiàn)有的常規(guī)工藝對高錳酸鹽指數(shù)的去除率為20％～40％，對氨氮的去除率僅為15％左右。

氨氮不僅與飲用水受近期污染有關，而且與飲用水中細菌指標相關。水源中過量氨氮等存在易使藻類大量滋生，消毒時投氯量加大，一些自養(yǎng)性細菌在水處理設備中的滋生，對水的氣味有不良的影響。臭氧_生物活性炭(O3/BAC）炭濾池對NH3_N去除率接近30％。目前去除氨氮的最好方法是生物預處理技術。水溫對氨氮的去除效果有一定影響，水溫低于5℃去除率下降較快。此法在北方冬季應用受限。高錳酸鹽指數(shù)是水體中有機污染綜合指標，目前國內(nèi)外通常采用生物預處理、強化混凝、臭氧活性炭等控制方法，可將高錳酸鹽指數(shù)的去除率提高到40％～60％。

2.1.2 持久性有機污染物

目前國內(nèi)外對持久性有機污染物(persistentorganicpollutants,POPs）的處理技術主要有以下幾種：①對于數(shù)量較多且較集中的PCBs污染物，一般采用熱分解技術。日本物質工學工業(yè)技術研究所將PCBs、水和1％氫氧化鈉加到反應溫度為450℃和反應壓力為300個大氣壓的超臨界反應器中成功地使99.99％多氯聯(lián)苯分解。②非熱技術主要利用化學試劑、微生物和電磁場等來實現(xiàn)POPs的處理或銷毀，非熱技術主要包括：化學脫氯技術、紫外光解技術、溶劑萃取技術、吸附技術、生物降解技術、化學降解技術、γ射線分解技術等。目前，報道較多的是二英在水中紫外光或與臭氧聯(lián)用降解，在TiO2固相表面上的催化光降解。日本倉紡公司正在開發(fā)采取紫外線和臭氧聯(lián)用分解水中二英的裝置，可去除水中99.9％的二英。也有研究報道，可把二英直接聚合成更高分子量的低毒或無毒化合物，從而達到處理的目的。國內(nèi)研究發(fā)現(xiàn)一種新型的吸附劑，由活性炭載體和含有天然甘油三油酸酯的醋酸纖維素膜構成，該吸附劑對飲用水中微量的狄氏劑(一種POPs）去除效果好，可用于吸附痕量POPs[3]。

除DDT在生活飲用水標準中列有指標外，POPs的相關環(huán)境濃度標準十分缺乏。由于世界各國都已經(jīng)采取了禁產(chǎn)禁用的措施，因此研究重點是從環(huán)境中清除的辦法，其主要研究集中在微生物降解、光催化氧化等方法。

2.1.3 環(huán)境激素

直譯為"內(nèi)分泌干擾物"，也稱環(huán)境荷爾蒙。是指釋放到環(huán)境中能導致內(nèi)分泌障礙的化學物質，可以干擾人體正常內(nèi)分泌功能。在全球約1000萬種各類化學物質中，已有70種被確認為環(huán)境激素類物質。其中67種均為有機化合物，另外3種為鎘、鉛、汞金屬類物質。

常規(guī)工藝對環(huán)境激素去除效果不佳，現(xiàn)在多采用吸附法和高級氧化法。研究表明臭氧_活性炭，臭氧催化氧化工藝去除水中微量環(huán)境激素，去除率可達80％以上。

2.1.4 硝基苯

硝基苯類化合物是1類強致癌、致突變性的有毒有機污染物，被美國環(huán)境保護署(EPA）列為環(huán)境優(yōu)先控制污染物，全世界每年排入環(huán)境中的硝基苯類化合物約為3萬噸。

硝基苯BOD5/COD比值較低，一般在0～0.1，是生物難降解化合物。硝基苯類化合物的分子結構中具有強電子基團——硝基，一般化學氧化手段很難破壞硝基苯類化合物，臭氧、O3/UV、光催化氧化、光催化芬頓試劑、超臨界氧化已經(jīng)應用，但這些方法費用高、效率低。通過化學還原手段可將硝基苯還原生成苯胺，反應速度很快，且苯胺易于被生物降解[4]。硝基苯對菌種及降解酶要求嚴格，降解中間產(chǎn)物繁多且具有毒性，因此上述研究僅局限于廢水處理[5]。

我國去年發(fā)生的松花江水硝基苯污染，研究發(fā)現(xiàn)常規(guī)處理工藝基本上沒有去除作用，混凝沉淀去除率僅2％～5％，單純增加混凝劑的投量沒有改善作用；采用化學氧化劑高錳酸鉀、臭氧都不能將其氧化；水廠實際研究證明硝基苯容易被活性炭吸附，所以在水廠實際運行中采用粉末活性炭吸附法應對硝基苯污染。不過這只是應急處理措施，以保證水質安全達標。但對分離出的硝基苯如何處理，避免二次污染還有待深入研究。對于水源的硝基苯污染，單一技術無法解決問題，今后物理化學法_生物法聯(lián)用技術可能會在根治硝基苯污染中發(fā)揮重要作用。

2.1.5 藻毒素

近年來富營養(yǎng)化水體水華發(fā)生的頻率與嚴重程度都呈現(xiàn)迅猛的增長趨勢，在藻體大量死亡分解的過程中，不但散發(fā)惡臭，破壞景觀，同時釋放藻毒素，危害人類飲用水安全。淡水水華已檢測到藻毒素特點如表1所示。

微囊藻毒素(microcystins，MC）由于毒性較大，分布廣泛，是目前研究較多的一族有毒化合物。此毒素是蛋白磷酸酶_1和蛋白磷酸酶_2A的強烈抑制劑，是迄今已發(fā)現(xiàn)的最強的肝腫瘤促進劑[6]。流行病學調查顯示飲水中的MC_LR與肝癌的發(fā)病率高度相關。美國Carmichael等[7]于1996～1997年間對美國和加拿大的部分市政供水水質的研究發(fā)現(xiàn)：水中65％的微囊藻毒素未被去除，1/3的陽性樣本超過WHO規(guī)定的MC低于1.0μg/L的濃度標準。由此可見，去除藻類后，水中仍殘留有溶解的藻毒素，要去除這些藻毒素必須對現(xiàn)有水處理工藝進行改造。

Himberg等[8]對飲用水處理工藝去除微囊藻、顫藻的肝毒素進行了較為系統(tǒng)的研究：

工藝1：水樣_Al2(SO4）3_砂濾_PAC_氯化_出水

工藝2：水樣_O3_Al2(SO4）3_砂濾_氯化_出水

工藝1混凝去除部分有機物、藻毒素，活性炭發(fā)揮吸附藻毒素的高效性。工藝2為O3氧化一部分藻毒素和有機物，然后通過混凝、砂濾徹底去除藻毒素。兩種工藝都可取得100％的去除率。上述表明單元工藝對藻毒素的去除有限，若要達到較高的去除效率，必須通過工藝組合來實現(xiàn)。

2.1.6 消毒副產(chǎn)物

飲用水中消毒副產(chǎn)物(disinfectionby_products）的形成是由于消毒劑在消毒滅菌的同時，與水中的有機污染物反應，生成對人類健康有害的物質。1974年Rook發(fā)現(xiàn)加氯消毒后的水中發(fā)現(xiàn)三鹵甲烷以來，又在加氯消毒后的水中發(fā)現(xiàn)了鹵乙酸、鹵代酮、鹵代腈等多種具三致特性的消毒副產(chǎn)物，這使得氯的使用日漸受到質疑，同樣的加氯量條件下，作為預氧化時比作為消毒劑時要產(chǎn)生更多的消毒副產(chǎn)物[9]。我國對消毒副產(chǎn)物的研究主要集中在三鹵甲烷(trihalomethanes,THMs）測定和生成機制上，對HAAs等其它消毒副產(chǎn)物研究均處于起步階段，亟待深入展開。

為控制消毒副產(chǎn)物，世界各國都加大研究力度，現(xiàn)在可行方法有：①從水處理各環(huán)節(jié)去除消毒副產(chǎn)物及其前體物。美國EPA提出最有效的技術之一是活性炭技術。我國主要采用高錳酸鉀或臭氧預氧化，破壞水中消毒副產(chǎn)物前質，降低后氯化過程中消毒副產(chǎn)物生成量。還可以利用后續(xù)的生物處理(如生物活性炭）來進一步削減THMs生成能力，出水效果極佳。不少生產(chǎn)性試驗的結果也證實了該措施的可行性。②更換消毒劑品種。采用替代消毒劑氯氨、臭氧、二氧化氯、UV等，氯氨可以大幅度降低消毒副產(chǎn)物產(chǎn)生量，保持管網(wǎng)持續(xù)消毒能力；二氧化氯不會與有機物反應產(chǎn)生三鹵甲烷、鹵乙酸等DBPs，消毒效果好。但只能現(xiàn)場制備，運行管理及成本較高，其副產(chǎn)物為亞氯酸離子(ClO2－）和氯酸離子(ClO3－）；臭氧設備復雜、投資大、耗電量高，無持續(xù)消毒能力，存在甲醛及氧化中間產(chǎn)物等副產(chǎn)物；紫外線消毒無需化學藥品，不會產(chǎn)生THMs類消毒副產(chǎn)物。但其沒有持續(xù)的消毒作用，目前只是適用于小水量處理。

2.2 無機物污染

2.2.1 重金屬

由于工業(yè)廢水沒有治理或沒有有效處理，許多水源已經(jīng)監(jiān)測到重金屬濃度，現(xiàn)在研究較多的有汞、鎘、鉻、鉛等重金屬。

汞及其化合物屬于劇毒物質,可在體內(nèi)蓄積，進入水體的無機汞離子可轉變?yōu)槎拘愿�大的有機汞，豐水期江水總汞含量明顯高于平水期和枯水期，地表徑流使江底沉積汞轉變?yōu)閼腋�態(tài)，汞溶解度增大，江水總汞含量也相應提高。

含鉻化合物過量對人體是有害的，Cr(VI）比Cr(III）毒性高100倍。弱堿陰離子交換樹脂可以選擇性去除水源中的痕量Cr(VI），鐵鹽共沉淀法可以高效簡便去除生活飲用水中鉻，操作簡便，處理費用低廉。對于含鉻量較高10～50mg/L的水樣，可采用兩段鐵鹽去除法。除鉻率98％～98.5％，可將鉻徹底除去[10]。

鎘在自然界中含量很低，水中不超過l0μg/L。二價鎘離子易溶，和氧、有機物可形成復雜化合物。去除的方法有：光催化氧化、化學吸附與沉淀、離子交換法等。一般水源水中鎘經(jīng)過自來水廠混凝沉淀凈化處理，可去除原水中鎘的20％～30％。根據(jù)堿性條件下鎘離子溶解性大幅度降低的特性，采用堿性條件下混凝除鎘工藝。在進水鎘濃度超標3～4倍的條件下，出廠水鎘的濃度在0.001mg/L，遠低于水質標準0.005mg/L[11]。

人飲用含鉛量0.03mg/L以上的水會導致慢性中毒。美國EPA對服務于3000萬人口的819個自來水系統(tǒng)的調查發(fā)現(xiàn)鉛含量過多，鉛來自供水管道及水龍頭。規(guī)定自來水中含鉛量不得超過15μg/L，并建議當自來水中含鉛量>15μg/L時，應經(jīng)過活性炭過濾等處理再供飲用。有研究認為高錳酸鉀預處理對水中微量鉛的去除效果較好。新生態(tài)水合二氧化錳的吸附作用是取得良好除鉛的主要因素[12]。

2.2.2 氟

天然水含氟一般為1～25mg/L，但在一些國家如印度、南非等，濃度遠高于25mg/L。國內(nèi)外飲用水除氟的處理方法大約有十余種，其中許多方法尚不成熟，在應用中有一定困難。飲用水除氟技術主要有化學沉淀法和吸附過濾法兩大類：活性氧化鋁法是應用最廣的一種飲水除氟方法。氧化鋁吸附能力在pH值為5～6時最強，但采用活性氧化鋁除氟時原水中砷含量不能過高。美國得克薩斯州的Bartlett鎮(zhèn)建造了處理能力為90.8m3/h的活性氧化鋁除氟裝置，此后DeseytCenter、Ranch、GilaBend等地相繼建造2650～5680m3/d的飲用水除氟裝置，效果較好。

我國近年來應用活性氧化鋁除氟裝置同時，開發(fā)了自動頻繁倒極技術電滲析除氟技術，得到了迅速發(fā)展和廣泛應用。90年代初，在塔克拉瑪干沙漠腹地，首次利用反滲透設備制取了淡化除氟水，并達到了我國飲用水衛(wèi)生標準[13]。

2.2.3 鐵和錳

地下水常常含有過量的鐵和錳，嚴重影響其使用價值，且過量攝入對人體是有慢性毒害。鐵、錳在自然界中既能發(fā)生生物學氧化、還原，又能發(fā)生非生物學氧化、還原。地下水中往往同時含有Fe2＋和Mn2＋，除鐵除錳流程的組合和鐵、錳去除過程的統(tǒng)一是工程的實際問題。工程上實用的方法可組合成如下幾種除鐵除錳全流程[14]：①是以氯為氧化劑的化學氧化除鐵除錳流程。本流程是據(jù)Fe2＋、Fe3＋和Mn2＋、Mn4＋兩個反應系的氧化還原電位的顯著差異而設計的兩級過濾流程。先應用氯氧化除鐵法除鐵(根據(jù)原水中Fe2＋濃度不同，還可設定有無凝聚池和沉淀池），然后再用氯接觸過濾池除錳。在原水含錳、含鐵量比較小的情況下應用一級濾池除鐵、除錳的流程。②為節(jié)省投氯量，可先以空氣為氧化劑經(jīng)接觸過濾除鐵，然后用氯接觸過濾池除錳。③是先用空氣氧化接觸過濾除鐵，然后應用KMnO4除錳。但Mn2＋含量大于1.0mg/L時尚需在除錳濾池前設沉淀池。④以空氣為氧化劑的接觸過濾除鐵和生物固錳除錳相結合的流程。原水經(jīng)曝氣后直接進人濾池。該濾池的濾層為生物濾層，存在著以除錳菌為核心的復雜微生物群系。微生物群系的穩(wěn)定和平衡對除錳的效果至關重要。除鐵是在除錳的同一濾層完成的，F(xiàn)e2＋的氧化機制仍然以接觸氧化為主。該濾池同時收到除鐵、除錳的良好效果。⑤當?shù)叵滤�含F(xiàn)e2＋量大于10mg/L，含Mn2＋量大于1.0mg/L以上時，采用2級曝氣級過濾流程。1級應用接觸氧化除鐵機制，2級應用生物除錳機制。

2.2.4 硫化物

由于酸雨和礦物廢水排放造成飲用水源污染，飲用水中含有硫化氫，造成管網(wǎng)腐蝕、黑水、有味。常規(guī)工藝將硫化氫曝氣或將其氧化，再通過常規(guī)工藝砂濾去除其沉淀物。但剩余硫化氫會與氯或氯氨反應，使管網(wǎng)濁度升高。國外研究采用曝氣、過濾、炭吸附、氯處理，但各種方法均不理想。現(xiàn)在多采用化學預氧化，例如采用過氧化氫預氧化或鐵催化過氧化氫加常規(guī)處理，去除硫化物的臭和味，硫化物的含量為6mg/L，硫化物出水濃度為0.04mg/L，去除率可達92％[15]。

有研究采用8mg/L氯可完全氧化硫化氫，但不能完全去除水味。而采用2mg/L二氧化氯可完全氧化硫化氫，其副產(chǎn)物氯酸鹽和亞氯酸鹽超標。因此采用方案是2mg/L二氧化氯反應10min，1.5mg/L氯反應30min。也可采用3mg/L臭氧[16]。

2.2.5 砷

印度、孟加拉等地因環(huán)境地球化學行為異常引起地下水砷含量嚴重超標，近年來發(fā)現(xiàn)該地區(qū)有上萬人具有明顯的砷中毒癥狀。我國砷含量偏高的地下水主要分布在新疆奎屯、內(nèi)蒙古大青山麓和黃道之間含水層中。

溶解態(tài)砷通常分為亞砷酸鹽As(III）和砷酸鹽As(V），AS(III）的毒性較As(V）高60倍，前者常見于還原性較強的缺氧地下水中，而后者則主要存在于地表水體。

國內(nèi)外通常采用預氧化工藝將As(III）氧化為對固相體系具有更強親和力的As(V），進而通過吸附、沉淀、陰離子交換、膜過濾等單元工藝將其去除，這是飲用水除砷的重要策略。氯、高錳酸鉀、臭氧、二氧化氯等飲用水中常見的氧化劑均具有足夠的氧化能力實現(xiàn)As(III）至As(V）的轉化[16]。天然錳砂對砷具有較好的吸附能力，將其作為濾料能有效地去除砷[18]。

2.2.6 硝酸鹽和亞硝酸鹽

亞硝酸鹽是氮循環(huán)的中間產(chǎn)物，可氧化成硝酸鹽，可還原成氨。亞硝酸鹽在血液中可使血紅蛋白氧化成高鐵血紅蛋白，后者失去攜氧能力，使組織出現(xiàn)缺氧現(xiàn)象。亞硝酸鹽可與仲胺類物質反應，生成亞硝胺化合物致癌物質。在水體中硝酸氮含量過高可導致腸原性高鐵血紅蛋白癥的發(fā)生。硝酸鹽在早期的地下水中沒有被普遍重視。美國最近對水井的調查勘測發(fā)現(xiàn)，超過一半的水井可檢出硝酸鹽。據(jù)估計，約有1.2％的公共水井和2.4％的農(nóng)用水井的NO3_N含量超過了10mg/L的標準，因此美國關閉了一些污染嚴重的地下水源井。在歐洲，人口密度的增加使硝酸鹽的問題趨于惡化。在我國的不少地區(qū)硝酸鹽的污染問題已相當嚴重，但相關研究不多[19]。

對于亞硝酸鹽污染，主要采用氧化法。但單一的氧化劑處理效果不佳，如二氧化氯對亞硝酸鹽氮去除率不到20％，但使用ClO2,O3,Cl2和H2O2協(xié)同氧化，可較好地去除水中微量超標的亞硝酸鹽氮。

飲用水脫硝酸鹽是一個世界性的難題。主要方法有離子交換法、生物反硝化和化學反硝化法、反滲透工藝。飲用水生物脫硝的研究較多，在徹底消除地下水中硝酸鹽污染和降低脫硝成本的兩個方面，生物反硝化方法都是目前已投入實用的最好的方法，在歐洲獲一致好評。但由于技術的復雜性，其運行費用要比離子交換法高得多。化學催化反硝化被一些學者認為是最有前景的飲用水脫硝酸鹽方法。但目前化學催化反硝化離實用化還有相當距離[20]。

2.3 生物類污染

2.3.1 賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲

近年來，在英美等國以飲用水為媒介引起的賈第鞭毛蟲(Giardia）和隱孢子蟲(Cryptosporidium）疾病不斷暴發(fā)流行，對飲用水安全構成了嚴重威脅，已經(jīng)引起世界各國有關部門和專家的關注[21]。賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲可通過飲用水傳染而致病,常規(guī)消毒劑效果較差。賈第鞭毛蟲以孢囊(Cyst）的形態(tài)存在于水中，大小約8～12μm；而隱孢子蟲以卵囊(Oocyst）的形式存在于水中，大小為4～6μm。它們都是單細胞的寄生蟲。賈第鞭毛蟲致病劑量為10～100個活孢囊，而隱孢子蟲致病劑量僅為1～10個活卵囊。

由于隱孢子蟲比賈第鞭毛蟲更微小、對消毒劑抵抗力更強、致病劑量更低，在相同條件下，如果隱孢子蟲被去除，同時賈第鞭毛蟲也會被完全去除。因此，許多研究都將隱孢子蟲作為控制目標。通常賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲的去除率以對數(shù)形式來表示，即去除率為90％，相應其對數(shù)去除率為1log。

常規(guī)工藝各單元去除效率如下：通常沉淀對隱孢子蟲卵囊對數(shù)去除率為0.5～0.8log。Dolejs等[22]發(fā)現(xiàn)預臭氧化對隱孢子蟲的去除有明顯效果，盡管不能殺死隱孢子蟲，但臭氧能改變隱孢子蟲卵囊的表面性質，使其易于被混凝中形成的絮體包裹而得以去除。設計和運行良好的混凝沉淀工藝，對數(shù)去除率可達到1.5log。French認為[23]氣浮去除隱孢子蟲更為有效，在同樣水質條件下，氣浮對隱孢子蟲的去除比沉淀多一個數(shù)量級。在各種條件下氣浮對數(shù)去除率>2log。工況良好的濾池應是一個有效的屏障。Hashimoto等[24]指出日本常規(guī)給水處理廠快濾池，賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲的對數(shù)去除率為2.53log和2.47log。Nieminski[25]發(fā)現(xiàn)，當混凝劑未達到最佳投量，賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲孢囊可穿透雙層濾料，穿透點出現(xiàn)在混凝劑投加中斷、濾速突然提高、過濾周期結束或濾后濁度增加時。如果處于最佳運行條件(濾后水濁度為0.1～0.2NTU時），賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲的對數(shù)去除率可達3.3log和2.9log。采用直接過濾和粒狀活性炭過濾與砂濾池、雙層濾料濾池的效果大致相同。紫外線(UV）消毒劑量為7.5mJ/cm2和11mJ/cm2時，隱孢子蟲滅活率分別達到1log和2log[26]。超濾和微濾已證明對隱孢子卵囊有較高的去除率(>6log），其去除的機理是卵囊被膜截留。采用膜過濾技術是去除賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲的有效方法。只要膜設備運行正常，即使進水水質發(fā)生變化，一般出水中致病原生動物的數(shù)量也都在檢出限以下[27]。國外已經(jīng)有許多水廠采用膜過濾工藝，保證了用水安全。

常規(guī)水處理技術去除賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲效率不高，膜法能有效去除且效率達6log以上。O3與ClO2聯(lián)用、紫外線輻射能有效滅活且效率達4log。但膜技術和臭氧活性炭工藝，投資大、技術難度高，對我國現(xiàn)有水廠改造只能逐步推進。常規(guī)凈水工藝在較長一段時間內(nèi)仍將是主導工藝。強化常規(guī)工藝，重點是強化混凝和過濾，可避免管理上的疏漏。將濾后水濁度控制在0.3NTU以下時，對賈第鞭毛蟲和隱孢子蟲的對數(shù)去除率可達到子3～4log。

2.3.2 劍水蚤

劍水蚤是小型甲殼動物，體長0.3～2.0mm之間，身體窄長、體節(jié)透明，在全球分布極為廣泛。劍水蚤具有堅硬而且較厚的外表面，對水體中不良的外界環(huán)境具有較強的抵抗能力，難以被傳統(tǒng)的氯消毒工藝氧化滅活。劍水蚤在水體中可以以急劇的跳躍作間斷的游動，這是其能夠穿透濾池的一個重要原因[28]。國內(nèi)外已發(fā)生過多起管網(wǎng)水中出現(xiàn)劍水蚤的事故，不僅給用戶帶來了不良的感官影響，而且劍水蚤是許多致病生物的中間宿主，成為傳播疾病的重要媒介，威脅飲用水安全[29]。

國內(nèi)外研究認為劍水蚤最適宜的去除方法是：①使浮游動物失去活性；②通過濾料的調整降低濾料間的空隙以及產(chǎn)生表面過濾的效果；③降低濾料的粒徑(<0.5mm）。更具可行性的方法是在生物不能生存的水層上取水。德國Wahnbachtalsperrenverband凈水廠、美國紐約Ivry水廠都對工藝進行了改進，取得良好的效果[30－31]。而阿根廷羅薩里奧市Potabillisation水廠，美國Lowlandriver河水的處理中，發(fā)現(xiàn)氯氨對劍水蚤的去除更為有效，可降低80％的三鹵甲烷的生成而且不影響水體的消毒[32－33]。

近年來生物操控技術研究趨熱：濾食性的鰱、鳙魚對浮游生物的生長更具有生物操縱能力，適宜生物量(30g/m3）下鰱、鳙的放養(yǎng)，鰱、鳙的混養(yǎng)(20g/m3）可以有效地抑制劍水蚤的孳生，通過對內(nèi)源性營養(yǎng)物質的利用，對水體水質的恢復也可以起到積極地促進作用[34]。

2.3.3 搖蚊幼蟲

搖蚊幼蟲是水體污染的主要指示生物，國外多將其作為污染物質急性和慢性毒性測試生物。天然水體污染程度加重，直接導致?lián)u蚊幼蟲在水體中占優(yōu)勢地位，搖蚊幼蟲在水庫、湖泊類水源水中大量孳生，大量的搖蚊幼蟲隨水流進入水處理系統(tǒng)，出現(xiàn)在城市凈水工藝中。有時甚至出現(xiàn)在用戶的水龍頭中。不僅引起人體感官不適，造成社會恐慌，而且病毒和細菌容易寄居其體內(nèi)，導致疾病傳播，危害人體健康。

20世紀80年代后期，美國Tacoma的4個蓄水池中出現(xiàn)大量搖蚊幼蟲。經(jīng)過治理，污染得以控制。采取控制污染的措施是：封閉、沖洗受污染的開放式蓄水池，避免搖蚊產(chǎn)卵繁殖；在蓄水池的進出口安裝精密過濾器，防止搖蚊幼蟲和卵進入供水系統(tǒng)。此前英國Essex發(fā)生搖蚊污染城市供水系統(tǒng)的事件，采取的措施為：清洗消毒水處理構筑物，采用除蟲菊酯殺滅凈水工藝中出現(xiàn)的搖蚊幼蟲[35]，除蟲菊酯當時被認為是無毒無害的殺蟲劑，但之后研究發(fā)現(xiàn)除蟲菊酯對人的神經(jīng)系統(tǒng)有一定的損傷。

1987年美國印第安那州的Lowell發(fā)生了城市供水系統(tǒng)搖蚊污染。在Lowell也采取Essex一樣清洗消毒等處理措施，但是沒有取得明顯的效果。一些研究人員發(fā)現(xiàn)蘇云金桿菌對搖蚊幼蟲有顯著的殺滅效果，但是美國法律上不允許在飲用水中投加殺蟲劑，所以研究人員選擇Cat_flocLs(食品級聚合物）作為絮凝劑，去除搖蚊幼蟲所需的食物——硫化細菌和鐵細菌。此后在Lowell的供水系統(tǒng)監(jiān)測中，再未發(fā)現(xiàn)搖蚊的存在，因此Cat_flocLs并沒有得到大規(guī)模應用[36]。

在20世紀90年代早期，在以色列TelAviv的飲用水系統(tǒng)中發(fā)現(xiàn)搖蚊幼蟲大量孳生。一般方法例如排干并清潔蓄水池、噴水、電死搖蚊成蟲等方法，效果較差。后采用shock氯胺處理工藝進行控制和殺滅，在以色列夏季高峰期，該方法可有效控制搖蚊在飲用水系統(tǒng)中暴發(fā)[37]。

近些年來，我國水環(huán)境污染日益加劇，水體富營養(yǎng)化嚴重，搖蚊大量孳生。我國廣東、北京、天津、上海、江蘇、浙江、四川、湖北、湖南和福建等地相繼有凈水工藝系統(tǒng)中發(fā)生搖蚊幼蟲污染的報道[38]。廣州、深圳、漢口水務集團的調查顯示，在每年的春夏季節(jié)均有不同程度的搖蚊幼蟲污染現(xiàn)象發(fā)生。主要選用常用的消毒劑，如二氧化氯、液氯、過氧化氫、臭氧、次氯酸鈉、高錳酸鉀、石灰水等殺滅搖蚊幼蟲，再利用后續(xù)常規(guī)工藝去除，取得了較好的效果[39]。

2.3.4 藻

因藻類大量繁殖引起的水源污染，造成許多自來水廠被迫減產(chǎn)或停產(chǎn)。藻類及其副產(chǎn)物給傳統(tǒng)凈水工藝帶來的諸多不利影響，主要表現(xiàn)在：使飲用水產(chǎn)生令人厭惡的臭和味；藻類及其可溶性代謝產(chǎn)物是氯化消毒副產(chǎn)物的前體物；影響沉淀效果；濾池運行周期縮短，反沖水量增加；造成管網(wǎng)水質惡化，加速配水系統(tǒng)的腐蝕和結垢。

現(xiàn)有藻類處理方法中，以預氧化_氣浮_強化過濾工藝為主。由于采用氯氣預氧化存在飲用水安全問題，預氧化劑多采用二氧化氯、臭氧和PPC藥劑，對不同的水質，采用何種氧化劑需經(jīng)過技術經(jīng)濟比較后確定。我國實際生產(chǎn)采用PPC藥劑的水廠較多，加壓溶氣氣浮工藝在全國各地水廠應用廣泛，有較好的除藻效果。過濾工藝可根據(jù)各地的具體情況采用改進濾料、直接過濾等強化措施，延長過濾周期。

歐美等一些發(fā)達國家預氧化除藻劑常采用臭氧，效果好，但設備投資大，運行費用高。預臭氧化作用是殺藻，使死亡的藻類易于被后續(xù)工藝去除。例如南非Wiggins水廠處理含藻量38.9萬/L的源水，投加5mg/LO3預氧化時的除藻率為58％，與后續(xù)常規(guī)工藝聯(lián)用可將除藻效率提高到90％[40_41]。但有研究認為預臭氧可使藻類懸濁液DOC濃度增加3倍，THMFP增加10％～30％[42]。美國Wachusett水庫的試驗表明，鋁鹽投加量為10mg/L時，氣浮池的除藻效率達90％以上。而德國Wahnback廠采用獨特的三層濾料設計，直接過濾除藻效率達99.9％。巴黎的Joinville水廠處理含有2000萬/L綠藻的原水，采用氣浮_預濾_慢濾_臭氧_GAC過濾_消毒工藝，獲得極佳的除藻效果(95％～99％）。而且運行方式靈活：采用預臭氧＋氣浮可獲90％去除率，其后如經(jīng)過接觸過濾及慢濾池處理，可獲得藻類100％去除率[43]。法國奧頓水廠、里昂市Pape備用水廠運行資料表明：臭氧和氣浮聯(lián)用可去除80％的鞭毛裸藻類或40％的絲狀硅藻，使水中葉綠素濃度降低40％～80％。

目前國內(nèi)外研究的熱點是生物調控方法，其原理是利用生態(tài)系統(tǒng)食物鏈攝取和生物的相生相克關系。通過采用特異性微生物"噬藻體"、原生生物捕食、某些魚類(如鰱魚、羅非魚）吞食水華藻類、營建人工生態(tài)系統(tǒng)等方法，強化水體自凈能力。該工藝成本低，是一個很有前途的方法[44－45]。

3 水源污染與全流程安全保障技術

隨著經(jīng)濟與社會的發(fā)展，水污染事件已經(jīng)進入到了一個高發(fā)期，主要污染物質由過去傳統(tǒng)COD轉變到現(xiàn)在多種污染物質，這些國內(nèi)外的污染事例給與我們許多警示和思索。面對飲用水源中眾多的污染物質，常規(guī)工藝無法有效去除污染物，滿足飲用水水質標準。隨著水污染的加重和水質標準的提高，普遍將常規(guī)處理工藝分別擴展至上游技術和下游技術，即更注重全流程的多級安全保障技術，具體內(nèi)容包括水源保護與水體修復；原水輸送保質；水廠內(nèi)安全凈化；管網(wǎng)水的安全輸配等。具體參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。

4 展望

供水企業(yè)普遍面臨原水水質惡化和出廠水水質標準提高的雙重壓力，面對這一對基本矛盾，針對不同水源中的污染物質，采用全流程的多級安全保障技術，保障飲用水的安全性。今后我國飲用水處理工藝研究重點有以下幾個方面：①環(huán)境中新合成污染物日益增多，并有不斷加重的趨勢。水處理工藝針對新的污染物質，加強新工藝、新材料研究，增強去除效果。常規(guī)工藝強化是我國現(xiàn)在可行的主要技術手段，根據(jù)地區(qū)的經(jīng)濟條件不同，可因地制宜采取預處理和深度處理工藝。②現(xiàn)有的大量研究成果，由于種種原因不能推廣應用。今后應該加強科技成果的轉化力度，對于多元復雜污染和突發(fā)事件，現(xiàn)有水廠需要進行大量改造工作，迫切需要科技成果的技術支撐。③我國松花江和北江水質污染凸現(xiàn)，現(xiàn)有水廠技術儲備和技術設施嚴重不足，對此，應在水廠設計階段增強技術儲備，考慮工藝的靈活性和組合性，提高水源預警和應急處理能力。及時有效去除水中污染物質。④目前我國實施飲用水標準總體指標上接近國際先進水平，檢測指標有100多項，但水廠日常檢測不便。如何有效建立綜合性指標進行生產(chǎn)性控制，是水廠管理的現(xiàn)實問題。我國“十五”期間做過一些相關工作，但不夠深入，今后應加大相關研究的力度。⑤今年中央號召建設社會主義新農(nóng)村，農(nóng)村人口是我國人口主要部分，有機污染、含氟、含砷、苦咸水等水質問題較多，針對這些水質問題，應重點建立小型分散給水裝置，開發(fā)簡易高效水處理工藝及設施，保障農(nóng)村人民的飲用水安全。

參考文獻：

[1] 劉宏遠，張　燕 . 飲用水強化處理技術及工程實例 [M]. 北京：化學工業(yè)出版社， 2005 ： 16 ～ 18.

[2] 許保玖 . 當代給水與廢水處理 [M]. 北京：高等教育出版社， 2001 ： 24 － 26.

[3] Jia Ru, Huijuan Liu, Jiuhui Qu. A novel composite adsorbent: its preparation and application to the removal of POPs from drinking water: 1st IWA_ASPIRE (Asia Pacific Regional Group ） Conference ＆ Exhibition[C].Singapore,2005.

[4] Bella LS, Devlinb JF, Gillhamc RW.A sequential zero valent iron and aerobic biodegradation treatment system for nitrobenzene[J]. Journal of Contaminant Hydrology ， 2003 ， 66 ： 201 － 217.

[5] Jun Ma, Minghao Sui, Tao Zhang, et al. Effect of pH on MnOx/GAC catalyzed ozonation for degradation of nitrobenzene[J]. Water Research ， 2005 ， 39 ： 779 － 786.

[6] Lawton LA, Edwards C, Beattie KA, et al. Isolation and characterization of microcystins from laboratory cultures and environmental samples of microcystins aeruginosa and from an associated animal toxicosis[J]. Nat_Toxins,1995,3(1 ） :50 ～ 57.

[7] Carmichael WW, Azevedo SO, An JS. Human fatalities from cyanobacteria: chemical and biological evidence for cyanotoxins [J]. Environ Health Perspect, 2001, 10(9 ） :663 － 668.

[8] Himberg K, Keijola A M. The effect of water treatment process on the removal of hepatotoxins from Mycrocystins and Oscillatoria cyanobacteria: a laboratory study[J].Wat Res, 1998,23(8 ） :979 － 984.

[9] Cozzolino L,Pianese D, Pirozzi F.Control of DBPs in water distribution systems through optimal chlorine dosage and disinfection station allocation[J], Desalination,2005,176:113 － 125.

[10] Zhao Xuan, HlWolfgang H, Yun Gui chun. Elimination of Cadmium trace contaminations from drinking water [J].Water Research,2002, 36(5 ） :851 － 858.

[11]Skubala L R, Meshkova NK, Rajhb T, et al. Cadmium removal from water using thiolactic acid_modified titanium dioxide nanoparticles[J], Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry,2002,148:393 － 397.

[12] 馬　軍，余　敏，劉　偉 . 高錳酸鉀預處理去除飲用水中微量鉛效能研究 [J]. 哈爾濱建筑大學學報 ,2000,33(3 ） :35 － 38.

[13] 聶梅生 . 水資源及給水處理 [M]. 北京：中國建筑工業(yè)出版社， 2001 ： 805 － 835.

[14] Cole C, Charles AS, William E. Hydrogen Peroxide, A New Addition to Conventional Methods of Treating Hydrogen Sulfide in Potable Water [C]. ASAE Publ 1 － 79, Proc of the Domest Water Qual Symp (for Individ Water Syst ） , 3rd, Qual Water for Home and Farm, St Louis, MO, USA, 1979:147 － 157.

[15] Audrey DL, Blake JR, Johna J.Hydrogen sulfide and turbidity control using catalysed oxidation coupled with filtration for groundwater treatment[J] ， Journal of Water Supply: Research and Technology _ AQUA, 2004, 53(5 ） : 325 － 337. and Technology _ AQUA, 2004, 53(5 ） : 325 － 337.

[16] Ortenberg E,Groisman L, Rav_Acha C. Taste and odour removal from an urban groundwater establishment _ a case study[J], Water Science and Technology, 2000,42(1 ） :123 － 128.

[17] 劉銳平 . 高錳酸鉀及其復合劑氧化吸附集成化除污染效能與機制 [D]. 哈爾濱：哈爾濱工業(yè)大學， 2005:9 － 40.

[18] Chakravarty S, Dureja X, Bhattacharyya G, et al. Removal of arsenic from groundwater using low cost ferruginous manganese ore[J]. Wat. Res. 2002, 36(3 ） : 625 － 632.

[19] 范　彬，曲久輝，劉鎖祥，等 . 飲用水中硝酸鹽的脫除 [J]. 環(huán)境污染治理技術與設備， 2000 ,1(3 ） :44 － 47.

[20] 梅　翔 , 高廷耀 . 水源水生物處理工藝中亞硝酸鹽氮的去除 [J]. 環(huán)境科學與技術 .2000, 91(1) ： 3 － 7.

[21] Craun GF, Hubbs SA, Frost F, et al. Waterborne outbreaks of Cryptosporidiosis[J]. JAWWA,1998,90(9 ）： 81 － 91.

[22] Dolejs P, Ditrich O, Machula T, et al. Occurrence and seperation of Cryptosporidium oocyst in drinking watertreatment [J]. Wat Sci Tech, 2000, 41(7 ） :159 － 163.

[23] French K, Guest RK. Finch GR, et al. Correlating Cryptosporidium removal using dissolved air flotation in water treatment[J]. Wat Res 2000,34(16 ） :4116 － 4119.

[24] Hashimoto A, Kunikane S, Hirata T. Prevalence of Crytosporidium oocysts and Giardia cysts in the drinking water supply in Japan[J].Wat Res, 2002,36(3 ） :519 － 526.

[25] Nieminski EC, Callahan M. Removing Giardia and Cryptosporidium by conventional treatment and direct filtration[J].JAWWA,1995,87(9 ） :96 － 106.

[26] Mofidi AA, Rochelle PA, Leon RD, et al. Disinfection of Cryptosporidium Parvum with polychromatic UV light[J]. JAWWA, 2001,93(6 ） :95 － 109.

[27] Hirata T, Hashimoto A. Experimental assessment of the efficiency of microfiltration and ultrafiltration for Cryptosporidium removal [J]. Wat Sci Tech, 1998, 38(12 ） :103 － 107.

[28] 崔福義，林　濤，劉冬梅，等 . 氧化劑對劍水蚤類浮游動物的滅活效能及影響 [J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報， 2004 ， 36(2 ） :143 － 146.

[29] Lusse B ， Clasen J. Studies on the planktonic rotifer notholca caudata with regard to drinking water purification[J]. Aqua AQUAAA ， 1991 ， 40(6 ） :380 － 384.

[30] Motile A. Improvement of Slow Sand Filtration: Application to the Ivry Rehabilitation Project[R]. New York: John Wiley and Sons ， 1988: 47 － 89.

[31] Bernharedt H ， Lusse B. Elimination of zooplankton by flocculation and filtration[J]. Aqua AQUAAA ， 1989 ， 38(1 ） :23 － 31.

[32] VASQUEZ HP. Removal of microorganisms by clarification and filtration processes: national report Argentina [J]. Water Supply ， 2000 ， 16(1_2 ） :213 － 215.

[33] Mitcham RP. Free chlorine versus ammonia_chlorine: disinfection, trihalomethane formation ， and zooplankton removal[J]. Journal of the American Water Works Association,1983 ， 75(4 ） :196 － 198.

[34] 崔福義，林　濤，馬　放，等 . 水源水中水蚤類浮游動物的孽生與生態(tài)控制研究 [J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報， 2002 ， 34(3 ） :399 － 403

[35] Bay E C. Chironomid (Diptera:Chironomidae ） larval occurrence and transport in a municipal water system[J]. Jounal of the American Mosquito Control Association,1993,9(4 ） :275 － 284.

[36] Michael KA.New strategies for the control of the parthenogenetic Chironomed[J]. Jounal of the American Mosquito Control Association,1997,13(2 ） :189 － 192.

[37] Broza M, Halpern M, Teltsch B,et al.Shock chloramination: potential treatment for Chironomidae (Diptera ） larvae nuisance abatement in water supply systems[J].Journal of Economic Entomology,1998,91(4 ） : 834 － 840.

[38] 張瑞雷，王新華，周　令 , 等 . 城市供水系統(tǒng)搖蚊污染發(fā)生與防治研究 [J]. 昆蟲知識， 2004 ， 41(3 ） : 223 － 226.

[39] 周　令，張金松，雷　萍 , 等 . 凈水工藝中紅蟲污染治理的研究動態(tài) [J]. 給水排水 ,2003 ， 29(1 ）： 25 － 28.

[40] Rencken GE. Ozonation at wiggins water purification works, Durban , South Africa [J]. Ozone Science ＆ Engineering, 1994,16;247 － 261.

[41] Rositano J, Newcombe G, Nicholson B. Ozonation of NOM and Algal Toxins in Four Treated Waters[J]. Water Research, 2001, 35(1 ） : 23 － 32.

[42] Jeanine DP. James. KE. Effect of ozone on disinfection by_product formation of algae[J].Water Science and Technology,1998,37(2 ） : 49 － 55.

[43] Antoine M, B é n é dicte W.Preozonation coupled with flotation filtration: successful removal of algae[J]. Water Science and Technology,2000 ， 37(2 ） :65 － 73.

[44] Hakan T, Amold GE, David EB. Filtration of green algae and cyanobacteria by Nile tilapia, Oreochromis niloticus, in the Partitioned Aquaculture System[J].Aquaculture,2003,215:93 － 101.

[45] Hejzlar J, Dolejs P. Effect of bio_manipulation on the structuring of the panktonic food web and water treat ability by coagulation [J], Water Science and Technology,1998,37(2 ） :129 － 135.