微污染水源水的控制技術
微污染水源水是指受到有機物污染，部分水質指標超過《地表水環境質量標準》(GB3838-2002) Ⅲ類水體標準的水體[1]。其成分主要包括有機物(天然有機物(NOM) 和人工合成有機物(SOC) ) 、氨(水體中常以有機氮、氨、亞硝酸鹽和硝酸鹽形式存在) 、嗅味、三致物質、鐵錳等。一般來說，受污染江河水體中主要包括石油烴、揮發酚、氯氮、農藥、COD、重金屬、砷、氰化物等，這些污染物種類較多，性質較復雜，但濃度比較低微，尤其是那些難于降解、易于生物積累和具有三致作用的優先控制有毒有機污染物，對人體健康毒害很大。近年來隨著工業的發展、城市化進程的加速及農用化學品種類和數量的增加，許多水源已受到不同程度的污染; 并隨著經濟的發展，水質分析手段的進步，以及人類對飲用水水質的更高要求，微污染受到的關注也越來越高。然而，現有常規的處理微污染水工藝(混凝→沉淀→過濾→消毒) 不能有效去除微污染水源水中的有機物、氨氮等污染物，同時液氯很容易與原水中的腐殖質結合產生消毒副產物(DBPs) ，直接威脅飲用者的身體健康[2-3]，無法滿足人們對飲用水安全性的需要; 同時隨著生活飲用水水質標準的日益嚴格，微污染水源水處理不斷出現新的問題。因此，選擇適合我國國情的微污染水源水處理技術方案已經引起了人們的高度重視。
1 我國微污染水源水質現狀
據2009 年國家環境保護總局發布的年度《中國環境狀況公報》報道，2009 年七大水系總體為輕度污染，203 條河流408 個地表水國控監測斷面中，I ～ III 類、IV ～ V 類和劣V 類水質的斷面比例分別為57．3%、24．3% 和18．4[4]。另外，目前中國90%以上的城市水域受到污染， 50% 的重點城鎮水源水質不符合飲用水水源的標準，都檢測出多種污染物，有些是EPA 規定的優先檢出物，對人體有致癌、致突變、致畸性等危害，微污染現狀并呈發展之勢。
2 我國飲用水水質標準的改進
原來的飲用水水質標準主要是從感官性狀、化學毒性學、細菌學、放射性指標來制定的，其中毒性學指標主要針對某些金屬離子、無機鹽與少量的有機物。但是，由于越來越多的有機化合物被確定有毒害，世界各國都在不斷修改飲用水水質標準，增加這些有機化合物在飲用水中含量的限制。我國也在改善飲用水水質標準方面做出了較大努力，2006 年衛生部和國家標準化管理委員會聯合發布《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006) 的水質指標由GB 5749-85 的35 項增加至106 項，其中生物學指標由2 項增加至6 項，飲用水消毒劑由1 項增加至4 項，毒理學指標由15 項增至74 項，感官性狀和一般理化指標由15 項增至20 項。并對生活飲用水水源水的要求套用了相關標準，如: 以地表水為水源時應符合《地表水環境質量標準》(GB 3838) 要求; 以地下水為水源時應符合《地下水質量標準》(GB/T 14848) 的要求。隨著我國的飲水標準對微生物指標重要性的認識會越來越深刻，對消毒劑及其副產物對人體健康的影響越來越重視，對指標的規定也將會越來越全面和嚴格。
3 微污染水源水處理技術進展
針對微污染水源水的處理問題，在飲用水常規處理工藝的基礎上，國內外進行了大量的研究和實踐。歸納起來主要是強化處理技術、預處理技術以及深度處理技術。
3．1 強化傳統水處理工藝
強化處理是針對當前不斷提高的水質標準，在現有的工藝基礎上經過改進、優化和新增以去除濁度、病毒微生物、有機污染物以及有機污染物引起的色度、嗅味、藻類、藻毒素、鹵仿前質、致突變物質等為主要目標的，使之達到不斷提高的水質標準的水處理工藝均為水的強化處理工藝(Enhanced Treatment Process) ，其中最重要的工藝環節是強化混凝和過濾工藝。
3．1．1 強化混凝技術
強化混凝技術是指通過改善混凝劑性能、優化混凝工藝條件，提高混凝沉淀工藝對有機污染物的去除效果[5]。美國環保局(USEPA) 推薦強化混凝為控制水中天然有機物的最好方法[6]。Joseph 等[7]比較了三種主要的天然有機物去除工藝的特征(見表1) ，認為強化混凝是去除水中天然有機物較經濟、實用的一種工藝。
.jpg) |
強化混凝主要方式有: (1) 提高混凝劑投加量使水中膠體脫穩、凝聚沉降; (2) 增加投設絮凝劑或助凝劑，增強吸附和架橋作用，加速有機物絮凝下沉; (3) 投加新型高效的混凝/絮凝藥劑;(4) 改善混凝/絮凝條件，如調整工藝pH、優化水力學條件等。其中，增投助凝劑和采用新型高效處理藥劑是強化混凝技術的主要措施和發展方向之一。盧靜芳[8]等研究強化混凝去除微污染湖泊水濁度及TOC 時，在不改變pH 值，強化混凝工藝依然能極大地改善出水水質，濾后水質濁度為0．1 NTU，TOC 為6．23mg /L。陳偉玲等[9]以聚硫酸鐵(PFS) 為混凝劑，采用強化混凝對水中微量Cd(III) 的去除進行了研究，在合適條件下剩余濃度降至0．005 mg /L 以下。
3．1．2 強化沉淀技術
沉淀分離是常規給水處理工藝的重要組成部分，沉淀分離的效果對后續處理工藝和最終出水水質有較大影響。微污染水源水由于有機污染的增加，水中除了含有懸浮物和膠體物質外，還含有大量的可溶性有機物、各種金屬離子、鹽類、氨氮等有機和無機成分，對常規沉淀去除效果帶來了一定的影響，加強沉淀作用能提高對有機物的去除效率。主要可以通過以下幾種方式加強沉淀處理: (1) 投加高效新型高分子絮凝劑，提高絮凝體的沉降特性; (2) 優化改善沉淀池的水力學條件，提高沉淀效率;(3) 提高絮凝顆粒的有效濃度，提高對原水中有機物進行的連續性網捕、掃裹、吸附、共沉等作用，從而提高其沉淀分離效果[10]。邵堅等[11]采用高密度沉淀池—超濾組合工藝對黃河微污染水源進行處理，對藻類的去除率達到100%，并能夠完全去除病毒、細菌等。
3．1．3 強化過濾技術
在傳統過濾工藝中一般可以通過預加氯來抑制濾料中的微生物生長，提高濾池的過濾周期，此時在濾料中不存在或有較少生物降解作用。強化過濾技術則是在不預加氯的條件下，在濾料表面培養繁育微生物，利用微生物的生長繁殖活動去除水中的有機物[12]。采用新型、改性濾料等可以提高過濾工藝對濁度、有機物等的去除效果，近年來受到了較多的研究和關注，在強化過濾技術中取得了一定的進展。馬軍等[13]采用某種化學方法在石英砂表面涂覆一層金屬氧化物，對石英砂進行改性，能明顯提高混凝沉淀后含藻水的過濾效果，使對藻類的去除率大于65%。黃曉東等采用活性炭一石英砂生物活性濾池(BARF) 進行的強化過濾試驗，結果表明對氨氮、亞硝酸鹽氮和CODMn的去除率分別為82%、84% 和24%，濁度的去除率比普通濾池提高了高達40%左右。因此，通過強化過濾給水處理技術在一定條件下均能有效去除飲用水水源中的雜質，但仍需對下列方面進行研究以為大規模工業應用提供設計參數: (1) 深入對飲用水水源中多種污染物有機物、鐵、氨氮、藻、錳類等微污染物質共存時，生物濾池在貧營養條件下異養菌和自養菌的轉化條件及轉化機理的研究; (2) 濾池反沖洗時對濾料上生物膜的影響以及反沖洗強度的確定。(3) 絮體表面性質及和粒度分布對過濾工藝性能的影響。
3．2 預處理技術
在傳統工藝之前設置預處理工藝，對水中的污染物進行初步去除，可使傳統工藝更好地發揮作用，減輕傳統工藝與深度處理工藝的負擔，發揮水處理工藝的整體作用，最大限度地提高對污染物的去除能力。
3．2．1 化學氧化法
化學氧化預處理技術就是依靠投加的化學氧化劑，分解破壞水中有機污染物，再利用混凝劑脫除膠體懸浮物，使水質達到處理要求。目前采用的氧化劑有氯氣、高錳酸鉀、高鐵酸鉀、臭氧等。過去通常采用預氯化處理的方法來破壞水源水中膠體，氧化有機物，但大量加氯會產生三氯甲烷等致癌物質會對人體產生的潛在危險[14]。因此，采用其他氧化劑對微污染原水進行預氧化的研究引起了廣泛關注。投加高錳酸鉀能氧化分解原水中低分子有機物，再投加硫酸鋁等混凝劑，能使出水水質比投加常規混凝劑的出水水質好。陳超等[15]采用臭氧預氧化一生物活性濾池處理黃河微污染原水，研究發現采用臭氧預氧化可以提高原水的可生化性，提高溶解氧濃度，有利于后續生物活性濾池的運行; 并且臭氧對色度去除效果明顯，其助凝作用可以強化對濁度的去除效果[16]。
3．2．2 生物氧化法
生物預處理是指在常規凈水工藝之前，增設生物處理工藝，借助于微生物群體的新陳代謝活動，去除水中可生化有機物特別是低分子可溶性有機物、氨氮、亞硝酸鹽、鐵、錳等污染物，并有效改善混凝沉淀性能、減少混凝劑用量，同時還能去除常規處理工藝不能去除的污染物，利于后續處理工藝的運行。其設備包括生物接觸氧化池、塔式生物濾池、生物流化床、生物轉盤等。夏四清等[17]研究受污染飲用水源的生物預處理技術，生物預處理對氨氮去除率達80%以上，CODMn去除20% ～ 30%，濁度去除50%左右。雖然生物預處理的優點主要是處理能力較大，對沖擊負荷適應性強，生成污泥量少，易于維護管理; 但存生物膜更新速度慢，水力沖刷緩慢易引起堵塞、填料價格較高等問題。
3．2．3 預吸附處理技術
吸附預處理主要是利用吸附劑的吸附特性去除微污染水源水中的有機污染物，常用的吸附劑有活性炭、粘土、硅藻土、沸石等。其中活性炭對BOD5、CODCr、色度以及絕大多數有機物有良好的吸附能力，并且可對水中的致癌物與致突變物具有良好的去除效果。Anderson 等[18]的研究結果表明，活性炭對氯化產生的三鹵甲烷的去除率為20% ～ 30%。另外，活性炭對分子量在500 ～ 3000 的有機物有十分明顯的去除效果，去除率一般為70%～ 86．7%[19]。
3．3 微污染水源深度處理技術
深度處理是指在常規處理工藝以后，采用適當的處理方法，將常規處理工藝不能有效去除的污染物或消毒副產物的前驅物加以去除，以提高和保證飲用水質，是目前微污染水源水處理領域研究和關注的熱點之一，也是提升處理水水質和應對地表水源污染嚴重的最有效的對策之一。目前，應用較廣泛的有臭氧活性炭聯用深度處理技術、生物活性炭技術、膜過濾深度處理技術、光催化氧化技術等[20]。
3．3．1 臭氧活性炭聯用深度處理技術
臭氧－活性炭聯用工藝先進行臭氧氧化再進行活性炭吸附，能夠同時發揮臭氧、活性炭的優勢，揚長避短。臭氧的加入能夠將大分子有機物氧化分解為小分子有機物，提升活性炭的去除效果; 炭床中大量好氧微生物對有機物進行降解，能提高處理效率，延長炭的使用壽命。臭氧活性炭聯用研究結果表明，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，變成了可被吸附的小分子物質，提高了活性炭的吸附效果。付樂等[21]采用臭氧與活性炭深度處理微污染原水，結果表明預臭氧能明顯提高濁度、有機物和T HMFP 的去除效果，在最佳條件下CODMn去除率提高17．52%，氯消毒后CHCl3濃度降低86．4%。目前該技術已經廣泛應用于實際工程中，在歐洲和美國，其地表水水廠大多使用臭氧活性炭工藝: 瑞士有40% 的水廠使用臭氧處理地表水，其中80% 與活性濾池聯用; 德國有70 多家水廠應用臭氧活性炭工藝[22]。
3．3．2 生物活性炭技術
生物活性炭是利用生長在活性炭上的微生物的生物氧化作用，從而達到去除污染物的目的。與單獨的活性炭吸附相比，它可以完成生物硝化作用，將氧氮轉化為硝酸鹽，從而減少后氯化的投氯量，降低三鹵甲烷的生成量; 延長活性炭的再生周期，減少運行費用; 可以提高水中溶解性有機物的去除率，保證出水水質。李偉光等[23]采用人工固定化生物活性炭處理含油廢水，其對油的去除效率在80% ～ 95% 之間，COD 平均去除率達到53%。但生物活性炭具有價格昂貴，細小活性炭顆粒長有細菌，由于長期固定培養，對各種不利環境有較強的適應性，對消毒有更大的抗性，氯化消毒往往難以殺死這些微生物，從而使出水水質不能完全達標。
3．3．3 膜過濾深度處理技術
膜過濾是微污染水源水深度處理領域中另一個重要、高效的深度處理手段，以微濾、超濾、納濾、反滲透為主的膜過濾技術可以較為有效地去除水中嗅味、色度、消毒副產物前體物及細菌等，改技術處理過程不產生副產物，處理單元小，易于自動控制，pH 適用范圍廣，無二次污染、出水水質穩定、安全可靠等特點，因此，在微污染水處理中具有廣闊的應用前景。膜過濾法近年來被美國環保局(EPA) 推薦為水處理的最佳工藝之一。有研究表明[24]，NF 可以有效去除硬度、天然有機物(NOM) 和微污染物質(如殺蟲劑、VOCs 等) 。Sylwia 等[25]研究發現，DH 值為8．7時，UF 對色度的去除率為57%，TOC 的去除率為42%，而PAC/UF 系統對色度去除率達到94%，TOC 去除率達到55%。俞三傳等[26]認為，納濾膜技術具有獨特分離特性，可有效去除微污染原水中的有機物、重金屬離子、病毒、細菌等污染物。但由于膜處理要求對原水進行嚴格的預處理及定期的化學清洗，基建及運行費用高。因此，膜處理技術在我國尚處于應用研究階段，膜處理技術研究的重點方向之一膜污染問題以及去除效果等。
3．3．4 光催化氧化深度處理技術
光催化氧化是以化學穩定性和催化活性很好的TiO2為代表的n 型半導體為敏化劑的一種光敏化氧化，水中優先控制有機污染物(三氯甲烷、四氯化碳、六氯苯、六六六等) 有很強的氧化能力。一般認為在合適的反應條件下，有機物經光催化氧化的最終產物是CO2和H2O 等無機物。該方法具有強氧化性、對作用對象的無選擇性與最終可使有機物完全礦化的優點。王利平等[27]將TiO2負載于聚丙烯(PP) 填料而制成TiO2 /PP 復合填料，將其用于光催化氧化預處理微污染湖泊水，對CODMn、UV254、NH3-N、TP 和葉綠素a 的平均去除率分別為18．77%、16．44%、11．94%、20．27% 和38．74%。
3．4 新型徽污染水源水處理工藝
隨著水處理技術研究的逐步深入，出現了一些新型的微污染水源水處理工藝和技術，這些新型工藝技術有別于常規處理工藝以及在常規處理工藝基礎上發展起來與預處理、深度處理聯合處理工藝，而采用截然不同的主體處理工藝，國內外進行了廣泛的研究。
膜一生物反應器技術(Membrane bioreactor，MBR) 是指以超濾膜組件作為取代二沉池的泥水分離單元設備，并與生物反應器組合構成的一種新型生物處理裝置，由于超濾膜能夠很好地截留來自生物反應器混合液中的微生物絮體、分子量較大的有機物及其他固體懸浮物質，并使之重新返回生化反應器中，這就使反應器內的活性污泥濃度得以大大提高，從而能夠有效地提高有機物的去除率。美國Rittmann 教授領銜的研究團隊開發了以氫氣為基質的新型膜一生物膜．反應器技術(Membrane biofilm reactor，MBFR) ，該技術能夠實現對地表/地下水源中存在的硝酸鹽、亞硝酸鹽、硫酸鹽、高氯酸鹽、砷酸鹽、雙溴氯丙烷(DBCP) 、重金屬Cr(VI) 等污染物的無害化處理，該技術已從實驗室小試、中試走向了實際工程應用[28-30]。潘碌亭等采用氧化偶合絮凝技術對珠江微污染原水進行應用研究[31-33]。該技術能有效地去除微污染水源水中溶解性有機物、氨氮、亞硝酸鹽氮以及懸浮物等，與常規給水混凝技術相比，CODMn、NH3-N 去除率分別高出22%、62%，特別是NO2--N 去除率高達97%，出水剩余濁度可降至0．5 NTU。
新型工藝的出現為微污染水源水處理技術方面提供了可選擇的新技術，在一定程度上促進了微污染水源水處理技術的革新和發展。但是由于新型技術應用的不成熟性或者缺乏經濟性，其推廣和應用需要一定的階段和過程。
4 結語
水源水污染的嚴重性及如何才能保證飲用水的安全性，已引起國內外廣泛關注。各種新型微污染水源水處理技術也不斷涌現，成為當前水處理研究領域的熱點。并且各種對微污染水源水的凈化處理方法都具有一定的適用范圍和優缺點: 常規水處理工藝較成熟，但不能滿足人們對飲水安全性的要求，深度水處理技術能夠有效去除常規處理技術所不能去除的有機物和消毒副產物，但目前在我國此技術還不夠成熟未廣泛運用; 常規處理工藝聯合深度處理能夠有效提高和保障飲用水水質，因此具有廣闊的發展和應用前景。而目前國內大多數水廠采用了在原有工藝基礎上增加深度處理工藝以提升處理水水質的措施進行了升級改造，因此，常規處理工藝聯合深度處理技術仍會是未來幾年給水處理廠進行工藝升級改造、新建凈水廠的重要支撐技術。
參考文獻
[1] 賀瑞敏，朱亮，謝曙光．微污染水源水處理技術現狀及發展[J]．陜西環境，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] 張躍軍，李瀟瀟．微污染原水強化處理技術研究進展[J]精細化工，2011(1) : 1-9．
[5] 陳莉，范躍華．微污染源水的處理技術發展與探討[J]．重慶環境科學， 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] 盧靜芳，孔祥媚，趙瑞斌．強化混凝去除微污染湖泊水濁度及TOC的研究[J]環境科學與技術，2010，33(3) : 76-79．
[9] 陳偉玲，李明玉，任剛，等．強化混凝去除微污染水源水中鎘(Ⅱ) 的研究[J]．給水排水，2008， 34(11) : 139-132．
[10] 顧瑋．強化常規工藝處理微污染水[J]．云南建筑，2005(1) : 55 －56．
[11] 邵堅，薛科，彭君明，等．高密度沉淀池—超濾組合工藝對黃河微污染水源的處理效果[J]．華北水利水電學院學報，2011 (1) : 132 －135．
[12] 陳莉，范躍華．微污染源水的處理技術發展與探討[J]．重慶環境科學， 2002， 24(6) : 67-70．
[13] 馬軍，盛力，王立寧．改性石英砂濾料強化過濾處理含藻水[J]．中國給水排水， 2002， 18(10) : 9-11．
[14] 黃曉東，王占生．氯化反應條件對三氯甲烷生成量的影響[J]．中國給水排水， 2002，18(6) : 14-17．
[15] 陳超，胡文容，張群．生物活性濾池直接過濾工藝處理黃河微污染原水[J]．凈水技術， 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．受污染飲用水源的生物預處理技術[J]．上海環境科學，2000， 19(6) : 285-287．
[18] 劉繼鳳．淺談飲用水微量有機污染物處理技術[J]．環境科學與管理， 2007， 32(4) : 99-102．
[19] 王占生．微污染水源飲用水處理[M]．北京: 中國建筑工業出版社，2001．
[20] 寧海麗，朱琨．微污染水處理技術研究進展[J]．環境科學與管理，2006，31(2) : 98-100．
[21] 付樂，陶濤，曹國棟等．臭氧與活性炭深度處理微污染原水試驗研究[J]．給水排水， 2007(5) : 31-35．
[22] 黃濤．微污染水處理新工藝[J]．貴州化工，2005(5) : 25-29．
[23] 李偉光，李欣，朱文芳．固定化生物活性炭處理含油廢水的試驗研究[J]．哈爾濱商業大學學報: 自然科學版，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] 俞三傳，高從揩，張慧．納濾膜技術和微污染水處理[J]．水處理技術，2005，31(9) : 6-9．
[27] 王利平，薛春陽，郭迎慶，等．TiO2 /PP 填料光催化氧化預處理微污染湖泊水[J]．中國給水排水，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，肖錦，趙建夫，等．氧化偶合絮凝法處理微污染原水的初步研究[J]．水處理技術，2003，29(5) : 301-303．
[32] 潘碌亭，肖錦，趙建夫，等．氧化偶合絮凝法處理微污染原水的應用研究[J]．給水排水，2002，28(5) : 24-26．
[33] 潘碌亭，肖錦，趙建夫，等．氧化絮凝復合劑去除原水中氨氮的實驗研究[J]．上海環境科學， 2002，21(12) : 732-734．
作者簡介: 羅龍海(1985-) ，男，碩士研究生，主要研究方向: 大氣污染控制與資源化。
使用微信“掃一掃”功能添加“谷騰環保網”
