高乃云,楚文海-藻类预氧化及藻源型有机物生成消毒副产物控制-第九届城镇水务大会ppt课件

合集下载

全球饮用水标准中消毒副产物管控指标对比与启示

第３４卷㊀第６期２０２１年６月环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓＶｏｌ.３４ꎬＮｏ.６Ｊｕｎｅꎬ２０２１收稿日期:２０２０￣０８￣０６㊀㊀㊀修订日期:２０２０￣１０￣１０作者简介:肖融(１９９６￣)ꎬ女ꎬ湖南株洲人ꎬｘｉａｏｒｏｎｇ１９９６＠ｔｏｎｇｊｉ.ｅｄｕ.ｃｎ.∗责任作者ꎬ楚文海(１９８３￣)ꎬ男ꎬ山东嘉祥人ꎬ教授ꎬ博士ꎬ博导ꎬ主要从事饮用水与水环境水质化学风险识别与控制方面的研究ꎬ１ｗｏｒｌｄ１ｗａｔｅｒ＠ｔｏｎｇｊｉ.ｅｄｕ.ｃｎ基金项目:国家自然科学基金项目(Ｎｏ.５１８２２８０８)ꎻ国家重大科技专项独立课题(Ｎｏ.２０１７ＺＸ０７２０１００５)ＳｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａ(Ｎｏ.５１８２２８０８)ꎻＮａｔｉｏｎａｌＭａｊｏｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＰｒｏｊｅｃｔｏｆＣｈｉｎａ(Ｎｏ.２０１７ＺＸ０７２０１００５)全球饮用水标准中消毒副产物管控指标对比与启示肖㊀融ꎬ楚文海∗同济大学环境科学与工程学院ꎬ上海㊀２０００９２摘要:饮用水水质安全是关乎千家万户的重大民生问题ꎬ其中消毒工艺是保障饮用水微生物安全不可或缺的重要措施ꎬ然而由消毒剂与前体物反应生成的ＤＢＰｓ(消毒副产物)被发现具有潜在的健康风险ꎬ如致癌及引起发育副作用等.随着对饮用水中ＤＢＰｓ的重视程度不断提高ꎬ世界上多个国家㊁地区或组织将ＤＢＰｓ指标纳入标准.为对我国饮用水水质标准中ＤＢＰｓ指标的制定和修订提出可参考的建议ꎬ比较了国内外饮用水和再生水饮用回用水质标准中的ＤＢＰｓ指标ꎬ包括ＤＢＰｓ种类㊁对应的浓度限值和监测要求等.结果表明:①我国饮用水水质标准中涵盖的ＤＢＰｓ种类较多ꎬ其中地方标准相较于国标而言对ＤＢＰｓ指标的要求更为严格ꎬ但较少考虑综合性指标(如总有机卤素)和高毒性含氮ＤＢＰｓ(如卤乙腈)ꎻ②国外多部饮用水水质标准或准则中包含一些无浓度限值规定但已知具有较高健康风险的ＤＢＰｓꎬ此举可指导有关部门进一步开展浓度调研和毒性试验ꎬ为未来水质标准的制定提供参考依据.研究显示ꎬ我国饮用水标准中ＤＢＰｓ指标需要考虑综合性指标的选取与管控以及高风险指标的甄别和筛查ꎬ另外还需因地制宜加强地方性标准的建设工作.关键词:消毒副产物ꎻ饮用水ꎻ再生水饮用回用ꎻ水质标准中图分类号:Ｘ５２㊀㊀㊀㊀㊀文章编号:１００１￣６９２９(２０２１)０６￣１３２８￣１０文献标志码:ＡＤＯＩ:１０１３１９８∕ｊｉｓｓｎ１００１￣６９２９２０２０１０２６ＤｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎＢｙ￣ＰｒｏｄｕｃｔＲｅｇｕｌａｔｏｒｙＣｏｍｐｌｉａｎｃｅｉｎＧｌｏｂａｌＤｒｉｎｋｉｎｇＷａｔｅｒＳｔａｎｄａｒｄｓ:ＣｏｍｐａｒｉｓｏｎａｎｄＥｎｌｉｇｈｔｅｎｍｅｎｔＸＩＡＯＲｏｎｇꎬＣＨＵＷｅｎｈａｉ∗ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇꎬＴｏｎｇｊｉＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＳｈａｎｇｈａｉ２０００９２ꎬＣｈｉｎａＡｂｓｔｒａｃｔ:Ｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓａｆｅｔｙｉｓａｍａｊｏｒｉｓｓｕｅｒｅｌａｔｅｄｔｏｔｈｅｌｉｖｅｓｏｆｍｉｌｌｉｏｎｓｏｆｆａｍｉｌｉｅｓ.Ｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｉｓａｎｉｎｄｉｓｐｅｎｓａｂｌｅｍｅａｓｕｒｅｔｏｅｎｓｕｒｅｔｈｅｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｓａｆｅｔｙｏｆｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ.Ｈｏｗｅｖｅｒꎬｉｔｉｓｒｅｐｏｒｔｅｄｔｈａｔｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓ(ＤＢＰｓ)ｆｏｒｍｅｄｂｙｔｈｅｒｅａｃｔｉｏｎｏｆｄｉｓｉｎｆｅｃｔａｎｔｓｗｉｔｈｐｒｅｃｕｒｓｏｒｓａｒｅａｓｓｏｃｉａｔｅｄｗｉｔｈｐｏｔｅｎｔｉａｌｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｓｓｕｃｈａｓｃａｎｃｅｒａｎｄｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔａｌｅｆｆｅｃｔｓ.ＷｉｔｈｔｈｅｇｒｏｗｉｎｇｃｏｎｃｅｒｎａｂｏｕｔＤＢＰｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒꎬｍａｎｙｃｏｕｎｔｒｉｅｓꎬｒｅｇｉｏｎｓａｎｄｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎｓｉｎｔｈｅｗｏｒｌｄｈａｖｅｃｏｎｓｉｄｅｒｅｄＤＢＰｓｉｎｔｈｅｉｒｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｎｄａｒｄｓ.ＩｎｏｒｄｅｒｔｏｐｒｏｖｉｄｅｓｕｇｇｅｓｔｉｏｎｓｆｏｒｔｈｅｆｏｒｍｕｌａｔｉｏｎａｎｄｒｅｖｉｓｉｏｎｏｆｄｏｍｅｓｔｉｃｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｎｄａｒｄｓｒｅｌａｔｅｄｔｏＤＢＰｓꎬｔｈｉｓｓｔｕｄｙｃｏｍｐａｒｅｓＤＢＰｓｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｃｏｍｐｌｉａｎｃｅ(ｅ.ｇ.ꎬＤＢＰｓｐｅｃｉｅｓꎬｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｌｉｍｉｔｓｏｒｇｕｉｄｅｌｉｎｅｖａｌｕｅｓꎬｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｒｅｑｕｉｒｅｍｅｎｔｓꎬｅｔｃ.)ｍｅｎｔｉｏｎｅｄｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｔａｎｄａｒｄｓｉｎＣｈｉｎａａｎｄａｂｒｏａｄ.Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｔｈａｔ:(１)ＴｈｅｒｅａｒｅａｖａｒｉｅｔｙｏｆＤＢＰｓｉｎｄｏｍｅｓｔｉｃｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｎｄａｒｄｓ.ＣｏｍｐａｒｅｄｔｏｎａｔｉｏｎａｌｓｔａｎｄａｒｄｓꎬｌｏｃａｌｓｔａｎｄａｒｄｓｈａｖｅｓｔｒｉｃｔｅｒｒｅｑｕｉｒｅｍｅｎｔｓｆｏｒＤＢＰｓꎬｂｕｔｏｎｌｙａｆｅｗｄｏｍｅｓｔｉｃｓｔａｎｄａｒｄｓｃｏｎｓｉｄｅｒｃｏｌｌｅｃｔｉｖｅｐａｒａｍｅｔｅｒｓ(ｅ.ｇ.ꎬｔｏｔａｌｏｒｇａｎｉｃｈａｌｏｇｅｎ)ａｎｄｈｉｇｈｌｙｔｏｘｉｃＤＢＰｓ(ｅ.ｇ.ꎬｈａｌｏａｃｅｔｏｎｉｔｒｉｌｅ).(２)ＳｅｖｅｒａｌｆｏｒｅｉｇｎｓｔａｎｄａｒｄｓｏｒｇｕｉｄｅｌｉｎｅｓｌｉｓｔｓｏｍｅＤＢＰｓｔｈａｔｈａｖｅｎｏｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｌｉｍｉｔｓｂｕｔａｒｅｋｎｏｗｎｔｏｐｏｓｅｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｓꎬｗｈｉｃｈｃａｎｐｒｏｖｉｄｅｇｕｉｄａｎｃｅｆｏｒｒｅｌｅｖａｎｔｄｅｐａｒｔｍｅｎｔｓｔｏｃｏｎｄｕｃｔｆｕｒｔｈｅｒｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｓｕｒｖｅｙｓａｎｄｔｏｘｉｃｉｔｙｔｅｓｔｓꎬａｎｄｍａｋｅｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｄｅｃｉｓｉｏｎｓｉｎｔｈｅｆｕｔｕｒｅ.ＡｓｆｏｒｔｈｅｅｎｌｉｇｈｔｅｎｍｅｎｔꎬｉｔｉｓｓｕｇｇｅｓｔｅｄｔｏｓｅｌｅｃｔａｎｄｒｅｇｕｌａｔｅｃｏｌｌｅｃｔｉｖｅｐａｒａｍｅｔｅｒｓａｎｄｃｏｎｓｉｄｅｒｔｈｅｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎｏｆｐｒｉｏｒｉｔｙＤＢＰｓ.Ｂｅｓｉｄｅｓꎬｉｔｉｓｎｅｃｅｓｓａｒｙｔｏｆｏｃｕｓｏｎｅｓｔａｂｌｉｓｈｉｎｇｌｏｃａｌｓｔａｎｄａｒｄｓｂａｓｅｄｏｎｌｏｃａｌｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:ｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓꎻｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒꎻｐｏｔａｂｌｅｒｅｕｓｅꎻｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｎｄａｒｄｓ第６期肖㊀融等:全球饮用水标准中消毒副产物管控指标对比与启示㊀㊀㊀㊀㊀饮用水消毒是２０世纪人类公共健康领域最大成就之一ꎬ在水传播疾病的控制和饮用水安全的保障方面ꎬ消毒工艺发挥了不可替代的作用.但是在灭活病原微生物㊁抑制供水管网中细菌滋生的同时ꎬ消毒剂会与水中天然有机物㊁人为污染物或无机卤素原子发生化学反应ꎬ进而产生多种具有潜在健康风险的ＤＢＰｓ(消毒副产物)[１￣２].毒理学研究显示ꎬ大部分已被识别的ＤＢＰｓ具有细胞毒性㊁神经毒性㊁基因毒性以及致癌㊁致畸和致突变的特性[３￣４].此外ꎬ流行病学研究表明ꎬ长期饮用含高浓度ＴＨＭｓ(三卤甲烷)的饮用水可能致使多种健康问题产生ꎬ包括膀胱癌㊁幼儿发育问题和孕妇流产等[５￣７].自１９７４年ＴＣＭ(三氯甲烷)在加氯消毒的水中被发现后[８￣９]ꎬＤＢＰｓ相关领域研究快速发展.随着对饮用水安全的重视程度不断提高ꎬ世界上多个国家㊁地区或组织制定了饮用水水质标准ꎬ并在持续进行更新与修订(见图１)ꎬ包括多种ＤＢＰｓ在内的新兴微污染物被纳入管控范围[１０￣１１].此外ꎬ全球水资源短缺和水环境污染问题日益加剧ꎬ再生水饮用回用作为一种现实可靠的饮用水补充方式受到了广泛关注ꎬ其中污水处理后排放至饮用水水源及其他再生水饮用回用方式也对ＤＢＰｓ类水质指标进行了限值要求或风险值建议[１２].一个国家或地区对饮用水安全的重视程度与其发展水平有很大关联ꎬ且相关水质标准的制定会受经济水平和水质监测能力影响.国内外饮用水水质标准对微生物指标㊁感官指标㊁化学指标及放射性核素指标的要求不尽相同ꎬ该文的主要比较对象选定为ＤＢＰｓ指标ꎬ对比分析了全球各大洲多个国家㊁地区或国际性组织颁布的数十部饮用水及再生水饮用回用水质标准ꎬ旨在通过比较国内外有关规定为我国未来相关标准的制定㊁修订以及饮用水安全的保障提供可参考的建议.图１㊀多个国家、地区或组织饮用水水质标准设立的时间轴Ｆｉｇ.１Ｔｉｍｅｌｉｎｅｏｆｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｔａｎｄａｒｄｓｓｅｔｂｙｖａｒｉｏｕｓｃｏｕｎｔｒｉｅｓꎬｒｅｇｉｏｎｓｏｒｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎｓ１㊀全球饮用水水质标准中的消毒副产物管控指标㊀㊀表１列举了本文涉及的国家㊁地区或组织颁布的数十部相应的水质标准或指南ꎬ主要涉及亚洲㊁欧洲㊁美洲㊁大洋洲㊁非洲等国家和ＷＨＯ(世界卫生组织)等.１１㊀亚洲国家１１１㊀中国就我国饮用水国标而言ꎬ１９８５年发布的«生活饮用水卫生标准»(ＧＢ５７４９１９８５)仅考虑了ＴＣＭ１种ＤＢＰꎬ而后续修订的«生活饮用水卫生标准»(ＧＢ５７４９２００６)对多种ＤＢＰｓ进行了规定ꎬ包括４种ＴＨＭｓ㊁２种ＨＡＡｓ(卤乙酸)㊁１种ＨＡＬ(卤乙醛)和３种无机ＤＢＰｓ[１３].我国台湾地区现行的饮用水水质标准是以台湾行政院环境保护署于１９９８年颁布的环署毒字第０００４４２８号令为基础㊁经历约６次修订后得到ꎬ其中最新一次修订于２０１７年完成ꎬ现９２３１㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３４卷㊀㊀㊀表１㊀该文涉及的国家、地区或组织以及相应水质标准或指南类型行标准中涵盖的ＤＢＰｓ指标包括ＴＨＭ４㊁ＨＡＡ５㊁溴酸盐及亚氯酸盐[１４].上海市于２０１８年出台了我国第一部饮用水地方标准上海市«生活饮用水水质标准»(ＤＢ３１∕Ｔ１０９１２０１８)ꎬ该地标一方面对一些国标内原有ＤＢＰｓ进行了更严格的规定ꎬ另一方面还新增了高风险ＮＡｓ(亚硝胺)类ＤＢＰｓ指标ＮＤＭＡ(Ｎ￣亚硝基二甲胺)[１５].２０１９年ꎬ江苏省发布了«江苏省城市自来水厂关键水质指标控制标准»(ＤＢ３２∕Ｔ３７０１２０１９)ꎬ针对不同水源和处理工艺对自来水厂出水中的ＤＢＰｓ进行规定[１６].２０２０年ꎬ深圳市«生活饮用水水质标准»(ＤＢ４４０３∕Ｔ６０２０２０)正式发布ꎬ该地标同样对国标内原有ＤＢＰｓ进行了更严格规定并将ＮＤＭＡ列为水质非常规指标ꎬ此外还将两种高毒性碘代ＤＢＰｓＩＡＡ(碘乙酸)和ＤＣＩＭ(二氯一碘甲烷) 纳入生活饮用水水质参考指标[１７].１１２㊀日本日本现行饮用水水质标准是以２００３年厚生劳动省颁布的第１０１号厚生省令为基础ꎬ经历约７次修订后形成ꎬ该标准将水质指标分为法定标准项目水质管理需设目标限值的补充项目以及需进一步研究的项目三类[１８].其中ꎬ 法定标准项目内的水质指标必须满足规定的限值要求ꎻ 水质管理需设目标限值的补充项目是一系列由于浓度较低或暂有毒性数据不充分而未被列入法定标准的物质ꎬ这些物质可能会在天然水体或饮用水中存在ꎬ在供水时需要引起关注ꎻ而需进一步研究的项目是一些在饮用水中浓度水平或毒性风险未知ꎬ未被纳入法定标准和补充项目ꎬ但在未来研究中有必要关注的物质.表２列出了日本现行饮用水水质标准中的ＤＢＰｓ指标以及对应标准值或目标值.１１３㊀亚洲其他国家新加坡[１９]和菲律宾[２０]对ＤＢＰｓ指标的规定几乎与ＷＨＯ现行饮用水水质准则一致ꎬ仅有个别指标存在差异.韩国[２１]和马来西亚[２２]饮用水水质标准均包含对３种ＨＡＮｓ指标的限值规定ꎬ但两国标准未考虑无机ＤＢＰｓ指标.印度[２３]饮用水标准将ＴＨＭｓ归类为有毒化学物质并分别为其设置了饮用水中可接受限值ꎻ以色列[２４]饮用水标准要求ＴＨＭｓ总浓度㊁溴酸盐浓度以及氯酸盐和亚氯酸盐浓度加和不能超过规定限值ꎻ另外ꎬ沙特阿拉伯[２５]为ＴＣＭ和ＴＣＡＬ(三氯乙醛)设置了饮用水中的浓度限值.１２㊀欧洲国家１２１㊀欧盟成员国欧洲共同体官方杂志于１９９８年颁布针对欧盟成员国的饮用水水质指令(９８∕８３∕ＥＣ)ꎬ随后于２００３年㊁２００９年和２０１５年分别进行修订ꎬ现行的饮用水水质标准对各污染物指标限值仍沿用欧盟指令９８∕８３∕ＥＣ中的规定ꎬ涵盖的ＤＢＰｓ指标包括溴酸盐和４种ＴＨＭｓ总浓度[２６].值得说明的是ꎬ欧盟饮用水指令还对需要满足水质要求的用水类型做出了规定ꎬ其中必０３３１第６期肖㊀融等:全球饮用水标准中消毒副产物管控指标对比与启示㊀㊀㊀㊀㊀㊀表２㊀日本现行饮用水水质标准中的ＤＢＰｓ指标须满足ＤＢＰｓ浓度限值要求的用水类型包括配水管网供水㊁水箱供水以及食品生产用水.除欧盟颁布的饮用水水质指令外ꎬ部分欧盟国家对饮用水水质的要求更高.例如ꎬ欧盟规定４种ＴＨＭｓ总浓度不能超过１００μｇ∕Ｌꎬ而德国的要求则为５０μｇ∕Ｌ[２７].１２２㊀俄罗斯俄罗斯生活饮用水水质标准于２００１年发布ꎬ２００２年１月开始实施ꎬ迄今经历了约３次修订.该标准不仅对水质指标进行限值规定ꎬ还会依据该种物质的毒性㊁蓄积性及远期效应等危害程度对其进行分类ꎬ其中１级㊁２级㊁３级和４级分别代表非常危险㊁高危险㊁危险和轻危险ꎬ标准中ＤＢＰｓ指标的水质特性及危害等级如表３所示[２８].值得关注的是ꎬ碘代ＴＨＭｓ早在２０世纪７０年代就被识别为饮用水中的ＤＢＰｓꎬ但早期有关其对水质的影响主要关注碘代ＴＨＭ引发的嗅味问题ꎬ其中ＴＩＭ(三碘甲烷)的嗅阈值(００３~１μｇ∕Ｌ)在所有碘代ＴＨＭｓ中最低[２ꎬ２９].近年来ꎬ毒理学研究结果显示碘代ＤＢＰｓ具有高毒性ꎬ所有被测碘代ＴＨＭｓ中ＴＩＭ的细胞毒性潜力最高[３０].表３㊀被列入俄罗斯饮用水标准中ＤＢＰｓ的特性及危害等级１３㊀美洲国家１３１㊀美国１９７９年ꎬＵＳＥＰＡ(美国环境保护局)首次对饮用水中４种ＴＨＭｓ的年均总浓度进行了规定ꎻ１９９８年ꎬＵＳＥＰＡ更改了ＴＨＭ４指标的ＭＣＬ(最大污染物水平)ꎬ同时首次将５种ＨＡＡｓ以及两种无机物(溴酸盐和亚氯酸盐)纳入标准[３１].２００６年ꎬ为进一步保证每个用户点的供水安全ꎬＵＳＥＰＡ在保持标准内ＤＢＰｓ种类和对应ＭＣＬ不变的情况下修改了对水质监测取样位置的要求[３２].总的来说ꎬ现行美国国家饮用水水质标准(ＥＰＡ８１６￣Ｆ￣０９￣００４)中包含的ＤＢＰｓ指标有ＴＨＭ４㊁ＨＡＡ５㊁溴酸盐和亚氯酸盐[３３].ＵＳＥＰＡ的安全饮用水法于１９７４年颁布ꎬ并于１９８６年和１９９６年各修订一次.其中１９９６年的修订要求ＵＳＥＰＡ基于健康影响和浓度信息于每５年更新一次ＣＣＬ(污染物候选名单)ꎬ筛选出需优先控制的污染物进而进行信息收集和法规制定.由此可见ꎬ列于ＣＣＬ上的污染物虽暂未被纳入饮用水水质标准ꎬ但其已被证明或被认为存在于饮用水中且具有极高的健康风险ꎬ将来可能被纳入标准.此外ꎬ１９９６年１３３１㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３４卷的修订还要求ＵＳＥＰＡ在已有ＣＣＬ的基础上对标准外污染物进行监测ꎬＵＣＭＲ(标准外污染物监测项目)也是每５年实施一次ꎬ用以了解某种污染物在饮用水中的检出频率和浓度分布ꎬ从而为新兴污染物的健康风险评估以及相关法规的制定提供数据支撑.被列入ＣＣＬ和ＵＣＭＲ的ＤＢＰｓ如表４所示.值得说明的是ꎬ为更好地了解标准内ＨＡＡｓ(即ＨＡＡ５)与现有标准外ＤＢＰｓ在饮用水中的共存现状ꎬＨＡＡ５指标也被纳入第４次ＵＣＭＲ中.表４㊀被ＵＳＥＰＡ纳入ＣＣＬ和ＵＣＭＲ的ＤＢＰｓ指标Ｔａｂｌｅ４ＤＢＰｓｉｔｅｍｓｉｎＣＣＬａｎｄＵＣＭＲｐｒｏｐｏｓｅｄｂｙＵＳＥＰＡ名称时间ＤＢＰｓ种类ＣＣＬ３２００９年氯酸盐㊁ＮＤＥＡ㊁ＮＤＭＡ㊁ＮＤＰＡ㊁ＮＤＰｈＡ㊁ＮＰＹＲＣＣＬ４２０１６年氯酸盐㊁ＮＤＥＡ㊁ＮＤＭＡ㊁ＮＤＰＡ㊁ＮＤＰｈＡ㊁ＮＰＹＲＵＣＭＲ２２００７２０１１年ＮＤＥＡ㊁ＮＤＭＡ㊁ＮＤＢＡ㊁ＮＤＰＡ㊁ＮＭＥＡ㊁ＮＰＹＲＵＣＭＲ３２０１２２０１６年氯酸盐ＵＣＭＲ４２０１７２０２１年ＨＡＡ５㊁ＨＡＡ６Ｂｒ㊁ＨＡＡ９㊀㊀注:ＮＤＥＡ表示Ｎ￣亚硝基二乙基胺ꎻＮＤＰＡ表示Ｎ￣亚硝基二丙基胺ꎻＮＤＰｈＡ表示Ｎ￣亚硝基二苯胺ꎻＮＰＹＲ表示Ｎ￣亚硝基吡咯烷ꎻＮＤＢＡ表示Ｎ￣亚硝基二丁基胺ꎻＮＭＥＡ表示Ｎ￣亚硝基甲基乙基胺ꎻＨＡＡ５指ＭＣＡＡ㊁ＤＣＡＡ㊁ＴＣＡＡ㊁ＭＢＡＡ㊁ＤＢＡＡꎻＨＡＡ６Ｂｒ指ＭＢＡＡ㊁ＤＢＡＡ㊁ＴＢＡＡ㊁ＢＣＡＡ㊁ＢＤＣＡＡ㊁ＣＤＢＡＡꎻＨＡＡ９指ＭＣＡＡ㊁ＤＣＡＡ㊁ＴＣＡＡ㊁ＭＢＡＡ㊁ＤＢＡＡ㊁ＴＢＡＡ㊁ＢＣＡＡ㊁ＢＤＣＡＡ㊁ＤＢＣＡＡ.㊀㊀美国加州的卫生服务部(现饮用水部门)于１９９８年设置了ＮＤＭＡ的通知浓度ꎬ并分别于２００４年和２００５年设置了ＮＤＥＡ和ＮＤＰＡ的通知浓度(均为１０ｎｇ∕Ｌ)ꎬ通知浓度是加州饮用水部门基于健康风险设立的建议值ꎬ当饮用水中污染物浓度高于此值时当地有关部门将采取特定措施[３４].美国马萨诸塞州环境保护部官网上发布有地方性饮用水水质标准及指南ꎬ以求在美国国家安全饮用水法下进一步保障马萨诸塞州公共饮用水的水质安全ꎬ除ＵＳＥＰＡ标准内的ＤＢＰｓ指标需满足ＭＣＬ要求外ꎬ当地环境保护部为ＴＣＭ和ＮＤＭＡ两种ＤＢＰｓ设置了浓度参考值[３５].１３２㊀加拿大加拿大饮用水水质标准及相应的技术文件由加拿大卫生部联合联邦￣省区饮用水委员会和其他政府部门共同颁布ꎬ自１９６８年颁布以来ꎬ加拿大饮用水标准定期进行修订更新.１９７８年ꎬ加拿大有关部门要求饮用水中４种ＴＨＭｓ总浓度不能超过３５０μｇ∕Ｌ[３６]ꎬ后于２００６年修改了ＴＨＭ４浓度限值[３７].２００８年ꎬ氯酸盐㊁亚氯酸盐和ＨＡＡ５成为加拿大饮用水标准内ＤＢＰｓ指标.随后ꎬ加拿大卫生部分别于２０１０年和２０１８年将ＮＤＭＡ和溴酸盐纳入标准[３８].此外ꎬ加拿大安大略省[３９]在２００２年安全饮用水法案下制定了地方性饮用水水质标准(安大略省饮用水水质标准１６９∕０３)ꎬ该地标中ＮＤＭＡ浓度限值低于加拿大国家标准ꎬ其余ＤＢＰｓ指标与加拿大国标一致.１４㊀大洋洲国家１４１㊀澳大利亚现行的澳大利亚饮用水标准是在澳大利亚饮用水水质准则(２０１１版)的基础上经多次修订形成的３５版本ꎬ该标准对一系列ＤＢＰｓ进行了规定ꎬ包括４种ＴＨＭｓ(单独指标和总浓度)㊁３种氯代ＨＡＡｓ㊁１种ＨＡＬ㊁４种ＨＡＮｓ㊁１种ＨＮＭ(卤代硝基甲烷)㊁ＮＤＭＡ㊁ＭＸ和３种无机ＤＢＰｓ[４０].值得说明的是ꎬ其中ＨＡＮｓ㊁ＨＮＭ㊁ＭＸ和氯酸盐由于有效数据不足而未设定健康指导值ꎬ但水质标准中的情况说明章节介绍了该类ＤＢＰｓ的检测方法㊁控制技术和健康风险等内容ꎬ证明这些物质与饮用水安全息息相关.１４２㊀新西兰现行的新西兰饮用水标准是在新西兰饮用水标准(２００５版)基础上修订得到的２０１８年版本ꎬ该标准为４种ＴＨＭｓ㊁３种氯代ＨＡＡｓ㊁２种ＨＡＮｓ和３种无机ＤＢＰｓ的浓度设置了最大可接受值[４１].除设置污染物限值以保障饮用水安全和公共健康外ꎬ新西兰饮用水标准还强调应尽可能地减少不必要的水质监测ꎬ为此该标准依据健康风险对规定的水质参数进行了优先级分类ꎬ不同级别的水质参数具有相应的遵从准则㊁采样地点和监测频率.ＤＢＰｓ在新西兰现行标准中被归类至２ｂ类水质参数ꎬ标准要求在整个配水管网区域对ＤＢＰｓ指标实施采样与监测.１５㊀非洲国家多个非洲国家也对饮用水中的ＤＢＰｓ指标做出浓度限值要求ꎬ其中尼日利亚[４２]㊁肯尼亚[４３]㊁赞比亚[４４]和南非[４５]仅考虑了ＴＨＭｓ指标ꎬ而埃及和苏丹对多种有机ＤＢＰｓ和无机ＤＢＰｓ做出了限值规定[２５].值得说明的是ꎬ南非生活用水水质指南中要求ＴＨＭｓ总浓度不得超过１００μｇ∕Ｌ[４６]ꎬ而南非饮用水标准ＳＡＮＳ２４１￣１:２０１５针对ＴＨＭｓ指标的规定与ＷＨＯ饮用水水质准则(第４版)一致ꎬ需说明的是ꎬ南非饮用水标准属于强制性法律性文件.１６㊀ＷＨＯＷＨＯ现行的饮用水标准是在２０１１年出版的饮用水水质准则(第４版)基础上进行的第一版增编ꎬ回顾ＷＨＯ饮用水准则的发展历程可知ꎬ２１世纪前仅ＴＣＭ被纳入标准ꎬ但随着ＤＢＰｓ研究领域的不断发展以及相关研究成果的持续累积ꎬ数十种ＤＢＰｓ指标被２３３１第６期肖㊀融等:全球饮用水标准中消毒副产物管控指标对比与启示㊀㊀㊀纳入到第３版和第４版饮用水水质准则中.值得指出的是ꎬ准则中一些ＤＢＰｓ由于浓度水平远低于健康风险值或现有数据不足以制定指导值而没有设定的浓度限值ꎬ但情况说明章节涵盖了该类ＤＢＰｓ的浓度水平及健康风险等内容ꎬ证明这些物质同样需引起重视.在现行的ＷＨＯ饮用水水质准则中ꎬ被列入准则但未设定指导值的ＤＢＰｓ包括３种溴代ＨＡＡｓ(ＢＣＡＡ㊁ＭＢＡＡ和ＤＢＡＡ)㊁１种ＨＡＬ(ＴＣＡＬ)㊁２种ＨＡＮｓ(ＢＣＡＮ㊁ＴＣＡＮ)㊁１种ＨＮＭ和ＭＸ[４７].ＷＨＯ现行标准为４种ＴＨＭｓ㊁３种ＨＡＡｓ㊁２种ＨＡＮｓ㊁ＮＤＭＡ及３种无机ＤＢＰｓ设置了指导值.２㊀国内外水质标准中消毒副产物管控指标对比分析２１㊀饮用水标准中消毒副产物管控指标对比分析表５汇总了ＤＢＰｓ指标在国内外饮用水标准中的限值或指导值.表５中涉及的水质标准均对ＴＨＭｓ类ＤＢＰｓ做出规定ꎬ其中针对ＴＨＭ４的要求主要可分为两大类ꎬ第一类是规定各种ＴＨＭ实测浓度与对应限值的比值之和ꎬ中国㊁ＷＨＯ㊁南非㊁新西兰及一些东南亚国家∕组织颁布的水质标准均是通过该方式管控饮用水中的ＴＨＭｓꎻ第二大类即为规定４种ＴＨＭ的总浓度值ꎬ采用这一方式的国家和地区有美国㊁加拿大㊁欧盟㊁澳大利亚㊁日本㊁韩国以及中国台湾地区等.总的看来ꎬ我国饮用水水质标准中涵盖的ＤＢＰｓ种类较多ꎬ其中地标相较于国标而言对ＤＢＰｓ指标的要求更为严格ꎬＤＣＩＭ㊁ＩＡＡ及ＮＤＭＡ等高毒性ＤＢＰｓ逐步被纳入地方标准.就ＨＡＡｓ而言ꎬ我国国标及地标多是针对单种氯代ＨＡＡｓ(除台湾地区标准外)ꎬ而非像美国㊁加拿大一样对更高毒性的溴代ＨＡＡｓ以及ＨＡＡ５类综合性指标进行管控.近年来多篇文献强调ＨＡＮｓ对饮用水ＤＢＰｓ总毒性的贡献值不容忽视[４８￣５０]ꎬ日本㊁韩国㊁新西兰等国家以及ＷＨＯ均将ＨＡＮｓ纳入标准ꎬ２０２０年上海在国内率先发布«饮用水中Ｎ￣二甲基亚硝胺㊁二氯乙腈㊁二溴乙腈水质标准»(Ｔ∕ＳＡＷＰ０００１２０２０)团标ꎬ且限值要求严于ＷＨＯ.值得关注的是ꎬＵＳＥＰＡ会定期筛选出优先控制污染物清单并对其实施调研与监测ꎬ另外在日本㊁澳大利亚以及ＷＨＯ饮用水水质标准或指南中ꎬ有一部分ＤＢＰｓ并未设置浓度限值但由于健康风险较高而被列入标准或指南中ꎬ这一做法可以指导学者和工程技术人员开展健康效应引导的ＤＢＰｓ风险评估与浓度限值推导研究ꎬ为未来水质标准的制定和修订提供参考依据.２２㊀污水排放∕再生水饮用回用标准中消毒副产物管控指标对比分析尽管现如今全球９０％的人口拥有基本的饮用水源ꎬ但水源污染现象仍很普遍ꎬ世界范围内至少有２０亿人使用被粪便污染的饮用水源ꎬ而由水源污染引发的水传播疾病每年影响的人数高达２９０万[５１].再生水饮用回用作为一种现实可靠且受气候影响相对较小的饮用水补充方式受到了很多关注ꎬ其可分为直接饮用回用㊁间接饮用回用以及无计划间接补充饮用水水源３类[１２].表６展示了全球多地污水排放∕再生水饮用回用水质标准中ＤＢＰｓ指标的规定限值或推荐风险浓度值.虽然我国的再生水回用标准主要针对工业生产㊁城市杂用和景观环境等领域ꎬ但上游城市排污单位向环境水体排放处理后的污水ꎬ随后下游城市从受纳水体中取水作为原水这种情况属于再生水饮用回用中的无计划间接补充方式.我国«城镇污水处理厂污染物排放标准»(ＧＢ１８９１８２００２)将ＴＣＭ和ＡＯＸ(可吸附有机卤化物)列入选择控制项目ꎬＴＣＭ和ＡＯＸ的最高允许排放浓度分别为０３和１ｍｇ∕Ｌ[５２].北京市«水污染物综合排放标准»(ＤＢ１１∕３０７２０１３)要求排入北京市ＧＢ３８３８２００２«地表水环境质量标准»Ⅱ类㊁Ⅲ类水体及其汇水范围的污水执行Ａ排放限值ꎬ其中ＴＣＭ和ＡＯＸ的Ａ排放限值分别为００６和０５ｍｇ∕Ｌ[５３].此外ꎬＴＣＭ和ＡＯＸ指标在上海市«污水综合排放标准»(ＤＢ３１∕１９９２０１８)中被列为第２类污染物ꎬ当排污单位向敏感水域(ＧＢ３８３８２００２中Ⅲ类环境功能及以上水域)直接排放水污染物时需对该类污染物执行一级标准ꎬ即当受纳水体后续作为饮用水水源时污水中ＴＣＭ和ＡＯＸ的排放限值分别为００６和０５ｍｇ∕Ｌ[５４].ＵＳＥＰＡ污水再生利用指南(２０１２版)建议ꎬ当再生水间接饮用回用时ꎬ处理设施排放点的再生水需要满足ＵＳＥＰＡ的饮用水水质标准[５５].美国ＮＲＣ(国家研究理事会)列出了２４种再生水回用时需关注的化学物质并基于已有的水质标准或数据库资料给出了每种物质的风险浓度值ꎬ其中包括１１项ＤＢＰｓ指标[５６].美国加州要求再生水饮用回用时的水质需满足ＵＳＥＰＡ饮用水水质标准ꎬ此外ＮＤＭＡ浓度不可超过１０ｎｇ∕Ｌ[５５ꎬ５７]ꎻ而美国佛罗里达州同样要求再生水饮用回用时的水质需满足ＵＳＥＰＡ饮用水水质标准ꎬ另外ＴＯＸ(总有机卤素)的月均值不可超过０２ｍｇ∕Ｌ[５５ꎬ５７].考虑到澳大利亚多地面临着水资源短缺问题ꎬ澳大利亚多个委员会联合颁布了有关使用替代性水源(处理后污水㊁中水和雨水)的水循环利用指南.针对再生水补充饮用水供应ꎬ该指南列出了在处理后污水３３３１表５㊀ＤＢＰｓ在不同国家、地区或组织的饮用水水质标准中的限值或指导值汇总Ｔａｂｌｅ５ＡｓｕｍｍａｒｙｏｆＤＢＰｓｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｌｉｍｉｔｓｏｒｇｕｉｄｅｌｉｎｅｖａｌｕｅｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｔａｎｄａｒｄｓｅｔｂｙｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃｏｕｎｔｒｉｅｓꎬｒｅｇｉｏｎｓａｎｄｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎｓμｇ∕Ｌ项目三卤甲烷(ＴＨＭｓ)卤乙酸(ＨＡＡｓ)卤乙醛(ＨＡＬｓ)卤乙腈(ＨＡＮｓ)亚硝胺(ＮＡｓ)无机ＤＢＰｓＴＣＭＢＤＣＭＤＢＣＭＴＢＭＴＨＭ４ＤＣＩＭＴＩＭＭＣＡＡＤＣＡＡＴＣＡＡＨＡＡ５ＩＡＡＴＣＡＬＤＣＡＮＤＢＡＮＴＣＡＮＮＤＭＡ溴酸盐亚氯酸盐氯酸盐亚洲欧洲美洲大洋洲非洲中国国标６０６０１００１００１ａ５０１００１０１０７００７００中国上海６０６０１００１０００５ａ２５５０５０１５７００７００中国江苏５０ｂ∕４０ｃ６０１００１０００８ａｂ∕０７ａｃ５０１００８ｂｃ１０ｂ∕８ｃ５００ｂｃ５００ｂｃ中国深圳６０３０６０８０１ａ１０ｄ２５３０２０ｄ１００１５６００６００中国台湾８０６０１０７００日本６０３０１００９０１００２０３０３０２０ｅ１０ｅ６０ｆ０１ｆ１０６００ｅ６００韩国８０３０１００１００１００３０９０１００４马来西亚２００６０１００１００１ａ５０１００９０１００１新加坡３００６０１００１００１ａ２０５０２００２０７００１１０７００７００菲律宾３００６０１００１００１ａ２０５０２００２０７０１０７００７００印度２００６０１００１００以色列１００１０１０００ｇ１０００ｇ沙特阿拉伯３０７０欧盟１００１０德国５０１０俄罗斯２００３０３０１０００２５０５０００２００２００２００００美国８０６０１０１０００美国加州８０６０００１ｈ１０１０００美国马萨诸塞州７０ｉ８０６０００１ｉ１０１０００加拿大１００８０００４１０１０００１０００加拿大安大略省１００８００００９１０１０００１０００澳大利亚２５０１５０１００１００１０００１２０８００新西兰４００６０１５０１００１ａ２０５０２００２０８０１０８００８００埃及１００１０９０１０２５２００苏丹１５０４０７５７５６０７５１７１５０尼日利亚１肯尼亚３０赞比亚３０南非３００６０１００１００１ａＷＨＯ３００６０１００１００１ａ２０５０２００２０７００１１０７００７００㊀㊀注:ＴＨＭ４指ＴＣＭ㊁ＢＤＣＭ㊁ＤＢＣＭ㊁ＴＢＭꎻＨＡＡ５指ＭＣＡＡ㊁ＤＣＡＡ㊁ＴＣＡＡ㊁ＭＢＡＡ㊁ＤＢＡＡꎻａ表示各种ＴＨＭ实测浓度与对应限值的比值之和ꎻｂ表示自来水厂水处理工艺为常规工艺ꎻｃ表示自来水厂水处理工艺为常规工艺与深度处理工艺的组合ꎻｄ表示中国深圳地方标准中的参考指标限值ꎻｅ表示日本饮用水标准中的水质管理项目ꎬ对应的浓度限值为目标值ꎻｆ表示日本饮用水标准中的需进一步研究的项目ꎬ对应的浓度限值为目标值ꎻｇ表示氯酸盐和次氯酸盐的浓度之和ꎻｈ表示美国加州通知浓度ꎻｉ表示美国马萨诸塞州浓度指导值.表６㊀ＤＢＰｓ在不同国家、地区再生水饮用回用水质标准中的限值或指导值汇总Ｔａｂｌｅ６ＡｓｕｍｍａｒｙｏｆＤＢＰｓｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｌｉｍｉｔｓｏｒｇｕｉｄｅｌｉｎｅｖａｌｕｅｓｉｎｓｔａｎｄａｒｄｓｆｏｒｐｏｔａｂｌｅｒｅｕｓｅｓｅｔｂｙｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃｏｕｎｔｒｉｅｓａｎｄｒｅｇｉｏｎｓμｇ∕Ｌ项目三卤甲烷(ＴＨＭｓ)卤乙酸(ＨＡＡｓ)卤乙腈(ＨＡＮｓ)亚硝胺(ＮＡｓ)无机ＤＢＰｓ其他指标ＴＣＭＢＤＣＭＤＢＣＭＴＢＭＴＨＭ４ＭＢＡＡＤＣＡＡＤＢＡＡＴＣＡＡＨＡＡ５ＤＣＡＮＤＢＡＮＢＣＡＮＮＤＭＡＮＤＥＡ溴酸盐亚氯酸盐氯酸盐ＴＯＸ亚洲美洲大洋洲非洲中国国标３００１０００ａ中国上海６０５００ａ中国北京６０５００ａ美国ＥＰＡ８０６０１０１０００美国ＮＲＣ８０８０８０８０６０６０６０２０７０００００７１０美国加州８０６０００１１０１０００美国佛罗里达州８０６０１０１０００２００澳大利亚２００６１００１０００３５１００１００２０７００１００１澳大利亚珀斯２０００１７００南非３００６０１００１００１ｂ纳米比亚４０㊀㊀注:ＴＨＭ４指ＴＣＭ㊁ＢＤＣＭ㊁ＤＢＣＭ㊁ＴＢＭꎻＨＡＡ５指ＭＣＡＡ㊁ＤＣＡＡ㊁ＴＣＡＡ㊁ＭＢＡＡ㊁ＤＢＡＡꎻａ表示ＡＯＸ以氯计ꎻｂ表示各种ＴＨＭ实测浓度与对应限值的比值之和.㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３４卷中检测到的上百种污染物及其最大检出浓度ꎬ其中ＤＢＰｓ类污染物包括４种ＴＨＭｓ㊁３种ＨＡＡｓ㊁２种ＨＡＮｓ和２种ＮＡｓꎬ指南还基于已有的污染物健康风险和毒理学信息计算得到每种物质的浓度指导值[５８].此外ꎬ澳大利亚珀斯Ｂｅｅｎｙｕｐ再生水回用计划列出了１０余项回用水水质指标ꎬ其中ＤＢＰｓ指标包括１种ＴＨＭ㊁１种ＮＡ和１种无机ＤＢＰ[１２].南非属于半干旱国家ꎬ其中南非ｅＭａｌａｈｌｅｎｉ的再生水回用项目是解决当地水资源短缺和水环境污染问题的一项重要举措ꎬ该项目要求每日进行现场水质监测ꎬ水质需满足南非饮用水国家标准ＳＡＮＳ２４１[１２].纳米比亚Ｗｉｎｄｈｏｅｋ早在２０世纪６０年代就开始实施再生水直接饮用回用项目ꎬ这是全球第一个有计划的再生水补充饮用水实例.在经历多次回用水系统改造和相关水质标准修订后ꎬ如今当地ＭａｒｋＶＩ水厂要求出厂水中ＴＨＭｓ总浓度不可超过４０μｇ∕Ｌ[１２].３㊀结论与建议ａ)综合性指标.考虑到分析识别饮用水中所有卤代ＤＢＰｓ并在进行毒性测试和浓度调研后制定相应标准值的难度较大ꎬ我国未来可考虑将ＨＡＡ５㊁ＴＯＸ等综合性指标纳入饮用水水质标准ꎬ在保证消毒效果和微生物安全的情况下对该类综合性指标进行管控ꎬ实现我国饮用水水质的进一步提升.ｂ)高风险指标.早期有关ＤＢＰｓ的风险评估方法主要关注其毒性大小或浓度高低ꎬ而现如今的研究则强调需基于毒性和浓度两方面综合评价某种ＤＢＰｓ的健康风险ꎬ继而结合各地水质特征和水厂工艺特点提出优先控制清单.后续有关部门应开展健康效应引导的ＤＢＰｓ风险评估与浓度限值推导研究ꎬ并以检出率㊁浓度水平㊁水厂处理效果以及对其实施优先控制的必要性和可行性等因素作为评价指标.这些高风险指标的甄别和筛查可为未来相关水质标准的制定提供参考依据ꎬ在水源复合污染程度加剧的现状下保障饮用水的化学安全.ｃ)地方性指标.由于国家标准需考虑各地区经济发展水平以及监测管控能力ꎬ且不同地区的水源类型和饮用水处理技术水平不尽相同ꎬ则在考虑各地可行性㊁水质特征以及水厂工艺的情况下制定地方标准也是非常必要的ꎬ因地制宜加强区域性标准的建设工作ꎬ由此推动领域发展并提升供水水质.参考文献(Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ):[１]㊀ＲＩＣＨＡＲＤＳＯＮＳＤ.Ｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓａｎｄｏｔｈｅｒｅｍｅｒｇｉｎｇｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ[Ｊ].Ｔｒａｃ￣ＴｒｅｎｄｓｉｎＡｎａｌｙｔｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙꎬ２００３ꎬ２２(１０):６６６￣６８４.[２]㊀ＲＩＣＨＡＲＤＳＯＮＳＤꎬＰＬＥＷＡＭＪꎬＷＡＧＮＥＲＥＤꎬｅｔａｌ.Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅꎬｇｅｎｏｔｏｘｉｃｉｔｙꎬａｎｄｃａｒｃｉｎｏｇｅｎｉｃｉｔｙｏｆｒｅｇｕｌａｔｅｄａｎｄｅｍｅｒｇｉｎｇｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ:ａｒｅｖｉｅｗａｎｄｒｏａｄｍａｐｆｏｒｒｅｓｅａｒｃｈ[Ｊ].ＭｕｔａｔｉｏｎＲｅｓｅａｒｃｈ∕ＲｅｖｉｅｗｓｉｎＭｕｔａｔｉｏｎＲｅｓｅａｒｃｈꎬ２００７ꎬ６３６(１∕２∕３):１７８￣２４２.[３]㊀ＷＡＧＮＥＲＥＤꎬＰＬＥＷＡＭＪ.ＣＨＯｃｅｌｌｃｙｔｏｔｏｘｉｃｉｔｙａｎｄｇｅｎｏｔｏｘｉｃｉｔｙａｎａｌｙｓｅｓｏｆｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓ:ａｎｕｐｄａｔｅｄｒｅｖｉｅｗ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０１７ꎬ５８:６４￣７６.[４]㊀ＧＯＰＡＬＫꎬＴＲＩＰＡＴＨＹＳＳꎬＢＥＲＳＩＬＬＯＮＪＬꎬｅｔａｌ.Ｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓꎬｔｈｅｉｒｔｏｘｉｃｏｄｙｎａｍｉｃｓａｎｄｒｅｍｏｖａｌｆｒｏｍｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨａｚａｒｄｏｕｓＭａｔｅｒｉａｌｓꎬ２００７ꎬ１４０(１∕２):１￣６. [５]㊀ＨＲＵＤＥＹＳＥ.Ｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓꎬｐｕｂｌｉｃｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｔｒａｄｅｏｆｆｓａｎｄｍｅ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈꎬ２００９ꎬ４３(８):２０５７￣２０９２.[６]㊀ＣＡＮＴＯＲＫＰꎬＬＹＮＣＨＣＦꎬＨＩＬＤＥＳＨＥＩＭＭＥꎬｅｔａｌ.ＤｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｏｕｒｃｅａｎｄｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓⅠ.ｒｉｓｋｏｆｂｌａｄｄｅｒｃａｎｃｅｒ[Ｊ].Ｅｐｉｄｅｍｉｏｌｏｇｙꎬ１９９８ꎬ９(１):２１￣２８.[７]㊀ＨＩＬＤＥＳＨＥＩＭＭＥꎬＣＡＮＴＯＲＫＰꎬＬＹＮＣＨＣＦꎬｅｔａｌ.ＤｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｏｕｒｃｅａｎｄｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓⅡ.ｒｉｓｋｏｆｃｏｌｏｎａｎｄｒｅｃｔａｌｃａｎｃｅｒｓ[Ｊ].Ｅｐｉｄｅｍｉｏｌｏｇｙꎬ１９９８ꎬ９(１):２９￣３５. [８]㊀ＢＥＬＬＡＲＴＡꎬＬＩＣＨＴＥＮＢＥＲＧＪＪꎬＫＲＯＮＥＲＲＣ.Ｔｈｅｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｏｆｏｒｇａｎｏｈａｌｉｄｅｓｉｎｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌＡｍｅｒｉｃａｎＷａｔｅｒＷｏｒｋｓＡｓｓｏｃｉａｔｉｏｎꎬ１９７４ꎬ６６(１２):７０３￣７０６. [９]㊀ＲＯＯＫＪＪ.Ｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｈａｌｏｆｏｒｍｓｄｕｒｉｎｇｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｏｆｎａｔｕｒａｌｗａｔｅｒｓ[Ｊ].ＷａｔｅｒＴｒｅａｔｍｅｎｔＥｘａｍｉｎａｔｉｏｎꎬ１９７４ꎬ２３:２３４￣２４３. [１０]㊀ＷＡＮＧＸｉａｏｍａｏꎬＭＡＯＹｕｑｉｎꎬＴＡＮＧＳｈｕｎꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒａｎｄｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｃｏｍｐｌｉａｎｃｅ:ａｃｒｉｔｉｃａｌｒｅｖｉｅｗ[Ｊ].ＦｒｏｎｔｉｅｒｓｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇꎬ２０１５ꎬ９(１):３￣１５.[１１]㊀ＰＯＬＥＮＥＮＩＳＲ.Ｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ[Ｍ].ＯｘｆｏｒｄꎬＵｎｉｔｅｄＫｉｎｇｄｏｍ:Ｂｕｔｔｅｒｗｏｒｔｈ￣Ｈｅｉｎｅｍａｎｎꎬ２０２０:３０５￣３３５. [１２]㊀ＷＨＯ.Ｐｏｔａｂｌｅｒｅｕｓｅ:ｇｕｉｄａｎｃｅｆｏｒｐｒｏｄｕｃｉｎｇｓａｆｅｄｒｉｎｋｉｎｇ￣ｗａｔｅｒ[Ｍ].Ｇｅｎｅｖａ:ＷＨＯꎬ２０１７.[１３]㊀中华人民共和国卫生部ꎬ中国国家标准化管理委员会.ＧＢ５７４９２００６生活饮用水卫生标准[Ｓ].北京:中国标准出版社ꎬ２００６.[１４]㊀行政院环境保护署.饮用水水质标准[Ｓ].台北: 行政院环境保护署ꎬ２０１７.[１５]㊀上海市质量技术监督局.ＤＢ３１∕Ｔ１０９１２０１８生活饮用水水质标准[Ｓ].上海:中国标准出版社ꎬ２０１８.[１６]㊀江苏省市场监督管理局ꎬ江苏省住房和城乡建设厅.ＤＢ３２∕Ｔ３７０１２０１９江苏省城市自来水厂关键水质指标控制标准[Ｓ].南京:江苏省市场监督管理局ꎬ２０１９.[１７]㊀深圳市市场监督管理局.ＤＢ４４０３∕Ｔ６０２０２０生活饮用水水质标准[Ｓ].深圳:深圳市市场监督管理局ꎬ２０２０.[１８]㊀ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＨｅａｌｔｈꎬＬａｂｏｕｒａｎｄＷｅｌｆａｒｅ.ＤｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｎｄａｒｄｓｉｎＪａｐａｎ[Ｓ].Ｔｏｋｙｏ:ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＨｅａｌｔｈꎬＬａｂｏｕｒａｎｄＷｅｌｆａｒｅꎬ２０１５.[１９]㊀ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆｔｈｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄＷａｔｅｒＲｅｓｏｕｒｃｅｓ.Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｕｂｌｉｃｈｅａｌｔｈ(ｗａｔｅｒｓｕｉｔａｂｌｅｆｏｒｄｒｉｎｋｉｎｇ)(Ｎｏ.２)ｒｅｇｕｌａｔｉｏｎｓ２０１９[Ｓ].Ｓｉｎｇａｐｏｒｅ:ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆｔｈｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄＷａｔｅｒＲｅｓｏｕｒｃｅｓꎬ２０１９.[２０]㊀ＤｅｐａｒｔｍｅｎｔｏｆＨｅａｌｔｈ.Ｐｈｉｌｉｐｐｉｎｅｎａｔｉｏｎａｌｓｔａｎｄａｒｄｓｆｏｒｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｏｆ２０１７[Ｓ].Ｍａｎｉｌａ:ＤｅｐａｒｔｍｅｎｔｏｆＨｅａｌｔｈꎬ２０１７. [２１]㊀ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ.ＤｒｉｎｋｉｎｇＷａｔｅｒＭａｎａｇｅｍｅｎｔＡＣＴ[Ｓ].Ｓｅｏｕｌ:ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０２０.６３３１。

高藻和高有机物湖泊型原水处理技术集成与示范

ｓｃａｌｅａｌｉｃａｔｅｄｉｎＹａｎｔｚｅＲｉｖｅｒｄｅｌｔａｒｅｉｏｎ．ｐｐｇｇ：Ｈ；Ｈ；；Ｕ；ＫｅｗｏｒｄｓｉｈａｌａｅｉｈｏｒａｎｉｃＯｚｏｎｅ－ｂｉｏｌｏｉｃａｌａｃｔｉｖａｔｅｄｃａｒｂｏｎｌｔｒａｆｉｌｔｒａｔｉｏｎｍｅｍｂｒａｎｅｙｇｇｇｇｇＭｕｌｔｉ－ｕａｒａｎｔｅｅｓｓｔｅｍ；Ｎａｔｉｏｎａｌｗａｔｅｒｏｌｌｕｔｉｏｎｃｏｎｔｒｏｌａｎｄｍａｎａｅｍｅｎｔｔｅｃｈｎｏｌｏｍａｏｒｒｏｅｃｔｇｙｐｇｇｙｊｐｊ
２３，。极平均水深２ｍ左右，总蓄水量４４．２８亿ｍｋｍ为丰富的湖泊资源在水利、航运、旅游、水电等国民经
济中占有极其重要的地位。近年来，太湖水质恶化，严重制约环太湖流域的工农业生产。２００７年５月底，
２，太湖水体蓝藻水华面积达７占湖区总面积的６０ｋｍ
１１１２２２，Ｍ，，，ＧａｏＮａｉｕｎａＹａｎＣｈｕＷｅｎｈａｉＲｏｎＷｅｎｌｅｉＺｈｏｕＳｈｅｎｄｏｎＬｕＮａｘｉｎｙｇｇｇ，
（１．ＳｔａｔｅＫｅＬａｂｏｒａｔｏｒｏＰｏｌｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌａｎｄＲｅｓｏｕｒｃｅＲｅｕｓｅ，ＴｏｎｉＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｙｆｇｊｙ，Ｓｈａｎｈａｉ２０００９２，Ｃｈｉｎａ；２．ＷｕｘｉＷａｔｅｒＳｕｌＧｅｎｅｒａｌＣｏｍａｎＷｕｘｉ２１４０３１，Ｃｈｉｎａ）ｇｐｐｙｐｙ，： “ ” ，，ＡｂｓｔｒａｃｔＤｕｒｉｎｔｈｅＥｌｅｖｅｎｔｈＦｉｖｅ－ＹｅａｒＰｌａｎａｉｍｉｎａｔｔｈｅｈｅａｖｏｆａｌａｅｏｒａｎ－ｏｌｌｕｔｉｏｎｇｇｙｇｇｐ，，，ｉｃａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｅｎｏｄｏｒａｎｄａｌａｅｔｏｘｉｎｉｎｔｈｅｒａｗｗａｔｅｒｏｆＴａｉｈｕｔｈｅｋｅｒｅｍｏｖａｌｔｅｃｈｎｏｌｏｇｇｙｇｙ，，，ｏｆｒｅｒｅｒｏｃｅｓｓｈｉｈｅｆｆｉｃｉｅｎｔｂｉｏｌｏｉｃａｌ－ｔｒｅａｔｍｅｎｔｃｈｅｍｉｃａｌ－ｔｒｅａｔｍｅｎｔｅｎｈａｎｃｅｄｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌｐｐｐｇｇ，ａｄｖａｎｃｅｄｃｏｍｂｉｎｅｄａｎｄｕｌｔｒａｆｉｔｒａｔｉｏｎｗｅｒｅｃａｒｒｉｅｄｏｕｔａｎｄｓｕｌｅｍｅｎｔｅｄｓａｆｅｄｉｓ－ｒｏｃｅｓｓｒｏｃｅｓｓｐｐｐｐ，ｉｎｆｅｃｔｉｏｎｔｅｃｈｎｏｌｏｓｔｕｄ．Ｔｈｒｏｕｈｔｅｃｈｎｏｌｏｒｅｓｅａｒｃｈａｎｄｄｅｖｅｌｏｍｅｎｔｉｎｔｅｒａｔｉｏｎａｎｄｃｏｍｒｅ－ｇｙｙｇｇｙｐｇｐ，ｈｅｎｓｉｖｅｄｅｍｏｎｓｔｒａｔｉｏｎｃｏｍｂｉｎａｔｉｏｎ－ｔｒｅａｔｍｅｎｔ－ｅｎｈａｎｃｅｄｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔ－ｏｚｏｎｅ－ｂｉｏｌｏｉｃａｌｒｅｇｐａｃｔｉｖａｔｅｄｃａｒｂｏｎ－ｕｌｔｒａｆｉｌｔｒａｔｉｏｎｍｅｍｂｒａｎｅｍｕｌｔｉ－ｇｕａｒａｎｔｅｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｒｏｃｅｓｓｗａｓｃｏｍｌｅｔｅｄ．Ｉｎｐｐ，ＷａｔｅｒＴｒｅａｔｍｅｎｔＰｌａｎｔａｄｖａｎｃｅｄｕｌｔｒａｆｉｌｔｒａｔｉｏｎｉｎｔｅｒａｔｅｄｔｅｃｈｎｏｌｏｉｎｔｒｅａｔｉｎａｌａｅＺｈｏｎｉａｏｇｑｇｇｙｇｇ，ｏａｎｉｃ－ｒｉｃｈｒａｗｗａｔｅｒｓｕｏｒｔｅｄｂＷｕｘｉｗａｔｅｒｓｕｌｃｏｍａｎｗａｓｂｕｉｌｔｗｈｉｃｈｆｏｒｍａｎｄｅｎｅｒａｌｇｐｐｙｐｐｙｐｙｇｄｒｉｎｋｉｎｗａｔｅｒｕａｌｉｔｓｅｃｕｒｉｔｅｎｓｕｒｉｎｃｏｍｌｅｔｅｓｓｔｅｍｉｎｔｒｅａｔｉｎａｌａｅ－ｒｉｃｈｒａｗｗａｔｅｒｆｒｏｍｌａｋｅｇｑｙｙｇｐｙｇｇ

臭氧预氧化对藻细胞及胞外分泌物消毒副产物生成势的影响.

第27卷第6期2006年6月环境科学Vol.27,No.6Jun.,2006臭氧预氧化对藻细胞及胞外分泌物消毒副产物生成势的影响方晶云1,马军1*,王立宁1,张涛1,陈忠林1,高月华2(1.哈尔滨工业大学市政环境工程学院,哈尔滨150090;2.中国市政工程东北研究院设计四所,长春130021)摘要:以处于对数生长期后期的悦目颤藻为研究对象,研究了藻细胞及胞外分泌物对氯化消毒副产物生成势(DBPFP)的贡献,以及臭氧预氧化对DBPFP的影响规律,即不同臭氧投量及预氧化时间对DBPFP的影响,并探讨臭氧预氧化控制消毒副产物生成势的原因.研究表明,藻细胞和胞外分泌物的三卤甲烷类副产物都主要是氯仿和一溴二氯甲烷,卤乙酸类副产物都主要是二氯乙酸和三氯乙酸.颤藻细胞和其EOM本身及经臭氧预氧化混凝后形成卤乙酸的能力基本都高于形成三卤甲烷的能力,在实际含藻水的处理中,应该更加重视对卤乙酸的控制.臭氧预氧化可以降低胞外分泌物形成氯化消毒副产物(DBP)的能力,且随着反应时间延长,DBPFP降低越多.在本试验条件下,0975mg/L臭氧预氧化10min后混凝,可比单纯混凝降低胞外分泌物DBPFP31%,其中HAAFP降低526%,而THMFP却升高125%,可见臭氧预氧化控制胞外分泌物DBPFP主要原因是其可以很好地控制卤乙酸生成势.同时臭氧预氧化会使含藻细胞水样的DBPFP大幅度升高,且随着氧化时间延长,各种氯化消毒副产物生成势几乎呈线性增加.在实际水处理中,应在去除藻细胞之后再进行臭氧氧化以控制DBPFP.关键词:藻细胞;胞外分泌物;臭氧预氧化;消毒副产物生成势;三卤甲烷生成势;卤乙酸生成势中图分类号:X52文献标识码:A文章编号:0250-3301(2006)06-1127-06 EffectofPreozonationonDisinfectionBy-ProductsFormationPotentialofAlgaeCellsandExtracellularOrganicMatterFANGJing-yun1,MAJun1,WANGL-ining1,ZHANGTao1,CHENZhong-lin1,GaoYue-hua2(1SchoolofMunicipalandEnvironmentalEngineering,HarbinInstituteofTechnology,Har bin150090,China;2ChinaNortheastMunicipalEngineeringDesignandResearchInstitute, Changchun130021,China)Abstract:WatercontainingOscillatoriaagardiiwasculturedundercontrolledconditionsandh arvestedinthelateloggrowthphase.Theobjectivewastodetermine:thecontributionofalgaece llsandalgaeextracellularorganicmatter(EOM)tothedisinfectionby-productsformationpotential(DBPFP),andtheeffectsofpreozonationincludingozonedosage andpreozonationtimeonDBPFPofalgaecellsandEOMandmechanismoftheseeffects.There sultsshowthatthemaintrihalomethanesfrombothOscillatoriacellsandEOMarechloroformandbromodichloromethane,andthatthemainhaloaceticacidsaredichloroaceticacidandtrichl oroaceticacid.HAAFPfromalgaecellsandEOMthemselvesorafterpreozonationfollowedby coagulationismorethanTHMFP,whichshowsthatmoreattentionshouldbepaidtothecontrolo fHAAinthetreatmentofalgaecontainingwater.DBPFPofEOMisreducedbypreozonation,an paredwithtraditionalcoagulation,thedosageof0 975mg/Lpreozonationwithreactiontimeof10minntesfollowedbycoagulationcandecrease DBPFPofEOMby31%anddecreaseHAAFPby526%,butincreaseTHMFPby125%und erthisexperiment scondition.Thisresultshowsthemajorreasonpreozonationcancontrolthe DBPFPofEOMisthatitcancontrolHAAFPeffectively.Atthesametime,theDBPFPofalgaece llsissignificantlyincreasedbypreozonation,andthisincreaseisalmostalinearfunctionofpreo zonationtime.Itcanbeconcludedthatintherealwatertreatmentcasemostofalgaecellsshouldb eremovedintactbeforepreozonationtocontroltheDBPFP.Keywords:algaecells;EOM;preozonation;DBPFP;THMFP;HAAFP饮用水氯化消毒过程中产生的三卤甲烷(trihalomethane,THM)和卤乙酸(haloaceticacid,HAA)等卤代副产物已引起世界各国的广泛重视.水中天然有机物,如腐殖酸和富里酸,是这些副产物的主要前体物质[1].天然水体中藻类以及它的胞外分泌物(extracellularorganicmatter,EOM)作为消毒副产物(disinfectionby-product,DBP)前体物也已被证实:Graham等人的研究表明,藻细胞及EOM在氯化过程中产生三卤甲烷、卤乙酸等物质,而且三卤甲烷的产生量和藻的种类、藻的生长期、氯化反应[2~5]条件(如pH、反应时间和投氯量)有关;Wachter等人的研究结果表明,藻细胞和EOM 生成THM收稿日期:2005-06-13;修订日期:2005-10-18基金项目:国家自然科学基金项目(50378028)作者简介:方晶云(1980~),女,博士研究生,主要研究方向为给水处理,E-mail:moran8800@*通讯联系人,E-mail:majun@1128环境科学27卷的能力相当[6],但Plummer等研究则认为,70%的DBP前体物来源于藻细胞[5].与腐殖酸、富里酸相比,藻类对DBP的贡献值得引起重视.Hoehn等的实验表明,4种藻在不同生长期中最大氯仿产生量超过了腐殖酸[3].但Oliver的研究表明,1mg/L 项圈藻的藻细胞产生48g/L的氯仿(反应时间为5d),而富里酸在同样条件下产生80g/L的氯仿[4].相对于腐殖酸和富里酸,藻类也是1种很重要DBP前体物质.但由于藻类本身的复杂性,关于藻类作为氯化消毒副产物前体物尤其是卤乙酸的研究还很有限,结果报道差异较大.本文以天然水体中的1种优势蓝绿藻颤藻(Oscillatoriaagardii)为研究对象,将藻细胞和EOM分离后分别进行研究,提供一些关于颤藻细胞及其EOM对于THM和HAA生成势的原始数据,并考察臭氧预氧化对其THM和HAA 生成势的影响,具体是不同臭氧投量及不同预氧化时间对DBPFP的影响规律.1材料与方法1.1仪器和材料DHX-SS-1G型实验室用型臭氧发生器(哈尔滨久久电化学工程技术有限公司);752型紫外光栅分光光度计;总碳分析仪(TOC-VCPN,岛津);ZR4-6型混凝试验搅拌机(深圳中润水工业技术发展有限公司);气相色谱分析仪(Agilent-6890N),ECD检测器,Column(Agilent19095J-321,Capillary150m530m150m).12实验方法121颤藻的纯培养颤藻藻种(编号:HB920)购自中国科学院水生生物研究所.藻的培养采用序批式培养的方式,培养基采用BG-11培养基,即在装了8L培养基的10L的白细瓶分批培养,光照条件为2000lx,温度为202.培养的藻在对数生长期后期浓度达到最大(叶绿素a的浓度达到41496g/L),采用此水样进行试验.122臭氧预氧化试验采集上述含藻水样,用045m滤膜将藻细胞和含EOM的水分离,然后在同体积的蒸馏水中加入分离出的藻细胞,再分别在含EOM的水样和藻细胞的水样中加入高岭土(clay)使其浓度为018g/L,放置1h使其在水样中达到平衡,以模拟天然,用500mL容积的臭氧反应器,取含EOM-clay的水样和含藻细胞-clay的水样500mL 若干,进行臭氧预氧化试验.根据水厂臭氧投量一般为05~20mg/L,选定4个臭氧投量为:0486、0975、1557、2133mg/L,氧化时间为5min;取0975mg/L的投量考察不同预氧化时间(0,2,5,10min)的影响.臭氧预氧化方式是将臭氧通入到反应器内一段时间使臭氧达到预定浓度,然后使反应器在密闭条件下反应预定时间,然后排氮气将反应器内水样中剩余的臭氧排出,以达到终止反应的目的.123烧杯搅拌试验在六联搅拌机上进行,将预氧化之后的水样移至500mL的若干个烧杯,向烧杯中同时加入100mg/L(以Al3+计)Al2(SO4)3(前期试验证明此投量为最佳投量)进行混凝试验.快搅(300r/min)1min,慢搅(50r/min)10min,静置30min后取上表面1cm以下上清液250mL进行各项指标的测定.13分析测定方法131消毒副产物生成势的测定方法消毒副产物生成势(disinfectionby-productformationpotential,DBPFP)间接代表了水中三卤甲烷(THM)前体物和卤乙酸(HAA)前体物的浓度水平.DBPFP的测定是在高投氯量和长时间反应的条件下,水样生成三卤甲烷和卤乙酸的量.其测定的具体步骤为:取200mL水样,放入磨口玻璃瓶中,用1mol/L的稀HCl将水样的pH调至7左右;称117g分析纯的NaOH和681gKH2PO4溶于1L高纯水中形成缓冲溶液(pH=7),取4mL此缓冲溶液加入200mL水样中;向水样中加入NaClO溶液,使水样中氯的投加量大于20mg/L;加盖后将水样放入2005的生化培养箱中,在避光条件下反应72h;72h后取出50mL和40mL水样,用过量抗坏血酸终止过量的氯,参考美国环保局method5511和method5523用GC-ECD分别测定三卤甲烷(THM)和卤乙酸(HAA)的浓度,剩下的水样中取出100mL测定余氯确保其大于5mg/L[7].132水中三卤甲烷的测定本试验测定了4种THM,即三氯甲烷(CHCl3)、一溴二氯甲烷(CHBrCl2)、二溴一氯甲烷(CHBr2Cl)、三溴甲烷(CHBr3).测定条件参考USEPA的method5511[8],并在此基础上根据本试验条件略作修改.THM测定条件如下:程序升温的6期环境科学1129150,保持15min;进样口温度200;检测器温度290;平均流速55cm/s;进样量1L.133水中卤乙酸的测定本试验测定了5种HAA,即一氯乙酸(MCAA)、二氯乙酸(DCAA)、三氯乙酸(TCAA)、一溴乙酸(MBAA)、二溴乙酸(DBAA).测定条件参考USEPA的method5523,并在此基础上根据本试验条件略作修改.HAA测定条件:程序升温:40保持15min,以40/min的速度升到205,保持25min;进样口温度210;检测器温度290;平均流速33cm/s;进样量1L.134水中有机物浓度的测定水中溶解性有机碳(DOC)的测定是将水样经过045m的滤膜过滤后直接用总碳分析仪测定,代表水中总的有机物浓度.UV254是254nm波长下水样的紫外吸收光度,通常代表水中芳香性不饱和有机物的浓度,本实验采用UV254间接代表有机物浓度,其测定采用752型紫外光栅分光光度计.[9]135水中臭氧浓度的测定采用靛蓝二磺酸钠法[10].136水中余氯测定采用碘量法[11].137藻类浓度测定由于颤藻的尺寸较大且容易形成群落,不易用显微镜计数法测准,本试验采用测定叶绿素浓度的方法[12]来反映藻的浓度.2结果与讨论21原水水质从表1和表2可以看出,未破坏的藻细胞几乎不释放有机物,占DBPFP的比例很小,EOM是主要的DBP前体物;藻细胞和其EOM主要形成的卤乙酸是二氯乙酸(DCAA)和三氯乙酸(TCAA),主要形成的三卤甲烷是三氯甲烷(CHCl3)和一溴二氯甲烷(CHBrCl2).藻类和EOM形成卤乙酸的能力均高于形成三卤甲烷的能力.表1原水的水质指标Table1Thequalityofrawwater水样EOM-clay藻细胞-claypH9.547.70叶绿素-a/g L-10414.96浊度/NTU28.637.2DOC/mg L-18.1650.889UV254/cm-10.0230.281消耗的氯/mg L-119.623.917THMFP/g L-1215.8916.40HAAFP/g L-1362.5937.73DBPFP/g L-1578.4854.14表2原水中各种DBPFP的浓度Table2ConcentrationofvariousDBPFPinrawwater水样EOM-clay藻细胞-clayHAAFP/g L-1DCAA115.846.89TCAA246.529.19DBAA0.220CHCl3170.6624.64THMFP/g L-1CHBrCl233.7613.09CHBr2Cl11.4602.2不同臭氧投量对EOM-clay水样混凝沉后水的影响从图1(a)可以看出,随着臭氧投量的增加,含EOM-clay水样的沉后水DOC变化不明显,但是消耗的氯量和UV254明显减少,表明在本试验投量范围内,臭氧预氧化并不能将水中有机物矿化,但改变了有机物的结构,使生成的有机物不饱和键减少,生成的总的卤代产物浓度减小.从图1(b)可以看出,随着臭氧投量的增加,THMFP和HAAFP都在明显降低后又略有升高,总DBPFP呈下降趋势.在臭氧投量为0486mg/L时,臭氧预氧化降低DBPFP的效果达到最佳,为作用明显[13],通过混凝去除了更多的DBPFP;而高投量的臭氧预氧化会对混凝过程产生不利影响.从图1(b)还可以看出,臭氧预氧化后,EOM水样经预氧化混凝后的HAAFP仍明显高于THMFP.2.3不同预氧化时间对EOM-clay水样混凝沉后水的影响由图2(a)可以看出,随着预氧化时间的延长,含EOM-clay水样的沉后水的DOC变化不明显,而消耗的氯和UV254却持续降低.说明在本试验条件下,预氧化时间的延长虽不能将有机物矿化,但却改变了有机物的结构,使生成的有机物不饱和键减少,生成的总的卤代产物浓度减小.,,1130环境科学27卷图1臭氧投量对EOM-clay水样沉后水的影响(预氧化时间:5min)Fig.1EffectofozonedosageontheEOM-claywateraftercoagulation(preozonationtime:5min)图2臭氧预氧化时间对EOM-clay水样沉后水的影响(臭氧投量:0.975mg/L) Fig.2EffectofpreozonationtimeontheEOM-claywateraftercoagulation(ozonedosage:0975mg/L)HAAFP明显减小,而THMFP却略有升高,总的DBPFP明显下降.这是因为,随着反应时间的延长,臭氧氧化大分子有机物为小分子有机物,而三氯甲烷的前体物为小分子物质,所以THMFP浓度增加;而随着反应时间的延长,臭氧将EOM中部分HAA前体物氧化为非HAA前体物,使得HAAFP持续下降.当反应时间为10min时,DBPFP降低了31%,HAAFP降低了526%,而THMFP升高了125%,说明臭氧预氧化对颤藻EOM中HAA前体物的有很好的控制作用,但同时会引起三氯甲烷前体物浓度的增加.同时,从图2(b)也可以看出在反应时间较短时,HAAFP高于THMFP,再延长反应时间时,THMFP略高于HAAFP. 24不同臭氧投量对藻细胞-clay水样混凝沉后水的影响从图3(a)可以看出,随着臭氧投量的增加,含藻的,UV大,且消耗的氯量增加.这是由于臭氧氧化在一定程度上破坏了藻细胞,使得胞内物质释放出来,且投量越大释放的胞内物质越多,产生的卤代产物量越大.从图3(b)可以看出,随着臭氧投量的增加,三氯甲烷的生成势持续增加,这与Plummer[5]研究结果相同,即臭氧预氧化使硅藻(Cyclotella)水样的三氯甲烷生成势提高,并从1mg/L臭氧投量提高5%~26%到3mg/L臭氧投量提高39%~109%,这是由于:随着臭氧投量的增加,水中DOC增大,从藻细胞内释放出来的有机物浓度增大;三氯甲烷的前体物主要是小分子的物质,而臭氧投量越大,经臭氧氧化而生成的小分子物质越多.而HAA变化趋势为:HAA在0486mg/L臭氧时达到最大,而后持续下降,但均高于不投加臭氧时的生成量,这是因为臭氧破坏藻细胞引起了胞内物质的释放(表现为DOC升高),但臭氧投量较高时可将释放出的部分6期环境科学1131图3臭氧投量对藻细胞-clay水样沉后水的影响(预氧化时间:5min)Fig.3Effectofozonedosageonthecells-claywateraftercoagulation(preozonationtime:5min)Plummer[5]的结果不同,即1mg/L臭氧对硅藻(Cyclotella)水样HAA产量影响不大,但是3mg/L臭氧使其提高了38%~76%.而从图3(b)还可看出,藻细胞-clay水样经臭氧预氧化混凝后的HAAFP明显高于THMFP.2.5不同预氧化时间对藻细胞-clay水样混凝沉后水的影响由图4(a)可以看出,随着预氧化时间的延长,含藻细胞-clay水样的沉后水DOC、UV254和消耗的氯量都升高,说明随着预氧化时间的延长,藻细胞被破坏得更完全,释放的胞内物质更多,产生的卤代产物的量增大.图4臭氧预氧化时间对藻细胞-clay水样沉后水的影响(臭氧投量:0975mg/L) Fig.4Effectofpreozonationtimeonthecells-claywateraftercoagulation(ozonedosage:0.975mg/L)由图4(b)可看出,随着预氧化时间的延长,DBP升高较快,这主要是因为反应时间越长,释放的胞内物质越多,从而释放出的各种DBP前体物也越多.这说明在实际水处理中,应该在去除藻细胞之后再进行臭氧氧化处理,因为这样既可防止臭氧氧化使藻细胞内物质释放而增加DBP前体物浓度,又可以降低EOM中的DBP前体物浓度.从图4(b)还可看出,藻细胞-clay水样经臭氧预氧化混凝后的HAAFP明显高于THMFP.3结论(1)颤藻细胞和其EOM形成的卤乙酸主要是二氯乙酸和三氯乙酸,形成的三卤甲烷主要是三氯甲烷和一溴二氯甲烷;颤藻细胞和EOM本身及经臭氧预氧化混凝后形成卤乙酸的能力基本都高于形成三卤甲烷的能力,说明在实际的含藻水处理中,应该更加重视对卤乙酸的控制.(2)随着预臭氧投量的增加和预氧化时间的延1132环境科学Assoc.,1980,72(6):344~350.[4]OliverBG,ShindleDB.27卷长,臭氧氧化EOM使其不饱和键减少,生成的总的卤代产物浓度减小;却使含藻细胞水样沉后水的DOC、卤代产物浓度大幅度增大.(3)臭氧预氧化混凝处理含EOM的水样可以降低其DBPFP,而且随着预氧化时间的延长,DBPFP降低得越多,在本实验条件下,0975mg/L臭氧预氧化10min,可比单纯混凝的DBPFP降低31%,HAAFP降低526%,而THMFP升高了125%,说明臭氧预氧化对颤藻EOM中HAA前体物的控制作用较好.(4)臭氧预氧化会破坏藻细胞,使得胞内物质释放出来,且投量越大、预氧化时间越长,释放的胞内物质越多,这部分物质中的一部分是DBP的前体物,尤其是随着预氧化时间的延长,沉后水的DBPFP几乎呈线性增加.(5)在实际水处理中,应该在去除藻细胞之后再进行臭氧氧化处理,这样既可以防止由于臭氧氧化释放藻细胞内物质而增加DBP前体物,又可以发挥臭氧氧化控制EOM中DBPFP的作用.参考文献:[1]ReckhowDA,SingerPC,MalcolmRL.Chlorinationofhumicmaterials:byproductformationandchemical[12]interpretations[J].Environ.Sci.Technol.,1990,24(11):1655~1664.[2]GrahamNJD,WardlawVE,PerryR,etal.The[13]significanceofalgaeastrihalomethaneprecursors[J].WaterSci.Technol.,1998,37(2):83~89.[3]HoehnRC,BarnesDB,ThompsonBC,etal.Algaeassourcesoftrihalomethaneprecursors[J].J .Am.WaterWorks[10][11][9][8][6]Trihalomethanesfromthechlorinationofaquaticalgae[J].Environ.Sci.Technol.,1983,17(2):80~83.[5]PlummerJD,EdzwaldJK.Effectofozoneonalgaeasprecursorsfortrihalomethaneandhaloace ticacidproduction[J].Environ.Sci.Technol.,2001,35(18):3661~3668.WachterJK,Andelm anohalideformationonchlorinationofalgalextracellularproducts[J].Environ.Sci. Technol.,1984,18(11):811~817.[7]APHA;AWWA;WEF.Standardmethodsfortheexaminationofwaterandwastewater[M].(2 0thed.).Washington:APHA,EPA.Method5511:Determinationofchlorination disinfectionbyproductsandchlorinatedsolventsindrinkingwaterbyliquid-liquidextractionandgaschromatographywithelectron-capturedetection[S].1990. USEPA.Method552.3:Determinationofhaloaceticacidsanddalaponindrinkingwaterbyliqu id-liquidmicroextraction,derivatization,andgaschromatographywithelectroncapturedetectio n[S].2003.张全忠,吴潘,梁斌,等.液相中臭氧浓度的检测[J].工业水处理.2001,21(4):30~32.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[M].(第四版).北京:中国环境科学出版社,2002.171~172.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[M].(第四版).北京:中国环境科学出版社,2002,670~671.ReckhowDA,SingerPC,TrussellRR.Ozoneasacoagulantaid[A].In:Proc.CO,1986.oftheAWWANationalConference:Ozonation,RecentAdvancesandResearchNeeds[C].Denver,。

高乃云——浅议现阶段自来水厂处理工艺中的常见问题

浅议现阶段自来水厂处理工艺中的常见问题同济大学高乃云闵行二水厂原厂长朱斌藻嗅、藻毒素和消毒副产物问题常规处理工艺处理湖库原水春季藻类问题♣混凝效果季节性变化大，难以控制；♣藻类与悬浮物结块浮于反应池之上，影响絮凝体形成♣春季部分藻类在沉淀池中不易下沉去除。

♣藻类在沉淀池出水槽附近生长藻类去除研究的必要性♣滤池被堵塞，过滤周期缩短。

贫营养舟形藻穿透滤池，导致嗅味问题。

♣穿出滤池的舟形藻通过城市管网进入用户，开水中的上浮物在高倍显微镜下看到舟形藻。

下图中：主要是舟行藻，属于硅藻；方块状的也是属于硅藻。

上浮物600倍下沉物600倍•蓝藻（Cyanobacteria ）属于光合自养的原核生物，是地球上最古老的生物之一光照温度稳定水体营养物质铜绿微囊藻在实际湖泊水体中能够形成团块状的悬浮细胞群体，肉眼可见，直径3-7μm，属于浮游型藻类。

夏秋-蓝藻蓝藻的光合器官•蓝藻的细胞质中含有内膜系统，形成最原始的片层结构，由多层膜片相叠而成，这个结构被称为类囊体。

•类囊体上含有多种独特的光合器官：光合反应中心-I （PS-I ）和光合反应中心-II （PS-II ），以及含有藻胆蛋白（phycocyanobilin ）的藻胆体（phycobilisome ，PBS ），除此之外，蓝藻细胞中还含有一定的类胡萝卜素。

蓝藻类囊体的透射电镜图片（放大40000倍）蓝藻细胞的透射电镜图片（放大10000倍）PBS蓝藻含有藻胆蛋白的藻胆体模型图蓝藻对饮用水安全的危胁•藻毒素，蓝藻产生的藻毒素主要包括肝毒素，神经毒素等。

肝毒素能引起人体和动物肝脏的急性和慢性中毒，危害极大，典型代表：microcystin-LR。

神经毒素毒性很强。

藻毒素MC铜绿微囊藻嗅味物质DBPs嗅味物质和消毒副产物问题•嗅味物质，主要都为藻类的分泌物和代谢产物，虽无明显毒性，但会引起人类嗅觉的不愉快感觉，典型代表：2-MIB，Geosmin。

•消毒副产物问题，藻类残体和分泌物均能成为DBPs的前体物。

臭氧及其高级氧化工艺对消毒副产物的控制研究

臭氧及其高级氧化工艺对消毒副产物的控制研究区永杰;方芳;高乃云;楚文海;蒋金【期刊名称】《给水排水》【年(卷),期】2013(000)001【摘要】饮用水处理中产生的消毒副产物(DBPs)具有致癌致突变等健康风险,且其在水中广泛存在,引起了水处理行业的广泛关注.DBPs的前体物主要是消毒前未被水处理工艺去除,且能与消毒剂反应形成DBPs的有机物或无机离子.在消毒前,通过增设新的处理工艺(如预处理或深度处理工艺)以去除DBPs前体物,是控制DBPs的有效措施.臭氧及其高级氧化工艺能够有效氧化降解部分有机污染物,所以其已经成为控制某些典型DBPs的重要工艺.综述了臭氧及其高级氧化技术对典型DBPs——三卤甲烷及卤乙酸的控制效果,详细讨论了这些技术的降解效率、机理及反应动力学,以期为微污染原水条件下DBPs的有效控制提供有益参考.【总页数】7页(P166-172)【作者】区永杰;方芳;高乃云;楚文海;蒋金【作者单位】同济大学环境科学与工程学院污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;上海市供水调度监测中心,上海200080;同济大学环境科学与工程学院污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院长江水环境教育部重点实验室,上海200092【正文语种】中文【相关文献】1.臭氧灭菌机理及消毒副产物溴酸盐控制技术研究进展 [J], 吴清平;张永清;张菊梅;杨秀华;张颖辉2.H2O2对臭氧-生物活性炭控制消毒副产物的影响研究 [J], 王永京;林佳星;杨凯;于建伟;杨敏3.臭氧-生物活性炭控制有机物和消毒副产物研究 [J], 陈丽珠;巢猛;刘清华;陈卓华4.预臭氧化工艺对消毒副产物影响的生产性研究 [J], 岳尚超;王启山;张伟林;李思思;张怡然;刘艳芳;鲁金凤;赵文玉5.饮用水处理工艺中臭氧剂量控制消毒副产物生成势研究 [J], 袁展;吉红军;余冉;朱光灿因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

饮用水二氧化氯消毒生成消毒副产物的研究与控制进展

ClO2 及其主要消毒副产物的检测技术决定了 ClO2 在饮水消毒中的推广使用，因此建立简单、快速、高灵敏度的 ClO2 、ClO2—和 ClO3—的测定方法具有重要意义[18]。
4. 二氧化氯消毒副产物的去除方法
去除二氧化氯的消毒副产物，应从两个方面去考虑：一是从源头上尽量避免消毒副产物的形成；二是对生成的无机副产物，进行有效的去除。
资料表明[12]，亚氯酸盐和氯酸盐存在健康危害。世界卫生组织指出，亚氯酸盐属于生
成高铁血红蛋白的化合物，可导致高铁血红蛋白和溶血性贫血。美国、加拿大的研究资料显
示氯酸盐可诱发神经、心血管和呼吸道中毒、甲状腺损害、贫血等症状，降低精子的数量和
活力。因此，采用二氧化氯消毒饮水时，要严格控制其副产物的生成。
Review on characteristics and control of haloamides in drinking water treatment
LI Mian, XU Bin, XIA Sheng-ji, GAO Nai-yun, LI Da-peng, TIAN Fu-xiang (State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, Tongji University, Key Laboratory of Yangtze
Aquatic Environment, Ministry of Education, Shanghai ,200092)
Abstract: As the replacement of chlorine, chlorine dioxide with its unique advantages is widely used in water disinfection, but its disinfection by-products produced a significant threat to human health, and aroused widespread concern. The chlorine dioxide disinfection by-products including organic and inorganic by-products ,which mainly composed of inorganic by-products chlorite (ClO2—) and chlorate (ClO3—) . This paper reviews the formation reasons and influencing factors, as well as the control methods.

高乃云,楚文海-藻类预氧化及藻源型有机物生成消毒副产物控制-第九届城镇水务大会

光合活性
0.5
二氧化氯氧化铜绿微囊藻前、后的扫描电镜照片
前
后
二氧化氯氧化前，藻细胞呈椭圆形，结构完整。当投加二氧化氯氧化后，细胞外形有了很大变化，出现了一些褶皱和凹陷，说明细胞已经破裂死亡，释放出胞内物质。
二氧化氯对藻毒素（MC-LR）的降解
当投加0.1 mg/L的二氧化度没有明显的变化。当二氧化氯投加量增加到0.3 mg/L时，可以看到藻毒素
藻类预氧化及藻源型有机物生成消毒副产物控制
高乃云教授楚文海副教授同济大学
1
研究背景不同氧化剂对铜绿微囊藻的灭活效果藻源型有机物可生物降解性、消毒副产物和膜污染潜能及其相互关系不同分子量有机物在氯/氯胺化消毒过程中生成C-DBPs和N-DBPs的研究臭氧预氧化对AOM生成DBPs的影响
高铁酸钾对铜绿微囊藻细胞去除率和浑浊度的影响
100 6
Algae removal
80
Algae removal (%)
Turbidity
5
60
4 3
40
20
2 1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 Ferrate (VI) dosage (mg/L)
0
随着高铁酸钾浓度的增大，藻细胞的去除率增加，溶液浑
200 THM 160 120 HAA 4 3
TOC (mg/L)
5
DBP concentration (μg/L)
TOC
80
40
2
1
0
0 1 3 5 7
0 Ferrate (VI) dosage (mg/L)
高铁酸钾作为具有氧化和混凝双重作用的氧化剂，可以有效地用来处理高藻水。

高锰酸钾预氧化对藻活性和胞内外有机物的影响

研究了高锰酸钾的强化混凝作用,从药剂投加量到处理时间,再到混凝剂的用量,发现高锰酸钾能有效强化混凝.高锰酸钾氧化作用对藻细胞生物活性有一定影响.Petrusevski 等[8]研究认为其主要原因是高锰酸钾氧化降低了藻细胞活性,使其利于沉降.大量研究表明高锰酸钾预氧化可以降低混凝除藻过程中混凝剂的用量.El-Dars[9]研究了高锰酸钾对铝盐和铁盐混凝除藻的效果,发现高锰酸钾可以大大降低混凝剂的用量并很好的去除藻类.高锰酸钾强化混凝除藻的效果不仅来源于其氧化作用 , 其还原产物同样助于混凝过程.Chen 等[6]在前人基础上研究认为高锰酸钾还原产物是水合 MnO2,会对混凝有促进作用,它既能吸附有机物质,同时还能附着在藻细胞表面,提高了藻细胞的沉降性.然而由于藻细胞是一种具有生命活性的微生物,其不同生长周期的生理特性与形态特征对混凝过程具有较大的影响[10 12]. 特别是随着生长期和代谢条件的变化,与藻细胞壁相联系的官能团(主要是羧基,偶尔也有酚基、羟基 ) 的浓度和反应会发生波动 , 直接影响藻细胞的负电荷密度和等电点[13 14],由于这些官能团多存在于藻细胞的 EOM 中, EOM 的性质及其动态变化必然影响藻类的预氧化及混凝效果[15].因此对藻类不同生长周期预氧化效果的研究为预氧化在藻类去除过程中的实际应用具有一定的指导意义. 本文以聚合氯化铝 (PAC) 为混凝剂 , 对不同生长期的铜绿微囊藻进行高锰酸钾预氧化强化混凝实验,并通过藻、浑浊度去除率及 EOM、 Zeta 电位的变化,探究了高锰酸钾预氧化强化混凝对不同生长期铜绿微囊藻去除效率差异的机理.
中国环境科学 2017,37(7)：2708~2714
China Environmental Science

气相色谱-质谱法检测饮用水新生含氮消毒副产物氯代乙酰胺

７０ｅＶ；扫描质量范围ｍ／ｚ：２０～２００；检测模式：选择离子检测（ＳＩＭ）。溶剂延迟６．５ｒａｉｎ。升温程序：初
始温度为４０℃，保持１０ｒａｉｎ，再以４０℃／ｍｉｎ的速率升温至１５０℃，保持５ｒａｉｎ；１，２．二溴丙烷出峰时间：８．３０ｒａｉｎ；ＤＣＡｃＡｍ出峰时间：１３．６５ｒａｉｎ；ＴＣＡｃＡｍ出峰时间：１３．９５ｒａｉｎ；ＥＴＡＣ的保留时间为
万方数据
１０６
分析化学
第３７卷
本实验的回收率为８２．０％～１１１．９％，控制在Ｕ．Ｓ．ＥＰＡ５５２．３要求的±３０％之内，可见本实验的准确度同样也被标准认可。实验发现，回收率在低加标量样品中偏离期望值程度大于高加标量样品，低加标量样品中ＤＣＡｅＡｍ的回收率偏离期望值程度大于ＴＣＡｃＡｍ。３．４实际水样测定
（ＥＴＡＣ，色谱纯，美国ＦｉｓｈｅｒＣｈｅｍｉｃａｌｓ公司）。抗坏血酸、ＫＩ、冰醋酸、无水硫酸钠（分析纯）和
Ｈ：ＳＯ。（９８％）均购于国药集团化学试剂有限公司。超纯水（１８ＭＱｃｍ）由Ｍｉｌｌｉｐｏｒｅ超纯水机制备。２．２气相色谱－质谱条件
载气：高纯氦气；载气流量控制方式：压力控制；柱头压：１２５．２ｋＰａ（压力过高或过低都会导致信噪比降低）；流速：５６．９ｍＬ／ｍｉｎ；进样量：１．０ＩＬＬ；进样方式：无分流进样；数据采集和处理：ＧＣＭＳｓｏ］ｕｔｉｏｎ软件工作站。进样口温度：１８０℃；质谱检测器温度：２５０ｏＣ；离子源：电子轰击离子源（Ｅ１）；电子能量：
＋ＧＣ／ＥＣＤ和ＬＬＥ＋ＧＣ／ＭＳ。
２．４．１酸催化水解将ＣＡｃＡｍｓ通过酸催化水解转化为相应的ＨＡＡｓ，再根据美国最新ＤＢＰｓ标准方
法ＥＰＡ５５２．３ｉ８１测定ＨＡＡｓ的浓度，酸催化水解反应式如下所示：

氧化剂预氧化除藻生成有机副产物的研究进展

氧化剂预氧化除藻生成有机副产物的研究进展呼书杰;李绍秀;赵德骏;袁秀丽;谢葆红【摘要】综述目前国内外Cl2、ClO2、O3和KMnO4预氧化除藻生成有机副产物及三卤甲烷和卤乙酸生成势的研究成果和进展,比较这4种预氧化剂除藻的有机毒理性,提出ClO2、O3和KMnO4预氧化替代预氯化的必要性.【期刊名称】《能源与环境》【年(卷),期】2011(000)006【总页数】3页(P81-82,89)【关键词】Cl2;ClO2;O3;KMnO4;预氧化;藻;有机副产物【作者】呼书杰;李绍秀;赵德骏;袁秀丽;谢葆红【作者单位】广东工业大学土木与交通工程学院广东广州 510006;广东工业大学土木与交通工程学院广东广州 510006;广州市水务工程建设管理中心广东广州510640;广州市水务工程建设管理中心广东广州 510640;广州市水务工程建设管理中心广东广州 510640【正文语种】中文【中图分类】TU991.2富营养化现象是湖泊水库主要的环境问题，造成多方面的危害，而其对饮用水生产的影响是最引人注目的。

富营养化给饮用水生产带来的问题主要是由藻类及其分泌物所引起，除了常见的对水厂运行的不利影响之外，还体现在水的感观性状和饮用水安全性2个方面，它本身还会对水质产生很大的影响。

为此，国内外围绕给水除藻技术开展了多年的研究工作。

其中预氯化、臭氧预氧化、二氧化氯预氧化和高锰酸钾预氧化除藻技术逐渐被开发和使用，并且取得了较好的效果，但是这些氧化剂在去除藻类及其分泌物的同时是否会生成一些有害的有机副产物，是否会使处理后出水具有潜在危险性。

因此，近年来，以预氯化、臭氧预氧化、二氧化氯预氧化和高锰酸钾预氧化为主的化学预氧化除藻技术带来的有机副产物问题得到更多关注与研究。

1 预氯化除藻生成的有机副产物很多报道表明，藻类及其分泌物是有机副产物的重要前体物质，加氯前Ames试验呈阴性的藻类培养物在加氯后呈阳性，氯化后离心上清液的致突变强度高于细胞培养物的致突变强度。

液氯消毒工艺去除微囊藻毒素的试验研究

液氯消毒工艺去除微囊藻毒素的试验研究
刘成;高乃云;陈卫
【期刊名称】《中国给水排水》
【年(卷),期】2009()23
【摘要】通过小试研究了氯消毒工艺对黄浦江水中两种微囊藻毒素的去除效果及对水厂实际运行的意义。

结果表明,游离氯对试验中所研究的两种微囊藻毒素(MC-LR、MC-RR)具有一定的去除效果,两种微囊藻毒素的氯化降解过程均符合二级反应动力学模型,通过提高游离氯的浓度和持续时间,可以显著提高微囊藻毒素的降解速率;在pH值为7.25时,将黄浦江水中10μg/L的MC-LR降至国家水质标准中的要求值(1μg/L)所需要的CT值为107.99mg.min/L,正常消毒条件下难以达到此值;但氯消毒工艺能够明显降低微囊藻毒素的急性毒性,可以作为目前控制水中微囊藻毒素脱毒的一种手段。

【总页数】4页(P51-54)
【关键词】饮用水;氯消毒;微囊藻毒素
【作者】刘成;高乃云;陈卫
【作者单位】河海大学环境科学与工程学院;同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室
【正文语种】中文
【中图分类】TU991.2
【相关文献】
1.不同工艺给水厂对典型微囊藻毒素的去除研究 [J], 姜蕾
2.自来水厂常规水处理工艺对微囊藻毒素的去除研究 [J], 黄斌
3.Fe(Ⅲ)改性土壤用于微囊藻细胞及微囊藻毒素的去除 [J], 戴国飞;方少文;彭宁彦;杨平;宋立荣;钟家有
4.液相色谱-串联质谱法r检测水中痕量微囊藻毒素-LR和微囊藻毒素-RR [J], 李晨;马颖;李洪鑫;傅玉
5.紫外/氯工艺对水中微囊藻毒素的去除 [J], 王洪桥;白玉
因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

一种碘代含氮消毒副产物的水样保存方法[发明专利]

专利名称：一种碘代含氮消毒副产物的水样保存方法专利类型：发明专利
发明人：楚文海,丁顺克,高乃云,尹大强,徐斌
申请号：CN201610493002.8
申请日：20160629
公开号：CN105948215A
公开日：
20160921
专利内容由知识产权出版社提供
摘要：一种碘代含氮消毒副产物的水样保存方法，采用铵盐作为水样的脱氯剂；将水样的pH调节至4.5～6.5之间以抑制碘代含氮消毒副产物例如二碘乙酰胺(DIAcAm)的水解。

包括如下步骤：(1)向水样中添加铵盐，用量控制在水中游离性余氯摩尔浓度的2～5倍；(2)若水样保存时间大于1天，再向水样中添加亚硝酸盐，用量控制在水中总余氯摩尔浓度的1～2倍；(3)随即使用弱酸将水样的pH调节至4.5～6.5之间，即完成碘代含氮消毒副产物二碘乙酰胺的水样的保存。

本发明所使用的试剂廉价、易与获取，处理方法简单且不会对后续的分析结果产生影响；本发明是一项经济、高效、准确的保存水样中碘代含氮消毒副产物二碘乙酰胺的方法。

申请人：同济大学
地址：200092 上海市杨浦区四平路1239号
国籍：CN
代理机构：上海智信专利代理有限公司
代理人：吴林松
更多信息请下载全文后查看。

一种去除水中高氯酸根离子的方法及吸附材料的制备方法[发明专利]

专利名称：一种去除水中高氯酸根离子的方法及吸附材料的制备方法
专利类型：发明专利
发明人：许建红,高乃云,楚文海,唐玉霖
申请号：CN200910046907.0
申请日：20090303
公开号：CN101481163A
公开日：
20090715
专利内容由知识产权出版社提供
摘要：一种去除水中高氯酸根离子的方法，通过加入负载有水合氧化铁吸附材料，利用负载水合氧化铁吸附和络合作用，进行吸附去除。

所述的吸附材料的制备方法，先用FeSO 7HO或FeCl 7HO 或FeCl 4HO或Fe(SO4)·9HO和颗粒炭混合加热，对铁盐水解一段时间，再往溶液中加强碱，调节pH值在7～9范围内，再加热一段时间，在炭上形成水合氧化铁对水中高氯酸根的水溶液有很强吸附作用；该方法能对去离子水中含高氯酸根离子的溶液和自来水出厂水中含有高氯酸根离子溶液能达到吸附去除，达到饮用水的水质标准。

申请人：同济大学
地址：200092 上海市杨浦区四平路1239号
国籍：CN
代理机构：上海智信专利代理有限公司
代理人：吴林松
更多信息请下载全文后查看。

超声波技术在水处理中的应用研究进展

超声波技术在水处理中的应用研究进展郭洪光;高乃云;姚娟娟;欧桦瑟【摘要】超声波技术在水处理中的应用已经越来越受到重视.文中综述了超声波技术在水处理中的研究以及最新进展,详细介绍了超声波技术的原理,对生物预处理的强化,对水中的藻类、腐殖酸、烃类、药物活性物质及内分泌干扰物等的去除以及最新应用,论述了影响超声波声化降解率的因素,并对该技术未来应用前景进行了展望.【期刊名称】《工业用水与废水》【年(卷),期】2010(041)003【总页数】4页(P1-4)【关键词】超声波降解;水处理;空化效应;有机污染物【作者】郭洪光;高乃云;姚娟娟;欧桦瑟【作者单位】同济大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092;同济大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092;同济大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092;同济大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092【正文语种】中文【中图分类】X703.1近年来利用超声波（频率＞16 kHz）技术处理降解水中的化学污染物尤其是难降解有机污染物的应用取得了很大的进展，它是一项新型的水处理技术，集高温热解、高级氧化及超临界氧化等多种技术于一身，具有降解效率高、适用范围广，且可以与其它水处理技术联合作用的优点。

在强化降解或直接降解水体中有机污染物方面的实验室水平及应用上的研究报道也日益增加，取得了许多有价值的研究成果。

对于超声波的化学效应机理，国内外至今的研究理论普遍公认为空化效应，又称“热点”（hotspot）理论。

该理论认为超声波对有机物的降解不是直接的声波作用，而主要是源于其产生的声空化效应。

即当超过一定强度的超声波辐射进入水体中时，液相分子间的分子引力被打破，进而引发空化泡，在超声波负压相内不断迅速膨胀的空化泡，在紧接着到来的正压相的作用下被急剧压缩并迅速崩裂，空化泡历经振动、生长、收缩、崩裂的整个闭合过程发生在仅仅数微秒至纳秒内，从而在正常的温度与压力的液体环境中产生了局部异常的高温和高压环境，即形成所谓“热点”，并产生速度约为110 m/s的具有强烈冲击力的微射流，然后该热点迅速冷却，冷却速率可达109K/s，在空化泡不均匀破裂处还能产生强烈的冲击波效应。

采用膜生物反应器处理回用洗浴废水

采用膜生物反应器处理回用洗浴废水周超;夏四清;高乃云;楚文海【期刊名称】《中南大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2012(043)005【摘要】Membrane bioreactor (MBR) was adopted for recycling of bath wastewater. The optimal operation process parameters were determined, and the feasibility of bath wastewater reused by MBR was examined. The results show that such conditions are optimal control: flux of 13-15L/(m2·h), oxygen of 450-550 L/(m2·h), and mass concentration of MLSS of 3.00-4.00 g/L, at which the performance of MBR is higher, removal rates of CODCD TN, NH3-N, TP, LAS, BOD3 and turbidty are higher than 90%, even to 100%.%采用膜生物反应器对洗浴废水进行处理回用研究,确定该工艺最佳运行参数,并考察其用于洗浴废水回用的可行性.实验结果表明:膜生物反应器最佳运行条件为通量13～15L/(m2·h),曝气量450～550L/(m2·h),污泥质量浓度3.00～4.00g/L:最佳条件下该工艺对洗浴废水的处理效能较高,化学需氧量、总氮、氨氮、总磷、阴离子表面活性剂、生物化学需氧量和浊度的去除率均高于90％,甚至达100％.【总页数】5页(P1999-2003)【作者】周超;夏四清;高乃云;楚文海【作者单位】同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092;同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092;同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092;同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092【正文语种】中文【中图分类】TU991【相关文献】1.膜生物反应器技术处理洗浴废水的工程应用 [J], 张云霞;邢国平;朱文亭;孙宝盛2.移动床膜生物反应器在废水处理回用工程中的应用研究 [J], 冯振勇;张国祥;姚志强;李强;冯俊强;段建新3.无纺布膜生物反应器在洗浴废水再生处理中的应用 [J], 陈伟楠4.膜生物反应器处理洗浴废水的中试研究 [J], 张云霞;邢国平;朱文亭;孙宝盛;赵新华5.气浮-曝气生物滤池-膜生物反应器处理洗浴废水回用工程 [J], 郭冀峰;王荣昌;夏四清;赵建夫因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。

当高铁酸钾投加浓度从 25 1.0 mg/L增加到7.0 mg/L时，氯化消毒副产 20 物的浓度也随之升高，总三卤甲烷浓度从10.80 15 μ g/L增加到14.62 μ g/L， 10 总卤乙酸浓度从13.91 5 μ g/L增加到20.23 μ g/L。 0 高铁酸钾氧化后胞内有机物也有一定的释放，
DBP concentration (μg/L)
30
1.2
THM HAA DOC
0.9
Extracellular DOC (mg/L)
0.6
0.3
0
0 1 3 5 7 Ferrate (VI) dosage (mg/L)
但相对于二氧化氯氧化铜绿微囊藻后氯化生成的消毒副产物浓度，高铁酸钾对藻细胞的破坏程度小，氯化后生成的消毒副产物含量要低很多。藻类被高铁酸钾预氧化释放的胞内有机物也是氯化生成消毒副产物的主要前体物。
5
6
7
研究背景
藻类的危害
蓝藻爆发、藻细胞代谢产物或藻细胞死亡时，释放的藻毒素、异嗅异味化合物、藻源型有机物（AOM）对饮用水的安全造成严重危害或带来麻烦。
铜绿微囊藻
藻毒素MC 嗅味物质消毒副产物
传统水处理工艺去除藻类的局限性
藻细胞具有空气液泡，能够调节细胞密度悬浮于水中，且比重小，难于下沉。天然水体中藻细胞本身带负电荷，并具有亲水效应、空间位阻效应和立体效应，成为稳定的生物颗粒。
高乃云,楚文海藻类预氧化及藻源型有机物生成消毒副产物控制 -第九届城镇水务大会
1
研究背景
2
不同氧化剂对铜绿微囊藻的灭活效果
藻源型有机物可生物降解性、消毒副产物和膜污染潜能及其相互关系
Outline
3
4
不同分子量有机物在氯/氯胺化消毒过程中生成C-DBPs和N-DBPs的研究
臭氧预氧化对AOM生成DBPs的影响
光合活性0ຫໍສະໝຸດ 5二氧化氯氧化铜绿微囊藻前、后的扫描电镜照片
前
后
二氧化氯氧化前，藻细胞呈椭圆形，结构完整。当投加二氧化氯氧化后，细胞外形有了很大变化，出现了一些褶皱和凹陷，说明细胞已经破裂死亡，释放出胞内物质。
二氧化氯对藻毒素（MC-LR）的降解
当投加0.1 mg/L的二氧化
度没有明显的变化。当二氧化氯投加量增加到0.3 mg/L时，可以看到藻毒素有显著的减少，藻毒素浓度随着接触时间的增加而
太湖流域上海课题组
藻类去除研究的必要性
♣ 滤池被堵塞，过滤周期缩短。贫营养舟形藻穿透滤池，导致嗅味。 ♣ 穿出滤池的舟形藻通过城市管网进入用户，开水中的上浮物中在高倍显微镜下看到舟形藻。
下图中：主要是舟行藻，属于硅藻；方块状的也是属于硅藻。
上浮物600倍下沉物600倍
太湖流域上海课题组
微囊藻的灭活效果
1.2 1.0 0.8 0.6
机物的释放增多。而释
20
0.4 0.2
0 0 0.1 0.3 0.5 1
0.0
二氧化氯浓度(mg/L)
mg/L时，总三卤甲烷浓度从9.56增加到29.24μg/L；总卤乙酸浓度从14.78增加到62.57μg/L。这种趋势与胞内DOC的释放相一致，有机物浓度越高，生成的氯化消毒副产物浓度也越大，说明藻类预氧化释放的胞内有机物是氯化生成消毒副产物的主要前体物。
Turbidity (NTU)
高铁酸钾氧化铜绿微囊藻前后的扫描电镜图
Fe(OH)3 colloids
前（×5000）
后（×5000）
可以发现高铁酸钾的分解产物Fe(OH)3使铜绿微囊藻细胞聚集在一起，这些絮体物质能够有效改变藻细胞的表面性能，
从而促进藻细胞的混凝和沉淀。
高铁酸钾对藻类有机物释放和消毒副产物生成潜能的影响
二氧化氯对藻类胞内有机物释放和消毒副产物生成潜能的影响
二氧化氯预氧化能
消毒副产物浓度 (μg/L)
80 THM 60 HAA DOC 40
1.4
胞内有机物释放 (mg/L)
够导致藻细胞胞内有机
物的释放。随着二氧化氯浓度的增大，胞内有放的胞内有机物是氯化生成消毒副产物的重要前体物。当二氧化氯浓度从0.1增加到1.0
MC-LR 浓度 (μg/L)
12 10
氯时，藻液中总藻毒素浓
0.1 mg/L
0.3 mg/L
0.5 mg/L
1.0 mg/L
8
6 4
2
0 0 0.5 1 2 5 10
时间 (min)
降低。同时，藻毒素的降解速率也随着二氧化氯浓度的增加而加快。当二氧化氯浓度达到1.0 mg/L时，氧化反应10 min后，藻毒素的浓度由10μ g/L下降到0.55 μ g/L，说明几乎所有的胞内藻毒素都被二氧化氯降解了。
高铁酸钾对铜绿微囊藻细胞去除率和浑浊度的影响
100 6
Algae removal
80
Algae removal (%)
Turbidity
5
60
4 3
40
20
2 1
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 Ferrate (VI) dosage (mg/L)
0
随着高铁酸钾浓度的增大，藻细胞的去除率增加，溶液浑浊度逐渐降低，藻类去除效果明显。
藻类生长过程中释放的有机物附着在藻细胞表面呈亲水性，增加了其稳定性。
去除率低，成本高
藻类与悬浮物结块浮于反应池之上
♣ 混凝效果季节性变化大，难以控制； ♣ 藻类与悬浮物结块浮于反应池之上，影响絮凝体形成；
太湖流域上海课题组
♣ 部分藻类在沉淀池中不易下沉去除。
♣ 藻类在沉淀池出水槽附近生长，像绿棉花团。
二氧化氯对铜绿微囊藻光合活性的影响
右图表示二氧化氯投加 0.1 mg/L 0.3 mg/L 量对铜绿微囊藻细胞光 0.5 mg/L 1.0 mg/L 0.4 合活性的影响，随着二 0.3 氧化氯浓度的升高和反应时间的延长而降低。 0.2 藻细胞的初始活性为 0.43，当二氧化氯投加 0.1 量为0.1 mg/L时，光合 0 活性随时间无太大变化， 0 2 4 6 8 10 说明低浓度的二氧化氯时间 (min) 对藻类光合活性影响很小。当二氧化氯浓度从特别是在1.0 mg/L二氧化氯投加量下， 0.1 mg/L逐渐增加到0.3 光合活性在1 min内从0.43降低到了和0.5mg/L时，光合活性 0.09，此时藻细胞基本丧失光合能力。在10 min内分别从0.43 （实验条件：藻细胞密度1.0x106个/mL）降低到0.09和0.02。