常规氯化消毒工艺中典型消毒副产物生成的数学模型
2 实验方法
2. 1 均匀实验设计 在充分调研水源地水质及供水企业典型消毒工艺操作参数的基础上，结合均匀实验表 U6* （ 64 ） ，进
行均匀试验工况设计，见表 1．
表 1 均匀试验工况设计表
试验组号 1 2 3 4 5 6
UV254 / m － 1 1（ 1. 8） 2（ 2. 8） 3（ 3. 8） 4（ 4. 8） 5（ 5. 8） 6（ 6. 8）
表 3 消毒副产物生成的线性模型参数
因变量
k0
k1
k2
k3
k4
Ｒ2
THMs
47. 189
0
－ 3. 545
3. 861
－ 5. 307
0. 911
HAAs
13. 980
0
－ 1. 179
1. 217
－ 1. 325
0. 982
由表 3 可知，THMs 和 HAAs 为因变量时线性模型的相关度分别为 0. 911 和 0. 982，表明线性模型能
k1 0. 293 1. 053
k2 － 0. 087 0. 001
k3 0. 416 0. 377
k4 － 1. 106 0. 077
Ｒ2 0. 924 0. 883
由表 4 可知，THMs 和 HAAs 生成的非线性模型的相关度分别为 0. 924 和 0. 883，总体上低于线性
模型． 将表 4 中相关参数代入式（ 4） 可得消毒副产物生成的非线性模型为：
3 结果与讨论
按照表 1 所设计的均匀试验工况开展实
表 2 均匀试验工况条件下消毒副产物的生成量
试验组号 1 2 3 4 5 6
THMs / （ μg·L － 1 ） 8. 71 19. 62 9. 66 30. 62 24. 48 51. 52
HAAs / （ μg·L － 1 ） 3. 54 9. 68 5. 42 11. 53 9. 65 14. 41
饮用水中消毒副产物的快速监控提供参考和借鉴．
1 实验设计
在常规氯化消毒工艺中，影响 THMs 和 HAAs 生成的因素主要有源水水质（ 水温、TOC、UV254 、NH3 N、藻类等） 和工艺参数（ 氯的投加量、反应时间、pH 值、共存金属离子等） ［3-5］，由于水温在特定的供水期 间变化不大，而藻类和共存离子在经混凝、沉淀和过滤（ 及活性炭吸附） 工艺处理后残余浓度极低［2，6-8］， 同时考虑到水厂对水样测试的简便化、快速化要求，以 UV254 表征源水有机物浓度． 因此在本研究中，仅考 虑水样 UV254 值、氨氮含量、加氯量和 pH 值四个关键因素，源水经充分氯化反应后，监测 THMs 和 HAAs 的 变化情况． 为保证各因素各水平分布均匀且能减少试验次数，本研究选用均匀设计法开展实验．
注： 表格中括号前面数值表示该因素对应的水平，括号内表示其具体数值．
2. 2 消毒副产物检测方法
THMs 采 用 顶 空 气 相 色 谱 法 （ APHA 5710 B） ［11］测定，HAAs 采用本研究组建立的 液-液萃取、衍生化气相色谱法［12］测定． 色谱 仪为惠普公司 HP-6890 型．
（ 1）
经 SPSS18. 0 线性拟合后，置信度在 95% 以上时模型中各参数值见表 3断是否对因变量有影响且影响是否足够大，之后才进行参数的确定． 这
第3 期
黄 辉等： 常规氯化消毒工艺中典型消毒副产物生成的数学模型
245
样影响小的变量就被剔除了，表现为模型中变量的系数为 0（ 如表 3 中的 k1 ） ． 这说明，UV254 值对消毒副 产物生成的影响很小，这可能是由于在均匀实验中，UV254 数值的变化幅度过小（ 原水 UV254 值较低） 所 致． 从其余参数来看，氨氮含量和 pH 值与消毒副产物呈负相关，且对 THMs 的影响高于对 HAAs 的影 响； 加氯量与消毒副产物呈正相关．
（ 5）
以 lgCDBP为因变量，以 lg［UV254 ］、lg［NH3 -N］、lg［Cl2 ］、lg［pH］为因变量，经 SPSS18. 0 拟合回归后，置信 度在 95% 以上时模型中各参数值见表 4．
表 4 消毒副产物生成的非线性模型参数
因变量 lgTHMs lgHAAs
lgk0 1. 735 0. 048
（ 3）
3. 2 非线性拟合结果
假设消毒副产物生成量与 UV254 、加氯量（ 以 Cl2 表示） 和 pH 值符合以下模型：
CDBP = k0 ×［UV254］k1 ×［NH3 -N］k2 ×［Cl2］k3 ×［pH］k4
（ 4）
两边取对数
lgCDBP = lgk0 + k1 × lg［UV254］+ k2 × lg［NH3 -N］+ k3 × lg［Cl2］+ k4 × lg［pH］
（ 8）
经 SPSS18. 0 线性拟合后，置信度在 95% 以上时模型中各参数值见表 5．
收稿日期： 2013-05-15 基金项目： 淮安市科技支撑计划项目（ HAS2010003） ； 2011 年江苏省大学生实践创新训练计划项目 作者简介： 黄辉（ 1983-） ，男，江西九江人，讲师，博士研究生，研究方向为水污染防治与资源化利用．
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淮阴师范学院学报（ 自然科学版）
第 12 卷
第 12 卷第 3 期 2013 年 9 月
淮阴师范学院学报（ 自然科学版）
JOUＲNAL OF HUAIYIN TEACHEＲS COLLEGE （ NATUＲAL SCIENCE EDITION）
Vol. 12 No. 3 Sep． 2013
常规氯化消毒工艺中 典型消毒副产物生成的数学模型
黄 辉1 ，周卫华2 ，程志鹏1 ，李 倩1 ，费相琴3 ，徐继明1
k10 ×［Cl2］·［pH］+ k11 ×［UV254］·［NH3 -N］·［Cl2］+ k12 ×［UV254］·［NH3 -N］·［pH］+
k13 ×［UV254］·［Cl2］·［pH］+ k14 ×［NH3 -N］·［Cl2］·［pH］+
k15 ×［UV254］·［NH3 -N］·［Cl2］·［pH］
（ 7）
3. 3 包含各因素交互作用的线性拟合结果
进一步考虑各因素间存在交互作用下的线性拟合结果，假设消毒副产物生成量符合以下模型：
CDBP = k0 + k1 ×［UV254］+ k2 ×［NH3 -N］+ k3 ×［Cl2］+ k4 ×［pH］+ k5 ×［UV254］·［NH3 -N］+ k6 ×［UV254］·［Cl2］+ k7 ×［UV254］·［pH］+ k8 ×［NH3 -N］·［Cl2］+ k9 ×［NH3 -N］·［pH］+
0 引言
当前我国大多数自来水厂仍采用以去除源水中悬浮物质和病源微生物为主要目的的混凝、沉淀、过 滤、液氯消毒四段式传统净水工艺． 液氯消毒是一种比较安全、简便而又廉价的消毒方法，它能有效杀灭 水中的微生物病原体，大大降低了人们因饮水而感染痢疾、霍乱等水传播疾病致死的几率，因而液氯消 毒一直是国内外城市给水处理中广泛采用的消毒手段，在过去很长一段时间内，它在保障人体健康方面 起了巨大作用［1，2］． 然而，出厂水在漫长的输送过程中，其中所含的有机污染物与管网中余氯产生取代 反应生成多种具有“三致”作用的消毒副产物，致使自来水的致突变性比源水更强［2，3］． 另一方面，随着 城镇化的快速推进，我国饮用水源水的污染态势依然严峻． 饮用水安全已成为当前政府、社会、公众日益 关注的焦点问题．
验，结 果 见 表 2． 根 据 所 得 试 验 数 据，采 用
SPSS18. 0 进行回归分析．
3. 1 线性拟合结果
假设消毒副产物生成量与 UV254 值、氨氮含量（ 以 NH3 -N 表示） 、加氯量（ 以 Cl2 表示） 和 pH 值符合 以下模型：
CDBP = k0 + k1 ×［UV254］+ k2 ×［NH3 -N］+ k3 ×［Cl2］+ k4 ×［pH］
CTHMs = 101. 735 ×［UV254］0. 293 ×［NH3 -N］－ 0. 087 ×［Cl2］0. 416 ×［pH］－ 1. 106
（ 6）
CHAAs = 100. 048 ×［UV254］1. 053 ×［NH3 -N］0. 001 ×［Cl2］0. 377 ×［pH］0. 077
近年来，作为饮用水安全评价的重要指标———“三致”消毒副产物受到人们广泛关注． ． 其中，三卤 甲烷（ THMs） 和卤乙酸（ HAAs） 是最典型也是研究最多的卤代有机消毒副产物［2-5］． 我国现施行的《生活 饮用水卫生标准》（ GB5749-2006） 中明确规定了 6 种上述消毒副产物的监测限值和要求———全部 4 种 THMs（ 即 CHCl3 、CHBrCl2 、CHBr2 Cl 和 CHBr3 ） 和 HAAs 中的二氯乙酸（ DCAA） 、三氯乙酸（ TCAA） ，其中 仅 CHCl3 是常规指标，其余均为非常规指标． 受现阶段我国大部分地区饮用水卤代有机消毒副产物检 测条件的制约，其实施的有效性有待进一步提高，饮用水安全的风险存在被低估的可能． 如何实现对饮 用水消毒副产物的有效监控，降低此类“隐形杀手”对人们健康的威胁，是当前及今后一段时期重要而 迫切的课题． 在此背景下，基于供水企业常规氯化消毒工艺过程，研究水源地源水生成上述两种典型消 毒副产物的数学模型，可为科学预测不同工况条件下消毒副产物的生成量，实现对饮用水中消毒副产物 的快速监控、评价和饮用水安全管理提供方法支撑和理论依据． 可为现有工艺提标改造或新工艺实施下
加氨氮量 / mg·L － 1 2（ 0. 10） 4（ 0. 26） 6（ 0. 42） 1（ 0. 02） 3（ 0. 18） 5（ 0. 34）
典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展
第４２卷第１期吉林师范大学学报(自然科学版)Ｖｏｌ.４２ꎬＮｏ.１㊀２０２１年２月ＪｏｕｒｎａｌｏｆＪｉｌｉｎＮｏｒｍａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ(ＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＥｄｉｔｉｏｎ)Ｆｅｂ.ꎬ２０２１收稿日期:２０２０￣１２￣１５基金项目:国家自然科学基金项目(５１７７８２６７)ꎻ国家水体污染控制与治理科技重大专项项目(２０１２ＺＸ０７４０８００１)ꎻ吉林省科技发展计划项目(２０１９０２０１１１３ＪＣ)ꎻ吉林省生态环境厅环境保护科研项目(吉环科字第２０１９￣１５号)第一作者简介:林英姿(１９６８ )ꎬ女ꎬ吉林省长春市人ꎬ教授ꎬ博士ꎬ硕士生导师.研究方向:饮用水安全保障技术及污水处理与资源化技术.ｄｏｉ:１０.１６８６２/ｊ.ｃｎｋｉ.ｉｓｓｎ１６７４￣３８７３.２０２１.０１.０１４典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展林英姿１ꎬ２ꎬ王高琪１ꎬ张代华１ꎬ杨㊀昊１ꎬ刘莞青１(１.吉林建筑大学市政与环境工程学院ꎬ吉林长春１３０１１８ꎻ２.吉林建筑大学松辽流域水环境教育部重点实验室ꎬ吉林长春１３０１１８)摘㊀要:许多国家的饮用水水源中都检出了磺胺类㊁青霉素类㊁四环素类等抗生素ꎬ甚至是在饮用水中也有检出.这些抗生素在饮用水消毒处理过程中容易转化为具有致癌㊁致畸㊁致突变作用的消毒副产物(ＤＢＰｓ)ꎬ对水生态的稳定与人类健康造成了威胁ꎬ已经引起了学者的广泛关注.高级氧化技术(ＡＯＰｓ)由于具有强氧化性的特点ꎬ为解决这一环境威胁提供了有效的途径.本文概述了光催化氧化㊁臭氧氧化和高铁酸盐氧化技术控制抗生素氯化ＤＢＰｓ生成的研究进展.关键词:高级氧化ꎻ抗生素ꎻ消毒副产物中图分类号:Ｘ５２㊀㊀文献标志码:Ａ㊀㊀文章编号:１６７４￣３８７３￣(２０２１)０１￣００７６￣０６０㊀引言药品及个人护理用品(ＰｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓａｎｄｐｅｒｓｏｎａｌｃａｒｅｐｒｏｄｕｃｔｓꎬＰＰＣＰｓ)是一种新兴污染物ꎬ近年来由于频频在水体中检出而成为研究的热点.ＰＰＣＰｓ主要包括化妆品㊁遮光剂㊁香料以及人和动物用药品等ꎬ具有浓度低㊁毒性强㊁难去除的特点[１].抗生素是其众多污染物种类中重要的一种ꎬ在许多国家的饮用水源中都检出了氟喹诺酮类㊁磺胺类㊁大环内酯类等抗生素ꎬ甚至是在饮用水中也有检出[２].天然水体中残留的抗生素经过自然截留和稀释ꎬ浓度一般较低ꎬ含量通常在ｎｇ/Ｌ~μｇ/Ｌ级别ꎬ具有难以降解和持续输入的特性ꎬ通过水体流动会不断污染受纳水体ꎬ或被土壤截留ꎬ通过食物链进入动植物以及人体内ꎬ可能对生物机能起到抑制作用ꎬ威胁到人类健康[３].痕量有机污染物近年来才备受关注ꎬ即使长期接触痕量的抗生素ꎬ也会对人体健康和生态环境造成危害.目前净水厂还没有针对抗生素类ＰＰＣＰｓ开发专门的处理技术ꎬ饮用水安全也缺乏相应标准.因此ꎬ抗生素处理工艺的开发对于保障人类健康具有非常重要的意义.净水处理厂常见的工艺主要有预氧化㊁混凝㊁沉淀㊁过滤㊁消毒等.其中混凝㊁沉淀㊁过滤等技术投入低㊁效率较高ꎬ应用较为广泛.但是随着对微污染有机物的研究增多ꎬ人们发现这些传统水处理方式对ＰＰＣＰｓ等微污染有机物去除效率低下.Ａ.Ｇöｂｅｌ等[４]㊁Ｃ.Ａｄａｍｓ等[５]研究发现ꎬ采用传统的净水工艺处理大环内脂类㊁磺胺类和喹酮类等抗生素ꎬ去除率在３０％以下.因此ꎬ陆续引入了氯气(Ｃｌ２)㊁次氯酸钠(ＮａＣｌＯ)和二氧化氯(ＣｌＯ２)等含氯氧化剂进行消毒处理.Ｒ.Ｎａｓｓａｒ等[６]的研究证明了含氯氧化剂对ＰＰＣＰｓ的去除作用.然而ꎬ含氯氧化剂在接触氧化芳香类㊁苯胺类等物质ꎬ如腐殖酸的时候ꎬ容易生成具有 三致 作用的氯代消毒副产物ꎬ对水生态及生物健康带来更大的风险.这使得含氯氧化剂作为消毒７７第１期林英姿ꎬ等:典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展剂使用出现了局限性[７￣８].在已知的ＤＢＰｓ中ꎬ三卤甲烷(ＴＨＭｓ)和卤代乙酸(ＨＡＡｓ)是氯化消毒过程中形成的两类最主要的消毒副产物ꎬ美国环保署已对其在饮用水中的浓度限值作出了规定[９].还有一些后期陆续发现的新兴ＤＢＰｓꎬ例如碘代三卤甲烷(Ｉ￣ＴＨＭｓ)ꎬ卤代乙腈(ＨＡＮｓ)ꎬ卤代酮(ＨＫｓ)和三氯硝基甲烷(ＴＣＰ)ꎬ由于更高的毒性ꎬ致癌性和致突变性而引起了人们的关注[１０].此外ꎬ在溴化物和碘化物水平较高的水域中ꎬ溴㊁碘离子氯化过程中溴㊁碘与游离氯发生取代反应生成游离溴㊁碘ꎬ会导致ＮＯＭ溴化㊁碘化ꎬ容易形成溴代和碘代ＤＢＰｓꎬ溴代和碘代ＤＢＰｓ比氯代ＤＢＰｓ毒性更大ꎬ因此需要更多的关注.由于氯胺消毒仅产生痕量的ＴＨＭｓ和ＨＡＡｓꎬ许多净水厂已转为采用氯胺消毒ꎬ以控制成品水中的ＤＢＰｓ形成[９].然而ꎬ氯胺可能导致其他水质问题ꎬ例如生成卤乙腈(ＨＡＮｓ)等含氮消毒副产物ꎬ比含碳消毒副产物毒性更强.为了控制ＤＢＰｓ前体物的水平ꎬ研究人员相继开发了光催化㊁臭氧㊁高铁酸盐㊁类芬顿等高级氧化方法.光催化氧化㊁臭氧氧化和高铁酸盐氧化是近些年水处理的研究热点.光催化氧化是在可见光或紫外光作用下降解有机污染物的过程.近紫外光(２００~４００ｎｍ)极易被有机污染物吸收ꎬ因此会发生剧烈的光化学降解反应.氯化与光降解联用是近年来用于污染物去除的新技术.ＵＶ/过硫酸盐(ＰＳ)联用可以产生具有强氧化性的硫酸根自由基和羟基自由基ꎬ具有很好的降解效果ꎬ已成为具有广泛应用前景的新型水处理技术.臭氧不仅可以通过Ｏ３分子直接与污染物反应ꎬ还可以通过臭氧水解生成 ＯＨ与污染物发生氧化降解反应.臭氧作为强氧化剂ꎬ其氧化还原电位高于含氯氧化剂ꎬ为２.０７Ｖ[１１]ꎬ但化学性质极不稳定ꎬ尤其在非纯水中ꎬ氧化分解速率以分钟计[１２].臭氧与有机物的反应是有选择性的ꎬ而且不能将有机物彻底降解矿化为ＣＯ２和Ｈ２Ｏꎬ氧化后的产物往往为羧酸类有机物.臭氧消毒的过程中能很快分解成氧气ꎬ不会造成二次污染.但臭氧是有毒气体ꎬ过量会对人的呼吸系统造成威胁ꎬ要求密封使用时人不能在臭氧过量的环境中停留过长时间.高铁酸盐(有效成分为高铁酸根[ＦｅＯ２－４])氧化性强ꎬ可以氧化许多水体污染物.与其他更常用于水处理的氧化剂相比ꎬ会产生比较少的卤代副产物.此外ꎬ高铁酸盐分解产生的三价铁有助于混凝ꎬ对于去除ＤＢＰｓ前体物效果好.有研究表明ꎬ在饮用水处理过程中添加高铁酸盐对水质有积极影响ꎬ对下游工艺没有负面影响[１３].高铁酸盐可同时用于氧化ꎬ混凝和消毒[１４]ꎬ在处理微生物ꎬ悬浮颗粒和天然有机物质(ＮＯＭ)时是一种方便有效的化学药品.高铁酸盐的杀菌效能优于ＮａＣｌＯꎬ杀灭相同数量的大肠杆菌需要投加的Ｆｅ(Ⅵ)量要比其他消毒剂少得多ꎻ同时ꎬ高铁酸盐杀菌作用不受水中ｐＨ值的影响.此外ꎬ还报道了高铁酸盐可以控制氯化消毒副产物的形成以及可能在臭氧化过程中产生的致癌溴酸盐(ＢｒＯ３－)[１５].Ｆｅ(Ⅵ)在碱性条件下氧化还原电位为０.７Ｖꎬ在酸性条件下为２.２Ｖꎬ是实际用于水和废水处理的所有物质中最强的[１６].因此ꎬ高铁酸盐氧化法可以作为去除水中新兴污染物的替代方法[１７].但是ꎬＦｅ(Ⅵ)在强碱性条件下稳定ꎬ中性及酸性条件下易分解ꎬ应用受到一定限制.此外ꎬ在净水处理工艺中ꎬ光催化氧化㊁臭氧氧化以及高铁酸盐氧化等高级氧化技术作为消毒工艺使用后的水体均没有保护性余量ꎬ无法在市政管网中保持杀菌消毒能力.因此ꎬ在净水工艺中ꎬ高级氧化技术通常作为预氧化工艺与后续含氯消毒剂联合使用ꎬ以减少含氯消毒剂的使用剂量并降低出水ＤＢＰｓ浓度ꎬ降低毒性.１㊀典型高级氧化技术控制抗生素氯化ＤＢＰｓ的研究进展１.１㊀传统含氯消毒剂氧化抗生素生成ＤＢＰｓ的研究目前ꎬ次氯酸钠㊁液氯㊁二氧化氯等含氯消毒剂仍然是水处理厂应用最广泛的消毒技术.次氯酸钠消毒的原理是通过水解作用生成次氯酸ꎬ次氯酸再进一步分解生成新生态氧[Ｏ]ꎬ这种新生态氧的氧化性极强ꎬ可以使菌体和病毒的蛋白质变性ꎬ从而使病原微生物致死.氯气消毒的原理也是以产生次氯酸ꎬ然后释放出新生态氧[Ｏ]的方式[１８].然而含氯消毒剂在杀灭病原微生物的同时ꎬ还可能与水中残留的化学污染物发生反应ꎬ生成具有 三致 作用的消毒副产物ꎬ对水生物及人类健康产生威胁.已有大量研究表明ꎬ在所有消毒方式中ꎬ氯化消毒产生的副产物种类㊁数量最多[１９].而抗生素作为新兴有机污染物ꎬ在８７吉林师范大学学报(自然科学版)第４２卷消毒处理环节中可与含氯消毒剂发生化学反应ꎬ生成含碳或含氮消毒副产物[２０].由于在氯化水中检测到６００多种具有潜在健康影响的消毒副产物ꎬ引起了广泛关注[２１].在许多国家的饮用水标准中ꎬ对三卤甲烷(ＴＨＭｓ)和卤乙酸(ＨＡＡｓ)含量进行了限制ꎬ它们是由含氯消毒剂与水中的有机成分反应生成的[２２].倪先哲等[２３]研究了源水中典型抗生素磺胺甲恶唑(ＳＭＸ)氯化消毒处理后消毒副产物生成势(ＤＢＰｓＦＰ)及影响因素.结果表明:ＳＭＸ与氯反应后可生成三卤甲烷㊁卤乙腈㊁卤乙酸㊁卤乙醛㊁卤代丙酮等多种ＤＢＰｓꎬ且加氯量㊁反应时间㊁反应温度㊁ｐＨ值等因素均会影响其ＤＢＰｓＦＰ.找到控制或去除消毒副产物前体物的有效方法ꎬ能促进氯化法处理高浓度抗生素水体的广泛应用.１.２㊀光催化氧化控制抗生素Ｃｌ￣ＤＢＰｓ的研究光催化氧化是在催化剂作用下进行的降解反应.能将有机污染物彻底矿化ꎬ分解为二氧化碳㊁水和无机物.紫外/过硫酸盐(ＵＶ/ＰＳ)㊁紫外/过氧化氢(ＵＶ/Ｈ２Ｏ２)等是近年来净水领域研究较多的光催化氧化技术.光催化二氧化钛㊁氧化锌等半导体化合物时ꎬ对于工业废水处理具有较好的效果.ＵＶ/ＰＳ在催化过程中会生成硫酸根自由基(ＳＯ－４ )ꎬＵＶ/Ｈ２Ｏ２在催化过程中会生成羟基自由基( ＯＨ)ꎬ均被广泛应用于降解有机污染物.Ｐ.Ｘｉｅ等[２４]研究发现ꎬＵＶ/ＰＳ预处理后联合含氯消毒剂使用ꎬ会使氯仿㊁卤乙酸等碳质消毒副产物(Ｃ￣ＤＢＰｓ)的生成略有增加ꎬ而卤乙腈㊁三氯硝基甲烷等含氮消毒副产物(Ｎ￣ＤＢＰｓ)的生成略有下降.ＵＶ/Ｈ２Ｏ２预处理显著增加了Ｃ￣ＤＢＰｓ和Ｎ￣ＤＢＰｓ的生成.而且过硫酸盐的固相性和高水溶性使其比Ｈ２Ｏ２更容易储存和运输[２５].因此ꎬＵＶ/ＰＳＡＯＰｓ可以替代用于水处理的ＵＶ/Ｈ２Ｏ２ＡＯＰｓ.Ｚ.Ｈｕａ等[２６]系统研究了在ＵＶ/Ｈ２Ｏ２和ＵＶ/ＰＳ处理２４ｈ后氯化处理５种ＮＯＭ模型化合物的ＤＢＰｓ生成情况.与独自氯化相比ꎬ三氯甲烷(ＴＣＭ)和二氯乙腈(ＤＣＡＮ)等环状物分子下降了５０％和５４％.ＵＶ/Ｈ２Ｏ２处理对ＤＢＰｓ形成的影响与ＵＶ/ＰＳ处理相似ꎬ但ＤＢＰｓ形成高于后者.含有高氧化还原电位的ＳＯ－４ 比 ＨＯ更具选择性ꎬ并且与许多有机物反应迅速.因此ꎬＳＯ－４ 与有机物反应时ꎬ吸氢㊁电子转移和加成是三种反应途径.紫外光解降低了样品溶液中Ｈ２Ｏ２的浓度ꎬ然后降低了氯的消耗量ꎬ这导致ＵＶ/Ｈ２Ｏ２预氧化后ＮＯＭ氯化过程中的余氯比单独Ｈ２Ｏ２预氧化后的余氯更多.Ｈ２Ｏ２与氯反应生成的单线态氧ꎬ通过加成反应增加有机物活性中心的电子密度ꎬ也能提高氯与有机物的反应活性.在Ｈ２Ｏ２存在下ꎬ包括单线态氧和有机物氧化的中间反应物生成大量醛㊁酮和羧酸ꎬ它们是卤代乙醛㊁卤代酮和卤代乙腈的前体物ꎬ这可以解释为什么Ｈ２Ｏ２和ＵＶ/Ｈ２Ｏ２预处理都会显著增加卤代乙醛等的生成.此外ꎬＺ.Ｇａｏ等[２７]研究比较了低压汞灯(ＬＰＵＶꎬ２５４ｎｍ)和紫外发光二极管(ＵＶ￣ＬＥＤꎬ２７５ｎｍ和３１０ｎｍ)在紫外/氯处理过程中腐植酸(ＨＡ)的降解情况ꎬ并对紫外/氯消毒过程中消毒副产物(ＤＢＰｓ)的形成进行了评价.结果表明ꎬＨＡ的降解遵循准一级动力学规律ꎬ且降解效果受紫外波长和溶液ｐＨ的影响显著.在２５４ｎｍ时ꎬ随着溶液ｐＨ的增加ꎬＨＡ的降解速率显著降低ꎬ而在２７５ｎｍ和３１０ｎｍ时降解速率则相反.在２７５ｎｍ的高紫外荧光和碱性ｐＨ条件下ꎬ观察到ＤＢＰｓ的形成和与ＤＢＰｓ相关的计算理论细胞毒性的显著抑制.１.３㊀臭氧氧化控制抗生素Ｃｌ￣ＤＢＰｓ的研究在ＡＯＰｓ中ꎬ臭氧气体在水和废水处理中得到了广泛的应用.该气体能与多种有机化合物发生反应ꎬ主要是由于其氧化电位高(Ｅ０＝２.０７Ｖ)ꎬ大于ＫＭｎＯ４和Ｃｌ２.在某些条件下ꎬ臭氧生成羟基自由基( ＯＨ)ꎬ其氧化电位甚至更高(Ｅ０＝２.８０Ｖ)ꎬ并且在处理某些难降解化合物时更有效.臭氧的稳定性取决于几个因素ꎬ特别是ｐＨꎬ因为羟基离子引发臭氧分解过程.在酸性环境中ꎬ臭氧将与具有特定功能基团的化合物发生反应ꎬ如亲电性㊁亲核性或偶极加成(与Ｏ３直接反应).然而ꎬ在高ｐＨ(碱性)下ꎬ臭氧分解成 ＯＨꎬ与有机化合物无选择性反应.臭氧化通常用于分解Ｃｌ￣ＤＢＰｓ的前体物.Ｇ.Ｈｕａ等[２８]研究表明ꎬ预臭氧化可以破坏ＮＯＭ中氯化ＤＢＰｓ形成的反应部位ꎬ并降低成品水的毒性.臭氧被发现以二卤乙腈类(ＤＨＡＮｓ)>三卤甲烷类(ＴＨＭｓ)>三卤乙酸类(ＴＨＡＡｓ)>二卤乙酸类(ＤＨＡＡｓ)的顺序破坏Ｃｌ￣ＤＢＰｓ前体物ꎬ并且还降低了氯胺化产生的二卤乙酸类(ＤＨＡＡｓ)和三卤甲烷类(ＴＨＭｓ)ＤＢＰｓ的产率.然而ꎬ发现臭氧预氧化后氯化作用可使不同水域的氯硝基甲烷(ＣＰ)形成增加２~１０倍[２９￣３０].水源水中的有机物主要来源于植物腐败所产生的腐殖质等和一些溶解性微生物产物.预氧化剂可能对混凝产生９７第１期林英姿ꎬ等:典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展不利影响ꎬ预氧化剂会使水中的ＤＯＭ极性增强ꎬ更加亲水和破碎ꎬ使其更加难以混凝去除[３１].臭氧氧化能力强㊁反应时间短㊁设备简单ꎬ除高溴碘水体外ꎬ一般无二次污染ꎬ在抗生素废水的处理领域中有广泛的应用潜力.应当注意的是ꎬ臭氧氧化高溴废水的过程中可能产生毒性更强的溴酸盐类副产物.臭氧与溴反应会产生中间产物次溴酸根和次溴酸ꎬ这两种物质会促进溴代消毒副产物的生成ꎬ溴代消毒副产物对人体危害极大ꎬ尤其是毒性较高的溴代乙腈类.低浓度的预氧化剂会氧化水中的有机物使其变为亲水性且分子量下降ꎬ而溴与低分子量和亲水性的前体反应更强ꎬ因此产生了更多的溴代消毒副产物.在经过预氧化剂氧化后ꎬ水中藻类等微生物被不同程度杀灭ꎬ这些物质的胞内有机物大多含有蛋白质㊁多肽㊁氨基酸ꎬ在氧化剂作用下产生硝基ꎬ因而三种预氧化剂都不同程度的增加了水中三氯硝基甲烷的生成势.因此为了避免臭氧带来的溴化消毒副产物ꎬ引入了联合预氧化.Ｐ.Ｘｉｅ等[２４]研究表明ꎬＫＭｎＯ４/Ｏ３复合氧化对溴酸盐的抑制能力随温度的升高而增强ꎬ随ｐＨ值的升高而减弱ꎬ随水中腐植酸浓度的增加而减弱.因为ＫＭｎＯ４的中间产物加速了水中臭氧的分解ꎬ减少了分子臭氧途径生成的溴酸盐.并且低价态的锰中间氧化产物与溴竞争ꎬ消耗臭氧浓度ꎬ导致溴酸盐生成量较低.１.４㊀高铁酸盐氧化控制抗生素Ｃｌ￣ＤＢＰｓ的研究Ｆｅ(Ⅵ)的降解产物常为Ｆｅ３＋ꎬ在水中容易形成氢氧化铁沉淀ꎬ可通过絮凝被分离[３２].不同于臭氧和含氯氧化剂ꎬＦｅ(Ⅵ)具有能够处理含溴的废水并且其降解产物毒性较低的特点[３３].Ｆｅ(Ⅵ)氧化降解污染物的性质(如降解机制ꎬ动力学性质等)也与其它氧化剂不同.Ｓ.Ｚｉｍｍｅｒｍａｉｍ等[３４]比较了Ｆｅ(Ⅵ)和Ｏ３对药物曲马多的降解过程ꎬ结果发现利用Ｆｅ(Ⅵ)氧化的初级代谢产物为去甲基产物ꎬ而利用Ｏ３氧化的初级代谢产物为氮氧化产物ꎬ研究猜测造成这种现象的原因是由于两种氧化剂对应的氧化机理有所不同.高铁酸盐可以被认为是臭氧的一种替代品ꎬ生产便捷.但是与Ｏ３相比ꎬＦｅ(Ⅵ)所生成的三价铁固体存在需要处理的问题.Ｆｅ(Ⅵ)已经用于处理工业废水ꎬ但是饮用水处理的应用依然受到限制ꎬ部分原因是由于安全性适用性等方面研究不充分.Ｖ.Ｓｈａｒｍａ等[３５]用高铁酸盐氧化磺胺类抗生素的动力学评估表明ꎬ它们可以有效被去除.与传统的消毒剂处理不同ꎬＦｅ(Ⅵ)不会产生二次污染.Ｗ.Ｚｈｏｕ等[３６]研究发现ꎬＦｅ(Ⅵ)不会像臭氧一样与溴离子发生反应ꎬ因此作为预氧化剂的Ｆｅ(Ⅵ)可以有效减少后续氯化过程中产生的ＤＢＰｓ量.经Ｆｅ(Ⅵ)预氧化处理的ＳＮ的毒性较未经Ｆｅ(Ⅵ)预氧化处理的ＳＮ的毒性低ꎬ说明Ｆｅ(Ⅵ)不仅是一种强氧化剂ꎬ而且是一种环境友好的氧化剂.随着Ｆｅ(Ⅵ)浓度的增加ꎬ其毒性降低.结果表明ꎬＦｅ(Ⅵ)氧化氨基可以产生较少的对氨基苯甲酸ꎬ而对氨基苯甲酸是合成叶酸的必要成分.因此ꎬＦｅ(Ⅵ)预氧化可以降低水处理的二次生物毒性.而且ꎬＦｅ(Ⅵ)可以与富含电子的有机部分发生反应ꎬ包括苯酚ꎬ苯胺和胺ꎬ这是潜在的ＴＨＭ前体物[３７].根据Ｃ.Ｇｕｏ等[３８]之前的研究ꎬ由于在ＮＳ结合处的裂解ꎬＳＤＺ和ＳＭＺ中的ＳＯ２很容易消除ꎬ这在氧化后会生成醇和胺.醇显示出与Ｆｅ(Ⅵ)的反应性ꎬ从而形成醛.醇的氯化反应会生成羰基ꎬ并转化为氯仿ꎬ这是ＴＨＭ形成的原因[３９].因此ꎬ磺胺和含氯氧化剂之间的反应是ＴＨＭ形成的主要原因.Ｆｅ(Ⅵ)对醇的预氧化可减少后续氯化反应中ＴＨＭ的形成.高铁酸钾在高浓度下对水中有机物起到一定的矿化作用ꎬＤＯＣ减少.在较高浓度的预氧化剂投加量下ꎬ高铁酸钾对溴代消毒副产物的抑制能力要强于臭氧和高锰酸钾.高铁酸钾在高浓度作用下可以破坏一些溴的反应位点ꎬ从而减少溴代消毒副产物的生成.较低浓度的高铁酸钾无法完全氧化ＮＯＭꎬ较大分子的ＮＯＭ被小剂量的高铁酸钾裂解ꎬ产生了新的ＤＢＰ前体.高铁酸钾对消毒副产物前体的去除离不开其絮凝㊁助凝㊁氧化于一身的特性ꎬ这种特性配合适当的混凝剂可以去除水中一定量的ＤＯＣꎬ从而影响消毒副产物生成.２㊀结语近些年抗生素滥用造成的水环境危害不容忽视.水处理厂常用的处理工艺难以去除此类微污染物ꎬ且ＤＢＰｓ已被证明含有较强的 三致 作用.含氯消毒剂对于多数抗生素降解效果较好ꎬ但是氯化消毒副产物的大量产生严重威胁着生态及人体健康.光催化氧化㊁臭氧氧化以及高铁酸盐氧化等高级氧化技术０８吉林师范大学学报(自然科学版)第４２卷应用较为方便ꎬ但是也存在以下问题:(１)光催化氧化效率相对较低ꎬ经济实用性有待加强ꎻ(２)臭氧无法处理高溴水ꎬ生成的溴酸盐具有强致癌性ꎬ且不具有广谱性ꎬ对部分抗生素的降解效果较差ꎻ(３)高铁酸盐价格较贵ꎬ且投药量远大于其他氧化剂ꎬ难以取代含氯消毒剂的地位.高级氧化技术是目前水处理领域比较有前景的.寻找廉价高效的消毒剂有助于降低水厂运行成本㊁提高消毒效果.高级氧化技术与光等联用以及作为预氧化手段对于ＤＢＰｓ的去除效果明显ꎬ值得深入探索.参㊀考㊀文㊀献[１]ＥＶＧＥＮＩＤＯＵＥꎬＫＯＮＳＴＡＮＴＩＮＯＵＩꎬＬＡＭＢＲＯＰＯＵＬＯＵＤ.ＯｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄｒｅｍｏｖａｌｏｆｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｐｒｏｄｕｃｔｓｏｆＰＰＣＰｓａｎｄｉｌｌｉｃｉｔｄｒｕｇｓｉｎｗａｓｔｅｗａｔｅｒｓ:ａｒｅｖｉｅｗ[Ｊ].ＳｃｉＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎꎬ２０１５ꎬ５０５:９０５￣９２６.[２]ＯＧＵＴＶＥＲＩＣＩＡꎬＹＩＬＭＡＺＬꎬＹＥＴＩＳＵꎬｅｔａｌ.ＴｒｉｃｌｏｓａｎｒｅｍｏｖａｌｂｙＮＦｆｒｏｍａｒｅａｌｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｏｕｒｃｅ￣ｅｆｆｅｃｔｏｆｎａｔｕｒａｌｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒ[Ｊ].ＣｈｅｍＥｎｇＪꎬ２０１６ꎬ２８３(１１):３３０￣３３７.[３]姜蕾ꎬ谢丽ꎬ周琪ꎬ等.水处理中微量抗生素去除的研究及进展[Ｊ].中国给水排水ꎬ２０１０ꎬ２６(１８):１８￣２２ꎬ３５.[４]ＧÖＢＥＬＡꎬＭＣＡＲＤＥＬＬＣꎬＪＯＳＳＡꎬｅｔａｌ.Ｆａｔｅｏｆｓｕｌｆｏｎａｍｉｄｅｓꎬｍａｃｒｏｌｉｄｅｓꎬａｎｄｔｒｉｍｅｔｈｏｐｒｉｍｉｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓ[Ｊ].ＳｃｉＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎꎬ２００７ꎬ３７２(２/３):３６１￣３７１.[５]ＡＤＡＭＳＣꎬＷＡＮＧＹꎬＬＯＦＴＩＮＫꎬｅｔａｌ.Ｒｅｍｏｖａｌｏｆａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓｆｒｏｍｓｕｒｆａｃｅａｎｄｄｉｓｔｉｌｌｅｄｗａｔｅｒｉｎｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｒｏｃｅｓｓｅｓ[Ｊ].ＪＥｎｖｉｒｏｎＥｎｇꎬ２００２ꎬ１２８(３):２５３￣２６０.[６]ＮＡＳＳＡＲＲꎬＲＩＦＡＩＡꎬＴＲＩＶＥＬＬＡＡꎬｅｔａｌ.Ａｑｕｅｏｕｓｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｏｆｓｕｌｆａｍｅｔｈａｚｉｎｅａｎｄｓｕｌｆａｍｅｔｈｏｘｙｐｙｒｉｄａｚｉｎｅ:Ｋｉｎｅｔｉｃｓａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｐｒｏｄｕｃｔｓｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ[Ｊ].ＪＭａｓｓＳｐｅｃｔｒｏｍꎬ２０１８ꎬ５３(７):６１４￣６２３.[７]ＡＣＥＲＯＪꎬＢＥＮＩＴＥＺＰꎬＲＤＤＦꎬｅｔａｌ.Ｋｉｎｅｔｉｃｓｏｆａｑｕｅｏｕｓｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｏｆｓｏｍｅｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓａｎｄｔｈｅｉｒｅｌｉｍｉｎａｔｉｏｎｆｒｏｍｗａｔｅｒｍａｔｒｉｃｅｓ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２０１０ꎬ４４(１４):４１５８￣４１７０.[８]ＮＡＶＡＬＯＮＳꎬＡＬＶＡＲＯＭꎬＧＡＲＣＩＡＨ.Ｒｅａｃｔｉｏｎｏｆｃｈｌｏｒｉｎｅｄｉｏｘｉｄｅｗｉｔｈｅｍｅｒｇｅｎｔｗａｔｅｒｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ:ＰｒｏｄｕｃｔｓｔｕｄｙｏｆｔｈｅｒｅａｃｔｉｏｎｏｆｔｈｒｅｅＢ￣ｌａｃｔａｍａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓｗｉｔｈＣｌＯ２[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２００８ꎬ４２(８/９):１９３５￣１９４２.[９]ＳＥＩＤＥＬＣꎬＳＡＭＳＯＮＣꎬＢＡＲＴＲＡＮＤＴꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｔｌａｒｇｅｗａｔｅｒｓｙｓｔｅｍｓａｆｔｅｒｓｔａｇｅ２ＤＢＰＲ[Ｊ].ＪＡｍＷａｔｅｒＷｏｒｋＡｓｓｏｃꎬ２０１７ꎬ１０９(７):１７￣３０.[１０]ＰＬＥＷＡＭꎬＷＡＧＮＥＲＥꎬＲＩＣＨＡＲＤＳＯＮＳꎬｅｔａｌ.Ｃｈｅｍｉｃａｌａｎｄｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆｎｅｗｌｙｄｉｓｃｏｖｅｒｅｄｌｏｄｏａｃｉｄｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌꎬ２００４ꎬ３８(１８):４７１３￣４７２２.[１１]徐武军ꎬ张国臣ꎬ郑明霞ꎬ等.臭氧氧化技术处理含抗生素废水[Ｊ].化学进展ꎬ２０１０ꎬ５:１００２￣１００９.[１２]储金宇ꎬ吴春笃.臭氧技术及应用[Ｍ].北京:化学工业出版社ꎬ２００２.[１３]ＪＩＡＮＧＹＪꎬＧＯＯＤＷＩＬＬＪＥꎬＴＯＢＩＡＳＯＮＪＥꎬｅｔａｌ.Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｆｅｒｒａｔｅａｎｄｏｚｏｎｅｐｒｅ￣ｏｘｉｄａｔｉｏｎｏｎｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｆｏｒｍａｔｉｏｎｆｒｏｍｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎａｎｄｃｈｌｏｒａｍｉｎａｔｉｏｎ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２０１９ꎬ１５６:１１０￣１２４.[１４]ＪＩＡＮＧＪ.Ｒｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｅｓｓｉｎｔｈｅｕｓｅｏｆｆｅｒｒａｔｅ(Ⅵ)ｆｏｒｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ[Ｊ].ＪＨａｚａｒｄＭａｔｅｒꎬ２００７ꎬ１４６(３):６１７￣６２３. [１５]ＪＩＡＮＧＪꎬＬＬＯＹＤＢ.Ｐｒｏｇｒｅｓｓｉｎｔｈｅｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔａｎｄｕｓｅｏｆｆｅｒｒａｔｅ(Ⅵ)ｓａｌｔａｓａｎｏｘｉｄａｎｔａｎｄｃｏａｇｕｌａｎｔｆｏｒｗａｔｅｒａｎｄｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２００２ꎬ３６:１３９７￣１４０８.[１６]ＥＮＧＹꎬＳＨＡＲＭＡＶꎬＲＡＹＡꎬｅｔａｌ.Ｆｅｒｒａｔｅ(Ⅵ):ｇｒｅｅｎｃｈｅｍｉｓｔｒｙｏｘｉｄａｎｔｏｆｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｃａｔｉｏｎｉｃｓｕｒｆａｃｔａｎｔ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２００６ꎬ６３:１７８５￣１７９０.[１７]ＬＵＯＺꎬＬＩＸꎬＺＨＡＩＪ.Ｋｉｎｅｔｉｃｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｏｎｓｏｆｑｕｉｎｏｌｉｎｅｏｘｉｄａｔｉｏｎｂｙｆｅｒｒａｔｅ(Ⅵ)[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎＴｅｃｈｎｏｌꎬ２０１６ꎬ３７(１０):１２４９￣１２５６. [１８]樊力ꎬ刘宝会ꎬ李锋涛ꎬ等.次氯酸钠在超滤化学清洗和加强反洗中的应用[Ｊ].化工管理ꎬ２０１７ꎬ４３９(５):９２.[１９]潘艳秋ꎬ姜明基ꎬ林英姿.饮用水中氯化消毒副产物的研究现状[Ｊ].中国资源综合利用ꎬ２０１０ꎬ２８(２):３１￣３４.[２０]周超.饮用水典型含氮消毒副产物亚硝胺类的生成机制研究综述[Ｊ].净水技术ꎬ２０１４ꎬ３３(３):２２￣２９.[２１]ＲＩＣＨＡＲＤＳＯＮＳꎬＰＬＥＷＡＭꎬＷＡＧＮＥＲＥꎬｅｔａｌ.Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅꎬｇｅｎｏｔｏｘｉｃｉｔｙꎬａｎｄｃａｒｃｉｎｏｇｅｎｉｃｉｔｙｏｆｒｅｇｕｌａｔｅｄａｎｄｅｍｅｒｇｉｎｇｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ:Ａｒｅｖｉｅｗａｎｄｒｏａｄｍａｐｆｏｒｒｅｓｅａｒｃｈ[Ｊ].ＭｕｔａｔＲｅｓ/ＲｅｖＭｕｔａｔＲｅｓꎬ２００７ꎬ６３６(１/３):１７８￣２４２.[２２]ＲＩＣＨＡＲＤＳＯＮＳꎬＴＥＲＮＥＳＴ.Ｗａｔｅｒａｎａｌｙｓｉｓ:ｅｍｅｒｇｉｎｇｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓａｎｄｃｕｒｒｅｎｔｉｓｓｕｅｓ[Ｊ].ＡｎａｌＣｈｅｍꎬ２０１４ꎬ４５(２０):２８１３￣２８４８. [２３]倪先哲ꎬ王刚ꎬ周彩云ꎬ等.磺胺甲噁唑氯化消毒副产物生成势及影响因素研究[Ｊ].中国给水排水ꎬ２０１９ꎬ３５(５):４８￣５４.[２４]ＸＩＥＰꎬＭＡＪꎬＬＩＵＷꎬｅｔａｌ.ＩｍｐａｃｔｏｆＵＶ/ｐｅｒｓｕｌｆａｔｅｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｎｔｈｅｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓｄｕｒｉｎｇｓｕｂｓｅｑｕｅｎｔｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｏｆｎａｔｕｒａｌｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒ[Ｊ].ＣｈｅｍＥｎｇＪꎬ２０１５ꎬ２６９:２０３￣２１１.[２５]ＨＯＵＳꎬＬＩＮＧＬꎬＤＩＯＮＹＳＩＯＵＤꎬｅｔａｌ.Ｃｈｌｏｒａｔｅｆｏｒｍａｔｉｏｎｍｅｃｈａｎｉｓｍｉｎｔｈｅｐｒｅｓｅｎｃｅｏｆｓｕｌｆａｔｅｒａｄｉｃａｌꎬｃｈｌｏｒｉｄｅꎬｂｒｏｍｉｄｅａｎｄｎａｔｕｒａｌｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌꎬ２０１８ꎬ５２(１１):６３１７￣６３２５.[２６]ＨＵＡＺꎬＫＯＮＧＸꎬＨＯＵＳꎬｅｔａｌ.ＤＢＰａｌｔｅｒａｔｉｏｎｆｒｏｍＮＯＭａｎｄｍｏｄｅｌｃｏｍｐｏｕｎｄｓａｆｔｅｒＵＶ/ｐｅｒｓｕｌｆａｔｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｗｉｔｈｐｏｓｔｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２０１９ꎬ１５８:２３７￣２４５.[２７]ＧＡＯＺꎬＬＩＮＹꎬＸＵＢꎬｅｔａｌ.ＥｆｆｅｃｔｏｆＵＶｗａｖｅｌｅｎｇｔｈｏｎｈｕｍｉｃａｃｉｄｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎａｎｄｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｆｏｒｍａｔｉｏｎｄｕｒｉｎｇｔｈｅＵＶ/ｃｈｌｏｒｉｎｅ１８第１期林英姿ꎬ等:典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展ｐｒｏｃｅｓｓ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２０１９ꎬ１５４:１９９￣２０９.[２８]ＨＵＡＧꎬＲＥＣＫＨＯＷＤ.Ｅｆｆｅｃｔｏｆｐｒｅ￣ｏｚｏｎａｔｉｏｎｏｎｔｈｅｆｏｒｍａｔｉｏｎａｎｄｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｏｆＤＢＰｓ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２０１３ꎬ４７(１３):４３２２￣４３３０. [２９]ＨＯＩＧＮÉＪꎬＢＡＤＥＲＨ.Ｔｈｅｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｈｌｏｒｏｎｉｔｒｏｍｅｔｈａｎｅ(ｃｈｌｏｒｏｐｉｃｒｉｎ)ａｎｄｃｈｌｏｒｏｆｏｒｍｉｎａｃｏｍｂｉｎｅｄｏｚｏｎａｔｉｏｎ/ｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ１９８８ꎬ２２(３):３１３￣３１９.[３０]ＪＡＣＡＮＧＥＬＯＪꎬＰＡＴＡＮＩＡＮꎬＲＥＡＧＡＮＫꎬｅｔａｌ.Ｏｚｏｎａｔｉｏｎ:Ａｓｓｅｓｓｉｎｇｉｔｓｒｏｌｅｉｎｔｈｅｆｏｒｍａｔｉｏｎａｎｄｃｏｎｔｒｏｌｏｆｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓ[Ｊ].ＡｍＷａｔｅｒＷｏｒｋＡｓｓｏｃꎬ１９８９ꎬ８１(８):７４￣８４.[３１]李昂.预氧化强化混凝处理微污染地表水控制氯化消毒副产物研究[Ｄ].长春:吉林建筑大学ꎬ２０１８.[３２]ＳＨＡＲＭＡＶꎬＺＢＯＲＩＬＲꎬＶＡＲＭＡＲ.Ｆｅｒｒａｔｅｓ:Ｇｒｅｅｎｅｒｏｘｉｄａｎｔｓｗｉｔｈｍｕｌｔｉｍｏｄａｌａｃｔｉｏｎｉｎｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓ[Ｊ].ＡｃｃＣｈｅｍＲｅｓꎬ２０１５ꎬ４８(２):１８２￣１９１[３３]ＳＨＡＲＭＡＶꎬＣＨＥＮＬꎬＺＢＯＲＩＬＲ.ＲｅｖｉｅｗｏｎｈｉｇｈｖａｌｅｎｔＦｅⅥ(Ｆｅｒｒａｔｅ):Ａｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅｇｒｅｅｎｏｘｉｄａｎｔｉｎｏｒｇａｎｉｃｃｈｅｍｉｓｔｒｙａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓ[Ｊ].ＡＣＳＳｕｓｔａｉｎａｂｌｅＣｈｅｍＥｎｇꎬ２０１６ꎬ４(１):１８￣３４.[３４]ＺＩＭＭＥＲＭＡＮＮＳꎬＳＣＨＭＵＫＡＴＡꎬＳＣＨＵＬＺＭꎬｅｔａｌ.Ｋｉｎｅｔｉｃａｎｄｍｅｃｈａｎｉｓｔｉｃｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｏｎｓｏｆｔｈｅｏｘｉｄａｔｉｏｎｏｆｔｒａｍａｄｏｌｂｙｆｅｒｒａｔｅａｎｄｏｚｏｎｅ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌꎬ２０１２ꎬ４６(２):８７６￣８８４.[３５]ＳＨＡＲＭＡＶꎬＭＩＳＨＲＡＳꎬＮＥＳＮＡＮ.Ｏｘｉｄａｔｉｏｎｏｆｓｕｌｆｏｎａｍｉｄｅａｎｔｉｍｉｃｒｏｂｉａｌｓｂｙｆｅｒｒａｔｅ(Ⅵ)[ＦｅⅥＯ２－４][Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌꎬ２００６ꎬ４０(２３):７２２２￣７２２７.[３６]ＺＨＯＵＷꎬＢＯＹＤＪꎬＱＩＮＦꎬｅｔａｌ.ＦｏｒｍａｔｉｏｎｏｆＮ￣ｎｉｔｒｏｓｏｄｉｐｈｅｎｙｌａｍｉｎｅａｎｄｔｗｏｎｅｗＮ￣ｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙｐｒｏｄｕｃｔｓｆｒｏｍｃｈｌｏｒａｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｗａｔｅｒｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｄｉｐｈｅｎｙｌａｍｉｎｅ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌꎬ２００９ꎬ４３(２１):８４４３￣８４４８.[３７]ＬＥＥＹꎬＧＵＮＴＥＮＵ.Ｏｘｉｄａｔｉｖｅｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｍｉｃｒｏｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｄｕｒｉｎｇｍｕｎｉｃｉｐａｌｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔ:ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｋｉｎｅｔｉｃａｓｐｅｃｔｓｏｆｓｅｌｅｃｔｉｖｅ(ｃｈｌｏｒｉｎｅꎬｃｈｌｏｒｉｎｅｄｉｏｘｉｄｅꎬｆｅｒｒａｔｅⅥꎬａｎｄｏｚｏｎｅ)ａｎｄｎｏｎ￣ｓｅｌｅｃｔｉｖｅｏｘｉｄａｎｔｓ(ｈｙｄｒｏｘｙｌｒａｄｉｃａｌ)[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２０１０ꎬ４４(２):５５５￣５６６.[３８]ＧＵＯＣꎬＸＵＪꎬＷＡＮＧＳꎬｅｔａｌ.Ｐｈｏｔｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｓｕｌｆａｍｅｔｈａｚｉｎｅｉｎａｎａｑｕｅｏｕｓｓｏｌｕｔｉｏｎｂｙａｂｉｓｍｕｔｈｍｏｌｙｂｄａｔｅｐｈｏｔｏｃａｔａｌｙｓｔ[Ｊ].ＣａｔａｌＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌꎬ２０１３ꎬ３:１６０３￣１６１１.[３９]ＤＥＢＯＲＤＥＭꎬＧＵＮＴＥＮＵ.Ｒｅａｃｔｉｏｎｓｏｆｃｈｌｏｒｉｎｅｗｉｔｈｉｎｏｒｇａｎｉｃａｎｄｏｒｇａｎｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｓｄｕｒｉｎｇｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔ￣ｋｉｎｅｔｉｃｓａｎｄｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ:Ａｃｒｉｔｉｃａｌｒｅｖｉｅｗ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓꎬ２００８ꎬ４２(１/２):１３￣５１.Ｒｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｒｅｓｓｏｆｔｙｐｉｃａｌａｄｖａｎｃｅｄｏｘｉｄａｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｔｏｃｏｎｔｒｏｌｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓｏｆａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓＬＩＮＹｉｎｇ￣ｚｉ１ꎬ２ꎬＷＡＮＧＧａｏ￣ｑｉ１ꎬＺＨＡＮＧＤａｉ￣ｈｕａ１ꎬＹＡＮＧＨａｏ１ꎬＬＩＵＷａｎ￣ｑｉｎｇ１(１.ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＭｕｎｉｃｉｐａｌａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇꎬＪｉｌｉｎＪｉａｎｚｈｕＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＣｈａｎｇｃｈｕｎ１３０１１８ꎬＣｈｉｎａꎻ２.ＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＳｏｎｇｌｉａｏＡｑｕａｔｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｄｕｃａｔｉｏｎꎬＪｉｌｉｎＪｉａｎｚｈｕＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＣｈａｎｇｃｈｕｎ１３０１１８ꎬＣｈｉｎａ)Ａｂｓｔｒａｃｔ:Ｃｕｒｒｅｎｔｌｙꎬａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓｈａｖｅｂｅｅｎｄｅｔｅｃｔｅｄｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒｓｏｕｒｃｅｓｉｎｍａｎｙｃｏｕｎｔｒｉｅｓꎬａｎｄｅｖｅｎｓｕｌｆｏｎａｍｉｄｅｓꎬｐｅｎｉｃｉｌｌｉｎｓａｎｄｔｅｔｒａｃｙｃｌｉｎｅａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓｈａｖｅｂｅｅｎｄｅｔｅｃｔｅｄｉｎｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒ.Ｔｈｅｓｅａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓｗｅｒｅｅａｓｙｔｏｂｅｃｏｎｖｅｒｔｅｄｉｎｔｏｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓ(ＤＢＰｓ)ｉｎｔｈｅｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｄｒｉｎｋｉｎｇｗａｔｅｒꎬｗｈｉｃｈｐｏｓｅｄａｔｈｒｅａｔｔｏａｑｕａｔｉｃｅｃｏｌｏｇｙａｎｄｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈａｎｄｈａｄｂｅｃｏｍｅａｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｉｓｓｕｅｏｆｇｒｅａｔｃｏｎｃｅｒｎ.Ａｄｖａｎｃｅｄｏｘｉｄａｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｐｒｏｖｉｄｅｄａｎｅｆｆｅｃｔｉｖｅｗａｙｔｏｓｏｌｖｅｔｈｉｓｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｒｏｂｌｅｍｄｕｅｔｏｉｔｓｓｔｒｏｎｇｏｘｉｄａｔｉｏｎｐｒｏｐｅｒｔｙ.Ｔｈｉｓａｒｔｉｃｌｅｓｕｍｍａｒｉｚｅｄｔｈｅｒｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｒｅｓｓｏｆｐｈｏｔｏｃａｔａｌｙｔｉｃｏｘｉｄａｔｉｏｎꎬｏｚｏｎｅａｎｄｆｅｒｒａｔｅｓｏｘｉｄａｔｉｏｎｃｏｎｔｒｏｌａｎｔｉｂｉｏｔｉｃ ｓＤＢＰｓｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:ａｄｖａｎｃｅｄｏｘｉｄａｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓꎻａｎｔｉｂｉｏｔｉｃꎻｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓ(责任编辑:徐㊀娜)。
氯化消毒副产物
及指标、DBPs 的健康风险评价等方面 的研究，以便采取更好的饮用水中 DBPs 的控制措施，制定出切实可行的 健康指标，更好地保障人体健康。
氯化消毒副产物对人体健康的影响
饮用水消毒副产物(DBPs)是消毒剂和一些天然有机物(NOM)反 应生成的化合物，主要包括三卤甲烷(THMs)、卤代乙酸(HAAs)、 卤代乙腈(HANs)和致诱变化合物(MX)等，
研究内容：文章介绍了饮用水中消毒副产物的研究状况，对 DBPs 的种类与分布状况、生成影响因素、 毒性与健康效应、饮水DBPs 控制方法的研究概况及进展进行了 综述。
源水中有机污染物对饮用水氯化消毒副产物形成的影响研究
研究方法：流行病学实验研究 研究目的： 研究源水中有机物污染对饮用水中氯化消毒副
产物形成的影响 研究方法： 采用安捷伦7890A气相色谱仪、ECD 检测器，
对自贡市36家自来水厂出厂水管网末梢水中的 三卤甲烷、卤乙酸、高锰酸钾耗氧量进行测定
研究结果:
减少氯化消毒副产物的措施
采用生物活性炭法去除或降低有机前体物含 量
通过混凝沉淀和活性炭过滤等净化措施；
改变传统氯化消毒工艺，采用其他消毒方法;
Thank you!
36 家自来水厂的出厂水管网末梢水不同程度检 出氯化消毒副产物三卤甲烷( 三氯甲烷、二氯一 溴甲烷 一氯二溴甲烷、三溴甲烷) ， 卤乙酸( 二氯乙酸、 三氯乙酸) 。
研究结论: 水源水种类、有机物污染是影响消毒副产物
生成的因素，江河水、耗氧量高的源水消毒
副产物较多。
自来水中氯消毒副产物的控制试验
自来水中氯消毒副产物的控制试验摘要：通过水处理工艺中加氯消毒点的模拟试验，对不同加氯点的氯消毒副产物、需氯量进行对比，确定最佳加氯点，以控制自来水中消毒副产物的产出量。
关键词：氯消毒副产物三氯甲烷（氯仿）加氯点需氯量供水处理中水的消毒是处理工艺中最关键的环节。
消毒是指灭杀水中病原菌、病毒和其他致病性微生物。
氯作为经济有效、使用方便的消毒剂在水处理中被广泛使用。
有关研究表明：氯在杀死致病菌的同时，会与水中被称为有机前体物的腐殖酸和富里酸发生复杂的物理化学反应，产生消毒副产物（D B P S）[1]。
D B P S有上百种物质，其中最主要的是三卤甲烷（T H M S）。
三卤甲烷中最主要的成份三氯甲烷（氯仿）已经被证实对动物具有致癌、致畸、致突变的“三致”作用[2]。
另外，氯酚是氯与酚类化合物的产物，具有强烈的刺激气味，影响水的感官性[3]。
因此，加氯量直接关系到人民身体健康。
我国生活饮用水水质标准[4]规定：三氯甲烷不能超过6 0 μg / L ,挥发酚类不能超过0 .0 0 2 m g / L。
本文介绍了为控制自来水中氯消毒副产物，对加氯量、加氯点、混凝加氯工艺所进行的实验和结论。
1 实验部份1.1 仪器Q C 8 5 0 0 S 2连续流动化学分析仪、紫外可见分光光度计、气相色谱仪，总有机碳测定仪、变速搅拌仪。
砂芯漏斗，抽滤器，恒温水浴锅等。
1.2 试剂聚合氯化铝（PAC）；NaClO溶液。
1.3 实验1.3.1水质分析对实验用原水进行PH、浑浊度、氨氮、细菌总量、总大肠菌群、总有机碳、挥发酚等相关项目的分析测定。
1.3.2需氯量和需PAC量的测定取试验用西郊水厂红枫湖水源水在实验前作需氯量和需P A C 量的测定，确定最佳加入量。
1)还原性物质的需氯量（C1）原水测得耗氧量为1 .7 m g / L ,氨氮为0.04 m g/L，采用尝试法来确定需氯量[5]。
(1)仪器250 ml具塞三角瓶或玻璃瓶。
东江原水氯胺消毒效果与消毒副产物研究
东江原水氯胺消毒效果与消毒副产物研究巢猛;陈丽珠;陈卓华;刘清华【摘要】以东江为原水，对比研究了液氯与氯胺消毒效果以及7种氯化消毒副产物的生成量，并进行了N-二甲基亚硝胺（NDMA）生成潜能研究。
结果表明，用氯胺消毒，保证CT值不小于1（mg/L·h），出水的菌落总数和总大肠菌群测定结果为未检出；氯胺消毒可大大降低氯化消毒副产物的生成量；东江原水的NDMA 生成潜能丰水期比枯水期高，但均远小于《饮用水水质准则》中规定的限值。
【期刊名称】《城镇供水》【年(卷),期】2016(000)005【总页数】3页(P35-37)【关键词】氯胺;消毒;消毒副产物;N-二甲基亚硝胺【作者】巢猛;陈丽珠;陈卓华;刘清华【作者单位】东莞市东江水务有限公司，广东东莞 523106;东莞市东江水务有限公司，广东东莞 523106;东莞市东江水务有限公司，广东东莞 523106;东莞市东江水务有限公司，广东东莞 523106【正文语种】中文消毒在整个自来水生产过程中至关重要，是保证饮用水微生物安全最关键的环节。
液氯以消毒效果好、成本低、技术成熟等优势在自来水厂得到大规模的应用。
但液氯消毒会产生三卤甲烷、卤乙酸、三氯乙醛等消毒副产物，对人体健康产生危害［1］。
国家《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）对三氯甲烷、三氯乙醛、三氯乙酸等7种氯化消毒副产物均规定了限值［2］。
有研究表明，氯胺消毒可大幅降低氯化消毒副产物的生成量［3］，但氯胺消毒效果比液氯差，且可能生成更多的以N-二甲基亚硝胺（NDMA）为代表的含氮消毒副产物［4］。
本文以东江为原水，对比研究了液氯与氯胺消毒效果以及氯化消毒副产物的生成量，并进行了氯胺的NDMA生成潜能研究，为自来水厂氯胺消毒工艺提供技术参考。
1.1 试验方法中试为A、B两组，每组处理水量为5m3/h，东江原水经过混凝-沉淀-过滤，再进行游离氯或者氯胺消毒，稳定运行24h后取样测定菌落总数、总大肠菌群、4种三卤甲烷、三氯乙醛、2种卤乙酸以及NDMA生成势等水质指标。
氯化消毒的副产品
目录摘要 (2)关键词 (2)前言 (3)去除和控制措施 (4)小结 (9)参考文献 (10)摘要氯化消毒的副产品主要是THMs和DBPS,其对健康的影响已受到广泛的重视,近来研究发现THMs有致突变性和致癌性。
本文介绍氯化消毒的副产物形成原因及其形成的影响因素并重点介绍饮用水中卤代烃污染的控制措施。
关键词液氯消毒液氯消毒副产物三囟甲烷(THMs) 囟代有机物(DBPS)前言随着我国经济的迅速发展,对水质与水量的要求愈来愈高，目前我国大约有99.5%的饮用水厂采用氯消毒工艺。
氯化消毒包括两种消毒剂: 液氯和次氯酸钠。
液氯消毒是目前公共给水系统中最为经济有效、应用广泛的饮用水消毒工艺, 它具有技术成熟、杀菌能力强、持续时间长、价格低廉等优点，但由于受水土流失、水源污染等因素的影响,地表水成分逐渐趋于复杂,有机成分增多,给水处理难度增大。
70年代，荷兰和美国水处理工作者发现，加氯消毒后，饮用水中产生三卤甲烷(THMs)类化合物，主要是氯仿、二氯乙酸、氯和溴之间的中间产物。
氯化后的饮用水中不仅生成三囟甲烷，而且还由于天然有机物在水中含量较高，会与加入的水处理药剂作用，生成其它囟代有机物(DBPS)，其浓度一般为TCM浓度的5～10倍，它们对人体健康同样产生不利的影响。
THMs和DBPS被世界卫生组织确认为具有致癌性质，危害公众健康，因此，近年来这个问题引起了国内外的普遍关注。
城市自来水是城市的命脉，是每位居民每天必须的数量最大的食品，自来水的水质是关系到每家每户和子孙万代身体健康的大事、关系到部分产品质量、关系到整个社会环境，也是对外开放和吸引外资的重要条件。
所以强化去除和控制饮用水中的THMs 和DBPS对于保障饮用水质安全具有重要意义。
本文就饮用水中的THMs和DBPS的主要来源及其去除和控制方面进行概述。
去除和控制措施要解决饮用水中的THMs和DBPS，需从两大方面着手，一是去除水源前驱物，二是采用先进的水质深度处理技术。
顶空气相色谱法测定水中氯化消毒副产物的不确定度评定
2. 建立不确定度分析数学模型 氯化消毒副产物质量浓度计算公式为：
y=B0ρ+B1， 式中： ρ 为样品中氯化消毒副产物的质量浓度； y 为各氯化消毒副产物的峰面积； B0 为校准曲线的斜率； B1 为校准曲线的截距。 3. 不确定度分量的来源 检测过程的不确定度来源主要有： 标准溶液以及稀释配置过程引入的相对标准不 确定度（ρ0）。 前处理样品引入的相对标准不确定度（ρ1）。 校准曲线引入的相对标准不确定度（ρ 校）。 重复测定样品引入的相对标准不确定度（ρ平）。 检测仪器引入的相对标准不确定度（ρ 仪）。 4. 不确定度分量的评定 4.1 标准溶液以及稀释配置过程引入的相对标 准不确定度的评定 4.1.1 标准溶液的不确定度 根 据 标 准 溶 液 浓 度， 按 照 均 匀 分 布 处 理， k=2，所以 5 种氯化消毒副产物引入的相对标准不 确定度为：
匀分布处理，取 k= ，20℃时，假定温度变化是 ±4℃，水的膨胀系数 2.10 10-4/℃。
4.1.2.1 10.00mL 容量瓶引入不确定度
用 10.00mL 容量瓶配置标准使用液，根据检
定证书，得容量瓶在 20℃体积为（10±0.01）mL，
按照三角分布得，u（V 容 10）= 度引入的不确定度，u（T1）= mL，
urel（标 1）=
3.70%。
urel（标 2）=
4.80%
urel（标 3）=
3.60%
urel（标 4）=
4.20%
urel（标 5）=
4.00%
4.1.2 标准溶液的稀释过程引入的不确定度
500.00μL 原 液 到 10.00mL 容 量 瓶 中， 配 成
标 准 使 用 液。 用 10.00mL 单 标 线 吸 管 分 别 吸 取
氯化消毒副产物的形成及对饮用水质的影响
短文与简讯氯化消毒副产物的形成及对饮用水质的影响① 近年来,人们发现在氯化消毒的同时,氯与水中某些有机和无机成份反应会生成一系列对人体健康有害的副产物。
现仅就这方面的近期研究结果简述。
1 三卤甲烷 三卤甲烷的前驱物质,一类是天然大分子有机物,如腐植酸、富里酸等,腐植酸比富里酸耗氯量大,三卤甲烷生成量也相对较高;另一类是小分子有机物,如酚类化合物、苯胺、苯醌、1,3一环己二酮、氨基酸等多种沉沙条渠后,水流流速降低,99%以上泥沙沉于池底,出水清如水库蓄水。
引黄济青沉沙池属这一类型,总面积36km2,划为9条棱形条渠分期使用,每条长6～8km,最宽处达600m。
受地形条件限制,扬水沉沙也较多采用。
如胜利油田耿井水库沉沙池、辛安水库沉沙池等属这一类型;远距离输沙引水、寻合适地形集中沉沙也取得成功。
如潘庄引水工程,70km长输沙干渠上串联三个沉沙池,可分级沉沙。
又如胜利油田广南水库沉沙池,建于50km 长输沙渠末端。
随引黄规模不断扩大和引黄年限加长,可供自流沉沙的荒洼地愈来愈少。
欲延长沉沙池使用年限,必须采用扬水沉沙方式。
因此,近期自流沉沙与远期扬水沉沙相结合,将是今后山东引黄沉沙池的主要运行方式。
如引黄济青沉沙池,自流沉沙设计年限为10年,扬水沉沙设计为30年,总计40年。
又如已设计待建的胜利油田广北第二水库沉沙池,亦按自流与扬水沉沙相结合方式设计。
2.2 辐流式沉淀池 济南黄河一水厂采用辐流式沉淀池预沉处理。
厂内建有三座 100m的辐流池,池深边缘处3.36m,中央处7.24m,设计容积为27800m3。
以出水浊度<50度作为控制指标,根据原水含沙量的变化调整进水流量和停留时间。
清水输入黄河二水厂进行常规处理。
池底积泥再泵回黄河内。
作者通讯处:271000 山东省泰安市岱宗大街117号(收稿日期1996-10-22)有机物。
一般认为在两个羟基之间含有一个活性碳原子结构的芳烃类化合物,是三卤甲烷的最强前驱物质。
常规氯化消毒工艺中典型消毒副产物生成的数学模型
关键 词 ：氯 化 消毒 ；消 毒 副产 物 ； 数 学模 型 ；均 匀设 计
中 图分 类 号 ：Ｘ ７ ０ ３ 文献标 识码 ： Ａ 文章编 号 ： １ ６ ７ １ 。 ６ ８ ７ ６ （ ２ ０ １ ３ ） ０ ３ ． ０ ２ ４ ３ ． ０ ５
０ 引言
当前我 国大多数 自来 水厂 仍 采用 以去 除源水 中悬浮物 质 和病 源微 生物 为主要 目的 的混凝 、 沉淀、 过 滤、 液氯 消 毒 四段 式 传统 净水 工艺 ． 液 氯消 毒是 一种 比较安 全 、 简便 而又 廉价 的消 毒方 法 ， 它 能有 效杀灭
水 中的微生物病原体 ， 大大降低了人们因饮水而感染痢疾、 霍乱等水传播疾病致死 的几率 ， 因而液氯消 毒 一直 是 国 内外 城市 给水 处理 中广泛采 用 的消 毒手 段 ， 在 过去 很长 一段 时 间内 ， 它 在保 障人 体健康 方 面 起了巨大作用＿ １ ］ ． 然而 ， 出厂水在漫长的输送过程中， 其 中所含的有机污染物与管网中余氯产生取代反 应生成多种具有“ 三致” 作用的消毒副产物 ， 致使 自来水的致突变性 比源水更强＿ ２ Ｊ ． 另一方面 ， 随着城镇
产物的有效监控 ， 降低此类“ 隐形杀手” 对人们健康 的威胁 ， 是当前及今后一段时期重要而迫切的课题 ． 在此 背景 下 ， 基于 供水 企业 常规 氯化 消 毒工 艺过 程 ， 研 究水 源地 源水 生成上 述 两种典 型 消毒 副产物 的数
学模 型 ， 可为科 学 预测 不 同工况 条件 下 消毒 副产 物 的生成 量 ， 实 现对 饮 用水 中消 毒 副产 物 的 快速 监 控 、
作者简介 ： 黄辉 （ １ ９ ８ ３ ． ） ， 男， 江西九江人 ， 讲师 ， 博 士研究生 ， 研究方向为水污染防治与资源化利用
苏氨酸氯化生成饮用水中消毒副产物三氯丙酮的机制
苏氨酸氯化生成饮用水中消毒副产物三氯丙酮的机制丁春生;章梦青;邹邦文;李乃军【摘要】In order to inspect the process of L-threonine chloride to TCAce and its influencing factors, a novel method using methyl tertiary butyl ether (MTBE) as extractant and 1,2-dibromopropane as internal standard for the determination of the disinfection by-products trichloroacetone (TCAce) by gas chromatography mass spectrometry(GC-MS) was described.The formation process of TCAce and its influencing factors were discussed with L- threonine as the precursor during the chloramination process.It was indicated from the formation process that the TCAce amount produced increased with the increase of pH value from 5.5 to 8.5. Under the experimental conditions, it was also shown that when the chlorine dosage increased from 5.46 to 21.84 ml, the TCAce formation amount increased. It was also shown that when the L-threonine dosage increased from 59.6 to 476.4 mg·L−1, the TCAce formation amount decreased. Temperature affected the TCAce formation from L-threonine a lot, especially in the range of 10—30℃. The TCAce formation amount increased with the increase of temperature. The formation process of TCAce chlorided by L-threonine contained substitution, oxidation reaction, amino diazotation, reduction and a series of complicated reaction.%为了考察饮用水中消毒副产物三氯丙酮（TCAce）的形成过程和影响因素，采用气相色谱-质谱法，以甲基叔丁基醚为萃取剂，1,2-二溴丙烷为内标物，建立了消毒副产物三氯丙酮（TCAce）的测定方法。
常规工艺对消毒副产物及前体物的去除
具体步骤为 : ①取 200 mL 水样 ,放入磨石玻璃 瓶中 ,用稀盐酸将水样的 p H 调至 7 ; ②称 1117 g 分 析纯的 NaOH 和 6811 g KH2 PO4 溶于 1 L 高纯水中 形成缓冲溶液 ,取 4 mL 此缓冲溶液加入 200 mL 水 样中 ; ③向水样中加入 NaClO 溶液 ,使水样中氯的 投加 量 为 20 mg/ L ; ④加 盖 后 将 水 样 放 入 20 ± 015 ℃的生化培养箱中 ,在避光条件下 ,放置 72h ; ⑤
HAAs 在 L 水厂水处理工艺中的变化如表 4 所 示 。由一年四个季度的测试结果可以看出 :L 厂原 水中未检测出任何一种卤乙酸 ,各工艺出水中卤乙 酸含量较低 ,以 DCAA 居多 。
表 4 HAAs 在水处理工艺中的变化
水样名称
冬季
春季
秋季
夏季
ⅠⅡⅢⅠⅡⅢⅠⅡⅢⅠⅡⅢ
水源水
31 32 33
二次沉淀出水 111 019 119 315 017 412 318 213 611 417 112 519
滤后水 114 111 214 512 215 717 317 413 718 610 316 917
出厂水 116 115 311 513 217 811 513 611 11141012 717 1719
常规工艺对消毒副产物及前体物的去除
王丽花 周 鸿 张晓健 王占生
提要 以西南某市 L 水厂为测试对象 ,研究了常规水处理工艺过程对消毒副产物及其前体物的 去除特性 ,并且提出了控制饮用水中消毒副产物的几点对策 。研究结果表明 :常规水处理对三卤甲 烷前体物 ( THMsFP) 和卤乙酸前体物 ( HAAsFP) 具有很好的去除效果 ,去除率分别为 50 %以上 、 43 %～64 % ,但对卤乙酸和三卤甲烷却无去除作用 ;预氯化是生成出厂水中 THMs、HAAs 的主要原 因。