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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)。
高锰酸钾复合药剂(CP)的强化混凝效果摘要：通过生产性试验考察了高锰酸钾复合药剂预处理工艺在低温、低浊、高有机物含量地表水处理中的强化混凝效能，同时考察了强化混凝对水中一些检测指标的影响。
试验表明，高锰酸钾复合药剂在强化混凝、减少氯仿生成量、降低有机物含量等方面，都具有比预氯化更好的效果。
关键词：有机污染物高锰酸钾复合药剂强化混凝给水处理水中有机物的增加，彻底改变了源水体系的各项平衡，使胶体的稳定性朝着增加的方向发展，不利于水的混凝和浊度的去除。
水处理所面临的问题已不仅仅是浊度和细菌的去除，还包括有机污染物的去除以及由有机污染物所引起的色度、嗅味、藻类、氯仿前质、致突变等物质的去除1 试验方案与过生产性试验是在 D 市一地面水厂进行，该厂以附近的地面水库为水源(水库水来自嫩江)，近年来由于居民生活污水和工业废水的排入，源水受到严重的污染。
其中一月份的水质全分析报告中的 CODCr 值高达 39.5 mg/L,而水中的浊度仅为几十 NTU。
这种高有机物含量的地表水在低温低浊时期是一种比较难以处理的水体。
试验选择在水质最难处理的低温、低浊、高污染时期(共 2 年)，其时的水温、pH 值、浊度相对稳定，便于进行对比，试验期间水质条件见表 1图1 为该厂的工艺流程图，设计水量为10×104 t/d，两套平行水处理系统的工艺和设计参数相同。
试验选择其中的一套处理系统进行，即Ⅰ套预投氯，Ⅱ套预投高锰酸钾或高锰酸钾复合药剂(CP)，以便对比三种预处理工艺的处理效果。
各处理工艺的药剂投加量见表 2对水中化学指标的检测都进行平行样分析(取平均值)，其中氯仿、四氯化碳的化学指标进行了三个平行样的检测。
氯仿、四氯化碳的检测采用气相色谱仪液上空间法2 试验结果与分2.1 对 CODCr 的去除效由表 1 可以看出，源水的 CODCr 值在一年中变化很大。
几种预处理工艺对水中 CODCr 的去除率存在着差别，在 4 月、10 月、12 月—次年 1 月中，预氯化对 CODCr 的去除率分别为 1.8、9.5、46.1，平均为 19.1；高锰酸钾预处理对 CODCr 的去除分别为 14.7、7.2、43.3，平均为 21.7；CP 预处理对 CODCr 的去除率分别为 20.2、30.5、49.，平均为33.5。
《化学预氧化耦合生物锰氧化强化水厂净水效能》篇一一、引言随着城市化进程的加速和工业的快速发展，水资源的质量问题逐渐凸显。
在饮用水的处理过程中，水厂的净水效能对保障水质安全起着至关重要的作用。
为了提高水厂的净水效能，科研人员对不同的处理方法进行了研究。
本文提出了一种新的技术手段，即“化学预氧化耦合生物锰氧化”强化水厂净水效能，接下来我们将对其技术特点和应用效果进行详细的探讨。
二、化学预氧化与生物锰氧化的技术特点（一）化学预氧化化学预氧化是一种常用的水处理技术，其通过添加氧化剂如氯气、臭氧等，对原水进行预处理，以去除水中的有机物、重金属等污染物。
这种技术具有处理效率高、操作简便等优点。
然而，过度的氧化可能导致水中的有机物转化为更难以处理的形态，同时可能产生有害的消毒副产物。
（二）生物锰氧化生物锰氧化是一种生物处理方法，利用微生物在特定条件下进行锰的氧化反应，以去除水中的有机物和重金属。
这种方法具有环保、高效、无二次污染等优点。
然而，生物锰氧化的处理过程受环境因素影响较大，如温度、pH值等。
三、化学预氧化耦合生物锰氧化的应用将化学预氧化与生物锰氧化相结合，可以形成一种新的水处理方法。
首先，通过化学预氧化去除原水中的大部分有机物和重金属，然后利用生物锰氧化进一步去除残留的污染物。
这种方法既提高了处理效率，又减少了有害物质的产生。
（一）处理过程在处理过程中，化学预氧化阶段可以有效地破坏水中的有机物结构，使其更易于被生物锰氧化过程所处理。
同时，适量的化学预氧化可以降低生物锰氧化的环境因素敏感性，提高其处理效率。
在生物锰氧化阶段，微生物利用锰元素进行氧化反应，进一步去除水中的有机物和重金属。
（二）效果分析通过实际应用发现，化学预氧化耦合生物锰氧化的方法在提高水厂净水效能方面具有显著的效果。
首先，该方法可以有效地去除水中的有机物和重金属，降低水质污染程度。
其次，该方法具有较高的处理效率，可以大大缩短处理时间。
此外，该方法还具有环保、无二次污染等优点。
Development and Innovation | 发展与创新 |·271·2020年第13期高锰酸钾预氧化法降低出厂水消毒副产物风险的研究汤维维（乌鲁木齐水业集团有限公司，新疆 乌鲁木齐 830000）摘 要：文章以某水厂水源水为研究对象，利用六联搅拌器在实验室模拟水厂现行水处理工艺，通过采用高锰酸钾预氧化、活性炭吸附的方法进行烧杯混凝试验。
试验分别研究了高锰酸钾、活性炭、聚合氯化铝、消毒剂不同投加量对消毒副产物三氯乙醛及其他有机物指标的影响，最终通过混凝试验确定出高锰酸钾、活性炭、聚合氯化铝、消毒剂的最佳投加量，从而为降低出厂水生成消毒副产物风险提供研究和指导，以便用于实际生产过程中。
关键词：高锰酸钾；预氧化；出厂水消毒副产物中图分类号：TU991.22 文献标志码：A 文章编号：2096-2789（2020）13-0271-02 作者简介：汤维维，女，本科，工程师，研究方向：生活饮用水处理工艺，水质安全监测。
1 研究背景生活饮用水大多来自自然界，水中普遍含有丰富的天然有机物，如藻类、细菌、腐殖酸等，而天然有机物又是产生色度和嗅味的主要因素，并且水中天然有机物与消毒剂（如液氯）会产生各类消毒副产物，如三氯甲烷、三氯乙醛等。
近年来，通对分析乌鲁木齐各水源水及出厂水水质检测数据后发现，某水厂地表原水水质持续存在一定的水质污染风险。
其水质污染风险主要表现为两点。
一是夏季出现嗅味物质泛滥、嗅味明显异常的情况。
水厂原水嗅味物质主要是土霉味、鱼腥味，这类嗅味问题多与水体中天然有机物有关，如藻类的过度增殖以及腐殖酸物质产生的污染等。
土霉味以土臭素（geosmin ）和2-甲基异莰醇（MIB ）最为常见，主要与水源中产嗅藻的增殖有关；鱼腥味是多种物质综合作用导致的复合型异味，其中2,4-庚二烯醛、2,4-癸二烯醛和2,4,7-癸三烯醛是典型鱼腥味物质。
二是水体中三氯乙醛有超标风险。
专题报告高锰酸钾复剂对给水处理中混凝的强化效应施超摘要：通过混凝处理前采用高锰酸钾复合药剂预处理，考察了其对混凝水处理的强化效应。
实验结果表明：高锰酸钾复合药剂预处理对混凝处理具有很好的强化效应，能显著提高混凝过程对浊度、有机物等污染指标的去除效率，改善出水水质，当高锰酸钾的用量为0.25 mg／L时，聚合氯化铝和硫酸铝的投加量分别减少30％和40％。
近年来的一些监测表明，我国的水体已普遍受到严重污染，而且受污染类型绝大多数属于有机污染［1］。
有机污染物能就附于水中胶体颗粒表面，提高胶体的稳定性，阻碍胶体的沉降脱稳［2］，影响了常规混凝工艺的处理效果。
由于常规的混凝处理过程对有机物的去除率不高，因此用氧化剂进行预处理是强化混凝去除有机污染物的行之有效的方法之一。
我国一些学者在对高锰酸钾预氧化水处理应用研究的基础上，又提出了高锰酸钾复合药剂（以PPC表示）这一复合性的水处理药剂［3］。
PPC是以高锰酸钾为主剂的一种复合性药剂。
前期的一些研究已经表明了PPC 在某些水质的处理上具有较高的氧化和助凝助滤等功能［4］。
本文主要针对某受污染水源水，采用高锰酸钾复合药剂预处理以强化常规的混凝处理，进一步考察该药剂对水体混凝处理的强化效应。
1 实验水质及实验方法1.1 水质概况水源水引自南方某一人工河。
受河岸上游一些工农业生产废水和生活污水的影响，河水污染严重且有嗅味。
实验是在冬季低温低浊期进行的，原水的浊度在15NTU左右，ρ（CODMn）在7 mg／L左右，水温在6℃左右，臭味强度在2级左右。
1.2 实验方法以室内烧杯搅拌混凝实验为主，是在六联电动搅拌器上进行的，水量为1000 mL。
混凝条件为先以250r／min的转速快搅2 min，再以60r／min的转速慢搅10 min，静止沉10min，以虹吸法在液面下2cm处取上清液200mL，进行相应指标的分析，其中PPC 预处理的条件为在混凝剂前先投加，并以100r／min的转速搅拌反应一定时间（如无特别指明为10min）。
强化高锰酸钾氧化去除水中有机污染物的技术综述张静;朱亮【摘要】探讨投加催化剂或与其他技术联合提高高锰酸钾氧化效能的方法，综述了过渡金属、腐殖酸、络合剂、ABTS、二氧化锰和超声等强化高锰酸钾氧化效能的技术，分析每种技术的优势和缺陷，认为后续研究应注重铁基或者其他过渡金属非均相催化剂的开发，既降低催化剂的成本，也实现催化剂的回收利用。
%A series of methods to enhance the performance of permanganate oxidation by adding catalysts or coupling with other water treatment processes are discussed.The transition metal ions, humic acid, ligands, ABTS, manganese dioxide and ultrasound were proved to be effective in increasing the oxidation rate of permanganate.The advantages and disadvantages for each method were discussed intensively.The following studies should be focused on developing the heterogeneous catalysts based on iron or other transition metals, to reduce the cost of catalysis and make it convenient to segregate and recycle.【期刊名称】《水资源保护》【年(卷),期】2015(000)006【总页数】5页(P62-66)【关键词】过渡金属;腐殖酸;络合剂;ABTS;二氧化锰【作者】张静;朱亮【作者单位】河海大学环境学院，江苏南京 210098; 河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏南京 210098;河海大学环境学院，江苏南京210098; 河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏南京210098【正文语种】中文【中图分类】X703高锰酸钾是水处理领域常见的氧化剂,既可以作为亲核试剂参与反应,也可以作为亲电试剂参与反应。
第34卷第8期辽宁化工Vol.34，No.82005年8月Liaoning Chemical Industry August ，═════════════════════════════════════════════════════════════200510040935（2005）08034404目前中国水源污染仍呈发展之势，90%以上的城市水域污染严重，近50%的重点城镇水源水质不符合饮用水水源的水质标准，都检测出多种有机污染物，其中有些是EPA 规定的优先检出物，对人体有致癌、致突变、致畸形危害，有些还是环境激素类污染物，对人类的健康产生重大威胁［1，2］。
研究证明，由于水中溶解性有机物的大量增加，使水中的体系平衡发生改变，水中胶体颗粒稳定性朝增加的方向转化。
这在水处理中表现为水中胶体颗粒难以脱稳，有机污染物难以去除，混凝剂的投加量增加，水处理成本大幅度上升。
其原因主要是溶解性有机物的高带电性和强亲水性，其包裹和吸附在无机胶体颗粒表面，使无机胶体的负电性增强，亲水性增加.常规的混凝、过滤处理工艺在一些原水污染条件下不能使处理后的水符合饮用水的水质标准，因而已经不适应微污染原水水质处理的要求［3，4］。
水的强化处理是在现有的工艺基础上经过改进、优化、新增，以去除浊度、病毒微生物及有机污染物引起的色度、嗅味、藻类、藻毒素、卤仿前质、三致物质、环境激素类污染物等为主要目标的，并使之达到不断提高的水质标准的水处理工艺（Enhanced Treatmentprocess ），其中关键的工艺主要是强化混凝工艺和强化过滤工艺。
白石水库是总库容10亿m 3的大型水库，也是辽西多座缺水城市可选的生活饮用水水源。
该水源为IV 类［5］，为典型的微污染水。
本试验针对白石水库有机污染物的污染现状，利用高锰酸钾作氧化剂，进行对水源水的预氧化，为强化常规处理工艺提供可靠的工艺参数。
1试验方案与方法1.1原水水质原水取自阜新市白石水库，冬季水温在0℃左右，浊度4.0～6.0NTU ，高锰酸盐指数4.2～6.7mg /L ，UV 254值为0.094～0.141/cm ，pH 值在8.2左右。
