再生水中微量有機(jī)污染物處理技術(shù)

資源的緊缺促進(jìn)了對(duì)污水的再生利用和資源化進(jìn)程，促使人們更多地關(guān)注于再生水處理技術(shù)的研發(fā)。在美國(guó)、新加坡、墨西哥、比利時(shí)等一些國(guó)家，工業(yè)、農(nóng)業(yè)和市政污水經(jīng)處理后回用于補(bǔ)給水、農(nóng)業(yè)灌溉、景觀利用和工業(yè)生產(chǎn)。作為城市水資源管理的一項(xiàng)重要措施，國(guó)內(nèi)部分城市也開(kāi)始應(yīng)用再生水資源，雖然所用再生水處理技術(shù)與工藝流程具有國(guó)際同等先進(jìn)水平，但對(duì)再生水處理中的一些基礎(chǔ)理論的研究深度還不夠〔1, 2〕。

以抗生素、內(nèi)分泌干擾物、藥品的副產(chǎn)物為代表的微量有機(jī)污染物在再生水利用中的去除機(jī)理和技術(shù)是目前國(guó)際上的研究熱點(diǎn)〔3〕。污水在經(jīng)過(guò)二級(jí)處理后水體中的微量有機(jī)污染物質(zhì)量濃度（數(shù)量級(jí)）在10-9~10-6 g/L 水平，由于該類污染物難降解、對(duì)微生物的生長(zhǎng)具有抑制作用，因此使用現(xiàn)有的污水處理技術(shù)不能將之完全去除。研究表明，再生水的利用增加了耐藥性細(xì)菌對(duì)環(huán)境和人類的影響。微量有機(jī)污染物和抗生素抗性菌導(dǎo)致的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和人體健康風(fēng)險(xiǎn)使得再生水成為水資源安全利用的巨大挑戰(zhàn)〔4〕。在國(guó)外，目前還沒(méi)有專門(mén)去除微量有機(jī)污染物的處理技術(shù)，也沒(méi)有再生水中微量有機(jī)污染物的安全標(biāo)準(zhǔn)和專門(mén)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模式〔5〕。在國(guó)內(nèi)，微量有機(jī)污染物所帶來(lái)的諸多風(fēng)險(xiǎn)還沒(méi)有引起人們的足夠重視，相關(guān)研究尚未開(kāi)展。

為此筆者針對(duì)國(guó)內(nèi)外再生水處理技術(shù)中微量有機(jī)污染物的去除理論和技術(shù)研究進(jìn)展作一總結(jié)介紹，以期對(duì)再生水安全性指標(biāo)和相關(guān)環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的制定起到推動(dòng)作用。

1 再生水中微量有機(jī)污染物的來(lái)源和分析方法

1.1 再生水中微量有機(jī)污染物的來(lái)源

城市生活污水中的抗生素、內(nèi)分泌干擾物以及藥品的副產(chǎn)物大部分是由于人類排泄的結(jié)果，包括β-內(nèi)酰胺類、磺胺類藥物、甲氧芐啶類、大環(huán)內(nèi)酯類、氟喹諾酮類、四環(huán)素類、氯霉素類、硝基咪唑類、氨基糖苷類和多肽類等在內(nèi)的許多醫(yī)療用抗生素、未使用或過(guò)期的藥品通過(guò)不完全代謝過(guò)程，排泄進(jìn)入污水或直接進(jìn)入水環(huán)境〔6〕。此外，獸用抗生素以及農(nóng)業(yè)、水產(chǎn)養(yǎng)殖應(yīng)用中的抗生素通過(guò)雨水徑流排入到市政污水中也是抗生素的潛在來(lái)源。不同國(guó)家之間，未經(jīng)處理的污水中特定抗生素藥物的檢測(cè)含量水平不同，可能是由于人均水消費(fèi)量的差異導(dǎo)致不同程度的稀釋所致。另外，污水中的抗生素濃度隨季節(jié)的變化也有所不同〔7〕。

1.2 分析方法

對(duì)再生水中微量有機(jī)污染物濃度的準(zhǔn)確測(cè)定是確定處理工藝的關(guān)鍵因素。檢測(cè)再生水中微量有機(jī)污染物含量的一般方法有微生物法和分光光度法。前者操作程序復(fù)雜，后者雖簡(jiǎn)單、易操作，但干擾大、靈敏度低、檢測(cè)范圍小，現(xiàn)在這兩種方法均已很少使用〔8〕。

許多抗生素分子質(zhì)量低，因此可以采用液相色譜法（LC）進(jìn)行檢測(cè)。目前液相色譜-紫外聯(lián)用（LCUV）和液相色譜-熒光聯(lián)用（LC-FD）等方法被廣泛應(yīng)用于對(duì)抗生素的檢測(cè)，而液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用（LC-MS）法也由于具有高靈敏度和定性能力，近年來(lái)被廣泛應(yīng)用于對(duì)抗生素的檢測(cè)。國(guó)外還有利用紫外和熒光光譜掃描技術(shù)開(kāi)發(fā)的高效液相色譜-光度法（HPLC-SP）測(cè)定抗生素殘留量的報(bào)道，以及使用液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法（LC-MS/MS）來(lái)確定城市污水復(fù)雜基質(zhì)中抗生素含量的報(bào)道〔9, 10〕。

2 常規(guī)工藝對(duì)再生水中微量有機(jī)污染物的去除

傳統(tǒng)的污水和飲用水處理廠沒(méi)有針對(duì)抗生素的專門(mén)處理工藝，現(xiàn)有的處理工藝也并不能完全去除抗生素，并且目前現(xiàn)有的消毒技術(shù)對(duì)抗生素的影響還缺乏研究，抗生素及其衍生物可能通過(guò)再生水對(duì)人體健康造成威脅。按控制主體的不同，抗生素污染治理技術(shù)可分為兩種，一種是以廢水為主體的去除技術(shù)，通過(guò)去除廢水中的COD 去除抗生素，描述指標(biāo)為常規(guī)廢水治理所采用的COD、TN、TP 等指標(biāo)；另外一種是以廢水中的抗生素為主體，其描述指標(biāo)為各種抗生素的濃度。按控制過(guò)程的不同，抗生素廢水處理方法主要有物化法、生化法及其組合工藝。物化法包括離子交換、吸附、氣浮、混凝、氯消毒及過(guò)濾等方法；生化處理法是去除有機(jī)污染物最常用的方法，包括好氧、厭氧、厭氧／ 好氧組合處理等方法〔11〕。不同工藝下幾種常用抗生素去除效果的對(duì)比見(jiàn)表 1。

表 1 典型抗生素去除工藝及效果
 

分析物	所在國(guó)家或地區(qū)	主要處理工藝	進(jìn)水質(zhì)量濃度 / （ ng·L-1 ）	出水質(zhì)量濃度 / （ ng·L-1 ）	去除率 /%
注：括號(hào)內(nèi)數(shù)字代表在每項(xiàng)研究中的檢測(cè)限值。
頭孢氨芐	澳大利亞	活性污泥法	2000	80	96
頭孢氨芐	中國(guó)	化學(xué)強(qiáng)化 / 二級(jí)處理	670 ～ 2900	240 ～ 1800	9 ～ 89
頭孢氨芐	臺(tái)灣	二級(jí)處理 / 紫外或氯消毒	1563 ～ 4367	10 ～ 994	36 ～ 99.8
阿莫西林	澳大利亞	活性污泥法	≤280	＜（ 3 ） 30
鄰氯青霉素（獸用）	澳大利亞	活性污泥法	＜（ 1 ）～ 320	＜（ 1 ）
鄰氯青霉素（獸用）	美國(guó)	二級(jí)處理 / 氯消毒	＜（ 13 ）～ 15	＜（ 9 ）
磺胺甲基異 唑	美國(guó)	活性污泥法 / 氯消毒	1090	210	81
磺胺甲基異 唑	中國(guó)	活性污泥法 / 氯消毒 / 過(guò)濾	5450 ～ 7910	＜ 100	＞ 98
磺胺甲基異 唑	澳大利亞	活性污泥法	24 ～ 145	18 ～ 91	-279 ～ 66
磺胺甲基異 唑	西班牙	活性污泥法	580	250	67
甲氧嘧啶	瑞典	活性污泥法 / 化學(xué)除磷	80	40	49
甲氧嘧啶	克羅地亞	活性污泥法	1172	290	75
甲氧嘧啶	臺(tái)灣	二級(jí)處理 / 紫外或氯消毒	259 ～ 949	203 ～ 415	22 ～ 56
甲氧嘧啶	中國(guó)	化學(xué)強(qiáng)化 / 二級(jí)處理	120 ～ 320	120 ～ 230	62
四環(huán)素	美國(guó)	活性污泥法 / 氯消毒	200	＜ 30	＞ 85
四環(huán)素	韓國(guó)	活性污泥法	110	＜ 31	＞ 73
四環(huán)素	中國(guó)	化學(xué)強(qiáng)化 / 二級(jí)處理	96 ～ 1300	180 ～ 620	-88 ～ 73
諾氟沙星	瑞典	活性污泥法 / 化學(xué)除磷 / 砂濾	18	＜（ 5.5 ）	＞ 70
諾氟沙星	中國(guó)	化學(xué)強(qiáng)化 / 二級(jí)處理	110 ～ 460	85 ～ 320	78
諾氟沙星	瑞士	活性污泥法 / 鐵絮凝	340 ～ 520	40 ～ 60	88
羅紅霉素	澳大利亞	活性污泥法	25 ～ 117	36 ～ 69	-80 ～ 44
羅紅霉素	中國(guó)	活性污泥法或化學(xué)強(qiáng)化 / 紫外或氯消毒	75 ～ 164	35 ～ 278	53 ～ 76
羅紅霉素	美國(guó)	活性污泥法 / 曝氣塘	1500	870	42
紅霉素	英國(guó)	滴濾 / 活性污泥法 / 紫外消毒	71 ～ 141	145 ～ 290	-12 ～ 19
紅霉素	美國(guó)	活性污泥法 / 曝氣塘	＜（ 50 ）～ 1200	＜（ 50 ）～ 300	44 ～ 100
紅霉素	中國(guó)	活性污泥法或化學(xué)強(qiáng)化 / 紫外或氯消毒	470 ～ 810	520 ～ 850	19

注：括號(hào)內(nèi)數(shù)字代表在每項(xiàng)研究中的檢測(cè)限值。
由表 1 可以看出，傳統(tǒng)工藝在去除微量抗生素時(shí)，由于抗生素的性質(zhì)、水處理工藝操作條件和環(huán)境變量的不同，使得去除效果呈現(xiàn)出很大的變化，而出水穩(wěn)定性差將影響后續(xù)再生水的使用。例如：磺胺類藥物在使用過(guò)程中代謝不完全，并通過(guò)尿液排出體外進(jìn)入污水，部分作為不變的母體化合物，部分作為代謝產(chǎn)物。進(jìn)入污水的磺胺類藥物的主要代謝產(chǎn)物是具有生物活性，在水處理過(guò)程中可以轉(zhuǎn)化為母體化合物的N-4-乙�；�產(chǎn)品〔12〕。這種現(xiàn)象在廢水生物處理中可能導(dǎo)致一些磺胺類藥物，特別是磺胺甲基異唑有明顯的負(fù)去除效果。磺胺甲基異唑是城市污水處理廠檢測(cè)中出現(xiàn)最頻繁的磺胺類藥物。然而，因抗生素的消費(fèi)模式和廢水處理流程不同，這種藥物在不同國(guó)家、不同處理工藝的污水處理廠的進(jìn)水和出水中的濃度有很大差異〔13〕。已報(bào)告的靠傳統(tǒng)污水處理技術(shù)去除磺胺甲基異唑的去除率差別巨大，從-279%到100%不等。其主要是由于磺胺甲基異 唑的乙�；�代謝物———N-4-乙�；前芳谆�異唑?qū)匐y降解有機(jī)污染物，殘留量大，通常占排泄劑量的50%以上，而在污水處理廠進(jìn)水中的濃度是在母體化合物中的2.5～3.5 倍，依靠傳統(tǒng)活性污泥吸附、沉淀等技術(shù)很難將其去除〔14〕。ClO2可以去除與它有較高反應(yīng)活性的磺胺類和大環(huán)內(nèi)酯類抗生素（水中質(zhì)量濃度數(shù)量級(jí)為10-9~10-6 g/L），且處理效果及反應(yīng)速率比Cl2好〔15〕，但反應(yīng)過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生毒性很強(qiáng)的亞氯酸鹽副產(chǎn)物，超出了USEPA 規(guī)定的安全濃度，因而限制了ClO2在去除廢水中抗生素的實(shí)際應(yīng)用。污水處理過(guò)程中的操作條件，如溫度、固體停留時(shí)間（SRT）和水力停留時(shí)間（HRT）可以顯著影響許多制藥污染物的去除率。當(dāng)環(huán)境溫度不能進(jìn)行實(shí)際控制時(shí)，可以通過(guò)調(diào)整SRT 和HRT 來(lái)優(yōu)化去除率。據(jù)報(bào)道，增加SRT 可以提高好氧生物處理過(guò)程中對(duì)藥物化合物的去除率。同樣，預(yù)計(jì)較長(zhǎng)的HRT可以為生物轉(zhuǎn)化和污泥吸附提供足夠的反應(yīng)時(shí)間，以確保在活性污泥反應(yīng)過(guò)程中達(dá)到最高效率。

目前，對(duì)抗生素在水環(huán)境中歸趨途徑的研究相對(duì)較少，現(xiàn)已清楚的抗生素轉(zhuǎn)化方式有水解、吸附絮凝、生物轉(zhuǎn)化、離子交換、螯合、光解等作用〔16〕。

3 微量有機(jī)化合物的高級(jí)處理技術(shù)

3.1 膜技術(shù)

高壓膜如納濾（NF）膜、反滲透（RO）膜等對(duì)化學(xué)污染物的去除效果，最終由特定的溶質(zhì)和溶劑之間的靜電力、其他力復(fù)雜的相互作用以及膜本身的性質(zhì)決定〔17〕。這些污染物去除的機(jī)制主要包括：空間位阻效應(yīng)、靜電相互作用、化合物和膜之間的疏水相互作用。C. Bellona 等〔18〕通過(guò)研究劃分了眾多有機(jī)污染物對(duì)各種市售膜排斥反應(yīng)的程度，繪制了較為實(shí)用的膜排斥反應(yīng)圖，為定量預(yù)測(cè)NF 膜、RO 膜處理效率提供了具體的抗生素估計(jì)值。通過(guò)研究者的比對(duì)發(fā)現(xiàn)，采用RO 工藝去除微量有機(jī)化合物有很高的效率，預(yù)測(cè)行為與實(shí)際研究合理匹配。Shizhong Li等〔19〕研究發(fā)現(xiàn)，RO 膜工藝可以有效去除醫(yī)藥制造業(yè)廢水中高濃度的土霉素，土霉素質(zhì)量濃度從1 000mg/L 降低到小于80 mg/L。研究還發(fā)現(xiàn)采用RO 膜和一些NF 膜可以有效降低廢水中氟喹諾酮類、磺胺類、四環(huán)素類和甲氧芐啶類藥物的濃度。盡管膜排斥反應(yīng)圖有實(shí)用性，但它對(duì)于全面預(yù)測(cè)真實(shí)處理系統(tǒng)中微量有機(jī)化合物的化學(xué)行為還有一定局限性。

另外，膜孔徑、膜材料、有效分子寬度、不同種類微量有機(jī)化合物的物理化學(xué)性質(zhì)都會(huì)對(duì)膜的去除效果產(chǎn)生影響〔20〕，因此，采用膜技術(shù)處理再生水中微量有機(jī)化合物時(shí)，應(yīng)綜合考慮以上因素。

MBR 技術(shù)將生物處理和膜過(guò)濾技術(shù)相結(jié)合，通過(guò)膜對(duì)水中微生物和其他污染物的截留有效提高了反應(yīng)器中污泥的濃度，增強(qiáng)了對(duì)污染物的降解率。作為一種新型水處理技術(shù)，它在再生水處理中應(yīng)用廣泛，然而膜污染的存在仍是它的最大缺點(diǎn)〔21〕。正常操作過(guò)程中，由于化學(xué)品或生物量的增長(zhǎng)使得膜容易產(chǎn)生污垢。污垢可導(dǎo)致膜表面的物理化學(xué)性質(zhì)發(fā)生重大變化，影響其分離機(jī)制。在許多情況下，污垢被視為一個(gè)障礙，因?yàn)樗�降低�?xì)胞膜的通透性，因此需要通過(guò)提升膜過(guò)濾壓力保持膜通量。然而，一些研究表明，積垢也可導(dǎo)致許多溶質(zhì)改善排斥反應(yīng)，這可能是由于負(fù)表面電荷離子的增加使得離子類的靜電排斥也增加，同時(shí)增加了對(duì)非離子型溶質(zhì)的吸附能力。此外，降解膜由于接觸余氯也可能會(huì)影響一些抗生素的排斥反應(yīng)。

3.2 吸附技術(shù)

能用于再生水處理中微量有機(jī)化合物去除的吸附工藝主要是活性炭吸附和離子吸附�；钚蕴课�附技術(shù)可用于去除水中的許多疏水性藥品�；钚蕴课�附處理系統(tǒng)的有效去除特性取決于吸附劑的性質(zhì)和化合物的特性，如吸附劑的表面積、孔隙度、表面極性、物理形狀，化合物的形狀、大小、電荷、疏水性等。吸附機(jī)理主要包括物理化學(xué)作用和吸附劑表面分子物理綁定作用兩種，后者由于形成多層綁定往往吸附能力更強(qiáng)�；钚蕴课�附技術(shù)應(yīng)用于凈化商業(yè)化生產(chǎn)的抗生素和過(guò)量使用的藥物已有多年。M. L. Adam 等〔22, 23〕將10～20 mg/L 的粉末活性炭（PAC）應(yīng)用于河道污染治理中，經(jīng)過(guò)4 h的接觸時(shí)間，河水中幾種抗生素的濃度減少了49%~99%。K. J. Choi 等〔24〕利用1 mg/L 的PAC，經(jīng)過(guò)1 d的接觸時(shí)間，也基本實(shí)現(xiàn)從河水中去除磺胺類和四環(huán)素類抗生素。國(guó)外許多研究報(bào)告使用Freundlich或Langmuir 吸附等溫線對(duì)活性炭吸附包括阿莫西林、青霉素、四環(huán)素、硝基咪唑等抗生素的能力進(jìn)行預(yù)測(cè)，結(jié)果表明活性炭吸附抗生素的效率可能受活性炭的類型、目標(biāo)化合物的初始濃度、pH、溫度和溶解有機(jī)碳（DOC）溶液的濃度等因素的影響�；钚蕴课�附特定化合物的能力，在一定程度上可以基于化合物“親水性”或“疏水性”的化學(xué)性質(zhì)進(jìn)行預(yù)測(cè)。S.A. Snyder 等〔25〕研究發(fā)現(xiàn)，非極性的抗生素在辛醇-水分配系數(shù)大于2 時(shí)，可利用活性炭通過(guò)疏水相互作用將之有效去除。

離子交換的主要機(jī)制是帶負(fù)電荷的離子去除抗生素。許多抗生素，包括四環(huán)素和磺胺類藥物在污水處理正常運(yùn)行的pH 條件下往往以帶負(fù)電荷的形式存在，因此使用離子處理工藝，可有效地去除這些微量陰離子。K. J. Choi 等〔26〕研究表明，陰離子MIEX 樹(shù)脂能有效去除混于磺胺類及四環(huán)素類藥物中以兩性離子形式和陰離子形式存在的14 種抗生素。由于經(jīng)濟(jì)成本及實(shí)際操作等原因，利用離子吸附去除抗生素的研究鮮有報(bào)道，離子交換工藝的非針對(duì)中性化合物的特性使得必須采用額外去除過(guò)程（如絮凝過(guò)程、高級(jí)氧化過(guò)程等）促進(jìn)對(duì)廣譜抗生素的去除。

3.3 高級(jí)氧化（AOPs）及光化學(xué)氧化技術(shù)

在處理含抗生素及其他微量有機(jī)化合物的廢水中，化學(xué)氧化、電化學(xué)氧化、光催化氧化、超聲氧化及各種氧化法聯(lián)合應(yīng)用均有研究，研究表明氧化技術(shù)可有效地降解制藥廢水中的有機(jī)物，且具有性能穩(wěn)定、對(duì)廢水無(wú)選擇性、反應(yīng)條件溫和、無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)〔27〕。

化學(xué)氧化是通過(guò)O3、ClO2、H2O2、KMnO4等氧化劑產(chǎn)生HO·等強(qiáng)氧化基將無(wú)機(jī)物和有機(jī)物轉(zhuǎn)化成微毒、無(wú)毒物質(zhì)或易于分解的形態(tài)的方法。王春平等〔28〕利用亞微米級(jí)新生態(tài)MnO2處理COD 為5 700 mg/L的土霉素生產(chǎn)廢水，pH＜3 時(shí)，投加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.03%的MnO2，COD 去除率達(dá)65.9%。J. Gibs 等〔29〕使用ClO2去除飲用水中的磺胺類、四環(huán)素、大環(huán)內(nèi)酯類和氟喹諾酮類抗生素，在游離氯初始質(zhì)量濃度為1.2mg/L，飲用水中各種抗生素的初始質(zhì)量濃度分別為0.5 mg/L 條件下，經(jīng)過(guò)1 d 的接觸時(shí)間，四環(huán)素類、磺胺類、大環(huán)內(nèi)酯類、氟喹諾酮類抗生素的濃度分別下降>99%、50%~80%、＜10%、30%~40%，10 d 后則可完全去除。

在O3處理抗生素廢水過(guò)程中，包括磺胺類、大環(huán)內(nèi)酯類、氟喹諾酮類和四環(huán)素在內(nèi)的許多抗生素，已被證明主要是通過(guò)直接與臭氧反應(yīng)發(fā)生轉(zhuǎn)化而被去除，而青霉素、頭孢氨芐和N-4-乙�；前芳谆�異唑則很大程度上是被O3產(chǎn)生的HO·氧化降解而去除。M. M. Huber 等〔30〕使用質(zhì)量濃度>2 mg/L 的O3溶液氧化二級(jí)出水中的磺胺類和大環(huán)內(nèi)酯類藥物，對(duì)這些藥物的去除率可達(dá)到90%～99%。使用臭氧氧化抗生素仍需關(guān)注的是其潛在轉(zhuǎn)化產(chǎn)物是否仍具有生物活性和進(jìn)一步的耐氧化特性。

紫外線（UV）照射也是一種經(jīng)常使用的去除微量有機(jī)污染物的技術(shù)，UV 可降解水中的有機(jī)化工原料。I. Kim 等〔31〕研究表明，紫外線劑量和接觸時(shí)間也是影響UV 對(duì)污染物去除率的重要因素。在接近3 J/cm2 的高劑量UV 照射和DOC 為2.5~4 mg/L 條件下，經(jīng)過(guò)5 min 的接觸可去除磺胺甲基異唑和諾氟沙星，而四環(huán)素則需要15 min 的接觸時(shí)間。A.L. Batt 等〔32〕研究表明，使用紫外消毒工藝去除污水處理廠二級(jí)出水中抗生素的常用UV 劑量一般為0.03~0.08 J/cm2。由于在二級(jí)出水中經(jīng)常存在比抗生素等微量化合物濃度高很多的DOC，它會(huì)與抗生素等競(jìng)爭(zhēng)紫外輻射劑量，從而使得UV 工藝對(duì)抗生素的去除率較差，僅達(dá)到25%~50%。

電化學(xué)氧化是高級(jí)氧化研究領(lǐng)域的熱點(diǎn)，該技術(shù)是通過(guò)污染物在電極上發(fā)生直接電化學(xué)反應(yīng)，轉(zhuǎn)化為無(wú)害物質(zhì)；或通過(guò)間接電化學(xué)轉(zhuǎn)化，利用電極表面產(chǎn)生的強(qiáng)氧化活性物種HO-、HO2·、O2-·等使污染物發(fā)生氧化還原轉(zhuǎn)變。該技術(shù)具有反應(yīng)條件易控制、無(wú)需氧化劑、出水水質(zhì)高等優(yōu)點(diǎn)。張?jiān)落h等〔33〕利用鐵電極間接氧化甲紅霉素廢水，COD 的去除率達(dá)46.1%。鐵炭?jī)?nèi)電解法是一種新型的電化學(xué)氧化技術(shù)，它綜合了鐵的電化學(xué)還原性能與鐵化合物的絮凝吸附作用，對(duì)處理高濃度廢水，提高廢水生化性能效果尤佳。葉長(zhǎng)青等〔34〕采用鐵炭?jī)?nèi)電解法對(duì)畜禽類抗生素廢水進(jìn)行預(yù)處理，大大提高了廢水的可生化性。然而應(yīng)用鐵炭?jī)?nèi)電解法時(shí)，會(huì)因鐵屑長(zhǎng)期浸泡在酸性廢水中易板結(jié)堵塞而使得處理效果降低。

高級(jí)氧化技術(shù)是利用活性極強(qiáng)的自由基（ 如HO·）氧化分解水中有機(jī)污染物的新型氧化技術(shù)。HO·是強(qiáng)氧化劑，能與水體中的許多高分子有機(jī)物發(fā)生反應(yīng)。J. E. Drewes 等〔35〕利用實(shí)驗(yàn)室規(guī)模和室外規(guī)模，在O3、H2O2質(zhì)量濃度分別為7、3.5 mg/L 的條件下用O3/H2O2對(duì)制藥廢水二級(jí)出水進(jìn)行深度處理，研究表明，通過(guò)2 min 的接觸反應(yīng)，在含有多種微量有機(jī)污染物的廢水中，紅霉素、氧氟沙星、磺胺甲基異唑和甲氧芐啶的濃度在經(jīng)過(guò)三級(jí)廢水處理后顯著降低。李耀中等〔36〕以TiO2作催化劑，利用流化床光催化反應(yīng)器處理制藥廢水，考察了在不同工藝條件下的光催化效果，結(jié)果表明：進(jìn)水COD 分別為596、861 mg/L 時(shí)，采用不同的試驗(yàn)條件，光照150 min后光催化氧化階段出水COD 分別為113、124 mg/L，去除率分別為81.0%、85.6%，且BOD5/COD 也可由0.2 增至0.5，提高了廢水的可生化性。其他高級(jí)氧化工藝包括UV、UV/O3、UV/H2O2、H2O2/Fe2+（Fenton） 和UV/H2O2/Fe2+也有普遍應(yīng)用。盡管高級(jí)氧化技術(shù)在工業(yè)廢水處理和再生水的處理中有很大優(yōu)勢(shì)，但基于其會(huì)產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物、催化劑的高度選擇性以及難于分離回收、處理成本高、難以工程化等問(wèn)題，其目前的實(shí)際應(yīng)用并不是很多。具體參見(jiàn)http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

4 結(jié)語(yǔ)及展望

隨著近幾年再生水污染事故頻發(fā)，再生水中微量有機(jī)污染物的控制及治理措施得到研究者的普遍重視。雖然工業(yè)廢水中有機(jī)污染的處理工藝已經(jīng)趨于成熟，但是其二級(jí)出水再利用中含有的微量有機(jī)污染物仍是再生水?dāng)U大應(yīng)用的瓶頸，應(yīng)從以下方面加強(qiáng)對(duì)再生水中微量有機(jī)污染物的控制。

（1）加強(qiáng)微污染物的降解機(jī)理和其中間產(chǎn)物的研究。大多數(shù)微污染物的代謝產(chǎn)物或終產(chǎn)物都是具有生物活性的有害物質(zhì)，其對(duì)水處理工藝、環(huán)境及人類健康的作用目前還沒(méi)有進(jìn)行深入的研究。再生水利用和人類的生活密切相關(guān)，因此，在對(duì)微污染物去除工藝研究的同時(shí)也要重視這方面的研究。

（2）完善污染物的排放標(biāo)準(zhǔn)和污染控制體系。由于目前國(guó)內(nèi)再生水的排放標(biāo)準(zhǔn)還沒(méi)有完全建立，再生水中微污染物的排放標(biāo)準(zhǔn)和安全使用標(biāo)準(zhǔn)應(yīng)當(dāng)以新型污染物的形式納入標(biāo)準(zhǔn)體系。此外，嚴(yán)格把好污染控制的關(guān)口，采取“單獨(dú)收集，按性質(zhì)處理”的原則，強(qiáng)化源頭控制和環(huán)境監(jiān)督體系。

（3）加強(qiáng)對(duì)微污染處理技術(shù)及工藝操作影響因素的研究。再生水中微污染物的處理技術(shù)是污染物去除的安全保障�，F(xiàn)有技術(shù)工藝中去除污染物的機(jī)理、生化反應(yīng)動(dòng)力學(xué)研究尚未成熟，試驗(yàn)性的研究也缺乏經(jīng)濟(jì)指標(biāo)的評(píng)估。因此，應(yīng)研發(fā)各種不同工藝的優(yōu)化組合，從而發(fā)揮其協(xié)同作用。此外，在對(duì)常規(guī)技術(shù)進(jìn)行改進(jìn)的同時(shí)，對(duì)以膜技術(shù)、吸附技術(shù)和高級(jí)氧化技術(shù)為代表的高級(jí)處理技術(shù)的研究也應(yīng)加強(qiáng)。

（4）加強(qiáng)微污染物生態(tài)毒理學(xué)理論研究。微污染物的歸趨方式和生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)是去除其的重要依據(jù)，對(duì)污染物的歸趨方式和毒理學(xué)研究不僅涉及到環(huán)境學(xué)科，只有生物、醫(yī)學(xué)、生態(tài)及毒理學(xué)等學(xué)科聯(lián)合起來(lái)，才能使問(wèn)題逐步得到解決。