資源的緊缺促進(jìn)了對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、新加坡、墨西哥、比利時(shí)等一些國家，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，國內(nèi)部分城市也開始應(yīng)用再生水資源，雖然所用再生水處理技術(shù)與工藝流程具有國際同等先進(jìn)水平，但對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)是目前國際上的研究熱點(diǎn)〔3〕。污水在經(jīng)過二級(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、對微生物的生長具有抑制作用，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〕。在國外，目前還沒有專門去除微量有機(jī)污染物的處理技術(shù)，也沒有再生水中微量有機(jī)污染物的安全標(biāo)準(zhǔn)和專門的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)模式〔5〕。在國內(nèi)，微量有機(jī)污染物所帶來的諸多風(fēng)險(xiǎn)還沒有引起人們的足夠重視，相關(guān)研究尚未開展。

為此筆者針對國內(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)污染物的來源和分析方法

1.1 再生水中微量有機(jī)污染物的來源

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、未使用或過期的藥品通過不完全代謝過程，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)用中的抗生素通過雨水徑流排入到市政污水中也是抗生素的潛在來源。不同國家之間，未經(jīng)處理的污水中特定抗生素藥物的檢測含量水平不同，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

對再生水中微量有機(jī)污染物濃度的準(zhǔn)確測定是確定處理工藝的關(guān)鍵因素。檢測再生水中微量有機(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，后者雖簡單、易操作，但干擾大、靈敏度低、檢測范圍小，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。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)用于對抗生素的檢測，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，近年來被廣泛應(yīng)用于對抗生素的檢測。國外還有利用紫外和熒光光譜掃描技術(shù)開發(fā)的高效液相色譜-光度法（HPLC-SP）測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有針對抗生素的專門處理工藝，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)對抗生素的影響還缺乏研究，抗生素及其衍生物可能通過再生水對人體健康造成威脅。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比見表 1。

表 1 典型抗生素去除工藝及效果
 

分析物	所在國家或地區(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)研究中的檢測限值。
頭孢氨芐	澳大利亞	活性污泥法	2000	80	96
頭孢氨芐	中國	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	二級(jí)處理 / 氯消毒	＜（ 13 ）～ 15	＜（ 9 ）
磺胺甲基異 唑	美國	活性污泥法 / 氯消毒	1090	210	81
磺胺甲基異 唑	中國	活性污泥法 / 氯消毒 / 過濾	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	化學(xué)強(qiáng)化 / 二級(jí)處理	120 ～ 320	120 ～ 230	62
四環(huán)素	美國	活性污泥法 / 氯消毒	200	＜ 30	＞ 85
四環(huán)素	韓國	活性污泥法	110	＜ 31	＞ 73
四環(huán)素	中國	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	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	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	活性污泥法 / 曝氣塘	1500	870	42
紅霉素	英國	滴濾 / 活性污泥法 / 紫外消毒	71 ～ 141	145 ～ 290	-12 ～ 19
紅霉素	美國	活性污泥法 / 曝氣塘	＜（ 50 ）～ 1200	＜（ 50 ）～ 300	44 ～ 100
紅霉素	中國	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程中代謝不完全，并通過尿液排出體外進(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�；前芳谆�異唑是城市污水處理廠檢測中出現(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-乙酰磺胺甲基異唑?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)，可以通過調(diào)整SRT 和HRT 來優(yōu)化去除率。據(jù)報(bào)道，增加SRT 可以提高好氧生物處理過程中對藥物化合物的去除率。同樣，預(yù)計(jì)較長的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)過程中達(dá)到最高效率。

目前，對抗生素在水環(huán)境中歸趨途徑的研究相對較少，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〕通過研究劃分了眾多有機(jī)污染物對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NF 膜、RO 膜處理效率提供了具體的抗生素估計(jì)值。通過研究者的比對發(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，但它對于全面預(yù)測真實(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)將生物處理和膜過濾技術(shù)相結(jié)合，通過膜對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〕。正常操作過程中，由于化學(xué)品或生物量的增長使得膜容易產(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，因此需要通過提升膜過濾壓力保持膜通量。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。活性炭吸附技術(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)。活性炭吸附技術(shù)應(yīng)用于凈化商業(yè)化生產(chǎn)的抗生素和過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。國外許多研究報(bào)告使用Freundlich或Langmuir 吸附等溫線對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，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。活性炭吸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。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中性化合物的特性使得必須采用額外去除過程（如絮凝過程、高級(jí)氧化過程等）促進(jìn)對廣譜抗生素的去除。

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、對廢水無選擇性、反應(yīng)條件溫和、無二次污染等優(yōu)點(diǎn)〔27〕。

化學(xué)氧化是通過O3、ClO2、H2O2、KMnO4等氧化劑產(chǎn)生HO·等強(qiáng)氧化基將無機(jī)物和有機(jī)物轉(zhuǎn)化成微毒、無毒物質(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)與抗生素等競爭紫外輻射劑量，從而使得UV 工藝對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)是通過污染物在電極上發(fā)生直接電化學(xué)反應(yīng)，轉(zhuǎn)化為無害物質(zhì)；或通過間接電化學(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%。鐵炭內(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，對處理高濃度廢水，提高廢水生化性能效果尤佳。葉長青等〔34〕采用鐵炭內(nèi)電解法對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)用鐵炭內(nèi)電解法時(shí)，會(huì)因鐵屑長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對制藥廢水二級(jí)出水進(jìn)行深度處理，研究表明，通過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，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、難以工程化等問題，其目前的實(shí)際應(yīng)用并不是很多。具體參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

4 結(jié)語及展望

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)，其對水處理工藝、環(huán)境及人類健康的作用目前還沒有進(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。由于目前國內(nèi)再生水的排放標(biāo)準(zhǔn)還沒有完全建立，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。現(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，在對常規(guī)技術(shù)進(jìn)行改進(jìn)的同時(shí)，對以膜技術(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，才能使問題逐步得到解決。