氯胺消毒供水系統(tǒng)問題分析與應對策略

馬 凱， 胡建坤， 韓宏大

(1．天津大學 環(huán)境科學與工程學院，天津 300350;2．天津市自來水集團有限公司，天津 300040;3．天津水務集團有限公司，天津 300042)

大中型城市的供水系統(tǒng)路徑長、管材組成復雜，普遍存在沿程水質(zhì)下降的問題。其中，為應對自由氯快速衰減而普遍采用的氯胺消毒系統(tǒng)，近年來也出現(xiàn)了硝化細菌孳生、特殊消毒副產(chǎn)物生成等水質(zhì)問題，研究人員對此提出了各種飲用水水質(zhì)提升的技術措施和管理手段。筆者闡述了氯胺消毒供水系統(tǒng)中存在的水質(zhì)問題及產(chǎn)生的原因，分析了氯胺消毒系統(tǒng)的現(xiàn)狀并提出了水質(zhì)提升策略，以期為供水系統(tǒng)設計拓展與管理人員加強水質(zhì)風險防范提供參考。

1 氯胺消毒系統(tǒng)存在的問題

1.1 細菌污染

隨著管網(wǎng)路徑的不斷延伸，首要關注的水質(zhì)問題是細菌孳生。20世紀20年代開始，大量研究發(fā)現(xiàn)供水管網(wǎng)中細菌密度顯著增加的問題［1］。20世紀70年代，管網(wǎng)中細菌孳生的問題引起了學術界的極大關注。借助細菌計數(shù)水平與表面表征技術的發(fā)展，研究人員對管網(wǎng)中的細菌密度進行了定量表征，水相中異養(yǎng)菌濃度高達103～105CFU/mL，管壁附著微生物的群落密度為 104～107CFU/cm2［2］。

雖然氯胺能夠有效延長作用時間，但是氯胺消毒供水系統(tǒng)通常面臨硝化細菌過度生長的問題。在硝化細菌主導將氨氮(NH4+－N)氧化為亞硝酸鹽氮(NO2－－N)，進一步氧化為硝酸鹽氮(NO3－－N)的過程中，會產(chǎn)生一系列的負面效應，包括:余氯降低，－N濃度升高，異養(yǎng)菌孳生，溶解氧、堿度與pH降低。1996年，Wilczak等人發(fā)現(xiàn)，在67個采用氯胺作為消毒劑的供水系統(tǒng)中，有2/3表現(xiàn)出顯著的硝化反應［3］。

除硝化細菌和異養(yǎng)細菌以外，供水管網(wǎng)中還存在厭氧細菌、原生動物、橈足動物、線蟲等多種生物。微生物孳生會引發(fā)一系列水質(zhì)問題，例如水中的氯酚在微生物作用下可轉(zhuǎn)化為氯苯甲醚從而產(chǎn)生發(fā)霉味道，含硫有機物在厭氧條件下也會生成帶有植物腐爛味道的硫化氫或巰基化合物。

1.2 “紅水”

“紅水”是采用鐵質(zhì)管道供水時常見的一種水質(zhì)問題，嚴重影響飲用水感官性狀。1903年，William與Whitney提出，“紅水”是強腐蝕性的原水與耐蝕性弱的金屬管道相互作用，產(chǎn)生紅色含鐵物質(zhì)的結(jié)果。因此，“紅水”的產(chǎn)生是鐵元素在管網(wǎng)中遷移轉(zhuǎn)化的結(jié)果，按照其反應進程大致可分為3個階段:初期在電化學作用下，鐵單質(zhì)被氧化為Fe2+;此后Fe2+在合適的氧化還原、水力條件下轉(zhuǎn)化為Fe3+或Fe3O4沉淀于管壁，形成管壁結(jié)垢物;最后結(jié)垢物經(jīng)轉(zhuǎn)化、沖刷，形成溶解態(tài)或顆粒態(tài)紅色物質(zhì)并從水龍頭排出。

“紅水”是管材、水力、生化等多種因素共同作用產(chǎn)生的一類水質(zhì)問題，在水質(zhì)硬度和堿度較低的我國東南沿海地區(qū)時有發(fā)生。在低流速、長停留時間的管網(wǎng)末梢、“死水”區(qū)域或用水量較小的時節(jié)，該問題也較為嚴重。近年來，有研究表明相比于自由氯，氯胺消毒劑對鐵管材的腐蝕性更強，這反映了氯胺消毒對于加快管道腐蝕，加速水質(zhì)惡化的直接影響。

除影響飲用水的感官效果外，“紅水”還會因管壁粗糙度增加造成輸水能耗升高，同時縮短管道的使用壽命。此外，由于大量氯胺參與了管壁腐蝕反應，引起消毒劑衰減。最后，粗糙的管壁結(jié)垢物是微生物理想的棲息地，可促進生物膜的形成，進而加速水質(zhì)惡化。

1.3 亞硝胺類副產(chǎn)物的產(chǎn)生

自20世紀70年代發(fā)現(xiàn)飲用水中存在鹵代消毒副產(chǎn)物以來，眾多科研團隊嘗試尋找替代性消毒工藝以解決該問題。氯胺消毒被證明是有效降低鹵代消毒副產(chǎn)物生成的手段。然而，跟蹤調(diào)研發(fā)現(xiàn)，氯胺或自由氯消毒均會產(chǎn)生另一類致癌風險更高的消毒副產(chǎn)物——亞硝胺［4］。在普遍采用氯胺消毒的澳大利亞，75%的氯胺消毒供水系統(tǒng)中檢測出二甲基亞硝胺(NDMA)，且濃度高于 10 ng/L［5］。

張曉健等人對中國多個地區(qū)供水系統(tǒng)進行調(diào)研發(fā)現(xiàn)，使用氯胺消毒的供水系統(tǒng)產(chǎn)生的亞硝胺類副產(chǎn)物的濃度顯著高于自由氯消毒系統(tǒng)，且管網(wǎng)中亞硝胺的濃度顯著高于出廠水［6］，這反映出存在消毒劑與原水中前體物質(zhì)在管網(wǎng)中反應生成亞硝胺的動態(tài)過程。另有研究發(fā)現(xiàn)，對于氨氮濃度較高的原水，折點加氯處理會使亞硝胺類物質(zhì)的生成量提高3 倍［7］。

亞硝胺是一類強致癌物質(zhì)，美國國家環(huán)境保護局(EPA)綜合風險信息系統(tǒng)(IRIS)的數(shù)據(jù)顯示，經(jīng)口攝入條件下，NDMA的致癌風險約是三鹵甲烷的600倍，長期飲用NDMA濃度為0．7 ng/L的飲用水的患癌風險為10－6。為此，許多國家和地區(qū)紛紛將其納入其飲用水衛(wèi)生標準之中。

2 問題產(chǎn)生的機理

導致管網(wǎng)水水質(zhì)下降的因素眾多，相互之間存在協(xié)同、競爭的復雜作用，給水質(zhì)衰減機理的定量研究帶來了極大的困難。

2.1 消毒劑

殺菌效率與消毒劑種類、微生物存在部位直接相關。對于懸浮于水中的微生物，自由氯較氯胺有更強的殺菌效率。然而，附著于管壁的生物膜對氯胺的抗性較懸浮態(tài)高2～100倍，而對自由氯的抗性較懸浮態(tài)高3000倍。因此，將自由氯消毒更換為氯胺消毒后，很多水廠發(fā)現(xiàn)對異養(yǎng)菌與大腸桿菌的控制作用更加顯著［2］。然而，氯胺在參與一系列氧化還原反應過程中，會不斷產(chǎn)生氨氮(如圖1所示)，最終生成高價態(tài)硝酸鹽氮，導致水質(zhì)超標。同時，由于硝化細菌對氯胺消毒劑具有更高的抗性，因此氯胺消毒難以有效控制管網(wǎng)中的硝化細菌，長期運行后反而會導致大孳生量硝化細菌(AOB與NOB)。圖中，橢圓內(nèi)的化學式表示供水系統(tǒng)中涉及的各種形態(tài)的含氮物質(zhì)，除pH和NHxCl3－x為負向抑制作用的因子以外，其他因子在相應轉(zhuǎn)化過程中發(fā)揮正向促進作用，SMP表示微生物分泌的可溶性有機物。

圖1 供水管網(wǎng)中各態(tài)氮轉(zhuǎn)化示意Fig．1 Schematic of transformation of different forms of nitrogen in the water distribution network

目前，很多水廠將余氯濃度作為衡量管網(wǎng)中水質(zhì)情況，特別是生物穩(wěn)定性的指示性指標。然而，統(tǒng)計結(jié)果表明，在某些情況下微生物濃度與消毒劑濃度之間的負相關關系并不明顯［8］。其中一個極端情況是，在自由氯濃度高達12 mg/L的水中依然發(fā)現(xiàn)了活體大腸桿菌［9］。因此，目前將余氯作為衡量水質(zhì)情況的指標仍顯片面。

另一方面，自由氯和氯胺消毒劑均為強氧化性物質(zhì)，除具有殺菌、消毒功能外，還能與水中的還原性物質(zhì)(零價鐵、還原性有機物等)發(fā)生反應，從而產(chǎn)生損耗。大量采用鑄鐵管、鋼管、鍍鋅鐵管等作為給水干管及主要支管時，在管壁微環(huán)境影響下，管壁發(fā)生著腐蝕、結(jié)垢、鐵釋放過程。其中，腐蝕作為一系列生化反應的初始階段，直接受氯胺濃度影響。在管壁平流層內(nèi)氯胺作為強氧化劑，與暴露的零價鐵形成電解池，鐵被氧化為Fe2+或Fe3+，在水力沖刷作用較弱或水力條件變化較大的區(qū)域(例如入戶管段)沉淀形成管垢，隨后受周期性用水高峰影響，在龍頭形成“紅水”。因此，雖然“紅水”主要見于戶線管網(wǎng)，但實質(zhì)上是配水管網(wǎng)整體發(fā)生銹蝕，銹蝕物在用水終端積攢、排出的結(jié)果。

氯胺作為強氧化劑，能夠氧化天然有機物(NOM)、亞硝酸鹽等，生成亞硝胺類消毒副產(chǎn)物。2006年，Chen與Valentine研究發(fā)現(xiàn)NH2Cl與NOM的反應機制，能夠?qū)Χ喾N天然水源的NDMA產(chǎn)率進行預測［10］。該系列反應的第一步是 NH2Cl氧化NOM形成二甲胺(NDMA形成的中間產(chǎn)物)，隨后進一步被NH2Cl氧化生成偏二甲肼(UDMH)、NDMA，其中第一步為限速步驟(圖2．a(chǎn))。但是，該機制無法解釋NDMA中氧原子的來源。隨后，Schreiber與Mitch研究發(fā)現(xiàn)二甲胺與二氯胺(NHCl2)反應生成NDMA的產(chǎn)率顯著高于NH2Cl，且生成量隨溶解氧含量升高，其中氯代偏二甲肼(Cl－UDMH)是NHCl2親核取代二甲胺中氫原子生成的關鍵中間產(chǎn)物［11］。該機制能夠成功解釋痕量NHCl2存在下的各種NDMA生成反應(圖2．b)。因此，在利用“折點加氯”降低出廠水NH+4－N含量時，隨著加氯量的增加，NHCl2生成量升高，相應的NDMA生成量也逐步上升，特別在折點附近(通常氯氨質(zhì)量比為8∶1～9∶1)時，NDMA生成量急劇增大。另一方面，研究發(fā)現(xiàn)水體中自由氯氧化亞硝酸鹽也會生成亞硝胺類副產(chǎn)物(圖2．c)［12］，但是相較氯胺氧化生成NDMA途徑，該途徑的生成量下降約2個數(shù)量級。

圖2 亞硝胺副產(chǎn)物氧化生成過程Fig．2 Formation process of nitrosamine by－ products

2.2 原水中有機物

通常以河水、湖水、地下水等天然水體作為飲用水原水，這些水體均含有特異性的天然有機物(NOM)，其中的生物可降解有機物(BOM)可作為異養(yǎng)菌的營養(yǎng)物質(zhì)促進其生長。天然水體中的BOM主要是生物質(zhì)腐爛后形成的腐殖酸類物質(zhì)。這類有機物經(jīng)過進一步氧化(特別是O3氧化)，能夠形成快速可生物降解有機物(rapidly BOM)，促進管網(wǎng)內(nèi)的異養(yǎng)菌快速生長，因而被認為是刺激管網(wǎng)異養(yǎng)菌生長的最主要因素［8］。研究表明，在沒有消毒劑存在的條件下，水中BOM超過10μg/L即會刺激細菌生長，而在含有消毒劑的水體中，BOM的最高允許含量為50μg/L。因此，當采用O3－生物濾池或納濾工藝將BOM含量降低至一定程度后，可以減少甚至停止消毒劑投加，同時保持管網(wǎng)內(nèi)良好的生物穩(wěn)定性。

飲用水水源的pH值通常在7～8．5，而某些水源的pH值較低或發(fā)生周期性pH值降低(例如藻類爆發(fā))，使原水pH值為6．5甚至更低，這通常是由于水體中含有大量溶解態(tài)酸性NOM所致。當該類物質(zhì)無法被水廠去除而進入管網(wǎng)，會與鐵質(zhì)管壁發(fā)生氧化還原反應，產(chǎn)生管道腐蝕問題。此外，該類物質(zhì)常含有羧基(－COOH)、羰基(－NH－CO－)、氨基(－NH2)等官能團，易與溶出的Fe3+形成穩(wěn)定的八面體、六面體絡合結(jié)構(gòu)［13］。隨著絡合物結(jié)構(gòu)與濃度的不同，出水顏色呈現(xiàn)變化。

從結(jié)構(gòu)上講，含有氨基官能團是有機物成為亞硝胺前體物的必要條件。研究發(fā)現(xiàn)，向較為純凈的天然水體中加入氯胺消毒劑，可產(chǎn)生不超過58 ng/L的NDMA溶液［14］，而對細菌培養(yǎng)基進行氯胺化處理可得到不超過167 ng/L的 NDMA溶液［15］。因此，受生活污水影響的水體中殘留的含氮有機物，是導致NDMA產(chǎn)生的主要因素。目前，尚未證實亞硝胺前體物名錄，但已有研究表明，含有二甲胺官能團的叔胺鹽(NDMA產(chǎn)率為2．5%)與季銨鹽(NDMA產(chǎn)率為 0．1% ～0．2%)均能誘導 NDMA 生成［16］，因此這兩類有機物極可能是導致NDMA產(chǎn)生的前體物。值得注意的是，雖然季銨鹽的NDMA產(chǎn)率較低，但是生活中常用的洗發(fā)水、洗滌劑，水處理中使用的陰離子交換樹脂等均含有季銨鹽官能團，該類有機物對飲用水中NDMA超標的貢獻作用不可忽視。

2.3 管道與流態(tài)

管壁材質(zhì)與粗糙度直接影響微生物的附著生長。由于銅元素對微生物有滅活作用，因此銅管表面難以形成生物膜，是理想的輸水管材，但是高昂的材料成本限制了其推廣使用。相比之下，經(jīng)過處理的鐵質(zhì)與新型塑料管道，在應用成本方面具有顯著優(yōu)勢，被廣泛使用。但是隨著使用時間的延長，鐵管逐漸被腐蝕，在局部區(qū)域形成粗糙的腐蝕瘤。這種粗糙的內(nèi)壁結(jié)構(gòu)能夠為微生物提供保護，使其免受水流沖刷與消毒劑影響，因而常表現(xiàn)為更高的生物膜密度。此外，腐蝕瘤的形成會促進局部區(qū)域水力混合，實現(xiàn)BOM、含氮物質(zhì)等養(yǎng)分向管壁遷移，促進微生物生長。水力條件對細菌生長的影響作用，主要是通過施加與流速呈正相關的剪切力實現(xiàn)。在流速較高的區(qū)域，微生物受到較強的水力沖刷而難以附著生長。但在流速較低的區(qū)域，剪切力下降，同時顆粒態(tài)結(jié)垢物不斷沉降，使該區(qū)域 HPC值大幅升高。

管道內(nèi)壁形成管垢后，管段的粗糙度增大，摩阻系數(shù)隨之升高。此時，管網(wǎng)出水鐵含量未必超標，“紅水”的發(fā)生則需要借助一定的水力條件。通過觀察管道中鐵的釋放過程，Kuch發(fā)現(xiàn)水力條件的變化是發(fā)生“紅水”的直接原因［17］。當管道內(nèi)水流接近靜止狀態(tài)時，溶解氧首先被消耗掉，此時管垢中的Fe3+被還原為Fe2+而重新進入水相，當水體獲得動能后，溶解的 Fe2+被新鮮水體中 O2氧化為Fe(OH)3紅色絮體，出現(xiàn)“紅水”。這種流速變化引起的鐵釋放差異，在一項管網(wǎng)中試研究中得到了驗證［18］。該研究發(fā)現(xiàn)，與靜止狀態(tài)相比，系統(tǒng)流速增大至0．6 m/s時，管壁附近的氧化劑含量更加充分，被還原釋放的鐵更少。此外，增大的流速也會通過物理沖刷作用將管垢剝離，使出水濁度升高。因此，只有控制流速在一定范圍內(nèi)，才能避免管網(wǎng)出水鐵含量過高。

研究表明，將氯胺加入到二甲胺溶液中連續(xù)氧化8 h后，可產(chǎn)生一定量的NDMA，這一過程符合二級反應動力學規(guī)律［19］。因此，管道流速的改變將直接影響氯胺與前體物在管網(wǎng)中的反應時間，從而影響出水中亞硝胺的濃度。

2.4 溫度

溫度對管網(wǎng)的微生物穩(wěn)定性具有深遠影響。在實際生產(chǎn)中，水廠采取調(diào)整消毒劑投加量的方法來應對季節(jié)變化。溫度對微生物的影響主要通過兩條途徑實現(xiàn)。首先，溫度可直接影響細菌的代謝生長過程，例如氯胺消毒系統(tǒng)中常見的硝化細菌的適宜生長溫度為20～25℃，而當管網(wǎng)水溫超過15℃時就會發(fā)生明顯的細菌污染問題［2］。Zlatanovi＇c等人對不同季節(jié)停滯水進行定期監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，管網(wǎng)水溫在16～17℃時，微生物生長指標(HPC、ATP)出現(xiàn)突變［20］。其次，溫度可通過加速氯胺自分解進程，間接促進微生物孳生。氯胺分子的自分解過程為吸熱反應，溫度升高會加速水中消毒劑分子的衰減，導致下游管網(wǎng)氯胺濃度降低、無法抑制微生物生長。夏季高溫季節(jié)，低緯度地區(qū)的管網(wǎng)微生物活性將大幅提高。

溫度可影響水體DO、鐵釋放反應進程，從而對管道中鐵穩(wěn)定性產(chǎn)生影響。鐵釋放過程為吸熱反應，溫度升高會加速鐵元素進入水相。另一方面，溫度升高會降低水體中DO、消毒劑等關鍵氧化物質(zhì)的含量，在缺乏競爭性氧化劑的條件下，管垢中的Fe3+不斷被還原釋放進入水體，從而引發(fā)“紅水”問題。溫度對管道金屬元素釋放的影響作用，也適用于銅管、鋅管。有研究發(fā)現(xiàn)，由銅管構(gòu)成的入戶管段流出的新鮮出水在夏季(50μg/L)表現(xiàn)出較冬季(30 μg/L)更高的銅離子釋放量［20］。

消毒劑接觸氧化前體物質(zhì)為熱力學反應，溫度會影響亞硝胺的生成反應平衡常數(shù)。研究發(fā)現(xiàn)，溫度升高會提高O3預處理工藝中的NDMA生成量，降低自由氯預處理工藝中的NDMA生成量，但對中壓紫外處理(MPUV)工藝中NDMA生成量影響不顯著［21］。這種差異與溫度變化范圍、氧化劑種類存在一定關系。最近，一項針對氯胺氧化生成9種亞硝胺的研究發(fā)現(xiàn)，亞硝胺摩爾產(chǎn)率隨著溫度(5～25℃)升高而增大，且9種亞硝胺對溫度的響應結(jié)果并不一致，這表明氯胺氧化生成亞硝胺的反應為吸熱反應，但各種亞硝胺的標準摩爾生成焓不盡相同［22］。研究還發(fā)現(xiàn)，溫度進一步升高(35℃)會導致亞硝胺產(chǎn)率下降，這可能與高溫條件下氯胺加速分解有關。因此，可以推斷管網(wǎng)中的亞硝胺濃度會表現(xiàn)出季節(jié)性波動。

2.5 其他因素

管網(wǎng)中微生物的生長代謝過程受多種因素影響。首先，中性環(huán)境(pH為6～8)是多數(shù)異養(yǎng)細菌、硝化細菌正常生長的必要條件。雖然飲用水的pH緩沖能力不強，且硝化反應、管道腐蝕、消毒劑分解均可引起酸堿度變化，但由于管網(wǎng)水具有動態(tài)可交換特性，相較出廠水，管網(wǎng)出水pH通常變化不明顯，對微生物生長代謝影響并不顯著。其次，DO作為微生物呼吸代謝的電子受體，也會影響其生長。硝化細菌每氧化1 mg氮元素將消耗4．5 mg氧氣，異養(yǎng)菌每氧化1 mg碳元素會消耗2．5 mg氧氣。因此，充足的DO是保證微生物正常代謝的另一項必要條件。特別是硝化細菌，水體中充足的還原態(tài)氮是管網(wǎng)發(fā)生硝化反應的重要前提。這部分氮素主要來自兩個途徑，一是原水中未被水廠去除的氨氮，二是水廠在投加氯胺消毒劑時引入的氨氮。因此，為保證高含量的氯胺濃度，而大幅提高(NH4)2SO4/NH3·H2O投加量具有微生物風險。

除管壁平流層內(nèi)DO濃度外，管道中鐵釋放的另一個環(huán)境影響因素是pH。原水pH通常在7～8．5，每降低一個單位，水中的H+濃度升高一個量級，當pH值低于7即可認為是腐蝕性水體。pH值為6．96的原水經(jīng)過72 h連續(xù)旋轉(zhuǎn)接觸，會對甲類鋼(A3鋼)產(chǎn)生明顯的腐蝕作用。這主要是通過H+置換管壁表層鐵單質(zhì)生成鐵離子，從而釋放鐵元素進入水相。另一方面，酸度升高也會導致氫離子與管垢中的Fe3+發(fā)生復分解反應，使已經(jīng)沉淀的鐵元素重新進入水相。這是多地發(fā)現(xiàn)pH或堿度越低，鐵釋放量越高現(xiàn)象的根本原因。

氯胺氧化前體物生成NDMA的反應存在親核取代過程，因此該鏈式反應必然受到 pH影響。Mirvish研究發(fā)現(xiàn)二甲胺與N2O3反應生成NDMA的最適宜pH值為3．4，在中性甚至堿性條件下反應十分緩慢［23］。另一方面，采用氯胺氧化特定前體物，在酸性條件下(pH值為5～7)亞硝胺產(chǎn)率較低，而當pH值提高至7～9時，亞硝胺產(chǎn)率顯著提高，特別對于二苯基亞硝胺(NDPhA)表現(xiàn)出隨pH一直升高的特征［22］。這種差異性與前體物和氧化劑的適宜條件直接相關。發(fā)揮氧化作用的NHCl2與NH2Cl之間存在動態(tài)平衡，NHCl2的適宜存在條件為酸性至中性，pH值超過8．5后，體系中NHCl2的濃度很低。對于前體物，當其以非質(zhì)子化形態(tài)存在時，才易與氧化劑發(fā)生親核取代反應，pH值越高前體物的非質(zhì)子化程度越顯著。因此，不同的亞硝胺副產(chǎn)物其最高產(chǎn)率對應的pH值并不一致，應結(jié)合特定物質(zhì)進行分析。

3 應對防治策略

3.1 水廠消毒工藝調(diào)整

消毒劑是直接影響3類水質(zhì)問題的關鍵化學物質(zhì)。因此，水廠消毒工藝的適宜性直接決定了管網(wǎng)水質(zhì)污染發(fā)生的風險。目前，水廠采用氯胺消毒工藝以降低余氯衰減速度、三鹵甲烷生成量，特別在夏季會大幅提高氯胺使用劑量來應對細菌孳生與消毒劑衰減加快的問題。但是，單純提高出廠水消毒劑濃度無法有效抑制遠端管網(wǎng)的微生物孳生，還可能導致更高的亞硝胺副產(chǎn)物生成。

研究發(fā)現(xiàn)，臭氧與自由氯預氧化、高價鐵(VI)氧化能夠有效去除亞硝胺前體物。因此，可在水廠常規(guī)處理工藝的基礎上，在前端采用臭氧、自由氯、高價鐵(VI)預氧化，同時在清水池投加還原態(tài)氨前，保證濾池出水補加自由氯的接觸消毒時間達到26 min，達到殺滅出廠水中微生物的目的，并降低亞硝胺生成與管道鐵釋放的風險。特別針對長距離配水管網(wǎng)，可結(jié)合加壓泵站增設中途加氯設備，通過二次加氯保證下游管網(wǎng)的微生物穩(wěn)定性。

3.2 配水管網(wǎng)優(yōu)化

傳統(tǒng)的在線監(jiān)測體系無法及時給出水體的微生物穩(wěn)定性指標，存在很大的滯后性，給終端用水帶來安全風險。供水系統(tǒng)發(fā)生水質(zhì)問題通常會通過常規(guī)檢測指標反映出來。研究發(fā)現(xiàn)，管網(wǎng)中大腸桿菌爆發(fā)與對應水樣的電導率、濁度、UV254、余氯之間存在對應關系。為此，可通過建立完善的供水系統(tǒng)在線監(jiān)測體系，獲取實時水質(zhì)信息，及時、恰當做出響應。需要注意的是，常規(guī)指標的異常變動僅表示可能存在微生物污染或消毒副產(chǎn)物超標問題，在問題診斷過程中，需要分析人員基于在線監(jiān)測數(shù)據(jù)進一步開展HPC、亞硝胺含量的測定，從而對污染事件進行定量判斷。

管網(wǎng)出水微生物污染、“紅水”爆發(fā)、亞硝胺超標均受到系統(tǒng)水溫的顯著影響。荷蘭要求在不添加消毒劑的條件下，龍頭出水水溫不得超過25℃，從而保證出水水質(zhì)安全［24］。管網(wǎng)水溫主要受距地表1 m左右土壤層溫度的影響，近年來城鎮(zhèn)土地的人為影響痕跡愈發(fā)明顯，在配水干管附近建設的構(gòu)筑物(例如地源熱泵、熱電廠)成為顯著熱源，可使其土壤溫度比周邊村落升高約7℃［24］。這一現(xiàn)象對管網(wǎng)水質(zhì)的影響在夏季尤為明顯。因此，需要管理部門與設計單位對高溫熱源與配水干管的空間布局進行合理規(guī)劃，避免多熱源累計加熱使管網(wǎng)出水出現(xiàn)周期性惡化。

3.3 水質(zhì)預測能力提升

反映供水系統(tǒng)水質(zhì)問題的直接指標(HPC、Fe濃度、亞硝胺濃度)并不孤立，與其他水環(huán)境因子(pH、DO、T等)和水力參數(shù)有內(nèi)在關聯(lián)性。因此，可在水力模型基礎上建立動態(tài)水質(zhì)模型，從而獲得污染問題發(fā)展趨勢、產(chǎn)生根源等相關信息，輔助決策制定。目前，比較成熟的應用模型包括美國國家環(huán)境保護局(USEPA)推出的 EPANET模型、Woolschlager研發(fā)的CDWQ模型［25］等，但這些模型無法精確刻畫不同水源、環(huán)境條件下消毒劑或其他關鍵指標的演變過程。未來，可圍繞主體水特征水質(zhì)參數(shù)，建立主體水化學反應理論模型。另一方面，可結(jié)合特定管網(wǎng)，建立基于管網(wǎng)監(jiān)測數(shù)據(jù)的管壁誘導水質(zhì)演變經(jīng)驗模型，從而構(gòu)建起完整的管網(wǎng)水化學半經(jīng)驗模型，顯著提升模型預測能力與結(jié)果指導意義。

4 結(jié)語

在原水不斷惡化的背景下，水廠需要不斷優(yōu)化水處理工藝，以滿足逐漸提升的飲用水水質(zhì)標準，保證飲用水健康安全。不同水源具有特異性的水化學組成，水處理部門宜結(jié)合當?shù)貧夂驐l件，針對管網(wǎng)微生物污染、“紅水”爆發(fā)、消毒副產(chǎn)物超標等問題，在常規(guī)水處理工藝基礎上進行適當調(diào)整，合理控制入網(wǎng)水體的化學組成(消毒劑、有機物、堿度)。此外，可基于水力模型建立完整的管網(wǎng)水化學模型，以在線監(jiān)測數(shù)據(jù)為輸入端，通過計算機模擬診斷水污染源、預測演變趨勢，從而構(gòu)建健康、完善的氯胺消毒供水系統(tǒng)。