臭氧处理饮用水的研究进展

传统饮用水的氯化消毒会产生三卤甲烷等物质，危害人类健康，作为具有广泛应用前景的臭氧消毒剂日益受到人们的重视。文章阐述了臭氧氧化处理饮用水的效果，及在此过程中所产生副产物的毒理学研究进展，zui后对臭氧的研究方向提出了一些建议。

1 引言

近年来，随着人们对生活饮用水卫生安全要求的不断提高，使水的消毒面临着急待解决的问题。传统的消毒方法中大多使用氯作为消毒剂，但远远不能解决所面临的严重问题。20世纪70年代以来国内外的研究表明，饮用水加氯消毒可产生三卤甲烷等致突变与致癌变的有机化合物，严重影响着人们的健康。臭氧作为一种可以取代氯的、高效率的对饮用水不产生不良影响的消毒剂，已普遍受到人们的关注。臭氧是一种强氧化剂，有广谱杀灭微生物的作用，杀菌速度较氯快300～600倍[3]。臭氧是zui早用于饮用水的消毒剂，已有100多年的历史，但由于基建投资远大于氯化处理，故其在饮用水处理中的应用一直未在*得到推广。目前臭氧处理的水厂主要集中在欧洲、美国、加拿大等一些国家，我国近年对臭氧处理饮用水的研究也逐渐增多。在臭氧的水处理应用不断发展的同时，其处理过的饮用水是否对健康有害，也引起了人们的注意。本文就臭氧对饮用水的消毒效果及其可能产生的副产物毒性研究作一综述。

2 臭氧在饮用水中的消毒效果

2.1 对病原微生物的作用

2.1.1 细菌繁殖体

有关臭氧水溶液杀菌实验报告较多。王芳等的实验表明，臭氧水杀菌作用快速，浓度为1.0 mg/L的臭氧水作用30s，对大肠杆菌、金葡菌的杀灭率可达100%；2.0 mg/L作用1min，对绿脓杆菌的杀灭率达100%。白希尧等发现,臭氧水杀菌作用强大、快速，浓度为0.3 mg/L的臭氧水作用1min ，对大肠杆菌、金葡菌的杀灭率均达100%。靳凯歌等经悬液检测实验发现，0.84 mg/L的臭氧水对大肠杆菌、金葡菌作用15min，杀灭率为100%。Burleson等将臭氧气体分别通入染有金葡菌、大肠杆菌、荧光假单胞菌、鼠伤*、福氏痢疾杆菌或霍乱弧菌的磷酸盐缓冲液中，作用15s后，可将这些菌全部杀灭。Herbold等报道，20oC条件下，当水中臭氧浓度达0.43 mg/L时，可将大肠杆菌100%杀灭；而在10oC时仅需0.36ｍg/L，即可全部杀灭。

2.1.2 细菌芽孢

欧阳川等在动态试验条件下，将臭氧气体持续通入染菌井水中，发现当水中臭氧浓度为8.87～4.61mg/L,作用3～10min，可将井水中的枯草杆菌黑色变种芽孢杀灭99.999%。王芳等的实验表明，浓度为12.0 mg/L的臭氧水对黑色变种芽孢作用20min，其杀灭率为99%。崔森等发现,浓度为2.21 mg/L的臭氧作用1min，杀灭枯草杆菌黑色变种芽孢的效率为100%[11]。

2.1.3 真菌

白尧希等报告，浓度为1.5 mg/L的臭氧水作用1min，可全部杀灭实验中的黄曲霉和酵母[5]。王芳等发现,浓度为8.0 mg/L的臭氧水对白色念珠菌作用1min，杀灭率为100%。

2.1.4 病毒

臭氧可灭活多种病毒。张文福等报道,水温14～15oC、浓度为 7.0 mg/L的臭氧水作用2 min，可破坏乙肝表面抗原（HBsAg）的抗原性[12]。Herbold等报告，在20oC水中，浓度为0.13 mg/L的臭氧水可以*灭活脊髓灰质炎病毒1型（PV1）；而浓度为0.25～0.38 mg/L时，可以*灭活甲型肝炎病毒（HAV），作用时间仅需几秒或几分钟[8]。Coin等报告,当臭氧浓度达0.3 mg/L时，作用4min，可以使水中PV1降低4个对数值。Vaughn等比较了4oC条件下，臭氧对猿轮状病毒SA-1和人轮状病毒2型的灭活效果，发现2种病毒均能被0.5 mg/L的臭氧水迅速灭活。臭氧灭活病毒速度极快，浓度分别为0.09 mg/L 和0.8 mg/L的臭氧水，在反应zui初的5s内,噬菌体F2即可被灭活5个和7个对数值。Finch等比较了臭氧对PV3和大肠杆菌噬菌体MS2的灭活效果，发现水中臭氧浓度达 4 mg/L时，作用20s可分别使MS2 和PV3灭活4个和2.4个对数值。

2.1.5 原虫

研究表明，臭氧对原虫及其卵囊有很好的杀灭作用。Korich 等比较了臭氧、氯对净化水中的微小隐孢子虫卵囊的灭活作用。实验证明1 mg/L的臭氧水作用5min可以灭活90%的卵囊， 80 mg/L的氯则需90min才能达到同样的灭活效果。Finch等观察了臭氧对磷酸盐缓冲液中的微小隐孢子虫的作用，结果在7oC条件下，Ct值为7和10 mg•min/L时，灭活率分别为 99%和99.9% ；在22oC时，达同样灭活效果的臭氧Ct值分别需3.5 mg• min/L和5.0 mg•min/L[18]。Wallis 等报道，在8～9oC时，臭氧Ct值为1.7 mg•min/L，可使天然水中的兰氏贾第鞭毛虫减少3个对数值。

2.2 消毒机理

臭氧的生物灭活作用,是由其强氧化潜能和生物膜扩散能力所决定的。水中臭氧氧化反应有以下2个途径：分子直接氧化；臭氧自身分解或与水中无机、有机化合物反应形成游离基（过氧化氢、超氧自由基、羟自由基）的间接氧化[20]。在低pH，丁三醇、碳酸盐等离子基团存在的条件下，直接氧化是主要途径。但究竟是分子臭氧还是间接基团使微生物灭活，至今尚不清楚。Hogin等提出分子臭氧是主要机制，而Dahi等则认为游离基间接反应使微生物灭活。

有人认为臭氧可与细菌细胞壁脂类双键发生反应，穿入菌体内部，作用于脂蛋白和脂多糖，改变细胞的通透性，从而导致细胞溶解、死亡。Roy等以PV1作为模型病毒，研究了臭氧对肠道病毒的灭活机理，结果表明，臭氧可破坏病毒衣壳蛋白的4条多肽链并使RNA受到损伤。Mudd等报道，臭氧和对其敏感的氨基酸残基（半*残基、*残基、蛋氨酸残基）发生反应，可直接破坏蛋白质。Kim等报告，臭氧作用过程中，可使噬菌体中RNA被释放出来，电镜观察还可见噬菌体被断裂成小碎片。

2．3 影响消毒的因素

臭氧对微生物的杀灭作用主要受浓度、pH值和有机物的影响。国内外许多报道认为，臭氧对微生物的灭活程度与臭氧浓度高度相关，而与接触时间关系不大。随着温度的增加，臭氧的杀菌作用增强，如Finch的研究表明臭氧在22oC时的灭活效果好于7oC时的灭活效果，居喜娟亦有*的报道[26]。Herbold及其同事的研究却表明，臭氧对HAV和大肠杆菌的杀灭效果随温度的升高而降低，在10oC时的杀灭速度反比20oC时快。欧阳川等报道，水pH值对臭氧消毒有一定影响，但实际意义不大。Katzenelson等报告，pH为3～10之间的臭氧水溶液，对PV的灭活速率变化不明显。臭氧水的杀菌效果受有机物影响较明显。魏兰芬等研究发现，当菌液含1%蛋白胨时，对大肠杆菌的杀灭效果明显降低，同样浓度作用5min，杀灭率从99.99% 降到45.40%；当菌液含10%小牛血清时，同样浓度作用相同时间，杀灭率由100%降到<10%，已无杀菌作用。提示在实际应用中应先去除有机物以提高杀菌作用，或提高水溶液中的臭氧浓度，以确保消毒效果。另外，水消毒时浑浊度与色度的增加，均可减弱杀菌作用。

2．4 其他

臭氧在消毒的同时能去除色、嗅，降低水的浑浊度，去除水中的酚、铁、锰等物质，使水中溶解氧增加，改善出水水质，对氯化消毒不能有效去除的具有肝毒性的微囊藻毒素（MC），也有良好的去除效果, 并且操作方便。水中MC原始量为2221.7pg 时，只需通臭氧3min，浓度达0.3 mg/L，消除效果为100%。饮用水经臭氧消毒可明显减少致突变物的生成，并提高水质的化学安全性。

3 副产物的毒性

臭氧氧化具有不*性，可把大分子有机物氧化成小分子有机物，但不能*氧化小分子有机物。臭氧与水中有机污染物反应后会产生醛、酮类副产物，或与溴离子反应产生溴酸盐（KBrO3）。若有机物与溴离子同时存在，则会产生有机溴化物—溴仿。

张永吉报道，臭氧处理的副产物主要为：醛、羧酸和其他脂酸、芳香酸的混合物，采用预浓缩工艺，引起一些副产物的分解，则得到过氧化物、环氧化物和共扼的不饱和醛。陈焕章等研究表明，臭氧具有较强的氧化性，能改善出水水质，臭氧消毒只能产生微量的醛、醇、过氧化物和环氧化物等[33]。陈小玲等亦报道，水源水经臭氧氧化可能产生的副产物主要包括：有机酸、酮、醛、脂肪、芳香族及混合氧化物所形成的化合物。目前尚不能排除这些副产物可能产生的不良后果，特别是副产物中的不饱和醛、环氧化物和过氧化物对人体造成损害的可能性应重点加以研究。

国外有许多报道，臭氧处理过的饮用水除了产生上述副产物外，若水中有溴化物存在，可绝大部分转化成溴酸盐（KBrO3）。KBrO3对大鼠的肾脏、甲状腺、间皮及雌性小鼠的肾脏均有致癌性,对人具肾毒性和神经毒性。Wolf-DC等人研究了KBrO3对雌性F334大鼠致癌的时间-剂量反应关系，饮水中KBrO3浓度分别为0、0.02、0.1、0.2、0.4g/L，染毒12、26、52、78或100周，结果在浓度为0.4g/L，染毒52周以上的大鼠出现了肾细胞瘤、间皮瘤，剂量为0.1～0.2g/L，染毒26周时，甲状腺滤泡瘤形成[35]。Giri-u等人研究了KBrO3的氧化作用对肾细胞增殖及损伤作用，KBrO3可引起剂量依赖性的鸟苷酸脱羧酶活性及肾细胞DNA合成的增加，同时降低细胞中谷胺酸和谷胺酸还原酶水平，经KBrO3处理3h可分别降低60%和40%。与此同时，血尿素氮、肌肝水平显著增加，表明了肾脏的损伤，进而说明KBrO3是肾细胞的增生因子并具有氧化损伤的作用[36]。Umemera-T等人的实验表明，KBrO3致癌与KBrO3的氧化作用导致的细胞增殖及活性增强有关。据推测由于暴露KBrO3而致肾脏DNA的氧化损伤，其中包括8-羟基脱氧鸟苷（8-OhdG）加合物的形成诱发了肿瘤的形成[37]。在Umemera-T之前，一些研究者喂浓度为0.5g/L的KBrO3饮用水给大鼠，1、2、3、4和13周后测量了肾细胞DNA中8-OhdG形成水平和肾小管细胞增殖情况，以阐明致癌早期阶段8-OhdG的动力学过程。雄性大鼠8-OhdG水平迅速增高并持续到实验的结束，实验过程中近曲小管细胞增殖并伴随α-球蛋白的聚集；而雌性大鼠在暴露3周时8-OhdG水平才有所升高，13周时细胞增殖加速[38]。Umemera-T等人的实验运用同样的方法和KBrO3剂量,表明肿瘤的形成需要8-OhdG持续的增高，并且除了肾小管增殖细胞中α-球蛋白有时间-反应关系外，大鼠肾脏DNA对氧化损伤的敏感性存在性别差异。Kurokawa-Y等人研究表明，KBrO3的毒性及其致癌性与KBrO3产生的活性氧自由基,尤其是存在于小鼠肾内的8-OhdG有关[39]。KBrO3还能使脂质过氧化水平升高，说明KBrO3引起的8-OhdG升高可能是通过自由基的作用，另外肝中8-OhdG含量不受KBrO3影响，提示致肾癌作用与KBrO3形成有关，即KBrO3可能使大鼠肾脏组织氧自由基含量升高，导致DNA氧化，产生8-OhdG，进而引发肾肿瘤[40]。Kurata-Y等研究表明，当KBrO3剂量低于300 mg/kg体重时，对大鼠肾脏无致癌作用[41]。

KBrO3具有致突变性。一些相关报道表明KBrO3浓度为12.5～100 mg/L的饮用水，可使小鼠骨髓细胞微核实验呈阳性，并呈剂量-反应关系[42]。Speit-G等人所做硷性彗星实验发现,KBrO3染毒后可引起细胞毒性、染色体畸变和DNA 易位，HPLC分析表明，KBrO3可显著提高8-脱氧*（8-Dg）的水平， KBrO3主要对HPRT基因座引起突变,大部分为移码突变，继8-Dg复制后，约3/4的点突变是G与T的交换。Ueno等人用鼠伤*TA100所做Ames实验结果为致突变阳性。

有关臭氧化饮水消毒的副产物溴仿的报道不多。溴仿是无色液体，微溶于水，主要抑制中枢神经系统，具有麻醉作用。大鼠（雄性）经口LD50为2.5g/kg，小鼠为1.4g/kg（雄性）和1.55g/kg（雌性）。未稀释的溴仿对兔眼有中等刺激性，皮肤反复接触有中等刺激反应，Ames实验属阳性致突变剂。

饮用水氯化对实验动物的致突变性、致癌性已无怀疑，据Young等人在流行病方面的研究证明，氯化水与结肠癌死亡率有关。IARC指出，KBrO3对实验动物肯定致癌，但无人类的致癌资料。水中溴的本底水平也是必须首先考虑的问题，即饮水中溴本底浓度是否能使其有可能转化成的KBrO3，达到致动物、人类的致癌、致突变水平，溴仿亦如此。

Uneo-H等人提出在NH4+ 存在的条件下，可通过维持水的中性状态来降低臭氧化环境中BrO3-的水平。吴为中等研究证明，臭氧化副产物如：醛、醇、羧酸等，可用生化技术来处理[48]。环境卫生标准216提出溴酸盐、溴仿副产物亦可用活性碳去除。实践证明臭氧-生物活性炭技术（O3-BAC技术）净化后的饮用水能*达到国家标准，效果大于只用臭氧氧化，而臭氧用量只有后者的1/3～1/2。

4 结语

臭氧是很好的饮水净化消毒剂，具有快速杀灭饮水中细菌、病毒等致病微生物，没有异味产生，处理后水中留有新生态氧，无残留和二次污染等优点。但水中的某些成分臭氧化后，可能生成一些不利成分，故应当慎重对待。

臭氧在饮水消毒中的应用具有广阔前景，为进一步推广使用，应在以下几方面继续作出努力：降低臭氧生产成本，提高生成率技术的研究和开发；进一步对其在饮水消毒的应用及配套的制水工艺方面开展研究；对各种病原微生物的杀灭效果深入观察；加强臭氧消毒副产物的监测、分析技术及毒理学研究。

5 参考文献

1王家玲. 水中非挥发性有机物致突变性的研究. 中国环境科学， 1987，7（1）：40.

2 Meier J R. Genotoxic activity of organic chemical in drinking water. Mutation　Res,　1988,196:211.

3 范武峰，刘城城译.　臭氧在医学上的应用. 北京:华艺出版社，1995,3.

4 王芳. 臭氧溶液消毒性能的研究 .三九零医院院刊,　1999,5（1）:38～42.

5 白希尧，马宏，马安成等.臭氧溶液杀菌的研究.中国消毒学杂志,　1993,106（1）：7～10.

6靳凯歌,马平焕.臭氧对水消毒效果的实验观察. 中国消毒学杂志,　1998,15（3）:168～169.

7 Burleson G, Murry T M, Pollard M. Inactivation of viruses and bacteria by ozone,with and without sonication. Appl Environ Microbiol, 1975,29（3）:340.

8 Herbold G, Flehmic B, Botzenhart K. Comparison of ozone inactivation, in flowing water of hepatitis a virus poliovirus 1 and indicator organisms.Apll Environ Microbiol, 1989,55（11）:2949.

9 欧阳川，王福玉，史美琴等. 臭氧杀灭水中枯草杆菌黑色变种芽孢的实验观察. 消毒与灭菌 ,1985,2（2）:87.

10王芳，刘玉京，张文福 .臭氧水稳定性及杀菌性能的实验研究 .中国消毒学杂志 ,1999,16（2）:69～73.

11崔森，白希尧，张波.臭氧水消毒效果测定 .中国消毒学杂志, 1993,10（3）:142～146.

12张文福，王芳，刘玉京 .臭氧溶液消毒性能的研究 . 中国公共卫生 ,1998,14（2）:17～18.

13 Coin L, Comella C, Hannoun C,et al.Inactivation pay ozone du virus de la polimglite present dans les eaux.Press Med , 1967,75（38）:1883.

14 Vaughn J M,Chen Y S,Lindburg K,et al. Inactivation of human and simian rotaviruses by ozone. Apple Environ Microbiol, 1987,53（9）:2281.

15 Kim C K, Gentile D M,Sporoul O J.Mechanism of ozone inactivation of bacteriophage F2.Apple Environ Microbiol, 1980,46（9～10）:210.

16 Finch G R, Fairbairn N. Comparative inactivation of poliovirus type 3 and MS2 coliphage in demand –free phosphate buffer by using ozone. Apple Environ Microbiol, 1991,57（11）:3121.

17 Korich D G, Mead J R, Madore M S, et al.Effects of ozone, chlorine dioxide,chlorine and monochloramine on cryptosporidium parvum oocyst viability. App Environ Microbiol ,1990,56（50:1423.

18 Finch G R,Black E K,Gyurek L,et al. Ozone inactivation of cryptosporidium parvum in demand –free phosphate buffer determined by in vitro excystation and animal infectivity.Appl Environ Microbiol, 1993,59（12）:4203.

19 Walls P M,Roodselaar A, Neuwirth , et al. Inactivation of giardia cysts in a pilot plant using chlorine dioxide and ozone. In Procceehings of Water Quality Technology Conference, 12 to 16.

20 Hunt N K. Kinetics of escherchia coli inactivation with ozone . Wat Res ,1997,31:1355.

21 Dahi E. Wat Res. About Mechanism of Ozonization, 1976,10:677.

22 薛广波. 臭氧. 见：薛广波主编.灭菌消毒 防腐 保藏. 北京,1995:3.

23 Roy D,Wong P K Y,Engelbrelbrecht R S,et al .Mechanism of enteroviral inactivation by ozone. App Envron Microbiol, 1981,41（3）:718 .

24 Mudd J B,Reavitt R,Ongun A,et al.Reaction of ozone with amino acids and their derivatives following exposure to ozone and ultraviolet radiations. Arch Biophys, 1954,51:208.

25王红林，顾建，王小平等.CDS-1型臭氧水处理塔杀菌效果观察 .中国消毒学杂志 ,1995,12（3）:155.

26 居喜娟，薛广波，陈北川等.CD2Z-0.5型电子消毒器杀菌效果的研究. 中国消毒学杂志 ,1992,9（4）:230.

27 Katzenelson F,Koerner G,Biedermann N,et al .Measurementof the inactivation kinetics of poliovirus by ozone in a fast-flow water .Appl Environ Microbiol ,1979,37（4）:715.

28魏兰芬，林军明，张峰 .臭氧水溶液杀菌效果实验观察 .中国公共卫生, 2000,16（1）:67.

29穆丽娜，陈传炜，俞顺章. 实验室消除水中微囊藻肝毒素研究. 实用预防医学, 2000,7（2）:81～83.

30周明浩，王家玲，罗启芳. 臭氧和固定化微生物对黄腐酸氯化前后致突变物的影响.环境与健康杂志.1998,15（2）:55～57.

31 Zhurkvo V S,Sokolovskii V V,Mazhaeva T E,et al.Impact of chlorination on the total mutagenic activity of drinking water.Gig-Sanit,1997,Jan-Feb（1）:11～13.

32 张永吉.臭氧在水处理中的应用. 上海环境科学, 1989,8（2）:22～24.

33 陈焕章，韩庆生，龙完明.水的消毒技术及其对环境的影响.上海环境科学 ,1991,10（7）:23～26.

34 陈小玲，蔡祖根.臭氧在饮水处理中应用研究进展及展望. 中国公共卫生, 2000,11（6）:88～89.

35 Wolf D C,Crosby L M,George M H, et al.Time and dose–dependent development of potassium bromate-induced tumours in male fisher344 rats.Toxicol-Pathol, 1998,26（6）:724～729.

36 Giri U,Iqbal M,Athar M. Potassium bromate induces renal proliferative response and damage by elaborating oxidative stress. Cancer-Lett, 1999,135（2）:181～188.

37 Umemura T,Talagi A,Sai K, et al. A possible role for oxidative stress in potassium （KBrO3） carcinosis. Carcinogenesis , 1995,16（3）:593～597.

38 Umemura T,Talagi A,Sai K,et al. Oxidative DNA damage and cell proliferation in kidney of male and female rats during 13-week exposure to potassium bromate . Arch Toxicol, 1998,72（5）:264～269.

39 Kurokawa Y，Maekawa A, Takahashi M, et al. Toxicity and carcinogenicity of potassium bromate a new renal carcinogen. Environ Health Perspect, 1990,87:309～315.

40 柯跃斌，张桥. 利用生物标记oh8dG研究化学物质对DNA损伤的氧化与保护作用.癌变畸变 突变，1995，7（1）:12～15.

41 Kurata Y, Diwan B A,Ward J M. Lack of renal tumar-initiating activity of a single dose of potassium bromate ,a genotoxic renal carcinogen in male F344/NCr rats . Food Chem Toxicol， 1992，30（2）:251～259.

42 Donoghue J,Barber E D,Hiil T,et al. Hydroquinone:genotoxicety and prevention of genotoxicity following ingestion.Food Chem Toxicol,1999,37（9～10）:931～936.

43 Speit G,Haupter S,Schutz P,et al. Comparation cvaluation os the genotoxic properties of potassium bromate and potassium superoxide in V79 chinese hamster cells. Mutat Res, 1999,439（2）:213～221.

44 Ueno H,Oishi K,Sayato Y,et al.Oxidative cell damage in kat-aod assay of oxyhalides as inorganic disinfection by products and their occurrence by ozonation. Arch Enviorn Contam Toxicol, 2000,38（1）:1～6.

45 Boorman G A. Drinking water desinfection by products:review and approach to toxicity evaluation. Environ Health Perspect, 1999,107（ 1）:207～217.

46 夏元洵主编 . 化学物质毒性全书. 上海：科技文献出版社, 1991,302.

47 Young T B . Water environment imoact and health V4 .Jalley R L, 1983.

48 吴为中，黄晓冬，王占生. 某市受污染水源水处理评价与饮用水净化工艺实验. 环境科学, 1999,20（3）:46～50.

49 Environmental Health Criteria 216:Disinfectants and Disinfectants Byproduct.

*作者王伟，男，1976年生，2000年毕业于东南大学医学院，现为复旦大学医学院在读硕士生。