饮用生物稳定性
饮用生物稳定性
当出厂水中含有了一定量的有机物，随机附着于管壁的**将会利用水中营养基质生长而形成生物膜，并诱发管壁腐蚀与结垢;管壁结垢与腐蚀会降低管网的输水能力，使二级泵站动力消耗增加，甚至引起爆管;生物膜的老化脱落会引起用户水质恶化，色度和浊度上升，造成二次污染;而病源微生物也易在生物膜中滋生，其随管网水传播更会对饮用者的健康构成直接的威胁。常规净水工艺中，一般采用加氯**并保持管网内一定的余氯含量来控制**生长，但现有研究表明部分**或大肠杆菌在经过氯**过程后，能在管网中修复、重新生长;并且当出厂水中营养物质浓度足够高时，即使加大投氯量，也很难抑制**的生长。此外，加氯量过高还会引起大量氯化**副产物的生成，使饮用水中“三致”物质增加，**性大大降低，对人体健康造成威胁，因此靠增加余氯来控制管网**生长是不可取的。大量针对给水管网内生物膜的生长、管网水**再生长和大肠杆菌爆发的研究表明:出厂水中存在可生物降解有机物（BOM）是管网中异养**重新生长的主要原因，并为此提出了饮用水生物稳定性的概念。
饮用水生物稳定性是指饮用水中可生物降解有机物支持异养**生长的潜力，即当有机物成为异养**生长的限制因素时，水中有机营养基质支持**生长的*大可能性。饮用水生物稳定性高，则表明水中**生长所需的有机营养物含量低，**不易在其中生长;反之，饮用水生物稳定性低，则表明水中**生长所需的有机营养物含量高，**容易在其中生长。目前，国际上普遍以可同化有机碳(Assimilable Organic Carbon，简称AOC)和生物可降解溶解性有机碳(BiodegradableDissolvedOrganic Carbon，简称BDOC)作为饮用水生物稳定性的评价指标。AOC是指可生物降解有机物中能被转化成细胞体的那部分，主要与低分子量的有机物含量有关，它是微生物极易利用的基质，是**获得酶活性并对有机物进行共代谢*重要的基质。BDOC是指饮用水中有机物里可被**分解成CO2和水或合成细胞体的部分，是**生长的物质和能量的来源;一般认为BDOC的含量可代表水样的可生化性，并与产生的氯化**副产物量呈正相关性。只有控制出厂水中的AOC与BDOC的含量达到一定的限值，才能有效的防止管网中的**的再生长。
一、饮用水生物稳定性及其影响因素
1饮用水生物稳定性的概念
饮用水生物稳定性是指饮用水中可生物降解有机物支持异养**生长的潜力，即当有机物成为异养**生长的限制因素时，水中有机营养基质支持**生长的*大可能性。饮用水生物稳定性高，则表明水中**生长所需的有机营养物含量低，**不易在其中生长;反之，饮用水生物稳定性低，则表明水中**生长所需的有机营养物含量高，**容易在其中生长。自来水及其管网中**的生长（再生长)按其来源可分为:1)出厂水中含有较多的**进入管网而引起自来水中**的增加;2)管网中**的生长繁殖引起的自来水中**的增加;3)管网中外源**的进入。而在出厂水正常**与管网状况良好的情况下，第2点是引起自来水及其管网中**生长的主要途径。
2给水管网中**生长机制及其影响因素
**在管网中生长包括在水中的悬浮生长和在管壁的附着生长。多数**因其分泌的胞外多糖在水中水解，而使其相对亲水，故给水管道内的湍流效应对**悬浮生长不利;而在管壁的粘滞层中水流速度很小，营养物质浓度梯度以及布朗运动都可使**与营养基质从水中迁移到管壁表面。**通过以聚合物架桥为主要机制的可逆粘附过程而牢固粘附于管壁表面;此过程中，如**分泌的粘附管壁的有机物质与管壁表面作用性质发生变化，则发生不可逆粘附，**在管壁定居成功。包括**在内的各种微生物、微生物分泌物和微生物碎屑在生存环境相对较好的管壁表面附着、生长和沉积，使管网内形成生物膜。
给水管网中出厂水为贫营养环境，其中生长的**大多数是以有机物为营养基质的异养菌。异养**所具有的独特的饥饿生存适应方式，以及几种异养菌可共同利用大多数基质的特性，使得**在含有微量有机物的管网中生存成为可能。此外，与高营养基质相比，贫营养基质下生长的**对**剂具有更高的抗性;生物膜、颗粒物质、管壁表面的保护作用也为**生长提供了适应的微环境，这些都成为**能在管网中生长的重要原因。
影响**在给水管网中生长的因素很多，其中主要有以下几点：
1）余氯。氯和氯胺可利用其氧化作用破坏**的酶系统而使**死亡，出厂水通过加氯（或氯胺）**并保持管网内一定的余氯含量以控制**生长是目前世界范围内普遍采用的**方法。但已有研究表明部分**或大肠杆菌在通过氯**过程后能在管网中修复，重新生长。Reill报道在管网中余氯>0.2mg/L时仍有63%的水样检出大肠杆菌。并且自由氯在水中容易分解，即使保持较高的自由氯（3～5mg/L)仍难以完全抑制生物膜的形成。Nagy报道尽管1 ～2mg/L的自由氯能使管壁生物膜上**数下降两个对数量级，但生物膜上**数仍高达104CFU/cm2。美国水厂协会（AWWA）推荐维持管网中自由性余氯0.5mg/L或化合性余氯1 mg/L以上，但保持管网中足够的余氯并不能保证是大肠杆菌在管网中消失。
此外，由于水源水质的恶化，加氯量过高将会引起大量氯化**副产物的生成，使饮用水中“三致”物质增加，**性大大降低，对人体健康造成严重威胁，这已引起人们的高度重视。目前美国、法国、德国、荷兰、加拿大等西方主要国家和世界卫生组织（WHO)均对饮用水中氯化**副产物含量作了严格的限制，其中德国对饮用水中三卤甲烷含量的限值*为严格，为<10ug/L。因此靠增加加氯量、提高余氯水平来控制管网**生长显然是不可取的。
2)营养。管网饮用水中存在的**大多数是以有机物为营养基质的异养菌，其生命活动必须依靠分解和利用包括可生物降解有机物质在内的各种营养基质而得以维系。在管网水贫营养环境下，研究界一般认为有机物质的含量是影响**生长的主要因素，因此减少水中可生物降解有机物的含量将对控制异养**地生长起到决定性的作用。但也有研究表明，在一部分水厂出厂水中磷含量极低的情况下，磷将取代有机物成为引起管网**在生长的主要的限制因子。此外，氨氮、硫酸盐和碳酸氢盐对管网水中自养**的生长有着明显的促进作用，也应引起关注。
3)水力因素。管网中水流速度也会影响到**生长，流速增大可以将更多的营养物质带到管壁生物膜处，为**生长提供了更丰富的营养;但同时也增加了管壁处的**剂含量和对管壁生物膜的冲刷作用，对生物膜内**生长造成不利影响;此外管网水流静止和骤开骤停等极端情况，可能导致微生物生长或管壁生物膜脱落，使水中**总数急剧上升，水质恶化。可见，水力因素对管网**生长的影响作用是多方面和相互影响的，应根据具体情况具体分析。
4)颗粒物。水中颗粒物易成为**生长的载体，并降低氯对**的杀灭作用。出厂水中剩余的铁盐或铝盐能在管网中形成絮体沉积在管壁上，增加有机物浓度，保护**免受氯的伤害。因此应严格控制出厂水中颗粒物的数量。
5)温度。水温可能是影响**生长的*主要的因素之一，其会影响到水处理流程中处理效率、微生物生长速率、**效率、余氯消耗、管材腐蚀速度、管网水力条件、水量的需求等，因而直接或间接地影响**生长。许多研究者发现水温不仅影响**生长速率，而且可改变对数生长期时间和产率因子;水温在15℃以上时微生物活动显著加快，但即使在水温为5℃的冬季管网中仍会有**活动。
综合以上分析可知，影响管网中**生长的因素很多，但当一个水厂及其管网系统相对固定时，从实际角度来看可人为控制的因素主要是水中有机物营养基质的浓度和余氯的含量。出厂水通过加氯**并保持管网内一定的余氯含量是目前普遍采用的**方法，但大量研究证实部分**或大杆菌在氯**过程后能在管网中修复，重新生长;加氯**只能在一定程度上控制**生长，并不能杜绝**生长。此外，加氯量过高，特别是针对现在广泛受到微污染的饮用水水源水，将会引起大量氯化**副产物的生成，使饮用水中“三致”物质增加，**性大大降低。而异养菌生长必须依靠管网水中的可生物降解物质，在给水管网贫营养环境下，一般认为有机基质的含量是影响其生长的主要因素，因此减少水中可生物降解有机物的含量将对控制异养**的生长起到决定性的作用。
2水质生物稳定性的主要指标
1）水源水中有机物的来源与分类
水源水中的有机物按其来源可分为两大类:一类为天然有机物(NOM)，是自然环境的代谢产物，包括腐殖质、微生物分泌物、溶解的植物组织及动物的废弃物等;其中腐殖质含量*高，约占地面水源中有机物总量的60%一90%o腐殖质是一类含酚轻基、梭基、醇经基等多种官能团的分子有机物，分子量为102～106，其中50%～60%是碳水化合物及其关联物质，10%～30%是木质素及其衍生物，1%～3%是蛋白质及其衍生物。腐殖质在天然水体中带负电荷，扩散能力强，分布范围广，是引起水体色度、异臭味和沉淀物的主要原因物质，也是饮用水中多种**副产物(DBPs)的前体物。天然有机物中的非腐殖质部分是主要的可生物降解部分，具有较强的亲水性和较低的芳香度，主要由亲水酸、蛋白质、氨基酸和糖类等组成。
水源水中另一类有机物是人工合成有机物(SOC)，包括农药、商业用途的合成物及工业废弃物等，其中大多数为有毒有机污染物。目前人工合成的有机物种类已达10万种以上，且以每年2000种的速度增长，它们伴随着人类的各种活动，通过各种不同途径进入水体。美国环境保护署(USEPA)通过水质调查发现，供水系统中检测出有机物达2110种，其中765种合成有机物存在于饮用水中，190种对人体有害，20种为确认的致癌物，23种为可疑致癌物，18种为促癌物，56种为致突变物，这些物质对人体产生急性或慢性，直接或间接的致毒作用。国内的研究分析结果也表明，水源水和自来水中的有机物种类和数量相当大，污染问题相当突出。上海黄浦江水中有机物种类至少在500 ～700种之间，GC/MS联机定性检出的218种有机物中，属美国EPA的优先控制污染物达39种。而通过对天津引滦水气相色谱/质谱(GC/MS)检测，共检出的66种主要污染物中包括了苯、甲苯、乙苯等多种优先控制污染物及十几种饱和烃类。
2）饮用水生物稳定性主要指标
由于饮用水中有机物种类繁多，形态结构各异，并且它们含量水平、理化性质也千差万别，所以想分别测定每一种有机物几乎是不可能和不现实的。目前一般测定水中的总有机碳（Total OrganicCarbon，TOC)作为总有机物含量的替代参数。按有机物形态大小，TOC大致可分为颗粒态有机碳（Particle OrganicCarbon，POC)、胶体态有机碳（Colloed OrganicCarbon，COC)和溶解态有机碳（Dissolved OrganicCarbon . DOC）。随着饮用水水质生物稳定性概念的提出，水处理工作者又按有机物能否被微生物利用的角度划分，将溶解性有机碳分为生物可降解溶解性有机碳（BiodegradableDissolved Organic Carbon，BDOC)和生物不可降解溶解性有机碳(Non BiodegradableDissolvedOrganic Carbon，NBDOC ) 。BDOC中能被**利用合成细胞体的有机物称为生物可同化有机碳(Assimilable OrganicCarbon . AOC)，因为BDOC和AOC与异养**在给水管道中的生长密切相关，已成为研究饮用水生物稳定性所关注的重点和主要指标。
BDOC和AOC是衡量水质生物稳定性既有联系又有分别的两个指标:BDOC是水中有机物中能被异养菌利用的部分，常规的BDOC测定方法中，微生物完全降解这部分有机物将需要28天左右的时间;AOC是生物可降解有机物中可转化成细胞体的这部分有机物，它是通过一个转化因子或校正因子以碳浓度来表示的。由此可以看出:AOC是有机物中*易被**吸收，直接同化成**体的部分，是BDOC的一部分;BDOC是水中**和其他微生物新陈代谢的物质和能量的来源，包括其同化作用和异化作用的消耗。它们的含量越低，**越不易生长繁殖。又因为AOC与管网水中异养菌生长潜力有较好的相关性，目前大部分研究者将AOC作为评价管网水中**生长潜力的首要指标。BDOC一般用以预测和衡量水处理单元（特别是生物处理单元)对有机物的去除效率，预测出厂水需氯量和**副产物产生量。但也有研究者发现BDOC与管网中**生长量有较好的相关图。有人试图建立AOC, BDOC和DOC之间的定量关系，结果发现随原水水质或季节的不同BDOC/DOC或AOC/DOC值均变化较大，没有规律。Paode和Ainv等人的研究表明:美国Colorado River水和Harwood，s Mill Reservoir水等6大水源中BDOC为:0.1 ～0.9mg/L，平均为0.44mg/L。BDOC占DOC的比例为2.2 ～19%，平均为10%; AOC为22～407ug/L，平均为156ug/L，AOC占BDOC比例平均为35%左右。Pierre Sevais等人研究表明BDOC: DOC值随水质不同在11～59%之间, Van Der Kooij研究表明AOC: DOC在0.03 ～27%之间。刘文君等研究表明，不同水源水、出厂水、和管网水中AOC和BDOC的比值变化较大，但从平均值看，AOC浓度约为BDOC的1/3左右，说明AOC是BDOC的一部分，证明采用BDOC作为异养菌在管网中的生长潜力也是可以的。
3 ）AOC和BDOC与饮用水水质生物稳定性的关系
AOC表示的是饮用水中能直接被**利用、同化成**体的那部分有机物，与管网中**生长有着较好的相关性，因此AOC方法一经提出后建立AOC与**生长即生物稳定性之间的关系就成为给水界众多研究者研究的热点。
Van Der Kooij在调查了20个水厂后认为当AOC<10ug乙酸碳/L时异养菌几乎不能生长，饮用水生物稳定性很好。Lechevallie:发现:当AOC<50ug乙酸碳/L时大肠杆菌不能生长。其后他提出AOC浓度应限制在50ug乙酸碳/L以保证水质生物稳定。Gagon等综述了几种描述管网中**生长和AOC利用的计算机模型，认为AOC达到50ug乙酸碳/L后在管网中趋于稳定。Lechevallier对北美31个水厂的调查表明:当AOC浓度低于100ug乙酸碳/L时，给水管网中大肠杆菌数大为减少。因此目前国际上一般认为:在不加氯时，AOC<10ug乙酸碳/L的饮用水为生物稳定水;在加氯时，AOC在50～100ug乙酸碳/L的饮用水为生物稳定的饮用水。
Kaplan等人对美国的79个水厂研究表明，95%的地表水源水厂和50%的地下水源水厂的饮用水达不到AOC<50ug乙酸碳/L的标准，而所有的水厂出厂水均达不到AOC<10ug乙酸碳/L的标准。Van Der Kooij比较了三个实际给水系统发现AOC在管网中是逐渐下降的，AOC下降*多时**计数也*多。国内的研究者对AOC在管网中变化的研究也得到了类似的结果,AOC在管网中受余氯和微生物活性的影响，其含量一般随管网延伸而先增加后减少，水源水质较好的水厂出厂水和管网水中AOC含量相对较低，反之则高。
可生物降解溶解性有机碳（BDOC)作为评价水质生物稳定性的指标也受到了研究者的关注。Joret研究认为BDOC<0.1 mg/L时大肠杆菌不能在水中生长。Dukan等通过动态模型计算出管网中BDOC低于0.2～0.25mg/L时能达到水质生物稳定。Bios等研究了位于法国Nancy的两个中试管网中**、BDOC和氯等因素的相互影响后认为BDOC与**生长密切相关。
越来越多的研究与试验证明，AOC和BDOC作为衡量饮用水中可生物降解有机物含量的指标与饮用水管网中**生长有着密切的关系;同时它们也受到管网中余氯、**活动、季节温度、水力条件等诸多因素的影响，情况十分复杂，且不同地区、不同管网间差异较大。目前，对AOC和BDOC与**生长关系的研究还处于探索阶段，明确的计量关系与动力学模型也没有形成，还需要对管网内物理化学和生物化学反应进行更为深入的研究，为AOC和BDOC与生物稳定性关系的研究提供更为充分的理论依据。
4）管网水**再生长限制因子间的比较
1磷对**再生长的限制作用
管网水贫营养环境中，微生物生命活动所需的各种营养均处于很低水平，**生长属基质限制型;而微生物生长对各种营养成分的需求有一定比例关系，一般认为C(BOD5):N:P为100:10:1研究者们基于有机物（即碳元素)为管网中**生长*主要的限制因素这一假设，开始了**再生长的研究，并以AOC作为生物稳定性的评价指标。1996年，Miettinen等在《Nattire》杂志发文指出，当管网水中有机物含量相对较高时，磷会取代有机物成为**再生长的限制因子。近年来，各国学者都广泛开展了磷与饮用水生物稳定性的相关研究，并发现相当部分的管网水中磷含量极低，已成为**再生长的限制因子。
有文献表明，管网水中**生长所需的C:P为100: （1.7～2)。虽然**对有机碳的需求大大的高于磷元素，但应看到水源水中的磷含量本身就处于较低水平;并且磷元素一般是与大分子有机物结合或以胶体状态存在，常规制水工艺对磷的去除非常有效，去除率可达90%以上，而对可生物降解有机碳的去除效果却并不显著，这样就可能形成出厂水中磷源相对缺乏的状况，使磷成为管网水中**再生长和其生物稳定性的限制因子。
国外学者认为，水中溶解性正磷酸盐磷（SRP)的浓度低于10ug/L时，水中微生物的生长可能会受到磷的限制,,国内学者针对管网水生物稳定性各限制因子的研究表明，在被研究的大部分的管网水中磷元素较可生物降解有机碳对**再生长，表现出了更为明显的限制作用。仿照AOC的生物测定方法，Lelttola等提出了一种用来测定水中所含磷元素中可被微生物吸收利用的那部分磷的分析方法一微生物可利用磷（MAP ) ，他们对芬兰21个水厂的饮用水生物稳定性表明，大部分的出厂水AOC与**再生长相关性较差，而MAP与**再生长有着较好的相关性。
磷作为**再生长限制因子的发现，改变了可生物降解有机碳是管网水**再生长**营养限制因子的传统观念，使饮用水生物稳定性的研究更加的深入和**。
2 AOC与磷对**再生长的限制因子作用的比较
AOC与磷已被认为是饮用水中**再生长主要的两个限制因子，它们含量间的比例关系将决定着水样中**再生长*主要的营养限制因子;有机碳含量相对较少，水样为碳限制型;磷含量相对较少，水样则为磷限制型。但在某种限制型的水样中，并不表示另一种限制因子对**的再生长不起作用;往往在一种水样中有机碳和磷同时具有着限制因子的作用。因此，割裂两种限制因子的联系，片面的看待它们在管网水**再生长所起的作用都是不正确和不科学的。
但从饮用水**性角度考虑，水中存在的有机物质会使饮用水的化学物风险和微生物风险增加，控制饮用水中AOC含量因而具有着更为重要的意义，应成为生物稳定性研究的重点和首要指标:（1）**生长对有机碳的需求远远的大于对其他营养物质的需求，有机碳是决定**生长发育状况的*重要的影响因素;（2）可反映制水工艺过程和管网中有机物的去除和转化;（3 ）AOC含量与**副产物的含量成正相关性，AOC的去除可使饮用水**性大大提高;（4）可对现有AOC测定方法进行完善和调整，通过控制培养液中的磷含量，AOC值可分别反映饮用水中总的可同化有机碳和可被**实际同化有机碳含量，以**衡量饮用水的生物稳定性状况。
常规工艺出厂水中AOC含量很难达到生物稳定水的标准，通过在制水工艺中引入生物处理，消减可生物降解有机碳含量是生物稳定水制备的重要手段。而常规工艺出厂水**再生长往往表现为磷限制型，水中磷含量已极低，如果后接生物处理工艺，微生物的生长势必受到影响，导致处理效果较差;因此生物处理单元在净水各工艺流程中的位置以及其进水中的碳磷比，都是上等(生物稳定)饮用水制备中需要深入分析和研究的课题。若在磷限制型的水样中添加适量的磷，使其碳磷配比更适合微生物生长需求，再进行生物处理，将有助于改善有机碳去除效果、提高出水水质生物稳定性，这应是净水工艺中生物处理技术的有益**。
3评价**再生长潜力的直接计数方法
针对管网水**再生长潜力（生物稳定性)评价指标AOC在测定中存在的一些缺陷，日本学者提出了一种以测试水样土著**为接种物，以总**数来衡量**再生长状况的测定方法一**生长潜力（BRP)，该方法采用制水工艺中沉淀池或滤池出水中**为接种菌种、待测水样中含有的营养物质为**生长所需营养基质，恒温培养**生长稳定期后，对水样进行**计数，所得结果即为该水样的BRP值，以CFU/mL计。BRP值的大小可直接反映了水样中支持**再生长能力的高低。
BRP与AOC相比具有以下优势:1)接种菌种为同源土著菌种，在水样中生长具有更好的适应能力;2)接种菌种为混合菌种，对营养基质的利用更为充分;3)方法简单，常规条件便可完成。BRP方法的提出丰富了饮用水生物稳定性的研究方法，特别为实验条件有限的自来水厂和普通实验室进行**再生长研究提供了有效的手段。而BRP方法中水样同源土著菌种的采用，也使得其对**再生长潜力的反应更为准确。
但BRP法也存在一些缺陷:由于不同水源、或不同时期水样测定时采用了不同的接种**，使得不同批次间水样的BRP值的可比吐不好，无法在空间和时间意义上实现对生物稳定性研究的连续性;还没有像AOC一样，建立与生物稳定性间的关系。此外，BRP作为一种新兴的评价指标，其测定方法尚不够完善，各国学者对BRP测定的具体操作上存在着较大的差别，对接种液体积、培养时间、**计数方法等操作条件还需进行系统的研究与优化。
综上所述，AOC应成为评价**再生长潜力与饮用水生物稳定性的主要指标;磷元素成为**再生长限制因子的发现，改变了有机碳是**再生长**限制因子的传统观念，并为提高净水工艺对有机碳的去除效果提供了新的思路;BRP方法的提出则为饮用水生物稳定性的研究提供了一种常规分析的手段。
5、有机物在净水工艺中的去除机制与规律常规及其强化工艺
现有水厂常规净水工艺一般由混凝、沉淀（澄清)、过滤和加氯**四部分组成，形成于上世纪初，已有百年历史，目前仍被广泛采用。诸多研究均表明常规工艺对水中有机物有一定去除能力，但比较有限，DOC去除率一般小于30%;而对水中可生物降解有机物（BDOC与AOC)的去除不稳定、波动较大，受源水水质、水温影响大，有时还会出现出水AOC增加。这是因为常规工艺中混凝剂易与憎水性强的大分子有机物鳌合，发生电性中和与吸附架桥作用，使其脱稳凝聚、形成较大的絮体并从水相中分离得到有效的去除;而小分子有机物亲水性强，在水中接近于真溶液状态存在，不易于混凝剂结合或被絮体吸附，故去除效果不佳。总体上看，常规处理主要去除分子量>10.000Daltons的有机物，而AOC主要与分子量小于1000的有机物有关，因此常规工艺处理出水难以确保达到水质生物稳定性。此外，水源水中低腐殖质含量和低DOC浓度，都是常规工艺对有机物去除效果差的原因。
Volk等人的研究发现，低pH值下的强化混凝使DOC与BDOC的去除均得到了改善，DOC与BDOC含量的减少可使得**过程中副产物生成量减少;但对AOC的去除没有影响，这可能是因为AOC为小分子的非腐殖质物质组成。强化过滤是通过改换滤料或采用多层滤料，让滤料既能去除浊度、氨氮和亚硝态氮，又能降解有机物，其关键是选择滤料，并使滤料的微环境有利于生物膜生长。Milhier研究认为生物过滤对DOC的去除率为13%～41%，对BDOC、AOC的去除率达90%以上。因此强化过滤可提高对小分子有机物的去除效果。
强化混凝和强化过滤是在现有工艺基础上进行改造，不用增加构筑物，改造费用和运转费用增加很少，是改善净水处理效果的较为经济可行的方法，但也存在一定的局限性。
2生物（预)处理
从AOC和BDOC的定义来看，它们代表的是**易利用分解的有机物，无疑生物处理是去除可生物降解有机物有效的单元处理工艺。饮用水生物处理是指借助于微生物群体的新陈代谢活动，对水中的有机污染物以及氨氮、硝酸盐、亚硝酸盐的有效去除。目前在饮用水处理中采用的生物反应器大多数为生物膜类型，生长在生物载体上的微生物多数是贫营养菌，如土壤杆菌、嗜水气单胞菌、黄杆菌、芽菌和纤毛菌等。这些贫营养微生物对可利用基质有较大的亲和力，且呼吸速率低，有较小的*大增值速度和Monod半速率常数，因此贫营养菌能使微量有机物降解至极低浓度，并且贫营养菌还可以通过二次基质的利用去除浓度极低的难降解有机物。生物氧化对有机物的去除机理包括:(1)微生物对小分子有机物的直接降解;(2)微生物胞外酶对大分子有机物的分解作用;(3)生物吸附絮凝作用。此外，经生物处理后还能降低水中胶粒的Zeta电位，使胶粒更容易脱稳。
Kooij报道生物滤池出水可使AOC含量低于10ug乙酸碳/L。Huck等报道运行70天煤砂双层生物滤池出水AOC能达到低于50ug乙酸碳/L的水平。Hu等对生物预处理后水中有机物特性的研究发现，生物预处理对烷烃类有机物有较好的去除效果，而对芳烃和揣基化合物处理效果较低，AOC的去除率为45%左右。Zhang等对AOC在生物滤池去除的动力学模型研究发现，生物处理过程中AOC的去除主要受反应过程控制，而非受传递过程控制，空床接触时间是影响去除效果的关键参数，但空床接触时间超过一定数值后并不会带来过高的去除率，因为存在着一个*小基质浓度Smm，进水AOC浓度与去除的AOC量成线性关系。吴红伟等的研究表明生物陶粒预处理对BDOC的去除率为65%，对AOC的去除率为`45%左右。因此采用生物氧化（预)处理技术可有效地去除溶解性有机物，提高出厂水的生物稳定性，并可减少后续**剂的用量，因而已成为给水处理中倍受关注的工艺方法。
3臭氧氧化
众多研究证实，臭氧氧化虽会使水中DOC降低，但也将引起AOC和BDOC的增加。这是由于臭氧氧化具有极强的氧化能力，可将水中的一部分有机物彻底分解，同时也可将大分子有机物分解为小分子的、异养菌易于分解利用的中间有机产物，而造成AOC和BDOC值的升高。有研究发现经臭氧预氧化后，水中分子量<3000的低分子量有机物浓度增加了，而大分子量有机物的含量减少了。这证明引起AOC和BDOC的主要为水中有机物中的小分子量部分。臭氧工艺虽然使水中可生物降解有机物的浓度增加，降低了水质的生物稳定性，但是臭氧对有机物的氧化分解强化了后续工艺，特别是生物处理工艺的处理能力;臭氧与生物处理联用可有效消减有机物含量，使后续**需氯量减少，余氯维持较高水平，并保持较长时间。
4活性炭吸附
活性炭属于一种多孔疏水性吸附剂，其具有发达的细孔结构和巨大的比表面积，有机物的极性与分子大小是活性炭对有机物去除的主要影响因素;溶解度小、亲水性差、极性弱、分子不大的有机物较易被活性炭吸附。活性炭吸附主要用于饮用水的深度处理，研究发现活性炭对中小分子量有机物具有了强吸附能力，因而对AOC和BDOC的有着良好去除作用。Hu等研究表明，GAC对烷烃类有机物的去除效率*高，其次是苯类、硝基苯类、多环芳烃类和卤代烃类，对醇类、酮类、酚类的去除效率相对较弱。活性炭工艺如与臭氧联用或长期使用形成生物碳后，生物降解作用将会使去除效果有进一步的提高。吴红伟等发现新活性炭单元因其吸附作用对AOC的去除效果稳定在30%左右，如和臭氧氧化联用，去除效果能提高到50%以上。
5臭氧一生物活性炭(O3-BAC)
臭氧以及反应过程中所产生的氧化势能更高的氢基自由基，可利用其强氧化性氧化分解大多数有机物，尤其是具有苯环的难降解有机物，提高水中有机物的可生化性，并可为水中提供充足的溶解氧，使活性炭床处于好氧状态;活性炭的强吸附作用可迅速将水中有机基质吸附于活性炭表面，在活性炭上形成适宜微生物生长的微环境，促进好氧微生物繁殖生长，进而形成生物活性炭(BAC)。O3-BAC技术的优势在于微生物的降解作用使活性炭吸附的有机物被去除，将活性炭内这部分物质所占有的吸附位重新空出来，从而长时间地保持活性炭的吸附能力，即活性炭的生物再生作用，延长活性炭工作寿命。其有机物的去除机理主要有三种:臭氧化学氧化作用、活性炭物理化学吸附作用和微生物生物降解作用。
Ribas等研究发现臭氧会引起BDOC增加53.8%和63.6%，因为臭氧氧化使一些天然有机物氧化成小分子的有机物，而小分子有机物易被微生物作为营养吸收，如富里酸氧化后会产生烷烃、脂肪醛、酮、脂肪酸等有机物;臭氧与活性炭结合形成生物活性炭，可使DOC和BDOC都有较高的去除率，DOC和BDOC去除率为53.6%和70.7%。Hu等研究发现臭氧氧化使揣基化合物显著增加，结合活性炭处理，可显著去除揣基化合物，臭氧一生物活性炭工艺对AOC的去除率为80%以上。吴红伟等研究结果表明臭氧一活性炭对AOC的去除率达51.6%，对BDOC的去除率达到了93%。可见O3一BAC工艺能有效地去除水中溶解性有机物，提高出厂水的生物稳定性。的含量达到一定的限值，才能有效的防止管网中**的再生长。
