菹草的死亡期是6月中上旬，这时已有发生暴雨形成洪水的可能性。如果菹草爆发期恰好遇上洪水发生，下泄的洪水中挟带着大量菹草，遇到桥梁闸洞，极有可能造成行洪河道的阻塞，抬高水位发生危险。京密引水渠就曾发生过因菹草堵塞的原因阻碍水流的事件。
四、形成菹草爆发性生长原因分析
4．1气候条件
菹草是喜凉水生植物，适宜的生长温度范围为15-25℃。
于桥水库位于天津市蓟县，属暖温带半湿润大陆季风气候，年内温差变化较大，四季分明。春季干旱多风，夏季炎热多雨，秋季晴朗凉爽，冬季干燥寒冷。蓟县全年平均气温13．2℃，极端最高气温为39．2℃，极端最低气温为-14．0℃全年无霜期214天，雾天数2l天，全年日照时数2216小时(以上数据采用《天津市统计年鉴》2004年统计值)。这种气候类型正是菹草生长所适宜的。
4．2底质中营养物质
菹草是沉水性植物，其根植于水库底质中，底质是赖以生存的必要条件。
于桥水库上游来水含有较多营养物质，水库常年处于富营养化状态。水体中营养物质随供水流失一部分，部分进入库内的生态循环圈，部分随泥沙沉降。经过多年的沉降作用，水库底质中各种营养物质如氮、磷、钾、铁、锰、锌、硅等含量丰富，为菹草的生长提供了各种必需营养元素。
4．3库底地形条件
菹草的生长繁殖既需要扎根于底质中，又需要充足的阳光，于桥水库浅水区的构造正好能够满足菹草的对这两个条件的需求。近年来的干旱又使得于桥水库多年处于低水位运行状态，菹草能够获得生长所必需的充足的阳光。另外水库浅水区化冻后在阳光照射下水温能得以迅速升高，为菹草的生长提供了适宜的水温环境。
4．4水流因素
于桥水库是一座大型水库，其上游来水及放水形成的水流流速甚缓，库内大部分地区流速基本为零。这样的流速条件有利于菹草的果实和冬芽扎根生长。同时这样的条件也利于水体中营养物质的沉积，为菹草的生长源源不断地提供营养元素。
五、结论与建议
通过上述分析我们已经知道菹草的爆发性生长会对水库的水质产生不利影响，另外还有可能水库的输水及行洪产生影响，而于桥水库目前的状况为菹草的生长提供了适宜的环境。针对菹草生理过程的特点及于桥水库的实际情况，可以考虑采取以下措施来抑制菹草的爆发性生长，防止其影响水库的安全运行。
5．1根据天气情况预测菹草生长趋势
充足的光照和适宜的水温是菹草迅速生长的客观必要条件。因此当开春到入夏这一段时间的天气趋势是以晴天为主时，菹草爆发的可能性增大，必须引起注意，应提前制定应急预案，做好准备。
5．2在适当时期增大蓄量，抬高水库水位
3～4月是菹草生长的关键时期，这个时期的菹草如获得充足的阳光和适宜的水温，极有可能发生爆发性生长。为避免这种情况发生，在条件允许的情况下，可以考虑在这一时期适当增大水库蓄量，抬高水位，使菹草接受到的光照量减少，同时使水体处于较低水温，抑制其生长。
5．3改善水库的营养水平
水库处于富营养化状态，不但会引起菹草疯长，藻类也有可能发生爆发性生长，甚至有发生“水华”的危险。于桥水库富营养化的问题已经引起重视，并采取了一系列措施加以治理。随着水库水体营养化水平的改善，对抑制菹草的爆发也将产生作用。
5．4在水库中放养以菹草为食的鱼类
有针对性地在水库中放养以菹草为食的鱼类，可以有效地改善水库的食物链结构，增加生物多样性，避免一种生物居于统治性地位造成局部区域生态环境失衡的局面。
5．5死亡期人工打捞
大型水库水面广，打捞难度大，工作量大，对人力物力需求大。但进行打捞是不得已而为之的办法，如不打捞势必会对水库水质及输水、行洪产生影响。
5．6采取工程性措施
水库经多年运行，底质中积累了大量营养物质。在进行调查勘测的基础上，对菹草聚集生长也可抑制其爆发。

雷晓玲姚玉珍段洪雷方俊峰
一、城市供水系统中产生红虫原因
1供水水源污染。我国南方属亚热带气候，高温高湿季节长，经常造成藻类繁殖，为红虫的大量繁殖提供了有利条件，导致水中红虫大量繁殖。
2二次供水设施设计不合理或管理欠善。目前深圳约有二次水箱6000多个，许多二次供水水池长期未经清洗消毒或清洗消毒不规范，水池池底积泥，池壁挂污，甚至苔鲜滋生，这种环境适宜于红虫滋生寄养，繁衍后代，造成自来水的二次污染。水箱人孔、气孔、溢流孔(“三孔”)没有加盖或密封不严，或没有防蚊网等防护措施。许多二次供水设施设计不合理，如水箱里有多余的隔离墙，拐角处容易积泥藏垢;排空管、进出水管位置不当、消防水管与生活水池连通、未设逆止阀等等。维修人员进行设备管道维修不当也是造成二次污染、红虫繁殖的原因。
3水厂工艺及管理问题。水厂各个工艺环节中滋生红虫之处主要有l)红虫随原水被带进水厂，经加药混凝后首先进人沉淀池。(2)虫卵或体积微小的幼虫仍有机会穿越滤层，在滤后水中出现，进而到达清水池，并在其中生活繁殖。(3)清水池密封不好，摇蚊飞进清水池，并在其中产卵，若水厂加氯不够，卵块便会迅速孵化，生长繁殖，部分红虫便会通过泵房进人输配水管网。
4输配水管网中的二次污染。部分旧管锈蚀严重，甚至爆裂暗漏，在低水压或意外停水时，管外带虫卵脏物易被吸到管中;爆管抢修时也会发生这种情况。另外，给水管网上“盲肠管”和消火栓等处内存的死水区也是红虫易于筑巢栖身的场所。
二、治理措施
1密切监视红虫发生情况，防止虫患扩散。在红虫的多发季节(3～10月)，每月至少一次对水厂滤后水、出厂水、二次水箱和管网红虫监测样点进行取样检验红虫发生情况。一旦发现发生红虫污染，便及时采取清洗消毒等治理措施。
2在水厂各环节分别采取措施，杜绝红虫产生。为防止出厂水携带红虫，首先要切实做好各水处理构筑物的清洁工作。发现红虫时，加A型消毒剂对池子浸泡或喷杀;也可采用清水库放氯的方法熏杀卵块或成虫。其次，要定期检修滤头滤板，确保无破损漏洞，在春、夏季红虫高发期增加反冲洗次数，做到勤反冲、勤排泥，防止红虫穿越滤层进人清水池。第三，杜绝红虫产生还必须优化制水条件，特别注意浊度和余氯两项指标。浊度方面在确保小于INTU的前提下要尽量降低出厂水浊度，以0.5NTU以下为佳。在红虫高发时期，可适当提高清水池中余氯(在2.0mg/L以上)。
3在水厂各构筑物内进行摇坟日常监测，及时防治红虫污染。检查自来水厂各构筑物内有无摇蚊可用灭蚊灯。(l)若在滤池发现摇蚊，应洗刷池壁四周及阴暗角落，然后用0.005%的二氧化氯或0.05%的A型消毒剂浸泡滤池12h，情况严重时可考虑将滤料起出置于阳光下曝晒至干燥后并维持2一3d。整个滤池洗刷完毕后用A型消毒剂或二氧化氯雾均匀消毒。
(2)若在沉淀池或回收池中发现摇蚊或观察到红虫巢，该池应停止运行，先对池子进行洗刷，然后用A型消毒剂或二氧化氯喷雾均匀消毒，于阳光下干燥曝晒2一3d。
(3)若清水池发现摇蚊或红虫，应在调配好供水情况下尽快停用，进行清洗消毒。先洗刷四周墙壁角落，冲洗干净后用A型消毒剂或二氧化抓喷雾墙壁角落，重点喷杀水池高度一半以下地方。
4护养管网，确保管网水质。科学管理输配水管网也是保证自来水水质预防红虫产生的一个重要方面。一方面，供水企业应该准确掌握管网的现状，提高检漏测漏水平，对老管、锈管、漏管要及时更新养护，防止管外污物在低水压时倒吸人供水管网。突发性的爆管应及
时抢修，减少抢修过程中带进管网的污染，并在通水之前彻底排污。另外，“盲肠管”、消火栓及管网末梢等死水红虫易于筑巢栖身之处，应该定期排放。
5加强二次供水设施管理，减少二次污染。①尽可能取消二次水池，采用市政管道直供。对那些设计不合理的二次供水设施要坚决废弃或重新改造。各水池均要加盖密封上锁，溢流管、透气管管口防蚊装置要完好。
②二次水箱的清洗由经水务部门认证的队伍进行，做到定期清洗，专人管理。水箱清洗消毒至少半年一次，并建立清洗档案。在红虫的高发季节适当增加清洗消毒次数。
③水箱业主应切实落实《深圳经济特区生活饮用水二次供水管理规定》养护中的要求，加强对二次水箱的日常巡视与监督管理，日常维修要注意避免带进污染物，一旦发现破漏等异常应及时修复。
6保护水源，并采取针对措施控制进厂原水红虫密度。保护水源，减慢水源因氮、磷严重超标引起的水体富营养化程度，从而减少食物链中藻类、有机颗粒、细菌等红虫的食物数量来控制其密度，达到减少原水中红虫密度，改善进厂原水水质的目的。
三、结论
治理供水系统红虫污染应坚持“预防为主，综合防治”的原则，首先，要密切监视红虫和摇蚊发生情况;其次保护供水水源，控制原水红虫密度;第三，加强二次供水管理，取消供水中间层，采用市政管网直供;第四，加强水厂生产过程监控和城市供水管网养护，并在主要构筑物中增加对摇蚊的监测。.
(作者单位:广东省深圳市水务局)
贵任编辑张名立

饮用水中微囊藻毒素去除效果研究
陈鸣岳, 林萍, 胡文鹰, 潘晓群, 吕淑荣, 成俊艳
摘要: 目的探讨高效、经济、可行的去除饮用水中藻毒素的水处理方法。方法采用烧杯试验, 研究不同水处理工艺[混凝沉淀( 液态聚合氯化铝、固态聚合氯化铝、聚合硫酸铁、聚丙烯酰胺) , 氧化( 高锰酸钾、二氧化氯、臭氧) , 吸附( 粉末活性炭) ]对微囊藻毒素的去除效果, 并进行工艺优化组合和验证; 藻毒素的检测采用酶联免疫法( ELISA) 。结果混凝沉淀可少量去除水中微囊藻毒素( 去除率为4.3%～29.7%) , 臭氧等氧化剂预处理工艺与混凝沉淀工艺组合后, 对微囊藻毒素的去除率提高, 达83.3%～91.9%; 成本效益分析表明, 所选臭氧预处理工艺及“氧化剂+吸附剂”预处理工艺使每吨水处理成本仅增加0.03～0.14 元。结论在常规水处理基础上进行臭氧、高锰酸钾氧化、二氧化氯、粉末活性炭等预处理, 能较好地去除微囊藻毒素, 且经济可行。
关键词: 水污染; 微囊藻毒素; 处理工艺; 成本效益分析
中图分类号: R122.2 文献标识码: A
近年来, 随着经济的快速发展, 生产和生活性废水排放不断增加, 使地面淡水的富营养化程度日趋严重, 范围不断扩大, 水华发生更加频繁, 甚至导致供水困难。在这些发生水华的藻类中有许多能产生毒素,如微囊藻、鱼腥藻、颤藻、囊丝藻等, 以微囊藻毒素存在最普遍且与人体健康关系最密切。因此, 控制水源水体富营养化, 避免有毒蓝藻大量繁殖, 采用恰当的净水工艺有效去除水中的藻毒素是防治藻毒素危害的必然措施。目前的研究与实践说明, 水源水体富营养化的控制仍需相当复杂的过程, 短期内难以取得成效, 所以, 必须对水处理工艺进行改进, 以减少甚至消除藻毒素对人类健康的危害。本研究在常规水处理工艺基础上进行臭氧、高锰酸钾氧化、二氧化氯、粉末活性炭等预处理, 探讨了去除水中微囊藻毒素的有效水处理工艺。
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 含微囊藻毒素原水在淡水藻类大量繁殖期间( 7 月) , 于T 湖水厂取水口采集水样, 水样贮存于- 20℃冰柜, 实验前一天取出, 融化, 备用; 验证实验用水, 将所采集的湖水沉淀, 并用沉淀物将原水调节成不同的浑浊度, 备用。
1.1.2 试验用水处理剂及设备
1.1.2.1 水质处理剂选用江苏地区使用较多的聚合氯化铝、聚合硫酸铁; 助凝剂为聚丙烯酰胺。
1.1.2.2 氧化剂选用使用频率相对较高的高锰酸钾、二氧化氯、臭氧; 高锰酸钾为分析纯试剂; 二氧化氯原液由星科牌HXF-100 型化学法二氧化氯发生器新鲜发生; 臭氧由南京绿氧环保科技有限公司提供的LW-200 型臭氧发生器现场发生( 发生量为200 mg/h) 。
1.1.2.3 吸附剂用市售的粉末活性炭制成新鲜炭水浆。
1.2 方法
1.2.1 微囊藻毒素去除效果微囊藻毒素处理效果研究均采用烧杯试验, 并做平行样。所有水处理单元均参照常规水处理投加剂量, 在预试验的基础上, 每个水处理单元配制4 个不同浓度组, 共配置了32 组试验( 3.0、10.0、25.0、40.0 mg/L 液态聚合氯化铝, 1.0、5.0、10.0、15.0 mg/L 固态聚合氯化铝, 3.0、10.0、25.0、40.0mg/L 聚合硫酸铁, 0.1、0.2、0.4、0.5 mg/L 聚丙烯酰胺,0.5、1.0、1.5、2.0 mg/L 高锰酸钾, 2.5、5.0、6.0、7.5 mg/L二氧化氯, 3.3、5.6、8.3、11.1 mg/L 臭氧, 2.0、4.0、6.0、10.0 mg/L 粉末活性炭) 。在此基础上, 按照较小投加量产生较大去除率的原则, 筛选最佳投加剂量, 选中的浓度组( 投加剂量) 作为组合处理工艺和验证试验的投加浓度, 共配置了13 组试验。检测样品为处理、静置30 min 后水样的表层水。所有试验均在同一实验室内,试验用水的水温、pH 值均相近。
1.2.2 微囊藻毒素检测方法采用ELISA 法, 用Beacon 微囊藻毒素检测试剂盒进行检测, 主要试剂为微囊藻毒素-LR 系列标准品、微囊藻毒素HRP 酶标记物、兔抗微囊藻毒素抗体、包被有羊抗兔抗体的微孔板、底物等。主要原理: 试剂盒由可以和微囊藻毒素及微囊藻毒素酶标记物结合的多克隆抗体制成, 样品中的微囊藻毒素与微囊藻毒素酶标记物竞争结合数量有限的抗体结点。
1.2.3 评价方法水质评价按照GB 5749—2006《生活饮用水卫生标准》进行, 微囊藻毒素-LR 的限值为0.001 mg/L。
2 结果
2.1 不同浓度水处理剂对微囊藻毒素的去除效果及最佳投加剂量
2.1.1 混凝沉淀表1 可见, 混凝沉淀单元共配置16个浓度组, 常规的混凝、沉淀工艺具有一定的去除微囊藻毒素能力, 微囊藻毒素去除率最低为4.3%, 最高为29.7%, 聚合氯化铝去除微囊藻毒素的效果比聚合硫酸铁好; 87.5%的处理后水样微囊藻毒素平均浓度未达到GB 5749—2006 规定; 聚丙烯酰胺作为助凝剂有一定的去除微囊藻毒素的能力( 去除率最高达16.7%) 。筛选的最佳投加实验浓度组为: 聚合氯化铝( 固体) 1.0 mg/L、聚合硫酸铁( 液体) 10.0 mg/L。

2.1.2 氧化氧化预处理单元共配置12 个浓度组, 随着氧化剂投加剂量的增加, 微囊藻毒素的去除率大幅度提高, 臭氧、二氧化氯、高锰酸钾的去除率最高分别达到92.0%, 87.0%, 78.2%; 经该单元处理后, 91.7%水样中的微囊藻毒素浓度达到GB 5749—2006 规定。筛选的适宜投加实验浓度组为: 臭氧5.6 mg/L、二氧化氯5.0 mg/L、高锰酸钾2.0 mg/L。
2.1.3 吸附粉末活性炭预处理单元共配置4 个浓度组, 模拟前处理模式, 结果表明其具有一定的吸附作用, 并且随着投加量的增加, 微囊藻毒素去除效率提高, 去除率最高达40.0%。筛选的适宜投加实验浓度组为4.0 mg/L。
2.2 组合处理工艺对微囊藻毒素的去除在单元处理工艺基础上, 按照筛选的浓度组进行组合, 结果见表2。
2.2.1 混凝剂与氧化剂组合工艺此工艺为氧化剂预处理, 然后进行混凝、沉淀, 结果表明, 此工艺均使水中微囊藻毒素去除率明显增加, 高锰酸钾、臭氧、二氧化氯与聚合氯化铝组合的藻毒素去除率分别为85.7%,84.5%和73.8%。
2.2.2 混凝剂与吸附剂组合工艺粉末活性炭进行前处理后, 聚合氯化铝进行混凝、沉淀, 微囊藻毒素的去除效果比单元处理工艺好, 并且随着粉末活性炭投加剂量的增加, 去除率升高, 最高达到52.9%。
2.2.3 混凝剂与氧化剂复合组合工艺“高锰酸钾+臭氧”或“高锰酸钾+二氧化氯”预处理后, 聚合氯化铝进行混凝、沉淀, 其处理结果与2.2.1 节相近, 氧化剂复合组合去除率为88.1%和83.3%。
2.2.4 混凝剂与氧化剂、吸附剂复合组合工艺“氧化剂+粉末活性炭”预处理后, 进行混凝、沉淀等, 获得较好的微囊藻毒素去除效果, 其中最好的是“高锰酸钾+粉末活性炭+臭氧+聚合氯化铝”、“高锰酸钾+粉末活性炭+臭氧+聚合氯化铝+二氧化氯”, 去除率分别高达91.9%和90.4%。
2.3 微囊藻毒素去除验证试验在不同浑浊度的原水中进行微囊藻毒素去除试验, 结果见表3, 浑浊度的变化对臭氧去除藻毒素效果影响最小, 藻毒素去除的最大差异为3.8%; 对“高锰酸钾+臭氧+聚合氯化铝”组合工艺的影响最大, 藻毒素去除的最大差异为38.5%。
2.4 所选工艺的成本效益分析氧化剂预处理工艺以及组合处理中的“高锰酸钾+粉末活性炭+臭氧+聚合氯化铝”、“高锰酸钾+粉末活性炭+臭氧+聚合氯化铝+二氧化氯”工艺对微囊藻毒素去除效果较好。由验证实验可见, 藻毒素去除率达87.3%～94.9%, 在水质改善方面可获得较高效益。由于这些工艺的应用而产生的成本, 由表4 可见, 每吨水运营成本增加0.03～0.14元。


3 讨论
微囊藻毒素化学性质稳定, 可耐受300℃的高温,一般的家庭煮沸无法使之消除。目前, 关于水中微囊藻毒素去除方法的研究较多, 其中大多数具有较好去除效果的方法的工艺复杂、成本高, 或者操作困难, 如:反渗透膜法、纳米光催化氧化法、活性污泥法、生物膜法等。一般而言, 对于众多的地面水处理厂来讲, 简单、有效、经济合理的组合工艺才能长久、有效地运用,从而达到去除水中微囊藻毒素的目的, 确保生活饮用水的卫生、安全。在单元处理工艺中, 混凝、沉淀工艺能少量去除微囊藻毒素, 吸附剂可增加其对微囊藻毒素的去除, 氧化剂能较好地去除微囊藻毒素, 其中臭氧对微囊藻毒素的去除效果较好, 去除率达92.0%, 而且臭氧进行饮用水处理, 方法简单, 同时可免除预氯化副产物的影响,水厂改用臭氧消毒或者家庭使用臭氧发生器进行二次消毒都不失为好的安全饮水方法; 在水厂常规水处理工艺中, 增加臭氧或二氧化氯预处理, 均会产生较好的去除微囊藻毒素的作用, 值得在地面水厂推广、应用。组合处理工艺中,“二氧化氯+聚合氯化铝”对微囊藻毒素的去除率均较低, 而“高锰酸钾+粉末活性炭+臭氧+聚合氯化铝组合工艺”及“高锰酸钾+粉末活性炭+臭氧+聚合氯化铝+二氧化氯组合工艺”的去除率均较高, 并与以往研究结果相似。因此, 根据地面水厂常规水处理工艺, 可选择增加“臭氧预处理工艺” 或者“高锰酸钾+粉末活性炭+臭氧预处理工艺”, 以达到理想的去除微囊藻毒素的效果。验证试验说明, 在原水浑浊度相差10 余倍的条件下, 臭氧预处理对微囊藻毒素的去除效果不受影响, 对其他的“氧化剂+聚合氯化铝”处理工艺有一定影响,但是藻毒素的处理效果仍然较好。这提示我们, 我省的淡水水体藻类大量繁殖时期正值雨季, 原水浑浊度将会发生很大的变化, 在地面水厂常规处理工艺基础上,增加臭氧预处理工艺, 将克服浑浊度对水处理工艺的影响, 大大降低微囊藻毒素的浓度。所选工艺的成本分析可见, 在购置了设备等一次性投入后, 所有工艺的运营成本增加很少, 单元处理工艺增加水处理成本0.03～0.05 元/m3, 组合工艺增加水处理成本0.09～0.14 元/m3。因此, 所选的氧化剂和“氧化剂+吸附剂”预处理工艺具有一定的经济适用性和技术可行性。
参考文献:
穆丽娜, 陈传炜, 俞顺章, 等. 太湖水体微囊藻毒素含量调查及其处

慈溪市里杜湖水库机械治理蓝藻探索与研究
王国儒
【摘要】 分析水库蓝藻发生的原因及其危害，通过多年的观察，提出了采用机械治藻的处理方案，并进行了长时间的实施、观测，认为该方法可遏制蓝藻的繁殖，确保饮用水安全。
【关键词】水库水质富营养化藻类繁殖治理蓝藻
1、工程概况
里杜湖水库位于浙江省慈溪市南部丘陵区， 工程兴建于1969年l1月．1973年基本建成， 发挥工程效益。坝址以上集水面积20．2Km2 ．主流长8．48Km．总库容2136．0万m3 ，正常库容1668．0万m3，正常水位时库水面积1．86Km2：水库坝高17．5m．防浪墙高1．0m。是一个集雨面积较小，库容相对较大的多年调节型水库。该库当初建库的目的是为下游灌区1.O7万hm2 农田提供灌溉用水(与外杜湖与白洋湖二座水库联合运用灌溉)， 但随着社会的发展和下游灌区产业结构的调整。水库的功能也随着转变，现水库主要为下游观海卫、掌起及附海等三个乡镇(共25万人口)提供生活和工业用水。
2、水质状况
里杜湖水库自1995年以来，在每年的高温季节，水库中蓝藻时有发生，并呈逐年加重趋势。到2001年7月，库区内蓝藻暴发，据慈溪市环保局提供的水质通报，里杜湖水库蓝藻已开始大量剧增。2001年7月10 日下午，跟踪观测发现临水库大坝水面已出现松花状的“水华”现象。所谓“水华”是由于蓝藻大量繁殖，并在水面形成一层蓝绿色且有腥臭味的浮沫。水库库区内的几个岙湾、坝址边均有“水华”现象发生．严重时“水华”的面积达2000m2左右．水体蓝藻密度明显增加． 同时测得表层水体PH 值达到1O．38。溶解氧为10．4mg／1。但从里杜湖到外杜湖的发电站尾水处测得水体温度为23．2℃ ，PH 值=7．3O，溶解氧为2．82mg／1。观察蓝藻颗粒小，密度松疏，肉眼尚难明显看到，说明深层水体还未受到大的影响，但溶解氧已严重偏低。为了遏制蓝藻的暴发，确保饮用水安全．水库管理单位从2001年起，在每年的高温季节，实施机械治藻，有效地遏制了蓝藻的暴发。
3、蓝藻暴发的原因分析
里杜湖水库蓝藻暴发主要是水质严重富营养化。蓝藻是一种水生生物。在水质遭到严重有机污染，氮、磷含量超标呈重富营养化状态下，再遇上适宜的温度(在气温18℃ 左右)等条件下，蓝藻就可能暴发疯长。而造成里杜湖水质富营养化的主要原因有：
3．1农业污染
主要是水库上游大量种植蕾竹。村民们为了使蕾竹早出笋，提高笋的产量，从1995年开始对蕾竹进行猪粪、砻糠覆盖。这些覆盖物经雨水冲淋。有很大一部分流入水库。从水体检测结果看出．上游有居民区，并有猪粪、砻糠等覆盖蕾竹的，其地表径流水含总氮浓度高达8．85mg／1，超过富营养化标准8倍，而无蕾竹覆盖地区地表径流水总氮、总磷浓度均小于富营养化标准，约为lmg／1及以下。其次是杨梅。约有500hm2 ，为当地村民的主要经济收入来源。村民对杨梅树每年要施一定的有机肥，故也影响了水库水质。
3．2生活污染
上游有岭下王家、解家、西埠头等3个自然村，近3000人的生活垃圾及污水未经处理，随意抛弃，排入库内，造成水体污染。还有库区上游有一座五磊古寺，每年有上万人次进出，也带来一定污染。
3．3水体流动少
由于慈溪属资源性缺水城市．水库主要供应城乡居民生活用水．对水量过分珍惜。因此，多年来水库贮存的“陈水”多了，水的流动很少，水体中的总氮总磷不能及时排解，容易形成水质富营养化。
4、实施机械措施遏制蓝藻暴发
蓝藻主要发生在高温季节． 水温达20℃ 以上时． 就会有蓝藻发生，随着温度的升高，蓝藻的密度增大，水温达到3O℃ 时，就会出现蓝藻狂发势头。蓝藻是最早的光合放氧生物．对地球表面从无氧的大气环境变为有氧环境起了巨大的作用。蓝藻虽无叶绿体，但细胞质中有很多光合膜，叫类囊体，各种光合色素均附于其上．光合作用在此进行。经过长期观察发现，含有细小泥砂颗粒的混浊水体(透明度低)对蓝藻的发生有遏制作用。理由为：① 在1995年库区内禁止冲砂以前，因从库底吸取砂．水体混浊，透明度低。肉眼看未发生蓝藻；( 吸砂后，水体上下流动，下部温度较低的水体交换到面上．水库底部水温在

20℃左右，也能遏制蓝藻的发生；③ 里杜湖下游的外杜湖水库。其大部分水体从里杜湖引入，其水质与里杜湖水库基本相同，但外杜湖水库还从未发现蓝藻，这与外杜湖水库有几艘挖泥船向湖底取土，再加上库水位较低、风浪大，致使水体相对较混浊，遏制了蓝藻的发生有关。
水体混浊，降低水体透明度，破坏了蓝藻的光合作用，遏制了蓝藻的繁殖；通过水体交换，降低表层水温，也起到了遏制蓝藻繁殖的作用；从库底抽取含有泥砂小颗粒(库底为粘性土质为宜)的混浊水，细小的泥砂颗粒吸附在蓝藻上，使其不能进行光合作用，并产生沉淀，减少蓝藻数量。根据上述这些遏制蓝藻狂发的原理，设想采用机械方法来遏制蓝藻的暴发。机械治藻试验从2001年7月21日开始，至8月30 日结束，历时40d，取得一定的成效。具体方法是利用船只，在船的甲板上安装吸砂泵等机械设施，抽取库底温度较低并含有泥砂等小颗粒的混浊水， 再撒向水面。增大水体混浊度， 并通过库水上下交流，降低表面水的温度，使细小泥砂颗粒吸附在蓝藻上，产生沉淀。同时，因水体混浊，缺乏光合作用，不利于蓝藻的繁殖，从而起到遏制蓝藻暴发的作用。
从2001年7月21日开始实施机械治藻，共用3台吸砂泵进行。当时蓝藻数量已呈几何级数上升，据慈溪市环保局提供的数据显示，6月1日，蓝藻数量为320×105个/L，7月1日为1378×105个／L，当时表层水温达28℃ ，十分有利于蓝藻的繁殖。8月1日，达1749×105个/L。用肉眼观测水体已明显偏绿色，在水库大坝坝址处的水面上出现大面积“水华”现象，面积达近2000m2 ，走近水体，有恶臭气味。当时机械治藻还刚开始，水体还只有一部分混浊，所以还没起作用。后增加了机械设施，增至6台，并延长实施时间。通过实施机械治藻措施，到8月底，近坝址处约有35万m2 水体呈现乳白色．肉眼观察蓝藻颗粒明显减少。水体透明度比处理前增加了20～30cm(处理前透明度仅50cm 左右)。到9月1日，环保部门测得浮游藻数量为248×105个/L。与7月1日数据相比，减少了3．56倍，当时水面表层温度为27℃。从以上对照数据来看，水面表层温度相差无几，但经过40d的机械治藻处理，遏制蓝藻暴发的效果比较明显。而且下游饮用水取水单位．对水体混浊处理比较简单可行，但对蓝藻的处理．现在还很难行。
通过试验取得实际效果后，杜湖水库管理单位每年在高温季节实施机械治藻措施。特别是2008年，因梅季雨水多而集中．大量的杨梅等腐烂物随雨水流人库中。更加剧了水体富营养化。再加上7月1 日出梅就遇上高温晴热天气，适宜蓝藻大量繁殖．水面出现大量蓝藻，肉眼观测较为明显。管理单位及时出动了8台治藻机械。实施机械治藻措施。至7月10 日水体大面积混浊，且水体中已很少能看到蓝藻颗粒，确保了饮用水安全。
5、结语
通过机械措施遏制蓝藻暴发也是一种行之有效的办法。该办法简单、副作用小，取水单位取水后也便于处理，而且经费省，机械设备可重复使用。
(作者单位系慈溪市杜湖水库管理处)

水中有机成分及其饮用水水质的影响
随着我国经济的迅速发展，对水质与水量的要求愈来愈高。但由于受水土流失、水源污染等因素的影响，地表水成分逐渐趋于复杂，有机成分增多，给水处理难度增大。现行的常规给水处理工艺，难以去除水中对人体有害的多种微量有机污染物；此外，由于水土流失严重，水中天然有机物浓度也很高，不但对胶体产生严重保护作用，导致混凝剂药耗增加、水中铝的剩余量增高，而且产生大量的氯化消毒副产物，其中大部分对人体健康有较大的危害；由于水体受到污染，导致富营养化，藻类过量繁殖，产生难闻的嗅味和有害的藻毒素。如何经济有效地解决这些问题是给水处理领域所面临的一项重要任务。
1 饮用水中微量有机污染物
饮用水中机污染物的来源可主要分为三个方面：工业废水和生活污水排放、大气污染、城市与农田径流。我国污水处理率很低，加上现有处理设施运行效率不高，使约80%左右的污水未经妥善处理即被排放到附近水体。据统计，我国82%的河流受到不同程度的污染。
在我国的主要水域，如海河、辽河、淮河、巢湖、滇池、太湖等污染更为严重。大气污染造成的水源污染问题近些年来逐渐引起人们的重视，汽车尾气排放的碳氢类污染物参与光化学反应产生光化学烟雾，生成一些对人体有害的有机污染，随着降雨等途径进入到地表水体中。
城市地表径流使一些有机污染物进入到水体，农田径流将农药和化肥等成分引入到水体中。虽然微量有机污染物的浓度很低（一般在ng/L～μg/L 范围），仅占水中有机物总量的很少一部分（一般<10%，以总有机碳或高锰酸盐指数等综合指标计），但种类繁多、对人体危害较大，具有较高的致突变活性。据统计，在我国的七大水系中，不适合作饮用水源的河段已接近40%；城市水域中78%的河段不适合作饮用水源；约50%的城市地下水受到污染，水源污染加剧了水资源短缺的矛盾。
目前我国绝大部分水厂仍采用传统的处理工艺，不能有效地去除以溶解状态存在的微量有机污染物，致使一些有害物质，包括致癌、致畸、致突变等微量有机污染物残留在饮用水中。
2 大分子天然有机物
天然有机物是动植物自然循环代谢过程中形成的中间产物，其中主要是腐殖质，它们是一类含有酚羟基、羟基、醇羟基等多种官能团的大分子缩合物质，其分子量一般为300u 到30000u。通常根据腐殖质在酸和碱溶液中的溶解度将其分为三个部分：1)腐殖酸，溶于碱溶液但酸化后可沉淀；2)富里酸，既溶于酸溶液也溶于碱溶液；3)胡敏素，既不溶于酸溶液也不溶于碱溶液。三个部分在结构上相似，但在分子量和官能团含量上有差别。相对于腐殖酸和胡敏素而言，富里酸的分子量较小并含有更多的亲水官司能团。腐殖质本身对人体无害，但由于其表面含有多种官能团，能够与水中金属离子络合，影响水处理效果。有机物可吸附
在胶体颗粒表面，形成有机保护膜，不但使胶体表面电荷密度增加，而且阻碍了胶体颗粒间的结合。这是由于有机物一般带有较高的表面电荷， 如富里酸的表面电荷密度(10C/mgDOC～15C/mgDOC)远高于粘土颗粒(0.1C/mg～1.0C/mg)。据报道，当高岭土或硅氧化物吸附5mg/L～10mg/L 腐殖酸后，其在水中的稳定性提高1 倍，或混凝过程中碰撞效率降低1 倍；此种影响随有机物浓度升高或溶液pH 值降低而更加显著。水中有机物对胶体保护作用导致混凝剂投量大幅度提高。Edzwald基于富里酸与无机颗粒所带电荷量的差异，指出如果向某个含有10mg/L 无机胶体悬浮中加入3mg/L 富里酸，混凝剂投量需增加6 倍才能使之脱稳。姚重华和严煦世通过试验测定，如果粘土悬浮液中的富里酸浓度增加3mg/L（以TOC 计），硫酸铝投量将增加5.3 倍；如果富里酸浓度增加7mg/L（以TOC 计），硫酸铝投量须增加到原来的10.2 倍才能达到同样的混凝结果。
水中有机物浓度高使混凝剂药耗增大、制水成本升高。由于我国多数水厂采用的是铝混凝剂，造成出厂水中铝离子浓度过高，影响居民的身体健康（据报道，过量摄取铝导致神经纤维缠结的病变，也可抑制胃液和胃酸的分泌，使胃蛋白酶活性下降）。此外，由于天然有机物在水中含量较高（mg/L 数量级），会与加入的水处理药剂（如消毒剂CI2、O3 等）作用，转化为有害的有机物或中间产物。
3 氯化消毒副产物
氯化消毒是我国沿用多年且仍然在给水处理中普通采用的消毒技术。但近二十年来，人们逐渐发现，在氯化消毒的同时与水中某些有机和无机成分反应，生成一系列卤代有机副产物，其中大部分对人体健康构成潜在的危胁。特别是传统的预氯化工艺，高浓度的氯与原水中较高浓度的有机污染物直接反应，生成的氯化副产物的浓度会更高，因而氯化消毒副产物是影响饮用水水质的一个重要因素。
挥发性三卤甲烷(THMs)和难挥发性卤乙酸(HAAs)被认为是两大类主要氯化消毒副产物，其在水中生成量取决于有机前驱物质的种类和浓度、投氯量、氯化时间、水的pH、温度、氨氮及溴化物浓度等。三卤甲烷和卤乙酸的前驱物质主要是腐殖酸、富里酸、藻类和一些具有活性碳原子的小分子有机物。随着pH 升高，三卤甲烷生成量增大，但卤乙酸生成量降低。当有氨氮存在时，在氯化曲线折点之前，三卤甲烷产率最低，当水中含有自由性余氯时三卤甲烷的生成量明显增加。近年来人们发现溴代三卤甲烷对人体的潜在危害更大。当水中有溴化物存在时，溴离子(Br-)被次氯酸(HOCI)氧化成次溴酸(HOBr)，后者比次氯酸更容易与前驱物质作用，生成溴代三卤甲烷和溴代卤乙酸。水中溴代三卤甲烷和溴代卤乙酸生成量一般随着初始状态下的[Br-]/[HOCI]摩尔比和[Br-]/[DOC]比值升高而增加。由于过滤后水中溶解性有机碳浓度低于原水，而其中的溴离子浓度基本没有变化，因而滤后水的[Br-]/[DOC]比值高于原水，氯化后溴代三卤甲烷和溴代卤乙酸成分会增多。
三卤甲烷和卤乙酸是潜在的致癌物质。现行的关于水中THMs 的水质标准，一般是限制其在水中的总浓度，或限制水中三氯甲烷浓度。美国和英国的饮用水标准规定，自来水中THMs 总浓度(TTHMs)的最高允许值为100μg/L。我国现行生活饮用水标准中以氯仿浓度作为限制指标，将其在自来水中的最高允许浓度定为60μg/L，但对溴代三卤甲烷浓度没有限定。1994 年世界卫生组织提出在致癌危险性水平为10-5 下，自来水中三氯甲烷和一溴二氯甲烷的参考浓度分别为200μg/L 和60μg/L；而二氯乙酸和三氯乙酸的参考浓度分别为50μg/L和100μg/L。美国在新制订的《消毒副产物限制草案》中，将自来水中THMs 的允许浓度定为80μg/L；将卤乙酸(THAAs)的最高允许浓度定为60μg/L。我国现行生活饮用水标准中仅对THMs 中的氯仿进行了规定，而对溴代三卤甲烷和卤乙酸没有进行规定，由于溴代三卤甲烷和卤乙酸对人体健康的危害性更大，其在饮用水中的限制应引起足够的重视。
卤代酚也是一种难挥发性氯化消毒副产物，在氯化消毒后水中主要检测出下列几种氯酚：2——氯酚、3——氯酚、2,4——二氯酚、2,6——二氯酚和2,4,6——三氯酚。氯酚是氯与酚类化合物反应的产物，也是某些农药的降解产物。在氯与酚反应过程中，当氯与酚的浓度比（CI2/酚，以mg/mg 计）在1～4 范围内，氯酚是主要的氯消毒副产物，几种氯酚的最大生成量均发生在氯化消毒副产物，几种氯酚的最大生成量均发生在氯与酚的浓度比为3左右。当氯与酚的比值大于4 后，三卤甲烷生成量明显增加。由氯酚引起的问题主要是嗅味，氯酚是一种具有强烈刺激性气味的化合物，对水的感官性能影响较大。但某些氯酚如2,3,4——三氯酚和2,4,6——三氯酚的Ames 致突变活较高，由于在氯化消毒过程中后者的生成量较高，其对饮用水水质的影响不容忽视。
此外，人们还陆续从自来水中检测出多种其它氯化消毒副产物，诸如MX[3—氯—4—(二氯甲基)—5—羟基—2(5H)—呋喃酮]和其同分异构体E—MX[E—2—氯—3—(二氯甲基)—4—氧—丁二烯酸]及其甲酯形式Me—MX[3—氯—4—(二氯甲基)—5—甲氧基—2(5H)—呋喃酮]，以及卤乙腈、卤代酮、卤乙醛、卤代硝基甲烷等。Ames 试验结果表明，MX、E—MX和Me—MX 是很强的致突变物质，某些卤乙腈（如二氯乙腈、溴氯乙腈）呈阳性，其中二氯乙腈引发皮肤癌；三氯乙腈和溴氯乙腈引发肺癌。一些卤代酮（如1,1,1——三氯丙酮、1,1,3——四氯丙酮、五氯丙酮、六氯丙酮等）在Ames 试验中均呈阳性结果，所有氯乙醛均呈阳性结果，其中一氯乙醛和三氯乙醛使肝的酶活性下降。卤代硝基甲烷是一种间接的致突变物质。
世界卫生组织于1994 年给出的自来水中二氯乙腈、二溴乙腈和三氯乙腈的参考浓度分别定为90μg/L，100μg/L 和1μg/L。我国饮用水源不但污染严重，而且由于受水土流失等因素的影响，地表面的腐殖物质随着地面径流进入水体，致使地表水中的有机物浓度普遍比发达国家偏高，滤后水中的有机物浓度普遍比发达国家偏高，滤后水中有机物浓度相对较高，这势必会增加氯化消毒过程中的耗氯量，影响消毒效果，同时由于耗氯量的增加导致较高的卤代有机物生成，影响饮用水水质。
4 藻类及其代谢产物
受城市污水排放和农田径流的影响，大量氮、磷等营养成分排入水体，致使水体富营养化，藻类过量繁殖。特别是我国南方地区的一些湖泊和水库水，由于阳光充足、温度较高，藻类成为主要问题。
水中藻类严重影响给水处理效果，主要表现在以下几方面：藻类一般带负电，具有较高的稳定性，难于混凝；藻类比重小，沉淀效果差；此外，藻类会粘附在滤料表面，缩短滤池的过滤周期，造成滤池频繁反冲洗；藻类在代谢过程中产生多种嗅味，使水难于饮用；某些藻类尺寸很小，可穿透滤池进入到给水管网中，影响管网内水质；藻类也是典型的氯化消毒副产物前驱物质，在后续消毒过程中与氯作用生成三氯甲烷等多种有害副产物、增加水的致突变活性。一些藻类（如蓝藻）在代谢过程中产生藻毒素，严重威胁人畜健康。某些藻毒素可引起慢性病（如肝炎），严重者甚至可以导致死亡。
虽然预氯化可有效地强化现行给水处理工艺的除藻效率，但由于在预氯化过程中，氯与原水中较高浓度的有机物作用会生成一系列对人体危害较大的卤代有机副产物，因而此工艺逐渐被各国所限制。
5 嗅味
水中嗅味主要是由水中化学污染物和藻类代谢产物引起的。嗅味是人们评价饮用水质量的最早参数之一，属于感官性能指标。嗅味是人们对饮用水的安全性最为直接的参数，带有嗅味的饮用水使饮用者对水质产生不信任感和不安全感。很多化学污染物都具有不同程度的嗅味，如氯酚、氧芴、氯苯、硝基化合物等，它们直接使水质产生嗅味；藻类的代谢产物引起的嗅味强度很大，嗅味种类也很多，其中地酶素(geosmin)、2—甲基异 2—茨醇(MIB)、3—异丙基—3—甲氧基吡嗪(IPMP)、3—异丁基—3—甲氧基吡嗪(IBMP)和2,3,6—三氯苯甲醚(TCA)是典型的强嗅味物质。此外，水处理的某些过程还是可能使嗅味强度增加，如预氯化工艺不但不能使嗅味下降，且产生鱼腥味和刺激性嗅味。
6 结语
饮用水源的污染对给水处理工艺提出挑战。水中有机成分增多，使给水处理难度增大，水质难于保障。考虑到我国绝大多数水厂在采用传统给水处理工艺流程，经济高效地强化给水处理效果，拓宽现行给水处理工艺的净水效能，增加其除污染作用，适应不断变化的原水水质，保障良好的饮用水水质，是一项亟待解决的问题。

西部小城镇供水保安全 攻克微污染水源是关键
时间：2009-04-10 17:22 来源：中国水网 作者：张倩 评论：0条
供水安全，关乎百姓健康，始终都是人们关注的焦点。2007年7月，新修订的《生活饮用水卫生标准》“走上”历史舞台，为百姓饮水安全树立起坚实的盾牌，同时也对供水安全提出了更高的要求。

而对于供水水源单一、供水水质逐步恶化的西部小城镇，供水设施如何建设？如何保障供水安全？等等问题更是当下行业人士关注的焦点。

重庆大学于近期发布的《中国西部小城镇环境基础设施技术指南》则正对城镇供水问题进行了解读。《中国西部小城镇环境基础设施技术指南》的编撰旨在引入荷兰可持续发展的理念、技术和经验，提高我国西部小城镇供水、污水处理和生活垃圾等环境基础设施方面的发展能力。

《中国西部小城镇环境基础设施技术指南》指出，西部小城镇供水设施的水处理工艺主要受水源水质的影响。无疑，攻克微污染水源成为保证西部小城镇供水安全的关键。

《中国西部小城镇环境基础设施技术指南》中共介绍了3种微污染水源水的处理技术。

第一是化学预氧化

1 高锰酸钾预氧化

针对去除水中微量有机污染物常用的预氧化技术有氯氧化、臭氧氧化和高锰酸钾氧化。如前所述，氯氧化在原水中含有机物时会产生DBPs，臭氧预氧化设备复杂，而高锰酸钾预氧化具有效果良好，并且不必改变常规的净水工艺流程的优点，只需在投加混凝剂之前或同时，向水中投加高锰酸钾溶液，不需增加过多的附属设备，投加方便、灵活，易于运行管理，使用较为安全可靠，对致突前体物也有较好的去除效果，是一种切实可行的预氧化方法，适合各类西部小城镇水厂采用。

该工艺不但可以有效地去除微量有机污染物和降低致突变活性，还可以一定程度强化后续的混凝-沉淀和过滤等过程。由于高锰酸钾的水解产物水合二氧化锰絮体（MnO2•H2O）的强氧化作用和与有机物的广谱作用性，对于水中的天然有机物、藻类、产生色度以及嗅、味的其它有机物，MnO2•H2O会破坏其碳链或官能团，改变有机物结构，被降解的有机物进而与水中的其它离子发生络合作用，失去稳定性，从而在沉淀或过滤中得以去除。

采用高锰酸钾预氧化时，应符合下列规定：

1）高锰酸钾宜在水厂取水口加入；当在水处理流程中投加时，先于其它水处理药剂投加的时间不宜少于3min。
　　2）经过高锰酸钾预氧化的水必须通过滤池过滤。
　　3）高锰酸钾预氧化的药剂用量应通过试验确定并应精确控制，用于去除有机微污染物、藻和控制臭味的高锰酸钾投加量可为0.5～2.5mg/L；
　　4）高锰酸钾的用量在12kg/d以上时宜采用干投。湿投溶液浓度可为4%。

2 二氧化氯预氧化

二氧化氯在常温下随浓度的不同而呈现为一种黄绿色至橙色的气体，具有与氯气相似的刺激性气味。二氧化氯易爆炸，即使在常压下,当其在空气中的含量超过10%或水溶液中的含量大于30%时都容易发生爆炸，受热、光照、火星、振荡等因素或遇到某些有机物质都能加速二氧化氯的分解从而引起爆炸。二氧化氯的这种不稳定性使人们目前尚无法将其制成压缩气体或浓缩液，必须现场制备，就地使用。

1）设计要点：
　　（1）二氧化氯发生器设备间参照现行《室外给水设计规范》（GBJ50013-2006）
进行设计。
　　（2）设备间地面和墙面应做表面耐腐蚀处理。
　　（3）应将亚氯酸钠或氯酸钠等氧化剂类原料与盐酸或硫酸分别存放在两个完全隔开的仓库里,最好参照设备的布置将两个原料仓库分别设计在设备间的两侧,使原料的搬运线路不重叠。
　　（4）原料的投加、溶解等操作应尽量在封闭设备或管道内自动完成,尽量减少人与化学品的直接接触。
　　（5）设备间及原料仓库等整个二氧化氯系统单元的防火、防爆要求还应符合《建筑设计防火规范》GBJ 16—87 (2001修订版)中的规定。

2）设计参数选择：
　　（1）接触时间。二氧化氯是一种强氧化剂,具有广谱杀菌能力,消毒能力与氯气相当,但其在水中的扩散速度和渗透能力都强于氯气,作用时间也比氯气短。二氧化氯与水混合接触时间按20 min考虑一般可满足消毒需要。
　　（2）二氧化氯投加量。一般情况下用于饮用水消毒的二氧化氯投加量不宜超过0. 5 mg/L，若二氧化氯同时也作为辅助预氧化剂使用，则在饮用水里的总投加量（包括预氧化及消毒）不应超过1. 0 mg/L。
　　（3）采用主预氧化剂（高锰酸钾）+辅预氧化剂（二氧化氯）+二氧化氯消毒工艺时,高锰酸钾投加时间应至少先于二氧化氯5 min,高锰酸钾的投加量应能消耗80%的可氧化物质,具体投加量应通过试验确定。由于二氧化氯见光易分解,当滤前投加二氧化氯进行辅助预氧化时,宜采取适当的避光措施。
　　（4）进行二氧化氯发生器设备选型时,宜留有足够的富余产气能力以避免发生器因超负荷运转而导致未反应完全的ClO-2 或ClO-3 原料被直接带入水中。
　　（5）二氧化氯消毒对除锰的要求较高,为了提高对微量锰的去除效果,建议滤池滤料选用石英砂或锰砂,设计滤速宜取较低值。

第二是生物预处理技术

生物接触氧化法也叫做浸没式生物膜法，即是在池内设置人工合成填料，经过充氧的水以一定的速度流经填料，使填料上长生物膜，水体与生物膜接触过程中，通过生物净化作用使水中污染物质得到降解和去除。生物接触氧化法的主要优点是处理能力大，对冲击负荷有较强的适应性，污泥生成量少，能保证出水水质，易于维护管理，缺点是在填料间水流缓慢，水力冲刷少，生物膜只能自行脱落，更新速度慢，且填料较贵。生物接触氧化法对氨氮的去除与温度影响有一定的关系，在高温季节去除率达90%，但在低温季节（水温<50C）去除率降至70%，原水浊度的变化对生物硝化作用的影响不大。颗粒填料生物接触氧化法适合处理微污染水源水中有机物较高，特别是水源中氨氮较高情况，同时进水浊度不得高于40度，水温不得低于5℃。在我国华东、华南水污染严重地区使用经验比较成熟。针对西部小城镇水源水质氨氮含量普遍不高的特点，生物接触氧化技术只在极个别的所污染水源可
能被采用。

第三是粉末活性炭吸附预处理技术

粉末活性炭吸附，可对水中色、嗅味、农药、有机氯化物等有良好的去除率，但其回收困难，投加量较高(10~20mg/L)，耗费较高（约0.05元/吨），所以一般只在消除冲击性负荷时采用。粉末活性炭投加量的多少与源水浊度的大小和产生嗅味物质的浓度有关，投加量应根据水质特点试验确定。

采用粉末活性炭吸附应符合下列规定：

1）粉末活性炭投加点宜根据水处理工艺流程综合考虑确定。并宜加于原水中，经过与水充分混合、接触后，再投加混凝剂或氯。
　　2）粉末活性炭的用量根据试验确定，宜为5～30mg/L。
　　3）湿投的粉末活性炭炭浆浓度可采用5%～10%（按重量计）。
　　4）粉末活性炭的贮藏、输送和投加车间，应有防尘、集尘和防火设施。

不同聚合铝对水中有机物的去除研究
石健 ， 王东升
(1．南通大学化学化工学院，江苏南通226007； 2．中国科学院生态环境研究中心环境水化学国家重点实验室，北京100085)
摘要：强化混凝是去除水中消毒副产物的最佳方法之一。文章针对强化混凝技术，从去除水中有机物的角度出发，对不同聚合铝的处理效果进行了研究。结果表明，酸性条件、加大投药量有利于水中TOC及uv254 的去除，且酸性条件更为有利。在pH=6．3，工业PAC投药量为1．5xl0–4mol(有效铝)时去除效果最佳，水中总有机碳(TOC)及紫外吸光度(uv254 )的去除率分别可达到46％及57％，实验室制备的聚合铝碱化度越高越有利于水中有机物的去除。
关键词：强化混凝； 聚合铝； 水中有机物(TOC)； 总有机碳(TOC)； 紫外吸光度(uv254 )
中图分类号：X703 文献标志码：A 文章编号：1003—6504(2008)12—0128—04
饮用水的氯化消毒就已成为杀灭源水中有害细菌与病毒，洁净水质的主要手段。但对即使未受污染的水，氯气仍能与水中的天然有机物(N0M)反应，生成多卤化副产物。这些消毒副产物(DBPs)中有许多已被确认为对人类有致癌作用。最近美国环保局
(USEPA)颁布施行了消毒／消毒副产物条例(D／DBPRule)。该条例规定在第一实施阶段饮用水中总三卤甲烷(THMs)最大含量(MCL)值为0．080mg／L，卤乙酸(HAAs)的MCL值为0．060mg／L，溴酸盐(BrO3 一)的MCL值为0．010mg／L。在第二实施阶段几种DBP的MCL值还会降低。控制卤代DBPs形成的措施包括：(1)源控制；(2)采用其它氧化和消毒剂；(3)去除前质，对此美国环保局推荐了几种工艺，主要有三种，即：强化混凝法(enhanced coagulation)、粒状活性炭吸附法(GAC absorption)和膜滤法(Membrane filtration)。美国的法规协调咨询委员会最近要求USEPA把强化混凝法列为在D／DBP条例第一实施阶段控制NOM的最佳方法 。
混凝剂是混凝技术的核心部分，一直成为人们关注的重点。由于强化混凝技术主要借助于调节水中pH值及增加投药量而达到去除DBPs前质的目的 ，而过量的 昆凝剂必然引起处理费用和污泥量的增加 ，因此对合适的安全可靠的混凝剂的投加量和适当pH值的研究可为生产实践提供理论依据，具有重要的现实意义。
1 实验准备
1．1 主要仪器和试剂
(1)pHS一3C型精密pH计、BDC1850型搅拌器(加拿大Caframo)、Model 2100N IS型浊度仪(美国HACH)、六联定时变速搅拌器，Zeta电位仪Zetasizer2000，英国Malvern公司。T0cphoenix800O、紫外分光光度仪、激光粒度分析仪Bottle samplerVersaCount。
(2)工业PAC，试验室制备的B值为0、2．0、2．5的聚合氯化铝，用Ferron法测得它们Ala 、Alb、Alc 的含量如表l所示。

(3)其它试剂均为A•R级。
1．2 絮凝实验
采用改进的烧杯实验方法，在JTY型混凝实验搅拌仪(北京岱远测控技术开发中心)上进行。实验过程中，取800mL原水水样于lO00mL烧杯中，快速搅拌下加人一定量的HC1或NaOH调节pH值至7．8。加入混凝剂后，先快速搅拌2min，搅拌速率160r／min(1min时取样测zeta电位)，然后慢速搅拌8min(搅拌速率40r／min)。静置沉降10min，取上清液测余浊RT(21OON Turbidimeter，美国HACH公司)，TOC、uV254。
2 实验结果及讨论
2．1 原水水质
实验水样取自2003年l0月的某水库水原水。原水的水温l8℃，pH=8．3，TOC为2．9102mg／L，uV254为0．1986cm-1 ，NTU为4．6，UV254／TOC=0．06824。原水经粒度仪分析，其颗粒粒度分布的百分数如图l所示。

由图l可知该水原水中颗粒物主要由<2um的颗粒物所组成，而>30um以上的大颗粒物质极少。
2．2 浊度去除结果及讨论
混凝剂对水中颗粒物的去除主要和其与水中胶体物质的反应机理有关。铝盐混凝剂在净水过程中的作用实际上是水解反应，吸附过程和流动流体湍流三种动力学的综合作用结果，这些作用的历程都是在微秒、数秒内进行的。由于水解反应比吸附和颗粒碰撞过程要更快些，一般认为混凝剂的水解及形态转化领先于在颗粒物上的吸附。其作用机理有两种：(1)电中和凝聚及吸附架桥；(2)凝胶絮团粘结卷扫；这两种作用何种为主将取决于水质、pH值、颗粒物浓度及水流扰动强度等条件。根据铝盐水解形态的不同，可用Felon比色法将水解铝形态划分成Ala ，Alb ，Alc ，其中A1b 又主要以Al13 形态存在。Al13具有相对的形态稳定性，且具有最强的电中和能力，投入处理水中后，吸附在颗粒物表面，发挥其电中和及架桥粘结 作用，已被公认为混凝中的最佳形态。由于不同B 值的实验室制备的PAC及工业PAC中所含的Al13的含量不同，故其在混凝除浊过程中的作用也是不同的。原水在经投药混凝后的余浊曲线如图2所示。

从图2中可以看到，弱酸性条件相对来说比弱碱性条件更有利于混凝反应，对该原水来说，最佳投药量集中于6xl0-5mol(有效铝)，对B=2．0、2．5的实验室制备的聚合铝来说，在投药量为3xlO–5mol(有效铝)即可得到0．6NTU以下的浊度，而工业PAC与B=0的实验室制备的聚合铝的投药量及浊度去除效果大致相当，均要达到6xl0-5mol(有效铝)才能收到令人满意的效果。
分析其原因，传统铝盐混凝剂如氯化铝(B=0)，由于水解反应比吸附和颗粒碰撞过程要更快些，一般认为混凝剂的水解及形态转化领先于在颗粒物上的吸附。Al13 在一般水质条件下只能少量生成。因此传统混凝剂的主要作用形态应是自发水解产物即初聚物，低聚物和凝胶沉淀物。故混凝效果不佳。聚合铝实际上是铝水解一聚合一沉淀反应过程中的动力学中间产物，其化学形态属于多核羟基络合物，其中铝主要以Al13形态存在，如表l所示，工业PAC及实验室制备的B=2．0、B=2．5的聚合铝中Alb含量分别为37．90％、76．60％、68．08％，因此在混凝中可以发挥优于传统铝盐的混凝效果，同时由于B=2．0、B=2．5中的Alb 含量高于工业PAC，在相同的初始浓度条件下，铝盐在水中颗粒表面的吸附将随B 值的增大，而高分子量的聚合铝化合态更强烈地趋向于吸附在固相颗粒表面上。因此效果为四种混凝剂中最好。
从图2中还可以看出浊度曲线总体趋势是随投药量的增加平缓的下降，并未出现折点，这是因为实验所用原水的浊度仅为4．6，水中颗粒物较低的原因所造成的。
2．3 TOC去除结果及讨论
TOC代表水中有机物的总量，水样中的TOC的分子量和分子大小性能分布是内部结构的表征，TOC中弱极性或无极性的有机物部分，混凝处理不如对极性有机物的效果好。
就本次实验的结果来看，混凝后TOC指标有明显下降，混凝对水中的有机物的去除效率是比较高的，最高可达53．24％。具体对TOC的去除情况如图3所示。

从图3中看出：(1)随投药量的增加，TOC的去除量也逐渐增加，但在图中并未出现明显的折点，这是由于原水中的TOC含量不高，仅为3．1012，故TOC的去除曲线显得相对平缓，也有可能是水中的富敏酸含量较低的缘故，但总体的趋势还是下降，也就是说投药量的增加有助于TOC的去除。(2)pH=6．3时TOC的去除效果优于这H=7．8时TOC的去除效果。也就是说酸性条件有利于TOC的去除。在酸性条件下TOC的平均去除率为39．36％，而在弱碱性条件下的平均去除率为31．62％。究其原因这是由于在低pH高混凝剂用量的条件下，混凝剂可以形成大量金属氢氧化物，改善混凝剂水解产物的形态。使水解产物的正电荷密度上升，同时低pH条件会影响有机物离解度和改变水中有机物存在形态，有机物质子化程度提高，电荷密度降低，进而降低其溶解度及亲水性，成为较易被吸附的形态，吸着到大量存在的金属氢氧化物颗粒上共沉淀这样可以提高水中溶解态有机物的去除率，进而提高水中有机物总的去除率。(3)总体说来B=2．5的优于B=0，略优于B=2．0，但PAC情况复杂，在这pH=6．3时表现出极佳的去除效果(平均去除率可达44．7％)，这可能是因为与实验室制备的高Al13含量的聚合铝相比，工业PAC的三种形态分布相对来说比较均匀，三种形态的协同作用加强了对水的处理效果，这在混凝过程中有利于形成金属氢氧化物，从而增加对水中NOM物质的吸附，达到有效去除的结果。
2．4 UV254浊度去除结果及讨论
uV254 大多代表腐殖类的有机物；这类有机物特点是含有羧酸基和羟基等的带负电性官能团，因此，混凝去除此类有机物特别有效。原水在经投药混凝后的uV254曲线如图4所示。

由图4可知：(1)随投药量的增加，uV254的去除效果也逐渐增加。 (2)在pH=6．3时uV254的去除效果优于在pH=7．8时的效果，在弱酸条件下uV254的去除明显的低于弱碱性条件，这一方面是由于在弱酸性条件下有利于铝盐的水解，是最佳的混凝体系，故有利于混凝对水中有机物的混凝去除，有利于uv254 值的降低。(3)总的说来B=2．5时的效果优于B=2．0时的效果，略优于B=2．0(pH=7．8)，或大致相当(pH=6．3)，但对PAC却表现出优于实验室所制备的聚合铝的效能。因为水体颗粒物如粘土矿物和腐殖质类等大多含有大量一OH基团羟基，聚合铝中的主要组分如Al13是一OH基不饱和化合态，它们在界面上的吸附实际上是一OH基的配位和互补。随后，也可发生与溶液中的OH相互作用的水解过程。结果在界面上将生成氢氧化铝凝胶沉淀物，进一步发挥粘结团聚作用。铝盐水解的不同形态的共存则有利于在颗粒物表面协同作用，形成表面静电簇导致颗粒聚集，从而增加混凝效果。而实验室制备的聚合铝由于形态较为均一，产生对有机物质具有吸附作用的水解产物有限，故效果稍差。
2．5 UV254 与TOC比值的变化及讨论
uV254／TOC的比值是衡量水中有机物芳香构造化程度的一个指标，反映处理工艺出水的单位有机物中吸收紫外线的芳香族有机物的比例情况，一般来说混凝法倾向于优先去除水中吸收紫外线的有机物，但对水中亲水性的、小分子的、非腐殖质部分的有机物去除效率不高。实验中uV254 ／TOC大体在0．06～ 0．075之间，与原水相比较，出水中有机物芳香构造化程度发生了变化，见图5。
从图5中可以发现，在pH值=7．8时的比值明显低于原水(0．06824)，而pH=6．3时的比值则普遍高于原水，在pH值=7．8时的比值明显低于pH=6．3时的比

值，且随着投药量的增加，比值也是不断增加的。这说明经混凝处理后的出水中的芳香烃与原水相比较有了变化，究其原因来说，由于水中吸收紫外线的有机物易于被混凝沉淀而得到去除，因此体系只要出现混凝，该类有机物质就能得到良好的去除，而随投加量及降低pH值去除量的增加不大。而水中除吸收紫外线的有机物以外的有机质为难去除物质，酸性条件及增加投药量对去除此类物质影响明显，从而使得在酸性条件及大投药量的条件下TOC的去除逐渐增加，且去除效果高于对uV254的去除，因此表现为比值的增加，即在酸性条件下及高投药量的比值均要高于弱碱性条件及小投药量。
3 结论
(1)酸性条件更有利于TOC及uv254的去除，且uV254 为优先去除物质。
(2)增加投药量对TOC及uV搿的去除有利，但相比较而言，随投药量的增加，TOC的去除增加量显然要大于uV254的去除量的增加。
(3)铝盐的聚合形态有利于水中有机物的去除，B值越高，越有利于浊度及有机物的去除，且在酸性条件下不同形态的均匀分布更有利于有机物的去除。

藻类对城市给水处理的影响及可能采取的对策
天津自来水集团有限公司　　王宝林　　钟惠芳
【摘要】本文研讨对藻类滋生拟采取的对策，全文包含下列五方面:(1)藻类滋生的条件;(2)藻类对源水水质的影响;(3)含藻源水对水质净化的影响;(4)1997年引滦水藻类爆发的原因;(5)对高含藻水的处理方法
【关键词】藻类pH值富营养化浑浊度耗氧量
自1997年7月中旬以来，由于多种因素的综合作用，致使引滦系统的源水出现从未有过的藻类爆发，给自来水的工艺处理带来极大的困难，也使出厂水水质下降。
1藻类滋生的条件
藻类是水环境中的自养微生物，即吸收水体中的无机元素转化为自身有机体。能生活在各种环境之中，适应性极强，因而它们的分布非常广泛，各种水体均可成藻类的主要生活区域。
藻类是一种低等植物，种类很多，有单细胞，也有多细胞的，主要有:蓝藻、绿藻、硅藻、褐藻和金藻等。一个水体中可以有上百种藻类生存，只是由于环境条件不同出现的优势种属不同。如在水体受污染富营养化时，水体中出现的藻类就以蓝藻和绿藻为主。我公司早在1992年对于桥水库引滦水进行研究时即已发现8门101种藻类，其中绿藻占48. 5 %，蓝藻占13.9%，硅藻占24. 800。今年滦河水经检验优势种属为绿藻门的盘星藻、栅藻、纤维藻和蓝藻门的微囊藻。
藻类的生长受环境因素的影响和制约，主要是:
1. 1光
光是藻类进行光合作用的能源，而光的主要来源是太阳，太阳光有着明显的时、空变化，因而夏季水体中藻类含量较多。如能遮断阳光，可以抑制藻类的繁殖。在城市给水处理的实践中，曾见在调节水池表面撒碳末，形成遮光的飘浮层以抑制藻类生长的报道。另外在南方一些水处理构筑物中，如斜管沉淀池、室外滤池也有采取遮光措施的，其目的都在王光的照射，从而控制藻类繁殖。
1. 2温度
水温既影响藻类的生长和呼吸速率，又会影响氧的溶解度。
不同藻类对温度的反应是不同的。在每一个温度范围内，都能找到优势种属，即某些物定的藻。藻类对温度范围有特异性。当温度起变化时，原占优势的种类将逐渐衰败，代之以新的种属群类成为优势种类，在温带水体内，夏季和春秋季，群落之间有明显的区别。滦河水各季均可发现藻类，各季节种类和数量各有不同，低温季节是硅藻，早春水位回升时期是金藻繁殖极盛期。
1. 3 pH值
藻类在pH=4～6之间可以生长，但最适宜的pH值是中性区域，即pH=6～8。更重要的是藻类高发期由于生物化学作用可以改变水中的pH值。
1. 4营养物质
藻类为自养生物，它的生长需要无机营养元素，包括两大类，即微量元素和大量元素，所需要的微量元素为:锰、硫、氯、铁、铜和其它许多金属元素，这些元素在水体都存在。所需要的大量元素为:碳、磷、氮、氢、氧，其中炭素营养主要由水中的二氧化碳提供，磷素营养主要来自磷酸盐，氮素营养主要来自水中的氨类和亚硝酸盐、硝酸盐，而氢和氧则可由水提供。限制藻类生长的主要因素是氮元素和磷元素，它决定了藻类和生存量，其中，受磷的影响更为突出。
当水体中富含磷酸盐和某种形式的氮素营养时，就足以促使水中的藻类过量生长，即形成水体的富营氧化。藻类和随之而来的厌养微生物，代谢活动会耗尽水中的氧，使水体变质。判断一个水体是否富营养化是以水中氨氮含量和磷酸盐含量来作为标准，各国各地针对不同情况有许多差异，检验项目的多少孔不尽相同，有的标准把藻类种属和数量也作为衡量水体是否富营养化标准。1992年我公司工程技术人员对当时的于桥水库水体进行研究时，用多种不同方法和标准相比较后认为，当时的于桥水库水接近于富营养化。富营养状态，指标与水质参数的关系以百分评价，于桥水库的评分位置处于中下。
2藻类对源水水质的影响
2. 1下层水体缺氧，底泥营养物质释放，形成富营养化的恶性循环
表层藻类可以获得充足的阳光进行光合作用，而释放氧气。因而表层水中有充足的溶解氧，有资料报道表层水中溶解氧甚至可以达到饱和程度。深层水则不同，表层分布的大量藻类使阳光难以透进入深层，藻类减少，溶解氧亦减少，而藻类死亡之后，不断向水体底部沉积。这些有机体腐化分解要消耗氧，生成二氧化磷，蛋白质、氨氮，使得氮、磷等元素重新向水体释放，水体底部呈缺氧或无氧状态，厌养生物大量繁殖形成还原生物化学环境，使大量铁、锰、氨、磷及二氧化硫等溶于水中，造成水质恶化。同时，水中氮、磷的增加又使表层藻类获得营养源，使水中藻类疯张、爆发，形成富营养化的恶性循环，恶化源水水质。
2.2对浑浊度的影响
高藻期湖泊水的浑浊度主要由藻类浊质造成，含藻量愈大，浑浊度随之也愈大。藻类浊质的电动电位(动率比以粘土、泥沙为主的源水要高，因此用来中和其带电离子数要多，即在水中处理中混凝剂的投量要加大，而絮凝体的强度和粘结力却较低，这就意味着形成的絮体轻，不稳定，不易沉淀，且浊质极易穿透滤池滤料，造成出水浊度增高。
2. 3对源水耗氧量的影响
由于水体受到污染，藻类高发，水中有机物含量增大，则耗氧量必定增大，高藻期的耗氧量最大可为低藻期的4倍。滦河水正常耗氧量为3～4mg/L，今年藻类高发期检测出来的最高值曾达12mg/L，一般也约在7一9mg/L 。
2. 4色度和异臭
水中大量藻类与其它微生物经药剂灭活后的残骸所形成的腐植质，使水的色度增加，并产生令人厌恶的嗅味。1996年引滦水藻类高发曾引发居民大量反映:自来水水质发黄和霉臭味。
2. 5对源水pH值和碱度的影响
由于藻类进行光合作用消耗大量的二氧化碳，导致水中的碳酸盐平衡被破坏，碱度下降，pH值升高，反应式如下:
6C02＋2H20＝光叶绿素C6H1206 ＋602↑
碳酸根、重碳酸根平衡破坏，造成如下反应:
HC03ˉ＝CO32一+H2O+CO2↑
CO32一+2H20=HCO3ˉ +0H-
藻类光合作用强弱取决于光照条件、光照时间以及藻类分布密度，因而在光照长的夏季和秋季藻类最盛，水中pH值变化尤为突出，所以有的水司将pH值变化作为藻类高发的一个指示指标，无锡水司曾检测出pH值高达9. 2。且昼夜pH值变化。
1996年天津地区碰到有记录以来的最高气温达39. 9℃，引滦水的水温达到30 ℃，而且整个夏季晴多雨少，造成藻类爆发，我公司检出的pH值最高达9. 1，水体中碱度长时间低迷在90 ～1 00mg /L ,而正常情况下应为120mg/L～140mg/L o
3含藻源水对水质净化的影响
3. 1引起混凝剂投量的增加
a.藻类浊质与电位高于泥沙、粘土型浊质，要有较多的正电荷才能使之脱稳、聚沉。需要增加药剂量才能满足胶体脱稳要求。
b.由于高含藻pH值高，影响混凝剂水解成高电荷的单经基单核络合物。
铁盐溶于水中，由于是无机盐类立即离解出三价铁离子，但这种铁离子并非以裸露的简单离子存在，而是形成结合6个配位水分子的水合铁离子[Fe (H2O)6]3+，这种水含铁离子带3个正电荷，是压缩胶体双层所需要的。在高pH值环境条件下，逐步水解形成单经基单核合物、双经基单络合物、三经基单核张合物，水合铁离子的配位水分子逐步失去H，而是络合物电荷数降低。形成难以达到吸附架桥作用。反应式如下:
FeCL3溶于水形成水合铁离子:
FeCL3＋6H20= [Fe(H2O)6]3++3CL-
水合离子中的配位水分子逐步失去H形成经基络合物:
[Fe(H2O)6]3+=[Fe(OH)(H2O)5]2++H30+
[Fe(OH)(H2O5)]2++H2O＝[Fe(OH) (H2O)4]++H30+
[Fe(OH) (H204)]++H2O＝[Fe(OH)(H2O)3]↓+H30+
由于水中[OH-〕升高使得上述方程式向右移动，最终形成无混凝作用的中性氢氧化铁沉淀物。较好的混凝效果的pH值应在6. 0～8. 4之间。由于藻类高发，许多混凝剂用来中和水中的OH根，造成药剂的浪费。
引滦水正常投药量一般在10～15mg/L,1996年由于藻类高发，投药量是正常投量的数倍，最高值达70mg/L，至今投药量仍高居不下，按药剂成本考虑，芷常年份，在高峰供水时药剂费一般在30万元/月，1996年高达近200万元/月，这样造成年制水总成本大幅度提高，使企业受损失400万元以上。
3. 2引起投氯量增加
a.由于源水藻类高发，藻类灭活必然要多消耗氯量。
b.水体污染，氨态氧较高时，中和氨氯必然又进一步增高氯量，一般折点加氯，氯量应是氨量的8～10倍投量，中和氨氯必然又进一步增高氯量，一般折点加氯，氯量应是氨量的8～10倍投量，中和0. 2mg/L的氨氮，至少要消耗1. 6mg/L氯量。 。.水体中还原物质较多，亦增加耗氯量。
藻类高发时，当灭活藻类的尸骸进入滤池后，缩短了滤池的运行周期，少产水。由于滤池被过早地堵塞，必然要洗池，使功能恢复，又增加了自用水量，从而使整个水厂生产能力下降。
4 1997年引滦水藻类爆发的原因
4. 1地理环境条件的影响因紊
水体中生物种群与水环境密切相关，是一个统一整体，于桥水库地处燕山余脉，洲河盆地，地势平缓，库区水深一般为4m左右，沿岸很大区域浅水水深不足2m，只有洲河老河道地方偶见12m，是属浅型平原水库，光照条件好，表层水易于循环，水温变化快，相对库容积小，水力负荷系数低，为藻类生长提供了良好的地理条件。尔王庄水库情况与于桥水库相似，都利于藻类生长。
4. 2污染因素和营养质的蒸发浓缩
水库的流域面积大，地表径流充足，水体营养盐来源丰富，使水库内逐渐富营养化，1996年为丰水年，从大黑汀向于桥水库引水量很少，(这也有经济利益的驱动因素)仅在5月份引水1. 5亿m3。由于蒸发、使用，逐步使营养物质富集，为藻类高发提供了物质条件。
4. 3调度运行上的问题
今年遵循去年雨期防汛的目的，采用水库低水位运行，7月初水库水位基本放空，还剩8000万m3。使水库水位很浅，易于接受日照并使水温升高，水厂检测出的最高水温已达30 ℃o
4. 4今年的高温少雨气候
1996年夏季天津地区创历史最高气温达39.9℃，为历史最高气温，相对湿度8月31日达到历史最高水平95%。干旱少雨，雨季降雨量仅为常年降雨量的2/5～3/5，长时间的高气温，高日照为藻类爆发提供充足的日照和水温条件。
以上几种条件的最不利组合，造成今年于桥水库藻类高发。
5对高含藻水的处理方法
近年来全国由于工业生产和城市规模的发展，城镇供水量不断加大，以引滦工程为始，长距离引水库做水源的城市，越来越多，而水体的污染也有进一步发展的趋势。昔日多危害长江以南地区的藻类，也逐渐北移，今年引滦水的藻类异常增长也是一个信号，微污染水的处理也作为一个课题正在工程研究部门展开。到目前为止，已研究多种处理含藻水的方法，简单介绍几种:
5. 1增加混凝剂投量
此种方法最简单，但经济上不合理。如有资料报道太湖水在藻类高发时，混凝剂投量增达70mg/L～80mg/L。此方法是多在藻类偶发时采用的权宜之计。
5.2预氯处理
就是在混凝前提前投加氯来进行藻类灭活。此种方法至少要改变投氯点，以保证氯与藻类充分接触，保证杀藻时间。在有条件的水厂当前仍不失为一种简易可行的方法。
5. 3投加硫酸铜灭藻
这是一种早已被认同的手段，但由于铜离子毒性，对投量要较严格控制，并且要有适当的投加设施，制水成本也相应有所提高。
5. 4改变混凝剂药剂品种除藻
使用铝盐地区多在藻类高发期改用铁盐或铁铝复盐(含聚合铁、聚合铝铁等)，均取得一定的效果。近年来使用有机混凝剂处理含藻水呼声日高，其中有聚丙烯酞胺、CF复合聚氯化铝、聚二甲基二烯丙基氯化按等，有机絮凝剂在做除藻试验时均取得一定的效果，有的效果还十分令人满意，由于我国未对各种有机混凝剂做出毒理学方面的标准和规定，一般是慎重采用的。我认为在短时间的高发期，适当低投量的使用，也不失为一种好的应急措施。
5.5应用微滤机
在国内试验是成功的，除藻效果可达70%以上，但单台机器处理水量太少，约1～2万t/h，大型水厂应用受到限制，对于小水厂来讲仍不失为一种合适的选择。
5.6应用气浮池
气浮池处理含藻水是一种经济合理的工艺方法，除藻效果也较高，国内外气浮池的应用比较多，且适应于大型水厂，但不能做应急措施来使用，必须是水厂建设时即考虑此问题，另外成问题的是浮渣必须处理，不能向沉淀池排泥那样排入水体。
另外还有投加石灰、泥土、活性炭，使用活化硅酸助凝法等。都有不同的效果。

藻类及其分泌物的存在对混凝过程的影响
藻类大量繁殖是水体富营养化的一个重要特征。富营养化水源给常规净水工艺造成的主要影响是藻类及其胞外分泌物干扰混凝过程，使沉淀效果不理想，进而堵塞或穿透滤池。然而，有关这种影响的研究还不多，人们对究竟多大数量的藻类会对混凝产生不利影响尚无明确认识。自然水体中不只含有无机颗粒，纷繁复杂的有机物已成为目前给水处理领域主要的研究对象。对于有机物含量较高的水源水的处理，混凝剂的最佳投加量不再由无机颗粒产生的浊度控制，而是由有机物控制。藻类及其分泌物对于这种受有机污染的水的混凝有何影响报道并不多见。
本试验主要研究藻类及其分泌物对混凝过程的影响，确定对混凝过程产生干扰作用的藻类浓度。
3.2.1试验方法
采用混凝烧杯试验研究藻类及其分泌物对混凝过程的影响。试验在DBJ-621定时变速搅拌机上进行。试验条件如下:加入一定的聚合氛化铝后快速搅拌转速200r/min.时间0.5min;慢速搅拌转速分别为l00r/min时5min, 80 r/min时5min, 50 r/min时l0min;沉淀时间30min。
采用沉后上清液浊度及除藻率指标衡量混凝效果。沉淀后的上清液浊度越高，混凝效果越差:沉后上清夜浊度越低，说明混凝效果越好。同样，沉后上清液藻含量越少，除藻率越高，说明混凝效果越好;沉后上清液藻含盆越高，除藻率越低，说明混凝效果越差。
3.2.2试验结果与分析
当藻类浓度达到108～109个/L时分别取不同生长期(对数生长期、稳定生长期及衰亡期)的培养液进行稀释，使藻类浓度对数值分别为4, 5, 6, 7, 8.按照上述试验方法进行两种试验藻种在不同生长时期对混凝的影响试验，此时的混凝剂聚合铝投加量为15mg/L，浊度1ONTU.
图 3-2 是 水华鱼腥藻不同生长阶段的混凝试验结果。
从图 3 -2 试验结果可以看到，水华鱼腥藻在对数期、稳定期及衰亡期内对混凝的影响相似。当藻类浓度小于106个/L时，藻类浓度与出水浊度呈负相关关系，表明水华鱼腥藻在三个生长阶段内均表现出促凝作用，其中尤以稳定期内促凝作用较为显著，浊度从IONTU降至2.1NTU。此时的混凝效果最佳，出水水质最好;当藻类浓度大于106个/L时，藻类浓度与出水浊度呈正相关关系，表明三个生长阶段内的水华鱼腥藻均对混凝产生抑制作用，其中对数期内产生的抑制作用最为明显，此时的混凝效果最差，絮片悬浮在水中，沉降速度慢，出水水质差。
图3 -3是水华鱼腥藻不同生长阶段的除藻率曲线。

从图 3 -3试 验结果可以看出，在浓度小于106个/L时，通过混凝三个阶段都保持了较高的除藻率80%-40%;当藻类浓度大于106个/L时，三个生长阶段的混凝除藻率下降，其中对数期时水华鱼腥藻去除率最低，除藻率下降幅度最大。这与藻类不同时期对混凝表现出的促进和抑制作用是相对应的，当藻类浓度小于106个/L时，各个生长阶段的藻类均对混凝起促进作用，通过混凝能达到较高的去除率;当藻类浓度大于106个/L时，对混凝起抑制作用，通过混凝过程已不能取得较高的除藻率，此时处于对数生长期的水华鱼腥藻对混凝表现出尤为明显的抑制作用，所以表现在除藻率上，对数生长期内的水华鱼腥藻去除率是最低的，除藻率下降幅度是最大的。
图3 -4 为斜生栅藻不同生长阶段的混凝试验结果。

从图3一4试验结果可以看到，处于不同生长阶段的斜生栅藻对混凝的作用是不相同的。处于对数生长期时藻类对混凝起抑制作用，但在低浓度时，这种抑制作用并不很明显，而在高浓度时表现明显;处于稳定生长期和衰亡期的斜生栅藻，当藻类的浓度小于106个/L时，对混凝过程的促进作用较为明显，在藻浓度约为106个/L时，混凝效果最佳;但当藻浓度超过约106个/L时，混凝过程受到严重千扰，出水浊度迅速升高，导致出水水质恶化。也就是说，当斜生栅藻浓度在106～107个/L之间时，藻类已经对混凝表现出干扰作用，絮体形成较晚，或数量很多但絮片小，不易长大，沉淀效果差;
当藻浓度大于约107个/L时，各个生长阶段的斜生栅藻对混凝过程均表现出严重干扰作用，使得出水水质迅速恶化。
图3-5是斜生栅藻不同生长阶段的除藻率曲线。


从图 3 -5试验结果可以看出，处于对数生长期内的斜生栅藻除藻率处于下降趋势，随着浓度的增加，这种趋势越来越明显;而处于衰亡期和稳定期的斜生栅藻在浓度小于106个/L时，保持了较高的除藻率，当浓度大于106个/L时，才表现出对混凝的抑制
作用，除藻率开始下降。
将图 3 -2 与3-4对比可以发现，水华鱼腥藻在对数生长期对混凝的影响与斜生栅藻不同，在对数生长期内，当藻类浓度小于106个/L时，水华鱼腥藻对混凝表现出促进作用，而斜生栅藻对混凝表现出抑制作用;当藻类浓度大于106个/L时，水华鱼腥藻与斜生栅藻均对混凝表现出干扰作用。稳定生长期与衰亡期的水华鱼腥藻与斜生栅藻对混凝的影响相似，当藻浓度低于约106个/L时，对混凝起促进作用;藻浓度高于106个/L时，起干扰作用。此外，从各图的对比可以看到，水华鱼腥藻的促凝作用比斜生栅藻明显。当水华鱼腥藻浓度约为106个/L时，促凝作用最为显著，此时无论是出水浊度还是剩余藻含量都为最小值，混凝效果最好。
通过上述水华鱼腥藻和斜生栅藻的混凝试验还可以发现，两种试验藻种浓度在104-106个/L时，均能促进混凝过程，有利于混凝。对含藻量分别为104一106个/L.106-107个/L. 107-108个/L水样进行棍凝试验，经观察发现， 在104-106个/L之间时，絮体形成最早，且絮片较多、较大，沉降速度最快;在106一l07个/L、107-108.个/L之间时，絮体形成较慢，虽然絮体较多，但是絮片很小，不易沉降。
从以上试验结果可以得出如下结论:藻类对混凝过程的影响与藻的种类、生长阶段及藻浓度有关，藻类的存在在一定的浓度范围内可以促进混凝过程。总的来说，各种藻在浓度大于106一I07个/L时，都能对混凝产生影响;浓度约为1护个几时促凝效果
较好，不同的藻类其对促凝浓度范围不相同，需要通过试验确定。
由于烧杯实验与生产工艺的差别，纯藻与实际水体中藻种繁多的差别以及检测误差，对试验结果应给予一定的安全系数。有研究者认为，在净水厂运行过程中，如果水源水中藻类浓度低于5 x 106-8 x 106个/L时，可以不予理会;当其浓度超过此范围时，则要考虑采取必要的预处理措施，以减缓藻类可能给水厂运行带来的不利影响。
3.3混凝剂投量对含藻水混凝效果的影响
为考察增加混凝剂投童对含藻水混凝效果的影响，对斜生栅藻和水华鱼腥藻的混合藻液进行了不同混凝剂投量的混凝试验。混凝剂仍为聚合氛化铝，为分别考察混凝剂投量对高含藻水和低含藻水的混凝效果，取藻类浓度含量分别为105个/L和l08个/L左右的试验水样进行试验。
3.3.1混凝剂投最对低含藻水混凝效果的影响
取水华鱼腥藻和斜生栅藻的混合藻液进行试验，经过稀释后藻类浓度约为5x 1 05个/L左右，浊度IONTU。试验结果如图3-6. 3-7e


从图 3 -6. 3 -7中可以看到，较低的混凝剂投量对低含藻水浊度及藻含量的去除效果就己经比较明显。当PAC的投量增加到l0mg/L时，除藻率为86%,浊度为1.6NTU>可见，投加混凝剂对低浓度的含藻水在藻类的去除率及浊度的去除方面均能取得满意
的效果。
3.3.2混凝剂投量对高含藻水混凝效果的影响
取水华鱼腥藻和斜生栅藻的棍合藻液进行试验，藻类浓度为lO8个/L左右，浊度11.8NTU。图 3-8 、 图3-9是剩余浊度、除藻率随PAC投加量的变化曲线图。


从图 3- 8, 3 -9中可以看到，当PAC投加量小于15mg/L时，出水浊度不断降低，出水藻含量不断减少，除藻率不断升高;当PAC投加量大于15mg/L时，出水浊度不断升高，出水中藻含量不断增加，除藻率逐步下降。可见，在PAC投加量为15mg/L时，出水浊度最低为2.5NTU，除藻率最高为65%，对于含藻量为108个/L左右的高藻水，这样的除藻效果并不理想，不能单纯依靠混凝沉淀来提高藻类的去除率。
比较上述试验可以得出，在除藻效果方面，在同样的PAC投加量下，高藻水与低藻水取得的除藻效果并不相同。例如同样的PAC的投量1Omg/L，对于高含藻水只有59%的除藻率:对低含藻水来说，除藻率却达到86%.
由此得出结论:
1. 对低含藻水来说，藻类去除率相对较高，合理的混凝剂投量就可以取得较好的除藻效果。在本试验条件下，藻含量为5X105个/L, PAC的投量为l0mg/L时，除藻率高达86%.
2. 对于高含藻水来说，藻类去除率不高。在本试验条件下，PAC的投量为15mg/L除藻效果最好，除藻率仅为65%，这样的除藻率对于高含藻水来说显然不能达到令人满意的效果。可见，不能单纯依靠混凝提高高含藻水藻类的去除率，而应该采用投加氧化剂强化混凝的手段来达到除藻的目的。

臭氧预氧化技术处理地表水的试验研究
钱 晖
(福建湄洲湾氯碱工业有限公司，福建泉州362800)
摘要：以低温低浊度地表水为研究对象，研究了臭氧预氧化对浊度、色度、uV 254TOC、COD 、藻类的去除效果及对后续气浮、过滤等常规工艺处理效果的影响。对于低温低浊度地表水预臭氧化具有明显助凝作用，可以提高混凝沉淀效果，同时可以降低原水色度。预臭氧化去除有机物效果明显。
关键词：臭氧；预氧化；地表水；混凝；有机物去除
中图分类号：TU991．24 文献标识码：A 文章编号：1672—9900(2009 J02-0024—03
常规处理系统对水中有机物去除效率较低。因此对于有机污染物比较严重的原水，必须考虑增加其他单元，以提高杂质的去除率。满足饮用水的水质要求。这些附加的处理若置于常规处理流程之前，即称之为预处理。
预处理方法主要包括：
(1)粉末活性炭吸附法：通常将粉末活性炭投加到原水中，吸附水中的有机物，然后通过后续的混凝沉淀加以去除；
(2)生物氧化法：对原水进行曝气或其他生物预处理，去除水中氨氮和生物可降解有机物；
(3)化学预氧化技术：用氯、高锰酸钾、臭氧等作为氧化剂，投加在原水中，以氧化水中的有机物或改变有机物的性质．使之在后续工艺中得到有效去除。上述各种预处理法除去除水中有机物污染物外，还具有除味、除臭和除色作用。目前．预处理中较常用的是预氧化处理。本文重点研究臭氧预氧化技术处理地表水。
1 试验方法与装置
1．1 原水水质
臭氧预氧化试验水质为低温低浊度地表水，原水质参见表1。
1．2 试验流程
试验流程参见图1。

1．3 分析方法
常规分析指标如CODMn 色度等采用国家标准分析方法；浊度采用美国HACH公司HACH2100N型浊度仪测定；UV254采用上海光谱仪器有限公司752型紫外线可见分光光度计，测定前将待测水样用0．45um微孔滤膜过滤；TOC采用DC一190型检测仪测定。
2 结果与分析
2．1 臭氧预氧化对有机物的去除
2．1．1 对UV254 的去除
臭氧预氧化后对UV254的去除效果见图2。

由图2可以看出臭氧对UV254 具有明显的去除作用，当投加2mg／L和1mg／L臭氧时UV254分别下降T32％～22．2％。表明经臭氧预氧化后，具有非饱和构造的有机物浓度大幅度降低。被氧化为具有饱和结构的有机物。
2．1．2 对TOC的影响
臭氧预氧化后对水中T0C的去除效果见图3。

从图3中可以看出．预臭氧化对TOC浓度影响很小．金鹏康( 等人的研究中也得到了类似结果。UV254 是表示水中有机物的一个指标，但该吸光度值与有机物官能团构造有关。大量研究表明，具有饱和构造的有机物(非紫外吸收性)容易生化降解，而具有非饱和构造的有机物(紫外吸收性)不容易生化降解。因此UV254/ TOC比可以概略地表示水中有机物的生物可降解性。U C W等将这一比值定义为“特征紫外消光度(SUVA)”．并认为SUVA是表征水中天然有机物(NOM)性质的重要指标。试验表明：当投加2mg／L和lmg／L臭氧时，UV254分别下降了38．9％和22．2％ ，而TOC几乎未变，可见SUVA相应降低。由此得出，臭氧并不能将以腐殖酸为代表的天然有机物彻底转化为无机物。但臭氧对UV254 的去除效果明显，反映了在臭氧氧化中有机物的结构发生了显著变化。SUVA的降低表明臭氧化改变了有机物的生化降解性能使其有利于生化降解。
2．2 对CODMn 的影响
臭氧预氧化对水中CODMn的去除效果见图4。
从图4可以看出，当投加2mg/L和lmg／L臭氧时，CODMn 分别下降了18．6％和12．5％。表明预臭氧化对CODMn 具有一定去除

效果，但直接去除能力有限，必须借助后续工艺才能达到较好的去除率。
2.3 臭氧预氧化对色度的去除
本试验期间，采用目视比色法，测定水样色度，如表2。

由表2看出．1mg／L和2mg／L臭氧预氧化后出水色度比原水低5～10度，从而降低了后续工艺出水的色度。由于水中部分色度是由有机物造成的。臭氧则可以分解有机物从而降低了色度。
2．4 臭氧预氧化对藻类的去除
臭氧预氧化对水中的藻类去除效果见图5。

由图5看出不同臭氧剂量时，藻类沉降去除率的变化。在10h内，有无添加臭氧，对藻类沉降并无太大差异，而在10h后，lmg／L臭氧剂量有较好的去除率，此现象可能与较低臭氧剂量有利于细胞外生物形成有关，而使部分藻类形成凝聚。而投加2mg／L臭氧剂量与为投加lmg／L臭氧剂量则差异不大。
2．5 臭氧预氧化对后续工艺去除有机物的影响
2．5．1 预氧化对混凝的影响
臭氧预氧化对气浮出水浊度的影响见图6。
由图6可以看出，投加2mg/L和lmg／L臭氧预氧化后，气浮出水浊度均有一定的降低。其中2m玑臭氧预氧化后，气浮出水浊度比未进行臭氧预氧化平均降低0．32NTU，降低幅度为15．6％ ；其中1mg/L臭氧预氧化后，气浮出水浊度比未进行臭氧预氧化平均降低0．29NTU，降低幅度为14．5％。可以看出，预臭
氧化具有一定的助凝作用。
2．5．2 臭氧预氧化对后续工艺出水UV254 的影响
臭氧预氧化对气浮出水UV254 的影响见图7。

从图7可以看出，原水经2mg/L和lmg／L臭氧化后，气浮出水UV254 比未经预臭氧化后分别降低0．027cm 和0．019cm–1，降低幅度分别为35．6％和24．1％。
2．5．3 臭氧预氧化对后续各工艺去除TOC的影响
臭氧预氧化对后续工艺出水TOC浓度的影响见图8。

从图8中可以看出，进行2mg／L臭氧预氧化后，气浮和活性炭过滤对TOC的去除效率有所提高。两者对TOC的去除效果分别由18．1％和52．1％提高到21．7％和75．0％ 。这与臭氧氧化提高有机物生物可降解性有关。从图8中还可以看出预臭氧化后过滤出水TOC反而增加(5．1％一l1．1％)。究其原因可能与试验某阶段滤池冲洗操作不规范，导致滤池不能正常运转有关。
2．5．4 臭氧预氧化对气浮出水CODMn 的影响
臭氧预氧化对气浮出水CODMn 的影响见图9。

从图9看出，预臭氧化可以明显降低气浮出水CODMn投加2mg／L和1mg／L臭氧后，气浮出水CODMn 平均分别降低0．75mg／L和0．46mg／L。可见臭氧预氧化提高了生物可降解性，有利于提升气浮工艺的效率。
3 结语
对于低温低浊期原水，预臭氧化具有明显的助凝作用，可使气浮出水浊度降低0．29NTU：预臭氧化虽不能降低水中有机物浓度，但可明显降低UV254和CODMn ，平均去除效率分别为30％和16％。对后续气浮工艺而言，UV254 和CODMn 的去除率分别提高25％和l5％，提高了水中有机物的生物可降解性。使得生物活性炭滤池对TOC的去除率提高25％．臭氧预氧化去除藻类的最佳投加量为lmg／L。