两种预氧化剂处理高藻水的对比实验研究
刘成1，陈卫1，黄廷林2，李磊1
(1．河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏南京210098 2．西安建筑科技大学环境与市政工程学院，陕西西安710055)
摘要：利用烧杯实验研究了预氯化、高锰酸钾预氧化这两种目前最常用的预氧化工艺对高藻水及微囊藻毒素、致嗅物质的处理效果，探讨处理过程中藻毒素、致嗅物质的释放程度．结果表明，两预氧化工艺均可在一定程度上强化混凝工艺对藻细胞的处理效果；预氯化工艺会在一定程度上增加水中溶解性微囊藻毒素的浓度(最高可增加1倍以上)，而高锰酸钾预氧化则几乎不会影响水中溶解性藻毒索的浓度，原因在于两氧化剂对微囊藻毒素氧化和藻细胞破坏的顺序差异；高锰酸钾预氧化对致臭物质的控制效果要明显强于预氯化．对于暂没有条件采用其他有效措施的水厂。高锰酸钾预氧化是应对高藻水源水的一种较理想的选择．
关键词：微囊藻毒素；预氯化；高锰酸钾预氧化；臭味
中图分类号：TU991．2 文献标识码：A 文章编号：10067930(2009)02一0252一05
饮用水源中藻类的过度繁殖对水厂正常运行及出水水质具有极大的威胁，目前国内实际生产上的应对措施主要有预氯化和高锰酸钾预氧化这两种工艺．前期针对高锰酸钾预氧化和预氯化的研究主要集中在对藻类去除效能的强化上，而其对微囊藻毒素及致嗅物质释放的影响研究相对较少，本文以太湖高藻水为对象，主要考查预氯化和高锰酸钾预氧化工艺对藻类细胞的去除效能及对微囊藻毒素和土臭素、二甲基异冰片等“藻嗅”物质的去除效能．
1 材料和方法
1．1仪器与试剂
SPE固相萃取装置(SUPELCo公司，美国)包括：SUPELCOVisiprepTM DI。12孔多歧管固相萃取装置，SUPEI。C0 VisiprepTM Large Volume Sampler大体积采样器，BOA—P504一BN型无油隔膜真空泵；KL512恒温水浴氮吹仪(北京康林科技有限责任公司)．高效液相色谱仪(HPIOC一2010)，自动进样器，紫外检测器(UV)，色谱柱：VP—ODS 150×4．6 mm 1．D(日本岛津公司产)；SPE小柱为商品化的聚丙烯固相萃取小柱(SUPELCo ENVI一18，17％C，3 mL／O．5 g)；显微镜；藻类计数框．
1．2实验方法
实验所用原水取自太湖流域某市水厂源水，期间(2006年11月20日左右)蓝藻爆发，最高值达到20 000×104个／L，而且水中藻类主要为微囊藻，部分为产微囊藻毒素的种类．实验分两部分进行，首先进行加预氧化剂后的混凝实验，步骤为：投加不同量的预氧化剂至原水中，混合搅拌20 min后投加20mg／L的混凝剂(FeCl3)进行混凝、沉淀(搅拌条件为：快搅：180 rpm，2 min；慢搅分两个阶段：60 rpm，6min；30 rpm，9 min；静沉30 min)，取沉淀后的上清液测定浑浊度、藻类数目以及微囊藻毒素浓度等指标；其次是加预氧化剂后的藻类形态、微囊藻毒素浓度测定实验，步骤为投加不同量的次氯酸钠溶液至原水中，混合搅拌1 h后取样观测原水中藻类的形态变化和水中溶解性微囊藻毒素的浓度．
1．3检测方法
1．3．1 SPE小柱的预处理
首先用10 mL甲醇活化萃取柱，然后用20 mL去离子水冲洗，将柱壁及柱内残余的有机溶剂淋洗干净，避免其影响萃取效果．SPE小柱的出口端与真空泵相联，进口端与聚四氟乙烯采样管(大体积采样器)密封联接，采样管的另一端浸入到样品溶液中．使用前用甲醇清洗整套固相萃取装置．
1．3．2水中痕量微囊藻毒素的固相萃取
取500 mL水样过O．45um膜，以3～5 mL／min的速度通过小柱对目标化合物进行富集，水样全部通过后，用真空泵抽真空以除去柱中残留的水分；然后用10 mL 5％的甲醇淋洗以净化样品，用100％甲醇洗脱待测目标物，浓缩、洗脱液至一定体积，用HPLC测定淋洗液．
1．3．3 HPLC分析条件
色谱柱：色谱ODS柱(4．6 mm×150 mm)，柱温：40℃；检测器参数：紫外检测器，检测波长238 nm；流动相：溶剂A为甲醇，溶剂B为磷酸盐缓冲液，A为60％，B为40％．总流速为1．0mL／min，进样量10 uL．
1．3．4 藻类计数
藻类计数使用武汉水生生物研究所生产的浮游藻类计数框，其计数框面积为20 mm×20 mm，容量为0．1 mL．显微镜下计数l00个视野，并根据此数计算水中的藻类数目．藻细胞大体以门分类，常见或重要的藻细胞分类至属．种类的鉴定参照《淡水浮游生物图谱》中的分类方法．
2结果与讨论
2．1 两种预氧化工艺对混凝工艺的强化
不同投加量的预氧化剂对混凝工艺的强化作用如图1、图2所示．

由以上两图可以看出，两种预氧化剂均对混凝工艺有一定的强化作用，且随着投加量的增加，强化效果逐渐增强，这可以从沉淀后上清液的浑浊度和藻类数目的数值的变化上可以看出．与未加预氧化剂时相比，投加3 mg／L的氯可以使沉淀后上清液的浑浊度从4．25 NTU降为2．80 NTU，而上清液中藻类数目也从888万个／L降为497万个／L(实际数值应该更低，因为加氯后部分群体藻类呈分散状，使藻类数目的测定值出现一定的偏差)，强化效果明显；与此相似，投加2．0 mg／l。的高锰酸钾可使沉淀后上清液的浑浊度降为2．51 NTU，而上清液中藻类数目降为326万个／L．由上述结果也可以看出高锰酸钾预氧化工艺强化混凝的效果要略强于预氯化．
2．2预氧化过程对溶解性微囊藻毒素浓度的影响
图3和图4分别显示了在不同预氧化剂投加量条件下，混凝、沉淀后上清液中两种微囊藻毒素浓度，的变化．

由图3可以看出，随着加氯量的增加，沉淀后上清液中两种微囊藻毒素的浓度却呈增加趋势，与未加氯时相比，投加3 mg／L的氯可以使沉淀后上清液的MC—RR和MC—LR的浓度分别从0．75ug／L、0．53ug／L增加到1．39ug／L、1．10ug／L，增加了将近一倍．原因与原水中所含有的一定量的氨氮(O．5mg／L左右)有关，水中的氨氮与加入的游离氯反应生成化合性余氯，这个反应的速度很快，可以认为是即时进行的，而化合性余氯对细胞外微囊藻毒素没有明显的降解作用，但会导致部分藻类细胞的裂解，进而释放出其细胞内的藻毒素，而后续的混凝过程对溶解性藻毒素的去除作用较差，一般在20％以下，表现为混凝处理后水中的溶解性微囊藻毒素浓度不降反升．预加氯前后原水中部分藻类的形态变化情况如图5所示．
由图5可以看出，预加氯后原水中的藻类发生明显的裂解，微囊藻呈现分散状态，从而会导致藻类细胞内的藻毒素释放入水体中，水体中溶解性的微囊藻毒素浓度升高．
由图4则可以得出不同的结果，随着高锰酸钾投加量的增加，混凝静沉后上清液中的MC—RR和MCLR浓度基本没有变化，分别稳定在0．7ug／L和0．5ug／L左右，这与预氯化时的结果有明显的差
别，原因为高锰酸钾对细胞外的微囊藻毒素具有较强的氧化作用，而对藻类细胞的破坏作用较弱，表现为水中的高锰酸钾优先与水中的微囊藻毒素发生反应，而且此反应受水体pH值的影响较小．为进一步验证此结果，进行了单独高锰酸钾氧化的实验，结果如图6所示．

由图6可以看出，随着高锰酸钾投加量的增加，水中的胞外微囊藻毒素浓度并没有明显的变化，而对原水中藻类形态的观测结果则表明，随着高锰酸钾投加量的增加，水中藻类形态发生了很大的变化，投加量越大，水中的铜绿微囊藻被破坏的越严重，至投加量为2 mg／L时，水中的铜绿微囊藻几乎全部被破坏，呈现单体状态(结果与预氯化工艺相似)．
由以上针对预氯化和高锰酸钾预氧化对自然水体中微囊藻毒素的去除研究可以看出，预氯化由于受到水中氨氮以及pH值等条件的影响，对微囊藻毒素的去除效果较差，甚至具有相反的作用；高锰酸钾预氧化则由于高锰酸钾对胞外微囊藻毒素的优先氧化反应，可以控制水中的微囊藻毒素浓度在一较低的水平．此外考虑到高锰酸钾预氧化费用较低、应用方式较简单，水厂比较容易应用等特点，对于暂时没有条件采用其他有效去除微囊藻毒素工艺的水厂，采用高锰酸钾预氧化是一种比较理想的选择，但是由于各地水源中有毒藻类所占比例不同、所处生长阶段的变化以及水质条件的差异，应用时应事先进行适当的小试实验，确定出最优的高锰酸钾的投加量、反应时间等基本条件后应用，否则有可能会取得适得其反的应用效果；而对预氯化而言，虽然它具有一定的助凝作用，但由于氨氮的存在，会不同程度的导致水中溶解性微囊藻毒素浓度的升高，所以实际应用时应该慎重，或者考虑与其他工艺联用来规避其副作用．
2．3预氧化工艺对原水中致嗅物质的去除
当水体中的藻类含量达到一定程度时，水体常会伴随有剧烈的腥臭味，因为藻类生长过程中的部分分泌物为致臭物质，目前从藻类分泌物中识别的致嗅物质有烯烃类、饱和及不饱和的脂肪醇类、醛类、酮类、酯类、硫酯类和硫醚类等．两种预氧化剂对原水中两种常见致臭物质(土嗅素geosmin、二甲基异冰片2一M1B)的去除结果如表1所示．

由表1可以看出，预氯化非但没有明显降低水的臭味，反而导致水中致臭物质的浓度增加，而高锰酸钾预氧化则可在一定程度上去除水中的致臭物质，2007年太湖蓝藻爆发事件处理过程中也有相同的结论．
4 结论
(1)高锰酸钾预氧化和预氯化均可在一定程度上改善混凝工艺对高藻水的处理效果，高锰酸钾预氧化的强化效果要高于预氯化；
(2)预氯化工艺会在一定程度上增加水中溶解性微囊藻毒素的浓度，而高锰酸钾预氧化对水中藻毒素浓度影响较小，因为其对溶解性微囊藻毒素的氧化优先于藻类细胞的破坏；
(3)高锰酸钾预氧化对高藻水中致臭物质的去除效果要明显强于预氯化；对于暂时没有条件采用其他有效措施的水厂，高锰酸钾预氧化是应对高藻水源水的一种相对比较理想的选择．

高藻类洋河原水处理方法探讨
解春红
(秦皇岛市自来水总公司，河北秦皇岛066000)
【摘要】针对高藻类洋河原水采取了多级预处理(预加硫酸铜、预加氯、高锰酸钾预氧化)，高分子助凝剂 HCA配合三氯化铁、投生石灰调整pH值等一系列处理方法，并对药荆的投加方式、投加量、投加点作了简单介绍。实际生产运行中对藻类的去除率达97％。
[关键词】高藻水；硫酸铜；预氯化；高锰酸钾；高分子助凝荆
[中图分类号】TU991 2 【文献标识码】B [文章编号】1007．9467(2005)10047．0
近年来，随周边地区经济活动的日益加强，秦皇岛地区的水源均遭受不同程度的污染，尤其是洋河水库，做为秦皇岛市的主要水源，其水体的富氧化程度日益严重，造成原水中藻类繁殖旺盛（主要是绿藻和蓝藻）。藻类的大量滋生会使原水中带有草腥味和霉味，而且有些藻类带有毒性或诱发毒性。据资料显示，蓝藻中有30种余种会释放藻毒素，其中有些是危害人体健康的肝癌促进剂。此外。在水处理工程中，带有大量藻类的水体会影响混凝、沉淀、过滤效果。
为此，我们经过几年的摸索实践，在现有水处理工艺条件下，总结出一套比较有效的处理高藻水的方法，工艺流程见图1。


1、 处理工序
1.1预处理
1.1．1预加硫酸铜
经小试及生产试验，在源水取水口处投加0.5mg/L～0.7mg/L的硫酸铜溶液，即可保证充分的接触杀藻时间，有效地抑制藻类增值，又确保出厂水铜不超标。
1.1.2预加氯处理
投加站选在距水厂20km处的引青管线阀处，以满足1h的杀藻时间要求。经生产实验，投氯量控制在1.0mg/L～2.0mg/L，可有效控制藻类，其去除率高达40～50%。为了减少由于

预加氯而产生的大量挥发性卤代烃副产物，对进厂水的化合性余氯值控制在0.2mg/L.
1.1.3高锰酸钾预氧化法
由于高锰酸钾对碱性水的去藻效果优于中性和酸性，当洋河高藻期原水pH值在8.0～9.5之间时，在源水中投加高锰酸钾预氧化除藻效果较为理想 经过实践证明，高锰酸钾除藻不干扰混凝，对净水剂还有助凝作用，可与净水剂同时投加。结合我厂实际工艺流程，时间为2．5h左右，为满足lh的预氧化杀藻时间且确保出厂水锰不超标，将投加点选在配水井，控制高锰酸钾投加量为0．5mg／L,-0．8mg／L。
1．2 高分子助凝剂HCA配合三氯化铁处理法
经预处理杀藻后的原水活性藻类有所减少，但死藻仍悬浮于水中，要达到预期的杀藻降浊效果，加药量是正常值的3倍左右，为减少投药量，我们采用高分子助凝剂HCA(有效成分二甲基二烯丙基氯化铵)经生产运行中发现，在投加三氯化铁lmin左右再投加0．4%-0．5％的HCA应用液产生的矾花最好，为确保出厂水水质，控制投量为0．6mg／L以内，
可降低铁耗30％左右。
1．3调节pH值处理法
由于三氯化铁在水解过程中产生H＋ ，水体呈弱酸性，使外管网水体色度变高，甚至有不同程度水体发黄现象。因此，三氯化铁的投量直接影响着水中的pH值 通过实验，我们得出三氯化铁投量与pH值有如下关系见图2：

由图可见，当三氯化铁投量在20mg／L以内时，pH值较为理想，当投量超过25mg／L时，需加碱调节pH值。
从生产成本和生产水质双重考虑，提高水体pH值最理想的方法是向原水中投加氧化钙，它不仅可中和三氯化铁水解过程中产生的H 而上调pH值，还可以改善洋河高藻水碱度不足的情况，从而优化了混凝条件降低了铁耗，这样要比单纯提高反应后水体pH值要理想。
在常年的水处理运行中，原水碱度在lOOmg／L (以CaCO 计)以上时混凝效果较好，为此，我们向原水中投加CaO以提高碱度，小试结果见表1。

我们对调碱后的水体进行了混凝试验，结果均较理想。
并向混合器内投加CaO进行生产性实验，运行结果见表2。

由此可见，投加生石灰，不仅可以上调pH值保持水中碱度有利于混凝，又可使藻类吸附在石灰颗粒上利于降浊。当然，CaO投量应随水体pH值下降程度而定，一般控制在15～ 30mg／L。
2运行结果
各工序运行结果见表3。

3 结论
在原水取水口处投加硫酸铜0．5mg／L～0．7mg／L，在入厂管线20km处投加氯1．0ng／L～2．0mg／L，在配水井前投加高锰酸钾0．5mg／L～0．8mg／L(此三种预处理方法运行情况可以根据来水藻类的数量及种类灵活实施)，采用0．4％HCA--O．5％HCA配合三氯化铁(投量≤20mg/L )进行混凝处理，并在混合器投加氧化钙调整碱度，可以有效的处理洋河高藻水，保证出厂水水质。
本文所述仅是洋河水体的处理方法，是否适用于其他水系还有待于深入研究。

高藻水预氧化除藻效能与水质安全性分析
刘卫华，季民，杨洁，利丽娜
摘要：目的研究臭氧、稳定性二氧化氯对藻类、细菌、色度、浊度及氨氮、uv254 (在254 nm波长下水样的吸光度)等有机物的去除效果，并检测氧化出水的安全性。方法对高藻期引滦水进行臭氧、稳定性二氧化氯预氧化出水对比研究。结果臭氧、稳定性二氧化氯具有较好的杀藻、灭菌效果；当进水叶绿素一a 22.4～50.4 ug／L时，臭氧、稳定性二氧化氯除藻效果受原水藻浓度的影响较小，但受pH影响显著，随pH降低，藻类去除率增加。与除藻效果不同，pH对臭氧、稳定性二氧化氯灭菌能力基本无影响。与臭氧相比稳定性二氧化氯除浊、脱色效果不理想。臭氧、稳定性二氧化氯均不能去除水中氨氮，且臭氧出水氨氮升高。臭氧对Uv254 表征的具有共轭结构或含有芳环结构的不饱和有机物去除效果好。2种氧化剂均可有效控制三氯甲烷、四氯化碳的生成，提高饮用水安全性。结论臭氧、稳定性二氧化氯均可安全、有效地预处理高藻水，臭氧较稳定性二氧化氯效果更优。
关键词：稳定性二氧化氯；臭氧；饮用水
地表水源夏季藻类过量生长，使自来水厂供水水质严重污染。对于富营养化水源水，许多水厂采用预氯化工艺。研究表明，水中的有机物浓度越高，三氯甲烷的生成量就越大，当原水中的总有机氮含量(TOC)>1．5 mg／L，不宜采用预氯化工艺。根据1999～2003年对天律市引滦水所进行的不定期检测，原水TOC在3．5～5 mg／L之间，显然不适合采用预氯化。为探索高效、不产生二次污染的新型杀藻剂和除藻方法。本研究在天津市新开河水厂实地进行，对臭氧(03)、稳定性二氧化氯(ClO2)杀灭去除高藻水中藻类、细菌、色度、浊度、氨氮、Uv254(在254 nm波长下水样的吸光度)等有机物的效果，及预氧化出水的安全性进行综合比较研究。
1 材料与方法
1．1 氧化剂的制备 03小试试验装置由臭氧发生器、接触反应柱和残余O3气体收集瓶组成。接触反应柱有效容积
12．62，高径比为1：2，硅胶材质；臭氧发生采用YcYGC一0020型臭氧发生器，纯氧气源。臭氧接触反应柱底部设置微孔布气头。稳定性ClO2杀藻剂由A剂和B剂组成，A剂为惰性C102，pH8．2～9．2，砷含量(As，％)≤0．000 3，重金属含量(以Pb计，％)≤0．002，有效ClO2含量为2．08％；B剂为激活剂，酸性，对金属有轻度腐蚀性，由天津东贸化工厂生产。将制备好的CIO2投入1000 ml装有原水的烧杯中，在电磁搅拌器作用下与原水发生快速混合，搅拌时间和静置时间各占反应时间的1／2。达到反应时间后加入0．2 g硫代硫酸钠(Na2S2O3)终止反应。
1．2 分析项目与方法03 ClO2浓度碘量法测定；pH值F一20型酸度计测定；色度稀释倍数法测定；浊度HACH LP2000一l1浊度仪测定；氨氮(NH3一N)、细菌数、藻类计数、叶绿素一a采用标准方法测定。在254 nm波长下水样的吸光度(UV254)采用TU一1800分光光度计测定；三氯甲烷(CHC13)、四氯化碳(CC14)采用毛细管顶空样气相色谱法测定。
2 结果
2．1 藻类的去除效果藻类是滦河水中的主要污染物，本试验以藻类的去除效果作为评价预氧化性能的主要指标，从而确定适宜的氧化接触时间。原水叶绿素一a为40．5～46．7ug／L，pH9．15～10．2，水温26．2～28℃ 时，比较不同的氧化剂浓度与接触时间下，O3、CIO2的除藻效果。试验结果表明，03除藻效果明显优于ClO2。当氧化剂浓度为0．5 mg／L接触时间为45 min时， O3对藻类的去除率已达72．1％，而C102在同样的投加量下，接触60 min，对藻类的去除率仅为42．1％。
O3在短时间(15 min)、较低的浓度下(1．5 mg／L)，除藻效果即
可稳定在90％；C102在投加浓度4 mg／L氧化30 min时藻类去除率稳定在84％。这主要由于03氧化性强于C102，能有效杀灭原水中的藻类。
2．1．1 原水藻浓度对除藻效果影响 在03浓度1．5 mg／L接触15 min；C1O2浓度4 mg／L接触30 min时，比较原水藻浓度对除藻效果的影响。由试验结果可知，随原水藻浓度的增加，03 C102对藻类的去除率有极微小的降低当进水叶绿素一a 从22．4 g／L增加至50．4u g／L时，03除藻率从90％ 降至87．6％，只有2．4％ 的降幅，C102除藻率从82．1％ 降至78．8％，有3．3％的降幅，说明03 C1O2除藻效果受原水藻浓度的影响较小。
2．1．2 pH对除藻效果的影响 在原水叶绿素一a为44．6ug/L，pH=8．0下，改变水样pH，在O3浓度1．5 mg／L接触15 min；C1O2浓度4mg／L接触30 min时，比较pH对除藻效果的影响。试验结果表明，随着pH降低，藻类去除率显著升高。原因是：(1)酸化水体中藻类的生长潜力(AGP)很弱，降低水样的pH值对藻类有一定的去除率；(2)由C102的电极电位可知C1O2氧化能力酸性条件强于碱性条件，导致C1O2杀藻效果随pH升高而降低；(3)在同一传质条件下，溶液的pH值可影响臭氧的分解速度，酸性pH可稳定溶液中的03，使水样中维持较高03 浓度。从而提高杀藻率，当pH>6时，去除率变化不大，但总的趋势是随pH增加，去除率降低。
2．2 细菌的杀灭效果 在原水细菌数318～392个／ml，03氧化15 min，C102氧化30 min，03 C102对细菌的去除试验结果表明，在氧化剂浓度较低时，03、CIO2灭菌能力相近，随着浓度增加，03 灭菌效果略优于Cl02。在原水细菌数392个／ml，pH=10下，改变水佯pH，在O3、C1O2浓度均为1．5mg／L。氧化5 min时，比较pH对灭菌效果的影响。试验发现，与除藻效果不同，pH对03、C1O2灭菌能力基本无影响。说明 、C1O2对细菌的杀灭能力仅取决于分子态O3、C102，而与水中分解的中间产物关系不大。臭氧、稳定性二氧化氯除藻、灭菌的机制不同，pH对除藻和灭菌影响原因有待进一步研究。
2．3 浊度和色度去除效果 在原水浊度20．83NTU、色度35，03 氧化15 min、C102氧化30 min，检测浊度、色度的去除效果。试验结果表明，C1O2 除浊、脱色作用不明显。C102投加至6 mg／L时，浊度和色度的去除率分别只有28．7％和17．1％。试验发现，将C102，加入水佯后，原水呈现金黄色或桔黄色。原因可能是：(1)试验中使用的是稳定性液态CI02，造成C102对色度去除效能不高；(2)水中某些有机物氧化后显色(如羟基化合物氧化成酿式化合物时，会使色度升高)。
浓度1．5 mg／L时，原水浊度得到明显去除，随着浓度的增加，浊度去除率达到6O％以上，并保持稳定。试验中发现，当臭氧浓度较低时(≤O．2mg／L)，在较短氧化时间时(≤10min)，水中悬浮颗粒减少而大颗粒有所增加，表现出水的浊度增加。说明臭氧在低投量下使水中原来呈稳定状态的悬浮物和胶体脱稳，增大了悬浮颗粒，能达到良好的絮凝效果；增大臭氧投量，不仅能使胶体脱稳也可使其分散，致使小颗粒增多。0 3通过与不饱和官能团反应、破坏碳碳双键而去除色度，对色度有较好的去除能力。03 浓度增加到2 mg／L时，去除率己达8O％，随着03 浓度继续增加，色度去除率无明显提高。说明臭氧在较低的剂量下即可破坏有机物的成色基团。
2．4 氨氮和有机物的去除效果03 氧化15 min，C102氧化30 min时，检测2种氧化剂对以氨氮、Uv254 表征的有机物去除效果。结果表明， 出水中氨氮浓度变化不大，当投加量>1．5 mg／L时，出水氨氮反而略有增加。说明氨氮与O3的反应相当缓慢，在03 投加量有限的情况下，不可能有效去除氨氮。若原水中有机氮含量较高，03 将会把有机氮氧化成氨氮，导致出厂水中氨氮含量增加。C1O2处理后的水样氨氮浓度基本不变，说明CI02不与氨及氨基化合物反应。
O3对Uv254 表征的具有共轭结构或含有芳环结构的不饱和有机物去除率远远高于C102。当03浓度为1．5 mg／L时，去除率近60％，并趋于稳定。而C1O2浓度为6 mg／L时，Uv254 去除率仅为25．8％。说明C1O2虽可通过氧化作用破坏水中一部分有机物的发色团，但由于氧化性较O3低，因而对水中藻类代谢产物的去除效果明显低于O3 。
2．5 氧化出水的安全性检测 试验中主要是检测CHC13、CC14含量，以CHC13表征三卤甲烷(THMs)含量，并与水厂现行预氯化组合工艺比较。试验结果表明，原水CHC13含量0．5 ug／L，水厂常规工艺出水中CHC13含量18 ug／L，经活性炭进一步深度处理后出水CHC13含量0．9 L；原水经C12浓度2 mg／L，处理30 min后，出水CHC13含21ug／L；原水经03浓度1．5 mg／L，处理15 min，或C1O2浓度4 mg／L，处理3Omin，出水CHC13含量均为0．5ug/ L。因此，03 CIO2处理后水中CHC13含量均大大低于预氯化出水。预氯化后原水中以CHC13，表征的消毒副产物含量由初始的<0．5u g／L大幅度上升至21 ug／L。说明即使水源水中不含消毒副产物，在预氯化后仍将产生较多的这类有害物质。预氯化用于防止细菌和藻类微生物在输水管道中的生长繁殖非常有效，但其对水质化学安全性会产生不利影响，预氯化是出厂水中产生消毒副产物的主要原因。从试验结果可知，预氯化的原水经水厂常规工艺处理后，CHC13 去除率只有14．3％一，出水中CHC13 含量仍较高，可见水厂常规工艺难以有效去除预氯化产生的CHC13 ，出厂水再经氯化消毒，会进一步增加水中的CHC13 含量。水厂常规工艺出水唯有经颗粒活性炭深度处理，CHC13含量才能大幅度降低至0．9ug/ L，但仍高于03 C102预处理后的水质。试验结果进一步证明，03、CI02对卤代烃有良好的降低效果，使用O3、C102预氧化技术能够提高出水的安全性。检测原水及03 C102处理后出水中CC14 含量发现，CC14的含量均小于仪器的最低检测限0．05ug／L。
3 讨论
在试验水质条件下，以藻类去除效果作为评价预氧化性能的主要指标时，O3和稳定性C102预氧化适宜作用条件为O3 1．5 mg／L、15 min；C102 4 mg／L、30 min。O3、C102除藻效果受原水藻浓度的影响较小，但受pH值影响显著，随pH降低，藻类去除率增加。与除藻效果不同，pH对O3、CI02灭菌能力基本无影响。
稳定性CIO2除浊、脱色作用不明显。O3 在较低的剂量下(2 mg／L)，色度去除率已达80％；O3浓度较低时，氧化时间较短，出水的浊度会增加，但当03 浓度>1．5 mg／L时，原水浊度得到明显去除。O3 稳定性C1O2均不能去除水中氨氮，且O3出水氨氮升高。03对Uv254 表征的具有共轭结构或含有芳环结构的不饱和有机物去除效果好。当O3 浓度为1．5 mg／L时，去除率近60％，并趋于稳定。而稳定性C102浓度为6 mg／L时，Uv254 去除率仅为25．8％。与水厂现行预氯化组合工艺相比，O3、C1O2对CHC13的产生均有良好控制能力，使用O3、C102预氧化技术有利于保持出水的安全性。

不同预氧化工艺强化处理高温高藻水对比试验研究
李诚 陈迪嘉
(天津创业环保股份有限公司，天津300060)
摘要：针对某市水源高温高藻期的水质特点，通过中试试验考察了高锰酸钾复合剂(PPC)、03、PPC与Cl2联用、PPC与O3 联用四种预氧化工艺对气浮、过滤出水浊度、有机物、藻类的去除效能，并进行比较分析。结果表明：各预氧化工艺对水中浊度、有机物和藻类均有明显的强化去除效果，不同预氧化工艺的强化除浊效果相近；对有机物的去除以PPC与O3 联合预氧化的处理效果最好，PPC预氧化次之，但相差不大；在藻类及叶绿素去除方面PPC预氧化的处理效果明显优于其他工艺，且PPC投资相对较小。因此。综合考虑选用PPC预氧化工艺，为处理高温高藻水提供了技术依据。
关键词：高锰酸钾复合剂；臭氧；浊度；有机物；藻类
中图分类号：TU992．3 文献标识码：C 文章编号：1008—3197(2oo8)S1—0115—03
近年来水源水受到普遍污染，导致水中含有大量的溶解性天然有机物，增加了水中胶体浊质的稳定性，严重影响了常规工艺的除污效果，其中夏季高藻期尤为明显，传统的预氯化技术虽然能够提高常规工艺的处理效果，但通常会生成大量有害人体健康的“三致性”卤带副产物。目前，能够用于给水处理的预氧化剂除氯外主要有臭氧、高锰酸钾或高锰酸钾复合剂(PPC)、二氧化氯等。臭氧具有强氧化性，同有机物发生复杂的化学反应，将非饱和有机物氧化成饱和有机物，将大分子有机物分解成小分子有机物，在除藻方面它可以溶裂藻细胞，并且可以杀灭藻类，使死亡的藻类容易被后续工艺去除 。PPC是由高锰酸钾和多种辅剂复合而成，不仅具有很强的氧化能力，而且有助于形成具有除污染和强力吸附能力的中间价态产物——Mn02，在除藻方面PPC可使藻类细胞向周围介质超量释放生化聚合物，并利用氧化生成的水合二氧化锰吸附在藻类表面，改善藻类的沉降性能，大大提高除污效率。
由于二氧化氯的副产物(亚氯酸根)问题和相对投资较高，因此二氧化氯一般主要作为后续的消毒剂使用。以某市高温高藻水源水为原水进行中试试验研究，考察了PPC、O3、PPC与 O3联用、PPC与C12联用预氧化在除浊、除有机物和除藻方面的效能，并将气浮和过滤出水进行对比，探讨对高温高藻水处理安全有效的预氧化技术。
1 试验材料和方法
1．1 试验水样
试验期间原水水质指标见表l。

1．2 试验方法
本试验研究采用现场中试试验，工艺流程如图l所示，包括预处理、混凝、气浮、过滤等单元处理装置，平行设置两套流程，处理水量分别为5m3／h.

实验期间单台预氧化器容积为0．84 m3，停留时间为10 min；混合池采用机械搅拌，容积为0．13 m3，混合时间为l min；反应池采用两极机械搅拌，容积为1．87 m3，每极停留时间为9 min；气浮池采用平流回流式压力溶气气浮分离系统，容积为2．18 m3，停留时间为15．7 min，气浮溶气水回流比为10％；过滤池为石英砂一无烟煤双层滤料，容积为1．72 m3，滤速为8 m／h。混凝剂采用FeC13，投药量范围为0．5～5 mg／L。在中试I套系统上投加预氧化剂，并与Ⅱ套系统无预氧化进行比较，分别通过混凝、气浮、过滤工艺，并对气浮和过滤单元进行检测分析。
1．3 分析项目及测定方法
浊度一HACH2l00N浊度仪测定；CODMn ——酸性高锰酸钾法测定；Uv254 ——752型紫外可见光分光光度计测定；藻类——平板计数法；叶绿素——分光光度法。
2 试验结果与分析
2．1 不同预氧化工艺强化除浊效能对比研究
本试验预氧化剂投量PPC为1．0 mg／L，03为1．0 mg／L，PPC和Cl2联用中PPC为1．0 mg／L、Cl2为2 mg／L，PPC和O3联用中PPC为1．0 mg／L、O3为0．5 mg／L。
不同预氧化工艺气浮和过滤出水浊度对比试验结果如图2所示。

由图2可知，上述预氧化工艺对浊度的去除
效果比无预氧化有明显的提高，各预氧化工艺对浊度去除率按从大到小排列为03(98．20％)>PPC+ Cl2联用(98．13％)>PPC +O3 联用(98．11％)>PPC(98．10％)。O3 的除浊效能最好，但与其他几种预氧化工艺相差不大，对浊度的去除率均在98％以上，过滤出水浊度均在0．24NTU左右。
2．2 不同预氧化工艺去除有机物效能对比研究
对水中有机物的研究，主要是用CODMn和Uv254这2个水质指标来衡量，试验结果如图3、图4所示。


图3 不同预氧化工艺气浮和过滤出水Uv254对比
由图3和图4可知，上述预氧化工艺对水中有机物的去除有明显的强化作用，气浮出水加预

氧化剂Uv254的去除率比无预氧化平均提高了13个百分点，过滤出水提高了15个百分点，各预氧化工艺对UV254的去除效果按顺序由大到小排列分别为PPC＋O3联用(43.4%)＞O3(40.3%)＞PPC(38.6%)＞PPC＋CI2联用(37.8%);气浮出水加预氧化CODMn的去除率比无预氧化平均提高了28个百分点，过滤出水提高了26个百分点，各预氧化工艺对CODMn的去除效果按顺序从大到小排列分别为PPC＋O3联用（57.1%）＞PPC(56.0%)＞PPC＋CI2联用(52.0%)＞O3(51.0%),且出水CODMn均在3mg/L以下。综合分析4种预氧化工艺对有机物的去除效果以PPC＋O3联用效果最好，PPC预氧化次之，其他2种预氧化工艺稍差。
2.3不同预氧化工艺除藻效能对比研究
对水中藻类的研究，主要是用藻类的数量和叶绿素这2个水质指标来衡量的，实验结果见图5和图6。

由图5和图6可知，无论气浮还是过滤出水，上述各预氧化工艺对藻类和叶绿素的去除效果比无预氧化均有明显的提高，各预氧化工艺对藻类的去除效果按顺序从大到小排列为PPC(95％)>PPC+Cl2联用(93．49％)>PPC+

联用(92．96％)>03(92．19％)；对叶绿素的去除效果按顺序从大到小排列为PPC(96．96％)>PPC+O3联用(95．95％)>PPC+Cl2联用(95．57％)>03(95．29％)，显而易见，PPC对藻类及叶绿素的去除效果是最好的，其对藻类的总去除率95％以上，对叶绿素的去除率近97％ ，分别比无预氧化提高l1个百分点和10个百分点，其他预氧化工艺稍差，对藻类和叶绿素的去除率分别在92％和95％左右。
3 结论
综上所述，各预氧化工艺对气浮、过滤出水的浊度、有机物、藻类均有明显的强化去除效果，并能使出水水质满足国家水质标准的要求。通过比较可知，各预氧化剂的强化除浊效果相近，对藻类、叶绿素的去除率均以PPC的预氧化效果为最优，虽然PPC预氧化对CODMn、Uv254 的去除效果相对PPC+O3联用稍差，但差别不大，从整体除污效果来看，选择PPC(1．0mg／L)作为预氧化剂为最优，并且PPC比较经济，投加简便宜行，因此，综合考虑PPC预氧化工艺是一种处理高温高藻水有效的预氧化技术。

不同混凝剂处理高藻水效果对比研究
何文杰。李玉仙。黄廷林
(1．西安建筑科技大学，陕西西安710055；2．天津自来水集团有限公司，天津300040)
摘要针对北方某水源有机物和藻类较高这一问题，进行了混凝、气浮，砂滤等常规工艺下FeCl3和高效聚合铝盐(HPAC)混凝剂对浊度、有机物和藻类去除效果对比试验。结果表明．低投量下的Fe盐混凝剂去除TCC的效果优于低投量的Al盐，但高投量下却相反；从除藻效果分析，两种混凝剂差别不大。考虑混凝剂价格时，相同混凝剂费用下二者投量比(分别以FeCl3和AI203计)为FeCl3：HPAC=13：I，且在满足浊度出水水质情况下，最优Al盐费用少于Fe盐，但在以CODMn为控制指标时却相反。
关键词混凝比去除率最优混凝剂投量出水水质保障率
近年来。对铁盐和铝盐去除有机物和藻类的研究比较多，但研究结果差别较大。有的研究表明铝盐对有机物去除效果优于铁盐。有的则相反圈。有研究显示在低投药量下铝盐优于铁盐。而在离投药量下铁盐优于铝盐。针对北方地区某水源高藻期有机物和浊度较高这一问题。固定一些控制参数，通过改变混凝剂种类和投加量．进行常规工艺下FeCl3和高效聚合铝盐(HPAC)混凝剂对浊度、有机物和藻类去除效果的对比研究。
1 试验部分及研究方法
1．1试验材料与方法
试验在北方某市某水厂中试系统上进行。设计流量为120m3/d，混合池停留时间1min，混合池前投加混凝剂。二级机械搅拌反应池停留时间18min；气浮反应设备采用平流回流式压力溶气气浮池，溶气罐采用间歇进气、连续进水方式，工作压力0．35—0．45MPa。水力停留时间为20min；过滤单元选用普通无烟煤一石英砂双层滤料，设计滤速为8m／h。
为了对比混凝剂种类和投加量对处理效果的影响。中试系统设计时均不考虑其他参数的影响，设定混凝反应搅拌转速选定分别为1lOr／min、30r／min、24r／min．气浮回流比设为10．8％。
1．2试验期间原水水质
试验期间原水水质如表1所示。该水源最主要的特点是有机物污染、藻类高发等问题较为突出，从而影响到原水的浊度、pH值、氯化物、总碱度、氨氮、

耗氧量、叶绿素等指标。从表I可以看出：原水浊度变化范围为11-29NTU，有机物较高(以CODMn计)，平均为5．2mg／L，最高达到6．14mg／L，超过了水源水质Ⅲ类标准；藻类生长旺盛，叶绿素平均为36ug／L，最高达60ug／L，超过了水源水质Ⅳ类标准。
1．3参数定义与研究方法
对比的项目主要包括：不同混凝剂常规工艺出水水质保障率。常规系统对浊度和CODMn、TOC、藻类和叶绿素的去除率．不同药剂和原水条件下优化投药量下的经济对比。这里TOC采用日本岛津公司产TOC5000A总有机碳分析仪测定；浊度采用HACh2100N型浊度仪测定：CODMn采用酸式高锰酸钾氧化法测定。叶绿素采用分光光度法测定。
(1)比去除率及其系数意义
系统对污染物的去除效果除了受投药量等参数的影响，还与原水水质(浊度、有机物)有关，试验期间原水水质的变化给研究带来了一定的影响。因此。这里为了消除原水水质与投药量的互相影响而考察单个因素对处理效果的影响程度，定义比去除率的概念。
比去除率为单位混凝剂量下系统对污染物(浊度，CODMn)的去除率，即：比去除率(％)=￡/m×loo％，其中，￡为污染物去除率，m为投药量。该变量依然为去除百分比。但该转换可以消除投药量变化对去除效果的影响。考察在原水水质变化的情况下比去除
率的变化情况。
计算某种工艺条件下的比去除率．并以投药量为横坐标，以比去除率为纵坐标作图，则趋势线可以表示为投药量的指数函数￡/m×100％=am-1。因此去除率￡即为趋势线的系数a。根据大量数据求取的趋势线的系数．即得出该种工艺条件下对污染物的去除率。应用该系数即可以对该种工艺条件的处理效率进行评价。
(2)混凝剂投加量优选的原则和方法
混凝剂最优投加量的确定原则为：在满足常规工艺出水水质条件下的费用最小。或者说以最优化的生产运行实现水质达标。同时追求尽可能高的经济效益。在固定混凝搅拌转速、气浮回流比、过滤滤速和处理水量等控制参数之后。投药量的多少和混凝药剂的价格就直接关系着运行费要的多少。现选定的常规工艺出水水质约束条件为浊度和CODMn。
2005年建设部颁布了《城市供水水质标准》。新的水质标准与原来水质标准相比。最大的变化是：①浊度要求由3NTU降为1NTU；②增加了对有机物总量的控制，要求CODMn不超过3mg／L。另外，有研究表明随着浊度的降低。吸附于浊质的有机物以及溶解度较低的有机物也可相应去除。天津市自来水集团的研究表明。把滦河水处理到浊度小于0．5NTU，用气相色谱仪测得的有机物峰的总面积可减少80％。因此。这里选择出水水质的约束条件如下：
C浊度≤O．3NTU，CCOD≤3．0mg／L。
2试验结果与讨论
2．1浊度和CODMn的比去除率
根据常规系统的浊度比去除率的定义。总结投加两种混凝剂时的运行数据，得出对浊度和CODMn比去除率与投药量之间的关系见表2所示。
由表中可知。FeCl3为混凝剂时常规工艺对浊度的平均去除率为89％。对CODMn的平均去除率为15％。在不考虑混凝剂投量和混凝剂价格下，以HPAC为混凝剂时。浊度和CODMn的平均去除率分别为97％和40％，比FeCl3为混凝剂时分别提高9％和25％。由此可见HPAC不但能提高常规工艺对浊度的去除率。更重要的是其对有机物去除的高效性。
2．2出水保障率
根据2003～2005年高藻期的试验结果，整理常规工艺下单独投加FeCl3与单独投加HPAC的试验数据。得出投加两种药剂下系统出水浊度(CODMn)保障率和浊度(CODMn)去除率保障率如图1一图4所示。


从图中可以看出。投加HPAC时常规工艺满足出水浊度小于O．3的保障率为86％，满足CODMn小于3mg/L的保障率为97％，比投加FeCl3常规工艺分别提高43％和30％。
另外从常规工艺对浊度和CODMn的去除率考察．投加HPAC工艺以95％的概率保障浊度去除率达到95％、CODMn去除率达到31％，而投加FeCl3的工艺分别为88．6％和24％。这均表明投加HPAC能够提高常规工艺去除浊度和有机物的效果。
2．3TOC去除效果
不同混凝剂投量下，TOC去除率见图5、图6。
试验期间原水TOC范围为3．2～4．Omg／L。投加FeCl3时出水TOC 2．3～2．5mg/L。平均去除率为33．3％；投加HPAC时出水TOC 1．8—2．7mg/L，去除率20％一40％。从出水TOC和去除率来看，较优FeCl3投药量为12．13mg／L；但对于HPAC来说，投量影响较为显著．当HPAC投量从0．3mg/L增至1．Omg／L时，TOC去除率也从20％增加到40％。为了能有效地对比FeCl3，和HPAC对有机物的去除效果．从经济角度进行对比，根据市场价格，FeCl3：670元／t。HPAC：2300元／t，有效成分以FeCl3和A1203计，分别为40％和10％。相同费用下二者的质量比FeCI3／HPAC=13／1。FeCl3投加浓度为8．0mg／L和HPAC投加浓度为0．6mg／L时TOC去除率分别为36％和34％；FeCl3投加浓度为13mg／L和HPAC投加浓度为1．0mg／L时TOC去除率分别为32％和40％。可见，在低剂量混凝剂下，FeCl3的效果优于HPAC。但高投量下却相反。
2．4对藻类和叶绿素的去除效果
对同一原水，当两种混凝剂投量不同时，藻类和叶绿素的去除结果见表3。从表中可以看出。无论是高投药量下还是低投量下，FeCI３(17．5mg/L和4mg/L) 对藻类和叶绿素的去除率分别比HPAC(1．8mg／L和0.3mg/L)提高6％和2％。
2．5不同原水条件下的混凝剂投量对比
根据表2中所列的污染物比去除率对投药量的关系式，可以求出不同原水水质(浊度和COD№)条件下的最优混凝剂投加量，结果如表4所示。

由上表可以看出。原水浊度在8～20NTU范围变化时，在出水水质满足要求的条件下，HPAC药剂费用均小于FeCl3；原水CODMn在3．5-5．5mg／L范围变化时，出水满足出水水质条件下，HPAC药剂费用却高于FeCl3。因此，对一种混凝剂的评价，要考虑经济因素进行对比，HPAC除浊效果较好，但除有机物的效果却不如FeCI3。
3结论
(1)在不考虑混凝剂投量和混凝剂价格下，HPAC不但能提高常规工艺对浊度的去除率。更重要的是其对有机物去除的高效性：从去除效果和出水水质的保障率上考虑，HPAC效果优于FeCI3；
(2)考虑经济因素在相同混凝药剂费用下，低投量时，FeCl3混凝剂去除TOC的效果优于HPAC，高投量时却相反；但从除藻效果分析，二者差别不大；
(3)I)A质量比FeCl3/HPAC=13／1进行除污染效果对比时，HPAC除浊效果较好。但除有机物的效果却不如FeCl3。因此，在浊度成为控制指标，最优HPAC费用少于FeCl3，在CODMn成为控制指标时，首选FeCl3作混凝剂

低浊高藻水絮凝工艺优化研究
高艳玲 赫俊国
(中国环境管理干部学院，秦皇岛066004)(哈尔滨工业大学市政工程系，哈尔滨150010)
摘要：本文通过生产性试验，研究了微涡漩理论对低浊高藻水的强化絮凝效果。试验结果表明，改型格网网格絮凝池能够提高沉淀水浊度、CODMn和藻类的去除效率。同时对絮凝体等效粒径和分形维数的研究表明，改型格网池形成的絮凝体粒径较大而且密实，沉降性能较好；文中还讨论了絮凝池的水头损失和絮凝剂投加量，改进格网池有一定的经济优势。实践表明，改型格网池处理低浊高藻水具有改善絮凝条件，提高水质，节约成本等优点。
关键词：改型格网池微涡漩等效粒径分形维数
1试验简介
深圳某水厂以深圳水库作为水源，原水浊度常年处于5～15NTU，水库水体富营养化严重，藻类含量在10 6～107个／I。，最高可达109个／L，具有典型的低浊高藻的特点。
该水厂设计规模35万m3／d，主体工艺采用臭氧预处理——网格絮凝——斜管沉淀——v型滤池，工艺流程见图1。其网格絮凝池共有8座，沿程分为27格竖井，絮凝时间14．7min，水头损失0．35～0．40m。由于原水的低浊高藻特征，该工艺自投产以来，絮凝效果不佳，沉淀池表面漂浮大量颗粒细小的矾花，而且斜管表面经
常聚集大量矾花绒体，对水厂正常生产造成严重影响。如何优化与强化絮凝工艺参数，以适应这种水质，是需要解决的问题。2001年水厂自行对3＃网格絮凝池进行一次改造，调整后的格网池虽然取得了一定效果，但絮凝池水头损失增加，沉淀区跑矾花的问题没有完全解决。为此，水厂需要从改进絮凝技术人手，进一步改进网格絮凝池的絮凝条件，提高絮凝沉淀效果。

2试验条件和方案
2．1 网格絮凝池试验方案
水厂原絮凝池是基于速度梯度理论设计的，竖井内布网前密后疏，网眼流速分成2级，0。29m／s和0．23,／s；2001年水厂自行改进的格网池仍沿用速度梯度理论，网眼流速分为3级，0．42m／s，0．29m／s和0．23m／s。由于速度梯度理论自身的局限性，影响了网格絮凝池絮凝能力的充分发挥。因此，拟采用微涡漩理论优化絮凝工艺。微涡漩理论从絮凝的微观动力学致因分析入手，从亚微观尺度研究絮凝的动力学问题，水流经小孔眼的格网后产生高比例和高浓度的微涡漩，带动悬浮颗粒之间高效碰撞，利用其离心效应促进颗粒凝结，促进脱稳析出的小矾花颗粒由小到大，由松散到密实，既可以保证矾花的尺度和密实度，叉增强了矾花的抗剪切能力。大尺度涡漩的絮凝条件差，在絮凝池流道中设置多层格网使能量均衡输入，有效的消除大尺度涡漩，增加微小尺度涡漩比例，从而促进矾花问进一步絮凝。
在本试验中依据微涡漩理论优化网格絮凝工艺，以改型格网替换原有格网。以沿程剪切力恒定作为控制参数，使其孔剪切与过格网剪切相当，保持稳定工况。为保证矾花不被水流扰动打碎，控制流速为0．23m／s，保证水力半径R=0．008m和Fr=v2／Rg=3，以此确定改型格网的孔眼大小，并在竖井中布设多层格网，间距为孔眼尺寸的20倍。三种絮凝池的速度控制参数见表1。

2，2试验条件
2003年3月到5月进行生产性试验，监测4＃絮凝池，同时将3＃池和5＃池作为对照池。图2列出了试验期间的原水情况：原水浊度变化范围2～15NTU，高锰酸盐指数

CODMn是1．5～5mg／L，藻类是3～5×107个／L。
絮凝剂采用深圳产碱式氯化铝(PAC)，A12O3含量为lO％。用石灰调节pH值。生产性试验中，控制pH=8，调整混凝剂的投加量，进行了三组试验，试验方案见表2，其中PAC的投加量以AI203计。

2．3主要检测项目及方法
试验检测指标除了沉淀出水的浊度、藻类含量、CODMn等常规指标以外，从微观角度，直接考察絮凝池中矾花的形成情况，采用的检测手段有：FCD水下摄像系统和DH⋯CPAS颗粒图像分析系统。
3结果与讨论
3．1浊度
试验期间沉淀池的出水浊度检测结果如图3。
图3的试验结果显示，三个沉淀池出水都低于1．25NTU，而且随着投药量的增加都呈下降趋势；在相同的PAC投加量下，4＃池的沉淀出水浊度最低，比3＃和5＃低0．1～0．2NTU；在相同的沉淀出水浊度时，4＃池的PAC投加量最小，3＃居次，5＃最大。
3．2高锰酸盐指数和藻类
絮凝沉淀对于高锰酸盐指数(CODMn)和藻类的去除率见图4。从中看出，三个絮凝沉淀池都可以除去30％以上的CODMn和70％以上的藻类；4＃池的去除率最高，同其他两池相比，呈现了一定的优势。

对常规项目的分析结果表明4＃絮凝池中形成矾花沉淀性能较好，3＃次之。改型格网池通过产生微涡漩控制颗粒合理而有效的碰撞，并利用水流的紊动强度限制矾花颗粒的不合理增长，最终形成密实的絮凝体，从而改善絮凝条件，降低沉淀出水浊度，提高对有机物和藻类的去除效果。
3．3 ECD水下摄像系统分析
矾花的性质直接反映絮凝效果的好坏，试验采用FCD水下摄像仪器对矾花的形成情况沿程监测。FCD水下摄像仪器将流过其内部通道的水流拍摄下来，用专用机软件计算矾花絮体的平均粒径，平均粒径的大小能直接反映絮凝的效果。FCD仪器的检测范围设为≥0．1mm的颗粒。试验过程中，将FCD沿程放在絮凝池的竖井中，记录矾花的平均粒径．絮凝池的沿程矾花增长监测结果见图5。

从图5中的3条曲线可知：1)矾花都是沿程增长的，4＃絮凝池内的矾花增长的速度最快，3＃次之，5＃最慢；2)4＃池内的矾花平均粒径在20号竖井就已经增长到0．4mm以上，而3＃和5＃絮凝池内的矾花要在26号竖井才能增长到0．4mm以上；3)絮凝池末端的矾花的平均粒径，4＃池可以达到0．42mm以上，高于3＃池和5＃池。这些现象说明改进后的4＃絮凝池的矾花增长较快。
3．4能耗分析
试验期间对调整格网后絮凝池中的水头损失变化情况进行了测定。在同等水量(1880m3／h)条件下运行，检测絮凝池起端和末端的水位差，11日是絮凝池的水头损失，结果见表3。

4＃絮凝池的水头损失最小，仅为5＃的84％或者3＃的66％。若在同一水头损失前提下运行，4＃絮凝池具有更大的过水能力，有进一差步为水厂增产水量的可能。
1絮凝剂费用分析：对3组试验的絮凝剂费用进行分析，结果如图6。
从图6看出，三条费用曲线都随着沉淀水浊度的升高而降低，其中4。絮凝池的絮凝药剂费用曲线在最下方，表明4＃的经济性最好：在相同的沉淀水浊度情况下，4＃池的药剂费

用较少；2)当费用相同时，4＃絮凝池的沉淀水浊度较低。
以上两点说明，按微涡漩理论设计的改型格网絮凝池能够实现节能降耗，具有良好的技术和经济优势。
4结论
通过生产性试验对三种絮凝池效果的对比分析，得出以下结论：
1)基于微涡漩理论改进的改型格网池对于处理低浊高藻原水具有较好的技术适应性；与传统絮凝池相比，沉淀水浊度低0．1～0．2NTU，同时对CODMn和藻类有较高的去除率；
2)改型格网池絮凝池形成的矾花颗粒粒径较大，结构比较密实；
3)经济分析结果表明，改型格网池可以降低网格絮凝池的水头损失，能量利用率高，挖潜能力大，在设计规模水量条件下，平均水头损失仅为传统絮凝池的60％--80％，如果在同等絮凝能耗条件，有进一步提高产水量的可能；
4)在同样沉淀效果时，改型格网池的絮凝剂费用最低。

高藻水的预氯化技术优化探讨
刘成，黄廷林，李玉仙
(西安建筑科技大学环境与市政I 程学院．陕西 西安710055)
摘要：对预氯化过程中的投氯量、反应时间等反应条件的控制以及当原水中藻类数量、酚类物质含量特别高时，预氯化、粉末活性炭的联用等作了论述。认为如果能很好地控制预氯化的反应时间、投氯量，预氯化不会明显增加水厂出水中三致物质的量；预氯化与粉末活性炭联用时， 两工艺之间应间隔适当的时间，以减轻氯对粉末活性炭吸附的影响
关键词：预氯化：粉末活性炭： 肖毒副产物：消毒副产物前体物
以水库水为原水的水厂，夏季藻类的过度繁殖给水厂的正常运行带来很大的问题，如絮凝效果不好，沉淀出水含有大量藻类，造成滤池过滤周期缩短，甚至堵塞等。为解决这些问题，常采用预加氯措施来控制藻类的过度繁殖，使水厂正常运行。但随着饮用水中大量消毒副产物(DBPs)的检出．该技术应用的安全性受到质疑。能否通过控制加氯量、优化预氯化条件，以及采用预氯化与粉末活性炭联用工艺，有效控制DBPs的生成量、稳定水中有机物和DBPs的去除率，将是本文所探讨的内容。
1 水源水预氯化的作用、优势
对于高藻类原水，常采用投加预氧化剂的方法来控制藻类的活性。预氧化剂一般采用氯、臭氧、过氧化氢、二氧化氯等，就我国目前情况而言。多采用预氯化工艺。
由于氯的强氧化作用，投加少量的氯就可达到较好的杀藻效果或有效的抑制藻类的活性，光合作用减弱或停止，从而有利于常规处理工艺的混凝、沉淀过程。
氯杀藻的机理与氯消毒相似， 强氧化性的HCIO一进入藻类细胞，与其酶反应，从而抑制其活
性，达到杀藻或抑制藻类生长的作用，由此可推知在适当的氯剂量下．预氯化一般不会引起细胞的溶解和破裂，从而因预氯化而释放的藻毒素量也较少。由于预氯化是目前应用最广泛的预氧化方法，技术上相对较成熟，积累的经验较多，且液氯价格相对较低、操作较简单，应用很方便。而且我国目前大部分水厂还是采用氯消毒，从而可大大降低预氯化的费用。
2 预氯化的条件控制
DBPs前体物本身的性质及消毒剂反应的复杂性，使预测DBPs生成量的模型大多是通过对实验和现场数据的统计分析．并根据原水水质和相应的反应条件建立的。Westerhofi 等人在总结前人的经验基础上建立了以下模型：

预氯化与氯消毒在过程和目的上有一定的区别，主要表现在预氯化的主要目的为灭活藻类或抑制藻类的生长．为后续的混凝、沉淀的顺利进行创造条件，氯化过程持续时间相对较短，从而使预氯化过程中的氯剂量、反应时间等条件下氯消毒过程有一定的区别
2．1 反应时间
由于氯的优良的杀菌灭藻功能，可以在很短的接触时间内达到杀藻的要求。张荣等人 针对天津地区夏季高藻水的预氯化实验表明：投氯量控制在0．5～2．0 mg／L，接触时间为20 min时，藻类去除率可达到30％ ～50％。由此可认为预氯化反应时间控制在30 min 内就可满足杀藻的要求。而原水与氯的时间对于DBPs的生成量有很大的影响 与氯反应的有机物可分为腐殖质类物质及非腐殖质部分 。前者中腐殖酸由于相对分子质量较大．结构复杂，与氯的反应速度较慢，黄晓东等人 认为腐殖酸在l h内与氯反应的量很少：后者和富里酸相对分子质量较小，具有较强的亲水性．从而与氯反应速度较快。由此可认为预氯化阶段产生的氯代有机物主要是由原水中相对分子质量低的DBPs前体物与氯反应生成的．而这些相对分子质量低的物质在饮用水常规处理中很难被有效去除，最终会在消毒阶段与氯结合生成DBPs。
2．2 氯剂量
由于预氯化特定的目的．决定了预氯化所需的氯剂量不应过大，一般应控制在3 mg／L以下。黄晓东E5等人利用黑白瓶实验判定杀藻效果．并得出当投氯量为2 mg／L时就可得到满意的杀藻效果的结论。William等人对消毒的需氯量进行了研究，认为IDDF作为一种新的预测需氯量的方法．是十分有效的，此方法可使基本消毒剂剂量降低8％ ～35％ ，相应的可降低同样比例的DBPs。此方法对预测预氯化所需氯的量也有一定的借鉴意义。对一定浓度有机物，氯剂量的大小直接影响着DBPs的生成量和氯化反应的类型。一般认为氯与水体中的有机物的反应可分为氧化、加成、取代等3种类型，加成和取代反应在一般条件下就可发生，但不会引起分子链的断裂．而氧化反应则需较高的反应条件，需较高的氯剂量．在预氯化所需的剂量下发生的几率较小。从而预氯化工艺不会使有机物的分子大小发生较大改变。但在高剂量氯的作用下，氧化反应会发生．从而影响DBPs的生成量。有研究表明当加氯量从0．8 mg／L增加到1．6mg／L时，24 h内三氯甲烷(THM)的生成量将从l8 ug增加到40ug 。氯剂量加大还会使氯代有机物的氯化度大大提高．而这会增强氯代有机物的毒性。此外，预氯化剂量的加大．使藻类细胞结构破坏，引起其内容物及藻毒素的释放。因此根据预氯化的目的确定合适的加氯量．将会有效的降低氯代有机物的产生量。
2．3 原水水质条件
高藻水体中一般氨氮的含量及pH 值较高(氨氮一般在0．3 mg／L左右，pH在8左右)，而高氨氮含量及高pH值对DBPs的生成量有很大的影响。氨氮可与游离氯反应降低游离氯的浓度．从而可在保证预氯化效果的同时，大大降低氯代有机物的生成量。Mehahem 等人认为在氯与有机碳比值
(m(CI)／m(C))=0．34的条件下，有氨存在时氯化l d，m(DOX)／m(TOC)的平均比值为8．5u g[C1]／mg[C](DOX为总有机氯化物)，而无氨存在时氯化l d，m(DOX)／m(TOC)的平均比值为49 ug[C1]／mg[C]l 9_。pH值是控制消毒副产物生成量的主要因素之一．低pH值可较好的控制三卤甲烷的生成．在高pH值能使非三卤甲烷类卤代有机物的生成得到控制．在pH>8．0时．卤代有机物的量较少。由以上分析可以认为：在特定的条件下，预氯化过程不会对饮用水中三卤甲烷的生成量造成太大的影响。Danie等人则根据其建立的模型推算出三氯甲烷和卤乙酸(HAA9)的产率系数：对地表原水为4Oug[TFHM]／mg[C12]、25 ug[HAA9]／mg[C12]；对经混凝处理的水为3O ug[TFHM]／mg[Cl ]、17 ug[HAA9]／mg[C1 2]。我国北方某城市的预氯化资料也显示．采用预氯化后水厂出水的三氯甲烷在3Oug/L左右。
3 预氯化与其它工艺联用的必要性
预氯化虽然对控制藻类的数量有很好的作用．但也存在一定的问题，主要表现在当原水藻类数量特别大时．需氯量相应增大，从而与原水中的有机物反应生成氯代有机物，这些物质在常规处理工艺中较难去除。此外原水中有“三致作用”的物质预氯化后致突变明显增强。当原水中酚类物质含量较高时．氯还会与原水中的酚类物质反应生成具有特殊刺激性气味的氯酚。
由以上可知，预氯化在水源水预处理中有一定的积极意义．但也存在一定的问题．需与别的工艺联用方可取得较好的处理效果 粉末活性炭(PAC)利用其巨大的比表面积可对水中的有机物进行有效的吸附．是去除饮用水中有机污染物的有效方法。活性炭为疏水性吸附剂，易于吸附水中的疏水性有机物．另据报道活性炭吸附是去除水中的致突变物的有效手段．即使在它吸附有机污染物饱和后．仍能显著的去除水中的致突变物。此外粉末活性炭还有一定的助凝作用，可强化沉淀池对藻类的去除，并能去除由藻类引起的异嗅、异昧，特别是在藻类繁殖的季节，可作为应急措施：
4 PAC+C12的优点及存在问题
预氯化与粉末活性炭联用处理高藻水可有效保证常规处理工艺顺利运行．并可较好地控制出水中的有机物。
4．1 PAC+Cl2的优点
活性炭以其自身优良的吸附性能，对氯代有机物有很好的去除效果。有研究表明粉末活性炭可用于控制饮用水中的THMs．去除率为56．3％，当把前氯化点改在沉淀池后．处理效果可进一步提高，达80％ 左右 。有人认为粉末活性炭对氯仿的吸附符合Freundlich吸附等温式。
预氯化杀藻后，会使少量的藻类细胞分解．其体内的大量藻毒素便释放入水体，而常规工艺对其去除作用很差，投加20 mg／L的粉末活性炭可去除90％ 的此类物质 。此外有机物分子与氯原子结合后．其疏水性增加．从而可增加粉末活性炭对其的吸附去除效果。
粉末活性炭与预氯化联用(投氯量为3 mg／L，粉末活性炭投加量为10 mg／L)，既可发挥预氯化的杀藻作用，又可将DBPs类物质控制在合理的范围内，并可有效控制因预氯化作用而释放出的藻毒素及出水中的有机物含量．从而可认为粉末活性炭与预氯化联用是可行的。
4．2 PAC+C12存在的问题
游离氯对粉末活性炭的吸附位有一定的氧化作用，从而使其吸附容量降低fI7 。李伟光等人经研究发现预氯化后PAC对嗅昧的去除效果变差，并认为加氯后吸附能力下降的主要原因是：氯与PAC反应，在PAC表面形成一层致密氧化物．导致炭表面氧化还原状态破坏，因此影响了PAC的吸附能力 。王学云也认为氯与PAC反应使其吸附THMs的能力下降。
虽然预氯化会使粉末活性炭的吸附容量降低，但正是由于粉末活性炭与水中余氯的作用降低了其浓度，从而降低了卤代有机物的生成量，综合考虑，卤代有机物的去除率不会变化太大。预氯化与粉末活性炭投加之间间隔适当的时间(30 min以上)，其对粉末活性炭吸附位的氧化作用会大大减小：由此可考虑将粉末活性炭于絮凝初期、絮凝中期投加，有资料表明．粉末活性炭于絮凝中期投加可取得对有机物较好的去除效果。
5 结论
预氯化对藻类有较好的去除作用，且应用方便、价格便宜，所以目前国内应用较多。如根据原水水质合理控制预氯化反应时间、氯剂量，再加上预氯化特殊的反应条件，可将氯代有机物的量控制在一合适范围内。
•如果原水中藻类、酚类物质含量特别高，预氯化过程中氯会与原水中的大量有机物和酚类物质反应，产生对人体有害的氯代有机物和具刺激性气味的氯酚，因而需与其它工艺联用。
粉末活性炭对原水中的有机物有较好的去除效果．且对预氯化过程中产生的氯代有机物及氯酚等有一定的去除效果，此外还有一定的助凝作用，强化了对藻类的去除效果。
预氯化与粉末活性炭联用虽可在取得较好除藻效果及有机物去除效果的基础上，较好的控制氯代有机物及氯酚类物质的量，但也存在着一些问题，如预氯化对粉末活性炭的氧化作用使其吸附容量下降，实际应用中，应注意预氯化作用应与粉末活性炭投加点间隔适当的距离，从而大大降低预氯化对粉末活性炭吸附容量的负影响。

除藻可采用 高锰酸钾预氧化+混凝气浮的方法去除，混凝沉淀去除藻类一般采取平流沉淀，对场地要求较高。
藻类高发季节，可投加粉末活性炭强化处理。
目前有很多关于除藻的实验，而无锡目前的做法是采用膜处理，成本较高，具体工艺还得视成本、具体水质而定，必要时要进行试验。

以前看过一水厂的改造项目，忘了是哪个水厂了 ，用的是沉淀池改造成气浮池貌似去藻效果不错。要不就用超滤藻类去除率99%，都是物理去除无化学副产物