怎么没有人回应呀？
请各位专家各施己见！谢谢

我也是老哥没有办法了, PAC成了里面的脏东西了

不错，可是总该有解决的办法吧！

我再顶一下不然就***

1、取消二氧化氯改用高锰酸钾
2、滤池反冲洗水回佣。搅拌-用小水泵提升-返回反应池进水处。增加NTU

典型北方高碱度微污染水体强化混凝的示范研究
晏明全 ，王东升 ，曲久辉 ，汤鸿霄 ，何文杰
1． 中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室，北京1000852．天津市自来水公司，天津300040
收稿日期：2006．03—24 录用日期：2006—05—11
摘要：以高碱度、受有机物污染的典型北方水体为例，探索适宜的强化混凝技术．在水质调查的基础上，提出适合水质特征的强化混凝目标．研究了高碱度水体强化混凝技术方法．研究表明，可以通过3条技术途径提高水体中有机物的去除效率．其一在混凝前优化pH，促进絮凝剂水解形成中聚体，A1C13在pH 6左右，FeC13在pH 5左右时，有机物去除率可以提高一倍左右；其二是强化沉淀软化；其三是絮凝剂优化．结合我国实际情况，通过对传统絮凝剂进行改性，研制出了适合我国北方水质特征的高效凝剂，能较传统絮凝剂将有机物去除率提高30％ 以上．
关键词：强化混凝；PAC1；天然水体有机物(NOM)；pH
文章编号：0253-2468(2006)06—0887—06 中图分类号：X52 文献标识码：A
随着工农业生产的发展，水源污染问题持续恶化；而随着生活水平的提高，人们对饮用水的水质要求越来越高．氯化消毒技术为饮用水生物安全性提供了一个有力的屏障；然而，消毒剂氯能与水体中的天然有机物(NOM)反应生成消毒副产物三卤甲烷、卤乙酸等“三致”物质，影响饮用水的化学安全性．确保有效去除或灭活微生-物病原体，同时使消毒副产物的生成量最低成为目前饮用水处理工艺面临的最大挑战．消毒前有效去除水体中的NOM从而减少消毒副产物的生成是降低消毒副产物的最佳途经(USEPA et a1．，1999；Jacangelo et a1．，1995；Randtke，1988)．强化混凝作为控制消毒副产物前驱物(NOM)的最佳技术(BAT)(Jacangelo，1995；USEPA，1999)得到了广泛应用．不同于传统优化混凝以实现浊度、有机物及消毒副产物前驱物的最大去除，最低的经济成本、产渣量、絮凝剂残余量为目标，强化混凝的目的是最大程度去除水体的消毒副产物前驱物．
NOM 的去除受水体碱度和有机物的含量及性质显著影响．碱度越高，有机物的去除率越低；水体中的部分有机物，尤其是溶解性人工合成有机物是通过混凝工艺难以去除的，混凝只能去除水体中能和絮凝剂作用的那部分有机物，这部分有机物含量越高有机物去除效率也越高．提高投药量和调节混凝前pH是提高强化混凝效率的有效手段在国外被广泛应用(USEPA，1999；Crozes，et a1．，1995)．
中国北方水体具有较高的碱度，而且受工业污染较严重，传统混凝工艺对有机物的去除效率较低．在国家“十五”计划专项项目支持下，本研究以典型的中国北方水体—— 黄河水和滦河水为示范，探索研究适合中国北方高碱度微污染地表水的强化混凝技术与目标．
1 试验方法和材料(Materials and methods)
1．1 试验方法
试验所用原水取自天津芥园水厂，试验前检测原水的浊度、pH、UV254及TOC．烧杯实验采用二联混凝搅拌仪．向1200 mL反应器中加入800 mL原水，以200 r/min 快速搅拌30 S后，用加样枪加入絮凝剂；反应2 min后转速调为40 r/min 慢速搅拌，继续搅拌10 min后停止搅拌，静置20min后在液面下2cm处取样检测浊度、TOC、uV254、pH．需要调节pH时，在投加絮凝剂前30s按要求用加样枪加入适量的HC1或NaOH．絮凝剂FeC1 和A1C1 在实验室用化学纯试剂配制；PAC1和HPAC为万水净水剂厂提供．
1．2 测定项目及方法
浊度由HACH 2100N型浊度仪(美国HACH公司)测定；pH由奥立葩MODEL828 pI-I计(上海精密科学仪器有限公司)测定；TOC由Pheonix 8000 TOC仪(美国)测定；UV254值是将水样经过0．45 um滤膜过滤后在紫外分光光度计上用1cm石英比色皿测定(UV—VIS 8500 Spectrophotomet)．
1．3 有机物表征方法
水体有机物树脂分级及超滤膜分级试验方法及材料见文献(Yan，2006)
2 试验结果(Results)
2．1 典型北方水体水质特征
天津同中国北方许多城市一样，属于严重缺水城市，在多雨的夏季和秋季，以滦河水为城市供水水源；在于旱的春节和冬季，滦河的水量不能满足供水需求，则从黄河下游引水．同为中国北方水系，因为具有相同的地质特征，滦河水和黄河水水质具有很大的共性，如高碱度(>120 mg/L，以CaCO，计)、高pH值(>8．2)．同时，2条河也受各自流域和人为因素以及气候因素的影响，其水质各自表现出不同的特征，如滦河水主要在夏、秋高温季节作为饮用水水源，此时藻类繁殖旺盛，使滦河水具有较高浊度、高叶绿素和高藻类数，蛋白质氮比重也较高(Davis et a1．，1981)．而黄河水流经中国西北、华北地区，地质复杂，其水中具有更高的碱度、硬度和盐含量．虽然黄河水和滦河水中COD 平均含量均为4．8 mg/L，但有机物的成分及分布也有较大差别，在蛋白性氮比重、色度、藻类含量上也表现出差异．
表1和图1、图2为典型季节黄河水和滦河水有机物成分的分析结果．从表1可以看出，滦河水中由于藻类的繁殖，颗粒物中有机物的比例较为显著，达到15．63％ ．Leeheer等(2003)认为，一般颗粒物中有机物所占比例不高于10％ ．黄河水中，颗粒态有机物比例只占到4．25％ ．分子量分级结果显示，滦河水中大分子(>3 X 104)有机物也明显高于黄河水(图1)．研究表明，SUVA值与水体中芳香族有机物和不饱和性有机物具有很强的相关性，SUVA是评价水中有机物性质的重要指标
(Crou6 et a1．，2000；Edzwald et a1．，1985；OMeliaet a1．，1987；Weishaar et a1．，2003)．Edzwald(1990)研究发现，SUVA大于4时水体中有机物容易通过混凝工艺去除，反之则不易通过

混凝工艺去除．黄河水和滦河水中的SUVA值均较低，分别为3．41和2．1 1．


滦河水和黄河水膜分级(图1)及树脂分级(图2)结果表明，中国北方水体受到亲水性有机物污染，黄河水和滦河水中憎水性有机物含量较低于通常值70％ (0"Melia et a1．，1987，Jacangelo et a1．，1995)，尤其是滦河水．另外，憎水性有机物中，憎水碱性和憎水中性物质所占的比例较低．滦河水受低分子量的有机物污染严重，相对分子量小于1000的有机物占总量的70％ ，而黄河水这部分只有2l％ ，其相对分子量介于1×10 ～3×10 的有机物占较大比重(OMelia et a1．，1987)，不同于其它水体．
值得指出的是，一般认为憎水性有机物较亲水性有机物具有更强的三氯甲烷生成能力，因而常用SUVA代替三氯甲烷生成势(Crou6 et a1．，2000；Edzwald et a1．，1985)．Owen(1995)研究表明，具有较低SUVA值的亲水性有机物也具有一定的三氯甲烷生成能力，在管网中容易引起细菌再生；另外，很多人工合成有机污染物也具有较低的SUVA值，低SUVA有机物也应值得重视．
2．2 季节性混凝特征
根据对混凝效率影响最为显著的几个指标，碱度、浊度、温度、藻类和有机物含量和性质，可以将天津原水按季节分为6个典型水质期：低温低浊黄河水(LTTH，一月和十二月)；春季黄河水(SprH，二月至四月)；早夏黄河水(ESumH，四月和五月)；早夏滦河水(ESumL，五月至七月)；高温高藻期滦河水(HTAL，七月至十月)；秋季黄河水(AutH，十月，十一月)．试验研究了各种典型絮凝剂在各个典型水质期絮凝性能差异，文中只给出铁盐在6个典型水质期的试验结果对比(图3、图4)．从上图中可以看出，中国北方水体混凝效果表现出明显的季节性．滦河水中有机物去除率明显高于黄河水；黄河水也表现出季节性变化，温度越高有机物的去除率

也越高．秋季和早夏uV 的去除率高于春季，春季高于低温低浊期．从图4可以看出，浊度随季节也表现出一定的差异．
比较图3、图4可以看出，对有机物去除的最佳投药量明显高于对浊度去除的最佳投药量．在天然水体中，去除有机物的絮凝剂量取决于水体中不饱和有机基团的量，絮凝剂必须使水体不饱和有机物基团饱和．传统的通过浊度去除确定投药量的方法不足以有效的去除水体中的有机物．
2．3 天津水体强化混凝目标的确定
参照美国环保局(USEPA)颁布的《EnhancedCoagulation and Enhanced Pricipitative SofteningGuidance Manua1)的要求对中国北方水厂进行一年评估表明，由于中国北方水体受到严重污染，很难达到USEPA强化混凝第一步目标．USEPA对较难处理的水质，制定了第二步标准，将静态试验每增加10 mg/L 絮凝剂A12 (SO4 )3•14H2 0，TOC去除量增加不足0．3 mg/L 时作为收敛点，确定此时TOC去除率为强化混凝替代标准．参照USEPA第二步混凝试验要求进行混凝试验，选择了高温高藻期滦河水和秋季黄河水2个典型水质期以说明，结果如图5所示．

从图5可以看出，由于天津原水水质受到严重污染，参考USEPA强化混凝第二步标准，滦河水强化混凝TOC目标去除率为20．3％ (B点)；黄河水TOC去除率只有8．7％ ，离我国饮用水安全有一定差距(A点)．对于絮凝剂的最佳投药量有2种方式确定：其一是达到某有机物及浊度等指标目标的最低投药量；其二是当投药量继续增加对出水水质提高影响不是很显著时的投药量(Randtke，1988)．
从图5可以看出，对滦河水投药量为50mg/L A12(SO4)3•14H20，TOC去除率为31％ (D点)的目标是比较合适的，继续增加投药量有机物去除没有明显提高．对于黄河水，35 mg•L A12(SO4 )3•14H2 O的投药量TOC去除率为12．7％(c点)的目标比较合适，继续增加投药量对有机物的去除效果不是很明显，反而会使部分颗粒物复稳，影响对颗粒物的去除效果．很多研究表明，uV254 的值和水体中的有机物量具有很好的相关性，尤其芳香族有机炭(Crou6et a1．，2000；Edzwald et a1．，1985)．Edzwald(1985)
研究发现uV254 比TOC和消毒副产物具有更好的相关性．另外，uV254 检测更简单、快捷，不需要复杂的仪器，是水厂日常检测指标，用uV254 作有机物指标有很强的适用性．根据图3的试验结果提出了典型天津水体季节性有机物(UV254 )和颗粒物(浊度)去除目标及对应投药量，如表2所示．可以看出采用强化混凝工艺，能显著改善出水水质，尤其是有机物的去除率．保证饮用水的化学安全性．值得指出的是，此时的投药量并不是水厂运行投药量，水厂可以通过系统优化、絮凝剂优选及调节混凝前水体pH来达到此目标．

2．4 pH对高碱度水体混凝影响
一般认为，在低pH区，Fe、Al以离子形态为主，混凝以电性中和为主，随着pH升高，Fe、Al水解直至产生沉淀Fe(OH)3(s)、A1(OH)3(s)，此时混凝以卷扫为主(Duan et a1．，2003)．进一步研究无机絮凝剂混凝性能及机理发现，无机絮凝剂混凝性能与其水解形态密切相关，无机絮凝剂的各种水解形态在混凝过程中表现出不同的絮凝机理和效果．本文以普通铝盐、聚合铝及铁盐为例以说明．部分试验结果如图6所示．

碱度和pH决定絮凝剂投加后的水解形态．铝盐投加后水解产物可以分为低体Aa、中聚体Alb、胶体Aia 3种形态．在酸性条件下，铝盐投加后水解形态以Ala 为主；随着pH升高，Alb 逐渐增加，在pH6左右，Alb 含量达到最高；在偏碱性条件下，铝盐投加后A含量显著升高，Ala 含量降低(Wang et a1．，2004)．A1b 具有很强的电中和性能，但因为粒度较小，不能使溶解性有机物脱稳沉淀；A1a 不仅具有很强的电中和性能，而且具有较大粒度，能使溶解性有机物和小粒径的颗粒物脱稳，形成胶体态物质，虽然不能沉淀去除，但能被0．45 um 的膜截留下来；A1a 具有较大粒度，表面局部具有强电簇，能吸附水体中的有机物和颗粒物沉淀去除．DOC的去除效率主要取决于A1b 含量；浊度的去除效率主要取决于Ala 含量，Alb 能使颗粒物脱稳，但絮体较细小，容易复稳，不易通过沉淀去除；uV254 的去除效率取主要决于Alb +Ale 含量，尤其是Al (Yan，2006)．在pH 6左右，铝盐投加后水解形态以Ale 为主(Wang et a1．，2004)，此时对有机物具有最佳去除效果，在偏碱性条件下，铝盐投加后Ale 含量显著升高，此时浊度去除效果较好，而DOC去除效率降低．uV254 去除率在pH 6—8区间较稳定．在酸性条件下，铝盐对有机物的去除效果明显优于PACI，而在偏碱性区域，PAC1对有机物的去除效果优于金属盐．表明聚合铝在预水解过程生成的中聚体较稳定，受水体的碱度影响不明显，对于高碱度的水体，适当的预水解程度能促使具有较好混凝效果的优势形态形成，提高絮凝剂的混凝效果．铁盐表现出和铝盐较一致的规律，但铁盐水解平衡点更偏向酸性区域．可以看出，铝系絮凝剂A1C1 、PAC1在pH 6左右对有机物具有最好的去除效果，而铁盐在pH 5左右对有机物具有最好的去除效果．
从上图6可以看出，中国北方水体中很高的Mg2＋ 浓度(30 mg/L )，当pH升高到11时，开始生成Mg(OH)2 沉淀，Mg(OH)2 沉淀同铝盐水解产物一样，是带正电性的不定型结构，具有较大的比表面积，能像絮凝剂一样有效去除水体中的有机物、颗粒物和CaCO3 沉淀．此时，浊度和有机物去除率显著升高．
因而，对于高碱度中国北方水体，可以通过3条途径提高有机物去除效率：其一是在混凝前调整pH值，促进混凝过程中优势水解形态生成；其二是对絮凝剂进行改性，提高混凝过程中优势形态的含量；另外一条途径是强化沉淀软化，即通过加入过量的碱，使pH升高到11以上，形成Mg(OH)3沉淀强化水体有机物去除．
2．5 絮凝剂改性优化
对于高碱度水体，混凝前调节pH，相应的水处理设施也需要改造，同时，会增加水处理过程中药剂成本，使水处理成本增加，在水厂推广有一定的困难．
对于高碱度水体，PAC1较铝盐、铁盐对有机物的去除表现出明显的优越性，但形成的絮体较细小、松散，过量的Al 会使水体中有机物复稳．因而，研究开发了基于PAC1高效复合絮凝剂HPAC(Yan，2006)，不仅能改善聚合铝中预制Al 形成的絮体沉降性能差的缺点，而且能增加聚合铝的电中和能力和吸附架桥能力，对中国北方高碱度典型水体中有机物及颗粒物有较好的去除效果．以HPAC与铁盐、铝盐及PAC1处理秋季黄河水为例说明(图7)．

铁盐和铝盐是最常用的2种絮凝剂，对于中国北方高碱度水质，二者对有机物的去除没有明显的区别．无机高分子絮凝剂PACI在常规投药量不仅能显著提高有机物的去除率，节省投药量，尤其是在低温期，PACI水解受温度显著影响不像普通铝盐那样显著，这种优势更为明显．但是，当PACI投药量增加到一定的量后，容易出现复稳现象，有机物去除率不及铝盐和铁盐 基于PACI开发的新型复合高效聚合铝(HPAC)能显著将DOC的去除效率提高30％ 以上，达到USEPA对此类水体TOC去除率15％ 的强化混凝目标．此外，HPAC形成的絮体较为密实，具有很好的沉降性能，不易出现复稳现象．
深入研究表明，经过改性的HPAC能在较低的投药量下有效的去除憎水性酸、憎水性碱和憎水性中性有机物及大分子这类高SUVA有机物，这种优势在中试气浮工艺中显得更明显(Yan，2006)．
中试及生产试验表明，使用絮凝剂HPAC，混凝工艺和其它工艺具有很好协同效果．预氧化、固／液分裂、砂滤和深度处理工艺与絮凝剂HPAC集成研究将在后续的文章中讨论．
3 结论(Conclusions)
1)中国北方水体不仅具有较高碱度，而且受到一定程度的工业污染，亲水性、小分子有机物含量高，属于通过混凝较难处理水体．
2)提出适合中国北方水质特征的季节性强化混凝目标，能较传统混凝显著提高水体有机物去除效率．
3)提出处理高碱度水体的3条技术途径.
4)针对中国北方水质特性，成功对普通聚合铝进行改性，有机物去除效率提高30％ 以上．

北方城市供水水源藻类高发特征及其影响因素探讨
解 岳 ，陈 霄 ，黄廷林 ，阴沛军 ，韩宏大
(1．西安建筑科技大学环境与市政工程学院，陕西西安710055；2．天津自来水集团有限公司，天津300040)
摘要：天津市城市供水水源含藻量变化的季节特征较为明显，高值多出现在水温较高的夏秋季(一般为7～9月)；高藻期原水含藻量呈逐年增加趋势，高藻期持续时间逐年延长；检测分析结果表明：藻类高发期主要以蓝藻为主，占藻类重量的7O％～91% ，优势种为微囊藻属的铜绿微囊藻和水华微囊藻；其藻类高发的影响因素主要为氮、磷、水温和光照．对4种杀藻剂杀藻效果的实验研究和对比结果表明，高锰酸钾更为适宜．
关键词：藻类高发；富营养化；微污染水源水
中图分类号：TU991．2 文献标识码：A 文章编号：1006—7930(2005)02—0184—05
天津市城市供水水源主要来自于桥水库，早在20世纪80年代环保等部门曾对于桥水库的富营养化进行了多方面的调查，判定其水质呈中富营养状态，随着工农业发展特别是乡镇企业的日益增多，于桥水库的污染日趋加重．近几年夏季藻类过度繁殖，最高时达11 725．7万个／L(2000年)．尽管各水厂的出水水质指标均达到或超过国家生活饮用水水质标准(GB5749—85)的要求，但大量藻类的繁殖使水厂的处理负荷和处理难度增大，生产成本提高．本文对2003年西河水源地高藻期藻类进行了监测，在此基础上结合近5年的水源水质资料，对源水藻类高发特征和影响因素进行了分析探讨，对化学杀藻剂的杀藻效果进行了实验研究，以期为源水藻类的控制和水处理过程高效去除藻类提供依据和指导．
1 水源水藻类高发基本特征
1．1 藻类高发时间及含藻量
湖泊、水库等水域中藻类繁殖后，其数量达到或超过某一限值时，便会对水源水质和净水工艺带来影响，这类源水可简称为高藻水．一般资料认为，水中含藻量大于100万个／L的原水，就可以称为高藻水 ．而目前相当部分的水源水在藻类高发期藻类的数量远远超过该限值，往往大于1 000万个／L．1998-2001年天津市芥园水厂水源地的水质检测数据(图1)表明：原水含藻量变化的季节特征较为明显，高值多出现在水温较高的夏秋季．1998年集中于8-9月，这两个月的平均水温为26．6℃ ；1999年集中于7～9月，此时的平均水温为27．5℃ ；2000年集中于6～10月，平均水温为26．3℃；2001年集中于7～11月，平均水温22．8℃．藻类高发持续时间呈逐年延长趋势，1998年与1999年藻类高发持续时间分别为2个月和3个月，而2000年与2001年都增加到5个月．从图1可以看出，高藻期水源水含藻量也呈逐年上升趋势，1998年8～9月份原水含藻量平均值分别为1246.35万个／L和1 028．1万个／L；1999年这两个月份含藻量略有增加，分别为1 952．7万个／L和1 149．7万个／L；2000年和2001年同期含藻量猛增至500O万个／L左右，是1998年的4～5倍，并且2000年出现了11 725．7万个／L的含藻量最大值(图1未标出)．

高藻期持续时间的延长及含藻量的提高，反映出近年水源水质污染在不断加剧，这无疑成为影响水厂处理工艺和供水安全性的主要因素之一．
1．2 藻类高发时的群落组成及优势种群
笔者于2003年对西河水源地表层原水进行了藻类种属鉴别与统计．通过对水样的显微观察鉴定，共观察到浮游藻类6门8

纲14目25科46属(见表1)，其中蓝藻门12属，绿藻门21属，硅藻门13属，裸藻门、金藻门和甲藻门出现几率较小且种属较少，均为1属．原水中出现频率较高的蓝藻主要有微囊藻、楔形藻、胶球藻、颤藻、鱼腥藻、平裂藻等，出现频率较高的硅藻有直链藻、小环藻、菱形藻、脆杆藻、桥弯藻、舟形藻等，出现频率较高的绿藻有栅列藻、盘星藻、小球藻、鼓藻等．
表2列举了原水中的藻类种群结构和数量，明显可见，高藻期原水中的藻类以蓝藻为主，所占藻类总数最高和最低比例分别为91% 和70% ，其中的优势种属为微囊藻属，尤其是在10月6日，原水中的蓝藻几乎全部为微囊藻，所占蓝藻比例高达97% ．另外，据显微观察鉴别，优势种属微囊藻属主要为铜绿微囊藻与水华微囊藻，它们皆有伪空泡，能调节藻体的升降，因此能适应藻量大、透明度差的水体而大量繁殖．测定分析结果表明，于桥水库藻类的优势种属蓝藻、硅藻型，高藻期为蓝藻，主要的优势种为微囊藻．这与上世纪8O年代的调查结果基本一致．
研究表明，水体中蓝藻门的微囊藻属等大部分种属能产生藻毒素．藻毒素是有毒藻类的代谢产物，饮用水中藻毒素对人体健康的危害性已成为近期关注的热点．目前天津市尚缺乏水源水中藻毒素含量的监测资料，但考虑到藻类高发期均有微囊藻、鱼腥藻、楔形藻和颤藻等有毒藻类出现，有时微囊藻高达7O% ，因此不排除在个别情况下水中存在藻毒素的可能性．当然，这方面有待进一步的分析测定和实验研究．

1．3 藻类高发时pH值、浊度等水质指标的变化
藻类高发期间，源水水质监测结果与同年其他月份相比，浊度、pH、藻类数量等水质指标随着蓝藻数量的剧增有较大变化．藻类通过光合作用大量繁殖和生长，消耗了水中的CO2，影响了水中的碳酸平衡，导致水体酸度降低，引起pH值上升．以1999年为例，原水pH值在3月份和12月份(低藻期)分别为8．22和8．16，而9月份(高藻期)平均值达到8．93．根据1998～2001年源水水质监测资料，浊度随藻类数量变化较大，低藻期浊度一般低于2O NTU，而藻类高发期水质浑浊，一般为50 NTU左右，有时甚至高达100 NTU 以上．对1998～2001年每月的藻类数量( y 万个／L)与月平均浊度 (x NTU)作相关和回归分析，得出它们间的相关系数r＝0.732 0，回归方程为Y＝138.86x一367.06，经统计检验户p<0．005．说明源水藻类数量与浊度具有较强的相关性．另外，藻类的急剧增殖，对水中有机物等指标的变化也会产生一定影响．
2 环境因素对藻类繁殖的影响
藻类的生长受水中氮、磷、光照强度、温度、水体pH值、浑浊度、溶解氧等多种环境因素的影响，这些因素的共同作用，导致了水体中藻类数量和优势藻中的季节性变化．研究发现，天津市城市供水水源水中高浓度的N、P及较低的N、P比值(N／P一9：1)，28～32℃的水温条件，500～1 000 lx的光照条件以及8～9．5的pH条件，有利于微囊藻的繁殖，是造成藻类高发期以蓝藻(微囊藻)为优势藻种的主要原因．
2．1 氮、磷的影响
微囊藻无固氮能力，水体中高浓度的N和P对藻类高发起着关键作用．一般认为水体中N、P类的浓度分别达到0．2和0．02 mg／L时，藻类就会大量滋生．监测结果表明，天津市源水中总磷、无机氮的浓度一直居高不下，且呈逐年上升趋势，夏季总磷可达0．06～0．07 mg／L，最高可达0．108 mg／L，无机氮可达2．5 mg／L，超过藻类大量繁殖的N、P类浓度限值，为藻类的大量繁殖提供了充足的营养．另外，有研究指出，水中藻毒素主要是由于水源水中含N、P尤其是P引起的．就铜绿微囊藻而言，其毒株的生长较为缓慢，但随氮、磷浓度的增加而加快．可见，控制水体中的氮、磷含量至关重要．
2．2 温度的影响
温度是引起藻类高发及决定藻类高发种类的一个重要素．Kruger和Eloffm研究了温度对微囊藻生长的作用，指出铜绿微囊藻生长的最适温度为28．8～30．5℃ ，最低为10℃，最高为40℃．中国环境科学研究院利用滇池湖水所作的温度对微囊藻生长影响的室内模拟试验结果显示，微囊藻的比增长率在25～30℃时最大，超过35℃ 比增长率急剧下降，表现出较强的高温阻碍．也就是说，中等温度比较适宜微囊藻的生长．天津市的高温期出现在6～9月，水温在22～28℃左右，是适合微囊藻生长和大量繁殖的温度．事实上，该季节也正是天津市城市供水藻类高发季节．
2．3 光照的影响
对微囊藻比增长率与照度关系研究结果表明，微囊藻在光照强度为500～1 000 lx时比增长率能达到最大值．天津市属温带大陆性季风型半湿润气候，光照充足，年日照时数为2 813 h，较高的光照强度主要集中在5～10月份，其中7月份为最高，充足的光照给藻类高发提供了有利条件．
藻类的繁殖跟多种因素有关，除自然因素外，和水体受污染的情况有密切关系，近几年来，天津市城市供水水源藻类高发严重程度逐年加重，其原因和控制方法有待进一步研究．
3 高藻期化学杀藻试验研究与分析比较
针对天津市城市水源的藻类高发问题，对高藻期水源表层水进行了四种杀藻剂—— 硫酸铜、高锰酸钾、次氯酸钠和过氧化氢的化学杀藻现场实验研究．实验期间，原水中的藻类数量为(1 000～4000)万个／L．实验是在5个容积为18 L的聚氯乙烯方形无盖实验槽(有效尺寸200 mm×200 mm×450 mm)中进行的．在4个实验槽中的15 L源水中分别加入不同浓度的杀藻剂(其中一个实验槽内不加杀藻剂作为对照)，置于室外阳光照射处，作用时间24 h，实验结果如表3所示．
由于原水水质和藻类数量变化的随机性，对不同水源化学杀藻效果相差较大．在该实验条件下，通过多次重复实验，四种杀藻剂对藻类的平均去除率依次是：高锰酸钾(适宜投量0．8 mg／L，平均去除率88．8% )>硫酸铜(1．5 mg／L ，71．6 %)>次氯酸钠(3．0 mg／L ，51．7% )> 过氧化氢(4．0mg／I ，35．3% )．四种药剂耗费从低到高依次为：高锰酸钾(0．068元／m3。)>硫酸铜(0．078元／m3。)>过氧化氢(0．200元／m3。)>次氯酸钠(O．300元／m3。)．另外，已有研究结果表明，使用硫酸铜去除微囊藻水华会引起胞外藻毒素-MCLR浓度的提高，高锰酸钾处理蓝藻释放的MCLR相对较少，而且高锰酸钾对细胞外毒素消除效果较好，1 mg／L高锰酸钾接触30 min对MC的去除率可达95 %．因此，对于处理藻类高发期间以有毒蓝藻为优势的天津市城市水源水而言，高锰酸钾是较为适宜的杀藻剂．当然，对于该水源水不同杀藻剂对藻毒素释放的影响还应作进一步的实验研究．

4 结 论
天津市城市供水水源含藻量的季节特征较为明显，高值一般出现在水温较高的夏秋季的7～9月份；高藻期原水含藻量呈逐年增加趋势；高藻期持续时间呈逐年延长趋势．高藻期共检出浮游藻类6门8纲14目25科46属，其中蓝藻门12属，绿藻门21属，硅藻门13属；藻类高发由蓝藻大量生长引起，优势种为微囊藻属的铜绿微囊藻和水华微囊藻．高锰酸钾、硫酸铜、次氯酸钠、过氧化氢四种杀藻剂的杀藻试验结果表明，对于藻类高发期间以有毒蓝藻为优势的天津市水源水，高锰酸钾是较为适宜的杀藻剂．

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。