湖泊藻型富营养化控制!!技术"理论及应用

王国祥 成小英 濮培民

南京师范大学地理科学学院(南京),中国科学院南京地理与湖泊研究所.

提要湖泊富营养化防治走过了从控制营养盐"直接除藻(到生物调控"生态工程及生态恢复等
艰难历程(各国为此投入了巨额资金(然而收效甚微(富营养化依然是全球性重大水环境问题/回顾和分
析富营养化湖泊治理研究与实践的成功经验与失败教训(无疑将有助于采取更切实可行的技术有效控制
湖泊富营养化/综观全球富营养化治理研究成果(不难看出(富营养化是一个典型的生态问题(生态问题
只有用生态学方法解决/在全湖性富营养化难以快速根治的情况下(如何集中技术优势和有限财力(优先
解决对人类生产生活影响较大的局部水域富营养化问题(逐步修复受损的湖泊生态系统"提高水体自净能
力"改善水体环境质量并建立湖泊健康生态系统

关键词富营养化湖泊治理综述


富营养化已成为一个全球性的重大水环境问题(引起了广泛重视/早在%)世纪初(湖泊水库富营养化
的出现引起了欧美一些国家的关注(研究和防治随之展开/特别是最近2)年来(随着全球水体富营养化问
题的不断加剧(各国为控制富营养化进行了大量研究与实践/近%)年来(我国对湖泊富营养化状况"产生
原因进行了一系列研究与防治的实践(但是(富营养化仍未得到有效控制/最近几年(中央和地方在湖泊富
营养化治理方面投入了不少资金(滇池耗资2)亿元(太湖耗资$))亿元(一些小型城市湖泊的治理动辄也
是上亿元(但是几乎没有一个见到明显效果

富营养化藻型水体的显著特征是浮游植物大量发生(进而造成水质恶化"水体功能下降"水生生物死
亡等灾难性后果(它不仅制约了湖泊资源的可利用性(而且直接影响人类的健康生存与社会经济的持续发
展/3七五4以来(我国在江苏太湖"安徽巢湖"昆明滇池"武汉东湖开展了较为系统的湖泊富营养化研究(并
取得了一系列研究成果/过去的几年间(我国对一些严重富营养化的湖泊&如玄武湖"西湖"滇池.采取截
污"清淤挖泥"引水冲污等治理措施(从实际效果来看(对这些异常富营养化的湖泊(任何单一的措施(都难
以控制富营养化藻类种群暴发(有时甚至还会导致藻类生物量增加"富营养化呈现加重的趋势/回顾和分
析国内外富营养化治理研究与实践的成功经验与失败教训(无疑将有助于采取更切实可行的技术有效控
制湖泊富营养化

营养盐控制
控制水体营养盐浓度是传统的富营养化防治措施(它基于限制因子原理(以实验室藻类生长瓶法测定
结果为依据(对于外源性污染采取截污"污水改道"污水除磷(对于内源性污染采取了清淤挖泥"营养盐钝
化"底层暴气"稀释冲刷"调节湖水氮磷比"覆盖底部沉积物及絮凝沉降等一系列措施

以截污为代表的外源性营养盐及污染控制
一些水体(特别是浅水湖泊(磷的负荷减少了+678*67(但是湖水富营养化状态往往难见缓解
结语


随着对富营养化湖泊生态系统研究的深入!人们逐步认识到富营养化控制是一个典型的生态问题!生
态问题只有用生态学方法解决"如果说从营养盐控制到生物调控是富营养化治理技术上一个革新!那么!
从生物调控到生态恢复则是人类对富营养化生态系统认识上的又一次飞跃"然而!迄今为止!对于如何在
荒漠化的藻型富营养化水体中恢复多种不同生态类型的水生高等植物群落!并从群落和生态系统水平研
究恢复水生高等植物的恢复过程及其对富营养化藻型湖泊生态系统结构和功能的影响!尚缺乏系统深入
的研究"

值得一提的是!我国的许多富营养化湖泊生态系统目前所承受的污染压力!远远超过了其耐受限!在
这种情况下!仅仅消除污染对对湖泊生态系统的胁迫压力!湖泊生态系统尚不能实现自我恢复!这也正是
许多污染控制措施对富营养化湖泊治理难以奏效的原因之一"况且!诸如复杂的面源污染)大气沉降等污
染源目前仍难于彻底控制-历史上水质清澈的湖泊生态系统退化的原因除了环境污染和人类对湖泊资源
的掠夺式开发外!湖泊生态系统自身的脆弱性也不容忽视"对严重生态退化的富营养化湖泊而言!不仅仅
要恢复历史景观!而且要修复重建可承受一定污染负荷的)可抗环境灾变的)强化的人工生态系统"因此!
对于湖泊富营养化治理而言!’生态修复./0121340526/7/845941:;(可能比’生态恢复./012134052
6/<9165941:;(表述得更准确"修复受损伤的富营养化生态系统的结构!重建健康的水生生态系统!修复和
强化湖泊生态系统的主要功能.特别是水体自净功能;!并使修复的生态系统实现整体协调)自我维持)自
我演替的良性循环"

从富营养化控制途径方面看!在目前大范围的环境污染难以得到有效控制)全湖性富营养化治理和水
质改善难以快速见效的情况下!当务之急是集中技术优势和有限的财力!首先解决直接影响人类生产生活
的局部水域富营养化问题.如饮用水源区;以及污染发生的局部水域.如入湖河口及岸边带;.抓两头;!并
逐步实现全湖乃至全流域的生态恢复.带中间;"特别是受经济和技术方面的限制!我国目前尚难以使富营
养化湖泊在短期内实现根本好转!因此!从解决燃眉之急的局部问题着手!’抓两头)带中间(无疑是适合中
国国情的)切实可行的富营养化治理和生态修复技术路线"

无论采取什么样的技术措施控制富营养化)改善水质!都应有适当规模的中试工程及中试结果!不能
仅简单地依据有限的实验室实验结果或理论推算!提出全湖性的治理措施!动辄投入巨资!结果事与愿违!
不仅浪费了资金!还有可能破坏原本脆弱的湖泊生态系统"

对于富营养化控制的基础研究应着眼于湖泊及其流域的生态修复!研究湖泊历史景观中各种类型生
物种群的功能!探讨湖泊生态系统一些重要种群爆发)退化)消失的主要原因-探讨功能群及其生境恢复与
生态功能强化的理论意义-深入探讨适应从污染到清洁水体的各种生物群落特点!探讨提高水体自净能
力!研究开发可逐步调节生态系统结构与功能)改善水质并建立健康水生态系统的成套技术"

1.水中藻类的嗅味及去除方法
引言

　　嗅味藻类是低级植物，具有叶绿素，有光合作用的机能。藻类的细胞结构 ( 除蓝藻外 ) 是在细胞内含有细胞核膜，将细胞核与细胞质明显分开。蓝藻微小，细胞结构简单，没有核膜，与细菌相似。水中的藻类在大小、结构上有很大差异，小的藻类肉眼看不见，要在显微镜下才可见。大的藻类如我们吃的海带。生长在太平洋东岸寒流中的巨藻可达 100 -400 米 。

　　 给水系统中的大部分藻类都是普通的，常见的是单细胞菌落型和丝状绿藻和兰绿藻、硅藻和鞭毛藻。它们可以存在于水中，在水中浮游，有些是着生藻类 ( 附着别的杂质上生长 ) 。在给水系统中，许多藻类，特别是着生藻类会产生令人不愉快的异嗅和异味，已经引起人们的重视。例如，座落于太湖边上的某石油疗养院的小型自来水厂，直接取用太湖水为水源，供应疗养院用水。其工艺流程主要采用机械加速澄清池和无阀滤池。每逢夏季，机械加速澄清池表面往往积累了厚厚一层附着在泥土上的藻类，出水中充满了鱼腥味，给人一种极其不愉快的感觉。实践证明，自来水厂的常规处理方法难以去除藻类所产生的异嗅和异味。目前，研究除藻问题已是给水处理发展中必不可少的课题。

2 ．水中的藻类与嗅昧

2.1 活藻

活藻可产生许多挥发性的和非挥发性的有机物质。这些有机物或者是简单的光合作用的产物，或者是由较简单的化合物合成为较复杂的化合物，变成异养有机物 ( 如细菌和真菌 ) 的食物。给水系统中，这种细胞外的产物会引起异嗅和异味。而且藻的细胞外物质分解是另外一个潜在的引起嗅味的源泉。大部分产生嗅味的有机化合物是活藻释放的，包括小分子量和大分子量物质。


2.2 死藻

　　死藻可以通过两个途径引起异嗅和异味。其一，死亡藻类 ( 特别是无纤维素细胞壁藻类 ) 细胞的解体，使得细胞内物质进入水中，释放出嗅味化合物；其二，死藻可作为放线菌等细菌的食物，放线菌可产生嗅味化合物。据有关资料报道口腐烂的蓝绿藻可以产生各种各样的嗅昧硫化物，包括甲烷硫醇、异丁硫醇、 n —丁基硫醇、二甲基硫醚＼三硫酸二甲月旨。活藻会释放代谢物。当藻腐烂时，藻的产物就会释放出来。许多产物会引起嗅味，特别是蓝绿藻产生的酚类化合物。但不是所有的产物都会引起嗅味， Slater 和 Block(1983年 ) 通过对某河水的评价指出，蓝绿藻产生挥发性化合物，其中许多会引起嗅味。

2.3 藻类产生的嗅味的类型和藻类的代谢物。

综上所述，水中各种不同类型的藻类会产生不同的异嗅和异味，造成水臭。如果我们把藻类产生的异嗅和异味作为一个系统，这个系统用函数 Ф(x) 来表示，系统要素变量为 X1 ， X2 ， X3 ， K4 ，它们之间的关系可用式 (1) 来表示Ф(Xi)=F(X1 ， X2 ， X3 ， X4) (1)式中： X1 一鱼腥味； XI 一霉味和泥土味； X3 一青，草味； K4 一芳香味。
系统中各要素变量的具体特性如下：

a ．鱼腥味——鱼腥味是由有色鞭毛藻和硅藻产生的，实践证明，当鱼腥味明显存在 时，往往意味着有机物的大量存在。

b   霉昧和泥土味——有人认为这两种味道：青草味和霉味的变异和混合的气味。实际上：．产生泥土气味的有两种化合物，甲基—异冰片 (2-methylisobomed) 和土臭素 (geosmin)o 这两种化合物，即使浓度很低，只有几 n 妒 1 ，也能闻到。它们抗化学氧化性能很强，氯气和高锰酸钾都不能消除这些气味。

c ．青草味——这种气味是由绿藻产生的最常见的嗅味，特别是在有机物大量存在时，能够明显地闻到青草味。据报道，某些蓝绿藻，偶见硅藻和有色鞭毛藻也会产生这种嗅味。

d ．芳香味——芳香味包括水果＼蔬菜、调料气味和令人讨厌的味道，如大蒜味等。这些嗅味主要是由一些有色鞭毛藻和硅藻产生的。Palmer 认为，腐败的气味常常是由过多的蓝绿藻或绿藻引起，腐烂的藻群也会产生这种气味。Seppovaara 指出，根据他本人所做的研究工作得到的数据表明，特别的嗅味是由各种类型的藻产生的。例如，氯酚、三碘甲烷和药味的复合嗅味由藻类代谢物的氯化和副产物的分解作用产生，产生气味代谢物的藻类的临界浓度见表置。   


3 ．藻类的去除

3.1 ，传统的除藻法

　　对含藻水处理的传统方法是用硫酸铜、预氯化杀藻，用气浮法除藻。含藻量少和处理水量不大时，可用硫酸铜。由于硫酸铜价格贵，又具有毒性，一般在游泳池水处理中常有使用。原水中加氯，可杀死藻类，并可防止藻类堵塞输水管和滤池。但原水中若藻类含量大，势必加氯量增加，会导致出厂水中的氯仿和四氯化碳含量增加。气浮除藻，效果较佳。藻类不易沉淀，则利用‘气浮工艺使其上浮而去除。气浮处理中利用通入水中的大量微小气泡，使气泡粘附在藻类上，即可快速上浮，使固液分离。据某水厂测定，该厂的气浮工艺除藻率可达 60 ％以上。

　　 据考察，美国许多水厂附近设有调节水库，库水中含有藻类，常采用三种方法除藻：
(1) 当藻类含量较高时，每天用专用船向水库中投加 CuS04 溶液，其投加量为 0.5 －0.7mg/L ；
(2) 当藻类含量不高时，在进入水厂的原水中投加 K 2 MnO 4 ；
(3) 当藻类含量低时，在进入水厂的原水中加氯。

3.2 二氧化氯除藻

　　1995 年，美国费城以二氧化氯替代硫酸铜作为水库水的除藻剂。近年来，随着人们对 ClO 2 的深入研究，认为二氧化氯可作为一种有效的除藻剂。二氧化氯除藻的机理是，藻类的叶绿素中的吡咯环与苯环非常类似，二氧化氯对苯环具有一定的亲和性，能使苯环发生变化而使其无臭无味，二氧化氯也同样能作用于吡咯环，氧化叶绿素，使其新陈代谢终止，使得蛋白质的合成中断，导致藻类死亡，而且二氧化氯和藻类的反应极快，能够有效地控制霉味、鱼腥味等。

3.3 臭氧和活性炭处理

　　日本福间町水厂由于水库较小、较浅，藻类容易繁殖，有时有异味，该厂仅在水位低、藻类多、气味大时增加臭氧和活性炭处理设备，使藻类得以控制。北京田村山水厂水源来自密云、怀柔及官厅水库，经常规处理后，出水水质达不到要求。当增加了臭氧—活性炭深度处理后，获得了满意的处理效果口向反应沉淀池的适当位置投加粉末活性炭 (PAC) ，作为助凝剂，可以强化反应沉淀池对藻类的去除，特别是在藻类繁殖的季节，用此方法可以作为一个应急的措施。活性炭去除泥土气味特别有效，且最常用的是 PAC 。1995 年 5 月，美国芝加哥的供水部门在异嗅和异味季节到来之前，就开始投加大约 2.4 mg/LPAC ，到七月中旬，当水中开始出现甲基—异冰片 (MIB) 时， PAC 的投加量逐渐增加到最大值 11 mg ／ L ，异嗅和异味最大的季节过后， PAC 的投加量随 MIB 浓度的减小而减少，减到 1.2mg/L 时，再投加一个月，并对 MIB 进行持续监测，直到浓度降到 5ng/L 。

3.4 慢滤池过滤

　　瑞典的斯德哥尔摩水厂，快滤池的滤后水至慢滤池 ( 单池面积为 500 -2400m2 ，滤速仅为快滤池的 1 ／ 30 ，砂层厚度为 1m ) ，水中大部分残留的极微小的藻类被截留在慢滤池滤层表面或里面。

3.5 微滤机过滤

　　德国的 Slipplingen 水厂，在原水加药之前，用微滤机将原水中所含大部分藻类等颗粒物质除去。

3.6 生物滤池

　　以色列人的生物滤池用麦杆作为基质 ( 一个 1m3 的 PVC 池，装有 50Ke 麦杆 ) ，可去除 75 甲。的藻生物量。生物滤池是生物除藻的一种。生物除藻主要利用生物膜上的微生物对藻类的絮凝和吸附作用，把藻类从水中分离出来。藻类一部分被沉降，一部分被微生物氧化，还有的被原生动物所吞噬。

3.7 投加更多的 Fe 3 或 A1 3

　　据报道，由藻类产生的有机物对絮凝和过滤有影响，其原因是藻类细胞外有机物中的酸性物质与絮凝剂 ( 铁盐或铝盐 ) 水解产物之间反应形成表面络合物。而这一有机物表面络合物的形成，需要酸性有机物有一个特殊的结构， FeOOH 的周边 =Me — OH 基团能与 OH ·离子键联。这样，在空缺区域有 OH — 和 COOH — 基团的有机分子就可作为水合 A1203 的配位体。当 pH<5 时，离解平衡的芳香族有机物在邻位拥有 OH — 和 COOH — 基团；当 pH>5 时，质子化有机物就形成表面络合物，对絮凝有较强的干扰作用，有机物缺乏羧基时则不会对絮凝产生干扰。当上述有机物浓度为 1.5 — 2mg/L 时，其对絮凝的影响程度与铁盐投量有关，如果有机物浓度增加，铁盐投量减少，絮凝立刻受到干扰；当铁盐投量为 3mg ／ L 时，溶解性有机碳大于 1.5mg ／ L 时，滤后水浊度和残留铁浓度均有所增高；溶解性有机碳大于 2.1mg ／ L 时，矾花即刻穿透滤池；溶解性有机碳浓度达 5mg ／ L 时，滤池极易堵塞。

　　 因此，投加更多的 Fe 3 ＋ 或 A1 3 ＋ 盐，以增加这些金属离子的水解络合物的数量可在一定程度上补偿由于表面络合物的形成对颗粒脱稳和聚集的影响。绿藻细胞外有机物浓度与铁盐投量的关系见图 l ，铁与溶解性有机碳 (DOC) 之比为 3 ：1 ，其它藻类也有类似的结果。

4 ．藻类控制

　　以水库和湖泊水作为水源的自来水厂，往往会碰到藻类带来的困惑。如上海月浦水厂从蓄水库取水，每年的三月下旬四月初，库中水温上层热，下层冷，藻类繁殖很快。由于藻类难以沉淀，造成滤池堵塞 ( 仅能过滤 2-3 小时 ) 。该厂采取有效措施：一是减少原水在水库中的停留时间，提高水库的换水率，使藻类来不及生长，同时使水库中杂质来不及沉淀，保持浑浊状态，太阳光难以射人，藻类的光合作用困难。二是向水库中投加漂白粉，用药剂控制。实际上向含藻原水中投加泥浆也可以控制藻类藻殖。

不同预氧化工艺下蓝藻细胞破坏与土臭素释放
李宗来，于建伟，赵艳梅，杨敏*
（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 100085）

摘要：针对以螺旋鱼腥藻和铜绿微囊藻为优势藻的蓝藻暴发期某水库水样，选择次氯酸钠、二氧化氯、高锰酸钾、臭氧四种氧化剂进行氧化处理实验。结果发现，二氧化氯和次氯酸钠在很低剂量就能导致藻细胞大量破裂和土臭素的释放，完整细胞密度和投加剂量呈对数关系；高锰酸钾在1 mg/L才引起土臭素的释放，但对藻细胞几乎没有去除作用；臭氧在2.5mg/L以上才引起土臭素的释放，同时藻细胞的数量的降低和投加量呈正比。在蓝藻暴发的水源水中，不宜采用预氯化进行处理，以避免土臭素的大量释放；可投加适量臭氧以强化去除部分藻类，具体投量要根据水质情况进行选择。
关键词：铜绿微囊藻； 螺旋鱼腥藻；氧化；细胞完整性；土臭素释放；
1.引言
近年来，湖库型水源地蓝藻暴发的事件时有发生。蓝藻暴发不仅影响水处理工艺，还经常伴有有害次生代谢物如藻毒素和嗅味物质浓度的急剧上升，降低水的可利用性和安全性(13)。土臭素（geosmin）是最常见的土霉味物质，最先发现为链霉菌等放线菌的代谢产物(4)，后发现许多丝状蓝藻也能产生geosmin，且大部分水源的geosmin所导致的嗅味问题为藻类所导致(1, 5-7)。
对于水厂来说，利用氧化剂对原水进行预氧化对于保障水处理设施的稳定运行具有重要作用。国内很多水厂采用了预氯化工艺，近年来有些水厂采用高锰酸钾或臭氧进行预氧化。但是，当水源水发生蓝藻水华暴发时，预氧化可能会破坏藻细胞的完整性，导致细胞内有害物质的释放。已经有一些关于氯对微囊藻细胞的破坏及随后的藻毒素释放和氧化的研究(3, 11)，也有人研究过氯、硫酸铜、高锰酸钾等对实验室培养水华束丝藻的生理毒性影响和geosmin释放的问题(8)。但是，至今为止，还没有一个针对蓝藻暴发时各种预氧化工艺对蓝藻细胞完整性和geosmin释放的系统研究。本文以北方某水库发生暴发蓝藻水华并出现土臭素嗅味（螺旋鱼腥藻和铜绿微囊藻占优势）时的水样为对象，初步评价了利用不同氧化剂进行预处理时藻细胞数量和土臭素浓度的变化，本研究结果可以为实际生产提供科学依据。
2. 实验材料与方法
2.1 试剂和材料
次氯酸钠（特定Ⅱ级，北京兴福精细化学研究所）、高锰酸钾（分析纯，北京化学试剂厂）、稳定态二氧化氯（江西生物制品研究所），臭氧经臭氧发生器（三菱，氧气源）制得；硫代硫酸钠（分析纯，北京化学试剂厂）；土臭素标样，2 mg/mL甲醇溶液（Sigma-Aldrich，美国）；藻类固定用鲁格氏液。
实验用水直接取自某水库藻华水样，主要为螺旋鱼腥藻和铜绿微囊藻。
HP6890/5975气相色谱/质谱联用仪（惠普，美国）；有机碳分析仪Apollo-9000（Tekmar-Dohrmann Co., 美国）；固相微萃取（SPME）仪，57348-U萃取头，DVB/Carboxen/PDMS材质（SUPELCO，美国）；臭氧发生器（三菱，日本），医用制氧机（FY3，亚奥科技，北京）；六联搅拌器（梅宇MY3000-6，潜江梅宇仪器）；臭氧反应柱，为自加工玻璃装置，直径10cm，高1.5m，底部设G4砂板曝气；藻类计数框（HL-JS 0.1 ml，武汉恒岭科技）；电动显微镜（Zeissn Axioskop 2 Mot Plus，德国）；聚碳酸酯膜（0.8µm ，ATTP04700， MILLIPORE, 爱尔兰）；GF/C滤膜（Whatman，英国）。
2.2 实验方法
2.2.1 氧化实验
次氯酸钠、二氧化氯、高锰酸钾氧化实验在六联搅拌器中进行，实验杯中加入1L水样，添加不同剂量的氧化剂，同时设对照组，搅拌转速40 r•min-1，反应一段时间后取样；臭氧氧化实验时，反应柱中加入2 L水样，通入一定剂量臭氧后取样，同时设只通氧气的对照组。氧化实验后所取样品立即加入硫代硫酸钠终止反应。
2.2.2 样品分析
藻类分析：藻密度高可直接用藻类计数框（HL-JS 0.1 ml，武汉恒岭科技有限公司）进行显微镜（Zeissn Axioskop 2 Mot Plus，德国）下镜检计数。藻密度低于500万Cell•L-1时，将1L水样用鲁戈氏液固定富集浓缩到25ml后计数。对微囊藻根据其聚集体大小、体积、形状等对细胞数进行估算，螺旋鱼腥藻根据视野中每个个体的螺旋圈数多少进行估算，同时在明场和微分干涉下对藻类进行拍照。水样经聚碳酸酯膜（0.8µm ，ATTP04700， MILLIPORE, 爱尔兰）过滤后用扫描电镜（SEM-EDX，S-3000N, HITACHI, 日本）进行观察。
土臭素：采用顶空固相微萃取-气相色谱/质谱法（HSSPME-GC/MS）进行分析(2, 15)。分别对水样中的土臭素总量及溶解性含量进行测定，其中土臭素总量为将含藻水样直接进行分析，将水样用GF/C滤膜过滤后测定所得含量为溶解性量。
DOC：水样经GF/C玻璃纤维滤膜过滤后用总有机碳仪测定。
3 结果和讨论
3.1 原水水质特性
实验所用原水取自蓝藻暴发期的北方某水库，主要水质参数如下：DOC：3.3mg•L-1；pH值8.3。能明显观察到聚集的微囊藻团块和螺旋成针状鱼腥藻，水样呈现明显的蓝绿色，藻类镜检结果见图1。可以看出，蓝藻主要组成为铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）和螺旋鱼腥藻（Anabaena spiroides），其密度分别为5200万Cell•L-1和1000万Cell•L-1。螺旋鱼腥藻为典型的能够产生土臭素的藻类，因而水中土臭素含量很高，总浓度和溶解性浓度分别达到1244 ng•L-1和220 ng•L-1，以胞内形式为主。








图1 藻类镜检结果
A-C为螺旋鱼腥藻，D-F为铜绿微囊藻，其中C和F为SEM照片
3.2 预氧化对藻细胞的影响
对氧化后的水样用光学显微镜和扫描电镜观察，均没有发现明显的细胞碎片，这可能是因为蓝藻没有硬质的外壳，细胞膜细胞器等破碎成非常细小的颗粒或者直接被氧化，在进行细胞计数时计算的均是具有完整细胞外形结构的个体。
不同氧化剂对藻细胞的影响结果见图2可以看出，从氧化除藻效果来说，除高锰酸钾外，氯、二氧化氯、臭氧均能明显降低藻细胞的数量，对藻细胞的破坏能力为二氧化氯>氯>臭氧>高锰酸钾。其中，氯和二氧化氯与藻密度变化呈现对数关系， （其中A为藻密度，x为氯或二氧化氯投加量）。其相应反应公式为：
氯：A=1240.8+5025.4×e-x/1.092；
二氧化氯：A=1204.6+ 4974.4× e-x/0.9175；
其拟合系数R2分别0.9974、0.9985。
臭氧对藻细胞的氧化可以直线关系表示，具体为：A=6412-1064×x，R2=0.977。当臭氧投量大于1 mg•L-1时，藻细胞才开始呈现明显降低。而高锰酸钾对藻细胞的破坏作用很弱，投量达到5 mg•L-1时藻细胞减少不到10%。




图2 氧化剂对蓝藻细胞完整性的破坏及DOC变化
3.3 预氧化对有机物及土臭素的影响
3.3.1 溶解性有机炭（DOC）
含藻水样经氧化处理后DOC的变化见图2。可以看出，四种氧化剂在低剂量下均导致DOC的升高。这种低剂量下的DOC上升可能与氧化剂刺激下细胞膜通透性的变化有关(8, 12)，同时氧化剂本身也能破坏部分藻体产生一些有机物。
但是，总体来说，各种氧化剂导致的DCO变化类型有所不同。与臭氧和高锰酸钾相比，采用氯和二氧化氯进行氧化处理后，DOC的增加明显。氯投量在10 mg/L时，DOC为6.5 mg/L，二氧化氯投量为3 mg/L时，其DOC达到7.5 mg/L。二氧化氯具有较强的氧化能力，对藻细胞的作用明显，当藻细胞完全破坏后，继续投加会氧化部分有机物导致DOC降低，而氯的氧化能力要弱些，即使投加到10 mg/L，DOC也没有明显降低。对臭氧来说，低投量条件下（0.5 mg/L）DOC出现较高的增加，而继续增加投量DOC基本稳定，这可能是因为臭氧本身氧化能力较强，较高投量时在导致代谢物释放的同时，会氧化部分有机物，从而导致DOC基本稳定在一个浓度水平。同样，对于高锰酸钾来说，DOC也没有出现随投药剂量增加而增加的情况。
3.3.2 土臭素（geosmin）
螺旋鱼腥藻可以代谢产生大量的geosmin (10, 14)，但geosmin一般是在细胞内合成后再分泌到胞外，而且通常状况下85～95%的geosmin存在于胞内(9)。实验所用水样中geosmin的含量为1250 ng/L，溶解性geosmin仅为220 ng/L。不同氧化剂处理下含藻水的溶解性及总geosmin含量见图3。可以看出，不同氧化剂引起的geosmin释放效应相差很大。二氧化氯的释放效应最强，在0.5 mg/L的投药量下大部分geosmin从胞内转到胞外。对照图2可知，此时藻细胞数量只下降三分之一，表明二氧化氯可能在拓宽细胞膜通道方面作用较强，导致geosmin在藻细胞完全破坏之前就基本上被释放出来。
次氯酸钠直到投药量为1 mg•L-1时geosmin的释放比较缓慢。但是，投药量超过1 mg•L-1后，geosmin释放非常显著。可以看出，当投药量为1.5 mg•L-1时，几乎所有的geosmin都被释放出来。而对于高锰酸钾，在投量低于1 mg•L-1(一般使用量不会超过这个剂量)时，几乎没有geosmin的释放。当投量超过1 mg•L-1时，随着投量的增加，geosmin逐步释放出来，到5 mg/L时geosmin完全释放。与图2相比可知，藻细胞在本实验投量范围内并没有出现明显的下降，表明可能主要是高剂量高锰酸钾改变了细胞膜的通透性，导致在没有破坏藻细胞的情况下geosmin的释放。
对于臭氧来说，在投量低于2.5 mg•L-1时， geosmin不仅没有被释放出来，反而出现一定的下降的趋势。从图2中可以看出，臭氧在投量为2.5 mg•L-1条件下已能去除约40%的藻细胞。这是一个非常有趣的现象，可以看出，臭氧的作用机制与其他氧化剂有显著的不同。但具体情况有待于进一步的研究。一般来说，臭氧预氧化的投量不会超过1.5 mg•L-1，因此，臭氧的这种特性表明，利用臭氧进行预氧化不会导致藻细胞内嗅味物质的释放。











图3 氧化过程中geosmin 释放
4. 结论
选择次氯酸钠、二氧化氯、高锰酸钾、臭氧四种氧化剂对高藻水进行了预氧化实验，发现四种氧化剂对藻及嗅味物质的影响各不相同。次氯酸钠、二氧化氯的除藻效果明显，其投量与藻细胞去除效果之间呈指数关系，当投量达到3mg•L-1时，藻细胞的去除率达到70％以上。臭氧投量与藻细胞之间呈直线反比例关系，但投量低于1 mg•L-1时，藻细胞数量变化不明显。而高锰酸钾对藻细胞的去除效果不明显。
氧化均导致了DOC的释放。但对于次氯酸钠、二氧化氯而言，DOC总体上随投量增加而增加；而对于高锰酸钾、臭氧而言，低剂量下有DOC的释放，但DOC在高剂量下并不随投量的增加而上升。
在胞内geosmin的释放方面，藻细胞对二氧化氯最敏感，次氯酸钠其次。这两种氧化剂的使用均可能会导致geosmin的大量释放。在正常的投量下，高锰酸钾不会导致geosmin的大量释放，而臭氧在很宽的剂量范围内均没有geosmin释放的问题。因此，这两种药剂可以考虑在必要时作为预氧化剂使用。

参考文献

(转)清华大学环境工程系教授张晓健谈无锡市自来水事件应急处理技术
“新难点”引发新技术



。

　　今年5月末在无锡发生的“自来水危机”引起了全社会对水质问题的关注，除了加强控制水源地污染、保护环境的措施外，我们更从中学到了处理此类问题的新技术和新方法，从中吸取了经验，进一步完善了应急机制。清华大学的张晓健教授作为这一“危机”应急专家组的技术负责人，不仅亲历了危机的全过程，更亲自主持并参与了应急新技术从试验到实践的全过程。在此次论坛上，张教授首次对事件的始末和新技术的研发过程进行了披露。

　　“除臭”而非“除藻”

　　张晓健介绍说，5月28日下午开始，无锡市的南泉水源地突然恶化，自来水带有严重的臭味，已经失去了除消防和冲厕以外的全部使用功能。水源水呈黄绿色，淡黄色，有的水甚至发灰、发黑，已不再是绿色。藻的浓度为6000万到8000万克/升，最高时达到2.5亿个/升。但是水面上只有少量的浮藻，水体颜色发灰、发黑。COD为15到20毫克/升，最高时达到28毫克/升，氨氮是7到10毫克/升，溶解氧降为0，并且水质的恶化过程非常突然。

　　事件发生后的5月29日~31日，当地水厂已经采取了应对蓝藻水华的应急处理措施，即在取水口处同时投加粉末活性炭和高锰酸钾、水厂内提高混凝剂和消毒剂氯的投加量等应急处理措施，但效果不显著。为了解决这次危机事件，5月31日16时张晓健等三位专家到达无锡，6月1日建设部城建司张悦副司长、王欢副处长等赶到，包括中国城市规划设计研究院的宋兰合所长等7人迅速成立了专家组，协助当地解决这个问题。经过专家们的连夜实验、分析，发现：本次无锡自来水嗅味问题的产生原因极为特殊，当时的说法是因太湖蓝藻水华造成。但是根据源水水质和臭味的味道，以及应急除藻措施除臭效果欠佳的情况，在到达无锡后专家们就初步判断出，产生此次无锡自来水臭味的物质，是一种致臭的含硫化合物，此类硫化合物的气味和烂圆白菜味、烂洋葱味、蒜臭味，以及臭胶鞋味很相似。这次无锡市太湖水的含硫化合物的来源，可能就是大量的藻渣在厌氧条件下产生的分解产物。而导致这一问题的“污染团”东西长1000米，南北宽800米，具有游动性，并非全湖污染爆发。但污染团所到之处，臭不可闻。由此确定应急处理技术的目标，主要是“除臭”，而不是传统的“除藻”。

　　连夜试验获成功

　　根据已有研究结果，含硫的致嗅物质能够被氧化剂氧化分解，但基本上不被活性炭吸附，这就是当地前期应急处理措施效果不佳的原因。而微生物代谢产物的致嗅物质能够被活性炭吸附，却不易被氧化。因此，综合使用氧化和吸附技术，可以去除各类嗅味物质和其它污染物。对于综合使用，必须氧化剂在前，活性炭在后，后面的活性炭还有分解可能残余的氧化剂的功能。如果投加次序相反或同时投加，会因氧化剂与活性炭反应，产生相互抵消作用，效果反而不好。

　　专家组到达无锡后，随即在现场进行了调查研究，有针对性地确定了试验方案。试验从5月31日19时开始，至6月1日早7点40分，经一整夜的试验，取得了成功。采用所确定的应急除臭处理技术，在5月31日晚的恶劣水源水质条件下，应急处理后的水样无嗅无色，感官性状和常规指标良好，至少可以满足生活用水的要求。

　　当时，张晓健等专家确定的除臭应急处理工艺，具体来说包括：在取水口处投加高锰酸钾，在输水过程中氧化可氧化的致嗅物质和污染物；再在水厂内投加粉末活性炭，吸附水中剩余的嗅味物质和可吸附污染物，并分解可能残余的高锰酸钾。高锰酸钾和粉末活性炭的投加量根据水源水质情况和运行工况进行调整，并逐步实现关键运行参数的在线实时检测和运行工况的动态调控。应急处理所增加的运行费用为0.20~0.35元/立方米水。

　　该应急处理技术通过单项处理技术的合理综合利用，强化了对嗅味物质和有毒污染物的去除，并避免因应急处理而产生新的污染问题，工艺合理，实施迅速，效果良好。采用应急除臭处理技术后，臭味问题立刻基本解决，自来水已经恢复到“水危机”爆发前常有气味的种类和强度。

　　运用ORP动态监控

　　由于“污染团”具有游动性，新技术运行后的效果并不稳定，必须用ORP控制，即实时检测、科学指挥、动态调控、稳定运行，方能全面达标，应急处理技术由此进入24小时动态调控阶段。

　　动态调控的主要对象包括高锰酸钾投加和粉末活性炭投加两部分。特别是高锰酸钾的投加一旦过多，锰就会超标，产生“红水”现象；但如果太少，由于化学反应问题，锰仍然会超标。所以既不能加多，也不能加少，只有用ORP来统计。经过监控和调整，至6月5日下午开始逐步减少高锰酸钾投加量，到6月6日完全停止投放。至此，应急除臭工艺结束，恢复到之前的日常工作程序。

　　本次事件的应急处理难度极大，无应急准备时间，水源水的污染原因与污染成分不明，污染成分复杂，水源水质变化快、幅度大。水厂现有净水工艺仍为传统工艺，设备和检测能力不适应应急处理的动态调控要求，污染源的水质超标，没有先例。

　　但这支富有经验、能打硬仗的应急处置专家队伍，具有一定的技术储备，能够在关键时刻发挥作用，是无锡“水危机”成功解决的主要原因。张教授等人曾组织了全国的供水行业对于国内的主要污染物，做了单项污染物突发事件的研究，这为此次事件和日后的应急技术的研发奠定了坚实的基础，今后这项工作还将进一步加强。本报记者 汪汀

(转)增氧机在水源取水口的应用
肖树宏，王铁军，孟祥东，张承武，付妍，刘博
（长春水务集团，长春 130022, Email:wtj677@sohu.com,Tel:0431-85207079）

摘要：当水源地发生蓝藻水华的时候，在取水口附近安装叶轮式增氧机可以有效地驱散相当数量的蓝藻，从而使得原水水体中的叶绿素、耗氧量、COD的平均去除率分别为92%、45.1%、45%，溶解氧平均增加15.3%。

关键词: 增氧机；取水口；蓝藻；水华；叶绿素

水体富营养化是目前世界各国所面临的重大环境问题，水体富营养化带来的一个突出问题是蓝藻水华的暴发，蓝藻旧称蓝绿藻，细菌学中称为蓝绿细菌[1]，是一类极其古老、微小的原核生物经过长期进化形成极强的竞争优势，在适宜的环境条件下即可获得最大生长率，并以指数级迅速增长，研究发现蓝藻具有自我强化机制作用的生态生长调节素，可使其产生尽可能多的后代，从而使产毒菌株密度增加，获得竞争优势，形成种类少而数量大的蓝藻水华。蓝藻水华的形成影响了水生态系统的健康发展，蓝藻大量生长改变了水体的理化环境，透明度降低，水体散发腥臭味，溶解氧减少。当水体中的营养素被蓝藻耗尽时，蓝藻大量死亡，释放大量有害气体及藻毒素。生活饮用水中微囊藻毒素（LR）的限值为0.001mg/L[2]。能产生藻毒素的藻类以铜绿微囊藻、节球藻、水华鱼腥藻和水华束丝藻毒性最大[3]。藻类分泌释放的藻毒素威胁供水水质的安全[4]，治理蓝藻水华的方法有化学法、物理法、生物法等。
新立城水库是长春市的重要水源地之一，2007年7月中旬起，该水库出现了大量蓝藻并且形成水华，针对此种情况，我们采取用中层水、原水前加氯、活性炭吸附等措施，缓解了蓝藻带来的危害。为尽量减少原水中蓝藻的含量，以减轻其对制水生产中的不利影响，我们在取水口附近安装了叶轮式增氧机，用来驱散原水中的蓝藻，并取得了良好的效果。
1、叶轮式增氧机的工作原理
叶轮式增氧机由电机、减速器、支撑架、叶轮、浮筒五部分组成。叶轮式增氧机具有搅水、增氧、混合、曝气的作用。这些作用是在机器运转过程中同时完成的。开机后，叶轮把它下部的贫氧水吸起来，再向四周推送出去，使水库水发生对流，表层水进入下层、下层水上升至表层，下层水不断地被提升与表层水混合，不断更新表层水，并且表层水又因重力作用不断向下层补充。叶轮下面的水受到叶片和搅水管的强烈搅拌，在水面激起水跃和浪花，形成能裹入空气的水幕，不仅扩大了气液界面的表面积，而且气液间的双膜变薄，并不断更新，促进了空气中氧气的溶解速度。搅拌时还把水中原有的有害气体，如硫化氢、氨、甲烷、二氧化硫等通过曝气从水中解吸出来，排入空气中。由于叶轮在旋转过程中，在搅水管的后部形成负压，使空气能够通过搅水管吸入水中，并且立即被搅成微气泡进入叶轮压力区，有利于提高空气中氧气的溶解速度，提高增氧效率（见图1、图2）。







图1 取水口单台增氧机工作照片







图2 取水口多台增氧机工作照片

2、结果与讨论
我们对新立城水库在蓝藻高发期间使用叶轮式增氧机前后的水质检测结果分析如下：
2.1蓝藻分布情况的对比







图3  使用增氧机前后藻类分布情况照片


   





图4  使用增氧机前后藻类分布图
图3表明，使用增氧机前原水中藻类非常稠密，使用增氧机后原水中藻类明显减少。图4表明，2007年9月18日使用增氧机前原水中藻数量为2400万个/L，而使用增氧机后原水中藻类数量为120万个/L，其余日期原水中藻类有类似的变化。
2.2 叶绿素的变化情况








图5  使用增氧机前后叶绿素变化图
水中的叶绿素是指水中浮游植物的现存量，是用来描述浮游植物利用光能进行光合作用将无机物质转变为有机物质时，有机物生产力的一个重要指标。浮游植物的现存量用单位体积或单位面积中生物的数量或质量表示[5]。常见的是叶绿素a，其含量大约占藻干重的1%～2%，是藻类生物量的重要指标[6]。图5表明，使用增氧机前，原水中叶绿素最高值为0.2681mg/m3，使用增氧机后，该值为0.0093 mg/m3，减少了96.5%，平均去除率为92%。
2.3  溶解氧的变化情况







图6  使用增氧机前后溶解氧变化图
图6表明，叶轮式增氧机可以使水库水复氧率明显提高，其所产生的搅动水流使得水库表面水由内向外辐射不断更新，减少了水体表面张力，水库下部水由外向内汇集，被吸到表面用以填补表面水流走后形成的空隙，增加了水体内外氧气的交换，使水会变得荡漾起来，产生更多的波浪，含氧量较高的表层水进入下层后可有效改善下层水体的溶氧状况，使下层水中的有机物迅速分解，从而达到改善水质的效果，有利于打破水库水中溶氧的垂直不均匀性，又可以充分发挥生物增氧效果，使水体中溶解氧增加，平均增加15.3%。
2.4  耗氧量的变化情况











图7  使用增氧机前后耗氧量变化图
2.5  COD的变化情况







图8  使用增氧机前后COD变化图
图7、图8表明，使用增氧机后原水中还原性污染物明显降低，这是由于使用增氧机后，加速了好氧生物的新陈代谢，提高了生物的成活率和生长速率，使水体净化过程加快，消化一部分还原性污染物，水体的透明度提高，阳光可以穿透得更深，热传递和光合作用也相应增加。原水中耗氧量的去除率为41.1%～51.4%，平均去除率为45.1%，COD的去除率为18.2%～55.9%，平均去除率为45%。
3  结论
当水源地发生蓝藻大量繁殖的时候，在进行水厂工艺处理的同时，在取水口附近安装叶轮式增氧机可以有效地驱散相当数量的蓝藻，从而使得水体中的叶绿素、耗氧量、COD的平均去除率分别为92%、45.1%、45%，溶解氧平均增加15.3%。但是，在水源地取水口安装叶轮式增氧机只是应急措施，要彻底解决蓝藻水华问题，必须对水源地及其上游地区进行综合治理。

参考文献：   
[1] 许保玖.《给水处理理论》[M]. 中国建筑工业出版社： 70～76.
[2]《生活饮用水卫生标准》 GB5749～2006.
[3]《水和废水监测分析方法》（第四版）[M]. 中国环境科学出版社： 8～10.
[4] 朱光灿，吕锡武. 去除藻毒素的水处理技术研究进展[J].中国给水排水，2003，19（8）：36～39.
[5] 黄祥飞. 湖泊生态调查观测与分析[M]. 北京：中国标准出版社，1999，72～79.
[6] 吕洪刚，张锡辉，等. 原水藻与叶绿素a定量关系的研究[J]. 给水排水，2005，31（2）：27～30.

(转)自来水厂投加粉末活性炭采用湿法或干法投加工艺的探讨和比较
目前自来水厂投加粉末活性炭常见的有两种工艺方式。一种是将粉末活性炭配置成浓度为10%左右的浆液，由计量泵输送至投加点，此种方式被称为湿法投加方式；另一种是将粉末活性炭由定量给料设备直接定量（计量）投加到水射器中，由水射器将炭粉投加至投加点中。对此两种工艺方式，哪种工艺更好，现尚未有一个明确的定论，在此本人做一个简单分析比较，供各位共同探讨。
    湿法投加工艺，上料—储料—制备活性炭浆液（投料和供水）—混合搅拌—由计量泵定量投加至加投加点。
    干法投加工艺，上料—储料—活性炭连续定量投加—由射流器投加至投加点。
    1.投加精度的比较
    湿法工艺采用制备活性炭浆液，由计量泵定量输送至加药点的方式，活性炭浆液采用计量泵投加，活性炭浆液的投加量可以控制的非常精确，但对于活性炭浆液制备浓度的精度较高，主要是对炭粉的投加量和供水量的控制，如活性炭浆液的浓度的精度较低，则虽然计量泵输送浆液的流量精确，亦不能得到精确的活性炭粉的投加量；干法工艺采用直接由给料设备将炭粉投入到水射器中，通过水射器将炭粉投加到投加点中，粉炭的计量是通过给料设备来完成的，只要保证给料设备的投加精度即能保证粉炭的投加精度（湿法和干法工艺的炭粉给料设备均属于定量给料设备），同时干法工艺仅考虑炭粉的投加精度，而不考虑（制备炭浆）水流量，仅考虑水射器出口端压力，故在控制炭粉的投加精度方面，较湿法工艺更容易保证精度。
    2.粉炭投加后在原水中均匀性的比较
    一般认为湿法工艺投加后的均匀性较好，主要考虑的因素为炭粉和水在混合罐内经过搅拌可以得到混合非常均匀的浆液，故经过计量泵输送至加药点中（取水管路）后，炭粉在管路中的分散均匀性较好。其实不能认为活性炭浆液的混合均匀度高，即可达到活性炭在取水管路中的分散均匀性就高的效果，况且干法工艺中炭粉在经过射流器后，其（在射流水中）均匀度也很高。
    3.设备成本和运行成本的比较        
    湿法工艺比干法工艺增加了混合罐、搅拌机、供水控制系统、计量泵等，而干法工艺仅增加了射流器（和增压泵），故湿法工艺的设备成本和运行成本（及占地面积）均较干法工艺高很多。
    以上是本人对自来水厂投加粉末活性炭的两种工艺方式的比较的一点不成熟的看法，希望各位批评指正并进行进一步深入详细的讨论。
    Shengsheng_5678@163.com

高锰酸钾
一、高锰酸钾的主要性质：
    固态的高锰酸钾是紫色粒状或针状晶体，有蓝色金属光泽，无臭味，不易溶解。
    高锰酸钾的水溶液为紫色，有甜涩味，容易因光照分解，二氧化锰和其它杂质条件的催化作用而分解，产生粽色的二氧化锰沉淀。
    高锰酸钾在酸性条件下是强氧化剂，能氧化水中的大部分有机质，在中性和碱性条件下能分解成二氧化锰并放出活性氧。
    高锰酸钾固体大量储存时有燃烧的危险，溶液和干态物质在与有机物或易氧化物质接触时可能分爆炸。
二、高锰酸钾的应用特点：
据Banerjea实验，在普通情况下2mg/L，深度24h接触间时可获得满意的消毒，相当于CT值2880min.mg/L。但高锰酸钾的消毒能力要逊色于臭氧和氯，接触时间需要很长。
高锰酸钾用于水的消毒特点：
优点：（1）高锰酸钾可以用来氧化吸附由氧和引起臭味的有机物，可以与许多水中的杂质如二价铁、锰、硫、氰、酚等反应，由于有机物被氧化，因此会减少处理水中THM，氯酚和其它氧化消素副产物的产生，使水的致突变活性大大降低。
（2）采用高锰酸钾消毒的水不会产生嗅、味和有毒的消毒副产物。
（3）、能够杀灭很多门类的藻类和微生物，甚至部分原生物和蠕虫。
（4）、投加和检测比较方便。
（5）、反应产物为水合的二氧化锰，它有一定的吸附和助凝作用。
（6）、高锰酸钾可以和活性炭联用，两者都有去除氯代物前驱物质的作用。联用时对水中有机物的去除效率远高于其各自单独使用的效率，但使用时应注意，由于活性炭会还原高锰酸钾，所以两者不宜同时使用。
缺点：（1）、接触时间长。（特别适合长距离输送的预氧化）
（2）、投加过量会引起出厂水色度升高。长期过量投加，反应产物水含二氧化锰易使滤料板结。
（3）、高锰酸钾价格较贵。
三、高锰酸钾除藻：
利用高锰酸钾除藻也有较好的效果，对碱性水的除藻效果优于中性或酸性水。一般高锰酸钾投加量为1–3mg/L、接触时间不少于2h以上。如果预氧化过程中高锰酸钾投量过，可能会穿透滤池而进入配水管网，出现“黑水”现象，而且出水的含锰量增加，有可能不符合生活饮用水水质标准。过剩的高锰酸钾可在沉淀池中去除，只要淡红色已在池内消失，高锰酸钾就不会进入滤池。
有时也可投加粉末活性碳去除过剩的高锰酸钾，其投加点应在高锰酸钾氧化反应完成以后，以免相互作用而降低除藻效果，但是粉末活性碳也可能穿透滤池而进入配水管网，宜在滤速上加以控制。
采用高锰酸盐复合药剂或高锰酸钾作为预氧化剂，所取得的除藻效果优于单纯混凝效果，它可以显著降低水中的U254值，也就是破坏水中的有机物结构，同时它还能消除由藻细胞分泌的部分臭味物质，对藻毒素MC，高锰酸盐的去除率可以达到60%。马军等认为它所形成的新生态水合二氧化锰对含藻水的混凝具有明显的促进作用，新水合二氧化锰能够吸附水中藻类，从而增加藻在水中的沉淀速度，形成相对较密实的絮体。预氯化常用于水处理工艺中，以杀死藻类，是单一的氧化作用，而高锰酸盐预氧化能是氧化和新生态水合二氧化锰吸附的协同作用。
高锰酸钾对水中浮游生物有显著影响，一高锰酸钾可使微生物失去运动活性；二是在高锰酸钾作用下，微生物细胞可分泌出生化聚合物。

活性炭
活性炭是具有弱极性的多孔性吸附剂，具有发达的细孔结构和巨
大的表面积，是目前微污染水源水深度处理最有效的手段，尤其去除水中农药杀虫剂，除草剂等微污染物质和臭味，消毒副产物等，是其它水处理单元工艺难以取代的。但活性炭对有机物的去除也受到有机物特性的影响，主要是有机物的极性和分子大小的影响，同样大小的有机物，溶解度愈大，亲水性愈强，活性炭对其吸附性愈差，反之对溶解度小，亲水性差极性弱的有机物如苯类化合物、酚类化合物、石油和石油产品等具有较强的吸附能力，对生化法和其它化学法难于去除的有机物，如形成色度和异嗅的物质，有较好的去除效果。
活性炭的孔径特点决定了活性炭对不同分子大小的有机物的去除效果。活性炭的孔隙按大小一般分成微孔、过渡孔和大孔，但微孔占绝对数量。活性炭中大孔主要分布在炭表面对有机物的吸附作用小，过渡孔是水中大分子有机物的吸附场所和小分子有机物进入微孔的通道，而占95%的微孔则是活性炭吸附有机物的主要区域。按照立体效应，活性炭所能吸附的分子直径大约是孔道直径的1/2到1/10。也有人认为活性炭起吸附作用的孔道直径（D）是吸附质分子直径（d）的1.7～21倍,最佳范围是D/ d=1.7～6。所以，活性炭对500～3000的有机物有十分好的去除效果，对于大于3000和小于500的有机物没有去除。对于小于500的有机物没有去除甚至增加原因，是由于小于500的有机物亲水性较强，易被分子量比其更大而憎水性强的能进入活性炭微孔内的有机物所取代。
综上所述，活性炭主要吸附小分子量有机物特别是分子量在500～3000的有机物。因此如果常规处理后这一分子量区间的有机物含量相对较多则可以选择活性炭处理，否则采用活性炭处理技术不能达到有效去除有机物的效果。
一、        投加活性炭粉末的注意事项：
投加活性炭粉末应注意粉末活性炭与水处理药剂之间的相互作用问题。活性炭是有效的化学还原剂，可以还原游离氯和化合氯、二氧化氯、臭氧和高锰酸钾，以致增加了这些药剂的使用量和制水成本。活性碳与氯发生反应将减少其吸附容量，当12mg-1/lPAC和3mg/l游离氯反应时，将失去50%对2—甲基异冰片（MIB）的吸附容量，同时，氯被粉末活性炭破坏后，为了达到消毒目的必须增加氯的用量。
二、        在选择粉末活性炭投加点时，一般按照如下原则：
1、        具有良好的炭水混合条件。
2、        保持充分的炭水接触时间以吸附污染物。
3、        水处理药剂对粉末活性炭的吸附性能干扰最少。
4、        不损害处理后的水质。
5、        尽量避免吸附与混凝竞争。
6、        能有效去除水中残余的细小炭粒。
三、活性炭管理：
1、        炭尘有潜在的爆炸性，在可能和粉尘接触的情况下需用防暴电机，凡与湿活性炭接触的金属部件都需用不锈钢。
2、        湿活性炭能吸附空气中的氧，因此，炭浆池附近或其它封闭处含氧量可能较低，凡进入这些地方的工作人员应带氧气表，以检查氧的浓度，并佩带安全带，如发生危险时可将其拉到安全地带。
四、活性炭粉末在饮用水处理时，用以去除水的嗅味以及酚、卤化甲烷、微量有机物、各种有毒有害物质和剩余氯等。
各单元工艺对不同分子量有机物的去除能力
有机物分子量区间        混凝沉淀        生物处理        活性炭吸附
10000 ~ 100000        有效去除        增    加        部分去除
3000 ~ 10000        有效去除        部分减少        增    加
1000 ~  3000        部分去除        部分去除        有效去除
500 ~ 1000        增   加        部分去除        有效去除
<500        基本无效        有效去除        部分去除

水源地生态防护水质改善的理论与实践

吕锡武
（东南大学环境工程系 南京 210096）

1 前言

　　20世纪中叶以来，化学合成工业迅猛发展，目前已知化学物质总数已超过200万种，其中人工合成有机化学品已达数十万种，而约7000种是工业上大量生产的。到目前为止，在环境中已发现近10万种不同种类的化合物。工业废水和城镇生活污水大量排放水体，以及农田化肥和农药的流失，致使进入水环境中的化合物数量也是惊人的，由此，造成严重的水源污染。
　　饮用水水源污染日趋严重的严峻局面，正在向给水处理技术提出挑战。几十年甚至上百年沿袭下来的传统水处理工艺难以胜任正常的运行职能，以主要功能为去除水中悬浮固体、胶体的混凝、沉淀、过滤和消毒工艺而言，不但无法去除水中存在的氨氮和大量溶解性有机污染物包括内分泌干扰物；水的嗅和味等感官指标不能令人满意，对富营养化水源水中有毒藻类及其毒素也不能有效去除；氯化消毒过程中，还导致了对人体危害更大的有机氯化物的形成，使出厂水的致突变性增加。
　　目前，全球有一半以上饮用水水源不合格，发展中国家（包括我国）不合格比例更高；由于给水技术的局限性和设施的不完善，全球每年因水污染造成的致病事件多达40亿起，约2000万人死亡，每8分钟就有1名儿童死于不洁水源导致的疾病。
　　上海市居民癌症死亡率居全国大城市前列，饮用水中的有机化学物污染是极重要因素；江苏省疾病预防控制中心研究结果表明，环太湖地区已成为恶性肿瘤高发区。这与该地区水源地普遍受到污染，饮用水水质安全得不到有效保障是密切相关的。
　　我国饮用水水质现状令人担忧，水中有机污染物正日益严重地威胁着人民群众的健康，因此，开展水源地水质保障技术研究已成为刻不容缓的工作。本文介绍笔者利用生态防护技术开展水源地水质改善的理论和实践。

2 经水库调蓄停留的水质生态改善技术

　　由于在水的长期浸泡作用下库体易于坍塌，水库多采用混凝土或浆砌块石形式的护坡。普通混凝土或浆砌块石护坡由于采用无孔的介质，水库天然生态系统遭受割裂，使水库近岸陆地与水体变为截然无关联的两个体系。这种形式的护坡阻断了水体和近岸陆地土壤之间的交换，使正常的物质流、能量流、生物流无法进行，水生植物不能在坚硬密实、无连续孔隙的普通混凝土表面上生长，水生动物也因此失去了栖息生存空间，导致水库堤岸与近岸陆地之间丰富的自然生态系统遭到破坏，造成生物种类减少、生物多样化指数降低，使水体自净功能下降甚至完全丧失，水体富营养化进程加剧，水质恶化。同时，普通混凝土不能生长植物，颜色灰暗呆板，在感观上缺乏生机，使水库丧失了部分景观功能，让人产生远离自然的感觉，这恰恰与人类追求生活环境回归自然的初衷相违背。
　　生态混凝土采用特殊的制备技术制造成连续贯通的多孔结构，具有良好的透气性能和渗水性能，应用于河道、沟渠驳岸不破坏河岸的生态功能，生态混凝土的多孔结构和巨大的比表面积使得其表面适宜富集微生物及生长绿色植物，其丰富的表面生态功能远非常规混凝土所能比拟。生态混凝土及其护坡工程技术的应用有利于大幅度提高护岸的生态功能、生态修复能力和水体自净能力。
　　生态混凝土堤岸是采用生态混凝土人工构建的仿自然堤岸。从地理学角度看，生态混凝土堤岸是地球化学元素循环的活跃功能区；从环境科学角度看，具有多功能界面的生态混凝土堤岸是污染物净化的理想环境；从水文学角度看，生态混凝土堤岸是地表水与地下水的动态交换过程的载体；从生态学角度看，生态混凝土堤岸工程是以生态恢复为目的的重要景观工程，是植物生长和微生物栖息的优良场所。
　　水源地的堤岸尤其需要生态型护坡的应用，水源地体积容量越大，水的停留时间就越长，同时再通过构建包括堤岸生态护坡、水生植物、人工鱼礁强化的微生物、贝类和鱼类、具有强大的水质净化功能的生态系统，通过对污染物，特别是微量有机物和氨氮的去除，达到在水源地水质改善的目的。
　　为水源地创造良好的生态环境，可使水源的自然净化功能得到极大提升，从而达到改善水质的目的。由于水源地停留时间一般远比水厂净水构筑物长，生态功能良好的水源地可显著改善水的有机物和氨氮指标，尤其是对于持久性有机物，在水厂水处理工艺几乎没有去除效果，但水源地的自然净化却能使其得到有效的降低。
　　某城市供水水源地水源经过一个江滩调蓄水库调节，水在水库中停留5-6天，其水质变化情况见表1。

1998-2000年某水库进水、出水平均水质状况（mg/L除pH外） 表1 年份  水样类别  pH  溶解氧  高锰酸盐指数  氨氮  
1998
进水  7.9  7.1  4.4（Ⅲ）  1.0（Ⅲ）  
出水  8.0  7.6  2.6（Ⅱ）  0.49（Ⅰ）  
1999
进水  7.7  6.9  5.3（Ⅲ）  1.2（Ⅲ）  
出水  7.9  8.0  3.0（Ⅱ）  0.49（Ⅰ）  
2000
进水  7.9  8.3  4.8（Ⅲ）  0.48（Ⅰ）  
出水  8.0  8.3  2.4（Ⅱ）  0.29（Ⅰ）  


　　由表一数据可见，水源水经水库调蓄停留数天时间后有机物和氨氮指标得到显著改善，相关研究表明，在水源地自然降解的有机物包括相当比例的持久性有机污染物，这种水质净化效应是水厂短时间的处理工艺所完全达不到的。实际上，该水库如果改善生态功能，提高自净能力，水质改善效果还会进一步提高。

3 水体人工介质富集微生物对水质的改善技术

　　在受污染的水源地水体中设置人工介质可以较大幅度提高水体生物自净能力，有效改善水质。
　　梅梁湾系太湖北部的一个湖湾，位于无锡市中心西南10km处，是无锡市著名的风景旅游区，也是无锡市赖以生存的水源地。近年来随着太湖水质急剧恶化，水生植物已完全消失，梅梁湾夏季蓝藻大量繁殖，“水华”暴发时水质为劣Ⅴ类，“湖泛”严重，湖水发臭，对无锡地区的经济发展造成了巨大损失，同时也影响了居民的生活。
　　通过在取水口附近的水体中设置人工介质，对湖水中的土著微生物进行有效的富集，使之在介质表面形成生物膜，通过微生物的降解作用来改善太湖梅梁湾水源地的水质。
　　由于微生物具有结构简单、体积微小、比表面积大等特点，使微生物对生存环境的变化具有极强的敏感性。微生物可以产生变异菌株或产生不同类型的酶，以适应不同的环境，将环境中的污染物降解转化。
　　微生物群落（混合菌群）上的不同微生物存在复杂的相互关系，两种或两种以上的微生物可以通过一方为另一方提供特殊营养物、去除生长抑制产物、改善单个微生物的基本生长条件、对底物协调利用、共代谢作用等对有机化合物进行转化和降解[2]。
　　微生物通过代谢活动表现出在环境中的化学作用主要有：氧化作用，包括醇的氧化、醛的氧化、甲基的氧化、氨的氧化、亚硝酸的氧化等以及还原作用，包括乙烯基的还原、醇的还原、脱羧作用、硝酸的还原、脱氨基作用、水解作用、酯化作用、脱水作用等等。
　　太湖水体设置人工介质现场模拟试验结果如下：
　　试验装置分3格，每格长6m，宽1.2m，深1.8m，每格内放置1种人工介质，分别记为RZ、RT、RW。试验在太湖梅梁湾现场进行，中试试验装置工艺流程见图1，试验装置于2004年4月初通水，采用自然富集培养微生物的方法进行挂膜。


图1 中试试验装置工艺流程图

4 水生植物人工湿地净化水质技术

　　水生植物滤床是一种净化受污染的地表水尤其是富营养化水源的新型人工湿地系统。笔者在太湖湖滨利用水生蔬菜型植物滤床技术净化富营养化河水的中试研究表明，在进水TN和TP分别为1.77～7.43mg/L和 0.12～0.37mg/L的低营养物浓度（对蔬菜生长而言）水平时，水芹菜和空心菜均能正常生长发育。在223 cm/d的高水力负荷条件下，植物滤床对TN、TP的平均去除速率分别为0.863 g-N/（m2·d）、0.138 g-P/（m2·d）。TP去除速率与SS去除速率显著正相关。同时，氨氮和以高锰酸盐指数、UV254为表征的有机污染物也得到显著降低。在植物滤床去除的氮、磷中，通过沉淀和截留去除的氮、磷远大于蔬菜吸收量。供试蔬菜可食部位的重金属Pb、Cd、Cr、Cu、Hg、As含量以及农药六六六、DDT残留量均未超过国家食品卫生标准限值，在改善水质的同时，还可收获有可观经济价值的水生蔬菜。
4.1 对CODMn的去除作用
　　 水生植物滤床可以看成是一种以植物根系为填料的生物反应器，在根系表面生长有生物膜，丰富的微生物可对有机物进行降解。有机物的去除情况见图2。


图2 水生植物滤床对CODMn的全年去除效果

　　由图可见，CODMn去除率在2004年12月至2005年1月偏低，平均为11.2%，该期间水温为2～7℃；其余期间水温为11～28℃，平均去除率均在20%以上。这表明植物品种对CODMn去除效果的影响不大，但温度过低会导致CODMn去除效果显著下降。因为低温条件下微生物活性受到抑制，只能通过机械截滤作用去除部分吸附在颗粒物上的有机物。
4.2 对氨氮的去除作用
　　 图3反映了水生植物滤床对NH4＋-N的去除效果。


图3 水生植物滤床对氨氮的全年去除效果

　　由图3可见，尽管试验期间水温变化范围在2～28℃之间，但氨氮的去除率周年变化并不明显，平均值在30%左右。通常认为氨氮的去除季节性很强，即受温度变化的影响较大，但图3所示的氨氮去除效果全年变化并不显著。分析认为有两点原因：首先系统中溶解氧充足，其次原水NH4＋-N浓度冬季比夏秋季高出约一倍。试验中现场测得夏秋季系统出水DO在1.8 mg/L～3.5 mg/L之间，冬季更高，为5.6mg/L～7.1mg/L。溶解氧较高的原因是：①水生植物滤床的水力负荷比传统填充基质类的人工湿地（潜流式人工湿地）高，流速相应也大有利于表面复氧作用的进行；②床体水深浅且没有填充基质，有利于氧向水体内部及下层扩散；③水生植物具有独特的中空通气组织，光合作用产生的氧气能通过该组，织扩散至根部，随后再通过表皮扩散至沉积物中。冬季较高的DO和进水底物浓度在一定程度上缓解了温度降低带来的不利影响，因而去除率没有明显下降，相反夏秋季则由于底物浓度限制了硝化反应速率，NH4＋-N去除率未见显著提高。
　　 还有一点需强调指出，试验中测得水生植物滤床出水NH4＋-N浓度一直比附近集镇自来水厂的出水（水龙头出水）低10到20个百分点，可见水生植物滤床比该水厂的传统工艺更能有效去除NH4＋-N。
4.3 对浊度的去除
　　 如图4所示，水生植物滤床对浊度的去除率稳定在90%以上。这是因为系统对藻类及悬浮颗粒具有良好的截留效果。首先，水生植物滤床内根系发达，试验中观察到，从水面到床底部，充满密密麻麻彼此交织在一起的根系，形成了致密的滤层；第二，在根系表面生长有生物膜，原水中的悬浮固体、胶体以及游离的生物体被根系截留后，在根系间隙形成了具有一定活性的生物絮体，进一步加强了根系的过滤作用；再者，不但根系生物膜本身有生物絮凝作用，以细菌为食料的原生动物也促进了生物絮凝。因为在贫营养条件下，细菌增殖速率小，生物膜更新慢，而原生动物的捕食作用能加速生物膜脱落，使处于对数生长期的细菌比例提高，此类细菌活性强，分泌的胞外多聚物（ECP）较多，从而促进了生物絮凝。


图4 水生植物滤床对浊度的全年去除效果

　　从图4中还可看出，在原水浊度达到90NTU甚至100NTU以上时，水生植物床出水浊度也一直稳定在3～5NTU之间，显示出系统对原水浊度变化冲击的承受能力很强。
4.4 对UV254的去除


图5 水生植物滤床对UV254的全年去除效果

　　UV254是经0.45μm膜过滤的水样在254nm波长下的紫外吸光度，它代表了水中具有苯环和共轭双键结构的有机物的相对浓度，可作为THMs前体物的代用参数。图5反映了UV254的去除情况。试验期间，进水UV254值在0.042cm-1～0.135cm-1之间，去除率在－3%～20%之间，平均为8.8%。由于UV254所代表的有机物大多是难生物降解的有机物，因此以生物作用为主的水生植物床在较高的水力负荷、较短的水力停留时间条件下较难取得好的去除效果。
　

　 位于淮河下游，江苏省泗洪县境内的洪泽湖湿地保护区，湿地面积49365公顷，保护区含部分湖面，列全国内陆淡水湿地面积第11位，具有良好的生物多样性和生态系统，是《中国生物多样性保护行动计划》优先执行内容。
　　 今年7月，在淮河水质受到污染是，该湿地管理部门将400m3/s流量淮河来水引入洪泽湖湿地，经湿地调蓄停留后，受污染的淮河水由进口的Ⅳ类降为出口Ⅱ类。

5 结束语

　　大量的有毒有机物随着大量工业废水、生活污水、农村面源污染进入地表水源，使水中的有毒有害有机污染物种类和浓度急剧增加，严重威胁着人类的健康。根据江苏省疾病预防控制中心研究结果表明，环太湖地区已成为恶性肿瘤高发区。这与该地区严重水源地水质污染日益严重不无关系。
　　 水中的持久性有机物浓度低，溶解性强，难以生物降解，目前的自来水厂常规工艺对其无能为力，近几年出现的水厂内增设生物预处理工艺虽对有机污染物有一定去除效果，但由于持久性有机物难降解，水厂水处理工艺停留时间短，去除效果不理想。水源地生态防护就是通过强化水源地的生态效应，提高水源地的自净能力来达到净化降解持久性有机物的目的。由于水源地中水的滞留时间远大于水厂内的处理时间，水源地生态防护改善水质效果显著，具有广阔的应用前景。

关于中引水厂的中长期改造的建议
    饮用水水源微污染日趋严重的严峻局面，正在向给水处理技术提出新的挑战。现有的常规工艺难以胜任正常的运行职能，以主要功能为去除水中悬浮固体、胶体的混凝、沉淀、过滤和消毒工艺而言，不但无法有效去除水中存在的氨氮和大量溶解性有机污染物包括内分泌干扰物：水的嗅和味等感官指标不能令人满意，对富营养化水源水中有毒藻类及其藻毒素也不能有效去除；如采用氯消毒，在氯化过程中产生对人体危害更大的有机氯化物，使出厂水的致突变性增加。应根据水源地现有情况及未来发展，制定水源地和水厂的中长期规划。（加强水源地综合治理和保护，在水厂应强化和改造现有工艺并采用新工艺，以保证出厂水达到2006年新水质标准的要求。）
一、水源地综合治理
龙虎泡水库110km3，最大水深4.6米，库容4.02亿m3。由于周围环境污染及库区内生态平衡破坏，库区内有机污染物已超过水库的自净能力，微污染日益严重,为了改善提高库区水质应进行生态治理，在库区内建立起良性的食物链，抑制和改善库区富养化问题。
建议：
1、在进水口处建立人工湿地。根据每年的进水质情况及水量，计算出每年进入库区的氨、氮、磷总量，并以此为依据制定人工湿地面积和作物量，控制污染物进入库区。实现对污染物源治理。
２、在库区周围农田较为集中的区域建立滨岸带。在岸边种植树木和低矮灌木和用生态水泥建立护坡以湿生植物为主，吸收因地面径流带来的污染物，防止因农田地面径流（降雨，农田灌溉）把化肥、农药等带进库区。
３、在库区内进行生物治理。在库区内对现有食物链进行调整，建立新的食物链组合，改变氮、磷等营养盐的流转途径，减少其流向藻类的量。例如：在库区内投放滤食性鱼类（鲢鱼、鳙鱼（胖头））和贝类，控制水中的藻类生长。以减少藻类密度，让相同生态位的水生植物（可人工种植）占据藻类的生存空间，提高对营养盐的吸收。从而形成植物、藻类吸收营养盐→鱼吃植物和藻→适当捕捞控制鱼的数量并达到生态平衡，逐步实现生物多样化。
４、提高库区内的水体更换周期。据大庆地区的气象资料，大庆地区处半干旱地带，蒸发量大于降水量，每年蒸发量大于降水量５２９mm（大庆水库资料），以此计算每年蒸发的水量５８３０――５３００万m3。取水厂以每年取水量在９０００万吨计算，水在库区内滞留时间在三年左右。
５、取缔库区周围的养殖厂，防止动物的粪、尿进入库区。尤其养猪，在广东东莞已禁止养猪，主要因猪尿的氨、氮含量特别高，是牛的１５０倍。
６、取缔或控制库区的旅游业，尤其取水口附近的旅游景点。
7、在取水口采取措施。
①建立水生植物滤床，水生植物滤床可以看成是一种以植物根系为填料的生物反应器，在根系表面生长生物膜进行微生物降解和利用发达植物根系拦截藻类（蓝藻主要集中在水体的上部）及吸收水中的营养物质，净化进厂水质。（可种植水芹菜）
②设置人工介质，对库区中的土著微生物进行有效富集，形成生物膜，通过微生物的降解作用来改善取水口水质。
                  






据太湖新的治理方案，在库区内按功能进行区域划分，并实行区域管理。在北京、济南等地的水源地的管理由市环保局按《水源地保护条例》，进行管理和监控。
二、取水厂的预处理
    由于季节不同，影响水质的有机物质和藻类种类也不相同，因水中有机物质和藻类的不同，处理方法也不相同。应根据实际情况采用不同预处理措施。
（一）、吸附预处理（嗅味）
　  建立粉末活性炭投加装置，国内外利用粉末活性炭去除水中色和臭味物质，已取得成功的经验达到理想的处理效果，粉末活性炭的投加量的多少与水的浊度大小和产生臭味物质的浓度有关，投加量应根据水质特点试验确定。粉末活性炭作为一种预处理方式其运行费用相对较高，一般作为一种解决水质突然恶化的应急措施。
欧美各国在给水处理中广泛用粉末活性炭去除水中的臭味，投加量一般为２-５mg/L。
（二）、化学预氧化处理
１、高锰酸钾（藻类）
高锰酸钾（KMnO4）是一种较强的氧化剂，但消毒能力弱（据资料高锰酸钾预氧化不会引起藻毒素的释放），高锰酸钾氧化可控氯酚，ＦＨＭs的生成，并有一定的色、臭、味的去除效果，对烯烃、醛、酮类化合物也有较好的去除能力。但经高锰酸钾氧化的氧化产物中，出水经氯化后，水的致突变性有较大幅度的增加，应与粉末活性炭联用效果非常理想。一般投加量不会超过１mg/L，吨水成本０.０２元。
２、二氧化氯（有机物）
二氧化氯（CLO2）氧化性强，预氧化可有效破坏藻类、酚，改善水的臭味。有研究表明二氧化氯使藻类死亡破裂，使大量藻毒素释放到水体中并引起异味（土臭素，２—ＭＩＢ），二氧化氯不稳定需现场发生，对操作人员要求较高，一般预氧化量在１－２mg/L,吨水成本0.024-0.048元。（亚氯酸钠法）
３、 生物预处理
借助于微生物群体的新陈代谢活动，对水中的有机物，氨、氮、亚硝酸盐等初步去除，对后续的常规处理非常有利，但水源的水质、水温、水量的变化和操作管理水平的高低直接影响到水处理的效果，现在上海、深圳等都有大规模应用，但在东北因水温变化太大30℃--2℃，尤其在春、秋、冬季，由于水温的问题在生物膜的培养将很困难。
据资料，当水温低于10℃时氨氮的去除率只有10～15%。当原水氨氮浓度小于1mg/L时，氨氮的去除率小于50%。
特点：操作管理要求高，投资大

                     




三、反应沉淀池改造
由于近年来龙虎泡水库微污染的日益严重，原水水质不断恶化。主要是有机物质、藻类、微生物、低温低浊等问题。现有的微涡旋低脉动混凝沉淀工艺处理效果不是很理想，建议进行改造。
方法一：将沉淀池改为浮沉池
在原水浊度小于50NTU和高藻期采用气浮运行方式，原水浊度大于50NTU时采用沉淀方式运行。
主要原因：
(1) 充分发挥气浮除藻的优势
由于藻类的比重很小，混凝沉淀很难去除。如果在沉后水中含有大量藻类存在堵滤池的风险，而微小气泡可以黏附在藻类（蓝藻表面有一层黏性物质）上，造成藻类的上浮，除藻率很高可达85～95%，降低药耗。
(2) 发挥气浮处理低温，低浊的优势
近年来，中引水厂的原水浊度不断下降，在每年冰封期11月下旬～第二年的4月中旬的原水浊度5NTU以下，在去年的9月、10月份在15NTU以下，药耗非常高,且出水水质较差，在藻类爆发期一般浊度比较低，藻类生长需要光。当浊度高时,水体透光性差,藻类无法大量生长。(据有关资料介绍,絮粒成到300—400um已足够被气泡黏附，而沉淀所需的絮粒，常常要在1mm以上，甚至更大)
(3) 提高水体的溶解氧
气浮工艺可大大提高水体的溶解氧，为水中有机物氧化分解提供有利条件，并降低水体色度及氨氮含量。
⑷缺点：对现场操作人员的素质要求高，应根据水量和浊度随时调整气水比和微小气泡尺寸的控制。
（在天津芥圆水厂采用溶气气浮技术日供水由30万提高到50万（美国地球工程公司），2007年6月改造完成投入运行。）

DAF（混凝浮选）工艺示意图（美国宾西法尼亚洲）
方法二：高密度沉淀工艺。（法国Veolia的专利技术）
在藻类爆发期和冬季低温低浊期，原水浊度较低（藻类生长需要光，当原水浊度高的时候，水体透光性差，藻类无法大量生长）。由于浊度低水体中无机颗粒少，溶解性含量高和藻类比重小，所形成的矾花较轻不易沉淀。投加微砂可使矾花密实，便于沉淀，提高出水质，降低药耗。北京九水厂2A沉淀池改造就是采取的这种方法。这种工艺的特点是适用性强，既可适用于低温、低浊、高藻水，又可适应高浊水。工艺复杂但除藻率95%～99.5%，除藻率高是因为：1、与带有微砂的浆液混合可以破坏藻类细胞。2、微砂的加速沉淀可以使本可以漂浮的藻类沉淀下来。缺点：工艺复杂、投资高。（日供水25万/日提高到33万/日，工程投资4200万元。）




            




                             
四、投加助滤剂或对滤池进行改造
现有滤池是按85标准设计，设计出水水质3NTU～0.5NTU，而现执行的是2006新水质标准为出厂水质1NTU以下或0.5NTU以下。滤池过滤效果很不理想。应对滤池进行改造或投加助滤剂强化过滤效果，以改变现在靠提高药量，降低沉淀池出口浊度而达到浊度标准的现状，但又面临出厂水含铝超标的问题。
①建议更换600mm 粒径0.76～0.78mm均质滤料，滤池的截留率82%以上，出水浊度小于0.2NTU。（现有滤料d10＝0.98mm均质滤料、厚度1米、均匀系数K60≤1.35、d/L比1000）可参考上海杨树浦水厂的滤池改造方案。（北京九水厂均质无烟煤，滤料厚度1.5米没）以日供水18×104m3/d计算，需更换12个滤池720m3，以每立方米1100元计算需资金80万元。
②投加助滤剂：常用的助滤剂主要有聚丙烯酰胺、活化硅酸和聚合氯化铝。助滤剂使用时，滤池需有表面冲洗或气水反冲等强化反冲方法。助滤剂投加点可在滤池进水管之前，也有少数投加在滤池的进水渠处，应根据药剂的反应时间或进水条件确定最佳投加点。助滤剂适用于双层滤料和均质滤料滤池。美国规定滤池出水浑浊度小于0.1NTU，助滤剂使用较多。投加量高分子助滤剂0.02～0.05mg/L 非离子型高分子聚合物15～25ug/L。
五、建立臭氧（O3+H2O2）生物活性碳工艺
臭氧–生物活性炭工艺是将活性炭物理化学吸附、臭氧化学氧化、生物氧化降解及臭氧灭菌消毒四种合为一体的工艺。该工艺可以使处理水水质明显提高，主要表现为：1、该工艺处理后的水Ames致突变试验呈阴性。2、有机物的去除率为50%以上，比常规处理提高15～20%。3、提高色度和嗅阒值去除率，改善感官性指标。4、提高对铁锰的去除率。5、可以去除氨氮达90%左右，水中氨氮和亚硝酸氮可生物氧化为硝酸盐。6、有效去除可同化有机碳、蛋白氨氮、提高处理水的生物稳定性，提高了管网水水质。7、延长活性炭的运行寿命（3年），降低生产成本。
缺点：1、投资较高。2、运行管理难度大。3、运行成本高。
4、生物膜难培养。

六、其它可采取的措施
1、调整原水PH值。
藻类在光合作用下可吸收水中的CO2，从而使水体的PH值提高。在藻类爆发期中引水厂的PH值8.5以上，由于PH值的提高，严重影响净水药剂在水解时形成Al（OH）胶体的电位（在PH值5.5时水解氢氧化铝胶体的电位正7价，在PH值8.5以上时氢氧化铝胶体的电位可以是负价的），应投加酸调整PH值在7.3左右，以便于净水药剂发挥。（PH值的下降也可降低藻类、有机物的§电位，降低药剂的投加量，提高出水水质。在欧美用投加硫酸来调整PH值，这样较投加盐酸调整PH值，可大幅降低生产成本。）
2、在沉淀池、滤池采取避光措施。
Ⅰ、减少二氧化氯不必要的分解。
由于二氧化氯具有遇光分解的特性，所以沉淀池、滤池的良好采光不但降低二氧化氯氧化效果，而且增加水中氯酸盐和亚氯酸盐含量，浪费原料增加成本，污染水质。同时影响出厂水的二氧化氯稳定，据实际测量12点滤池出口0mg/L二氧化氯，在水量不变的情况下，24点滤池出口0.09mg/L二氧化氯。
     

ClO2＋H2O＝ClO2ˉ＋ClO3ˉ＋2H＋
Ⅱ、减少藻类、蚤类等微生物的厂内二次繁殖。
由于藻类（光合自养型）、蚤类具有趋光性，所以造成了它们在滞水区的大量聚集而滞水区二氧化氯因遇光分解浓度较低，这样为它们的繁殖提供了便利条件。
Ⅲ、解决沉淀池、滤池生物黏泥问题。
在沉淀池斜板、滤池内有光照的地方存在着生长生物黏泥的问题，生物黏泥是由微生物、微生物代谢产物和水中悬浮物组成，为微生物的繁殖提供了条件并向水体释放有机物质，污染水质。
3、滤池反冲泵房加装外排工艺。
因滤池反冲洗的水中杂质含有大量有机物质和蚤类、藻类。如回收利用，将加重厂内蚤类、藻类二次繁殖，严重影响供水水质。现以全部外排，但二期污水泵房运行压力较大，如排水不及时将影响供水水质。建议在回收泵房改造使水可直接排入污水干线以减轻二期污水泵房的压力。
4、在水厂建立粉末活性炭投加装置
在选择粉末活性炭投加点时，一般按照如下原则：
1、具有良好的炭水混合条件。
2、保持充分的炭水接触时间以吸附污染物。
3、水处理药剂对粉末活性炭的吸附性能干扰最少。
4、不损害处理后的水质。
5、尽量避免吸附与混凝竞争。
6、能有效去除水中残余的细小炭粒。
应投加在絮凝池，这样可以充分发挥预氧化剂的作用，将活性炭不能吸附的大颗粒有机物氧化成小颗粒有机物。充分发挥混凝剂的作用，混凝吸附一部分有机物，减少活性炭的投加量。（活性炭不能吸附所有有机物，只能有效吸附3000～500分子量的有机物。）
5、竖流网格反应池改造。
现中引水厂竖流网格存在着积泥和鱼网等杂物堵塞网格的问题。（滤池的滤料在竖井内沉积很多，因反冲洗水的回收。）而积泥又可造成摇蚊虫厂内二次繁殖问题（春季），现清理十分不便，主要原因安全和网格坚固性不够的问题，应对网格进行加固，以便于用导链提起并将部分隔开的竖井加连通，以方便以后的竖井内的清理。
近年来新水质标准不断出台、原水微污染日益严重及人民生活水平不断提高，净水工作越来越复杂，专业性越来越来强，要想确保水质必须在水厂因地制宜建立起一套科学管理体系。（在欧美各个水厂的工艺和方法不尽相同，水库水厂和中引水厂同取嫩江水，同时存在微污染，但原水水质差异较大。中引表现在藻类上，大庆水库表现在水草上，主要原因是库区的水深、底质、浑浊度、生态环境等各方面条件不同。）（发达国家在微污染水处理方面的具体措施：⑴对原水进行瀑气处理。⑵对原水进行预氧化。⑶强化混凝絮凝沉淀（或气浮）—过滤工艺去除部分有机物。⑷臭氧活性碳结合处理方法去除有机物。⑸合理选择消毒剂，避免消毒副产物产生。）应请专家进行科学论证，制定中长期规划。
以上仅为个人观点望领导多提宝贵意见。
孟岩
2008. 2. 23
参考资料：
《二龙山水体防治措施》            
吉林建工学院
《水源地生态防护水质改善的理论与实践》
东南大学  吕锡武
《DAF技术在水厂的应用》            
美国ITT公司
《臭氧系统经济运行分析》           
桐乡市供水公司
《上海杨树浦水厂甲组滤池改造方案》
上海杨树浦水厂厂长   顾振国
《浙江华联三鑫水厂臭氧的使用》
                                   青岛国林臭氧公司
《北京九水厂2A沉淀池改造》  
                               北京市市政工程设计院

水厂改造的建议请多指教!!!!!!!!!!!

[quote]原帖由 梦岩 于 2008-4-1 10:42 发表