粉未活性炭的表观密度为0.36～0.74g/cm3，根据原材料和生产过程而异，常为极细粉未。粉未活性炭的粒径为10～50um，粒径小可以增加吸附速率，从而减小投加量。
粉未活性炭可以吸附由藻类、酚和石油引起的异常臭味，由铁、锰和有机物产生的色度去除消毒副产物的母体、洗净剂、可溶性染料、氯化烃、农药、杀虫剂，去除汞等重金属，去除放射性物质等。
活性炭通常分为粉未活性炭（PAC）和颗粒活性炭（GAC）两大类。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、活性炭粉未的投加方式。
  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。
  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。
    应根据生产实际情况及现场条件决定。

强化常规给水处理工艺研究述要
作者：马军
简介： 近些年来，随着水源污染严重、水质不断恶化和饮用水质标准不断提高，人们开始研究一些新技术强化常规处理工艺或发展饮用水深度处理技术。目前应用较多给水深度处理工艺有活性炭吸附、臭氧氧化、臭氧和活性炭联用、臭氧高级氧化技术、生物活性炭、膜过滤技术等。在此笔者结合大量的实验研究，仅对强化常规给水处理工艺（包括强化混凝、强化沉淀与气浮和强化过滤）、化学预氧化（预臭氧化、高锰酸盐复合药剂预氧化和臭氧氧化与臭氧高级氧化技术等发展情况作以简要论述。
关键字：强化 混凝 沉淀 气浮 过滤 臭氧预氧化
      近些年来，随着水源污染严重、水质不断恶化和饮用水质标准不断提高，人们开始研究一些新技术强化常规处理工艺或发展饮用水深度处理技术。目前应用较多给水深度处理工艺有活性炭吸附、臭氧氧化、臭氧和活性炭联用、臭氧高级氧化技术、生物活性炭、膜过滤技术等。在此笔者结合大量的实验研究，仅对强化常规给水处理工艺（包括强化混凝、强化沉淀与气浮和强化过滤）、化学预氧化（预臭氧化、高锰酸盐复合药剂预氧化）和臭氧氧化与臭氧高级氧化技术等发展情况作以简要论述。
　　 【强化混凝技术】
　　 常规给水处理工艺中对有机物去除起主要作用的是混凝工艺，其去除有机物的机理主要分三个方面：带正电的金属离子和带负电的有机物胶体发生电中和而脱稳凝聚；二是金属离子与溶解性有机物分子形成不溶性复合物而沉淀；三是有机物在絮体表面的物理化学吸附。影响混凝效果的因素很多：混凝剂的种类、混凝剂的投加量、原水水质、混凝pH值、碱度、混凝搅拌程度以及混凝剂与助凝剂的投加顺序等。强化混凝就是通过采取一定措施，确定混凝的最佳条件，发挥混凝的最佳效果，尽可能地去除能被混凝阶段能够去除的成分，特别是有机成分。
由于近年水源受有机物污染严重，高浓度的有机物对水中胶体产生很强的保护作用，致使常规混凝效果变差，因此为提高常规混凝效果，在保证浊度去除率的同时提高水中有机物的去除率，强化混凝处理无疑是一个首选之法。Joseph等人认为强化混凝是去除水中天然有机物比较经济、实用的一种处理工艺；美国工作者普遍认为，强化混凝是达到"饮用水消毒/消毒副产物（D/DBP）标准"第一阶段要求和控制饮用水中天然有机物(NOM)的最佳方法之一；我们的实验结果也表明，某些强化混凝技术能有效地去除天然水中的有机物和藻类，并可降低水中剩余铝的浓度。
　　 强化混凝技术首先要根据水质情况筛选优化确定混凝剂的种类和投量。目前水厂使用的混凝剂大致有三种：铝盐Al(III)、铁盐Fe(III)以及人工合成的有机阳离子聚合混凝剂，一般铝盐和铁盐的混凝效果要优于人工合成的混凝剂，原因是这两种混凝剂可以按上述的混凝机理与NOM作用，而人工合成的有机阳离子聚合混凝剂只能通过电性中和与NOM反应，将其去除，对于铁盐和铝盐而言，前者的混凝效果优于后者。尽管各种混凝剂的混凝效果不同，但对于确定的水质，在原水pH值一定的条件下都会存在一个最佳投量，因此应根据具体水质情况优选混凝剂，并利用混凝剂投加量与利用效率之间存在的关系确定最佳投量。投加一定量的助凝剂会强化混凝剂的混凝效果，黄晓东等人在使用PAC混凝同时在水中投加高分子助凝剂，结果表明有机物去除率提高了约10%，藻类去除率也提高了10%～15%。原水pH值也是影响混凝效果的一个重要因素，通常较低的pH值有利于强化混凝对NOM的去除，Robert等人的研究证明，随着pH值的下降强化混凝对TOC的去除率明显升高，Gil等人的研究表明调节水源水的pH值，达到相同的混凝效果可以使混凝剂投量减少50%以上。但并不是pH值越低越好，通常最佳的pH值范围为5.5～6.5。此外，在考虑诸多影响因素的同时，制备化学复合药剂强化混凝处理也是一个新的研究方向，我们利用高锰酸盐复合药剂与强化混凝处理相结合，明显地去除了地表水中的NOM和藻类物质，并降低了处理水的浊度。

【强化沉淀与气浮技术】
　　 沉淀和气浮作为两种传统的水处理工艺，在给水和污水处理领域一直备受关注。从最早使用的自然沉淀，到混凝沉淀，以至今天的平流沉淀池、斜板沉淀池，沉淀作为一种水处理形式不断发展完善。由于近年来水源水质的严重恶化，传统的沉淀处理很难达到理想的出水水质要求，因此各种强化沉淀的措施相继出现：优化斜板间距、优化沉淀区流态、优化排泥，采用斜管代替斜板的斜管沉淀、拦截式沉淀等，即便这样对于某些特殊原水，如低温低浊、高藻水，强化沉淀也难以获得良好的处理效果。
　　 气浮与沉淀是两个相反过程，因此气浮工艺对低温低浊、高藻类水质原水具有良好的处理效果。目前对于气浮也存在许多强化措施，如：优化气浮的接触区和分离区、优化进水和出水、优化个区流态等，此外发展气浮与预氧化结合技术、实现高速气浮与多功能气浮，能够更好地强化气浮处理。但气浮工艺对于高浊度水或水质变化较大的水效果不理想。
　　 沉淀—气浮固液分离工艺就是针对沉淀和气浮两种处理工艺各自存在的弊端，而提出的一种新工艺，以沉淀为主、气浮为辅，发挥了沉淀和气浮各自的优点，工艺的适应性较强，已在国内许多水厂中得以应用，但目前对其机理和设计思想的探讨研究尚没有深入的研究报道。由于沉淀和气浮各自的运行机理截然不同，实践表明，这种工艺也存在很多问题，如：运行过程中的“跑矾花”现象，配水不均，排泥效果差以及工艺构造不合理等等，因此必须对其机理进行深入的分析研究，以达到最佳的处理效果。
　　 我们针对低温低浊、高藻、高色水以及雨季时受地表径流影响出现的突然高浊或持续高浊现象的原水水质问题，对原有的沉淀—气浮处理工艺及其机理进行了系统深入的研究，建立一种新型的气浮—沉淀固液分离处理工艺，来解决原有工艺存在的问题，并获得良好的处理效果。通过与实际工艺系统长期的对比实验研究得出，对于相同或相近的水质原水，新型气浮—沉淀固液分离工艺模型对浊度的平均去除率可提高10～20%；即使对于低温低浊水质原水，实际工艺系统经常出现浊度高于原水的情况下，试验模型也可保证70～80%的浊度去除率；而且对水中有机物的去除率也达到了60～80%，可见新型气浮-沉淀固液分离工艺处理效果要明显优于原有沉淀-气浮工艺系统。
　　 【强化过滤技术】
　　 混凝和过滤是常规给水处理工艺去除原水中有机污染物的两个主要工序。通常混凝沉淀后水的水质与未经处理的原水水质大不相同，混凝沉淀过程去除了大部分的水中天然有机物，与此同时提高了水中溶解性有机物的含量，并使水中残留有少量的混凝剂，出现剩余铝浓度超标问题，可以说过滤是常规净水系统中控制出水水质的关键工序。目前多数水厂采用廉价的石英砂作为滤料对水进行过滤处理，由于石英砂的净水机理主要是采用机械截留作用，对水中的悬浮物具有比较好的去除效果，而对溶解性污染物，如重金属离子、溶解性有机物等几乎没有去除作用，因此为了改善滤池处理效果，确保供水水质，必须对滤池系统进行强化改进。
　　 对于过滤工艺采取强化措施是多方面的，可以对滤速进行控制、使用新型滤池、用多层滤料代替单层滤料以及投加助滤剂等等。由于强化过滤技术的关键是滤料，因此绝大多数工作都是针对强化滤料展开的，研制优于传统滤料的过滤介质，可以改善整个水厂的制水工艺，提高出水水质，目前国内外研制的各种新型滤料都是朝着改善滤料表面特性的方向努力，用物理或化学方法对传统滤料进行改性，改善其表面结构和性能，来提高滤料的截污能力。常用的改性剂多为铝盐、铁盐、锰盐以及这几种金属的氧化物等。
　　 实践表明，改性滤料能充分地发挥在滤料表面增加巨大的比表面积和强化的吸附能力，以及与水中各类有机物、细菌、藻类接触过程中由表面涂料所产生的强化吸附和氧化净化功能，其不但能净化大分子和胶体有机物，同时还可以大量吸附和氧化水中各种离子（包括重金属离子）和小分子可溶性有机物；此外我们的实验研究也表明，采用改性滤料强化过滤，出水水中剩余铝的浓度要远低于国家水质标准0.2mg/L，故可达到全面改善水质的目的。
　　 【臭氧预氧化技术】
　　 臭氧自1876年被发现具有很强的氧化性之后，就得到了广泛的研究和应用，尤其是在水处理领域。早在1893年荷兰就使用臭氧进行消毒，1905年法国开始使用臭氧对饮用水进行消毒，到20世纪60年代末臭氧开始用于饮用水原水预氧化，发展到今天臭氧预氧化用于水处理过程已是比较成熟的技术，但在使用过程中仍存在很多问题，且单独氧化处理效果不是十分理想，仍需同其它工艺进行结合，以体现其优势。
　　 通常臭氧作用于水中污染物有两种途径，一种是直接氧化，即臭氧分子和水中的污染物直接作用。这个过程臭氧能氧化水中的一些大分子天然有机物，如腐殖酸、富里酸等；同时也能氧化一些挥发性有机污染物和一些无机污染物，如铁、锰离子。直接氧化通常具有一定选择性，即臭氧分子只能和水中含有不饱和键的有机污染物或金属离子作用。另一种途径是间接氧化，臭氧部分分解产生羟基自由基和水中有机物作用，间接氧化具有非选择性，能够和多种污染物反应。
　　 臭氧的强氧化性决定其与水中的污染物作用后可获得不同的处理效果，因此使用臭氧预氧化的目的依水质而异，也与使用情况有关。研究表明，臭氧预氧化对水质的综合作用结果取决于臭氧投量、氧化条件、原水的pH值和碱度以及水中共存有机物与无机物种类和浓度等一系列影响因素。
　　 首先，臭氧预氧化可破坏水中有机物的不饱和键，使有机物的分子量降低，可溶解性有机物DOC的浓度升高，具体表现为AOC和BDOC的浓度升高，从而提高有机物的可生化性，但Ames实验表明部分氧化中间产物具有一定的致突变活性，需要提高臭氧投量来降低这些产物的毒性活性，此外臭氧也会将氨氧化成硝酸盐，但中性条件下氧化速度极慢，控制溶液的pH值可以提高反应速度。
　　 其次，对于具有较高硬度和较低TOC的原水，通常在TOC含量为2.5mg/L左右、硬度与TOC比值大于250mgCaCO3/mgTOC时、低的臭氧投量（0.5～1.5mg/L）等条件下可起到助凝作用，提高混凝效果，但由于臭氧预氧化会提高水中有机酸的浓度，而部分有机酸会与混凝剂中的铁、铝离子络合，从而使得滤后水中铁或铝的总浓度升高，故需对其采取一定措施进行处理，以达到国家制定的生活饮用水水质标准；此外，臭氧氧化能够灭活水中的一些致病微生物，如细菌、病毒、孢子等，也能够强化去除藻类物质及其代谢产物，进一步提高常规给水处理的除藻效果，并且还可去除水中含有不饱和键的嗅味物质。
　　 再者，对于氯化消毒副产物前质，臭氧预氧化可对其进行一定程度的破坏，或使之转化成副产物生成势相对较低的中间产物，但不可避免地也会升高一些其它物质的副产物生成势，同时产生一些臭氧副产物。实验表明，当水中溴离子浓度高时，采用臭氧预氧化工艺的水厂出水溴酸盐浓度普遍升高，臭氧氧化可将原水中的溴离子氧化成溴酸盐和次溴酸盐，溴酸盐本身具有致癌作用，而次溴酸盐与氯化消毒副产物前质作用，会生成毒性更强的溴代三氯甲烷，对人类造成更大的威胁。一些欧美发达国家，已经开始对溴酸盐生成量进行限定，1993年世界卫生组织规定溴酸盐最大允许浓度为25g/L，美国环保局则将其最大允许浓度限定为10g/L。
　　 上述作用结果表明，单纯使用臭氧氧化，出水水质并不十分理想，特别是对于氨氮的去除以及出水生物稳定性控制等，因此必须将臭氧预氧化与其它水处理工艺结合起来，如滤后采用活性炭吸附，或发展臭氧预氧化与生物活性炭联用技术，以进一步强化处理效果。
　　 虽然臭氧具有比较强的氧化性，但是其设备投资大、运行费用高，即使在发达国家，臭氧仍是一种昂贵的水处理技术。我国关于臭氧预氧化方面已经进行了20多年的研究工作，但目前此工艺在水厂中的应用仍十分有限。结合我国水源污染状况，研究经济有效可行的除污染技术是十分必要的，基于此种考虑，我们开发了高锰酸盐预氧化除污染技术。　　

【高锰酸盐复合药剂预氧化技术】
　　 高锰酸钾最初的应用主要是消毒、除铁、除锰、除嗅味以及水中有机物含量的检测上，前人对与水中微量污染物作用方面的工作研究很少，并且多数实验是以人工配制的溶液为目标物，研究酸性条件下高锰酸钾的作用效果，因此研究具有一定的局限性，为进一步了解高锰酸钾的氧化性质，哈尔滨工业大学于1985始开展了高锰酸钾去除饮用水中污染物的研究工作，并提出了高锰酸钾预氧化除污染技术，经过十几年的研究，在去除天然水中微量有机物、控制卤仿和致突变物质，以及氧化助凝等方面取得了一系列进展，并在生产中得到推广和应用，同时系统地分析了高锰酸钾除污染的作用效能与机理，为进一步奠定研究高锰酸盐复合药剂提供了理论基础。
　　 高锰酸盐复合药剂是在对高锰酸钾进行了大量的研究基础上研制得出的，该药剂主要是以高锰酸钾为核心、由多种组分复合而成，其充分利用了高锰酸钾与复合药剂中其它组分的协同作用，促进具有很强氧化能力且利于除污染的中间价态介稳产物和具有很强吸附能力的新生态水合二氧化锰的形成，将氧化和吸附有机的结合起来，强化去除水中的有机污染物、强化除藻、除嗅味、除色、降低三氯甲烷生成势和水的致突变活性等等，从很大程度上提高了高锰酸钾对水中污染物的去除率。
　　 为更加深入地研究高锰酸盐复合药剂的除污染效能，笔者利用此药剂对我国污染较重的若干典型受污染饮用水源，如松花江水、黄河中游水库水、巢湖水、太湖水、嫩江水等，展开了系统的研究工作。研究表明，使用高锰酸盐复合药剂对实际水样进行预氧化处理，可显著地去除水中多种有机污染物；并且与其它预处理工艺进行对比发现，复合药剂对有机污染物的去除效果要明显优于单独高锰酸钾预氧化，也远优于单纯聚合氯化铝或预氯化工艺；进一步研究表明，采用复合药剂预氧化代替预氯化，能够强化去除藻类以及难去除的嗅味物质，从很大程度上改善混凝处理效果，降低滤后水色度和浊度，对于预氯化处理过程出现的副产物问题，复合药剂预氧化能起到一定程度的控制作用，且能够提高对氯化消毒副产物前质和致突变物质的去除效果，显著降低三氯甲烷的生成势和水的致突变活性，同时使用PPC预氧化也不存在臭氧预氧化出现的溴酸盐副产物问题；对水中存在的少量重金属，PPC投量在1.0~2.0mg/L时，去除率便可达到90%以上，对微量铅可达100%去除；此外，考虑到使用高锰酸盐复合药剂进行预氧化，向水中投加一定量的高价态锰，是否会使水中总锰浓度增加，笔者考察了复合药剂投量、氧化时间及pH值等对预氧化工艺中总锰浓度的影响，结果表明，高锰酸盐复合药剂中的主剂在氧化过程中被还原为胶体二氧化锰，在混凝剂的作用下会形成密实絮体，可通过沉淀与过滤进行分离，通常给水处理条件与高锰酸盐投量范围内，可以保证较低的滤后水剩余锰浓度，满足国家生活饮用水卫生标准。
　　 上述研究结果表明，高锰酸盐复合药剂对于受污染的饮用水源，具有一定的处理能力，可以从多方面强化提高处理出水效果，但单纯使用PPC，对水中氨氮的去除表现出一定的局限性。使用生物活性炭技术处理饮用水中的可溶性有机碳与氨氮问题，是一种公认的较为有效的方法，大量的文献表明，臭氧氧化-生物活性炭联用技术可以达到较为理想的处理效果。基于此，笔者以淮河流域水为对象，研究了高锰酸盐预氧化与生物活性炭联用的处理效果。实验结果表明，PPC预氧化能够明显改善生物活性炭的处理效果：水中CODMn与UV254的去除率可提高10%以上，氨氮的去除率可提高30%，亚硝酸盐氮的去除率也可提高20%以上；同时对比了O3预氧化-BAC联用与PPC预氧化-BAC联用的处理效果，发现后者出水CODMn和氨氮浓度均低于前者，两种处理工艺的出水均可达到国家现行的饮水标准。
　　 可见，使用高锰酸盐复合药剂进行化学预处理，能够显著强化常规处理出水水质，并且处理工艺不需要增加过多的设备，易于投加运行管理，特别适于改善目前水厂的处理效果，因而具有较大的应用潜力。
　　 【臭氧氧化和高级氧化技术】
　　 臭氧氧化及臭氧活性炭联用技术在杀藻、除臭、除色、控制氯化消毒副产物等方面有一定的优势。水中大量存在的天然有机物(NOM)是氯化消毒副产物的主要来源，臭氧氧化导致低NOM分子量部分的增加和高分子量部分的减少，这些新生成的低分子量化合物能较好地吸附在活性炭上，但是臭氧氧化增加了有机化合物的极性而导致在活性炭上的吸附性能降低。另一方面，由于臭氧氧化提高了可生物降解性，在最后消毒步骤之前采用O3/GAC联用方法能够很有效地降低水中溶解性有机碳(DOC)的含量。
　　 但是臭氧对于难降解物质(ROS refractory organic substance)的去除率低，对有机物的氧化很难达到完全矿化的程度，生成的小分子物质在后续工艺中易形成一些副产物；同时含溴水臭氧氧化后溴酸盐的生成及臭氧利用率不高等问题也比较突出。
　　 随着水体有机污染的日益严重和水质标准的不断提高，高级氧化技术 (Advanced Oxidation Processes, AOPs)
　　 研究进展迅速并在水处理中得到应用。高级氧化技术是指利用反应中产生的强氧化性的羟基自由基(OH-)作为主要氧化剂氧化分解和矿化水中有机物的氧化方法。
　　 高级氧化技术通常包括以下工艺：O3/H2O2，O3/UV，O3/催化剂 (O3/CAT)，H2O2/Fe2+， H2O2/Fe3+，H2O2/Fe2+(Fe2+)/UV，H2O2/UV，O3/H2O2/UV，UV/TiO2。与其它氧化方法相比，高级氧化技术有如下特点：产生大量非常活泼的羟基自由基(OH-)，并诱发链反应；OH-无选择性地与水中有机污染物反应，将其矿化；OH-具有很高的反应活性，它可与大多数有机物无选择性地反应(k=106-109 M-1s-1)；反应条件要求不高，一般在常温常压下即可进行；高级氧化既可作为单独的处理单元，又可与其它工艺联用；可根据水质特点选择某种适宜的高级氧化方式。对于饮用水处理而言，高级氧化技术通常用于去除臭氧难于氧化的有机物，如农药、洗涤剂、芳香性物质(苯、甲苯、乙苯、二甲苯)和卤代烃类(三氯甲烷、三氯乙烯、四氯乙烯)等，它可以去除有机物的浓度大至几百ppm，小至几个ppt。由于它具有以上特点，故被人们称为“21世纪的水处理工艺”。
　　 在各种高级氧化技术中，臭氧催化氧化技术日益受到人们的关注。按催化剂的相态分，臭氧催化氧化可分为均相催化氧化和多相催化氧化两类。臭氧催化氧化的发展始于均相氧化，即向水溶液中加入金属离子以强化臭氧的氧化反应；随后出现了以金属氧化物或附着于载体上的金属/金属氧化物为催化剂的多相催化氧化。由于加入的催化剂或氧化剂不易回收，运行维护费用较高，均相催化剂不便于实际应用；而多相催化氧化的固体催化剂易于与水分离，便于以现行臭氧氧化工艺为基础改造，是臭氧催化氧化的发展方向。
　　 在实验中，臭氧催化氧化对各类有机物有很好的去除效果。Al-Hayek 等人证明，与臭氧单独氧化相比，在催化剂Fe(Ⅲ)/Al2O3存在时，使得苯酚的臭氧化中TOC的去除增加，及促进甲酸和马来酸的臭氧化。Bhat和Gurol研究了针铁矿存在时氯苯的臭氧化，发现臭氧催化氧化比单独臭氧化更有效。Naydenov和Mehandjiev，Thompson等人观察到MnO2存在时，苯和1,4-二氧杂环乙烷的水溶液臭氧化时被矿化。我们的研究工作证明，与单独臭氧化相比，臭氧化阿特拉津时少量Mn(Ⅱ)的存在生成了MnO2导致阿特拉津降解量的增加。Andreozzi等人报道酸性pH时，MnO2促进的草酸臭氧化有很大提高。Pines等人指出，金属-TiO2/O3的混合对于亲水化合物的氧化很有效，而对疏水化合物的效率很低。
　　 对于臭氧催化氧化的机理，有如下三种假设。臭氧化学吸附在催化剂表面，生成活性物质后与溶液中的有机物反应；有机物分子化学吸附在催化剂表面，进一步与气相或液相臭氧反应；臭氧和有机物分子同时产生化学吸附，随后二者发生反应。
　　 虽然臭氧催化氧化在实验室中取得了较好的效果，但是实际应用并不多见。我们在前期的工作中已有2000t/d和5000t/d的高级氧化工程应用于生产中，实践证明，经过臭氧催化氧化工艺，水的COD降低、Ames试验显示致突变活性下降。
　　 从在水处理工艺中的应用角度来看，臭氧催化氧化有以下优点：
　　 ①能够显著地降低水中农药、内分泌干扰物质、致突变物质的浓度，除嗅除味；
　　 ②充分地利用剩余臭氧，强化分解水中有机物，降低尾气中臭氧含量；
　　 ③提高臭氧转移效率；
　　 ④降低臭氧投量；
　　 ⑤既适合现有水厂改造（改造接触池）、也适合新水厂建设（建催化氧化池）。
　　 但是仍有一些问题值得注意：
　　 ①若水中含有大量自由基捕获剂(CO32-、HCO3-、H2PO4-、HPO42-等)将降低羟基自由基的作用；
　　 ②羟基自由基会与水中天然有机物反应，从而减少其对其它难氧化物质的去除；
　　 ③催化剂的选择与污染物的性质密切相关，需通过实验选取最适合的催化剂。
　　 【展望】
　　 (1) 我国饮用水源受污染率较高，由于污水处理率很低，非点源的污染日益突出，可能将成为主要污染源，因此在相当长时期内，强化受污染水的处理将会是给水处理的主要问题。
　　 (2) 加强对水资源保护的同时，增加受污染水处理的研究力度，提高饮用水水质；采用多级屏障的思想，在强化混凝、沉淀、过滤、消毒的同时，利用化学、生物、吸附等过程强化水质净化，从全过程控制水质。
　　（哈尔滨工业大学教授，教育部“长江学者奖励计划”特聘教授马军）

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蓝藻（原核生物）
蓝藻亦称蓝细菌或蓝绿藻。过去被划为藻类，但近代研究表明，它们的细胞核结构中无核膜核仁，属原核生物。加之不进有丝分裂，细胞壁也与细菌相似，由肽聚糖组成，革兰染色阴性，故现在将它们归于原核微生物中。
蓝藻为单细胞生物，个体比细菌大，一般直径或宽度为3～15微米。但是，蓝藻很少以单一个体生活，通常是在分裂后仍集合在一起，形成丝状或单细胞的群体。当许多个体聚集在一起，可形成很大的群体，肉眼可见。
蓝藻含有色素系统。由于每种蓝藻细胞内所含各种色素的比例不一，所以可呈现蓝、绿、红等颜色。蓝细菌的营养简单，不需要维生素，以硝酸盐或氨作为氮源，有固氮作用的种很多。蓝藻进行放氧性的光合作用，为专性光能无机营养型微生物，这些特点与一般藻类相似。其生殖以裂殖为主，少数种类有孢子，丝状蓝藻还可以通过断裂形成段殖体进行系列，没有有性生殖。蓝藻具有趋光性（在光照强度低的情况下做向光运动，在光照强度高的情况下做背光运动）。
蓝藻有一个共同的特点，即大多数具有气胞，这种包胞由中空的膜亚单位即气囊排列而成，气囊成堆排列在一起，囊壁由不溶性蛋白质构成。其强度能承受200KPa，超过这一压力，气囊破裂。气囊随藻龄的增长而加大，主要功能是为藻类在水面的漂浮提供浮力，使藻类便于在水中散布。（一些蓝藻（如铜绿微囊藻）能够随光照调节其浮力，夜间的浮力无法控制。）
蓝藻的危害：蓝藻对环境适应性强，繁殖迅速，在富营养水体中，可大量繁殖造成以下主要危害：（1）形成水华，影响水体富氧作用，导致鱼和其它水生动物的死亡，使生态系统破坏（2）产生臭味。富营养化水体常发生多种令人不愉快的味道，这种味道多来自藻类，不但污染空气，而且使以此水为水源的自来水带有异味，影响饮用和人体健康。还可使与水相关工业产品质量降低（3）产生藻毒素、藻类能产生的毒素的种类不少属于蓝藻如铜绿微囊藻，水华鱼腥藻、水华束红藻等饮用含毒藻的水可使野生动物和家畜死亡，也可对人类健康造成危害。
藻毒素：是由水华水体中有毒藻类产生的一类多肽类毒素，其中微囊藻毒素LR和YR型异构体(Microcystin . MC-LR . MC-YR)是其主要毒性成分,藻毒素急性毒性实验表明,藻毒素可以引起充血肿胀,病理学观察显示肝脏严重淤血、出血和片状坏死，表明肝脏是藻毒素的靶器官。藻毒素具有促进肝细胞增生的功能，藻毒素单独作用不能激活GSTPi基因的表达，但能促进已启动的GSTPi基因表达增加，对肝癌的发生具有促进作用。（国标 0.001mg/L）
蓝藻试验研究表明：虽然生长期的藻细胞也能主动释放毒素（40%），但大部分的毒素是在细胞衰老和死亡时释放（60—80%）。
　微囊藻毒素（Microcystins，简称MC）是一类具有明显肝毒性的细胞内毒素，在细胞内合成单环七肽，运用免疫学技术发现藻毒素主要存在于类囊体和类核区域，而细胞壁和鞘内较少，当藻类死亡或细胞破裂时释放到周围水体。其结构式见图,，由1位置的D-丙氨酸（D-Ala），2和4位置的2个不同的Ｌ-氨基酸，3位置的D-赤-β-甲基天冬氨酸（D-Me-Asp），5位置的（2S,3S,8S,9S）-3-氨基-9-甲氧基-2,6,8-三甲基-10-苯基-4,6-二烯酸（Adda），6位置的D-谷氨酸（D-Glu），7位置是Ｎ-甲基脱氢丙氨酸（Mdha）组成。由于2和4位置的2个L-氨基酸的不同及Me-Asp和Mdha的甲基化/去甲基化产生的差异，可以形成近70种不同的异构体，其中存在最普遍也是含量较多的是LR、RR，L、R分别代表亮氨酸（Leucine）和精氨酸（Arginine），MC-LR分子式为C49H74N10O12，相对分子质量994，MC-RR分子式为C49H75N13O12，相对分子质量1037。MC的化学性质较为稳定，但由于其分子中的Adda基团有两个不饱和双键，易被氧化、光降解和生物降解。有人通过试验确证了自然水体中利用细菌等生物种属降解藻毒素的可能性，但自然降解速度较慢。微囊藻毒素MC–LR在环境水体中可发生生物降解，其半衰周期约为一周。（2002年上海复旦大学公共卫生学院鉴于藻细胞密度测定较测定MC–LR容易，根据多年对藻密度与MC–LR测定的结果回归所获得的两者的关系式，提出了饮用水源中藻密度的安全限值、警戒限值、危险限值。2005年5月17日卫生部组织的全国环境卫生标准委员会鉴定了该学院提出的饮用水水源中，蓝藻密度的限值为9.1ⅹ105个/L，并作为推荐性国家标准的报批稿上报。）

                 微囊藻毒素MC-LR和MC-RR的结构式
蓝藻多数在春夏与夏秋之交时繁殖，容易在水温15～30℃、PH值大于8、COD Mn大于5mg/L、硝酸盐氮高于0.12～0.13mg/L的水体中生长。

含藻水库水中微囊藻毒素的预氧化处理技术研究
关键词：水库水 微囊藻毒素 二氧化氯 臭氧 预氧化
贾瑞宝1　王坷1　王占生2
　浅型湖泊尔库水环境质量下降，与外界交换的能力很差，水体更新很慢，易于导致藻类的滋生繁衍，在一些面积较大的湖泊水库往往出现水体发绿的现象，尤其是夏初至秋末，水面上漂浮着一层绿色的“薄膜”，即发生水华现象。铜绿微囊藻水华是富营养化湖泊水库最常见的一种蓝藻水华，这种藻类在东半时猪产生微囊藻毒素（Microcystin）。微囊藻毒素是一种肝毒素，为小分子环状结构七肽化合物，世界各地曾有饮用微囊藻水华池塘水而引起野生动物和人畜中毒，甚至死亡的报道[1]。世界卫生组织(WHO)提出饮用水中微囊藻毒素MV-LR(其中的一个亚型)的限制标准为1.0μg/L[2]，最近由卫生部颁布实施的《生活饮用水卫生规范》中也提出了生活饮用水中微囊藻毒素的MC-LR的国家标准值为1.0μg/L。
　　国内外学者对富营养化水体中藻类处理的研究很多[3]，开发了许多成熟的技术方法，如微滤法、气浮法、化学氧化法、生物法等；但对绿囊藻毒素研究仍停留在清理学以及研究藻毒素对人体健康的影响；水处理工艺对藻毒素的去陈效果的试验研究还进行的不宽 尚末进行水厂工艺对藻毒素处理效果的生产世实验研究。
　　某些水处理工艺单元如预氧化、混凝等在去除藻类的同时，会使藻体破裂，导致胞内毒素释放了出来，增调了水中藻毒素的背景浓度[4]，因此要慎重选择除藻工艺。本文以W市X水库蓝藻水华时的水库水为研究对象，研究了二氧化氯和臭氧对藻毒素的去陈效果，探讨了这两种预氧化方式对胞内和胞外藻毒素的去除规律。
1 实验部分
　　1.1检测设备与方法
　　　　见表1。
表１、检测项目测定方法及所用设备 序号项目方法设备 1氨氮纳氏试剂光度法Agilent7530 紫外分光光度计 2亚硝酸盐氮分光光度法Agilent7530 紫外分光光度计 3浊度散射光法Hach2100P 浊度仪 4色度铂-钴比色法 5UV254紫外分光光度法Agilent7530 紫外分光光度计 6耗氧量酸性高锰酸钾氧化法 7藻毒素酶标法 DG5031 型酶联免疫检测仪 8叶绿素a紫外分光光度法Agilent7530 紫外分光光度计
　　1.2 预氧化设备与方法
　　二氧化氯：二氧化氯溶液由华特2000纯二氧化氯发生器（山东华特事业总公司生产）产生的二氧化氯气体用纯水吸收而制，其浓度用碘量法定值、向盛有250mL的试样中分别投加不同浓度系列的二氧化氯，充分反应30分钟，然后加人过量硫代硫酸钠饱和溶液阻止反应。
　　臭氧：臭氧发生器由北京国泉臭氧技术开发中心生产，以氧气为气源，产量约为1.5g/h在本试验过程中用1L/min的流露，相应的臭氧浓度为18mg/L。采用钛板曝气头向100mL水样中充臭氧，投加量用碘量法定值。
2 结果与讨论
　　研究期间X水库发生了蓝藻水华，其水质变化范围参见表2。镜检发现藻类总数平均为300万个/ml，蓝藻占绝对优势，其次是绿藻，其它种群很少检出，最严重时蓝藻占检出总量的92％。
表2 X水库蓝藻水华时水质情况 氨氮(mg/L)0.31-0.45 亚硝酸氮(mg/L)0.07-0.11 浊度(NTU)3.25-6.3O 色度(度)25-35 UV254(cm-1)0.073-0.085 耗氧量(mg/L)9.5-12.0 藻毒素(μg/L)0.36-0.60
　　二氧化氯和臭氧均为常见的氧化剂，作为预氧化方式在国外给水工艺中以均被广泛采用，本文就这两种氧化剂对藻毒素的去除效果进行了深入研究。
　　2.1 二氧化氯的预氧化研究
　　图1显示：水样经过0.45μm的滤膜过滤之后，颗粒物和藻类被滤掉，此时水中己不再含有藻类，随着二氧化氯投加量的增大，藻毒素稳步下降，至4mg/L时；藻毒素被去除68％；但随后又在逐步增加，至8mg/L时，藻毒素含量又回到未加氧化剂时的浓度水平。随二氧化氯投加量的增加，微囊藻毒素的adda环遭到破坏，致使藻毒素浓度降低；但如果继续增加投加量，会使藻毒素去除率
降低，其原因尚待进一步研究。

　　如果不用0.45μm膜过滤，二氧化氯会分别和藻类与藻毒素发生反应，从图5－14可以看出，在二氧化氯含量较低时，两条线基本重合，说明二氧化氯主要和藻毒素发生反应，但投加量超过至1mg/L之后，二氧化氯就会优先和藻类发生反应，破坏藻类细胞。使胞内的毒素释放到水体中去，增加了水中藻毒素的本底含量。另一方面，在1-4mg/L含量范围内，二氧化氯又会氧化藻毒素，使藻毒素的含量降低，图1不过滤时的曲线表明二氧化氯灭杀藻类释放藻毒素的速率明显高于二氧化氯氧化藻毒素的速率，致使藻毒素的本底含量在1mg/L之后基本上是直线上升，但当投加量超过4mg/L后，藻类基本上被杀灭（6mg/L时叶绿素a降至），此时增加的二氧化氯主要是用来分解藻毒素，表现在图1上的是下降的曲线，但当继续增加二氧化氯时，甚至过量投加，也会使藻毒素维持一定的浓度水平（0.2mg/L）。
　　此研究表明，二氧化氯虽然对灭杀藻类有良好的效果。但对去除藻毒素的能力有限，且投加量要有严格掌握。
　　2.2臭氧的预氧化研究
　　几种常见的氧化剂中，如臭氧、过氧化氢、高锰酸钾、液氯和二氧化氯，臭氧的氧化还原电位为2.07伏，在水中易自分解，将有机物氧化成无害的中间产物，且不会产生二次污染，是优先选择的氧化剂。
　　图2表明臭氧对藻毒素有很强的去除能力，对用0.45μm滤膜过滤过不含藻类的水样而言，投加2.3mg/L时便可去除67％。投加量增加到4.6mg/L时，已被全部去除。
　　对含藻水而言，臭氧具有和二氧化氯完全不同的氧化机制，随着臭氧投加量的增加，基本上是一条稳步下降的曲线。在投加量不断增加的过程中，这条曲线和不含藻类的曲线相比较，明显上移，说明藻类被灭杀之后，藻毒素同样会被释放出来，增加了其在水样中的本底含量，但仍然可以获得96％的最大去除率。
　　图2还显示含藻曲线与不含藻曲线的最大位移为0.11μg/L。而二氧化氯在此时最大位移却为0.23μg/L。这可归因于臭氧对藻毒素的去除效果远比二氧化氯要好，而对藻类的灭杀分解能力却较二氧化氯稍差（图1和图2中两条叶绿素a的变化曲线能说明这一点）。
　　总之，臭氧对藻毒素的氧化分解能力很强，投加量为46mg/L时可以获得100％的去除率，水中有藻类存在时，藻毒素的去除效果受到影响，投加量为9mg/L时，才可获得96％的去除率。

3 结论：
　　通过二氧化氯和臭氧对含藻水中藻毒素氧化机理的研究，可以得出如下结论：1）二氧化氯和臭氧均能有效灭杀藻类，破坏藻体，使藻毒素释放出来；2）二氧化氯对藻毒素的去除能力有限，含藻水中藻毒素的最大去除率仅为27％；3）臭氧对藻毒素的去除非常有效，能最大去除含藻水中96％的藻毒素。
　　本研究为进一步系统评价自来水厂净水工艺中预氧化单元对藻毒素的去除效果奠定了基础。

富营养化对供水安全的影响
湖泊水库作为我国重要的给水水源，水体富营养化对供水安全带来的影响主要表现在水厂运行、饮用水水质、管网、与管网水质三方面。
一、        对水厂的不利影响
由于水中微小藻类不易在混凝沉淀构成中去除，含有大量藻类的沉淀水进入滤池时，常常使得滤池较早堵塞，使滤池运行周期缩短，反冲水量增加，严重时可能导致水厂停产。
   另一方面，水中大量藻类、有机物和氨氮的存在，使得混凝剂和消毒剂用量大大增加。这是因为：天然有机物所含羟基和酚基，使得有机物所具有的负电荷是黏土矿物颗粒阳离子交换容量的几十倍，因而使混凝剂消耗量增加。同时，有机物和氨氮与氯反应，投加量大大增加，不仅使制水成本提高，更增加了水中消毒副产物的含量，降低了饮水安全。
  富营养化水体在缺氧时产生大量的硫化氢、甲烷和氨等，更增加了水处理的技术难度。
二、        对水质的不利影响
在富营养化的湖泊水体中，藻类大量繁殖，引起不同的腥味异臭。藻类产生的臭味用常规处理工艺很难去除，使城市供水出现不愉快气味，大大影响了供水质量。
某些藻类在一定的环境下会产生对健康有害的毒素。例如，蓝藻门的不定腔球藻、铜绿微囊藻、水华鱼腥藻等分泌肝毒素、神经毒素等有毒物质。动物饮用含有藻毒素的水可能死亡。目前淡水水华毒素已经引起了供水行业的高度重视。藻毒素：是由水华水体中有毒藻类产生的一类多肽类毒素，其中微囊藻毒素LR和YR型异构体(Microcystin . MC-LR . MC-YR)是其主要毒性成分,藻毒素急性毒性实验表明,藻毒素可以引起充血肿胀,病理学观察显示肝脏严重淤血、出血和片状坏死，表明肝脏是藻毒素的靶器官。藻毒素具有促进肝细胞增生的功能，藻毒素单独作用不能激活GSTPi基因的表达，但能促进已启动的GSTPi基因表达增加，对肝癌的发生具有促进作用。虽然生长期的藻细胞也能主动释放毒素（40%），但大部分的毒素是在细胞衰老和死亡时释放（60—80%）。（国标 0.001mg/L）
藻类大量繁殖，在新陈代谢、细胞分解过程会分泌有机物，其残骸在腐烂、降解过程中也产生有机物，这些有机物很多属于Ames试验氯化致突前体物。有报道指出藻类有机物可与氯反应生成三氯甲烷，这些都是使得饮用水的致突变性提高。
三、        对管网和管网水质的不利影响
穿透滤池进入管网的藻类以及残留在水中的生物及可同化有机物（AOC）可促进细菌在管网的生长，甚至可能生成较大有机体，严重时可堵塞水表、水龙头等。
此外，水中腐殖酸、富里酸和水中的无机颗粒结合形成的细微颗粒，在管道流速较小的地方沉淀下来成为管垢，在较厚的地方因厌氧而发生腐殖质的腐化和垢下腐蚀，影响管网水质并增加动力消耗。同时溶入水中的铁和重金属离子也进一步恶化了管网水质。



藻类的控制与去除
在相对封闭的水域，如湖泊、水库、储水池等，由于受到污染而发生富营养化，水中藻类等浮游植物会增殖剧烈，因此，消除藻类对城市供水水质的影响，关键要限制水体的营养盐含量。
生物控制是绿色的控藻技术。中国科学院水生所通过在东胡放养鲢、鳙鱼，使其14年未再爆发水华。此外，还可利用藻类病原菌、藻类病毒以致藻类繁殖。
清除低泥是彻底的去除内源性营养盐的方法，但也具有风险，因为低泥中的污染物会重新进入水体，宜采取有效的防范措施。
解层技术是常用的物理方法，即人为地使水体水层混合，消除热分层及由此引起的利于藻类繁殖的条件。英国在一些面积大于1Km2和水深大于10m的水库中应用暴气或推流系统来防止水库热的分层，但对水深小于10m的水库，则因水浅而难于使用暴气系统。
投加硫酸铜是应用最多的化学方法，但是硫酸铜的投加量较大，须保证浓度1.0mg/L以上才能有效控制藻类生长，会使水中铜盐浓度上升。铝盐、铁盐、钙盐都是有效的营养物钝化剂，它们可以沉淀水体中的氮和磷，在美国许多湖泊水库的应用中，成功地去除了藻类和其他水生植物。改变水体的pH值，向水中投加石灰提高pH值，有助于以致藻类的生长。
美国有一种产品称为Aquamats，具有很强的摄取氮磷等营养物质的能力，将此产品置于水体中，它们抢先摄取氮磷等营养物质，光合作用之后可产生鱼类和其他水生生物的食物，藻类得不到足够的营养物，其生长受到限制，其作用相当于一人工湿地。
当水中藻类随取水进入水厂，则需在水厂采取杀藻除藻措施。
预氧化杀藻是常用的一项除藻技术。常用的预氧化剂有氯、二氧化氯、臭氧、过氧化氢以及高锰酸钾及复合剂。氯预氧化杀藻效果也好，但会产生大量氯化消毒副产物，其中大多数对人体有害，所以，现在愈来愈多地被其他预氧化剂代替。
臭氧预氧化杀藻效果也好，但有人认为。臭氧化可能将大有机物分解成分之较小的中间产物，这些中间产物，可能存在毒性物质或突变物质，或者有些中间产物与氯作用后致突变反而增强。当水中的溴离子时，臭氧易于与溴离子反应生成溴酸根（BrO3ˉ），致癌作用很强。美国对BrO3ˉ的限制为0.01mg/L。另外，臭氧生产设备较复杂、投资较大，电耗也高，当水质变化时，调节投加量比较困难。臭氧在水中溶解度低，尾气处理不当会形成空气污染。
二氧化氯（ClO2）预氧化杀藻效果也很好，且不会产生氯化消毒副产物，不过ClO2消毒或作为氧化剂存在以下问题值得重视：ClO2本身和副产物ClO2ˉ对人体血细胞有损害。毒理学研究表明，二氧化氯是一种有毒化合物，对肝功能、血液、中枢神经有一定影响；二氧化氯的副产物主要是ClO2ˉ和ClO3ˉ，这些副产物对人体产生一定的危害，可能会抑制人体甲状腺素的分泌，引起胎儿小脑重量下降，神经行为作用迟缓和细胞数下降等，所以采用二氧化氯消毒应严格控制管网水中ClO2ˉ不得超过0.2mg/L。在我国生活饮用水水质新标准中，不得超过0.8mg。L。
此外，由于制取ClO2的NaClO2的价格很高，约为CL2的10倍，这也限制了ClO2消毒在我国的广泛使用。
由于ClO2氧化时向ClO2ˉ和ClO3ˉ的转化率为70%，所以ClO2投加量不宜超过1mg/L，这个投加量对含藻量高的水是不够的，所以限制了二氧化氯用作预氧化剂的使用。（在欧美有一些国家严格控制投加量。）
高锰酸钾预氧化杀藻，由于其氧化能力较弱，杀藻效果不如前几种预氧化剂。但是，上述几种氧化剂杀藻时会导致藻细胞的破坏，使水中臭味物质以及藻毒素含量增大，造成二次污染。高锰酸钾杀藻时藻细胞内溶物基本不外泄。此外，高锰酸钾预氧化迄今尚未发现对人体有害的氧化副产物，所以是比绿、臭氧和二氧化氯更安全的杀藻剂。高锰酸盐复合剂（PPC）由于主、辅剂的相互协同效应，使其杀藻效果显著提高。
混凝是城市水厂净水工艺不可缺少的主要单元，也是除藻的主要方法，由于藻类细胞一般都带负电，在水中投加混凝剂以中和藻类表面的负电，使之脱稳而沉淀。对于低浊度的含藻水，由于水中泥沙颗粒较少，混凝生成的絮体密度较低，故沉速较慢。为了加快固液分离，可以采用污泥回流的方法，以强化絮凝反应，生成更粗大更密实的絮体；还可以向水中投加有机高分子助凝剂，提高絮凝沉淀效果；还可以向水中投加细纱，以加大絮体密度，提高絮体沉淀速度，等等。
采用气浮的方法，使微细气泡黏附在絮体表面，借助气泡上浮的作用，使絮体快速上浮而分离除去，所以气浮是一种高效处理含藻水的技术。但是，气浮产生的浮渣的处理比较难，是有待解决的问题。
微滤机是一种物理除藻方法。用极细孔径的网筛过滤含藻水，可将水中部分藻类去除截留。微滤机除藻在我国很少使用。
膜滤除藻也是一种物理除藻方法。使水通过微滤膜超滤膜，可将水中藻类几乎全部除去，但要防止藻对滤膜的污染。
高锰酸钾及其复合剂（PPC）即是预氧化杀藻剂，也是助凝剂和助滤剂，能显著提高混凝除藻效果。将高锰酸盐复合药剂除藻实验结果与生产上预氯化的藻类去除滤比较，对于相同的原水水质，用预氯化方法，PAC的投加量90mg/L，加氯量14mg/L，沉后水除藻率达到70%左右；而投加PPC1mg/L和PAC40mg/L时，即能达到沉后水藻类去除滤97%的效果。

水中藻类检测的方法

姓名：田家宇  专业：市政工程  学号：04s027026

本文主要从以下三个方面阐述了水中藻类检测的方法：
1. 藻类检测和计数新方法——置式显微镜法；
2. 改进的水中藻类检测方法；
3.藻类叶绿素及其降解产物的测定方法。
一、藻类检测和计数新方法——置式显微镜法
由于环境污染，一些湖泊富营养化程度不断加剧，导致水中藻类的快速增长。大量藻类的存在，直接影响了自来水的生产和供应。为了了解藻类对水厂各工艺环节的影响，以湖泊水为水源的许多水厂都相继开展了藻类计数检测项目。国内普遍采用的方法是将1L水样加鲁戈试剂固定在一个容器中，自然沉降24h后，利用虹吸的方法吸去上清液，并浓缩定容到30～50mL，然后取1mL放入血球计数板，在正置式显微镜下进行镜检计数[1]。此方法由于所需的水样较多（1L），在需要采集多个水样时，采集和运送的工作量大;在沉样时还要多次冲洗转移，增加了产生误差的机会，而且操作不便。昆明自来水总公司的水源之一是富化程度较高的滇池水，因而昆明水司较早开展了此项目，并得到了瑞士苏黎世供水局的技术支持和大力帮助。我们所采用的藻类计数方法的特点是使用倒置式显微镜，藻样通过沉样板一步沉降到位，与国内普遍采用的方法相比具有准确快捷，水样用量少，运送方便，无须多次冲洗转移，操作简单等优点，适用于生产和科研检测。
1.用品准备
（1）沉样板。由一个长12cm，宽4.1cm,中央有圆形凹槽（底面积为5cm2）的长方形有机玻璃板和一个可滑动的、底部与凹槽形状完全吻合的空心圆筒（容积为25mL）以及一块圆形盖玻片组成（见图1），有机玻璃板的左侧有一小孔，用于放掉上清液。

（2）倒置式显微镜。与普通倒置式显微镜不同的是，它的载物台经简单改造，增加了一个长方形的金属框，大小恰好可放置沉样板。金属框的作用是将沉样板固定在载物台上，使沉样板可与载物台同步移动，避免沉样板发生偏移。两个目镜，一个装有微型刻度尺，可直接测量藻类的大小和长度，另一个装有“  ”形标尺，在讦数时用它界定讦数范围。
（3）250mL试剂瓶。用于盛装水样。
（4）移液管（1～25mL）。
2.药品准备
①鲁戈试剂（Lugols Solution）;②福尔马林（40%）;③洒精（50％）。
3.方法与步骤
3.1取样
先在250mL试剂中加入6～7滴鲁戈剂，再加入200mL，左右水样，摇匀。如果水样需保存较长时间，可加入适量福尔马林（40％）。
3.2沉降
用移液管取适量水样加入沉样板，再加入蒸馏水至满，加盖圆玻片，静沉24h。取多少水样，同藻类的多寡而定，藻类数量多可少取，数量少可多取，一般水样体积在1~25mL之间。
3.3计数
将沉样板上的圆筒用盖玻片推开，放掉上清液，置于显微镜上，以目镜上的“工工”形标尺为界线，随机选取若干条带计数。
一般情况是这样计数的；①在10×16倍镜头下，计数全部视野（1cm2）内的大型藻类。②在×25的倍镜下，随机选取5条带，计数基中的中型藻类。③在10×40倍的镜头下，随机选取1条带，计数其中的微型藻类。
在实际运用中，可根据当地的原水藻类情况，确定所选取的条带数。
3.4计算
N=
式中N ——1mL;
    5——沉样板板底部圆形凹槽的底面积，cm2;
S——每个计数条带的面积，cm2;
A——选取的条带数；
V——水样体积；mL;
N——实际数的A个条带的藻类个数。
将上述三个放大倍数下计数得的藻类依上式分别计算，再相加，即得到藻类总数。
3.5清洗
计数完毕，用蒸留水冲洗沉样板，浸泡于50％的酒精中过认，再次用蒸留水冲洗后，晾干待用。
4.注意事项
（1）沉样前，要将水样摇匀
（2）将沉样板的圆筒推开时，要防止产生气泡。
（3）将沉样板置于显微镜上时，要尽量保持平衡，避免藻类向一侧倾斜。
（4）在选取计条带时，既要注意随机性，又要注意均匀性。
5.实际样品检测
取某水厂原水用上述方法（简称倒置法）和国内普遍采用的传统方法（简称正置法）分别进行藻类检测和计数，结果见表1。

由表1可见，倒置法水样用量少，并有较高的精密度；正置法水样用量多，精密度较低，而且由于正置法使用的血球计数的容积所限（0.1m3），出现在计数框内的藻类种类也有限，如果需要分类计数，有一定局限性，不好操作。倒置法可以一边分类鉴定，一边分类计数，水样中存在的种类在1cm2的计数范围内基本都能看到，分类鉴定和计数的结果比较全面，操作也方便。另外，倒置法将水样一步沉降到位，省略了许多中间环节，减少了多次冲洗 转移带来的操作误差，从而提高了准确度。
6结论
利用倒置式显微镜进行藻类检测和计数的方法，比使用正置式显微镜的血球计数板法水样用量少，中间环节少，准确快捷，精密度较高，在分类鉴定和计数时，操作较为方便。但该方法使用的沉样板国内尚无厂家生产，需要从国外购买。

二、改进的水中藻类检测方法
水中藻类传统的测定方法是将一定量的水样加鲁哥试剂因定，在筒型分液漏斗中进行自然沉淀，48h后，借助虹吸方法吸去上层清液，按要求浓缩定容到30—50ml，然后在镜下计数，由于固定沉降时间较长，检测结果常滞后于生产和研究，影响了及时分析和解决问题。为了解决这一问题，下文对传统的检测蚊法中的沉淀浓缩进行了改进，摸索出一种快速测定藻类的方法，测定时间缩至当天即可出结果，而且准确、可靠，适用于生产和科研检测。
1测定原理
利用测大肠菌的抽滤装置，对检测水样进行抽滤，藻类被截留在滤膜（0.35—0.65μm）上，利用滤膜对藻细胞的吸附力并不强，用少量纯水在HJ-3型电磁搅拌器上萃取4、5次就能将全部的藻细胞洗回水中。
滤膜的主要成分是硝化纤维素（CN）,可深于丙酮，而丙酮对藻细胞形状基本没影响，当滤膜遇到丙酮后会变成透明胶液，不影响镜下观察检测。
由于丙酮易挥发，滤膜变干会恢复原型，为了保证藻细胞和滤膜的湿度，考虑到丙酮和甘油的相容性，甘油的吸潮性及本身的油脂性，能使藻细胞和滤膜在较长的时间内保持湿润透明，因此，在丙酮溶剂中加了一定比例的甘油，但甘油太多，会影响滤膜的溶解。
2.实验方法
2.1抽滤萃取法
取适量水样，按100：1的量加鲁哥试剂固定，在装有滤膜的抽滤器上进行抽滤。取下滤膜，放到100ml的小烧杯里，有藻细胞的一面朝上，加5—8ml纯水；调好电磁搅拌器转速，使液体搅拌时不会向上溅出，将小烧杯放到搅拌器上转1mim左右，取洗液。
加入纯水5—8ml纯水；重复上步聚；振洗5次，定空洗液至50ml，在显微镜下记数，计算公工：
N=[(A/Ac)×（Vs/V•Va）]×n
式中，N为每升原水样中的浮游植物数量（个•J-1）；A为计数框的体积（ml）；n为计数所得藻类数目（个）。
2.2验证法
将上述实验洗净后的滤膜放入一平面皿，在空调下或热源边（不要超过40℃）使滤膜稍干燥，将滤膜放一载玻片上，加二至四滴滤膜透明液，使膜完全溶解成透明胶液，盖上盖玻片，在CHK型显微镜下观察。
此方法也可用来验证传统沉淀法中的弃液藻细胞流失情况。
3 结果及分析
   取已知数量的小球藻9.643×105•1-1，按上述方法进行回收实验，结果见表1，两种方法在实际水样中的应用结果如表2所示。
传统沉淀方法精确度低，平行样相对偏关在+15％；测试时间较长，根据理论推算，最小的藻为沉时间需要60 ，我们实验静置学时间为43H,常有一些较小的藻细胞随弃液流失，而且在南方地区气温较高，藻细胞大都偏小，易发生流失现象，流失达30％以上。

抽滤萃取法能较好地阻止藻细胞流失，但由于滤敢太小，一般只能抽滤浊度10NTU以下的水，对于源水最多只能抽滤200ML左右的水量，太多则滤孔就会被堵 而难以达到抽滤效果，所以存在取水量较少，影响代表性，如有条件，滤膜孔径可取在1.5－1.8M,对于低浊度的出厂水和滤后水，则不存在这个问题，可抽滤200－300ml水量，而且能准确地反映水中残存藻细胞的数量。
传统的沉淀方法中由于染色时间较长，藻细胞和杂质均被染成褐色，在镜下观察时，影响藻细胞的分 而抽滤萃取则没有这种问题，因为藻细胞还保存着很好的原本色泽（绝大多数为绿色）和形状，较容易与水中的细菌、真菌以及低等浮游动物、颗粒、纤维等区分开来。
三、藻类叶绿素及其降解产物的测定方法
下文综述了用分光光度法,荧光检测法及高效液相色谱法测定藻类叶绿素及其降解产物的方法. 分别详细介绍了各种方法的设备,程序,计算公式及特点.。此外,还介绍了藻类类胡萝卜素的高效液相色谱测定方法。 按测定方法分为六个部分：(1) 叶绿素a , b 和c 的分光光度法测定(三色法) ; (2) 叶绿素a 的荧光检测法; (3) 存在脱镁叶绿素a 时叶绿素a 的分光光度法测定; (4) 存在脱镁叶绿素a 时叶绿素a 的荧光法测定; (5) 高效液相色谱(HPLC) 测定藻类的叶绿素及它们的降解产物; (6) HPLC 测定藻类叶绿素及类胡萝卜素。
藻类的特异性色素是叶绿素、叶黄素和胡萝卜素. 浮游藻类里常见的三种叶绿素是叶绿素a ,b 和c.叶绿素a 在一切浮游藻类里大约占有机物干重的1～2 % ,是估计藻类生物量的好指标. 细胞的叶绿素含量随种类或类群而有所不同,同时还受年龄、生长率、光和营养条件的影响.脱镁叶绿素a (一种叶绿素a 的普通降解产物) 能够干扰叶绿素a 的测定,因为如果存在脱镁叶绿素a ,它能在叶绿素a 的相同光谱区吸收光和荧光,造成叶绿素a 值的误差. 当测定叶绿素a 的时候还要测定脱镁叶绿素a. 叶绿素a 和脱镁叶绿素a 之比可作为浮游植物生理条件的一个良好指标.下文综述了用分光光度法,荧光检测法及高效液相色谱法测定藻类叶绿素及其降解产物的方法：
(1) 叶绿素a , b 和c 的分光光度法测定(三色法) ;
(2) 叶绿素a 的荧光检测法;
(3) 存在脱镁叶绿素a时,叶绿素a 的分光光度法测定;
(4) 存在脱镁叶绿素a 时叶绿素a 的荧光法测定;
(5) 高效液相色谱测定藻类的叶绿素及它们的降解产物; (6) HPLC 测定藻类叶绿素及类胡萝卜素.
1 叶绿素a , b 和c 的分光光度法测定(三色法)
用丙酮水溶液自浮游生物浓缩样萃取色素,用分光光度计测定萃取物的吸光度. 叶绿素自细胞内提出的难度,不同藻类差异相当大. 为了将色素完全萃出,通常需要用组织研磨器机械的破坏细胞.
111 　仪器和试剂
(1) 分光光度计:用窄带的(015～210nm) .
(2) 1cm ,4cm 和10cm 光程的比色池.
(3) 医用离心机.
(4) 组织研磨器(最好使用圆底的研磨管和捣杆) .
(5) 离心管:15ml ,有刻度和螺帽.
(6) 过滤设备:过滤器,滤膜(0145μm 孔径,47mm 直径) 或玻璃纤维过滤器(GFPC 或GFPA ,415cm 直径) ,真空泵.
(7)MgCO3 悬浮液:在100ml 蒸馏水中加入110g 细粉末MgCO3 .
(8) 90 %(体积比) 丙酮水溶液.
112 　测定程序
(1) 离心或过滤浓缩水样. 在离心前或过滤的最后一步加入012ml MgCO3 悬浮液.
(2) 把样品置入组织研磨器,用2～3ml 90 %丙酮水溶液覆盖浸泡.
(3) 把样品移入一个有螺帽的离心管,用几毫升90 %丙酮水溶液洗研磨器,并把洗液加入到萃取液
中,用90 %丙酮水溶液调节体积到5～10ml .
(4) 在盖紧的离心管中于500g 离心20min 澄清萃取液,把澄清的萃取液倾入一支清洁的,标定过的15ml 有螺帽的离心管并测定萃取液的总体积.
(5) 把萃取液移入1cm 的比色池,在750、663、645 和630nm 测定吸光度(OD) .
113 　计算
叶绿素a ,b 和c 的测定分别使用663、645 和630nm 的吸光度. 750 nm 的读数用来校正浑浊度. 将每个色素的OD 值中减去这个浑浊度校正值后,带入下列公式计算浓度:
(1) 叶绿素a (mgPl) = 11164 (OD663 ) - 2116 (OD645 ) + 0110 (OD630 )
　叶绿素b (mgPl) = 20197 (OD645 ) - 3194 (OD663 ) - 3166 (OD630 )
　叶绿素c (mgPl ) = 54122 (OD630 ) - 14118 (OD645 ) - 5153 (OD663 )
(2) 各单位体积色素量的计算如下:
叶绿素a (mgPm3 ) = 叶绿素a (mgPl ) ×萃取液的总体积(l) / 水样体积(m3 )
2 叶绿素a 的荧光检测法
叶绿素a 的荧光检测法比分光光度法灵敏,需样品较少. 而且不要求像分光光度法那样的波长分辨率,在430nm 的激发波长和在663nm 的发射波长抽取在试管内测定叶绿素a 可过的最佳灵感度.
211 　仪器和试剂
(1) 荧光计,备有高强度F4 T. 5 蓝光灯,光电倍增管R - 136 (红敏) ,可滑动窗孔,光发射(CS - 2 - 64)
和光激发(CS - 5 - 60) 滤光片,以及一个高灵敏度门.
(2) 其他设备和试剂同111
212 　测定程序
(1) 　用已知浓度的叶绿素溶液标定荧光计:
　用分光光度法测定浓度约为2、6、20 和60μgPl 的叶绿素a 萃取液,再在每一灵敏度位置对每一溶液进行读数,导出标定系数Fs
Fs = CaPRs
式中　Fs ———灵敏度位置S 的标定系数
Rs ———灵敏度位置S 的荧光计读数
Ca ———分光光度法测定的叶绿素a 浓度(μgPl)
(2) 　在能够取得适中读数的各灵敏度位置测定样品的荧光,将读数乘以适当的标定系数,得到叶绿素a 浓度..
3 　存在脱镁叶绿素a 时叶绿素a 的分光光度法测定
由于脱镁叶绿素在接近叶绿素a 相同的波长上有吸收,因而含有脱镁叶绿素时叶绿素a 的测定值可能偏高. 叶绿素a 由于酸化作用变成脱镁叶绿素a ,吸收峰的值比原来大约降低40 % ,并从663nm 移至665nm ,酸化前后产生的吸收峰之比为1170 ,可用来表观叶绿素a 的浓度作脱镁叶绿素a 的校正.
311 　仪器和试剂
(1) 同111
(2) HCl 1mol•L - 1
312 　测定程序
(1) 用90 %丙酮水溶液萃取色素,离心澄清,在750、663nm 读取OD 值.
(2) 在1cm 的比色池中用两滴1mol•L - 1 HCl 酸化萃取液,轻轻搅拌1～2min 后在750、665nm 读取OD 值.
(3) 酸化前OD663和酸化后OD665值都减去OD750值.
313 　计算
使用校正过的值计算叶绿素a 浓度(C) 与脱镁叶绿素a 浓度(P)
C(mgPm3 ) = 26173 (663b - 665a)V1PV2L
P(mgPm3 ) = 26173[117 (665a) - 663b ]V1PV2L
式中V1 ———萃取液的体积(l)
V2 ———水样的体积(m3 )
L ———比色皿液层厚度(cm)
663b ,665a 分别为酸化前后90 %丙酮水溶液萃取的吸光度.
26173 是吸光度校正
4 存在脱镁叶绿素a 时叶绿素a 的荧光法测定
用荧光法测定脱镁叶绿素a 的浓度,需要测定酸化前后丙酮萃取液的荧光. 叶绿素a 由于酸化后变成脱镁叶绿素a ,致使荧光降低,利用这一原理进行测定萃取液的脱镁叶绿素a 浓度.
411 　仪器和试剂
(1) 同21a
(2) HCl 1mol•L - 1
(3) 纯叶绿素a
412 　测定程序
校准荧光计,在每一灵敏度位置测定酸化前后萃取液的荧光. 计算校准系数(Fs ) ,用酸化前的荧光读数除以酸化后的荧光读数,算出酸化前后的荧光比.
413 　计算
叶绿素a (mgPm3 ) = Fs (Rb - Ra) rP(r - 1)
脱镁叶绿素a (mgPm3 ) = Fs (rRa - Rb) rP(r - 1)
式中　Fs ———灵敏度位置S 的换算系数
　　　Rb ———萃取液酸化前的荧光
　　　Ra ———萃取液酸化后的荧光
7 7 　第1 期戴荣继等:藻类叶绿素及其降解产物的测定方法

藻类对水质的影响
1、        由于藻类密度低，不宜被沉淀与澄清池等分离，又因浊度多为有机物质组成，耗氧量高，而且电动电位（）高具有较高的稳定性。混凝时需投加较多混凝剂使净水成本升高。生成的絮体轻且强度低，沉淀困难又极易穿透滤池，对滤池的设计及运行管理要求较高。
2、        由于含藻水的pH值都偏高，对混凝剂品种的选择性强，高的pH值会阻碍铝盐产生高电荷的水解聚合物，不利于脱稳。
3、        藻类在水中大量繁殖后，所产生的芳香族臭、青草臭、水藻臭、鱼腥臭、霉臭和泥土臭和腐殖质等不同臭味，在给水处理中很难去除。
4、        色是藻类的次生物，由于藻类的存在而导致水的色度增加，给净水增加了许多困难。
5、        藻类干扰快滤池的运行，含藻水经混凝后进入滤池。因为藻类有的长度100到200微米，很容易在滤床表面形成一层毯状物犹如滤膜，使过滤水水头损失过快，运行周期大为缩短，反冲洗频繁，产水量大为减少。
6、        藻类附着在各种池钢筋混凝土和金属附件及管道表面。除有腐蚀性外，时间久了形成生物粘泥，增加了清洗池子和水中金属表面的难度和工作量，并消耗大量的消毒剂。
7、        藻类易在钢筋混凝土和金属附件及管道表面附着生长。由于藻类的物理、化学及生物作用而产生腐蚀性。
8、        有的藻类还具有毒性，在其生长繁殖和死亡过程中将毒素释放到水体中，对人体健康产生危害。
9、        穿透滤池进入管网的藻类以及残留在水中的生物可同化有机物（AOC）成为微生物繁殖的基质，促进了细菌生长，甚至可能在管网中生长较大的有机体如线虫和海绵动物等。这些浮游动物是很难去除的，严重时可堵塞水表、水龙头。
10、        水中藻类死亡后代谢的腐殖酸和富里酸具有与水中的无机离子及金属氧化物发生离子交换和洛合的特性，所以往往和水中的无机颗粒结合在一起。出厂水中会含有这种细微颗粒。它们在管道流速较小的地方沉积下来形成管垢，在沉积较厚的地方因厌氧而发生腐殖质的腐化和垢下腐蚀影响管网水质并增加动力消耗。
     藻毒素在藻类代谢过程和死亡时产生有害成分，2000多种蓝绿藻中有40余种可产生毒素。不同的藻株可产生相同的毒素而同一藻株，可产生多种不同的毒素。
   常规给水处理工艺的一些处理阶段有可能导致藻毒素的释放。例如，向水中投加硫酸铜、二氧化氯等预氧化剂会导致藻毒素浓度增加；混凝过程由于无机盐混凝剂会刺激藻细胞，也可导致藻毒素的释放。另外，在过滤过程中，藻类在滤料表面截留，随着过滤时间的延长，截留在滤料表面的藻细胞在死亡过程中也会释放出藻毒素导致出水AOC增高。
   水体富养化使藻类过量繁殖，产生藻毒素，使常规水处理难度增加，不但影响水厂运行效果，而且影响管网水质。

我国水体富营养化（水华）的危害及其控制措施
关键词：水体富营养化 危害 预防与控制

1、  对于近些年来蓝藻在不同地区的爆发、黄藻的爆发，以及最近青岛浒苔的爆发做一个全面的回顾。
“冰冻三尺，非一日之寒“。我国许多湖泊、水库和河流的污染，包括近两年来蓝藻的大面积暴发，近年来我国近海赤潮的频繁出现以及近日青岛等沿海城市浒苔的出现，都与有关水域的污染尤其是无机营养物氮、磷的污染有直接的关系。我国经济的高速发展，是以在工农业的生产中高能耗、高资源消耗为代价的。在生产过程中没有被利用的能源和资源以污水、废气和固体废物的形式排入环境，造成对水、大气和土壤环境的污染。大气中污染物的沉降和降水流经农田和城镇地面的地表径流，都会将其污染物最后进入水体，成为各种形态的污染物的最后汇集之处。
近年来频繁发生湖泊、水库、河流等淡水水体的蓝藻暴发，以及硅藻、金藻和黄群藻的水华；后者跟前者不同，一般在初春、晚秋或初冬时低温、低光照和低营养盐浓度的条件下便可发生。还有近海海域的赤潮暴发，都与其富营养化，亦即水体中的氮、磷等无机营养盐浓度过高有直接的关系；它们是由点污染源和非点污染源而进入水体的。过去很长时间直到如今，对于水体富营养化的来源，着重于点污染源控制和治理，而忽视非点污染源（或称面污染源）的控制与治理。实际上后者进入水体的氮、磷等营养物并不比前者少。例如，南水北调东线工程的水力枢纽-山东省南四湖流域，经调查确定，其点污染源与面污染源的COD负荷比例为85：15，而氮、磷负荷比则为51：49（大致为1：1）。我国农田依靠施用大量甚至过量的化肥来获得高产，而实际上农作物真正吸收的化肥只占其中的一小部分，致使施用的大部分化肥随降水径流而流失，并最后进入水体。因此，一些水网地带河流中的氨氮高达10mg/L,总磷则超过1mg/L。可见，我国农田地表径流携带到水体的氮、磷的现象是普遍的。
近海海域的赤潮暴发，主要起源于陆源的营养物质污染。随着现代化工、农业生产的迅猛发展，沿海地区人口的增多，大量工业废水、生活污水和农田降水径流排入海洋，其中相当一部分未经处理就直接排入海洋，导致近海和海湾富营养化程度日趋严重。同时，由于沿海开发程度的增高和海水养殖业的扩大，也带来了海洋生态环境和养殖业自身污染问题；海运业的发展导致外来有害赤潮种类的引入；全球气候的变化也导致了赤潮的频繁发生。
2、分析近些年来藻类爆发的成因以及爆发后对于人民生活的影响。
蓝藻暴发与危害
蓝藻是藻类生物，又叫蓝绿藻； 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。有不少蓝藻（如鱼腥藻）可以直接固定大气中的氮（因含有固氮酶），以提高土壤肥力，使作物增产。还有的蓝藻为人们的食品，如著名的发菜和普通念珠藻（地木耳）、螺旋藻等。
危害
在一些富营养化的水体中，有些蓝藻常于夏季大量繁殖，并在水面形成一层蓝绿色而有腥臭味的浮沫，称为“水华”。大规模的蓝藻爆发，被称为“绿潮”，跟海洋发生的赤潮对应。绿潮引起水质恶化，严重时耗尽水中氧气而造成鱼类的死亡；更为严重的是，蓝藻中有些种类（如微囊藻）还会产生毒素（简称MC），大约50%的绿潮中含有大量MC。MC除了直接对鱼类、人畜产生毒害之外，也是肝癌的重要诱因。MC耐热，不易被沸水分解。因此，必须对蓝藻污染的饮用水源进行防护，防止蓝藻入侵饮用水源保护区；一旦饮用水源被蓝藻污染，必须对污染水进行特殊的净化，如投加粉末活性炭进行混悬吸附，或者建造粒状活性炭滤池，对蓝藻分泌物（包括恶臭物质和有毒害物质）予以过滤吸附去除。此外，鲢鱼（白鲢和花鲢）是蓝藻等藻类的天敌，可以通过投放此类鱼苗来治理藻类，防止藻类爆发。
爆发原因
蓝藻爆发成因为富营养化。过量的养分主要来自于以下来源：
- 农田地表径流造成的化肥流失，化肥是很多富营养化水域的主要营养物来源，例如，密西西比河流域，67％的氮流入水体，随之流入墨西哥湾；波罗的海和太湖中超过50%的氮也来自农田径流的化肥流失。
- 生活污水，包括人类的生活污水和含磷洗涤剂和清洁剂等。

- 畜禽养殖，畜禽的粪便含有大量营养物如氮和磷，这些元素都能导致富营养化。
- 工业污染，包括化肥厂废水排放。
- 燃烧矿物燃料，在波罗的海中约30%的氮，在密西西比河中约13%的氮来源于此。
赤潮暴发与危害
赤潮破坏海洋资源的主要表现是：
- 破坏渔场的铒料基础，造成渔业减产；
- 赤潮生物的过量繁殖与分泌，可引起鱼、虾、贝等经济生物的腮瓣堵塞，最后被窒息而死；
- 赤潮后期，赤潮生物大量死亡，在细菌分解过程中，可造成环境严重缺氧或者产生硫化氢等有害物质，使海洋生物缺氧或中毒死亡；
- 有些赤潮生物的体内或代谢产物中含有生物毒素，能直接毒死鱼、虾、贝类等生物；
- 有些赤潮生物分泌赤潮毒素，当鱼、贝类处于有毒赤潮区域内，摄食这些有毒生物，虽不能被毒死，但生物毒素可在体内积累，其含量大大超过食用时人体可接受的水平。这些鱼虾、贝类如果不慎被人食用，就引起人体中毒，严重时可导致死亡。由赤潮引发的赤潮毒素统称贝毒，目前确定有10余种贝毒其毒素比眼镜蛇毒素高80倍，初期中毒症状：唇舌麻木，发展到四肢麻木，并伴有头晕、恶心、胸闷、站立不稳、腹痛、呕吐等；严重者出现昏迷，呼吸困难。赤潮毒素引起人体中毒事件在世界沿海地区时有发生。据统计，全世界因赤潮毒素的贝类中毒事件约300多起，死亡300多人。
发生赤潮的原因
•海水富营养化是赤潮发生的物质基础和首要条件
由于城市工业废水、生活污水和农田降水径流大量排入海中，使营养物质
在水体中浓度增加，造成海域富营养化。此时，水域中氮、磷等营养盐类；铁、
锰等微量元素以及有机化合物的含量大大增加，促进赤潮生物的大量繁殖。赤潮
检测的结果表明，赤潮发生海域的水体均已遭到严重污染，富营养化。氮磷等营
养盐物质大大超标。据研究表明，工业废水中含有某些金属（如铁、锰）可以刺激赤潮生物的增殖。其次一些有机物质也会促使赤潮生物急剧增殖。
水文气象和海水理化因子的变化
海水的温度是赤潮发生的重要环境因子，20—30℃是赤潮发生的适宜温度范围。研究发现，一周内水温突然升高2℃ 以上是赤潮发生的先兆。海水的化学因子，如盐度变化也是促使生物因子—赤潮生物大量繁殖的原因之一。盐度在26—37的范围内均有发生赤潮的可能；海水盐度在15—21.6时，容易形成温跃层和盐跃层。温、盐跃层的存在为赤潮生物的聚集提供了条件，易诱发赤潮。由于径流、涌升流、水团或海流的交汇作用，使海底层营养盐上升到水上层，造成沿海水域高度富营养化。营养盐类含量急剧上升，引起硅藻的大量繁殖。这些硅藻繁殖过盛，特别是骨条硅藻的密集常常引起赤潮。这些硅藻类又为夜光藻提供了丰富的饵料，促使夜光藻急剧增殖，从而又形成粉红色的夜光藻赤潮。在赤潮发生时，水域多为干旱少雨，天气闷热，水温偏高，风力较弱，或者潮流缓慢等水域环境。
•海水养殖
随着全国沿海养殖业的发展，尤其是对虾养殖业的蓬勃发展，也产生了严重的自身污染问题。在对虾养殖中，人工投喂大量配合饲料和鲜活饵料。由于养殖技术陈旧和不完善，往往造成投饵量偏大，池内残存饵料增多，严重污染了养殖水体。另一方面，由于虾池每天需要排换水，所以每天都有大量污水排入海中，这些带有大量残饵、粪便的水中含有氨氮、尿素、尿酸及其它形式的含氮化合物，加快了海水的富营养化，这样为赤潮生物提供了适宜的生物环境，使其增殖加快，特别是在高温、闷热、无风的条件下最易发生赤潮。由此可见，海水养殖业的自身污染也使赤潮发生的频率增加。
浒苔的暴发与危害
浒苔，绿藻门石莼科的一属。藻体直立，管状中空或者至少在藻体的柄部和藻体边缘部分呈中空，管状部分由单层细胞组成。约有40种，中国约有11种。多数种类海产，广泛分布在全世界各海洋中，有的种类在半咸水或江河中也可见到。常生长在潮间带岩石上或石沼中，或泥沙滩的石砾上，有时也可附生在大型海藻的藻体上。中国常见种类有缘管浒苔、浒苔、扁浒苔、条浒苔。
    近日来，青岛海域突发大规模浒苔侵袭。这种海藻具有爆发性生长的特点，生长周期大约10～15天。目前整个胶州湾大片海域均发现了浒苔的踪迹。青岛几大浴场亦受到了严重影响。青岛奥帆赛比赛场地海域也受到较为严重的影响，干扰了目前已驻扎在此的众多国内外运动员的奥帆赛前的训练和备战。   
今年青岛海域浒苔大规模爆发的主要原因，一是由于点源（生活污水和工业废水）和非点源（包括农田地表径流和大气污染物沉降）进入胶州湾及附近海域的碳、氮、磷等营养物不断增加而形成的富营养化现象；二是由于大气中温室效应产物CO2含量的增加，使得海水在与空气交换时增加了碳的含量；三是由于近期青岛持续降雨，使海水中盐度降低，以及水温比较适宜，低于25℃，从而导致浒苔今夏在青岛海域疯长。再者，由于最近的多次的暴雨和大风，使得浒苔随海水快速漂移到青岛附近海域。根据相关部门对奥运赛场海域的检测发现，水质没有受到影响，相反还有了少许改善，只是这些浒苔的出现影响了运动员训练，并有碍观瞻。随着青岛气温的提高，适应25度以下生活环境的浒苔将会大面积衰败，预计7月15日前后，这次灾害基本得到有效控制，
浒苔本身营养丰富，是高蛋白、高膳食纤维、低脂肪、低能量，且富含矿物质和维生素的天然理想营养食品的原料。经过加工后可以制成味美的高营养食品，也可以制成高档家畜家禽饲料。
蓝藻除了可作鲢鱼的饵料外，因含有丰富的氮、磷等营养物可作为有机肥取代化肥施用于农田，以发展生态农业和生产绿色食品。由此可以实现变害为利，将从污染水体中打捞出的蓝藻和浒苔变成可资利用的资源。
3、 藻类爆发后采取的处理办法与应急措施总结
    我国在蓝藻暴发和浒苔暴发时大都采用打捞的办法。这是一种不得已而为之的被动办法。关于这方面的经验已有大量的报道，不再赘述。作者认为，除了蓝藻暴发后立即打捞的被动办法之外，还应采取“防患于未然”和“亡羊补牢”的主动办法。首先，要采取切实有效的法律和行政管理措施以及工程技术措施来控制和治理进入湖泊、水库、河流和近海海域的点污染源和面污染源，减少其排入水体的污染负荷，尤其是营养物负荷。也要下决心解决在水体中的活动所造成污染问题，例如一些湖泊的大量的水产养殖（养鱼、养蟹等）是造成本身富营养化和水华的主要原因之一。太湖的蓝藻暴发，与其沿湖的大量水产养殖有直接的关系。云南省大理市洱海，前几年也曾发生较严重的污染和水华现象，但是，自从该市采取了坚决取缔沿湖的网箱养殖措施后，以及同时采取有效措施治理点和非点污染源后，洱海水质有了明显的改善，大部分水域符合地表水环境质量2类标准。
污染的淡水水体也可采用往其中投加除磷剂的方法来防止其富营养化和水华。例如，澳大利亚研发和实际应用了一种“固磷剂”（Phoslock）的商品，能够有效地抑制蓝藻的暴发。它是一种改性的膨润土，能够从富营养化水体中吸附、固定和去除可滤过的（溶解的）活性磷（filterable reactive phosphorus, FRP）,主要为正磷酸盐，从而使藻类失去了赖以生存的营养物。这种产品是以颗粒的形式运送到现场，并以水浆的形式喷洒于富营养化水体中，并与其均匀混合，这样“固磷剂”（Phoslock）吸附水体中含有的溶解性正磷酸盐，并在水体底部形成稳定的沉积层。然后，这一产品在沉积层上形成一层薄的覆盖层，它能够将溶解性磷予以固定，断绝了藻类的营养源，破坏了藻类生长增殖的循环路程，抑制了藻类的生长，杜绝了其暴发和水华。固磷剂即使在缺氧环境中和广泛的pH、盐度和温度范围内都能牢固地固定磷而不溶出再次进入水体水中。Phoslock是完全惰性的，几乎能在绝大多数条件下能将水体中溶解性磷去除到检测极限以下。Phoslock可有效地用于天然的和人工的水体（包括湖泊、水库、景观池塘、娱乐性水体等）的藻类水华控制；在用于污水处理厂的实例中，Phoslock能使出水达到最严格的排放标准，并防止了受纳水体水华的发生。

图1 Phoslock正在应用于美国加州NAPA谷地葡萄酒厂的水库中

在粘土矿中除膨润土具有吸附除磷的效能外，硅藻土也有吸附除磷的效能，例如，我国王庆中研发成功的硅藻精土（纯度达90%以上），为提纯和改性的硅藻土，能高效地吸附和去除污染水中的磷。硅藻精土呈粉末状，既可以粉状直接投加入污染水体，也可以水浆的形式投加，同时用可移动的曝气搅拌机（如安装

在船上的硅藻土投加设备和曝气搅拌湖北鹤设备），将其与水体水充分混合和反应，水体中的溶解性磷化物（如正磷酸盐）被其吸附和固定，沉于水体底床上。在好氧和缺氧的条件下都不会溶出；再次搅拌悬浮于水体时仍能继续吸附和固定溶解性磷，如此重复多次应用仍能持续有效地除磷。此外，硅藻精土还是硝化菌的良好载体，经过一段时间运行后，它还能高效地进行硝化而去除氨氮。在污水处理厂中，在淹没生物膜与活性污泥（SBF-AS）共存的复合生物处理系统中，在曝气好氧生物反应池的前端投加硅藻精土（干式投加或湿式投加），进入活性污泥和生物膜中，实现生物除磷与化学沉淀处理相结合，使最后出水TP浓度一直≤1mg/L,大都在0.1-0.5mg/L范围内。
其实粘土大都具有吸附除磷的能力，因此，富营养化水体，为了防止蓝藻暴发或其它藻类水华，可往其中投加粘土水浆，并予以混合搅拌。为此，最好采用安装在专用船上的粘土浆配制和投加设备和曝气搅拌混合等设备，在富营养化水体中用多条专业船进行等间距和一线排列的投料和曝气搅拌混合作业，能有效地吸附去除水体中的溶解性磷化物。任何藻类的过度生长繁殖并发生水华，其前提条件是由足够的阳光入射使其进行光合作用；只要把水搅浑，阳光难以射入水体，任何藻类就难以进行正常的光合作用，也就难以生长繁殖，更难以暴发成水华。当然，这些吸附了磷的粘土沉积于水体底床后应定期疏浚挖出运送到适宜的地点作最后处置或利用。
预防藻类爆发行之有效的办法
国际上几十年的研究和工程实践证明，海洋赤潮的发生，跟淡水水体（尤其是湖泊、水库和缓流的河流等）的蓝藻暴发或其它藻类（硅藻、金藻、黄群藻等）的水华，其限制性营养物是不同的；海洋赤潮暴发的限制性营养物为氮，而淡水水体水华的限制性营养物则为磷；河口处（即海水与淡水交汇处）水华的限制性营养物则为氮和磷。北欧作为处理污水的受纳水体的湖泊，其污水处理设施，往往并不采用生物处理工艺，也不采用A2/O或改良的A2/O工艺，而是采用以化学混凝沉淀为主体其后附加微絮凝接触过滤的强化一级处理工艺，以除磷为主要目的，而且最后出水TP≤0.2mg/L；附带去除部分有机物（COD和BOD5）和氮。其处理流程为：
原生污水→预处理设施→化学混凝沉淀（混合-絮凝-沉淀）→出水TP≤1mg/L
→微絮凝接触过滤→出水TP≤0.2mg/L。
德国及欧洲富营养化湖泊和水库防止富营养化的工程措施
一、湖泊（水库）外部的治理工程设施
渗滤沟
凡是污水流量小和地表径流量波动不大的地方，都可应用渗滤沟去除污水或径流水中的磷（包括溶解的和不溶的磷化物）。在渗滤沟汇水面积较小而在暴雨时不致出现洪水排泄的情况下，这种方法尤为可行。这样的渗滤沟，既可用于流域面积小和汇水流量≤100L/s的河沟，也可加以改进用于一些单独污染源的治理，如农场、牧场，只要具有所需的坡度和适宜的土壤可供渗滤吸附即可。

图2 除磷渗滤沟示意图
  渗滤沟的工作原理是：当污水或径流水在渗滤沟中流经土壤滤层时，磷被土壤颗粒过滤截流或过滤吸附去除，而且土壤中粘土矿含量越多，磷的去除率就越高。这种方法已经成功地应用于比利时的Kerspe水库（作为饮用水源）的保护设施。该水库储水1550万m3,共有8条入库支流。它们首先流入前置水库作第一步除磷处理，然后再流入渗滤沟作进一步除磷处理；其进水TP为3-6mg/L，而渗滤沟滤出水含TP仅为0.007mg/L。土地过滤的净化机理为：机械过滤截流（呈悬浮状态的非溶解性磷化物），吸附和离子交换的物理/化学过程，土壤中所含铁、铝、钙等离子与磷酸盐发生化学反应形成难溶的磷酸铁、磷酸铝和羟基磷灰石等难溶性化合物，以及酶反应的生物过程。
建造渗滤沟的适宜的土地条件为：
渗滤系数值：    Kf=10-5～10-6 m/s；
滤层构造：无裂缝和裂隙；
空隙率：20～30%；
吸附容量：≥1.5mg PO4/g土壤
前置水库
    前置水库（或者为前置塘和人工湿地），作为生物反应器进行生物除磷。其工作原理是基于大的生物量（如藻类、浮萍、芦苇等）将磷从水中转移并固定于生物体中。这些生物体最后大都沉积于湖（库）底，如果有足够的氧存在，这些磷将被固定在底部而不溶出，这种除磷反应器（前置水库或塘-湿地）可以多个串联运行，其去除磷酸盐的效率可达99%。在中欧地区的夏季，正磷酸盐去除率为70-90%，而在冬季由于水温降低和光照强度减弱，其除磷率下降至0-30%。
化学除磷水处理厂
Wanbach（万巴赫）水库只有一条主要入库河流，即万巴赫河。该流域主要为农业区，有居民约1万人，大约有50%的磷起源于非点源污染，万巴赫河占入库总流量的90%，其入库流量为1m3/s.
河水除磷处理厂，其最大设计流量为5m3/s,亦即为万巴赫（Wanbach）长期平均流量的5倍，并能满足如下要求：
1）应能以全设计处理能力连续运行数周之久；
2）能在处理流量3000-18000m3/h之间迅速变化；
3）在水温0oC时除磷效率不降低；
4）处理高浊度水（SS达100mg/L）时不致缩短滤池的运行周期，即在最大滤速16m/h时不小于10h；
5）TP浓度降至0.01mg/L;
6）浮游植物（夏季最高浓度为400000个细胞/ml）要去除99%以上；
7）用4-12mg/LFe3+进行絮凝，其出水总Fe浓度不应超过0.05mg/L;
滤池的总表面积为1100m2,为多层滤料滤池：从上至下依次为：粒状活性炭层，d 3-5mm；无烟煤层，d 1.5-2.5mm；石英砂层，d 0.7-1.2mm。总高度3.5m（见图3）。