藻类的上浮特性以及阻止藻类上浮的条件
一、        水环境特征及藻类特性以及藻类上浮的水力条件。
1、        光照强度对藻类生长的影响。
光能是天然水体中绿色植物光合作用合成有机物的唯一能源。水生植物的光合作用速率在很大程度上取决于光强和光质。藻类的空间分布、生长率与光强、光质的空间分布密切相关。
太阳光波长范围150～4000nm，其中可见光波380～760nm，波长小于380nm的为紫外光，大于760nm的光为红外光。红外光可产生大量的热。紫外光对生物有杀伤作用。只有可见光才能在光合作用中被植物利用，并转化为化学能。叶绿素是绿色的，主要吸收红光（760～620nm）和蓝光（490～435nm）。藻类除含有各种叶绿素外，还有许多辅助色素，在吸收各种波长光能起着重要作用。
藻类的生产力与光强有密切的关系，生产力随光强的变化分为三个阶段；第一阶段为上升阶段，即藻类的光合作用随光强的增加而增加最终到最大值，对应的光强称为最适光强。第二阶段为稳定阶段，在光强超过最适光强后的一定范围，藻类光合作用随光强的变化很小，处于稳定的高光合作用状态，在这一范围内的光强称为饱和光强。第三阶段为下降阶段，光强超过饱和光强后，藻类的生产力随光强的增强而减弱，这种现象称光抑制。硅藻的最适光强为5000～8000lx，蓝藻为10000～15000lx，饱和光强一般为10000～23000lx，抑制光强＞2300lx。
由于光强沿水深呈指数递减，必然引起藻类生产力沿水深逐步减少，但两者递减的规律略有不同，其不同点主要表现在两方面。
A、        下降速度不同，生产力下降速度比光强下降速度慢。
B、        变化规律不同，最大光强必然出现在水面，而光抑制作用。晴天时表层藻类生长受到抑制，使生产力最大值不出现在水面，而是出现在水下某一深度（一般出现在1/2透明处），这一水层称为最大光合层或最适光合层。最大光合层以下各层的生产力将随光强的减弱而下降。但在阴天，表层光强通常为7000～15000lx，整个水层光强均在最适光强以下，不出现光抑制，故表层生产量最高。
随着水深的加大，光合作用逐步减弱。当总生产量与呼吸量持平时，净生产量为零。净生产量为零时的光照强度称补偿点。补偿点所在的深度称为补偿深度，补偿深度与水体透明度有关，一般为2～3倍透明度，故藻类的生长主要发生在3倍透明度以上。
二、        藻类悬浮机制对藻类的生长影响。
藻类在水中的运动分为下沉、悬浮、上浮三种情况。在静水条件下，绝大多数非浮游的藻类会下沉，其下沉的典型速度在0.1m/d和1～2m/d。因此，对绝大多数的藻类而言，问题不在于是否下沉，而是下沉得多快以及自我调节下沉速度，以便在光亮带逗留更长时间获得生长的机会。大多数死亡后失去调节机制，下沉速度加快。悬浮只是一个介于下沉和上浮之间的临界状态。即藻类通过自身的调节机制使其即不下沉又不上浮，处于悬浮状态，上浮的藻类重量小于浮力时发生，且主要发生于微囊藻。当大量藻类浮于水面即形成“水华”。藻类为了自身的生长繁殖，利用各种浮游机制减少下沉速度，使其处于悬浮或上浮状态，延长在水中的停留时间，获得最大的生长机会。
藻类大多数原生质的密度都比水大，碳水化合物的密度约为1500kg/m3核酸约为1700kg/m3。在正常细胞中，常见的许多浓缩的储存物质也同样稠密一些。特别是多聚磷酸盐的密度约为2500kg/m3，而硅藻壁中的乳白色二氧化硅的密度达到了2600kg/m3。只有脂类物质的密度小于水的密度（最轻的约为860kg/m3），但它们一般只占细胞干重的10%。因此，藻类通常比水重，且会在水中下沉，藻类要悬浮于水中必须增大浮力以克服自身重量。藻类增大浮力的措施包括：产生伪空胞，储存密度较轻的脂类等。
伪空胞是蓝藻特有的结构特征，它包括大量中空的亚显微圆柱气囊（直径70nm），其蛋白质壁可让气体全部通过，但疏水内面能阻止液体的进入，因而形成了空胞结构，提供藻类浮力使藻类上浮，在正常细胞中，伪空胞结构占细胞体积的1～2%左右即可支持藻类悬浮。
藻类能调节其伪空胞体积和自身重量，以达到浮力和重量的平衡。调节其所处的位置。藻类调节气泡体积的机理是：单个气囊能抗400～700kpa的外界压力。如果外界压力超出这一压力，气囊不可逆转地破裂。如光合作用合成的一些可溶性物质将细胞内渗透压力提生至350～500kpa足以使一些老的气囊破裂。同时新气囊不断组装。这种动态

藻毒素
一、        藻毒素的结构、种类及性质
藻毒素的种类很多，主要分肝毒素、神经毒素、脂多糖毒素三类。其中肝毒素又分为微囊藻毒素（Microcrystin）和节球藻毒素（Nodularin）此类毒素最强。目前水体中最普遍造成污染的就是微囊藻毒素简称MC。MC是蓝藻的吗些品种或品系中产生的次生代谢物，系单环肽肝毒素分子量较大（800～1100），其基本结构为环状（D–丙氨酸–L–X–赤–B–甲基–D–异天冬氨酸–C–L–ADDA–D–异谷氨酸–N–甲基氢丙氨酸）如图所示

微囊藻毒素MC–LR和MC–RR的结构式
图中所示的ADDA（3–氨基–9–甲氧基–2，6、8–三甲基–10–苯基–4，6–二烯酸）是表达藻毒素生物活性的必须基团，ADDA氨基酸的共轭立体结构会影响其毒性；两种可变的L–氨基酸（X和Y）的不同以及其它氨基酸的甲基化/去甲基化产生的差异，可以衍生出不同的异构体，目前以发现70多种微囊藻毒素，其中存在较普遍、含量较多、毒性较大的是MCLR、MCYR、MCRR，L、R、Y分别代表亮氨酸、精氨酸、酪氨酸。
由于环状结构和间隔双键的存在，MC在水中非常稳定，不挥发，抗pH变化，易溶于水，在水中的溶解度达1000mg/L以上。不易被吸附于颗粒悬浮物或沉积物中。MC在几种常见的酶，如胃蛋白酶、胰凝乳蛋白酶中不水解。在去离子水中可在较长一段时间内（27天）仍保持稳定。MC具有良好的热稳定性，加热到300℃仍不被破坏，甚至在高压灭菌锅120℃条件下高压灭菌30min仍不分解。干燥的MC在室温下可完好保存数年。
MC分子结构中含有羟基、氨基和酰氨基，所以在不同pH条件下，MC有不同的离子化倾向。例如MCLR在pH＜2.09时净电荷为正一价，2.09＜pH＜2.19时净电荷为零，2.19＜pH12.48时净电荷为负一价，pH＞12.48时净电荷为负二价。MCLR的正辛醇/水分配系数（㏒Dow）从pH值为1的2.18到pH值为10的–1.76。因此在暴发水华时的高pH＞8条件下，MC的生物富集效应较小，同时，MC分子的ADDA基团有了B、r双键易被氧化生物降解。在光照和色素存在时可发生分解。
二、        藻毒素产生的机理
藻类产生MC的原因及其控制因素是目前研究的热点之一。尽管目前还不能确定蓝藻为什么会产生毒素，但藻毒素的生理作用是进化和自我保护需要已达成共识。关于MC的产生机理主要有以下两种观点：一是环境因子影响或改变毒性。另一种是基因决定，既微囊藻分有毒株和无毒株两种。
影响微囊藻毒素合成的环境因子较多，主要的有光照、温度、pH值和营养元素等。Van derwesthuinzen等认为温度和光照对毒素均有影响，但温度的作用更大。他们发现Maeruginosa Uv–006株在不同温度时毒性表现不同，3种毒素的含量也不同，温度不改变毒素结构，但改变毒素浓度。Utkllen发现温度在高强光下对毒素的产生几乎无影响，而在低光强下温度才会影响毒素的产生。因此，他认为光能是毒素产生的一个重要限制因子，甚至是唯一的因子，究竟那个因子起主导作用。目前并无一致的看法，而在营养盐中，不同种类的营养盐作用不一，氮和碳影响不明显，磷的影响明显。微量元素中AL、Cd、Cr、Cu、Mn、Na和Su对毒素产生无影响，而Fe和Zn影响极明显。这些环境因子主要通过作用于细胞分裂速度而控制毒素的产生，而不是直接作用于毒素产生的代谢途径，而且细胞分裂速度和毒素产生率之间存在一定的线性相关关系。
持毒素基因决定论者认为，微囊藻有毒株（ToxicStrains）和无毒株（Nontoxic Strains）具有不同的基因其毒性是遗传决定的，而且微囊藻有毒株和无毒株的遗传差异在于是否存在一种或几种编码毒素合成酶的基因。微囊藻毒素的合成可能是受到基因直接调控的多肽合成酶影响而间接受到基因的调控。环境因子则通过铜绿微囊藻染色体中分离出了产生微囊藻毒素的DNA片段Mcy。发现凡是能够产生藻毒素的藻种都含有Mcy基因。藻毒素的合成由它控制，并由肽合成酶复合体催化合成，但不产生藻毒素的藻种有的也含有Mcy基因，说明环境因子的改变可以调节和控制基因的表达。
无论基因决定论和环境决定论都不是孤立的，实际上它们是相互联系相互作用的。虽然遗传因子在毒藻产生毒素时有重要的直接生理控制作用，但环境因子可以在具体条件下直接影响基因的表达从而间接控制产毒特性。无毒藻株在一定环境条件下可以产生基因突变转化为产毒株。产毒藻在一定环境条件下也可不产生毒素。
三、藻毒素在水体中的变化迁移规律
微囊藻毒素一般产生并存在于蓝藻细胞内，当藻细胞衰老、死亡和破裂时，才会释放到水体中。
微囊藻的纯培养中，其毒性值变化的大致规律是；在对数生长期，MC主要存在于细胞内，浓度逐渐增大，在对数生长后期。MCRR、MCYR和MCLR含量均达到最大值，且MCRR增加量最多，达到最大生长后，总毒素水平继续增加，但发生了再分布。大量的MC出现于细胞外环境中，进入稳定期后，细胞外毒素均开始下降；藻类达到最大水平并发生自溶，大部分的MC释放于环境中。此时存在于固型物（包括藻和其它微生物）中的藻毒素量与存在于水中的藻毒素量呈反向变化关系。
另有实验研究表明，在蓝藻对数生长期内，水中溶解性毒素仅占总量的10～20%。自然界中水华暴发时，若无溶藻剂或其它影响使其迅速溶解，水体中的藻毒素含量多在0.1～10ug/L，细胞内毒素则会高出几个数量级。

三、        藻毒素的危害
   对MC的研究之所以受重视是与它们的危害分不开的。目前的研究表明微囊藻毒素作用的靶器官为肝脏，它能作用于肝脏的两种细胞，即肝细胞和肝巨噬细胞，具有较高的细胞选择性和专一生物活性。
   微囊藻毒素进入肝细胞后，能强烈抑制蛋白磷PP1和PP2A的活性，相应地增强了蛋白酶的活性。导致细胞内多种蛋白质的过磷酸化，打破了细胞内蛋白磷酸化/脱磷酸化的平衡，并通过细胞信号系统进一步放大这种生化效应。改变了多种酶的活性，造成了细胞内一系列生理生化反应的紊乱，从而引起肝细胞骨架破坏，导致肝脏出血坏死最终引起死亡。
     微囊藻毒素还能作用于肝巨细胞，诱导白细胞素1（1L–1）的产生。1L–1再诱导引起急性炎症的物质。如前列腺素、血栓素及肿瘤坏死因子（TNF–￡）。这些物质导致了肝损伤和坏死。此外，MC还是一种潜在的肿瘤促进剂，它通过影响细胞间隙通讯和信号传导等遗传外过程而诱发肿瘤。Rao报道MCLR可导致体外培养的原代肝细胞DNA损伤。
  动物通过直接接触或饮用含有MC的水会出现腹泻、呕吐、乏力、呼吸急促、厌食、口眼分泌物增多等症状，甚至病理病变导致肝脏肿大出血或坏死，并呼吸阻塞而死亡。人体直接接触含有毒素的水（如游泳、划船等），会引起急性胃肠炎、长期饮用会引起肝癌等疾病。（流行病学调查发现：原发性肝癌的发生率与饮用水中藻毒素含量呈正相关。已有研究表明，藻毒素对肿瘤有促进作用，藻毒素的长期慢性毒性效应严重威胁水体周围地区的人们的身体健康。
四、        藻毒素的去除方法
1、        常规处理工艺：
目前水处理过程的常规处理工艺对MC的去除是非常有限的。戎文磊等实验研究表明，常规的混凝沉淀仅能去除少部分藻细胞内毒素，而对溶解性胞外毒素去除较小，加上后续过滤的截留和生物降解作用。水中总藻毒素的去除率仅能达到 30%左右。
2、        活性炭吸附技术
活性炭在水厂的最初应用的目的是为了去除水中色、味、嗅等。上个世纪70年代以来，随着水源污染的日益严重以及消毒副产物（DBPs）的检出，研究人员发现活性炭对饮用水源中的酚类、农药、消毒副产物及其前体物质等又有很好的去除效果。因此该技术在水处理中得到了普遍应用，且有逐年递增趋势。
颗粒活性炭（GAC）过滤能够有效去除蓝藻产生的MC。粉末活性炭（PAC）能去除藻毒素，但MC的去除效果依赖于PAC的透加量。要去除MCRR和MCLR，PAC的投加量可高达800mg/L。（一般PAC的透加范围1～100mg/L）
活性炭可成功用于MC的去除，但在常规的水处理工艺受吸附竞争的影响其性能会降低。另外，MC吸附到活性炭的几率不明确，它有可能被活性炭表面的生物膜降解而表现出安全性。
3、        反渗透（RO）和膜滤
由于MC的分子量在1000左右，所以可以认为MC被RO截留下来，研究发现RO对MCLR和MCRR的截留率大于95%。另外两种膜过滤对MC也有很好的去除效果，超滤对MC的去除达98%，纳滤可完全去除水中MC。
4、        高锰酸盐
高锰酸盐作为一种强氧化剂能氧化大量有机化合物，其对有机物分子中多键功能团的破坏能力非常强，甚至可以分裂苯环。在与MC水容颜作用时，它可以破坏MC分子中的ADDA上的不饱和双键。因此，在消除MC毒性方面是十分有效的。
Rostunt等人的研究表明，1mg/L的高锰酸钾30min内可以去除浓度200ug/L的溶液中95%MCLR。
5、        臭氧（O3）
臭氧作为一种强氧化剂被广泛应用于饮用水处理中。它可以通过与有机物双键的迅速氧化生成羰基化合物。当O3作用于MC时，MC中ADDA上的双键被氧化打开而使其毒性消失。（早期的研究表明，1mg/L的O3对浓度60ug/L的MC溶液去除效果可达100%。
6、        光降解及光催化氧化
光照充足时，MC可进行缓慢的化学降解或异构化。蓝藻细胞内毒素在日光照射下，可以改变侧链ADDA双键异构体而使其毒性明显降低（半衰期约10d），而当微囊藻毒素暴露在最大紫外吸收波长（238～254nm）时，则降解较快（半衰期在数分钟内）。天然水体中MCLR在太阳光下的降解速率取决于水溶液的光密度。）
光催化氧化是比光降解更为有效的降解藻毒素的方法。
7、生物降解技术
   天然水体中的某些细菌对MC的去除发挥着重要的作用。MCLR经生物降解后，其ADDA侧键的共轭双键被破坏，从而证明ADDA的侧键是生物降解的有效攻击靶位。正是由于其结构的变化才导致MCLR毒性的降低和衰失。
   朱光灿等人用三阶生物膜反应器预处理含有MC的富营养化湖水，停留时间2h，藻类的去除率大于90%，细胞外MCLR和MCRR的去除率分别达到86.7%和81.7%。总MCLR和MCRR的去除率分别达到77.5%和80.5%。

饮用生物稳定性
     当出厂水中含有了一定量的有机物，随机附着于管壁的细菌将会利用水中营养基质生长而形成生物膜，并诱发管壁腐蚀与结垢;管壁结垢与腐蚀会降低管网的输水能力，使二级泵站动力消耗增加，甚至引起爆管;生物膜的老化脱落会引起用户水质恶化，色度和浊度上升，造成二次污染;而病源微生物也易在生物膜中滋生，其随管网水传播更会对饮用者的健康构成直接的威胁。常规净水工艺中，一般采用加氯消毒并保持管网内一定的余氯含量来控制细菌生长，但现有研究表明部分细菌或大肠杆菌在经过氯消毒过程后，能在管网中修复、重新生长;并且当出厂水中营养物质浓度足够高时，即使加大投氯量，也很难抑制细菌的生长。此外，加氯量过高还会引起大量氯化消毒副产物的生成，使饮用水中“三致”物质增加，安全性大大降低，对人体健康造成威胁，因此靠增加余氯来控制管网细菌生长是不可取的。大量针对给水管网内生物膜的生长、管网水细菌再生长和大肠杆菌爆发的研究表明:出厂水中存在可生物降解有机物（BOM）是管网中异养细菌重新生长的主要原因，并为此提出了饮用水生物稳定性的概念。
饮用水生物稳定性是指饮用水中可生物降解有机物支持异养细菌生长的潜力，即当有机物成为异养细菌生长的限制因素时，水中有机营养基质支持细菌生长的最大可能性。饮用水生物稳定性高，则表明水中细菌生长所需的有机营养物含量低，细菌不易在其中生长;反之，饮用水生物稳定性低，则表明水中细菌生长所需的有机营养物含量高，细菌容易在其中生长。目前，国际上普遍以可同化有机碳(Assimilable Organic Carbon，简称AOC)和生物可降解溶解性有机碳(Biodegradable DissolvedOrganic Carbon，简称BDOC)作为饮用水生物稳定性的评价指标。AOC是指可生物降解有机物中能被转化成细胞体的那部分，主要与低分子量的有机物含量有关，它是微生物极易利用的基质，是细菌获得酶活性并对有机物进行共代谢最重要的基质。BDOC是指饮用水中有机物里可被细菌分解成CO2和水或合成细胞体的部分，是细菌生长的物质和能量的来源;一般认为BDOC的含量可代表水样的可生化性，并与产生的氯化消毒副产物量呈正相关性。只有控制出厂水中的AOC与BDOC的含量达到一定的限值，才能有效的防止管网中的细菌的再生长。
一、饮用水生物稳定性及其影响因素
    1饮用水生物稳定性的概念
    饮用水生物稳定性是指饮用水中可生物降解有机物支持异养细菌生长的潜力，即当有机物成为异养细菌生长的限制因素时，水中有机营养基质支持细菌生长的最大可能性。饮用水生物稳定性高，则表明水中细菌生长所需的有机营养物含量低，细菌不易在其中生长;反之，饮用水生物稳定性低，则表明水中细菌生长所需的有机营养物含量高，细菌容易在其中生长。自来水及其管网中细菌的生长（再生长)按其来源可分为:1)出厂水中含有较多的细菌进入管网而引起自来水中细菌的增加;2)管网中细菌的生长繁殖引起的自来水中细菌的增加;3)管网中外源细菌的进入。而在出厂水正常消毒与管网状况良好的情况下，第2点是引起自来水及其管网中细菌生长的主要途径。
    2给水管网中细菌生长机制及其影响因素
    细菌在管网中生长包括在水中的悬浮生长和在管壁的附着生长。多数细菌因其分泌的胞外多糖在水中水解，而使其相对亲水，故给水管道内的湍流效应对细菌悬浮生长不利;而在管壁的粘滞层中水流速度很小，营养物质浓度梯度以及布朗运动都可使细菌与营养基质从水中迁移到管壁表面。细菌通过以聚合物架桥为主要机制的可逆粘附过程而牢固粘附于管壁表面;此过程中，如细菌分泌的粘附管壁的有机物质与管壁表面作用性质发生变化，则发生不可逆粘附，细菌在管壁定居成功。包括细菌在内的各种微生物、微生物分泌物和微生物碎屑在生存环境相对较好的管壁表面附着、生长和沉积，使管网内形成生物膜。
给水管网中出厂水为贫营养环境，其中生长的细菌大多数是以有机物为营养基质的异养菌。异养细菌所具有的独特的饥饿生存适应方式，以及几种异养菌可共同利用大多数基质的特性，使得细菌在含有微量有机物的管网中生存成为可能。此外，与高营养基质相比，贫营养基质下生长的细菌对消毒剂具有更高的抗性;生物膜、颗粒物质、管壁表面的保护作用也为细菌生长提供了适应的微环境，这些都成为细菌能在管网中生长的重要原因。
影响细菌在给水管网中生长的因素很多，其中主要有以下几点：
    1余氯。氯和氯胺可利用其氧化作用破坏细菌的酶系统而使细菌死亡，出厂水通过加氯（或氯胺）消毒并保持管网内一定的余氯含量以控制细菌生长是目前世界范围内普遍采用的消毒方法。但已有研究表明部分细菌或大肠杆菌在通过氯消毒过程后能在管网中修复，重新生长。Reill报道在管网中余氯>0.2mg/L时仍有63%的水样检出大肠杆菌。并且白由氯在水中容易分解，即使保持较高的自由氯（3～5mg/L)仍难以完全抑制生物膜的形成。 Nagy报道尽管1 ～2mg/L的自由氯能使管壁生物膜上细菌数下降两个对数量级，但生物膜上细菌数仍高达104CFU/cm2。美国水厂协会（AWWA）推荐维持管网中自由胜余氯0.5mg/L或化合性余氯1 mg/L以上，但保持管网中足够的余氯并不能保证是大肠杆菌在管网中消失。
    此外，由于水源水质的恶化，加氯量过高将会引起大量氯化消毒副产物的生成，使饮用水中“三致”物质增加，安全性大大降低，对人体健康造成严重威胁，这已引起人们的高度重视。目前美国、法国、德国、荷兰、加拿大等西方主要国家和世界卫生组织（WTO)均对饮用水中氯化消毒副产物含量作了严格的限制，其中德国对饮用水中三卤甲烷含量的限值最为严格，为<10ug/L。因此靠增加加氯量、提高余氯水平来控制管网细菌生长显然是不可取的。
    2)营养。管网饮用水中存在的细菌大多数是以有机物为营养基质的异养菌，其生命活动必须依靠分解和利用包括可生物降解有机物质在内的各种营养基质而得以维系。在管网水贫营养环境下，研究界一般认为有机物质的含量是影响细菌生长的主要因素，因此减少水中可生物降解有机物的含量将对控制异养细菌地生长起到决定性的作用。但也有研究表明，在一部分水厂出厂水中磷含量极低的情况下，磷将取代有机物成为引起管网细菌在生长的主要的限制因子。此外，氨氮、硫酸盐和碳酸氢盐对管网水中自养细菌的生长有着明显的促进作用，也应引起关注。
    3)水力因素。管网中水流速度也会影响到细菌生长，流速增大可以将更多的营养物质带到管壁生物膜处，为细菌生长提供了更丰富的营养;但同时也增加了管壁处的消毒剂含量和对管壁生物膜的冲刷作用，对生物膜内细菌生长造成不利影响;此外管网水流静止和骤开骤停等极端情况，可能导致微生物生长或管壁生物膜脱落，使水中细菌总数急剧上升，水质恶化。可见，水力因素对管网细菌生长的影响作用是多方面和相互影响的，应根据具体情况具体分析。
    4)颗粒物。水中颗粒物易成为细菌生长的载体，并降低氯对细菌的杀灭作用。出厂水中剩余的铁盐或铝盐能在管网中形成絮体沉积在管壁上，增加有机物浓度，保护细菌免受氯的伤害。因此应严格控制出厂水中颗粒物的数量。
    5)温度。水温可能是影响细菌生长的最主要的因素之一，其会影响到水处理流程中处理效率、微生物生长速率、消毒效率、余氯消耗、管材腐蚀速度、管网水力条件、水量的需求等，因而直接或间接地影响细菌生长。许多研究者发现水温不仅影响细菌生长速率，而且可改变对数生长期时间和产率因子;水温在15℃以上时微生物活动显著加快，但即使在水温为5℃的冬季管网中仍会有细菌活动。
    综合以上分析可知，影响管网中细菌生长的因素很多，但当一个水厂及其管网系统相对固定时，从实际角度来看可人为控制的因素主要是水中有机物营养基质的浓度和余氯的含量。出厂水通过加氯消毒并保持管网内一定的余氯含量是目前普遍采用的消毒方法，但大量研究证实部分细菌或大杆菌在氯消毒过程后能在管网中修复，重新生长;加氯消毒只能在一定程度上控制细菌生长，并不能杜绝细菌生长。此外，加氯量过高，特别是针对现在广泛受到微污染的饮用水水源水，将会引起大量氯化消毒副产物的生成，使饮用水中“三致”物质增加，安全性大大降低。而异养菌生长必须依靠管网水中的可生物降解物质，在给水管网贫营养环境下，一般认为有机基质的含量是影响其生长的主要因素，因此减少水中可生物降解有机物的含量将对控制异养细菌的生长起到决定性的作用。
2水质生物稳定性的主要指标
1）水源水中有机物的来源与分类
    水源水中的有机物按其来源可分为两大类:一类为天然有机物(NOM)，是自然环境的代谢产物，包括腐殖质、微生物分泌物、

物(NOM)，是自然环境的代谢产物，包括腐殖质、微生物分泌物、溶解的植物组织及动物的废弃物等;其中腐殖质含量最高，约占地面水源中有机物总量的60%一90%o腐殖质是一类含酚轻基、梭基、醇经基等多种官能团的分子有机物，分子量为102～106，其中50%～60%是碳水化合物及其关联物质，10%～30%是木质素及其衍生物，1%～3%是蛋白质及其衍生物。腐殖质在天然水体中带负电荷，扩散能力强，分布范围广，是引起水体色度、异臭味和沉淀物的主要原因物质，也是饮用水中多种消毒副产物(DBPs)的前体物。天然有机物中的非腐殖质部分是主要的可生物降解部分，具有较强的亲水性和较低的芳香度，主要由亲水酸、蛋白质、氨基酸和糖类等组成。
    水源水中另一类有机物是人工合成有机物((SOC)，包括农药、商业用途的合成物及工业废弃物等，其中大多数为有毒有机污染物。目前人工合成的有机物种类已达10万种以上，且以每年2000种的速度增长，它们伴随着人类的各种活动，通过各种不同途径进入水体。美国环境保护署((USEPA)通过水质调查发现，供水系统中检测出有机物达2110种，其中765种合成有机物存在于饮用水中，190种对人体有害，20种为确认的致癌物，23种为可疑致癌物，18种为促癌物，56种为致突变物，这些物质对人体产生急性或慢性，直接或间接的致毒作用。国内的研究分析结果也表明，水源水和自来水中的有机物种类和数量相当大，污染问题相当突出。上海黄浦江水中有机物种类至少在500 ～ 700种之间，GC/MS联机定性检出的218种有机物中，属美国EPA的优先控制污染物达39种。而通过对天津引滦水气相色谱/质谱(GC/MS)检测，共检出的66种主要污染物中包括了苯、甲苯、乙苯等多种优先控制污染物及十几种饱和烃类。
    2）饮用水生物稳定性主要指标
    由于饮用水中有机物种类繁多，形态结构各异，并且它们含量水平、理化性质也千差万别，所以想分别测定每一种有机物几乎是不可能和不现实的。目前一般测定水中的总有机碳（Total OrganicCarbon，TOC)作为总有机物含量的替代参数。按有机物形态大小，TOC大致可分为颗粒态有机碳（Particle Organic Carbon，POC)、胶体态有机碳（Colloed Organic Carbon，COC)和溶解态有机碳（Dissolved Organic Carbon . DOC）。随着饮用水水质生物稳定性概念的提出，水处理工作者又按有机物能否被微生物利用的角度划分，将溶解性有机碳分为生物可降解溶解性有机碳（BiodegradableDissolved Organic Carbon，BDOC)和生物不可降解溶解性有机碳(Non Biodegradable DissolvedOrganic Carbon，NBDOC ) 。BDOC中能被细菌利用合成细胞体的有机物称为生物可同化有机碳(Assimilable Organic Carbon . AOC)，因为BDOC和AOC与异养细菌在给水管道中的生长密切相关，已成为研究饮用水生物稳定性所关注的重点和主要指标。
BDOC和AOC是衡量水质生物稳定性既有联系又有分别的两个指标:BDOC是水中有机物中能被异养菌利用的部分，常规的BDOC测定方法中，微生物完全降解这部分有机物将需要28天左右的时间;AOC是生物可降解有机物中可转化成细胞体的这部分有机物，它是通过一个转化因子或校正因子以碳浓度来表示的。由此可以看出:AOC是有机物中最易被细菌吸收，直接同化成细菌体的部分，是BDOC的一部分;BDOC是水中细菌和其他微生物新陈代谢的物质和能量的来源，包括其同化作用和异化作用的消耗。它们的含量越低，细菌越不易生长繁殖。又因为AOC与管网水中异养菌生长潜力有较好的相关性，目前大部分研究者将AOC作为评价管网水中细菌生长潜力的首要指标。BDOC一般用以预测和衡量水处理单元（特别是生物处理单元)对有机物的去除效率，预测出厂水需氯量和消毒副产物产生量。但也有研究者发现BDOC与管网中细菌生长量有较好的相关图。有人试图建立AOC,  BDOC和DOC之间的定量关系，结果发现随原水水质或季节的不同BDOC/DOC或AOC/DOC值均变化较大，没有规律。Paode和Ainv等人的研究表明:美国Colorado River水和Harwood，s Mill Reservoir水等6大水源中BDOC为:0.1 ～0.9mg/L，平均为0.44mg/L。BDOC占DOC的比例为2.2 ～19%，平均为10%; AOC为22～407ug/L，平均为156ug/L，AOC占BDOC比例平均为35%左右。Pierre Sevais等人研究表明BDOC: DOC值随水质不同在11～59%之间「}`'} , Van Der Kooij研究表明AOC: DOC在0.03 }27%之间。刘文君等研究表明，不同水源水、出厂水、和管网水中AOC和BDOC的比值变化较大，但从平均值看，AOC浓度约为BDOC的1/3左右，说明AOC是BDOC的一部分，证明采用BDOC作为异养菌在管网中的生长潜力也是可以的。
3 ）AOC和BDOC与饮用水水质生物稳定性的关系
    AOC表示的是饮用水中能直接被细菌利用、同化成细菌体的那部分有机物，与管网中细菌生长有着较好的相关性，因此AOC方法一经提出后建立AOC与细菌生长即生物稳定性之间的关系就成为给水界众多研究者研究的热点。
    Van Der Kooij在调查了20个水厂后认为当AOC<10ug乙酸碳/L时异养菌几乎不能生长，饮用水生物稳定性很好。Lechevallie:发现:当AOC<50ug乙酸碳/L时大肠杆菌不能生长。其后他提出AOC浓度应限制在50ug乙酸碳/L以保证水质生物稳定。 Gagon等综述了几种描述管网中细菌生长和AOC利用的计算机模型，认为AOC达到50ug乙酸碳/L后在管网中趋于稳定。Lechevallier对北美31个水厂的调查表明:当AOC浓度低于100ug乙酸碳/L时，给水管网中大肠杆菌数大为减少。因此目前国际上一般认为:在不加氯时，AOC<10ug乙酸碳/L的饮用水为生物稳定水;在加氯时，AOC在50～100ug乙酸碳/L的饮用水为生物稳定的饮用水。
    Kaplan等人对美国的79个水厂研究表明，95%的地表水源水厂和50%的地下水源水厂的饮用水达不到AOC<50 u g乙酸碳/L的标准，而所有的水厂出厂水均达不到AOC<10 ug乙酸碳/L的标准。Van Der Kooij比较了三个实际给水系统发现AOC在管网中是逐渐下降的，AOC下降最多时细菌计数也最多。国内的研究者对AOC在管网中变化的研究也得到了类似的结果, AOC在管网中受余氯和微生物活性的影响，其含量一般随管网延伸而先增加后减少，水源水质较好的水厂出厂水和管网水中AOC含量相对较低，反之则高。
    可生物降解溶解性有机碳（BDOC)作为评价水质生物稳定性的指标也受到了研究者的关注。Joret研究认为BDOC<0.1 mg/L时大肠杆菌不能在水中生长。 Dukan等通过动态模型计算出管网中BDOC低于0.2～0.25mg/L时能达到水质生物稳定。Bios等研究了位于法国Nancy的两个中试管网中细菌、BDOC和氯等因素的相互影响后认为BDOC与细菌生长密切相关。
    越来越多的研究与试验证明，AOC和BDOC作为衡量饮用水中可生物降解有机物含量的指标与饮用水管网中细菌生长有着密切的关系;同时它们也受到管网中余氯、细菌活动、季节温度、水力条件等诸多因素的影响，情况十分复杂，且不同地区、不同管网间差异较大。目前，对AOC和BDOC与细菌生长关系的研究还处于探索阶段，明确的计量关系与动力学模型也没有形成，还需要对管网内物理化学和生物化学反应进行更为深入的研究，为AOC和BDOC与生物稳定性关系的研究提供更为充分的理论依据。
4）管网水细菌再生长限制因子间的比较

1磷对细菌再生长的限制作用
    管网水贫营养环境中，微生物生命活动所需的各种营养均处于很低水平，细菌生长属基质限制型;而微生物生长对各种营养成分的需求有一定比例关系，一般认为C(BOD5):N为100:10:1研究者们基于有机物（即碳元素)为管网中细菌生长最主要的限制因素这一假设，开始了细菌再生长的研究，并以AOC作为生物稳定性的评价指标。1996年，Miettinen等在《Nattire》杂志发文指出，当管网水中有机物含量相对较高时，磷会取代有机物成为细菌再生长的限制因子。近年来，各国学者都广泛开展了磷与饮用水生物稳定性的相关研究，并发现相当部分的管网水中磷含量极低，已成为细菌再生长的限制因子。
    有文献表明，管网水中细菌生长所需的C为100: （1.7～2)。虽然细菌对有机碳的需求大大的高于磷元素，但应看到水源水中的磷含量本身就处于较低水平;并且磷元素一般是与大分子有机物结合或以胶体状态存在，常规制水工艺对磷的去除非常有效，去除率可达90%以上，而对可生物降解有机碳的去除效果却并不显著，这样就可能形成出厂水中磷源相对缺乏的状况，使磷成为管网水中细菌再生长和其生物稳定性的限制因子。
    国外学者认为，水中溶解性正磷酸盐磷（SRP)的浓度低于10ug/L时，水中微生物的生长可能会受到磷的限制,,国内学者针对管网水生物稳定性各限制因子的研究表明，在被研究的大部分的管网水中磷元素较可生物降解有机碳对细菌再生长，表现出了更为明显的限制作用。仿照AOC的生物测定方法，Lelttola等提出了一种用来测定水中所含磷元素中可被微生物吸收利用的那部分磷的分析方法一微生物可利用磷（ MAP ) ，他们对芬兰21个水厂的饮用水生物稳定性表明，大部分的出厂水AOC与细菌再生长相关性较差，而MAP与细菌再生长有着较好的相关性。
    磷作为细菌再生长限制因子的发现，改变了可生物降解有机碳是管网水细菌再生长唯一营养限制因子的传统观念，使饮用水生物稳定性的研究更加的深入和全面。
    2 AOC与磷对细菌再生长的限制因子作用的比较
    AOC与磷已被认为是饮用水中细菌再生长主要的两个限制因子，它们含量间的比例关系将决定着水样中细菌再生长最主要的营养限制因子;有机碳含量相对较少，水样为碳限制型;磷含量相对较少，水样则为磷限制型。但在某种限制型的水样中，并不表示另一种限制因子对细菌的再生长不起作用;往往在一种水样中有机碳和磷同时具有着限制因子的作用。因此，割裂两种限制因子的联系，片面的看待它们在管网水细菌再生长所起的作用都是不正确和不科学的。
    但从饮用水安全性角度考虑，水中存在的有机物质会使饮用水的化学物风险和微生物风险增加，控制饮用水中AOC含量因而具有着更为重要的意义，应成为生物稳定性研究的重点和首要指标:（1）细菌生长对有机碳的需求远远的大于对其他营养物质的需求，有机碳是决定细菌生长发育状况的最重要的影响因素;（2）可反映制水工艺过程和管网中有机物的去除和转化;（3 ）AOC含量与消毒副产物的含量成正相关性，AOC的去除可使饮用水安全性大大提高;（4）可对现有AOC测定方法进行完善和调整，通过控制培养液中的磷含量，AOC值可分别反映饮用水中总的可同化有机碳和可被细菌实际同化有机碳含量，以全面衡量饮用水的生物稳定性状况。
    常规工艺出厂水中AOC含量很难达到生物稳定水的标准，通过在制水工艺中引入生物处理，消减可生物降解有机碳含量是生物稳定水制备的重要手段。而常规工艺出厂水细菌再生长往往表现为磷限制型，水中磷含量已极低，如果后接生物处理工艺，微生物的生长势必受到影响，导致处理效果较差;因此生物处理单元在净水各工艺流程中的位置以及其进水中的碳磷比，都是优质(生物稳定)饮用水制备中需要深入分析和研究的课题。若在磷限制型的水样中添加适量的磷，使其碳磷配比更适合微生物生长需求，再进行生物处理，将有助于改善有机碳去除效果、提高出水水质生物稳定性，这应是净水工艺中生物处理技术的有益创新。
    3评价细菌再生长潜力的直接计数方法
针对管网水细菌再生长潜力（生物稳定性)评价指标AOC在测定中存在的一些缺陷，日本学者提出了一种以测试水样土著细菌为接种物，以总细菌数来衡量细菌再生长状况的测定方法一细菌生长潜力（BRP)，该方法采用制水工艺中沉淀池或滤池出水中细菌为接种菌种、待测水样中含有的营养物质为细菌生长所需营养基质，恒温培养细菌生长稳定期后，对水样进行细菌计数，所得结果即为该水样的BRP值，以CFU/mL计。BRP值的大小可直接反映了水样中支持细菌再生长能力的高低。   
BRP与AOC相比具有以下优势:1)接种菌种为同源土著菌种，在水样中生长具有更好的适应能力;2)接种菌种为混合菌种，对营养基质的利用更为充分;3)方法简单，常规条件便可完成。BRP方法的提出丰富了饮用水生物稳定性的研究方法，特别为实验条件有限的自来水厂和普通实验室进行细菌再生长研究提供了有效的手段。而BRP方法中水样同源土著菌种的采用，也使得其对细菌再生长潜力的反应更为准确。
    但BRP法也存在一些缺陷:由于不同水源、或不同时期水样测定时采用了不同的接种细菌，使得不同批次间水样的BRP值的可比吐不好，无法在空间和时间意义上实现对生物稳定性研究的连续性;还没有像AOC一样，建立与生物稳定性间的关系。此外，BRP作为一种新兴的评价指标，其测定方法尚不够完善，各国学者对BRP测定的具体操作上存在着较大的差别，对接种液体积、培养时间、细菌计数方法等操作条件还需进行系统的研究与优化。
综上所述，AOC应成为评价细菌再生长潜力与饮用水生物稳定性的主要指标;磷元素成为细菌再生长限制因子的发现，改变了有机碳是细菌再生长唯一限制因子的传统观念，并为提高净水工艺对有机碳的去除效果提供了新的思路;BRP方法的提出则为饮用水生物稳定性的研究提供了一种常规分析的手段。
5、有机物在净水工艺中的去除机制与规律常规及其强化工艺
    现有水厂常规净水工艺一般由混凝、沉淀（澄清)、过滤和加氯消毒四部分组成，形成于上世纪初，已有百年历史，目前仍被广泛采用。诸多研究均表明常规工艺对水中有机物有一定去除能力，但比较有限，DOC去除率一般小于30%;而对水中可生物降解有机物（BDOC与AOC)的去除不稳定、波动较大，受源水水质、水温影响大，有时还会出现出水AOC增加。这是因为常规工艺中混凝剂易与憎水性强的大分子有机物鳌合，发生电性中和与吸附架桥作用，使其脱稳凝聚、形成较大的絮体并从水相中分离得到有效的去除;而小分子有机物亲水性强，在水中接近于真溶液状态存在，不易于混凝剂结合或被絮体吸附，故去除效果不佳。总体上看，常规处理主要去除分子量>10.000Daltons的有机物，而AOC主要与分子量小于1000的有机物有关，因此常规工艺处理出水难以确保达到水质生物稳定性。此外，水源水中低腐殖质含量和低DOC浓度，都是常规工艺对有机物去除效果差的原因。
    Volk等人的研究发现，低pH值下的强化混凝使DOC与BDOC的去除均得到了改善，DOC与BDOC含量的减少可使得消毒过程中副产物生成量减少;但对AOC的去除没有影响，这可能是因为AOC为小分子的非腐殖质物质组成。强化过滤是通过

改换滤料或采用多层滤料，让滤料既能去除浊度、氨氮和亚硝态氮，又能降解有机物，其关键是选择滤料，并使滤料的微环境有利于生物膜生长。Milhier研究认为生物过滤对DOC的去除率为13%～41%，对BDOC, AOC的去除率达90%以上。因此强化过滤可提高对小分子有机物的去除效果。
    强化混凝和强化过滤是在现有工艺基础上进行改造，不用增加构筑物，改造费用和运转费用增加很少，是改善净水处理效果的较为经济可行的方法，但也存在一定的局限性。
    2生物（预)处理
    从AOC和BDOC的定义来看，它们代表的是细菌易利用分解的有机物，无疑生物处理是去除可生物降解有机物有效的单元处理工艺。饮用水生物处理是指借助于微生物群体的新陈代谢活动，对水中的有机污染物以及氨氮、硝酸盐、亚硝酸盐的有效去除。目前在饮用水处理中采用的生物反应器大多数为生物膜类型，生长在生物载体上的微生物多数是贫营养菌，如土壤杆菌、嗜水气单胞菌、黄杆菌、芽菌和纤毛菌等。这些贫营养微生物对可利用基质有较大的亲和力，且呼吸速率低，有较小的最大增值速度和Monod半速率常数，因此贫营养菌能使微量有机物降解至极低浓度，并且贫营养菌还可以通过二次基质的利用去除浓度极低的难降解有机物。生物氧化对有机物的去除机理包括1)微生物对小分子有机物的直接降解;(2)微生物胞外酶对大分子有机物的分解作用;(3)生物吸附絮凝作用。此外，经生物处理后还能降低水中胶粒的Zeta电位，使胶粒更容易脱稳。
    Kooij报道生物滤池出水可使AOC含量低于10ug乙酸碳/L。 Huck等报道运行70天煤砂双层生物滤池出水AOC能达到低于50ug乙酸碳/L的水平。Hu等对生物预处理后水中有机物特性的研究发现，生物预处理对烷烃类有机物有较好的去除效果，而对芳烃和揣基化合物处理效果较低，AOC的去除率为45%左右。 Zhang等对AOC在生物滤池去除的动力学模型研究发现，生物处理过程中AOC的去除主要受反应过程控制，而非受传递过程控制，空床接触时间是影响去除效果的关键参数，但空床接触时间超过一定数值后并不会带来过高的去除率，因为存在着一个最小基质浓度Smm，进水AOC浓度与去除的AOC量成线性关系。吴红伟等的研究表明生物陶粒预处理对BDOC的去除率为65%，对AOC的去除率为`45%左右。因此采用生物氧化（预)处理技术可有效地去除溶解性有机物，提高出厂水的生物稳定性，并可减少后续消毒剂的用量，因而已成为给水处理中倍受关注的工艺方法。
    3臭氧氧化
    众多研究证实，臭氧氧化虽会使水中DOC降低，但也将引起AOC和BDOC的增加。这是由于臭氧氧化具有极强的氧化能力，可将水中的一部分有机物彻底分解，同时也可将大分子有机物分解为小分子的、异养菌易于分解利用的中间有机产物，而造成AOC和BDOC值的升高。有研究发现经臭氧预氧化后，水中分子量<3000的低分子量有机物浓度增加了，而大分子量有机物的含量减少了。这证明引起AOC和BDOC的主要为水中有机物中的小分子量部分。臭氧工艺虽然使水中可生物降解有机物的浓度增加，降低了水质的生物稳定性，但是臭氧对有机物的氧化分解强化了后续工艺，特别是生物处理工艺的处理能力;臭氧与生物处理联用可有效消减有机物含量，使后续消毒需氯量减少，余氯维持较高水平，并保持较长时间。
    4活性炭吸附
    活性炭属于一种多孔疏水性吸附剂，其具有发达的细孔结构和巨大的比表面积，有机物的极性与分子大小是活性炭对有机物去除的主要影响因素;溶解度小、亲水性差、极性弱、分子不大的有机物较易被活性炭吸附。活性炭吸附主要用于饮用水的深度处理，研究发现活性炭对中小分子量有机物具有了强吸附能力，因而对AOC和 BDOC的有着良好去除作用。Hu等研究表明，GAC对烷烃类有机物的去除效率最高，其次是苯类、硝基苯类、多环芳烃类和卤代烃类，对醇类、酮类、酚类的去除效率相对较弱。活性炭工艺如与臭氧联用或长期使用形成生物碳后，生物降解作用将会使去除效果有进一步的提高。吴红伟等发现新活性炭单元因其吸附作用对AOC的去除效果稳定在30%左右，如和臭氧氧化联用，去除效果能提高到50%以上。
    5臭氧一生物活性炭(O3-BAC)
    臭氧以及反应过程中所产生的氧化势能更高的轻基自由基，可利用其强氧化性氧化分解大多数有机物，尤其是具有苯环的难降解有机物，提高水中有机物的可生化性，并可为水中提供充足的溶解氧，使活性炭床处于好氧状态;活性炭的强吸附作用可迅速将水中有机基质吸附于活性炭表面，在活性炭上形成适宜微生物生长的微环境，促进好氧微生物繁殖生长，进而形成生物活性炭((BAC)。O3-BAC技术的优势在于微生物的降解作用使活性炭吸附的有机物被去除，将活性炭内这部分物质所占有的吸附位重新空出来，从而长时间地保持活性炭的吸附能力，即活性炭的生物再生作用，延长丁活性炭工作寿命。其有机物的去除机理主要有三种:臭氧化学氧化作用、活性炭物理化学吸附作用和微生物生物降解作用。
    Ribas等研究发现臭氧会引起BDOC增加53.8%和63.6%，因为臭氧氧化使一些天然有机物氧化成小分子的有机物，而小分子有机物易被微生物作为营养吸收，如富里酸氧化后会产生烷烃、脂肪醛、酮、脂肪酸等有机物;臭氧与活性炭结合形成生物活性炭，可使DOC和BDOC都有较高的去除率，DOC和BDOC去除率为53.6%和70.7%。Hu等研究发现臭氧氧化使揣基化合物显著增加，结合活性炭处理，可显著去除揣基化合物，臭氧一生物活性炭工艺对AOC的去除率为80%以上。吴红伟等研究结果表明臭氧一活性炭对AOC的去除率达51.6%，对 BDOC的去除率达到了93%。可见O3一BAC工艺能有效地去除水中溶解性有机物，提高出厂水的生物稳定性。的含量达到一定的限值，才能有效的防止管网中细菌的再生长。

二氧化氯应用于水处理工艺，主要目的是为了减少消毒副产物的生成，对于异嗅物质的控制也有一定的效果。根据Lalezary等的研究，对比不同氧化剂处理异嗅水样，对GSM与2-MIB处理效果分别为C1O2> 03 > MnO2（s）> C12 >KMn04与C102>O3>Cl2>Mn02(s)>KMn04 ，C1O2的有效氯投加量为4mg/L，反应时间2h,  GSM与2-MIB之浓度分别由200ng/L降至80ng/L与150ng/L左右，当投加量大于4mg/L时，去除率便无明显增加，相对于其它氧化剂，二氧化氯则较能有效降低水中异嗅。Glaze等在其研究中指出二氧化氯并无法有效氧化控制嗅味物质，当有效氯投加量为3mg/L，反应120min, 2-MIB与GSM的去除率仅为2%与17%，此与Lalezary等的研究结果似有冲突，其推测可能由于原水中存在促进臭氧产生高氧化能力的自由基所导致。
    3)吸附处理工艺
    活性炭被利用来去除臭味物质在国外已有相当多的研究。Chen等人曾探讨不同材质的GAC对2-MIB的吸附容量，并指出水中的天然有机物（NOM)与溶解性疏水有机物的存在将与2-MIB共同竞争吸附位置，而Kim等比较了单独使用GAC与臭氧活性炭联用两种工艺对五种常见的土霉味物质(GSM、IPMP、IBMP、TCA与2-MIB)的去除效果，其中臭氧活性炭联用比单独使用GAC ，GSM与2-MIB去除率略有提高。翁玉芬研究发现16.7mg/L的粉状活性炭使初始浓度为500ng/L的GSM达到95%的去除率;马胜雄研究发现臭氧活性炭可提高单独活性炭对GSM的去除效果，但当臭氧投加量过高时，吸附量反而降低。洪旭文采用粉状活性炭去除臭味物质，用于应对突发性异嗅问题非常有效。粉末活性炭用于去除嗅味及水中其他挥发性有机物相当有效，水中有机物对嗅味物质存在着竞争吸附现象，而且水中余氯的存在将降低嗅味物质的吸附效果，因此投加PAC处理时，应避免与氯消毒工艺同时进行，而且PAC的投加量应视水质而定，根据实验求得经济有效的投加剂量;洪正中曾对蓝绿藻异嗅物质的发生机理作了深入探讨，指出用合成的分析纯异嗅物质(2-MIB与GSM)进行活性炭吸附试验，可以达到满意的效果，但是实际应用中，异嗅物质并不全部.游离于蓝藻体外，活性炭无法将胞内的异嗅物质去除。加氯消毒工艺将使得藻类胞内的异嗅物质释放从而再度导致异嗅问题，因此进行活性炭吸附处理异嗅物质之前，需采用混凝一沉淀将藻类去除。
4)生物处理
    土霉味物质在天然水体中的浓度很低，化学反应一般为可逆反应，由于存在反应平衡问题，化学方法很难根除这些痕量污染物，而微生物法则可以完全去除低浓度的物质。
    实际上，自然界的土霉味物质存在一个较长的动态平衡过程，除挥发、生物富集外，主要是被微生物分解或利用而清除。微生物极其丰富的生物多样性，决定了它们具有代谢分解有机物质的多样性，微生物由于体积小、比表面积大，能不断从周围环境中获取营养物质，通过一系列的生理生化反应，获得赖以生长的能量。
    事实上早在1964年，就有文献显示格兰氏阳性菌会代谢嗅味物质;  1988年，Sumitomo在使用砂滤处理异味水体时，发现了一种具有降解土霉味化合物的假丝酵母，并成功地从该菌中分离出了一种具有降解2-MIB的粗提酶。1988年，Izaguirre等从水体中分离到一种可以降解mg/L级2-MIB的假单胞菌。1996年，Tanaka等从污水处理厂的逆流水中分离出能降解2-MIB的假单胞菌和肠杆菌，并发现这2种菌各自有不同的降解途径。Saadou和EI-Migdadl进行了革兰氏阴性菌降解GSM的研究。与2-MIB相比，GSM在作为唯一碳源时难以降解，但在加人少量乙醇后，可通过共代谢作用，达到降解的目的。McGuire指出生物处理对异嗅的去除有很好的效果，Terauchi等曾研究生物滤床对于2-MIB的去除效果，当原水中含最高浓度为1407ng/L的2-MIB，经过生物滤床后，可达60～80%之去除率，且同时可有效的去除浑浊度、色度、Fe、 Mn和NH4-N等。Nerenberg等对臭氧生物滤床进行了嗅味去除的研究，单独使用臭氧，氧化后出水生物活性增加，水质安全性降低;单独使用生物滤床，则存在营养盐不足的问题，因此在臭氧氧化后增加生物滤床，借助臭氧氧化分解的产物左右生物的食物，从而达到去除异嗅的效果。研究发现，原水(含有2-MIB约14～43ng/L)经臭氧后2-MIB的去除率为36～65%，经生物滤床可再提高去除率约46～26%，总去除率可达93%以上，另外Nerenberg研究发现当臭氧所导致的不稳定性愈高，愈是增强后续生物滤床对有机物的分解能力，此法可有效地将2-MIB降低到氏于嗅阈值的范围。此外，可通过水生生物，如鞭毛虫、草履虫对藻类和水生放线菌的捕食作用来降低土腥味物质的产生。这些研究给降解水体中土腥味化合物开辟了新方向，生物降解与其它方法相比，既经济又环保，但在技术上尚待进一步研究。
    5)其它方法
    铜离子(Cu2＋)可以抑制水中藻类释放嗅味物质，Saadoun 等的研究显示，当环境中Cu2＋的浓度大于6.92mg/L时，水中无GSM被检测出。Sklenar等却指出当原水中投加硫酸铜后，水中的GSM浓度升高了，主要的原因可能是Cu2＋杀死的藻类细胞所释放出GSM。膜处理近年来被广泛的应用于水厂的后续深度处理，Laine等的研究发现，单独使用低压膜过程(如超滤UF)无法有效降低嗅与味问题，仅能将原水的初嗅数由9降至5，而当在其前端投加粉状活性炭则可将原水之初嗅数值降至2, Laine对NF膜、低压RO膜及RO膜同样进行了研究，但无法确定其处理效果，主要原因在于实验室的短程膜程序会导致结果的不稳定性，所以仍需完整的模厂试验求证数据。叶宣显等采用传统工艺(混凝一沉淀一无烟煤砂滤)与深度处理(软化、GAC或臭氧)联合膜处理，结果发现传统程序与软化、MF, NF联用以及混凝沉淀一软化一MF一臭氧一GAC床两种水处理流程中均未检出嗅味物质，传统工艺联用MF, NF，嗅味检出率14.2%;传统工艺与软化、NF联用检出率32%。膜处理工艺的应用目前仍处于发展阶段，而其缺点主要在于膜阻塞问题，必须配合适当的前处理，才能应用于水厂的饮用水处理。

二甲基异冰片和土臭素
一、异嗅物质
1.1造成水体异嗅的主要物质：
    造成饮用水异嗅异味的原因大致可分为两类：一类是自然因素造成的主要是由土层中天然物质(如铁、硫酸盐)，湖泊底泥释放产生硫化氢或水体中的生物，如藻类、放线菌、浮游动物与硅藻等的代谢物引起;一类是人为因素造成，主要是人类将能够产生臭味的工业废水或者生活污水直接排入水体造成。
    目前人们已经查证的异嗅有数种，常见的有下列几种:由浮游生物引起的芳香味、青草味、泥土味、霉味、腐殖臭、药品味、鱼腥臭和臭鸡蛋味;由工业废水引起的酚臭、焦油臭、腐败臭和氯苯味等。
    Suffet 等曾将导致臭与味的物质及特性整理成嗅味轮，详见图1.3。其中最为普遍的是一些具有土霉味的化合物，主要包括土臭素，也称为反一I,10一二甲基-反一蔡烷醇(Trans-1,10-dimethyl-trans-9-decalol或Geosmin、GSM),   2一甲基异冰片，也称二甲基异茨醇(2-methylisoborneol,MIB或2-MIB ),  2一异丙基一甲氧基毗嗦(2-isopropyl-3-methoxypyrazine,IPMP),  2一异丁基一甲氧基毗嗦(2-isobutyl-3-methoxypyrazine,IBMP)及2，3，6一三氯代茵香醚(2,3,6-trichloroanisole,TCA)等。其中以Geosmin和2-MIB为主，研究得最多。
土臭素的英文名称geosmin起源于埃及的一种地方语，"ge”表示土，"osmin"表示臭味，geosmin就是土味的意思。1967年通过化学分析获得上臭素的分子式为C, }H;O，其结构式
见图1.1。 图1.1十臭素的化学结构式
Fig. I .1 Chemical structure of Geosmin
二甲基异冰片的分子式为C H}c,O，结构图见1.2。
图1.2二甲基异冰片化学结构图


由图1.1和1.2可知此土臭素和二甲基异冰片均为环醇类，GSM为两相连的六角坏结构，属稳定的椅式(chair)结构，2-MIB则类似五角环结构，由沸点及亨利常数(Kh)可将两者判为半挥发性有机物。分配系数Kow值为溶质在辛醇及水中的分配比，该值越高表示物质的极性越低，GSM与2-MIB的Kow值分别为3.70和3.13，属于弱极性分子。此外两者在水中的溶解度不高，是微极性脂溶性化合物，易溶于甲醇、丙酮、正己烷、二氯甲烷等有机溶剂。它们在室温下呈半挥发性，在含量高时有樟脑味和药品臭味，而在含量低时则分别为土臭味和霉味，人的嗅觉对其极为敏感，只要含有微量的这些物质便能感觉。根据N ature的报道，骆驼之所以能在茫茫沙漠中奇迹般地找到水源，是因为其嗅觉对这些化合物极其敏感。在纯水中，人对GSM的嗅值1～10ng/L，对2-MIB的嗅值为5～10ng/L，嗅阈值的确定与温度等具体的环境因素有关，因此有关文献的报道值有所不同。表1.1列出几种常见的造成饮用水异嗅的几种物质的嗅阈值。

         目前尚无报道发现2-MIB和GSM对生物致死的现象，但是它们对生物体有一定的影响，Mutsuyasu Nakajima对2-MIB和GSM对海胆早期发育的抑制作用进行研究。研究表明，2-MIB和GSM抑制受精膜形成的半抑制浓度分别为68.77和I 6.67 mg/L，抑制细胞分裂的半抑制浓度分别为66.86和16.58 mg/L。
    日本是世界上唯一一个将GSM和2-MIB列入饮用水指标的国家，规定饮用水中GMS和2–MIB的浓度最高为10ng/L。我国2006年12月29日发布的，于2007年7月1日实施的生活饮用水卫生标准附录A中将土臭素和二甲基异冰片列入生活饮用水水质参考指标，并规定其限值均为10ng/L。
1.2引起水体异嗅的主要生物
    导致水体产生异嗅的生物主要有放线菌、藻类和真菌。这些生物产生嗅味的情况见表I .2。当水源中某些藻类大量繁殖时，在其新陈代谢过程中会分泌多种异嗅物质，从而导致水体变臭。近年来，世界各国相继发表了许多有关水体发生异嗅和水中藻类增殖有关的研究报告。
  



1.3土臭素和二甲基异冰片的来源
早在1891年，Berthelot和Andre就指出放线菌发酵时产生的气味与土壤翻新时散发的气味类似。1964年，Gerber从不同放线菌的发酵液中提取到同一种化合物一Geosmin，并确认它就是使土壤产生特征性气味的物质。不久，Gerber从放线菌培养物中又分离出了另一种常见的土腥味物质—2-MIB。因此，放线菌最初被认为是土臭味化合物的主要来源。随后，人们的注意力转向藻类—主要是蓝细菌(蓝藻)，如鱼腥藻(Anabaena) ,颤藻(Oscillatoria)等，鱼腥藻(Anataena. spp)大量繁殖所产生的异味通常跟geosmin的聚集关系密切，而颤藻(Oscillatoria chalybe)则产生2-MIB 。 Tabachek和Yurkowski等学者陆续证明蓝细菌产生的土臭味化合物正是Geosmin和2-MIB。一些真核藻类，如硅藻(Diatoms)也是土霉味物质的重要来源。此外，真菌中的部分霉菌、原生动物阿米巴，以及极少数植物和倍足纲节动物也能分泌GSM或2-MIB。

1.4二甲基异冰片和土臭素的分布
    据报道，日本的霞浦湖和琵琶湖、美国的Mathews湖、加拿大的Maritoba湖、我国的巢湖、东湖、滇池、太湖等都不同程度的存在臭味问题。日本曾对全国57个主要的湖泊、水库和贮水池进行调查，79%的缓流水体存在不同程度的异嗅藻在水体中大量繁殖造成的异嗅发生次数最多，即使蓝藻的含量很少也会导致异嗅的暴发，以蓝藻中的胶鞘藻、颤藻和项圈藻导致的频率最大。Sugiura证实日本Kasumigaura湖中二甲基异冰片的来源为放线菌(P. tenue)和底泥中的蓝藻(Lyngbya alloYgei, Phof0midium viscosum以及P. ucninatum )，土臭素的主要来源为链霉菌(Streptomyces)。连续监测2-MIB和GSM，分别检出最高浓度可达560和90ng/L。
    在中国的台湾地区，GSM与2-MIB被人们认为是自来水原水中常见导致土霉味化合物，因此经常被作为研究调查的对象。吴俊宗和Hu and ching等人证实台湾地区的本土藻类会产生引起土霉味的2-MIB和GSM;许多学者对台湾水体GSM与2-MIB的产生原因进行了探讨，认为不同的水体与环境特性，均有其生成异嗅物质的可能:Yag等研究发现GSM来自于Anabaenamacnospora，而2-MIB则为Phormidium tenue释放;Hu and Chiang对台湾地区的丰原净水厂原水进行试验分析，发现Oanobacteria为该水厂出水中2-MIB的主要生成者。
  在美国zaguirre等的研究则指出造成南加州两湖泊之臭味问题者为Pseudanabaena所产生的2-MIB 。
1995年太湖流域多处水体嗅味强度达到明显级((3级)以上，7月发生了大范围的供水异嗅事件，供水中有强烈的藻臭和霉味。
1.5异嗅物质的控制技术
    目前，水厂处理工艺多为传统工艺，包括混凝、沉淀、砂滤等，许多学者对传统工艺去除异嗅物质的效果进行了研究。另外，对于活性炭吸附、化学氧化和高级氧化等处理工艺也进行了相当多的探索。
    1)传统混凝、沉淀、砂滤净水工艺
    曝气、混凝、沉淀、砂滤等为传统工艺的净水单元，此类处理单元在去除浑浊度及部分有机物时，对异嗅物质存在着一定的去除效果。Lalezaryt以曝气方法去除五种土霉味物质GSM、2-MIB、IPMP、 IBMP、TCA，发现初始浓度是影响其去除率的主要因素，当GSM与2-MIB的初始浓度为100、500、2500、10000ng/L时，GSM去除率约为70～79% 。2-MIB约为48～75%，去除率随初始浓度的升高而升高。
    Savenhed对混凝沉淀与砂滤去除异嗅物质进行了小试，发现臭度的去除率只有50%;汪育俊对凤山净水厂的传统处理工艺(混凝一沉淀一砂滤)对2-MIB去除效率进行了分析，发现2-MIB的去除率可达45%，但残余浓度仍然较高(47ng/L) 。 Kim等发现原水(含有GSM, 2-MIB浓度分别为15.6、 82ng/L经混凝一沉淀一快砂滤后，GSM与2-MIB的去除率分别为11.5%与20.7%，残余浓度仍有13.8与65ng/L，均大于两种物质的嗅阈值。可见传统工艺对于异嗅的去除虽有部分效果，但并不理想，还需要依赖其他深度处理工艺。
2)高级氧化工艺
    化学氧化法是借助氧化剂的高氧化电位对目标物进行分解去除，目前，大多水厂以氯作为氧化剂进行预氧化，降低微污染水源水中有机物含量，但由于水源污染日益严重，为达效果提高加氯量，却也提升消毒副产物致癌问题，现阶段的水厂多寻求替代氧化消毒剂，以达兼顾处理效果与安全的目的，常见的替代氧化剂有臭氧、二氧化氯与高锰酸钾等。然而使用氧化剂尽管可以去除部分异嗅物质，但是氧化剂氧化其他物质而生成的新物质或者残余的氧化剂本身也具有令人感觉不舒服的臭味。
    臭氧可应用于异嗅的控制，Glaze等对比了6种不同氧化剂(HOCI,、NH2CI、C102, KMn04、 H2O2、 03及三种联用工艺(03/UV、03/H2O2、H2O2/UV)对两个水厂原水中6种臭味物质的去除效果，结果发现HOCI、NH2CI、 C102、 KMn04、H202无法有效控制水厂的嗅味问题，氧化剂的氧化能力不足以将GSM与2-MIB有效氧化分解;臭氧氧化能力强，对与2-MIB和GSM有较好的去除率;Kim等曾进行臭氧活性炭吸附模型场研究，经混凝一沉淀一快砂滤后，先经臭氧氧化，GSM与2-MIB的去除率分别由原来之11.5%与20.7%提高为33.3%与28.1%，臭氧活性炭工艺比直接的活性炭滤床工艺更能提供有效的控制异嗅问题。Atasi等利用臭氧/H2O2联用工艺去除五种嗅味物质，其中三种分别为GSM, 2-MIB,IPMP，cis-3-hexenyl acetate(草臭)与trans,trans-2,4-heptadienal(鱼腥臭)，发现臭氧的投加量是控制嗅味的主要因素，其他因素诸如温度，投加位置和与双氧水联用与否对降解效果的影响较小。当臭氧的投加量为0.5mg/L，去除率约为20-30%;当投加量达2mg/L，去除率则可达80%以上;此外在沉淀后投加03比直接在原水中投加对嗅味的去除率高:双氧水与臭氧的联用工艺对GSM的去除率仅增加10%，且需控制反应pH等于8，因此H2O2的投加对臭氧氧化作用不大;Ho等配水进行2-MIB与GSM的臭氧氧化试验，结果发现背景有机物的特性将影响臭氧氧化分解2-MIB与GSM的效果，当水中存在高色度与具有UV吸收特性的物质时，2-MIB与GSM去除效果较好，主要原因是由于臭氧与具有高色度与UV吸收特性的有机物反应后产生OH,轻基自由基比臭氧更具有氧化能力。Nerenberg等曾指出以单独的臭氧氧化作为水处理工艺将导致处理后水生物活性增强，从而带来一系列的水质安全性问题。高锰酸钾常被认为可以去除嗅味，Lalezary等曾以KMn04为氧化剂，对五种土霉味溶液(IPMP、 IBMP、2-MIB、TCA、 GSM) 进行去除研究，结果显示KMn04对任何一种嗅味物质都不具有明显的氧化效果，去除率均小于20%; Glaze等投加3mg/L高锰酸钾、接触时间2h，发现GSM与2-MIB的去除效果不佳，此外，Suffe等比较了氯、臭氧、高锰酸钾对嗅味的去除，发现高锰酸钾对土味、腥味等嗅味的控制效果并不理想。

饮用水中嗅味的种类及其代表性的化合物
1、        土味、霉味、腐嗅味的化合物
饮用水中的土臭素、2–甲基异莰醇（2–MIB）和2，4，6–三氯茴香醚（TCA）是已经确认的一组嗅味物质，嗅阈浓度（OTC）＜10ng/L。1965年Gerber等第一次对土臭素进行了介绍，证明土臭素是饮用水产生土味的原因之一。Resen等人最早从天然水中分离出土臭素。Medsker等人和Gerder在一次天然水嗅味事件中，通过纯培养物技术确定了2–MIB能产生霉味。Resen等人从水中的放线菌类中分离出2–MIB，后来又从水中的许多藻类中分离出土臭素和2–MIB。TAC可以在给水供水管网中产生，OTC大约是20～80ng/L。在给水供水管网中，三氯苯酚是氯化副产物，TCA是三氯苯酚通过生物甲基化过程转变的产物。此外，苯酚浓度在0.1g/L时产生霉味。除土臭素、2–MIB和TAC外，其他化学物质也产生土霉味，嗅味类型与FPA专门研究小组报道的描述相似，但是这些物质暂时还不能用化学方法进行定性分析。
2、        氯味、臭氧味化合物
次氯酸和次氯酸盐离子有相同的漂白剂味嗅描述。次氯酸的解离常数（pKa）是7.6，并且电离成次氯酸盐离子和水合氢离子。次氯酸（pH＜6）的OTC值是0.28mg/L，但是次氯酸盐离子（pH＞9）的OTC值是0.36mg/L。折点加氯曲线描述了水中氯和氨的反应。在折点之前，主要的氯化产物是一氯胺和二氯胺，它们有游泳池味这样一个嗅味描述。当一氯胺的浓度是0.5～1.5mg/L时，采用嗅味概貌分析（FPA）它的强度级别是2.0（很轻）。除非一氯胺的浓度超过5mg/L，在饮用水中很少引起嗅味问题。二氯胺的OTC是0.65mg/L。当二氯胺的浓度在0.1～0.5mg/L之间时，它的嗅味强度级别是4（轻的）至8（适中）。然而当二氯胺的浓度达到0.9～1.3mg/L，嗅味为适中到非常强烈，或是非常讨厌、难以忍受。一旦二氯胺的浓度高于0.5mg/L，大多数人能察觉到令人讨厌的氯味。最近的研究显示水中高浓度的溶解性固体会影响OTC值。
3、        芬香味、蔬菜香味、果味、花香味的化合物
用臭氧氧化时产生碳链中碳原子数大于7的高分子醛（庚醛），具有果味的嗅味，而且这类高分子醛的嗅味和其分子量之间有正相关关系。果味嗅味的强度和7个直链醛（C6～C12）的总浓度的对数之间存在Weber模型描述的剂量–响应关系，佐证了直链醛是产生果味嗅味的化学原因。在这些直链醛中，癸醛具有果味/橘子味的嗅味，可以作为这类醛的代表化合物。
其他一些研究工作发现，水中的壬烯能引起黄瓜味的嗅味，三氯胺有天竺葵的嗅味。对三氯胺的天竺葵的嗅味，由于还没有完整的证明过程，而且三氯胺不稳定，所以目前还未将它列入嗅味化合物。
4、        药味的化合物
嗅味物质年轮中溴酚是产生药味的化合物。溴酚的OTC和气味描述与氯酚一样，其OTC等级和氯酚相似。例如：2–溴酚和2，6–二溴酚的最低OTC分别是30ng/L和0.5ng/L，溴酚的形成与pH值相关，并且和氯酚的形成遵循同一个模式。已经确定供水管网中存在的溴酚是由于从涂层物质上淋溶下来的苯酚与水中存在的溴离子和氯发生反应的产物。
氯化过程产生酚类副产物的主要决定因素是氯和酚的比例为2：1时，水中的嗅味强度最高，因为在这一比例，主要的氯化副产物是有嗅味的2，6–二氯酚。当氯和酚的比例增加到4：1，并且当氯的浓度增加到10mg/L时，就检测不到有这样气味的化合物。是否会形成有嗅味的氯酚，相当程度上取决于溶液pH值。当pH值小于7时，不会产生显著的氯酚嗅味。产生氯酚的最佳pH值是8和9。当苯酚溶液中存在氨时，氨会消耗游离氯，因而降低游离氯残留量，苯酚的嗅味可能增强。
饮用水中甲基碘的形成和原水有机物含量、氯化过程有关。游离氯能氧化水中的有机物和无机化合物。当给水中溴化物和碘化物的浓度达到0.1mg/L时，在氯化过程中就能与水中有机物反应生成溴代和碘代有机化合物。例如，天然腐殖质通过卤代反应会生成有害的溴代和碘代卤仿。Brucher等运用FPA方法测定三碘甲烷OTC是300ng/L，这一点与Burlingame和Anselme的实验结果一样。因而，在饮用水中的碘化卤仿浓度达到0.30～10ug/L，就会引起药味的嗅味。碘代三卤甲烷的药味特征随着结构中碘原子的数目增加而增加，于是碘仿表现了最大特征的药味描述。所以在这一种类中碘代三卤甲烷取代碘仿作为描述。
5、        草味、干草味、稻草味的化合物
在给水中，经常有关于草味的嗅味报道，但是到目前为止只对两种干草味的化合物进行了定性。研究者将新鲜的草放入水中，在24h内对两个相关的化合物，既顺–3–已烯–1–醇和乙酸顺–3–已烯–1–醇酯进行定性分析，确定这两个化合物产生草味嗅味的原因。干草在水中腐烂的过程中释放出的第一个化合物是乙酸酯，在随后的腐烂阶段，相应的醇浓度增加。水中存在的顺–3–已烯–1–醇也可能是一种绿藻（Scenedesmus subspicatis）腐烂的产物。美国南加利福尼亚示范厂最早报道了都市供水管网中存在顺–3–已烯–1–醇和乙酸顺–3–已烯–1–醇酯。乙酸顺–3–已烯–1–醇酯的嗅味阈很低（OTC＝1～2ug/L）仅仅是顺–3–已烯–1–醇的OTC的2～4%。水解实验得到的结果表明这两种化学物质的降解速率很快，在pH＞6.1开始发生水解反应。
在藻类繁殖的湖水和经过处理的水中还发现了环拧檬醛，已经定性为引起干草味、木头味的嗅味物质。这个研究工作证明了认识嗅味类型和浓度之间的关系的重要性。
6、        腥嗅味和腐嗅味的化合物
在早期的嗅味物质年轮中腥嗅味和腐嗅味的化合物统称为腥嗅味化合物。通过最近研究，腥嗅味的化合物已经改成腥嗅味和腐嗅味化合物。在臭氧处理的饮用水中存在腐嗅、油味和肥皂味的嗅味。虽然进行感官GC分析时可观察到这些嗅味物质，但是具体到如何对腐嗅味、油味、和肥皂味嗅味物质定性还需要进一步的研究。因此，嗅味物质年轮中导致腥嗅味和腐嗅味的物质作为未知物质加入的。
腥味的嗅味有可能是自然产生的。例如在海藻的纯培养中发现了腥嗅味。最近的研究结果表明2–反式–4，7–顺式癸三烯醛和一种藻类的代谢物2，4–顺式庚二烯醛能产生腥嗅味，后者亦在腐烂水草的水样中存在。感官GC分析已经显示4–反式庚烯醛与腥嗅味有联系，1–戊烯–3–酮与腐嗅味有联系，但是需要进一步确认。
  原水中的2，4–顺式庚二烯醛可以用感官GC分析和GC/MS联用技术定性。在低浓度时，感官GC嗅味出口的嗅味一方面表现为腐嗅味，另一方面则表现为腥嗅味。根据Weber方程得到的OTC大约是5ug/L，此时表现腥嗅味。2，4–顺式庚二烯醛在水中的稳定性取决于pH值，在pH值9附近时比较稳定。因此，用于分析2，4–顺式庚二烯醛的样品应该在高pH值下收集和保存，并需要冷藏。由此可见分析2，4–顺式庚二烯醛和分析草味的化合物不同，后者在低pH值下比较稳定。
7、        沼泽味、腐败味、硫磺味的化合物
二甲基二硫化物是一种已经定性为具有腐败蔬菜嗅味的化合物，并且被加入到嗅味物质年轮中。当二甲基二硫化物存在时，某些化合物产生的腐败蔬菜的嗅味通常会有所增加。通过感官GC分析已经定性的其它具有腐烂蔬菜味的嗅味化合物是2–异丁基–3–甲氧基吡嗪和2–异丙基–3–甲氧基吡嗪。但是纯的2–异丁基–3–甲氧基吡嗪化合物的嗅味是土味/霉味和青椒味，而纯的2–异丙基–3–甲氧基吡嗪是土霉味与马铃薯味。在二甲基二硫化物存在的条件下，这两种化合物放在一起表现出腐烂蔬菜味，说明关于多种嗅味物质间的联和作用的研究还很不充分。
  给水中的2–异丁基–3–甲氧基吡嗪同时具有蔬菜味（强度4）、沼泽味（强度2）、海藻味（强度2）和通过感官GC分析发现的蔬菜味的嗅味这样的嗅味描述相符。然而，已经通过GC/MS定性的二甲基二硫化物（沼泽味的嗅味），在嗅味出口没有产生任何嗅味。由此可见，对于FPA成员有时区分沼泽的味和腐败的味是很不容易的。感官GC和GC/MS定性具有腐败的蔬菜味的二甲基二硫化物，同时具有腐烂的蔬菜味（强度4）、腐败味（强度2）、和腥嗅味（强度2）的嗅味概貌描述。在发现二甲基二硫化物的水样也存在着二甲基三硫化物和吲哚，但是这两个化合物没有感官GC描述。二甲基三硫化物和吲哚具有和通过FPA分析样品相似的嗅味特征，但是它们不能在感官GC嗅味入口处产生嗅味。推测二甲基三硫化物和吲哚或许产生腐败的嗅味。
8、        化学品味、烃味、混杂味的化合物
在世界范围的饮用水中，由于树脂生产过程会产生至少引起4种不同嗅味的副产物。这些化合物中，比较简单的是醛和乙二醇，但是特别引起关注的是具有甜味的副产物的2–乙基–5，5–二甲基–1，3–二氧杂环已烷（2–EDD）和2–乙基–4，4–二甲基–1，3–二氧杂环已烷（2–EMD）。后两个化合物的OTC值小于10ug/L。
饮用水和湖水中的甲基叔丁基醚（MTBE）是地下储罐泄露和作为外置马达的燃料使用中产生的一种嗅味物质。MTBE用在氧化燃料中以减少烟雾。其嗅味描述为煤油味和烃味，OTC值是15ug/L。
以上介绍了嗅味年轮中所列举的饮用水中致嗅物质种类主要依据的是欧美等一些发达国家研究人员针对本国实际问题研究的结果。

xxx地区所发现的水蚤优势种类为节肢动物门(Arthropoda)甲壳纲(Crus-tacea)鳃足亚纲(Branchiopoda)双甲目(Diplostraca)枝角亚目(Cladocera )。枝角类的主要形态特征有以下5个:①体短，左右侧扁，分节不明显;②有两瓣透明的介壳披包在外:③头部有显著的黑色复眼，并带有水晶体;④第二触角发达，枝角状，为浮游和滤食的主要器官。第二触角双肢型，并有羽状刚毛。内外肢节数以及游泳刚毛的排列因种类而异，是分类的重要根据之一;⑤直接发育，无变态(薄皮蚤除外)。我们在水厂发现的枝角类水蚤一般体长约1 ～2mm，在水中跳跃，活动敏捷。
  水蚤以酵母菌、细菌、单细胞藻类、原生动物以及有机碎屑等为食，不同种类食物的营养价值多不相同，其中，酵母菌、大肠杆菌和藻类中小球藻营养价值最高，有机碎屑也因附有大量的细菌亦较高。取食时，枝角类利用胸肢上的滤器滤得食物，不能选择性滤食营养价值高的食物。由于枝角类壳瓣左右两部分腹缘间的裂缝以及腹缘上的刚毛、刺与褶片等附属物都能阻止大的颗粒进入壳瓣内，所以一般认为枝角类所能滤食的颗粒大小为1一17 um。
    几乎所有的枝角类都直接发育，只有透明薄皮蚤是间接发育。无论是何种发育形式，枝角类的幼体经过一段时间发育并脱皮(壳)数次后方才变为成体，每脱一次皮(壳)便为一龄，前后两次脱壳直接的时期成为龄期(duraton of instar)。
    枝角类有两种生殖方式:孤雌生殖(单性生殖)和两性生殖，在通常情况下，以孤雌生殖为主，所产出的卵不需要受精就能产出新的一代。而当环境条件恶化时，便进行两性生殖，种群中不仅有雌体，还出现雄体。两者交配、受精产生休眠卵 (  resting egg )，又称冬卵，这种卵离开母体后，在外界暂时停止发育，直到适合的环境条件下，再继续发育，萌发出雌性幼蚤，长大后就成了下一个周期的第一代孤雌生殖的雌体。休眠卵对于种的延续有重大的生物学意义，它能抵抗寒冷、干燥等不良环境，同时休眠卵借助于风的作用，有助于种的散布，是枝角类广生性的原因。
1影响枝角类水蚤生活习性的主要环境因素
    水温、食物、光线、pH值、溶解氧等环境因子，对于枝角类的分布状况、种类组成、代谢、生殖、发育等都有着直接影响。
(1)水温水温是影响枝角类生殖量(每胎的卵数)的一个重要外界因子。大型蚤长期处在3～5℃的水温下，就停止产卵，如果水温升到6一10℃又重新产卵。而继续上升到30℃又停止产卵。蚤状蚤在15～25℃之间生殖量最高，过高或过低的水温均可使生殖量下降。培养于15℃和30℃的透明蚤，食物基本相同，但产卵量却分别为47个和13个。
    温度还影响到枝角类的龄期。一般说来，温度愈高，龄期愈短，蜕皮频率愈快，如15℃透明蚤的幼龄期和成龄期分别为47. 25h和77. 42h;而在30℃时，却分别仅为19. 50h和38. 50h 。
    幼蚤到成体所需的发育时间随环境因子而变，特别与温度关系最为密切，高温能提早性成熟，而低温可推迟性成熟。
    枝角类的寿命亦和温度关系十分密切，温度高寿命短，温度低寿命长。
(2)食物量在富营养化程度较高的湖泊、水库、池塘等静水水域中，含有大量藻类、有机质和细菌等，枝角类可以得到丰富的饵料，数量较多，平均每立方米水中一般为10 000个，有时可高达100 000个;而一般江河等流水水域中，由于富营养化程度低且水体更新较快，枝角类种类和数量都比较贫乏，平均每立方米水中仅有1100个。
    影响枝角类生殖量的因子很多，但是食物主要因素。一般说来富营养型水体中枝角类生殖量大于贫营养型水体，但也不尽然。出于饥饿状态的枝角类完全不排卵，即使卵已排入孵育囊中，也可能由于食物不足而重新吸收。
(3)光线 枝角类表现出明显的垂直分布现象，某些种类具有驱光性，光线的刺激可以引起它们在昼夜间的垂直移动现象，即白天多在水域的下层，而傍晚与夜间又集中到水的上层。所以说，在一定深度的水层中，枝角类的种类和数量都在经常地变化。
(4) pH值 pH值对于枝角类的代谢生殖与发育等生命活动都有密切关系，多数种类在pH值为6.5～8.5之间均可生活。有的种类仅时宜于酸性水域中，如圆形盘肠蚤发育的最适pH值为5.0;但一般来说大多数枝角类有一个适宜范围，如大型蚤在pH为6一10范围内均有分布，但pH8.7～9.9对该种的生存最为有利。
（5)溶解性气体  自然条件下，水体中的溶解氧不足通常伴随着游离二氧化碳的积累和pH值的降低，因此这几个因素同时起作用时，对枝角类的生存有着一定的作用。枝角类水蚤生命力较强，对溶解氧变化具备一定的适应能力，这是因为水蚤体内血液中含有血红素，其含量的多少与栖居水域的溶氧量成正比。另外水中溶解氧还会影响枝角类的生殖量。   
水蚤其生活史包括:卵，幼虫和成虫。成虫只有在不良环境中形成休眠卵为两性生殖，其余多为单性生殖。雌性水蚤将卵产在孵育囊中，幼虫孵化后由母体产出。幼虫多为雌性，直接发育。在成长过程中平均每两天蜕一次皮，7～10d后开始产卵。