水中异味（土臭素二甲基异冰片）

梦岩

菌类致嗅研究情况
早在 19 世纪末Frankland就提出了放线菌产生霉味的观点，之后Adams, C ross、 Pe rs son 等也对此进行了深层次的研究。近年来，不但确认了放线菌是使水体发生异嗅的主要生物之一，还成功的将放线菌产生的嗅气进行了浓缩和分析。
放 线菌 分 为厌氧菌和好氧菌，在湖泊、水库中主要存在于氧气充足的浅层污泥中，但在水生植物的茎叶周围也经常发现大量繁殖的放线菌。它们主要以小单抱菌和链霉菌存在，在有机物较多的水体中数量较多。放线菌在水体中大部分集中在沉于底部的污泥中，在水中的含量相对比较少。小单抱菌发出的嗅味较弱，而链霉菌发出的嗅味很强。放线菌从生物分类学角度来看，列于细菌和真菌之间，目前趋向于将放线菌列在细菌范畴内。有些研究己经证明，放线菌在好氧的条件下易于产生致嗅物质。但是在实际水体中，放线菌大多附着在藻类上繁殖，包括藻类的死亡，因此在确定嗅味来源时将遇到困难。
尽管 研 究 人员在实验室中己经对放线菌做了深入细致的研究。但是，在自然水体中，放线菌的生态变化、产生异嗅物质的生理特性和周围环境对放线菌的生长的影响还未完全弄清楚，因为实验室中的理想生长条件与自然水体中的实际条件毕竟不同。
3藻和放线菌及其嗅味去除的研究情况
我 国对 除 藻和嗅味技术研究尚处于起步阶段，日本和美国对水中嗅味的发生、检测、影响因素及去除方法的研究相对比较多。由于传统的常规水处理工艺包括沉砂、混凝、沉淀、快速过滤和加氯消毒，不能有效的去除水中的藻类和嗅味。因此，除藻和嗅味的研究必须在传统的常规处理工艺上增加某些生物、物理和化学等的处理方法，有时候可能需要好几种方法的联合使用，才能取得满意的效果。

梦岩

放线菌及其嗅味去除技术
一般而言 ，放线菌在基质上(如污泥)生长牢固，不易被分离开，这是因为放线菌能产生大量的基内菌丝伸入培养基内，而气生菌丝又紧贴在培养基的表面交织成网状，给分离造成很大的困难。所形成的菌落质地比较致密，表面呈较紧密、絮状、粉末状或颗粒状。所以放线菌在水体中大部分集中在沉于底部的污泥中，在水中的含量相对较少。在原水经过一系列的处理过程后，放线菌在输水管道、过滤池、活性炭颗粒等设备和物体上吸附后，在出水处相对而一言其菌体个数微乎其微，很少引起水科学工作者的重视，所以在国内外关于去除放线菌的报道很少。目前国内只有陈忠林教授等在实验室模拟的情况下对放线菌及其嗅味去除进行了研究. Romano等研究表明:某些种类的放线菌代谢产生的霉味并不能用氯气去除，投加氯量达到50mg/L时，只能使嗅阀值有所下降，但不能完全去除。这说明嗅味的去除还与使用的药剂种类有很大关系。

梦岩

原帖由 梦岩 于 2009-8-20 16:13 发表
放线菌及其嗅味去除技术
一般而言 ，放线菌在基质上(如污泥)生长牢固，不易被分离开，这是因为放线菌能产生大量的基内菌丝伸入培养基内，而气生菌丝又紧贴在培养基的表面交织成网状，给分离造成很大的困难。所形成的 ...

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梦岩

投加粉末活性炭去除原水中的嗅味
李大鹏’，李伟光，，王铁民，
(1.苏州科技学院环境科学与工程系，境工程学院，黑龙江哈尔滨150090江苏苏州215011; 2.哈尔滨工业大学市政环;3.中国市政工程东北设计研究院，吉林长春130021)
摘 要 : 研究了水质突变时投加粉末活性炭(PAC)对嗅味的去除效果。试验结果表明:当原水嗅阈值为90时，40 mg/L的粉末活性炭投量可保证出水无异味;将PAC投加在絮凝中段时的除嗅率比投加在混凝前平均高4%;将粉末炭水混合液以小孔射流的方式投加到水中可减少活性炭颗粒之间的相互黏结，有利于提高其表面积的利用率。
关键 词 : 给水处理;嗅味AC
饮用水中的嗅味问题已成为供水界面临的普遍问题。原水中土臭味的产生当归因于某些藻类大量繁殖产生的两种代谢产物:土臭素和二甲基异冰片，而混凝一沉淀*过滤一消毒常规处理工艺很难将这些物质从水中去除。笔者从水质突变的角度出发，旨在找到一种简便、快捷、经济的方法以应对突发的嗅味事件。
1 工艺流程
采用动态连续流试验(流程见图I)，进水量为100 L/h，各构筑物的水力特性见表1。

滤柱由高为1m 、直径为13.5 c m的有机玻璃柱制成，采用石英砂单层滤料，滤层高为70 cm,滤速为7 m/h。采用嗅阈值法测定滤后水的嗅味。
2结果及分析
2.1 PAC投量对除嗅效果的影响
粉末活性炭(PAC)投量对除嗅效果的影响见图2

从图2可以看出，除嗅效果与PAC投量有一定的线性相关性，随着PAC投量的增加则出水嗅阈值降低。当原水嗅阈值较低(<40)时，20m g/L 的PAC投量就可保证出水无异味;当原水嗅阈值较大(>60)时，PAC投量需增加到40 mg/L才能使出水无异味。不同PAC投量下的除嗅效率见图3，可知当原水嗅阈值变化时，相同PAC投量下的嗅味去除率大致相同，说明原水嗅阈值的大小对PAC的除嗅效率没有直接的影响。而PAC投量则对除嗅效果有很明显的影响，如投量为40 mg/L时的嗅味去除率比投量为20 mg/L的平均增加了10%，即每增加10 mg/L的活性炭投量则去除率就上升5%。其原因是:其他有机物也占用了PAC的吸附空间，导致PAC投量小时的除嗅率较低;增加PAC投量后，增加的那部分投量相应地补充了吸附其他有机物所耗费的炭量，从而提高了对嗅味的去除率。因此在除嗅过程中，消除原水中其他有机物的干扰是提高除嗅效果的一个关键。

2.2 PAC投加点对除噢效果的影响
粉末活性炭的投加量是影响活性炭除嗅效果的一个重要因素，而对于投加点则考虑得很少。多数情况下，为方便起见均将PAC直接投加在原水中或与混凝剂同时投加在快速混合池中，但近年来有的研究者将投加点后移。
试验中根据对矾花形成的观察，将PAC投加在机械絮凝池的第二格中，并与混凝前投加作了对比，结果见图4(原水嗅阈值为90)。

从图4可知，在混凝中段投加PAC的除嗅效果明显优于投加在混凝前(去除率平均高出4%)。造成这种现象的原因是:原水中存在着一部分有机物(既可以被混凝去除，又可以被活性炭吸附去除)，如将粉末活性炭直接投加在原水中，则其不可避免地会吸附部分可以棍凝去除的有机物，这些有机物不但与致嗅物质竞争并占有了吸附位，而且限制了小分子有机物在孔隙内的迁移。而将活性炭投加在混凝后则可避免这一问题。不过，随着活性炭投量的增加则这些有机物对活性炭除嗅效率的影响逐渐减小(见表2)，这可归因于增加的粉末活性炭补充了吸附其他有机物所耗费的炭量。从表2也可看出，随着粉末活性炭投量的增加则投加点对除嗅效果的影响逐渐减小;混凝中段投加与混凝前投加相比，在达到同样的效果时平均可节省约10 mg/L的粉末活性炭。

2.3 投加PAC对出水浊度的影响
试验用水属低浊(＜10NTU), 高藻(平均为3.25×107个/L)水。关于应用粉末活性炭除嗅对浊度的影响有不同的说法，蒋峰等川在研究中发现，投加粉末活性炭对混凝有明显的负面影响，而张小平的研究则表明，投加粉末活性炭不仅对混凝无影响，而且还可以节省1/3的混凝剂。
笔者在试验中也测定了粉末活性炭投量对混凝效果的影响，结果表明，当未投加粉末活性炭时出水浊度为0.85 N TU(原水浊度为6.13N TU) ，而投加粉末活性炭后出水浊度则随其投量增加而逐渐减小(投量为50 mg/L时的出水浊度只有0.33 NTU)可见就试验水质而言投加粉末活性炭不会对混凝造成负面影响，相反却有很好的助凝作用。这可归因于:由于试验用水属于低浊水，投加粉末活性炭后增加了水中粒子的数量，它可以作为混凝剂的晶核，因而提高了混凝效果。与此同时，粉末活性炭吸附在矾花上也增加了矾花的密度，加快了矾花的沉淀速度，可以改善沉淀池出水水质。
试验中检测了投加粉末活性炭后对藻类、CODMn的去除情况，结果见表3.

从表3可以看出，投加粉末活性炭后对藻类、CODMn仍有很好的去除效果。与其他氧化除藻工艺。
相比，粉末活性炭主要以吸附去除为主，不会破坏藻类细胞(据资料报导，藻类细胞中的土臭素含量与渗透到细胞外的土臭素含量之比约为9:1)，因此藻类细胞中的土臭素等致臭物质以及其他致臭物的前驱物质不会泄漏到水体中，故增加了出水水质的安全性.尽管如此，去除有机物必定会占用粉末活性炭一定的吸附位，因此为提高对嗅味的去除效果，应尽量消除水中有机物的干扰。
2.4 投加方式对PAC分散效果的影响
在水厂的生产中，投加粉末活性炭多用于控制某些水质突变事件，因此没有设专用的PAC吸附池，而是将PAC(干炭)直接投加到快速混合池、吸水井或者絮凝池的前端，造成工作环境恶化，炭在水中分散效果也不好(甚至结团)。显然，活性炭聚集成团后的比表面积远小于分散开后的比表面积，而且也减少了与水中有机物的接触机会，降低了除嗅效果。活性炭在水中是否可均匀分散开，取决于投加方式和原水的混合条件。试验中采用了穿孔管压力投加法将粉末活性炭以炭水混合液的形式加到水里。
① 装置及方法
反应池尺寸为320mmx 3 20mmx 7 00mm，为方便观察与拍照采用有机玻璃制作。粉末炭水混合液的投加采用塑料软管(∮8 mm)，并用管道泵(工作扬程为98 kPa,最大流量为18 L/min)加压，使混合液从塑料软管的小孔中喷射到水里，达到瞬间混合。
试验中采取了两种投加方式:干炭直接投加和多点投加(在软管上开直径为2 mm的小孔，间距为100 mm，活性炭从小孔中投加到水里)。为有效防止粉末活性炭堵塞管道，在参考有关文献及试验的基础上确定炭浆管道的输送流速为1.5一2.0 m/s,炭浆投加穿孔管的初始射流流速＞1.0 m/S，末端射流压力＞49 kPat。
② 试 验 结果
采用传统方式投加时空气中炭粉飞扬，水中炭粉则易相互凝结成团，不利于粉末活性炭吸附性能的充分发挥。而采用穿孔管投加粉末活性炭浆时空气中不再炭粉飞扬，同时还显著降低了炭粉之间的结团几率，很少见到结团现象。产生这种分散效果的原因在于:横流遇到射流的阻碍而形成绕流，遵循能量守恒原理，射流的周界中压强分布不均，此压差阻力使射流受到横流的推力而发生弯曲，射流弯曲段产生的剧烈紊动使粉末活性炭和水进行强制性的混合，减少了活性炭的结团现象。
3 结论
① 原水嗅阈值对粉末活性炭投量有很大影响，在原水嗅阈值较高(90)时活性炭投量需40 mg/L，原水嗅阈值较小(40)时活性炭需投加20 mg/L才能使处理后的水无异味。尽管进水嗅阑值有所变化，但某一投量下的活性炭除嗅率基本保持不变。
② 粉末炭投加在絮凝中段时除嗅效果好，与投加在混凝前相比去除率平均可提高4%，如达到同样的处理效果，则平均节省活性炭约10 mg/L.
③ 投 加 粉末活性炭有很好的助凝作用，在除嗅的同时，对原水中的藻类、CODMn也有很好的去除效果。
④ 粉末活性炭与水混合液以压力的方式从小孔喷射到水里，能达到瞬间混合，减少了结团现象，提高了粉末活性炭的利用率。

梦岩

藻类污染对包头市饮用水安全影响的监测
于玲红1．一，甄树聪2。，蔡兆亮2
摘要： 【目的]了解黄河深水及水厂出水藻类污染状况和影响因素，探讨藻类污染对包头市饮用本来质安全性的影响。[方法]在水厂调蓄水库不同点采集水样，分析水源水中藻类的含量、分类，同时对水源水、出厂水水质进行监测。[结果]藻类高峰繁殖时间在3月。水温对藻类的繁殖起着一定的作用，水体中的营养盐对藻类繁殖也有较大的作用。[结论]藻类大量繁殖时。水厂水处理工艺在处理高藻水时受到威胁，饮用水本质易出现异味，可影响城市居民的饮用水安全。
关键词：包头；藻污染；饮用水安全
包头市是我国重要的钢铁基地，人口200多万，城市90％的饮用水来自黄河。近年来，由于工业废水和生活污水污染。黄河包头段水质出现恶化趋势。水厂的蓄水水库发生藻类污染，导致水厂出厂水常年有一股腐霉味．冬季尤为严重，给水厂的常规处理带来困难．给居民生活带来不便。据研究，藻类对饮用水水质的影响．表现在神经毒害和致畸、致癌、致突变作用。因此。对包头市饮用水水源藻类污染的研究，具有较高的经济价值和社会价值。
l材料与方法
1．1采样点布设
选择水库进水口、出水口、距水库出水口500 m的取水孔、距出水口l 500 m距进水口700左右的取水孔分别为l号、2号、3号和4号采样点。并在水库的冰下表层、0．5、1、1．5、2 m处分别取样。于2004年12月至2005年5月间．对黄河及水库藻类进行了分类计数，并对水体的水温、气温、浊度、氨氮、总氮、总磷等指标进行测定。
1．2样品的采集与检测
使用采水器采集各采样点水样1 L。样品经鲁格氏溶液固定、沉淀、浓缩后用O．1 d计数框在显微镜下分类计数。按《生活饮用水标准检验法》及<水和废水监测分析方法》对各取样点水样进行理化和生物性指标的检测．按《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2005)、《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)Ⅲ类水质标准对水体进行评价。
2结果
2．1源水和水库水藻类密度的变化
2．1．1 黄河水体黄河主要污染指标为营养盐、藻类和有机物。2004年12月水样中硝酸盐、氨氮分别达到Ⅳ类和劣V类水体水质标准，2005年5月水样中，硝酸盐、氨氮均为Ⅳ类水体水质标准。黄河水中的藻类总数已达到了106个／L，已达到高藻水的标准．在2005年3月10日左右黄河水藻类数量达到最大值为107个/L。3月后，随着天气回暖，河面解冻，水体流速加大。浑浊度迅速上升，水体内部透光度减弱，使得藻类数量开始下降，但藻类数量仍在106个/L以上，见图1。
2．1．2水库水水库主要污染指标同黄河水，为营养盐、藻类和有机物。氨氮均等于或高于Ⅲ类水体标准。藻类总数达到了107个/L以上，水库水中藻类数量在107个/L以上．2005年3月8—12日间达到最大值108个／L，这与黄河源水的污染状况相近，但水库的污染状况更为严重，这一时段水厂出厂水出现强烈的霉腥味．难以人口。进入4月份后，黄河源水藻数量下降．水库水中的藻类数目开始逐渐降低，但水库水中的藻类数量比原水的藻类数量高一个数量级，见图2。

2．1．3水库不同深度藻类密度的交化况藻类主要分布在水库冰下表层，随着深度增加。光照度减弱。藻类总数逐渐降低。这符合藻类趋光的特性。见图3。

2．2藻类种属的变化
水体中绿藻门占绝对优势．藻类种属主要以绿藻门、隐藻门、硅藻门为主。黄河和水库中的藻类种属都有较大变化，随着气温回升，黄河水中绿藻的数量呈减少趋势，见图4、5。

3讨论
研究发现绿藻可作为水污染的一个重要指标．如果水体中绿藻成为第一优势藻类。可认为水厂的二级水源水库水质将受到严重威胁；藻类的大量繁殖．使水厂原有水处理工艺无法发挥作用，藻类发出的霉腥昧使出厂水有异味．饮用水水质大大降低。
黄河水中主要藻类种属变化可能与黄河流量和流速的增大有关系。3月初正值河面化冻，隐藻门出现峰值变化。说明水体理化特性的突然改变利于隐藻的生长。水库中绿藻门类数量在1月开始增加，3月达到最高值。随后开始下降，这与原水藻类数量的变化有一些区别。说明从黄河到水库，环境条件的改变使绿藻出现不适应现象，需要一定的适应期。当它适应后。再加上水库特有的流速小等理化条件使绿藻生长速度加快。进入4、5月份后，随着气温回升，绿藻数量却呈减少趋势．并没有出现其他研究结果表明的藻类在春夏季节会随着温度升高，生长速度加快的结果。综上所述．建议：
(1)加强管理。政府部门应加强对黄河流域污染的综合治理工作。包头市应加大对重点污染源的治理力度．对位于取水口上游的工农业废水进行截污改道．位于取水口下游的市区生活污水排污口向下延伸。只有控制水源污染，减少氮磷含量，加强对居民含磷生括废水排放和对含磷农药．化肥施用的限制，是降低藻类生长重要策略。
(2)藻类的去除。一般去去除藻类的技术路线有两种：一是在藻类大量繁殖形成富营养化后，采用不同的物理及化学措施将其消灭，如：控制N、P含量；直接过滤除藻；化学药剂法除藻；气浮除藻；微电解杀藻等。二是在藻类大量繁殖前，设法不让其形成优势物种。不产生富营养化。因此，对于藻污染建议应从源头采取措施加以遏制，在无法改变黄河水质的情况下，应该从水库入手．从根本上解决藻类污染，而不应把重点放在处理工艺的改造，这样收效甚微且成本较高。

梦岩

饮用水中典型致嗅物质去除技术研究
李勇1 ,陈超1 ,张晓健1 ,刘尧1 , 张晓慧2 ,朱晓辉2 ,戴吉胜3 ,许欢3
(11 清华大学环境科学与工程系,北京　100084 ; 21 兰州交通大学环境与市政工程学院,兰州　730070 ; 31 东莞市东江水务有
限公司,东莞　523112)
摘要:为去除某市饮用水中的嗅味,根据该市饮用水水源中致嗅物质的组成特点,采用氧化、吸附和臭氧活性炭对其中典型致嗅物质的去除效果及工艺选择进行了研究. 结果表明,硫醇硫醚类物质可以用氧化法有效去除,对土嗅素(geosmin) 和2–甲基异莰醇(2–MIB) 采用氧化法和活性炭吸附法均有效,但吸附法的效果更好;当原水中硫醇、硫醚类致嗅物质浓度< 20μg/L ,不含有其他类型致嗅物质时,可以采用强化混凝+ 高锰酸钾氧化工艺去除;当原水中geosmin、2–MIB 等微生物代谢产物类致嗅物质浓度< 30 ng/L ,不含有硫醇硫醚类致嗅物质时,可以采用强化混凝+ 粉末活性炭吸附工艺去除;当原水中硫醇、硫醚类致嗅物质浓度> 20μg/L ,geosmin、2–MIB 浓度> 30 ng/L时,需要增加臭氧活性炭深度处理工艺;当原水中硫醇、硫醚类致嗅物质浓度>150μg/L ,或者土嗅素、2–MIB 的浓度> 100 ng/L时,需要根据致嗅物质组成特点,选择预KMnO4 氧化或者粉末活性炭吸附+ 臭氧活性炭深度处理的组合工艺去除.
关键词:饮用水;嗅味;乙硫醇;土嗅素;2–甲基异莰醇
中图分类号:X522 ; TU991121 　文献标识码:A 　文章编号:025023301 (2008) 1123049205
收稿日期:2007212212 ;修订日期:2008201225
基金项目:国家自然科学基金项目(50778097) ; 国家科技支撑计划项目(2007BAC26B03)
作者简介:李勇(1979～) ,男,博士研究生,主要研究方向为饮用水深度处理,E2mail :yongli05 @mails. tsinghua. edu. Cn
　饮用水的嗅味直接影响水的可饮性,严重损害饮用水的质量,是人们对饮用水的安全性最为直接的参数,人们要求解决饮用水中嗅味问题的呼声越来越强烈. 而现有常规给水处理工艺难以去除水中的嗅味,对于水中嗅味的来源以及其去除技术研究成为国内外给水处理中的难题和研究热点之一.
水的嗅味是由水中含有的某些化合物,即致嗅物质引起的. 根据其来源,水中的致嗅物质可分为2大类:一类属于天然来源,大多数是从土壤、岩石中析出的矿物质,如铁、锰等;更重要的是另一类人类活动影响的结果,人类一方面直接向水体中排放致嗅化合物,如酚类化合物等,另一方面水中有机物的分解产物(如硫醇、硫化氢、胺类等) 以及水中某些微生物的代谢产物(如土嗅素和2–MIB 等) 的释放,使水产生嗅味.
国外自20 世纪50 年代就开始了对饮用水嗅味的研究,特别是针对微生物代谢产物类致嗅物质(如土嗅素和2–MIB 等) 的去除、分析定量技术研究已经开始走向成熟,有的已经开展实际水厂
和实际水体中嗅味的去除工作,而对于其它类致嗅物质的研究很少,特别是对水中硫醇硫醚类致嗅物质的研究鲜见报道. 而国内在饮用水中嗅味问题的研究起步较晚.
2006 年4 月至次年3 月,对我国南方某市水源水———D 江水中致嗅物质组成进行了研究. 结果表明,除了常见的土嗅素和2–MIB 外,硫醇硫醚类厌氧产物也是重要的组成部分. 产生这些致嗅物质的原因主要是因为市内运河污染严重,且流动性差,具有湖泊水体的性质,微生物的代谢产生土嗅素类致嗅物质;同时较高负荷有机物的厌氧分解产生了硫醇硫醚类致嗅物质,使水体发臭. 雨季到来时,这些致嗅物质随径流或者排洪进入D 江,造成了饮用水中的嗅味.
由于我国水污染比较普遍,许多城市都有类似的市内排污泄洪的河渠,在南方,河流密布、雨水多,这种情况尤其普遍和严重,D 江水中的嗅味问题在我国有一定的普遍性. 因此分别选取乙硫醇、土嗅素和2–MIB 作为饮用水中硫醇硫醚类致嗅物质和微生物代谢产物类致嗅物质的典型致嗅物质,研究其不同去除技术和工艺的效果.
1 　材料与方法
111 　试验材料
(1) 仪器与设备　气相色谱仪(6890 型,配FPD监测器,美国安捷伦公司) ;六联搅拌器(ZR426 ,深圳市中润水工业技术发展有限公司) ;气相色谱2质谱联用仪(QP5000GC25973MSD ,日本岛津公司) ; 电磁加热器( PC2420 ,美国Supelco 公司) ; SPME 萃取头
(65μm PDMSPDVB ,美国Supelco 公司) .
(2) 标准物质与试剂　土嗅素:标准物质, 100μg/mL (甲醇溶液,美国FLUKA 公司) ;2–甲基异莰醇(2–MIB) : 标准物质, 100 μg/mL ( 甲醇溶液, 美国FLUKA 公司) ;乙硫醇:色谱纯(美国安谱公司) . 其它试验室常用药剂均为分析纯.
1.2 　试验方法
1.2.1 　氧化去除试验
用去离子水或者D 江原水配置一定浓度的典型致嗅物质(乙硫醇、土嗅素和2–MIB) 溶液水样,分别加入到1 000 mL的六联搅拌器烧杯中. 向烧杯中加入一定剂量的氧化剂后,立即启动六联搅拌器(其中一只烧杯不加氧化,做为空白对比) ,以110 r/min的速率匀速搅拌. 每隔一定时间取水样,用过量硫代硫酸钠终止氧化反应,测定水样中致嗅物质浓度. D江原水水质如表1 所示.
1.2.2 　粉末活性炭吸附去除试验
粉末活性炭选用大同云光活性炭有限公司产品,其碘值为999 mg/g ,亚甲蓝228 mg/g. 粉末活性炭

在120 ℃下烘干,经325 目筛分后,取筛下部分使用.用去离子水或者D 江原水配置一定浓度的典型致嗅物质(乙硫醇、土嗅素和2–MIB) 溶液水样,放入250 mL 具塞锥形瓶中,加入一定量的粉末活性炭后,立即在水浴振荡器中用110 r/min的转速振荡,一定时间后停止振荡,立即将水样进行抽滤后测定其中致嗅物质浓度. 其中一个锥形瓶不加粉末活性炭,作为空白对比.
1.2.3 　臭氧活性炭去除试验
在C 市某水厂进行一组中试规模(0.56 m3/h)的臭氧活性炭工艺动态试验. 试验中,臭氧接触方式采用钛板曝气,有效深度3.6 m. 活性炭采用大同云光破碎炭8 ×16 目,填装高度为2 m. 运行时水厂滤池出水自下而上流过臭氧接触反应柱,臭氧气体通过曝气头与水接触,接触时间15 min. 臭氧化出水自上而下流过活性炭滤柱,滤速取8 m/h ,工作周期为7 d. 先气冲后水冲,气冲强度为55 m3/(m2&#8226;h) ,气冲2 min ;水冲强度为40 m3/(m2&#8226;h) ,膨胀度为15 %～20 % ,水反冲时间7～8 min.
2 　结果与讨论
2.1 　典型致嗅物质的氧化去除技术
2.1.1 　乙硫醇的氧化去除
图1 (a) 表示了去离子水中,水厂常规投加量条件下, 4 种常用氧化剂(O3 、KMnO4 、Cl2 、ClO2 ) 对乙硫醇的去除效果,从图1 (a) 可以看出,氧化技术对乙硫醇的去除效果良好,不同氧化剂去除乙硫醇的效果不同,在相近初始浓度(200μg/L ,该浓度与D 江异嗅最严重时的臭阈值相同) 条件下,要将乙硫醇浓度降低到嗅阈值(约5μg/L) 以下,臭氧氧化所需要的接触时间最短,其次为二氧化氯,而水厂普遍使用的氯和高锰酸钾所需要的接触时间> 1 h.
图1 (b) 表示了原水条件下氧化剂对乙硫醇的去除过程. 从中可以看出,由于原水中存在的其它还原性物质消耗了一部分氧化剂,原水条件下3 种氧化剂对乙硫醇的去除效率均有所下降,变化最大的是Cl2 和ClO2 ,KMnO4 次之. 结合3 种氧化剂的市场和价格因素,针对硫醇硫醚类物质的氧化,在实际水

厂工艺中宜采用KMnO4 作为预处理氧化剂.
另外,从图1 (b) 还可以看出,在原水条件下, 1mg/L的高锰酸钾难以应对进厂水乙硫醇浓度较高的情况,而过高投量的高锰酸钾会产生出水色度升高和资源浪费的问题,因此采用高锰酸钾预氧化只能应对进水乙硫醇较低的情况. 特别是在水厂不具备长时间氧化条件的情况下,预氧化只能与混凝同时进行时, 1 mg/L的高锰酸钾能应对的乙硫醇浓度在25μg/L左右.
2.1.2 　土嗅素和2–MIB 的KMnO4 氧化去除
图2 表示了去离子水条件下,高锰酸钾对土嗅素和2–MIB 的氧化过程. 从中可以看出,高锰酸钾在去离子水中对土嗅素和2–MIB 的去除效果并不理想,去除率都不到20 % ,且氧化反应速度缓慢,这与文献中的研究结果相一致,因此土嗅素和2–MIB不适宜用氧化技术去除.

2．2 　典型致嗅物质的活性炭吸附技术
2．2．1 　乙硫醇的粉末炭去除效果
图3 表示了投加量为10 mg/L时,粉末活性炭对乙硫醇的去除情况. 可以看出,无论原水还是去离子水条件下,乙硫醇的活性炭去除效果都不好, 30 min后,乙硫醇浓度的下降速率和空白样的浓度下降速率基本一致,去除率仅为32 % , 30～120 min 内乙硫醇浓度的下降主要是水样自身挥发所致.


2．2．2 　土嗅素和2–MIB 的活性炭吸附去除效果
图4 表示了去离子水条件下粉末活性炭吸附土嗅素和2–MIB 的吸附过程,可以看出,粉末活性炭对土嗅素和2–MIB 有很好的去除效果. 粉末活性炭对土嗅素的吸附作用主要在前60 min ,对2–MIB 的吸附作用主要在前180 min ,土嗅素浓度达到平衡所需要的时间明显小于2–MIB 浓度达到平衡所需要的时间. 可见粉末活性炭对土嗅素的吸附效果好于2–MIB ,这主要是由于土嗅素具有类似苯环的结构,易于被活性炭吸附.
另外,考虑在原水条件下有机物的竞争吸附作用,活性炭去除嗅味的效果将受到影响,并且水厂不具备长时间吸附条件时,当原水中土嗅素、2–MIB等微生物代谢产物类致嗅物质浓度< 30 ng/L ,不含有硫醇硫醚类致嗅物质时,可以采用强化混凝+ 粉末活性炭吸附的强化常规工艺去除.

2．3 　典型致嗅物质的臭氧活性炭组合技术
2．3．1 　乙硫醇的臭氧活性炭去除效果
图5 表示了臭氧活性炭对乙硫醇的去除特性,从中可以看出,随着臭氧投加量的增加,乙硫醇的去除率一直增加,当臭氧投加量(O3/水) > 2.5 mg/L以后,乙硫醇的去除率增加变得缓慢. 这是由于当臭氧投加量(O3/水) > 3 mg/L时,臭氧接触塔的传质效率下降,大部分臭氧随尾气溢出所导致的. 同时,臭氧活性炭对乙硫醇的去除主要通过臭氧实现,活性炭能发挥的作用有限;进一步说明乙硫醇易于被氧化去除,而不易被活性炭吸附去除.
另外,从图5 中还可以看出,臭氧活性炭工艺可以应对较高的进水乙硫醇浓度,但当进水中乙硫醇的浓度> 150μg/L时,臭氧活性炭的出水很难达到嗅阈值以下,因此要在进水口处增加预高锰酸钾氧化工艺.
2.3.2 　土嗅素和2–MIB 的臭氧活性炭去除效果
图6 表示了不同臭氧投量下土嗅素和2–MIB 的去除效果. 从中可见,随着有效臭氧投加量的增加,臭氧活性炭出水的土嗅素和2–MIB 浓度随之下降.当有效臭氧投加量(O3/水) > 2 mg/L时,臭氧活性炭工艺对土嗅素和2–MIB 的去除效果影响不大. 同时当有效臭氧投加量> 2 mg/L时,单独的活性炭对于土嗅素的去除效果有所下降,这是可能由于在臭氧的作用下,水中的其他有机物的可生物降解与吸附性能增强,与土嗅素发生竞争吸附作用的结果.

　臭氧活性炭可以应对进水土嗅素或2–MIB 浓度> 20 ng/L时的异嗅问题,但当进水土嗅素或2–MIB的进水浓度> 100 ng/L时,臭氧活性炭工艺出水土嗅素或2–MIB 很难降低到嗅阈值以下. 此时,应该根据需要在进水口或者于混凝池投加粉末活性炭进行预处理.
3 　结论
(1) 乙硫醇等硫醇硫醚类致嗅物质的还原性、极性较强、易被氧化去除,不易被吸附去除;土嗅素和2–MIB 等微生物代谢产物类致嗅物质的还原性、极性较弱、易被吸附去除. 土嗅素的活性炭吸附去除效果好于2–MIB.
(2) 从典型致嗅物质的氧化技术、吸附技术、臭氧活性炭联用技术的去除效果来看,应该根据致嗅物质的组成采取不同的致嗅物质去除工艺. 通过采用强化常规处理、增加深度处理来提高处理系统对致嗅物质的去除,形成可适应不同水源、不同季节、不同致嗅物质种类的饮用水处理工艺.
(3) 当原水中硫醇、硫醚类致嗅物质浓度< 20μg/L ,不含有其他类型致嗅物质时,可以采用强化混凝+ 高锰酸钾氧化工艺去除; 当原水中土嗅素、2–MIB等微生物代谢产物类致嗅物质浓度< 30 ng/L ,不含有硫醇硫醚类致嗅物质时,可以采用强化混凝+ 粉末活性炭吸附工艺去除;当原水中硫醇、硫醚类致嗅物质浓度> 20μg/L ,土嗅素、22MIB 浓度> 30ng/L时,需要增加臭氧活性炭深度处理工艺;当原水中硫醇、硫醚类致嗅物质浓度> 150μg/L ,或者土嗅素、2–MIB 的浓度> 100 ng/L时,需要根据致嗅物质组成特点,选择预KMnO4 氧化或者粉末活性炭吸附+ 臭氧活性炭深度处理的组合工艺去除.
致谢:感谢国家自然科学基金委、东莞市城市管理局和东江水务有限公司监测站的大力支持,感谢东江水务有限公司第四水厂对试验工作的支持和帮助.

梦岩

饮用水的嗅味直接影响水的可饮性,严重损害饮用水的质量,是人们对饮用水的安全性最为直接的参数,人们要求解决饮用水中嗅味问题的呼声越来越强烈. 而现有常规给水处理工艺难以去除水中的嗅味,对于水中嗅味的来源以及其去除技术研究成为国内外给水处理中的难题和研究热点之一.
水的嗅味是由水中含有的某些化合物,即致嗅物质引起的. 根据其来源,水中的致嗅物质可分为2大类:一类属于天然来源,大多数是从土壤、岩石中析出的矿物质,如铁、锰等;更重要的是另一类人类活动影响的结果,人类一方面直接向水体中排放致嗅化合物,如酚类化合物等,另一方面水中有机物的分解产物(如硫醇、硫化氢、胺类等) 以及水中某些微生物的代谢产物(如土嗅素和2–MIB 等) 的释放,使水产生嗅味.
国外自20 世纪50 年代就开始了对饮用水嗅味的研究,特别是针对微生物代谢产物类致嗅物质(如土嗅素和2–MIB 等) 的去除、分析定量技术研究已经开始走向成熟,有的已经开展实际水厂
和实际水体中嗅味的去除工作,而对于其它类致嗅物质的研究很少,特别是对水中硫醇硫醚类致嗅物质的研究鲜见报道. 而国内在饮用水中嗅味问题的研究起步较晚.
2006 年4 月至次年3 月,对我国南方某市水源水———D 江水中致嗅物质组成进行了研究. 结果表明,除了常见的土嗅素和2–MIB 外,硫醇硫醚类厌氧产物也是重要的组成部分. 产生这些致嗅物质的原因主要是因为市内运河污染严重,且流动性差,具有湖泊水体的性质,微生物的代谢产生土嗅素类致嗅物质;同时较高负荷有机物的厌氧分解产生了硫醇硫醚类致嗅物质,使水体发臭. 雨季到来时,这些致嗅物质随径流或者排洪进入D 江,造成了饮用水中的嗅味.
由于我国水污染比较普遍,许多城市都有类似的市内排污泄洪的河渠,在南方,河流密布、雨水多,这种情况尤其普遍和严重,D 江水中的嗅味问题在我国有一定的普遍性. 因此分别选取乙硫醇、土嗅素和2–MIB 作为饮用水中硫醇硫醚类致嗅物质和微生物代谢产物类致嗅物质的典型致嗅物质,研究其不同去除技术和工艺的效果.
1 　材料与方法
111 　试验材料
(1) 仪器与设备　气相色谱仪(6890 型,配FPD监测器,美国安捷伦公司) ;六联搅拌器(ZR426 ,深圳市中润水工业技术发展有限公司) ;气相色谱2质谱联用仪(QP5000GC25973MSD ,日本岛津公司) ; 电磁加热器( PC2420 ,美国Supelco 公司) ; SPME 萃取头
(65μm PDMSPDVB ,美国Supelco 公司) .
(2) 标准物质与试剂　土嗅素:标准物质, 100μg/mL (甲醇溶液,美国FLUKA 公司) ;2–甲基异莰醇(2–MIB) : 标准物质, 100 μg/mL ( 甲醇溶液, 美国FLUKA 公司) ;乙硫醇:色谱纯(美国安谱公司) . 其它试验室常用药剂均为分析纯.
1.2 　试验方法
1.2.1 　氧化去除试验
用去离子水或者D 江原水配置一定浓度的典型致嗅物质(乙硫醇、土嗅素和2–MIB) 溶液水样,分别加入到1 000 mL的六联搅拌器烧杯中. 向烧杯中加入一定剂量的氧化剂后,立即启动六联搅拌器(其中一只烧杯不加氧化,做为空白对比) ,以110 r/min的速率匀速搅拌. 每隔一定时间取水样,用过量硫代硫酸钠终止氧化反应,测定水样中致嗅物质浓度. D江原水水质如表1 所示.
1.2.2 　粉末活性炭吸附去除试验
粉末活性炭选用大同云光活性炭有限公司产品,其碘值为999 mg/g ,亚甲蓝228 mg/g. 粉末活性炭

在120 ℃下烘干,经325 目筛分后,取筛下部分使用.用去离子水或者D 江原水配置一定浓度的典型致嗅物质(乙硫醇、土嗅素和2–MIB) 溶液水样,放入250 mL 具塞锥形瓶中,加入一定量的粉末活性炭后,立即在水浴振荡器中用110 r/min的转速振荡,一定时间后停止振荡,立即将水样进行抽滤后测定其中致嗅物质浓度. 其中一个锥形瓶不加粉末活性炭,作为空白对比.
1.2.3 　臭氧活性炭去除试验
在C 市某水厂进行一组中试规模(0.56 m3/h)的臭氧活性炭工艺动态试验. 试验中,臭氧接触方式采用钛板曝气,有效深度3.6 m. 活性炭采用大同云光破碎炭8 ×16 目,填装高度为2 m. 运行时水厂滤池出水自下而上流过臭氧接触反应柱,臭氧气体通过曝气头与水接触,接触时间15 min. 臭氧化出水自上而下流过活性炭滤柱,滤速取8 m/h ,工作周期为7 d. 先气冲后水冲,气冲强度为55 m3/(m2&#8226;h) ,气冲2 min ;水冲强度为40 m3/(m2&#8226;h) ,膨胀度为15 %～20 % ,水反冲时间7～8 min.
2 　结果与讨论
2.1 　典型致嗅物质的氧化去除技术
2.1.1 　乙硫醇的氧化去除
图1 (a) 表示了去离子水中,水厂常规投加量条件下, 4 种常用氧化剂(O3 、KMnO4 、Cl2 、ClO2 ) 对乙硫醇的去除效果,从图1 (a) 可以看出,氧化技术对乙硫醇的去除效果良好,不同氧化剂去除乙硫醇的效果不同,在相近初始浓度(200μg/L ,该浓度与D 江异嗅最严重时的臭阈值相同) 条件下,要将乙硫醇浓度降低到嗅阈值(约5μg/L) 以下,臭氧氧化所需要的接触时间最短,其次为二氧化氯,而水厂普遍使用的氯和高锰酸钾所需要的接触时间> 1 h.
图1 (b) 表示了原水条件下氧化剂对乙硫醇的去除过程. 从中可以看出,由于原水中存在的其它还原性物质消耗了一部分氧化剂,原水条件下3 种氧化剂对乙硫醇的去除效率均有所下降,变化最大的是Cl2 和ClO2 ,KMnO4 次之. 结合3 种氧化剂的市场和价格因素,针对硫醇硫醚类物质的氧化,在实际水

厂工艺中宜采用KMnO4 作为预处理氧化剂.
另外,从图1 (b) 还可以看出,在原水条件下, 1mg/L的高锰酸钾难以应对进厂水乙硫醇浓度较高的情况,而过高投量的高锰酸钾会产生出水色度升高和资源浪费的问题,因此采用高锰酸钾预氧化只能应对进水乙硫醇较低的情况. 特别是在水厂不具备长时间氧化条件的情况下,预氧化只能与混凝同时进行时, 1 mg/L的高锰酸钾能应对的乙硫醇浓度在25μg/L左右.
2.1.2 　土嗅素和2–MIB 的KMnO4 氧化去除
图2 表示了去离子水条件下,高锰酸钾对土嗅素和2–MIB 的氧化过程. 从中可以看出,高锰酸钾在去离子水中对土嗅素和2–MIB 的去除效果并不理想,去除率都不到20 % ,且氧化反应速度缓慢,这与文献中的研究结果相一致,因此土嗅素和2–MIB不适宜用氧化技术去除.

2．2 　典型致嗅物质的活性炭吸附技术
2．2．1 　乙硫醇的粉末炭去除效果
图3 表示了投加量为10 mg/L时,粉末活性炭对乙硫醇的去除情况. 可以看出,无论原水还是去离子水条件下,乙硫醇的活性炭去除效果都不好, 30 min后,乙硫醇浓度的下降速率和空白样的浓度下降速率基本一致,去除率仅为32 % , 30～120 min 内乙硫醇浓度的下降主要是水样自身挥发所致.


2．2．2 　土嗅素和2–MIB 的活性炭吸附去除效果
图4 表示了去离子水条件下粉末活性炭吸附土嗅素和2–MIB 的吸附过程,可以看出,粉末活性炭对土嗅素和2–MIB 有很好的去除效果. 粉末活性炭对土嗅素的吸附作用主要在前60 min ,对2–MIB 的吸附作用主要在前180 min ,土嗅素浓度达到平衡所需要的时间明显小于2–MIB 浓度达到平衡所需要的时间. 可见粉末活性炭对土嗅素的吸附效果好于2–MIB ,这主要是由于土嗅素具有类似苯环的结构,易于被活性炭吸附.
另外,考虑在原水条件下有机物的竞争吸附作用,活性炭去除嗅味的效果将受到影响,并且水厂不具备长时间吸附条件时,当原水中土嗅素、2–MIB等微生物代谢产物类致嗅物质浓度< 30 ng/L ,不含有硫醇硫醚类致嗅物质时,可以采用强化混凝+ 粉末活性炭吸附的强化常规工艺去除.

2．3 　典型致嗅物质的臭氧活性炭组合技术
2．3．1 　乙硫醇的臭氧活性炭去除效果
图5 表示了臭氧活性炭对乙硫醇的去除特性,从中可以看出,随着臭氧投加量的增加,乙硫醇的去除率一直增加,当臭氧投加量(O3/水) > 2.5 mg/L以后,乙硫醇的去除率增加变得缓慢. 这是由于当臭氧投加量(O3/水) > 3 mg/L时,臭氧接触塔的传质效率下降,大部分臭氧随尾气溢出所导致的. 同时,臭氧活性炭对乙硫醇的去除主要通过臭氧实现,活性炭能发挥的作用有限;进一步说明乙硫醇易于被氧化去除,而不易被活性炭吸附去除.
另外,从图5 中还可以看出,臭氧活性炭工艺可以应对较高的进水乙硫醇浓度,但当进水中乙硫醇的浓度> 150μg/L时,臭氧活性炭的出水很难达到嗅阈值以下,因此要在进水口处增加预高锰酸钾氧化工艺.
2.3.2 　土嗅素和2–MIB 的臭氧活性炭去除效果
图6 表示了不同臭氧投量下土嗅素和2–MIB 的去除效果. 从中可见,随着有效臭氧投加量的增加,臭氧活性炭出水的土嗅素和2–MIB 浓度随之下降.当有效臭氧投加量(O3/水) > 2 mg/L时,臭氧活性炭工艺对土嗅素和2–MIB 的去除效果影响不大. 同时当有效臭氧投加量> 2 mg/L时,单独的活性炭对于土嗅素的去除效果有所下降,这是可能由于在臭氧的作用下,水中的其他有机物的可生物降解与吸附性能增强,与土嗅素发生竞争吸附作用的结果.

　臭氧活性炭可以应对进水土嗅素或2–MIB 浓度> 20 ng/L时的异嗅问题,但当进水土嗅素或2–MIB的进水浓度> 100 ng/L时,臭氧活性炭工艺出水土嗅素或2–MIB 很难降低到嗅阈值以下. 此时,应该根据需要在进水口或者于混凝池投加粉末活性炭进行预处理.
3 　结论
(1) 乙硫醇等硫醇硫醚类致嗅物质的还原性、极性较强、易被氧

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国际化大都市生活饮用水的浑浊度一般都达到了较高的水平，浑浊度一般都低于0.3，部分城市生活饮用水的浑浊度甚至低于0.1。日本东京则明确要求进入配水系统的入口处浊度＜0.1NTU。
由于浑浊度的不断降低，更精确地描述饮用水浑浊度的要求也越来越高。颗粒计数仪的应用因此日益迫切。激光颗粒计数仪得到快速发展和应用。其原理是，每一个颗粒通过激光光束时，均引起一个电压脉冲信号，其数量和强度代表了颗粒的数量和直径大小，颗粒数目和直径大小由不同的测量频道获得。它可以定量监测颗粒物的数目和大小。
3．2嗅味类有机物
饮用水中的异嗅、异味是由原水、水处理或输水过程中微生物污染和化学污染引起。水的异嗅、异味表明水中可能含有某些污染物或水处理、水的输送不当。在未明确原因以前，不宜饮用。随着色谱—质谱(GC—MS)技术的发展，现已能测出水中产生嗅味物质10余种，主要有2-甲基异冰片(2-MIB)、1,10-二甲基-9-十氢萘醇(或称为土味素(GSM))、2-乙丁基-3-甲氧基吡嗪(IBMP)、2-乙丙基-3-甲氧基吡嗪(IPMJP)、2,4,6-三氯茴香醚(TCA)和三甲基胺等。
国际化大都市对生活饮用水的嗅味等提出了更高的要求，如东京对出厂水中两种产生泥土气味的化合物：土臭素（geosmin）和2-甲基异冰片[2-methylisoborneol（2-MIB）]均进行了监控。在饮用水水质标准参数中规定：采用粉末活性炭处理，要求土臭素和2-甲基异冰片含量＜0.02μg/L；而采用颗粒活性炭处理，要求这两种化合物的含量＜0.01μg/L。

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上海市饮用水中痕量土臭素和二甲基异冰片年变化规律及来源研究
马晓雁1，高乃云H，李青松1，刘成1，顾国芬2
(1．同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室，上海200092；2．上海市杨树浦水厂水质分析室，上海200092)
摘要：采用液液微萃取．气相色谱，质谱联用测定饮用水中痕量异嗅物质——土臭素(geosmin，GSM)和二甲基异冰片(2-Methylisobomeol，2-MIB或MIB)．对上海市饮用水水源以及某水厂工艺出水进行调查发现，土霉昧的来源主要为2一MIB，异嗅问题暴发季节为7一10月，7、8月份达到顶峰，原水中2一MIB的最高检出浓度可达152．82 ng／L。水厂出水中最高检出浓度为97．94 ng／L．初步的来源分析推断2–MIB为水中颤藻的代谢产物．
关键词：异嗅物质；土臭素；二甲基异冰片；气相色谱．质谱；饮用水
中圈分类号：X131．2；TU991．25文献标识码：A文章编号：0250-3301(2008)04一0902．07
造成饮用水异嗅味的原因大致可分为2类：一类是自然因素，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的；另一类是人为因素，主要是人类将能够导致臭味的工业废水或者生活污水直接排入水体造成．Suffet等将导致臭与味的物质及特性整理成嗅味轮状图，指出土霉味是水中最为常见的异嗅问题，造成土霉味的化合物主要有土臭素[又称反一1，10．二甲基．反．萘烷醇(geosmin，trans．1，10一dimethyl—trans．9．decalol，GSM]、2．甲基异冰片[又称二甲基异莰醇
(2-methylisobomeol，2-MIB或MIB)]，此外还有2–异丙基．甲氧基吡嗪(2．isopropyl．3．methoxypyrazine，IPMP)、2一异丁基．甲氧基吡嗪(2一isobutyl．3．methoxypyrazine，IBMP)及2，3，6．三氯代茴香醚(2，3，6一trichlomanisole，TCA)等．
土臭素为土味物质，其嗅阈值约为1—10 ng／L．二甲基异冰片为霉味物质，其嗅阈值约为5一lOng／L，2种物质嗅阈值的确定与温度等具体的环境因素有关。因此有关文献忙1的报道值有所不同．土臭素和二甲基异冰片均为饱和的环叔醇类物质，其分子结构和性质见表1．有报道指出，GSM和2–MIB主要为蓝绿藻、放线菌和真菌的分泌物，具有挥发性．
由于嗅阈值非常低，且多为挥发性或半挥发性有机物，所以对该物质的检测具有一定的难度．目前，检测该物质的方法主要可分为感官分析法和仪器分析法，感官分析法主要是依靠人类的感觉器官对嗅味强度进行等级评定；仪器分析方法主要利用分析仪器进行检测，如气相色谱、气相色谱，质谱联用．液液萃取是一种简便、快速的对异嗅物质进行预处理的方法，本研究采用液液微萃取．气相色谱／质谱联用分析GSM和2–MIB．

1材料与方法
1．1实验仪器
QP2010S气相色谱质谱仪(岛津，日本)，RTX．5MS毛细管柱(30 mmX 0．25 mm ID×0．25 ptm)．CJ型四连恒温磁力搅拌器(江苏)．
1．2试剂、标准品
GSM和2．MIB为标准品，购于Signm．Adrich试剂公司，纯度≥98％；氯代辛烷(1-chlorooctane)为标准品，购自Flucka公司，正己烷为色谱纯，购自Sigma．Adrich公司，纯度≥95％；实验用水为Milli．Q超纯水(18．2 MQ)，实验所用其它试剂NaCI和Na2S04为分析纯，使用前分别经105℃，4000C烘干．标准储备液的制备：使用微量进样器精确量取一定量的GSM和2–MIB，将其溶解于超纯水中，配制成10 mg／L的标准储备液．
1．3实验方法
1．3．1萃取过程
取200 mL水样，置于200 mL容量瓶中，操作过程中使水样沿瓶壁流下，尽量避免搅动造成的曝气．根据实验需要加入一定量NaCI和Na2SO4．向水样中加入10mL内标物氯代辛烷溶液(浓度50 ng／L)，然后加入1 mL正己烷溶液，搅拌萃取一定时间，静置10 min

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后，取上层正己烷溶液，经过无水硫酸钠干燥后，GC–MS进样分析，进样量lmL．
1．3．2色谱条件
升温程序为60℃(1 min)，以15℃／min的升温速率升温至180℃，保留0．5 min，然后以40℃／min的速率升温到280℃．进样口温度为200℃，离子源200℃，接口温度250℃，70 eV，无分流进样模式，柱流量1．5 mL／min．选择离子检测模式．保留时间和特征离子定性，内标法定量．2-MIB的特征离子为95，保留时间为7．180 min；GSM的特征离子为112，保留时间为9．709 min；内标一氯辛烷的特征离子93，保留时间为5．673 min．图1为2．MIB和GSM的色谱图．

2结果与讨论
2．1液液微萃取
本试验所采用的样品前处理技术为液液微萃取(1iquid—liquid microextraetion，LLME)，该技术是随着环境分析技术的进步而发展起来的一种快速、准确、灵敏度高、环境友好的样品前处理技术，与传统液–液萃取相比，采用小体积有机溶剂，使有机相中欲测组分浓缩程度大大提高．
分别配制浓度为5、10、20、50、100、250、500、750、1 000 ng／L的2–MIB和GSM溶液，采用液液微萃取预处理，有机相进行质谱分析(图2)，绘制2-MIB和GSM的标准曲线(表2)．
液液微萃取．气质联用分析2．MIB和GSM的最

低检出限分别可达5和1 ng／L，2–MIB的检出限稍高于GSM，可能是由于2–MIB的热不稳定性造成的，2-MIB为类似五角环结构，具有热不稳定性，在较高的温度条件下易分解损失．气质联用的普通热进样口使一定体积的样品在高温下瞬间气化，因此有可能造成2–MIB的分解，从而导致检出限的升高．另外，2一MIB的萃取效率低于GSM也可能是造成2–MIB检出限较高的原因．

2．2纯水加标回收
本试验采用恒温磁力搅拌器及200 mL容量瓶为液液微萃取装置，设定搅拌时间10 min，转速1 200r／min，加入一定量的NaCl，萃取温度为25℃，分别调节水样pH值为3—6左右．对GSM和2–MIB进行加标实验．
由表3可知，当加标浓度为分别为50～500 ng／L时，2–MIB回收率可达45％以上，最高为62．9％，相对标准偏差均小于10．0％；GSM回收率最高可达85．1％，相对标准偏差小于10．0％．同样加标浓度的情况下，GSM的回收率明显高于2–MIB，主要是由于GSM的水溶性较2–MIB更弱，更易溶于有机溶剂造成的．此外，随着加标浓度的提高，2–MIB和GSM的回收率呈现上升的趋势，当浓度升至375 ng／L后，回收率趋于平缓．

2．3水中异嗅物质调查
2．3．1原水调查结果
松浦原水厂是上海黄浦江上游引水工程的取水泵站，位于黄浦江松浦大桥下游约2km处，取水量占上海自来水厂原水量的75％左右．近年来，黄浦江上游的污染日趋严重，取水口水质逐步变差，全年均属于Ⅲ类水体标准．黄浦江原水调查对象为松浦取水口原水、杨树浦水厂原水等．杨树浦水厂的原水来自松浦取水口，原水经45 km的输水渠道送至杨树浦水厂，停留时间约11—12 h，中途具有跌水曝气过程．原水水质指标见表4．
图3揭示了2006年黄浦江原水中异嗅物质含量的变化情况，对比了松浦原水与杨树浦水厂原水中异嗅物质含量．由图3可见，2一MIB在不同的月份，浓度变化较大。7、8、9月是黄浦江原水发生2–MIB污染的主要月份，污染在7、8月份达到顶峰(图中7、7’
分别为7月15日、24 13测定结果，其它月份取样时间均为15日)．松浦原水中2一MIB的最高月平均含量

为139．27 ng／L，在8月份达到；单次检出浓度发生在7月末，为152．82 ng／L，11月后降至10 n#L以下．杨树浦水厂原水中最高月平均含量为78．44 ng／L，最高单次检出浓度发生在8月，为79．72 ng／L，11月之后降至10 ng／L以下．松浦原水和杨树浦水厂原水中2–MIB具有一致的变化趋势，当含量低于10 ng／L时，两原水中的含量非常接近；当2–MIB大暴发的季节，明显可见松浦原水中的含量高于杨树浦原水中的含量，主要原因在于松浦和杨树浦原水虽来自同一水源——黄浦江，并且都取自松浦取水口，但是杨树浦水厂的原水经过45 km的输水管道到达水厂，输水管道适当的曝气导致2–MIB的损失，可见曝气对于异嗅物质的去除具有一定的效果，可达到40％．也可能管道中发生微生物作用造成2–MIB的降解，但能够降解二甲基异冰片的微生物种类较少，且需要较长时间培养富集才能达到明显的去除效果，因此微生物降解作用基本可以忽略。
由图3还可看出，黄浦江原水中GSM的含量较低，全年处于10ng／L以下．因此可以得出结论，黄浦江不存在GSM造成的异嗅物质污染．
黄浦江的异嗅物质调查表明，秋季2–MIB造成的污染确实存在．原水调查部分色谱图见图4、5．图4中曲线分别为6、7、8、9、10和11月黄浦江原水中2一MIB的色谱图．由图4可见，8月份2–MIB(保留时间7–180 min)峰面积及峰高最大，原水中2–MIB的含量在8月份达到顶峰．图5中曲线分别为6—11月黄浦江原水中GsM(保留时间9–709 min)的色谱图．

2．3．2上海市某水厂异嗅物质调查结果
上海市杨树浦水厂位于杨浦区，以黄浦江水为水源，日生产能力为140万m3/d，是上海市主要的自来水厂之一．其工艺流程见图6，①一④分别为本实验取样点位置．常规处理工艺饮用水水质指标如表5所示．

由表5可见，常规工艺对浊度的控制效果最好，去除率可达到95％以上，对有机物指标UV254、CODMn、TOC也有一定的去除效果，约为20％、30％．
图7为杨树浦水厂常规工艺中2一MIB的年变化规律．由图7可见，7一10月份是2一MIB含量较高的时期，8月份含量达到顶峰，出水中2–MIB的浓度为97．94 ng／L，远远超出2–MIB的嗅阈值．由原水、沉淀水、滤后水和出水曲线的对比可见，在异嗅物质暴发
的季节，7月份2–MIB含量由高至低的顺序为原水>滤后水>沉淀水>出水，8月份含量顺序为出水>沉淀水>原水>滤后水，9月份含量顺序为出水>原水>沉淀水>滤后水，其它2一MIB含量较低的月份，各工艺段出水中2–MIB的含量几乎相同，可见常规工艺对2–MIB基本没有去除效果．至于出水高于原水中含量的现象则说明水厂某些工艺段对2–M1B没有去除效果，反而有产生2–MIB的可能，为此对水厂处理单元进行了观察，发现沉淀池池壁生长有大量藻类．大量藻类粘附于水处理构筑物上，其分泌物可能造成异嗅物质2–MIB浓度升高，主要的原因水厂在水处理过程中对水处理构筑物的维护和管理存在问题．此外，水厂预氧化工艺对藻类等微生物细胞的破坏，导致胞内2–MIB的释放也可能是造成出水2–MIB浓度高于原水的原因．
图8为杨树浦水厂常规工艺各处理单元中GSM年变化曲线．可见GSM全年含量均低于10 ng／L，在

5 ng／L上下浮动，低于嗅阈值，未对饮用水造成污染．
水厂水处理单元出水调查表明，夏季是2–MIB浓

度较高的时期，最高浓度接近100ng/L，最低浓度19．02 ng／L，由它造成的土霉味能够被人明显的感知，因此为保证供水质量，须在异嗅暴发的月份中适当采取必要的措施，减少2–MIB等造成嗅味的污染物含量，诸如投加粉末活性炭等措施，将其含量降低至嗅阈值以下，改善饮用水感官指标，确保用水安全．
图9为2006年杨树浦水厂常规工艺各处理单元2–MIB和GSM的平均浓度．对于GSM，年平均浓度低于5 ng/L，低于嗅阈值．对于2–MIB，年平均浓度高于20 ng／L，其造成的嗅味污染不容忽视．由图9可见，混凝沉淀对其具有一定的去除效果，约为20％左右，主要是混凝沉淀对微小的产2–MIB微生物具有一定的去除效果，去除部分基本为胞内2-MIB．后续处理过滤单元出水和出水中2–MIB的浓度回升，甚至出现出水中浓度高于原水浓度的现象，可能是由于水处理单元中产2一MIB微生物的再度繁殖，也可能是胞内2–MIB的释放造成．

2．3．3饮用水中2–MIB来源调查
在2–MIB浓度较高的月份对黄浦江原水进行微生物镜检，初步分析2–MIB主要来源于颤藻，如图10 所示．
颤藻属蓝藻门，藻体单列细胞，不分枝，单生或结成棉絮状团块，藻丝无胶鞘或具极薄的胶鞘，细胞呈柱状或盘状，主要能产生腐败臭、霉味、青草味、藻臭．
3结论
(1)液液微萃取一气质联用分析2–MIB和GSM的加标试验中，2种物质的回收率可达60％．80％，检出限分别为5和1 ng／L，可以达到令人满意的效果，因此液液微萃取．气质联用分析饮用水中痕量存在的异嗅物质是一种有效、快速的方法．

(2)对上海市饮用水原水及水厂工艺出水的调查结果发现存在较为严重的异嗅问题，且造成异嗅的主要物质为2–MIB．7．10月份是饮用水中2一MIB含量较高的月份，原水中最高检出浓度为152．82ng/L，水厂出水中最高检出浓度为97．94ng／L，远远超出2-MIB的嗅阈值，因此水厂有必要在适当的季节采取措施对饮用水中异嗅问题进行控制．
(3)初步推断上海市饮用水中2一MIB的来源于颤藻等微生物的代谢活动，但还须进一步的试验，如微生物培养等进行证实．

梦岩

包头给水处理厂以黄河地表水为水源，针对该厂冬季出厂水中存在比较重的嗅和味的问题，论文对黄河原水、平原水库水、进厂水、处理水水质进行了长期监测，分析了该厂冬季出厂水中异臭味的产生原因，并对导致异臭味的物质种类进行了鉴别及定量分析。研究结果表明，黄河源水总氮、总磷处于较高水平，氨氮浓度约有半年的时间超过国家地表水Ⅴ类标准，而且在冬季给水异嗅味严重的时期，高锰酸盐指数达到全年的最低值4mg／L左右，其全年平均为12mg／L。平原调蓄水库中总磷平均浓度为0.045mg／L；总氮平均浓度为5.34mg／L；总锰的平均浓度为0.15mg／L，平原水库中藻类浓度为1.0×105个／L～1.3×108个／L，以绿藻门、硅藻门、隐藻门中的属为主。对水库中异臭味物质进行分析测定，测定结果表明，在冬季时期，水中的异臭味物质主要有2-甲基异-2-茨醇(MIB)、2,3,6-三氯苯甲醚(TCA)、3-异丙基-3-甲氧基吡嗪(IPMP)、地霉素(Geosmin)、3-异丁基-3-甲氧基吡嗪(IBMP)，这些异臭味主要来源于水中藻类物质的分泌物，其含量均超过其阈值数倍至几十倍。就季节变化而言，平原水库水中的异味...更多物质浓度呈现冬秋季高，春季低，夏季几乎不存在的分布规律。冬季水库冰封后，水体中较高的氮、磷、总锰含量为藻类生长提供了较好的营养条件，这些藻类在水体中产生的分泌物在封冻的条件下难以挥发，形成异臭味物质在水体中过度积累，且通过后续常规处理工艺难以去除，从而在冬季出现水中产生异臭味较重的现象。此外，原水中的氨氮通过常规给水处理工艺难以得到有效去除，冬季水厂处理水的氨氮浓度为2～4mg／L，氯消毒过程中产生的包括二氯胺、三氯胺在内的化合性氯，也加剧了处理水的异臭味。

梦岩

由于饮用水水源受到污染,传统的水处理工艺正面临着严峻的挑战,水质成为保障城市供水安全的关键性因素。本文在对济南市两种类型受污染水库水源水的水质特征进行分析研究的基础上,从水源水水质改善、常规工艺强化、深度处理等方面对源水处理关键技术进行了探讨。主要研究内容及结果如下: 1、分析评价了济南市主要饮用水源山区水库和引黄水库的常规化学指标、挥发、半挥发性有机物指标、异味物质指标和藻类污染指标,结果显示二者均受到较重的有机污染和藻污染,水质呈现高藻高有机污染特性,导致水体有明显异味。 2、分析了现有给水常规处理工艺的净水能力。通过水厂出水水质指标测试分析,结果显示现有工艺对遭受藻类污染的水库水的水质净化能力有限。混凝、消毒单个工序对胞外藻毒素的去除率维持在18-44%,砂滤没有去除效果,常规工艺对胞外藻毒素的平均去除效率为28%;混凝、砂滤、消毒单元工序对总藻毒素的去除率维持在30%以内,传统工艺对总藻毒素平均去除62%。 监测数据也表明现有工艺对异味物质的去除几乎没有效果。引黄水库出水经水厂