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饮用水味的来源及产生
饮用水中嗅味主要由水中的腐殖质等有机物，藻类，放线菌和真
菌以及过量投氯引起，现已查明水中的主要致臭物质有土臭素，2-甲基异茨醇，2-异丁基-3-甲氧基呲嗪，2、4、6-三氯回香醚等，它们的阈值仅为0.01～0.05mg/L，根据有关资料，天然水体嗅味主要有草腥臭鱼腥臭，土臭、霉臭、油臭、金属臭等几大类致臭物，来源可分为三类。一是藻类等水生植物排出的代谢产物以及衰腐过程中产生的各类致臭物，主要是蓝藻中的胶网藻、颤藻、项圈藻和硅藻中的针杆础藻；二是放线菌、真菌等产生的霉臭，腐败臭类物质；三是排入水体的工业化学污染物和溶解的矿物盐等。
通常产生嗅味的来源有以下几个原因：
1、        藻类腐败可产生青草，鱼腥和霉臭等气味，藻类死亡后多数会
引起讨厌的嗅味，有些活藻如蓝绿藻，裸藻（大量）也可产生嗅味。
2、        霉菌和放线菌可产生泥土味，霉嗅味。这些嗅味往往容易和藻
类生产时的嗅味相混淆。在不流动的水中，特别是大建筑物的给水管道中，因水流缓慢停滞，霉菌和放线菌有适合的生存环境，当早晨开启水龙头时就闻到一股讨厌的嗅味。
3、        铁菌和硫菌产生的沉淀物，在分解时会释放出特殊的气味，硫
菌会产生臭鸡蛋气味的硫化氢，有些地下水的硫氢浓度可达10 mg/l。
4、        水中的铁浓度大于0.3 mg/l时,会有若涩味。
5、        过量的氯化物和和硫酸盐会使饮用水带有咸味。
6、        水中的酚等也会产生嗅味，酚和游离氯化合时有明显的氯酚气
味，只要0.001 mg/l酚与氯反应就会有刺鼻的气味。
7、        大剂量的加氯一般不会有明显嗅味感觉，当氯与有机物反应或氯与氨反应时会有嗅味。
8、        亚氯酸盐浓度过高也会产生嗅味。
9、        水龙头水中释放出的二氧化氯与空气中的有机物反应而形成煤焦油和猫尿的异味。
10、        土臭素为土味物质，其嗅域值约为1~10ng/l，二甲基冰片为霉味物质，其嗅域值约为5~10ng/l，两种物质均为饱和环叔醇类物质，其主要来源为藻类、放线菌和真菌的分泌物，具有挥发性。
藻 类 产 生 的 嗅 味
菌/藻门        菌属/藻属、科        不同生长数量时的嗅味、异味
                中等        大量
放线菌        链放线菌        霉臭、土臭        霉臭、土臭
        小单胞菌        霉臭、土臭        霉臭、土臭
        项圈藻        腐败臭、霉臭        　
        蓝针藻        腐败臭、青草臭        　
        筒孢藻        腐败臭、青草臭        　
        顶孢藻        青草臭        　
        蓝束藻        腐败臭、青草臭        　
        念珠藻        腐败臭        　
        颤藻        霉臭、腐败臭        　
        胶鞘藻        霉臭、土臭        　
蓝藻        束丝藻        草、旱金莲、霉        腐败臭
        念珠藻        霉        腐败臭
        颤藻        草        霉臭、腐败臭
        鱼腥藻        草、旱金莲、霉        腐败臭
        项圈藻        —        草腥
        轮藻        臭鼬、大蒜        变质大蒜味
        小球藻        —        霉臭
        胶网藻        草、旱金莲        鱼腥
        衣藻        霉，草        鱼腥，腐败臭
硅藻        直链藻        天竺葵        霉臭
        针杆藻        草        霉臭
        小环藻        天竺葵        鱼腥
        星行硅藻        腐败臭        　
        等片硅藻        芳香臭        　
        脆杆硅藻        芳香臭        　
        扇形硅藻        腐败臭        　
        斜纹藻        鱼臭        　
        冠盘硅藻        鱼臭、芳香臭        　
        针杆硅藻        青草臭        　
        平板硅藻        鱼臭、芳香臭        　
金藻        黄群藻        黄瓜、香瓜、香        鱼腥
        锥囊藻        紫罗兰        鱼腥
        鱼鳞藻        紫罗兰        鱼腥
隐藻        隐藻        紫罗兰        紫罗兰
裸藻        裸藻        —        鱼腥

绿藻类


绿藻类        星行藻        青草臭        　
        衣藻        鱼臭、芳香臭        　
        小球藻        藻臭        　
        刚毛藻        腐败臭        　
        新月藻        青草臭        　
        鼓藻        青草臭        　
        胶球藻        鱼臭、青草臭        　
        空球藻        鱼臭        　
        盘藻        鱼臭        　
        实球藻        鱼臭        　
        盘星藻        青草臭        　
        栅列藻        青草臭        　
        水绵藻        青草臭        　
        叉星鼓藻        青草臭        　
        丝藻        青草臭        　
        团藻        鱼臭        　
褐色
鞭毛
藻类        隐藻        鱼臭        　
        钟罩藻        鱼臭        　
        鱼鳞藻        鱼臭、刺激臭        　
        合尾藻        鱼臭、刺激臭        　
        拟辐尾藻        腐败臭、鱼臭        　
涡鞭藻类        角甲藻        腐败臭、鱼臭        　
        薄甲藻        鱼臭        　
        多甲藻        鱼臭、刺激臭        　
原生动物        眼虫藻        鱼臭        　
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。（投加管内的流速不能小于1.5米/秒  炭浆的水与炭 0.1kgPAC/L。PAC泥浆如不经常混合或连续混合会固结，可能会堵塞输送管。混合装置应装有定时器，使其能按时间计划运行。）
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，用以去除水中的溶解有机碳（DOC），如天然有机物（NOM）、产生嗅味的化合物、消毒副产物（DBPs）、农药和其他有机污染物，而这些正是有碍人体健康而普通快滤池又难以去除的污染物。
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
原水水质微污染对水质的影响
一、水生植物对pH值的影响：
天然水体中的pH值主要取决于游离二氧化碳的含量及碳酸平衡。
CO2（溶解于水中）+H2O=HCO2- +H+=CO32-+2H+如果其它条件不变，CO2（溶解于水中）愈多，则pH值愈低。
水生生物对PH值亦有较大影响，水中微生物的呼吸作用可放出大量CO2，pH值降低。水生植物（包括藻类）的光合作用吸收CO2，则使pH值升高。在夜间光合作用停止，微生物及藻类进行呼吸时产生大量CO2，使pH值降低，由于藻、菌的作用，水体中的pH值不但出现昼夜变化，而且随季节变化和生物的垂直分布情况而变化。
二、湖泊 水库水体富营养污染的危害：
（1）、水质恶化：
     污染使湖水固有的物理特征遭到破坏。
1）、在富营养水体中生长着以蓝藻、绿藻为优势种类的大量水藻。由于表层水体悬浮着密集的水藻，使水质变得浑浊，水体透明度明显降低，湖水感官性状大大下降。藻类死亡后沉入水底，在细菌作用下分解，使湖水中的悬浮物和有机物的浓度增加。
2）、由于表层有密集的藻类，使阳光难以透射进入湖泊深层；而且阳光在穿射过程中被藻类吸收而衰减，因而溶解氧的来源也就随之减少。另外，藻类死后不断地腐烂分解，消耗深层水体中大量的溶解氧，使水体中溶解氧降低。
3）、水的色度、臭味增加。现已知道，蓝藻门的束丝藻属和鱼腥藻属、腔球藻属、绿藻门的空球藻属、硅藻门的针杆藻属均散发恶臭。
4）、某些藻类能够分泌、释放有毒物质，有害人体健康，如蓝藻门的不定腔球藻、铜锈微囊藻等分泌的藻毒素，长期饮用受污染的湖水还能引起饮用者患各种急性或慢性的疾病。（如： 肝癌 ）
5）、增加制水成本，降低制水效率。藻类胞体及胞外有机物会妨碍混凝过程。藻类的大量繁殖，会堵塞或穿透滤床滤层，易造成处理过程中的细菌重新生长。藻类有机物滞留在管网中，为细菌提供营养，造成细菌再繁殖，形成生物粘膜，引起管道腐蚀，使饮水水质下降。
6）、水藻产生的有机物是致突变物的前体物质，同时也可能是消毒副产物的前驱物。
（2）、水生生态系统破坏：
一旦水体出现富营养状态，水体正常的生态平衡被扰乱，生物种群量会显示出剧烈的波动，这种生物种类演替就会导致水生生物的稳定性和多样性的降低。
水体富营养化使水体失去原有功能，促使湖泊老化。
三、富营养化水体的治理：
当前一般采用的方法有：（1）清除湖底沉积物，将有机质丰富的底泥清除，防止底泥中的有机物分解溶出，再次污染水体。（2）在水体中养殖速水生植物，并及时收获，从而利用植物大量吸收水中氮、磷化合物降低水中营养水平，如不及时收获，腐烂后将严重影响水质。（3）通过养鱼或捕鱼也有一定功效。（4）大规模的水体更换。（5）在进水口处种植水生植物防止外来水污染。但以上方法都不能达到短期解决富营养化的要求。
四 、影响藻类代谢生长速度的主要环境因素：
（1）光—光是藻类生命活动能量的主要来源，没有光就没有光合作用，就不能产生构成细胞物质的有机物，所以对于藻类来说，光是特别重要的环境因子。影响藻类生命活动的光因子。影响藻类生命活动的光因子有光周期、光质和光照强度。（2）温度—对于多数藻类来说，其最适生长的温度为18℃—25℃。（3）营养—组成藻类细胞的各种元素都主要来自其环境中的无机物化合物。但多数情况下，藻类生长的限制性营养常为氮、磷无机营养。（4）毒物作用—毒物随废水或废物进入水体后对藻类生长产生毒性限制，造成生态平衡失调。（5）生作作用—在同一生态系统中的其它生物对藻类可产生多方面影响。
五、藻类对水处理的影响：
含藻原水进入净水厂后，会使水质发生变化，从而干扰水处理，对制水生产工艺、药耗以及构筑物池壁都会产生极大的不利影响，主要表现在以下几个方面。
1、对混凝的影响。在光和作用下，水中pH值升高，且由于藻类作用，溶解氧增加，矾花密度降低，沉淀去除率下降，导致需要投加的混凝剂增多，高藻水的处理需要消耗大量的混凝剂。此外，部分藻细胞易穿透絮凝体，破坏絮凝过程，导致出水有藻类污染物。
2、干扰过滤。藻类物质在滤池中可大量繁殖，会使滤料层堵塞，从而缩短过滤周期，导致反冲洗水用量增加，反洗频率加大，实际用水产量下降并影响出水水质。
3、对构筑物的影响。藻类细胞成层成黏质物，附在混凝土池壁表面，形成一层润滑层，既影响制水过程中的感官质量，又增加了洗池的频率和费用以及工人的劳动强度。另外，藻类对藻类混凝土池壁构成很大威胁，如长沙三水厂构筑物池壁由于藻类物质的长期腐蚀，至使池壁老化，反过来又给藻类物质的寄生繁殖、水垢青苔的附着生长，提供了有利的栖息场所。（生物黏泥的组成，主要是微生物、微生物代谢产物和水中悬浮物等。）
4、藻类致臭。藻类所分泌的臭味物质导致饮用水出现异味，水中藻细胞数量的增大也增加了氯的使用量，当水处理只氧化剂使用量较低时，不仅无法消除臭味的影响，有时还会和一些臭味有机物反应生成新的致臭物质。
藻类在代谢过程中易产生三卤甲烷的前驱物质，三卤甲烷是对人体具有潜在危害的致癌性物质。部分藻类在代谢过程或死亡后释放藻毒素，对生物体造成毒性和危害，常规的水处理工艺对毒素中常见而且危害较大肝毒素难于去除。藻类所产生的有机物质易造成微生物在水供给系统中重新生长。
六、混凝除藻：
虽然藻细胞密度的增大使原水中PH值升高，增加了混凝剂用量，甚至有时藻细胞个体还对混凝过程产生破坏。但是研究表明，常用混凝剂在除藻方面仍具有一定的效果，而且混凝仍是去除藻类的重要方法。
藻细胞表面电荷为负电荷，所以如果用阴离子混凝剂作为唯一的混凝剂对藻细胞没有任何作用，在藻类去除中，电性中和是起决定作用的。如使用三氯化铁作为混凝剂，会促进藻细胞对碳的吸收，而释放出更多的氧气，从而对混凝过程产生影响。混凝剂投加量对混凝效果也有影响，当投加过量后，藻细胞表明的负电荷在中和后，又重新带上正电荷而变稳定，重新稳定的藻细胞非常难于脱稳。
投加硫酸铝作为混凝剂可同时去除浊度和藻类，水中藻类数量小于1000个/mL时所需混凝剂量远大于3NTU时所需的量。原因是黏土类胶体在§电位为﹣5mV时既可完全脱稳，而藻类必须在§电位为0时才能脱稳。

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七、有机物相对分子质量分布特征：
水中的天然有机物根据化学结构和树脂在不同的PH值条件的相对亲和性，可分为酸性、碱性、中性的亲水性或憎水性有机物。
⑴、溶解性大分子有机物。水中溶解性大分子有机物包括腐殖质、蛋白质和多糖类物质。大分子有机物在水中多呈胶体的性质，相对小分子有机物有较强的憎水性，较易于吸附在固液面，易被混凝去除。
⑵、被大分子有机物包裹的颗粒。颗粒作为一种水质成分和它在水环境中的重要作用，近来受关注。在给水处理中，原水中无机类胶体和悬浮物有黏土、金属氧化物和氢化物、碳酸盐、石棉纤维等。有机类悬浮物和胶体包括细菌、病毒、原生物包囊、藻类及其大分子有机物。
⑶、生物态颗粒有机物和油的乳浊液。天然水体中生物态颗粒有机物主要是一些微生物（藻类、细菌）及其尸体（细胞碎片），也可能有动物和后生动物。此外，当水体受污染时水中也会出现油的乳浊液。水中的有机污染物与无机污染物一样，也存在零电荷点或等电荷点，藻类等电点为pH3～5，细菌为pH2～4，油滴为pH2～5。水源水体pH值一般为6～8，因此这类有机颗粒带负电。
八、混凝去除有机物的机理主要有三个方面：（1）、带正电的金属离子与带负电的有机物胶体发生电中和而脱稳凝聚；（2）、金属离子与溶解性有机物分子形成不溶性复合物而沉淀，（3）、是有机物在矾花表面的物理化学吸附。有机物形态不同，其去除机理也不一样。对于分子量大于10000的有机物，其形态呈胶体状态，主要靠机理1和3的作用去除，分子量愈大，憎水性愈强，愈易被吸附在矾花表面，去除率越高。对于分子量在1000～10000的有机物，其形态可能处于胶体和真溶液之间，去除机理主要是脱稳凝聚、聚合沉淀和表面吸附的综合作用，去除不彻底。分子量小于1000的有机物亲水性强，只能靠2和3机理去除一小部分。试验中出现的分子量低于500或1000的有机物在混凝后反而增加的原因可能是部分被大分子有机物或其它无机胶体吸附的小分子有机物在混凝过程中由于这些大分子有机物或胶体与金属离子络合而释放出来所致。
九、藻类有机物对混凝过滤过程的影响：
1）、中性和酸性多糖类物质是藻类新陈代谢和藻类细胞分解过程的最终产物，最富集于湖水中很难降解的物质。酸性多糖物质的分子链上含有—COOH和—OH官能团。
2）、不同种类的藻类以及同一种藻类在不同生长期所释放的有机物对水处理效果的影响不同。同一种藻类有机物中的大分子(分子量>2000)组分和小分子( 分子量<2000)组分对混凝过程的影响也有差别。但总的来说，低浓度的藻类有机物(<2mg/LDOC)对混凝过程不产生干扰或有改善混凝过程的作用，而高浓度的藻类有机物(>2mg/LDOC)则会干扰水处理过程，使出水水质变坏。试验还证明，在羧基(—COOH)邻们有羟基(—OH)的羧酸类化合物以及有类似结构的有机化合物对混凝过程有很大的干扰作用。
3）、藻类有机物对混凝过程的干扰可以通过一些技术措施得到削减：增加混凝剂铁盐投加量，使Fe3+/DOC>3;在体系中加入2mmo1/L 左右Ca离子或调节体系pH使其在等电点以下；加入氧化剂（如臭氧、氯），改变藻类有机物的结构。
(当藻浓度大于8*106~107干扰水质；5*105~106促进混凝)
十、藻类在水中的作用：
（1）、通过放氧的光合作用提高水体的供氧速率和溶氧的水平，促进有机物的好氧生物净化作用。（2）、在其繁殖中可大量同化水中的可溶性氮、磷无机物，减少水体的富养化污染。（3）、但是如不能有效地清除藻类细胞，可使水体中的COD、BOD、SS等浓度增加，部分藻类可产生藻毒素。
十 一、藻类在水处理中的危害：
1、藻及其分泌物是氯消毒副产物的重要前体。
2、某些藻类在一定的环境条件下产生藻毒素。
3、藻及其代谢产物对絮凝反应有明显的阻碍作用。
4、藻导致滤池阻塞。
十二、有机物对水处理的影响：
当水体受到有机物污染时，胶体的性质将发生一些变化，使其不同于无机胶体颗粒（无机黏土及其它无机成份），无机胶体颗粒有较大的表面积，对水中有机物有一定的吸附作用，同时具有离子交换能力，有机大分子如富里酸的交换能力强，由于水体中无机胶体颗粒表面对有机物的吸附作用，使无机胶体颗粒的带电特性发生变化，从而增加了胶体的电位，使胶体的稳定性增加，形成一个无机—有机复合体，由于它们存在各种表面电荷和作用力，所以将大大增加混凝剂的投加量。（富里酸的分子量大部分在500~2000）
亲水胶体（有机胶体）也具有双电层结构，但它的稳定主要是由它吸附的大量水分子所构成的水膜来决定的，胶体表面的电位对胶体稳定性的影响远小于水化膜的影响，水化膜作用是这种胶体稳定的重要原因。这主要是由于胶体的水化作用降低了胶体颗粒的比表明自由能，增加了胶粒稳定性。胶粒表明的水化作用对胶体的稳定作用表现在两个方面。（一）胶粒表明的水化作用影响胶粒之间的黏附强度，使形成的絮体易于破碎，去除率减低；（二）即使由于压缩双电层等作用使胶粒发生碰撞，胶粒由于有水化膜的保护作用，胶体也难以被混凝剂脱稳。
十三、沉后水藻类对滤池的影响：
美国的Pakmer教授研究了水中藻类对过滤效果的影响：
当藻类数量＜500个/mL不会引起滤池堵塞；
当藻类数量为500～1000个/ mL时，滤池有稍许堵塞；
当藻类数量为1000～2000个/mL时有明显堵塞；
当藻类数量＞2000个/mL时，会出现严重堵塞。
十四、水中有机物来源：
水源水中有机物污染可分为两类，天然有机物（NOM）和人式合成有机物（SOC）。天然有机物化合物是指动植物在自然循环过程中经腐烂分解所产生的物质，包括腐殖质、微生物分泌物，溶解的动物组织及其动物的废弃物等，也称为耗氧有机物或传统有机物。人工合成有机物大多为有毒有机污染物，其中包括三致有机污染物。
1、传统有机物也称自然环境的代谢物，如水生生物及其分泌物腐殖质等，典型的传统有机物不超过20种。天然水体中的传统有机物一般是指有机腐殖质。这些有机物质大部分呈胶体微粒状，部分呈真溶液状，部分呈悬浮物状。
（1）、腐殖质是动植物残体通过化学和生物降解以及微生物的合成作用形成的。腐殖质是一类亲水的酸性的多分散物质，其分子量在几百到数万之间。其组成可根据溶解性的不同分为三类如腐殖酸、富里酸及黑腐物。
（2）、耗氧有机物包括蛋白质、脂肪、氨基酸，碳水化合物等。耗氧有机物一般不具毒性，易为生物分解，这类有机物通过消耗水中大量的溶解氧恶化水质，破坏水体功能，水中耗氧有机物的分解常释放出营养物质—氮、磷、硫等会引起水体中水生植物与藻类的大量繁殖，容易引起水体的富营养化。
（3）、藻类有机物是藻类的分泌物及藻类尸体分解产物的总称。藻类在其生长过程中由于新陈代谢从体内排出的一些代谢残渣以及细胞分解的产物，即藻类分泌物，是从藻类中分离出来的一类有机物，其中一部分溶于水中，另一部分仍吸附在藻类表面。
   （4）、非溶解性有机物，水中的颗粒态有机物主要有被大分子有机物包裹的颗粒及生物态颗粒有机物和油的乳浊液。生物态颗粒有机物主要是一些微生物（藻类、细菌）及其尸体（细胞碎片），也可能有其它的有机碎片，原生动物和后生动物。
2、有毒有机物污染，有毒有机物污染物即人工合成有机物（SOC），具有以下特点：难于降解，在环境中有一定的残留水平，具有生物富  集性，三致（致突变、致畸变、致癌变）作用和毒性，相对于水体中的天然有机物，它们对公众的健康危害更大。医学中流行病学已查明，80%-90%的癌症与环境因素有关，而绝大多数致癌物则是有毒有机物。
微生物对出厂水的危害及影响
一 、微生物在水体中的作用：
（1）、微生物在水体自净中起着重要作用。（2）、微生物可提高水体生物生产力。（3）、微生物在水体污染严重的情况下可引起水体富养化或导致水体发臭。因此，研究水生微生物生态系统具有重要的社会、环境和经济意义。
二 、微生物在淡水生态系统中的主要生态学功能：
（1）、能降解死的有机物，释放出无机营养物，这些无机营养物可以作为初级生产者的原料。（2）、可以同化可溶生有机物并把它们重新引入食物网。（3）、能进行无机元素的循环。（4）、可以进光能自养和化能自养。（5）、细菌可以作为原生动物的食物。在些大面积深湖中不存在高等植物，那么水生微生物就是主要的初级生产者。
三 、水蚤在水中的作用及危害：
1、水蚤类动物能够吞食藻类、细菌及呈悬浮状有机物。
2、水蚤类动物能够分泌黏性物质，促进细小悬浮物产生的凝聚作用，使水澄清。
3、在管网的出现给用户带来了不良的感官影响，且是传播疾病的重要媒介，如血吸虫、线虫等水中致病的中间宿主，给用水安全带来很大的威胁。
四 、水蚤的生活习性及特点：
中引水厂原水中常见白色小虫为枝角类，统称水蚤，俗称红虫，体长一般为0.2~3mm。身体在左右侧扁、分节不明显，具有一块两片合成的甲壳，包被子于躯干两侧。头部有明显的黑色复眼，复眼四周有许多水晶体，第二触角十分发达，枝角状为主要游泳器官。
生活史：个体发育可分为四个时期：卵期、幼龄期、成熟期和成龄期。
环境：pH值6.5~8.5   水温18~25℃。
生殖有孤雌生殖和有性生殖，在温度适宜，食料丰富的良好环境，进行孤雌生殖，由单性产生的卵，卵黄少，卵膜薄称“夏卵”，不受精，可直接发育成蚤。在环境比较差的条件下，产生1~2个不透明的“冬卵”，其必须受精才能发育。
水蚤具有明显的趋光性（既在光照强度高的情况下做背光运动，在光照强度底的情况下做向光运动），光线的刺激可以引起水蚤的昼夜垂直移动，如中剑水蚤夜间分布在水体的表层，而白天分布主要取决于水体的透明度，（在贫营养湖中昼间可降至30~40m的水深处，而在水色很深的富营养湖中仅在2~4m的水深处）。另研究表明，剑水蚤的桡足幼体垂直、迁移能力较成体弱，至于无节幼体几乎无垂直移动的能力。
温度对大型水蚤寿命的影响
温度（摄氏度）        平均心跳次数（次/s）        平均寿命（天）
8        1.69        108.18
18        4.26        41.62
28        6.48        25.59

温度对大型水蚤繁殖的影响
温度（摄氏度）        生殖速率/繁殖胎数（10天）        生殖量/最高卵数（平均胎）        平均寿命（天）        产卵量（10天）
15        2.7        44.6        50        120.4
20        3.0        37.0        37        111.0
25        4.4        26.3        30        115.7
在70C时的生殖量比250C时约高6倍
  
大型水蚤                     剑水蚤
摇蚊虫（红虫）
一、摇蚊幼虫的生活习性及分布：
摇蚊分属昆虫双翅目摇蚊科，由于身体内含有血红蛋白而成红色。摇蚊的生活史经过卵—幼虫—蛹—成虫四个阶段。有的两年只有一个世代，有的一年却有七个世代，但大多数每年有两个世代，第一个在春季（5—6月），第二个在夏季（8—9月）。
摇蚊的卵产于水面，卵块内有300—700个卵。初卵的摇蚊幼虫具趋光性，经过3—6天浮游生活后，转入底栖生活，利用藻类、腐屑、细沙、淤泥、唾液腺所分泌丝状物筑巢，多数种类筑成两头开口的管型巢。随着幼虫转入底栖，幼虫由趋光性改为背光性。幼虫经四次蜕皮后进入蛹阶段，每蜕皮1次，体色加深，从淡红色、鲜红色、深红色至变成黑褐色的蛹。幼虫的食性，除了环足摇蚊属Cricotopus中某些专吃植物的种类外，其余种类可分肉食性与杂食性两大类。肉食性种类以甲壳类、寡毛类和其他摇蚊幼虫为食。而杂食性则以细菌、藻类、水生植物和小动物为食。幼虫摄食方式有：粘食、滤食、沉食、采食和捕食几种。
摇蚊分布很广，其幼虫几乎在任何水域中均可见到，它们适应性亦强，如在海拔3200余米的青海湖、海拔4000多米的西藏阿里班公湖附近均有分布。在阿塞拜疆，一年积雪达8个月之久的哈里湖，也有羽摇蚊的栖息。大多数种类幼虫生活在淡水中，但也有在盐份很高的水体中生活的，如盐生摇蚊T.gr.salinarius，它不但在氯离子浓度较高的青海湖中生存，也能在碱性苏打型的水体中生存。
二、摇蚊幼虫在水处理流程中的发生与分布规律：
天然水体污染程度的加重，直接导致底栖动物多样性明显降低，而适应富营养水体的摇蚊类水生昆虫在水体中却占优势地位，在水体富营养严重时常可发现大量的摇蚊科幼虫。摇蚊幼虫在水厂中的产生经由两个方面，一方面摇蚊在水源在地表水体水面产卵并在水中繁殖，大量的摇蚊幼虫及虫卵个体随着水流进入水处理系统，通过挂网实验发现进入水厂的原水中含有大量的摇蚊虫卵及低龄的幼虫；另一方面，摇蚊成虫在水处理流程中的沉淀池等敞开水面产卵并在水中繁殖。这两个形成因素协同作用，使得摇蚊幼虫污染问题很难通过单一的办法来解决。
摇蚊幼虫孳生要有理想的筑巢场所，观察发现在水处理工艺中平流沉淀池由于只有四壁可以适合幼虫的筑巢，所以摇蚊幼虫污染现象比较轻微；而对于斜板（斜管）沉淀池，由于斜板（斜管）表面粗糙，易于沉积矾花淤泥，因而摇蚊幼虫可以在斜板（斜管）上及沉淀池的池底利用絮凝体、泥土等筑巢，以水中的藻类、有机物为食，并羽化为摇蚊成虫；摇蚊成虫在沉淀池池壁上产卵，卵孵化成幼虫后，一些幼虫沉入池底生长，一些就随水流进入滤池。由于刚孵化的幼虫直径仅80um，对常规的滤池有可能穿透并进入清水池，就可能在清水池内进行二次繁殖或直接进入管网。
三、摇蚊幼虫污染防治技术：
1、物理防治：
物理防治是利用机械方法，以及声、光、电、温度等条件，捕杀、诱杀或驱除害虫。近年来，在这方面研究得较多的是光电诱杀，利用蚊虫的趋光性，用一定波长的灯光，将害虫诱来，再用灯外的高压电去杀，或用机电动力将蚊虫吸入网内。
2、化学防治：
化学药剂对生物的灭活作用主要是由于生物接触药剂后其体内的蛋白酶遭到破坏，不能参与氧化还原系统的活动，代谢机能发生障碍而引起的。化学药剂可通过吸附、渗透作用或直接破坏生物体壁的结构而进入到生物体中。药剂氧化性能的高低导致其在摇蚊幼虫灭活率方面的差异，需要有强氧化能力的化学药剂、并且有足够的作用时间，才能对其进行有效灭活。
3、环境防治：
环境防治是通过环境改造以防止或减少害虫的孳生繁殖。环境的治是对昆虫生态学的实际应用，它是根据害虫生物学的特点，对害虫生活环境治理，使之不利于害虫的生长、繁殖，而达到防治害虫的目的。
摇蚊幼虫以水中的有机物碎屑、细菌及藻类为食。强化混凝，通过投加聚丙烯酰胺助凝，控制待滤水浊度小于3NTU，可以提高原水中有机物和藻类等的去除率，减少幼虫的食物来源，使其生活环境质量下降，降低幼虫的生存机率；针对摇蚊幼虫可在沉淀池底泥中越冬生活的特点，增加冬季和秋季的大强度清洗工作，可以除去底泥中存在的摇蚊幼虫，抑制其再度生长繁殖；加强滤池管理，保证滤池的正常运行，滤池池壁要勤洗刷，对气水反冲洗滤池的池底水区要经常排空，以保持池体的清洁，同样可以减少摇蚊幼虫的滋生机率。
4、生物操纵技术：
“生物操纵”技术其内容就是利用生态系统食物链摄取原理和生物的相生相克关系，通过改变水体的生物群落结构来达到改善水质恢复生态平衡的目的。摇蚊幼虫是多数经济鱼类的优良天然饵料，在浮游阶段时，可被不少幼鱼摄取；当转入底栖时，则是底层鱼类鲤、鲫、青鱼等的良好铒料。鱼类属于水生生态系统中食物网的顶级消费者，放养大型不同食性的鱼类，势必影响鱼类的群落结构，并对其他生物群落，特别对饵料生物群落产生极大的影响，进而影响整个生态系统的结构和功能。所以利用生物种群间的捕食关系，从生态学的角度入手，可以通过生物操纵技术来抑制摇蚊幼虫的滋生。
周令等人对原水前加氯的情况下沉淀池养鱼的可行性进行了试验研究，试验鱼种采用鲫鱼鱼苗。结果表明：（1）、沉淀水余氯＜1.0mg/L，鱼苗在沉淀水中生长良好，没有出现不适应症状；（2）、鱼喜食摇蚊幼虫特别是老龄红虫，有利于灭蚊和控制红虫数量；（3）、几种鱼类配合放养，使鱼在沉淀池中呈立体分布，有利于消灭不同生活习性的各发育阶段的摇蚊幼虫；（4）、放养鱼苗的沉淀池出水浊度及氨氮含量与未放养鱼沉淀池出水相差不大，说明鱼的正常活动及其排泄物不会影响沉淀效果。
         摇蚊虫幼虫                  摇蚊虫

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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。  
常规处理
一、水温对絮凝效果的影响：
温度降低，水的黏度增大，从而增加水对絮凝体的撕裂作用，使絮凝体变的细小，不易分离: 水温过高，化学反应的速度加快，形成的絮凝体细小，并使絮凝体的水合作用增加，导致污泥含水量高，体积大，难处理。

mengyan197206

引用:

原帖由 mengyan197206 于 2008-5-24 14:35 发表
七、有机物相对分子质量分布特征：
水中的天然有机物根据化学结构和树脂在不同的PH值条件的相对亲和性，可分为酸性、碱性、中性的亲水性或憎水性有机物。
⑴、溶解性大分子有机物。水中溶解性大分子有机物包括腐殖 ...

密密麻麻们

cheng2009

版主们 看看是不是网站出现问题了 我怎么登陆不显示，也不让发新帖，但是却能回信息啊 ，是网站的过还是我的电脑有问题啊  请尽快解决

mengyan197206

2000年3月汉江发生继1992年2月，1998年2月之后的第三次水华。3月8~9日，湖北省环境监测中心对汉江中下游江段进行监测，结果发现，硅藻和绿藻为主要种类，二者均占总数的40%左右，蓝藻、裸藻、甲藻和隐藻均有出现，合计约占20%，多数藻类属中污型。水华本是指在静止的湖泊或死水中，因藻类大量繁殖，骤然呈几何级数增长，水体颜色加深的一种生物现象，出现在国内内河流域极为罕见。汉江水华的原因在于时值枯水期，江水流速减缓，沿江城市排放的污水中氮、磷等污染营养成分相对增高，加上光照、气温大幅回升，导致水体中藻类疯长。另据武汉大学夏军教授及其领导的课题组研究发现，南水北调中线工程实施后，汉江中下游多年平均径流量将减少1/3，加上全球气候变暖，汉江中下游污水排放量不断增加，汉江武汉段水质恶化的因素在宏观上将逐渐增强。

   汉江武汉段水体是武汉市的重要饮用水源。武汉市自来水公司的10座水厂中，就有宗关、白鹤嘴、琴断口、国棉4座水厂从汉江取水，负责汉口、汉阳等地的供水任务，日供水量164万立方米，占全市总供水量的56%。在汉江"水华"期间，公司汉江各水厂所采用的净水工艺对高藻水源水的处理无特效，为保证出厂水水质符合国家生活饮用水水质标准，不得不采取紧急预防措施，加大成本投入即增大投氯量、投矾量、厂自用水量，缩短滤池运行周期。由此增加的成本费用92年为160万元，98年增加到280万元，2000年又有提高。即使如此，由于处理过程中大量藻的死亡，使自来水中带有"腥味"，水质投诉电话有所增加。

   为了有效的预防可能越来越频繁的"水华"事件，控制制水成本，满足用户的用水要求，有必要找到一种切实可行、经济可靠的高藻水源水处理方法。为此特将国内目前出现的除藻技术作如下比较分析，以供参考。

    二、原水除藻单项工艺

    ㈠　试剂法

   ⒈ 预氧化作用

   ⑴ 氯预氧化

   氯消毒经济、有效、使用方便，应用历史最久，是目前国内采用最广泛的预氧化剂。采用氯预氧化可以明显提高对原水浊度和藻类的去除率，但有研究表明，由于原水中含有较多的腐殖质类天然有机物，而氯预氧化所需要的投加量较高，因而使用氯预氧化可能会在一定程度上导致消毒副产物（如三氯甲烷）浓度的增加，影响出厂水水质。

    ⑵ 臭氧预氧化

   臭氧氧化和消毒同样历史悠久，欧洲国家使用较多。在常用氧化剂中，臭氧是氧化能力最强的。在一定的浓度下，臭氧可以将相当多的有机物和无机还原性物质彻底氧化分解；在较低浓度下，也可以将大分子有机物氧化为小分子有机物，起到预氧化的作用。对于藻类的去除也有比较好的作用效果。

   臭氧极不稳定，分解是放出新生态氧：O3 = O2 + [O] 新生态氧具有强氧化能力,对顽强的微生物如病菌、芽孢等也有强大的杀伤力。臭氧的消毒能力之所以强，除氧化能力强以外，还可能由于渗入细胞壁能力强，亦可能由于臭氧破坏细菌有机体链状结构而导致细菌死亡。对藻类形态观察发现，臭氧对藻类具有较大的破坏作用。显微镜下经常可以见到氧化后断裂的残藻片段以及失去细胞质的空细胞壁，而对臭氧预氧化后未经过其它处理的水样检测发现，藻类数量仍然减少了30%~50%。

   臭氧化技术目前在国内应用还不多，尚存在一些有待解决的问题。首先是经济问题，臭氧消毒设备复杂，投资大，耗电量大，且需要边生产边使用，不能储存。其次，据近年来关于臭氧消毒和去除有机物可能产生的潜在危害的研究表明：A.含有有机物的水经过臭氧处理后，有可能将致突变物质或THMs的前驱物如腐殖酸等大分子有机物分解成小分子中间产物，而在这些中间产物中，也可能存在致突变物质，除非臭氧投量高到足以使全部有机物无机化（从费用上考虑是不现实的）。因而，若在臭氧化后再加氯化（臭氧在水中不稳定，容易消失，不能在管网中继续保持杀菌能力，故臭氧化后，通常还需加少量氯以维持水中一定的余氯量），水中THMs也许仍会产生甚至更多。B.在臭氧投量有限的情况下，不可能去除水中氨氮，因而水中有机氮含量高时，臭氧则把有机氮氧化成氨氮，致使水中的氨氮含量反而增高。C. 在臭氧的氧化作用下，有相当数量的藻类细胞的物理形态被破坏，细胞质外泄，甚至相当多的藻类整个藻体全被分解而引起藻类数量的减少。因而，如果使用臭氧预氧化，可能会增加水中溶解性有机物的含量，在有毒藻类存在时，可能会增加水中的藻毒素含量，引起水质的二次污染。

   实际使用中，常把臭氧与能够去除溶解性有机物的后续工艺如活性炭吸附等结合使用，来解决上述问题，其主要目的不在于消毒，而在于去除水中有机物。因为经臭氧化后，大分子有机物被臭氧分解成小分子中间产物，而这些中间产物易被活性炭吸附或活性炭表面生物所降解，其后再加氯消毒，就无THMs产生的危险。

    ⑶ 二氧化氯预氧化

   二氧化氯的氧化性比氯气强，剩余量更稳定，并能有效地控制水的色度、嗅味等。此外，二氧化氯的化学反应不同于氯，它与三氯甲烷（THMs）前驱物几乎不发生氯代反应，从而氯的消毒副产物可得到有效控制。国际上将二氧化氯列为饮用水AI级安全消毒剂。

   一般来说，二氧化氯用作预氧化剂的剂量是预氯化的所需剂量的30%~50%，研究表明[5]，当其投加量达到0.2mg/L时，对藻类有较好的杀灭效果，但对氨氮和亚硝酸盐的氧化效果不明显。对有机物和色度也几乎没有去除效果。二氧化氯能有效地控制藻类的生长以及因此而产生的异味。有研究认为其机理在于：二氧化氯能破坏藻类叶绿素中的吡咯环，使叶绿素失活，导致藻类无法进行新陈代谢而死亡。二氧化氯与藻类及其分泌物反应生成无嗅无味无毒的物质，并能够成功地控制霉味、鱼腥味以及防线菌带来的异味。有利于提高水厂出水品质，满足用户色、味、口感等要求。

   但有研究认为，二氧化氯用于水源水的预氧化，对后续的混凝效果有一定的不利影响。同时，当以二氧化氯作为预氧化时，若用臭氧消毒就会增加臭氧的消耗，因二者会互相反应产生额外消耗。所以，不能采用以二氧化氯作预氧化，以臭氧为消毒的处理工艺。

　　另外，据有关研究表明，稳定性二氧化氯预氧化对藻类和浊度都有较好的强化去除效果。所以，实际生产中最好采用现场制备二氧化氯。

   考虑到二氧化氯的运行成本比氯气高，可采用滤前投加ClO2除藻除嗅，而滤后仍可投加氯气保持残留，即达到了有效除藻除嗅杀菌的目的，保持余氯量，有能有效的控制THMs的生成。这种利用已有的氯气作原料生成二氧化氯来控制和除去来自地表水中的藻类和嗅味，减少THMs的方法适用于采用氯消毒工艺的老厂改造。

   ⑷ 过氧化氢预氧化

   过氧化氢是一种比较常见的氧化剂，其氧化还原电位比氯高，比二氧化氯和臭氧低。 与其它预氧化剂相比，过氧化氢具有一个独特的优势，即它本身的氧化产物为水，不会向水体增加任何副作用，而且目前也未见其氧化产生其它副产物的报道。过氧化氢有很好的浊度去除效果，除藻效果与二氧化氯、KMnO4接近。 采用过氧化氢作预氧化剂的杀藻实验目前还在进行中，有待对实验结果进行分析比较。

   ⑸ 高锰酸钾预氧化

   高锰酸钾也是一种常见的消毒剂和氧化剂，投加高锰酸钾可以有效提高藻类的去除率。但是，随着高锰酸钾投加量的增加，出水浊度也会随之增高。而且，高锰酸钾具有较重的颜色，投加后容易使水的色度增加甚至超标。另外，还要注意锰是否会超标。所以，从水质安全角度考虑，不宜采用高锰酸钾作预氧化剂，除非后续处理工艺能有效地去除色度和锰。

   另据武汉市自来水公司水质检测中心[2]试验表明，KMnO4氧化有机物的动力学过程是一个耗时的过程，若接触时间少于2小时则效果不甚明显，若能有5小时的接触时间则效果是令人满意的，但目前大部分水厂的净水工艺达不到该接触时间。

   ⑹ 硫酸铜杀藻

   以硫酸铜作为杀藻剂，是许多水厂曾经和现在采用的传统方法。但是据武汉市自来水公司水质检测中心[2]试验发现，同高锰酸钾一样，硫酸铜杀藻是一个较缓慢的过程，不可能象预氯化那样，在很短的时间里将藻杀死。此外，硫酸铜在水体中残留的时间很长，若不能在后续处理工艺中有效的去除，将对人和水生物均产生毒害。所以，我们认为投加硫酸铜杀藻不可取。

   ⒉ 加强混凝作用

   ⑴ 聚合氯化铝（PAC） 聚合氯化铝又名碱式氯化铝或羟基氯化铝。它是以铝灰或含铝矿物作为原料，采用酸溶或碱溶法加工制成。其分子式为 [Al2(OH)nCl6-n]m ，其中m为聚合度，单体为铝的羟基配合物 Al2(OH)nCl6-n ，通常n=1~5，m≤10。聚合氯化铝溶于水后，即形成聚合阳离子，对水中胶粒起电中和及架桥作用。由于藻类多带负电荷，PAC能较有效地使藻类与其它胶体颗粒脱稳絮凝。但是，原水含藻量过高时，形成的絮体较松散，不易下沉，不利于后续去除。

   ⑵ 聚丙烯酰胺（PAM） 聚丙烯酰胺是非离子型聚合物，是目前使用最为广泛的人工合成有机高分子混凝剂和助凝剂。

    聚丙烯酰胺的聚合度可高达20000~90000，相应的分子量高达150万~600万。它的混凝效果在于对固体表面具有强烈的吸附作用，在胶粒间形成桥联。聚丙烯酰胺每一链节中均含有一个酰胺基（－CONH2）。由于酰胺基之间的氢键作用，线形分子往往不能充分伸展开来，致使架桥作用削弱。为此，通常将PAM在碱性条件下（pH＞10）进行部分水解，生成阴离子型聚合物（HPAM）：PAM经部分水解后，部分酰胺基带负电荷，在静电斥力下，高分子得以充分伸展开来，吸附架桥作用得以充分发挥。由酰胺基转化为羧基的百分数称水解度，亦即y/x值。水解度过高，负电性过强，对絮凝也产生阻碍作用。一般控制水解度在30%~40%较好。通常以HPAM作助凝剂以配合铝盐或铁盐作用，效果明显。

    有机高分子混凝剂可能有毒性，PAM和HPAM的毒性主要在于单体丙烯酰胺。故产品中的单体残留量要严格按照有关规定控制。

   ⑶ HCA助凝剂

   HCA是近年发展起来的新型净水剂，是以二甲基二烯丙基氯化氨（Diallyl Dimethyl Ammonium Chloride 简称DMDAAC或FL45C）均聚而成的高分子阳离子聚电解质[8]，水溶性好，能完全溶解于水呈真溶液。HCA做助凝剂投加，有很好的降浊、除藻及去除有机物的作用，其用量仅为混凝剂用量的1%左右，能节省混凝剂约1/3用量。

    HCA的助凝作用机理是籍助聚合物本身含有的阳离子基团和活性吸附基团,对悬浮胶体和含负电荷的物质通过电中和及吸附架桥等作用使之失稳、絮凝。由于有机高分子有极高的聚合度，故其架桥作用远较多核型无机混凝剂强烈。由于藻类表面带负电荷，易与阳离子型HCA接触，使其絮凝成团，因而可加速其沉淀去除。

    使用无机混凝剂（如FeCl3）同时籍助HCA阳离子基团和活性吸附基团，可将藻类大量吸附下沉，提高混凝效果，对高藻水处理有明显效果，且适用的pH值范围也较广。有关实验证明，在保证出水水质的前提下，可节约药耗15%~30%，降低制水成本12.7%~23.6%，谒制了铝盐、液氯大量投加所带来的副作用。投加HCA后，池面浮藻明显减少，减轻可滤池的负担。HCA产品毒性低，投加量少，投加方式简单，运输、储存方便，是一种高效、经济、安全的净水材料。

   ⑷ 高铁酸盐复合药剂

   高铁酸盐复合药剂是铁的+6价化合物，具有氧化、絮凝、杀菌和吸附等多功能水处理效果，是一种很有发展前途的新型水处理药剂。在高铁酸盐复合药剂强化混凝过程中，高铁酸盐复合药剂的氧化性起主要作用。高铁酸盐复合药剂的氧化能力较强，能使水中有机物分解和破坏，而且，伴随其在水中分解过程，可能产生高正电多聚水解产物，最终形成Fe(OH)3胶体沉淀，使其不仅可以氧化水中某些有机物，而且可以通过吸附和共沉的协同作用去除水中的有机物[9]。因而，高铁酸盐预氧化对水中藻类具有优良的强化去除作用；随着pH值的降低，高铁酸盐的强化混凝除藻作用更加显著。

    影响高铁在水处理中推广应用的原因主要有两点：第一，产品制备复杂，成本颇高。目前的制备方法以化学法为主，均以获得高纯度的高铁固体产品为目的，导致过高的产品成本，因而没有形成生产规模。第二，高铁的液体产品极比稳定，在一般条件下即分解失效，不能作为一种商品存放和使用，更无法在水处理中应用。根据高铁酸盐的化学结构和性质，应采取电化学和特殊化学过程制备稳定性较高的高铁复合产品，开发出稳定高铁絮凝剂制备的设备系统，获取具有优势高铁酸盐与絮凝剂复合的现场与在线投加产品，具有强化的絮凝、氧化、吸附除污染与消毒杀菌的作用功能。

   ⒊ 吸附作用

   为去除水的嗅味、天然色度和合成溶解有机物、微污染物质等，活性炭吸附是有效的措施。大部分比较大的有机物分子、芳香族化合物和低分子量有机物有明显的去除效果。实践证明，活性炭可降低总有机碳TOC，总有机卤化物TOX和总三卤甲烷TTHM等指标。

    活性炭是用烟煤、褐煤、果壳或木屑等多种原料经碳化和活化过程制成的黑色多孔颗粒，其主要特性是比表面积大和孔隙构造。在制造活性碳的活化阶段，炭粒晶格间生成的空隙形成了各种形状和大小不同的细孔，其中大孔孔隙半径100~10000nm，中孔孔隙半径为2~100nm，小孔孔隙半径<2nm，大、中、小孔孔壁的中面积就是活性炭的总表面积，活性炭的强吸附性能主要发生在这些孔的表面上。活性炭的吸附量除与表面积有关外，还与细孔的形状、分布及表面的化学性质有关。一般情况，由于水处理的活性炭应具有适当比例的孔，以去除水中分子量（或分子直径）较大的吸附质。活性炭表面具有微弱的极性，不仅可以去除水中的非极性吸附质，还可以去除极性吸附质，甚至某些微量的金属离子及其化合物。

    水华期间，藻类大量繁殖，使水源带有色、臭、味。活性炭吸附是除色、臭、味最有效的方法之一。此外，活性炭用于由铁、锰及植物分解产物或由于有机污染而使水体带有的颜色的去除也是十分有效的。用活性炭去除水中微量有机氯及其产生的异臭味也是最为有效的方法之一。

    活性炭分为颗粒活性炭（GAC）和粉末活性炭（PAC）两种，尽管两者的颗粒大小不同，但因吸附性能决定于炭的孔隙大小和孔隙的表面积，所以吸附性能本质上没有差别。虽然如此，但在生产实际中，两种活性炭的使用方式却大不相同，下面分别进行介绍：

   ⑴　颗粒活性炭（GAC）

   颗粒活性炭的有效粒径一般为0.4~1.0mm，均匀系数约为1.4~2.0。颗粒活性炭的使用方式通常有以下三种[3]：

    第一种，用颗粒活性炭替换部分砂滤料，成为炭砂双层滤料滤池。采用这种方式，净化效果比单层好，可以减少反冲洗次数，降低反冲洗强度。目前在瑞士、日本、美国都有采用。由于仅用活性炭替换部分砂层，可以迅速投产使用。但是这种方式换炭较困难，一般只作为应急措施采用。

    第二种，用颗粒活性炭替换全部砂层，即活性炭吸附兼过滤。目前法国、美国、瑞士等国的水厂采用这种方式的活性炭吸附池也很多。

    第三种，在砂滤之后建独立的活性炭吸附池。先经砂滤，再经炭吸附池，可以延长活性炭对去除杀虫剂、酚、有机物产生的臭与味的使用周期，有效地利用活性炭的吸附性能。特别是在原水中含铁和锰时效果更为明显。目前美国、荷兰、日本有不少水厂采用这种形式。

    当水源受到生活水污染时，水中有机物及氨浓度增加，采用折点加氯法可能使出水中形成显著的氯氨味，用颗粒活性炭可以有效地去除氯氨味。还可以利用活性炭表面的微生物触氨，减少在水处理过程中形成的新的有机氯化物。

    采用颗粒活性炭吸附池处理水时，一定要考虑失效炭的再生。从国内外众多活性炭净化水厂的运转经验可知，颗粒活性炭吸附床的一次使用寿命一般为2~3年，有的更长些。由于在水厂内建造再生炉，基建费用较高，利用率低，在经济上不合算，因此活性炭再生通常由制造厂出租给水厂使用或将失效活性炭送到再生专业厂再生。较小的水厂也有在厂内采用小型再生设备的，如我国白银地区饮用水深度处理工程中采用直接电流加热再生炉，构造简单、操作方便、体积小、热效率高。另日本采用颗粒活性炭吸附池的水厂，一般均设有再生炉。

   ⑵　粉末活性炭（PAC）

   粉末活性炭的粒径一般为10~50μm，因其颗粒小，比表面积大，吸附速度较快，一般情况可与混凝过程相结合，直接投加到原水中，经混合吸附水中有机和无机杂质后，粘附在絮体上的炭粒大部分在沉淀池中成为污泥后排除，常应用于季节性水质恶化时的间歇处理以及粉末活性炭投加量不高时。粉末活性炭吸附效果特别显著，同时可增加絮凝矾花的核心作用[4]，提高悬浮颗粒的碰撞机会，可提高混凝工艺的处理效果，并有利于浮渣的去除。

    采用粉末活性炭吸附工艺，能降低水体中的溶解性有机物含量，同时粉末活性炭也能去除异嗅、异味物质，提高饮用水水质。

   ㈡　非试剂法

    ⒈ 滤网除藻

   1963年华东市政工程设计院与上海市自来水公司等进行了此项试验研究[13]，以太湖水为水源，滤网滤速达21～56cm/h ，相应水头损失2～13cm，由30次试验结果的平均值可见滤网除藻效率显著，除浊、除色、除耗氧量CODMn较差，混凝沉淀除藻不及滤网除藻。

     1980～1981年湖南大学、抚顺市建设局与自来水公司以大伙房水库水为原水，进行了除藻试验[14]，原水含藻平均203×103/L，在使用国产Ⅱ号网（经100，纬700）时，微滤机产水量可达30.7～127.2m3/h/m2，藻类去除率平均达61%，浮游动物去除率可达99.7%，水头损失5～15cm，微滤机冲洗水率1%，电耗每1000m3耗10kw/h。

   ⒉ 直接过滤法

    ⑴　常规滤池直接过滤

   采用在石英滤料表面敷设一定厚度的大颗粒无烟煤的方式，可以有效地缓解藻类对滤池的堵塞情况，延长滤池的过滤周期。无烟煤的颗粒粒径越大，滤池的工作周期越长。应注意的是对于敷设无烟煤滤料的滤池，应考虑反冲洗方式对滤料层结构和过滤效果的影响，选择适宜的反冲洗方式。

   ⑵　辐射流滤池直接过滤试验

   武汉工业大学进行过辐射流滤池直接过滤试验[11]，原水经加矾，加助滤剂聚丙烯酰胺后，进入旋流反应池，反应历时5min，然后经辐射流过滤器过滤，辐射过滤器平面呈扇形，圆心角为22 1/2度，圆心至滤床进水表面半径ro=400mm，滤床水平厚度800mm，垂直高度300mm。底部配水系统采用夹尼龙网的双层穿孔板，孔板开孔率为2%，采用均粒滤料，粒径1.00～1.25mm，以一双层滤料滤池作对比，双层滤池采用φ1.25～2.00mm的煤，厚400mm，φ0.5～1.0mm的砂，厚400mm。试验结果表明，由于采用了聚合氯化铝絮凝剂及聚丙烯酰胺助滤剂，除藻、除浊效果均较⑴中直接过滤为好，辐射流过滤是减速过滤，其净水效果与竖向流相近而略优。

   ⑶　流化床接触絮凝澄清池试验

   武汉工业大学进行的活性砂絮凝沉淀试验[12]，实质上流化床接触絮凝澄清（过滤）试验，其工作原理是上升水流中的微粒在微涡体运动场中，依靠活性砂表面吸附的高分子絮凝剂，具有大的表面和吸附力，通过架桥与网捕作用，截留水中微粒，试验装置见文献[6]。试验成果表明，悬砂浓度以12000mg/L为妥，液面上升速度以不大于3mm/s为妥，聚丙烯酰胺PAM投加量与投砂的重量比3:10000为宜，活性砂的成熟期1h，初期工作期8h、循环投砂期0.5h，后续工作期4h，该项设备经加斜管后，在高负荷下有防止上升水流挟带微粒的作用。

   ⒊ 浮选分离法

   气浮法由于分离效率高，并兼有向水中充氧曝气的作用，所以特别适用于处理低温、低浊、高藻、高色和受有机物污染的原水。工程应用及研究均表明，除分离无机及有机悬浮物外，气浮法对于水中溶解性有机物也有一定的去除效果。

    实际上，即使是在含沙量较大的江河水或混凝良好的水中，也还存同样适于为气浮法所去除的小沉速颗粒。更何况随着国内水环境受到日益严重的污染，许多河水兼有了江河水与湖、塘、水库水的水质特征，如含藻量增多、色臭味加重、并呈现季节性变化（如汉江水华现象），增加了混凝-沉淀-过滤工艺的处理难度。因此，将气浮工艺引入传统水处理流程中，可充分发挥气浮法与沉淀法各自的特点，以期获得较好的处理效果。

    实践表明，气浮工艺用于水厂改造，具有实用性强，应用面广、投资少、见效快等特点，可作为处理微污染江河饮用水的一种备选方法。对于缓解由于水源污染而造成的处理难度，改善供水水质，降低制水成本，具有普遍的意义和较高的应用价值。

   ⒋ 生物（接触氧化）预处理除藻

   1989～1991年中南设计院在武汉东湖水厂进行了生物接触氧化预处理除藻试验[15]，试验装置参见文献[15]。预处理池三级串联，内装3m高峰窝填料，由空压机供气，气水依次逆流、顺流、逆流接触。隐藻门、蓝藻门藻类易被氧化分解，去除率可达90%以上，但绿藻门中的栅裂藻不易氧化，去除率仅43.8%，硅藻由于硅壳难于完全分解，去除率仅为65.4%，气水比对水中溶解氧、水循环、生物膜更新都有影响，从而影响藻类的去除率，提高气水比，有利于提高藻的去除率。

    水温对除藻率的影响呈一次线性关系。水温低于20℃时，除藻率随藻负荷（藻负荷为单位体积填料每小时负担藻类的数量）提高而下降，但幅度不大，如当水温为5.5～10℃时，藻负荷自200×107 个／m3·h，上升到1380×107 个／m3·h，提高了69倍，而藻的去除率仅从83%下降至67%，可见生物处理对藻的去除有较好的稳定性。有资料说明，生物处理除藻的同时，氨氮的去除率达80%～95%，除浊率为48%～80%，除色度率为30%～60%，COD去除率为18%~26%，臭阈值冬季去除率为60%~70%，Ames致突变率有所减弱[16]。

   ⒌ 光氧化法

   光氧化法是指在可见光或是紫外光（UV）作用下进行的光化学、光催化或是光敏化的氧化过程，也称为高级氧化法（AOPs）[7]。

   ⑴　光化学氧化

   光化学氧化是指加入水体中的O3、H2O2和O2等氧化剂在紫外光作用下，产生羟基自由基（·OH）强氧化性物质，大幅度地加快对水体中的有机物污染物的降解作用。光化学氧化能力与反应速率远远大于单独使用氧化剂的氧化能力。为了产生·OH自由基和活化有机物，光化学需要较大的离解能。短波长的紫外光（波长为200~280nm）产生·OH自由基最为有效，使用最广泛的紫外光光源是低压阴离子汞灯（蒸汽压力在10-2~10-3在毫帕内），其放射光谱为253.7nm的单色波长。目前采用的主要工艺为UV-O3、UV-H2O2、UV-O3-H2O2和UV-O2-H2O2。

   ⑵　光催化氧化

   光催化氧化是指采用n型半导体作为催化剂，水分子经光照射后在催化剂表面上失去电子生成羟基自由基·OH与同时生成的·O2-和光生空穴等一起矿化有机物。TiO2被认为是目前n型半导体中催化型和稳定性最好的催化剂。以TiO2催化剂为例，为了完成电子跃迁，光催化需要光子能量必须大于TiO2的禁带宽度（3.2eV），因此使用波长为300~400nm的紫外光，如高压汞灯、黑光灯和紫外线杀菌灯，这些光源均能满足所需入射光的最大波长387nm。

   ⑶　光敏化氧化

   光敏化氧化是指在敏化剂的存在下，敏化剂被光照射后吸收光能，进入激发态，激发态的敏化剂与溶解氧（DO）反应，产生强氧化能力的超氧负离子·O2-或单线态氧1O2，从而氧化被激活的有机物。天然水体中所含的微量染料和腐殖质可以作为敏化剂，民户籍在反应过程中仅充当能量转移的媒介，与有机污染物不发生直接反应，所以可循环使用，并且所需浓度很低。光敏化氧化技术由于其复杂性因而研究很少。

   ⒍ 激光照射法

   激光照射法是目前我们课题组正在研究的一种新型除藻方法，利用激光的生物效应，使用特定波长的激光照射含藻水，破坏藻体结构，使之死亡，以利于通过混凝、沉淀等后续工艺除藻。我们的研究表明，波长较短的紫外激光有较好的除藻效果，照射时间在1到3分钟左右即可。

    激光照射法的不足之处在于：设备昂贵，投资大，但随着激光技术的不断发展，激光设备的成本正在不断下降，相信不久的将来我们就可以将廉价、高效、无污染的激光技术应用于水处理中。

   ⒎ 电泳法

   由于藻类带正电荷，可以考虑采用电泳法分离水中的藻类。该法趋向于研究在多相电场内分散颗粒的相互作用，其目的是降低悬浮物对聚集的稳定性，为顺利地通过凝聚及絮凝过程而创造条件，而凝聚和絮凝过程可导致形成的聚集物在切断电场后也不会分散，因而随后能加速沉淀作用或用过滤的方法去除它。但电凝结作用产生的沉淀物的湿度很大，十分疏松且易流动。可以考虑改善电场条件或加入特殊的试剂使之密实。

   三、原水除藻组合工艺

    ㈠ 气浮滤池除藻

   中国市政工程中南设计院与武汉市自来水公司以东湖水为原水进行了气浮滤池除藻试验[4]，试验在生产设备上进行，所谓气浮滤池是将气浮池和滤池叠加，气浮池在上，滤池在下形成的一种水处理池型。

    夏秋季5～12月采用：预加氯－絮凝－气浮－过滤－加氯组合工艺系统。

    气浮池结合滤池净水，其除藻效果较好，我国武汉、昆明、苏州等城市都采用此种池型。武汉市东湖水厂采用气浮滤池工艺多年，原水预加氯0.8～1.0mg/L，1992～1995年生产实测除藻效率很好，生产上除藻率数据与试验数据颇为接近，尽管原水含藻量增加了20倍。

    ㈡ 活性炭滤池一常规处理设备组合工艺除藻

   有关试验（原水条件：含藻量平均值分别为2183×103/L及1695×103/L，放射菌测得值平均分别为2583CFU/mL及2858CFU/mL，臭味阈(TON)分别为9.3及8.2，并测得第1个水库水中含Geosmin4.6ng/L，2-MIB3.7ng/L）[17]证明：采用预加氯及常规水处理工艺，不能将TON降至标准要求(<4)，采用曝气法，不仅耗用大量空气，而且TON亦不能达标。但加1.0mg/L O3，TON可以从12降至4，若用活性炭过滤，则效果较加O3为好，在试验的基础上提出净水厂的设计流程为：

    预加氯－常规处理－GAC过滤－加氯－出厂

    某水厂采用这一组合水处理工艺流程已10余年，每年12月至2月底原水不加氯，其余时间预加氯3.0～3.5mg/L，原水进厂后，加聚合氯化铝和三氯化铁，以商品计分别为4mg/L和8mg/L，采用加速澄清池净水，上升流速1mm/s，滤池采用煤砂双层滤料，各厚400mm，滤速7.7m/h，活性炭滤池滤料厚度1500mm。滤速10m/h，其活性炭滤池滤后除藻率达到90%左右。

   ㈢ 生物活性炭工艺

   欧洲应用臭氧和活性炭去除饮用水中有机物时，发现活性炭滤料上有大量微生物，出水水质很好并且活性炭再生周期明显延长，于是发展成为一种有效的给水深度处理工艺，称为生物活性炭法（BAC）。它是指由臭氧化、砂过滤、活性炭吸附等结合在一起的水处理工艺。正如前面介绍过的，单独应用臭氧化除藻存在一些问题，并且电耗高，成本高，不经济。所以，现在的实际生产中通常考虑采用臭氧和活性炭联合使用处理工艺。常见的生物活性炭工艺如下：

         ↓混凝剂 　　　　　　　↓ O3

    原水-----→澄清----→过滤----→活性炭吸附----→消毒---→出水

    生物活性炭法的特点是：完成生物硝化作用将NH4+-N转化为NO3-；将溶解有机物进行生物氧化，可去除mg/L级浓度的溶解有机碳（DOC）和三卤甲烷形成潜力（THMFP），以及mg/L到μg/L级的有机物；此外，还可使活性炭部分再生，明显延长了再生周期；臭氧加在滤池之前还可以防止藻类和浮游植物在滤池中生长繁殖。在目前水源受到污染，水中氨氮、酚、农药以及其它有毒有害有机物经常超过标准，而水厂常规水处理工艺又不能将其驱除的情况下，生物活性炭法成为饮用水深度处理的有效方法之一。

    在水中投加少量氧化剂（常用O3）的目的是，将藻类、溶解和胶体有机物转化为较易生物降解的有机物，将某些分子量较高的腐殖质氧化为分子量较低、易生物降解的物质并成为炭床中微生物的养料来源。在活性炭床内，有机物吸附在炭粒的表面和小孔隙中，微生物生长在炭粒表面的大孔中，通过细胞酶的作用将某些有机物降解，所以有机外的去除在于吸附和生物降解的双重作用。

    新建水厂采用生物活性炭工艺时，由于投资很大，应先进行实验室和中试研究，主要是观测活性炭柱去除有机物的效果（可用COD、TOC、DOC或UV吸光值等指标表示），并确定炭柱的主要实际参数，如接触时间等。国外采用的生物活性炭池滤速为8-12m/h，炭床厚度为2-4m，接触时间为15-25min。

   四、激光辐照法除藻研究

   ㈠ 激光除藻概论

    继1960年7月世界上第一台激光器--红宝石激光器问世以来，各种激光器应运而生。激光器件迅速发展到上千种，激光谱线达上万条，波长从几百微米到100埃左右的真空紫外。激光的工作物质有固体、气体、半导体和液体，已发展到上千种。激光的输出功率已超过十万亿瓦（1013瓦），激光的单色性也在不断提高，一台好的激光器所产生的激光的波长范围可以小于十亿分之一埃（10-9埃）。与此同时，激光理论的研究也日趋深入和完善。随着激光技术的迅速发展，新型激光的研究已不再是主流，如何将激光技术应用于各行各业的生产实际中，才是当前和今后我们的主要研究方向。目前，激光技术再现代工业、农业、医学、通讯、国防、科学等方面的应用已经取得了一定的可喜成果，而在环保事业上，激光技术的应用还很少。采用日益廉价的激光技术，开发出一种新型、经济、高效的水处理工艺，是我们的心愿。

   ⒈ 激光原理

   激光器是这样一种技术装置，它由于受激发原子和分子的受激辐射而或者能放大光波，或者能产生光频相干辐射。按其本质，受激辐射的过程作为被激发的原子或分子同电磁波相互作用的结果是光吸收的逆过程。当处于激发态的原子数超过处于基态的原子数时，便产生受激辐射；这样的系统称为粒子数反转状态。用持续时间不超过原子或分子在激发态的寿命的强的光脉冲照射原子或分子系统时，便能在技术上实现粒子数反转状态。如果把这种系统放置在两块反射镜之间，则作为受激原子和分子自发辐射的结果而出现的光波，将在多次通过系统并在两镜之间多次反射之后而得到放大，若这种放大作用超过反射时的损耗，便产生相干电磁振荡。若用一块半透明镜置换一块反射镜，就能得到光辐射的输出。

   ⒉ 激光的特性

   激光是一种有异于普通光源的新型光源。激光是光的受激辐射，而普通光源是光的自发辐射。激光与普通光源（包括紫外线灯）比较有以下三个特点：

    普通光源的发光面积比激光器的发光面积大的多，因为普通光源是在整个灯泡面上发光，而激光只集中在激光其谐振腔的一端发光（小于0.2厘米）。更为重要的差别还在于普通光源的能量只分散在四周的整个立体空间内，而激光器的发光仅仅局限在很小的发散角α所包含的立体角Ω内。也就是说，在总辐射能量完全相同的情况下，激光能将所有能量集中在很小的面积内发出，而普通光源只能将能量向四面八方分散放射。显而易见，激光由于发光面积和发光方向的高度集中，其单位面积上输出的能量将大大超过普通光源。在实际应用中，方向性好还意味着更容易控制激光的辐照方向和辐照范围，不会因为漫射、散射而浪费能源。

    ⑵ 亮度高

   亮度高，即激光在单位面积、单位立体角内的输出功率特别大（指脉冲输出）。用B表示亮度，则 B=W/(△S·△t·△Ω)。W表示光源发射的总能量，以焦耳为单位；△S表示光源发光的面积，用平方厘米作单位；△t表示光源发光的时间，用秒作单位。如上所述，激光的发光面积和发光立体角可以压缩得很小，而激光的发光时间（激光脉冲的持续时间）也可以压缩至仅为十亿分之一秒（10-9秒）、一万亿分之一秒（10-12秒）甚至更短，这样一来，△S、△t、△Ω都很小，所以激光的亮度也就可以很高。简言之，激光就是把巨大的能量集中在很短的时间、很小的发光面积和立体角内发射出来，从而得到很高的亮度（输出功率）。在实际应用中，这意味着在消耗同样能源情况下，可以得到极高的输出功率，满足生产的特定需要。

    ⑶ 单色性好

   一个光源发射的光所包含的波长范围越窄，其颜色就越单纯，即其单色性越好。单色光就是指波长范围很窄的一段光辐射。以△λ/λ（λ为光波波长，△λ为光波的波长范围）的比值表示单色性，则△λ越小，单色性越好。激光的出现使光源的单色性有了极大的提高，如He-Ne激光器产生的激光所包含的波长范围小于一千万分之一埃（10-7埃）。在实际应用中，单色性好意味着我们可以取得特定波长的光，从而防止由于其它波长的光的存在而产生的不良影响和能量浪费。

    ⒊ 激光的生物效应[22]

   激光对生物体的作用效应大致可以从光、热、压力、电磁场等几个方面加以考虑：

   ⑴ 光效应

   一般来说，光和物质的相互作用是个基础。有机物由于吸收了光，而发生分解和电解，发生荧光产生热，这符合一般地光化学反应过程，即只有被吸收了的那一部分光，才可能对有机物发生作用。因此，研究激光对有机物的影响时，激光波长地透射率（T）和吸收率（A）就成为重要的因素，TA值大，光效应就强。另外，由于激光具有能量密度极高的特点，还可能导致有机物发生多光子吸收的非线形效应和其它效应，而使有机体产生较大的突变效应。

    各种生物有机体由于其形态、结构和化学组成的不同，对不同波长的激光的反应是不同的，为了获得理想的光效应，需要反复实验，才能确定其有效的作用光谱范围。在用普通的紫外光诱发突变的实验中，已经明确其有效的作用光谱为2000-3000埃，而以2600-2650埃最为明显，这是和DNA的吸收光谱相一致的。至于激光的作用光谱是否与此符合，要通过实验来回答。

   ⑵ 热效应

   激光是时空上的相干辐射，它对有机体的热效应十分显著，而且不同于一般的光热效应。如将脉冲振荡的红宝石激光器和钕玻璃激光器的激光，聚焦于有机物的微小部分，持续几微秒的时间，就能使这部分的温度上升几百度，并且其温度下降的速度，比激光以外的任何方法都要来得慢。遗传学的研究证明，激温是诱发突变的一个因素。例如用不同温度处理果蝇，在14℃下突变率为0.086%，22℃时为0.191%，28℃时为0.347%。依此计算，在一定的温度范围内，温度较常温每升高10℃，突变率可以增加一倍。激温能够引起突变的原因，可从量子变化规律来理解。据估算每一基因是由大约1000个原子所组成的分子，热能运动在代谢过程中经常进行，基因中的原子就可能受到高能量的作用而改变位置，变成异构分子，因而引起突变。

   ⑶ 压力效应

   压力效应来自两方面：

    ① 激光聚焦后会产生极大的功率密度，因而会产生很大的辐射压力。例如，当功率密度为108瓦/厘米2时，其辐射压力可达3.4×104达因/厘米2，即3.4×10-2大气压。

    ② 由于聚焦激光在有机体组织中产生的局部瞬间热效应，造成组织的膨胀、汽化、变形，从而产生所谓的次生冲击波压力。

    光压和次生冲击波构成的总压力可能引起有机体结构和组成的改变，从而引起性状的变异。

   ⑷ 电磁场效应

   激光是一种高能量的电磁波，伴随着激光的强光必然也产生一个强的电磁场。例如，当激光的功率密度达到5×1014瓦/厘米2时，就可产生4×108伏特/厘米2的强大电场，从而可使有机体组织的分子、原子离化以及产生自由基等。这些变化可以引起DNA分子中氢键的断裂和碱基的替换，即使基因物质发生了改变。改变了的基因在复制其自身时就能产生突变。

    总之，激光可能通过光、热、压力和电磁场效应对生物有机体发生作用，由于作用强度的不同，使有机体表现出刺激或抑制的效应，至于哪一种效应占主导地位，需视具体条件而定，但是其中的光效应无疑是基础。

   ⒋ 激光在除藻工艺中的应用可能性

   藻类是自养生物，凭借自身的叶绿素，吸收阳光、水分、CO2等，发生光化学反应，制造有机物，从而生长、繁殖。所有的光生物学过程都具有如下特征：色素分子的光吸收，光激发，分子内能级之间的跃迁，能量向反应中心的转移。毫无疑问，光是其中的重要因素，也就是说，我们可以通过控制、改变光作用的条件，来影响和研究光化学反应，也即是影响和研究生物体（如藻类）的生物特性。改变光作用的条件，可以是改变光闪烁的持续时间、光的能量、功率、功率密度等等。通过这样的一系列实验得到的结果，我们就可以研究初级光反应动力学的规律性及各个阶段的特性。

    如前所述，激光是一种新型的光源，它具有普通光源所没有的高单色性、高亮度、大能量、大功率和功率密度、极短的发光时间等特性。现在，由于有机染料激光器等技术的发明，制造从短的真空紫外到长的远红外光谱区域的辐射频率可调的激光器都不成问题。着对于生物学研究是非常重要的，因为目前在生物体的光谱学里所采利用的主要波段为2000埃到10000埃。选择上述的光谱区域，主要是根据包含在生物组织的组成里的复杂有机分子的电子吸收光谱的结构资料。所以，在目前的研究工作中利用激光器这种新型光源是可能的和需要的。

   ⒌ 激光辐射法除藻的研究

   按其作用和方法激光器在生物学中的应用可以从不同的方面予以实现，具体到我们目前的课题，我们就仅研究激光辐射同生物体系（藻类）的相互作用和它对物质交换的各个方面的影响的机制和特征。

    研究激光辐射对生物细胞的大量交换过程的影响是研究激光辐射同生物体相互作用机制的关键，因为最后的效果（死亡、延续、生命活动的改变）首先由能量上和生命上的重要过程（呼吸、氧化的磷酸化作用，蛋白质和核酸的合成，光合作用和核器管的作用）的破坏所决定。[21]

    ㈡　激光除藻实验

    ⒈ 实验目的

   比较各种波长的激光的除藻效果，找出针对原水除藻的最佳激光方案（稳定态或脉冲态、波长、照射时间）。

   ⒉ 实验仪器、设备

   显微镜一台、50mL烧杯3只、计数框、微量移液管（0.1mL）、玻璃棒1只、5L水壶1只

    [532nm 波长]DGE100-5YB激光治疗仪
    [660nm 波长]ZSM-1信频YAG激光仪
    [1064nm波长]DGR100-5YB激光治疗仪
    [1320nm 波长]DGR100-5YB激光治疗仪 、

    ⒊ 实验方案设计原理

    与原水除藻效果有关的因素有：激光器输出功率、输出频率（激光的波长）、照射时间、原水浊度、色度等。原水的浊度浊度和色度是不断变化的，不易做到人为控制，但从武汉地区的原水水质来看，其浊度和色度都比较低，不会对激光的透射造成大的影响，因而本实验不考虑原水浊度和色度的影响，以简化实验，减少实验次数。

    激光器的输出功率通常是连续可调的，其照射时间也可以随意控制，而每台激光器的输出频率（激光的波长）一般是单一固定的。所以从生产应用的方便性考虑，本实验将各波长的激光器输出功率均设为同一固定值，而只考察同一条件下（相同水样、相同激光器输出功率、相同激光照射时间）不同波长激光的除藻效果。

    激光实验室现有两种激光器：稳定态激光器和脉冲激光器。在确定了何种波长的激光除藻效果最好之后，采用该种波长的稳定态激光和脉冲激光进行照射实验，以确定在相同输出功率下何种状态的激光除藻效率最佳。

   ⒋ 实验步骤

    本实验分两个阶段：

   Ⅰ.使用4种波长（530nm、660nm、1064nm、1320nm）的稳定态激光分别进行1、2、3分钟的照射实验，分析筛选出除藻效果最好的波长，确定最佳照射时间；

    Ⅱ.使用（一）中所定波长的稳定态激光和相同波长的脉冲激光分别进行1、2、3分钟的照射实验，确定何种激光的除藻效果更好，及最佳照射时间。

   具体步骤：

   阶段Ⅰ：

   ① 水壶于团山水厂稳定井处取得超过3L的原水水样，带至华中科技大学主校区的激光研究所实验室。

    ② 三只1L烧杯分别编号1、2、3，将5L水壶中的原水水样摇匀，分别往各烧杯中倒入略超过1L的（考虑到在转移过程中会漏失部分水样，因而多取少许水样）原水。

    ③ 启动激光器，调节工作电流，使激光器输出功率为3W。

    ④ 确定光纤端部出光：由于1064nm和1320nm激光为红外激光，肉眼不可见，在启动激光器后将光纤端部接近小木块，若有灼烧现象则说明已发射激光。

    ⑤ 设定激光器的发射时间（分别为1、2、3分钟）或以秒表计时。将光纤端部放入水样中开始计时，均匀摆动光纤端部，使激光能充分照射所有原水水样，计时结束时拿出光纤。

    ⑥ 用玻璃棒将烧杯中照射后的水样搅匀，以微量移液管吸取中间液层水样，滴至计数框中央，用镊子夹取盖玻片，从一侧轻轻盖下，务必使计数框中不产生气泡。

    ⑦ 调整好显微镜，将计数框置于显微镜下，以活、死藻分别计数的方法观测水样，计算除藻率，具体方法如下：选取两横两纵共四行进行观察，记录各行中死藻、活藻的的数目。区分死藻、活藻的标准是，活藻有细胞质内含物，有颜色；死藻只有空细胞壁，没有细胞质，呈透明空壳状。最后按以下公式计算除藻率： 除藻率＝激光照射后死藻率－原水死藻率

   阶段Ⅱ：

   ① 阶段Ⅰ中选定波长的稳定态激光和相同波长的脉冲激光进行如阶段Ⅰ中第1、2步的实验。

    ② 进行比较分析，确定何种激光的除藻效果更好，最佳照射时间为多少。

   ⒍ 实验分析与结论：

   ⑴ 最佳波长：532nm，这一结论与前面原理分析中关于200nm-1000nm的激光对生物体有较大作用效果的论断相符。

    ⑵ 照射时间越长除藻率越高，因为照射时间长意味着激光可以照射更多地藻。当然，实际应用中要考虑经济因素。

    ⑶ 由于团山水厂的原水含藻量很低，这使得激光辐射的利用率很底，因而从实验数据可以看出，其最大的除藻率也只有23.38%（当然，这一结果与照射时间长短及激光的输出功率也有很大关系）；而水华期间的含藻量极高，这使得实验的数据不一定适用于反映激光辐射法对汉江水华期间原水的处理效果。

    ⑷ 华工激光集团激光实验室的激光器都是用于医学事业的激光治疗仪，其光径极小，又是用手进行摆动照射，很难使水样的各部分均匀接受辐射。在实际应用中可考虑使用具有大直径光束轻便激光器或将15-20个小直径光束地激光器排成一排来照射反应池。
⑸ 在日本有这样的例子：把某种激光除莠剂喷在植物上，在激光地作用下，通过光动力学反应，就可以有选择的杀死某种有害植物而作物本身却能正常生长，对昆虫也有同样情况。[23]所以，在激光辐射法除藻过程中，也可以考虑与使用药剂结合：通过投加药剂，催化光动力学反应，加快反应速度，加强除藻效果。

    （注：由于激光实验室目前没有532nm波长的脉冲激光器，第二阶段实验还不能进行）

   ㈢ 分析与讨论

   ⒈　根据第一阶段的数据分析，波长较短的激光有较好的除藻率，在3分钟的照射后可达到22.75%，可以据此推测，波长越短的激光对藻类的破坏能力越强，除藻效果越好。现在激光实验室还没有波长更短的激光器，待新的紫外激光器生产后，可作进一步实验来验证。

    ⒉　由于水华期已过，本实验中采用的水样取自东湖（团山水厂稳定井处）。汉江中的藻类以硅藻为主，而东湖水中藻类以蓝、绿藻为主，这对实验结果多少会有一些影响，因而在进一步实验中，需要考虑这一问题，建议采用近似于汉江水质的培养液。

    ⒊　目前采用的活藻、死藻分辨方法式常用于观察预氧化法的除藻率。由于激光辐照法除藻与预氧化法除藻的机理不一样，后者的观察方法是否同样适用于前者，还有待商榷。预氧化剂氧化藻类的细胞物质，破坏细胞结构，使细胞质外泄，只剩下空的细胞壁，因而可以使用该方法观察、计算除藻率。而激光辐照法除藻时，激光杀死的藻类的细胞结构是否也发生如氧化般的重大破坏，造成细胞质外泄而只余空细胞壁，这还没有可信的实验加以证实。所以，目前的实验数据是否完全真实可靠，还有待对激光辐照法除藻机理的进一步研究。在此之前，可以考虑采用准确度较高的叶绿素测定法来测定激光辐照法的除藻率。为了使测定更准确，建议在照射后静置1小时，使死亡藻类的叶绿素完全失效分解。

    ⒋　正确评价一个水厂的除藻水处理工艺目前还缺少一个与除藻有关的水质标准或规定，Janssens等[18]提出水厂除藻最终出水中的叶绿素－a的浓度要小于0.1μg/L，以防止管网中的生物繁殖；Oskam等则认为最终出水中叶绿素－a的浓度达到0.3～0.5μg/L已经足够[18]。岳舜琳等认为确定除藻水厂的最终出水水质标准还要考虑藻毒素问题，只有认真研究了藻毒素的毒性及其在水厂水处理过程中的动态变化，解决了其分析方法以后才能解决这一问题。[19]

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　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。

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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。

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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

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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。这种动态的破裂和组装提供了一个潜在的调节浮力的机制。在晴天的表层水体中，快速的光合作用使足够多的气囊破裂浮力下降，藻类下沉。随着藻类的下沉，光强度逐步减弱，光合作用减慢气囊的组装速度大于破裂速度，浮力上升，使浮力与重力平衡，藻类处于悬浮状态。
藻类调节自身重量的机理是：在晴天的表面水体中，快速的光合作用合成了大量的淀粉，增加个体重量使藻类下沉。光强度逐步减弱合成物质减少，呼吸作用增加个体重量逐渐减小。当减小与浮力平衡时，不在下沉处于悬浮状态。这一平衡位置处于补偿点附近，该处的光合作用速度与呼吸作用速度相当。在晚间，光合作用停止微囊藻会迅速上浮到表面。另外，衰老和死亡的微囊藻重量下降会漂浮到水面形成水华。
脂肪的积累是藻类的另一个悬浮调节机制。脂肪和油通常占藻类干重的2～20%，个别藻类如葡萄藻能占细胞干重的40%。通常，聚集脂类比水要轻。它们在细胞中的存在会减少藻类的平均密度。在严重缺氮条件下，淡水藻类通过积累脂类而漂浮在其它一些藻类中，通过提高类胡萝卜素含量增加浮力。
总之，藻类通过悬浮机制使自己尽可能停留在水体表面，以获得生长的机会，造成了藻类上多下少的垂直分布。光强沿水深逐步减弱光合作用沿水深逐步减慢，使藻类生产力沿水深逐步减少。由于藻类垂直分布和光强向减弱的联合作用，使藻类生长主要集中在2～3倍透明度以上的水体中。
铜绿微囊藻在自然水体中的最大含量在水体透明度2～3倍处藻类最多。在无光、静水条件下，上浮速度小于1cm/min的占77%、上浮速度介于1～1.5cm/min之间的1%，上浮速度大于1.5～2cm/min占6%，上浮速度大于2cm/min的占7%，个体越小上浮速度越慢。

treehzm

谢谢楼主的大方慷慨，有多了解了一些知识

mengyan197206

臭氧基本知识
　　一、 臭氧的基本性能
　　臭氧（O3）是氧（O2）的同素异形体，纯净的O3常温常压下为蓝色气体，密度为2.143kg/m3（0οC,760mmHg），与空气的密度比1.657。O3是一种具有刺激性气味的有毒气体，人在O3环境中工作的允许浓度值为0.1PPm。O3在水中的氧化还原电位为2.076伏，比氯（1.36伏）高出50%以上，因此O3具有很强的氧化能力（仅次于氟），能氧化大部分有机物，能腐蚀金属。O3在水中的溶解度大于氧，采用一定的扩散方式，O3对水的传质系数可达90%以上。
　　O3极不稳定，会分解成O2，同时放出大量的热量。O3在空气中分解消失的半衰期为12h,在水中的分解速度比在空气中快得多，水中O3浓度为3mg/L时，常温常压下，其半衰期仅为5～10min。
　　由于O3极不稳定，且无法储存，只能现场制备直接使用。O3可通过O2制得，其热化学方程式如下：3O2→2O3-288.9KJ。工业用O3制备一般采用无声放电法：原料气（O2或空气）通过放电管间隙，气流中的一部分O2在高电压作用下激发为氧原子，氧原子和其它O2生成O3。这一过程中，在放电间隙将产生大量热量，它会加速O3的分解而影响产量，必须采取适当的冷却措施。
二、电晕放电法原理：
电晕放电法，传统观点认为臭氧生产有利的放电形式是均匀分布在放电空间的无声的电晕放电。在电晕放电过程中，含有氧气的气体间隙在高电压下被击穿而导电。放电空间的部分气体分子被离子化成为导电质点，产生特殊的蓝紫色辉光并放出大量的热。电晕放电时放电间隙的电压降大（数千伏到数十千伏），电流密度较小（通常低于1A/m2）。放电过程中，大部分电子在放电空间里被电场加速到约10-18j（6.24leV）的能量。一般认为放电法生产臭氧的过程如下：氧气分子的共价键被外来的高能量电子断开，当高能态氧原子重新组合成分子的时候就有一部分会构成臭氧分子。氧气分子的键能约为6～8eV，臭氧分子分解的值能量为2eV。因此，低于6～8eV水平的能量电子不能生成臭氧，只能促进臭氧分子的分解。所以在臭氧发生器中尽量减少低能量电子的比例，对于提高发生器的效率，降低生产臭氧能耗具有很大意义。
电晕放电所释放的热量有利于断开氧分子的共价键和促进氧原子之间的组合，但也会加速臭氧的分解。臭氧的分解是吸热反应：
     O3→O＋O2
通过放电区域的氧气中只有一小部分能转化成臭氧，一个理想的放电通道应该具有较短的持续时间，合适的强度。每一次放电产生的朝阳应能立即输送到放电通道以外。放电通道的温度也应控制在合理的范围，以抑制臭氧的分解反应。由于原料气体中仅有一小部分会转化成臭氧，因此臭氧发生器的产出和投加臭氧时所应用的并不是纯臭氧，而是含有臭氧的气体，称为臭氧化气体。
往往采用冷却和提高气流速度的方法尽量保存生成的臭氧。因此在一定的范围之内，一般臭氧发生器的气流流量越高，产出的臭氧浓度就越低，但臭氧的绝对产量增加了。生产单位数量臭氧的电耗与气体流量的关系不定，一般有一个最低值，与发生器的设计有关。
臭氧发生器的产生效率与许多因素有关。其中主要有：
电极的几何形状和放电间隙大小；
原料气的性质和组成；
产生温度；
气体流量；
放电电压、电压波形和交流电压频率；
电介质的介电常数和电介质损好系数；
气体中的湿度等。
三．臭氧系统的组成
　　O3工艺的运用主要有如下三种形式：（1）O3预处理。（2）O3与颗粒活性碳过滤相结合的O3生物活性炭处理（3）O3消毒。无论采用何种O3工艺，水厂O3系统都由以下四个基本部分组成：（1）气源（2）O3发生系统（3）O3接触池（4）尾气破坏系统。
　　气源主要有三种，一是使用成品纯液态氧，二是现场用空气制备纯气态氧，三是直接利用空气。为了提高O3的浓度，同时节省能耗，降低设备及管道尺寸，目前较先进的O3发生器多采用前两种方式制备O3。第三种方式适用于O3产量较小的场合。
　　四、臭氧的投加方式
　　O3投加是指通过一定的方式使O3气体扩散到液体中并使之与液体全面接触和完成预期反应的过程。这一过程是通过O3接触池来完成。不同的工艺目标和相应的反应决定了接触池中接触器的形式和接触时间。接触器的形式主要包括微气泡扩散接触、涡轮扩散接触、水射器扩散接触以及接触填料扩散接触等形式。目前对原水使用较多的是水射器扩散接触，对清水则采用微气泡扩散接触方式较为普遍。
　　五、尾气破坏系统是收集接触器内排出的剩余O3气体并人为地分解成对环境无害的O2。尾气破坏主要有两种方法，一是化学触媒法，二是加热分解法。目前使用较普遍的是加热分解法。
六、臭氧消毒的优点
⒈氧化能力强，能在消毒时兼代处理许多其他的水质问题。
⒉杀菌效果显著，作用迅速。
⒊臭氧消毒效果受水质影响小。
⒋广谱高效。
⒌消毒处理的副作用小。
⒍消毒处理的感官作用较舒适。
⒎消毒处理对健康的影响小。
七、臭氧消毒的缺点
⒈臭氧不稳定，容易自行分解，半衰期短，就地生产使用。
⒉臭氧系统设备复杂，维修保养要求高，人员素质要求高。
⒊能耗、投资、成本较大。
⒋臭氧消毒的副产物。
①天然有机物与臭氧反应形成的消毒副产物，主要是甲醛。国标小于900ug/L
②溴离子与臭氧反应生成的副产物，溴酸盐。国标小于10ug/L。

mengyan197206

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。

mengyan197206

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。
张维昊等系统研究了自然水体中藻毒素归趣，发现光降解是自然水体中藻毒素降低的主要原因，同时微生物、生物积累、颗粒物吸附也是藻毒素维持低浓度的原因。蓝藻细胞内毒素在日光照射下可以改变侧链ADDA的双键异结构而使其毒性明显降低，半衰期约为10d，但纯微囊藻毒素在日光照射下却是稳定的，环境水体中水溶性细胞色素和腐殖质等光敏剂的存在，可提高光解速率。
生物降解也是MC转化的主要途径。MC化学性质稳定，不易被真核生物和细菌肽酶分解，但由于MC分子的ADDA基团有不饱和双键能被天然水体中某些特殊细菌降解。金丽娜等在MC提取液中加入滇池底泥5～7d后MC完全消失。Cousins等发现在天然水体中的MCLR于1周内大部分降解，而在去离子水中则可稳定27天以上，灭菌天然水则12d，上述研究表明，释放至水体中的MC可以在光照和微生物的作用下逐渐降解，但这一过程较缓慢，一般持续数天至数周。
   蓝藻细胞产生的藻毒素在释放天然水体后，由于大量水体的西施作用以及光照和微生物的降解作用，使其在天然水体中一般维持较低浓度，但严重的大面积水华发生后会使水体中的藻毒素浓度大幅上升，从而威胁饮用水安全。
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%。

mengyan197206

臭氧—生物活性炭（O3—BAC）
一、        臭氧—生物活性炭工艺原理
   臭氧—生物活性炭（O3—BAC）深度处理工艺由两部分组成：臭氧氧化和生物活性炭的物理吸附、生物降解。
   臭氧具有极强的氧化能力，其在水中的氧化还原电位仅次于氟而第二位。利用臭氧氧化作用，初步氧化分解水中的一部分简单的有机物及其还原性物质，使之变为CO2和H2O，以降低生物活性炭滤池的有机负荷。提高活性炭处理能力；同时臭氧氧化能使水中难以生物降解的大分子有机物，如天然有机物（NOM）断链、开环、氧化成短链的小分子有机物或分子的某些基团被改变从而使原来不能生物降解的有机物转化成可降解的有机物，减少大分子极性污染物BOD浓度得到提高，所以提高了处理水的可生化性，同时使个别有机物（POC）转化为（DOC），如腐植酸等，分解后的小分子有机物的极性和亲水性得到了提高，更容易被活性炭吸附和附着在活性炭上的细菌生物降解；臭氧氧化可有效去除水中的酚、氰、硫、铁、锰，并能脱色、除嗅和味、杀藻以及杀菌消除病毒等；臭氧氧化还能有效地减少UV254的吸收。
   臭氧氧化后会生成氧气和臭氧混合气体中含有的大量氧气以及剩余臭氧会迅速转化为氧气，不产生二次污染，又可增加水中溶解氧，使生物活性炭滤池有充足的溶解氧（DO），因此促使好氧微生物在活性炭上繁殖。提高了微生物增长潜力，加快生物氧化和硝化作用，延长了活性炭使用寿命，加快有机物的生物降解，从而提高了其对有机物的去除效果；同时臭氧能氧化水中的溶解性的铁和锰，生成难溶性的氧化物。通过过虑，铁、锰的去除率增加，提高过滤速度50%，延长过虑工作周期，降低了过滤反冲洗水量。
  臭氧氧化也是减少溴酸化合物形成的有效方法，加强了活性炭对溴酸化合物的高效去除。
  由于臭氧的强氧化性，在去除水中其它水处理工艺难以去除物质的同时，可以减小反应设备或构筑物的体积；臭氧化还有助于絮凝，改善沉淀效果。因此，臭氧化技术在欧洲、美国、加拿大等国家普遍应用。尤其是进入20世纪70年代，臭氧氧化技术得到迅速发展，已成为水处理的重要手段之一。
   活性炭具有发达的微孔结构和巨大的比表面积，具有很强的吸附能力。在净水过程中能有效地去除水中有机物、无机物、合成洗涤剂和阴离子表面活性剂等活性物质。
   活性炭还具有催化作用，催化氧化臭氧为羟基自由基最终生成氧气，增加水中溶解氧（DO）的浓度。
活性炭孔隙多、比表面积大，在迅速吸附水中溶解性有机物的同时，也能富集水中的微生物。活性炭对水中有机物的吸附和微生物的氧化分解作用是相继发生的，微生物的氧化分解作用使活性炭的吸附能力得到恢复而活性炭的吸附作用又使微生物获得丰富的养料和氧气，两着相互促进，形成相对稳定状态，得到稳定的处理效果，从而大大延长了活性炭的再生周期。O3—BAC工艺中，BAC处于饱和状态时，DOC和THMFP的去除率仍可保持在36%和57%。
活性炭附着的硝化菌还可以转化水中的氨氮化合物，降低水中的氨氮和亚硝酸盐氮的浓度。同时微生物在活性炭上的活性强于其它载体。活性炭加强了微生物的活性，生物活性炭通过有效地去除水中有机物、氨氮化合物和嗅味，从而提高了饮用水的化学、微生物安全性，是自来水深度净化的一个重要途径。
因此，从20世纪60年代末开始，欧美发达国家在饮用水处理中普遍地采用活性炭，以进一步去除水中的有机污染。此时活性炭处理前多采用预氯化。一般活性炭对溶解有机物吸附的有效范围为：分子量400以下的低分子量溶解性有机物；极性高的低分子化合物及腐殖质等高分子化合物难于吸附，支链化合物比直链化合物易于吸附。
二、        臭氧—生物活性炭水处理效果的影响因素。
随着给水水源水体污染的加重，在水处理领域引进臭氧—生物活性炭深度处理技术目的的主要是去除水中有机物、氨氮以及亚硝酸盐氮。很显然影响臭氧—生物活性炭水处理效果的因素应该包括三个方面：一是原水水质。二是氧化的吸附与传质。三是活性炭滤池的滤料本身及其生产运行参数影响。
1、        原水水质的影响。
原水水质对臭氧—生物活性炭技术有影响的方面，主要有水中有机物的组成和特性、水温以及及pH值。
①        水中有机物的组成和特性。
水中有机物的形态各异，性质也不尽相同。其可降解性存在较大差异，但从分子量上看又具有一定的规律，水中可生物降解的溶解性有机物（BDOC）几乎全部来自分子量1000道尔顿以下的有机物。研究表明：在净水工艺流程中，不同的单元工艺有其特定的有机物去除对象。传统处理对分子量大于10000道尔顿的有机物（以TOC计）可全部去除，对分子量在10000以下的有机物去除率仅30%左右；活性炭吸附对分子量小于3000，尤其是对分子量500～1000的有机物有较好的去除性；生物处理对分子量小于1000，尤其是对分子量小于500的有机物有更好的去除效果。
从水中有机物的组成上看：1、由于腐殖质本身已经是微生物分解后形成的较为稳定的化合物，所以一般生物处理很难去除腐殖质。2、多糖是由一些已糖或戊糖通过糖苷键连结起来的大分子聚合物，大量存在于植物中。在受污染水源水中，多糖成分很复杂，常见的有淀粉、纤维素、木质素、果胶质等。这些分子量很大的多聚物，不能透过生物膜，必须由微生物分泌的胞外酶降解为双糖或单糖后，才能被微生物吸收利用。3、水中藻类的胞外产物大部分为生物易降解有机物，藻类细胞分解的初期产物也是生物易降解物，但它的某些分泌物如多肽类以及细胞壁是生物难降解有机物。4、与有机物生成络合物的无机物和大小相当于有机胶体的无机物，其行为类似于生物难降解的有机物而且种类繁多。
②        水温和pH值。
首先，水温和pH值影响O3在水中的溶解度和O3在水中的自分解速率。任何物质在溶剂中都有一定的溶解度，对于气体在水中的溶解度随着温度的升高而降低。在水处理中使用的O3是低浓度的O3化空气，也应符合这一规律。研究表明，温度和pH值是影响O3自分解的两个重要参数，Hewes和Davison总结了他们的研究结果得出，O3自分解速率在低pH值范围内变化很小，O3自分解速率很慢；当pH＞6时，O3自分解速率随pH值增大而迅速增加。
其次，活性炭表面膜中的微生物量，活性及种类对水温和pH值等因素的变化也很敏感，容易导致生物活性炭的生物降解效率发生波动。温度主要通过影响微生物的生长速率和代谢性来影响有机物和氨氮等污染物的去除效果。低温会抑制微生物的活性。微生物的生长和代谢活动随着温度的升高而加速，并在最适温度时达到顶点，然后迅速下降，当水温低于5℃时，水处理效果极差。
③        臭氧的吸收与传质。
在气—液反应过程中间的扩散传质和化学反应是并列进行的，其宏观动力学的定量描述是与气—液传质模型密切相关的，当前用来描述气—液两相间传质的理论主要有两大类：一是按稳态扩散来处理的双膜理论。一是按非稳态扩散处理的溶质渗透理论和表面更新理论。
路易斯（Lewis）和怀特曼（Whitman）的双膜理论把整个相际传质过程简单化为气、液两膜的分子扩散过程。按双膜理论，在臭氧从相被吸收到液相的过程中。在气—液两相的相界处各存在一层很薄的量滞流壮态的气膜，臭氧从气相主体穿过气膜向气液相界扩散。在界面处溶解并达到平衡，界面处溶解的臭氧继续穿过液膜向液相主体扩散，并同时与液相中的物质发生化学反应。气—液两相阻力集中在这两个流体膜内，气相主体和液相主体组成均匀，不存在传质阻力。臭氧是通过在气膜和液膜内的稳定的分子扩散过程进行传质的。假设相界面上处于平衡状态，那么整个相际传质的阻力就会全部集中在两个有效膜内。相际传质总阻力等于双膜传质阻力的加和。在两相主体浓度主体一定的情况下，两膜的阻力便决定了传质速率的大小。对于难溶或微溶气体，气相的传质阻力非常小，传质阻力主要集中在液相，因为臭氧在水中微溶，所以它在溶液中的吸收过程阻力集中在液相，如果臭氧不和液相中的物质发生化学反应，则传质过程主要受臭氧从界面向液相主体扩散的速率控制在臭氧被水溶液吸收过程中，臭氧从界面向液相主体扩散和臭氧和液相中的物质所发生的化学反应对传质过程都非常重要。
赫格比（Higbi）的渗透理论考虑了在膜内建立起浓度梯度的过渡时间。在过渡时间中，有一个溶质从界面向液膜浓度方向逐步渗透的全过程。在初期渗入尚浅，随着液体与气体接触时间t的增长，渗入深度逐步增大，气相接触在液膜内建立浓度梯度，到最后，液相混合浓度梯度消失。这两个过程反复进行，这样臭氧就稳定地扩散通过膜层进入湍流水体。
丹克（）兹（Dankweres）的表面更新理论的主要特点是屏弃了停滞膜的概念，认为湍动流体中的某些旋涡能直接在界面和湍动主体之间移动使液体表面单元不断被湍流区移来的一个个液体单元所更新。一个单元在液面停留一段时间又被新移来的单元所置换，使之返回湍流区。这些单元以不稳定扩散方式从气体中吸收溶质。
传质速率受水动力和物理化学影响，水动力学特性是同分子运动有关的紊流使相间接触增加，从而传质速率高，物理化学方面。要考虑由于臭氧的不稳定特性产生的自分解反应以及系统内的温度、压力和化学成分，温度和压力影响臭氧的扩散系数，也影响臭氧的溶解度。臭氧在水中的溶解度随压力而增大，同时也温度降低而提高。同时臭氧在接触池中被水体吸收反应的效率高低与气液接触装置的形式有关，好的臭氧扩散装置可以提高传质效率。
在O3—BAC工艺中O3的重要作用是将大分子有机物降解为小分子有机物，提高原水的可生化性。研究结果表明，根据水中有机物的类型和浓度，存在一个最佳O3投加量，O3投加量高于这个最佳值时，并不会提高原水的可生化性，延长接触时间也不会获得明显的效果。
三、        活性炭滤池的滤料本身及其生产运行参数的影响。
活性炭滤池对水中有机物的去除是吸附和生物降解综合作用的结果。在运行初期生物膜尚未形成之时，活性炭滤池就对有机物有着非常理想的去除效率，随着净化过程的不断进行，炭上生物量逐渐增加，最后达到某一相对稳定数值。这时炭床的物理吸附和生物膜的生物降解共同负担着对有机物的去除，影响活性炭池的因素较多，下面选择主要部分进行说明。
1、        活性炭
活性炭具有发达的微孔结构和巨大的比表面积，具有良好的吸附能和化学稳定性，可耐碱、高温和高压以及不易破碎，流体阻力小等特点。活性炭对无机离子的去除，主要通过静电作用实现，离子的大小将是影响吸附效果的主要因素，活性炭对有机物的吸附能力与有机物性质和活性炭本身的微孔结构有关，二者之间的作用是范德华力中的色散力起决定作用。活性炭的表面分子与被吸附的有机物分子之间不发生电子转移，不形成化学键。
作为滤料的活性炭滤池中的作用是过滤介质和生物膜的载体，是滤池主要功能实现的物质基础，载体的性质是生物膜形成的主要影响因素。当载体表面带电，疏水性强，孔隙率高、粗糙度大时，容易挂膜；当载体比表面积大、浓度高时，所固着生物量多。微生物附着在载体上后，其生物活性受到影响，这一现象由Zobel于1943年发现。Hattori、Audic、Klein等都证明了这一点。Feltch、Klein和Ziehr认为细胞生理活性发生了改变。Dagostine发现微生物在载体表面发生了基因变异，但Rittmanm.Manem等则认为载体表面对微生物本身的活性没有直接影响，微生物活性的变化主要是由于载体的间接影响。这表明现在活性炭载体具有吸附性，在贫基条件下它对基质的吸附使生物膜周围基质浓度增高，促使微生物的增长，提高其降解能力；形成生物膜后。微生物受反应器水力条件影响较小，更容易保留在反应器中使活性炭载体表面生物增多。Marshall认为还乡团吸附能够改变微生物的生物学形态。在高水力负荷下炭滤池池中发现杆菌的表面形态变粗了，从而更有利于吸附。还有研究表明，吸附能改变微生物的生理性质。例如吸附会刺激胞外多聚物的产生，这有利于微生物的附着和恶劣环境下抵御毒害的能力。
活性炭比表面积、比孔容积孔径分布等性质反映了多孔为特性的活性炭孔隙的结构情况是决定活性炭吸附能力的基础性指标。通过一种活性炭的孔径分布情况就能判断其对大分子形式或小分子形式吸附性质是否具有较好的吸附能力。通常认为比表面积、碘值、亚甲蓝吸附值等指标高的活性炭就是吸附性能好的活性炭，习惯上都根据这些指标来选择水处理用活性炭。
2、        滤池生产运行参数
滤池生产运行参数主要包括炭床高度、空床接触时间、反冲洗周期和方式以及水力负荷等指标。张金松等对同一滤床的不同取样出口水进行测定发现，生物活性炭的处理效果只与吸附时间有关，在相同的吸附时间下处理效果与滤速没有相关性。孙昕等在深圳大涌水厂做过中试试验研究，其工艺流程为：预臭氧氧化＋混凝沉淀过滤＋臭氧－生物活性炭。主要探讨炭床厚度和空床接触时间对生物活性炭净水效果的影响，结果表明，在其所控制条件下，炭床厚度和运行滤速的影响相对较小。生物活性炭的空床接触时间（EBCT）才是影响其净水效果的决定因素，且主要影响有机物和藻类的去除，但炭床厚度大就会反冲洗提出更高的要求，因此吸附时间作为活性炭固定床吸附系统设计的优先控制参数。
随着活性炭滤池运行时间的延长，炭粒表面和滤床积累的生物颗粒和非生物颗粒不断增加，使炭粒空隙减少而过量的生物膜又将严重影响滤池的出水水质及时有效的反冲洗对保证生物活性炭滤池的正常运行十分重要。目前，对生物滤池反冲洗过程中的颗粒脱附机理进行一定的研究，但在实际生产运行中反冲洗的具体操作程序及相关参数的选取的报道较少而这些又恰恰是指导生产实际所必须解决的重要问题。
四、        臭氧－生物活性炭水处理技术的问题
1、        有关于臭氧投加方面的问题。
臭氧投加的优化与接触反应设备效能的提高是当前臭氧－生物活性炭工艺应用中的一个难点。臭氧投加位置分为预臭氧（在混凝前投加）、后臭氧（在活性炭过滤前投加），其作用各不相同。选择合理的投加位置，并对投加量进行优化分配以及提高臭氧的转化效率对提高水处理工艺进行效果和节约运行成本非常重要。
2、        关于臭氧副产物方面的问题。
臭氧化副产物和臭氧化出水AOC（可同化有机碳）升高，已成为臭氧化技术应用的一个关键问题。进年来的研究表明，臭氧化会形成溴酸盐、甲醛等一些有害副产物。当水中存在Br－时，臭氧化会形成亚溴酸盐、溴酸盐、溴仿等溴化化合物。溴酸盐被国际癌症研究机构列为可能对人体致癌的化合物。WTO建议饮用水中溴酸盐最大含量25ug/L。美国EPA规定阶段溴酸盐的最大污染物水平为16ug/L。如何控制出水中的溴酸盐已成为臭氧化技术应用要考虑的一个重要问题。目前国外主要采取多点投加，改变水的化学条件，生物过滤等方法来减少溴酸盐的生成。AOC的升高是管网中细菌再次繁殖的重要因素，也是管壁生长生物膜和管道腐蚀结垢的重要原因。有研究表明，采用适宜的臭氧投加量并结合生物过滤是控制出水中AOC的主要途径。
3、        关于活性炭方面的问题。
在臭氧－生物活性炭工艺中，活性炭的选择，再生方式以及生物活性炭的出水生物安全性一直为研究人员所关注。活性炭性能的优劣直接影响到活性炭吸附能力的高低，生物活性炭通常使用3～5年后就要更换。这部分费用在深度净化运行成本中约占30%。

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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、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

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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

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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。

fish0568

谢谢楼主，有没有电子版的饮用水标准？

mengyan197206

有。。。。。。。。。。。。。。。。。。。。。

mengyan197206

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。