馬 軍，李圭白，陳忠林 許國仁，翟學東，陳 衛，張錦
(哈爾濱工業大學，黑龍江，哈爾濱 150090)

　　提　要 由于我國污水處理率低，飲用水源受污染率已高達90%以上。目前我國自來水廠使用的傳統給水處理工藝，不能有效地去除受污染水中種類繁多的微量有機污染物，對城市居民的身體健康構成潛在威脅，急迫需要解決。

　　國外近些年來采用的飲用水深度處理技術主要是臭氧氧化、活性炭吸附、臭氧-活性炭聯用等。我國也圍繞著這些除污染技術開展了多年的研究工作，但存在的主要問題是設備昂貴，“基建”投資大，運行管理費用很高，難于在我國推廣應用。我國在2000年計劃實施的供水行業標準中己將生活飲用水衛生標準從現在的35項增加到88項(一類水司)。對于受污染水的凈化處理，是給水處理領域急迫需要解決的問題，特別是開發具有高效、經濟等特征、適合我國經濟國情、易于在我國推廣應用的飲用水除污染技術。
　　本課題發明了一種能夠高效經濟地去除水中污染物的技術。該技術是將高錳酸鉀與某些無機鹽有機地復合，在水處理過程中形成具有很強氧化能力的中間態成分和具有強吸附能力的新生態水合二氧化錳，將氧化與吸附有機地結合起來，強化去除水中的有機污染物、強化除藻、除嗅味、色度等。
　　結合我國污染較重的若干典型受污染飲用水源，對高錳酸鹽復合藥劑的除污染效能開展了大量的研究工作。表明高錳酸鹽復合藥劑對水中有機污染物具有高效的去除效果，對水中藻類、嗅味、色度等有顯著的去除作用。該技術的助凝作用可以降低混凝劑藥耗，降低制水成本。該技術的顯著特點是投資小、除污染效率高、易于維護管理。

1 概述

1.1 飲用水源污染情況
　　在我國經濟高速發展的同時，環境污染逐漸加重，特別是水體污染，對城市居民的身體健康構成威脅。不少城市因當地水源污染而被迫遠距離調水，不僅增加投資和經營成本，還可能給生態環境帶來負面影響。導致城市水源污染的主要原因是大量城市污水未經處理直接排放。1997年，我國城市污水排放量為351億m³，而同期全國僅有123個城市建成309座不同等級的污水處理廠，處理能力 1292萬m³／日，即使按滿負荷運行計算，年污水處理量也僅為47億m3。據環保部門監測，全國90%以上的城市水域受到嚴重污染，約50%的重點城鎮的集中飲用水水源不符合取水標準，其中水源受污染比較嚴重的城市有98%個。水源污染不僅加劇了城市用水的供需予盾，還直接影響城市供水水質，進而損害城市居民的身體健康。
　　我國目前城市給水處理采用的仍然是常規處理工藝，對水中污染物的處理能力有限。隨著我國經濟的發展，對飲用水水質要求不斷提高，2000年我國將試行新的供水行業標準。對飲用水水質的要求將更加嚴格，如一類水司的水質指標由現在的35項增加到88項。因而對于受污染水的凈化處理是一項非常重要的研究課題。
1.2 受污染水源水處理方法
　　由于常規給水處理工藝的局限性，很難保障飲用水水質安全。因此，單純的飲用水常規處理工藝已不能與現有的水源狀況和水質標準相適應。各國根據水源水質和要求水質不同，對水處理手段的側重也有所不同，但是主要時是針對水源水中的微量有機物，進行深度處理和預處理。
　　飲用水深度處理技術 深度處理是相對常規處理而言，指在常規處理工藝基礎上，采用適當的處理方法，將常規處理工藝難以去除的有機污染物或消毒副產物的前體加以去除。目前應用較多的深度處理技術有活性炭吸附、臭氧氧化、臭氧和活性炭聯用、臭氧高級氧化技術、生物活性炭、膜過濾技術[1-13]等。在常規處理工藝基礎上。增添深度處理無疑是提高水質的良好舉措。但深度處理需要大量的基建投資和運行維護費用，對于發展中國家，由于受經濟條件的限制，短時期內難以采用深度處理工藝提高飲用水水質。
　　預處理技術 預處理通常是指在常規處理工藝前面，采用適當的處理方法，強化常規給水處理工藝對水中污染物地去除，以減輕后續常規處理和深度處理的負擔，使其更好地發揮作用。常用的兩種預處理方法是生物氧化法和化學氧化法。
　　生物預處理是指在常規給水處理工藝之前增設生物處理工藝，包括塔濾、生物轉盤、生物濾池與接觸氧化等膜技術，借助于微生物群體的新陳代謝活動，去除那些常規給水處理工藝不能有效去除的有機物、氨氮和亞硝酸鹽等污染物。有機物和氨的生物氧化，可以減少水中THMs前體物的含量，降低配水系統中使微生物繁殖的有效基質，從而改善出水水質；生物預處理對氨氮的去除有顯著效果。影響生物氧化效果的因素主要有溫度、溶解氧、有機物與氨氮含量、水力負荷等、生物氧化預處理工藝的缺點是處理效果受溫度影響服大，在低溫條件下微生物的生長和活性受到抑制，影響有機物的生物降解。因此，生物氧化預處理在低溫地區應用受季節的限制。生物預處理運行中穩定性不高，生物膜往往難以保持穩定。生物氧化能在一定程度上降低水源水的致突變活性，但是一般不能使Ames實驗陽性較高的水轉變為陰性^[14]。
　　化學預氧化是通過在給水處理工藝前端投加氧化劑強化處理效果的一類預處理措施。化學預氧化目的可主要分為以下幾方面。1)去除微量有機污染物；2)除藻；3)除嗅味；4)控制氯化消毒副產物；5)氧化助凝；6)去除鐵錳。
　　在預氧化過程中，氧化劑與水中多種成分作用.能夠提高對有害成分的去除效率，但在一定條件下也會產生某些副產物。各種氧化劑作為預處理藥劑對給水處理效果的綜合影響程度差別較大。目前能夠用于給水處理的氧化劑主要有臭氧、高錳酸鉀、二氧化氯、高鐵酸鉀和氯等。由于二氧化氯的副產物(亞氯酸根)對人體有害，二氧化氯投量不宜過高，因此二氧化氯一般主要作為后續的消毒劑使用。
　　飲用水源中微量有機污染物濃度，一般為ng——μg/l數量級(約占水中有機物總量的10%以下)，但種類繁多，對人體危害較大。微量有機污染物在水中的溶解度較高，難于被去除。常規給水處理工藝主要能夠去除一部分吸附在粘土顆?；蚺c大分于天然有機物絡合的有機污染物。迄今已在飲用水源中檢測出2000多種微量有機污染物，對人體具有不同程度的潛在危害。近年來，人們通過短期毒理試驗等手段(如Ames試驗)從綜合毒理特性角度衡量飲用水中微量有機污染物對人體健康的潛在影響。預氧化能夠破壞有機污染物或通過中間產物的吸附與催化作用強化去除微量有機污染物。
　　化學預氧化對水中藻類具有顯著的去除作用。臭氧預氧化能夠有效地滅活水中藻類。提高后續工藝對其去除效率。高錳酸鉀預氧化也能明顯提高對藻類的去除效果。氯和二氧化氯的除藻效果也較好，但會產生對人體有害的鹵代有機物(預氯化)和亞氯酸根及一些致突變物(二氧化氯預氧化)。
　　除嗅除味一直是飲用水處理的核心問題之一。嗅味是由水中各種有機與無機物質綜合作用而表現出來的，包括土壤顆粒、腐爛的植物、微生物(浮游生物、細菌、真菌等)及各種無機鹽(如氯根、硫化物、鈣、鐵和錳等)、有機物和一些氣體等。水中植物在某些微生物(如放線菌、藍綠藻等)作用下所產生的微量有機物也是嗅味的主要來源。化學預氧化對不同種類的嗅味物質都具有一定的去除效果，但同時還會由于氧化劑與水中共存的其它有機物作用而產生新的嗅味。例如，臭氧與水中有機物作用產生一系列醛類化合物，使飲用水中帶有一定程度的水果味。氯和二氧化氯在氧化過程中也會產生一些異味。高錳酸鉀的除嗅味作用明顯，無副作用。
　　揮發性三鹵甲烷(THMs)和難揮發性鹵乙酸(HAAs)被認為是兩大類主要氯化消毒副產物。此外，鹵代酚、鹵乙腈、鹵代酮、鹵乙醛、鹵代硝基甲烷、MX[3-氯-“(二氯甲基)-5-羥基-2(5H)-呋酮]等多種難揮發性氯化消毒副產物也陸續從自來水中檢測出來?；瘜W預氧化可破壞氯化消毒副產物前驅物質，或使之轉化成副產物生成勢相對較低的中間產物。但氧化劑既有可能將氯化消毒副產物前驅物質氧化，也有可能將水中其它種類的有機物氧化。綜合作用結果使一部分前驅物質的鹵代副產物生成勢降低，但也有可能使另一部分前驅物質的鹵代副產物生成勢升高。在氧化過程中還有可能產生一些其它有機與無機副產物。預氧化對氯化消毒副產物的影響及對水質的綜合作用結果取決于氧化劑種類、投量、氧化條件、水中前驅物質種類與濃度、pH值及水中共存的有機與無機物種類和濃度等多種因素。
　　有機物對膠體產生嚴重保護作用，使之穩定性顯著提高，難于脫穩，是目前混凝過程中存在的主要問題。一般認為，膠體穩定性的增加是由于大分于天然有機物在無機膠體顆粒表面形成有機保護層，造成空間位阻或雙電層排斥作用，導致混凝過程中混凝劑投量顯著提高。化學預氧化能夠破壞有機物對膠體的保護作用，從而促進混凝。最早應用于生產的是預氯化技術，以促進混凝、除藻、抑制微生物生長等。但在預氯化過程中氯與有機物作用生成一系列對人體危害較大的鹵代有機物，因此在飲用水處理中的應用逐漸受到限制。臭氧在低投量下有一定的助凝作用，但投量較高時反而不利于混凝，水中小分子有機物濃度增加并與鋁離于絡合，使出水中鋁的濃度升高。高錳酸鉀預氧化對很多種地表水表現出明顯的助凝作用[15-17]。高錳酸鉀助凝一般使沉后和濾后濁度下降，使混凝劑的最佳投藥范圍拓寬。高錳酸鉀在反應過程中產生的新生態水合二氧化錳對其助凝效果有重要影響，可通過吸附作用形成密實的絮體，尺寸也明顯增大^[18]。
　　根據我國國情，對常規處理工藝進行強化處理、改造是改善供水水質最可行的方案?；瘜W預氧化去除有機污染的基建投資相對較小。尤其是高錳酸鹽復合藥劑氧化預處理工藝，不需要增加過多的設備，易于投加和運行管理，處理效果受水溫等季節因素的影響也較小，特別適于改善目前水廠出水水質，因而具有較大的應用潛力。
　　我國學者提出的高錳酸鉀預氧化除微污染技術，經過十幾年時間的研究，在去除天然水中微量有機物、控制鹵仿和致突變物，以及氧化助凝等方面取得了一系列進展，并在生產中得到推廣應用。

2　高錳酸鹽復合藥劑除污染技術研究課題的提出及研究進展

　　我國在1985年，李圭白教授及其研究生即開始高錳酸鉀去除飲用水中污染物的研究工作，經過幾年的研究之后，先后探討了對水中微量丙烯酚胺和微量酚的去除作用。在“八五”期間，哈爾濱工業大學(原哈爾濱建筑大學)承擔了國家重點科技攻關計劃“高錳酸鉀除微污染技術”和“高錳酸鉀助凝及取代預氯化減少氯仿生成量”兩個了專題的研究工作，進行了大量的室內試驗和生產性試驗，對高錳酸鉀氧化助凝和去除飲用水中微量有機污染物的效能等進行了系統研究，發現在一定條件下，高錳酸鉀具有明顯的助凝除濁、除有機微污染、降低水的致突變活性和控制氧化消毒副產物等作用[19－24]。
　　在研究中還發現，高錳酸鉀在反應過程中產生的中間志成分對高錳酸鉀除污染效率有重要影響。生成的新生態MnO2對水中有機污染物具有吸附、催化氧化作用，其它中間價態在高錳酸鉀除污染過程中也起著非常重要的作用[25]。
　　經過十幾年研究與應用，對高錳酸鉀在飲用水中的除污染作用效能、機理及實際生產應用積累了一些經驗，為進一步深入研究高錳酸鹽復合藥劑奠定了理論基礎。
　　在前期的試驗研究中，考察了某些水體本底成分如濁質顆粒、堿度(碳酸鹽)、還原性物質等對高錳酸鉀除微污染效能的影響，結果表明，濁質顆粒、堿度(碳酸鹽)均不是影響高錳酸鉀除污染效能的顯著因素，而水中還原性有機成分如腐植酸、無機成分如Mn(Ⅱ)等卻影響高錳酸鉀的除污染效能。系統的試驗結果表明，腐植酸在一定濃度范圍內。可明顯促進高錳酸鉀對水中微量苯酚的去除；水體中適量的無機還原性成分Mn(Ⅱ)也可顯著促進高錳酸鉀對苯酚的去除。
　　按常規推理，水中還原性成分存在應不利于氧化劑對水中有機污染物的氧化，使高錳酸鉀去除苯酚的效率下降。而試驗結果卻正好相反，仔細分析高錳酸鉀、苯酚與水中還原性成分三者之間的關系，可知，單純高錳酸鉀對苯酚的去除率較低，單純腐植酸、Mn(Ⅱ)等還原性成分對苯酚也沒有去除作用，而當高錳酸鉀和還原性成分同時存在于水體中時，對苯酚的去除率顯著提高，由此可推知，高錳酸鉀與還原性成分反應的中間產物對苯酚的去除起到十分重要的作用。
　　進一步分析高錳酸鉀與還原性成分反應后可能產生的中間產物，可能有兩方面，一是高錳酸鉀被還原后產生的不同價態的中間產物如Mn(Ⅵ)、Mn(Ⅴ)、Mn(Ⅳ)、Mn(Ⅲ)；另一方面是還原性有機或無機成分被氧化后形成的一些中間產物如有機酸、金屬高于或水合氧化物等，這兩方面產生的中間產物是促進苯酚去除的關鍵。
　　因此，我們設想，要提高高錳酸鉀的除污染效率，可以從兩方面入手，一方面可強化高錳酸鉀被還原后產生的不同價態的中間產物的作用，另一方面可強化水體中還原性成分被氧化后產生的中間產物的作用。
2.1 高錳酸鹽復合藥劑的制備
　　利用高錳酸鉀氧化過程中產生的中間介穩狀態物質提高除污染效率 由以上分析可知，高錳酸鉀被還原后產生的不同價態的中間產物，如Mn(Ⅵ)、Mn(Ⅴ)、Mn(Ⅳ)、Mn(Ⅲ)等可能是提高高錳酸鉀除污染效率的關鍵之一。有文獻表明，其中Mn(Ⅴ)是一種具有極強氧化能力的中間態成分，其氧化還原電位 E°=Mn(Ⅴ)/Mn(Ⅳ)高達 4.27Ⅴ，由于Mn(Ⅴ)能夠通過氧橋與有機物形成五元環結構，有利于電子轉移，因而易于將有機物分解破壞。但錳的中間價態成分Mn(Ⅴ)極不穩定，存在時間通常在毫秒級以下，一般在與有機污染物作用之前即可能己經轉化為低價態成分[如Mn(Ⅳ)]。如何控制和利用中間產物，是提高除污染效能的關鍵環節。要利用中間價志產物，必須具備兩方面的條件，首先必須利用某些方法促進中間價態產物的產生，其次是中間價態產生后要使其穩定并有一定的存活時間以保證其與水中有機物污染物發生反應。為了滿足以上兩個條件，進行了大量的試驗研究工作，制備出以高錳酸鉀為核心、由多種組分復合而成的高錳酸鹽復合藥劑，充分利用高錳酸鉀與復合藥劑中其它組分的協同作用，促進有利于除污染的中間價態介穩產物的形成，提高高錳酸鉀對水中污染物的去除率。
2.2 高錳酸鹽復合藥劑對水中污染物的去除作用
　　我們在實驗室分別以實際水樣及向實際水樣中加入典型污染物配水進行了實驗室小試，并在此基礎上以受污染的典型水源水，如松花江水、黃河中游水庫水、巢湖水、太湖水、嫩江水為研究對象，進行了中試及生產試驗，通過長期的運行觀察，考察了高錳酸鹽復合藥劑的除污染效能。研究結果如下。
2.2.1 高錳酸鹽復合藥劑對水中典型酚類污染物的去除效果
　　酚類化合物是水體中一類典型的有機污染物。在結構上，酚類化合物具有芳環特征，與許多除草劑及殺蟲劑等結構上具有相似性，它們廣泛存在于水中，對水體產生嚴重影響。在給水處理過程中，特別是在加氯處理中，酚能與氯結合形成氯酚，并可進一步轉化成氯仿。氯酚具有強烈的刺激性藥味，氯仿也是典型的“三致”物質，因此，酚被美國國家環保局列為129種優先控制污染物黑名單中的一種。另外，酚類物質對生物體均能產生毒害，它可通過皮膚及黏膜的接觸而浸入或經口腔吸入體內，與細胞原漿蛋白質接觸后，形成不溶性蛋白質，使細胞失活。一般低濃度酚可使蛋白質變性，高濃度酚則使蛋白質凝固，并繼續向體內滲透，引起組織壞死乃至使生物體中毒。
　　在我國，酚也是受污染水體中的一類主要有機污染物，在水體中檢出率高，檢出濃度大，最高超標數百倍。酚類化合物作為一類在水體中普遍存在的污染物對人類的身體健康具有潛在的危害性，因此也被我國列為優先控制污染物之一。
　　綜上所述，以酚為代表性污染物進行高錳酸鹽復合藥劑的除污染效能研究，具有理論意義和實際應用價值。
　　通過實驗室小試系統的研究比較了高錳酸鹽復合藥劑和高錳酸鉀對水中典型酚類污染物如苯酚、4-氯酚、2，4-二氯苯酚、2，6-二氯苯酚等的去除效果，結果表明，高錳酸鹽復合藥劑和高錳酸鉀對以上四種典型酚類污染物均有較高的去除率，特別是高錳酸鹽復合藥劑，充分體現了復合藥劑中其它成分協同氧化除污染這一指導思想，使高錳酸鹽復合藥劑的除污染效率比單純高錳酸鉀得到顯著提高。
　　用堿性高錳酸鉀法進行二次重蒸制得無酚純水。以無酚純水配制一定濃度的含酚水樣，取100mL轉移至300mL錐形瓶中，同時調節水樣pH值，加入高錳酸鉀或高錳酸鹽復合藥劑。置于電磁振蕩器上振蕩。反應結束時，以0.01N的Na₂S2O₃溶液還原過剩的KMnO₄。水樣經重蒸處理后，以個氨基安替比林革取分光光度法分析苯酚剩余濃度。
　　高錳酸鉀的水化學性質很復雜，受許多水質參數的影響其作用效果也會有所不同。高錳酸鹽復合藥劑是以高錳酸鉀為主劑，其主體性質與高錳酸鉀相似，因此，為了研究高錳酸鹽復合藥劑的除污染效能與機理，首先研究了一些主要水質參數對高錳酸鹽復合藥劑除酚效能的影響，并從去除效果與反應機理上對酚的去除進行了分析。

　　圖1為常規條件下高錳酸鹽復合藥劑與單獨高錳酸鉀處理對苯酚去除效率的對比。
　　從圖中可以看出，高錳酸鹽復合藥劑的除酚效果在相等投加量條件下明顯高于單純高錳酸鉀，而且隨著投量的增加，高錳酸鹽復合藥劑對苯酚去除率增長比單純高錳酸鉀對苯酚去除率增長快，復合組分顯著地提高了高錳酸鉀的氧化能力，將高錳酸鹽復合藥劑加入水中后，兩者協同作用形成過渡氧化態中間產物，進而與水中有機污染物發生快速反應，因此對苯酚的氧化去除速率更快。從圖1中還可以看出，在高錳酸鉀投量較小時，隨著高錳酸鉀投量的增加，苯酚的去除效果有較大增加，但在投量達到一定程度時，再增加投量對去除效果影響不大。這說明水中的還原性有機物苯酚與藥劑的反應速度與藥劑的投量(起始濃度)成一定的比例關系、因而開始時，隨著藥劑投量的增加去除效果增加，隨著反應的進行，可進一步氧化的有機物質的量越來越少，因而即使再增加藥劑投量去除效果也變化不大。一般的有機物在紫外區都有其特征吸收，且吸收遵循比爾定律，因而通常可用紫外區特征吸收峰處的吸光度值大小表示有機物的相對含量，特別是常用UV₂₅₄。值大小代表水中總溶解性的小分于有機物的含量高低[26]，進行紫外掃描在一定程度上能反映出水中有機物的相對含量。
　　試驗研究中對高錳酸鹽復合藥劑氧化與單純高錳酸鉀氧化去除苯酚的試樣進行了紫外掃描，圖2列出了5mg/L苯酚溶液及經高錳酸鹽復合藥劑和單純高錳酸鉀處理30min后水樣的紫外吸收光譜。

　　圖2中結果表明，5mg/L苯酚水溶液在254nm和270nm處各有一吸收峰，而經高錳酸鹽復合藥劑和高錳酸鉀處理后，在254nm處的吸收峰消失，而在270mm處的吸收峰也有明顯的降低，這說明經高錳酸鹽復合藥劑處理后，水樣中有機物含量明顯降低，使一部分苯酚被去除，因而降低了水體的有機污染程度。同時從圖中還可看出，經8mg／L高錳酸鹽復合藥劑處理后的水樣在27Onm處的吸收峰要比經10mg/L高錳酸鉀處理后水樣的吸收峰低，而270nm是苯酚的特征吸收峰，這表明，雖然高錳酸鹽復合藥劑和高錳酸鉀對苯酚都有一定的去除作用，但高錳酸鹽復合藥劑對苯酚的去除效率明顯要高于單純高錳酸鉀對苯酚的去除率。
　　進一步考察了反應時間及反應溫度對除污染物效果的影響，試驗結果表明，高錳酸鹽復合藥劑對苯酚的去除效果明顯優于高錳酸鉀，高錳酸鹽復合藥劑的除酚速率相對較快，而單獨高錳酸鉀除酚作用進行緩慢。高錳酸鹽復合藥劑與單純高錳酸鉀對典型有機污染物苯酚的去除效能不同，高錳酸鹽復合藥劑具有更強的除污染能力。
　　溫度對高錳酸鉀及高錳酸鹽復合藥劑的氧化作用均有影響，溫度升高，高錳酸鹽復合藥劑和高錳酸鉀對苯酚的去除率均升高，表明升高溫度有利于高錳酸鹽復合藥劑對苯酚的去除。但在相同的反應溫度時。2mg/L高錳酸鹽復合藥劑對苯酚的去除率明顯高于2mg/L單純高錳酸鉀對苯酚的去除率，這再次證明了高錳酸鹽復合藥劑的氧化除污染效能明顯優于單純高錳酸鉀。
2.2.2 高錳酸鹽復合藥劑對水中微量有機污染物的去除
　　我們分別選取不同水域的典型源水，進行了生產試驗，比較了單純投加混凝劑的常規處理工藝、預氯化工藝、高錳酸鹽復合藥劑預氧化工藝對水中有機物的去除效果。試驗結果表現出類似的去除效果，限于篇幅，主要介紹部分研究結果。
　　高錳酸鹽復合藥劑強化處理松花江水試驗水樣的處理工藝過程 中試是在哈爾濱市紹和中法合資水廠的中試模型上進行的。原水水樣在投入藥劑混凝之后，經過1分鐘的快速混合和反應，然后經過10分鐘的絮凝反應，40分鐘沉淀，然后進行過濾，濾速為5m/h，取濾后水進行富集。
　　本次試驗的化學藥劑高錳酸鉀采用化學分析純試劑；次氯酸鈉采用液體分析純試劑；聚合氯化鋁采用唐山產的聚合氯化鋁，性能較為穩定；高錳酸鹽復合藥劑采用分析純試劑。水樣編號、聚合氯化鋁的投加量、高錳酸鉀的投加量、氯的投加量、高錳酸鹽復合藥劑的投加量等數據詳見下表1。

表1 不同處理工藝的藥劑投加量 水樣編號 聚合氯化(PAC)mg/L 預氯化mg/L 高錳酸鉀mg/L 高錳酸鹽復合藥劑mg/L 富集水倦體積l/水樣 1 -- -- -- -- 18 2 13 -- -- -- 18 3 13 4.0 -- -- 18 4 13 -- 1.0 -- 18 5 13 -- -- 2.3 18

　　水祥的富集與濃縮 富集水樣體積為18L，富集的樹指采用XAD——2樹指，使用前用重蒸乙醚、二氯甲烷、甲醇分別在索氏提取器中提取8小時，將樹脂保存在甲醇中備用，富集前采用濕法裝柱。
　　吸附柱采用特制的玻璃柱，規格為Ф10mm×200mm，在吸附柱底部塞入經高溫處理過的玻璃棉，濕法裝入8cm的樹脂，然后在樹脂上部塞入一些玻璃棉，打開活塞放出甲醇，同時用二次蒸餾水反復沖洗，關閉活塞，使液面高于樹脂的高度。
　　吸附柱上端用帶有磨口的玻璃管與之相連，玻璃管上端用干凈的乳膠管與之相連，乳膠管連入待富集的水樣，采用虹吸的方式使水流過XM－2樹脂，水量的調節采用旋轉吸附柱下端的活塞的方法來控制，水量一般控制在40——5ml/min，富集18L水樣之后，關閉活塞，停止富集。富集柱中保持一定的水樣，密封后等待洗脫。
　　本次試驗采用乙醚斷洗脫(洗脫用的乙醚是經過二次蒸餾的分析純乙醚)，洗脫時先將吸附柱中的水吹凈，然后用乙醚約50ml浸泡20分鐘，然后用碘鉀瓶收集，重復三次。
　　將待濃縮的洗脫液先進行脫水處理，用經過高溫干燥的無水硫酸鈉進行脫水作用，然后用旋轉薄膜蒸發器在40度時濃縮到1ml，進行有機物測定。在進行有機物的測定再將1ml的樣品濃縮至0.3ml。
　　水樣的測定 有機物的分析采用HP5890－597lGC／MS進行分析，儀器條件：色譜條件：HP—5MS柱，柱長：30米，內徑；0.25mm，載氣；He。進樣口溫度；250℃，接口溫度：280℃。進樣量：0.2μl，柱溫起始：50℃，保持5min，以5℃／min速度升至200℃保持1min，再以100℃/min，升值280℃，保留10分鐘。
　　質譜條件：離子源溫度：180℃，電離方式EI，電子轟擊能量；70ev，前級壓力；60mTor，掃描質量范圍：50－550。
　　試驗的結果與分析 表2為不同處理工藝濾后水中有機物數量及峰面積比較；表3為不同處理工藝處理后有機物分布變化情況。

表2 不同處理工藝的濾后水中的有機物數量及峰面積比較 水樣(濾后水) 檢測出的有機物的數量 不同處理工藝的有機物數量與源水的比較 不同處理工藝的有機物數量的去除率 檢測出的有機物峰面積 不同處理工藝的有機物峰面積與源水比較 不同處理工藝的有機物峰面積的去除率 1.源水 153 100% 0 2.3^*1010 100% 0 2.源水+PAC 137 89.5% 10.5% 6.6^*10⁹ 28.7% 72.3% 3.源水+PAC+CL2 99 64.7% 35.3% 4.8^*10⁹ 20.9% 79.1% 4.源水+PAC+KMnO4 84 54.9% 45.1% 4.1^*10⁹ 17.8% 82.2% 5.源水+PAC+高錳酸鹽復合藥劑 51 33.3% 66.7% 1.4^*10⁹ 6.1% 93.9%

表3 不同處理工藝的濾后水中有機物種類及濃度比較 有機物種類 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 稠環芳烴與雜環化合物 鹵代烴 硝基化合物 工藝 濃度為源水的百分比 烷 烯 炔 酸 醇 酮 醛 脂 酚 苯 胺 1.源水 0.74 　 　 25.2 　 12.26 　 7.77 3.4 19.2 14.33 18 2.42 4.27 2.PAC混凝(濾后水) 3.02 0.72 　 9.3 　 2.61 　 2.63 0.27 7.3 3.88 4.11 0.79 2.08 3.預氯化(濾后水) 0.71 0.22 　 6.5 　 3.55 　 1.82 T 3.89 3.89 7.8 0.4 1.08 4.KMnO₄預處理(濾后水) 0.151 T 　 6.05 　 2.94 　 1.83 T 3.22 3.11 7.55 0.24 1.05 5.KMnO₄復合藥劑預處理(濾后水) T T 　 2.42 　 0.65 　 0.88 T 1.42 0.34 1.72 T 0.24

　　 注：表中“T”表示水中該類物質含量為微量
　　 從表2中可以看出，源水中檢出有機物的數量為153個，聚合鋁處理后的濾后水中檢出有機物137個；原水經過預氯化處理后用聚合鋁混凝過濾后，水中檢出的有機物數量為99個；原水經過高錳酸鉀預氧化處理后經過聚合鋁混凝，在濾后水中檢出的有機物總數量為84個；原水經過高錳酸鹽復合藥劑預處理后，經過聚合鋁混凝，過濾后水中檢出的有機物總數為51個。不同處理工藝的有機物數量與源水比較的去除率分別為：單純聚合鋁混凝10.5％；預氯化工藝35.3％；單純高錳酸鉀預氧化工藝45.1％；高錳酸鹽復合藥劑預氧化工藝66.7％。
　　不同處理工藝濾后水的有機物峰面積與源水比較分別為：單純聚合鋁混凝為28.7％；預氯化工藝為20.9％；單純高錳酸鉀預氧化為178％；高錳酸鹽復合藥劑預氧化6.1％。去除率相應達到：單純聚合鋁為72.3％；預氯化工藝為79.1％；單純高錳酸鉀預氧化為82.2％；高錳酸鹽復合藥劑預氧化為93.9%。這意味著高錳酸鹽復合藥劑預處理能夠在低溫低濁高污染的水質情況下將濾后水的有機物的數量降低三分之二，檢測出的有機物濃度降低93.9％，相當于較源水降低了一個數量級。
　　從表3中可以看出，幾種處理工藝都對種類和濃度有去除作用，其中高錳酸鹽復合藥劑在這幾種工藝中效果最好。在對水中有害污染物的去除效果方面，發現：1)、稠環芳烴與雜環化合物在源水中占的比例為18％，高錳酸鹽復合藥劑預處理(濾后水)占源水的比例為1.72％，約為源水中稠環芳烴與雜環化合物的1／10，去除率為90.4％；2)、鹵代烴占源水的比例為2.42％，高錳酸鹽復合藥劑預處理(濾后水)鹵代烴的檢出濃度在儀器檢出限以下，相當于完全去除了鹵代烴；3)、硝基化合物占源水的比例為4.27％，高錳酸鹽復合藥劑預處理(濾后水)硝基化合物的濃度為源水的0.24％，去除率為94.4O%；4)、高錳酸鹽復合藥劑預處理對酚類化合物的去除效果也很理想，其中源水中酚類占3.4％，高錳酸鹽復合藥劑預處理(濾后水)使酚類的檢出濃度在儀器檢出限以下。
　　此次中試研究結果表明，高錳酸鹽復合藥劑預處理工藝對有機污染物有較高的去除效率，對有機污染物去除率高達93.9％；高錳酸鹽復合藥劑預處理工藝對檢測出的有害污染物濃度的去除率為90.4％；高錳酸鹽復合藥劑預處理工藝對有機污染物的去除效果要優于單獨高錳酸鉀預氧化，也遠優于單純聚合氯化鋁或預氯化工藝。
　　高錳酸鹽復合藥劑對巢湖水中有機污染物的去除效果 巢湖位于長江與淮河之間的安徽省中部，是我國著名的五大淡水湖之一，具有飲用、灌溉、航運、漁業、發電和旅游等多種功能。它原為陸地，由于地表下沉而成巨湖。自漢代以來，巢湖流域就一直是江淮地區重要的糧食產地和水產品基地，被譽為“日出斗金”。的魚米之鄉。沿湖地勢平坦，河渠縱橫，灌溉面積達328萬畝，是安徽最富庶的地方。巢湖本是河流型的天然湖，自五六十年代在其下游建閘筑壩之后，便成了半封閉型的水體，從而導致湖泊生態環境惡化。
　　據近兩年測定的水質污染指標：1997年，770平方公里的湖區總水質超過V類水標準，1998年巢湖污染依然嚴重，在入湖的9條河道中，就有3條水質屬Ⅴ類或超Ⅴ類。每天進入巢湖的污水達53萬噸，1995年國家環境情況公報中評價的全國11個湖泊，巢湖污染最重，6項指標超標。1997年巢湖污染程度僅次于云南滇池。巢湖水質污染嚴重，為此，國家把巢湖列為“九五”期間全國三河三湖(準河、海河、遼河；太湖、滇池、巢湖)六大重點治污工程之一。
　　有機物分析　分析儀器：HP5890Ⅱ/5972色質聯用儀。HP-5.MS.30m×0.25mm×μm石英毛細管柱。采用標準譜圖調諧方式對儀器進行調諧，直到生成調諧報告滿足要求，即儀器性能符合要求，才能進行分析。取市售分析純二氯甲烷、正已烷、丙酮、乙醚、四氫呋哺，用精餾柱精餾二次，濃縮500倍做GC/MS空白分析，不出雜峰。
　　有機污染物的分析過程為：采用C18小柱富集水中有機污染物，然后以二氯甲烷、正己烷、丙酮、乙醚及四氫呋哺等五種試劑來洗脫富集在C18小柱上的有機污染物，收集洗脫液，利用高純氮氣吹掃濃縮，最后利用GC／MS對水中微量有機污染物進行分離定性、定量。
　　首先活化C18吸附小柱，分別用純化后的二氯甲烷、甲醇各10ml分兩次沖洗小柱子，去除柱內雜質并使之活化。小柱活化后，用3～5ml無有機物的水沖洗小柱，在未完全將水放出的瞬間過濾水樣，流速＜10ml/min，一般在8-9ml/min左右。
　　吸附和洗脫：取巢湖源水和高錳酸鹽復合藥劑處理后的水樣各5000in，分別用高純HCL試劑將pH調至小于2.0。
　　由于巢湖源水含有大量的懸浮雜質，容易堵塞C18小柱，因此，兩份水樣皆應先用濾紙過濾，取濾后清液再通過C18小柱抽濾吸附。(濾紙亦經過溶劑及純水多次潤洗方可使用。)當水樣抽濾吸附完以后，應將C18小柱進行干燥處理，消除干擾，提高洗脫率，節省溶劑用量。干燥方法是：用高純氮氣將小柱吹干。
　　分別取精餾后的二氯甲烷、正己烷、丙酮、乙醚、四氫呋喃各5ml，分別分2-3次對C18小柱進行洗脫，收集洗脫液至K-D濃縮器中。用高純氮氣頂吹洗脫液進行濃縮，當濃縮到2ml時，低溫保存備用。
　　樣品分析條件為：載氣；He；載氣流量：1ml/min柱前壓：100KPa；分流比：10：1；進樣口溫度：250℃；柱溫：70℃保持2min，以45℃/min的速率程序升溫至200℃，保持5min，再以10℃／min的速率程升至250℃，保持2min;電離方式：EI；電子能量：70eV；電子倍增器電壓：2400V；質量掃描范圍：45－550amu；傳輸線溫度：280℃。
　　定性：水樣的質譜圖與工作站里貯存的NBS譜庫中的四萬三千張譜圖相比較，選出可能性最高的對應譜圖來確定該化合物。上述水樣經質譜分析檢索，分類鑒定后，結果見表4：

表4 巢湖源水及高錳酸鹽預處理水樣GC/MS分析結果比較* 有機物 巢湖源水 高錳酸鹽預處理后水樣 去除% 高錳酸鹽預氧化處理出廠水 去除率% 種類 濃度ΣA 種類 濃度ΣA 種類 濃度ΣA 種類 濃度ΣA 種類 濃度ΣA 烷、烯烴 6 5593996 1 211883 83 96 3 2984549 50 47 醇 0 0 2 361365 * *(2) 0 0 - - 酚 2 4594255 2 719792 0 84 3 9267120 * *(3) 醛 1 1974702 0 0 100 100 0 0 100 100 酮 5 5413703 0 0 100 100 1 694525 80 87 酸 1 1307460 0 0 100 100 0 0 100 100 酯 10 85532259 2 11981782 80 86 3 19334640 70 77 苯 1 1653425 0 0 100 100 0 0 100 100 多環芳烴 4 5781390 0 0 100 100 1 1055584 75 82 鹵代烴 6 6398518 2 1838516 67 71 1 1421196 83 78 硝基苯 1 791338 0 0 100 100 0 0 100 100 雜環化合物 17 26879196 3 1365613 78 89 2 997111 88 96 合計 54 145920242 12 16478951 78 89 14 35754725 74 75

　　注*；(1)上表中有機污染物含量以峰面積計。(2)源水中未撿出醇類，處理后水檢出兩種醇。(3)源水中檢出酚類物質兩種，處理后水檢出酚類物質三種。
　　在對五水廠的處理效果觀測中，巢湖源水共檢出54個峰，而高錳酸鹽復合藥劑預處理后水樣只檢出12個峰，有機物的種類(以色譜峰個數計)減少了78％。
　　有機物的濃度(以色譜峰面積計)也有所降低，巢湖源水色譜峰的總面積為145920242，而高錳酸鹽復合藥劑預處理后水樣色譜峰的總面積為16478951，去除率達89％。高錳酸鹽復合藥劑對去除醛、酮、酸、苯、多環芳烴、硝基苯、雜環化合物的去除效果顯著。
　　圖3為高錳酸鹽復合藥劑除污染技術與現行常規給水處理工藝除污染效率的對比情況。取巢湖原水，投加15mg/L聚合鋁進行混凝，分別投加氯(4mg/L)和高錳酸鹽復合藥劑(0.75mg/L)與單純聚合鋁混凝對比。將所有水樣過濾后(石英砂)，進行有機物分析。巢湖原水中檢測出85種有機物，經過常規給水處理工藝處理后，水中有機物濃度(以色譜峰面積計)反而升高(有機物種類降到74種)。用預氯化工藝有機物濃度也有所降低，但高錳酸鹽復合藥劑預處理對水中有機物的降低幅度最大。
　　圖4為高錳酸鹽復合藥劑預氧化和粉末活性炭吸附對水中有機污染物的去除效果對比。可以看出，少量的高錳酸鹽復合藥劑預氧化(0.75mg/L)對有機物的去除效果明顯優于粉末活性炭吸附(10mg/L)，有機物種類明顯降低，有機物總濃度(色譜峰面積)(見圖5)。
　　在2000年4月份在合肥市第五水廠對高錳酸鹽復合藥劑除污染效果進行了系統的觀測。利用色譜-質譜聯機對水中巢湖原水、高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理濾后的水及氯化消毒后的水中有機污染物進行了分析監測。

2.2.3 高錳酸鹽復合藥劑的除藻效能研究
　　由于水環境污染的加劇，我國許多湖泊水庫呈現富營養化趨勢，其中藻類大量繁殖，使給水處理難度加大，嚴重影響供水水質，因此，考察高錳酸鹽復合藥劑的除藻效能，是非常必要的，既具有理論意義，又具有實際應用價值。
　　試驗及檢測方法 以實驗室人工培養藻類配制的含藻水為研究對象，考察了高錳酸鹽復合藥劑預氧化對藻類的去除效果，采用模擬水處理工藝的杯罐試驗，評價高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理與其它處理工藝對藻類的去除效率。
　　藻類的檢測依據美國EPA《水和廢水標準檢驗法》(15版)。目前使用的檢測方法有：個體計數法、葉綠素a法、溶解氧法、透光脈動檢測法等。
　　本試驗中根據不同的藻類，分別采用個體計數法和葉綠素a法。
　　高錳酸鹽復合藥劑對混合培養藻類的去除效果研究 藻細胞采用混合培養的方法，藻種取自哈爾濱附近的水庫水，其中主要為綠藻門的各種藻類。將藻種接種在完全無機鹽培養基內、培養液成熟后，經鏡檢后觀察到：藻種主要是綠藻門，包括衣藻屬、小球藻屬、柵裂藻屬、水綿等幾類。
　　配制含藻水，藻類含量為9750萬個／升，原水濁度32NTU，pH=8.5，CODMn為16.16mg/L，水溫28℃，濾后UV254=0.37，E₄₂₀＝0.131，采用杯罐混凝攪拌試驗，先投高錳酸鹽復合藥劑，快攪1min，轉速為300r／min，再投加聚合鋁快攪1min后，以40r/min慢攪10min，靜沉30min，由液面下取樣用鏡檢法計沉后水含藻量，然后用定性濾紙過濾，再用鏡檢法計濾后水含藻量。
　　高錳酸鹽復合藥劑投加量對藻類去除率的影響 前文對典型酚類污染物的研究表明，外加輔劑A的高錳酸鹽復合藥劑對有機污染物的去除效果最好，因此，在此處研究除藻效果時主要將外加輔劑A的高錳酸鹽復合藥劑與其它處理方法進行比較。
　　首先研究了高錳酸鹽復合藥劑預氧化投加量對混凝沉淀、過濾除藻效果的影響規律。

　　圖6為不同投量高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理的沉后水藻含量對比，圖中高錳酸鹽復合藥投加量分別為0mg/L，1mg/L，2mg/L，3mg/L，4mg/L和5mg/L。從圖中可以看出，當聚合鋁投加量為20mg／L時，不投加高錳酸鹽復合藥劑即單純使用聚合鋁混凝處理，沉后水藻類去除率為64%，隨著高錳酸鹽復合藥劑投量的不斷增加，沉后水中藻類的去除率呈現不斷上升的趨勢，當高錳酸鹽復合藥劑投加量增加到5mg/L時，沉后水藻類的去除率為80.8％，比單獨使用聚合鋁混凝有較大幅度提高。增加聚合鋁投加量到40mgh、50mg/L，無論投加高錳酸鹽復合藥劑與否，沉后水的藻類去除率均升高，同時也表現出相同的規律，即在混凝劑投加量一定時，沉后水藻類去除率隨高錳酸鹽復合藥劑投加量的增加而有較大幅度提高。
　　圖7所示為高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理對濾后水中藻類去除率的影響。由圖可見，當聚合鋁投加量為20mg/L時，濾后水的藻類去除率為91.2％，投加高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理，比單純投加聚合鋁混凝處理濾后水的藻類去除率也有明顯提高，同時濾后水的藻類去除率隨高錳酸鹽復合藥劑投加量和混凝劑聚合鋁投加量的增而有明顯提高。

　　對高錳酸鹽復合藥劑預氧化、預氯化兩種除藻方法的除藻效能進行了試驗比較，結果如圖8、圖9所示。

　　圖8是單純聚合鋁混凝、預氯化和高錳酸鹽復合藥劑預氧化三種處理方法沉后水藻類去除率的比較，由圖可以看出，預氧化劑投加量為2mgh、4mg/L時，無論是預氯化還是高錳酸鹽復合藥劑預氧化，沉后水藻類去除率均比單純聚合鋁混凝有所提高，高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理比預氯化處理沉后水藻類去除率有明顯提高。還值得注意的是，增加Cl2的投加量，沉后水藻類去除率提高得幅度并不大，而增加高錳酸鹽復合藥劑的投加量，其沉后水藻類去除率提高幅度較大，除藻效果更佳。
　　圖9是單純聚合鋁混凝、預氯化和高錳酸鹽復合藥劑預氧化三種處理方法濾后水藻類去除率的比較，由圖可以看出，在不同投加量時，高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理均比單獨聚合鋁混凝處理濾后水藻類去除率有大幅度提高，而預氯化處理濾后水藻類去除率提高不明顯。高錳酸鹽復合藥劑較其它兩種處理方法具有更強的助濾效果，這主要是因為高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理過程中，除了高錳酸鹽及其中間過渡態物質對藻類的氧化作用外，還原產物二氧化錳對藻類的吸附凝集作用可以使藻類在過濾工藝中更易于去除，大幅度提高濾后水藻類的去除率。

　　研究結果表明，高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理對水中藻類具有很高的去除藻效果，投加高錳酸鹽復合藥劑可以較大幅度降低沉后水中的含藻量。
　　高錳酸鹽復合藥劑對分離純化培養顫藻的去除效果研究 資料表明［53］：藍藻是另一種主要發臭藻類，它幾乎遍及世界每個角落，在濕潤的氣候條件下或在水體中極易大量增殖。藍藻在水體中大量增殖，可使水體發生強烈異臭。據世界各國資料統計，由浮游生物引起的水體異奧中，藍藻占69％，居首位。
　　藍藻的種類很多，它們引起水體異臭的情況各不相同，藍藻中以膠鞘藻、顫藻和項圈藻使水體發生異臭的頻率為最大。
　　本課題中，選擇顫藻作為試驗研究對象。所需試樣按藍藻采樣方法從哈爾濱市馬家溝水體中提取。
　　顫藻的分離培養 由于所取試樣中顫藻濃度很高，直接對其進行分離，省略預備培養。顫藻的分離可用稀釋法和吸管移植法二種。本研究中采用吸管移植法。培養成功的顫藻，擱置短時間即會發生變色和枯死，因此，為完成一項實驗，要連續不斷地培養這種顫藻。
　　顫藻的大量培養 為確定顫藻是否會引起水體產生異臭及提取由顫藻產生的大量異臭物質進行定量分析，必須對顫藻進行大量培養。顫藻的大量培養在液體培養基中進行。在容量為10升的廣口瓶中放人7－8升液體培養基，然后移入少量的經分離的顫藻。根據資料介紹，本研究選用邱·NO·10培養基培養顫藻。
　　顫藻的計量 在顫藻培養過程中，通過對其個體活性和數量進行觀察，來衡量其成長與光照。溫度。pH等水質的關系。對顫藻的計量可采用顯微鏡計數的方法，但由于顫藻個體長，～個藻體往往超出顯微鏡視野，使計數的準確度下降，因此，在本試驗研究中采用前文所述的葉綠素a法，用提取到的葉綠素a的量表示顫藻數量的多少，進而比較研究高錳酸鹽復合藥劑氧化處理與其它處理工藝對顫藻的去除效果。
　　高錳酸鹽復合藥劑和高錳酸鉀預氧化與預氯化對顫藻的去除效能比較 試驗研究了高錳酸鹽復合藥劑(為敘述方便，以下分別簡稱復合藥劑)和高錳酸鉀預氧化與預氯化對顫藻的處理效能。各種藥劑均預先通過試驗確定最佳投藥量，之后比較各種藥劑最佳投藥量。條件下對合顫藻水的處理效能。
　　本試驗所用含顫藻水，濁度為10—15NTU；pH為7.2左右；高錳酸鹽指數為13.0mg／L＠左右；葉綠素含量為1000—1500μg/L。高錳酸鹽復合藥劑的投加量均以純高錳酸鉀含量劑。
　　實驗過程為：分別用500ml燒杯取500毫升有臭味的含藻水，分別加入預先配制好的NaClO溶液(按有效Cl₂計算為10.0mg/L)、復合藥劑溶液(2.5mg/L)、高錳酸鉀溶液(3.5mg/L)。反應30分鐘后，分別取樣100毫升進行各項指標的測定。然后在余下的水樣中分別投加8.0mg/L聚合氯化鋁混凝劑進行混凝，用多聯攪拌器快攪(160轉／分)2分鐘混習，慢攪(40轉／分)反應10分鐘，靜置20分鐘后取上清液進行各項指標測定。測得數據如表5所示。 表5 幾種藥劑對顫藻的去除效能比較 混凝前 混凝后 水樣 濁度(NTU) 葉綠素含量(μg/L) CODMn(O₂,mg/L) 濁度(NTU) 葉綠素含量(μg/L) CODMn(O₂,mg/L) 預氯化 3.14 693.42 8.04 3.81 81.90 2.90 復合藥劑 5.34 237.51 5.13 2.04 32.76 1.95 高錳酸鉀 5.81 930.93 8.44 5.48 188.37 2.03 常規濁凝 5.65 152.88 4.36 原水 8.24 1004.64 13.03

　　從表5中測得的葉綠素a數據可知：混凝前，單投氯進行預氯化所取得的除藻率為31.0％，高錳酸鹽復合藥劑的除藻率為76.4％，高錳酸鉀的除藻率7.3％。這幾種藥劑的除藻率順序為：高錳酸鹽復合藥劑76.4％＞預氯化31.0＞高錳酸鉀7.3％。
　　從混凝后的數據可知：預氯化的除藻率為91.8％，高錳酸鹽復合藥劑的除藻率為96.7％，高錳酸鉀的除藻率為81.3％，不加任何預氧化劑的單純聚合鋁混凝除藻率為84.8％?；炷螅@幾種藥劑的除藻率順序為：高錳酸鹽復合藥劑96.7％＞預氯化91.8％＞聚合鋁常規混凝84.8％＞高錳酸鉀81.2％。
　　此外，從表5中的CODMn數據可以得出，混凝前，各種處理藥劑對水中CODMn的去除率順序為：高錳酸鹽復合藥劑60.6%%＞預氯化38.3%％＞高錳酸鉀35.2%?；炷?，各種處理藥劑對水中CODMn的去除率順序為：高錳酸鹽復合藥劑85.0％。高錳酸鉀84.4％＞預氯化77.7％＞聚合鋁常規混凝66.5％。
　　綜合以上試驗結果可以得出，高錳酸鹽復合藥劑除藻效率均比單純高錳酸鉀、預氯化和聚合鋁常規混凝的除藻效率高。
　　對以上各種藥劑處理后水樣，測定了其不同波長處的吸光值變化規律，圖10是混凝前各水樣的吸光值變化曲線，圖11是混凝后各水樣的吸光值變化曲線。
　　從圖10中可以看出，混凝前，各水樣在665nm處吸收峰的強弱代表水樣中葉綠素a含量的多少，也即含藻量，在425nmn左右的吸收峰為膠體濁質、色度等其它物質的吸收。比較各水樣的吸收曲線，高錳酸鉀處理水樣的吸收曲線比預氯化的吸收曲線高，高錳酸鹽復合藥劑處理后水樣的吸收曲線比原水、高錳酸鉀處理水和預氯化水樣的吸收曲線均低，這表明高錳酸鹽復合藥劑預氧化含顫藻原水有很好的處理效果。

　　從圖11可以看出，混凝后各種藥劑處理水樣的吸收曲線與混凝前具有相似的規律。
　　比較各水樣的吸收曲線，高錳酸鉀處理水樣和聚合鋁常規混凝的吸收曲線比預氯化處理水樣的吸收曲線高，高錳酸鹽復合藥劑處理后水樣的吸收曲線比預氯化水樣的吸收曲線低，表明高錳酸鹽復合藥劑對合顫藻原水的混凝處理效果比常規混凝、高錳酸鉀預氧化、預氯化均好。

高錳酸鹽復合藥劑對純化培養微囊藻的去除效果研究
　　試驗研究方法 本研究主要考察高錳酸鹽復合藥劑強化混凝去除藍藻的效能，以混凝沉淀后水的剩余濁度和剩余含藻量為主要考察指標。在試驗研究中，采用室內培養微囊藻配制水進行杯罐試驗。
　　試驗水樣的配制 配制水樣用的藻種向武漢水生生物研究所引種，藻種為銅綠微囊藻和水花微囊藻，并按水生所提供的培養液配方進行藻類培養。在自來水中投加高嶺土得到有一定濁度的渾濁水，再投加經上述培養的銅綠微囊藻和水花微囊藻，即配制成試驗水樣。
　　杯罐試驗 采用DBJ六聯定時變速攪拌器進行杯罐試驗。在六個相同體積的杯罐中分別加入相同體積的水樣在300rpm轉速下分別加入所需藥劑量，保持快速攪拌1min，然后，在30rpm轉速下攪拌15min，進行混凝；靜置沉淀15min后，取各水樣的上清液100ml，
分別測定沉后水濁度和含藻量。
　　水質指標的檢測方法 試驗中，濁度采用散射光濁度儀測定：藻類的測定采用血球計數板顯微鏡計數[p7]測定:其余水質指標均采用國家標準測定方法測定。
　　研究內容 主要通過室內杯罐混凝攪拌試驗，控制某些水質條件和環境因素，探討高錳酸鹽復合藥劑對水中藍藻的強化混凝作用效果；研究高錳酸鹽復合藥劑與不同混凝劑配合使用和不同水質條件下的除藻效能。
　　配制水樣試驗結果與分析 試驗條件與混凝劑的選用配制水樣的外觀淺綠略帶渾濁，濁度14～16NTU，微囊藻含量2×106--3×107個/L，水溫25－27℃，pH值7.2－7.5。
　　為了避免Al2(SO4)3在大量投加時導致pH值變化大而不利于混凝，因此，在水中含藻量高時，大多采用pH適用范圍較寬的聚合氯化鋁(簡稱PAC )做混凝劑。本試驗采用這兩種混凝劑進行高藻水的強化混凝試驗，對比除藻效果。
　　為了避免Al2(SO4)3。在大量投加時導致pH值變化大而不利于混凝，因此，在水中含藻量高時，大多采用pH適用范圍較寬的聚合氯化鋁(簡稱PAC)做混凝劑。本試驗采用這兩種混凝劑進行高藻水的強化混凝試驗，對比除藻效果。
　　高錳酸鹽復合藥劑(為作圖方便，圖中簡稱PPC)和Al₂(SO₄)₃、PAC投加的時間間隔采用lmin。
　　不同藥劑組合除藻效果 杯罐試驗結果見圖12、圖13、圖14、圖15。圖12和圖13是Al₂(SO₄)₃做混凝劑，高錳酸鹽復合藥劑不同投加量時，杯罐試驗沉后水濁度和翻去除率隨Al2(SO4)3和高錳酸鹽復合藥劑投加量的變化曲線。在單純投加Al₂(SO₄)₃時，在單純按最佳投加量60mg/L投加Al₂(SO₄)₃時，水中藻類含量隨濁度的去除有所降低，但去除率很低，僅為20％。投加高錳酸鹽復合藥劑后，強化混凝效果明顯，沉后水濁度大幅度降低，藻類去除率有較大提高、Al₂(SO₄)₃投加量為60mg/L時，僅投加高錳酸鹽復合藥劑0.5mg/L，藻類去除率即達到50%；高錳酸鹽復合藥劑投加量為1mg/L時，藻類去除率達到60%；當高錳酸鹽復合藥劑投加量再增加時，藻類去除率不再明顯增加。前期試驗過程中發現，單純投加Al₂(SO₄)₃時，水的pH值的變化較大，且隨Al₂(SO₄)₃投加量的增大而降低，當Al₂(SO₄)₃投加量達70mg/L時，沉后水的pH值為6.12。投加Al₂(SO₄)₃和高錳酸鹽復合藥劑時，水的pH值變化比單純投加Al₂(SO₄)₃時小，最低在6.5。

　　圖14和圖15是用PAC做混凝劑，高錳酸鹽復合藥劑不同投加量時，杯罐試驗沉后水濁度和藻類去除率隨PAC和高錳酸鹽復合藥劑投加量的變化曲線。PAC的投加量分別是10mg／L、20mg／L、30mg／L、40mg／L、50mg／L、60mg／L；高錳酸鹽復合藥劑的投加量分別是0mg／L、0.5mg／L、1.0mg／L、2.0mg／L、3.0mg／L。由圖15可見，在單純按最佳投加量40mg／L投加PAC時，水中藻類含量隨濁度的去除有所降低，去除率較低，僅為25％。投加高錳酸鹽復合藥劑后，強化混凝效果非常明顯，沉后水濁度大幅度降低，藻類去除率大大提高。PAC投加量為40mg/L時，僅投加高錳酸鹽復合藥劑1.0mg／L。藻類去除率即達到76％。在試驗過程中，水的pH值變化不大。
　　比較兩種混凝劑Al2(SO4)3和PAC分別與高錳酸鹽復合藥劑聯合使用的效果，顯見，PAC與高錳酸鹽復合藥劑聯用的強化混凝除藻效果優于Al2(SO4)3與高錳酸鹽復合藥劑。觀察混凝現象，前者形成的絮凝體與后者相比明顯大而密實。從圖14中還可以看出，高錳酸鹽復合藥劑投加后，強化混凝使濁度變化曲線下移，且PAC的最佳投加量向低投加量范圍拓寬。
2.2.4 高錳酸鹽復合藥劑除嗅味試驗研究
　　嗅味是人類評價飲用水質量的最早參數之一，屬于感官性的水質指標。有嗅味的水使飲用者對水質產生不信任感和不安全感，導致用戶的抱怨。
　　飲用水中的嗅味污染物主要來源于人類自身活動引入水體的化學物質和水中微生物生長代謝產物兩個方面，微量的嗅味污染物存在于水中即可使水產生異味，從而使人對飲用水產生厭惡和不信任感。
　　我國水環境污染的加劇使很多水源富營養化，藻類大量繁殖，水體嗅味頻生。飲用水除嗅味己成為給水處理中重要的組成部分。
　　近年來對我國許多省市飲用水源的調查表明，飲用水源嗅味污染是比較嚴重的，北近年來對我國許多省市飲用水源的調查表明，飲用水源嗅味污染是比較嚴重的，北京(水庫水)、黑龍江(江河水)、吉林(江河水)、遼寧(河水、地下水)、河南(黃河水)、河北(黃河水)、山東(黃河水)、安徽(巢湖水)、湖北(湖泊、江河水)、江蘇(太湖水)、廣東(水庫水、江河水)、云南(滇池)等飲用水源中都存在不同程度的嗅味污染，因此，研究高錳酸鹽復合藥劑的除嗅味效能非常具有現實意義。
　　我們在實驗室選擇了有代表性的由酚類、藻類、放線菌等引起的嗅味原水為研究對象，考察高錳酸鹽復合藥劑對不同嗅味原水去除嗅味的效能。
　　對酚類引起的嗅味的去除 試驗結果表明，苯酚直接加氯進行預氯化處理后會迅速產生強強烈的嗅味，處理后嗅味上升1-2級，隨著反應時間的延長，嗅味強度稍有降低。苯酚投氯后能產生較強的嗅味，而相對增加氯投量和延長反應時間對嗅味影響不大，不能有去除和控制低嗅味。而高錳酸鹽復合藥劑投加后，水的嗅味沒有升高，而且可以氧化去除部分苯酚，高錳酸鹽復合藥劑預氧化處理能很好地降低嗅味前質，從而控制氯化嗅味的產生。試驗結果表明，高錳酸鹽復合藥劑對酚類引起的嗅味有很好的去除與控制作用。
　　對于藻類引起嗅味的強化去除 圖16表示不同PAC投量下高錳酸鹽復合藥劑和高錳酸鉀對嗅味的強化去除效果。可以看出，原水嗅味Ⅳ級，用10mg/L和20mg/LPAC混凝處理對嗅味都沒有影響，沉后水嗅味與原水相比基本沒有變化，仍為Ⅳ級；用30mg/LPAC混凝處理可將嗅味由Ⅳ級降為Ⅲ級；投加0.5mg／L高錳酸鉀預處理后，再用10mg／LPAC混凝時，沉后水嗅味就可降至Ⅲ級，當將PAC投量增至20-30mg／L，沉后水嗅味可降至Ⅰ級；若改用投加0.5mg/L高錳酸鹽復合藥劑進行預處理，則用10mg/LPAC混凝處理時，沉后水嗅味就可降為Ⅱ級，當將PAC投量增至20-30mg/L時，相應嗅味可降為1級至0級，即基本上可將唆味完全去除。試驗結果表明，高錳酸鹽復合藥劑預氧化能夠有效控制由藻類引起的唉味。含藻水的嗅味主要是由于藻類及其代謝的有機物引起的。因而在一定條件下(如水中所含藻種相同時)，一般水中所含藻類數量越多，水的嗅味越高。前文的研究結果表明，高錳酸鹽復合藥劑預處理使混凝處理沉后水的藻含量顯著降低，且去除效果優于單純高錳酸鉀，與本節所得的對嗅味去除的結論是一致的。

　　高錳酸鹽復合藥劑對放線菌引起嗅味的去除效能 早在1929年，就提出了放線菌會引起水體異臭，繼后，許多研究人員將水的異奧和水中生物聯系起來進行了綜合研究^[57]。近年來，不但確認了放線菌是使水體發生異臭的主要生物之一，還成功地將由放線菌產生的臭氣作了濃縮和分析。
　　圖17為投加高錳酸鹽復合藥劑、高錳酸鉀預氧化與Cl2預處理對放線菌配制嗅味污染水的強化除臭效果對比。除原水外，其余為混凝沉后水水樣。從試驗結果可以看出，單純混凝對嗅味沒有去除，沉后水的嗅味與原水相同，仍為Ⅲ級：而采用2mg／L高錳酸鹽復合藥劑預處理后出水嗅味完全消失；2mg/L高錳酸鉀預處理可使水的嗅味由原來的m級降為Ⅰ級；而用3mg/L及6mg/LCl2預處理后，嗅味都由原來的＊級升為Ⅳ級。由此可見，高錳酸鹽復合藥劑預處理對嗅味有很好的去除效果，在一定程度上能徹底去除水體嗅味，高錳酸鉀對嗅味也有較好的去除效果，而Cl2不但不能去除嗅味，反而使水的嗅味強度升高。

　　放線菌的代謝致臭物主要是Geosmin和2－MIB，而其中Geosmin是細胞內有機物，因而在氧化劑與放線菌的作用過程中，放線菌菌體由于氧化劑的作用遭到破壞，能釋放出溶解性有機化合物，使得水的有機污染程度增大，嗅味強度升高。上述結果中氯的作用效果可能正是緣于此種原因，氯的作用使得放線菌的胞內有機物釋放量增加，水的嗅味加強。高錳酸鹽復合藥劑的作用雖也會使菌體細胞遭到破壞，釋放于水中的有機物增多[28]，但同時由于高錳酸鹽復合藥劑各組分間的協同氧化作用使得嗅味物質分解，并與復合藥劑中絡合陽離子絡合得到去除，同時作用過程中會生成溶解度極低的新生態水合二氧化錳，新生態水合二氧化錳對有機物能起到一定的吸附作用，因而會使水中的嗅味物質降低，表現為嗅味強度顯著降低。
　　以上結果表明，高錳酸鹽復合藥劑對放線菌嗅味污染水有很好的處理效果，能明顯去除和控制處理后水的嗅味，而氯化作用不但不能去除水中嗅味，而且在一定范圍內反而使水中的有機污染程度和嗅味都有升高，對比結果表明了高錳酸鹽復合藥劑比高錳酸鉀、預氯化等具有更好氧化除嗅味功能。

3　結論

　　隨著我國經濟的迅速發展，環境污染問題日益突出。目前飲用水源受污染率已高達90％以上，直接威脅著城市居民的身體健康。我國自來水廠使用的傳統給水處理工藝，不能有效地去除水中種類繁多的微量有機污染物，而生活飲用水標準則不斷提高，因此，給水深度處理是給水處理領域面臨的重要課題。
　　國外近些年來采用的飲用水深度處理技術主要是臭氧氧化、活性炭吸附、臭氧活性炭聯用等。我國也圍繞著這些除污染技術開展了多年的研究工作，但這些除污染技術都很昂貴，運行管理費用很高，難于在我國推廣應用。我國在2000年計劃實施的供水行業標準中己將生活飲用水衛生標準從現在的35項增加到88項(一類水司)。對于受污染水的凈化處理是給水處理領域急迫需要解決的問題，特別是開發具有高效、經濟等特征、適合我國經濟國情、易于在我國推廣應用的飲用水除污染技術。
　　本課題發明了一種能夠高效經濟地去除水中有機污染物的技術。該技術是將高錳酸鉀與某些藥劑有機地復合，在水處理過程中形成具有很強氧化能力的中間態成分和具有很強吸附能力的新生態水合二氧化錳，將氧化和吸附有機的結合起來，強化去除水中的有機污染物、強化除藻、除嗅味、除色等。
　　結合我國污染較重的若干典型受污染飲用水源，開展了系統的研究工作，對高錳酸鹽復合藥劑的除污染效能進行了深入的研究。在不同地區、以不同典型受污染飲用水源水廠應用結果表明，高錳酸鹽復合藥劑對水中有機污染物具有高效的去除效果，對水中藻類、嗅味、色度等有顯著的去除作用。該技術的助凝作用可以降低混凝劑藥耗，降低制水成本。
　　該技術的顯著特點是投資小、除污染效率高、易維護管理，在我國推廣、應用對于經濟高效地改善城市飲用水水質具有重要意義。

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