水体富营养化怎么办？

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。

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。

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使用水上等离子处理：水上等离子将水体变为“羟基水”，持续对富营养化水域进行维护！耗电量比臭氧低十倍以上，实用！高效！就是这个技术的特点。

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。

whssdy

治理前必须进行详细的水质检测，主要是分析污染、控制N和P～

office12

谢谢mengyan197206的辛勤劳动！

cunsiter

总结的这么详细，不容易！

linsumi

砂缸过滤并加紫外线除藻灯。

追风

晕，在搞什么呀，先了解情况再下药呀 如果楼主确实有意治理可短消息给我，我可以给你出出主意，不同情况治理方式是不一样的

放养鲢鱼预处理高藻原水的除藻效能及特性 范振强1，崔福义1，马华1，何文杰2，阴沛军2 (1．哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，哈尔滨150090；2．天津自来水集团有限公司，天津300040) 摘要：为减轻藻类对水厂常规处理工艺净水效能的影响，在某水厂预沉池中进行了放养滤食性鲢鱼去除高藻水中藻类的生产性试验研究．结果表明，以水华微囊藻为优势种的高藻原水经过在水厂预沉池放养鲢鱼进行预处理之后，藻类总量、蓝藻和水华微囊藻含量分别下降了了61．8％、76．1％和78．2％．原水藻类含量的大幅降低有效减轻了后续常规工艺的藻类负荷，为水处理创造了有利条件．分析认为鲢的滤食选择和不同的藻类规格是对蓝藻和绿藻不同去除效率的原因．试验表明，放养鲢鱼的生物控制技术适用于处理群体性蓝藻占优势地位的高藻原水． 关键词：鲢；高藻原水；预沉池；生物控制；蓝藻 原水含藻量高是困扰水厂安全供水的问题之一．饮用水常规处理工艺中，在沉淀池不易沉降的藻类可造成滤池堵塞，穿透滤池的藻类加氯消毒后会产生副产物，进入供水管网的藻类繁殖又对供水水质构成严重影响．并且，某些蓝藻产生的微囊藻毒素(microcystin，MC)对水生动物及人类健康构成的威胁已为大量的研究所证明．所以，当蓝藻(特别是微囊藻)成为高藻原水中的优势藻类时，饮用水处理中对藻类的去除就更为迫切． 目前常规的饮用水除藻方法主要集中于对厂内工艺的改进，有以强氧化剂和杀藻剂为除藻手段的化学方法、以气浮和膜过滤为代表的物理化学方法，以及采用微滤机的物理方法等．化学方法、物化方法和物理方法的共同优点是除藻效率高，不过也各有不足．化学方法以投加药剂达到除藻目的，但在处理过程中可能会产生对人体有害的副产物，特别是氧化剂的使用可引起有毒蓝藻藻体破裂从而导致胞内毒素释放．气浮和膜过滤等方法虽然没有副产物问题，但操作复杂、运行成本较高．无论何种方法，在高藻期为了达到期望的除藻程度，都要求有很高的去除率，这往往是很困难的． 除上述方法之外，人们尝试采用生物方法解决藻类问题．国内外针对水体富营养化、藻类繁殖问题，方满足水环境质量标准为目的，在湖泊水库等大水体开展了很多生物控制研究．Kaial等的研究表明，在波兰富营养化的Wamiak湖中放养鲢之后浮游植物总生物量和蓝藻所占的比例大大减少．刘建康等和谢平在武汉东湖所进行的围隔试验证明，东湖蓝藻水华消失的原因是由于湖中高密度鲢、鳙的放养．虽然也有成功实例，但是在大型水体中实施生物控制措施有几点不利因素．湖泊水库等大型水生态体系构成复杂，生物种类繁多、关系复杂，对这些生物的种类及密度进行人工调整难度较大．另外，湖泊水库等大型水体水力条件复杂、外界影响因素众多，不易控制．因此，在湖泊水库等大型水体中实施生物控制较难达到预期效果．而在饮用水处理领域，崔福义等进行的生物控制技术去除浮游动物的研究表明，鲢、鳙在有效去除水中剑水蚤的同时，对藻类也有一定去除效果．借鉴上述经验，将大型水体生物控制的基本思想移植于饮用水处理，作为传统水处理工艺的前处理，以降低原水中藻类含量、为厂内除藻处理创造条件为目的，采用运行成本极低而且不产生有害副产物的生物控制技术对高藻原水进行预处理，是一条可行的途径．但是饮用水处理领域中以除藻为目的的生物控制技术研究和应用还鲜见报道． 本研究以某高藻原水为对象进行了生产性试用中的除藻效能，并对其除藻特性及在水处理中的适用范围进行了初步探讨． 1材料与方法 1．1生产试验场地及鲢鱼投放 试验在天津某水厂进行，处理水量12000 m3／d．以引滦水为原水，试验期间原水主要水质及相关参数情况如表l和图1所示．根据中国环境监测总站制定的《湖泊(水库)富营养化评价方法及分级技术规定》，计算原水的TLI指数．计算结果，原水TLI(TP)介于42．49—59．09之间，TLI(TP)平均值为48．67，属于中营养一轻度富营养状态． 水厂处理工艺流程为：原水首先进入预沉池，预沉池出水经泵提升进入常规处理工艺(泵前投药一验，考察了放养鲢鱼的生物控制技术在实际生产应机械搅拌絮凝一斜管沉淀一虹吸过滤一消毒)． 该预沉池为矩形，中间有导流墙，池长210 m，宽86 m，水深3。3 m，容量50000m3 ，水力停留时间约为3．5 d，如图2所示．在预沉池内实施生物控制技术措施(以该放养鲢鱼的预沉池为A预沉池，下同)．2005年5月向池中投放鲢鱼苗约9 000尾，单位鲢鱼重(120±21．8)g，放养密度约22 g／m3．此后至2006年7月高藻期间，经过1 a的自然生长，池中单尾鲢鱼重达到(360 4-32．3)g，放养密度达到约65g/m3．其间未观察到有鱼类死亡．本研究是对2006年7月起，放养鲢鱼除藻效能的分析． 1．2空白试验 为讨论预沉池中放养鲢鱼是否对藻类含量的影响，选定一个未放养鲢鱼的预沉淀池作为空白(以该未放养鲢鱼的预沉池为B预沉池，下同)．B预沉池同样以引滦水为原水，原水水质与A预沉池极为相似．B预沉池长200 m，宽200 m，水深6—9 m，容量30万m3，水力停留时间24 h，没有放养鲢鱼． 1．3水样采集及水质参数定量分析方法 定期在A预沉池(见图2)进口①点、出口②点，以及B预沉池的进出口采集水样．水质参数中温度、浊度、pH值、高锰酸盐指数和磷含量等的测定采用《水和废水分析监测方法(第四版)》中所规定的国家标准分析方法． 藻类的定量分析：取水样量为1 L，加鲁哥氏碘液固定．从该水样中取500 mL，用醋酸纤维膜(孔径0．65 um)过滤．然后将带有浮游植物的滤膜放入50mL烧杯中，加高纯水定容至30 mL．将该盛有滤膜的烧杯放入超声波清洗器中(CBL，C5860A型)振荡10 min，取出．以微量移液器吸取0．I mL样品注入0．1 mL藻类计数框(中国科学院武汉水生所定制)，在显微镜(OLYMPUS，BX41型)10×40倍镜下分类计数，其中，对群体水华微囊藻也是按细胞计数．镜检50个视野，分别计数各门藻类的数量，再折算出1 L水样中的藻类数量． 2结果与分析 2．1预沉池进水藻类含量及组成 试验期间A预沉池进水藻类含量平均为3255x 104cells／L，最高达5 425 x l04cells／L，大大高于《含藻水给水处理设计规范》(CJJ32．89)对“含藻水”的规定限制(100×lO4cells／L)． 原水藻类组成中，以蓝藻(cyanobacteria)为优势藻类，占进水藻类总量的比例最大为98．1％，平均94．9％，占绝对优势．蓝藻之外的其他藻类中，除绿藻占一定比例(平均为4．O％)之外，其他藻类(隐藻，裸藻和硅藻等)所占比例都极低，见表2及图3．藻类分析表明，原水中蓝藻主要有以下几种：水华微囊藻Microcysts flos-aquae(Wittr．)Kirchner、圆胞束球藻C,omphosphaeria aponina Ktitz．、点形平裂藻Merismopedia punctata Meyen．、细小平裂藻Merismopedia minima G．Beck和铜绿微囊藻Microcystis aeruginosa Kutzing等，其中，以水华微囊藻Microcystsflos-aquae(wittr．)Kirchner为优势蓝藻．高藻期间，水华微囊藻占蓝藻比例为7l％～99％，平均为91％，是原水中藻类的优势种，见图5．有研究表明，25～30℃是微囊藻生长的最适温度，此时微囊藻的比增长率最大．由图1可知，试验期间，原水水温平均为26．0℃，恰好处于微囊藻生长的最适温度范围，这为水华微囊藻成为水中的优势藻类并产生微囊藻毒素提供了条件．以8月24日为例，A预沉池进水中，水华微囊藻占藻类总数的比例为96．3％，为绝对优势种，如图6所示． 2．2放养鲢鱼的预沉池进出水藻类总量变化 由图4可知，试验期间A预沉池出水的藻类含 量平均为1215×104cells／L，最低为577×104 cells／L，并且，在大部分时间内出水藻类含量在1 500×104cells／L以下．A预沉池对藻类总量的去除率为28．8％。84．1％，平均去除率为61．8％．在原水藻类含量较高的情况下，放养鲢鱼的预沉池表现了稳定高效的除藻能力．预沉池出水藻类含量的大幅减少有效降低了后续处理工艺的藻类负荷，有利于改善后续工艺处理条件，稳定出水水质，降低生产成本． 对比图3与图4可知，A预沉池出水藻类总量的降低是因为蓝藻含量的减少．而结合图3、图4及表3发现，与藻类总量和蓝藻的大幅下降不同，A预沉池出水中绿藻与其他藻类的含量相对原水是增加的．出现这种现象的原因将在下文中进行探讨． 2．3放养鲢鱼的预沉池对蓝藻的去除效能 水华微囊藻是A预沉池进水藻类中的优势种，所以放养鲢鱼对高藻原水中蓝藻控制去除的关键就是对水华微囊藻的控制和去除．在整个高藻期期间， 放养鲢鱼的A预沉池对蓝藻(尤其是水华微囊藻)的控制和去除是高效稳定的．由图5可知，试验期间原水蓝藻含量最高达5 319×l04cells／L，平均3 107×104cells／L；其中水华微囊藻含量最高达4 980×104cells／L，平均2 835×104cells／L．经过放养鲢鱼的A预沉池预处理之后，出水中蓝藻含量平均降为675×l04cells／L，最低达230×104cells／L；其中水华微囊藻含量平均降为555×104 cells／L，最低达147×l04cells／L．放养鲢鱼使水中蓝藻含量大幅降低，对蓝藻的去除率为43．2％。94．6％，平均76．1％；其中对水华微囊藻的去除率为40．5％。94．9％，平均78．2％． 以8月24日为例，A预沉池进水蓝藻含量为4 182×IO4cells／L，出水蓝藻含量944×l04cells／L，对蓝藻的去除率为77．5％；其中预沉池进水水华微囊藻含量为4 107×104cells／L，出水水华微囊藻含量900×104cells／L，水华微囊藻去除率为78．1％，如图6所示． 放养鲢鱼的A预沉池对原水中蓝藻，特别是水华微囊藻的有效去除，使藻毒素的潜在生成量大大减少，这对保证饮用水水质安全有重要意义． 2．4空白对比试验 试验期间进行的4次空白对比试验有相似的结果，即放养鲢鱼的A预沉池对水中的藻类进行了有效的去除，而未放养鲢鱼的B预沉池出水中藻类含量不仅没有下降，反而有所升高，如表3所示．以8月24日为例，如图6所示，A预沉池进水藻类含量为4 263×l04cells／L，其中水华微囊藻含量4 107×104cells／L，占进水藻类含量的96．3％；B预沉池进水藻类含量为4 400×104 cells／L，其中水华微囊藻含量 4 034×104cells／L，占进水藻类含量的91．7％，可知A预沉池与B预沉池进水藻类含量及组成相当，都以水华微囊藻为优势种．经过放养鲢鱼预处理之后，A预沉池出水藻类含量下降64．7％，蓝藻含量下降77．4％，其中水华微囊藻含量下降78．1％；而未放养鲢鱼的B预沉池出水藻类含量上升36．8％，蓝藻含量上升38．0％，其中水华微囊藻含量上升41．1％． 试验期间，A预沉池与B预沉池进水水质相似，藻类含量相当，且A预沉池在放养鲢鱼之外未采取其他除藻措施，而B预沉池未采取除藻或增藻措施．因此，根据试验数据和文献分析，可以认为A预沉池对藻类的良好去除是由于放养鲢鱼的原因． 2．5放养鲢鱼的预沉池对水质参数的影响 放养鲢鱼的A预沉池构成一个简单的生态系统，它对常规水质参数有良好的控制和稳定作用．A预沉池中缓慢的水平流速(约1 mm／s)使水中的悬浮物易于沉降，原水进入放养鲢鱼的A预沉池之后，浊度、高锰酸盐指数、总磷和非溶解性总磷等水质指标均有大幅下降，去除率分别为62．1％、6．7％、36．7％和39．1％，如表4所示，其中放养鲢鱼对水中藻类等不易沉降的颗粒性物质的去除有助于对总磷和非溶解性总磷浓度的控制．由于藻类对溶解性磷的吸收，放养鲢鱼的A预沉池出水的溶解性总磷浓度下降了40％．同时，A预沉池对水质的稳定作用 使出水各项水质指标的波动幅度都小于进水. 3讨论 原水进入放养鲢鱼的A预沉池之后，出现了蓝藻得到有效去除而绿藻含量相对增加的现象，这应是鲢鱼对藻类滤食选择与藻类的自发生长及竞争的共同作用结果． 鲢鱼是典型以浮游生物为食的滤食性鱼类，主要靠鳃耙、腭褶与鳃耙管组成的滤食器官滤食水中的浮游生物及有机碎屑．鲢鱼鳃耙细长密集，类似具有机械过滤作用的筛网，滤取通过口腔中的浮游生物，其鳃耙间距为8—20um，侧突起间距为15—33um．由于一般水体中的浮游植物个数多于浮游动物，且鲢鳃耙致密、对水流的阻力相应增大，从而滤水速度较慢，因此鲢鱼肠管中的食物以浮游植物为主．在多种藻类共存的水体中，鲢对每一种藻类的滤取效率随藻类规格的增大而增大．而在试验期间通过显微镜观察到的各种藻类规格(藻类规格以相当体积的球体直径表示)之间是有差异的．水华微囊藻是典型的以群体形式存在的蓝藻种类，其藻细胞直径为5～7um，而水华微囊藻群体直径一般都在50～100um以上，甚至肉眼可见．与水华微囊藻群体相比，试验期间原水中常见的几种绿藻的规格则较小，如小球藻、单角盘星藻、四尾栅藻的直径分别5—7um、16—18um、12—15um．上述可知，水华微囊藻群体规格远远大于单个的水华微囊藻细胞和相对分散独立的绿藻．这是放养鲢鱼的A预沉池对水华微囊藻的去除率远高于绿藻的原因．因此，在A预沉池中放养的鲢鱼对藻类的去除主要体现为对群体性蓝藻，即水华微囊藻的去除． 藻类是自养型生物．原水进入预沉池之后，由于水温、光照、停留时间、营养盐浓度等条件的允许，藻类自发生长、藻类含量增加．如表3和图6所示，原水进入没有放养鲢鱼的B预沉池之后藻类含量是增加的，而且增加量主要由水华微囊藻构成．这显示了水华微囊藻的竞争优势．陈德辉等的研究表明，在共培养试验中，微囊藻对栅藻(绿藻门的一个属)的抑制能力相对而言是栅藻对微囊藻抑制能力的7倍．正是由于对绿藻和其他藻类的生长抑制及其他竞争优势的共同作用，水华微囊藻成为了原水中的优势藻类并且在B预沉池中优先增长．而在A预沉池中放养鲢鱼则有效遏制了水华微囊藻的增长趋势，并且使之含量大幅降低．这降低了绿藻的竞争压力，使绿藻获得了较大的增殖空间．因此，放养鲢鱼的A预沉池中绿藻含量的增加幅度明显高于未放养鲢鱼的B预沉池，如表3所示． 试验期间，放养鲢鱼的生物控制技术对高藻原水中水华微囊藻的控制去除效率远高于绿藻和其他藻类．可以初步认为，放养鲢鱼的生物控制技术适用于处理群体性蓝藻占优势地位的高藻原水． 4结论 (1)对于以群体性蓝藻为优势藻类的高藻原水，在水厂预沉池放养鲢鱼进行预处理可使水中的蓝藻含量得到大幅下降，同时藻类总量也有显著降低．针对高藻原水，该生物预处理技术有效降低了后续常规工艺的藻类负荷，给后续处理创造了更好的条件，对保证出水水质、降低生产成本有重要意义． (2)由于鲢鱼的摄食选择性及藻类规格的不同，放养鲢鱼对原水中群体性蓝藻的去除效率远高于绿藻． (3)放养鲢鱼的生物控制技术适用于处理群体性蓝藻占优势地位的高藻原水． UID147779 阅读权限90 在线时间1598 小时 注册时间2008-5-17 最后

饮用水中嗅味的种类及其代表性的化合物 1、 土味、霉味、腐嗅味的化合物 饮用水中的土臭素、2–甲基异莰醇（2–MIB）和2，4，6–三氯茴香醚（TCA）是已经确认的一组嗅味物质，嗅阈浓度（OTC）＜10ng/L。1965年Gerber等第一次对土臭素进行了介绍，证明土臭素是饮用水产生土味的原因之一。Resen等人最早从天然水中分离出土臭素。Medsker等人和Gerder在一次天然水嗅味事件中，通过纯培养物技术确定了2–MIB能产生霉味。Resen等人从水中的放线菌类中分离出2–MIB，后来又从水中的许多藻类中分离出土臭素和2–MIB。TAC可以在给水供水管网中产生，OTC大约是20～80ng/L。在给水供水管网中，三氯苯酚是氯化副产物，TCA是三氯苯酚通过生物甲基化过程转变的产物。此外，苯酚浓度在0.1g/L时产生霉味。除土臭素、2–MIB和TAC外，其他化学物质也产生土霉味，嗅味类型与FPA专门研究小组报道的描述相似，但是这些物质暂时还不能用化学方法进行定性分析。 2、 氯味、臭氧味化合物 次氯酸和次氯酸盐离子有相同的漂白剂味嗅描述。次氯酸的解离常数（pKa）是7.6，并且电离成次氯酸盐离子和水合氢离子。次氯酸（pH＜6）的OTC值是0.28mg/L，但是次氯酸盐离子（pH＞9）的OTC值是0.36mg/L。折点加氯曲线描述了水中氯和氨的反应。在折点之前，主要的氯化产物是一氯胺和二氯胺，它们有游泳池味这样一个嗅味描述。当一氯胺的浓度是0.5～1.5mg/L时，采用嗅味概貌分析（FPA）它的强度级别是2.0（很轻）。除非一氯胺的浓度超过5mg/L，在饮用水中很少引起嗅味问题。二氯胺的OTC是0.65mg/L。当二氯胺的浓度在0.1～0.5mg/L之间时，它的嗅味强度级别是4（轻的）至8（适中）。然而当二氯胺的浓度达到0.9～1.3mg/L，嗅味为适中到非常强烈，或是非常讨厌、难以忍受。一旦二氯胺的浓度高于0.5mg/L，大多数人能察觉到令人讨厌的氯味。最近的研究显示水中高浓度的溶解性固体会影响OTC值。 3、 芬香味、蔬菜香味、果味、花香味的化合物 用臭氧氧化时产生碳链中碳原子数大于7的高分子醛（庚醛），具有果味的嗅味，而且这类高分子醛的嗅味和其分子量之间有正相关关系。果味嗅味的强度和7个直链醛（C6～C12）的总浓度的对数之间存在Weber模型描述的剂量–响应关系，佐证了直链醛是产生果味嗅味的化学原因。在这些直链醛中，癸醛具有果味/橘子味的嗅味，可以作为这类醛的代表化合物。 其他一些研究工作发现，水中的壬烯能引起黄瓜味的嗅味，三氯胺有天竺葵的嗅味。对三氯胺的天竺葵的嗅味，由于还没有完整的证明过程，而且三氯胺不稳定，所以目前还未将它列入嗅味化合物。 4、 药味的化合物 嗅味物质年轮中溴酚是产生药味的化合物。溴酚的OTC和气味描述与氯酚一样，其OTC等级和氯酚相似。例如：2–溴酚和2，6–二溴酚的最低OTC分别是30ng/L和0.5ng/L，溴酚的形成与pH值相关，并且和氯酚的形成遵循同一个模式。已经确定供水管网中存在的溴酚是由于从涂层物质上淋溶下来的苯酚与水中存在的溴离子和氯发生反应的产物。 氯化过程产生酚类副产物的主要决定因素是氯和酚的比例为2：1时，水中的嗅味强度最高，因为在这一比例，主要的氯化副产物是有嗅味的2，6–二氯酚。当氯和酚的比例增加到4：1，并且当氯的浓度增加到10mg/L时，就检测不到有这样气味的化合物。是否会形成有嗅味的氯酚，相当程度上取决于溶液pH值。当pH值小于7时，不会产生显著的氯酚嗅味。产生氯酚的最佳pH值是8和9。当苯酚溶液中存在氨时，氨会消耗游离氯，因而降低游离氯残留量，苯酚的嗅味可能增强。 饮用水中甲基碘的形成和原水有机物含量、氯化过程有关。游离氯能氧化水中的有机物和无机化合物。当给水中溴化物和碘化物的浓度达到0.1mg/L时，在氯化过程中就能与水中有机物反应生成溴代和碘代有机化合物。例如，天然腐殖质通过卤代反应会生成有害的溴代和碘代卤仿。Brucher等运用FPA方法测定三碘甲烷OTC是300ng/L，这一点与Burlingame和Anselme的实验结果一样。因而，在饮用水中的碘化卤仿浓度达到0.30～10ug/L，就会引起药味的嗅味。碘代三卤甲烷的药味特征随着结构中碘原子的数目增加而增加，于是碘仿表现了最大特征的药味描述。所以在这一种类中碘代三卤甲烷取代碘仿作为描述。 5、 草味、干草味、稻草味的化合物 在给水中，经常有关于草味的嗅味报道，但是到目前为止只对两种干草味的化合物进行了定性。研究者将新鲜的草放入水中，在24h内对两个相关的化合物，既顺–3–已烯–1–醇和乙酸顺–3–已烯–1–醇酯进行定性分析，确定这两个化合物产生草味嗅味的原因。干草味

5、 草味、干草味、稻草味的化合物 在给水中，经常有关于草味的嗅味报道，但是到目前为止只对两种干草味的化合物进行了定性。研究者将新鲜的草放入水中，在24h内对两个相关的化合物，既顺–3–已烯–1–醇和乙酸顺–3–已烯–1–醇酯进行定性分析，确定这两个化合物产生草味嗅味的原因。干草在水中腐烂的过程中释放出的第一个化合物是乙酸酯，在随后的腐烂阶段，相应的醇浓度增加。水中存在的顺–3–已烯–1–醇也可能是一种绿藻（Scenedesmus subspicatis）腐烂的产物。美国南加利福尼亚示范厂最早报道了都市供水管网中存在顺–3–已烯–1–醇和乙酸顺–3–已烯–1–醇酯。乙酸顺–3–已烯–1–醇酯的嗅味阈很低（OTC＝1～2ug/L）仅仅是顺–3–已烯–1–醇的OTC的2～4%。水解实验得到的结果表明这两种化学物质的降解速率很快，在pH＞6.1开始发生水解反应。 在藻类繁殖的湖水和经过处理的水中还发现了环拧檬醛，已经定性为引起干草味、木头味的嗅味物质。这个研究工作证明了认识嗅味类型和浓度之间的关系的重要性。 6、 腥嗅味和腐嗅味的化合物 在早期的嗅味物质年轮中腥嗅味和腐嗅味的化合物统称为腥嗅味化合物。通过最近研究，腥嗅味的化合物已经改成腥嗅味和腐嗅味化合物。在臭氧处理的饮用水中存在腐嗅、油味和肥皂味的嗅味。虽然进行感官GC分析时可观察到这些嗅味物质，但是具体到如何对腐嗅味、油味、和肥皂味嗅味物质定性还需要进一步的研究。因此，嗅味物质年轮中导致腥嗅味和腐嗅味的物质作为未知物质加入的。 腥味的嗅味有可能是自然产生的。例如在海藻的纯培养中发现了腥嗅味。最近的研究结果表明2–反式–4，7–顺式癸三烯醛和一种藻类的代谢物2，4–顺式庚二烯醛能产生腥嗅味，后者亦在腐烂水草的水样中存在。感官GC分析已经显示4–反式庚烯醛与腥嗅味有联系，1–戊烯–3–酮与腐嗅味有联系，但是需要进一步确认。 原水中的2，4–顺式庚二烯醛可以用感官GC分析和GC/MS联用技术定性。在低浓度时，感官GC嗅味出口的嗅味一方面表现为腐嗅味，另一方面则表现为腥嗅味。根据Weber方程得到的OTC大约是5ug/L，此时表现腥嗅味。2，4–顺式庚二烯醛在水中的稳定性取决于pH值，在pH值9附近时比较稳定。因此，用于分析2，4–顺式庚二烯醛的样品应该在高pH值下收集和保存，并需要冷藏。由此可见分析2，4–顺式庚二烯醛和分析草味的化合物不同，后者在低pH值下比较稳定。 7、 沼泽味、腐败味、硫磺味的化合物 二甲基二硫化物是一种已经定性为具有腐败蔬菜嗅味的化合物，并且被加入到嗅味物质年轮中。当二甲基二硫化物存在时，某些化合物产生的腐败蔬菜的嗅味通常会有所增加。通过感官GC分析已经定性的其它具有腐烂蔬菜味的嗅味化合物是2–异丁基–3–甲氧基吡嗪和2–异丙基–3–甲氧基吡嗪。但是纯的2–异丁基–3–甲氧基吡嗪化合物的嗅味是土味/霉味和青椒味，而纯的2–异丙基–3–甲氧基吡嗪是土霉味与马铃薯味。在二甲基二硫化物存在的条件下，这两种化合物放在一起表现出腐烂蔬菜味，说明关于多种嗅味物质间的联和作用的研究还很不充分。 给水中的2–异丁基–3–甲氧基吡嗪同时具有蔬菜味（强度4）、沼泽味（强度2）、海藻味（强度2）和通过感官GC分析发现的蔬菜味的嗅味这样的嗅味描述相符。然而，已经通过GC/MS定性的二甲基二硫化物（沼泽味的嗅味），在嗅味出口没有产生任何嗅味。由此可见，对于FPA成员有时区分沼泽的味和腐败的味是很不容易的。感官GC和GC/MS定性具有腐败的蔬菜味的二甲基二硫化物，同时具有腐烂的蔬菜味（强度4）、腐败味（强度2）、和腥嗅味（强度2）的嗅味概貌描述。在发现二甲基二硫化物的水样也存在着二甲基三硫化物和吲哚，但是这两个化合物没有感官GC描述。二甲基三硫化物和吲哚具有和通过FPA分析样品相似的嗅味特征，但是它们不能在感官GC嗅味入口处产生嗅味。推测二甲基三硫化物和吲哚或许产生腐败的嗅味。 8、 化学品味、烃味、混杂味的化合物 在世界范围的饮用水中，由于树脂生产过程会产生至少引起4种不同嗅味的副产物。这些化合物中，比较简单的是醛和乙二醇，但是特别引起关注的是具有甜味的副产物的2–乙基–5，5–二甲基–1，3–二氧杂环已烷（2–EDD）和2–乙基–4，4–二甲基–1，3–二氧杂环已烷（2–EMD）。后两个化合物的OTC值小于10ug/L。 饮用水和湖水中的甲基叔丁基醚（MTBE）是地下储罐泄露和作为外置马达的燃料使用中产生的一种嗅味物质。MTBE用在氧化燃料中以减少烟雾。其嗅味描述为煤油味和烃味，OTC值是15ug/L。 以上介绍了嗅味年轮中所列举的饮用水中致嗅物质种类主要依据的是欧美等一些发达国家研究人员针对本国实际问题研究的结果。

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5、 草味、干草味、稻草味的化合物 在给水中，经常有关于草味的嗅味报道，但是到目前为止只对两种干草味的化合物进行了定性。研究者将新鲜的草放入水中，在24h内对两个相关的化合物，既顺–3–已烯–1–醇 ...

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菹草（沉水植物） 沉水植物及其影响因子研究 水生高等植物不仅是水生生态系统的重要初级生产者，而且是水环境的重要调节者，可为鱼类提供觅食产卵育肥栖息场所、为浮游动物提供避难所，所以大型水生植物有利于提高湖泊生态系统的生物多样性和稳定性(PokornyJ, 1990)。其中沉水植物是湖泊生态系统的重要组成部分，能吸收水体中的氮磷等营养元素(杨清心，1998),对维护湖泊生态系统，控制湖泊富营养化具有重要生态价值;不仅影响着水中的鱼类、浮游生物、底栖动物的组成和分布，而且可以起到消浪和净化水质的作用。在环境变化和人类活动的影响下，我国大部分湖泊生态环境恶化，沉水植物的分布面积萎缩，群落结构趋向单一化(苏胜齐，2002;彭映辉，2003;彭映辉，2004;于少鹏，2005)。沉水植物的消失，使生态系统中食物链变短，食物网简化，物种多样性降低，从而使整个生态系统变得较为脆弱。 近年来，湖泊富营养化问题受到了全世界湖沼及环境学专家的广泛关注。随着人类活动对湖泊生态系统影响的加剧，湖泊大型水生植物逐渐减少，甚至消失。恢复大型水生植被成为富营养化浅水湖泊生态修复的主要内容之一，是近年来水体修复生态技术研究的热点之一(种云霄，2003 )。大型水生植物，特别是沉水植物能吸收利用水体中的营养物质，合成自身生长发育所需要的物质，有效的降低水体中的营养盐浓度，与藻类竞争营养盐，抑制“藻华”的爆发(Bachmann R W, 1999; Havens K E,2004; Sondergaard M, 2000 );还有降低悬浮颗粒物，促进水体中磷的沉降，减少沉积物磷释放(Barko J W, 1991)，抑制湖泊沉积物的再悬浮，改善沉积物的特性从而降低营养盐释放率、吸收水体中的污染物，抑制浮游植物生长等作用(朱斌，2002; Joseph B, 1997; Pilon Smits E A H, 1999;由文辉，2001;辛晓云，2003;童昌华，2003;王旭明，1999;胡春华，1999)。在外源营养物质不能完全消除的水体，沉水植物的大量发生会缓冲(buffer)营养物质在水中的富积程度Strand J A, 2001;Scheffer M, 2001)。因此，沉水植物的恢复，常常作为藻型湖泊富营养化修复的措施之一(于丹，1996;秦伯强，2002;王国祥，2002; Strand J A, 2001; Scheffer M.2001)其研究在湖泊生态保护和富营养化防治中具有重要地位(秦伯强，2005) 。 水生植物的恢复过程与环境因子的变化过程是相互紧密关联的，环境因子对水生植物恢复的影响正成为水生植被研究的热点，光照、水温、pH、水体营养盐、基质等非生物环境因子及着生藻类、鱼类放养、人工收获等生物环境因子均能对水生植物 特别是沉水植物的发育成活产生重大影响(刘建康，1999)。沉水植物在其主要的生活周期中植株沉水生活，生理上极端依赖于水环境，对水质的变化十分敏感(PieterseA H, 1993;倪乐意，1999)，其生长和分布受多项环境因子的调控。在所有的环境因子中，水下光强和水温是影响沉水植物生长、分布的重要因子，其中水下有效光强被认为是影响沉水植物生长、分布最重要的因子之一，而且其它生物或非生物环境因子的作用也会间接导致水下光强的变化，如:悬浮颗粒(泥沙、藻类)。 1温度对沉水植物的影响 温度是影响沉水植物繁殖体发芽和幼苗生长的重要因素。温度虽对菹草( Potamogeton crispus)冬芽的萌发无影响;但萌发后两周内幼苗的生长受到温度的显著影响。氧饱和条件下，20℃时，萌发的幼苗能够正常生长，根的发育正常;10℃时，萌发的幼苗初期生长较慢，但最终也能够正常生长发育，根长出时间较晚且生长速度慢。厌氧条件下，20℃和10℃时幼苗虽然生长速度较快，但均为白化苗，且根的发育受到抑制(高健，2005)。苦草(Vallisneria spiralis)种子在水温18-22℃时，经4-Sd开始发芽，约15d，出苗率可达98%以上，并且温度为20℃时，发芽率往往达到最高(季高华，2006)。 沉水植物所处水环境的温度变化比较缓慢而且稳定，其不同的代谢过程对温度的反应有所不同，而生长则代表了所有这些过程及反应的综合。从抽条生物量、抽条长度及抽条数目看，黑藻(Hydrilla verticillata)在较高温度(32 ℃)时比穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum)和埃格草(Eaeria densa)表现出较大的生长反应(Barko JW, 1981)。对埃格草而言，顶生生长在夏季停止，当温度达到30℃时植株开始衰亡，秋季时则恢复生长;当水温降至10℃时，生物量达最大。国内外关于温度对菹草生长的影响研究结果不尽一致。有的研究认为范草适宜生长温度为15℃-20

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感谢mengyan197206这么多的资料，很有用

菹草的死亡期是6月中上旬，这时已有发生暴雨形成洪水的可能性。如果菹草爆发期恰好遇上洪水发生，下泄的洪水中挟带着大量菹草，遇到桥梁闸洞，极有可能造成行洪河道的阻塞，抬高水位发生危险。京密引水渠就曾发生过因菹草堵塞的原因阻碍水流的事件。 四、形成菹草爆发性生长原因分析 4．1气候条件 菹草是喜凉水生植物，适宜的生长温度范围为15-25℃。 于桥水库位于天津市蓟县，属暖温带半湿润大陆季风气候，年内温差变化较大，四季分明。春季干旱多风，夏季炎热多雨，秋季晴朗凉爽，冬季干燥寒冷。蓟县全年平均气温13．2℃，极端最高气温为39．2℃，极端最低气温为-14．0℃全年无霜期214天，雾天数2l天，全年日照时数2216小时(以上数据采用《天津市统计年鉴》2004年统计值)。这种气候类型正是菹草生长所适宜的。 4．2底质中营养物质 菹草是沉水性植物，其根植于水库底质中，底质是赖以生存的必要条件。 于桥水库上游来水含有较多营养物质，水库常年处于富营养化状态。水体中营养物质随供水流失一部分，部分进入库内的生态循环圈，部分随泥沙沉降。经过多年的沉降作用，水库底质中各种营养物质如氮、磷、钾、铁、锰、锌、硅等含量丰富，为菹草的生长提供了各种必需营养元素。 4．3库底地形条件 菹草的生长繁殖既需要扎根于底质中，又需要充足的阳光，于桥水库浅水区的构造正好能够满足菹草的对这两个条件的需求。近年来的干旱又使得于桥水库多年处于低水位运行状态，菹草能够获得生长所必需的充足的阳光。另外水库浅水区化冻后在阳光照射下水温能得以迅速升高，为菹草的生长提供了适宜的水温环境。 4．4水流因素 于桥水库是一座大型水库，其上游来水及放水形成的水流流速甚缓，库内大部分地区流速基本为零。这样的流速条件有利于菹草的果实和冬芽扎根生长。同时这样的条件也利于水体中营养物质的沉积，为菹草的生长源源不断地提供营养元素。 五、结论与建议 通过上述分析我们已经知道菹草的爆发性生长会对水库的水质产生不利影响，另外还有可能水库的输水及行洪产生影响，而于桥水库目前的状况为菹草的生长提供了适宜的环境。针对菹草生理过程的特点及于桥水库的实际情况，可以考虑采取以下措施来抑制菹草的爆发性生长，防止其影响水库的安全运行。 5．1根据天气情况预测菹草生长趋势 充足的光照和适宜的水温是菹草迅速生长的客观必要条件。因此当开春到入夏这一段时间的天气趋势是以晴天为主时，菹草爆发的可能性增大，必须引起注意，应提前制定应急预案，做好准备。 5．2在适当时期增大蓄量，抬高水库水位 3～4月是菹草生长的关键时期，这个时期的菹草如获得充足的阳光和适宜的水温，极有可能发生爆发性生长。为避免这种情况发生，在条件允许的情况下，可以考虑在这一时期适当增大水库蓄量，抬高水位，使菹草接受到的光照量减少，同时使水体处于较低水温，抑制其生长。 5．3改善水库的营养水平 水库处于富营养化状态，不但会引起菹草疯长，藻类也有可能发生爆发性生长，甚至有发生“水华”的危险。于桥水库富营养化的问题已经引起重视，并采取了一系列措施加以治理。随着水库水体营养化水平的改善，对抑制菹草的爆发也将产生作用。 5．4在水库中放养以菹草为食的鱼类 有针对性地在水库中放养以菹草为食的鱼类，可以有效地改善水库的食物链结构，增加生物多样性，避免一种生物居于统治性地位造成局部区域生态环境失衡的局面。 5．5死亡期人工打捞 大型水库水面广，打捞难度大，工作量大，对人力物力需求大。但进行打捞是不得已而为之的办法，如不打捞势必会对水库水质及输水、行洪产生影响。 5．6采取工程性措施 水库经多年运行，底质中积累了大量营养物质。在进行调查勘测的基础上，对菹草聚集生长也可抑制其爆发。

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富营养化是水处理的一大难题

典型南方水强化混凝有机物分级处理研究 刘海龙，夏忠欢，王东升，汤鸿霄，张金松 (1．中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室，北京100085；2．山西大学环境与资源学院，太原030002；3．深圳自来水集团有限公司，深圳518031) 摘要：采用强化常规工艺，对有效去除水体有机物，降低DBP前驱物进行了系统研究．通过烧杯试验和现场试验(中试和生产性试验)对强化混凝和使用PAM作助凝剂进行了对比；着重利用吸附树脂DAx_8的选择性吸附作用，测定了原水、沉后水的有机物分离分级组成状况．发现强化混凝和助凝强化对亲水性致Uv254物质有较好地处理效果，去除率可达90％以上；现场条件下强化混凝对疏水碱性物和疏水酸性物有较好的处理能力，相应去除率分别为66％和35％；助凝强化对亲水性有机物效果较好，相应去除率为45％左右；但二者总体去除TOC效果相当． 关键词：强化混凝；PACl；PAM；有机物分级 中图分类号：x703．1 文献标识码：A文章编号：0250．3301(2006)05—0909．04 天然有机物(NOM)广泛存在水体中，在水处理的终端出水中也无法彻底去除．由于有机物的存在不仅造成色、嗅、味等方面严重影响水质，促进或复杂化水体中污染物的迁移；而且在水处理工艺中增大药剂的消耗，更重要的是在氯化消毒过程中生成的DBP(Dis—infection by—product)如THMs、HAAs等对人体健康产生危害．为了去除DBP，尽量降低水体中天然有机物、尤其是DBP前驱物是关键，通常把TOC的去除作为去除DBP前驱物的主要替代指标． 通过对混凝过程的研究发现，在适当的温度和pH值条件下，在一定范围内，随着混凝剂投量的增加，有机物的去除率随之提高(被称作强化混凝)，而出水浊度并不至变差．强化混凝不仅技术上可行，而且经济上也是可行的，相较那些复杂而且昂贵的设备改造、工艺改进方案，强化混凝被认为是处理DBP前驱物的最佳可行性技术(bestavailable technology，BAT)．但是，强化混凝也存在着一系列相应问题，如由于投药量的加大和pH值的调整，导致污泥产量加大、后续处理压力增大，出水余铝、余铁含量增多等．为解决此类问题并提高处理效果，对原水进行优化混凝以及有机高分子助凝强化处理是近年来广泛研究的方向． 本文对试验原水进行了强化混凝和助凝强化处理效果的对比；并对原水进行了有机物分级实验研究，使用吸附树脂可以把原水分为疏水性碱、疏水性酸、中性物和亲水性物质4类；并且结合现有条件和处理工艺情况，进行强化混凝和有机高分子助凝处理后有机物变化情况的研究．实验水体是典型的中国南方水质，水源均为水库原水，由江河水补给；各水库水源均主要来自远距离输送的原水，年使用量占全年总水量的90％以上．原水水质基本属于地表水Ⅱ级，但是有些指标有时低于地表水Ⅱ级标准．水质基本特征为“低浊度、高藻类、微污染”，而且水质随季节、气候有较大波动．现有水厂均采用“混凝、沉淀、过滤、消毒”的常规净水工艺流程；混凝剂一般选用聚合氯化铝(自产)． 1材料与方法 1．1材料和水样 吸附树脂：DAx一8；玻璃层析柱：内径∮2．5cm、长50cm；索式提取装置；紫外．可见分光光度计；浊度仪；高灵敏度的TOC分析仪；六联搅拌仪：深圳中润公司． NaOH，HCl使用优级纯． 样品准备：试验原水是2003—11取水厂入厂原水，取测温度、pH值、浊度、碱度、TOC等指标；取部分原水，分离分级原水加压过0．45um膜，膜材料可为玻璃纤维或银质的，必要时也可以采用特殊处理后的普通纤维滤膜． 1．2试验方法和流程 混凝条件：自来水厂实际混凝剂投量1．0～1．5mg／L；通过烧杯试验确定强化混凝条件、助凝强化条件．烧杯实验条件：烧杯试验采用六联搅拌仪，分别取原水1L注入到方形烧杯中，在加药管中分别加入0．5、1．0、2．0、3．0、4．0、5．0mL常用碱铝；助凝剂强化试验中PAM投加量为0．1mg／L、投入点为快搅1min后；搅拌条件：250r／min 2min、40r／min15min、静置20min后取样口取样． 对原水的有机物进行分析，测定浊度、TOC、UV254等指标；利用吸附树脂进行有机物分级，有机物分级流程见文献．方法简述如下：水样经0．45um膜过滤后，以200mL／h流速通过预处理后的装有80mL DAx一8树脂的层析柱，疏水性碱性有机物(Hob)和疏水性中性有机物(Hon)；流出液用优级纯HCl调整到pH2．0后，通过另1个装有60mLDAX．8树脂的层析柱，疏水性酸性有机物(Hoa)被吸附，流出液为亲水性有机物(Hi)．试验中各部分水样的体积和TOC、uV254都经过检测，经过平衡计算各级分有机物的含量．试验证明，此方法的回收率在90％～110％之间． 对原水进行强化混凝、助凝强化混凝，取样测浊度、DOC、Uv254等指标；对强化混凝及助凝强化沉后水进行有机物分级，所得级分测DOC、UV254． 2结果与讨论 2．1原水强化混凝特征 用工业聚合铝为主混凝剂完成对强化混凝条件的确定．通过烧杯实验进行强化混凝和有机高分子助凝剂强化混凝，结果如图1所示．可以看出，浊度处理最佳区域在2～4mg／L投量之间；而TOC去除则随着PACl投量增加而增加．沉后水TOC含量在1～5mg／L时持续在下降(去除率12％～30％)，到5mg/L时，残余浊度已经开始升高，TOC去除率可达3l％．为保证浊度去除率，强化混凝所选剂量应在此范围(1～4mg／L)以内；为降低成本，选择符合浊度和TOC处理要求的较低投量(2．0mg／L)．以上述实验为例：强化混凝在不降低浊度去除效率的前提下，通过增加混凝剂投量可以提高TOC的去除率，由常规混凝的20％左右提高到30％左右． 阳离子型PAM是1种线形的水溶性聚合物，其分子长链上带有大量的侧基，具有电中和 能力，不仅可以用作脱稳剂，更突出的是其架桥作用，可以在2个或多个胶体微粒之间起架桥作用，以促进絮体增大、促进沉降．在生产性试验中通过显微成像技术观察到絮体粒径有10％左右的增长，通过对反应池絮体分形维数和等效粒径的分析，认为投加PAM助凝可以有效地增大生成絮体的粒径(增大10％左右)，并在一定程度上提高絮体密实度和絮体的沉淀性能，提高沉淀出水水质．从絮体形态及沉淀池出水情况观察，投加PAM助凝剂后，絮体形成快、粒径增大、比较结实、抗冲击能力强、形态好、沉降性能好，在一定程度上可以改善沉后水浊度去除率．同时，对出水的余铝含量也有明显地降低作用，沉后水从0．366mg／L降到0．168mg／L．烧杯试验以及前期中试试验和生产性实验结果都证明，对于浊度的去除而言，助凝强化可以在主混凝剂投量较低时就达到较高的去除率；但对TOC的去除，强化混凝和助凝强化区别不大．对此原因利用吸附树脂对原水、沉后水有机物组成进行了进一步的分析． 2．2有机物分级状况 采用有机物吸附树脂分级方法，对试验原水进行有机物分级得出以下结果如图2所示． 烧杯试验进行强化混凝和有机高分子助凝剂强化混凝条件为：以2．0mg／L投加或在投加2．0mg／L快搅lmin后投加0．1mg／L PAM助凝剂．结果见表1． 经过强化混凝和高分子助凝剂强化处理后水体的沉后水有机物分级结果见图3．

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学到很多知识，但富营养化治理需要一个长期的生态修复过程。

沉水植物腐烂分解的研究现状 沉水植物通过活体释放或死亡腐烂释放到水体中，沉水植物腐烂的生态学后果是释放出溶解物质、消耗环境溶氧和抬高底质。 李文朝 、陈开宁等以东太湖挺水植物、浮叶植物、沉水植物优势种的茎和叶为试验材料，并引入原位底泥中的微生物，在室内开展了为期1年的水生植物生物质腐烂分解试验，对总重量以及碳、氮、磷的消减过程特征进行了分析研究。结果表明，浮叶植物腐烂分解速度快，周年腐烂分解率高;沉水植物初期腐烂分解速度较快，但周年腐烂分解率较低;挺水植物腐烂分解过程比较缓慢。挺水植物和浮叶植物生物质的周年腐烂分解率在70%以上，沉水植物则不到50%。在前期，水生植物生物质所包含的磷优先释放出来。 水生植物的腐烂分解与多种因素有关，如植物体的种类和初始营养盐水平，周围环境的温度、富营养化程度以及微生物的分布等。各国学者围绕植物体在湿地中的分解已开展了大量的工作，水中营养盐浓度通常被认为是影响植物腐烂的重要因素，其中原因之一是微生物的对植物体进行的分解活动所需要的营养物质通常超过植物体所能提供的，一些研究结果表明，在富营养化的条件下植物腐烂分解速度较贫营养化条件快，此外，植物分解的速率与营养盐的种类、植物的种类有关。但是，不同植物在分解过程中营养盐含量的变化有明显差异。有些植物腐烂分解过程中氮的固定大于氮的净损失，含氮量;反之含氮量降低。因此，水生植物的腐烂分解机理尚未明确，仍需我们进一步探索。 Juliann 发现冬天和秋天有四种水草在TheA tchafalayaR iverB asin有死亡腐烂的现象，并研究其腐烂速率，得出:① 由于温度的影响，水草在秋季比在冬季腐烂得快，②在Atchafalaya River Basin水流较快的地方，大型无脊椎动物是水生植物的分解者，而在水流较慢或死水区域，微生物是最主要的分解者，这与这些大型无脊椎动物和微生物的栖息地相关。