徐景翼 贾霞珍
(天津市自来水集团有限公司) 为了解决微污染水给净水处理带来的困难，过去通常用原水预氯化处理的方法来破坏胶体、氧化有机物为无机物或小分子有机物以使混凝效果改善，从而达到水净化的目的。由于在原水中大量加氯所产生的三氯甲烷等对人体有致癌的潜在危险，发达国家通过近十余年研究，已普遍采用在常规处理工艺前增加生物预处理、臭氧代替预氯处理和在常规处理工艺后增加活性炭过滤(或生物慢滤池)的深度处理，以使净化处理后的水更为安全可靠。我国大部分水厂采取常规水处理工艺，且正积极寻求适合国情的处理技术与措施。
天津市中心区供水系统有5个水厂，总能力203×104m3/d。水厂的水源是从234km以外的滦河潘家口水库引来，水源水质较好，只是轻度污染。由于存在污染，使引水线路上的中间水库富营养化加剧，导致季节性藻类繁殖，严重影响水厂处理和处理后的水质。
在藻类高发季节，原水的特征为：
①CODMn达10～12mg/L，是一般季节的3～4倍；
②水的pH值增高，可达8.5～9.0；
③ζ电位高；
④叶绿素测定值高，一般在20mg/L，最高可达90mg/L。
为了保证供水水质一般采用预氯化的措施，通过增加对原水处理前投氯量来破坏水中胶体，抑制藻类。为了寻求更好的含藻水解决办法，天津自来水公司对利用KMnO4替代预氯化进行了试验研究，得出了一些试验结论，下面分别进行讨论。 1.实验 ①天津新开河水厂夏季进行了采用KMnO4替代氯氧化的试验。源水的水质列于表1。试验时用FeCl3作为混凝剂，取其最佳投量10mg/L，在装有1 L水样的烧杯中加入不同剂量的KMnO4，以100r/min快速搅拌3min，然后以40r/min搅拌7min，静置沉降10 min后取上清液测细菌总数、CODMn?、余浊，结果见图1、图2、图3。
表1 烧杯试验的水质变化情况| KMnO4(mg/L) | 0 | 1 | 2 | 3 | 4 | | FeCl3(mg/L) | 30 | 20 | 20 | 20 | 20 | | 余浊（NTU） | 6.25 | 4.75 | 4.25 | 3.80 | 4.25 | | 去浊率（%） | 58.3 | 68.3 | 71.2 | 74.7 | 71.6 | | 残余CODMn | 6.92 | 9.11 | 5.72 | 5.52 | 5.13 | | CODMn去除率（%） | 34.1 | 40.8 | 45.5 | 47.4 | 51.4 | | 原水水质 | CODMn=10.5，温度=9.5℃ 浊度=15NTU |  
②取KMnO4的特征吸收波长520nm，该波长下的吸光度可以反映KMnO4浓度变化情况。首先作KMnO4浓度的标准曲线，在5个烧杯中分别投入0.05mg/L、1.0mg/L、1.5 mg/L、2.0mg/L、2.5mg/L的KMnO4。反应一定时间后，测其吸光值，从而可得到KMnO4投加量与剩余量之间的关系(见图4)。? 
③ 取1、2、3、4号烧杯，每隔0.5h向每个烧杯中投加1mg/L的KMnO4，待最后一个烧杯加入KMnO4后，立即测其吸光度，可得到KMnO4随时间变化的衰减曲线(见图5)。 
2 结果与讨论 2.1 KMnO4对水中有机物的影响(氧化助凝作用)
从图1、图2中可以看出，随KMnO4投量的增加，细菌总数呈下降的趋势，CODMn?的去除率增大。KMnO4投量大于3mg/L时CODMn曲线趋于平缓。即使投量再增加，曲线变化也不明显，这表明KMnO4对水中有机物有明显的去除作用，曲线趋于平缓是由于KMnO4对水中有机物作用基本完全而致。图3表示KMnO4对滦河水混凝效果的影响。可以明显看出，对于各种混凝剂， KMnO4投量为1mg/L时，余浊降至最低。KMnO4投量增加时，余浊又趋于升高。这可能是由于过量的KMnO4导致产生粉红色，影响到浊度的测定，而且过量的Mn7＋在后续处理设备中难以完全去除。因此，KMnO4只有在合适的投量时才具有明显的助凝作用。这一投量随原水水质不同而变化，见表2。 表2 不同原水水质KMnO4最佳的投量| 项目 | 滦河水 | 松花江水 | 天津大学青年湖水 | Center Hill水库存水 | Masion ＆ Moberly水库存 | | 水厂一 | 水厂二 | | 温度（℃） | 22--27 | 10-12 | 9.5 | 19.0 | 25.0 | 28.0 | | 浊度（NTU） | 27--40 | 200 | 15 | 0.6-87 | 10-12 | 2--4 | | CODMn（mg/l) | 3.1-5.8 | 10.5 | 10.5 | - | - | - | | TOC(mg/L) | 3.5-7.0 | 8.0 | -- | - | - | - | | pH | 8.0-9.2 | 7.8 | 7.9 | 6.8-9.4 | 8.0-8.2 | 7.6-7.8 | | 总硬度（mg/L) | 127-147 | -- | -- | 38-105 | 80-90 | 110-120 | | 总碱度（mg/L) | 102-110 | 100 | -- | 40-90 | 95-100 | 120-130 | | KMnO4最佳投量（mg/L) | 1 | 8 | 3 | 1--2 | 2 | 2 | 2.2 KMnO4投加量与剩余量的关系
图4是KMnO4投加量与剩余量的关系曲线。从图中显见，当KMnO4与水样的接触时间为一定值时，不同浓度的KMnO4溶液与水中有机物相互作用，其消耗量基本相同，这表明KMnO4消耗量主要取决于有机物浓度，投入KMnO4越多，剩余的KMnO4越多。对于天津的滦河水而言，KMnO4与水中有机物作用消耗量为0.45～0.5mg/L，即试验中水样所需KMnO4为0.45～0.5mg/L。但值得注意的是KMnO4投量为0.5mg/L时，根据水样所需KMnO4量其剩余量应接近0mg/L(图4中虚线部分)，然而实际剩余量为0.25mg/L(图中实线部分)，这是由于KMnO4投量过低时它与水中有机物反应缓慢所至。KMnO4投量加大后，MnO2的产生对氧化反应起到了催化作用。国际上一些学者研究表明：KMnO4投量低于1mg/L时对有机物影响不大，这与本试验结果观点一致。
2.3 KMnO4的接触时间与剩余量之间的关系
KMnO4与水中有机物的接触时间又是一个重要参数，图5是不同接触时间下KMnO4消耗量的曲线，可以看出，KMnO4与水样接触时间越长，消耗量越多，而当时间达到某一定值时，再延长接触时间，消耗量变化不大。对于滦河水而言，接触时间应为1h，此时，KMnO4的浓度为原来的一半，再延长时间，曲线趋于平缓，所以说，在现有工艺条件下合理地采用KMnO4与水的接触时间，有利于KMnO4充分发挥作用。
2.4 KMnO4对三氯甲烷的影响
有些专家对KMnO4代替预氯化时THMs的形成进行监测，结果示于表3。很显然，利用KMnO4法生成的THMs比预氯化要少得多。天津对利用KMnO4替代预氯化后对三氯甲烷的形成进行了类似的实验。模拟实际的水处理工艺，在水样中加氯进行预处理，然后投加混凝剂，混合、絮凝、沉淀，在沉淀后的上清液中加氯以模拟最终的消毒工艺，水样恒温放置24 h后测卤代烃浓度，其它水样以KMnO4取代加氯，其余处理步骤同上。结果见表4，试验表明：在一定的投量下，预KMnO4后再对处理水进行最终氯消毒可以较大幅度地降低卤代烃的生成量。 表3 THMs生成量比较（国外）| 水处理方法 | 原水投加 | 处理后水投加 | Masion ＆ Moberly水库存 | | 水厂一（μg/L) | 水厂二（μg/L) | | 预氯化 | Cl2 | Cl2 | 152 | 177 | | 预高锰酸钾 | KMnO4 | Cl2 | 87 | 114 | 表4 THMs 生成量比较（天津）| 水处理方法 | 原水投药量（mg/L） | 处理后水投氯量（mg/L) | 处理后THMs生成量（μg/L) | | 湖水 | 滦河水 | 湖水 | 滦河水 | 湖水 | 滦河水 | | 原水预氯化+最终氯消毒 | 6（Cl2) | 4(Cl2) | 2(Cl2) | 57.8 | 25.3 | | 原水预高锰酸钾+最终氯消毒 | 2(KMnO4) | 1(KMnO4) | 2(Cl2) | 25.2 | 13.3 | 参考文献 1. O＇melia C R. Particle?Particle Interection Aquatic Surface Chemistry Interscience. New York:1987
2.John Gifford. Effects of potassium permanganate in direct filtration systems for THM precursor removal. Water Research,23(10)
3.Anthony G Mayers. Evaluating alternative disinfectant for THM control in small system. AWWA,1990;(6)
作者通讯处：300040 天津和平区建设路54号
(收稿日期1998-06-05) | 
