徐景翼 賈霞珍
(天津市自來水集團有限公司) 為了解決微污染水給凈水處理帶來的困難，過去通常用原水預氯化處理的方法來破壞膠體、氧化有機物為無機物或小分子有機物以使混凝效果改善，從而達到水凈化的目的。由于在原水中大量加氯所產生的三氯甲烷等對人體有致癌的潛在危險，發達國家通過近十余年研究，已普遍采用在常規處理工藝前增加生物預處理、臭氧代替預氯處理和在常規處理工藝后增加活性炭過濾(或生物慢濾池)的深度處理，以使凈化處理后的水更為安全可靠。我國大部分水廠采取常規水處理工藝，且正積極尋求適合國情的處理技術與措施。
天津市中心區供水系統有5個水廠，總能力203×104m3/d。水廠的水源是從234km以外的灤河潘家口水庫引來，水源水質較好，只是輕度污染。由于存在污染，使引水線路上的中間水庫富營養化加劇，導致季節性藻類繁殖，嚴重影響水廠處理和處理后的水質。
在藻類高發季節，原水的特征為：
①CODMn達10～12mg/L，是一般季節的3～4倍；
②水的pH值增高，可達8.5～9.0；
③ζ電位高；
④葉綠素測定值高，一般在20mg/L，最高可達90mg/L。
為了保證供水水質一般采用預氯化的措施，通過增加對原水處理前投氯量來破壞水中膠體，抑制藻類。為了尋求更好的含藻水解決辦法，天津自來水公司對利用KMnO4替代預氯化進行了試驗研究，得出了一些試驗結論，下面分別進行討論。 1.實驗 ①天津新開河水廠夏季進行了采用KMnO4替代氯氧化的試驗。源水的水質列于表1。試驗時用FeCl3作為混凝劑，取其最佳投量10mg/L，在裝有1 L水樣的燒杯中加入不同劑量的KMnO4，以100r/min快速攪拌3min，然后以40r/min攪拌7min，靜置沉降10 min后取上清液測細菌總數、CODMn?、余濁，結果見圖1、圖2、圖3。
表1 燒杯試驗的水質變化情況| KMnO4(mg/L) | 0 | 1 | 2 | 3 | 4 | | FeCl3(mg/L) | 30 | 20 | 20 | 20 | 20 | | 余濁（NTU） | 6.25 | 4.75 | 4.25 | 3.80 | 4.25 | | 去濁率（%） | 58.3 | 68.3 | 71.2 | 74.7 | 71.6 | | 殘余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 | | 原水水質 | CODMn=10.5，溫度=9.5℃ 濁度=15NTU |  
②取KMnO4的特征吸收波長520nm，該波長下的吸光度可以反映KMnO4濃度變化情況。首先作KMnO4濃度的標準曲線，在5個燒杯中分別投入0.05mg/L、1.0mg/L、1.5 mg/L、2.0mg/L、2.5mg/L的KMnO4。反應一定時間后，測其吸光值，從而可得到KMnO4投加量與剩余量之間的關系(見圖4)。? 
③ 取1、2、3、4號燒杯，每隔0.5h向每個燒杯中投加1mg/L的KMnO4，待最后一個燒杯加入KMnO4后，立即測其吸光度，可得到KMnO4隨時間變化的衰減曲線(見圖5)。 
2 結果與討論 2.1 KMnO4對水中有機物的影響(氧化助凝作用)
從圖1、圖2中可以看出，隨KMnO4投量的增加，細菌總數呈下降的趨勢，CODMn?的去除率增大。KMnO4投量大于3mg/L時CODMn曲線趨于平緩。即使投量再增加，曲線變化也不明顯，這表明KMnO4對水中有機物有明顯的去除作用，曲線趨于平緩是由于KMnO4對水中有機物作用基本完全而致。圖3表示KMnO4對灤河水混凝效果的影響。可以明顯看出，對于各種混凝劑， KMnO4投量為1mg/L時，余濁降至最低。KMnO4投量增加時，余濁又趨于升高。這可能是由于過量的KMnO4導致產生粉紅色，影響到濁度的測定，而且過量的Mn7＋在后續處理設備中難以完全去除。因此，KMnO4只有在合適的投量時才具有明顯的助凝作用。這一投量隨原水水質不同而變化，見表2。 表2 不同原水水質KMnO4最佳的投量| 項目 | 灤河水 | 松花江水 | 天津大學青年湖水 | Center Hill水庫存水 | Masion ＆ Moberly水庫存 | | 水廠一 | 水廠二 | | 溫度（℃） | 22--27 | 10-12 | 9.5 | 19.0 | 25.0 | 28.0 | | 濁度（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 | | 總硬度（mg/L) | 127-147 | -- | -- | 38-105 | 80-90 | 110-120 | | 總堿度（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投加量與剩余量的關系
圖4是KMnO4投加量與剩余量的關系曲線。從圖中顯見，當KMnO4與水樣的接觸時間為一定值時，不同濃度的KMnO4溶液與水中有機物相互作用，其消耗量基本相同，這表明KMnO4消耗量主要取決于有機物濃度，投入KMnO4越多，剩余的KMnO4越多。對于天津的灤河水而言，KMnO4與水中有機物作用消耗量為0.45～0.5mg/L，即試驗中水樣所需KMnO4為0.45～0.5mg/L。但值得注意的是KMnO4投量為0.5mg/L時，根據水樣所需KMnO4量其剩余量應接近0mg/L(圖4中虛線部分)，然而實際剩余量為0.25mg/L(圖中實線部分)，這是由于KMnO4投量過低時它與水中有機物反應緩慢所至。KMnO4投量加大后，MnO2的產生對氧化反應起到了催化作用。國際上一些學者研究表明：KMnO4投量低于1mg/L時對有機物影響不大，這與本試驗結果觀點一致。
2.3 KMnO4的接觸時間與剩余量之間的關系
KMnO4與水中有機物的接觸時間又是一個重要參數，圖5是不同接觸時間下KMnO4消耗量的曲線，可以看出，KMnO4與水樣接觸時間越長，消耗量越多，而當時間達到某一定值時，再延長接觸時間，消耗量變化不大。對于灤河水而言，接觸時間應為1h，此時，KMnO4的濃度為原來的一半，再延長時間，曲線趨于平緩，所以說，在現有工藝條件下合理地采用KMnO4與水的接觸時間，有利于KMnO4充分發揮作用。
2.4 KMnO4對三氯甲烷的影響
有些專家對KMnO4代替預氯化時THMs的形成進行監測，結果示于表3。很顯然，利用KMnO4法生成的THMs比預氯化要少得多。天津對利用KMnO4替代預氯化后對三氯甲烷的形成進行了類似的實驗。模擬實際的水處理工藝，在水樣中加氯進行預處理，然后投加混凝劑，混合、絮凝、沉淀，在沉淀后的上清液中加氯以模擬最終的消毒工藝，水樣恒溫放置24 h后測鹵代烴濃度，其它水樣以KMnO4取代加氯，其余處理步驟同上。結果見表4，試驗表明：在一定的投量下，預KMnO4后再對處理水進行最終氯消毒可以較大幅度地降低鹵代烴的生成量。 表3 THMs生成量比較（國外）| 水處理方法 | 原水投加 | 處理后水投加 | Masion ＆ Moberly水庫存 | | 水廠一（μg/L) | 水廠二（μg/L) | | 預氯化 | Cl2 | Cl2 | 152 | 177 | | 預高錳酸鉀 | KMnO4 | Cl2 | 87 | 114 | 表4 THMs 生成量比較（天津）| 水處理方法 | 原水投藥量（mg/L） | 處理后水投氯量（mg/L) | 處理后THMs生成量（μg/L) | | 湖水 | 灤河水 | 湖水 | 灤河水 | 湖水 | 灤河水 | | 原水預氯化+最終氯消毒 | 6（Cl2) | 4(Cl2) | 2(Cl2) | 57.8 | 25.3 | | 原水預高錳酸鉀+最終氯消毒 | 2(KMnO4) | 1(KMnO4) | 2(Cl2) | 25.2 | 13.3 | 參考文獻 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)
作者通訊處：300040 天津和平區建設路54號
(收稿日期1998-06-05) | 
