㈠原水除藻臭氧化水處理技術的試劑法
1、預氧化作用
⑴ 氯預氧化
氯消毒經濟、有效、使用方便，應用歷史最久，是目前國內采用最廣泛的預氧化劑。采用氯預氧化可以明顯提高對原水濁度和藻類的去除率，但有研究表明，由于原水中含有較多的腐殖質類天然有機物，而氯預氧化所需要的投加量較高，因而使用氯預氧化可能會在一定程度上導致消毒副產物（如三氯甲烷）濃度的增加，影響出廠水水質。
⑵臭氧預氧化
臭氧氧化和消毒同樣歷史悠久，歐洲國家使用較多。在常用氧化劑中，臭氧是氧化能力最強的。在一定的濃度下，臭氧可以將相當多的有機物和無機還原性物質徹底氧化分解；在較低濃度下，也可以將大分子有機物氧化為小分子有機物，起到預氧化的作用。對于藻類的去除也有比較好的作用效果。
臭氧極不穩(wěn)定，分解是放出新生態(tài)氧：O3 = O2 + [O] 新生態(tài)氧具有強氧化能力,對頑強的微生物如病菌、芽孢等也有強大的殺傷力。臭氧的消毒能力之所以強，除氧化能力強以外，還可能由于滲入細胞壁能力強，亦可能由于臭氧破壞細菌有機體鏈狀結構而導致細菌死亡。對藻類形態(tài)觀察發(fā)現，臭氧對藻類具有較大的破壞作用。顯微鏡下經?？梢砸姷窖趸髷嗔训臍堅迤我约笆ゼ毎|的空細胞壁，而對臭氧預氧化后未經過其它處理的水樣檢測發(fā)現，藻類數量仍然減少了30%~50%。
臭氧化技術目前在國內應用還不多，尚存在一些有待解決的問題。首先是經濟問題，臭氧消毒設備復雜，投資大，耗電量大，且需要邊生產邊使用，不能儲存。其次，據近年來關于臭氧消毒和去除有機物可能產生的潛在危害的研究表明：A.含有有機物的水經過臭氧處理后，有可能將致突變物質或THMs的前驅物如腐殖酸等大分子有機物分解成小分子中間產物，而在這些中間產物中，也可能存在致突變物質，除非臭氧投量高到足以使全部有機物無機化（從費用上考慮是不現實的）。因而，若在臭氧化后再加氯化（臭氧在水中不穩(wěn)定，容易消失，不能在管網中繼續(xù)保持殺菌能力，故臭氧化后，通常還需加少量氯以維持水中一定的余氯量），水中THMs也許仍會產生甚至更多。B.在臭氧投量有限的情況下，不可能去除水中氨氮，因而水中有機氮含量高時，臭氧則把有機氮氧化成氨氮，致使水中的氨氮含量反而增高。C. 在臭氧的氧化作用下，有相當數量的藻類細胞的物理形態(tài)被破壞，細胞質外泄，甚至相當多的藻類整個藻體全被分解而引起藻類數量的減少。因而，如果使用臭氧預氧化，可能會增加水中溶解性有機物的含量，在有毒藻類存在時，可能會增加水中的藻毒素含量，引起水質的二次污染。
實際使用中，常把臭氧與能夠去除溶解性有機物的后續(xù)工藝如活性炭吸附等結合使用，來解決上述問題，其主要目的不在于消毒，而在于去除水中有機物。因為經臭氧化后，大分子有機物被臭氧分解成小分子中間產物，而這些中間產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，就無THMs產生的危險。
⑶二氧化氯預氧化
二氧化氯的氧化性比氯氣強，剩余量更穩(wěn)定，并能有效地控制水的色度、嗅味等。此外，二氧化氯的化學反應不同于氯，它與三氯甲烷（THMs）前驅物幾乎不發(fā)生氯代反應，從而氯的消毒副產物可得到有效控制。國際上將二氧化氯列為飲用水AI級安全消毒劑。
一般來說，二氧化氯用作預氧化劑的劑量是預氯化的所需劑量的30%~50%，研究表明[5]，當其投加量達到0.2mg/L時，對藻類有較好的殺滅效果，但對氨氮和亞硝酸鹽的氧化效果不明顯。對有機物和色度也幾乎沒有去除效果。二氧化氯能有效地控制藻類的生長以及因此而產生的異味。有研究認為其機理在于：二氧化氯能破壞藻類葉綠素中的吡咯環(huán)，使葉綠素失活，導致藻類無法進行新陳代謝而死亡。二氧化氯與藻類及其分泌物反應生成無嗅無味無毒的物質，并能夠成功地控制霉味、魚腥味以及防線菌帶來的異味。有利于提高水廠出水品質，滿足用戶色、味、口感等要求。
但有研究認為，二氧化氯用于水源水的預氧化，對后續(xù)的混凝效果有一定的不利影響。同時，當以二氧化氯作為預氧化時，若用臭氧消毒就會增加臭氧的消耗，因二者會互相反應產生額外消耗。所以，不能采用以二氧化氯作預氧化，以臭氧為消毒的處理工藝。
另外，據有關研究表明，穩(wěn)定性二氧化氯預氧化對藻類和濁度都有較好的強化去除效果。所以，實際生產中最好采用現場制備二氧化氯。
考慮到二氧化氯的運行成本比氯氣高，可采用濾前投加ClO2除藻除嗅，而濾后仍可投加氯氣保持殘留，即達到了有效除藻除嗅殺菌的目的，保持余氯量，有能有效的控制THMs的生成。這種利用已有的氯氣作原料生成二氧化氯來控制和除去來自地表水中的藻類和嗅味，減少THMs的方法適用于采用氯消毒工藝的老廠改造。
⑷ 過氧化氫預氧化
過氧化氫是一種比較常見的氧化劑，其氧化還原電位比氯高，比二氧化氯和臭氧低。 與其它預氧化劑相比，過氧化氫具有一個獨特的優(yōu)勢，即它本身的氧化產物為水，不會向水體增加任何副作用，而且目前也未見其氧化產生其它副產物的報道。過氧化氫有很好的濁度去除效果，除藻效果與二氧化氯、KMnO4接近。 采用過氧化氫作預氧化劑的殺藻實驗目前還在進行中，有待對實驗結果進行分析比較。
⑸高錳酸鉀預氧化
高錳酸鉀也是一種常見的消毒劑和氧化劑，投加高錳酸鉀可以有效提高藻類的去除率。但是，隨著高錳酸鉀投加量的增加，出水濁度也會隨之增高。而且，高錳酸鉀具有較重的顏色，投加后容易使水的色度增加甚至超標。另外，還要注意錳是否會超標。所以，從水質安全角度考慮，不宜采用高錳酸鉀作預氧化劑，除非后續(xù)處理工藝能有效地去除色度和錳。
另據武漢市自來水公司水質檢測中心試驗表明，KMnO4氧化有機物的動力學過程是一個耗時的過程，若接觸時間少于2小時則效果不甚明顯，若能有5小時的接觸時間則效果是令人滿意的，但目前大部分水廠的凈水工藝達不到該接觸時間。
⑹硫酸銅殺藻
以硫酸銅作為殺藻劑，是許多水廠曾經和現在采用的傳統(tǒng)方法。但是據武漢市自來水公司水質檢測中心試驗發(fā)現，同高錳酸鉀一樣，硫酸銅殺藻是一個較緩慢的過程，不可能象預氯化那樣，在很短的時間里將藻殺死。此外，硫酸銅在水體中殘留的時間很長，若不能在后續(xù)處理工藝中有效的去除，將對人和水生物均產生毒害。所以，我們認為投加硫酸銅殺藻不可取。
2、加強混凝作用
⑴ 聚合氯化鋁（PAC） 聚合氯化鋁又名堿式氯化鋁或羥基氯化鋁。它是以鋁灰或含鋁礦物作為原料，采用酸溶或堿溶法加工制成。其分子式為 [Al2(OH)nCl6-n]m ，其中m為聚合度，單體為鋁的羥基配合物 Al2(OH)nCl6-n ，通常n=1~5，m≤10。聚合氯化鋁溶于水后，即形成聚合陽離子，對水中膠粒起電中和及架橋作用。由于藻類多帶負電荷，PAC能較有效地使藻類與其它膠體顆粒脫穩(wěn)絮凝。但是，原水含藻量過高時，形成的絮體較松散，不易下沉，不利于后續(xù)去除。
⑵聚丙烯酰胺（PAM） 聚丙烯酰胺是非離子型聚合物，是目前使用最為廣泛的人工合成有機高分子混凝劑和助凝劑。其分子式為：
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聚丙烯酰胺的聚合度可高達20000~90000，相應的分子量高達150萬~600萬。它的混凝效果在于對固體表面具有強烈的吸附作用，在膠粒間形成橋聯。聚丙烯酰胺每一鏈節(jié)中均含有一個酰胺基（－CONH2）。由于酰胺基之間的氫鍵作用，線形分子往往不能充分伸展開來，致使架橋作用削弱。為此，通常將PAM在堿性條件下（pH＞10）進行部分水解，生成陰離子型聚合物（HPAM）：
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PAM經部分水解后，部分酰胺基帶負電荷，在靜電斥力下，高分子得以充分伸展開來，吸附架橋作用得以充分發(fā)揮。由酰胺基轉化為羧基的百分數稱水解度，亦即y/x值。水解度過高，負電性過強，對絮凝也產生阻礙作用。一般控制水解度在30%~40%較好。通常以HPAM作助凝劑以配合鋁鹽或鐵鹽作用，效果明顯。
有機高分子混凝劑可能有毒性，PAM和HPAM的毒性主要在于單體丙烯酰胺。故產品中的單體殘留量要嚴格按照有關規(guī)定控制。
⑶ HCA助凝劑
HCA是近年發(fā)展起來的新型凈水劑，是以二甲基二烯丙基氯化氨（Diallyl Dimethyl Ammonium Chloride 簡稱DMDAAC或FL45C）均聚而成的高分子陽離子聚電解質[8]，水溶性好，能完全溶解于水呈真溶液。HCA做助凝劑投加，有很好的降濁、除藻及去除有機物的作用，其用量僅為混凝劑用量的1%左右，能節(jié)省混凝劑約1/3用量。
HCA的助凝作用機理是籍助聚合物本身含有的陽離子基團和活性吸附基團,對懸浮膠體和含負電荷的物質通過電中和及吸附架橋等作用使之失穩(wěn)、絮凝。由于有機高分子有極高的聚合度，故其架橋作用遠較多核型無機混凝劑強烈。由于藻類表面帶負電荷，易與陽離子型HCA接觸，使其絮凝成團，因而可加速其沉淀去除。
使用無機混凝劑（如FeCl3）同時籍助HCA陽離子基團和活性吸附基團，可將藻類大量吸附下沉，提高混凝效果，對高藻水處理有明顯效果，且適用的pH值范圍也較廣。有關實驗證明，在保證出水水質的前提下，可節(jié)約藥耗15%~30%，降低制水成本12.7%~23.6%，謁制了鋁鹽、液氯大量投加所帶來的副作用。投加HCA后，池面浮藻明顯減少，減輕可濾池的負擔。HCA產品毒性低，投加量少，投加方式簡單，運輸、儲存方便，是一種高效、經濟、安全的凈水材料。
⑷高鐵酸鹽復合藥劑
高鐵酸鹽復合藥劑是鐵的+6價化合物，具有氧化、絮凝、殺菌和吸附等多功能水處理效果，是一種很有發(fā)展前途的新型水處理藥劑。在高鐵酸鹽復合藥劑強化混凝過程中，高鐵酸鹽復合藥劑的氧化性起主要作用。高鐵酸鹽復合藥劑的氧化能力較強，能使水中有機物分解和破壞，而且，伴隨其在水中分解過程，可能產生高正電多聚水解產物，最終形成Fe(OH)3膠體沉淀，使其不僅可以氧化水中某些有機物，而且可以通過吸附和共沉的協同作用去除水中的有機物[9]。因而，高鐵酸鹽預氧化對水中藻類具有優(yōu)良的強化去除作用；隨著pH值的降低，高鐵酸鹽的強化混凝除藻作用更加顯著。
影響高鐵在水處理中推廣應用的原因主要有兩點：第一，產品制備復雜，成本頗高。目前的制備方法以化學法為主，均以獲得高純度的高鐵固體產品為目的，導致過高的產品成本，因而沒有形成生產規(guī)模。第二，高鐵的液體產品極比穩(wěn)定，在一般條件下即分解失效，不能作為一種商品存放和使用，更無法在水處理中應用。根據高鐵酸鹽的化學結構和性質，應采取電化學和特殊化學過程制備穩(wěn)定性較高的高鐵復合產品，開發(fā)出穩(wěn)定高鐵絮凝劑制備的設備系統(tǒng)，獲取具有優(yōu)勢高鐵酸鹽與絮凝劑復合的現場與在線投加產品，具有強化的絮凝、氧化、吸附除污染與消毒殺菌的作用功能。
3、吸附作用
為去除水的嗅味、天然色度和合成溶解有機物、微污染物質等，活性炭吸附是有效的措施。大部分比較大的有機物分子、芳香族化合物和低分子量有機物有明顯的去除效果。實踐證明，活性炭可降低總有機碳TOC，總有機鹵化物TOX和總三鹵甲烷TTHM等指標。
活性炭是用煙煤、褐煤、果殼或木屑等多種原料經碳化和活化過程制成的黑色多孔顆粒，其主要特性是比表面積大和孔隙構造。在制造活性碳的活化階段，炭粒晶格間生成的空隙形成了各種形狀和大小不同的細孔，其中大孔孔隙半徑100~10000nm，中孔孔隙半徑為2~100nm，小孔孔隙半徑<2nm，大、中、小孔孔壁的中面積就是活性炭的總表面積，活性炭的強吸附性能主要發(fā)生在這些孔的表面上?；钚蕴康奈搅砍c表面積有關外，還與細孔的形狀、分布及表面的化學性質有關。一般情況，由于水處理的活性炭應具有適當比例的孔，以去除水中分子量（或分子直徑）較大的吸附質。活性炭表面具有微弱的極性，不僅可以去除水中的非極性吸附質，還可以去除極性吸附質，甚至某些微量的金屬離子及其化合物。
水華期間，藻類大量繁殖，使水源帶有色、臭、味。活性炭吸附是除色、臭、味最有效的方法之一。此外，活性炭用于由鐵、錳及植物分解產物或由于有機污染而使水體帶有的顏色的去除也是十分有效的。用活性炭去除水中微量有機氯及其產生的異臭味也是最為有效的方法之一。
活性炭分為顆?；钚蕴浚℅AC）和粉末活性炭（PAC）兩種，盡管兩者的顆粒大小不同，但因吸附性能決定于炭的孔隙大小和孔隙的表面積，所以吸附性能本質上沒有差別。雖然如此，但在生產實際中，兩種活性炭的使用方式卻大不相同，下面分別進行介紹：
⑴顆粒活性炭（GAC）
顆?；钚蕴康挠行Я揭话銥?.4~1.0mm，均勻系數約為1.4~2.0。顆?；钚蕴康氖褂梅绞酵ǔＳ幸韵氯N：
第一種，用顆?；钚蕴刻鎿Q部分砂濾料，成為炭砂雙層濾料濾池。采用這種方式，凈化效果比單層好，可以減少反沖洗次數，降低反沖洗強度。目前在瑞士、日本、美國都有采用。由于僅用活性炭替換部分砂層，可以迅速投產使用。但是這種方式換炭較困難，一般只作為應急措施采用。
第二種，用顆?；钚蕴刻鎿Q全部砂層，即活性炭吸附兼過濾。目前法國、美國、瑞士等國的水廠采用這種方式的活性炭吸附池也很多。
第三種，在砂濾之后建獨立的活性炭吸附池。先經砂濾，再經炭吸附池，可以延長活性炭對去除殺蟲劑、酚、有機物產生的臭與味的使用周期，有效地利用活性炭的吸附性能。特別是在原水中含鐵和錳時效果更為明顯。目前美國、荷蘭、日本有不少水廠采用這種形式。
當水源受到生活水污染時，水中有機物及氨濃度增加，采用折點加氯法可能使出水中形成顯著的氯氨味，用顆?；钚蕴靠梢杂行У厝コ劝蔽丁＿€可以利用活性炭表面的微生物觸氨，減少在水處理過程中形成的新的有機氯化物。
采用顆粒活性炭吸附池處理水時，一定要考慮失效炭的再生。從國內外眾多活性炭凈化水廠的運轉經驗可知，顆?；钚蕴课酱驳囊淮问褂脡勖话銥?~3年，有的更長些。由于在水廠內建造再生爐，基建費用較高，利用率低，在經濟上不合算，因此活性炭再生通常由制造廠出租給水廠使用或將失效活性炭送到再生專業(yè)廠再生。較小的水廠也有在廠內采用小型再生設備的，如我國白銀地區(qū)飲用水深度處理工程中采用直接電流加熱再生爐，構造簡單、操作方便、體積小、熱效率高。另日本采用顆?；钚蕴课匠氐乃畯S，一般均設有再生爐。
⑵粉末活性炭（PAC）
粉末活性炭的粒徑一般為10~50μm，因其顆粒小，比表面積大，吸附速度較快，一般情況可與混凝過程相結合，直接投加到原水中，經混合吸附水中有機和無機雜質后，粘附在絮體上的炭粒大部分在沉淀池中成為污泥后排除，常應用于季節(jié)性水質惡化時的間歇處理以及粉末活性炭投加量不高時。粉末活性炭吸附效果特別顯著，同時可增加絮凝礬花的核心作用，提高懸浮顆粒的碰撞機會，可提高混凝工藝的處理效果，并有利于浮渣的去除。
采用粉末活性炭吸附工藝，能降低水體中的溶解性有機物含量，同時粉末活性炭也能去除異嗅、異味物質，提高飲用水水質。
㈡原水除藻臭氧化水處理技術的非試劑法
1、濾網除藻
1963年華東市政工程設計院與上海市自來水公司等進行了此項試驗研究[13]，以太湖水為水源，濾網濾速達21～56cm/h ，相應水頭損失2～13cm，由30次試驗結果的平均值可見濾網除藻效率顯著，除濁、除色、除耗氧量CODMn較差，混凝沉淀除藻不及濾網除藻。
1980～1981年湖南大學、撫順市建設局與自來水公司以大伙房水庫水為原水，進行了除藻試驗，原水含藻平均203×103/L，在使用國產Ⅱ號網（經100，緯700）時，微濾機產水量可達30.7～127.2m3/h/m2，藻類去除率平均達61%，浮游動物去除率可達99.7%，水頭損失5～15cm，微濾機沖洗水率1%，電耗每1000m3耗10kw/h。
2、直接過濾法
⑴常規(guī)濾池直接過濾
采用在石英濾料表面敷設一定厚度的大顆粒無煙煤的方式，可以有效地緩解藻類對濾池的堵塞情況，延長濾池的過濾周期。無煙煤的顆粒粒徑越大，濾池的工作周期越長。應注意的是對于敷設無煙煤濾料的濾池，應考慮反沖洗方式對濾料層結構和過濾效果的影響，選擇適宜的反沖洗方式。
⑵輻射流濾池直接過濾試驗
武漢工業(yè)大學進行過輻射流濾池直接過濾試驗，原水經加礬，加助濾劑聚丙烯酰胺后，進入旋流反應池，反應歷時5min，然后經輻射流過濾器過濾，輻射過濾器平面呈扇形，圓心角為22 1/2度，圓心至濾床進水表面半徑ro=400mm，濾床水平厚度800mm，垂直高度300mm。底部配水系統(tǒng)采用夾尼龍網的雙層穿孔板，孔板開孔率為2%，采用均粒濾料，粒徑1.00～1.25mm，以一雙層濾料濾池作對比，雙層濾池采用φ1.25～2.00mm的煤，厚400mm，φ0.5～1.0mm的砂，厚400mm。試驗結果表明，由于采用了聚合氯化鋁絮凝劑及聚丙烯酰胺助濾劑，除藻、除濁效果均較⑴中直接過濾為好，輻射流過濾是減速過濾，其凈水效果與豎向流相近而略優(yōu)。
⑶流化床接觸絮凝澄清池試驗
武漢工業(yè)大學進行的活性砂絮凝沉淀試驗，實質上流化床接觸絮凝澄清（過濾）試驗，其工作原理是上升水流中的微粒在微渦體運動場中，依靠活性砂表面吸附的高分子絮凝劑，具有大的表面和吸附力，通過架橋與網捕作用，截留水中微粒，試驗裝置見文獻。試驗成果表明，懸砂濃度以12000mg/L為妥，液面上升速度以不大于3mm/s為妥，聚丙烯酰胺PAM投加量與投砂的重量比3:10000為宜，活性砂的成熟期1h，初期工作期8h、循環(huán)投砂期0.5h，后續(xù)工作期4h，該項設備經加斜管后，在高負荷下有防止上升水流挾帶微粒的作用。
3、浮選分離法
氣浮法由于分離效率高，并兼有向水中充氧曝氣的作用，所以特別適用于處理低溫、低濁、高藻、高色和受有機物污染的原水。工程應用及研究均表明，除分離無機及有機懸浮物外，氣浮法對于水中溶解性有機物也有一定的去除效果。
實際上，即使是在含沙量較大的江河水或混凝良好的水中，也還存同樣適于為氣浮法所去除的小沉速顆粒。更何況隨著國內水環(huán)境受到日益嚴重的污染，許多河水兼有了江河水與湖、塘、水庫水的水質特征，如含藻量增多、色臭味加重、并呈現季節(jié)性變化（如漢江水華現象），增加了混凝-沉淀-過濾工藝的處理難度。因此，將氣浮工藝引入傳統(tǒng)水處理流程中，可充分發(fā)揮氣浮法與沉淀法各自的特點，以期獲得較好的處理效果。
實踐表明，氣浮工藝用于水廠改造，具有實用性強，應用面廣、投資少、見效快等特點，可作為處理微污染江河飲用水的一種備選方法。對于緩解由于水源污染而造成的處理難度，改善供水水質，降低制水成本，具有普遍的意義和較高的應用價值。
4、生物（接觸氧化）預處理除藻
1989～1991年中南設計院在武漢東湖水廠進行了生物接觸氧化預處理除藻試驗，試驗裝置參見文獻。預處理池三級串聯，內裝3m高峰窩填料，由空壓機供氣，氣水依次逆流、順流、逆流接觸。隱藻門、藍藻門藻類易被氧化分解，去除率可達90%以上，但綠藻門中的柵裂藻不易氧化，去除率僅43.8%，硅藻由于硅殼難于完全分解，去除率僅為65.4%，氣水比對水中溶解氧、水循環(huán)、生物膜更新都有影響，從而影響藻類的去除率，提高氣水比，有利于提高藻的去除率。
水溫對除藻率的影響呈一次線性關系。水溫低于20℃時，除藻率隨藻負荷（藻負荷為單位體積填料每小時負擔藻類的數量）提高而下降，但幅度不大，如當水溫為5.5～10℃時，藻負荷自200×107 個／m3h，上升到1380×107 個／m3h，提高了69倍，而藻的去除率僅從83%下降至67%，可見生物處理對藻的去除有較好的穩(wěn)定性。有資料說明，生物處理除藻的同時，氨氮的去除率達80%～95%，除濁率為48%～80%，除色度率為30%～60%，COD去除率為18%~26%，臭閾值冬季去除率為60%~70%，Ames致突變率有所減弱。
5、光氧化法
光氧化法是指在可見光或是紫外光（UV）作用下進行的光化學、光催化或是光敏化的氧化過程，也稱為高級氧化法（AOPs）。
⑴光化學氧化
光化學氧化是指加入水體中的O3、H2O2和O2等氧化劑在紫外光作用下，產生羥基自由基（OH）強氧化性物質，大幅度地加快對水體中的有機物污染物的降解作用。光化學氧化能力與反應速率遠遠大于單獨使用氧化劑的氧化能力。為了產生OH自由基和活化有機物，光化學需要較大的離解能。短波長的紫外光（波長為200~280nm）產生OH自由基最為有效，使用最廣泛的紫外光光源是低壓陰離子汞燈（蒸汽壓力在10-2~10-3在毫帕內），其放射光譜為253.7nm的單色波長。目前采用的主要工藝為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型半導體作為催化劑，水分子經光照射后在催化劑表面上失去電子生成羥基自由基OH與同時生成的O2-和光生空穴等一起礦化有機物。TiO2被認為是目前n型半導體中催化型和穩(wěn)定性最好的催化劑。以TiO2催化劑為例，為了完成電子躍遷，光催化需要光子能量必須大于TiO2的禁帶寬度（3.2eV），因此使用波長為300~400nm的紫外光，如高壓汞燈、黑光燈和紫外線殺菌燈，這些光源均能滿足所需入射光的最大波長387nm。
⑶光敏化氧化
光敏化氧化是指在敏化劑的存在下，敏化劑被光照射后吸收光能，進入激發(fā)態(tài)，激發(fā)態(tài)的敏化劑與溶解氧（DO）反應，產生強氧化能力的超氧負離子O2-或單線態(tài)氧1O2，從而氧化被激活的有機物。天然水體中所含的微量染料和腐殖質可以作為敏化劑，民戶籍在反應過程中僅充當能量轉移的媒介，與有機污染物不發(fā)生直接反應，所以可循環(huán)使用，并且所需濃度很低。光敏化氧化技術由于其復雜性因而研究很少。
6、激光照射法
激光照射法是目前我們課題組正在研究的一種新型除藻方法，利用激光的生物效應，使用特定波長的激光照射含藻水，破壞藻體結構，使之死亡，以利于通過混凝、沉淀等后續(xù)工藝除藻。我們的研究表明，波長較短的紫外激光有較好的除藻效果，照射時間在1到3分鐘左右即可。
激光照射法的不足之處在于：設備昂貴，投資大，但隨著激光技術的不斷發(fā)展，激光設備的成本正在不斷下降，相信不久的將來我們就可以將廉價、高效、無污染的激光技術應用于水處理中。
7、電泳法
由于藻類帶正電荷，可以考慮采用電泳法分離水中的藻類。該法趨向于研究在多相電場內分散顆粒的相互作用，其目的是降低懸浮物對聚集的穩(wěn)定性，為順利地通過凝聚及絮凝過程而創(chuàng)造條件，而凝聚和絮凝過程可導致形成的聚集物在切斷電場后也不會分散，因而隨后能加速沉淀作用或用過濾的方法去除它。但電凝結作用產生的沉淀物的濕度很大，十分疏松且易流動?？梢钥紤]改善電場條件或加入特殊的試劑使之密實。
