2017, Vol. 38
2. 太原市环境监测中心站, 太原 030002
2. Taiyuan Environment Detection Central Station, Taiyuan 030002, China
臭氧和混凝联用对DBPs (disinfection by-products) 多环节控制，成为极具发展潜力的饮用水安全保障主流工艺之一[1~4].如何在臭氧存在条件下，有效发挥混凝对胶体颗粒物、有机物等的分离作用以及发挥臭氧对微生物灭活、有机物改性和矿化等作用，控制有害物质的生成，实现二者的有机匹配是决定处理效果和安全性的关键.臭氧作为预氧化工艺对混凝有复杂的影响，此类报道很多[2~7].在许多研究中指出臭氧强化常规混凝分离工艺能有效降低DBPs生成量的同时[2~4]，也有报道指出，增设臭氧处理后出厂水DBPs升高或致突变性增强[4~6].之所以出现这样矛盾的结论，水质的差别无疑是其中重要的原因[2~7]；但此外，臭氧在混凝剂存在时二者之间可能发生的交互作用可能是形成这种差异的重要原因之一.近来很多研究表明[8~10]，氧化铝作为催化剂在臭氧氧化中发挥作用.水合氧化铝与铝基混凝剂水解过程中的某些产物或中间产物存在相似性，这些形态的铝会否影响到臭氧作用过程却不得而知.在现有工艺中，预臭氧过程中臭氧和混凝投药阶段时间间隔一般不超过1~15 min，臭氧半衰期根据水质情况在几min到几十min之间[6, 11~13]，臭氧和混凝剂之间极有可能发生交互作用，影响对水中有机物的降解方式和效果，进而对消毒副产物构成及水质安全性造成影响.对此交互作用的机制及其对安全性的影响尚鲜见报道.
针对以上问题，本文研究臭氧在纯水和混凝剂[以Al2(SO4)3为例]溶液中残余浓度和自由基捕获量的变化；研究臭氧与混凝剂的接触水平以及臭氧-混凝交互作用的表现，水体有机物 (富里酸) 光谱特征、有机物和DBPs含量在预臭氧、预臭氧-混凝以及臭氧-混凝联用后的差异；研究臭氧-混凝联合作用对有机物氧化程度及其对DBPs生成的影响.
1 材料与方法 1.1 仪器和材料实验用水配置：以富里酸 (分析纯，上海伊卡生物技术有限公司) 作为有机物，用自来水配置水样.其理化指标见表 1.
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表 1 水样水质 Table 1 Characteristics of synthesized water |
色谱分析用MTBE、甲醇为色谱纯，硫酸为优级纯，所用其他药剂均为分析纯.
双通道臭氧发生器 (格力特公司)；2100N型台式浊度仪 (哈希公司)；紫外分光光度计 (Cary 50 Bio，Varian)；总有机碳分析仪 (TOC-VCPH，日本岛津)；ZR4-6混凝实验搅拌机 (深圳市中润水工业技术发展有限公司)；气相色谱分析仪 (GC2010)，ECD检测器，Column (岛津RTX-1，30m×0.32mm×0.25μm).
1.2 实验方法臭氧在水中残留量测定：臭氧由自制双通道臭氧发生器产生，原料气为氧气.用超纯水充臭氧制备臭氧水，并及时测定臭氧浓度；纯水、水样中通入一定量臭氧水后, 测定不同时间后水中臭氧含量；在加入同样量臭氧的水样中投加一定量混凝剂Al2(SO4)3，测定不同时间后水中臭氧含量.臭氧残留量实验中部分水样用Na2HPO4-NaH2PO4缓冲溶液缓冲pH值.为尽可能减少对实验结果的影响，相应的未加Al2(SO4)3的对照水样也投加了相当量的缓冲液.
臭氧处理：制取臭氧水并对水样进行定量投加，同时臭氧浓度采用碘量法测定[14, 15].预臭氧水样投加臭氧水反应10 min，以超纯氮气吹脱10 min后混凝处理；臭氧-混凝联用水样为投加臭氧水后立即投入定量Al2(SO4)3混凝后取沉后水以超纯氮气吹脱10 min后取样，做相关分析.
混凝实验：混凝采用烧杯实验，以硫酸铝为混凝剂.水样的体积为1 000 mL，采用ZR4-6混凝实验搅拌机 (深圳市中润水工业技术发展有限公司)，进行混凝实验.混凝条件为：快速 (200 r·min-1) 搅拌2 min, 慢速 (60 r·min-1) 搅拌15 min；静置沉淀30 min后取样测定相关指标.对水样进行臭氧氧化实验 (反应温度控制在20℃±1℃)，取样测定溶解性有机碳 (DOC)、3D-EEM荧光光谱、紫外扫描光谱等.
采用臭氧-混凝联用 (OC，臭氧与混凝剂同时投加，使得两者充分接触) 和预臭氧-混凝 (POC，投臭氧充分预氧化反应8 h后，待臭氧消耗完毕后投加混凝剂) 两种工艺处理水样，以模仿臭氧与混凝剂充分接触和完全不接触两种极端情况，研究臭氧混凝交互作用对氧化、混凝效果和DBPs生成的影响.
文中Pa-b表示预臭氧amg·L-1后bmg·L-1 Al3+混凝处理，a-b表示amg·L-1臭氧与bmg·L-1 Al3+混凝处理.
1.3 分析方法自由基的测定采用水杨酸捕获乙醚萃取分光光度法[13]检测.
三维荧光分析3D-EEM (Cary) 扫描记录40个发射光谱，在220~415 nm的激发光用每5 nm的间隔连续扫描.发射波长设置在300~600 nm间，增量为1 nm.狭缝宽度5 nm，扫描速度1 200 nm·min-1.通过扣去纯水空白来校正拉曼散射.在发射波长一倍和两倍于激发波长的紧邻位置，用缺失值替代荧光强度数值，以去除高强度的瑞利散射[16].
以NaClO为消毒剂，参照文献[14]测定消毒副产物DBPs生成势.DBPs测定采用气相色谱法.气相色谱分析仪 (GC2010)，ECD检测器，Column (岛津RTX-1，30 m×0.32 mm×0.25μm).测试一般做3次重复，结果取平均值.
2 结果与分析 2.1 臭氧在混凝剂存在下的变化 2.1.1 臭氧浓度变化用超纯水制取臭氧水，测定其浓度；将其分为几份，每份100 mL.臭氧水中同时投加Al2(SO4)3，投量分别为0、5、10 mg·L-1(此时pH值分别为6.65、4.39和4.01)，于0、5、10、15、20、25、30 min时测定臭氧浓度.另用超纯水制取臭氧水，以Na2HPO4-NaH2PO4(0.2 mmol·L-1) 为缓冲液，pH为7.01，同样做上述实验.Al2(SO4)3选定为1~3 mg·L-1，以避免水中Al2(SO4)3出现明显沉淀.
总体上各水样中臭氧浓度都随着时间下降.纯水中溶解8.8 mg·L-1臭氧时，随着时间的延长，臭氧浓度逐渐缓慢降低.加入Al2(SO4)3的水样中臭氧浓度比纯水中臭氧降解速率快，且随着Al2(SO4)3浓度增大而加快；30 min后Al2(SO4)3浓度为5 mg·L-1和10 mg·L-1时，臭氧浓度分别为3.61 mg·L-1和3.24 mg·L-1左右，明显低于纯水中臭氧 (6.84 mg·L-1).此时样品中pH值分别为3.97和3.74；pH值的变化或许是导致臭氧降解速率变化的原因之一[11, 16].
为排除pH值的影响，在缓冲后的纯水中重复上述实验.与文献[11, 16]报道不同，有Al2(SO4)3存在条件下经缓冲 (pH 7.01) 的纯水中臭氧降解趋势与纯水 (pH 6.65) 中差异不大.水样中含Al2(SO4)3浓度为1~3mg·L-1时，出现少量细微絮体，反应中未出现明显沉淀；臭氧降解速率较快.当pH值为中性时，水中OH-离子可能导致臭氧降解较快 (图 1).另一方面，严格意义上讲，在该pH值下，Al3+离子几乎不存在；Al2(SO4)3在水中快速水解，可能形成Al (OH)2+、Al (OH)2+、Al (OH)3及铝的低聚态、多聚态如Al7、Al13、Al30等多种水解聚合形态.这些形态的铝可能对臭氧降解产生影响.Al2(SO4)3投量为1 mg·L-1和3 mg·L-1时原浓度为8.78 mg·L-1的臭氧，在30 min时残余浓度分别为4.89 mg·L-1和4.63 mg·L-1；分别比同样条件下单独使用臭氧时残余臭氧浓度低28.5%和32.3%.30 min时，测定水样pH值未发生明显变化 (6.93~6.98)；表明臭氧与Al2(SO4)3存在交互作用，导致臭氧降解速率加快.有报道指出[17]，氧化铝表面在水环境中对臭氧降解没有贡献，似与上述结果不一致.但Al2(SO4)3在相应pH条件下水解产物有多种形态，性能差异大，或许是这种差异的原因之一.
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图 1 臭氧残留量 Fig. 1 Residual concentrations of ozone in water samples |
纯水缓冲 (pH 7.01) 后用水杨酸捕获法[13]测定的自由基数据表明：单独使用臭氧和臭氧-混凝剂联用都能产生自由基，且臭氧与硫酸铝作用改变了自由基捕获量.当臭氧投量2mg·L-1，Al3+含量为1 mg·L-1、3 mg·L-1时，自由基捕获量比单独臭氧分别高15.2%和23.9%.
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图 3 臭氧-混凝交互作用与预臭氧-混凝DA对比 Fig. 3 Differential absorbance comparison of ozone-coagulant joint treatment and preozonation-coagulation |
上述结果 (图 1、图 2) 表明铝离子与臭氧作用导致臭氧降解速率加快，反应中自由基生成量增加.结合同等条件下臭氧降解数据，臭氧和硫酸铝发生交互作用导致臭氧的降解加快，更多自由基的形成是臭氧降解加快的主要途径之一.臭氧在硫酸铝存在下的其他降解产物及其产量有待进一步研究.
自由基是臭氧对有机物氧化降解的途径之一.
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横坐标中2-0、2-1和2-3分别表示臭氧浓度为2mg·L-1，Al3+含量为1 mg·L-1、3 mg·L-1时的水样 图 2 自由基捕获量 Fig. 2 Capture of free radicals |
与臭氧自身相比，自由基氧化能力强，对有机物氧化几乎没有选择性，反应速度快.因而臭氧混凝交互作用中，有机物氧化程度、矿化能力有可能增强，氧化速率也加快.另一方面，臭氧混凝交互作用可能引起有机物氧化途径和产物的变化，进而影响后续DBPs的生成.
2.2 POC与OC处理有机物差异分析 2.2.1 紫外差异吸收 (DA) 分析对水样做单独臭氧、预臭氧-混凝 (POC) 和臭氧-混凝联用 (OC) 处理，处理后水样0.45μm滤膜过滤后做紫外可见波长扫描.根据紫外差异吸收 (相关系数R2＞0.995) 分析，臭氧对富里酸作用出现4个明显的差异峰 (图 3)，分别在 (230±1)、(273±1)、(330±2) 和 (385±5) nm处.紫外差异吸收尤其以 (230±2) nm、(273±1) nm处最大，且随着臭氧投量的增加DA增大；臭氧投量为1 mg·L-1、2 mg·L-1时，230 nm处的紫外差异吸收值 (ΔA230) 分别为0.026 5 cm-1和0.031 cm-1，ΔA273分别为0.027 5 cm-1和0.033 cm-1.这两个紫外吸收位置被认为主要是酚类、苯环、不饱和醛酮、共轭二烯结构的吸收位置[18]，DA值大表示水处理过程对该结构造成更大的影响.同时 (272±2) nm被认为是有机物和余氯化合的结合位置[18].对这两个波长紫外吸收结构的破坏，有可能减少消毒副产物前驱物，减少余氯攻击有机物形成消毒副产物的机会；或者改变余氯和有机物反应的方式.254 nm紫外吸收被认为是共轭双键以及苯系物的吸收位置，也容易被臭氧等氧化剂氧化破坏.但本研究中254 nm位置没有拟合出相应的特征吸收峰，只是有临近的 (230±2) nm和 (273±1) nm处吸收峰随臭氧作用明显变化.
对比POC和OC在1 mg·L-1O3和1 mg·L-1 Al3+时差异紫外吸收结果，二者在 (230±1)、(273±1)、(330±2) 和 (385±5) nm处存在明显差异；OC比POC对相应紫外吸收结构去除效果更强.对比结果见表 2.
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表 2 臭氧-混凝联用和预氧化-混凝处理对紫外吸收值的影响 Table 2 Effects of combined treatment of ozonation-coagulation and preozonation-coagulation on UV absorbance |
ΔA/A表示相应波长处紫外吸收差异值ΔA与原水紫外吸光度A之比，用以表示结构破坏的相对程度.混凝剂投量为1 mg·L-1 Al3+时，ΔA230和ΔA273最为明显，POC和OC的ΔA230/A230分别为15.7%和17.9%(臭氧投量1 mg·L-1)，16.3%和20.0%(臭氧投量2 mg·L-1)；ΔA273/A273分别为21.3%和24.8%(臭氧投量1 mg·L-1)，24.2%和28.6%(臭氧投量2 mg·L-1).这表明OC导致 (230±1) nm、(273±1) nm处吸收的有机结构受到更大程度的改变，构成联用与预氧化-混凝的主要差别.这些差别体现联用和预氧化-混凝作用对有机物反应的差异，或将导致有机物与消毒剂反应以及DBPs生成的差异.
有研究认为[19, 20]，某些水体中的有机物 (suwannee river fulvic acid，SRFA)，由于其与铝、铁离子结合在波长245、280、320和440 nm处存在特征吸收峰.它们的紫外吸光度差异 (DA) 随着铝、铁离子浓度的升高而升高.尽管本研究所用的富里酸与SRFA不同，但可认为上述波长吸收位置具有类似的化学结构特征.拟合数据表明 (表 3)：臭氧对有机物作用导致这些波长差异紫外吸收值发生明显变化，ΔA/A达到18.8%~23.9%.有机物在上述波长吸收结构遭到臭氧破坏，或将影响后续有机物被混凝去除的效果以及沉后水金属 (如铝、铁等) 残留.
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表 3 臭氧对有机物紫外吸光度差异值的影响 Table 3 Effects of ozone on differential UV absorbance of organic matter |
当有混凝剂参与反应时，有机物DA值随混凝剂投量增加而增大，且同等投量条件下臭氧-混凝联用的DA值大于预氧化-混凝.这显示出两种可能，一是混凝剂增强了臭氧对富里酸上述结构的降解作用，而且程度上臭氧-混凝联用大于预氧化-混凝；二是OC作用导致相关有机物产物更容易通过混凝去除.
2.2.2 3D-EEM分析3D-EEM数据里，得到有机物分子结构在预臭氧-混凝、臭氧-混凝联用中变化的丰富信息.用三维荧光 (3D-EEM) 分析经0、1.0和2.0mg·L-1臭氧处理及相应臭氧浓度下同时投加0、1.0、3.0 mg·L-1Al2(SO4)3(以Al离子计) 作用后的水样，部分结果如图 4.
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图 4 臭氧-混凝交互作用与预臭氧-混凝3D-EEM对比 Fig. 4 3D-EEM comparison of ozone-coagulant joint treatment and preozonation-coagulation |
总体上 (图 4)，原水有机物3D-EEM图谱在EX/EM为220~280 nm/380~460 nm和320~370 nm/390~430 nm处有较强的荧光.这两处荧光物质分别为紫外区类富里酸和可见区类富里酸[19, 21].预臭氧-混凝后有机物荧光强度整体降低，尤其上述两处荧光明显降低，OC降低更显著.这显示OC组臭氧与混凝剂的确存在交互作用，更大程度上氧化类富里酸等物质，而这类物质是消毒副产物的重要来源之一[19, 22~24].
对比3D-EEM图谱，POC和OC处理方式对一些位置的荧光强度变化有明显的差别.部分结果如图 5.预臭氧-混凝处理和臭氧-混凝联用处理在EX/EM为275/330 nm和275/410 nm荧光强度存在明显差异，且与臭氧投量之间存在明显的相关性 (图 5).激发波长275nm时，尤其是EX/EM为275/320~330 nm位置的荧光，在单独混凝 (Al3+ 1 mg·L-1、3 mg·L-1) 过程中未见明显变化；但预氧化-混凝 (O3浓度分别为1 mg·L-1、2 mg·L-1；Al3+浓度分别为1 mg·L-1、3 mg·L-1) 处理后该位置荧光强度明显降低；相应条件下臭氧-混凝联用效果更加明显，该位置荧光几乎完全被猝灭 (O3浓度分别为1 mg·L-1、2 mg·L-1；Al3+浓度3 mg·L-1).275/410 nm荧光强度在混凝后有所下降，Al3+浓度分别为1 mg·L-1、3 mg·L-1时下降程度差别不明显；POC作用后荧光强度随臭氧剂量大幅下降，OC作用效果明显强于POC.这显示POC和OC处理对有机物某些结构变化存在重要差异，证明交互作用确实存在，交互作用导致对该荧光结构有更强的降解作用；其影响的具体细节内容有待进一步深入研究.
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图 5 臭氧-混凝交互作用与预臭氧-混凝荧光对比 Fig. 5 Fluorescence intensity comparison of ozone-coagulant joint treatment and preozonation-coagulation |
取4份同一水样，分别采用单独臭氧、单独混凝、预氧化-混凝、臭氧-混凝联用处理，分别测其浊度和TOC以及原水的浊度和TOC，结果见表 4.
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表 4 指标处理效果 Table 4 Parameters detection after treatment |
实验中单独臭氧对浊度、UV254与DOC都有一定程度的去除，但DOC去除率并不随着臭氧剂量的升高上升.单独混凝对浊度、UV254与DOC都有较好的去除效果，且随着混凝剂剂量的升高去除率上升；当Al2(SO4)3(以Al3+计) 剂量为3 mg·L-1时，UV254由原水的0.036 cm-1降到0.027 cm-1.POC对浊度、UV254与DOC都有较强的去除能力；明显强于单独混凝和单独臭氧，在混凝剂和臭氧剂量分别为3 mg·L-1和2 mg·L-1时，DOC的浓度下降到1.872 mg·L-1，显著低于相同剂量单独臭氧 (3.14 mg·L-1) 和单独混凝 (2.104 mg·L-1)；UV254下降到0.009 cm-1，显著低于相同剂量单独臭氧 (0.024 cm-1) 和单独混凝 (0.027 cm-1).预臭氧-混凝去除DOC的效果强于臭氧-混凝联用的效果，如混凝剂和臭氧剂量分别为3 mg·L-1和2 mg·L-1时，二者DOC分别为1.872 mg·L-1和2.044 mg·L-1；但UV254则相反，分别为0.009 cm-1和0.006 cm-1.这显示上述两种处理出现明显差异，POC更多地体现在DOC分离去除，而OC则体现在对有机物结构尤其是对UV254结构的破坏上.
2.4 DBPs生成量水样中不含有溴离子，未测得含溴DBPs.DBPs中测得CF (chloroform, CF)、TCAA (trichloroacitic acid, TCAA)、DCAA (dichloroacitic acid, DCAA) 和MCAA (monochloroacitic acid, MCAA)，其中MCAA含量非常低，因而对比其他3种DBPs的含量和变化.
与原水DBPsFP (disinfection by products formation potential, DBPsFP) 相比，预臭氧-混凝和臭氧-混凝联用DBPsFP都明显下降，下降幅度在47%~85.7%之间；其中去除率最高的是TCAAFP (trichloroacitic acid formation potential, TCAAFP)，三氯甲烷生成势 (chloroform formation potential, CFFP) 去除率较低，POC当O3浓度为1 mg·L-1、Al3+ 3 mg·L-1时 (图 6中P1-3) TCAAFP为8.28 μg·L-1.对比臭氧-混凝联用，预臭氧-混凝对各种DBPsFP降低效果都更明显.例如POC当O3浓度为1 mg·L-1、Al3+1 mg·L-1时 (图 6中1-1、P1-1) DCAAFP (dichloroacitic acid formation potential) 和TCAAFP分别为47 μg·L-1和20.5 μg·L-1，CFFP为97.8 μg·L-1；较原水分别降低51%、64.6%和41.5%.同样条件下，臭氧-混凝DCAAFP和TCAAFP分别为48.4 μg·L-1和21.4 μg·L-1，CFFP为117.3 μg·L-1；较原水分别降低49.6%、63%和29.5%.同等臭氧投量下，增加混凝剂的剂量，POC和OC处理效果的差异进一步扩大.增大臭氧投量，上述趋势依然存在，只是臭氧在2.0 mg·L-1时，除去CFFP外，其余DBPsFP都较1.0 mg·L-1时有不同程度增长.臭氧投量增加 (2.0 mg·L-1时)，并未见其有利于DBPsFP的降低；即使后续增加混凝剂投量 (Al3+3mg·L-1时)，也未改善.可见，较高的臭氧投量对DBPsFP的控制不利.
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图 6 不同处理方式出水DBPs Fig. 6 DBPs of effluents after various treatments |
POC组DBPsFP均较OC组低，且随着混凝剂投量增加而降低.臭氧和混凝剂联用时发生交互作用，对臭氧氧化有机物发挥催化作用，产生更多的自由基，对有机物选择性差.因而，在实验投量范围内，有机物去除率较低，DBPsFP较高.预臭氧过程一方面对有机物选择性反应，破坏了部分有机物与余氯之间反应的位点，减少了DBPs的生成；另一方面助凝，提高有机物沉淀分离率，从而减少了有机物残余量，降低了DBPsFP.在水处理过程中，使用臭氧处理，未明确限定臭氧与混凝之间的界限导致交互作用发生的程度不同，或是形成目前相关研究报道混乱的主要原因之一.
3 讨论本研究中POC和OC工艺的唯一区别是臭氧和混凝剂接触发生交互作用的可能性.OC中臭氧和混凝剂及其水解形态以较高的浓度充分接触，提供了二者发生交互作用的可能性.Bulanin等[25]通过傅立叶红外光谱法证明臭氧在氧化铝等Lewis强酸表面降解形成原子氧.Ernst等[9]发现Al2O3催化臭氧化可大幅提高水中琥珀酸的去除率；认为Al2O3催化机制是臭氧和Al2O3表面羟基形成氧化性更强的自由基.混凝剂Al2(SO4)3加入水中，发生水解反应形成中间产物和氢氧化铝，实际上氢氧化铝多以Al2O3·xH2O的形式存在[8, 23].这样，在OC中，Al3+和Al2O3可能作为催化剂对臭氧起到催化氧化的作用.研究证明混凝剂影响臭氧降解速率；臭氧在水中不稳定，与水反应易形成羟基自由基 (·OH)[9, 14, 26].水中杂质对臭氧水溶液的稳定性影响较大，有金属离子 (Al3+) 存在时，O3可能更多地产生·OH.本文对臭氧在混凝剂存在条件下形成自由基能力的研究证实了这一点.·OH的氧化电位达到2.8 V，其氧化作用比臭氧直接氧化更为彻底，不仅能有效去除DBPs前驱物，还能促进难降解有机物的去除，降低水中总有机物的含量[24].这些报道和上述的研究结果都表明联用过程中臭氧和混凝剂及其水解形态之间可能发生交互作用，导致臭氧对有机物降解途径发生一定程度的改变.联用水样DOC、DBPsFP高于预臭氧-混凝水样，而UV254却低于后者.这主要是因为混凝剂水解后对臭氧的催化氧化作用，促进了臭氧对有机物的氧化降解和结构的改变，或对DBPs前驱物去除不利.
本研究表明臭氧-混凝剂在较高浓度接触的条件下发生明显的交互作用.交互作用包括：混凝剂影响臭氧的降解和次级氧化物·OH等的生成；臭氧-混凝交互作用导致的有机物降解、分离途径的变化等.因而，臭氧与混凝剂及其水解过程的某些形态发生交互作用，将影响氧化、混凝效果及消毒副产物的形成，影响工艺成本和总体效果.臭氧-混凝交互作用对混凝效果影响的研究是臭氧和混凝配合使用安全性研究中需要重点关注的内容.此方面的研究对辨析前期大量的关于臭氧强化混凝研究和应用报道中繁杂、矛盾的结论也有一定帮助.前期臭氧和混凝配合使用的研究大多集中在分析水质特征、臭氧投加量、混凝剂种类、混凝剂剂量等对臭氧强化混凝的效果.臭氧作用和混凝剂投药之间没有明晰的界限和时间点，得出的结论不够清晰，经常出现矛盾的报道，影响研究工作的参考价值和推广应用.在相关的研究中应该明确控制臭氧和混凝剂投药的间隔和残余臭氧的影响，增强研究结果的可比性，为进一步研究和应用推广提供更可靠的规律或依据.
水体有机物在272 nm处紫外吸收结构被认为是有机物和余氯化合的结合位置[18, 19]，总有机卤化合物 (TOX) 生成量与这个吸收位置有关，进而影响DBPs生成.对这个波长紫外吸收结构的破坏，有可能减少消毒副产物前驱物，减少余氯攻击有机物形成消毒副产物的机会.本研究中OC和POC都引发 (273±1) nm处结构发生改变，对DBPsFP都有明显去除作用.但本研究结果与文献[18]的结论仍存在差异.与POC相比，OC导致 (273±1) nm处吸收的有机结构受到更大程度的改变，构成OC与POC的主要差别.在现有实验条件下，尽管OC造成272 nm附近有机物结构的改变强于相应条件下POC的作用效果，但DBPsFP却均高于POC.造成这种现象的一种原因可能是被研究有机物成分存在差异.其次是272 nm紫外吸收的研究尚未充分深入，构成表观272 nm吸收的物质成分较为复杂.在有些场合或水体有机物中该处吸收值的变化不一定能准确预测有机物和余氯形成TOX的产量.该项研究仍有待深入进行.
臭氧和混凝剂之间的一系列交互作用对有机物的降解方式和效率都产生显著影响.由此，为保证用水安全和处理效率，预臭氧和混凝联用时对臭氧的浓度、投加位置、混凝剂的种类等都要做出慎重的选择.
4 结论(1) 臭氧-混凝联用与预氧化-混凝作用效果存在明显差别，臭氧与混凝剂Al2(SO4)3存在交互作用.
(2) 联用过程中的交互作用导致臭氧降解速率加快；且臭氧降解中自由基产量相对增加.当臭氧投量2mg·L-1，Al3+含量为1 mg·L-1和3 mg·L-1时，自由基捕获量比单独臭氧分别高15.2%和23.9%.
(3) 联用和预氧化-混凝作用对有机物反应的差异，体现在有机物反应途径、位点和程度发生变化；进而导致有机物与消毒剂反应的差异以及DBPs生成的差异.臭氧-混凝联用对DOC的去除能力明显强于单独臭氧和单独混凝，弱于预氧化-混凝；联用后DBPs生成量较预氧化-混凝高.
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