吳仲斯+靳小虎+周勤+蔡展航

摘 要：為應對可能出現(xiàn)的突發(fā)性銅+鎘+鉈復合型污染事件，模擬自來水廠常規(guī)工藝以及強化工藝對含有銅（Cu）、鎘（Cd）和鉈（Tl）的原水進行處理。結果表明，常規(guī)工藝對含Cu、Cd和Tl復合污染的原水去除效果有限；Cu的去除較Cd和Tl容易；投加高鐵酸鉀預處理對Cd和Tl有明顯去除效果；Cu、Cd和Tl的去除率隨pH的升高而提高。單因素實驗和正交試驗確定最佳去除方案為高鐵酸鉀投加1.25 mg/L，pH為9.50，PAFC投加2.0 mg/L，粉末活性炭投加20 mg/L，在此條件下處理含銅4.84 mg/L、鎘14.10 ug/L、鉈0.325ug/L的原水，出水剩余銅、鎘、鉈的濃度分別低于1 mg/L、0.005 mg/L、0.1ug/L，都達到國家飲用水標準。

關鍵詞：突發(fā)性污染 銅 鎘 鉈 強化混凝 高鐵酸鉀

中圖分類號：X52 文獻標識碼：A 文章編號：1674-098X（2014）09（b）-0024-06

重金屬是對對人體危害較大的一類污染物，它們的毒性隨形態(tài)而異，部分毒性較大，具有在環(huán)境中不易降解、易被生物富集、并有生物放大效應等特點[1]。近年來，我國水源水頻頻發(fā)生突發(fā)性重金屬污染事件，因此，飲用水水質安全已成為社會各界共同關注的熱門話題[2]。2013年西江支流賀江受到重金屬鎘和鉈復合污染事件警示我們，重金屬復合污染問題已成為亟待解決的問題。天然水中重金屬的濃度都不高，礦石開采、金屬冶煉是水中重金屬的主要來源。而鉈礦山資源開發(fā)利用過程中常伴隨著Hg、Cd、Ni、As、Pb、Sb、Zn等重金屬的外排[3]，因此研究水環(huán)境中Tl與其他重金屬的復合污染具有重要意義。

目前，國內外關于去除飲用水中銅+鎘+鉈復合污染的研究極少，但對單體銅、鎘或鉈污染的研究已經比較成熟。在水中Cu和Cd主要以二價形式存在—— 以簡單離子或絡離子的形式存在，Tl在水體中主要以Tl+，Tl3+存在，Tl+幾乎占據了整個Eh-pH空間，只有在極強的氧化條件下Tl3+才存在[4]。有研究表明單獨采用混凝沉淀工藝時對Cu具有較好的去除效果，剩余濃度小于國家飲用水水質標準要求的限值[5]。微污染水源水中Cd污染的去除技術也已發(fā)展較成熟，主要有預氧化混凝沉淀，活性炭強化混凝沉淀等去除工藝，其去除效果也都能達到國家飲用水水質標準要求的限值。較Cu和Cd的去除，Tl的去除更困難，對已被鉈污染的水體，主要治理措施有：（1）利用Tl易被“海綿吸附體”吸附的性質，在被污染水體中加入MnO2（固）等吸附劑，降低Tl的活動速率并使其沉淀。（2）低溫、氧化和堿性條件下，Tl從一價向三價轉化，可在污染水體中加入氧化劑和堿性物質（如石灰等），并注意控制溫度，降低Tl活動性[6]。凌亮等[7]采用高錳酸鉀與活性炭聯(lián)用強化混凝法對含Tl原水進行處理，其去除效果較好，出水可達飲用水水質標準。

該實驗主要針對自來水廠在日常運行中可能遇到的突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染事件，結合自來水廠的實際情況，提出高鐵酸鉀聯(lián)合活性炭強化混凝的解決方案，確保最終出水的銅、鎘、鉈濃度都符合飲用水標準。

1 材料與方法

1.1 材料

原水：以廣州市某供水廠的原水為實驗用水，其原水主要取至于北江。實驗期間，北江水的水質情況為：濁度18～52.5 NTU，色度6～11°，pH在7.42～7.73。

試劑：高鐵酸鉀、聚合氯化鋁鐵（取自供水廠）、氫氧化鈉、硝酸、鉈標準貯備液（國家標物中心）、鎘標準儲備液（國家標物中心）和銅標準儲備液（分析純硝酸銅配置）。

主要儀器：Agilent 7700x ICP-MS（美國安捷倫公司）、ZR4-6六聯(lián)混凝實驗攪拌器（深圳市中潤水工業(yè)技術發(fā)展有限公司）、濁度儀（HACH2100N型臺式散射光濁度儀）和pHS-3C精密pH計（上海精密科學儀器有限公司）。

銅的測定：火焰原子吸收光譜法測定水中殘留的Cu；

鎘的測定：采用石墨爐原子吸收分光光譜法測定水中殘留的Cd；

鉈的測定：采用ICP-MS法測定水中殘留的Tl。

1.2 方法

1.2.1 水廠現(xiàn)行工藝

如圖1所示水廠常規(guī)運行工藝為混凝、沉淀、過濾、消毒，但飲用水源受到污染時會啟動應急系統(tǒng)即預處理池。預處理過程：向Cu、Cd和Tl污染原水中投加高鐵酸鉀，設置攪拌速度為100 r/min，反應時間5 min，此階段模擬高鐵酸鉀在管道中的混合；向Cu、Cd和Tl污染原水中投入氫氧化鈉，調節(jié)pH，此后再投入粉末活性炭（PAC），設置攪拌速度60 r/min，攪拌時間為4 min，此階段模擬活性炭在管道中的混合?；炷恋磉^濾過程：向原水中加入混凝劑聚合氯化鋁鐵（PAFC）后快速攪拌96秒（184r/min），然后以108 r/min的速度攪拌3.3 min，再以40 r/min的速度攪拌5 min，靜沉35 min后取樣，用0.45 μm濾膜過濾后分析。

1.2.2 單因素的選取和實驗

在固定其它條件不變的情況下，分別進行pH值、高鐵酸鉀濃度、粉末活性炭濃度和PAFC濃度四個單因素實驗，考察各因素對原水中各種金屬去除效果的影響。

1.2.3 正交實驗

根據單因素實驗結果，將對實驗有影響的四個因素pH值、高鐵酸鉀濃度、PAFC濃度、粉末活性炭濃度，采用L16（45）進行正交實驗設計，正交實驗因素水平表見表1。

1.2.4 數(shù)據處理

使用SPSS19.0對實驗數(shù)據進行方差分析。

2 結果與討論

2.1 水廠現(xiàn)行工藝對Cu、Cd和Tl復合污染的去除效果

水廠常規(guī)運行工藝為混凝、沉淀、過濾、消毒，但飲用水源受到污染時會啟動應急系統(tǒng)即預處理池，其工藝流程如圖1所示。

常規(guī)混凝時，原水只經混凝、沉淀、過濾、消毒后出水。水廠正常運行時PAFC投加量為1.1～2.0 mg/L（以Al2O3計），在模擬水廠現(xiàn)行工藝，考查了PAFC的投量為1.0～7.0 mg/L時對Cu、Cd和Tl去除效果。此時原水中Cu、Cd和Tl的質量濃度分別為2.61 mg/L、15.40 μg/L 和0.329 μg/L，去除效果見圖2。

從圖2可以看出，提高PAFC投加量有助于Cu的去除，但對Cd和Tl的去除影響不大。當PAFC投加量為2mg/L時，剩余Cu、Cd和Tl的質量濃度分別為1.294 mg/L、8.89μg/L和0.295μg/L，可知僅經水廠現(xiàn)行工藝處理無法將Cu、Cd和Tl復合污染原水處理達標。因此，在水廠現(xiàn)有工藝的基礎上開啟應急系統(tǒng)，即投加高鐵酸鉀、粉末活性炭、調節(jié)pH、改變混凝劑投加量的應急措施來強化對含Cu、Cd和Tl復合污染源水的處理。

2.2 單因素實驗

2.2.1 pH值對Cu、Cd和Tl復合污染去除的影響

溶液的pH一方面影響混凝劑在水中的水解情況；另一方面影響金屬離子與有機物、顆粒物質的絡合和吸附行為，從而影響其混凝去除。水廠現(xiàn)有兩套粉末活性炭投加系統(tǒng)，每套系統(tǒng)的粉末活性炭投加能力為0～30 mg/L，設置粉末活性炭的投加量為20 mg/L；PAFC的投加量參考水廠正常運行下的投加量，定為2.0 mg/L；設定高鐵酸鉀投加量為1.0 mg/L。改變溶液pH，在在上述條件下處理含Cu、Cd和Tl的質量濃度分別為4.80 mg/L、28.20μg/L和0.526μg/L的原水，實驗結果如圖3所示。

從圖3中可以看出pH值對Cu、Cd和Tl去除率的影響較大，基本符合pH值升高則去除率提高的規(guī)律。對Cu的去除率隨pH值升高迅速增大，當pH=8時，去除率已達92%，隨著pH值升高，銅的去除率還有緩慢增大。對Cd和Tl的去除率隨pH的值升高而緩慢提高，pH≥9時，Cd和Tl的去除效果較好。

pH值對Cu、Cd和Tl去除率的影響的差異主要在于不同pH值下Cu、Cd、Tl的水解形態(tài)不同。在pH<6時，銅幾乎完全以Cu2+的形式存在，此時對其去除率較低；pH值升高時，銅的水解產物中CuOH+的比列不斷升高，對銅的去除率也隨之提高；當pH>8時，水中CuOH+含量>50%，此時對銅的去除率較高且較為穩(wěn)定。鎘在pH<8時幾乎完全以Cd2+的形態(tài)存在，在pH值為8～10時才開始逐漸水解生成CdOH+，之后逐漸產生Cd（OH）3-和Cd（OH）2等沉淀物。因此，在酸性及弱堿性條件下對鎘的去除率一直較低，直到pH>8時，去除率才迅速上升。在強氧化性及酸性條件下，鉈主要以Tl（OH）2+和Tl（OH）2+形態(tài)存在[8]，當pH值為7.5～9時逐漸水解生成Tl（OH）3或Tl2O3沉淀，并隨pH值的升高水解程度越大。可見，只有當水中重金屬離子發(fā)生一定程度的水解后才能被有效去除。重金屬在水中的水解程度一般都隨著pH值的升高而增大，多種羥基化的水解產物比例也大為提高，此時混凝沉淀對重金屬的去除率才同步上升。

2.2.2 高鐵酸鉀對Cu、Cd和Tl復合污染去除的影響

向原水中投加高鐵酸鉀，利用高鐵酸鉀（K2FeO4）的強氧化能力將Cu、Cd和Tl最終氧化成Cu2+、Cd2+和Tl3+，從而使其形成Cu（OH）2、Cd（OH）2和Tl（OH）3沉淀，通過混凝沉淀去除。在中性或者酸性溶液中，F(xiàn)eO42-分解速度快，分解后能夠產生具有優(yōu)良絮凝功能的Fe（Ⅲ）和吸附作用的 Fe（OH）3[9]，因此K2FeO4在水處理中起到氧化和混凝的雙重功效。因一定的堿性條件下有利于重金屬離子的去除，而水廠出水的pH范圍為6.5～8.5，在此實驗中將pH調節(jié)為8.50，活性炭和PAFC的投加量分別為20 mg/L和2.0mg/L，考查不同高鐵酸鉀投量對Cu、Cd和Tl的去除效果，實驗結果如圖4所示。從圖4可以看出，高鐵酸鉀投加量為0.50mg/L時，Cu的去除率已高達94%左右，Cd的去除率在40%左右，Tl的去除率只有35%左右；可以看出隨著高鐵酸鉀投加量增加，Cu的去除率基本保持不變，Cd的去除率有緩慢的升高，Tl的去除率有明顯升高。這表明高鐵酸鉀對Cd的去除具有強化作用，對Tl具有明顯的強化去除作用。

2.2.3 PAFC對Cu、Cd和Tl復合污染去除的影響

混凝劑的投加有其適宜的投加范圍，投加過少，達不到預期的混凝效果，投加過多，會使膠體再穩(wěn)，影響混凝效果，同時也造成藥劑浪費。圖5是原水Cu、Cd和Tl質量濃度為2.88mg/L、14.10μg/L和0.326μg/L，pH調節(jié)為8.5，高鐵酸鉀和活性炭投加量分別為1.00 mg/L，20 mg/L時，不同PAFC投加量的出水Tl質量濃度。從圖5可以看出，隨著PAFC投量增大，Cu的去除率基本保持不變，Cd和Tl在PAFC投加量低于1.5 mg/L其去除率有緩慢升高趨勢，而PAFC投量過多時其去除率有下降的趨勢。因此，提高混凝劑的投加量對Cu、Cd和Tl的去除影響不大。

2.2.4 粉末活性炭對Cu、Cd和Tl復合污染去除的影響

粉末活性炭對溶液中的重金屬離子有一定的吸附效果，重金屬離子可以與活性炭表面發(fā)生離子交換反應，還可以與活性炭表面的含氧官能團發(fā)生化學吸附，或是在活性炭表面沉積而發(fā)生物理吸附。圖6是原水中Cu、Cd和Tl質量濃度分別為2.88 mg/L、14.10 μg/L和0.326 μg/L，pH調節(jié)為8.5，高鐵酸鉀和PAFC的投加量分別為1.00 mg/L，2.0 mg/L時，不同活性炭投加量下的出水Tl質量濃度。從圖6可以看出，往實驗水樣中投加不同質量濃度的粉末活性炭，對Cu和Tl的去除無顯著提高，但對Cd的去除有強化作用。

2.3 正交實驗

根據以上單因素實驗結果初步確定最佳反應條件后，進一步設計了正交實驗，最終確定最佳反應條件，采用表1的設計進行正交實驗。以處理含Cu、Cd和Tl質量濃度為4.84mg/L、14.00μg/L和0.325μg/L 的原水所得各種金屬的去除率為參考指標，得結果見表2，Cu、Cd和Tl方差分析分別見表3、表4和表5。

由表3可以看出，pH對銅去除的影響達到極顯著水平（Sig.=0.006<0.01），其他因素對銅去除的影響并不顯著（Sig.>0.05）；由表4實驗結果鎘的方差分析可看出，pH對鎘去除的影響達到極顯著水平（Sig.=0.001<0.01），同樣其他因素對鎘去除的影響也并不顯著（Sig.>0.05）；由表5鉈的實驗結果方差分析可看出，pH對鉈去除的影響同樣也達到極顯著水平（Sig.=0.002<0.01），不同的是高鐵酸鉀對鉈去除的影響達到顯著水平（Sig.=0.019<0.05）。從除鉈的機理方面能解釋不同于銅鎘，高鐵酸鉀對鉈的去除又顯著影響。Tl在水中一般呈一價，溶于水，而三價鉈在水中的溶度積低，在pH大于7.5時就能形成Tl（OH）3和Tl2O3沉淀，通過混凝沉淀步驟從水中分離，因此向水中投加高鐵酸鉀可將Tl+氧化成Tl3+，氧化過程形成的Fe（Ⅲ）和吸附作用的Fe（OH）3能吸附Tl+，同時還具有助凝作用。確定最佳去除方案為A4B4C1D2，即高鐵酸鉀投加量為1.25 mg/L，pH為9.5，活性炭為20 mg/L，PAFC為2.0mg/L。從經濟方面考慮，參考單因素實驗結果及11和12號實驗投藥量，確定經濟投藥方案：高鐵酸鉀投加量為1.0 mg/L，pH為9.0，PAFC為1.5 mg/L，活性炭為0 mg/L。

2.3.1 正交實驗結果驗證

原水中Cu、Cd、Tl的濃度分別為為4.84 mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L，按照上述確定的投藥方案對水樣進行處理，對水中剩余鉈進行測定，去除率見表6。實驗結果表明，在最佳去除率投藥量方案下進行Cu、Cd、Tl去除實驗，各種金屬都能達到很好的去除率，在經濟投藥量方案下，也能將含Cu、Cd、Tl的濃度分別為4.84 mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L的原水處理達標。

3 結論

（1）常規(guī)工藝實驗表明：當水源水遭遇突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染時，經水廠現(xiàn)行工藝處理其出水無法達到飲用水出水標準。

（2）單因素實驗表明：銅的去除易于對鎘和鉈的去除，銅的去除主要受水環(huán)境中pH的影響，且隨著pH的升高其去除率增大，當pH=8時已經能達到良好的去除效果；鎘的去除則要求較高的pH值，當pH=9時才有較好的去除效果；Tl的去除則要求投加一定量的高鐵酸鉀（氧化劑）和較高的pH值，在高鐵酸鉀投加量為1.00mg/L、pH=9的條件下才能達到較好的去除效果?？蔀榻窈髴獙ν话l(fā)性銅+鎘+鉈復合污染提供理論基礎，且可根據事故中銅、鎘、鉈在水中的濃度比例來確定具體的實驗方案。

（3）正交實驗確定的最佳去除方案可使含銅、鎘、鉈復合污染的原水得到很好的去除效果。同時確定的經濟處理方案也能使含Cu、Cd、Tl的濃度分別為為4.84mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L的原水處理達標。因此在應對飲用水源突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染時，采用高鐵酸鉀預氧化強化混凝處理不失為一個可行有效的應急處理措施。

參考文獻

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[9] 何文麗，桂和榮，苑志華，等.高鐵酸鉀混凝去除礦井水中的鉛、鎘、鐵、錳[J].工業(yè)水處理，2009，29（10）：83-86.

根據以上單因素實驗結果初步確定最佳反應條件后，進一步設計了正交實驗，最終確定最佳反應條件，采用表1的設計進行正交實驗。以處理含Cu、Cd和Tl質量濃度為4.84mg/L、14.00μg/L和0.325μg/L 的原水所得各種金屬的去除率為參考指標，得結果見表2，Cu、Cd和Tl方差分析分別見表3、表4和表5。

由表3可以看出，pH對銅去除的影響達到極顯著水平（Sig.=0.006<0.01），其他因素對銅去除的影響并不顯著（Sig.>0.05）；由表4實驗結果鎘的方差分析可看出，pH對鎘去除的影響達到極顯著水平（Sig.=0.001<0.01），同樣其他因素對鎘去除的影響也并不顯著（Sig.>0.05）；由表5鉈的實驗結果方差分析可看出，pH對鉈去除的影響同樣也達到極顯著水平（Sig.=0.002<0.01），不同的是高鐵酸鉀對鉈去除的影響達到顯著水平（Sig.=0.019<0.05）。從除鉈的機理方面能解釋不同于銅鎘，高鐵酸鉀對鉈的去除又顯著影響。Tl在水中一般呈一價，溶于水，而三價鉈在水中的溶度積低，在pH大于7.5時就能形成Tl（OH）3和Tl2O3沉淀，通過混凝沉淀步驟從水中分離，因此向水中投加高鐵酸鉀可將Tl+氧化成Tl3+，氧化過程形成的Fe（Ⅲ）和吸附作用的Fe（OH）3能吸附Tl+，同時還具有助凝作用。確定最佳去除方案為A4B4C1D2，即高鐵酸鉀投加量為1.25 mg/L，pH為9.5，活性炭為20 mg/L，PAFC為2.0mg/L。從經濟方面考慮，參考單因素實驗結果及11和12號實驗投藥量，確定經濟投藥方案：高鐵酸鉀投加量為1.0 mg/L，pH為9.0，PAFC為1.5 mg/L，活性炭為0 mg/L。

2.3.1 正交實驗結果驗證

原水中Cu、Cd、Tl的濃度分別為為4.84 mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L，按照上述確定的投藥方案對水樣進行處理，對水中剩余鉈進行測定，去除率見表6。實驗結果表明，在最佳去除率投藥量方案下進行Cu、Cd、Tl去除實驗，各種金屬都能達到很好的去除率，在經濟投藥量方案下，也能將含Cu、Cd、Tl的濃度分別為4.84 mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L的原水處理達標。

3 結論

（1）常規(guī)工藝實驗表明：當水源水遭遇突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染時，經水廠現(xiàn)行工藝處理其出水無法達到飲用水出水標準。

（2）單因素實驗表明：銅的去除易于對鎘和鉈的去除，銅的去除主要受水環(huán)境中pH的影響，且隨著pH的升高其去除率增大，當pH=8時已經能達到良好的去除效果；鎘的去除則要求較高的pH值，當pH=9時才有較好的去除效果；Tl的去除則要求投加一定量的高鐵酸鉀（氧化劑）和較高的pH值，在高鐵酸鉀投加量為1.00mg/L、pH=9的條件下才能達到較好的去除效果?？蔀榻窈髴獙ν话l(fā)性銅+鎘+鉈復合污染提供理論基礎，且可根據事故中銅、鎘、鉈在水中的濃度比例來確定具體的實驗方案。

（3）正交實驗確定的最佳去除方案可使含銅、鎘、鉈復合污染的原水得到很好的去除效果。同時確定的經濟處理方案也能使含Cu、Cd、Tl的濃度分別為為4.84mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L的原水處理達標。因此在應對飲用水源突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染時，采用高鐵酸鉀預氧化強化混凝處理不失為一個可行有效的應急處理措施。

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[9] 何文麗，桂和榮，苑志華，等.高鐵酸鉀混凝去除礦井水中的鉛、鎘、鐵、錳[J].工業(yè)水處理，2009，29（10）：83-86.

根據以上單因素實驗結果初步確定最佳反應條件后，進一步設計了正交實驗，最終確定最佳反應條件，采用表1的設計進行正交實驗。以處理含Cu、Cd和Tl質量濃度為4.84mg/L、14.00μg/L和0.325μg/L 的原水所得各種金屬的去除率為參考指標，得結果見表2，Cu、Cd和Tl方差分析分別見表3、表4和表5。

由表3可以看出，pH對銅去除的影響達到極顯著水平（Sig.=0.006<0.01），其他因素對銅去除的影響并不顯著（Sig.>0.05）；由表4實驗結果鎘的方差分析可看出，pH對鎘去除的影響達到極顯著水平（Sig.=0.001<0.01），同樣其他因素對鎘去除的影響也并不顯著（Sig.>0.05）；由表5鉈的實驗結果方差分析可看出，pH對鉈去除的影響同樣也達到極顯著水平（Sig.=0.002<0.01），不同的是高鐵酸鉀對鉈去除的影響達到顯著水平（Sig.=0.019<0.05）。從除鉈的機理方面能解釋不同于銅鎘，高鐵酸鉀對鉈的去除又顯著影響。Tl在水中一般呈一價，溶于水，而三價鉈在水中的溶度積低，在pH大于7.5時就能形成Tl（OH）3和Tl2O3沉淀，通過混凝沉淀步驟從水中分離，因此向水中投加高鐵酸鉀可將Tl+氧化成Tl3+，氧化過程形成的Fe（Ⅲ）和吸附作用的Fe（OH）3能吸附Tl+，同時還具有助凝作用。確定最佳去除方案為A4B4C1D2，即高鐵酸鉀投加量為1.25 mg/L，pH為9.5，活性炭為20 mg/L，PAFC為2.0mg/L。從經濟方面考慮，參考單因素實驗結果及11和12號實驗投藥量，確定經濟投藥方案：高鐵酸鉀投加量為1.0 mg/L，pH為9.0，PAFC為1.5 mg/L，活性炭為0 mg/L。

2.3.1 正交實驗結果驗證

原水中Cu、Cd、Tl的濃度分別為為4.84 mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L，按照上述確定的投藥方案對水樣進行處理，對水中剩余鉈進行測定，去除率見表6。實驗結果表明，在最佳去除率投藥量方案下進行Cu、Cd、Tl去除實驗，各種金屬都能達到很好的去除率，在經濟投藥量方案下，也能將含Cu、Cd、Tl的濃度分別為4.84 mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L的原水處理達標。

3 結論

（1）常規(guī)工藝實驗表明：當水源水遭遇突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染時，經水廠現(xiàn)行工藝處理其出水無法達到飲用水出水標準。

（2）單因素實驗表明：銅的去除易于對鎘和鉈的去除，銅的去除主要受水環(huán)境中pH的影響，且隨著pH的升高其去除率增大，當pH=8時已經能達到良好的去除效果；鎘的去除則要求較高的pH值，當pH=9時才有較好的去除效果；Tl的去除則要求投加一定量的高鐵酸鉀（氧化劑）和較高的pH值，在高鐵酸鉀投加量為1.00mg/L、pH=9的條件下才能達到較好的去除效果。可為今后應對突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染提供理論基礎，且可根據事故中銅、鎘、鉈在水中的濃度比例來確定具體的實驗方案。

（3）正交實驗確定的最佳去除方案可使含銅、鎘、鉈復合污染的原水得到很好的去除效果。同時確定的經濟處理方案也能使含Cu、Cd、Tl的濃度分別為為4.84mg/L、14.10μg/L、0.325μg/L的原水處理達標。因此在應對飲用水源突發(fā)性銅+鎘+鉈復合污染時，采用高鐵酸鉀預氧化強化混凝處理不失為一個可行有效的應急處理措施。

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