PDM在水处理中的应用及机制研究进展

PDM在原水处理中的应用及机制研究进展
李潇潇张跃军
(南京理工大学化工学院，江苏南京210094)
C、ⅣTC．09．056
[摘要】对二甲基二烯丙基氯化铵均聚物PDM在原水处理中的应用研究进展进行了综述，以国内外有代表性的研究工作结果为主线，分析讨论了PDM的开发生产情况及在原水处理应用工艺方面的研究进展实例，进一步归纳分析了PDM的强化混凝机制和包括毒性、残余聚合物含量、消毒副产物等用于供水处理到安全性问题．在此基础上对PDM在原水处理中的应用工作前景作了展望．引用文献79篇
【关键词】聚二甲基二烯丙基氯化铵；原水处理；强化混凝；机制；使用安全性
近年来，我国水污染呈加剧趋势，发达地区水域污染与富营养情况尤为严重。然而，随着人民生活水平的提高，国家对供水水质的要求也越来越高。面对这样的状况，目前的供水企业仅依靠常规工艺条件已不能应付，研究适合我国国情的受污染水源水处理新技术方案对我国供水企业解决困境，提高人民生活用水水质已是迫在眉睫的任务。在众多微污染水处理技术中，强化混凝可在现有的水处理工艺设施基础上进行改进与提高，同时兼顾后续工艺流程的运行工况使原水达到深度处理的效果，成为目前水处理技术的研究热点。而利用现有工艺选择适合处理水质的优质高效的混凝剂，以最经济的方法最大限度地提高供水水质，是强化混凝的重要途径之一。
各种无机铝盐、铁盐混凝剂是目前国内外供水企业主要使用的混凝剂，多年来发挥了很好的作用。但随着水源水质的受污染程度的增加，单独使用无机混凝剂已不能满足越来越高的出水水质需求。通过与有机高分子复合制备复合混凝剂的方法来克服它们缺点、强化其处理效果将具有十分重要的意义。作为一种具有特殊功能的水溶性阳离子型高分子聚合物，聚二甲基二烯丙基氯化铵(polydimethyldiallylammonium chloride，简称PDM)和其他线性高
分子相比，具有大分子子链上所带正电荷密度高、水溶性好、高效无毒等优点，是最早通过美国卫生及公共服务部PHS认证认为无毒、可直接用于饮用水处理的有机高分子。鉴于以上优点，近年来其在原水处理中的应用与机理研究都得到了前所未有的重视。
I PDM的开发与生产概况
国外的研究者从上世纪50年代开始就对PDM聚合方式、聚合反应动力学及机理、聚合物结构和分子量与产品性能之间的关系等，进行了大量的研究。并已实现了大规模的工业生产，目前法国SNF公司，瑞士汽巴公司等国外公司也已在国内获得了销售(卫生)许可。但是，由于受国外产品牌号规格限制，其产品存在确切成分不明确，规格有限，价格较高等问题，导致其在国内实际应用受到限制。
国内对PDM的开发研究是从20世纪80年代开始的。通过二三十年在PDM制备方面的不懈努力，使其制备工艺己接近或超过了国外文献报道水平。但目前PDM产品实现生产工业化的还不多，且规模小、产量低，同时，绝大部分产品相对分子质量均不高(特征黏度§≤1．5
dL／g)，未系列化，产品性能、应用范围与国外相同类型的产品间还存在一定的差距。文献采用工业一步法单体为原料，APS为引发剂稳定地制备出特征黏度值从0．10～3．0 dL／g、以0．5dL／g为间隔共7种特征黏度值的PDM产物。同时，该系列产品已实现工业化放大，由此，大大拓宽了PDM的应用领域，提高了其应用性能。
2 PDM在原水处理中的应用
2．1作主混凝剂使用
主混凝剂是相对于助凝剂而言的，一般来讲，将既具有压缩双电层和电中和能力，可使胶体脱稳，并又具有一定架桥作用使絮团成长沉淀的混凝剂叫做主混凝剂。
在原水处理中，PDM由于其较高的正电荷密度，中低分子量的产品有可能取代无机混凝剂作为主混凝剂使用，但一般仅用于低浊度水处理的直滤工艺中。PDM在絮凝过程中不会产生可占据过滤介质空隙的金属水解产物，因此在直滤工艺过程中较无机盐混凝剂有明显优势。在常规的混凝、沉淀、过滤工艺中，PDM作主混凝剂较少有人采用。Bolto B A等发现在水库水与河水处理中，高分子量的PDM对三致物前驱体的去除效果优于阳离子聚丙烯酰胺、壳聚糖等阳离子聚合物。其对色度、腐植酸的去除与铝盐混凝剂相当，均能去除86﹣100％，当有较多颗粒物存在时，甚至比铝盐的色度去除率要高。前苏联Mikhailov VA
等采用二甲基二烯丙基氯化铵的聚合物产品VPK-402单独处理俄罗斯Don River水，可在沉淀和快滤工艺下得到比硫酸铝更好的净化效果，且相对于硫酸铝操作过程更简单、经济。
但更多研究发现，单独采用PDM为絮凝剂对原水进行混凝处理，其处理效果不如铝、铁盐混凝剂，难以达到所需的除浊要求，也难以在天然水体中腐殖质的浓度范围内和其的有效应用浓度范围内，通过形成聚电解质络合物直接强化絮凝去除腐殖质。另外，处于使用成本方面考虑，以PDM作为主混凝剂使用也是不经济的。因此，在常规给水工艺中，PDM一般不单独使用，而是作为助凝剂或与无机混凝剂复合制得复合混凝剂使用。
2．2 PDM作助凝剂在原水处理中的应用
在净水过程中，有时使用单一的混凝剂不能取得良好的效果，需要投加辅助药剂加速混凝过程，加大凝絮颗粒的密度和质量，以提高混凝效果，这种辅助药剂称为助凝剂。PDM在原水处理中多作助凝剂使用，采用的方法包括分次投加、混合投加、复合混凝剂投加等。
2．2．1分次投加或混合投加工艺
目前国内外研究者在水处理过程中对有机高分子的作助凝剂使用时，采用的方法多为无机混凝剂与有机絮凝剂分次投加、共同投加等，特别是分次投加的方法较为普遍，其可使有机高分子在悬浮胶体被无机混凝剂脱稳后充分发挥架桥作用，合适的高分子投加量可以使得絮团得以明显增大，沉淀速度得以显著提高。Lee S H等对韩国Nak-dong River原水进行强化混凝处理，在达到相同的浊度与TOC去除率时，l mg／L的PDM投加可减少50％的PAC投加量。Chang E E等在将PDM用于含腐植酸、丹宁酸等等模拟水强化混凝处理时，发现PDM对铝盐的二次投加助凝可明显降低铝盐的用量，且能显著提高腐植酸、丹宁酸等大分子三致物前驱体(THM)的去除效果。Lindqvist等采用无机盐混凝剂(AS，PAC，Ferric ChlorideFC and Ferric Sulfate FS)与有机高分子阳离子、阴离子聚丙烯酰胺或PDM配合使用，用于去除水中溶解性有机物质(Dissolved Organic Matter，DOM)，分别对比了单独使用无机盐、单独使用有机高分子，同时投加无机盐与有机高分子和先加无机盐后数分钟再加有机高分子的方法对DOM去除的效果。结果表明，当无机盐与有机高分子共同使用时，可有效去除DOM，提高30％DOM去除率，同时减少无机盐的用量。日本Massaki Hosina等人采用PAC和特征黏度为1．3dL／g的PDM的混合物对含腐殖酸水、含藻水进行处理。发现两种药剂同时加入被处理水中的方法得到的处理效果比任一种药剂单独加或者任一药剂先加再加第二种药剂方法得到的处理效果要好。这种处理含藻水的脱浊处理方法降低了无机药剂PAC的用量，产生较少的污泥，但对不含藻水无明显效果。
国内，王桂荣、姚萱等采用二甲基二烯丙基氯化铵的聚合物产品HCA(固含量40％，相对分子质量lO万左右，阳离子度大于90％，残余单体3．9％)助凝铝、铁盐混凝剂处理含藻水和低温低浊水，能明显提高混凝效果，降低出水浊度，提高除藻率。特别在巢湖高藻水处理
中，HCA的助凝在保征出水水质的前提下节约药耗15％-30％，降低制水成本12．7％,--23．6％。
分次投加、共同投加、现场混合后投加等使用方法均可能产生较大的絮团，但有机絮凝剂投加后易分散不匀，且残留于水中加大滤池负担；对于现有采取单一投加点的水厂来说，采用这些使用工艺需要增加聚合物溶解、投加设备，使用工艺相对繁琐，会增加操作的劳动强度和复杂性，因此不易被使用者所接受。
2．2．2无机／PDM复合混凝剂
将PDM和无机混凝剂复合得到复合混凝剂，可使得PDM在不改变现有水厂混凝剂使用工艺的情况下得到应用，因此，无机伊DM复合混凝剂成为国内外开发研究的一大热点。上世纪80年代初，Shu-Jen W等用包括硫酸铝(AS)在内的多种无机盐溶液与平均相对分子质量为2 000的PDM配成混合溶液。采用该混合物处理高岭土含量为200 mg/L的模拟
原水可使余浊不高于10NTU，对高岭土含量为20 mg/L的原水可使处理后余浊不高于5 NTU，远优于单独用无机铝盐的处理效果。80年代末90年代初，Hassick等发表专利，指出用水合氯化铝、氯化铝、硫酸铁等无机混凝剂与PDM制各复合物，用于处理低浊度原水，无机盐与PDM的质量比以其所含活性组份计为5：l～100：l时对低浊度水处理效果优于单独使用无机盐或PDM的效果。其所用PDM产品购自Calgon公司，相对分子质量分别为0．4～3万(液体，低相对分子质量)，50～150万(中相对分子质量)和100～200万(高相对分子质量)。2000年，Hasse RA等发表专利，其采用硫酸铝(AS)、聚合氯化铝(PAC)等无机盐与高相对分子质量范围为100万～300万(产品20％含量时的黏度为l 000 cps)的PDM在水中混合形成复合物。该混合物适用于碱度小于30 mg／L或者浊度大于150 NTU的原水处理，与传统的低分子铝盐或者铝盐聚合物单独使用时，或者铝盐及铝盐聚合物与低相对分子量的PDM的使用时的情况相比可以达到减少铝盐用量和提高脱浊和脱色效果的目的。
对于无机／PDM复合混凝剂的制备和应用，国内的研究者也在2000年前后起至今进行了大量的工作。高宝玉等用特征黏度为0．70～1．21 dL／g的PDM分别与不同碱化度的聚合氯化铝(PAC)、聚合氯化铁(PFC)制备了PAC﹣PDM、PFC﹣PDM复合混凝剂，试验了复合混凝剂处理黄河高浊水、水库水、模拟水的混凝效果。其研究表明：复合混凝剂对地表饮用水的絮凝效果优于单独使用无机混凝剂或PDM，较无机混凝剂具有更好的除浊效果，处理后水体具有更低的残余金属量，在低投药量下即可达到较好的处理效果。无机高分子的碱化度、PDM的百分含量和粘度是影响无机．PDM絮凝性能的重要因素。一般说来，除浊时宜采用低盐基度值(B值)、高PDM含量(P值)、低PDM特征黏度(§值)的复合絮凝剂，而低B值、高P值、高§值的复合絮凝剂对降低地表水的有机物浓度更为有效。同时，复合混凝剂投加比无机、PDM分次投加的混凝效果更为优越。龚竹清等将相对分子质量以特征黏度计最高为1．9dL／g的PDM在加热(40-60℃)搅拌状态下加入到PFS溶液中去，形成均相溶液。用该均相PDM-PFS溶液处理硅藻土模拟水，发现复合药剂达到了克服原药剂各自缺点，强化效能，降低用量和节约成本的目的。田秉晖等以不同来源的腐殖质为典型有机污染物，对PDM和PAC-PDM强化絮凝去除溶解性腐殖质的效果进行了研究，发现复合PDM使絮凝剂投量减少了60％以上。出水DOC和色度的去除率分别增加了60％和90％左右，同时形成絮体粒径大，易沉淀。文献采用特征黏度为0．5～2．5 dL／g的系列PDM产品与PAC、AS、PFS等无机混凝剂复合制取得到稳定型复合混凝剂，用于河网水、太湖水、长江水等天然微污染水体混凝处理，可达到在原水处理过程中缩短沉降时间，提高产水能力，减少无机铝盐用量和氯用量，提高出水水质等多重功效，无机／PDM复合配比越低，PDM特征黏度越高，则复合混凝剂的脱浊除藻效果与沉淀性能越好。
由此可看出，PDM作助凝剂用于微污染原水强化混凝处理，可收到较好的处理效果。但与此同时，国内外也有研究发现对一些特定低温低浊优质水源水体，PDM助凝铝盐、铁盐混凝剂的除浊，去除DOM的效果不明显。而对不同性质的水源，PDM的助凝效果也不尽相同。因此，针对复合混凝剂对不同性质水源水体的强化混凝工艺及机理研究尚需加强。
3 PDM在强化混凝中的作用机制研究
针对PDM及PDM复合混凝剂在原水处理的应用研究力度空前加大，同时也备受各方关注，国内外对从复合混凝剂中混凝性能相关的形态学特征与PDM的絮凝机制也进行了大量的研究工作，总结出了一些规律。
3．1复合混凝剂形态学特征
混凝剂的形态学特征主要是其在水体中的多种原始和水解化学形态分布和相关的物理性质。在无机／PDM复合混凝剂中，由于PDM的存在，影响了无机铝、铁盐的水解聚合过程，同时，无机混凝剂对PDM的特性也将产生一定的影响，因此混凝剂的形态特征必然发生了部分变化，而混凝剂的混凝效果与其形态特征密切相关。通过对复合混凝剂形态特征的研究，可对复合混凝剂的强化混凝效果作出一定程度的机制解释，也可为高效复合混凝剂的制备提供重要的理论指导。
聚合铝和聚合铁，实际是铝铁盐类水解、溶胶到沉淀过程的中间产物，均含多种多核羟基络合物，多核羟基络合物含量的多少与形态的分布情况对聚合铝或聚合铁的混凝，絮凝性能密切相关。高宝玉等分别采用AI-Ferron逐时络合比色法和A127-NMR法比较研究了其所制得的PAC-PDM复合混凝剂与PAC中铝的形态分布，发现PDM与PAC之间发生了一定的相互作用，从具有良好净水效果的Alb组分和All3组分的含量高低来判断，当B=I．5，§=1．22dL／g，P=15％的复合絮凝剂应具有良好的絮凝效果，这一推断在处理黄河水中得到了初步证实。王燕等用Fe-Ferron逐时络合比色法研究其所制得的PFC-PDM复合混凝剂中铁的形态分布，得出结论：PFC-PDM复合混凝剂中铁的各种形态组分的含量相对于PFC发生了变化。
当Wp=7．00，§=1．02 dL／g及B=0．5时，PFC-PDM中Feb含量最高，而Fec含量最低。同时当PFC-PDM投加到不同pH值水体中后，其铁的形态变化要小于PFC单独投加后铁的形态变化，且PFC-PDM在更宽的pH范围内保持了优势的铁水解形态，这有利于混凝剂发挥较好的效果。
由于混凝过程中胶体颗粒的脱稳状况与投加的混凝剂的荷电情况和胶体状态密切相关，因此混凝剂水解产物的荷电情况和胶体状态被作为一个十分重要的方面进行考虑。高宝玉等采用微电泳技术研究了其制备得到的PAC-PDM、PFC-DM水解沉淀物的电荷特性，发现PAC、PFC与PDM复合后，其正的Zeta电位值明显升高，电中和能力明显加强。Wp、n值、B值以及水体pH值、无机盐含量均会对复合混凝剂Zeta电位产生影响，但复合混凝剂受这些因素的影响比PFC或PAC要小。另外，当PFC与PDM复合后，其水解产物粒度分布与PFC产生了一定的差别，与PFC相比，在同--pH下，PFC．PDM平均粒度较大。而且随着Wp的增高，PFC-PDM平均粒度受pH的影响逐渐减小。当PFC与PDM复合后，混凝剂的水解产物最大比表面积增大。当Wp=14．O％，B=I．0，PFC-PDM的比表面积最大。而且适用的pH范围最广。
刘立华等采用FT-IR、SEM和X射线衍射分析了PDM与PFS的相互作用，从分子结构和溶剂化角度探讨了PDM在PFS中的稳定机制。发现PDM由于其特定的吡咯环结构使之在PFS中保持分子链伸展构象，铁的高电荷多核阳离子基团较强的静电排斥作用能促使高分子链扩张。PDM主要与PFS中Fe467(S04)6•(OH)2•20H20物相发生了相互作用，阳离子型吡咯环结构是其能与PFS复配并维持稳定的根本原科。
已有文献报道对复合混凝剂本身的铝、铁形态分布，水解产物粒度、荷电情况等形态学特征进行了详细的研究，从药剂性质方面对复合混凝剂的强化混凝作用机制作出了一定程度的解释。但是，混凝剂本身的性质并不能说明复合混凝剂在实际混凝过程中的性质形态的转化，而混凝过程中能发挥作用的多核络离子的质量和数量、混凝电中和能力等性质才实际决定了混凝效果的优劣，同时，已有研究也仅针对PDM对无机混凝剂的影响，而无机混凝剂针对PDM的影响作用尚缺乏相应研究。因此，对复合混凝剂而言，其强化混凝机理尚需更为深入的研究。
3．2 PDM絮凝作用机理
目前针对混凝／絮凝机理解释均建立在压缩双电层、电中和、架桥、网捕的经典理论以及Smoluchowski提出并由Camp和SteinJI以实用化的絮凝动力学经典模型的基础之上。研究者们对高分子参与的絮凝过程进行了细致的研究，并建立了商分子参与的絮凝动力学模型，认为
高分子参与的絮凝过程主要包括以下几个步骤：高分子在悬浮液中的分散，高分子链在悬浮颗粒表面的吸附，吸附于颗粒表面的高分子链的重排，吸附了高分子的颗粒间的碰撞，吸附集聚体的形成，絮团的破碎和再生。近年来，随着分形理论在絮凝过程动力学研究中的应
用，结合Smoluchowski模型又出现了一系列分形成长模型，从絮凝体生长、破碎和絮凝动力学等方面更好地完善了传统的絮凝模型。在上述经典理论和不断发展的混凝／絮凝模型之上，国内外研究者对PDM的絮凝机制进行了广泛的研究。
刘立华等运用密度．密度相关函数计算了PDM．PFS絮体的分维，探讨了絮体的结构、分维与沉降速度的关系。结果表明，使用PDM．PFS产生的硅藻土絮体分维为1．89，比单独使用PFS和PDM产生的絮体分维大(分维分别为1．67和1．55)，在其沉降速度比使用PFS产生的絮体快，原因一方面是由于分维大的絮体结构致密，另一方面是由于絮体内孔的可渗透性利于降低沉降阻力，提高沉降速度。
余剑锋等利用小角度激光光散射在线监测技术研究了不同阳离子有机高分子絮凝剂对带负电荷的高岭土颗粒体系的絮凝动力学和絮体结构。发现低分子量的PDM初始絮凝反应速度较慢，最终形成的絮体也较小。但絮凝过程中，其絮体结构发生重组和排列，分形维数从1．83
升高到2．09，所形成的絮体密实，分维值较高，基于有机高分子对高岭土体系浊度和zeta电位的影响，结合絮凝动力学和絮体结构分析，其絮凝机理主要是电中和作用。
田秉晖等以特性粘度分别为2．7，1．4，0．7 dL／g的PDM为絮凝剂，对比PAC和PFC，通过残余浊度、Zeta电位、FI絮凝指数的测定，研究了PDM对高岭土悬浊体系(浊度分别为6 000，l 000，200和10 NTU)的絮凝特性，并对其絮凝作用机理进行了探讨。发现PDM的吸附构型决定其絮凝机理在较低初始悬浊物浓度下(200 NTU)为单个颗粒物表面吸附覆盖及其“吸附电中和”絮凝模型：在高浊条件下(>l 000 NTU)为单颗粒表面(Monome0部分吸附覆盖及其“吸附架桥”絮凝模型。同时，他们还针对不同来源的腐殖质为典型有机污染物，进行了PDM强化絮凝去除溶解性腐殖质的研究和机理讨论。发现PDM强化絮凝去除溶解性腐殖质的絮凝机理主要表现为专属吸附作用，即在无机高分子絮凝剂PAC水解絮凝的过程中，高正电性的PDM吸附于PAC水解产物的表面上，增强了其吸附电中和与专属吸附作用，从而提高了其对溶解性腐殖质的去除率。
Jarvis等通过对比铁盐、PDM和PDM助凝铁盐混凝形成的絮体物理特性描述了天然有机物和PDM对絮体结构的影响，发现PDM的助凝降低了絮体破碎速率但并没有大幅提高絮体破损后再成长的能力。
魏锦程、高宝玉等对PFC-PDM复合混凝剂处理含高岭土或腐植酸的模拟水的絮团直径成长和分形维数的变化进行了动态跟踪。发现PFC-PDM复合混凝剂在高PDM含量w(P)和高PDM特征黏度值(§值)下形成的絮体具有较快的生长速度，且在稳定阶段可以获得较大的粒径。结合出水颗Zeta电位分析，认为PDM的除浊机理为电中和作用及吸附架桥作用的结合，而PFC．PDM处理高岭土的主要作用机理为先由PFC脱稳形成微小絮体，然后再由PDM的架桥作用将微小絮体聚集形成大的絮体而沉淀。
尽管对PDM的絮凝机制研究取得了不少显著的进展，但对PDM絮凝机制的了解还远非能自圆其说。首先，大部分研究都笼统地提出PDM是通过电中和、架桥、网捕等机制发挥作用的，但这些机制往往是共同作用的，针对在何种条件下以何机制为主的更深入的研究还未见报道。另外，在PDM的实际应用过程中，原水中悬浮颗粒的性质，混凝动力强度等因素都会对PDM的混凝动力学过程产生明显影响，已有PDM絮凝机制研究对这些影响因素的考虑还不够深入，需进一步完善。
4卫生与安全性评估研究
随着PDM在供水处理中的逐渐推广，其对供水水质安全性的影响也在受到广泛的关注，相关研究集中在PDM的毒性、供水中残余聚合物、单体的分析及消毒副产物研究上。
4．1毒性
PDM是最早通过美国FDA批准的可作为可直接用于原水处理制饮用水的高分子助凝剂，美国已在大规模进行使用，其对人体安全无毒性是得到公认的。苏州医学院及第二军医大学对国内PDM产品HCA-1的毒性及致畸变性实验由检测证实：急性经口毒性试验HCA．1原液属低毒液，0.5％应用液基本无毒：Ames试验、微核发生率及精子畸变率证明HCA．1原液无致突变作用。但有研究发现，PDM对鱼类有较高的急性毒性。仇金等研究了具低、中、高3种不同特征黏度的PDM对锦鲤的急性毒性作用，并且计算得到DM、低特征黏度PDM、中特征黏度PDM及高特征黏度PDM的安全使用浓度分别为140、0．37、0．36和0．32 mg／L，病理学诊断分析锦鲤死亡原因可能为鳃的受损病变导致窒息死亡。Liber K等研究了PDM对鳟鱼苗的毒性，发现PDM对鳟鱼苗96 h半致死量为2．08 mg／L，组织病理切片分析表明PDM对鱼苗肝脏、肾、生殖腺均没有影响，仅引起了腮的水肿，同时该剂量大于排放出水中PDM的含量，因此，PDM的使用不会对水体中的鱼类造成显著的威胁。尽管如此，在PDM的使用过程中，还是应优化应用工艺，尽量控制其在出水中的残余含量，避免其对生态环境中更低级别的生物造成影响。
4．2残余单体与聚合物含量
为对PDM使用带来的生态环境影响进行评估，同时指导实际生产中PDM的用量，有必要对使用PDM处理后的出水中残余的痕量单体与聚合物含量进行定量分析。
用于水体中残余聚合物定量分析的方法很多，包括胶体滴定法、提取．分光光度法、色谱法、荧光素法等。Jin F等用反相离子对液质联用的方法检测饮用水中DM残留量，检测极限达到了0．1ug/L，该方法检测天津饮用水厂的水中DM残留量大约为22．0ug/L，低于最低极
限值。将荧光素接到PDM氨基功能单体基团上可作为标记对水中的痕量PDM进行检测，其检测限通常可达到100ug/L以下。BeekerN S C等利用该法检测水中痕量的聚电解质，当单独使用PDM时，出水中一直能检测到残留的PDM，而PDM与明矾复配后处理的水中未检测到残留聚合物。当PDM使用剂量大于或小于最优剂量时，出水中往往都能检测到残余聚合物，而包括胶体颗粒和铝盐絮体在内的固体颗粒物都能减少PDM出水残余含量。因此，优化PDM使用工艺，对减少出水中残余PDM含量及相应带来的消毒副产物量，提高供水安全性有着积极的意义。
4．3消毒副产物
研究发现，常规用量的PDM在水处理过程中一般会与预氧化投加的氯或消毒用氯产生极少量的三氯甲烷(THMs)，但其并不是三氯甲烷的主要前驱体。值得注意的是，在PDM使用过量时，水中残留的PDM可能会与用作消毒氧化剂的氯胺或氯氧化消毒过程中形成的氯胺反应产生N．亚硝基二甲胺(N-nitrosodimethylamine，NDMA)。NDMA被美国环境保护局(EPA)划分为可能的致癌物质。目前各国还没有对其制定具体的官方标准，美国加利福尼亚州和加拿大安大略省规定过渡性卫生标准分别为10 ng/L．和9 ng／L。大部分观点认为NDMA是由无机含氮物质与有机含氮物质反应而生成，NDMA前质主要是二甲胺(DMA)和含二甲基胺特征官能团的三级胺。含二甲胺基团的化合物如PDM、表氯醇／--甲胺共聚物(poly-EPIOMA)，也可能是NDMA的前驱体。研究发现，当采用采用PDM作混凝助剂，且以氯胺作为氧化剂或消毒剂时，会有一定含量的NDMA产生，而单独采用氯氧化、消毒时，或在使用氯胺前与氯作用2h左右，NDMA产生的量则明显减少，产生量均在10 ng／L以下。
Kohut K D等发现，采用氯氧化、消毒时，当采用超过折点加氯的用量时，也即原水中消耗氯的含氨或氮化物反应完，出现自由性余氯时，NDMA产生量比采用小于折点加氯的氯用量时明显减少。而PDM与氯单独作用时，PDM与氯含量都高达0．1 mM时，所产生的NDMA量仅为6．2 ng／L，在PDM的常规使用量下，采用自由氯消毒，NDMA检测限为2 ng／L时，检测不到NDMA的产生。
由此可看出，PDM的使用不是NDMA产生的充分条件。NDMA的产生尚与水中含氨或氮化物的含量，消毒氧化剂的种类和使用方式亦密切相关。目前PDM的使用对NDMA产生的影响尚无定论，NDMA的产生机制尚不明确，迸一步深入研究尚在进行中。
5展望
见于PDM在原水处理中的较强的优势，其在原水处理中有着广阔的应用前景。进一步提高复合混凝剂的应用性能并优化其应用工艺的是应努力的方向，可从以下几个方面进一步开展工作：
(1)不同分子结构的PDM复合混凝剂的开发、应用
在已有相对分子质量系列化PDM复合混凝剂产品基础上，进一步开发不同分子结构的如微交联、簇状等分子结构的PDM复合混凝剂产品应用研究，以进一步提高复合混凝剂的性能，拓宽复合混凝剂的应用领域。
(2)PDM复合混凝剂性质与水源水质匹配关系研究
水源水质对PDM复合混凝剂的混凝效果有着较大的影响．寻找最佳处理结果时水质一复合混凝剂性质匹配关系，并对复合混凝剂的强化混凝过程作出理论解释，进一步指导复合混凝剂的实际使用。
(3)干粉复合混凝剂的开发、应用
目前的复合混凝剂产品大部分为液体产品，不便于长距离运输，在已有复合混凝剂制备技术的基础上，研究复合混凝剂的干燥、制粉工艺，从而得到复合混凝剂干粉产品，可为复合混凝剂的包装、运输提供方便，更有利于复合混凝剂的推广应用。
(4)PDM产品质量及使用规范的建立
目前欧盟及美国自来水协会均制定了PDM质量标准，而国内还处于空白。应尽快在国内建立用于生活饮用水处理的PDM产品质量标准及使用规范，为PDM在饮用水处理中的安全性提供进一步的保证。
(5)迸一步深入毒性、残余单体和消毒副产物研究。