㈠原水除藻臭氧化水处理技术的试剂法
1、预氧化作用
⑴ 氯预氧化
氯消毒经济、有效、使用方便，应用历史最久，是目前国内采用最广泛的预氧化剂。采用氯预氧化可以明显提高对原水浊度和藻类的去除率，但有研究表明，由于原水中含有较多的腐殖质类天然有机物，而氯预氧化所需要的投加量较高，因而使用氯预氧化可能会在一定程度上导致消毒副产物（如三氯甲烷）浓度的增加，影响出厂水水质。
⑵臭氧预氧化
臭氧氧化和消毒同样历史悠久，欧洲国家使用较多。在常用氧化剂中，臭氧是氧化能力最强的。在一定的浓度下，臭氧可以将相当多的有机物和无机还原性物质彻底氧化分解；在较低浓度下，也可以将大分子有机物氧化为小分子有机物，起到预氧化的作用。对于藻类的去除也有比较好的作用效果。
臭氧极不稳定，分解是放出新生态氧：O3 = O2 + [O] 新生态氧具有强氧化能力,对顽强的微生物如病菌、芽孢等也有强大的杀伤力。臭氧的消毒能力之所以强，除氧化能力强以外，还可能由于渗入细胞壁能力强，亦可能由于臭氧破坏细菌有机体链状结构而导致细菌死亡。对藻类形态观察发现，臭氧对藻类具有较大的破坏作用。显微镜下经常可以见到氧化后断裂的残藻片段以及失去细胞质的空细胞壁，而对臭氧预氧化后未经过其它处理的水样检测发现，藻类数量仍然减少了30%~50%。
臭氧化技术目前在国内应用还不多，尚存在一些有待解决的问题。首先是经济问题，臭氧消毒设备复杂，投资大，耗电量大，且需要边生产边使用，不能储存。其次，据近年来关于臭氧消毒和去除有机物可能产生的潜在危害的研究表明：A.含有有机物的水经过臭氧处理后，有可能将致突变物质或THMs的前驱物如腐殖酸等大分子有机物分解成小分子中间产物，而在这些中间产物中，也可能存在致突变物质，除非臭氧投量高到足以使全部有机物无机化（从费用上考虑是不现实的）。因而，若在臭氧化后再加氯化（臭氧在水中不稳定，容易消失，不能在管网中继续保持杀菌能力，故臭氧化后，通常还需加少量氯以维持水中一定的余氯量），水中THMs也许仍会产生甚至更多。B.在臭氧投量有限的情况下，不可能去除水中氨氮，因而水中有机氮含量高时，臭氧则把有机氮氧化成氨氮，致使水中的氨氮含量反而增高。C. 在臭氧的氧化作用下，有相当数量的藻类细胞的物理形态被破坏，细胞质外泄，甚至相当多的藻类整个藻体全被分解而引起藻类数量的减少。因而，如果使用臭氧预氧化，可能会增加水中溶解性有机物的含量，在有毒藻类存在时，可能会增加水中的藻毒素含量，引起水质的二次污染。
实际使用中，常把臭氧与能够去除溶解性有机物的后续工艺如活性炭吸附等结合使用，来解决上述问题，其主要目的不在于消毒，而在于去除水中有机物。因为经臭氧化后，大分子有机物被臭氧分解成小分子中间产物，而这些中间产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，就无THMs产生的危险。
⑶二氧化氯预氧化
二氧化氯的氧化性比氯气强，剩余量更稳定，并能有效地控制水的色度、嗅味等。此外，二氧化氯的化学反应不同于氯，它与三氯甲烷（THMs）前驱物几乎不发生氯代反应，从而氯的消毒副产物可得到有效控制。国际上将二氧化氯列为饮用水AI级安全消毒剂。
一般来说，二氧化氯用作预氧化剂的剂量是预氯化的所需剂量的30%~50%，研究表明[5]，当其投加量达到0.2mg/L时，对藻类有较好的杀灭效果，但对氨氮和亚硝酸盐的氧化效果不明显。对有机物和色度也几乎没有去除效果。二氧化氯能有效地控制藻类的生长以及因此而产生的异味。有研究认为其机理在于：二氧化氯能破坏藻类叶绿素中的吡咯环，使叶绿素失活，导致藻类无法进行新陈代谢而死亡。二氧化氯与藻类及其分泌物反应生成无嗅无味无毒的物质，并能够成功地控制霉味、鱼腥味以及防线菌带来的异味。有利于提高水厂出水品质，满足用户色、味、口感等要求。
但有研究认为，二氧化氯用于水源水的预氧化，对后续的混凝效果有一定的不利影响。同时，当以二氧化氯作为预氧化时，若用臭氧消毒就会增加臭氧的消耗，因二者会互相反应产生额外消耗。所以，不能采用以二氧化氯作预氧化，以臭氧为消毒的处理工艺。
另外，据有关研究表明，稳定性二氧化氯预氧化对藻类和浊度都有较好的强化去除效果。所以，实际生产中最好采用现场制备二氧化氯。
考虑到二氧化氯的运行成本比氯气高，可采用滤前投加ClO2除藻除嗅，而滤后仍可投加氯气保持残留，即达到了有效除藻除嗅杀菌的目的，保持余氯量，有能有效的控制THMs的生成。这种利用已有的氯气作原料生成二氧化氯来控制和除去来自地表水中的藻类和嗅味，减少THMs的方法适用于采用氯消毒工艺的老厂改造。
⑷ 过氧化氢预氧化
过氧化氢是一种比较常见的氧化剂，其氧化还原电位比氯高，比二氧化氯和臭氧低。 与其它预氧化剂相比，过氧化氢具有一个独特的优势，即它本身的氧化产物为水，不会向水体增加任何副作用，而且目前也未见其氧化产生其它副产物的报道。过氧化氢有很好的浊度去除效果，除藻效果与二氧化氯、KMnO4接近。 采用过氧化氢作预氧化剂的杀藻实验目前还在进行中，有待对实验结果进行分析比较。
⑸高锰酸钾预氧化
高锰酸钾也是一种常见的消毒剂和氧化剂，投加高锰酸钾可以有效提高藻类的去除率。但是，随着高锰酸钾投加量的增加，出水浊度也会随之增高。而且，高锰酸钾具有较重的颜色，投加后容易使水的色度增加甚至超标。另外，还要注意锰是否会超标。所以，从水质安全角度考虑，不宜采用高锰酸钾作预氧化剂，除非后续处理工艺能有效地去除色度和锰。
另据武汉市自来水公司水质检测中心试验表明，KMnO4氧化有机物的动力学过程是一个耗时的过程，若接触时间少于2小时则效果不甚明显，若能有5小时的接触时间则效果是令人满意的，但目前大部分水厂的净水工艺达不到该接触时间。
⑹硫酸铜杀藻
以硫酸铜作为杀藻剂，是许多水厂曾经和现在采用的传统方法。但是据武汉市自来水公司水质检测中心试验发现，同高锰酸钾一样，硫酸铜杀藻是一个较缓慢的过程，不可能象预氯化那样，在很短的时间里将藻杀死。此外，硫酸铜在水体中残留的时间很长，若不能在后续处理工艺中有效的去除，将对人和水生物均产生毒害。所以，我们认为投加硫酸铜杀藻不可取。
2、加强混凝作用
⑴ 聚合氯化铝（PAC） 聚合氯化铝又名碱式氯化铝或羟基氯化铝。它是以铝灰或含铝矿物作为原料，采用酸溶或碱溶法加工制成。其分子式为 [Al2(OH)nCl6-n]m ，其中m为聚合度，单体为铝的羟基配合物 Al2(OH)nCl6-n ，通常n=1~5，m≤10。聚合氯化铝溶于水后，即形成聚合阳离子，对水中胶粒起电中和及架桥作用。由于藻类多带负电荷，PAC能较有效地使藻类与其它胶体颗粒脱稳絮凝。但是，原水含藻量过高时，形成的絮体较松散，不易下沉，不利于后续去除。
⑵聚丙烯酰胺（PAM） 聚丙烯酰胺是非离子型聚合物，是目前使用最为广泛的人工合成有机高分子混凝剂和助凝剂。其分子式为：
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聚丙烯酰胺的聚合度可高达20000~90000，相应的分子量高达150万~600万。它的混凝效果在于对固体表面具有强烈的吸附作用，在胶粒间形成桥联。聚丙烯酰胺每一链节中均含有一个酰胺基（－CONH2）。由于酰胺基之间的氢键作用，线形分子往往不能充分伸展开来，致使架桥作用削弱。为此，通常将PAM在碱性条件下（pH＞10）进行部分水解，生成阴离子型聚合物（HPAM）：
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PAM经部分水解后，部分酰胺基带负电荷，在静电斥力下，高分子得以充分伸展开来，吸附架桥作用得以充分发挥。由酰胺基转化为羧基的百分数称水解度，亦即y/x值。水解度过高，负电性过强，对絮凝也产生阻碍作用。一般控制水解度在30%~40%较好。通常以HPAM作助凝剂以配合铝盐或铁盐作用，效果明显。
有机高分子混凝剂可能有毒性，PAM和HPAM的毒性主要在于单体丙烯酰胺。故产品中的单体残留量要严格按照有关规定控制。
⑶ HCA助凝剂
HCA是近年发展起来的新型净水剂，是以二甲基二烯丙基氯化氨（Diallyl Dimethyl Ammonium Chloride 简称DMDAAC或FL45C）均聚而成的高分子阳离子聚电解质[8]，水溶性好，能完全溶解于水呈真溶液。HCA做助凝剂投加，有很好的降浊、除藻及去除有机物的作用，其用量仅为混凝剂用量的1%左右，能节省混凝剂约1/3用量。
HCA的助凝作用机理是籍助聚合物本身含有的阳离子基团和活性吸附基团,对悬浮胶体和含负电荷的物质通过电中和及吸附架桥等作用使之失稳、絮凝。由于有机高分子有极高的聚合度，故其架桥作用远较多核型无机混凝剂强烈。由于藻类表面带负电荷，易与阳离子型HCA接触，使其絮凝成团，因而可加速其沉淀去除。
使用无机混凝剂（如FeCl3）同时籍助HCA阳离子基团和活性吸附基团，可将藻类大量吸附下沉，提高混凝效果，对高藻水处理有明显效果，且适用的pH值范围也较广。有关实验证明，在保证出水水质的前提下，可节约药耗15%~30%，降低制水成本12.7%~23.6%，谒制了铝盐、液氯大量投加所带来的副作用。投加HCA后，池面浮藻明显减少，减轻可滤池的负担。HCA产品毒性低，投加量少，投加方式简单，运输、储存方便，是一种高效、经济、安全的净水材料。
⑷高铁酸盐复合药剂
高铁酸盐复合药剂是铁的+6价化合物，具有氧化、絮凝、杀菌和吸附等多功能水处理效果，是一种很有发展前途的新型水处理药剂。在高铁酸盐复合药剂强化混凝过程中，高铁酸盐复合药剂的氧化性起主要作用。高铁酸盐复合药剂的氧化能力较强，能使水中有机物分解和破坏，而且，伴随其在水中分解过程，可能产生高正电多聚水解产物，最终形成Fe(OH)3胶体沉淀，使其不仅可以氧化水中某些有机物，而且可以通过吸附和共沉的协同作用去除水中的有机物[9]。因而，高铁酸盐预氧化对水中藻类具有优良的强化去除作用；随着pH值的降低，高铁酸盐的强化混凝除藻作用更加显著。
影响高铁在水处理中推广应用的原因主要有两点：第一，产品制备复杂，成本颇高。目前的制备方法以化学法为主，均以获得高纯度的高铁固体产品为目的，导致过高的产品成本，因而没有形成生产规模。第二，高铁的液体产品极比稳定，在一般条件下即分解失效，不能作为一种商品存放和使用，更无法在水处理中应用。根据高铁酸盐的化学结构和性质，应采取电化学和特殊化学过程制备稳定性较高的高铁复合产品，开发出稳定高铁絮凝剂制备的设备系统，获取具有优势高铁酸盐与絮凝剂复合的现场与在线投加产品，具有强化的絮凝、氧化、吸附除污染与消毒杀菌的作用功能。
3、吸附作用
为去除水的嗅味、天然色度和合成溶解有机物、微污染物质等，活性炭吸附是有效的措施。大部分比较大的有机物分子、芳香族化合物和低分子量有机物有明显的去除效果。实践证明，活性炭可降低总有机碳TOC，总有机卤化物TOX和总三卤甲烷TTHM等指标。
活性炭是用烟煤、褐煤、果壳或木屑等多种原料经碳化和活化过程制成的黑色多孔颗粒，其主要特性是比表面积大和孔隙构造。在制造活性碳的活化阶段，炭粒晶格间生成的空隙形成了各种形状和大小不同的细孔，其中大孔孔隙半径100~10000nm，中孔孔隙半径为2~100nm，小孔孔隙半径<2nm，大、中、小孔孔壁的中面积就是活性炭的总表面积，活性炭的强吸附性能主要发生在这些孔的表面上。活性炭的吸附量除与表面积有关外，还与细孔的形状、分布及表面的化学性质有关。一般情况，由于水处理的活性炭应具有适当比例的孔，以去除水中分子量（或分子直径）较大的吸附质。活性炭表面具有微弱的极性，不仅可以去除水中的非极性吸附质，还可以去除极性吸附质，甚至某些微量的金属离子及其化合物。
水华期间，藻类大量繁殖，使水源带有色、臭、味。活性炭吸附是除色、臭、味最有效的方法之一。此外，活性炭用于由铁、锰及植物分解产物或由于有机污染而使水体带有的颜色的去除也是十分有效的。用活性炭去除水中微量有机氯及其产生的异臭味也是最为有效的方法之一。
活性炭分为颗粒活性炭（GAC）和粉末活性炭（PAC）两种，尽管两者的颗粒大小不同，但因吸附性能决定于炭的孔隙大小和孔隙的表面积，所以吸附性能本质上没有差别。虽然如此，但在生产实际中，两种活性炭的使用方式却大不相同，下面分别进行介绍：
⑴颗粒活性炭（GAC）
颗粒活性炭的有效粒径一般为0.4~1.0mm，均匀系数约为1.4~2.0。颗粒活性炭的使用方式通常有以下三种：
第一种，用颗粒活性炭替换部分砂滤料，成为炭砂双层滤料滤池。采用这种方式，净化效果比单层好，可以减少反冲洗次数，降低反冲洗强度。目前在瑞士、日本、美国都有采用。由于仅用活性炭替换部分砂层，可以迅速投产使用。但是这种方式换炭较困难，一般只作为应急措施采用。
第二种，用颗粒活性炭替换全部砂层，即活性炭吸附兼过滤。目前法国、美国、瑞士等国的水厂采用这种方式的活性炭吸附池也很多。
第三种，在砂滤之后建独立的活性炭吸附池。先经砂滤，再经炭吸附池，可以延长活性炭对去除杀虫剂、酚、有机物产生的臭与味的使用周期，有效地利用活性炭的吸附性能。特别是在原水中含铁和锰时效果更为明显。目前美国、荷兰、日本有不少水厂采用这种形式。
当水源受到生活水污染时，水中有机物及氨浓度增加，采用折点加氯法可能使出水中形成显著的氯氨味，用颗粒活性炭可以有效地去除氯氨味。还可以利用活性炭表面的微生物触氨，减少在水处理过程中形成的新的有机氯化物。
采用颗粒活性炭吸附池处理水时，一定要考虑失效炭的再生。从国内外众多活性炭净化水厂的运转经验可知，颗粒活性炭吸附床的一次使用寿命一般为2~3年，有的更长些。由于在水厂内建造再生炉，基建费用较高，利用率低，在经济上不合算，因此活性炭再生通常由制造厂出租给水厂使用或将失效活性炭送到再生专业厂再生。较小的水厂也有在厂内采用小型再生设备的，如我国白银地区饮用水深度处理工程中采用直接电流加热再生炉，构造简单、操作方便、体积小、热效率高。另日本采用颗粒活性炭吸附池的水厂，一般均设有再生炉。
⑵粉末活性炭（PAC）
粉末活性炭的粒径一般为10~50μm，因其颗粒小，比表面积大，吸附速度较快，一般情况可与混凝过程相结合，直接投加到原水中，经混合吸附水中有机和无机杂质后，粘附在絮体上的炭粒大部分在沉淀池中成为污泥后排除，常应用于季节性水质恶化时的间歇处理以及粉末活性炭投加量不高时。粉末活性炭吸附效果特别显著，同时可增加絮凝矾花的核心作用，提高悬浮颗粒的碰撞机会，可提高混凝工艺的处理效果，并有利于浮渣的去除。
采用粉末活性炭吸附工艺，能降低水体中的溶解性有机物含量，同时粉末活性炭也能去除异嗅、异味物质，提高饮用水水质。
㈡原水除藻臭氧化水处理技术的非试剂法
1、滤网除藻
1963年华东市政工程设计院与上海市自来水公司等进行了此项试验研究[13]，以太湖水为水源，滤网滤速达21～56cm/h ，相应水头损失2～13cm，由30次试验结果的平均值可见滤网除藻效率显著，除浊、除色、除耗氧量CODMn较差，混凝沉淀除藻不及滤网除藻。
1980～1981年湖南大学、抚顺市建设局与自来水公司以大伙房水库水为原水，进行了除藻试验，原水含藻平均203×103/L，在使用国产Ⅱ号网（经100，纬700）时，微滤机产水量可达30.7～127.2m3/h/m2，藻类去除率平均达61%，浮游动物去除率可达99.7%，水头损失5～15cm，微滤机冲洗水率1%，电耗每1000m3耗10kw/h。
2、直接过滤法
⑴常规滤池直接过滤
采用在石英滤料表面敷设一定厚度的大颗粒无烟煤的方式，可以有效地缓解藻类对滤池的堵塞情况，延长滤池的过滤周期。无烟煤的颗粒粒径越大，滤池的工作周期越长。应注意的是对于敷设无烟煤滤料的滤池，应考虑反冲洗方式对滤料层结构和过滤效果的影响，选择适宜的反冲洗方式。
⑵辐射流滤池直接过滤试验
武汉工业大学进行过辐射流滤池直接过滤试验，原水经加矾，加助滤剂聚丙烯酰胺后，进入旋流反应池，反应历时5min，然后经辐射流过滤器过滤，辐射过滤器平面呈扇形，圆心角为22 1/2度，圆心至滤床进水表面半径ro=400mm，滤床水平厚度800mm，垂直高度300mm。底部配水系统采用夹尼龙网的双层穿孔板，孔板开孔率为2%，采用均粒滤料，粒径1.00～1.25mm，以一双层滤料滤池作对比，双层滤池采用φ1.25～2.00mm的煤，厚400mm，φ0.5～1.0mm的砂，厚400mm。试验结果表明，由于采用了聚合氯化铝絮凝剂及聚丙烯酰胺助滤剂，除藻、除浊效果均较⑴中直接过滤为好，辐射流过滤是减速过滤，其净水效果与竖向流相近而略优。
⑶流化床接触絮凝澄清池试验
武汉工业大学进行的活性砂絮凝沉淀试验，实质上流化床接触絮凝澄清（过滤）试验，其工作原理是上升水流中的微粒在微涡体运动场中，依靠活性砂表面吸附的高分子絮凝剂，具有大的表面和吸附力，通过架桥与网捕作用，截留水中微粒，试验装置见文献。试验成果表明，悬砂浓度以12000mg/L为妥，液面上升速度以不大于3mm/s为妥，聚丙烯酰胺PAM投加量与投砂的重量比3:10000为宜，活性砂的成熟期1h，初期工作期8h、循环投砂期0.5h，后续工作期4h，该项设备经加斜管后，在高负荷下有防止上升水流挟带微粒的作用。
3、浮选分离法
气浮法由于分离效率高，并兼有向水中充氧曝气的作用，所以特别适用于处理低温、低浊、高藻、高色和受有机物污染的原水。工程应用及研究均表明，除分离无机及有机悬浮物外，气浮法对于水中溶解性有机物也有一定的去除效果。
实际上，即使是在含沙量较大的江河水或混凝良好的水中，也还存同样适于为气浮法所去除的小沉速颗粒。更何况随着国内水环境受到日益严重的污染，许多河水兼有了江河水与湖、塘、水库水的水质特征，如含藻量增多、色臭味加重、并呈现季节性变化（如汉江水华现象），增加了混凝-沉淀-过滤工艺的处理难度。因此，将气浮工艺引入传统水处理流程中，可充分发挥气浮法与沉淀法各自的特点，以期获得较好的处理效果。
实践表明，气浮工艺用于水厂改造，具有实用性强，应用面广、投资少、见效快等特点，可作为处理微污染江河饮用水的一种备选方法。对于缓解由于水源污染而造成的处理难度，改善供水水质，降低制水成本，具有普遍的意义和较高的应用价值。
4、生物（接触氧化）预处理除藻
1989～1991年中南设计院在武汉东湖水厂进行了生物接触氧化预处理除藻试验，试验装置参见文献。预处理池三级串联，内装3m高峰窝填料，由空压机供气，气水依次逆流、顺流、逆流接触。隐藻门、蓝藻门藻类易被氧化分解，去除率可达90%以上，但绿藻门中的栅裂藻不易氧化，去除率仅43.8%，硅藻由于硅壳难于完全分解，去除率仅为65.4%，气水比对水中溶解氧、水循环、生物膜更新都有影响，从而影响藻类的去除率，提高气水比，有利于提高藻的去除率。
水温对除藻率的影响呈一次线性关系。水温低于20℃时，除藻率随藻负荷（藻负荷为单位体积填料每小时负担藻类的数量）提高而下降，但幅度不大，如当水温为5.5～10℃时，藻负荷自200×107 个／m3h，上升到1380×107 个／m3h，提高了69倍，而藻的去除率仅从83%下降至67%，可见生物处理对藻的去除有较好的稳定性。有资料说明，生物处理除藻的同时，氨氮的去除率达80%～95%，除浊率为48%～80%，除色度率为30%～60%，COD去除率为18%~26%，臭阈值冬季去除率为60%~70%，Ames致突变率有所减弱。
5、光氧化法
光氧化法是指在可见光或是紫外光（UV）作用下进行的光化学、光催化或是光敏化的氧化过程，也称为高级氧化法（AOPs）。
⑴光化学氧化
光化学氧化是指加入水体中的O3、H2O2和O2等氧化剂在紫外光作用下，产生羟基自由基（OH）强氧化性物质，大幅度地加快对水体中的有机物污染物的降解作用。光化学氧化能力与反应速率远远大于单独使用氧化剂的氧化能力。为了产生OH自由基和活化有机物，光化学需要较大的离解能。短波长的紫外光（波长为200~280nm）产生OH自由基最为有效，使用最广泛的紫外光光源是低压阴离子汞灯（蒸汽压力在10-2~10-3在毫帕内），其放射光谱为253.7nm的单色波长。目前采用的主要工艺为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型半导体作为催化剂，水分子经光照射后在催化剂表面上失去电子生成羟基自由基OH与同时生成的O2-和光生空穴等一起矿化有机物。TiO2被认为是目前n型半导体中催化型和稳定性最好的催化剂。以TiO2催化剂为例，为了完成电子跃迁，光催化需要光子能量必须大于TiO2的禁带宽度（3.2eV），因此使用波长为300~400nm的紫外光，如高压汞灯、黑光灯和紫外线杀菌灯，这些光源均能满足所需入射光的最大波长387nm。
⑶光敏化氧化
光敏化氧化是指在敏化剂的存在下，敏化剂被光照射后吸收光能，进入激发态，激发态的敏化剂与溶解氧（DO）反应，产生强氧化能力的超氧负离子O2-或单线态氧1O2，从而氧化被激活的有机物。天然水体中所含的微量染料和腐殖质可以作为敏化剂，民户籍在反应过程中仅充当能量转移的媒介，与有机污染物不发生直接反应，所以可循环使用，并且所需浓度很低。光敏化氧化技术由于其复杂性因而研究很少。
6、激光照射法
激光照射法是目前我们课题组正在研究的一种新型除藻方法，利用激光的生物效应，使用特定波长的激光照射含藻水，破坏藻体结构，使之死亡，以利于通过混凝、沉淀等后续工艺除藻。我们的研究表明，波长较短的紫外激光有较好的除藻效果，照射时间在1到3分钟左右即可。
激光照射法的不足之处在于：设备昂贵，投资大，但随着激光技术的不断发展，激光设备的成本正在不断下降，相信不久的将来我们就可以将廉价、高效、无污染的激光技术应用于水处理中。
7、电泳法
由于藻类带正电荷，可以考虑采用电泳法分离水中的藻类。该法趋向于研究在多相电场内分散颗粒的相互作用，其目的是降低悬浮物对聚集的稳定性，为顺利地通过凝聚及絮凝过程而创造条件，而凝聚和絮凝过程可导致形成的聚集物在切断电场后也不会分散，因而随后能加速沉淀作用或用过滤的方法去除它。但电凝结作用产生的沉淀物的湿度很大，十分疏松且易流动。可以考虑改善电场条件或加入特殊的试剂使之密实。
