紫外光预氧化下高岭土复合聚合氯化铝混凝去除水体中颤藻

紫外光预氧化下高岭土复合聚合氯化铝混凝去除水体中颤藻赵春禄;侯孝来;楚晓俊
【摘要】采用紫外光预氧化复合高岭土,通过混凝去除给水中的颤藻.结果表明,紫外光的预氧化可破坏藻细胞的结构,抑制其生长.最佳复配条件:紫外光照射时间4 min,高岭土投加量45 mg·L-1,PAC投加量4.5 mg·L-1,静置沉淀时间20 min.在此条件下,浊度和叶绿素a去除率分别达到91.2%和94.6%,残留铝含量为0.13 mg·L-1.
【期刊名称】《青岛科技大学学报（自然科学版）》
【年(卷),期】2010(031)005
【总页数】4页(P476-479)
【关键词】紫外光;预氧化;混凝;颤藻
【作者】赵春禄;侯孝来;楚晓俊
【作者单位】青岛科技大学,环境与安全工程学院,山东,青岛,266042;青岛科技大学,环境与安全工程学院,山东,青岛,266042;青岛科技大学,环境与安全工程学院,山东,青岛,266042
【正文语种】中文
【中图分类】X703.1
近年来我国尽管在保护地表水源,防止水体富营养化[1]而引起藻类大量繁殖等方面做了大量工作,但给水水源藻类的爆发时有发生。

特别是颤藻已成为一些给水水源中的优势藻[2-3]。

颤藻的藻毒素对人体肝区的危害,受到人们的高度重视[4-5]。

由
于技术水平和处理成本等因素的限制,目前我国的城市供水消毒主要还是以投加化学氧化剂控制水体中藻的含量[6-7],而以液氯杀菌消毒所产生的三氯甲烷等对人体具有潜在的致癌性,已经引起了人们的高度担心[8-10]。

紫外光(UV)消毒技术由于具有消毒速度快、效率高、不影响水的物理性质和化学成分,在高纯水的制备工艺中已经得到了广泛的应用[11],另有报道UV辐射可以高效灭活蓝藻中的铜绿微囊藻[12]。

本研究采用紫外光预氧化控制藻体的活性,对高岭土复合聚合氯化铝(PAC)强化混凝法处理给水中颤藻(Oscillatoria tenuis)进行了研究。

1.1 仪器与试剂
混凝试验搅拌机,ZR4-6型,深圳中润公司;散射式光电浊度仪,WGZ-100型,上海昕瑞公司;显微镜,XSZ-G型,北京格拉威尔科技有限公司;紫外可见分光光度
计,LabTech UV-2100型,美国Labtech公司;自制浸没式圆筒形紫外光装置(实验采用25W的紫外灯管,主波长254 nm,为UV-C输出,灯管总长度为91 cm,有效长度为79 cm。

)
PAC(A l2O3质量分数 29.40%,盐基度84.55%);高岭土(食品助剂级,经烘干研磨,过孔径95μm筛)。

1.2 藻种培养
采用的蓝藻门的颤藻,购于中国科学院水生生物研究所淡水藻种库,编号FACHB-247,培养温度为(25±2)℃,光照强度1 000 lx,光暗比t(L)∶t(D)=14∶10,培养基采用BG11培养液。

实验的含藻水水质:p H=7.0,浊度57.9 N TU, CODMn6.5 m g·L-1,叶绿素a 426.3μg·L-1, DO 9.65 mg·L-1,藻浓度为32.15×107个· L-
1,UV254吸光度为0.092,水温为18～20℃。

1.3 试验方法
将含藻水样先进行预氧化,再置于六联搅拌机上,加入一定量的高岭土和PAC搅拌一定时间后,静置、采样测定水样的浊度、叶绿素a、残余铝浓度。

浊度采用散射式光电浊度仪测定;残余铝用铬天青S法[13-14]测定;叶绿素a的测定采用分光光度法[15];藻个数用血球计数板法测定。

2.1 沉淀时间对除藻效果的影响
将含藻水样800 m L的6个样品置于六联搅拌器上,分别加入PAC至4 mg·L-1,在相同条件下均以500,300,100,40,20 r·min-1的转速先后搅拌1,3,2,5,10 min,静置一定时间后,在液面下3 cm处取样测定浊度,结果见图1。

由图1可看出,随着沉淀时间的延长,浊度去除率逐渐增大,而当沉淀时间大于20 min时,浊度去除率基本不再变化,故采用静置沉淀时间为20 min。

2.2 混凝实验
PAC投加量、高岭土投加量、紫外光照射时间都是影响混凝除藻效果的因素,首先通过单因素实验确定各因素的范围,然后采用正交实验确定最佳混凝条件。

2.2.1 PAC的影响
将6份800 m L含藻水分别加入一定量PAC置于六联搅拌器上,在相同条件下搅拌后,静置沉淀20 min。

质量浓度对去除率和残余率浓度的影响见图2和图3。

由图2可以看出,PAC投加量为5 mg·L-1时,浊度和叶绿素a的去除率达到最大,此后随着PAC加入量的增加,浊度和叶绿素a的去除率都略有下降。

分析认为,水体中藻类带负电荷,PAC的水解产物带正电荷,随着PAC投加量的增多,使藻类所带电荷趋于等电点,从而增加了藻类的凝聚性,使藻类易于聚集、长大而沉降。

但是当PAC投加量较大时,由于胶体微粒吸附过多的PAC使之带正电而产生再稳现象,影响了微粒的可凝聚性,导致絮凝效果降低。

由图3可以看出,当 PAC质量浓度超过5 mg·L-1后,水体中残留铝量大于0.2 mg·L-1,高于国家标准。

综合考虑浊度、叶绿素a去除率和残留铝含量,PAC投加量范围为4～5 mg·L-1。

2.2.2 高岭土投加量的影响
将6份800 mL含藻水样中分别加入一定量高岭土,以500 r·min-1快搅5 min,再分别加入PAC溶液使其质量浓度为4.5 mg·L-1,其它实验条件同2.2.1节。

浊度、叶绿素a去除率见图4。

由图4可看出,高岭土的最佳投加量为40～50 m g·L-1。

2.2.3 紫外光照射时间的影响
将6份800 mL含藻水样分别用紫外光灯管照射一定时间,然后置于六联搅拌器上,PAC的投加量为4.5 mg·L-1,其它实验条件同2.2.1节,浊度和叶绿素a去除率
见图5。

由图5可以看出,随着照射时间的延长,浊度和叶绿素a去除率先增大后减小,最后趋于稳定。

照射时间为4 min时浊度和叶绿素a去除率均达到最大,分别为89.8%和91.5%。

图6是照射时间与水中溶解氧的变化关系图。

由图6可以看出,经紫外光照射后的
水中溶解氧随照射时间的延长先逐渐减少,而后基本保持不变(水温没有变化),这是
由于溶解氧在紫外光的照射下,被激发变成具有强氧化性的单线态氧或原子氧对藻
细胞进行预氧化消耗,且耗氧速率大于复氧速率。

照射时间对CODMn的影响见图7。

由图7可以看出,随着照射时间延长,水体的CODMn变小,这是由于紫外光可以直接氧化或者激发产生自由基氧化水中的有机物。

在光照强度一定时,具有时间-效率效应关系。

为了考察紫外光照射后藻细胞形态的变化,不同方法处理后颤藻显微照片见图8,同
时通过接种再培养考察了其活性。

从图8(a)可看出,未经照射的颤藻细胞形态完整,颜色为深绿色,在显微镜下可观测到藻的缓慢移动;照射4 min后(图8 (b)),藻细胞
保持完整,但绝大多数细胞颜色变浅。

而照射6 min后(图8(c)),藻细胞大部分已经
破裂,实验过程中还观察发现照射完2min后的藻细胞仅有很少的一部分颜色变浅。

而图8(d)表明,经4 min紫外光照射再混凝形成了密实的絮体。

为考察藻种活性,将经过紫外光照射时间分别为2,4,6 min的颤藻接种到新的培养
基上培养7 d左右。

结果发现,照射时间为2 min的颤藻缓慢恢复生长能力;照射时
间为4 min的颤藻生长处于停滞状态;照射时间为6 min的颤藻完全死亡。

这说明4 min的紫外光照射即可抑制藻细胞的活性,从而遏制了藻类的生长繁殖。

同时,藻细胞未破裂,防止了藻毒素的释放,保证了处理后的水质。

综合考虑确定紫外光辐照时间为4 min。

2.3 验证试验
正交试验(表略)表明,浊度和叶绿素a去除率达到最大时,PAC、高岭土投加量与紫外光辐照时间、静置沉淀时间均与单项实验一致,即:紫外光照射时间4 min,高岭土投加量为45 mg·L-1, PAC投加量4.5 mg·L-1,沉淀时间20 min。

经过处理后水样浊度、叶绿素a的去除率分别为91.2%和94.6%,CODMn由原来的6.5 mg·L-1降为1.13 mg·L-1,藻浓度下降为21×106个·L-1,UV254吸光度为0.004,残余铝为0.13 mg·L-1。

实验中观察还发现,单独用PAC混凝后的藻的絮体沉降速度较慢,且静置一段时间后,有一部分上浮重新进入水体中,而经紫外光预氧化后的絮体沉降速度明显比单加PAC的要快,絮体更密实,矾花更大,在微扰动下也不会上浮,这是由于一方面紫外光的照射所产生的微量的活性氧预氧化抑制了藻的活性,不能再进行光合作用,从而改善了藻的沉降性,另一方面高岭土的加入增加了水中悬浮颗粒的浓度,提高了颗粒间的碰撞机率,从而增强了混凝沉淀对藻类的去除效果。

1)当紫外光照射时间为4 min即可使藻细胞失去活性,抑制其生长,有利于絮凝的进行。

2)紫外光照射时间为4 min,高岭土投加量为45 mg·L-1,PAC的投加量为4.5 mg·L-1,静置沉淀时间为20 min时,除藻效果最好,浊度和叶绿素a去除率分别达到91.2%和94.6%,残余铝含量为0.13 mg·L-1。

【相关文献】
[1]王利平,徐金妹,陈毅忠,等.KM nO4与PAC联用预处理微污染源水的研究[J].中国给水排
水,2006,22(13):63-66.
[2]储昭升,金相灿,庞燕.铜绿微囊藻和孟氏颤藻在富营养化湖泊中生长特征的模拟研究[J].环境科学学报,2006,26(11): 1815-1820.
[3]陈忠林,王立宁,马军,等.预氧化强化混凝去除颤藻及其嗅味研究[J].中国给水排水,2003,19(5):13-15.
[4]陈华,陈昱,王志红,等.颤藻粗提物对小鼠肝毒性及SOD活性影响研究[J].中国公共卫
生,2002,18(2):133-134.
[5]苑宝玲,曲久辉.藻类肝毒素的富集提取与分离[J].分析化学,2001,29(12):1406-1408.
[6]邹有红,李文兵,周蓬蓬,等.聚合氯化铝铁去除微污染水体中藻类的研究[J].环境工程学
报,2009,3(1):108-112.
[7]Vasconcelos V,Pereiza E.Cyanobacteria diversity and toxicity in a waster treatment plant(Portugal)[J].Wat Res,2001, 35:1354-1357.
[8]王桂荣,张杰,黄丽,等.三种预氧化剂在水处理中的应用评估[J].中国给水排水,2005,21(4):37-39.
[9]刘卫华,季民,杨洁,等.高藻水预氧化除藻效能与水质安全性分析[J].中国公共卫
生,2005,21(11):1323-1325.
[10]黄晓东,王占生.氯化反应条件对三氯甲烷生成量的影响[J].中国给水排水,2002,18(6):14-17.
[11]汪大翚,雷乐成.水处理新技术及工程设计[M].北京:化学工业出版社,2001:400-401.
[12]Md Zamir Bin Alam,Masahiro Otaki,Hiroaki Furumai,et al. Direct and indirect inactivation of microcystisaeruginosa by UV-radiation[J].Water Research,2001,35(4):1008-1014.
[13]Srinivasan P T,Viraraghava T.Characterization and concentration p rofile of aluminium during drinking-w ater treatment [J].Water SA,2002,28(1):99-106.
[14]赵华章,杨宏伟,蒋展鹏,等.混凝实验过程中铝系混凝剂的形态转化规律[J].中国环境科
学,2005,25(2):183-187.
[15]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境科学出版社,2002:670-671.。