预氯化强化混凝去除铜绿微囊藻的效能及机制分析
预氯化混凝-超滤工艺处理水中藻类及杂质
而且 在 ４—６月份 ，抚顺 降雨量 ２ ０ ｍｍ，降雨量很小 ，使得 以水 库水为饮 用水水源的抚顺在处理藻类 问题变 得很 困难 。所测 藻 类方 法采 用浓缩倍 数为 ３ ０ ｍ Ｌ ，所测藻类 为针杆藻类 ，直链藻 ，
除率基本为 １ ０ ０ ％ 。去 除藻类 效果 优秀 。预 氯化 过程 中将大 部 分藻类及微生物氧化 ，然后通 过超滤膜将 其过滤 。在高藻水 中 可 以采用这种方法来去除藻类 ，浮游生物 和微生 物。
２ ． １ ． ２ 浊 度 的 去 除 效 果
果 ，使得出水效果不好 。 原水 水 质 浊 度 在 ２ ． ８ １～１ ７ ． １ Ｎ Ｔ Ｕ 之 间 ，其 平 均 浊 度 为 ７ ． ７ ５ Ｎ Ｔ Ｕ。高锰 酸盐指 数 （ Ｃ Ｏ Ｄ ） 在２ ． ５～４ ． ７ ｍ ｇ ／ Ｌ ，其平 均 Ｃ Ｏ Ｄ Ｍ 为３ ． ６ １ ｍ ｇ ／ Ｌ 。水 温在 １ ０～１ ８℃ 之 间 ，平 均 水 温 为 １ ６℃ 。
Ａｑ ｕ ａ ｔ ｉ ｃ Ｐ ｌ ａ ｎ ｔ ｓ ａ ｎ ｄ Ｉ ｍｐ ｕ ｒ ｉ ｔ ｙ Ｓ ｕ ｂ ｓ ｔ ａ ｎ ｃ ｅ ｉ ｎ Ｗａ ｔ ｅ ｒ
Ｃ ＯＮＧ Ｐ ｅ ｎ ｇ，Ｆ Ｕ Ｊ ｉ ｎ—ｘ ｉ ａ ｎ ｇ，Ｘ Ｉ ＡＮＧ Ｔ ａ ｏ
（ Ｓ ｈ ｅ ｎ ｙ ａ ｎ ｇ Ｊ ｉ ａ ｎ ｚ ｈ ｕ Ｕ ｎ ｉ ｖ ｅ ｒ ｓ ｉ ｔ ｙ ，Ｈａ ｏ ｎ ｉ ｎ ｇ Ｓ ｈ ｅ ｎ ｙ ａ ｎ ｇ １ １ ０ １ ６ ８ ， Ｃ ｈ ｉ ｎ ａ ）
混合抗生素对紫外线辐照处理的铜绿微囊藻的调控效应与机制
混合抗生素对紫外线辐照处理的铜绿微囊藻的调控效应与机制由于抗生素污的广泛使用和排放,抗生素污染已成为重要的环境问题。
抗生素污染物在天然水环境中广泛检出,蓝藻暴露于多种抗生素污染物已经成为事实。
现有研究认为,共存抗生素可促进蓝藻生长和藻毒素的产生,但上述刺激作用对蓝藻治理的影响尚未见报道。
本研究选定紫外线辐照(UV-B和UV-C)作为典型水华蓝藻治理技术,选择铜绿微囊藻(蓝藻水华模式种)为目标藻种,探讨了混合抗生素(阿莫西林、四环素、螺旋霉素、环丙沙星和磺胺甲恶唑)在现有水环境浓度下(200 ng L-1),对UV-B和UV-C辐照治理铜绿微囊藻的调控效应及其机制。
混合抗生素可以削减240-480 mJ cm-2的UV-B和48-144 mJ cm-2的UV-C对铜绿微囊藻的生长抑制作用,增强240 mJ cm-2辐照剂量下UV-C对藻细胞的生长抑制作用。
抗生素在UV-B辐照和低剂量UV-C辐照处理藻细胞的过程中可以刺激叶绿素的合成,在最高剂量UV-C处理组(240mJ cm-2),抗生素对叶绿素a的合成起到抑制作用。
叶绿素a的响应表明抗生素可能通过光合作用过程调节紫外线辐照的毒性。
随着辐照剂量的上升,紫外线辐照刺激微囊藻毒素的合成和释放,而混合抗生素的共存会进一步导致微囊藻毒素合成量的上升,进而增加了对水环境的危害。
超氧化物歧化酶对UV辐照和抗生素的响应与比生长率和细胞密度一致,这表明抗生素对UV辐照治理铜绿微囊藻的调控效应与活性氧的产生和清除密切相关。
丙二醛含量的响应结果显示,在混合抗生素共存条件下,UV-C对铜绿微囊藻细胞的毒性作用高于UV-B。
混合抗生素在高剂量UV-C处理组可能发生降解,降解产物可能与UV-C产生协同效应,导致该组的生长抑制作用增强。
蛋白质组的响应进一步证实了UV-B和UV-C辐照均通过抑制藻细胞的光合系统而对藻细胞产生毒性。
抗生素通过调控藻细胞的氮代谢相关蛋白来减轻UV-B的毒性;通过激发藻细胞光合作用相关蛋白来减轻低辐照剂量(48-144 mJ ccm-2)下UV-C的毒性。
铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析
中国环境科学 2021,41(4)：1900~1908 China Environmental Science 铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析象豫1,2,徐慧2,李昆1*,王希2,3,吴昊澜2,4,樊华1(1.南昌大学资源环境与化工学院,江西南昌 330031；2.中国科学院生态环境研究中心,环境水质学国家重点实验室,北京 100085；3.中国科学院大学,北京 100049；4.中国地质大学(北京)水资源与环境学院,北京 100083)摘要：以铜绿微囊藻、氯化铝(AlCl3·6H2O)为研究对象,通过三维荧光、场发射扫描电镜等表征,探究了藻类对氟化物混凝去除机制的影响.结果表明,在pH值为7.0,8.0,9.0,Al投加量在20.0~80.0mg/L的条件下,铜绿微囊藻对混凝除氟有明显的促进作用,其促进作用主要在于藻絮体对氟的表面吸附.铜绿微囊藻与氯化铝水解产物通过吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大较多的絮体.絮体粒径越大,除氟率越高.pH值为7.0,Al投加量为40.0mg/L时,絮体粒径达到最大值500µm,此时氟去除率最高,为77.37%;当Al投加量为80.0mg/L时,藻细胞破损严重,有机物过多释放,对混凝除氟起阻碍作用.絮体破碎吸附实验结果表明,对絮体进行一定强度破碎可以增加吸附位点,从而提高氟的去除率;但破碎强度过大,絮体粒径过小,对氟的吸附效率亦会降低.关键词：铜绿微囊藻；除氟；混凝；絮体；吸附中图分类号：X172 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2021)04-1900-09Promotion effect of Microcystis aeruginosa on defluorination by coagulation and its mechanism analysis. XIANG Yu1,2, XU Hui2, LI Kun1*, WANG Xi2,3, WU Hao-Lan2,4, FAN Hua1(1.School of Resources Environment and Chemical Engineering, Nanchang University, Nanchang 330031, China；2.State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；4.School of Water Resources and Environment Engineering, China University of Geosciences (Beijing), Beijing 100083, China). China Environmental Science, 2021,41(4)：1900~1908Abstract：Microcystis aeruginosa and aluminum chloride (AlCl3·6H2O) were chosen to research the effect of algae on the coagulation removal mechanism of fluoride through 3D-EEM, FE-SEM. The results showed that Microcystis aeruginosa had an obvious promotion effect on defluorination under the conditions of pH 7.0, 8.0, 9.0 and Al dosage of 20.0~80.0mg/L, which was mainly due to the surface adsorption of fluoride by algal flocs. Microcystis aeruginosa and the hydrolyzed products of coagulant aggregated into larger flocs by bridging and sweep flocculation. The larger the floc size was, the larger the fluoride removal rate was. When the pH value was 7.0 and the Al dosage was 40.0mg/L, the flocs reached the maximum particle size (500µm), and the fluoride removal rate was the largest (77.37%). When the Al dosage was 80mg/L, the algal cells were seriously damaged and the organic matter was released, which hindered the defluorination process. The results of floc breakage and adsorption experiments showed that certain strength breakage of algae floc could increase the adsorption site and thus improved the removal rate of fluoride. Excessive breakage led to too small particle size of algae flocs, resulting in the reduction of fluoride adsorption efficiency.Key words：microcystis aeruginosa；defluorination；coagulation；floc；adsorption氟是人体所必需的微量元素,对骨骼和牙齿生长发育至关重要,但是长时期的过量摄入则会导致氟中毒[1].天然地质条件和以氟为原料的工业生产过程,如电镀,陶瓷生产,半导体制造以及砖和玻璃生产等,都会向水环境中转移氟离子[3].我国遭受氟超标饮用水威胁的人口分布范围较为广泛,主要分布区域是华东,西北,东北,华北等部分省市自治区.我国农村饮用氟离子浓度大于1.5mg/L的饮用水人口达到5000万人.饮用水除氟主要采用混凝沉淀法,吸附法,离子交换法,电渗析,膜分离法等[4-9].相较于其他方法,混凝沉淀法工艺简单,处理成本低,水量大且后期维护少,即使在不发达的农村地区也具有很高的可操作性.混凝沉淀法主要是利用混凝剂产生的电性中和、吸附架桥及网捕卷扫等作用.在混凝过程中,铝盐水解形成氢氧化铝絮体,氟化物通过附着在絮体上而被除去.在此过程中涉及到Al-F络合,离子交换,电子吸引和物理吸附等多种作用[10].收稿日期：2020-08-25基金项目：国家科技重大专项(2017ZX07108-002,2017ZX07501-002);国家自然科学基金资助项目(51778604);宁夏回族自治区重大项目(2019BFG02032)* 责任作者, 讲师,*************.cn4期象豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 1901我国北方某地区的地表水氟含量超标,同时又伴随着季节性水体富营养化问题.水体的富营养化会导致水体中藻类的大量生长繁殖,引起水华的爆发[11].水华爆发不仅会破坏水体的生态平衡,而且会严重地干扰水处理过程,藻类的形态多样、浓度分布不均、分泌的有机物量大且种类复杂,会对混凝效果产生较大的影响[12].一般说来,藻类在浓度较低时,对混凝过程有不同程度的促进作用,而在高浓度时,对混凝过程有不同程度的干扰[13].目前关于藻类对混凝除氟影响的研究鲜少,当系统中存在氟化物时,藻类细胞是否会对除氟效果产生影响还不清楚.本文以铜绿微囊藻为研究对象,探究藻类对氟化物的混凝去除机制的影响,以及混凝剂、藻类、氟化物三者之间的相互作用、相互影响机制,以期为水华爆发阶段水体中氟化物的混凝去除实际应用提供参考.1材料与方法1.1实验试剂及仪器NaF,HCl,NaOH,AlCl3·6H2O,NaNO3,NaHCO3等均为分析纯试剂,购于国药化学试剂有限公司;实验用水为超纯水.六联搅拌仪(MY3000.6G,梅宇,中国);浊度仪(2100N, HACH,美国);pH计(MP220, Mettler-Toledo,瑞士);紫外分光光度计(UH5300,Hitachi,日本);马尔文激光粒度仪(M astersizer 2000,M alvern,英国);电感耦合等离子体发射光谱仪(ICPE-9820,岛津,日本);离子色谱仪(AQUION,Thermo Fisher Scientific,美国);总有机碳分析仪(TOC-L,岛津,日本);三维荧光光谱仪(F-7000,Hitachi,日本);傅立叶变换红外光谱仪(Nicolet 8700,Thermo Fisher Scientific,美国);场发射扫描电子显微镜(SU-8020,HITACHI,日本).1.2藻种培养及水样配置本实验所用的铜绿微囊藻购置于中国科学院武汉水生生物研究所,编号为FACHB-315,采用BG11培养基进行培养.无菌条件下将藻种接种至玻璃锥形瓶中,放在光照培养箱中进行曝气培养,培养条件:温度(25±1),℃光照强度2400lux,时间设置12h 昼/12h夜.藻细胞对可见光能产生一定的吸收, 680nm处的光吸收主要是由于藻类细胞中的叶绿素ａ的存在.本实验配水中的叶绿素a仅由铜绿微囊藻贡献,因此用680nm处的吸光度(OD680)来间接表示藻细胞的浓度.在实验中,将处于初始稳定期的铜绿微囊藻溶液稀释至680nm吸光度值为0.3,加入5.0mmol/L NaNO3和4.0mmol/L NaHCO3以调节离子强度和碱度.在稀释的藻液中加入NaF,使体系中的氟离子浓度为10.0mg/L.1.3实验方法1.3.1混凝实验使用1mol/L HCl和0.5mol/L NaOH溶液将水样分别调节pH值为7.0,8.0,9.0,混凝剂为氯化铝,投加量(以Al计)分别设置为:1.0,2.0, 5.0,8.0,12.0,15.0,20.0,40.0,60.0,80.0,100.0,120.0mg/L,于六联搅拌机上进行混凝实验.混凝程序设置为: 250r/min转速快速搅拌30s使水质混合均匀,投加混凝剂并以200r/min转速快速搅拌90s,以40r/min转速慢速搅拌10min,沉淀30min.每个样品做2个平行实验,混凝结束后,于上清液下2.0cm处取样进行水质分析,取絮体冷冻干燥后进行表征.1.3.2吸附实验在pH值为7.0,Al投加量为40.0mg/L的条件下,对无NaF的含藻水样(OD680为0.3)进行混凝实验,混凝程序设置为:250r/min转速快速搅拌30s使水质混合均匀,投加混凝剂并以200r/min转速快速搅拌90s,以40r/min转速慢速搅拌10min.再对已形成的絮体分别以3种搅拌强度(分别为:0,400,800r/min)破碎2min,使其破碎成不同粒径的絮体,随后将NaF储备液投加至破碎后的体系中,使体系的氟离子浓度为10.0mg/L(以F-计),放于摇床低速震荡2h,每20min取一次样进行水质分析,取絮体冷冻干燥后用于表征.1.3.3藻在含氟水体中的培养将处于初始稳定期的铜绿微囊藻溶液稀释至680nm吸光度值为0.3,加入5.0mmol/L NaNO3和4.0mmol/L NaHCO3以调节离子强度和碱度.在稀释后的藻液中加入NaF,使体系中的氟离子浓度为10.0mg/L,放于摇床低速震荡2h,定时取样检测氟离子浓度.1.4水质分析水质分析主要考察氟离子浓度,藻细胞浓度以及有机物种类和浓度.水样氟离子浓度用离子色谱法测定;藻细胞浓度以其悬浊液在680nm处的吸光度值来代表;有机物的浓度和种类分别用总有机碳分析仪和三维荧光光谱仪来表征.三维荧光测定条件设定为:激发波长(E X)为220~400nm,发射波长(E M)为220~1902 中国环境科学 41卷550nm,狭缝宽度均为5nm;光谱的扫描速度为12000nm/min.将激发和发射波长所形成的荧光区域进行分区,分成代表5种不同类型的有机物,分别为:芳香蛋白类物质(AP)ⅠⅠ,芳香蛋白类物质(AP)ⅡⅡ,富里酸类物质(FA),溶解性微生物代谢产物(SMP)、腐殖酸类物质(HA),各部分分区范围如表1所示.通过荧光区域整合法(FRI),将特定荧光区域的积分体积进行加和,最后以单位浓度(mg/L)溶解有机碳(DOC)对其进行标准化,得出某一荧光区域的特定结构有机物的积分占总积分的比例(Pi, n),将样品的实测DOC浓度与(Pi, n)相乘,得出各组分浓度[14].表1三维荧光光谱5个积分区域Table 1 Five integral areas of 3D-EEM区域所代表有机物类型激发波长(nm) 发射波长(nm)Ⅰ芳香蛋白类物质(AP)ⅠⅠ 220~250 280~330Ⅱ芳香蛋白类物质(AP)ⅡⅡ 220~250 330~380Ⅲ富里酸类物质(FA) 220~250 380~500Ⅳ溶解性微生物代谢产物(SMP)250~280 280~380Ⅴ腐殖酸类物质(HA) 250~400 380~500 1.5絮体的表征采用马尔文激光粒度仪对絮体的粒径进行实时监测,场发射扫描电子显微镜对冷冻干燥后的絮体表面形貌及表面元素成分进行点线面观察和分析.2结果与分析2.1铜绿微囊藻对不同投加量混凝剂除氟的影响2.1.1除氟效果如图1所示, 随着混凝剂投量的增加,有藻和无藻体系的氟去除率均呈现出先增加后减小的趋势.在3个pH值条件下,当Al投加量≤20.0mg/L时,有无铜绿微囊藻对氟的去除没有明显的影响. Al投加量>20.0mg/L时,有藻体系显示出了更高的去除率.当pH=7.0时,铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用最大,无藻体系在Al投加量为20.0mg/L 时达到最高氟去除率48.11%,这与有藻体系的氟去除率相差无几;但在Al投加量为40.0mg/L时,有藻体系达到最高氟去除率73.03%,而此时无藻体系的氟去除率仅为31.03%,铜绿微囊藻的存在提高了42.00%的氟去除率.2.1.2出水pH值 pH值不仅对铝盐的水解和絮凝反应速度影响显著,也会对絮凝体的沉降和除氟效果产生明显影响[15].当原水为中性或弱碱性时, Al3+聚合并形成Al2-Al4、A l5-Al12、Al13-Al16等聚合物.这些铝聚合物可以转化为无定形Al(OH)3或沉淀为不溶性Al-F-OH,两者都能进一步吸附氟化物,除氟效果能得到改善.当原水pH值过低时,铝盐的水解产物以水合铝离子为主要形态,对氟不能进行有效的络合、沉淀[16].0204060 80 100 12020406080100氟去除率(%)Al投加量( mg/L)0204060 80 100 12020406080100氟去除率(%)Al投加量(mg/L)0204060 80 10012020406080氟去除率(%)Al投加量(mg/L)图1 不同条件下的氟去除率Fig.1 Fluoride removal rate under different conditions如图2所示,在不同的初始pH值条件下,随着Al投加量增加,两种体系的pH值变化情况无显著差异,均呈现缓慢降低的趋势.Al投加量从0增加到120.0mg/L,平衡pH值均持续下降到4.5左右,这是由于Al3+水解和OH-的消耗.当体系中有铜绿微囊藻存4期 象 豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 1903在,Al 投加量大于20.0mg/L 时,出水pH 值的变化幅度明显较无藻体系小,可见铜绿微囊藻及其有机物起到了一定程度的缓冲作用[17].出水p H 值Al 投加量(mg/L)0 20 40 60 80 100 12045 6 7 8 9出水p H 值Al 投加量(mg/L)0 20 40 60 8010012045 67 8 9图2 两种体系的出水pH 值 Fig.2 Effluent pH of two systems2.1.3 藻密度 如图3所示,在pH=7.0,不同Al 投加量下混凝出水的浊度和OD 680的变化趋势显示出了很高的一致性,均可表征藻的去除效果.Al 投加量在0~20.0mg/L 范围内,OD 680快速下降,表明铜绿微囊藻在低的投加量下被大量去除,浊度的快速下降表明体系中已经形成了具有一定沉降性的藻絮体.Al 投加量在20.0~40.0mg/L 时,出水OD 680和浊度以缓慢的速度继续下降,结合絮体更加快速生长的实验现象以及有藻体系具有高除氟率的实验结果,可见有藻体系显示出的更高的除氟率是由于铜绿微囊藻及其有机物与混凝剂形成的絮体的作用.蓝藻细胞的胞外聚合物(EPS)主要由糖类、脂质、蛋白质类等构成,含有羰基、羧基、羟基等丰富的官能团[18-20],是复杂的大分子有机物,可以提高絮体的初始形成速率,使吸附架桥和网捕卷扫作用增强,有助于形成较大粒径的絮体结构[21],对氟的吸附作用增强[22].Al>40.0mg/L 时,剩余氟离子浓度升高,是由于藻细胞破损加重,胞内有机物释放,阻碍了混凝作用.204060 80 100 120246810Al 投加量(mg/L)浊度(N T U )O D 680/A b s图3 Al 投加量对铜绿微囊藻的影响 Fig.3 Effect of Al dosage on Microcystis aeruginosa2.2 三维荧光分析为探究实验过程中水样的有机物变化,测量了pH 值分别为7.0、8.0、9.0,Al 投加量分别为0(原水)、20.0、40.0、80.0mg/L 条件下的出水三维荧光.如图4所示,不同pH 值、不同Al 投加量的水样的5种组分的荧光响应值和浓度均不同.Al=20.0和40.0mg/L 时,各类组分的荧光响应值和浓度较原水样均有一定程度的降低.250 300 350 400 450 500550E m (nm)E x(n m )0 50.00 100.0 150.0200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550E m (nm)E x(n m )50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0220240260280300320340360380400E m (nm)E x(n m )050.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250 300 350 400 450 500550220240 260 280 300 320 340 360 380 400 E m (nm)E x (n m )0 50.00 100.0 150.0 200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550220240 260 280 300 320 340 360 380 400 E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250300 350 400 450 500 550220240260280300320340360380400E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.01904中 国 环 境 科 学 41卷250 300 350 400 450 500 550E m (nm)E x(n m )0 50.00 100.0 150.0 200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550220240 260 280 300 320 340 360 380400E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250300 350 400 450 500 550220240260280300320340360380400E m (nm)E x(n m )0 50.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250 300 350 400 450 500550E m (nm)E x(n m )0 50.00 100.0 150.0200.0 250.0 300.0 350.0 400.0 450.0 500.0250300350400450500550E m (nm)E x(n m )050.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0250300 350 400 450 500 550220240260280300320340360380400E m (nm) E x(n m )050.00100.0150.0200.0250.0300.0350.0400.0450.0500.0浓度(m g /L )成分FA 00.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0浓度(m g /L )API APII FA SMP HA 0.00.51.01.52.02.53.03.54.0成分浓度(m g /L )API APII FA SMP HA0.51.01.52.02.53.03.54.0成分图4 不同条件下的三维荧光图及各组分浓度Fig.4 3D -EEM spectrum and concentration of each component under different conditionsAl 投加量为40.0mg/L 时,在pH 为9.0时,各组分的荧光响应值和浓度较20.0mg/L 的Al 投加量都有上升.但在pH 值为7.0和8.0时,芳香蛋白类物质和富里酸类物质没有上升.当Al 投加量增加为80.0mg/L 时,3个pH 值条件下,各个组分的荧光响应值和浓度较20.0mg/L 的Al 投加量均上升.这是因为高浓度的金属离子会刺激藻细胞发生抗氧化反应而破坏膜系统,胞内有机物流出[23],尤其是腐殖酸的大量溶出,对混凝起到了干扰[24],从而降低了除氟效果. 2.3 藻絮体的表征混凝剂投加到水体后,其水解产物与铜绿微囊藻及其EPS 发生吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大絮体[25].为探究絮体的粒径变化,使用马尔文激光粒度仪对絮体的粒径进行了实时监测.在本文中,使用絮体的平均尺寸(D 50)来代表絮体的实际尺寸.结果如图5,pH 值分别为7.0,8.0,9.0时,随着Al 投加量由20.0mg/L 增加到80.0mg/L,絮体平衡时的粒径呈现出先增大后减小的趋势,都在40.0mg/L 的Al 投加量达到最大平衡粒径,分别为500.0,350.0和200.0µm,趋势与氟去除率相吻合,可见藻类及其有机物与混凝剂形成的絮体性质对氟的去除起着重要的作用,氟去除率随絮体粒径的增大而升高[26].有研究[27]表明絮体的粒径和分型维数存在一定联系.絮体粒径越大,分形维数越小,结构愈松散.絮体粒径越小,分数维数越大,结构愈紧实.松散的絮体具有更大的表面积,更有利于吸附.用场发射扫描电子显微镜对絮体表层进行扫描,并利用X 射线能谱仪,对絮体的表层的微区进行F 和Al 元素的扫描.如图6所示,可以清楚地看到这两种元素的面分布情况,F 和Al 结合在絮体表层,证明了藻絮体表面Al 对氟的吸附作用.4期象 豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 1905100 200 300 400 500 600 700 800100 200 300 400 500 600 700 800 粒径(µm ) t (s) Al= 20.0mg/L Al= 40.0mg/L Al= 80.0mg/L(a) pH=7100200300400500600700800100 200 300 400 500 600 700 800 (b) pH=8粒径(µm )t (s)Al=20.0mg/L Al=40.0mg/L Al=80.0mg/L100 200 300 400 500 600700800100200300400500600700800粒径(µm )t (s) Al=20.0mg/L Al=40.0mg/L Al=80.0mg/L(c) pH=9图5 不同pH 值条件下含藻絮体粒径随时间的变化 Fig.5 Algae floc size change with time under different pH图6 pH=7时不同Al 投加量下含藻絮体FE -SEM 图Fig.6 FE -SEM photos of Algal flocs with different Al dosages under pH 7.02.4 藻絮体破碎后对氟的吸附作用验证为了更好的了解混凝过程含藻絮体与氟离子的作用机理,验证铜绿微囊藻和氯化铝形成的含藻絮体对氟的吸附作用,将混凝剂与铜绿微囊藻形成的絮体进行不同程度的破碎,用破碎后的絮体进行氟的吸附实验.破碎后絮体的粒径结果如图7(a)所示,絮体的粒径随破碎强度的增大而减小,平衡时絮体粒径分别为200和100µm.吸附后体系中氟的剩余浓度见图7(b),絮体表面Al 与F 的分布见图8,所示结果验证了含藻絮体对氟离子的吸附.随着破碎强度的增大,絮体的粒径逐渐减小.当破碎强度为0r/min 时,絮体的粒径最大.当破碎强度为400r/min1906 中 国 环 境 科 学 41卷时,絮体显示出了更高的吸附效果,是因为絮体破碎程度增大,粒径减小,表面积增大,暴露出了更多的具有活性的吸附位点.破碎强度增加至800r/min 时,虽然絮体的粒径减小,表面积更大,但吸附效果却下降,这是由于破碎强度太大,减少了具有活性的吸附位点[28],从而降低了氟的吸附效率.0 400 800100200300400粒径(µm )破碎强度(r/min)20406080 100 1202.02.53.03.54.04.55.0氟离子浓度(m g /L )t (min)图7 藻絮体破碎后对氟的吸附Fig.7 Adsorption of fluoride on algal flocs after breakage(a) 0r/min(b) 400r/min(c) 800r/min图8 pH=7时不同破碎强度下含藻絮体FE -SEM 图Fig.8 FE -SEM photos of algae flocs with different breakage strength under pH 7.04期 象 豫等：铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用及机理分析 19072.5 铜绿微囊藻对氟的同化吸收作用同化吸收部分0.95%图9 铜绿微囊藻对氟离子的同化吸收作用 Fig.9 Assimilation of fluoride by Microcystis aeruginosa为了探究铜绿微囊藻对氟离子的同化吸收作用,将铜绿微囊藻在含氟水体中进行培养.定时取样检测体系中氟离子浓度,发现随着培养时间的增加,溶液中氟的浓度仅出现轻微下降.最终测得氟离子的去除率仅为0.95%,这表明铜绿微囊藻仅能吸收少量的氟，其同化吸收对氟的去除作用十分微小(图9).2.6 促进作用机理当体系中有铜绿微囊藻存在,pH 值为7.0,8.0, 9.0时,Al 投加量在20.0~80.0mg/L 的条件下,铜绿微囊藻对混凝除氟有明显的促进作用,其促进作用机理如图10所示,铜绿微囊藻及其有机物与混凝剂水解产物通过吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大较多的絮体.絮体粒径越大,除氟率越高.当Al 投加量过高时,藻细胞破损严重,有机物过多释放,对氟的去除起到了干扰作用.氟的去除作用在有藻体系中一共分为3个部分,一是非生物沉淀,F 与Al 转化为不溶性Al -F,Al -F -OH 等物质[29];二是表面吸附,F 吸附在含藻絮体表面;三是被铜绿微囊藻同化吸收.混凝除氟的促进作用机理主要在于含藻絮体的表面吸附,借助铜绿微囊藻增大絮体的粒径和表面积,通过表面吸附实现氟的有效去除.较小 较少较大 较多较大 较多AlCl 3F-絮体非生物沉淀表面吸附生物同化AlCl 3水解产物图10 铜绿微囊藻对混凝除氟的促进作用机理Fig.10 Prom otion effect of Microcystis aeruginosa on defluorination by coagulation3 结论3.1 无藻体系在pH=7.0,Al 投加量为20.0mg/L 条件下达到最高氟去除率48.11%,此时有藻体系的氟去除率为49.05%.有藻体系在pH=7.0,Al 投加量达到40.0mg/L 条件下达到最高氟去除率73.03%,此时无藻体系出水的氟去除率仅为31.03%.Al 投加量在20.0~100.0mg/L 范围内,有藻体系的氟去除率相较于无藻体系明显更高.3.2 藻源有机物对混凝效果有一定的影响.在Al 投加量为20.0和40.0mg/L 时,混凝剂对有机物有一定的去除.当Al 投加量为80.0mg/L 时,藻细胞破损加重,胞内有机物释放,对混凝起到了干扰作用.3.3 铜绿微囊藻的存在对混凝除氟的促进作用主要来自于含藻絮体对氟的表面吸附.铜绿微囊藻及其有机物与混凝剂水解产物通过吸附架桥和网捕卷扫作用,聚集成较大絮体,Al 与F 结合在絮体表面.对絮体进行一定强度破碎可以增加吸附位点,从而1908 中国环境科学 41卷提高氟的吸附效率.参考文献：[1] Zhang L E, Huang D, Y ang J, et al. 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硅藻土强化混凝去除铜绿微囊藻的影响因素研究
２ ０ １ ４ ， ３ ４ （ １ ） ：１ ５ ６ － １ ６ ０
Ｃ ｈ ｉ ｎ ａ Ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ ａ ｌ Ｓ ｃ ｉ ｅ ｎ ｃ ｅ
硅 藻土强化混凝去 除铜绿微囊藻 的影响 因素研 究
王 林 ， 一 ， 吴 纯德 ， ， ， 倪 木 子 ， 郭惠 芬 ， 梁 国健 ， 熊茹 思 （ １ ． 华南理工大学环境与能源学院， 广东 广州
１ ． ０ ｍｇ ／ Ｌ时， Ｃ ｈ ｌ — ａ 去 除率 大幅 度下 降 同时剩 余浊度 明显上升 ， 硅藻 土 的投加 可 以在一 定程 度上 缓解 负面 作用 ．
关键 词 ：铜绿 微囊 藻 ；Ｐ Ａ Ｃ；硅 藻土 ：腐植 酸 ；叶绿 素 ａ
中图分 类号 ：Ｘ ７ ０ ３ ５
文献标 识码 ：Ａ
５ １ ０ ０ ０ ６ ：２ ． 工业聚集 区污 染控 制与生态修复教育部重 点实验 室， 广东 广 州 ５ １ ０ ０ ０ ６ ；３ ． 污染控制与生态修 复广 东省
普通高校重点实验室， 广东 广州 ５ １ ０ ０ ０ ６ ）
摘要 ： 以原水 中常 见的铜 绿微 囊藻 为研 究对 象， 研 究 了联合硅 藻 土与聚 合 氯化铝 （ Ｐ Ａ Ｃ ） 强化 混凝 去除铜 绿 微囊 藻的 效果． 考察了Ｐ Ａ Ｃ和 硅藻
Ｃ ｏ ｎ ｔ ｒ ｏ ｌ ａ ｎ ｄ Ｅ ｃ ｏ ｓ ｙ ｓ ｔ ｅ ｍ Ｒ ｅ ｓ ｔ ｏ ｒ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ ， Ｅ ｄ ｕ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ Ｄ ｅ ｐ ａ ｒ ｔ ｍｅ ｎ ｔ ｏ ｆ Ｇ ｕ ａ ｎ ｇ ｄ ｏ ｎ ｇ Ｐ ｒ ｏ ｖ ｉ ｎ ｃ ｅ ， Ｇ ｕ ａ ｎ ｇ ｚ ｈ ｏ ｕ ５ １ ０ ０ ０ ６ ， Ｃ ｈ ｉ ｎ ＇ ， ， Ｎ Ｉ Ｍｕ ｚ ｉ ， Ｇ ＵＯ Ｈ ｕ ｉ ． ｆ ｅ ｎ ， Ｌ Ｉ Ａ ＮＧ Ｇ ｕ ｏ ｊ ｉ ａ ｎ ， ＸＩ Ｏ ＮＧ Ｒ ｕ ． ｓ ｉ （ １ ． Ｓ ｃ ｈ ｏ ｏ ｌ ｏ ｆ Ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ ａ ｎ ｄ Ｅ ｎ ｅ ｒ ｇ ｙ ， Ｓ ｏ ｕ ｔ ｈ
聚铝及其加载粘土矿物高效絮凝沉降铜绿微囊藻的研究(1)
第7卷第1期环境污染治理技术与设备Vol.7,No.12006年1月Techniques and Equi pment for Envir on mental Polluti on Contr olJan .2006聚铝及其加载粘土矿物高效絮凝沉降铜绿微囊藻的研究付 军1 闫 海1,23 王东升1 杨 敏1(1.中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京100085;2.北京科技大学应用科学学院生物科学与技术系,北京100083)摘 要 考察了4种聚铝絮凝剂絮凝沉降铜绿微囊藻的效果,发现编号为HP ACS02的聚铝絮凝剂除藻效果最好,并进一步研究得知HP ACS02在pH 7.5时絮凝除藻的效率最高。
在采用HP ACS02作为絮凝剂时,如果少量投加滑石、海泡石或高岭土等粘土矿物会对铜绿微囊藻的絮凝沉降产生增效作用,其中滑石的助凝效果最好。
关键词 聚铝 铜绿微囊藻 粘土矿物 絮凝中图分类号 X70315 文献标识码 A 文章编号 100829241(2006)0120076204Effecti ve floccul a ti on s of M icrocystis aeruginosaby HPAC s and em bedded w ith cl aysFu Jun 1 Yan Hai 1,2 W ang Dongsheng 1 Yang M in1(1.State Key Laborat ory of Envir onmental Aquatic Che m istry,Research Center for Eco 2Envir onmental Sciences,Chinese Acade my of Sciences,Beijing 100085; 2.Depart m ent of B i ol ogical Science and Technol ogy,School of App lied Science,University of Science and Technol ogy Beijing,Beijing 100083)Abstract The effects of 4kinds of HP ACs f or the fl occulati on of the M icrocystis aeruginosa were investiga 2ted,in which a kind of HP AC na med HP ACS02was found t o be a best fl occulati on for the sedi m entati on of cya 2nobacterial cells .It was shown that the fl occulati on efficiency of M.aeruginosa by HP ACS02reached the maxi m u m value at initial pH 7.5.The concerted effects for the sedi m entati on of M.aeruginosa ’s cells were observed when HP ACS02and clay of talc,sep i olite or kaolin were si m ultaneously added,in which talc was f ound t o be the best .Key words HP ACs;M icrocystis aeruginosa ;clays;fl occulati on基金项目:国家“863”高技术研究发展资助项目(2002AA601120);国家自然科学基金资助项目(30270277和20377047);中国科学院微生物研究所微生物资源国家重点实验室基金资助项目(031029)收稿日期:2004-10-11;修订日期:2005-10-15作者简介:付军(1981～),男,硕士研究生,主要从事水质净化的研究工作。
提高膨润土絮凝沉降铜绿微囊藻能力的研究
（ ｃｏ ｌ Ｒａ ｕｃ ｎ Ｓｈｏ ｅ ｒ ｓ ｄ西岫 ， 西 ｏ ｅａ Ｍ
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李晔 曾璞 张义 李鹏
武汉 ４０ ７ ） ３０ ０ （ 武汉理工大学资源与环境工程学院
摘 要
研究了 ２种提高膨润土絮凝去除铜绿微囊藻效果 的方法——在膨润土中引入 聚合氯化铝（ Ａ ） Ｐ Ｃ 及利用壳聚糖
将膨润±进行改性处理 。实验结果表 明， ２种方法均在投加量较低时就能产生 明显的去除效果 ， 这 而相 同用量的膨润土则 几乎没有去处能力 。当膨润土投加量为 ４ ｇＬ Ｐ Ｃ投加量为 １ ｅ Ｌ时 ， ０ｍ ／ 。Ａ ０．． ／ 两者复合除藻效果最好 ， 藻悬液 的浊度和叶绿素
壳聚糖溶液 中形成淤浆 ， 即可用于实验。本实验 中黏土与壳
聚糖 的 质 量 比为 １Ｏ １ ：．。
ｄ 萨 ．Ｔ ｅ豫 Ｉ ｖｌａｃ ｆｔｒｉｉ 嘲 ｈ ｌ ａ ｌＢ ｕ ｂｄｔ ｄｃ ］ ￣ ｈ１一丑锄 ０ ｒ ｏ ｙｍ ｈ， ｘ ｙ］ ｒ ｅ ３８ ￣ｉ ｈ９ ． ％
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混凝对微囊藻毒素的去除效果及机理研究
混凝对微囊藻毒素的去除效果及机理研究
刘成;高乃云;陈卫
【期刊名称】《中国给水排水》
【年(卷),期】2007(23)23
【摘要】采用静态试验研究了混凝工艺对水源水中的细胞内和溶解性（细胞外）微囊藻毒素的去除效果，并初步探讨了其去除机理。
试验结果表明，混凝剂投加量为25mg／L时，将原水pH值调节到5．5～6．0可有效地去除水中的细胞内微囊藻毒素，去除率可达97．4％；投加10mg／L的粉末活性炭对致嗅物质有一定的吸附效果。
强化混凝工艺可显著提高对溶解性微囊藻毒素的去除效果，对MC-RR和MC-LR的去除率均达到60％～70％，原因为强化混凝工艺强化了对小分子弱疏水性有机物的去除效果。
【总页数】5页(P51-55)
【关键词】混凝;强化混凝;微囊藻毒素;藻
【作者】刘成;高乃云;陈卫
【作者单位】河海大学环境科学与工程学院;同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室
【正文语种】中文
【中图分类】TU991.22
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黏土絮凝沉降铜绿微囊藻的动力学及其作用机理
黏土絮凝沉降铜绿微囊藻的动力学及其作用机理潘纲,张明明,闫海,邹华,陈灏(中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室,北京 100085,E 2mail :gpan @ )摘要:研究了26种天然黏土矿物凝聚沉降铜绿微囊藻的动力学过程.在投加量为017g ・L -1时按平衡除藻率和除藻速率将26种黏土分成3类.第1类矿物(滑石、三氧化二铁、海泡石、四氧化三铁、高岭土等)的8h 平衡除藻率大于90%,去除50%藻细胞所需时间t 50<30min ,去除80%藻细胞所需时间t 80<215h.第2类黏土(轻质页岩、陶土、凹凸棒、累托土、伊利土等7种)的8h 平衡除藻率为50%～80%,t 50<215h ,t 80>5h .第3类黏土(铁矾土,云母,沸石、浮石、硅藻土、高钾长石和石英等14种)的8h 平衡除藻率低于50%,t 50µ8h.当投加量逐步降低到012～011g ・L -1时,25种黏土矿物的8h 平衡除藻率均降到60%以下,只有第1类黏土中的海泡石仍接近90%.与黏土相比,在0102～012g ・L -1投加量下单独使用聚合氯化铝(PAC )时的8h 平衡除藻率均低于40%.进一步对海泡石进行电性改性后发现,虽然黏土颗粒表面电位的提高(p H 714时,Zeta 电位由-2410mV提高到+0143mV )可以显著加快海泡石的除藻速率,但其平衡除藻率并没有显著提高.在分析了本研究中的凝聚机理后提出:架桥网捕作用可能在黏土2藻凝聚过程中发挥了十分关键的作用,增强黏土对藻细胞的架桥网捕作用可能是今后进一步提高除藻效率、大幅度降低投加量的一个重要方向.关键词:铜绿微囊藻;黏土;水华;絮凝;机理;改性;架桥网捕;电中和中图分类号:X70315 文献标识码:A 文章编号:025023301(2003)0521020001基金项目:国家自然科学基金资助项目(20177029);国家“十五”重大科技专项(2002AA60101);中国科学院“百人计划”项目作者简介:潘纲(1958～),男,博士,研究员,博导.主要从事环境化学、天然水体修复技术、吸附及其在环境和多相催化中的应用等研究.本文所述技术已申请国家发明专利.收稿日期:2003204201;修订日期:2003205212Kinetics and Mechanism of R emoving Microcystis aeruginosa Using Clay FlocculationPan G ang ,Zhang Mingming ,Yan Hai ,Z ou Hua ,Chen Hao (State K ey Laboratory of EnvironmentalAquatic Chemistry ,Research Center for Eco 2Environmental Sciences ,Chinese Academy of Sciences ,Beijing 100085,China E 2mail :gpan @ )Abstract :Twenty 2six natural clays were studied for their kinetics of flocculating and removing algal cells of Microcystis aeruginosa .According to the 8h equilibrium removal efficiencies and removal rates at a clay 2loading of 017g ・L -1,all the 26clays were classified into three categories.Type 2I clay ,which includes talc ,ferric oxide ,se piolite ,ferroferric ox 2ide ,and kaolinite ,has an equilibrium removal efficiency greater than 90%,a t 50(time needed to remove 50%of the al 2gae )of less than 30min ,and a t 80(time needed to remove 80%of the algae )of less than 215h.Type 2Ⅱclay ,which includes argillanceous rocks ,attapulgite ,rectorite ,illite ,and argil ,etc.,has an equilibrium removal efficiency of 50%～80%,a t 50of less than 215h ,and a t 80of more than 5h.Type 2Ⅲclay consists of 14minerals ,including laterite ,zeolite ,mica ,clinoptilolite ,pumice ,tripoli ,feldspar and quartz ,etc.with the removal efficiency less than 50%,and t 50µ8h.When the clay loading was decreased to 011～012g ・L -1,the 8h equilibrium removal efficiencies for 25clays declined to below 60%,exce pt for sepiolite ,a Type 2I clay ,which maintained around 90%.After the se piolite was modified with Fe 3+to increase its surface charge (Zeta potential from -2410mV to +0143mV at p H 714),the initial removal rate was increased remarkably although its 8h equilibrium removal efficiency was not improved substantially.As a comparison ,the 8h equilibrium removal efficiency of PAC was no greater than 40%at loadings of 0102～012g ・L -1.Following the analysis of the flocculation mechanism it was concluded that the effect of brid ging and netting may 第24卷第5期2003年9月环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.24,No.5Sep.,2003play a key role in the clay2algae flocculation processes,which may be important for selecting and modifying clays to im2 prove significantly the removal efficiency.K eyw ords:Microcystis aeruginosa;clays;algal blooms;flocculation;mechanism;clay modification;bridging and net2 ting;electrostatic neutralization 近10年来,有害藻类在天然水体中的暴发日益严重,已经成为全球瞩目的环境灾害[1].过量繁殖的水华藻类严重恶化了水质,影响了水体的生态、渔业、景观等功能,甚至威胁到饮用水的安全.研究和开发安全、高效、廉价的水华控制技术不仅在国际上具有重要的科学意义而且也是我国目前急待解决的重大环境问题之一.至今,国内外学者已研究了多种治理水华的方法(如化学法,机械法、生物法等)[1,2],但各法都存在着相当的缺陷,仍没有一套安全、高效、廉价的综合治理集成技术.化学法[3](如化学杀藻剂)虽可快速杀藻,但由于可能造成其他的毒、副作用,越来越多地被认为不宜在天然水中使用.另外,杀藻法也可造成藻毒素的加速释放[4].机械法[2]往往基于“取出”的思想(如气浮船,捞藻过滤等),虽然可使取出的藻不再污染原水体,但由于效率特别是成本的限制,一般只适用于小水塘或局部高藻水域的临时处理.基于“取出”的技术往往无法高效、廉价地应用于大面积水华的治理,而“大面积”正是该环境灾害的特点和难点.生物法[5,6]特别是生态修复的方法对于小范围、固定区域内藻华的防治是重要的方法.但这类方法往往需要事先投入巨大的人造工程,以创造并控制抑制藻华所需水生植物(如沉水植物在透明度低或缺乏适当底泥的水底难以生存)或动物生存的条件,因而见效慢、成本高,较难普遍适用于大面积、突发性藻华的治理.若用病毒控藻,则除了要克服在大面积水域中控制病毒的浓度及其生存环境的困难外,也较难在突发期内针对特定藻种快速培养出大量可以专一杀灭这种藻的病毒以及克服藻华对病毒产生的抗性及免疫性[7].若用水生动物食藻、抑藻则应首先排除藻毒素经食物链传递的可能性.另外,由于单细胞藻类的光合作用效率是一般植物的5倍左右[8],所以水生植物在与单细胞藻类竞争氮、磷及生长中并不一定占有优势,这会影响到所建生态系统的稳定性与有效性.传统凝聚剂的方法(如复合聚合铝、聚合铁和聚合铝铁等)在废水处理中已有广泛的应用,但随着各国环境法规的建立和完善,在天然水中使用这类化学试剂被认为是不安全和没有前途的.况且现有商品凝聚剂不仅成本高而且除藻效率很低[9].近年来,国际上倡导利用污染物作为能源来治理环境污染,即变废为宝的研究理念[10](如垃圾的转化和利用).当水华污染面积巨大,而且由于效率/成本的限制不可能处处构筑工程用来控制间歇性、突发性水华污染时,将藻华污染原位清除并通过天然的生物地球化学过程将其转化为有利于水环境生态的促进因子可能是具有战略意义的研究方向[11].最近Anderson在Nature上撰文指出,使用天然无毒廉价的黏土凝聚除藻可能是最有希望治理这一环境污染的方法.关于黏土对藻细胞的凝聚作用,国内外已有一些报道[1,3,9,11～22].文献[12～18]考察了高岭土、蒙脱土等黏土对多种赤潮藻的凝聚机理,认为黏土荷电性和粒度是关键的影响因素.通过酸改性、引入正电胶粒等方法对黏土进行电性改性后,不同程度地降低了黏土的使用量. Han等[20]根据弹道理论和DLVO理论分析了黏土凝聚藻细胞的各种影响因素,也指出黏土与藻细胞的荷电性及粒度是影响凝聚效率的最重要参数.Mario等[21]的研究又向实际应用迈出了一步,考察了25种天然黏土矿物对几种赤潮藻的凝聚作用,发现凝聚作用较强的12种黏土主要由蒙脱石矿和Florida磷酸盐黏土构成.藻去除率为90%的最低投加量为0125g・L-1 (初始藻浓度约为104cells・mL-1).目前黏土除藻领域中存在的主要问题是:①最低有效投加量仍然太高(>012g・L-1).主要原因是现有研究涉及的黏土种类不够广泛,可能有更高效的黏土尚未被发现.②缺少藻凝聚动力学方面的基础研究,而在停留时间短的水体中凝聚效果完全由动力学决定.目前文献中的实验大都是在很小的试管中(10～50mL)[12,21]测定“平衡”除藻率.尚未见凝聚速率方面的研究,也缺乏能有效表达藻凝聚速率的方法和参数.③天然水体中藻细胞和黏土颗粒均带负电,其凝聚机理与常规混凝不同,因此有待进一步发现黏土2藻凝聚独特的作用机理,以指导寻找更高效的黏土和更有效的黏土改性方向.④研究的藻种多限于赤潮藻,对于淡水水华常见藻类———微囊藻的黏土凝聚则鲜见报道.针对以上所述问题,本文通过较大体积(500mL)的jar test实验系统测定了26种天然黏土矿物对淡水藻华优势藻种———铜绿微囊藻(M icrocystis aerugi nosa)的凝聚动力学.提出了用t50(凝聚沉降50%藻所需的时间)和t80(凝聚沉降80%藻所需的时间)以及瞬时反应速率来定量表征或比较各黏土的除藻速率.按8h 平衡除藻率和除藻速率对黏土凝聚除藻效能进行了归类分析.发现海泡石具有优良的藻凝聚性能,并对其独特的凝聚机理进行了探讨.这些分类数据及方法对实际筛选高效凝聚除藻黏土矿物具有重要的指导意义.1 材料与方法111 实验材料(1)试剂 实验中所用的试剂:NaCl, NaH2PO4・2H2O,NaOH,N H4Fe(SO4)2・12H2O,戊二醛,锇酸,乙醇等均为分析纯;聚合氯化铝(PAC),Al2O3含量为1516%,盐基度B=114 (青岛钰泉环保有限公司).(2)藻种 铜绿微囊藻M icrocystis aerugi2 nosa469购自中科院武汉水生生物研究所国家淡水藻种库(FACHB),编号为FACHB2469.其培养条件为:24±1℃,1000lx左右光照强度,光暗比L∶D=12∶12,HGZ培养基.(3)黏土矿物 实验中所使用的黏土颗粒(见表1)均经过烘干,180目筛分,粒度小于74μm;四氧化三铁和三氧化二铁为化学试剂(A. R.).(4)分析仪器 722型光栅分光光度计(北京光学仪器厂),ZR326混凝实验搅拌机(深圳中润水工业科技发展有限公司),L RH22502G型光照培养箱(广东省医疗器械厂),Orion p H计, J EOL J SM235CF扫描电镜仪(日本电工)112 实验方法(1)凝聚实验 当铜绿微囊藻达到指数生长期时,将其在12000r/min下离心收获.并用015%的NaCl溶液配成一定浓度的藻液(4178×106cell・mL-1,在波长680nm处的光密度值为:OD680nm=01100).称取一定量的黏土颗粒于800mL烧杯中,加入500mL藻液,立即开始搅拌.搅拌参数为:600r/min下搅拌4min,然后50r/min下搅拌2min,静置并开始计时.于液面下3cm处逐时(0,4,24,84,234,480 min)取样,测定上清液浊度(N TU)和藻细胞的数量(通过测定叶绿素a后由相应的换算关系得到).(2)N TU的测定[24] 参照《水和废水检测分析方法(第三版)》中推荐的测定方法.(3)叶绿素a(Chl2a,mg・L-1)含量的测定[25] 在液面下3cm处取样15mL,经0145μm微孔滤膜过滤.将滤膜连同其上的藻细胞充分溶解于5mL90%的丙酮溶液中,5000r/min 下离心10min,取上清液在665nm波长处测定其吸光值(A665nm).并由如下关系式计算叶绿素a的含量:Chl2a(mg・L-1)=1314×A665nm.(4)电镜样品准备 在黏土投加量为012g ・L-1的情况下做藻凝聚实验(实验操作同上).实验体系静置8h后,取少量沉积物,用1%的锇酸固定样品,然后进行临界点干燥,喷金,电镜观察.(5)海泡石的提纯 称取一定量海泡石(70目),分散于蒸馏水中,配制成10g・L-1的悬浮液,搅拌均匀后静置30min.将上清液离心分离,收集海泡石沉积物,烘干、研磨后过180目筛.经X2衍射分析证实,所得海泡石纯度达90%以上.(6)海泡石的电性改性 称取一定量的海泡石(180目,纯度大于90%),分散于1000mg ・L -1的Fe 3+溶液中(用N H 4Fe (SO 4)2・12H 2O 配制).常温振荡5h ,离心、烘干,研磨后过180目筛即得改性海泡石.2 结果与讨论211 黏土的藻凝聚效能由于藻细胞内部往往含有气泡,不易沉降.因此,要产生良好的藻凝聚效果黏土矿物须同时具有良好的藻凝聚能力和较快的沉降速度.为此,本文首先在017g ・L -1投加量下考察了26种黏土矿物的藻凝聚情况.并按平衡除藻率和除藻速率对它们进行了分类比较.图1 黏土矿物凝聚沉降铜绿微囊藻细胞的动力学曲线(26种黏土矿物根据8h 平衡除藻率(%)分成了3组:Ⅰ,Ⅱ,Ⅲ.图中误差线表示了各组黏土除藻百分率的变化范围,黏土投加量:017g ・L-1.具体的分组情况见表1.)Fig.1 K inetic curves of flocculating Microcystisaerugi nosa cells using clay minerals(26clays were grouped into three groups (Ⅰ,Ⅱ,Ⅲ)by comparing the removal efficiency of cells at 8h 1Error bars showed the variation of the removal efficiency of clays in each group.The detailed grouping is summarized in Table 1.The initial algal concentration was about 4178×106cells ・mL -1,the clay 2loading was 017g ・L -1).21111 8h 平衡去除率图1为26种黏土对铜绿微囊藻细胞的凝聚动力学曲线.它们反映了不同时刻黏土的除藻百分率.从图1可见,5h 后凝聚沉降过程基本达到平衡,所以,把8h 的黏土除藻百分率定义为8h 平衡除藻率.为便于分析讨论,对26条曲线进行了聚类分析处理(采用统计软件SPSS 1010,图2亦同),根据黏土的8h 平衡除藻率将它们分成平衡Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ3组(分组情况详见表1),图中各曲线的误差棒表示该组中所有黏土除藻百分率的标准偏差.其中平衡Ⅰ组的7种黏土矿物或氧化物(滑石、三氧化二铁、海泡石、四氧化三铁、高岭土、轻质页岩、陶土等)均显示了较高的藻凝聚性能,其中滑石、海泡石、三氧化二铁、四氧化三铁和高岭土的8h 除藻率>90%.平衡Ⅱ组黏土(焊条厂海泡石、凹凸棒、硅泥、累托土和伊利土等)的8h 平衡除藻率为50%～80%.平衡Ⅲ组黏土(铁矾土、云母,斜发沸石、轻骨料浮石、膨润土、白泥、沸石、浮石、火山渣、硅藻土、瓷土、高钾长石和石英等)的藻凝聚效率低于50%,基本不具备实用的除藻价值.21112 除藻速率为了计算黏土的除藻速率,首先对26种黏土凝聚动力学过程中的各数据点(0,4,24,84,234,480min )进行拟合.结果发现,各黏土的凝聚动力学过程均可用方程Q t =[1-exp (k ・t1/2)](1)定量模拟(表2,相关系数均大于0189),相应的除藻速率为:R t =dQ t /dt =-015Q 0・K ・exp (k ・t 1/2)/t 1/2(2)其中,Q t 为静置沉降t (min )时的除藻量(×106cells ・mL -1),Q 0为凝聚体系中原有的总藻量(×106cells ・mL -1),K 为凝聚沉降速率常数(min -1),R t 为t (min )时刻的除藻速率[×106cells ・(mL ・min )-1].根据公式(2)可计算出各个时刻的凝聚速率,然后对其进行聚类分析,将它们分成速率a 、b 、c 3组,结果如图2和表3所示.图2中各曲线的误差棒为该组中所有黏土除藻速率的标准偏差.笔者提出2种表达藻凝聚速率的方法或参数.一是根据公式(2)算出任意t (min )时刻的瞬时除藻速率.如图2中a ,b ,c 3组的初始1min 除藻速率分别为:01298×106～0141×106,01182×106～01254×106和<0192×106cells ・(mL ・min )-1.并且较快的速率主要集中在凝聚静置过程的前10min内,10 min之后凝聚速率显著降低(图2).另一个直观有效的比较不同黏土凝聚除藻速率的方法是根据动力学曲线,按公式(1)计算出去除50%和80%藻细胞所用的时间t50和t80(表2).由此可见,不同黏土的除藻速率是十分不同的.由于不表1 黏土矿物凝聚除藻的性能分组与综合分类(3类,共26种黏土)Table1 Twenty2six clays were classified into categories based on the grouping in equilibrium removal efficiency(groupⅠ,Ⅱ,Ⅲ) and the removal rate(group a,b,c)according to the linkage distance of cluster analysis(SPSS1010)综合分类平衡分组速率分组黏土矿物名称密度/g・cm-3主要矿物成分产地或来源Ⅰa滑石(70%)1)2158～2183滑石,菱镁矿,石英辽宁海城第Ⅰa三氧化二铁419～513化学试剂(AR) 1Ⅰa海泡石(90%)215海泡石,滑石湖南株洲类Ⅰa四氧化三铁512化学试剂(AR)Ⅰb高岭土(80%)216～2163高岭石,石英,伊利石浙江Ⅰb轻质页岩2123～2128石英,钾长石内蒙古Ⅰb陶土216～218石英,高岭石,伊利石北京海淀第Ⅱb焊条厂海泡石2～215湖南株洲2Ⅱb凹凸棒(70%)2105～213坡缕石,石英安徽类Ⅱb硅泥216～2165石英,高岭石湖南醴陵Ⅱc累托土2)(80%)2～3累托石,云母,高岭石Ⅱc伊利土(65%)216～219伊利石,长石,石英浙江Ⅲc铁矾土2175～310方解石,石英,蒙脱石河北Ⅲc云母217～315河北灵寿Ⅲc斜发沸石2116石英,沸石,长石山东Ⅲc轻骨料浮石217～2184长石,蒙脱石,石英黑龙江长白山Ⅲc膨润土2)(92%)2～217蒙脱石第Ⅲc白泥216～218蒙脱石,石英湖南株洲3Ⅲc沸石2～213云南昆明类Ⅲc浮石2搓脚石213～214北京Ⅲc镜泊湖浮石217～2184黑龙江镜泊湖Ⅲc火山渣217～2184斜长石,石英,赤铁矿浙江Ⅲc硅藻土014～019美蛋白石吉林Ⅲc瓷土216～218北京海淀Ⅲc高钾长石2154～2162钾长石,云母湖南长沙Ⅲc石英(90%)2165石英河北灵寿 1)括号中数值为黏土的纯度; 2)从国家建材工业局地质研究所购得的标准物质同黏土凝聚初期与后期速率的变化很不相同,至少需用能代表初期(如t50)和后期(如t80)的2个以上的直观参数才能较全面地表述其凝聚速率.当然这只是一种有用但粗略地表达、比较方法,要准确地描述全程速率可用公式(2),用它还可算出任一时刻地瞬时速率.只是从应用的角度看瞬时速率不如t50和t80更直观和便于使用.另外,笔者建议用t50(t80)直观表达8h 以内的除藻速率.当沉降时间远远大于8h时,这2个参数已没有多少实际意义.a,b,c3组的平均动力学参数见表3.21113 黏土的综合凝聚除藻效能比较分析及分类根据图1和图2中的分组,从平衡除藻能力(主要因素)和除藻速率(第2因素)的结合上对黏土的综合除藻效能进行分类评估.从表1～3和图1～2可见,平衡I组的滑石、三氧化二铁、海泡石、四氧化三铁、高岭土等5种黏土矿物8h平衡藻去除率>90%,而且在长时间内始终保持了较快的沉降性能(t50分别为913, 1912,1513,2116,2516min;t80分别为5013, 10318,8217,11617,13810min),平均t50<30 min,t80<215h,将其归为综合第1类黏土.对于综合第2类,8h平衡藻去除率为50%～ 表2 黏土凝聚除藻的动力学数据(26种)1)Table2 K inetic data set for the flocculation of algae using clays综合分类平衡分组速率分组黏土矿物除藻速率×106/cells・(mL・min)-1去除50%藻细胞的用时t50/min去除80%藻细胞的用时t80/minⅠa滑石(70%)R t1)=31516t-0195320100026610第Ⅰb三氧化二铁R t=11783t-01839361211514 1Ⅰb海泡石(90%)R t=21034t-0185733118314Ⅰb四氧化三铁R t=11415t-018006131914613Ⅰb高岭土(80%)R t=11906t-01854641712012Ⅰc轻质页岩R t=01069t-0125381151721711Ⅰc陶土R t=01195t-0147511181128911第Ⅱb焊条厂海泡石R t=11835t-01874881335214 2Ⅱc凹凸棒(70%)R t=01413t-0161901001334413类Ⅱb硅泥R t=21303t-019340118217113Ⅱb累托土(80%)R t=11183t-01848710414233119Ⅱb伊利土(65%)R t=01949t-01813814217178115Ⅲc铁矾土R t=01026t-0126124561986313Ⅲc云母R t=01386t-01730687110498512Ⅲc斜发沸石R t=01048t-01392962415135414第Ⅲc轻骨料浮石R t=01270t-01681494310412217 3Ⅲc膨润土(92%)R t=01155t-01595386511276313类Ⅲc白泥R t=01085t-015384137318380310Ⅲc沸石R t=01005t-0103706051998710Ⅲc浮石2搓脚石R t=01111t-015804151915465715Ⅲc镜泊湖浮石R t=01078t-015548219219630210Ⅲc火山渣R t=01035t-013979112318245310Ⅲc硅藻土R t=01002t+0111835641785917Ⅲc瓷土R t=01001t+01133495617144813Ⅲc高钾长石R t=01050t-016641999501640501010Ⅲc石英(90%)R t=01017t-01474912318133014910 1)所有除藻速率拟合曲线的相关系数均大于0189.表3 速率a,b,c3组的平均动力学参数Table3 The average kinetic parameters for the removal rate groups of a,b,c类别除藻速率×106/cells・(mL・min)-1相关性R2去除50%藻细胞的用时t50/min去除80%藻细胞的用时t80/min30min除藻量×106/cells・mL-1除藻率/%a R t=315160t-0195321100000100026610411238613b R t=117016t-018603110000111432910217375713c R t=011209t-01568201999310031129781801525111080%,t50<215h,但t80>5h.平衡Ⅲ组中黏土的8h平衡藻去除率低于50%,速率较慢, t50远远大于8h,基本不具有实用除藻能力,全部归为综合第3类黏土.综合分类、平衡分组以及速率分组总结于表1和表2.化学分析结果表明,黏土的藻细胞凝聚性能和其[Al2O3+MgO]含量有一定的正相关性(图3,相关系数r=0177),其中MgO含量较高时黏土的藻去除率似乎更高(如海泡石和滑石).这可能与这些氧化物所代表的特定结构有关,可能是具有特定结构的黏土促进了藻凝聚.图2 黏土除藻的速率曲线分组(26种黏土矿物根据初始1min 时的除藻速率分成了a ,b ,c 3组,图中误差线表示了各组黏土除藻速率的变化范围.具体的分组情况见表1和表2)Fig.2 Twenty six clays were grouped into three groups (a ,b ,c )according to the initial (1min )removal rate (The detailed grouping was summarized in Table 1.The initial algal concentration was 4178×106cells ・mL -1,and the clay 2loading was 017g ・L -1).图3 黏土的凝聚能力与其[Al 2O 3+MgO]含量的相关性Fig.3 Correlation betweenthe removal efficiencyand the content of [Al 2O 3+MgO ]in clays21114 投加量对黏土矿物藻凝聚效能的影响图4为不同黏土投加量下的藻细胞凝聚效率曲线.从图4可见,虽然在017g ・L -1的投加量下,滑石具有比海泡石更快的凝聚速度和相近的平衡除藻率(>96%),但随着投加量的降低,滑石的平衡除藻率则显著降低,当投加量为012g ・L -1时,藻细胞的去除率降为60%左右,图4 除藻效率随黏土投加量的变化曲线Fig.4 Removal efficiencies of Microcystis aerugi nosaat different clay dosage高岭土降低到40%.其它黏土(第2和第3类)的藻凝聚效果则更差,多在高岭土之下的斜线区域.只有海泡石仍保持了较高的藻凝聚效果,在012g ・L -1的投加量下,8h 平衡除藻率可达97%(图5).此外,8h 后海泡石几乎完全沉降(原水浊度去除98%),它在上清液中残留浊度仅为214N TU.而投加量降低到011g ・L -1时,海泡石仍保持近90%的平衡除藻率.这体现了海泡石优良的藻凝聚能力,同时也暗含了海泡石可能具有与其它黏土不同的藻细胞凝聚机理和特性.图5 低投加量下(012g ・L -1)第1类黏土矿物及PAC 凝聚沉降铜绿微囊藻的动力学曲线(其中虚线为PAC ,使用量为:0102g ・L -1)Fig.5 K inetic curves of flocculating Microcystis aerugi nosaby type I clays and PAC at low dosage of 012g/L (dotted line :PAC dosage of 0102g/L ;The initial algal concentration was 4178×106cell ・mL -1) 另外,从图5中看出,单独使用聚合氯化铝(PAC )并不能有效地凝聚去除藻细胞,在0102～012g ・L -1投加量下PAC 的藻凝聚能力基本不变,平衡除藻率均低于40%.212 凝聚机理分析如以上实验所示,与高岭石、蒙脱石和滑石等黏土相比,海泡石具有更优良的蓝藻凝聚性能,因此有必要深入考察其可能存在的独特藻凝聚机理.根据DLVO 凝聚理论,除了水动力学和水质条件(p H 和离子强度等)外,相互凝聚颗粒间的范德华引力和静电斥力在凝聚过程中发挥着重要的作用.因此,在藻细胞和黏土的凝聚体系中,两者的带电性质,颗粒形状,粒度,密度等性质都影响着它们的凝聚行为[12～20].21211 电性分析几种黏土颗粒和铜绿微囊藻细胞的带电性质如图6所示.像多数藻细胞一样,铜绿微囊藻(M icrocystis aerugi nosa 469)细胞也显负电性,在p H =715～815时(本实验凝聚体系p H 范围)保持在-1010mV 左右.高岭石、滑石、蒙脱石和海泡石也如大多数的黏土一样带负电.但是,相对其他黏土,海泡石和Ca 2蒙脱石电位更接近0电位,中性p H 下大约为-2010mV ～-3010mV.根据DLVO 凝聚理论,水溶液中海泡石和Ca 2蒙脱石黏土颗粒与藻细胞间的静电斥力应相对较小,应该更容易凝聚藻细胞.但事实上海泡石的藻凝聚性能要远优于Ca 2蒙脱石,甚至高负电性的滑石和高岭石也优于Ca 2蒙脱石(图6).这说明,黏土的荷电性并不是黏土凝聚藻细胞的唯一决定因素,可能有其他的因素与电性协同或单独发挥着更重要的作用.图6 黏土和藻细胞颗粒的电动电位曲线Fig.6 Zeta potentialsof clay particles and algal cells as a function of p H (The particles and cells were dispersed in 015%NaCl solution )图7 藻和黏土颗粒凝聚体扫描电镜照片Fig.7 SEM image of the floc of clay particles and algal cells21212 凝聚体形态分析图7为高岭土和海泡石在藻凝聚过程中形成的絮体的扫描电镜照片.从图7可见,海泡石颗粒多呈纤维棒状,并且在水溶液中易于聚集成簇,相互交织成网状.这种形态和特性可使海泡石在凝聚过程中易于对水样中藻细胞产生架桥网捕作用.图7也显示海泡石周围附着网捕了很多数量的藻细胞.与此相对照,滑石、高岭土和蒙脱石黏土呈不规则的颗粒状(限于篇幅,本文未列出滑石和蒙脱石的电镜照片),它们分散存在,凝聚网捕的藻细胞也较少.另外,从图7中可见,藻细胞在凝聚过程中始终保持完整的球状形态,说明黏土凝聚除藻过程未使藻细胞破裂.因而不会象化学杀藻剂那样促使藻细胞内藻毒素的释放.21213 电性改性研究文献报道[23],海泡石化学式为:SiO 2Mg 8O (OH )4(OH 2)48H 2O ,表面带有羟基,属碱性,极易吸附正电金属离子,且金属离子价数越高越易被吸附.Fe 3+是海泡石的特征吸附离子,它能使海泡石的电动电位由负值变为正值(中性p H 下).据此,对海泡石和Na 2蒙脱石(作为对比)进行Fe 3+改性研究.图8 海泡石改性前后电动电位曲线对比Fig.8 Zeta potentials of Fe 3+modified sepioliteand Na 2Mont.particles(Particles were dispersed in 015%NaCl solution )海泡石和Na 2蒙脱石改性后,其电动电位特性如图8所示.从中可见,海泡石Fe 3+改性后,其电动电位大幅提高.尤其在中性环境下,改性后海泡石可带正电.这使得它更易于和藻细胞发挥电中和作用.实验证实,改性后的海泡石具有更快的除藻速率(图9),达到相同的凝聚效果需要的投加量亦有所降低(约降低50%).012g ・L -1的改性海泡石的t 80也由约100min 降到<10min.但是低于011g ・L -1的投加量时,改性海泡石的除藻效率锐减,说明电性改性的方法对提高黏土凝聚效力有限.Na 2蒙脱石经Fe 3+改性后,电位略有上升(p H =719时,由-3718mV 到-3210mV ),其相应的藻凝聚能力的提高也很有限.图9 改性海泡石凝聚沉降铜绿微囊藻细胞的动力学曲线(投加量为012g ・L -1,其中虚线改性海泡石使用量为:011g ・L -1)Fig.9 K inetic curves of flocculating Microcystisaerugi nosa cells by modified sepiolite particles(The initial algal concentration was about 4178×106cell ・mL -1.The clay dosage was 012g ・L -1,dotted line was modified sepiolite at dosage of 011g ・L -1) 所以,虽然黏土的电性对其藻凝聚发挥着较重要的影响,但仅靠电性并不能完全解释本实验中所有的现象.黏土的结构形态或其聚集形态可能通过网捕作用或与电荷协同作用发挥了更加重要的作用.这一认识可能对设计与寻找更有效的黏土及其改性方法,大幅度提高除藻效率降低投加量具有重要的指导意义.3 结论(1)对26种黏土凝聚除藻效率进行了分类.系统测定了各类黏土的8h 平衡除藻率,并。
预氧化强化混凝去除富营养化水体中藻类研究回顾
预氧化强化混凝去除富营养化水体中藻类研究回顾陈诗雯;贾沛莉;周燕平;代瑞华【期刊名称】《净水技术》【年(卷),期】2017(36)12【摘要】水体富营养化导致的水华威胁着饮用水安全和水生态平衡.近年来,如何高效地去除水中的藻类已成为国内外的研究热点.将预氧化和混凝法进行联用可以起到协同效果,从而有效去除水体中的藻类,而不同的预氧化方法在除藻机理、效果上均有很大差别.文中主要探讨了高锰酸钾、臭氧、二氧化氯、高铁酸盐、紫外预氧化强化混凝除藻时的不同特性、效果以及安全性,为水厂除藻工艺的选择提供参考.%Drinking water safety and aquatic ecosystem balance has been threatened by algae bloom.Recent years,how to remove algae from water efficiently has been a hot topic throughout the world.The algae in water can be efficiently removed by pre-oxidation synergistically with coagulation.However,different kinds of pre-oxidation technics vary largely in their mechanics and effects.Different characteristic,effect and safety factors of potassium permanganate,ozone,chlorine dioxide,ferrate and ultraviolet are discussed in this manuscript,which can offer a reference for water plants to choose proper treatments.【总页数】6页(P44-49)【作者】陈诗雯;贾沛莉;周燕平;代瑞华【作者单位】复旦大学环境科学与工程系,上海200433;复旦大学环境科学与工程系,上海200433;复旦大学环境科学与工程系,上海200433;复旦大学环境科学与工程系,上海200433【正文语种】中文【中图分类】TU991.2【相关文献】1.生物陶粒对富营养化水体中藻类去除的研究 [J], 梁萍;郭建敏;王慧丽;何秀红2.PAFC-PDM复合混凝剂强化混凝去除水库源水中的藻类 [J], 李明玉;孙玉君;刘丽娟;潘倩;汪琳;任刚3.预氧化强化混凝去除藻类的影响因素 [J], 王品飞;倪澜绮;张丹轶;代瑞华4.化学预氧化对藻类细胞结构的影响及其强化混凝除藻 [J], 王立宁;方晶云;马军;陈忠林5.化学预氧化对藻类细胞结构的影响及其强化混凝除藻 [J], 王立宁;方晶云;马军;陈忠林因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
铜绿微囊藻杀藻剂的现状综述:性能及机理
铜绿微囊藻杀藻剂的现状综述：性能及机理
金吉媛;黄馨雯;曹杰;吴兵党
【期刊名称】《工业水处理》
【年(卷),期】2024(44)2
【摘要】富营养化导致的蓝藻水华暴发不仅破坏生态环境,而且影响人类正常生活,因而近年来受到了广泛关注。
有效控制蓝藻水华的生长是当前亟待解决的重要问题之一,投加杀藻剂是及时控制蓝藻水华的有效方法,目前已有较多研究关注杀藻剂的
发展,但鲜有研究从实际应用的角度出发全面总结常见杀藻剂的研究现状。
针对铜
绿微囊藻这一典型蓝藻,重点介绍了近年来备受关注的几种杀藻剂,主要从杀藻效果、作用机理、对微囊藻毒素的影响以及实际应用潜力等方面进行了综述,以期为实际
水体中控制蓝藻水华的杀藻剂选择提供指导。
此外,指出了应关注化感物质超过环
境本底水平时的风险和非化感物质长期作用的风险,并综合考虑使用效果和安全性,
提出了生态友好的杀藻剂应具备的特点以及采用缓释和联用等策略改善现有杀藻剂缺陷的思路。
【总页数】6页(P11-16)
【作者】金吉媛;黄馨雯;曹杰;吴兵党
【作者单位】中国电建集团成都勘测设计研究院有限公司;苏州科技大学环境科学
与工程学院;苏州市海绵城市技术重点研究实验室
【正文语种】中文
【中图分类】X703.1;X172
【相关文献】
1.一株溶藻细菌对铜绿微囊藻的溶藻机理初探
2.一株铜绿微囊藻溶藻菌的溶藻机理研究
3.杀藻剂对不同表型铜绿微囊藻的作用
4.一株铜绿微囊藻溶藻菌的溶藻机理研究
5.不同絮凝剂对铜绿微囊藻去除性能及机理试验
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电化学氧化灭活铜绿微囊藻及藻毒素的降解
电化学氧化灭活铜绿微囊藻及藻毒素的降解周石庆;卜令君;施周;许仕荣;王涛【摘要】利用混合金属氧化物(IrO2-Ta2O5/Ti)电极在氯化钠电解质中产生的活性氯(氯气和次氯酸)灭活铜绿微囊藻细胞.活性氯在溶液中的生成符合法拉第定律,其浓度与电流密度和反应时间成正比.实验系统考察了藻细胞完整性、表面形态和光合活性在电化学氧化过程中的变化,并研究了藻类有机物和微囊藻毒素(MC-LR)在该过程中的释放与降解情况.结果表明:电化学氧化工艺可有效灭活铜绿微囊藻细胞;电流密度越大,反应时间越长,藻细胞破损程度越严重;胞外MC-LR在氧化过程中呈现先升高再降低的趋势,最终质量浓度可达到1.0μg·L-1以下.电化学氧化工艺不仅可以有效灭活藻细胞,还能有效控制藻细胞胞外有机物和藻毒素,因此对于高藻水处理具有良好的应用前景.【期刊名称】《湖南大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2019(046)006【总页数】6页(P103-108)【关键词】电化学氧化;铜绿微囊藻;活性氯;细胞完整性;微囊藻毒素【作者】周石庆;卜令君;施周;许仕荣;王涛【作者单位】湖南大学土木工程学院,湖南长沙 410082;湖南大学建筑安全与节能教育部重点实验室,湖南长沙 410082;湖南大学土木工程学院,湖南长沙410082;湖南大学建筑安全与节能教育部重点实验室,湖南长沙 410082;湖南大学土木工程学院,湖南长沙 410082;湖南大学建筑安全与节能教育部重点实验室,湖南长沙 410082;湖南大学土木工程学院,湖南长沙 410082;湖南大学建筑安全与节能教育部重点实验室,湖南长沙 410082;湖南大学土木工程学院,湖南长沙410082;湖南大学建筑安全与节能教育部重点实验室,湖南长沙 410082【正文语种】中文【中图分类】X522近年来，由于严重的水体富营养化现象，“水华”在世界各地的湖泊、水库中频繁发生[1-2].其中铜绿微囊藻（Microcystis aeruginosa）是最常见的藻种，也是我国大部分湖泊的主要危害型藻类[3].在“水华”过程中，大量的藻细胞及其代谢物如藻毒素、内毒素、嗅味物质等均会影响常规水处理工艺的正常运行[4-6].虽然气浮工艺在一些饮用水厂对水的处理中取得了较好的效果，但在大多数地区混凝仍被视为去除藻细胞及其代谢物的关键屏障[7].然而，在“水华”现象发生时，混凝对藻细胞的去除效果不佳，且藻细胞破裂后释放的藻毒素等胞内物质无法被常规处理工艺有效去除[8].预氧化已经被越来越广泛应用于高藻水处理以提高藻细胞去除率并控制消毒副产物生成.在前人的研究中，液氯[9-10]、二氧化氯[11]、高锰酸钾[12]等被大量应用于高藻水处理工艺，取得了较好的效果.但此类氧化剂也存在运输、储存不便，水体色度增加等问题.随着电力行业的飞速发展，太阳能、风力等新型能源的普及大大降低了电力成本，使得电化学氧化工艺有潜力成为水处理过程中的重要一环.近年来，大量学者针对电化学氧化在水处理工艺中的应用进行了研究并取得了进展[13-16].电化学氧化中，电解质和电极材料对水处理效率有着较大影响.通常情况下，氯离子作为电解质可取得较好效果（原理如式（1）和式（2）所示）[17].对于电极材料，有研究表明活性电极（如RuO2电极、铂电极）相较惰性电极（如金刚石电极、SnO2电极）有着较低的析氧（氯）电位，更易产生活性氯[18].本文采用析氧（氯）电位较低的混合金属氧化物（Mixed metal oxide，IrO2-Ta2O5/Ti）电极作为工作电极、氯离子作为电解质，以铜绿微囊藻作为研究对象，探讨电化学氧化在高藻水处理过程中的效能及机理，以期为实际水处理方面的应用提供理论基础.1 材料与方法1.1 实验材料铜绿微囊藻藻种（FACHB-912）购自中科院武汉水生所，采用BG-11培养液（不含氯离子），在光照培养箱培养，温度为25℃，光照周期为12 h光照~12 h黑暗.如无特殊说明，本实验采用的所有样品均为分析纯，实验中所有溶液均由超纯水配制.HPLC级乙腈和甲酸购于Sigma-Aldrich公司，DPD余氯试剂购于哈希公司，玻纤滤膜购自Whatman公司，氯化钠、硫代硫酸钠及BG-11培养基所需试剂均购自上海国药集团，IrO2-Ta2O5/Ti电极购于陕西开达有限公司，藻毒素（MC-LR）标准样品购于Alexis公司，SYTOX核酸染剂购于Invitrogen公司.1.2 实验方法本实验采用IrO2-Ta2O5/Ti电极（5 cm×2.5 cm）为阳极，不锈钢电极为阴极；采用直流电源；磁力搅拌器和磁力搅拌子用来加速藻细胞溶液的混合.实验装置示意图如图1所示.按固定时间取样，在所取样品中立即加入过量硫代硫酸钠溶液淬灭剩余氧化剂终止反应进行.图1 实验装置示意图Fig.1 Schematic diagram of test apparatus实验过程中，藻细胞初始浓度为1.0×106~4.0×106个·mL-1，氯化钠电解质浓度为30 mmol/L，反应时间如无特殊说明均为20 min，电流密度为2.5~10.0 mA·cm-2.1.3 分析方法藻细胞浓度由紫外-可见光分光光度计（U-3900，Hitachi）于波长680 nm处测定；活性氯含量采用余氯仪（DR3900，Hach）测定；藻细胞氧化前后表面形态的变化通过扫描电镜观察（SEM，JSM-6700F，Jeol）.铜绿微囊藻细胞活性采用流式细胞仪（FC500，Beckman Coulter）检测：通道FL1（530 nm）收集SYTOX染剂产生的绿色荧光，通道FL3（630 nm）收集叶绿素-a产生的红色荧光.SYTOX染剂可以渗入死细胞内并将核酸染色，因而可以用来判断细胞活性[19].数据通过Flowjo_v10软件分析.三维荧光光谱采用Hitachi F-7000型荧光光谱分析仪进行分析：发射波长扫描范围为280~550 nm，激发波长扫描范围为220~450 nm，扫描间隙5 nm.所得数据由Surfer软件分析处理.藻毒素MC-LR浓度采用液相色谱-三重四级杆串联质谱联用仪（Agilent1290/6460）测定：流动相为超纯水（质量分数为0.1%甲酸）和乙腈混合物（质量配比65∶35），流速0.2 mL·min-1，进样体积10 μL，质谱电离源为电喷雾电离正源（ESI）.2 结果与讨论2.1 电化学氧化体系中的活性氯为验证电化学氧化体系中活性氯的产生，本研究在无藻细胞的情况下对该系统中活性氯浓度进行了测定.图2为不同电流密度条件下电化学氧化中活性氯的质量浓度，由图2可知，当施加电流密度为2.5 mA·cm-2时，在20 min内系统能够产生7.3 mg·L-1活性氯，当电流密度增加至10.0 mA·cm-2时，活性氯产量增加到34.3 mg·L-1.由法拉第定律（式（3））可知，活性氯浓度与电流及反应时间成正比，活性氯浓度随着电流密度及反应时间增大而增大.式中：C 代表活性氯的浓度（mol·L-1）；Z 是指电子转移数（eq·mol-1）；F 为法拉第常数（96 485.3 Coulombs·mol-1）；V 为电解液体积（L）；I为电流（A）；t为反应时间（s）.图2不同电流密度条件下电化学氧化中活性氯的质量浓度Fig.2 Generation of active chlorine at different applied current densities during the electrochemical oxidation2.2 藻细胞完整性及其表面形态的变化图3 为采用不同电流密度电化学氧化处理后藻细胞完整性的变化情况.如图3所示，R1区域代表完整藻细胞，其叶绿素-a含量较高，且SYTOX染剂无法进入细胞内与核酸结合，因此通道FL3强度较强，而通道FL1强度较弱；相反，R2区域代表破损藻细胞，通道FL3强度较弱，通道FL1强度较强.图3 不同电流密度电化学氧化处理后藻细胞的流式细胞图Fig.3 Flow cytometry results of Microcystis aeruginosa after treatment of electrochemical oxidation with different current densities由图3可知，未经处理的藻细胞中有96.7%均为完整的细胞，当向含藻细胞的溶液分别施加2.5 mA·cm-2和5.0 mA·cm-2的电流密度时，伴随着细胞膜的破裂和叶绿素-a的分解，完整细胞比例分别降至57.2%和26.6%；而当电流密度继续分别增加至7.5 mA·cm-2和10.0 mA·cm-2时，溶液中几乎没有完整细胞残留，超过90%的藻细胞被溶液中产生的活性氯氧化.为获得电化学氧化铜绿微囊藻细胞的直观过程，采用电子扫描电镜（SEM）进行了实验表征，氧化前后藻细胞表面形态如图4所示，进一步证实了藻细胞在电化学氧化过程中的凋亡.电化学氧化处理前，藻细胞呈椭圆型，表面光滑，形状饱满，结构完整；而氧化后的藻细胞明显被溶液中产生活性氯严重侵蚀，虽然藻细胞大小仍能维持在2 μm左右，但其形状发生了很大改变，出现一些褶皱和萎缩，可见其失去了正常的形态，濒临死亡.Fig.4 SEM images of Microcystis aeruginosa cell surface morphology2.3 藻类光合活性的变化图5 电化学氧化处理之后藻细胞溶液OD680的变化Fig.5 OD680variation of Microcystis aeruginosa solution after electrochemical oxidation为证明剩余藻细胞是否仍具有光合活性，将电化学氧化处理后的藻细胞置于培养基中继续光照培养10 d，每隔2 d取样观察藻细胞浓度变化.铜绿微囊藻溶液的最大吸光度位于680 nm处，因此本研究采用OD680来反映溶液中藻细胞浓度.如图5所示，未经处理的藻细胞溶液吸光度在10 d内由0.10持续增长至0.55；而分别经2.5 mA·cm-2和5.0 mA·cm-2电流密度氧化处理后藻细胞溶液吸光度虽仍在增长，但其增幅均有一定程度下滑（分别由0.09和0.08增长至0.38和0.25）.而当外加电流密度分别增加至7.5 mA·cm-2和10.0 mA·cm-2时，藻细胞溶液吸光度在培养过程中呈下降趋势，10 d后溶液几乎呈透明状，吸光度降至0，表明采用该条件处理后的藻细胞基本不具有光合活性，无法继续增殖.此实验结果与流式细胞仪测试结果基本一致.2.4 电化学氧化对藻类胞外有机物的影响如图6（a）所示，铜绿微囊藻胞外有机物的荧光光谱有3个特征峰，分别为类腐殖酸区域（C，Ex/Em=330/420 nm）、类蛋白区域（B，Ex/Em=280/335 nm）、类富里酸区域（C，Ex/Em=280/450 nm）.当向藻细胞溶液中分别施加5.0、7.5和10.0 mA·cm-2的电流密度时，如图 6（b）（c）（d）所示，对应的3 个特征峰均不同程度地被削弱，说明胞外有机物被不同程度地降解.在本研究中，并未观察到胞内有机物释放的现象，这可归因为溶液反应时间相对较长（20 min），释放的有机物被进一步降解.实验结果表明电化学氧化工艺不仅可以有效灭活藻细胞，还可以有效氧化藻细胞胞外有机物，从而可降低后续工艺中消毒副产物的生成潜能.图6 胞外有机物荧光光谱Fig.6 Fluorescence spectra of EOM2.5 藻毒素在电化学氧化过程中的释放与降解由于氧化剂能够引起藻细胞裂解，预氧化过程中常常会导致藻毒素MC-LR释放，加重后续水处理工艺的负荷.世界卫生组织和我国饮用水水质标准中均将MC-LR临界值限制为1.0 μg·L-1以下[20]，因此考察藻毒素在电化学氧化过程中的释放和降解非常重要.根据Zamyadi等[9]对氯化铜绿微囊藻细胞的研究，预氧化过程中藻毒素的释放和降解可归纳为两个连续不可逆的一级反应，如方程（4）所示.式中：[MC-LRi]和[MC-LRe]分别为胞内和胞外藻毒素质量浓度；kr和kd分别为胞内MC-LR的释放速率和胞外MC-LR的降解速率.如图7所示，当电流密度为2.5 mA·cm-2时，溶液中MC-LR质量浓度在20 min氧化时间内从15.5 μg·L-1缓慢增长至29.8 μg·L-1.这是由于在此电流密度下，胞内MC-LR的释放速率大于胞外MC-LR的降解速率，造成胞外藻毒素浓度逐渐升高.当电流密度增加到5.0 mA·cm-2时，20 min氧化时间内溶液中MC-LR质量浓度先升高再降低.这是因为初始阶段伴随着胞内MC-LR的大量释放，其释放速率高于胞外MC-LR的降解速率，因此溶液中MC-LR质量浓度升高，8 min时溶液中MC-LR质量浓度达到峰值（55.7 μg·L-1）.随着体系中活性氯的质量浓度不断升高以及胞内MC-LR的完全释放，胞外MC-LR的降解速率大于胞内MC-LR的释放速率，因此溶液中MC-LR的质量浓度开始降低，反应进行至20 min时，剩余MC-LR 质量浓度已低至1.0 μg·L-1以下.同理，当电流密度持续分别增加至7.5 mA·cm-2和10.0 mA·cm-2，溶液中MC-LR质量浓度呈现先升高后降低的趋势.但由于活性氯质量浓度随电流密度的增加而增加，溶液中MC-LR峰值出现的时间越来越提前，且随着氧化的进行，20 min以内溶液中MC-LR的质量浓度均可以降至1.0 μg·L-1以下.图7 电流密度和接触时间对藻毒素释放和降解的影响Fig.7 Effect of current density and contact time on the release and degradation of MC-LR3 结论1）在本文所研究的电化学氧化体系中产生了活性氯（氯气、次氯酸），能够有效灭活藻细胞.2）藻细胞完整性、表面形态和光合活性均在电化学氧化过程中遭到破坏.3）电化学氧化过程能够有效氧化藻细胞胞外有机物，从而降低后续工艺中消毒副产物生成潜能.4）电化学氧化过程可以有效降解胞外MC-LR，达到我国饮用水卫生标准的要求（1.0 μg·L-1以下）.参考文献【相关文献】［1］ YANG M，YU J W，LI Z L，et al.Taihu Lake not to blame for Wuxi′s woes［J］.Science，2008，319：158—158.［2］余亚琴，吕锡武，吴义锋.改进型ABR处理太湖富藻水启动研究［J］.湖南大学学报（自然科学版），2014，41（3），94—100.YU Y Q，LÜ X W，WU Y F.Start-up research on cyanobacteria in Taihu Lake treatment by the improved anaerobic baffle reactor［J］.Journal of Hunan University（Natural Sciences），2014，41（3），94—100.（In Chinese）［3］高乃云，沈嘉钰，黎雷，等.高锰酸钾灭活铜绿微囊藻及胞内毒素释放机制［J］.同济大学学报（自然科学版），2014，42（5）：721—728.GAO N Y，SHEN J Y，LI L，et al.Inactivation of Microcystis aeruginosa by permanganate and release kinetics of intracellular microcystin［J］.Journal of Tongji University（Natural Science），2014，42（5）：721—728.（In 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混凝除藻研究
混凝除藻的研究在我国的水厂中，藻类去除一直是一个比较重要的问题。
通常采用加氯杀藻，但随之带来的是水质的味觉超标，特别是在原水高藻类爆发时，尤为严重。
采用聚铁硅酸钠与高分子电解质联用的方法，强化混凝沉淀，在藻类爆发时，出厂水的味觉得到较好的改善。
中国城市供水水源约四分之一为湖泊、水库。
随着水体中污染的增加，湖泊、水库的富营养化问题越来越严重，藻类的爆发也越来越频繁。
当藻类爆发时，常规的饮用水处理工艺已很难给出合格的水质，特别是饮用水的味觉。
另外，藻类的代谢产物也是THM的前体物质之一。
藻类属于胶体类物质，其直径在6um左右。
天然水中的胶体通常是带电荷胶体，有关研究表明 铝盐或铁盐的水解物可压缩藻类表面的负电荷双电层[4,6]，从而形成很强的聚合体。
当采用铝盐或聚二烯丙基二甲基氯化铵混凝剂与阴离子聚丙烯酰胺连用时，铝盐或阳离子高分子混凝剂可在微藻之间吸附架桥，从而形成大的矾花被沉淀过滤。
从这点上来说，藻类的去除率是可以通过强化混凝沉淀的工艺来提高的。
原水藻类爆发的特点通常是在冬末春初，水温低，浊度低，由于碰撞几率的下降和布郎运动的减弱，更增加了处理难度。
在大量的调研基础上，根据国外的经验和我国的实际情况，我们可以采用聚铁和高分子聚合电解质来强化混凝沉淀过滤来提高水中藻类的去除率。
强化混凝可以有效地去除藻类。
加强了混凝沉淀过滤工艺，可以保证了出厂水的味觉指标。
饮用水的鱼腥可能来自于两个方面，一是由于藻类的代谢产物或代谢产物与加氯所至，二是水中的有机物与藻类的代谢产物联合所至。
加强混凝絮凝，不但去除水中的藻类，同时也去除水中的各类有机物，从而使饮用水中的味觉得到改善。
国外研究指出，强化混凝絮凝，并不能有效地提高藻类在沉淀池中的去除率，但能有效地提高其在滤池中的去除率藻类的去除主要取决于PH值，碱度和预氯化几个因素。
低PH对于单纯的混凝沉淀有利。
比如，当PH9.6，碱度700mg/L，铝盐的投加量为150mg/L时，其藻类去除率仅为30%；而当PH5.8，碱度150mg/L，铝盐投加量为80mg/L时，藻类的去除率可高达90%。
MIEX(R)预处理对水源水中藻源DON的去除效能及机理
MIEX(R)预处理对水源水中藻源DON的去除效能及机理刘成;王杰;陈彬;陈卫【摘要】利用小试试验研究了磁性离子交换树脂预处理(MIEX(R))对高藻水源水中的溶解性有机氮(DON)的去除效能,并通过分子量分布测定、双向电泳等手段初步分析了其作用机理.结果表明,MIEX(R)预处理对DON具有较好地去除效果,并可有效强化混凝工艺的处理效能.投加量为15mL/L时,MIEX(R)预处理可提升DON去除率20％;以铜绿微囊藻为主要种属的高藻水源水中藻类蛋白种类不低于230种,且大多数处于酸性端,分子量区间主要分布于15～40Ku、65～75Ku,处于MIEX(R)预处理可去除的分子量区间,从而具有较好的去除效果.综上所述,MIEX(R)预处理可以作为强化去除高藻水源水中DON的一种方法.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2015(035)004【总页数】6页(P1123-1128)【关键词】MIEX(R)预处理;DON;藻类;总可溶蛋白【作者】刘成;王杰;陈彬;陈卫【作者单位】河海大学,浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,江苏南京210098;河海大学环境学院,江苏南京210098;河海大学环境学院,江苏南京210098;河海大学,浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,江苏南京210098;河海大学环境学院,江苏南京210098【正文语种】中文【中图分类】X703.5高藻水源水中含有大量的天然有机物及藻类代谢产物，而在藻类爆发后期，随着藻细胞的大量死亡，其细胞内的物质进入水体，对常规工艺的运行及出水水质造成负面影响［1-2］.含氮有机物是近期水处理领域关注的热点之一［3-6］，通常用溶解性有机氮（DON）来表征其含量［7］.藻类的胞内物质富含蛋白质、氨基酸及核酸类含氮物质，是天然水体中含氮有机物的重要来源之一［8-9］，其大量释放入水体会导致高藻水源水中DON含量相对较高.现有常规工艺对含氮有机物的去除效果有限，因此需通过增设预处理或深度处理来强化其去除效果［10-11］.MIEX®预处理作为近期广受关注的预处理技术之一，可以显著强化有机物的去除效能、减少消毒副产物的生成量、降低混凝剂使用量等优点［12-14］，但目前针对其去除水中含氮有机物方面的研究尚显不足.因此，本文主要针对藻源含氮有机物，研究MIEX®预处理及其与混凝、沉淀相结合的组合工艺对DON的处理效能，并分析了MIEX®预处理及其强化混凝去除DON的主要作用机理.1.1 仪器与材料定时恒温磁力搅拌器（国华78-1）、高速冷冻离心机（美国贝克曼公司）、超声波细胞粉碎仪（宁波新芝仪器有限公司）、紫外可见分光光度计（北京普析通用仪器公司）、TOC分析仪（德国耶拿分析仪器有限公司）、紫GE Ettan DALT II system双向电泳仪.MIEX®由澳大利亚Orica公司提供；纳氏试剂、氢氧化钠、过硫酸钾、酒石酸钾钠、对胺基苯磺酰胺、N-（1-奈基）-乙二胺盐酸盐、盐酸、钛酸丁酯、乙醇、硝酸、醋酸纤维滤膜（0.45μm）购自南京中东化玻仪器有限公司，分析纯）；超纯水由Millipore纯水机制备.1.2 试验方法1.2.1 待处理水样的准备用于实际水源水处理研究的原水直接取自太湖流域某水厂原水；自配水所需有机物取自实验室培养的铜绿微囊藻，将培养至对数增长期的藻细胞经离心清洗后置于超声波细胞粉碎机内破碎，使铜绿微囊藻细胞内部的有机物（胞内有机物，IOM）完全释放到水中，经0.45μm滤膜过滤后用自来水稀释至一定浓度，待用.1.2.2 MIEX®预处理实验向六联搅拌器的6个烧杯中均置入1L水样和相同体积的MIEX®，转速150r/min，搅拌一定时间，根据MIEX®投加量变化进行5组试验，MIEX®投加量分别为0，5，10，15，20mL/L，对预处理后的水样进行混凝试验，混凝剂采用聚合氯化铝（PAC），投加量分别为0，5，10，20，30，40，50mg/L，取样测定DON、UV254、DOC、浑浊度、pH值，并对部分水样中的蛋白质进行富集、提取以及双向电泳试验.通过动态循环试验，验证MIEX®的多次循环使用对助凝效果的影响，从而模拟实际工程中MIEX®不同通水倍数对后续混凝、沉淀工艺的影响.1.3 主要检测指标及检测方法1.3.1 DON的测定DON的浓度可采用差值法计算获得，通过溶解性总氮（TDN）与总无机氮（TIN）的差值来间接确定DON的浓度.TIN包括硝酸盐氮（N-N）、亚硝酸盐氮（N-N）和氨氮（N-N），其检测方法参照《水和废水监测分析方法》（第四版）［15］； TDN的测定方法为水样经0.45μm的滤膜过滤后，使用德国耶拿公司Multi N/C 2100型TOC分析仪的总氮测定模块进行测定.1.3.2 总可溶性蛋白的测定总可溶性蛋白（TSP）采用考马斯亮蓝法测定.水样测定前经过0.45μm的醋酸纤维滤膜过滤，取200μL置于比色管中，加入2.8mL考马斯亮蓝，震荡摇匀，静置2min后测定在595nm下的吸光度，通过标准曲线计算出水样中蛋白质浓度.1.3.3 蛋白质的双向电泳分离试验将经过0.45μm的醋酸纤维滤膜的水样置于millipore超滤管中，在高速冷冻离心机中离心，转速7000g、温度4℃，对水样中的蛋白质浓缩提纯.加入裂解液（7mol/L尿素、2mol/L硫脲、40g/L 3-［3-（胆酰胺丙基）二甲氨基］丙磺酸内盐（CHAPS）、10g/L二硫苏糖醇强还原剂（DTT））和蛋白酶抑制剂，充分震荡后离心，取上清液上样150μg进行一向等电聚焦，聚焦后的胶条分别以SDS平衡缓冲液平衡两次，每次15min.平衡后IPG 胶条转移至电泳系统，用12.5%的胶进行二向电泳，恒流50mV 60min，电泳至溴酚蓝跑到凝胶底部即可结束电泳，凝胶进行银染.染色后的凝胶通过Image Scanner高密度扫描仪获取图像.1.3.4 其他指标的测定方法 DOC:水样经0.45μm的滤膜过滤后，使用德国耶拿公司Multi N/C 2100型TOC分析仪进行测定.2.1 MIEX®对DON的去除2.1.1 MIEX®投加量对去除DON效果的影响MIEX®投加量与反应时间是影响DON去除效能的主要因素，因此首先考察了不同投加量条件下DON的含量变化情况，结果见图1.由图1可以看出，MIEX®投加量对DON的去除效果影响较大，DON的去除率随着MIEX®投加量的增大而增大，且反应速度较快，20min左右的接触时间即可达到准平衡状态.原因在于，MIEX®对水体中有机物的去除主要是通过离子交换来实现的，细胞内含氮有机类化合物主要是蛋白质及小分子的游离氨基酸，而高藻水体pH值一般为弱碱性，大部分植物蛋白的等电点pI ＜7，所以在天然水体中大部分DON是显负电性，易于与MIEX®发生离子交换而被去除；对MIEX®的性状研究结果表明，树脂颗粒的孔隙结构并不发达［16］，可交换基团主要分布在颗粒表面，因此可以快速地去除相应的目标化合物.2.1.2 pH值对MIEX®去除DON效果的影响pH值是影响水中有机物存在形式的重要因素，高藻水中DON的来源主要是藻类蛋白质及游离氨基酸.蛋白质为两性电解质，蛋白质分子中可离解的基团除肽链末端的氨基、羧基外，肽链氨基酸上的侧链基团如酚基、巯基也可以离解成带电基团，从而使蛋白质显带一定的电荷［17］，各种蛋白质具有特定的等电点，水体环境中pH值将影响蛋白质的荷电情况从而改变DON的性质.pH值对MIEX®去除DON、TSP、NO3-效果的影响见图2.不同pH值下MIEX®的处理效能差异较大，TSP与DON随水样pH值的变化规律一致，去除率均随pH值的升高而升高，说明碱性环境可以促进MIEX®与水中DON的交换去除，导致水中氯离子浓度随pH值升高呈现升高的趋势.原因在于高藻水体中DON主要是藻类蛋白和氨基酸［18］，pH值的变化将影响水中各类蛋白质的荷电性，水样环境偏碱性时，酸性基团解离出质子，与环境中的OH-结合成水，使其带负电荷.因此水样pH值越高，含氮有机物所荷负电量越大，越易与MIEX®发生离子交换反应.水体中除了大部分有机物带负电，诸如N之类的无机阴离子也显带负电，因此DON与无机阴离子之间存在竞争去除效应，MIEX®优先与显带负电量较大的物质反应.由图2可以看出，N浓度随pH值的升高而升高，在pH值达到8.0时N浓度骤增，说明此时树脂与水中DON的结合能力已远大于N.而水体pH值降至4.5时，水中DON、TSP分别降至1.8mg/L和5.0mg/L （未在图2中列出），肉眼可见水样中有絮体产生，原因可能在于太湖水源水中大部分藻类蛋白的pI在4.5附近，当水体pH值4.5时，大量蛋白荷电较弱，蛋白质颗粒在水中由于电荷排斥力的减弱而相互碰撞聚集，通过静电引力迅速结合成较大聚集体而沉淀析出，这将在后续蛋白质的双向电泳分离中进一步验证.2.2 MIEX®与混凝、沉淀组合工艺效能分析2.2.1 MIEX®投加量对混凝效果的影响投加量会显著影响MIEX®预处理对后续混凝工艺的影响，因此考察了不同MIEX®投加量（动态循环使用达到相同通水倍数，每次循环树脂与水样接触反应时间均20min进行，以600BV为例）对后续混凝、沉淀工艺的影响，结果见图3.由图3可以看出，MIEX®投加量对组合工艺出水DON影响较大.相同PAC投加量情况下，DON的去除率随着MIEX®投加量的增大而升高.此外，混凝剂投加量对组合工艺去除DON的效果也有一定的影响.当PAC投加量达到40mg/L时，MIEX®投加量为10mL/L时的效果优于20mL/L时的.通过对水样的Zeta电位的测定结果表明，MIEX®投加量10、20mL/L时，组合工艺出水的Zeta电位分别为-5.94、13.20mV.由此可以推断MIEX®可以优先置换水中负电性强的DON.通过控制MIEX®投加量达到提高强化混凝、沉淀去除DON效果，可降低树脂再生的成本.对水样的DOC进行了测定，结果见图4.可以看出，工艺对DOC去除效果明显优于DON，原因可能在于DON的组成成分中部分为亲水性有机物，而疏水性组分所占比例相对较小.2.2.2 MIEX®通水倍数对混凝效果的影响MIEX®投加量为10mL/L，通水倍数分别为500，1000，1500BV，PAC剂量为20mg/L时，MIEX®与混凝、沉淀联用工艺对DON的去除率分别为30.1%、23.2%、21.2%（图5），而相同条件下DOC的去除率则分别达到44.2%、39.1%、35.7%；增加PAC的投加量对两指标的去除效果改善不明显.综合图3～图5可以看出，MIEX®预处理可以有效去除水中DON、DOC，与混凝、沉淀工艺组合可进一步提升其去除效果，但是组合工艺的处理效能低于两工艺单独使用时的效果之和，说明两种工艺对有机物的去除有一定的互补，同时又存在一定的干扰影响.2.3 MIEX®强化混凝去除DON机理2.3.1 有机物分子量分布的变化为探讨MIEX®对藻源DON的强化去除机理，投加15mL/L MIEX®、反应20min后取样测定各分子量区间内DOC、DON.自配水样DON浓度为0.71mg/L，总可溶解性蛋白（TSP）浓度为5.13mg/L.各分子量区间DON的变化见图6.由图6可以看出，原水中DON的分子量分布主要集中在10～30Ku和＜1Ku区间内，分别占DON总量的38.7%、28.1%，这主要是由于高藻水体中含氮有机物主要由蛋白质及小分子游离氨基酸组成.混凝、沉淀工艺对DON的去除十分有限，且去除主要集中于分子量区间为＞30Ku、10～30Ku的部分，其他分子量区间的DON基本没有去除.而MIEX®预处理对各个分子量区间的DON均有较好的去除，对于＞30Ku、10～30Ku、＜1Ku分子量区间DON去除率分别为28.3%、23.3%、37.9%，这是由于DON所代表的有机物各分子量区间均显带负电性.单独的混凝+沉淀工艺对DON的去除效果较差的原因正是由于DON的亲水性及强负电性；通过MIEX®预处理将部分负电性较强的DON去除，改变了原水的水质特征，从而可以达到强化混凝的效果.由图6的结果还表明，虽然MIEX®预处理、混凝+沉淀工艺对水中DON的分子量去除区间具有一定的差异，但存在部分的重叠区间，因此两种工艺对DON去除具有一定的互补作用，但也存在针对部分大分子有机物的竞争去除，通过工艺组合可达到对原水中各个分子量区间DON均有一定去除的结果.2.3.2 可溶性蛋白的变化为进一步探索MIEX®预处理强化混凝+沉淀工艺去除DON的机理，以铜绿微囊藻胞内有机物配制原水，分别针对原水及经过15mL/L MIEX树脂反应20min后水样分别进行双向电泳实验，电泳图谱见图7.从电泳图谱中可以得出藻类蛋白的分子量分布和等电点值，图7（a）中显示的电泳图谱上总共有230个蛋白点，且绝大部分分布于酸性端；分子量在15～40Ku、65～75Ku左右区间的蛋白点较多，这与分子量分布的测定结果基本一致，低于1Ku的部分应该主要由氨基酸组成.由于高藻期太湖水源水中的优势藻属为铜绿微囊藻，可以推断太湖水体中的主体蛋白种类与针对铜绿微囊藻胞内有机物的测定结果相近.与图7（b）对比可以看出:对于相同等电点的蛋白，MIEX®对小分子蛋白去除效果较好，这是由于MIEX®粒径是一般树脂的1/5～1/2（180μm左右），小分子量的蛋白更易于在水中扩散至树脂颗粒表面，从而实现交换去除；对于一些等电点较低的蛋白，MIEX®对大分子蛋白的去除效果得到加强，位于酸性端分子量100Ku左右的部分蛋白被完全去除.可以看出，MIEX®对水中DON的去除主要通过交换作用来进行，而高藻水源水中大部分含氮有机物均处于酸性端，在高藻水源水通常的pH值条件下显带负电，从而可以通过MIEX®预处理较好地去除.3.1 MIEX®对高藻水中的含氮有机物具有较好的去除效果，且对混凝、沉淀工艺具有较好的强化作用，提升DON去除率20%.3.2 原水pH值对MIEX®去除DON的效能影响较大，高藻水源水的偏碱性条件有利于MIEX®对水中含氮有机物的去除.3.3 双向电泳及分子量分布的测定结果表明，铜绿微囊藻胞内主体蛋白种类约为230个，且大部分分布于酸性端（pI＜7），主要分布在分子量区间为15～40Ku、65～75Ku，从而在通常高藻原水pH值时显带正电，可通过离子交换机理去除.【相关文献】［1］Her N， Amy G， Park H-R. Characterizing algogenic organic matter （AOM） and evaluating associated NF membrane fouling ［J］. Water Research， 2004，38（6）:1427-1438.［2］Henderson R， Baker A， Parsons S， et al. Characterisation of algogenic organic matter extracted from cyanobacteria，green algae and diatoms ［J］. Water Research，2008，42:3435-3445.［3］Tanush W， Halis S， Murthy K， et al. Dissolved organic nitrogen and its biodegradable portion in a water treatment plant with ozone oxidation ［J］. Water Research， 2014，（54）:318-326.［4］Liu B，Gu L， Yu X， et al. Dissolved organic nitrogen （DON）profile during backwashing cycle of drinking water biofiltration ［J］. Science of the Total Environment，2012，（414）:508-514.［5］赵海超，王圣瑞，焦立新，等.洱海上覆水不同形态氮时空分布特征［J］. 中国环境科学，2013，33（5）:874-880.［6］李绪录，张军晓，周毅频，等.2000～2010年大鹏湾溶解有机氮的时空分布［J］. 中国环境科学， 2013，33（10）:1799-1807.［7］朱文倩，徐斌，林琳，等.微污染水源中溶解性有机氮组成规律及其水处理特性［J］. 中国环境科学， 2014，34（1）:130-135.［8］Ye L L， Shi X， Wu X D， et al. Dynamics of dissolved organic carbon after a cyanobacterial bloom in hypereutrophic Lake Taihu （China）［J］. Limnologica， 2011，（41）:382-388.［9］高乃云，王昊，黎雷等.铜绿微囊藻细胞内外有机物特性及氯消毒副产物［J］. 同济大学学报， 2010，38（9）:1314-1318.［10］许金丽，古励，刘冰等.活性炭对溶解性有机氮类化合物（DON）的吸附特性研究［J］.给水排水， 2011，37:6-11.［11］Liu B， Gu L， Yu X， et al. Dissolved organic nitrogen （DON） in a full-scale drinking water treatment plant ［J］. Journal of Water Supply Research and Technology-Aqua， 2012，61（1）:41-49.［12］陈卫，韩志刚，刘成，等.磁性离子交换树脂对原水中有机物去除效能的研究［J］. 中国环境科学， 2009，29（7）:707-712.［13］Mergen M R D， Jefferson B， Parsons S A， et al. Magnetic ion-exchange resin treatment: Impact of water type and resin use ［J］. Water Research， 2008，42:1977-988. ［14］Lee Wontae， Westerhoff Paul. Dissolved organic nitrogen removal during water treatment by aluminum sulfate and cationic polymer coagulation ［J］. Watch Research，2006，40（1）:3767-3774.［15］国家环保总局《水和废水检测分析方法》编委会.水和废水检测分析方法［M］. 4版.北京:中国环境科学出版社， 2002: 258-284.［16］Chen W， Liu Y， Liu C. Preparation and use of magnetic poly （glycidyl methacrylate） resin in drinking water treatment ［J］. Journal of Applied Polymer Science， 2013，130（1）:106-112.［17］李鑫，于谦，张燕霞，等.pH影响应性表面对蛋白质吸附的调控［J］. 高分子学报，2011（8）:812-816.［18］Martin Pivokonsky， Ondrej Kloucek， Lenka Pivokonska. Evaluation of the production， composition and aluminum and iron complexation of algogenic organic matter ［J］. Water Research，2006，40:3045-3052.。
预氯化强化混凝对微污染水源水的生产处理效果分析
预氯化强化混凝对微污染水源水的生产处理效果分析发布时间：2021-06-30T11:47:16.467Z 来源：《城镇建设》2021年2月第5期作者：何南浩[导读] 本研究针对南方B水厂微污染含藻水难处理的现状，在前期烧杯混凝试验的基础上、进行预氯化生产性试验。
何南浩广州市市政工程设计研究总院有限公司摘要：本研究针对南方B水厂微污染含藻水难处理的现状，在前期烧杯混凝试验的基础上、进行预氯化生产性试验，以氯气代替烧杯试验中的次氯酸钠作为预氧化剂，通过预氯化梯度的生产性试验得出最佳投氯量为2.0mg/L，以该条件进行连续多天的生产性试验，通过预氯化－常规工艺组合处理，沉后水中拟柱胞藻数量由平均8000万个/L降至平均900万个/L左右，沉后水浊度在3.42NTU以下，对UV254的去除率在46%~69%之间，整体去除效果较为理想，减小了后续V型滤池的处理难度，从而保证出厂水水质，为南方B水厂或取用具有相似水质特点为原水的自来水厂提供运行参数，以应对高藻水的爆发。
关键词：水处理；拟柱胞藻；浊度；絮凝；预氧化；数值模拟前言：工农业的迅速发展，造成了一系列的环境污染问题，如水体富营养化会引起藻类的大量繁殖，进而给自来水厂的运行及处理带来一定的难度，给居民用水水质带来一定的影响；选择合理技术对原水中藻类进行去除能给运行工艺减小处理难度，这个过程不仅能去除藻类产生的感官臭味，还能避免藻类对滤池的堵塞。
本次研究以南方B水厂的微污染高藻水作为研究对象，利用前期烧杯混凝试验结果，使用生产性试验考察预氯化强化混凝技术对拟柱胞藻数量、浊度、有机物以及絮体粒度的处理效果，分析预氯化联合PAC应用于B水厂微污染水源水处理的可行性，为B水厂提供实际的参考作用。
1 试验方案的确定烧杯试验中，针对B水厂高藻低浊原水，进行单独投加PAC和聚合硫酸铁、分别投加高锰酸钾和次氯酸钠预氧化再絮凝试验研究，对处理效果对比看出，使用氯预氧化除藻效果最优，3.0mg/L氯预氧化配合15mg/LPAC的除藻率能达到93%，同时该条件对浊度、有机物也有较好的处理效果，能将沉后水浊度控制在2.6NTU以下，有机物的去除率能达到63%。
提高膨润土絮凝沉降铜绿微囊藻能力的研究
提高膨润土絮凝沉降铜绿微囊藻能力的研究李晔;曾璞;张义;李鹏【摘要】研究了2种提高膨润土絮凝去除铜绿微囊藻效果的方法--在膨润土中引入聚合氯化铝(PAC)及利用壳聚糖将膨润土进行改性处理.实验结果表明,这2种方法均在投加量较低时就能产生明显的去除效果,而相同用量的膨润土则几乎没有去处能力.当膨润土投加量为40 mg/L,PAC投加量为10 mg/L时,两者复合除藻效果最好,藻悬液的浊度和叶绿素a去除率分别达到93.8%和95.10;当壳聚糖改性膨润土的投加量为32 mg/L时,相应的浊度和叶绿素a去除率分别达到90.3%和93.7%.【期刊名称】《工业安全与环保》【年(卷),期】2011(037)008【总页数】3页(P36-38)【关键词】膨润土;铜绿微囊藻;改性;絮凝【作者】李晔;曾璞;张义;李鹏【作者单位】武汉理工大学资源与环境工程学院,武汉,430070;武汉理工大学资源与环境工程学院,武汉,430070;武汉理工大学资源与环境工程学院,武汉,430070;武汉理工大学资源与环境工程学院,武汉,430070【正文语种】中文近年来,我国长江流域,大型湖泊等水体水华频发,不但直接损害着水体生态系统的健康,还威胁到了周边城市的饮用水源,甚至引发了城市供水危机,形势颇为严峻,引起了国内外的广泛关注。
有害“藻华”的频繁暴发和由此产生的藻毒素污染等使治理藻类污染成为当今国内外努力探索的一大课题[1-4]。
控制污染源排入、局部应急除藻、调整水体生态环境结构相结合的标本兼治的综合控制除藻法是解决藻类污染问题的主要途径[5]。
控制污染源虽然是一项根本性的措施,但见效慢,往往需要5年、10年之久。
而在目前江河湖海近岸水域大多趋于富营养化的情况下,藻类灾害的突发仍是很难避免的,有些会在短时间内发生突发性灾害造成重大损失。
国内外学者已先后研究了多种应急除藻方法,其中,黏土矿物絮凝沉降除藻的方法受到广泛的关注。
黏土矿物作为一种天然的藻类絮凝剂,不仅具有较高的效能,而且来源充足,成本低廉,无毒无污染,对非藻华生物的影响也较小[6-12]。
两种混合抗生素对铜绿微囊藻的生物效应和作用机理开题报告
两种混合抗生素对铜绿微囊藻的生物效应和作用机理开题报告一、研究背景和意义铜绿微囊藻是一种常见的蓝藻，是一种主要的海洋浮游生物。
它具有生殖利用率高、生长速度快、适应性强等特点，在海洋中是极为常见的一种藻类。
然而，在过度利用海洋资源、环境恶化、气候变化等不可预知的环境因素影响下，最终导致了海水富营养化，使得铜绿微囊藻大量繁殖，致使海洋环境受到严重的污染和破坏。
混合抗生素是通过联合使用两种或两种以上的抗生素，以达到更好的生物效应。
混合抗生素可以降低抗生素的副作用，提高治疗效果，减少耐药性等优点。
因此，在对铜绿微囊藻进行控制的过程中，尝试使用混合抗生素控制铜绿微囊藻的繁殖和毒性，有着重要的理论意义和实际应用价值。
二、研究内容和方法本研究主要研究两种常用混合抗生素——氧氰化钾和四环素对铜绿微囊藻的生物效应和作用机理。
生物效应的研究：选取不同浓度的抗生素对铜绿微囊藻的生长情况进行观察和分析，研究混合抗生素不同浓度对铜绿微囊藻的抑制效果和相关生理指标的变化。
作用机理的研究：通过对铜绿微囊藻细胞膜透性、内源性蛋白质含量、活性氧电子释放、ATP酶活性等进行测定，研究混合抗生素对铜绿微囊藻的作用机理。
三、研究意义和预期成果本研究通过在不同浓度下观察混合抗生素对铜绿微囊藻的作用，研究混合抗生素对铜绿微囊藻的作用机理，提取和澄清混合抗生素的优势，对解决当前铜绿微囊藻生长速度快、环境受到严重污染的问题有重要实际意义。
预期成果包括：（1）探讨混合抗生素对铜绿微囊藻的减毒作用；（2）研究混合抗生素的作用机理，为深入探讨混合抗生素的治疗机理奠定基础；（3）为发展和应用混合抗生素提供理论和实践参考。
预氧化强化混凝去除藻类的影响因素
预氧化强化混凝去除藻类的影响因素王品飞;倪澜绮;张丹轶;代瑞华【摘要】富营养化导致的饮用水源中藻类的大量繁殖给饮用水厂运行和水质安全带来了负面影响.常规的混凝工艺去除藻细胞的效果并不理想,预氧化常被用来强化混凝除藻的效果.该文详细讨论了影响预氧化强化混凝去除藻类的影响因素,如氧化剂种类、藻细胞性质、天然有机物(NOM)、藻源有机物(AOM)和混凝剂种类等,通过对这些影响因素的探讨,为提高水体中藻类的去除率和优化混凝剂与预氧化的搭配提供了参考,并为预氧化强化混凝去除水体中藻类的应用提供一定的指导.【期刊名称】《净水技术》【年(卷),期】2016(035)001【总页数】5页(P33-37)【关键词】预氧化;强化混凝;天然有机物;藻源有机物;影响因素【作者】王品飞;倪澜绮;张丹轶;代瑞华【作者单位】复旦大学环境科学与工程系,上海200433;复旦大学环境科学与工程系,上海200433;复旦大学环境科学与工程系,上海200433;复旦大学环境科学与工程系,上海200433【正文语种】中文【中图分类】X524目前，饮用水源富营养化已经成为全球性的问题，由此带来的水华爆发以及藻类代谢产物对饮用水处理和水质安全带来了严重的影响。
藻类的过度繁殖会产生恶臭和藻毒素[1]，对人体健康产生极大威胁。
另外有研究表明，当藻类数量低于500 cells/mL 时，不会引起滤池堵塞；当藻类数量为500～1 000 cells/mL时，滤池会稍许堵塞；当藻类数量1 000～ 2 000 cells/mL时，滤池出现明显堵塞；当藻类数量超过2 000 cells/mL时，滤池出现严重堵塞[2]。
因此在水华爆发的时候，过量的藻会堵塞滤池，缩短滤池的过滤周期，造成滤池反冲洗频繁。
传统的饮用水处理主要利用混凝/沉淀工艺去除藻细胞。
但由于藻细胞zeta电位在-40 mV以上，稳定性较高、比重小、难以下沉[3]，因此传统的混凝沉淀法去除藻类的效率非常有限。
混凝气浮工艺去除铜绿微囊藻的影响因素研究
FAN Xue-hong ， WANG Qi-shan , LIU Shan-pei , WANG Song, GENG Tian一 , WU Li-bo is (Scho o Environmental Science and Engineering , Nankai U ersity, Tian 300071， ol f niv jin China)
第I 卷
第I 期
供 水 技 术
W AT E R T E C H N OL O G Y
V ol . I n o . I
2007 年 a 月
Apr. 2007
混 凝 气 浮 工 艺 去 除 铜 绿 微 囊 藻 的 影 响 因 素 研 究 樊雪红， 王启山， 刘善培， 王 高， 耿天甲， 吴立波
( 南开大 学 环境科学与工程学院 ，天津 300071 ) 摘 要: 通过正交试验确定了 混凝的最佳工艺条件， 原水中藻类浓度为(8 . 94 x 10' ) 当 (38. 4 x 1护) 个 L, 浊 / 度为5. 10 - 5.31 N 色 TU、 度为 15. 8 - 25. 9 倍时， 三氯化 铁的最 佳投加量应在 50 . 70 mg/ L， 藻类和浊 此时 度的 平均去除率均在85%左右。 试验还发现藻类的) 凝效果与其生 x 长 期有一定的关系， 其中以 稳定 期的藻类 混凝效果最佳， 藻类去除率最高可 89% 。 达 研究 还发现， pH 值对藻类去除影响显著， 将进水 pH 值由7. 47 调到 6. 04， 当 投药量由50 m L 降为30 mg/ L g/ 时， 藻类的去除 率可由88%升高 到97%。由 此可 调节pH 值不 见， 仅可以 提高藻类的去除率， 还可
二氧化氯杀灭水中铜绿微囊藻的影响因素
协同除藻作用，当二氧化氯的投加量为 0.5 mg ／ L，聚合氯化铝 10 mg ／ L 时，铜绿微囊藻杀灭率达到 96.17 %。
关键词 二氧化氯 铜绿微囊藻 影响因素 效果
中图分类号：X703
文献标识码：B
文章编号：1009-0177（2013）01-0006-05
Influencing Factors of Killing Microcystis Aeruginosa in Water with Chlorine Dioxide
（1.广州市水务工程建设管理中心，广东广州 510640；2.广东工业大学土木与交通工程学院，广东广州 510006）
摘 要 试验研究了二氧化氯与铜绿微囊藻的接触时间、二氧化氯投加量、藻初始浓度、pH 值、有机物和氨氮含量对二氧化氯
杀灭铜绿微囊藻效果的影响，考察了二氧化氯与混凝工艺的协同除藻效果。结果表明，二氧化氯与铜绿微囊藻最佳接触时间为
加，杀藻率逐渐升高；当 ClO2 投加量达到 0.97 mg ／ L
时，杀藻率可达 76.18 %。根据试验数据，将二氧化
氯投加量作为自变量 x，杀藻率作为因变量 y，得到
二氧化氯投加量在 0.07～0.97 mg ／ L 的范围内，铜绿
微囊藻的杀灭率和二氧化氯投加量的关系式为：
y = 25 ln（x）+ 76
水体富营养化会引起藻类过度繁殖，不但给饮 用水生产带来困难，藻分泌的毒素还通过饮用水影 响人体的健康[1,2]。铜绿微囊藻是淡水水体中发生较为 频繁的水华蓝藻，其分泌的微囊藻毒素具有多器官 毒性、遗传性和致癌性，对饮用水安全造成严重威
[收稿日期] ２０１２－０９－２０ [基金项目] 2011 年度广州市水务科技项目 [作者简介] 赵德骏（1978-），男，硕士研究生，高级工程师，研究方向
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预氯化强化混凝去除铜绿微囊藻的效能及机制分析
马敏１，２曲久辉２刘锐平２顾军农１刘会娟２
１．北京市自来水集团水质监测中心，北京，１００１９２２．中国科学院生态环境研究中心，北京，
１０００８５
摘 要：本文研究了预氯化对混凝去除铜绿微囊藻的影响。
烧杯实验结果表明，氯投量和氯化时间均对混凝去除铜绿微囊藻效能有影响。
氯化过程中，藻细胞灭活，且胞内有机物释放和胞外溶解性有机物降解同时发生，前者有利于后续混凝，后者则可能对混凝产生负面影响。
关键词：预氯化；混凝；铜绿微囊藻；溶解性有机物
交高；但当氯彭
．藻细胞去除：Ｉ长至６０ ｍｉｎ
的性质很大程ＯＭ中包含有；氯投量为３『
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