2018, Vol. 38
[PDF全文]
2. 中国科学院生态环境研究中心, 中国科学院饮用水科学与技术重点实验室, 北京 100085;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
2. Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049
我国许多城市以湖泊、水库等为饮用水源, 水体富营养化导致藻细胞大量繁殖, 并给饮用水安全保障带来严峻挑战(Takaara et al., 2010; Qi et al., 2016).铜绿微囊藻是富营养化水体中常见的藻属, 且因其可能产生藻毒素, 严重威胁着人们的身体健康, 在过去20多年中得到了广泛关注(Bernhardt et al., 1989).常见的除藻工艺有混凝-沉淀、混凝-气浮、膜过滤等(马敏等, 2014；张普等, 2010).氯、高锰酸钾、臭氧等预氧化可有效改善混凝除藻效果(Qi et al., 2016).但也有研究显示, 过度预氧化可能导致藻细胞破裂和胞内有机物(Intracellular Organic Matter, IOM)溶出, 进而增大饮用水安全风险(Qi et al., 2016).针对这一问题, 马敏等提出适度预氧化强化除藻的工艺, 并证实可在控制IOM释放的前提下能大幅提高混凝除藻效果(Ma et al., 2012)；进一步研究发现, 适度预氧化还可以使得胞外有机物(Extracellular Organic Matter, EOM)从藻细胞表面脱附(Qi et al., 2016; Ma et al., 2012), 这可能是除藻效果提高的重要原因, 但前人对此研究较少.EOM一般是指藻类自身分泌的有机物质, 主要由蛋白质和核酸等物质组成(Bernhardt et al., 1989; 石颖等, 2001; Chen et al., 2005), 其对于保持藻细胞完整性和相对稳定性具有重要意义(Qi et al., 2016).深刻认识EOM对混凝除藻效能的影响效应, 对于优化并强化混凝除藻工艺、控制藻及其代谢物产生的水质风险具有重要意义.
因此, 本文以铜绿微囊藻为研究对象, 对比混凝对原始藻细胞和经离心去除EOM的藻细胞(裸藻)的去除效果, 进一步采用激光粒度分析仪、扫描电镜(SEM)、三维荧光(EEM)等手段研究EOM影响混凝除藻的效能和机制, 以期为富营养化水源处理过程中控制藻及其代谢物的实际应用提供参考.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 藻细胞培养与EOM分离铜绿微囊藻培养：铜绿微囊藻藻种购自中国科学院武汉水生生物研究所, 采用标准BG-11培养基在昼夜比为14 h(29 ℃)：10 h(26 ℃)条件下培养, 取稳定期藻细胞进行实验.所获得的铜绿微囊藻细胞为球体或近球体, 单细胞个体, 直径为3~5 μm.
藻细胞EOM分离：取一定体积藻细胞悬浊液离心5 min(4500 r·min-1), 倾出上清液, 加入静置隔夜自来水(余氯浓度为0 mg·L-1)获得裸藻悬浊液；按一定比例稀释使得裸藻在680 nm的吸光度(OD680)为0.10.离心过程中藻细胞破裂非常少, 可忽略不计(Zhu et al., 2015).
EOM提取：将一定量的藻细胞悬浊液置于离心管, 以10000 r·min-1离心15 min(4 ℃), 取上清液冷藏保存(Qu et al., 2012).
2.2 实验方法混凝实验：用静置隔夜自来水将藻、裸藻储备液分别稀释至1×109个·mL-1 (OD680=0.10), 各取400 mL并用HCl和NaOH分别调节pH值至6、7和8.在六联搅拌器(MY3000-6, 梅宇)中进行混凝实验, 步骤如下：①250 r·min-1快搅2 min；②80 r·min-1慢搅15 min；③静置30 min.混凝剂采用FeCl3, 投量为10 mg·L-1(以Fe计).在液面以下2 cm处取上清液测定藻的吸光度、浊度等指标, 底部絮体经冷冻干燥后进行扫描电镜(SEM, JSM4701F, JEOL, Japan)分析.如未特别说明, 所用试剂均为分析纯.
絮体粒径动态变化检测：上述实验过程中, 利用蠕动泵(BT00-300M, 兰格)将液面2 cm以下的水样连续输送至Mastersizer 2000激光粒度分析仪(Malvern, UK)样品室进行颗粒粒径分析, 之后返回到烧杯中.选用体积平均粒径(d50)作为粒径参数.
Zeta电位测定：分别取500 mL藻和裸藻悬浊液, 将pH调至4.0、5.0、6.0、7.0、8.0, 采用Zeta电位分析仪(Malvern Zetasizer 2000HSA, UK)测定Zeta电位.
2.3 分析方法pH测定采用720型pH计(Thermo Orion, USA)；铁浓度采用OPTIMA-2000型电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES, PerkinElmer, USA)测定；藻液浓度采用U-3100型紫外-可见分光光度计(Hitachi, Japan)测定；EOM采用F4500型三维荧光光谱仪(Hitachi, Japan)测定, 激发波长与发射波长范围分别为200~450 nm、250~550 nm；絮体形貌采用JSM4701F型场发射扫描电镜(JEOL, Japan)进行表征.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 铁盐混凝除藻性能表 1给出了初始pH值分别为6.0、7.0、8.0条件下铁盐混凝去除藻与裸藻细胞性能对比, 可以看出, 氯化铁在较低pH值下对藻与裸藻细胞的去除率较高.具体而言, 在pH为6时浊度去除效果最好, 去除率分别为79.1%、77.3%.裸藻在不同pH条件下的去除率分别为88.2%、79.2%、74.0%, 原始藻细胞的去除率分别为83.2%、50.0%、46.5%.此外, 表 1表明, 在相同条件下铁盐混凝对裸藻的去除率明显高于原始藻细胞, 且在pH=7.0和8.0时差距更为显著.由残余铁量可以看出, 氯化铁投量为10 mg·L-1时没有使出水铁浓度增高.进一步对比两种体系下的絮体分形维数可以看出, 在3个pH条件下裸藻混凝絮体的分形维数分别为1.82、1.53和1.54, 而对应的原始藻类细胞混凝絮体的分形维数值则分别为2.04、1.96和1.65.分形维数值越低, 则絮体粒径越大(张丽娟, 2009).上述结果表明, 裸藻混凝生成的絮体粒径较大, 絮体更为松散, 网捕、卷扫等作用更强, 从而混凝除藻效果更好.
| 表 1 不同pH值条件下铁盐混凝去除藻与裸藻性能 Table 1 Removal of algae cells with and without EOM by iron coagulation at different pH of 6.0, 7.0, and 8.0 |
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进一步考察了不同初始pH值条件下铁盐混凝除藻过程中絮体粒径动态变化规律, 结果如图 1所示.可以看出, 在3个pH条件下, 裸藻混凝体系絮体粒径增长速率均高于原始藻细胞体系.pH=6.0时, 随着反应时间延长, 裸藻体系的d50从0 μm快速增长到250.0 μm, 而反应最后原始藻细胞体系则增长到150.0 μm, 相差为100.0 μm.pH=7.0时, 反应15 min后裸藻d50值增长到600.0 μm, 而原始藻细胞絮体的d50仅为180.0 μm.图 1还表明, pH值对混凝过程絮体粒径增长有重要影响, 且对比而言, 裸藻混凝絮体d50受pH值影响更为显著.
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| 图 1 不同pH条件下铁盐混凝去除藻与裸藻过程絮体粒径(d50)变化规律(a.pH=6; b.pH =7; c.pH=8) Fig. 1 Dynamic floc growth and d50 variation during the coagulation of algae cells with and without EOM |
pH值对藻细胞生长有重要影响, 酸性太强或者碱性太强均会对藻细胞生长产生不利影响.但对于本研究的pH范围(6~8), 铜绿微囊藻的生长和细胞表面性质并无显著区别(陈建中等, 2010).pH值可能主要通过影响铁盐水解过程而对絮体粒径增长产生影响, 不同pH值条件下铁盐水解产物有很大不同, 不同形态的带正电水解产物(Fe(OH)2+、Fe(OH)2+、Fe2(OH)24+、Fe4(OH)66+等)进而影响到絮凝的效果.
3.2.2 Zeta电位图 2给出了不同pH值条件下藻与裸藻细胞表面Zeta电位变化规律.在广谱pH值范围内(pH=4~8), 藻与裸藻细胞均为电负性, 且pH值越高电负性越强.对比而言, 相同pH值条件下, 具有EOM的藻细胞Zeta电位绝对值比裸藻高, 电负性更强, 这与EOM中大多数官能团及有机物带有负电有密不可分的关系.这说明裸藻胶体表面扩散层较薄, 更不稳定, 在混凝过程中双电层更容易被压缩而脱稳去除.事实上, 根据DLVO理论, 铁离子具有很强的压缩藻细胞表面Stern层作用, 可降低表面电位并使其趋向零电荷点, 脱稳胶体可进一步通过吸附、网捕、卷扫等作用生成粒径更大的絮体, 再通过沉降作用去除.表 1表明, pH为6.0、7.0、8.0时的藻类混凝前Zeta电位分别为-16.50、-20.35、-17.56 mV, 电负性均高于同等条件下裸藻的电位(分别为-14.50、-13.88、-16.58 mV).也证明了具有EOM的原始藻细胞Zeta电位绝对值比裸藻高, 电负性更强, 在混凝过程中不易被去除.不同pH条件下藻与裸藻溶液的浊度去除率都比较大, 反应前和快搅结束后的Zeta电位说明铁盐的混凝对藻与裸藻稳定性都有一定的影响.
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| 图 2 藻与裸藻细胞在不同pH条件的Zeta电位 Fig. 2 The zeta potential of M. aeruginosa cells with and without EOM in wide pH range from 4 to 8 |
为进一步探讨混凝除藻机理, 采用SEM手段考察了不同pH条件下形成的藻与裸藻絮体形貌, 结果如图 3所示.可以看出, 原始藻细胞混凝生成的絮体密实, 这可能是由于EOM在混凝过程中阻碍颗粒碰撞、粘附、聚集所致.裸藻混凝絮体粒径较为松散, 这暗示网补、卷扫等机制在裸藻去除中发挥更重要的作用.SEM结果与表 1和图 1中絮体动态粒径变化、分形维数的结果是一致的.
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| 图 3 不同pH条件下铁盐混凝去除藻与裸藻过程中生成絮体的SEM图(a.pH=6藻, b.pH=6裸藻, c.pH=7藻, d.pH=7裸藻, e. pH=8藻, f. pH=8裸藻) Fig. 3 SEM images of algae and algae cells with and without EOM after iron coagulation at different pH |
EEM可获得激发波长(λEm)和发射波长(λEx)的同步变化, 进而提供结构、构型、官能团、非均质性、分子内及分子间的动力学特性等信息.EEM广泛应用于腐殖质、蛋白质等有机物的分析与表征.图 4给出了铁盐混凝前后EOM的EEM谱图, 可以看出, EOM中的有机物主要是蛋白质(包括氨基酸类和芳香族类).从图 4还可以看出, 铁盐混凝之后EOM的三维荧光吸收峰显著降低, 证实了铁盐与EOM之间存在相互作用, 说明EOM中的低分子量和分子量大于300 kDa的有机物在混凝过程中很容易被去除.另外, EOM中一些高分子有机物与混凝剂作用产生复杂的化合物, 消耗了混凝剂, 从而抑制了混凝除藻(Tang et al., 2017).
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| 图 4 铁盐混凝前后EOM的EEM图(λEx=200~450 nm; λEm=250~550;a.混凝前, b.混凝后) Fig. 4 EEM spectra for the original EOM and EOM after iron coagulation |
EOM中只有一部分小分子有机物容易在混凝中被去除(Takaara et al., 2010; Tang et al., 2017), 其他一些有机物如EOM中一些大分子有机物在混凝过中与铁盐发生了相互作用, 可能是金属离子与EOM中有机物(蛋白质等)发生了螯合作用生成了螯合物, 阻碍混凝的进行(Ma et al., 2012; Qi et al., 2014)；或者是产生于铜绿微囊藻中的亲水性物质(主要是脂多糖和核酸等有机物)在混凝中强烈的抑制作用已被Takaara等(2010)证实.主要是亲水性物质直接与混凝剂相接触, 抑制混凝剂的进一步水解, 降低了混凝效率, 从而影响了混凝效果.在离心过程中EOM从藻细胞表面脱落下来(Tang et al., 2017), 降低了EOM的抑制作用, 因此, 在混凝除藻试验中, 裸藻表现出了更好的去除效果(图 5).
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| 图 5 EOM抑制铁盐混凝除藻机理图 Fig. 5 Schematic diagram of the mechanism involved in the inhibiting effect of EOM on algae removal by iron coagulation |
铁盐混凝对裸藻的去除效果, 相比于原始藻细胞更为显著, 在pH为6.0、7.0和8.0条件下, 裸藻去除率分别为88.2%、79.2%、74.0%, 均高于原始藻细胞83.2%、50.0%、46.5%的去除率, 证实EOM对铁盐混凝除藻具有抑制作用.絮体粒径(d50)动态分析表明, 3种条件下原始藻细胞最大颗粒粒径分别为150.0、200.0和215.0 μm, 而裸藻体系对应的最大颗粒粒径分别为250.0、600.0和275.0 μm；Zeta电位分析证实, 去除EOM后的裸藻Zeta电位更高, 更容易通过压缩双电层脱稳；三维荧光(EEM)分析结果证实, EOM与金属发生鳌合反应, 抑制混凝.EOM是影响藻细胞脱稳和混凝去除的重要因素, 适度EOM脱落可以提高混凝除藻的效果.本研究结论只针对于铜绿微囊藻, 其他藻类的去除机理及相关内容需要进一步入探讨.
Bernhardt H, Schell H, Hoyer O, et al.1991.Influence of algogenic organic substances on flocculation and filtration[C].WISA.1:41-57
|
Chen J J, Yeh H H. 2005. The mechanisms of potassium permanganate on algae removal[J]. Water Research, 39(18): 4420–4428.
DOI:10.1016/j.watres.2005.08.032
|
Garzon-Sanabria A J, Ramirez-Caballero S S, Moss F E P, et al. 2013. Effect of algogenic organic matter (AOM) and sodium chloride on Nannochloropsis salina flocculation efficiency[J]. Bioresource Technology, 143: 231–237.
DOI:10.1016/j.biortech.2013.05.125
|
Ma M, Liu R P, Liu H J, et al. 2012. Effects and mechanisms of pre-chlorination on Microcystis aeruginosa removal by alum coagulation:significance of the released intracellular organic matter[J]. Separation and Purification Technology, 86: 19–25.
DOI:10.1016/j.seppur.2011.10.015
|
Ma M, Liu R P, Liu H J, et al. 2012. Effect of moderate pre-oxidation on the removal of Microcystis aeruginosa by KMnO4-Fe (Ⅱ) process:significance of the in-situ formed Fe (Ⅲ)[J]. Water Research, 46(1): 73–81.
DOI:10.1016/j.watres.2011.10.022
|
马敏, 刘锐平, 刘会娟, 等. 2014. 预氯化对铝盐混凝铜绿微囊藻过程中溶解性有机物和残余铝的影响[J]. 环境科学学报, 2014, 34(1): 73–78.
|
宁平, 朱易, 徐小军. 2001. 三氯化铁在滇池蓝藻爆发期除藻中的应用研究[J]. 农业环境保护, 2001(5): 348–350.
|
Pivokonsky M, Kloucek O, Pivokonska L. 2006. Evaluation of the production, composition and aluminum and iron complexation of algogenic organic matter[J]. Water Research, 40(16): 3045–3052.
DOI:10.1016/j.watres.2006.06.028
|
Qi J, Lan H C, Liu R P, et al. 2016. Prechlorination of algae-laden water:The effects of transportation time on cell integrity, algal organic matter release, and chlorinated disinfection byproduct formation[J]. Water Research, 102: 221–228.
DOI:10.1016/j.watres.2016.06.039
|
Qi J, Lan H C, Liu H J, et al. 2016. Simultaneous surface-adsorbed organic matter desorption and cell integrity maintenance by moderate prechlorination to enhance Microcystis aeruginosa removal in KMnO4-Fe(Ⅱ) process[J]. Water Research, 105: 551–558.
DOI:10.1016/j.watres.2016.09.042
|
Qi J, Lan H C, Miao S Y, et al. 2015. KMnO4-Fe(Ⅱ) pretreatment to enhance Microcystis aeruginosa, removal by aluminum coagulation:Does it work after long distance transportation?[J]. Water Research, 88: 127–134.
|
Qu F, Liang H, Wang Z, et al. 2012. Ultrafiltration membrane fouling by extracellular organic matters (EOM) of Microcystis aeruginosa in stationary phase:influences of interfacial characteristics of foulants and fouling mechanisms[J]. Water Research, 46(5): 1490–1500.
DOI:10.1016/j.watres.2011.11.051
|
石颖, 马军, 蔡伟民, 等. 2001. 湖泊、水库水的强化混凝除藻的试验研究[J]. 环境科学学报, 2001, 21(2): 251–253.
|
Takaara T, Sano D, Masago Y, et al. 2010. Surface-retained organic matter of Microcystis aeruginosa inhibiting coagulation with polyaluminum chloride in drinking water treatment[J]. Water Research, 44(13): 3781–3786.
DOI:10.1016/j.watres.2010.04.030
|
张丽娟. 水中铜绿微囊藻的强化混凝处理技术研究[D]. 长沙: 湖南大学. 2009
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10532-2009164197.htm |
张普, 乔俊莲, 王国强, 等. 2010. 聚二甲基二烯丙基氯化铵对铜绿微囊藻的去除效果研究[J]. 水处理技术, 2010, 36(11): 15–18+21.
|
Zhu M, Gao N, Chu W, et al. 2015. Impact of pre-ozonation on disinfection by-product formation and speciation from chlor(am)ination of algal organic matter of Microcystis aeruginosa[J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 120: 256–262.
|