不同預(yù)氧化劑對銅綠微囊藻細(xì)胞的滅活

殷娣娣，陸納新，袁 君，高乃云，戎文磊，周圣東

(1.污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實驗室(同濟(jì)大學(xué))，200092上海;2.無錫市自來水總公司，214031江蘇無錫)

水體富營養(yǎng)化問題日益嚴(yán)重，由此引發(fā)的魚類大量死亡，藻毒素(MCs)、異嗅物質(zhì)及其他藻源有機(jī)質(zhì)(AOM)釋放等問題對人類的生產(chǎn)生活造成了嚴(yán)重危害，也對飲用水安全構(gòu)成了重大威脅［1-2］.預(yù)氧化強(qiáng)化混凝除藻是國內(nèi)外研究熱點(diǎn).其主要目的是通過預(yù)氧化降低藻的活性，強(qiáng)化藻的混凝沉淀能力.另外，預(yù)氧化對于藻細(xì)胞外溶解性有機(jī)質(zhì)(EOM)如藻毒素等也有一定的去除作用.微囊藻毒素(MC-LR)在自然水體中相對穩(wěn)定，但其具有較多的不飽和結(jié)構(gòu)，尤其是Adda結(jié)構(gòu)中的共軛雙鍵結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定，故能被多種氧化劑氧化，常用的預(yù)氧化劑包括高錳酸鉀、氯化合物和臭氧等.

由于一般水處理工藝對于藻細(xì)胞外溶解性有機(jī)質(zhì)去除效果的限制，混凝工藝前的預(yù)氧化要求在降低藻細(xì)胞活性、改善藻細(xì)胞混凝沉降性能的同時，避免因藻細(xì)胞壁的破裂導(dǎo)致藻毒素、異嗅物質(zhì)等有毒有害藻細(xì)胞胞內(nèi)代謝有機(jī)質(zhì)(IOM)釋放到細(xì)胞外，進(jìn)入后續(xù)水處理工藝中.國外已有使用氯、臭氧及高錳酸鉀作為氧化劑氧化MCs的相關(guān)動力學(xué)研究［3-5］，但有關(guān)預(yù)氧化對銅綠微囊藻細(xì)胞葉綠素破壞影響的比較研究尚未見報道.已有文獻(xiàn)表明［6-7］，采用高錳酸鉀作預(yù)氧化劑時，當(dāng)氧化劑暴露值介于細(xì)胞滅活臨界點(diǎn)與毒素釋放臨界點(diǎn)之間時可以迅速滅活藻細(xì)胞并使細(xì)胞保持其相對完整性，控制細(xì)胞內(nèi)MC-LR的釋放.本文以銅綠微囊藻為研究對象，考察次氯酸鈉及臭氧的投加量和氧化時間對銅綠微囊藻細(xì)胞滅活效果的影響，建立數(shù)學(xué)模型進(jìn)行動力學(xué)擬合，并與前期高錳酸鉀的動力學(xué)擬合結(jié)果進(jìn)行比較.采用掃描電子顯微鏡輔助分析這3種常見預(yù)氧化劑對銅綠微囊藻細(xì)胞的處理效果，為實際生產(chǎn)除藻提供理論依據(jù).

1 實 驗

1.1 藻種的培養(yǎng)

銅綠微囊藻(Microcystis aeruginosa)藻種，編號FACHB-912，購自武漢水生生物研究所，采用培養(yǎng)基BG11進(jìn)行培養(yǎng).銅綠微囊藻采用批量式培養(yǎng)，于(25±1)℃、光照度為2 400 lx、光暗周期為12 h:12 h的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng).取藻密度為6.4×106個·mL-1處于對數(shù)期的藻液進(jìn)行氧化實驗.

1.2 臭氧發(fā)生裝置

臭氧發(fā)生采用完全混合間歇式反應(yīng)器，裝置流程如圖1所示.氧氣經(jīng)臭氧發(fā)生器反應(yīng)形成臭氧，產(chǎn)生的臭氧量通過管路上的流量計精確計量調(diào)整.將超純水裝入反應(yīng)柱，并通入臭氧計時.臭氧由反應(yīng)柱底部曝氣頭均勻曝氣進(jìn)入反應(yīng)柱中，于超純水中漸漸趨于飽和.臭氧通入一定時間后由反應(yīng)柱上的取樣口直接取樣，取出的水樣立即測定水中臭氧濃度.

圖1 臭氧發(fā)生裝置流程

1.3 實驗方法

實驗在(20±2)℃的室溫中進(jìn)行，反應(yīng)初始pH用二氧化碳調(diào)節(jié)至7.5±0.1.配置一定濃度的氧化劑與藻懸濁液在250 mL的玻璃搖瓶中進(jìn)行反應(yīng)，在預(yù)定的反應(yīng)時間點(diǎn)取樣，分別測定水中剩余的自由氯(臭氧)濃度和細(xì)胞光合活性.

1.4 測定方法與藥劑

藻的光合活性參數(shù)采用葉綠素?zé)晒饷}沖儀PHYTO-PAM(Walz公司)測定，藻密度采用UV-765型紫外/可見分光光度計(上海精密科學(xué)儀器有限公司)測定，水中余氯經(jīng)0.7 μm玻璃纖維膜過濾后采用袖珍式比色計TMII氯(HACH公司)和DPD自由氯試劑包測定，水中臭氧濃度采用靛藍(lán)比色法測定［8］，預(yù)氧化后藻細(xì)胞的形態(tài)采用掃描電子顯微鏡(Philips公司)測定.

實驗用藥劑除次氯酸鈉(Sigma公司)為色譜純，其余均為化學(xué)純;實驗配水采用Milli-Q型超純水制水機(jī)(Millipore公司)制取.

2 結(jié)果與討論

2.1 次氯酸鈉對銅綠微囊藻細(xì)胞的滅活

2.1.1 氯的衰減

選取藻密度為6.4×106個·mL-1的銅綠微囊藻藻液，投加不同濃度次氯酸鈉(有效游離氯濃度 56.4 ～ 225.7 μmol·L-1，即 質(zhì) 量 濃 度 2 ～8 mg/L)，反應(yīng)時間600 s.次氯酸鈉氧化過程中游離氯在藻液中的衰減情況如圖2所示.

圖2 不同次氯酸鈉投量下剩余游離氯隨反應(yīng)時間變化

由圖2可以看出，游離氯在氧化過程中前100 s內(nèi)迅速衰減，之后逐漸趨緩.這是由于次氯酸鈉的氧化性較強(qiáng)，投入銅綠微囊藻液后迅速與EOM反應(yīng)，同時氧化藻細(xì)胞.另外，次氯酸鈉的不穩(wěn)定性導(dǎo)致其在藻液中降解很快，故在100 s內(nèi)氧化劑消耗顯著.反應(yīng)100 s后，隨著能被氧化劑氧化的EOM濃度的減少，游離氯的降解速度趨緩.次氯酸鈉對于藻細(xì)胞的滅活非常迅速，基本在600 s內(nèi)完成，故對游離氯的衰減僅考慮600 s內(nèi)的過程.

2.1.2 次氯酸鈉對銅綠微囊藻活性影響的動力學(xué)分析

藻液的初始活性Y0為0.43.當(dāng)次氯酸鈉投加量為 56.4 μmol·L-1(2 mg/L)時，活性基本穩(wěn)定在Y0，說明56.4 μmol·L-1的次氯酸鈉基本不影響藻細(xì)胞活性，即藻體沒有遭到破壞.56.4～225.7 μmol·L-1(2～8 mg/L)次氯酸鈉下，藻細(xì)胞活性前60 s在Y0附近波動，隨后迅速下降，直至藻體的生命特征基本喪失.次氯酸鈉對藻活性的影響符合二級動力學(xué)，其方程可以表達(dá)為

采用游離氯剩余濃度c與反應(yīng)時間t的積表示藻細(xì)胞在次氯酸鈉下的暴露劑量(ct)，得次氯酸鈉滅活藻細(xì)胞反應(yīng)動力學(xué)方程與高錳酸鉀相同，可以表達(dá)為

通過作圖得出不同次氯酸鈉投加量下氧化劑滅活藻細(xì)胞的二級反應(yīng)速率常數(shù)，即細(xì)胞滅活速率常數(shù).由于 56.4 μmol·L-1游離氯下藻細(xì)胞活性基本沒有變化，故取 84.6～225.7 μmol·L-1游離氯對細(xì)胞活性的破壞擬合反應(yīng)動力學(xué).二級反應(yīng)動力學(xué)的擬合結(jié)果見圖3及表1.

圖3 不同次氯酸鈉投加量下游離氯暴露劑量ct對銅綠微囊藻活性的影響

表1 游離氯暴露劑量ct對銅綠微囊藻活性影響的動力學(xué)模型擬合參數(shù)

由表1可知，次氯酸鈉對藻細(xì)胞的滅活較好地符合了二級反應(yīng)動力學(xué)模型.84.6～225.7 μmol·L-1初始游離氯濃度下藻細(xì)胞滅活速率常數(shù)kY均為(220±3)L·mol-1·s-1，表明初始游離氯濃度對kY影響不大.但低濃度下的反應(yīng)動力學(xué)擬合R2較低，這可能是由于低氧化劑投加量下，細(xì)胞壁對游離氯氧化的阻礙導(dǎo)致滅活過程中細(xì)胞活性的降低有一個先慢后快的過程.

比較氯氧化藻細(xì)胞與前期對高錳酸鉀氧化藻細(xì)胞過程的研究［6-7］，發(fā)現(xiàn)氯氧化過程中并沒有出現(xiàn)高錳酸鉀下kY隨投加量增大而減小的現(xiàn)象，這是由于氯穿透力較強(qiáng)，不同投加量下氧化劑作用至細(xì)胞壁的時間沒有明顯區(qū)別.此外，比較高錳酸鉀與次氯酸鈉下細(xì)胞滅活速率常數(shù)kY，發(fā)現(xiàn)氯對藻細(xì)胞的滅活效率遠(yuǎn)大于高錳酸鉀，這是由次氯酸鈉較強(qiáng)的細(xì)胞穿透性所致，因此，也容易導(dǎo)致IOM的大量釋放.加之預(yù)氯化還會帶來含氮和含碳消毒副產(chǎn)物等問題［8-10］，需嚴(yán)格控制其投加量.

2.2 臭氧對銅綠微囊藻細(xì)胞的滅活

2.2.1 臭氧的衰減

取藻密度為6.4×106個·mL-1的銅綠微囊藻藻液，投加不同濃度臭氧(22.4～60.6 μmol·L-1，即質(zhì)量濃度 1.073～2.909 mg/L)，反應(yīng)時間500 s.臭氧在藻液中的衰減情況如圖4所示.

圖4 不同臭氧投加量下臭氧剩余質(zhì)量濃度隨反應(yīng)時間的變化

由圖4可知，臭氧在氧化過程中前40 s內(nèi)迅速衰減，之后逐漸趨緩.這是由于臭氧有著極強(qiáng)的氧化性，投入銅綠微囊藻液后迅速與EOM反應(yīng)，同時破壞藻細(xì)胞.另外，由于臭氧極不穩(wěn)定，一加入藻液即迅速降解，故在前40 s內(nèi)氧化劑消耗非常顯著.此外，臭氧的降解速度非常快，氧化劑在1.073，1.184和1.426 mg/L的投加量下分別于100，180和300 s左右消耗完全.

2.2.2 臭氧對銅綠微囊藻活性影響的動力學(xué)分析

藻液的初始活性Y0為0.45.當(dāng)臭氧投加量為22.4 和 24.7 μmol·L-1(1.073，1.184 mg/L)時，反應(yīng)1 800 s后活性分別降低且穩(wěn)定至0.3和0.25附近，說明24.7 μmol·L-1以下的臭氧投加量不足以滅活藻細(xì)胞，藻細(xì)胞在氧化劑作用后受到一定程度的破壞，但其生命體征并沒有完全喪失.29.7～60.6 μmol·L-1(1.426～2.909 mg/L)臭氧下，藻細(xì)胞活性迅速下降.隨著臭氧投加量的增加，藻細(xì)胞失活速度加快，完全失活時間由1.426 mg/L下的330 s降低到2.909 mg/L下的90 s.對比不同投加劑量高錳酸鉀、次氯酸鈉及臭氧下藻光合活性的變化可知，臭氧下藻細(xì)胞光合活性的降低速度最快，說明臭氧的氧化性最強(qiáng)，最易破壞藻細(xì)胞，引起IOM釋放.此外，臭氧下光合活性的下降并不存在高錳酸鉀、次氯酸鈉下的反應(yīng)滯后期，這可能是由于臭氧具有極強(qiáng)的氧化性，一旦投加進(jìn)藻液便與EOM迅速反應(yīng)，即直接作用至藻細(xì)胞.

通過作圖得出不同臭氧投加量下氧化劑滅活藻細(xì)胞的二級反應(yīng)速率常數(shù)，即細(xì)胞滅活速率常數(shù).由于 22.4，24.7 μmol·L-1下藻細(xì)胞沒有完全失活，29.7 μmol·L-1下藻細(xì)胞在完全失活前臭氧已經(jīng)完全被消耗，故取33.5～60.6 μmol·L-1臭氧對細(xì)胞活性的破壞擬合反應(yīng)動力學(xué).二級反應(yīng)動力學(xué)的擬合結(jié)果見圖5及表2.

圖5 不同臭氧投加量下剩余臭氧暴露劑量ct對銅綠微囊藻活性的影響

表2 臭氧暴露劑量ct對銅綠微囊藻活性影響的動力學(xué)模型擬合參數(shù)

由表2可知，臭氧對藻細(xì)胞的滅活較好地符合了二級反應(yīng)動力學(xué)模型.33.5～60.6 μmol·L-1初始臭氧濃度下細(xì)胞滅活速率常數(shù)kY均為(2 655±15)L·mol-1·s-1，表明初始臭氧濃度對kY影響不大.臭氧滅活藻細(xì)胞速率常數(shù)是次氯酸鈉的近12倍，是高錳酸鉀的近137倍.臭氧能在短時間內(nèi)迅速殺滅藻細(xì)胞，但極不穩(wěn)定，對其投加量的控制較難，極易導(dǎo)致IOM大量釋放.

2.3 水處理工藝對預(yù)氧化劑的選擇

預(yù)氧化劑的選擇要求對藻細(xì)胞有較好的滅活效果，同時氧化劑對藻細(xì)胞的破壞最小，避免IOM釋放到胞外.高錳酸鉀、次氯酸鈉和臭氧對于藻細(xì)胞的滅活速率常數(shù)kY分別為 5.00～19.38［6］，(220±3)和(2 655±15)L·mol-1·s-1，表明對銅綠微囊藻細(xì)胞的滅活速率遵循臭氧＞次氯酸鈉＞高錳酸鉀.臭氧、次氯酸鈉及高錳酸鉀在氧化過程中均會引起藻細(xì)胞破裂及IOM釋放，運(yùn)用掃描電鏡觀察不同氧化劑對藻細(xì)胞破壞的效果，結(jié)果如圖6所示.

圖6 銅綠微囊藻原樣及不同氧化劑對藻細(xì)胞破壞SEM圖

圖6表明，在臭氧和次氯酸鈉作用下，藻細(xì)胞較易發(fā)生萎縮破裂甚至溶解;而在高錳酸鉀作用下，藻細(xì)胞在高錳酸鉀暴露值較低時受氧化劑作用發(fā)生團(tuán)聚、形變，但仍保持其相對完整性，細(xì)胞并未發(fā)生明顯破裂(圖6(d))，細(xì)胞在高錳酸鉀暴露值較高時發(fā)生明顯破裂甚至溶解，IOM大量釋放(圖 6(e)).這與之前對高錳酸鉀的研究［6-7］吻合，說明高錳酸鉀對 IOM的釋放更可控.

綜上，雖然臭氧和次氯酸鈉的藻細(xì)胞滅活效率均優(yōu)于高錳酸鉀，但它們更易導(dǎo)致IOM的釋放，還會帶來含氮、含碳消毒副產(chǎn)物或溴酸鹽消毒副產(chǎn)物等問題.而高錳酸鉀在降低藻細(xì)胞活性、改善藻細(xì)胞混凝沉降性能的同時，對細(xì)胞壁的穿透性較差，可通過對其暴露值的控制避免藻細(xì)胞壁的破裂導(dǎo)致藻毒素、異嗅物質(zhì)等有毒有害AOM的釋放.故實際高藻水預(yù)氧化技術(shù)中優(yōu)先推薦使用高錳酸鉀.

3 結(jié) 論

1)次氯酸鈉對銅綠微囊藻細(xì)胞的滅活符合二級反應(yīng)動力學(xué)，速率常數(shù)為 218.38～223.40 L·mol-1·s-1.反應(yīng)存在較短的滯后期，且低濃度(有效游離氯為 84.6，112.8 μmol·L-1)次氯酸鈉下細(xì)胞活性的降低表現(xiàn)出先慢后快的過程.不同的氯投加量對藻細(xì)胞滅活速率常數(shù)無明顯影響.

2)臭氧在銅綠微囊藻液中消耗非常迅速，對銅綠微囊藻細(xì)胞的滅活符合二級反應(yīng)動力學(xué)，速率常數(shù)為 2 641.8～2 666.8 L·mol-1·s-1，反應(yīng)不存在滯后期.不同的臭氧投加量對藻細(xì)胞滅活速率常數(shù)無明顯影響.

3)氧化劑對銅綠微囊藻細(xì)胞的滅活速率為臭氧＞次氯酸鈉＞高錳酸鉀.但臭氧與次氯酸鈉在氧化過程中對胞內(nèi)有機(jī)物的釋放可控性較小，易引起藻細(xì)胞破裂及胞內(nèi)有機(jī)物的釋放;高錳酸鉀可通過對其氧化劑暴露值的控制，避免藻細(xì)胞壁的破裂導(dǎo)致藻源有機(jī)質(zhì)釋放到細(xì)胞外進(jìn)入后續(xù)水處理工藝中.

［1］黎雷，高乃云，殷娣娣，等.控制飲用水原水中藻類、藻毒素的水廠處理工藝［J］.中國給水排水，2008，24(6):20-24.

［2］LILei，GAO Naiyun， DENG Yang， etal.Characterization of intracellular＆ extracellular algae organic matters(AOM)ofMicrocystic aeruginosaand formation of AOM-associated disinfection byproducts and odor＆ taste compounds［J］.Water Research，2012，46(4):1233-1240.

［3］DALY R I，HO L，BROOKES J D.Effect of chlorination onMicrocystis aeruginosacell integrity and subsequent microcystin release and degradation［J］.Environmental Science＆ Technology，2007，41(12):4447-4453.

［4］RODRIGUEZ E，MAJADO M E，MERILUOTO J，et al.Oxidation of microcystins by permanganate:reaction kinetics and implications for water treatment［J］.Water Research，2007，41(1):102-110.

［5］張可佳，高乃云，殷娣娣，等.臭氧氧化降解微囊藻毒素-LR的動力學(xué)研究［J］.同濟(jì)大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版，2009，37(7):919-924.

［6］高乃云，沈嘉鈺，黎雷，等.高錳酸鉀滅活銅綠微囊藻及胞內(nèi)毒素釋放機(jī)制［J］.同濟(jì)大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版，2014，42(5):721-729.

［7］LI Lei，SHAO Chen，LIN Tsairfuh et al.Kinetics of cell inactivation， toxin release，and degradation during permanganation ofMicrocystisaeruginosa［J］.Environmental Science＆ Technology，2014，48(5):2885-2892.

［8］BADER H，HOIGNE J.Determination of ozone in water by the indigo method［J］.Water Research，1981，15(4):449-456.

［9］LEE W，WESTERHOFF P，CROUE J P.Dissolved organic nitrogen as a precursor for chloroform，dichloroacetonitrile， N-Nitrosodimethylamine， and trichloronitromethane ［J］.Environmental Science Technology，2007，41(15):5485-5490.

［10］FANG Jingyun，YANG Xin， MA Jun， etal.Characterization of algal organic matter and formation of DBPs from chlor(am)ination［J］.Water Research，2010，44(20):5897-5906.