NaClO/Fe2+強(qiáng)化含藻污泥脫水性能與機(jī)理研究

唐玉霖，吳夢怡，孫天曉，王 慕，張 旻，王 遠(yuǎn)

（1.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海200092；2.同濟(jì)大學(xué)污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海200092；3.無錫市政公用環(huán)境檢測研究院有限公司，江蘇無錫214101）

水體富營養(yǎng)化導(dǎo)致大規(guī)模水華暴發(fā)，飲用水源地中的藻類及其衍生物會對飲用水水質(zhì)安全造成嚴(yán)重威脅［1］。藻類打撈及藻水分離后產(chǎn)生的包含藻類、有機(jī)物、無機(jī)雜質(zhì)和水等物質(zhì)的混合物稱為含藻污泥。含藻污泥體量大、含水率高，若不經(jīng)過調(diào)理脫水，不僅運(yùn)輸成本高，還會對填埋地的土壤以及地下水造成污染［2］。因此，開發(fā)高效便捷、安全可靠的藻水分離技術(shù)以凈化高藻水且提升含藻污泥的脫水性能具有重要意義。

混凝沉淀法是污泥脫水中常用的調(diào)理手段［3］。常見的混凝調(diào)理劑有無機(jī)鋁鹽類（如氯化鋁、硫酸鋁、聚合氯化鋁等），無機(jī)鐵鹽類（如氯化鐵、硫酸亞鐵、聚合硫酸鐵等）以及有機(jī)高分子類（如聚丙烯酰胺）等。在混凝劑的壓縮雙電層、吸附電中和、網(wǎng)捕卷掃、吸附架橋等機(jī)制作用下，藻類等膠體顆粒脫穩(wěn)，團(tuán)聚形成尺寸較大的絮體，繼而自然沉降去除［4］。金宜英等人采用三種無機(jī)低分子調(diào)理劑和有機(jī)高分子調(diào)理劑研究了剩余污泥的脫水性能，發(fā)現(xiàn)無機(jī)低分子調(diào)理劑的投加量是有機(jī)高分子調(diào)理劑的30～50倍［5］，增大了處理成本。因此，為保證混凝效果并降低混凝劑用量，強(qiáng)化混凝技術(shù)被深入研究。

次氯酸鈉（NaClO）是水處理中最常用的藥劑之一。研究表明其預(yù)氧化強(qiáng)化鋁鹽混凝處理高藻水，藻類的去除率達(dá)到了90%以上［6］。Ma等人研究發(fā)現(xiàn)次氯酸鈉氧化有利于藻毒素等污染物的去除［7］。Wei等人利用NaClO預(yù)氧化后，使用三種陽離子絮凝劑進(jìn)行污泥絮凝處理，脫水效率明顯提升［8］。有研究表明原位形成的三價(jià)鐵比投加現(xiàn)成的三價(jià)鐵具有更大的反應(yīng)表面積，新生成的三價(jià)鐵混凝劑易使藻細(xì)胞脫穩(wěn)，增大藻絮體的尺寸，有利于藻細(xì)胞的去除［9］。當(dāng)使用Fe2+作為混凝劑時(shí)，NaClO的氧化性能促進(jìn)Fe3+生成。因此，利用NaClO對高藻水進(jìn)行適度預(yù)氧化后強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝，有望提升高藻水的混凝效果以及含藻污泥的脫水性能。

本研究通過投加不同質(zhì)量濃度的次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝處理高藻水。重點(diǎn)探究次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對藻類、水質(zhì)及含藻污泥脫水性能的影響，并進(jìn)行了作用機(jī)理分析。研究得到“適度氧化”強(qiáng)化含藻污泥脫水性能及高藻水處理效果的優(yōu)化條件，有效地提高了含藻污泥的含固率以及高藻水的凈化效果，研究結(jié)果為藍(lán)藻的減量化提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 高藻水的配制

采用銅綠微囊藻（FACHB-912，中科院武漢水生生物研究所）為研究對象。溫度為25±1℃，光照強(qiáng)度為1500～2000 Lux，光照和黑夜循環(huán)周期為12 h：12 h。當(dāng)每毫升水中藻細(xì)胞密度達(dá)到百萬個(gè)以上（＞106個(gè)·mL-1）時(shí)可被認(rèn)為屬于高藻水［10］。試驗(yàn)時(shí)，取對數(shù)生長期的藻液并配制成藻細(xì)胞密度為2×106個(gè)·mL-1左右的高藻水。

1.2 試驗(yàn)方法

采用次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝的方法對銅綠微囊藻高藻水進(jìn)行處理。將不同質(zhì)量濃度梯度的次氯酸鈉（NaClO=1.0、1.5、2.0和3.0 mg·L-1）和相同質(zhì)量濃度的硫酸亞鐵混凝劑（Fe2+=11.0 mg·L-1）依次加入500 mL燒杯中，以單獨(dú)投加鐵鹽混凝劑的混凝試驗(yàn)組作為對照。具體混凝參數(shù)：首先，在200 r·min-1的轉(zhuǎn)速下快速攪拌2 min，后以50 r·min-1的轉(zhuǎn)速慢速攪拌15 min，混凝結(jié)束后讓絮體沉淀30 min。其次，收集上清液進(jìn)行藻細(xì)胞光合作用效率、完整性、藻毒素、pH和溶解性有機(jī)碳等指標(biāo)的測試，并評價(jià)次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對于藻類和水質(zhì)的影響。最后，收集下層含藻污泥，進(jìn)行脫水性能及作用機(jī)理分析。

1.3 分析儀器與方法

1.3.1 藻類和水質(zhì)情況分析

采用浮游植物熒光光譜儀（Phyto-PAM）檢測藻細(xì)胞內(nèi)光系統(tǒng)II的光合作用效率。采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-AES）進(jìn)行K+濃度的測定［11］。采用酶聯(lián)免疫吸附法（ELISA）測定溶液中藻毒素的濃度。采用pH計(jì)（HQ40d）測定溶液的pH。采用總有機(jī)碳分析儀（VCPH）對經(jīng)過0.45μm親水性PTFE濾膜過濾后的水樣進(jìn)行溶解性有機(jī)碳檢測。采用紫外/可見光分光光度計(jì)（UV-765）對經(jīng)過0.45μm親水性PTFE濾膜過濾后的水樣進(jìn)行UV254檢測。采用三維熒光光譜儀（F-4500）分析水體中天然有機(jī)物的組成和含量［12］。

1.3.2 脫水性能分析

采用105℃恒溫烘干稱重法測定含藻污泥的含固率和混合液懸浮固體濃度（MLSS）。利用固相萃取裝置對含藻污泥在0.5 bar（0.05 MPa）的真空度下進(jìn)行過濾脫水，計(jì)算過濾速度。采用毛細(xì)吸水時(shí)間測定儀（TYPE 304B）測定毛細(xì)吸水時(shí)間，見式（1）～式（4）。

式中：W為含固率，%；M1為坩堝與濕泥總質(zhì)量，g；M2為坩堝與干泥總質(zhì)量，g；M3為坩堝質(zhì)量，g；M為混合液懸浮固體濃度，g·L-1；V1為濕泥的體積，mL；v為濾速度，mL·min-1；V2為所過濾污泥的體積，mL；T為過濾所需要的時(shí)間，min；t為測量所得的毛細(xì)吸水時(shí)間，s；tM為單位質(zhì)量濃度的含藻污泥的毛細(xì)吸水時(shí)間，s·g·L-1。

1.3.3 機(jī)理分析

采用激光粒度儀（Mastersizer 3 000）測定混凝后絮體粒徑的分布情況。采用Zeta電位儀（Zetasizer Nano ZS 90）測量藻細(xì)胞絮體表面的Zeta電位。采用冷凍離心機(jī)進(jìn)行溶解型EPS（S-EPS）和結(jié)合型EPS（B-EPS）的分離與提?。?3］；采用福林酚比色法和硫酸蒽酮法分別測定蛋白質(zhì)和多糖［13］。

2 結(jié)果與討論

2.1 藻類與水質(zhì)的變化

2.1.1 藻類的適度氧化

次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝會對銅綠微囊藻的細(xì)胞活性、完整性及藻毒素分泌產(chǎn)生影響，探究次氯酸鈉濃度對藻細(xì)胞的影響以實(shí)現(xiàn)“適度氧化”。如圖1a所示，原始藻液中的藻細(xì)胞光合作用效率為0.44，單獨(dú)投加11.0 mg·L-1的二價(jià)鐵鹽混凝劑時(shí)，細(xì)胞的光合作用效率下降。當(dāng)NaClO強(qiáng)化混凝時(shí)，隨著投加量的增加，藻細(xì)胞的光合作用效率下降，說明藻細(xì)胞活性降低，有利于細(xì)胞脫穩(wěn)絮凝，提高藻類的去除效果。當(dāng)其含量增加至3.0 mg·L-1時(shí)，光合作用效率大幅下降，NaClO的強(qiáng)氧化性導(dǎo)致藻細(xì)胞活性被強(qiáng)烈抑制。

藻細(xì)胞中的K+平衡維持著生理功能的穩(wěn)定，細(xì)胞膜完整性一旦遭到破壞便會導(dǎo)致K+外溢，常以K+濃度為指標(biāo)表征藻細(xì)胞的完整性。當(dāng)投加11.0 mg·L-1的鐵鹽混凝劑和1.0 mg·L-1的NaClO時(shí)，藻溶液中游離的K+濃度未發(fā)生明顯變化，說明藻細(xì)胞結(jié)構(gòu)未受到破壞，細(xì)胞的完整性良好。NaClO的質(zhì)量濃度提高至1.5和2.0 mg·L-1時(shí)，藻溶液中游離的K+濃度輕微上升；當(dāng)質(zhì)量濃度升至3.0 mg·L-1時(shí)，K+含量出現(xiàn)了27.5%的上升，表明3.0 mg·L-1的NaClO對于藻細(xì)胞濃度為2×106個(gè)·mL-1的銅綠微囊藻水已經(jīng)過量，致使部分藻細(xì)胞完整性受損，如圖1b所示。因此，為實(shí)現(xiàn)NaClO“適度氧化”，其投加量應(yīng)控制在2.0 mg·L-1之內(nèi)。

圖1 次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對銅綠微囊藻細(xì)胞的影響Fig.1 Effects of sodium hypochlorite-enhanced fer?rous salt coagulation on Microcystis aerugi?nosa cells

藻毒素是藻細(xì)胞在生長過程中和環(huán)境影響下分泌的代謝產(chǎn)物，外界刺激會增加藻毒素釋放。藻溶液中原有的藻毒素含量為1.68μg·L-1，當(dāng)投加鐵鹽混凝劑與不超過2.0 mg·L-1的NaClO氧化時(shí)，溶液中藻毒素的含量依然未超過原始藻液中的藻毒素含量。當(dāng)NaClO投加量達(dá)到3.0 mg·L-1時(shí)，藻溶液中的藻毒素含量上升至2.25μg·L-1，過量NaClO的氧化性導(dǎo)致藻毒素釋放到胞外［14-15］，使得濃度快速升高。

2.1.2 水質(zhì)的有效凈化

不同質(zhì)量濃度的次氯酸鈉對溶液的pH和有機(jī)物含量均有影響。如圖2a所示，初始高藻水的pH值為8.71。投加11.0 mg·L-1的鐵鹽混凝后，F(xiàn)e2+水解使溶液pH降至7.78。在NaClO的作用下，F(xiàn)e2+被氧化成Fe3+，體系中原位生成的Fe3+水解后生成了Fe（OH）3，導(dǎo)致溶液的pH值進(jìn)一步降低。

溶液中有機(jī)物含量是評價(jià)水質(zhì)情況的重要指標(biāo)。圖2b～2c為次氯酸鈉強(qiáng)化混凝對銅綠微囊藻溶液中有機(jī)物的去除效果。如圖2b所示，原始藻溶液中的溶解性有機(jī)碳（DOC）質(zhì)量濃度為10.55 mg·L-1。投加11.0 mg·L-1的鐵鹽混凝后，DOC的去除率為74%。隨著NaClO質(zhì)量濃度的增加，DOC去除率升高。當(dāng)其投加量達(dá)到2.0 mg·L-1時(shí)，達(dá)到最佳值90%，此時(shí)藻溶液中大部分DOC得到去除。NaClO的氧化性剝落降解了部分溶解性有機(jī)物，使得藻溶液中的溶解性有機(jī)碳含量降低。另一方面，原位生成的Fe（OH）3具有強(qiáng)化混凝的作用，將部分有機(jī)物吸附架橋、網(wǎng)捕卷掃后使其沉降，減少了溶解性有機(jī)碳的含量。UV254是水中有機(jī)物在波長為254 nm的紫外光下的吸光度，可表征水中天然存在的腐殖質(zhì)類大分子有機(jī)物以及含C=C、C=O雙鍵的芳香族化合物的含量。從圖2c中可以看出，當(dāng)NaClO投加量不超過2.0 mg·L-1時(shí)，UV254值不斷降低，表明溶液中部分腐殖質(zhì)類大分子和芳香族化合物被NaClO氧化。當(dāng)其含量達(dá)到3.0 mg·L-1時(shí)，UV254值有上升，藻細(xì)胞破損導(dǎo)致胞內(nèi)的腐殖質(zhì)、蛋白質(zhì)、多糖等物質(zhì)釋放［16］。由此可見，適量的次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝能夠降低溶液中有機(jī)物污染物的含量，凈化高藻水。

圖2 次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對銅綠微囊藻溶液的影響Fig.2 Effects of sodium hypochlorite-enhanced fer?rous salt coagulation on Microcystis aerugi?nosa solution

2.2 含藻污泥脫水性能與效果

真空過濾速度是單位時(shí)間內(nèi)可過濾的藻細(xì)胞質(zhì)量，由式（3）計(jì)算可得，真空過濾速度越快則表明含藻污泥的脫水性能越好。次氯酸鈉強(qiáng)化混凝對含銅綠微囊藻污泥的真空過濾速度的影響如圖3a所示。當(dāng)加入11.0 mg·L-1的鐵鹽后，含藻污泥的真空過濾速度為13.56 mg·min-1；當(dāng)加入NaClO進(jìn)行預(yù)氧化后，真空過濾速度明顯提升，且在NaClO質(zhì)量濃度為1.5 mg·L-1左右時(shí)達(dá)到最佳值，為27.84 mg·min-1，提升了105.3%。當(dāng)NaClO質(zhì)量濃度為3.0 mg·L-1時(shí)，脫水速度大幅下降。此時(shí)NaClO過量，藻細(xì)胞內(nèi)部粘性物質(zhì)外溢，在負(fù)壓過濾時(shí)易堵塞膜孔，導(dǎo)致其脫水速度降低。因此，1.5～2.0 mg·L-1的NaClO可以作為適度氧化劑，改善含藻污泥的脫水性能。

為了進(jìn)一步驗(yàn)證含藻污泥脫水性能的變化情況，研究了次氯酸鈉投加量對含藻污泥毛細(xì)吸水時(shí)間的影響。從圖3b中可以看出，當(dāng)投加11.0 mg·L-1的鐵鹽時(shí)，含藻污泥的毛細(xì)吸水時(shí)間為9.38 s·g·L-1，計(jì)算方法見式（4）。當(dāng)NaClO投加量增加至2.0 mg·L-1左右時(shí)，CST值大幅降低，并達(dá)到最低值7.20 s·g·L-1，脫水性能實(shí)現(xiàn)了36.7%的提升。毛細(xì)吸水時(shí)間越短，說明污泥中的水分越容易自然流出，脫水性能則越好。當(dāng)NaClO質(zhì)量濃度為3.0 mg·L-1的時(shí)候，毛細(xì)吸水時(shí)間反而上升。該現(xiàn)象與真空過濾速度的變化情況一致。因此，為防止過度氧化破壞藻細(xì)胞至脫水性能降低，NaClO的質(zhì)量濃度應(yīng)控制在1.5～2.0 mg·L-1的范圍內(nèi)。

污泥含固率和混合液懸浮固體濃度（MLSS）可以直觀分析含藻污泥的脫水效果，由式（1）～式（2）計(jì)算得到，數(shù)值越高含藻污泥的脫水效果越好。圖3c為次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對銅綠微囊藻溶液中含藻污泥含固率和MLSS的影響。從圖中可以看出，原始藻液的含固率僅0.07%，當(dāng)加入11.0 mg·L-1的鐵鹽后，含固率達(dá)到0.15%，提高了94.3%。當(dāng)投加不超過2.0 mg·L-1的NaClO強(qiáng)化混凝時(shí)，含藻污泥的含固率不斷提高。NaClO的氧化性導(dǎo)致藻細(xì)胞外帶電負(fù)性的聚合物被剝落降解，促進(jìn)了藻細(xì)胞脫穩(wěn)，并在原位生成的Fe3+的混凝作用下，藻細(xì)胞更容易團(tuán)聚沉降，藻液得到濃縮，藻細(xì)胞間隙水減少，含固率提高。當(dāng)NaClO投加量增加至3.0 mg·L-1時(shí)，含固率進(jìn)一步下降，過量氧化劑使得部分藻細(xì)胞脫穩(wěn)，破壞細(xì)胞完整性，胞內(nèi)物質(zhì)釋放，間隙水重新進(jìn)入含藻污泥絮團(tuán)中，含固率降低。由此可見，當(dāng)NaClO質(zhì)量濃度為1.5～2.0 mg·L-1時(shí)，脫水性能與效果達(dá)到最佳值。

圖3 次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對含藻污泥脫水性能的影響Fig.3 Effect of sodium hypochlorite-enhanced ferrous salt coagulation on the dewatering performance of algae-containing sludge

2.3 作用機(jī)理分析

2.3.1 混凝作用分析

為了表征藻絮體的團(tuán)聚效果，分析了含藻污泥中藻絮體的粒徑分布。圖4a為次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對銅綠微囊藻絮體粒徑分布的影響。如圖所示，當(dāng)投加11.0 mg·L-1的鐵鹽后，藻絮體的尺寸增大，主要集中于90μm。當(dāng)分別投加1.0、1.5和2.0 mg·L-1的NaClO強(qiáng)化混凝時(shí)，藻絮體的主要尺寸不斷增大，從338μm到1640μm再到2180μm，說明NaClO起到了強(qiáng)化混凝的效果。當(dāng)絮體顆粒尺寸較大時(shí)，絮體的可壓縮性較高，有利于后續(xù)的壓濾脫水［13］，從而促進(jìn)含藻污泥脫水性能的提升。當(dāng)NaClO含量達(dá)到3.0 mg·L-1時(shí)，藻絮體粒徑左移，集中在412μm左右。過量的NaClO破壞了藻細(xì)胞的完整性，導(dǎo)致其混凝效果下降，絮體粒徑縮小，含藻污泥的脫水性能也有所下降。

通過測定Zeta電位進(jìn)一步研究了次氯酸鈉對高藻水的強(qiáng)化混凝作用。如圖4b所示，當(dāng)投加11.0 mg·L-1的鐵鹽混凝時(shí)，Zeta電位明顯上升，達(dá)到－16.6 mV；當(dāng)NaClO投加量達(dá)到2.0 mg·L-1左右時(shí)，Zeta電位達(dá)到最高值，為－9.2 mV。繼續(xù)增加NaClO投加量后，Zeta電位出現(xiàn)輕微下降。由此可見，Zeta電位與含藻污泥脫水性能先上升后下降的變化趨勢一致。

圖4 次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對銅綠微囊藻絮體的粒徑分布和Zeta電位的影響Fig.4 Effect of sodium hypochlorite-enhanced ferrous salt coagulation on the particle size distribution and Zeta potential of Microcystis aeruginosa flocs

2.3.2 氧化作用分析

藻細(xì)胞EPS的兩大主要成分為水合度較高的蛋白質(zhì)和多糖，對含藻污泥的脫水性能有重要影響。根據(jù)胞外聚合物與細(xì)胞結(jié)合的緊密程度，分為結(jié)合型EPS（B-EPS）和溶解型EPS（S-EPS）。B-EPS是一種雙層結(jié)構(gòu)，內(nèi)層穩(wěn)定地附著在藻細(xì)胞壁外，有一定的形狀；外層結(jié)構(gòu)較為松散、沒有明顯邊緣的粘液層，能夠向外圍環(huán)境擴(kuò)散。S-EPS分布于藻類膠群體的最外層，多為膠體狀或溶解性分子形態(tài)，非常容易分散到水相中，主要包含大量的羧基、羥基、氨基等官能團(tuán)的親水性有機(jī)物，是水體中溶解性有機(jī)物的重要來源［17］。通過物理分離對不同形態(tài)的EPS中這兩類物質(zhì)的含量進(jìn)行了測定。蛋白質(zhì)含量的變化如圖5a所示，當(dāng)投加11.0 mg·L-1的鐵鹽時(shí)，含藻污泥S-EPS中的蛋白質(zhì)含量比原始藻液有所上升，BEPS中的蛋白質(zhì)含量反而下降。在混凝劑的作用下，部分B-EPS中的蛋白質(zhì)被釋放，轉(zhuǎn)移到S-EPS中［3］。當(dāng)NaClO投加量分別為1.0、1.5和2.0 mg·L-1時(shí)，S-EPS中的蛋白質(zhì)含量上升，分別為19.30、56.14和51.40 mg·L-1；B-EPS中的蛋白質(zhì)含量下降，分別為46.90、40.82和39.91 mg·L-1。NaClO的氧化作用使得蛋白質(zhì)從緊密結(jié)合的B-EPS向松散結(jié)合的S-EPS轉(zhuǎn)移，導(dǎo)致高度水合的蛋白質(zhì)被釋放，有利于藻細(xì)胞間水分濃縮，從而提升含藻污泥的脫水性能［18］。當(dāng)NaClO投加量為1.5～2.0 mg·L-1時(shí)，這種轉(zhuǎn)化效應(yīng)最為顯著。當(dāng)NaClO投加量達(dá)到3.0mg·L-1時(shí)，S-EPS和B-EPS中的蛋白質(zhì)含量分別上升至23.30和45.60 mg·L-1。過量NaClO的預(yù)氧化作用破壞了藻細(xì)胞的完整性，導(dǎo)致胞內(nèi)的部分蛋白釋放到胞外聚合層中。圖5b為不同形態(tài)的EPS中多糖含量的變化。S-EPS中的多糖含量不斷上升，而B-EPS中的則不斷下降；當(dāng)NaClO過量時(shí)，又均有所上升，與蛋白質(zhì)含量的變化趨勢一致。由此可見，次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝通過適度氧化促使B-EPS中的多糖類物質(zhì)轉(zhuǎn)移至S-EPS中，從而促進(jìn)藻細(xì)胞EPS對水分的釋放，提高其脫水性能［19］。

圖5 次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對含藻污泥胞外聚合物中蛋白質(zhì)和多糖含量的影響Fig.5 Effect of sodium hypochlorite-enhanced ferrous salt coagulation on protein and polysaccharide con?tent in EPS of algae-containing sludge

圖6a～6b分別為原始藻液中藻細(xì)胞S-EPS和BEPS的三維熒光圖譜。結(jié)果表明，S-EPS中溶解性有機(jī)質(zhì)主要為溶解性微生物代謝物和腐殖酸類物質(zhì)，譜峰分別位于Ex/Em=280/330 nm（250～300 nm/280～380 nm）和340/430 nm（320～360 nm/410～450 nm）。此外，還存在含量較低的富里酸類物質(zhì)，譜峰位于Ex/Em=250/440 nm（240～270 nm/420～460 nm）。B-EPS中溶解性有機(jī)質(zhì)主要為溶解性微生物代謝物和芳香族類蛋白質(zhì)，譜峰分別位于Ex/Em=280/330 nm（250～300 nm/280～380 nm）和220/330 nm（200～230 nm/300～325 nm）。當(dāng)投加1.5 mg·L-1的NaClO強(qiáng)化混凝后，EPS中溶解性有機(jī)質(zhì)發(fā)生了明顯的變化。如圖6c～6d所示，S-EPS中的腐殖酸和富里酸類物質(zhì)的熒光峰明顯增強(qiáng)，并且在譜圖底部出現(xiàn)了芳香類蛋白質(zhì)的熒光峰，說明S-EPS中的蛋白質(zhì)含量上升。而BEPS中芳香類蛋白質(zhì)的熒光峰強(qiáng)度有所減弱，表明蛋白質(zhì)含量減少。而當(dāng)NaClO含量達(dá)到3.0 mg·L-1時(shí)，無論是S-EPS還是B-EPS，其中各區(qū)域的熒光峰都顯著增強(qiáng)，說明蛋白質(zhì)、腐殖質(zhì)、富里酸等物質(zhì)的含量均有所上升，如圖6e～6f。這與實(shí)際測得的蛋白質(zhì)絕對含量的變化趨勢吻合，表明次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝能夠通過調(diào)節(jié)不同形態(tài)EPS中組分的含量提高含藻污泥的脫水性能。

圖6 次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝對含藻污泥胞外聚合物（EPS）濃度的影響Fig.6 Effect of sodium hypochlorite-enhanced ferrous salt coagulation on the EPS concentration in algae-containing sludge

3 結(jié)論

采用次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝法處理高藻水，對藻類與水質(zhì)的影響、含藻污泥脫水性能的影響等方面進(jìn)行綜合分析，并探究了作用機(jī)理，總結(jié)出以下結(jié)論：

（1）次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝能夠提升含藻污泥的脫水性能與效果，當(dāng)NaClO的質(zhì)量濃度為1.5～2.0 mg·L-1時(shí)，脫水性能達(dá)到最佳；

（2）NaClO的氧化性促使Fe2+原位生成Fe3+，繼而形成Fe（OH）3，強(qiáng)化了對高藻水的混凝作用，同時(shí)降解了部分親水性胞外聚合物，提高了含藻污泥的脫水性能；

（3）次氯酸鈉強(qiáng)化二價(jià)鐵鹽混凝能夠優(yōu)化高藻水的凈化效果，溶解性有機(jī)碳的去除率由74%上升至90%，且水中的腐殖質(zhì)類大分子和芳香族化合物的含量也有所下降。

作者貢獻(xiàn)說明：

唐玉霖：方案設(shè)計(jì)，機(jī)制分析；

吳夢怡：論文撰寫，試驗(yàn)操作，數(shù)據(jù)收集；

孫天曉：數(shù)據(jù)整理；

王慕，張旻，王遠(yuǎn)：問題分析，論文修改。