蔣保建，付玉潔，李大鵬，徐樂中

（蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009）

近年來，由于人類經(jīng)濟活動日益加重，各種生活污水和城市廢水排入江河湖海，使水體吸納過多的氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)而變得富營養(yǎng)化，造成水體藻華的頻繁發(fā)生。為了應(yīng)對藻華污染，國內(nèi)外學(xué)者研究了多種除藻技術(shù)。其中利用天然礦物如黏土、粉煤灰等礦物治理藻華污染是目前最具前景的除藻技術(shù)之一［1-3］，然而，這些研究大都集中在微粉礦物絮凝去除混合藻［4-5］，除藻后的礦物很難再次被循環(huán)利用。迄今為止，尚未見有采用機械攪拌促使鋼渣顆粒懸浮來去除藻類的研究。而攪拌懸浮的方式必定會增加藻類與鋼渣顆粒的接觸幾率，從而提高藻類去除效果。此外，關(guān)于浮游植物的生理特性研究很少，尤其針對水體中不同種屬藻的最基本生理指標的光合作用活性情況，目前的報道也很少。

基于此，本文以高溫活化改性鋼渣顆粒為研究對象，通過試驗研究改性鋼渣顆粒在攪拌條件下對不同種屬藻的去除效果和對藻類的光合作用活性的影響，并對其除藻機理進行初步探討。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗采用的鋼渣顆粒來自蘇州鋼鐵股份有限公司，各成分含量分別為：CaO 38.7%，F(xiàn)e2O330.5%，MgO 7.5%，SiO212.9%，Al2O32.6%，MnO 5.6%，其他2.2%。先經(jīng)破碎，過5目篩，得到粒度小于4.00mm 的鋼渣顆粒；再用自來水沖洗，超純水浸泡，去除其表面的污垢，防止二次污染，同時使其中易溶出的堿性氧化物溶出，待其穩(wěn)定；每天更換新水，浸泡5d后發(fā)現(xiàn)，其浸泡液pH 值基本保持在8左右，經(jīng)105℃烘干，置于自封袋，備用。

試驗所用水樣取自太湖流域某河流，為使其能夠最大程度地代表原水的特點，該水樣未經(jīng)任何處理而直接用于試驗。原水水質(zhì)指標見表1。

表1 原水水質(zhì)指標Table 1 Characteristics of raw water quality

1.2 分析方法

采用納氏試劑光度法（GB 7479—87）測定水樣中氨氮（NH3-N）含量；采用酸性法（GB 11892—89）測定水樣中高錳酸鹽指數(shù)（CODMn）；將原水樣和預(yù)處理后水樣分別經(jīng)過0.45μm 的濾膜過濾后，采用德國耶拿Multi N／C3100TOC／TN 儀直接測定水中總有機碳（TOC）、總碳（TC）和總氮（TN）含量；水樣中的藻類經(jīng)0.45μm 的濾膜過濾后用10mL 丙酮溶液（90%）在4℃提取24h，測定其吸光度，計算葉綠素a（chl-a）含量，以此來確定Phyto-PAM 浮游植物熒光分析儀葉綠素a的校正因子，并采用德國Phyto-PAM 浮游植物熒光分析儀測定水樣中各藻屬葉綠素a濃度及其光合作用活性。

1.3 試驗方法

1.3.1 改性鋼渣顆粒的制備

將上述備用的鋼渣顆粒在馬弗爐中600℃恒溫下活化4h，制得高溫活化改性鋼渣顆粒（以下簡稱改性鋼渣顆粒），冷卻備用。高溫活化可以使表面較致密的鋼渣顆粒因高溫灼燒而釋放其內(nèi)部的能量致使表面開裂，質(zhì)地變疏松，比表面積增大，所帶負電荷也增多，吸附能力增強［6］。

1.3.2 除藻試驗

由于藻類具有垂直遷移的特性，本試驗選擇在中午進行，這時上層水體中富集藻類量較多。

混合藻的去除試驗：分別取3份含藻水樣，每份1 500mL置于2L燒杯中，分別加入0g的未改性鋼渣顆粒（空白組）、50g未改性鋼渣顆粒（未改性鋼渣組）和50g高溫活化改性鋼渣顆粒（改性鋼渣組），在100r／min的攪拌強度條件下攪拌，每隔15 min于液面下3cm 處取樣，測其混合藻葉綠素a濃度及光合作用活性。

不同種屬藻的去除試驗：取1 500mL含藻水樣置于2L燒杯中，加入50g的高溫活化改性鋼渣顆粒，在400r／min的攪拌強度條件下攪拌30min，靜置30min，于液面下3cm 處取樣，測其各藻屬葉綠素a濃度、光合作用活性和水中氨氮等水質(zhì)指標。

1.3.3 藻類光合作用活性測定

本試驗中藻類光合作用活性采用Phyto-PAM熒光儀測定。水樣經(jīng)過充分暗適應(yīng)后（15 min），首先打開測量光MR（Measuring Radiation），儀器檢測到最小熒光F0，隨后打開飽和脈沖（Saturation Pulse），得到最大熒光Fm，F(xiàn)v／Fm（其中Fv=Fm-F0）即為最大可變熒光（Fm-F0）與Fm的比值，該比值反映了浮游植物潛在最大的光合效率，是反映藻細胞生理的最核心指標［7-8］。通常Fv／Fm值是比較穩(wěn)定的，但是當植物受到脅迫時，F(xiàn)v／Fm值會明顯降低，因此該參數(shù)可用來研究植物受到脅迫對光合作用的影響。

將儀器設(shè)定每隔20s加以強度逐漸增大的光化光（Actinic Light），同時記錄光量子產(chǎn)量，則可得到快速光響應(yīng)曲線（Rapid Light Curves，RLC）。

1.3.4 藻的SEM 觀察

分別取5mL經(jīng)上述400r／min攪拌處理前后的含藻水樣，在TD5M-WS多管架自動平衡離心機（上海盧湘儀器廠）上以2 000r／min 的轉(zhuǎn)速離心2min，取出離心富集后的藻樣品，先用緩沖液漂洗后放入戊二醇固定3h，用緩沖液洗3 次，每次10 min，然后用1%的鋨酸固定1h 后用緩沖液洗3次，每次15min，除去多余的鋨酸，再用30%、50%、70%、80%、90%（酒精配）的叔丁醇溶液梯度脫水，每次10min，樣品經(jīng)此逐級脫水置換后加入叔丁醇洗3次，每次10 min，最后一次加入叔丁醇后將樣品置于4℃冰箱內(nèi)保存。測樣前先將樣品置入真空干燥儀，在低真空狀態(tài)下使樣品徹底干燥，再將干燥后的樣品粘臺，經(jīng)離子濺射儀噴金后用臺式掃描電子顯微鏡（SEM）觀察。

2 結(jié)果與討論

2.1 鋼渣顆粒對藻中葉綠素a的去除效果

葉綠素a是表征浮游植物生物量的最常用的指標之一，是藻類細胞的重要組成部分。所有的藻類均含有葉綠素a，葉綠素a含量的高低與水體中藻類的種類、數(shù)量等密切相關(guān)。于海燕等［9］通過對“水華”水體生物進行長期監(jiān)測，結(jié)果發(fā)現(xiàn)葉綠素a濃度和藻細胞密度在“水華”期間存在顯著相關(guān)。本試驗通過測定水體中葉綠素a的含量，以此來表征水體中藻類的生物量。在低機械攪拌強度（100r／min）下，水體中葉綠素a含量隨時間的變化曲線見圖1。

由圖1可以看出：在低速攪拌的情況下，空白組水體中葉綠素a含量沒有降低反而略有增加，這可能是由于水體中的藻類光合作用活性仍很強，較小的擾動就可以促進藻類的生長和聚集［10］，導(dǎo)致葉綠素a濃度增加；未改性鋼渣組和改性鋼渣組水體中葉綠素a含量隨著攪拌時間的推移而逐漸降低，其趨勢為先快速下降而后基本趨于穩(wěn)定，改性鋼渣組水體中葉綠素a總體下降的趨勢要比未改性鋼渣組明顯，攪拌90 min后，未改性鋼渣組和改性鋼渣組葉綠素a的去除率分別為13.61%和28.90%。這是由于鋼渣顆粒在低速攪拌的情況下能快速吸附水中的藻類，降低水中葉綠素a含量，隨著時間的推移，鋼渣顆粒表面的孔道被藻類快速填滿，水體中的藻類含量逐漸減少及已吸附的藻類向鋼渣孔道內(nèi)部擴散的速率緩慢的共同影響使得吸附速率不斷降低，最后趨于平衡；而經(jīng)過高溫活化改性后的鋼渣，其吸附能力增強，故改性鋼渣組水體中葉綠素a下降趨勢要比未改性鋼渣組更明顯。

為了進一步探討高溫活化改性對鋼渣顆粒表面和孔道的影響，分別對未改性鋼渣顆粒和改性鋼渣顆粒表面進行了SEM 分析，其結(jié)果見圖2。

由圖2可見，改性鋼渣顆粒的表面明顯比未改性鋼渣顆粒的粗糙，并且產(chǎn)生了大量的裂縫和孔洞，比表面積增大，鋼渣顆粒表面的吸附位增多，有利于其對水體中藻類的吸附，除藻效率也有所提高，但總體去除效果仍不好。

此外，為了進一步探討鋼渣顆粒對水體中不同種屬藻的去除效果，本試驗利用Phyto-PAM 熒光儀能對藻類進行分類測定的優(yōu)勢，分別測定了400 r／min攪拌強度下，改性鋼渣顆粒處理前、后水體中藍藻、綠藻、硅甲藻和混合藻中葉綠素a的含量，并分析了其變化趨勢，其結(jié)果見表2。

表2 不同種屬藻葉綠素a的變化情況Table 2 Variation of chlorophyll a in different species of algae

由表2可以看出：原水樣中藻類主要以藍藻和綠藻為主，硅甲藻含量較低；在400r／min機械攪拌強度下，改性鋼渣顆粒對水樣中不同種屬藻葉綠素a均有很好的去除效果，對優(yōu)勢藻藍藻和綠藻葉綠素a的去除率分別為68.42%和62.84%，對硅甲藻中葉綠素a的去除率為100.00%，對混合藻中葉綠素a的總體去除率為73.73%。結(jié)合圖1可知，增加機械攪拌強度有利于提高改性鋼渣顆粒對水體中藻類的去除效果，這可能一方面是由于攪拌強度的增大，藻比增長率呈現(xiàn)下降趨勢；另一方面是由于攪拌強度的增大，藻類與鋼渣顆粒的接觸幾率增大，鋼渣顆粒粗糙的表面對藻細胞的細胞壁損傷致死作用增強。

2.2 鋼渣顆粒對藻的光合作用活性的影響

光合作用活性是藻類生理狀態(tài)的一個基本反映。本試驗對低機械攪拌強度（100r／min）下，鋼渣顆粒對混合藻光合作用活性的變化進行了研究，以混合藻潛在最大的光合效率Fv／Fm值為例，其試驗結(jié)果見圖3。

由圖3可知，各試驗組Fv／Fm值隨著時間的推移均有所降低，其中空白組前30 min 中Fv／Fm值未有明顯降低，30min后出現(xiàn)明顯下降趨勢而后又趨于穩(wěn)定，這可能是由于前30min中藻類的生長吸收了水體中大量的營養(yǎng)物質(zhì)，30min后水體中的藻類因受營養(yǎng)物質(zhì)因子的脅迫，F(xiàn)v／Fm值出現(xiàn)明顯降低，藻類的光合作用活性也有所降低；而未改性鋼渣組和改性鋼渣組前30min中Fv／Fm值就出現(xiàn)明顯下降趨勢，這可能是由于鋼渣吸附水體中的藻類，抑制了藻類的生長活動；無論是空白組還是鋼渣組，F(xiàn)v／Fm值的總體下降程度均不大，說明單純的低速攪拌下鋼渣吸附對藻類的生長脅迫作用不明顯。

此外，試驗還對高機械攪拌強度（400r／min）下，改性鋼渣顆粒對不同種屬藻光合作用活性的影響進行了研究，其試驗結(jié)果見表3。

表3 改性鋼渣顆粒對不同種屬藻光合作用活性的影響Table 3 Variation of photosynthetic activity in different species of algae

由表3可以看出：在400r／min機械攪拌強度下，改性鋼渣顆粒對水體中不同種屬藻的光合作用活性具有很好的脅迫抑制作用，攪拌30 min、靜置30min后，藍藻和硅甲藻的Fv／Fm值均降至0.00，而綠藻的Fv／Fm值也由原來的0.56降至0.22，其下降程度明顯高于未改性鋼渣組（見圖3），這可能一方面是由于攪拌強度的增大，能增加光照波動和降低藻細胞與周圍介質(zhì)的營養(yǎng)、代謝產(chǎn)物的交換速率，使藻類不能及時得到新的營養(yǎng)物質(zhì)供應(yīng)［8］，從而降低生產(chǎn)力和光合作用效率；另一方面是由于攪拌強度的增大，藻細胞損傷致死的幾率增大，光合作用活性降低。

快速光響應(yīng)曲線（RLC）有3 個常用的特征參數(shù)：線性區(qū)間斜率（α），用于表征光能的利用效率；最大電子傳遞速率（ETRmax），用于表征潛在的最大光合作用速率；飽和光照強度點（Ik），用于表征耐受光強的能力。通常情況下，光響應(yīng)曲線與光合放氧速率之間存在很好的線性關(guān)系，但在浮游植物受到脅迫時（高光強、高溫度、營養(yǎng)鹽限制），光響應(yīng)曲線與光合放氧速率間呈非線性關(guān)系。

由表3還可以看出：改性鋼渣顆粒處理前，能檢測到各種屬藻的光合作用活性，各種屬藻的快速光響應(yīng)曲線α 在0.140～0.228 之間，ETRmax在103.1～164.5 μmol-1·m-2·s-1之 間，Ik在452.2～1 068.7μmol-1·m-2·s-1之間；改性鋼渣顆粒處理后，藍藻和硅甲藻的快速光響應(yīng)曲線消失，即光合作用活性消失，只能檢測到綠藻的光合作用活性，其快速光響應(yīng)曲線α為0.095，ETRmax為92.6 μmol-1·m-2·s-1，Ik為977.5μmol-1·m-2·s-1。由此可知，改性鋼渣顆粒在高強度機械攪拌（400r／min）過程中，對水體中各種屬藻均有很好的抑制脅迫作用，尤其藍藻和硅甲藻光合作用活性消失，藻細胞幾乎全部死亡。

2.3 改性鋼渣顆粒處理對水質(zhì)指標的影響

本試驗還測量了機械攪拌前后水體中氨氮、高猛酸鹽指數(shù)等水質(zhì)指標，其試驗結(jié)果見表4。

表4 水質(zhì)指標的變化Table 4 Variation of water quality indicators

由表4可以看出：在機械攪拌作用下，經(jīng)過改性鋼渣顆粒處理后水樣中的氨氮有所降低，其氨氮去除率為41.54%，其原因是由于高溫活化改性后的鋼渣顆粒表面負電荷增強，攪拌過程中與改性鋼渣顆粒之間的靜電作用增強，有利于鋼渣中的Ca2+、K+、Na+等與溶液中的發(fā)生離子交換，從而有效去除水中的氨氮，這與段金明等［11］改性鋼渣吸附氨氮和磷的特性研究中得到的結(jié)論相似；經(jīng)過機械攪拌改性鋼渣顆粒處理后水樣中高錳酸鹽指數(shù)、TOC、TC 和TN 均有不同幅度的增加，其中尤以TOC增幅較大，其增幅達413.03%，其原因可能是攪拌過程中，鋼渣顆粒與水體中藻細胞充分接觸，對藻細胞的細胞壁有劃傷損傷作用，損傷后的藻細胞內(nèi)部多糖類、果膠類、脂蛋白類等有機物質(zhì)大量流出［12］，從而增大了水體中高錳酸鹽指數(shù)等水質(zhì)指標的含量。

2.4 藻細胞的SEM 分析

為了進一步探討鋼渣顆粒對藻細胞的損傷作用，本試驗對攪拌鋼渣顆粒處理前后（400r／min）水樣中的藻細胞進行了SEM 分析，其結(jié)果見圖4。

由圖4可以看出：攪拌鋼渣顆粒處理前水體中藻細胞形態(tài)主要以球形狀為主，其大小各異，各藻細胞形態(tài)保持完好［見圖4（a）］；攪拌鋼渣顆粒處理后可以明顯看出有一個藻細胞的細胞壁遭到了破壞，細胞的形態(tài)仍保持球形狀，這是由于機械攪拌過程中改性鋼渣顆粒粗糙的表面對藻細胞細胞壁損傷引起的，而該藻細胞內(nèi)的物質(zhì)可能還未大量流出，其形態(tài)仍保持球形狀，其他藻細胞形態(tài)大都仍保持良好，未見大量損傷的藻細胞，這是因為損傷后的藻細胞內(nèi)物質(zhì)流出，死亡后的藻細胞碎片與水中的懸浮物質(zhì)融合在一起，在掃描電鏡下難以觀察分辨。

3 結(jié)論

（1）改性鋼渣顆粒對藻中葉綠素a的去除效果分析表明，低機械攪拌強度（100r／min）下，改性鋼渣顆粒對水體中混合藻具有一定的去除效果，其作用機理主要以鋼渣的吸附為主；高機械攪拌強度（400r／min）下，改性鋼渣顆粒對水體中藍藻、綠藻和硅甲藻均有很好的去除效果，對混合藻的去除率由100r／min攪拌強度下的28%提高到400r／min攪拌強度下的73%以上，其去除率的增加主要是由于攪拌過程鋼渣顆粒對藻細胞的損傷致死作用引起的。

（2）改性鋼渣顆粒對藻類光合作用活性的影響研究表明，改性鋼渣顆粒在100r／min的攪拌強度下對水體中混合藻光合作用活性的抑制作用不明顯，在400r／min的攪拌強度下，對水體中藍藻、綠藻和硅甲藻光合作用活性具有很好的抑制脅迫作用。

（3）水質(zhì)指標和藻細胞的SEM 分析研究表明，機械攪拌作用下，改性鋼渣顆粒對水體中的氨氮具有一定的靜電吸附去除效果，但同時會引起水體中高錳酸鹽指數(shù)、TOC、TN 等含量的增加，這是由于鋼渣顆粒對藻細胞的機械損傷作用導(dǎo)致細胞內(nèi)物質(zhì)溢出引起的。

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