-
垃圾渗沥液是一种成分复杂且难处理的高浓度有机废水[1]，2021年我国生活垃圾清运量达到2.67×108 t，相对于2015年的1.91×108 t增加了约39.8%。目前，卫生填埋是我国城市生活垃圾的主要处理方式之一[2]，与垃圾焚烧和堆肥处理相比，卫生填埋成本较低且工艺简单[3]，但生活垃圾经过填埋处理后会发生一系列物理化学和生物化学的反应而产生垃圾渗沥液[4]，据计算，每吨生活垃圾在填埋周期内约产生0.1 t垃圾渗沥液[5]。垃圾渗沥液污染物复杂且浓度超高、水质水量变化大[6]、处理难度高[2]，如果处理不好，就会导致垃圾渗沥液渗入到土壤、地下水、河流中，从而会影响整个生态系统自身的修复和发展[7]。常用的垃圾渗沥液处理技术主要包括好氧生物处理、厌氧生物处理的生物法和用活性炭吸附[8]、离子交换[9]、膜渗析[10]等物理化学法。单独的生物处理方法无法使其处理达标，并且反应的周期较长；发达城市常用的反渗透处理工艺虽能将垃圾渗沥液处理达标但其耗费极大且会产生二次污染[11-14]，因此,寻找高效且低成本的处理垃圾渗沥液的方法迫在眉睫。
近年来，微纳米气泡(MB)在水处理领域取得了巨大进步，其表现的特性已经超出了人们对普通气泡的认知[15]。微纳米气泡一般指直径小于100 μm气泡的总称。其中,直径大于1 μm 的为微气泡,直径小于1 μm的气泡为纳米气泡[16]。微米气泡直径其比表面积大，水中停留时间较长，传质效率高、界面电位高。与微米气泡相比,纳米气泡水中停留时间更长，其传质效率更高，界面点位更高，生物效果显著[17]。由于微纳米气泡具有很强的滞留性，同时内压较大,其高溶解能力可为水体提供高含量的溶解氧[18]，微纳米气泡用于处理受污染的水体，可降低水体中的有机污染物[19]，同时抑制水体中厌氧菌的有机质分解过程，降低水体中氮、磷的含量[20]。微纳米气泡气液界面带负电荷[21]，可与特定的污染物反应，此外微纳米气泡破裂时产生的自由基和振动波可以促进污染物的去除[22]。故在水污染处理领域中，微纳米气泡被发现后得到了广泛的关注和应用[23]。
垃圾渗沥液成分复杂，水质不稳定，采用常规生物处理法处理效果不理想。针对于此，高级氧化技术可应用于为有效降解垃圾渗沥液。芬顿和类芬顿技术得到了广泛应用，其原理是利用·OH的强氧化性，从有机物中夺取氢原子使其分解为CO2和水等无机物或小分子有机物[24]。近年来，以SO4−·的高级氧化技术由于其较高的降解能力、优于·OH的存在寿命和对污染物的高度适应性成为目前的研究热点。过硫酸盐(PS)活化技术常用于降解水环境中的有机污染物[25]，过硫酸盐在光、热、声、过渡金属离子的条件下会分解过硫酸根生成硫酸根自由基，其具有较高的氧化还原电位(E0=2.5～3.1 eV)，具有强氧化能力，其主要通过电子传递和提取氢将有机污染物氧化为无机物或小分子物质，甚至直接分解成CO2和H2O[26]。目前常见的过硫酸盐活化法有热活化、过渡金属催化活化、紫外光活化等[27]，有研究表明，在波长小于270 nm的紫外光照射下过硫酸盐[28]，过硫酸盐中的过硫酸根会分解生成硫酸根自由基，从而有效降解有机污染物[29]。本研究利用微纳米气泡的特性将其与紫外灯(UV)活化过硫酸盐技术相结合，考察了反应时间、初始pH、过硫酸钾(PS)投加量、紫外灯功率、微纳米气泡(MB)进气量等因素对垃圾渗沥液中COD去除效果的影响。
-
冰乙酸(CH3COOH)购自重庆川东化工集团，正己酸(C6H12O2)(AR，99.0%)、氨水(NH3·H2O)(AR，28%)购自上海麦克林生化科技有限公司，冰乙酸(CH3COOH)(AR，99.5%)购自重庆川东化工集团，正丁酸(CH3CH2CH2COOH)(AR，99.0%)、过硫酸钾(K2S2O8)(AR，99.5%)购自国药集团化学试剂有限公司,5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO)(RG,98%)购自阿达玛斯试剂有限公司,实验用水为超纯水。
-
实验装置和仪器见图1，采用体积为1.0 L的烧杯作为反应容器，实验中所用的实验和分析仪器包括：微纳米气泡发生器(LF-1500，上海行恒科技公司)，加热消解器(DRB200,美国哈希)，紫外分光度计(DR 6000)，总有机碳分析仪(TOC-LCPH，日本岛津)，连续流动分析仪(荷兰 SKALAR San++)，顺磁共振波谱仪(EMXnano,日本岛津)。
-
称取一定量的过硫酸钾加入到由1.74 mmol·L−1冰乙酸、1.08 mmol·L−1正丁酸、2.56 mmol·L−1正己酸和1.94 mmol·L−1氨水溶液组成的1 000 mL模拟垃圾渗沥液中，调节溶液pH，将废水经过微纳米气泡发生器产生微纳米气泡，调节压力阀和进气量至溶液呈乳白色，同时在烧杯中放入254 nm紫外灯并开启紫外灯，每隔30 min取样于紫外分光度计、总有机碳分析仪和连续流动分析仪测试其COD、TOC和氨氮。TOC和氨氮的去除率率按照式(1)、式(2)和式(3)进行计算。
式中：RC为COD去除率，%；C0为初始COD， mg·L−1；Ct为反应t时刻的COD，mg·L−1；RT为TOC去除率，%；T0为其初始TOC，mg·L−1；Tt为t时刻的TOC，mg·L−1；RN为氨氮去除率，%；N0为初始氨氮浓度，mg·L−1；Nt为反应t时刻的氨氮浓度，mg·L−1。
-
图2为MB进气量为30 mL·min−1，在不同条件下废水COD的去除效果。由图2可以看出，仅有微纳米气泡的条件下，反应180 min后废水COD去除率为7.61%。在MB/PS体系中，PS投加量为4 g·L−1时，180 min后COD去除率为8.07%。在UV/PS体系中，当UV的功率为10W，PS投加量为4 g·L−1时，180 min后垃圾渗沥液的COD去除率为9.89%。在MB/UV体系中，反应180 min后COD去除率为7.39%。在常规气泡(CB)的条件下，CB/UV/PS体系对COD的去除效果有一定的提升，经180 min常规气泡曝气反应后，COD去除率为34.89%，在MB/UV/PS体系中，当紫外灯功率为10 W、过硫酸盐投加量为4 g·L−1时，COD去除率达到了60.68%。由此可见，MB/UV/PS体系对垃圾渗沥液COD有良好的去除效果。这是由于在紫外灯活化过硫酸盐条件下，导入微纳米气泡后，传质加快[17]，同时提高了羟基自由基和硫酸根自由基产生的浓度，因此，在该条件下COD的去除率显著提升。
-
在MB/UV/PS体系中，当溶液pH=6.0，过硫酸盐投加量为4 g·L−1，MB进气量为30 mL·min−1，紫外灯功率为10 W时，COD去除率随反应时间的变化如图3所示。过硫酸盐在微纳米气泡和紫外灯的协同作用下产生硫酸根自由基，过硫酸盐中的过氧键会在氧化还原反应中断裂生成过一硫酸根，过一硫酸根在微纳米气泡和紫外灯的活化下产生羟基自由基和硫酸根自由基，而硫酸根自由基和羟基自由基会通过电子传递和提取氢将垃圾渗沥液中的有机污染物氧化为无机物或小分子物质，随着反应的进行，COD去除率稳步上升，反应180 min时可达到60.68%。
-
图4反映了PS投加量对垃圾渗沥液COD去除效果的影响。由图4可以看出，随着PS投加量的增加，COD的去除率有所增高。当PS投加量为2、3、4、5、6 g·L−1时，经过3 h的反应，COD的去除率分别为52.73%、54.32%、60.68%、60.57%、59.77%，PS投加量超过4 g·L−1时，COD去除率没有随着PS继续投加而继续增加。这说明溶液中的过硫酸盐已达到饱和，4 g·L−1为PS的最佳投放量。
-
进气量决定微纳米气泡的产生量[17]。图5为MB进气量对COD去除率的影响。可见在MB/UV/PS体系中，MB进气量对模拟废水中COD的去除率随MB的进气量的增加呈先升高后降低的变化趋势。当MB进气量由 10 mL·min−1 增至30 mL·min−1时，COD去除率逐渐升高，并在 30 mL·min−1时达到最高，为60.68%。而随着 MB进气量由30 mL·min−1增加到 60 mL·min−1时，COD去除率降至48.07%。这说明微纳米气泡的最佳进气量为30 mL·min−1。
-
图6为紫外灯(UV)的功率对COD去除率的影响。由图6可见，随着紫外灯功率的不断提升，COD去除率不断增加。当紫外灯为5 W时，COD去除率为35.23%；在紫外灯功率为15 W时去除率达到61.36%。这说明随着紫外灯功率的增加，会产生活性自由基，进而去除有机污染物，但随着紫外灯功率的进一步提升，溶液的COD去除率不再增高。
-
图7为模拟垃圾渗沥液初始pH对后续反应的COD去除效果的影响。可见，在MB/UV/PS体系中，当溶液pH=2时，COD去除率为43.07%；随着pH的增加，COD去除率增加，在pH=6时去除率达到最高，为60.68%。当在pH在碱性条件下COD去除率大幅度降低，当溶液pH=10时，去除率仅仅只有2.73%。这说明废水中的有机酸在碱性条件下生成的盐会抑制污染物的降解。
-
由图8(a)可见，当过硫酸盐投加量为4 g·L−1、微纳米气泡进气量为30 mL·min−1、紫外灯功率为10 W、初始pH为6时，随着反应的进行，溶液中TOC的去除率迅速升高。反应3 h 后，TOC去除率为48.05%。由图8(b)可以看出，在反应前溶液中无机碳质量浓度为0.29 mg·L−1，在180 min时反应中无机碳质量浓度为18.89 mg·L−1。反应中无机碳质量浓度随着反应时间的增加而增加，这说明反应中有机物被分解转化为 CO2 和 H2O。
-
图9反映了当PS为4 g·L−1、MB进气量为30 mL·min−1、UV功率为10 W、初始pH为6时氨氮去除率的变化。可见，当反应时间为30 min时，溶液中氨氮去除率为18.2%；随着反应时间的进行，溶液中氨氮的去除率迅速增高，反应为180 min时，氨氮去除率为42.1%。
-
由图10可见，In(C0/Ct)与t基本呈线性关系。这表明微纳米气泡(MB)进气量对垃圾渗沥液的降解过程可用一级反应动力学方程来描述In(C0/Ct)=kt来描述，结果见表1。当MB进气量由10 mL·min−1上升到50 mL·min−1时，K先从0.002 32 min−1上升到0.006 07 min−1，然后下降至0.004 29 min−1，在MB进气量为30 mL·min−1时，半衰期t1/2为114.2 min。这主要是因为产生的微纳米气泡可以促进反应从而有效去除溶液中的有机物，当MB进气量为30 mL·min−1时，反应器中微纳米气泡含量最多，导致在溶液中会产生更多的活性自由基。
-
1)自由基淬灭实验。NASSERI等[30]的研究表明，异丙醇(IPA)可淬灭羟基自由基，抗坏血酸(AA)淬灭硫酸根自由基，对苯醌(BQ)可淬灭超氧自由基。图11为加入不同淬灭剂后溶液中COD去除率的变化情况。可见，加入异丙醇(IPA)后溶液COD去除率由60.68%下降为11.59%。这说明在UV/MB/PS体系中生成了羟基自由基。加入了抗坏血酸后去除率由60.68%下降为28.98%。这说明反应中生成了硫酸根自由基。加入了对苯醌后，COD去除率几乎无变化。这证明该体系中没有超氧自由基的生成。
2)不同处理体系中的自由基表征。本研究采用EPR技术检测了3个反应体系中的活性物质。由图12(a)可以看出，在单独MB体系中没有活性自由基产生，而在UV/PS体系中检测出中有少量的羟基自由基和硫酸根自由基。这是由于过硫酸根在低于270 nm的紫外灯照射下分解生成硫酸根自由基，过硫酸根中的过氧键在氧化还原反应中断裂生成过一硫酸根，过一硫酸根在低于270 nm的紫外灯紫外灯照射下分解生羟基自由基和硫酸根自由基(式(4)~式(5))。在MB/UV/PS体系中可以检测出有大量的羟基自由基和硫酸自由基。这说明导入微纳米气泡使反应中的羟基自由基和硫酸根自由基浓度增加，促使反应中的污染物分解。图12(b)为在MB/UV/PS体系中分别在60、90 和120 min时的自由基检测结果。可见，溶液中检测出了羟基自由基和硫酸根自由基，在120 min时自由基浓度最大。这说明溶液中的羟基自由基和硫酸根自由基浓度随着反应时间的延长而增加。
-
1)自由基淬灭实验结果结合EPR表征结果表明，羟基自由基和硫酸根自由基是降解过程中的主要活性物质。
2)单独采用微纳米气泡对模拟垃圾渗沥液中COD的去除率仅为7.61%，使用紫外灯活化过硫酸钾对COD的去除率为9.89%，微纳米气泡活化过硫酸钾对COD的去除率为8.07%，而微纳米气泡联合紫外灯活化过硫酸钾对COD的去除率为60.68%，这表明微纳米气泡和紫外灯活化过硫酸盐体系有明显协同作用。
3)当反应时间为 180 min、PS投加量为4 g·L−1、pH=6、MB 进气量为 30 mL·min−1时，COD的去除率可达60.68%，TOC去除率为48.05%，氨氮去除率为42.1%。
微纳米气泡/UV/K2S2O8协同处理模拟垃圾渗沥液
Treatment of simulated landfill leachate by micro-nano bubble /UV/K2S2O8
-
摘要: 以垃圾渗沥液中的主要污染物冰乙酸、正丁酸、正己酸和氨组成的混合物为处理对象，采用微纳米气泡联合紫外灯活化过硫酸盐法处理模拟垃圾渗沥液，考察了反应时间、过硫酸钾投加量、pH、紫外灯功率、微纳米气泡进气量对污染物去除效果的影响。结果表明：微纳米气泡对紫外灯活化过硫酸盐法有显著的协同作用。当反应时间为180 min、过硫酸钾投加量为4 g·L−1、pH=6、紫外灯功率为10 W、微纳米气泡进气量为30 mL·min−1时，污染物的去除效果最佳，COD去除率为60.68%，TOC去除率为48.05%，氨氮去除率为42.1%。自由基淬灭实验结合EPR表征结果表明，羟基自由基和硫酸根自由基为降解过程中主要的活性物质。溶液中无机碳含量增加，说明废水中有机物分解为二氧化碳和水。Abstract: In this study, the main pollutants in landfill leachate, including glacial acetic acid, n-butyric acid, n-hexanoic acid and ammonia, were treated by micro-nano bubbles combined with UV lamp activated persulfate method. The effects of different reaction time, potassium persulfate dosage, pH, UV lamp power and gas flow of micro and nano bubbles on the removal rate of landfill leachate were studied. The results showed that micro-nano bubbles had a significant synergistic effect on UV lamp activated persulfate method. When the reaction time was 180 min, the dosage of potassium persulfate was 4 g·L−1, pH=6, uv lamp power was 10 W, and the gas flow of micro/nano bubbles was 30 mL·min−1, the removal rates of COD, TOC and ammonia nitrogen were 60.68%, 48.05% and 42.1%, respectively. The results of free radical quenching and EPR showed that the simulated landfill leachate was degraded by the attack of hydroxyl radical and sulfate radical. Total organic carbon analyzer (TOC) analysis measured the increase of inorganic carbon in the solution, indicating the decomposition of organic matter into carbon dioxide and water in wastewater.
-
Key words:
- micro-nano bubbles /
- ultraviolet lamp /
- persulfate /
- landfill leachate
-
水体富营养化和藻类水华暴发是全球性的水环境问题[1-3]。世界各地，不论发达国家还是发展中国家，都有藻类水华暴发及藻类污染现象的发生[4-8]。蓝藻水华暴发会导致水体缺氧[9-10]、水体异味[11-13]、甚至供水系统堵塞[9]；有的藻类还会产生藻毒素，严重威胁水生生物、家畜以及人类的健康[14-15]。
针对蓝藻水华大规模暴发的问题，机械化打捞是一种应急治理措施。如何有效地实现藻水分离是制约蓝藻水华机械化清除技术工程化应用的一个关键因素。目前，常用的藻水分离方法有预氧化/加压+混凝沉淀法[16-17]、加压溶气气浮法[18-19]和物理过滤法，其中预氧化会引入新的物质，破坏藻细胞结构，引起胞内有机物释放[17]；气浮法使藻类与气泡黏附，形成密度比水小的结合体，可借助浮力上升并去除，但存在工艺复杂、电能消耗较大等缺点[20]；物理过滤法可以不添加絮凝剂等化学药剂，处理规模可根据需要灵活设计，但仅适用于藻密度较低的藻水，当藻密度较高时，筛网易被堵塞，系统易失效[21]。
蓝藻之所以难处理，是由于在自然水体中蓝藻细胞聚集成群，细胞内有伪空胞(gas vesicle，GV)，群体外面由胶被包裹。伪空胞为蓝藻细胞提供浮力，使蓝藻上浮不易沉淀去除[22-23]；胶被对蓝藻群体起保护作用，阻碍混凝剂结合，影响絮凝性能[24]。有研究表明，超声波能使蓝藻伪空胞破裂，进而减弱其浮力调节能力，使蓝藻细胞沉降下来[25]。目前，超声波对实验室培养藻细胞影响的机理及效果已被广泛认可，但对超声波破坏伪空胞的研究[25-27]多为定性研究(表1)，而不同超声波处理条件对伪空胞影响的研究较少，且超声波处理蓝藻的技术参数没有统一的定论。
表 1 超声波对微囊藻伪空胞影响的研究Table 1. Effect studies of ultrasonic treatment on gas vesicles of microcystis藻样 研究方法 结果 文献 铜绿微囊藻 负染色技术和冰冻刻蚀技术在透射电镜下观察藻细胞的超微结构 超声波处理后铜绿微囊藻细胞内伪空胞数量大量减少 [26] 铜绿微囊藻和聚球藻 超声波分别处理具伪空胞的铜绿微囊藻和不具伪空胞的聚球藻 超声波处理后的铜绿微囊藻细胞增长率下降65%，而聚球藻细胞增长率与对照组基本相同 [27] 微囊藻水华 透射电镜观察超声波处理后微囊藻细胞 超声波使蓝藻伪空胞破裂，藻细胞沉降率达到80% [25] | Show Table
DownLoad:
CSV
本研究以滇池蓝藻为研究对象，利用40 kHz超声波进行辐射，研究不同超声波处理条件对滇池蓝藻伪空胞、蓝藻群体沉降性能和水体水质的影响。综合考虑处理效果(藻细胞沉降率≥80%)、出水安全(超声波处理后水体中溶解性总氮、溶解性总磷浓度的变化量<5%)和经济成本等因素，得出最佳超声波处理条件，以期为超声波预处理+混凝沉淀法进行藻水分离提供参考。
1. 材料和方法
1.1 滇池藻样采集与保存
2018年5—10月，在滇池西北部湖湾处(东经102°38′33″、北纬24°56′28″)采集实验用藻样，采样点藻细胞种类及密度见表2。用25#浮游生物网打捞浓缩表层50 cm的藻细胞，装入25 L PVC桶，当天运回实验室，遮光、曝气保存以维持藻细胞活性。
表 2 采样点藻细胞种类及密度Table 2. Species and cell density of algal samples藻细胞种类 藻细胞密度/(cells·L−1) 百分比/% 蓝藻门 1.23×109 96.5 绿藻门 2.70×107 2.1 硅藻门 1.70×107 1.3 合计 1.27×109 100.0 | Show TableDownLoad:
CSV
1.2 实验装置
超声波处理实验装置包括超声波发生器(定制，北京宇翔超声)和不锈钢水槽。超声波发生器由超声波信号发生器和超声波振盒组成，超声波发生器功率为18、60、180、600、1 500 W，频率为40 kHz；振盒尺寸为31 cm×17 cm×10 cm，内部有10个均匀排列的超声波换能器。不锈钢水槽尺寸为40 cm×30 cm×35 cm，水槽中有36 L去离子水。实验装置见图1。
1.3 实验方法
不同超声波处理条件对滇池蓝藻伪空胞的影响。分别取初始藻密度为1.8×109 cells·L−1的滇池藻样300 mL于500 mL锥形瓶中，置于水槽底部距振盒13 cm处，调节超声波发生器功率分别为18、60、180、600、1 500 W，处理时间分别为0、1、3、5、10、15、20、25、30 s，处理完成后测伪空胞体积。剩余藻样放入恒温培养箱，温度为25 ℃，光照强度为2 000 lx，光暗比为12 h∶12 h。培养期间，每天定时人工摇瓶2次，每天测伪空胞体积。
不同超声波处理条件对滇池藻样沉降性能的影响。取初始藻密度为1.8×109 cells·L−1的滇池藻样各500 mL，处理条件与不同超声波处理条件对滇池蓝藻伪空胞的影响实验一致，藻样处理后倒入500 mL分液漏斗，静置30 min，取上清液测藻密度。
不同超声波处理条件对滇池藻样水质的影响。取初始藻密度为1.8×109 cells·L−1的滇池藻样各300 mL进行处理，调节超声波发生器功率分别为18、60、180、600、1 500 W，处理时间分别为0、1、5、10、20、30 min。超声波处理后分别测藻液pH、溶解性总氮(dissolved total nitrogen，DTN)、溶解性总磷(dissolved total phosphorus，DTP)。
1.4 分析方法
1.4.1 藻细胞密度
取50 mL藻样于PVC小瓶中，加入5 mL鲁哥试剂固定，样品可保存15 d，分析时取混合均匀样品0.1 mL于浮游生物计数框中，在光学显微镜(Leica，DM750，Germany)400倍镜下计数，每个样品重复计数3 次。
1.4.2 伪空胞体积
伪空胞体积的测定采用毛细压力管法[28-29]，装置为改进的Walsby伪空胞测定装置。具体操作步骤：将藻液装入带刻度的毛细压力管(毛细压力管内不能有气泡)内，置于石英压力管中，待温度恒定后，向压力管内通入1.0 MPa氮气，从显微镜中读取毛细管液面位置的变化。通氮气前后液面位置的变化量为伪空胞破裂所对应的变化量。
1.4.3 藻细胞沉降率
将经超声波处理后的藻水倒入斗体高20 cm的分液漏斗，静置30 min，排出下层的藻浆，上清液混合均匀测藻细胞密度N后。则藻细胞沉降率计算见式(1)。
η藻=N前−N后N前×100% (1) 式中：η藻为藻细胞沉降率，%；N前为超声波预处理前初始藻密度，cells·L−1；N后为超声波处理后分液漏斗中静置30 min上清液藻密度，cells·L−1。
1.4.4 水体理化指标测定
pH采用便携式pH计测量，DTN采用碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定，DTP采用钼锑抗分光光度法测定。
1.4.5 超声波功率密度
目前，超声波作用强度常采用输入电功率[30-31]表征，为体现单位体积样品的电功率，本研究采用输入电功率与处理样品的体积的比值表征超声波作用强度，即超声波功率密度，计算见式(2)。
ρ声=P电V (2) 式中：ρ声为超声波功率密度，W·L−1；P电为输入电功率，W；V为处理样品体积，L。
2. 结果与分析
2.1 不同超声波处理条件对滇池蓝藻伪空胞的影响
2.1.1 不同超声波处理条件对滇池蓝藻伪空胞的破坏效果
蓝藻伪空胞破坏率随着超声波功率密度的增大而提高(图2)，当作用时间为30 s时，输入的超声波功率密度41.7 W·L−1的伪空胞破坏率达到99.9%，而超声波功率密度为0.05 W·L−1的伪空胞破坏率仅为80.6%。随着超声波时间的延长，伪空胞的破坏效果先快速增大，之后趋于稳定。超声波功率密度5.0 W·L−1时，处理1 s时伪空胞的破坏率达为34.7%，处理7 s时破坏率可达81%；而处理7 s之后，虽然伪空胞的破坏率还在增大，但变化很缓慢，处理30 s时破坏率为99%。
图 2 不同超声波处理条件对蓝藻伪空胞的破坏效果Figure 2. Destructive effects of different ultrasonic handling times on gas vesicles2.1.2 超声波处理后滇池蓝藻伪空胞的恢复情况
被超声波破坏的伪空胞会随着时间推移慢慢恢复(图3)，经0.5 W·L−1超声波处理5 s后，滇池藻样的伪空胞在第1 天恢复到60%，在第2天恢复到了96%;而经超声波功率密度>1.7 W·L−1的超声波预处理的滇池藻样，第2天恢复到50%以上，第3天则基本完全恢复。说明短时间的低频低功率(5 s，40 kHz，超声波功率密度<41.7 W·L−1)的超声波声并没有破坏藻细胞的活性，在一定时间后，藻细胞可以进行自我恢复。在工程实践中，经超声处理的含藻水应尽快进行藻水分离，以免伪空胞自我恢复，影响后续工艺处理效果。
图 3 超声波处理5 s后蓝藻伪空胞的恢复Figure 3. Recovery of cyanobacterial gas vesicles after 5 s ultrasonic treatment2.2 不同超声波处理条件对滇池藻细胞沉降率的影响
藻细胞沉降率随着超声波功率密度的增大而提高(图4)，在处理时间为30 s时，输入的超声波功率密度为41.7 W·L−1的藻细胞沉降率达到90%，而辐射超声功率为0.5 W·L−1的藻细胞沉降率仅为68%。随着处理时间的延长，藻细胞沉降率先快速增大，之后趋于稳定。处理时间为7 s时，超声波功率密度为5.0 W·L−1的藻细胞沉降率为79%，要比同时间点的0.5 W·L−1和1.7 W·L−1组分别高52.9%和12.6%，而只比同时间点的16.7 W·L−1和41.7 W·L−1组分别低0.5%和1.9%。
图 4 不同超声波处理条件对藻细胞沉降率的影响Figure 4. Effects of different treatments on the algae cell settlement rate2.3 超声波对滇池藻液水质的影响
2.3.1 不同超声波处理条件对滇池藻液pH的影响
藻液中的pH随超声波处理时间的延长而降低(图5)，在超声波处理30 min后，各组藻液的pH分别降低了0.18、0.20、0.21、0.25、0.38。有研究发现，超声波可以帮助降低藻液pH[32]，pH降低的原因可能是超声空化作用及自由基效应产生了·H和·OH，而·H又比较容易失去电子变成H+，从而使得藻液的pH降低。
图 5 不同超声波处理条件对藻液pH影响Figure 5. pH change in algae contained water after ultrasonic treatment2.3.2 不同超声波处理条件对滇池藻液氮磷的影响
不同组滇池藻液的DTP和DTN变化见图6(a)和图6(b)，主要表现在以下几个方面。
图 6 超声波处理后藻液氮、磷的变化Figure 6. Changes of DTN and DTP in algae contained water after ultrasonic treatment1)初始DTP和DTN浓度不同。藻细胞自身代谢会向水体释放氮磷，导致藻液中DTP和DTN浓度会发生变化。实验中不同组间藻液的存放时间不同，藻细胞自身代谢程度不同，所以藻液初始DTP和DTN浓度不同。
2)DTP和DTN浓度随超声波处理时间的变化速率。用超声波功率密度为0.5、1.7、5.0、16.7 W·L−1的超声波处理藻样，藻液中的DTP和DTN随着超声波处理时间的增加呈波动上升的趋势；超声波功率密度为41.7 W·L−1的藻样，藻液中的DTP和DTN随着超声波处理时间的增加逐渐增加。
3)处理30 min后DTP和DTN的变化量。处理30 min后，与未处理前相比，用超声功率密度为0.5、1.7、5.0、16.7、41.7 W·L−1的超声波处理的藻样，藻液中的DTN的变化量分别为0.06、0.11、−0.21、−0.09、0.55 mg·L−1，DTP的变化量分别为−0.034、−0.014、0.003、−0.011、0.009 mg·L−1。超声波功率密度为16.7 W·L−1的超声波处理藻样30 min后，藻液DTN增加了9.1%，大功率超声波(超声波功率密度>16.7 W·L−1)可能会破坏藻细胞结构，引起胞内有机物释放。
3. 讨论
3.1 超声波功率密度破坏伪空胞动力学规律
采用准一级动力学拟合不同超声波功率密度下超声波破坏伪空胞随作用时间t的变化规律，其反应速率常数k、相关系数值R2和半衰期θ1/2见表3。不同超声波功率密度对超声波破坏伪空胞准一级反应常数的影响见图7。当超声波功率密度范围在0.5~41.7 W·L−1内变化时，超声波破坏伪空胞准一级反应常数k与超声波功率密度的关系见式(3)。
表 3 不同超声波功率密度对超声波破坏伪空胞的准一级动力学模型拟合参数Table 3. Pseudo-first order kinetics model fitting parameters of gas vesicles destroyed under different ultrasonic power densitiesq声/(W·L-1) k/s-1 R2 θ1/2/s 0.5 0.060 0.928 9 11.57 1.7 0.086 0.896 5 8.07 5.0 0.17 0.936 9 4.18 16.7 0.20 0.903 6 3.39 41.7 0.29 0.881 0 2.39 | Show TableDownLoad:
CSV
图 7 不同超声波功率密度对超声波破坏伪空胞准一级反应常数的影响Figure 7. Effect of different ultrasonic power densities on fitting parameters of kinetics models in destroying gas vesiclesk=0.0511ln(q声)+0.0792R2=0.9505(3) (3) 式中：k为反应速率常数，s−1；q声为超声波功率密度，W·L−1。
由表3可知，提高超声波功率密度，反应速率不成比例地升高，这是由于水中的空化强度随着超声波功率的提高而逐渐增大并趋于饱和[33]，从而导致对伪空胞的破坏效果饱和。
3.2 超声波处理滇池藻液的最佳条件
滇池蓝藻伪空胞破坏情况和沉降性能结果表明，短时间低功率(5 s，40 kHz，超声波功率密度为5.0~16.7 W·L−1)的超声波对蓝藻伪空胞破坏率、沉降率分别大于75%、77%，这与LEE等[25]的研究结果相似。
微囊藻群体在水中的垂直分布受由伪空胞合成和破裂引起的自身浮力变化调控[34]，本研究通过超声波破坏蓝藻伪空胞，改善蓝藻群体沉降性能。伪空胞破坏率对藻细胞沉降率的响应关系见图8，滇池藻细胞沉降率和伪空胞的破坏率的关系见式(4)，当伪空胞破坏率为15.3%时，蓝藻群体开始发生沉降，当伪空胞的破坏率>91.3%时，藻细胞沉降率>85%。因此，从处理效果(藻细胞沉降率>85%)考虑，超声波处理条件为：1)超声波功率密度≥5.0 W·L−1，处理时间≥15 s；2)超声波功率密度为16.7 W·L−1，处理时间为10 s。
图 8 藻细胞沉降率对伪空胞破坏率响应关系Figure 8. Relationship between algae cell settlement rate and destroyed percentage of gas vesiclesη藻=47.56ln(E伪空胞)−129.71R2=0.8463(4) (4) 式中：η藻为藻细胞沉降率，%；E伪空胞为伪空胞破坏率，%。
超声波空化作用产生的高温裂解效应、自由基氧化效应及机械剪切效应还会破坏藻细胞的细胞壁或细胞膜结构，使藻细胞破裂[35]，导致胞内有机物释放。由图6(a)可知，滇池藻液经41.7 W·L−1超声波处理30 min后，藻液DTN从6.05 mg·L−1增加至6.60 mg·L−1，增加了9.1%。ZHANG等[30]利用80 W·L−1超声波处理高藻水5 min，微囊藻毒素浓度从0.87 μg·L−1增加至3.11 μg·L−1。SRISUKSOMWONG等[31]用13 W·L−1超声波处理微囊藻群体，发现群体的黏液层被破坏，但未瓦解细胞。因此，从出水安全考虑(DTN浓度增加量<5%)，超声波功率密度应<16.7 W·L−1。
由于固定强度和频率的超声波产生的空化强度是一定的，处理时间的延长不能改变超声波空化强度[36]，故长时间的处理对伪空胞的作用效果影响不大。研究发现，超声波功率密度为16.7 W·L−1、处理时间为10 s时，藻细胞沉降率为86%；超声波功率密度为16.7 W·L−1、处理时间为5 s时，藻细胞沉降率为80%。处理时间翻倍，意味着需要2 倍的反应器体积，能耗也需要翻倍，而藻细胞沉降率只增加6%。因此，在保证处理效果(藻细胞沉降率≥80%)的前提下，从经济成本能耗考虑，最佳超声波处理条件为超声波功率密度16.7 W·L−1，处理时间5 s。在保证出水安全的前提下，综合考虑处理效果和经济成本，超声处理滇池藻样的最佳条件为超声波功率密度16.7 W·L−1，处理时间5 s，该条件下蓝藻伪空胞破坏率、沉降率分别为84%、80%。
4. 结论
1)超声波破坏蓝藻伪空胞的动力学模型为一级动力学模型，反应速率常数k随着超声波功率密度的增大而增大，并逐步趋于饱和。
2)短时间低功率(5 s，40 kHz，超声波功率密度为0.5~16.7 W·L−1)的超声波，可以在不破碎藻细胞的情况下基本完全破坏蓝藻细胞内的伪空胞，改善蓝藻群体沉降性能，降低水体pH，且对水体DTN、DTP的影响<5%；而超声波功率密度为16.7 W·L−1的超声波处理藻样30 min后，藻液DTN增加了9.1%。
3)在保证出水安全的前提下，综合考虑处理效果和经济成本，超声波处理滇池藻样的最佳条件为超声波功率密度16.7 W·L−1，处理时间5 s，该条件下蓝藻伪空胞破坏率、沉降率分别为84%、80%。
-
图 8 溶液中TOC去除率和无机碳质量浓度
Figure 8. TOC removal rate and inorganic carbon mass concentration in solution
图 11 自由基猝灭剂对COD去除率的影响
Figure 11. Influence of free radical quenchers on COD removal rate
表 1 进气量对COD去除效果和反应速率的影响
Table 1. Effect of gas flow on COD removal effect and reaction rate
MB进气量/(mL·min−1) K/min−1 t1/2/min R2 10 0.002 32 298.770 336 0.943 1 20 0.002 84 244.065 908 0.964 1 30 0.006 07 114.192 287 0.945 58 40 0.005 39 128.598 735 0.939 7 50 0.004 29 161.572 769 0.924 2
下载: 导出CSV
-
[1] YUAN Y C, LIU J D, et al. Ozone direct oxidation pretreatment and catalytic oxidation post-treatment coupled with ABMBR for landfill leachate treatment[J]. Science of the Total Environment, 2021, 794(1-4): 148557. [2] LI R W, LI L, ZHANG Z M, et al. Limiting factors of heavy metals removal during anaerobic biological pretreatment of municipal solid waste landfill leachate[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 416: 126081. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.126081 [3] DAIANA S, HELOISE Q, ROSANGELA B, et al. Presence of endocrine disrupting chemicals in sanitary landfill leachate, its treatment and degradation by Fenton based processes: A review[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2019, 131(C): 255-267. [4] CHEN G Y, WU G Y, LI N, et al. Landfill leachate treatment by persulphate related advanced oxidation technologies[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 418(4): 126355. [5] GAO M, LI S Q, ZOU H J, et al. Aged landfill leachate enhances anaerobic digestion of waste activated sludge[J]. Journal of Environmental Management, 2021, 293(2/3): 112853. [6] LOPEZ A, PAGANO M, VOLPE A, et al. Fenton's pre-treatment of mature landfill leachate[J]. Chemosphere, 2004, 54(7): 1005-1010. doi: 10.1016/j.chemosphere.2003.09.015 [7] SILVA L, ALVESl V M, DANTAS E, et al. Chemical safety assessment of transformation products of landfill leachate formed during the Fenton process[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 419(80): 126438. [8] ZHOU Y R, HUANG K Y, JIAO X Y, et al. Anaerobic co-digestion of organic fractions of municipal solid waste: Synergy study of methane production and microbial community[J]. Biomass and Bioenergy, 2021, 151: 106137. doi: 10.1016/j.biombioe.2021.106137 [9] RESHADI M, HASANI S S, NAZARIPOUR M, et al. The evolving trends of landfill leachate treatment research over the past 45 years.[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2021, 28(47): 1-19. [10] ATE H, ARGUN M E. Advanced oxidation of landfill leachate: Removal of micropollutants and identification of by-products[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 413(5): 125326. [11] JIANG N, HUANG L, HUANG M H, et al. Electricity generation and pollutants removal of landfill leachate by osmotic microbial fuel cells with different forward osmosis membranes[J]. Sustainable Environment Research, 2021, 31(1): 22. doi: 10.1186/s42834-021-00095-7 [12] SHI L, CHEN H X, MENG H L, et al. How environmental policy impacts technology adoption: A case of landfill leachate[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 310: 127484. doi: 10.1016/j.jclepro.2021.127484 [13] LEBRON Y, MOREIRA V R, BRASIL Y L, et al. A survey on experiences in leachate treatment: Common practices, differences worldwide and future perspectives[J]. Journal of Environmental Management, 2021, 288: 112475. doi: 10.1016/j.jenvman.2021.112475 [14] GHANBARI F, KHATEBASREH M, MAHDAVIANPOUR M, et al. Evaluation of peroxymonosulfate/O3/UV process on a real polluted water with landfill leachate: Feasibility and comparative study[J]. Korean Journal of Chemical Engineering, 2021, 38(7): 1416-1424. doi: 10.1007/s11814-021-0782-8 [15] 柳伟. 我国垃圾渗滤液处理现状探究[J]. 生物化工, 2021, 7(6): 3. doi: 10.3969/j.issn.2096-0387.2021.06.043 [16] 吴娜, 薛晓莉, 张志立, 等. 微纳米气泡技术在环保领域的应用研究进展[J]. 现代农业科技, 2020(17): 154-155+160. doi: 10.3969/j.issn.1007-5739.2020.17.096 [17] 刘畅, 唐玉朝, 王品之. 微纳米气泡在治理水体污染方面的应用研究[J]. 安徽建筑大学学报, 2020, 28(03): 6. [18] WU Y F, LIN H, YIN W Z, et al. Water quality and microbial community changes in an urban river after micro-nano bubble technology in situ treatment[J]. Water, 2019, 11(1): 66. doi: 10.3390/w11010066 [19] HUAMING, HE, LIANG. Research on the feasibility of spraying micro/nano bubble ozonated water for airborne disease prevention[J]. Ozone:Science & Engineering, 2015, 37(1): 78-84. [20] SHARIFUZZAMAN, M. D, YANG H N, Park S M. Park, et al. Performance comparison of micro-nano bubble, electro-oxidation and ozone pre-treatment in reducing fluoride from industrial wastewater[J]. Engineering in Agriculture, Environment and Food, 2017, 10(3): S1881836617300216. [21] 李恒震, 胡黎明, 辛鸿博. 微纳米气泡技术应用于污染地下水原位修复研究[J]. 岩土工程学报, 2015, 37(S2): 115-120. doi: 10.11779/CJGE2015S2023 [22] 吕宙, 从善畅, 程婷, 等. 微纳米气泡曝气技术在生活污水处理中的应用研究[J]. 广州化工, 2014, 42(7): 4. doi: 10.3969/j.issn.1001-9677.2014.07.046 [23] DAYARATHNE H, CHOI J, JANG A. Enhancement of cleaning-in-place (CIP) of a reverse osmosis desalination process with air micro-nano bubbles[J]. Desalination, 2017, 422: 1-4. doi: 10.1016/j.desal.2017.08.002 [24] 杨世迎, 杨鑫, 王萍, 等. 过硫酸盐高级氧化技术的活化方法研究进展[J]. 现代化工, 2009, 29(4): 13-19. doi: 10.3321/j.issn:0253-4320.2009.04.004 [25] LUO Y T, SU R K, YAO H S, et al. Degradation of trimethoprim by sulfate radical-based advanced oxidation processes: kinetics, mechanisms, and effects of natural water matrices.[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2021, 28(44): 62572-62582. doi: 10.1007/s11356-021-15146-0 [26] LU Y T, SHEN Y L, ZHANG S F, et al. Enhancement of removal of VOCs and odors from wood by microwave-activated persulfate.[J]. ACS Omega, 2021, 6(8): 5945-5952. doi: 10.1021/acsomega.1c00126 [27] GUO J Y, GAO Q F, YANG S Q, et al. Degradation of pyrene in contaminated water and soil by Fe2+-activated persulfate oxidation: Performance, kinetics, and background electrolytes (Cl-, HCO3- and humic acid) effects.[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2021, 146: 686-693. doi: 10.1016/j.psep.2020.12.003 [28] 张国珍, 王宏伟, 李晓燕, 等. 紫外活化过硫酸盐降解水中阿莫西林的特性[J]. 中国给水排水, 2021, 37(19): 53-59. doi: 10.19853/j.zgjsps.1000-4602.2021.19.009 [29] 徐朋飞, 郭怡秦, 王光辉, 等. 紫外活化过硫酸盐对甲基橙脱色处理实验研究[J]. 环境工程, 2017, 35(11): 5. doi: 10.13205/j.hjgc.201711013 [30] NASSERI S, MAHVI A H, SEYEDSALEHI M, et al. Degradation kinetics of tetracycline in aqueous solutions using peroxydisulfate activated by ultrasound irradiation: Effect of radical scavenger and water matrix[J]. Journal of Molecular Liquids, 2017: 704-714. -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 4060
- HTML全文浏览数: 4060
- PDF下载数: 94
- 施引文献: 0
