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义乌市是世界最大的小商品集散中心,经济高速发达且人口密集[1]。城市化的高速发展不可避免地造成了环境污染,义乌市内的水体污染严重。义乌市年平均水资源总量为8.25×109 m3,但人均水资源量却不到700 m3,远低于全国平均水平,因此水资源短缺已严重制约义乌经济社会的可持续发展[2-4]。分质供水能够开发非常规水资源,优化水资源配置,满足城市用水端和水质多样化的需求,是实现水资源可持续发展的有效措施[5-6]。当从市外调水困难时,分质供水是解决义乌市水资源与水环境问题的有效方案。
义乌市将被污染的义乌江江水和生活污水厂尾水分别作为城市杂用水和工业用水的水源。然而,产出的低品质水不能维持管网生物稳定性,造成水体出现黄色絮状物,用水企业膜污染加重等问题,这可能是水源水质差和处理工艺效能不足等因素的结果。江水和污水厂尾水的水质易受自然因素与人为因素的影响[7-9],这可能会导致后续混凝沉淀、介质过滤和消毒等工艺的处理效能下降[10-11]。义乌市分质供水采用传统工艺(混凝沉淀、过滤、消毒)处理义乌江水,双膜(超滤-反渗透)工艺处理污水厂尾水。双膜法的水质净化效果优良,出水较稳定,但传统工艺在处理水质多变的受污染江水的过程中是否能保障水质稳定性还有待商榷。传统工艺中只有混凝沉淀能去除一部分有机质[12-13],剩余的生物可利用性有机质可能会促进管网异养菌大量繁殖,导致管网末端水质恶化。此外,混凝沉淀还极易受到其他因素的影响,例如,低温会影响Al离子的水解和絮体的形成从而降低混凝效果[14],降雨带来的浊度激增也会影响混凝的效果[15]。为解决水质不稳定的问题,调研分质供水系统中水质的变化特征,以及探究处理工艺对溶解性有机质(dissolved organic matter,DOM )的去除效果十分重要。
本研究选取义乌市分质供水系统中的A水厂、B水厂、C水厂3个水厂为研究对象,使用基本水质分析方法和光谱学技术探究了水处理过程中原水水质参数和DOM组成的变化,并使用高分辨率质谱(fourier transform ion cyclotron resonance mass,FT-ICR MS)深入分析了混凝过程中的DOM分子变化情况,为优化水处理工艺和保障水质安全提供理论参考。
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于2021年11月—2022年9月,在A、B、C 3个水厂中分季度取样,水厂各工艺段均设有采样点,处理工艺及采样点如图1所示。2022年之前,A和B水厂以义乌江江水为水源进行生产,采用传统工艺,使用聚合氯化铝(PACl,12.5 mg·L−1)进行混凝。采集A、B水厂的原水、沉淀池出水、滤池出水及出厂水。由于A、B水厂出水到达用户端时出现水质不稳定的问题,A水厂在2022年3月优化工艺,原水先经过曝气生物滤池(BAF)处理,加一定量NaClO后再进行混凝沉淀(PACl,7 mg·L−1),并加入粉末活性炭(PAC,25 mg·L−1)做助凝剂。C水厂使用污水处理厂尾水为原水,采用双膜处理工艺,采集原水、超滤出水、反渗透出水和水厂出水。使用2021年11月采取的B水厂原水与沉后水进行FT-ICR-MS分析。
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水样的基础理化参数(pH、总溶解性固体(TDS)、电导率、浊度等)采用便携式水质仪(YSI ProDSS, USA)测定(使用前已校正)。氨氮、总氮、总磷分别采用《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》(HJ 535-2009)、《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》(HJ 636-2012)及《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》(GB 11893-89)测定。水样过0.45 μm醋酸纤维脂滤膜后,使用岛津TOC-L总有机碳分析仪测定水样的总溶解性有机碳(DOC)。
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1)紫外吸收光谱分析。采用北京普析公司的TU-1810PC紫外分光光度计测定DOM在200~600 nm内的吸光度,扫描间隔为1 nm。分别计算a(355)(355 nm处的吸收系数)、SUV254(254 nm处吸收系数a与DOC浓度的比值)、SUV260(260 nm处吸收系数a与DOC浓度的比值)、E2/E3(250 nm和365 nm处吸光度之比)。吸收系数根据式(1)和式(2)[16]进行计算。
式中:a(λ)为波长λ下的吸收系数,m−1;a'(λ)为波长λ下的未校正吸收系数,m−1;λ为波长,nm;D(λ)为波长λ下的吸光度;L为光程路径,cm。
2)三维荧光光谱分析。DOM的三维荧光光谱分析是在上海天美FL970 Plus型荧光光谱分析仪上进行的。仪器激发光源为150 W氙弧灯,PMT电压700 V,狭缝宽度为2.5 nm,扫描速度设为12 000 nm·min−1,间隔为5.0 nm。样品扫描波长范围为:激发波长Ex为200~400 nm,发射波长Em为220~550 nm,使用1 cm石英比色皿,响应时间为自动。扫描光谱进行仪器自动校正,以纯水作为空白。
使用Matlab (2022b)中的drEEM0.6、DomFluor工具箱进行PARAFAC分析,其基本原理是将一个三维矩阵分解为因子数为N的三线性组份矩阵和对应的残差项[17],再基于最小二乘法使残差项最小,其数学表达式如式(3)所示。
式中:Xi,j,k是第i个样品的第j个发射波长和第k个激发波长处的荧光强度;ai,f是第i个样品中f组分所占的浓度比例;bi,f和ck,f分别代表第f个组分在第j个发射波长和第k个激发波长上的估算数值;F为组分数目;ei,j,k为模型残差,代表模型未计算的变异性。
扣除空白并去除瑞利散射和拉曼散射,然后建立平行因子分解 (parallel factors,PARAFAC) 模型,利用残差分析和拆半分析验证模型有效性并确定荧光组分个数,输出荧光组分图[18]。随后计算水厂各工艺段样品DOM的荧光指数(fluorescence index,FI)、自生源指数(autochthonous index,BIX)、腐殖化指数(the humification index,HIX)。
3)固相萃取和FT-ICR MS分析。使用PPL固相萃取柱提取水样中的DOM。首先将固相萃取小柱放置于多孔真空装置上,使用18 mL甲醇(LC-MS级)活化柱子,随后使用18 mL酸化超纯水(pH=2)淋洗柱子。利用负压吸入酸化过的水样(pH=2),使水样在压力的作用下流经柱子,保持流速为5 mL·min−1左右,萃取出DOM。然后使用少量酸化超纯水淋洗萃取柱以去除杂质,用氮吹方式使萃取柱内完全干燥,最后使用6 mL甲醇洗脱。将萃取后的DOM在−18 ℃下避光保存。
萃取后的样品使用Bruker公司SolariX型FT-ICR MS检测,其磁场强度为15.0 T。离子源为电喷雾离子源(ESI),负离子模式。主要检测参数:进样方式为连续进样,进样速度为120 μL·h−1,毛细管入口电压为−3.8 kV,离子累积时间为0.2 s,采集质量为100~1 600 Da。样品检测前用 10 mmol·L−1甲酸钠对仪器进行校正,样品检测完成后用50%异丙醇进行内标校正。经校正后,检测的质量误差均小于1 mg·L−1。使用Bruker数据分析软件鉴定质谱峰的分子式。
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如图2所示,12月(冬季),A水厂的原水水质较差,原水中总氮与氨氮的含量分别为6.95 mg·L−1和2.05 mg·L−1,分别是其他季节的2倍和8倍,其中总磷的含量也明显高于其他季节。而4月(春)、5月(夏)和9月(秋),3次原水水质较好的原因可能是雨季大量增加了河流流量,从而降低了总氮和氨氮等营养物质的浓度[19]。12月,A水厂对水中DOC和总氮的去除效果较差,对DOC的去除率仅为8%,但对水体中总磷和氨氮的去除率分别达到96%和85%。2022年3月,优化工艺后,A水厂对DOC的去除效果明显提升,去除率达到27%~37%。这可能是因为BAF中的生物膜矿化了一部分可生物降解有机物[20]。此外,4个季度水厂出水均满足《城市污水再生利用 城市杂用水水质》(GB/T 18920-2020)的要求。
如图3所示,B水厂12月的进水水质同样是全年中最差的,与之对应的出水水质也是全年最差。该水厂混凝-砂滤工艺对总氮基本没有去除效果,对水体DOC的去除率在21%~27%,不及优化工艺后的A水厂。此外,B水厂对氨氮的去除效果不稳定。4次取样中,水厂对氨氮的去除率分别为86%(12月)、52%(4月)、88%(5月)、56%(9月)。4月原水氨氮浓度较高,水厂出水氨氮质量浓度(0.42 mg·L−1)也比较高,接近于《城市污水再生利用 城市杂用水水质》推荐的氨氮质量浓度(0.5 mg·L−1)。所以当原水氨氮浓度较高时,B水厂出水氨氮含量可能存在超标的风险。虽然B水厂出水也满足《城市污水再生利用 城市再用水水质》的要求,但B水厂的传统工艺对总氮和DOC的去除效果较差,对氨氮的去除也不稳定。由此可见,在处理复杂多变的受污染河水时,B水厂难以保障出水水质的稳定,需要对工艺进行优化。
C水厂水源为生活污水厂尾水,其12月的水质同样是全年中最差的,但由于双膜法的优良效果,出水的各项水质指标一直较为稳定。如图4所示,双膜工艺不仅能够有效去除水体中的总氮、总磷和氨氮(去除率>95%),而且对DOC的去除效果也明显优于混凝工艺,去除率高达78%~95%。
3个水厂对浊度均有较好的去除效果(表1),去除率均在80%以上。但A、B水厂不能降低水体的总溶解性固体(total dissolved solids,TDS)和电导率。C水厂则能近乎完全去除水中的各种离子。由此可见,双膜工艺全面优于混凝工艺,能实现污染水源的净化。
综上所述,混凝工艺不能有效去除水体中的营养物质(DOC、总氮),对水体的离子组成(TDS、电导率)也无明显改善,同时受原水水质的影响较大。优化后的工艺能够提高工艺对营养物质的消减,能够提供较为稳定的水源。而双膜工艺能同步去除各种污染物,得到优质水资源。DOM作为水体微生物可直接利用的碳源,与水体生物稳定性密切相关。混凝工艺残留了大量DOM,是威胁水体稳定性的潜在因素,所以探究不同工艺对DOM的影响是十分必要的。
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发色DOM(chromophoric dissolved organic matter,CDOM)具有吸光特性,其紫外-可见吸收光谱能在一定程度上表征其特性[16]。具有双键或羟基共轭系统的有机物在254 nm处具有很强的吸收,所以可以用SUVA254来表示DOM的芳香性[16],SUVA260来表示DOM的疏水性[21]。除此之外,355 nm处的吸收系数a(355)能表示CDOM的相对浓度[22],250 nm和365 nm处吸收系数之比(E2/E3)与DOM分子量呈负相关[23]。对不同水厂水样DOM的光谱数据分析结果见表2。
A水厂水样的a(355)随工艺的运行而下降,BAF处理后,水样的a(355)值从3.68降至在2.42。混凝后,a(355)再次大幅度下降至0.81,这说明BAF和混凝有效降低了水体中的CDOM。氯化消毒可以破坏DOM的芳香性结构,混凝沉淀能够有效去除水体中疏水性DOM[24],两者致使A水厂沉后水和滤后水的SUVA254和SUVA260明显下降。BAF和砂滤池能过滤掉大分子物质,水样E2/E3值有所上升。混凝倾向于去除相对分子量较大的DOM[25-26],所以混凝沉淀过后,水样E2/E3值大幅度上升。
B水厂沉后水的a(355)值从4.26降到1.26,SUVA254值从5.08降至3.96,SUVA260值从4.79降至3.68。这说明B水厂也能够有效降低水体中CDOM和芳香性DOM含量。值得注意的是,B水厂在消毒过滤后,SUVA254与SUVA260值升高。已有研究表明消毒剂会导致藻类释放有机质进入水体[27],因此推测消毒破坏了水中藻类和微生物的细胞膜,导致其释放一部分芳香类物质进入水体,随着消毒剂的持续作用,这部分物质的芳香性结构最终被破坏,使最后出水的SUVA254与SUVA260值降低。
C水厂超滤处理后,水样的紫外光谱特征值并无明显变化,表明超滤并未有效截留水中的DOM。反渗透处理后,a(355)从2.54降到0.12,水中CDOM几乎被完全去除。SUVA260从3.46降至2.71,说明反渗透对疏水性DOM的去除效果更好。反渗透能过滤掉所有大分子DOM,对比E2/E3值时,365 nm处的紫外光谱无吸收。
对比3水厂水样的紫外光谱特征值发现,在去除CDOM的过程,双膜工艺明显占优,优化工艺与传统工艺相比并无明显优劣。
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3D-EEM可以方便、快速地表征DOM中的荧光成分。本研究采用3D-EEM分析水厂水样,以探究DOM在水厂各工艺段的变化。为探究DOM来源,计算了水样的荧光特征参数(表3)。
自身源性指数BIX(Ex=310 nm 时,Em在380 nm与430 nm处的荧光强度的比值)反映了DOM中自身源组分的大小。3个水厂原水水样BIX值均大于1,说明水体中的DOM主要由水生植物及浮游微生物代谢产生,水体有强烈的自身源特征[27]。荧光指数FI(Ex=370 nm,Em在450 nm与500 nm处荧光强度的比值)可以表征DOM中类腐殖质组分的来源情况[28],3个水厂原水的FI值均小于1.3,表明DOM中的腐殖质组分多为陆地和土壤输入。腐殖化因子HIX(Ex=254 nm时,Em在435~480 nm区域积分值与300~345 nm区域积分值之比)表征DOM的腐殖化程度[18]。有研究[28]表明,当HIX>0.9时,表明DOM有显著腐殖质特征;当HIX<0.8时DOM为弱腐殖质特征。各水厂原水HIX值均低于0.8,水样DOM腐殖化程度较低。荧光光谱特征参数共同说明了3水厂原水的DOM主要由微生物活动产生,腐殖化程度较低,含有的少量腐殖质主要由陆地和土壤输入。
此外,观察到A和B水厂沉后水与滤后水的HIX值都有明显下降,这说明混凝沉淀与消毒过滤能够去除部分腐殖质[29],使得水样的腐殖化程度降低。由于水体腐植化程度较低,A和B水厂未能改变水体DOM的主要成分。C水厂RO处理后,FI值上升至1.41~1.93,腐殖质中内源微生物输入部分的占比扩大,成为腐殖质中的主要组分。BIX大幅度上升,与之对应的HIX大幅下降,说明DOM的腐殖化程度进一步下降,自身源性增强。结合紫外光谱特征值的结论,可以推测,陆地输入的腐殖质多为大分子物质且具有一定的芳香性,而C水厂水体中残留的小分子物质主要是水生植物与微生物产生类蛋白质类物质。
双膜工艺对DOC的去除率极高(78%~90%),这是因为反渗透膜截留了大分子物质,保障了出水安全。但混凝对DOC的去除效果差,出水残留了大量DOM,还需探究A和B水厂水体DOM的组成与变化。故使用PARAFAC算法分析2水厂水样DOM的荧光光谱,得到3组类蛋白质组分和1组类腐殖质组分(图5)。
将各组分的光谱信号与OpenFluor数据库[30]进行比对,C1、C2、C3的Tucker收敛系数(TCC)均高于0.97,表明这3种荧光成分是环境中常见的物质。其中,C1(Ex/Em=240(280)/350 nm)为类色氨酸组分,属于生物降解的类蛋白质物质[31-32]。C2(Ex/Em=265/315 nm)是类蛋白质类组分,与芳香族氨基酸极为相似,在已有的研究中被认为是易被生物降解的物质[31, 33-34]。组分C3(Ex/Em<260(320)/440 nm)传统上被称为陆地来源的腐殖质类组分,通常具有较高的分子量与芳香性[34-37]。而C4(Ex/Em<230(276)/340 nm)未匹配到相似度较高的组分,但在相关研究中(0.93<TCC<0.95),该组分被识别为类色氨酸组分[18, 38-39]。如图6(a)所示,A、B水厂各工艺段水体的DOM中,类色氨酸组分C1和C4占主要地位(54%~67%),类蛋白质组分C2(22%~39%)次之,类腐殖质组分C3(4%~13%)占比最小。这一结果与荧光光谱特征参数的结果一致。因为夏(5月)、秋(9月)两季河水中水生植物与浮游微生物生长代谢迅速,产生了大量类蛋白质类的DOM,而混凝对蛋白质类脂肪族物质以及分子质量较小的DOM的去除效果较差[40]。这2个因素能在一定程度上解释2水厂各工艺段水体DOM荧光组成的变化。
在B水厂水样DOM的荧光组分中,只有C3与水样DOC含量呈正相关(P<0.05),而DOC含量随工艺进行而降低,这说明传统工艺优先去除水中类腐殖质物质。而C3组分占比太小,混凝沉淀和过滤消毒对类蛋白质组分的去除效果差,所以水厂各阶段出水的总荧光峰强度下降幅度低,水厂出水中残留了大量类蛋白质类有机物。其中C2组分易被生物降解,C1与C3为色氨酸类组分,波长较短的部分( <250nm)优先被微生物利用[41]。这表明B水厂出水的生物稳定性可能较差,微生物风险较大。
从图6(b)中可以看出,A水厂出水DOM的总荧光强度大幅度降低,说明A水厂能有效降低原水中的荧光溶解性有机质(fluorescent dissolved organic matter,FDOM)的含量。A水厂在混凝过程中添加了活性炭,活性炭能够增大混凝过程中形成的絮体,提高混凝效果[42-43],并且活性炭的吸附作用也能去除一些芳香类蛋白质。所以A水厂混凝的效果远优于B水厂。滤后水中C1与C3占比出现明显下降,C2与C4的占比升高,说明优化工艺优先去除C1和C3组分,对C2和C4组分的去除效果较差。C1、C3与DOC含量显著正相关(P<0.01),C2与DOC含量正相关(P<0.05),C4与DOC含量无相关性,4组分物质与DOC的相关性也证明了优化工艺对C1和C3组分的去除效果较好。消毒过程表现出对DOM的选择性去除,其原因可能在于C1与C3组分中含有较多的芳环和烯烃等不饱和碳键,优先与消毒剂反应,而C2与C4所含的不饱和键较少,还原性比C1与C3弱,与消毒剂的反应活性较低。有研究表明,加氯量较少时,消毒剂优先参与微生物灭活,当加氯量超过一定剂量,消毒过滤才对DOM有明显的去除[44]。所以,可能是消毒剂的用量较低,导致B水厂滤后水和A水厂沉后水(混凝前加氯)的荧光组成未出现较大变化。A水厂出水残留的荧光组分同样为C1、C2和C3,生物可利用性强,但其总荧光峰强度降低了70%,降低了出水的微生物风险。
综上所述,传统工艺能去除部分大分子陆源腐殖质,但不能有效去除水体中的类蛋白质类DOM,这类易降解的物质残留在水体中会增加水体的微生物风险。优化工艺能极大的提高水厂对FDOM的去除,实现类腐殖质与类蛋白质DOM的有效去除。双膜工艺可以有效的去除水体中大部分DOM。
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为了探究混凝过程中DOM分子组成的详细变化,取B水厂原水与沉后水进行了高分辨率质谱的分析。将原水DOM样品的分子组成用Van Krevelen(VK)图(图7(a))来表示,为了清晰对比混凝后DOM分子组成的变化,将沉后水中未变化的分子(resistant),被去除的分子(removed)和新产生的分子(produced)绘制成VK图(图7(b))。按照O/C和H/C分别为横、纵坐标把VK图分为7个区域,包括木质素、单宁、含氮饱和类物质、不饱和碳氢化合物、氨基糖、碳水化合物、稠环芳烃及其他物质,各区域代表的化合物占比如图7(d)所示。
如图7(a)和图7(d)所示,木质素是B水厂原水中的主要成分,其占比达到75%。沉淀过程后,木质素的占比进一步增加至87%,而单宁的占比由9.9%下降至4.9%,含氮饱和类物质的占比由4.7%下降至0.65%。从图7(b)可以看出,混凝倾向于去除O/C较高且H/C较低的物质。这类物质主要为单宁,还包括部分稠环芳烃与木质素,这些物质通常具有较高的芳香性和疏水性。这也是混凝后SUVA254及SUVA260降低的直接原因。从元素组成(图7(c))来看,混凝后CHON分子占比无较大的变化,说明混凝难以去除DOM中的类色氨酸组分和类酪氨酸组分。CHOS和CHONP分子的占比降低,说明混凝能有效去除水体中的溶解性有机磷与溶解性有机硫。
通过B水厂混凝前后的等效双键(double bond equivalent,DBE)与碳原子数之间的关系(图8)也能够看出,混凝过后含有高O/C比和高DBE/C比的物质被去除,C原子数大于15的分子明显减少,这些大分子高芳香性物质的去除也与前文混凝倾向于去除疏水性较高的陆源腐殖质的结论一致。
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1)混凝工艺不能有效去除DOC与总氮,且对氨氮的去除效果不稳定。优化工艺(BAF、预氯化、活性炭助凝)能维持水厂出水的稳定。双膜工艺可以提供最优质的水资源。
2) A和B水厂水体FDOM包含3个类蛋白质组份(C1、C2和C4)和1个类腐殖质组份C3。其类蛋白质组分的含量占绝对优势,达到总荧光强度的87%以上。
3)混凝工艺(B水厂)只能去除部分陆源腐殖质,而优化工艺能大幅度消减水体FDOM。双膜法能够去除绝大部分DOM。为保障B水厂出水安全,可以通过加入BAF、添加预氧化阶段和加入助凝剂等手段来优化水处理工艺。
4)FT-ICR-MS的检测结果表明,混凝对高芳香性的木质素和单宁类物质的去除效果较好。
义乌市分质供水系统水质变化分析
Analysis of water quality changes in dual water supply system in Yiwu city
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摘要: 为探究义乌市分质供水系统中水质及有机物的变化特征,分季度调研了3个水厂沿程水质的变化,并采用光谱技术与高分辨率质谱分析了处理工艺对溶解性有机质的去除效果。水质调研结果表明,传统工艺(混凝沉淀-砂滤)对总磷和氨氮的去除率分别达到80%与50%以上,但对水体中的总氮与总溶解性有机碳的去除效果差。双膜法(超滤-反渗透)全面优于传统工艺,可以将营养盐和有机物的浓度降至极低的水平(去除率>90%)。三维荧光结合平行因子分析结果表明,混凝沉淀仅对地表水中陆源腐殖质组分有明显的去除,对类蛋白质组分的去除效果较差。高分辨率质谱的检测结果表明,混凝对木质素、单宁及稠环芳烃等物质有较好的去除效果。在混凝前增设曝气生物滤池并在混凝过程中添加粉末活性炭,能强化工艺对类蛋白质组分和腐殖质组分的去除效果。本研究结果可为水处理工艺优化提供理论依据。Abstract: To explore the changes in water quality and organic matter in the dual water supply system of Yiwu city, the water quality changes along the process in three water treatment plants were investigated in the four quarters, and the removal effects of dissolved organic matter (DOM) by the treatment process were analyzed by spectroscopy technology and high-resolution mass spectrometry. The results showed that the removal rates of total phosphorus and ammonia nitrogen by the traditional process (coagulation/sedimentation-sand filtration) could reach over 80% and 50%, respectively, while the removal effects of total nitrogen and total dissolved organic carbon (DOC) were poor. The ultrafiltration (UF)-reverse osmosis (RO) process was superior to the traditional process, and it could reduce the concentrations of nutrients and organic matter to extremely low levels (removal rate > 90%). EEMs-PARAFAC showed that the coagulation-sedimentation only significantly removed the fractions of terrestrial humic from surface water, but was less effective in removing protein-like fractions. The data of high-resolution mass spectrometry also showed that coagulation had a good effect on the removal of lignin, tannin and condensed aromatic hydrocarbons. By adding a biological aerated filter before coagulation and dosing powdered activated carbon during the coagulation process, the removal effects of protein-like fractions and humic fractions (70% reduction in total fluorescence peak intensity) could be greatly improved. This study can provide a theoretical basis for water treatment process optimization.
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Key words:
- dual water supply /
- water quality /
- UV spectrum /
- fluorescence spectrum /
- dissolved organic matter
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药品和个人护理品类污染物(如内分泌干扰物、抗生素等)导致的水体污染问题是生态安全和人类身体健康的一大威胁[1-3]。基于过硫酸盐的高级氧化技术可通过产生羟基自由基(OH•)、硫酸根自由基(SO4•−)、单线态氧(1O2)等活性氧物种降解水中多种类型的有机污染物,在药、护品类污染物处理方面受到了广泛关注[1]。与过一硫酸盐(peroxymonosulfate,PMS)相比,过二硫酸盐(peroxydisulfate,PDS)价格低廉、水溶性好、稳定性高便于储存和运输,已被广泛用于催化降解有机污染物[1]。PDS可通过热活化、碱活化、金属离子催化、金属氧化物催化等多种方法活化,其中基于纳米金属氧化物(如Co3O4等)的异相催化由于催化剂价格低廉、反应条件温和、催化活性高等优点,是目前研究的一个重要方向[2]。然而,纳米尺寸的金属氧化物分散于水中易团聚,导致催化剂活性位点暴露有限,并且分散于水中的纳米催化剂还存在难以分离和回收的问题,极大地限制了其应用。
将金属氧化物纳米催化剂负载于活性炭、泡沫金属、矿物颗粒以及陶瓷膜等三维载体的表面,不仅可以有效缓解氧化物纳米颗粒的团聚问题,而且便于分离和回收,对纳米金属氧化物活化过硫酸盐降解有机物具有重要意义[4]。现阶段,金属氧化物主要通过浆料涂覆的方式负载于载体表面,合成方法简单但稳定性较差[5]。添加高分子粘结剂可增强其稳定性,但催化体系中引入导电性较差的高分子不利于过硫酸活化过程中电子的转移,同时添加粘结剂也可能会带来二次污染[6]。因此,亟需发展一种可将金属氧化物原位负载于三维载体表面的绿色合成方法。植物多酚如单宁酸(tannic acid,TA)普遍存在于植物的根、茎、叶及果实中,是一种价格低廉的生物质[7]。TA分子富含邻二酚羟基,具有较强的金属离子络合能力和优异的表面粘附性能,可与多种金属离子(Co2+、Fe2+、Cu2+等)在聚乙烯球、陶瓷、玻璃等不同载体表面配位形成金属-多酚配合物[7]。作为由金属离子和有机配体组成的复合物,金属-多酚配合物可进一步热解制成不同种类的金属氧化物,并且研究表明有机配体TA分解还会产生多孔结构而形成多孔结构的金属氧化物[8]。
基于TA分子的金属离子络合能力和表面粘附性能,本研究以具有稳定物理化学性质且价格低廉的气泡石为载体,通过在其表面包覆Co2+与TA的配合物,进一步热解将纳米尺寸的Co3O4原位负载于气泡石表面,制备易分离回收的负载型Co3O4催化剂,通过SEM、XRD、ICP等详细分析了负载型Co3O4的结构和组成。利用负载型Co3O4催化剂活化PDS降解水中的双酚A(bis-phenol A,BPA)、磺胺甲恶唑(sulfamethoxazole,SMX)等药、护品类有机污染物,分析了溶液初始pH、PDS浓度、催化剂投加量、共存化学组分等对有机物降解性能的影响,并通过电子顺磁共振分析、化学淬灭实验、光谱分析等手段深入分析了PDS的活化机制和有机物的降解机理。
1. 材料与方法
1.1 实验试剂
主要试剂包括六水合硝酸钴(Co(NO3)2·6H2O)、单宁酸(tannic acid)、双酚A(bisphenol A)、盐酸(HCl,1 mol·L−1)、过硫酸钠(sodium persulfate, Na2S2O8)、氢氧化钠(NaOH,1 mol·L−1)、叔丁醇(tert-butyl alcohol, TBA)、对苯醌(p-benzoquinone, BQ)、碳酸钠(Na2CO3)、氯化钠(NaCl)、硝酸钠(NaNO3)、硫酸钠(Na2SO4)、腐殖酸(HA)、甲醇、乙腈、无水乙醇等,所有试剂均为分析纯,实验用水为超纯水。
1.2 实验方法
1)负载型Co3O4的制备:将尺寸0.5 cm×0.5 cm×0.5 cm的气泡石颗粒置于Co(NO3)2与TA的混合溶液中,利用TA分子的表面粘附特性及其与Co2+的配位反应,在气泡石颗粒表面形成Co-TA包覆层,进一步在空气气氛下焙烧制得负载于气泡石表面的Co3O4催化剂。具体步骤如下:将5 g Co(NO3)2和10 g TA依次溶解于250 mL纯水,然后加入30 g气泡石载体搅拌30 min,加入5 mL氨水后继续搅拌1 h,将修饰后的气泡石用纯水反复清洗。重复上述负载步骤4次后,制得负载有Co-TA配合物的气泡石颗粒,充分干燥后将其置于马弗炉中在400 °C下焙烧2 h (升温速率设置为2 ℃·min−1),即制得负载型Co3O4催化剂。
2)材料表征:通过场发射扫描电子显微镜(Hitachi, S-4800)分析负载型Co3O4的形貌与元素组成,利用Rigaku Ultimate IV型X射线衍射(XRD)表征其晶体结构,借助X射线光电子能谱(XPS)研究催化剂反应前后各元素的化学价态,采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP, NexION 350D)测定浸出钴离子的浓度以及气泡石颗粒表面Co3O4的负载量。ATR-FTIR测试以超纯水为背景,将PDS与Co3O4纳米催化剂的混合物滴至ATR附件晶体表面,在400~3000 cm−1内至少扫描3次,扫描分辨率为4 cm−1。
3)BPA降解实验:本研究通过催化降解BPA评价负载型Co3O4活化PDS的性能。室温条件下,配制50 mL 0.04 mmol·L−1的BPA溶液,加入3.0 g负载型Co3O4催化剂和0.5 mL 40 mmol·L−1的PDS溶液,然后于特定时间取1 mL水样与0.5 mL甲醇混合以终止反应,进一步用0.22 μm微孔滤膜过滤后,通过高效液相色谱仪测定BPA的浓度,流动相为水和乙腈的混合溶液,两者的体积比为1:1,流速为1 mL·min−1。
2. 结果与讨论
2.1 负载型Co3O4催化剂的表征
图1为气泡石载体负载Co3O4前后的照片及其表面Co3O4纳米催化剂的微观结构。如图1(a)所示,气泡石表面粗糙呈白色,负载Co3O4后变为灰褐色(图1(b)),表明Co3O4纳米催化剂成功负载于其表面。通过SEM表征了气泡石表面Co3O4纳米催化剂的微观结构,如图1(c)所示,气泡石光滑的表面存在大量的纳米颗粒团簇,进一步表明Co3O4纳米催化剂的成功负载。纳米团簇的高倍SEM图表明Co3O4纳米催化剂呈多孔结构(图1(d)),这可能是Co-TA配合物中有机组分TA分解导致的。多孔结构利于催化位点的充分暴露,利于PDS的活化和有机污染物的降解[9]。
图2(a)为Co-TA焙烧衍生粉体Co3O4及气泡石负载Co3O4的XRD谱图。粉体催化剂在2θ为31.27°、36.85°、44.8°、59.35°、65.23°的衍射峰分别对应于立方相Co3O4的(220)、(311)、(400)、(511)和(440)晶面(JCPDS-no.42-1467)。气泡石的XRD图谱表明其主要成分为SiO2 (JCPDS-no.78-2315);SiO2化学性质稳定,便于在复杂环境中使用。气泡石表面负载催化剂后,在2θ为31.27°、44.81°检测到了属于Co3O4的衍射峰,分别对应于立方相Co3O4的(220)和(400)晶面,进一步表明Co3O4成功负载于气泡石表面。通过热重分析研究了Co-TA配合物的热分解过程。如图2(b)所示,Co-TA配合物的残余质量在20~400 °C内持续降低,这主要归咎配合物表面水分子的脱附以及有机配体TA的氧化分解[10]。DTA分析表明Co-TA分解过程中在380 °C出现了明显的吸热峰,表明Co-TA热解生成了新的固相。400 °C后配合物的质量损失保持不变,表明Co-TA中的有机配体在400 °C下完全分解,因此本研究将负载型Co3O4催化剂的合成温度设定为400 °C。通过ICP-MS分析了气泡石表面Co3O4的负载量,结果表明每克气泡石表面负载有1.25 mg的Co3O4纳米颗粒。
2.2 负载型Co3O4的催化性能研究
在反应温度为(25±1) °C、负载型Co3O4投加量60 g·L−1(即0.075 g·L−1 Co3O4纳米颗粒)、BPA初始浓度为0.04 mmol·L−1、PDS初始浓度为0.4 mmol·L−1和pH为7的条件下测试了负载型Co3O4活化PDS降解BPA的性能。如图3(a)所示,PDS氧化降解BPA的能力有限,120 min内BPA的去除率仅为9%,同时负载型Co3O4仅吸附了4.8%的BPA。负载型Co3O4活化PDS可有效降解BPA,120 min内BPA的去除率达到了100%。BPA的降解遵循拟一级反应动力学,反应动力学常数为0.04 min−1 (图3(b))。ICP分析表明催化反应结束后溶液中Co2+的质量浓度为0.55 mg·L−1,低于地表水环境质量标准(GB 3838-2002D)规定的标准(1.0 mg·L−1),表明负载型Co3O4具有良好的稳定性。溶出的Co2+在相同实验条件下催化PDS仅降解了11%的BPA,表明负载型Co3O4主要通过异相催化反应降解有机物[10]。图3(b)反映了负载型Co3O4活化PDS降解不同类型有机物的性能,苯酚(Phenol)、对乙酰氨基酚(AAP)、磺胺甲恶唑(SMX)均可被有效去除,相同反应条件下120 min内的去除率分别为78.2%、93.6%、67.3%,对应的反应动力学常数分别为0.01、0.02、0.01 min−1(图3(d))。以上结果表明负载型Co3O4活化PDS可催化降解不同类型的药、护品类有机污染物。
2.3 实验因素的影响
图4(a)反映了溶液初始pH分别为3、5、7、9、11时,负载型Co3O4活化PDS降解BPA的性能。在pH=3~9内,BPA均可得到有效去除,120 min内BPA的去除率均达到100%,同时反应速率也并未受到显著影响;然而,当pH提升至11时,BPA的降解受到抑制,120 min内BPA的去除率降低了24.4%,反应速率也由中性时的0.04 min−1降至0.01 min−1,这可能是由于碱性条件下OH•的氧化还原电位降低所致[11]。图4(b)为不同PDS投加量下,负载型Co3O4对BPA的催化降解性能。当PDS浓度由0.1 mmol·L−1增加到0.4 mmol·L−1时,BPA的去除率从20.9%增加到98.2%,反应速率也由0.002 min−1提升至0.03 min−1。增加PDS的浓度可增加活性氧物种的生成量,进而促进有机物的催化降解[12]。然而,进一步增加PDS的浓度至0.8 mmol·L−1和1.6 mmol·L−1时,BPA的降解性能并未得到进一步提升。这可能是由于负载型Co3O4的催化位点有限,不能完全活化反应体系中的PDS[13]。增加催化剂的投加量可提供更多的催化位点而充分活化PDS,进而产生更多的活性氧物种而显著提升有机物的降解效率[14]。如图4(c)所示,在BPA溶液体积为50 mL的情况下,当负载型Co3O4催化剂的投加量由1.5 g增加至3.0 g时,BPA的降解速率由0.02 min−1提高至0.037 min−1,当催化剂的投加量进一步增加至6.0 g时,BPA在60 min即可被完全去除,降解速率达0.039 min−1。这表明增加负载型Co3O4的剂量可显著提升PDS的有效利用率。
为考察水中常见无机阴离子对负载型Co3O4活化PDS降解有机物性能的影响,研究了Cl−、NO3−、CO32−对BPA去除效率和降解速率的影响。如图4(d)所示,在负载型Co3O4/PDS体系中加入10 mmol·L−1 Cl−并未降低BPA的去除效率,同样加入10 mmol·L−1的NO3−也未影响BPA的去除。Co3O4活化PDS降解有机物主要有2种途径:一种是基于SO4•−和OH•的自由基氧化;另一种是基于单线态氧(1O2)的非自由基氧化[15]。在自由基途径中,Cl−、NO3−等无机阴离子会竞争消耗强氧化性的SO4•−和OH•,进而抑制有机污染物的降解[16-18]。在本研究中,Cl−和NO3−对BPA的去除影响较弱,表明自由基氧化不是Co3O4活化PDS降解有机物的主要途径。然而,向反应体系中添加10 mmol·L−1的CO32−可显著抑制BPA的去除,同样反应条件下BPA仅去除了16.64%,同时反应速率由0.04 min−1降低至了0.001 min−1。CO32−是一种常用的1O2淬灭剂,其对BPA降解的显著抑制表明负载型Co3O4活化PDS降解有机物是1O2主导的非自由途径[19]。除了无机阴离子,天然有机物如腐殖酸(HA)也是一种常见的水体背景成分[6]。在10 mg·L−1 HA存在的情况下,负载型Co3O4催化降解有机物的效率也未受到显著影响,进一步说明本反应体系中有机物的降解为非自由基途径[20]。综上所述,负载型Co3O4/PDS体系不仅能够在较宽的pH范围内降解有机物,而且对无机阴离子和腐殖酸等常见的水体背景成分具有较强的抗干扰能力,因此,有着较强的应用潜力。
2.4 活性氧物种鉴定
为明确负载型Co3O4活化PDS降解有机物的机理,通过EPR鉴定分析了该体系产生的活性氧的种类。如图5(a)所示,当仅有PDS时,以DMPO为自旋捕获剂未检测到任何信号,而当加入负载型Co3O4催化剂后,EPR谱图观测到了峰强度为1: 2 : 2 : 1的特征峰,这是催化产生的OH•被DMPO捕获所致,表明负载型Co3O4活化PDS产生了OH•[21]。此外,以TEMP为1O2捕获剂还检测到了TEMP-1O2的特征峰,因此,负载型Co3O4活化PDS也产生了1O2[22]。进一步通过化学淬灭实验判别了反应体系中OH•和1O2对BPA降解的贡献。图5(b)反映了不同浓度MeOH的淬灭效果,可以看出MeOH对BPA的降解影响有限,在1 000 mmol·L−1 MeOH存在的情况下,BPA的去除率仍高达94.7%。MeOH可与SO4•−和OH•快速反应,反应速率常数分别为k 分别为 2.5×107 (mol·s)−1和9.7×108 (mol·s)−1,是常用的自由基淬灭剂;MeOH对负载型Co3O4/PDS有限的淬灭能力表明该体系降解有机物的过程中,自由基的氧化作用有限[7]。然而,L-组氨酸可显著抑制BPA的降解,如图5(c)所示,1 mmol·L−1的组氨酸使得BPA的降解率由100%降低至89%;当L-组氨酸的浓度增加至5 mmol·L−1时,BPA的去除率进一步降低至21.98%,反应速率也由0.04 min−1降低至0.002 min−1。L-组氨酸具有一定的还原性,可能会消耗PDS而降低负载型Co3O4催化降解BPA的能力[23]。为排除L-组氨酸消耗PDS对淬灭实验的干扰,研究了不同浓度L-组氨酸对PDS的降解效率。如图5(d)所示,L-组氨酸分解PDS的能力有限,例如5 mmol·L−1的L-组氨酸在120 min内仅分解了5.8%的PDS。因此,L-组氨酸对负载型Co3O4/PDS降解BPA的抑制作用主要归咎于其对活性氧物种的淬灭,而L-组氨酸是常用的1O2淬灭剂,这表明负载型Co3O4活化PDS降解有机物是以1O2为主导的非自由基氧化途径。过渡金属氧化物活化PDS产生1O2已被广泛报道,有研究表明,O2•−是1O2生成的重要中间体(
)[24]。本研究中,化学淬灭实验结果表明BQ(一种常用的O2•−淬灭剂)[25]可显著抑制BPA的降解。如图5(e)所示,加入5 mmol·L−1 BQ后BPA的去除率由100%降低至48.4%,同时速率常数由0.04 min−1降至0.008 min−1(图5(f)),表明O2•−的淬灭可显著抑制BPA的降解。O2•−的氧化还原电位较低,本身不能氧化分解有机物[24],而1O2是本研究中BPA降解的主要活性物种,这说明O2•−是1O2形成的中间体,也就是说负载型Co3O4活化PDS先生成了O2•−,O2•−再进一步反应生成1O2。2O2·−+2H2O→21O2+2OH−+H2O2 2.5 PDS活化机理研究
过渡金属氧化物主要通过金属离子的价态循环活化过硫酸盐[26]。为解析负载型多孔Co3O4活化PDS的机理,通过XPS分析了Co3O4中Co元素的价态及其反应前后含量的变化。如图6(a)所示,Co2p在794.9 eV和779.7 eV的特征峰分别对应于Co2p1/2和Co2p3/2,而Co2p3/2的高分辨XPS谱图拟合结果表明,781.2 eV和779.7 eV处的峰分别对应于Co2+和Co3+,所占比例分别为34.2%和54.5%。反应后,Co3O4表面Co2+、Co3+比例变化表明Co3+/Co2+的氧化还原参与了PDS的活化[27]。进一步通过原位ATR-FTIR分析研究了PDS分子在负载型Co3O4表面的反应机理。如图6(b)所示,在1 050 cm−1和1 272 cm−1处检测到PDS振动峰,加入Co3O4催化剂后在其表面观测到了PDS的特征峰的位置并且未发生偏移,表明PDS吸附于Co3O4催化剂的表面。此外,在Co3O4/PDS体系中还观测到了SO42‒的特征峰(1 107 cm−1),表明Co3O4活化PDS产生了SO42‒;随着反应时间的增加PDS特征峰的强度逐渐降低,而SO42‒特征峰的强度逐渐增加,表明PDS在Co3O4催化剂表面持续分解[1]。
金属氧化物(MOx)活化过硫酸盐时,吸附于其表面的水分子会解离形成MOx-OH[19]。因此,结合XPS和ATR-FTIR分析,提出了负载型Co3O4活化PDS降解BPA的可能反应机理(图7)。首先,PDS分子通过氢键与[≡Co3+—OH]2+结合形成[≡Co3+—O—O—SO3]+络合物(式(1)),该络合物具有较高的氧化电势,还原PDS分子生成O2•−,同时Co3+被还原为Co2+形成中间态[≡Co2+—OH] (式(2)),随之生成的O2•−进一步反应生成1O2 (式(3))。中间态[≡Co2+—O—O—SO3]通过内电子转移被氧化为≡Co3+—OH,同时生成少量的自由基(式(4))。如上所述,负载型Co3O4/PDS体系中自由基对有机物的降解贡献有限,因此1O2进一步氧化有机物将其分解为中间产物或者H2O和CO2 (式(5))。本研究中,负载型Co3O4有效活化PDS主要有2点原因,一是负载型Co3O4避免了纳米催化剂的团聚,可暴露更多的活性位点而提升催化效率;另一方面,Co-TA配合物热解会产生富含氧缺陷的Co3O4[28],而氧缺陷可有效提升PDS分子在Co3O4表面的吸附,也会提升内电子催化PDS的效能。
2[≡Co3+−OH]2++HS2O8−→2[≡Co3+−O−O−SO3]++3H+ (1) 2[≡Co3+−O−O−SO3]++4H2O+S2O82−→2[≡Co2+−OH]+4SO42−+2O2·−+6H+ (2) 2O2·−+2H2O→21O2+2OH−+H2O2 (3) [≡Co2+−O−O−SO3]+H2O→≡Co3+−OH+SO4·−+OH· (4) 1O2+有机物→H2O+CO2+中间产物 (5) 催化剂的稳定性是衡量其实际应用潜力的一个重要因素,本研究通过循环降解实验研究了负载型Co3O4的稳定性。如图8(a)所示,3次循环后负载型Co3O4对BPA的去除率仍保持在89%,表明负载型Co3O4具有良好的稳定性。循环降解过程中催化活性的轻微降低可能是BPA的降解产物堵塞活性位点导致的[10]。此外,XRD分析表明循环使用后负载型Co3O4的晶相没有明显变化(图2(a)),进一步说明负载型Co3O4具有良好的稳定性。负载型Co3O4可有效矿化BPA(图8(b)),TOC去除率高达73%,而且3次循环后TOC的去除率仍高达63%,表明负载型Co3O4可持续稳定地处理水中酚类有机污染物。
3. 结论
1)基于植物多酚的界面配位原理,通过在三维矿物载体表面原位负载Co3O4纳米颗粒制得了易分离回收的负载型Co3O4催化剂,比Co3O4粉体催化剂展现出更优异的催化活性和良好的稳定性。
2)负载型Co3O4催化剂活化PDS可高效降解BPA、SMX、AAP等多种类型的药、护品类有机污染物,中性条件下,负载型Co3O4投加量为60 g·L−1(即0.075 g·L−1 Co3O4纳米颗粒),在BPA/PDS摩尔比为1:10的情况下可在120 min内将BPA完全降解。
3)负载型Co3O4主要通过内电子转移活化PDS,降解有机物时自由基氧化的作用有限,主要是1O2主导的非自由基氧化途径,对无机阴离子和腐殖酸等水体背景成分有着较强的抗干扰能力,在实际水体处理方面展现出广阔的应用前景。
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表 1 不同水厂对浊度、TDS和电导率的去除率
Table 1. The removal rates of turbidity, TDS and conductivity in different water treatment plants
水厂 浊度去除率% TDS去除率% 电导率去除率% A 80~97 <0.01 <0.01 B 81~97 <0.05 <0.04 C 81~97 96~97 96~98 表 2 5月各水样的DOM的紫外光谱特征参数
Table 2. UV characteristic parameters of DOM in water samples in May
水样 α(355) SUVA254 SUVA260 E2/E3 A原水 3.68 4.82 4.53 6.69 A BAF出水 2.42 4.88 4.59 9.35 A沉后水 0.81 3.25 2.94 17.99 A滤后水 0.23 2.47 2.21 32.69 A出水 0.46 2.63 2.39 36.87 B原水 4.26 5.08 4.79 6.26 B沉后水 1.62 3.96 3.68 15.27 B滤后水 1.39 4.13 3.81 18.31 B出水 1.04 3.66 3.37 21.16 C原水 2.54 3.55 3.23 10.53 C UF水 2.54 3.80 3.46 12.03 C RO水 0.12 3.13 2.71 —— C出水 0 2.82 2.18 —— 表 3 5月、9月各水样的FI、BIX、HIX
Table 3. Fluorescence index, autochthonous index and the humification index of water samples in May and September
水样 5月 9月 FI BIX HIX FI BIX HIX 原水 1.12 1.19 0.27 1.05 1.09 0.41 A BAF出水 1.13 1.20 0.26 1.03 1.07 0.40 A沉后水 1.13 1.22 0.22 1.01 1.09 0.13 A滤后水 1.26 1.40 0.10 1.00 1.10 0.13 A出水 1.21 1.33 0.14 1.30 1.44 0.11 B原水 1.09 1.16 0.31 1.03 1.08 0.41 B沉后水 1.15 1.25 0.27 1.13 1.20 0.36 B滤后水 1.21 1.32 0.23 1.11 1.17 0.35 B出水 1.22 1.34 0.23 1.15 1.26 0.30 C原水 0.96 1.03 0.67 0.95 1.01 0.66 C UF水 0.97 1.05 0.67 0.95 1.01 0.66 C RO水 1.93 2.85 0.04 1.41 1.75 0.27 C出水 1.28 1.73 0.13 1.66 1.69 0.28 -
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