殼聚糖改性鋁污泥對銅綠微囊藻的絮凝去除

趙曉紅,楊雨萌,王文科,潘 穎,邢 月

殼聚糖改性鋁污泥對銅綠微囊藻的絮凝去除

趙曉紅1*,楊雨萌1,王文科2**,潘 穎1,邢 月1

(1.長安大學建筑工程學院,陜西 西安 710061；2.長安大學水利與環(huán)境學院,陜西 西安 710054)

采用給水廠副產(chǎn)物鋁污泥代替黏土作為下沉載體,利用殼聚糖改性,將其用于銅綠微囊藻的絮凝去除.結(jié)果表明,殼聚糖與鋁污泥以1:50的質(zhì)量比復合改性后除藻效果明顯提高:對于藻密度約為4.88×106cells/mL 的含藻水,當改性鋁污泥最佳投加量為0.25g/L,30min后藻密度和濁度去除率分別達到100%和98.92%,形成的絮體完整緊實,分形維數(shù)值為1.719.通過Zeta電位?SEM等表征分析,此過程主要依靠殼聚糖?鋁污泥及藻類之間的“電性中和”與“吸附架橋”等的作用,混凝絮凝過程快速高效且投加量小,最佳環(huán)境pH值介于7～9.5, 外加NaCl?CaCl2在離子強度較低情況下基本不影響絮凝沉淀過程.加之鋁污泥對水體中的磷具有良好的吸附作用,因此殼聚糖改性鋁污泥對淡水水體中銅綠微囊藻的去除及生長抑制具有良好的效果,實現(xiàn)了“以廢治污”.

銅綠微囊藻；鋁污泥；殼聚糖改性；絮凝；富營養(yǎng)化

水華伴隨著水體富營養(yǎng)化在全球范圍內(nèi)頻頻發(fā)生,已成為全球性的重大水環(huán)境污染問題之一.引起水華的浮游生物絕大部分是藻類,以藍藻最為常見.機械打撈、投加化學藥劑和生物控藻等方法為目前較多采用的常規(guī)方法,但往往耗時費力,化學法可能帶來二次污染,生物法又存在見效慢等缺點,目前還沒有一套完善的機制來預防或是治理藻華.在各種治理方法中,國際上較為關(guān)注的一種較成熟且快速的方法是撒播改性黏土,也被認為是最有前景的除藻方法[1].

黏土無論在酸改性、聚合氯化鋁(PAC)和混合金屬層狀氫氧化物正電膠體(MMH)等無機改性[2-5],還是季銨鹽、殼聚糖等有機改性下[6-9],都大大提高了黏土的吸附能力,取得了滿意的除藻效果,已被多個國家采用,具有廣闊的研究及應用前景.但黏土屬于自然資源,用途廣,且大多為耕地土,因此,尋找新材料替代黏土有利于緩解我國黏土資源壓力.

給水鋁污泥是使用鋁系混凝劑的自來水廠水處理過程中的副產(chǎn)物,產(chǎn)量大,常規(guī)處置方法是經(jīng)過脫水后填埋,大量耗費我國寶貴的土地資源,因此污泥的處理處置及資源化已經(jīng)成為亟待解決的熱點問題[10].鋁污泥的組成依賴于給水廠水源水質(zhì),主要為無機惰性成分及少量腐殖質(zhì),性狀與黏土相似,極少存在重金屬及有機物污染風險.多項研究也證明其無毒無害[11-12],再利用不會造成二次污染,屬于無污染固體廢棄物[13],因此有研究將其應用于人工濕地、生態(tài)浮床等污水處理技術(shù)中[14].

鋁污泥含有大量的PAC,具有較大的比表面積和發(fā)達的微孔結(jié)構(gòu),呈無定型,表面存在大量鋁、硅氧化物活性位點[15],這些固有的性質(zhì)使得鋁污泥表面可供吸附的點位較多[16].在堿性條件下,鋁污泥表面呈現(xiàn)負電性[17],與黏土相似,因此原理上可替代黏土作為絮凝除藻中的下沉載體.此外,鋁污泥含有的—OH、—Cl、腐殖質(zhì)等大量官能團可與磷酸根形成配體交換機制,具有良好的吸磷特性[18],這對水體的富營養(yǎng)化控制具有很高的潛在應用價值,這一點相較于粘土更具有優(yōu)越性.

殼聚糖是一種天然高分子有機化合物,具有較強的吸附能力,無毒無害,短時間內(nèi)可被生物降解,對環(huán)境無危害[19-20].本研究首次利用殼聚糖改性鋁污泥用于對藻類的絮凝去除,探究其過程中的主要影響因素及最佳實驗條件,初步探討絮凝機理,實現(xiàn)“變廢為寶、以廢治污”,為富營養(yǎng)化水體的控制及藻類的去除提供理論及技術(shù)支持,并為鋁污泥的資源化利用提供新思路.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 藻種選擇與培養(yǎng) 銅綠微囊藻是一種常見的水華藍藻,分布極廣.試驗所用藻種購買自中國科學院淡水藻種庫(編號FACHB-315),在光照培養(yǎng)箱(RGX-350F、西安禾普生物技術(shù)有限公司)內(nèi)用BG11培養(yǎng)液(青島高科園海博生物技術(shù)有限公司)培養(yǎng),設置溫度25℃,光照條件2000lx,時間12h晝/12h夜,待波長680nm處的吸光值不再變化(藻生長穩(wěn)定期)后可進行擴培.根據(jù)我國藍藻藻華暴發(fā)時藻細胞的常見密度[21],試驗時將藻種用Reverses Osmosis(RO)超純水稀釋至濃度約為4.88× 106cells/mL(680≈0.46),此時濁度NTU為(187± 8),pH值為(8.76±0.23)(文后無明確說明的含藻水均為該性質(zhì)).

1.1.2 鋁污泥 鋁污泥取自西安市曲江自來水廠污泥濃縮脫水車間,呈深褐色,含水率75%～80%.水廠采用典型的混凝－沉淀－過濾－消毒常規(guī)水處理工藝,混凝劑主要采用聚合氯化鋁(PAC),助凝劑采用少量聚丙烯酰胺(PAM),均為常規(guī)水處理藥劑,因此該鋁污泥較具代表性.經(jīng)前期預實驗,粒徑<75μm的鋁污泥表現(xiàn)出較慢的沉降性能,可保證與藻類的接觸時間,且高溫焙燒會去除鋁污泥中一定量有機物及結(jié)合水,增大比表面積.因此本試驗將新鮮鋁污泥自然風干至重量不再變化(重量損失率約為57%),研磨過200～300目篩后由蒸餾水沖洗(避免表面浮塵影響水體濁度),再經(jīng)300℃高溫焙燒20min后備用.處理后的鋁污泥密度采用環(huán)刀法測定,理論沉淀速度近似值采用斯篤克斯公式[22]式(1)計算,比表面積及孔容采用BET法通過比表面和孔徑分析儀(麥克 AESAP2020)測定.

式中:ρ為鋁污泥的密度,kg/m3;為藻液的密度,取1.05×103kg/m3;為藻液運動粘度,取0.89×10-3Pa·s (25℃);為重力加速度,取9.8m/s2;為鋁污泥粒徑(取中值),m.經(jīng)測試、計算,300℃焙燒后鋁污泥比表面積90.84m2/g,孔容0.061cm3/g,密度為1.69×103kg/ m3,沉淀速度1.50×10-3m/s.

殼聚糖購于上海藍季生物有限公司(脫乙酰度>90%),其他所用化學試劑購于天津申泰化學試劑有限公司、天津化學藥劑廠,均為分析純.

1.2 試驗方案及測試方法

1.2.1 殼聚糖改性鋁污泥的制備 稱取100mg殼聚糖,攪拌溶解于濃度為1%的10mL鹽酸溶液中,加超純水定容至100mL,即得到1mg/mL的殼聚糖酸性溶液.用移液槍取一定量的殼聚糖溶液置于淺口玻璃器皿,加入一定質(zhì)量鋁污泥(殼聚糖鋁污泥質(zhì)量比為1:10、1:20、1:30、1:40、1:50、1:80、1:100、1:150、1:200、1:250),玻璃棒充分攪拌形成泥漿,靜置30min后混合泥漿即可投入含藻水用于除藻試驗,得出最佳改性質(zhì)量配比.文中提及投加某g或g/L改性鋁污泥均指換算后所含干鋁污泥的量.

1.2.2 絮凝除藻實驗 首先探究單獨投加殼聚糖(投加量:3.0,3.5,4.0,4.5,5.0,5.5,6.0,6.5,7.0mg/L)的除藻效果,得出殼聚糖最佳投加量.其次,研究殼聚糖改性鋁污泥在不同投加方式、投加量、初始藻密度、初始藻液pH值及離子強度條件下對除藻效果的影響:(1)采取6種不同的投加方式(表1)得出最佳方式;(2)稱取5.0,12.5,25.0,37.5,50.0mg鋁污泥且采用最佳配比及投加方式進行實驗,得出最優(yōu)投加量;(3)用RO水將生長至穩(wěn)定期的藻液分別稀釋至濃度為(1.14,2.27,3.36,4.74,5.4,6.12,6.72)×106cells/mL,在上述最優(yōu)方案下探究藻密度對除藻效果的影響;(4)利用1%的HCl溶液及1%的NaOH溶液調(diào)節(jié)含藻水pH值分別為1.56,3.01,4.02,5.16,6.1,7.13,8.36,9.28, 9.65,10.47及11.26,探究藻液pH值的影響;(5)分別加入適量NaCl、CaCl2,使其在含藻水中的濃度分別為0.01,0.03,0.05,0.07,0.09mol/L,在上述最優(yōu)條件下探究離子強度對除藻效果的影響.

試驗時,用量筒量取100mL配制好的含藻水倒入若干150mL燒杯中,加入一定量的絮凝劑,置于六聯(lián)攪拌器(JJ-4A、金壇市友聯(lián)儀器研究所)回旋式攪拌,設置基本水力條件為150r/min攪拌3min,40r/ min攪拌7min,靜置30min,觀察絮體形態(tài),并于液面下2cm處取樣,對藻密度及濁度進行測定.

藻密度采用紫外可見分光光度計(DR 6000、美國哈希公司)測定.首先將波長680nm處的藻液的吸光度值與其在顯微鏡(XD-202、江南永新光學有限公司)下血球計數(shù)板計數(shù)得到藻密度繪制標準曲線((0～6.15)×106cells/mL),即得=10.71-0.046(2= 0.9961),其中表示藻密度(×106cells/mL),表示680.實驗后,測得樣本藻密度,并利用式(2)求出實驗中藻密度去除率R.E.%:

式中:0為初始藻密度;樣為樣本藻密度.由于實驗藻種為實驗室無菌培養(yǎng),沒有其他雜質(zhì),故濁度值也可間接反映藻的去除率,試驗中采用濁度儀(Turb 550IR,德國WTW公司)進行測定.濁度與藻密度作為表征改性鋁污泥絮凝除藻實驗效果的主要指標.

此外,絮凝體分形維數(shù)對反應絮體絮凝程度十分靈敏,絮凝體越緊實,絮凝效果越好,其分形維數(shù)值越高[23].因此絮凝過程結(jié)束后,以鋁污泥顆粒為中心,測量塊狀絮體的分形維數(shù).英國學者J. Gregory提出通過絮體的投影面積和絮體周長來計算絮體的二維分形維數(shù),提出投影面積與最大長度關(guān)系見下式[24]:

上式求對數(shù)為:

式中:為絮體的投影面積,采用1.0mm網(wǎng)格紙計算;為絮體投影的周長,采用1.0mm網(wǎng)格紙計算;為常數(shù)比例;D為絮體在二維空間的分形維數(shù).通過ln和ln的直線關(guān)系作圖,所得斜率即為絮凝體的分形維數(shù)D.

以上試驗均在室溫下進行((22±4)℃),設置3組平行試驗及相應對照,結(jié)果取平均值并計算誤差.

2 試驗結(jié)果

2.1 鋁污泥、殼聚糖單獨作用時的除藻效果

鋁污泥由于顆粒較大,易于沉降,且表面主要為負電荷,前期試驗已經(jīng)證明鋁污泥單獨作用時對藻類沒有去除效果[25].

單獨投加殼聚糖后除藻效果見圖1,藻細胞形成絮體都聚集漂浮在中、上層水體.對下層水體藻密度去除率達到95%左右,濁度去除率達到90%左右.觀察形成的絮凝體,殼聚糖投加量過少(<4.0mg/L)時,絮凝體呈不規(guī)則小塊狀且十分分散,相互不連接;殼聚糖投加量過多(>5.0mg/L)時,絮體呈綠色沫狀也互不聯(lián)結(jié).而當殼聚糖投加量在4.0～5.0mg/L時,形成的絮體相互聯(lián)結(jié)較為完整,考慮到投加方式中有不可避免地損失,故采用殼聚糖投加量為5.0mg/L用于后續(xù)實驗.

2.2 改性鋁污泥對銅綠微囊藻的絮凝去除

2.2.1 殼聚糖與鋁污泥的質(zhì)量配比及投加方式 通過改變鋁污泥質(zhì)量的方法來改變鋁污泥與殼聚糖的質(zhì)量配比,結(jié)果如圖2(a)所示,殼聚糖與鋁污泥的質(zhì)量比在1:30～1:250之間均可保持對藻細胞較高的去除率,達到97%以上,對配比的精確性要求低十分有利于實際應用.觀察形成的絮凝體并結(jié)合分形維數(shù)的計算,質(zhì)量比為1:50、1:80及1:150時形成的絮體較緊密,分形維數(shù)值分別為1.719、1.726及1.732.但鋁污泥投加量增大一倍時,分形維數(shù)值并未顯著提升,且鋁污泥投加量增大也會一定程度增大水體濁度,導致濁度去除率降低.綜上,選擇質(zhì)量比為1:50用于后續(xù)實驗.

表1列出鋁污泥及殼聚糖不同的投加方式(分別命名為A、B、C、D和E).

不同投加方式的除藻效果見圖2(b),其效果順序為:A>C>B>D>E.鋁污泥與殼聚糖混合靜置30min改性后投加對藻密度和濁度的去除可達100%和98.92%.觀察形成的絮體,結(jié)合分形維數(shù)的計算,絮凝體緊實程度的順序為:A>D>B>C>E,A形成的絮體成團且緊實,輕微擾動不分散,分形維數(shù)值為1.719,故后續(xù)實驗采A方式進行殼聚糖鋁污泥的改性及投加.

表1 鋁污泥與殼聚糖的投加方式

2.2.2 改性鋁污泥投加量及初始藻液密度 改變鋁污泥的投加量,同時控制殼聚糖與鋁污泥的質(zhì)量比為1:50,投加后的試驗結(jié)果見圖3(a).除藻效果隨著投加量的增大而增大,當大于0.25g/L時,藻密度和濁度去除率均可達到97%以上.當投加量為0.25g/L時,形成的絮凝體最為緊實,分形維數(shù)值為1.719,藻密度去除率為100%,濁度去除率為98.92%.投加量過大時,分形維數(shù)值降低,其原因可能是攪拌過程會導致顆粒間碰撞率過高,將已形成的絮體碰散,故選擇改性鋁污泥的最佳投加量為0.25g/L.

在不同的初始藻密度下,分別投加0.25g/L改性鋁污泥,實驗結(jié)果見圖3(b).對于藻密度為2.27× 106～4.74×106cells/mL的100mL含藻水,投加25mg改性鋁污泥即可表現(xiàn)出較好的除藻效果,藻密度去除率均在95%以上,濁度去除率均可達90%以上.當藻密度過低時,顆粒間碰撞幾率可能不夠,藻密度過高時,殼聚糖“橋聯(lián)作用”可能不夠,均會導致除藻效果較差.

2.2.3 藻液初始pH值 在不同pH的含藻水中分別投加0.25g/L改性鋁污泥,實驗結(jié)果見圖4.可以看出,在中性及弱堿性藻液中改性鋁污泥表現(xiàn)出較好的除藻效果.當藻液初始pH值為7.13,8.36及9.28時,藻密度去除率均為100%,濁度去除率均在99%以上,且形成的絮凝體完整緊實,其分形維數(shù)值分別為1.715,1.719及1.697.酸性條件下,有綠色礬花形成并分散在水中,但鋁污泥表面沒有藻細胞包裹,表明此時主要為殼聚糖的絮凝作用.當pH值大于9.5時,藻液不發(fā)生任何變化,表明此時殼聚糖已不發(fā)揮作用.

2.2.4 離子強度 調(diào)節(jié)含藻水初始pH值為8.5～8.8,分別加入不同量的NaCl及CaCl2混合均勻,再加入改性鋁污泥進行絮凝除藻,試驗結(jié)果如圖5所示.總體上,隨著離子強度的增加,兩種電解質(zhì)均使除藻效果逐漸變差.觀察絮凝過程,離子強度較低時,絮凝沉降較快,形成的絮體完整緊實;而離子強度升高后,絮凝沉降明顯變差,形成的綠色礬花稀疏松散,漂浮于水中.

此外,相同離子強度下兩種電解質(zhì)對于絮凝除藻的影響程度有所不同.NaCl離子強度較小(0.01, 0.03mol/L)時,藻密度、濁度去除率基本不受影響,分形維數(shù)分別為1.784,1.614,當強度大于0.07mol/L時,不再有明顯的絮凝現(xiàn)象;而CaCl2離子強度小于0.09mol/L時,除藻率可達90%以上,在高離子強度下,絮凝和除藻效果顯著降低.

3 討論

殼聚糖分子中含有大量羥基及氨基,在稀酸溶液中,殼聚糖帶有大量正電荷,表現(xiàn)出陽離子聚電解質(zhì)的性能[26],因此殼聚糖可以與帶負電荷的藻細胞發(fā)生靜電吸附,形成絮體;此外,殼聚糖溶液具有一定的粘度[27],可在絮凝過程中發(fā)揮“吸附架橋”等作用,因此,常被用作天然高分子絮凝劑.

由于殼聚糖電荷密度小及其弱陽離子特性[28],其單獨作用時與藻細胞間形成的絮體十分松散并會漂浮在水面上,且絮凝體呈網(wǎng)孔狀,稍有晃動即會打散.在實際水體中,外力因素不可避免,若不及時打撈絮凝體,會使魚蝦呼吸器官阻塞,短時間造成大量死亡,藻細胞集中還會阻擋水體光線,造成更嚴重的生態(tài)危害,因此有必要引入下沉載體使兩者復合增加絮凝沉降性能.下沉后的藻細胞不能進行光合代謝作用,且水底缺氧條件會刺激藻細胞的生理應激反應而產(chǎn)生大量活性氧簇(ROC)[29],中、高濃度的ROS會誘導藻細胞凋亡或壞死[30],抑制剩余細胞的生長,從而達到藻細胞死亡的目的.

對鋁污泥及銅綠微囊藻藻液在不同pH值下的的Zeta電位進行測定,結(jié)果見圖6.可知,當pH<6時,鋁污泥表面帶正電荷,pH>6時,鋁污泥帶負電荷,而藻細胞無論酸堿條件下始終帶負電荷.有研究表明,pH<9.5時,殼聚糖均帶正電荷[31-32],表現(xiàn)出了陽離子聚電解質(zhì)的性能[33],可快速使帶有負電荷鋁污泥表面電性發(fā)生反轉(zhuǎn)(負轉(zhuǎn)正),使鋁污泥與藻細胞之間相互吸引,發(fā)生靜電吸附形成絮凝體.但該過程受pH值影響較大,在酸性條件下,鋁污泥表面呈正電荷,會與殼聚糖產(chǎn)生排斥作用,故殼聚糖只能與藻細胞結(jié)合形成礬花,鋁污泥不能發(fā)揮作用.堿性過大條件下,鋁污泥負電性增強,與藻細胞靜電排斥明顯,故不能發(fā)生絮凝作用.在藻液中性偏弱堿性時,靜電吸附可達到最佳,本次試驗所得pH最佳范圍為7～9.5,與其相符[34].此外,殼聚糖的長鏈大分子可在鋁污泥及藻細胞之間發(fā)揮“吸附架橋”作用,但投加量過少時不足以將兩膠粒架橋連接,投加量過多時,過量正電荷使得絮體間重建靜電斥力,絮體受到阻礙不能聚集.本試驗中殼聚糖的適合用量為5mg/L,形成的絮體完整且緊實.

圖6 不同pH值下的Zeta電位值

離子強度也會影響除藻效果.藻液中的電解質(zhì)會抑制殼聚糖NH3+基團靜電排斥作用及電離效果,降低了殼聚糖分子鏈的舒展,影響其對藻細胞的靜電吸附及網(wǎng)捕卷掃作用[35],進而降低絮凝除藻效率.在相同離子強度下,電解質(zhì)對絮凝效果的影響程度與電解質(zhì)的水合度有關(guān),水合度越小,對于殼聚糖陽離子排斥及分子鏈伸展的抑制作用就越大,由于CaCl2在溶液中的水合度較大,因此對除藻的抑制作用比NaCl弱,這也與其他學者[27,36]的研究結(jié)果一致.此外,在較低的離子強度下,絮凝沉降過程所受影響較小,這也說明改性鋁污泥適用于淡水除藻.

圖7(a)給出了改性鋁污泥的SEM圖,改性后的鋁污泥表面粗糙,有相當多的裂隙與孔徑,這就為藻細胞提供了更多的吸附接觸點.圖7(b)為最佳條件下改性鋁污泥絮凝除藻后的絮體SEM圖,可以看到以鋁污泥顆粒為“絮凝核”,藻細胞緊密地附著在鋁污泥表面,且藻細胞之間也互相緊密黏連.總之,鋁污泥是促使絮凝體沉降的關(guān)鍵,殼聚糖是將小絮體連接成大而緊密絮體的關(guān)鍵,二者適當復合,才能獲得良好的除藻效果.

圖7 改性污泥及絮凝后的絮體SEM圖像

投加方式對除藻效果也有影響,將殼聚糖與鋁污泥分開先后投加時,殼聚糖會優(yōu)先與藻細胞發(fā)生電中和脫穩(wěn)凝聚,后續(xù)結(jié)合鋁污泥的點位減少.待鋁污泥對殼聚糖吸附改性穩(wěn)定后再投加更有利于發(fā)揮二者作用提高除藻效率,這也與賈釵[36]的研究結(jié)果一致.殼聚糖需要在弱酸溶液中水解電離才能表現(xiàn)出正電性,故兩者復合后烘干投加并無除藻作用,因此在實際應用時,改性鋁污泥需現(xiàn)制現(xiàn)用.

其他類似的利用殼聚糖改性材料去除藻類的研究列于表2.相較而言,殼聚糖改性鋁污泥的除藻效果不差甚至更優(yōu),雖投加量稍大,但反應速度快、效率高.此外,鋁污泥對水體中的磷具有良好的吸附特性[10,17-18,38],當大規(guī)模使用改性鋁污泥時,理論勢必會改變水體的氮磷比,在一定程度上可抑制藻類的增殖,從而對富營養(yǎng)化水體的控制起到積極作用.總之,本試驗初步實現(xiàn)了鋁污泥“以廢治污”的資源化利用,可節(jié)省污泥填埋所需要的土地資源,并且由于鋁污泥量大、易得且可免費獲取,本研究將具有更好的經(jīng)濟及環(huán)境效益.

表2 其他研究在最優(yōu)條件下的除藻效果

必須指出的是,殼聚糖改性鋁污泥雖然獲得了良好的除藻效果,但本次試驗只是進行了初步機理探討.實際絮凝過程非常復雜,殼聚糖分子量、類型對其過程的影響,絮體粒徑的動態(tài)變化、生長速度及強度變化都至關(guān)重要[27-28,42].此外,實際水體營養(yǎng)狀況及藻類群落組成十分復雜,藻華爆發(fā)時水體pH值變化幅度大.因此,后續(xù)研究將側(cè)重絮凝過程詳細監(jiān)測及機理的深入探討,并采用實際水體進行進一步的研究.

4 結(jié)論

4.1 殼聚糖與粒徑200～300目且經(jīng)過300℃焙燒后的給水廠鋁污泥以1:50的質(zhì)量比復合改性后,表現(xiàn)出良好的除藻能力.當投加量為0.25g/L,30min后可去除100%的銅綠微囊藻,形成的絮體完整緊實,水體澄清;

4.2 在pH值7～9.5的條件下,殼聚糖可增加鋁污泥表面正電荷,絮凝除藻過程主要依靠其與藻細胞之間的“電性中和”及殼聚糖高分子的“吸附架橋”作用,鋁污泥則主要發(fā)揮下沉載體作用;

4.3 電解質(zhì)的加入對除藻效果有明顯影響,在較小的離子強度下,絮凝沉降過程基本不受影響,說明殼聚糖改性鋁污泥適用于淡水除藻.

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Chitosan modified alum sludge for algaremoval by flocculation.

ZHAO Xiao-hong1*, YANG Yu-meng1, WANG Wen-ke2**, PAN Ying1, XING Yue1

(1.School of Civil Engineering, Chang’an University, Shaanxi Xi’an 710061, China；2.School of Water and Environment, Chang￠an University, Xi￠an 710054, China)., 2021,41(10)：4677～4685

An alternative approach was developed in this study for algae () removal by using chitosan-modified alum sludge, which is a by-product of water purification process in waterworks. The results showed that the chitosan and the alum sludge with a mass ratio of 1:50 had a good efficiency for algae flocculation. The optimal dosage of chitosan-modified alum sludge was 0.25g/L, while the resultant algal density (4.88×106cells/mL) and turbidity removal rates were 100% and 98.92%, respectively, after 30min sedimentation. The resultant flocs were complete and compact with a fractal dimension of 1.719. Through Zeta potential and SEM analysis, the algal removal process relies mainly on the dual-action of "electrical neutralization" and "adsorption bridging" between chitosan and the alum sludge, exhibiting convenient, fast and efficient feature, but requiring strict pH range of 7～9.5. The external NaCl or CaCl2did not affect the flocculation and sedimentation process when the ionic strength is low. Moreover, alum sludge exhibited good performance for phosphorus absorption, while the modified alum sludge had high ability for algae removal in freshwater and the potential for growth control. As a result, the developed technique achieved the goal of “waste used for pollution control”.

；alum sludge；chitosan modification；flocculation；eutrophication

X524

A

1000-6923(2021)10-4677-09

趙曉紅(1976-),女,陜西寶雞人,副教授,博士,主要從事水土污染控制、給水污泥資源化和環(huán)境化學等方面研究.發(fā)表論文34篇.

2021-02-23

國家自然科學基金資助項目(41572235);陜西省2020重點研發(fā)計劃(2020SF-403)

* 責任作者, 副教授, xzhao@chd.edu.cn;** 教授, wenkew@chd.edu.cn