臭氧氧化芳香族化合物中生物毒性的演變規(guī)律研究

1 引言(Introduction)

環(huán)境中芳香族化合物具有毒性大、可生化性差等特點(diǎn),是難降解工業(yè)廢水中的主要污染物之一(Ryssel et al. , 2015). 臭氧工藝作為一種有效的水污染控制技術(shù),在飲用水消毒中的應(yīng)用歷史悠久,近年來,為去除污水中生物難降解的污染物,臭氧化作為預(yù)處理工藝或深度處理工藝在難降解工業(yè)廢水處理中的應(yīng)用越來越廣泛. 然而臭氧化不能完全礦化有機(jī)物,新生成的中間產(chǎn)物的生物毒性和積累潛力往往要高于母體化合物(Li et al. , 2008; G佼mez-Ramoset al. , 2011; Kuang et al. , 2013; Najjar et al. ,2013). 此外,這些高毒性副產(chǎn)物可能比母體污染物更難去除,并在環(huán)境中成為新的污染物(Hoign佴et al. ,1983; Yao et al. , 1991; Shang et al. , 2001; Turhanet al. , 2007). 因此,有必要開展對(duì)臭氧化過程中生物毒性演變規(guī)律的研究,為臭氧化工藝更加安全、高效的應(yīng)用提供理論指導(dǎo)和技術(shù)支持.

以往對(duì)水處理中污染物去除的研究多集中在污染物的去除效率方面(陳行行等,2017;韓月等,2019;Yang et al. , 2020),對(duì)生物毒性的變化關(guān)注較少,尤其是對(duì)臭氧化中生物毒性的演變及高毒性中間產(chǎn)物的性質(zhì)鮮有文獻(xiàn)報(bào)道. 受污染水體中污染物種類數(shù)以千萬(wàn)計(jì),傳統(tǒng)的僅針對(duì)某些目標(biāo)污染物濃度的測(cè)定,對(duì)水質(zhì)安全評(píng)價(jià)具有片面性. 生物毒性測(cè)試法彌補(bǔ)了傳統(tǒng)方法的不足,可有效檢測(cè)水體中所有共存污染物的綜合生物效應(yīng),能直觀評(píng)價(jià)水質(zhì)的安全性. 發(fā)光菌在毒性測(cè)試中具有靈敏度高、操作簡(jiǎn)單等優(yōu)點(diǎn),已廣泛應(yīng)用于反應(yīng)樣品的綜合毒性和急性毒性的檢測(cè)(馬梅等, 1998; Jennings et al. ,2001; Huang et al. , 2011).

基于此,本文以苯酚、鄰甲酚、對(duì)甲酚、間甲酚、苯胺和對(duì)氯苯胺這6 種芳香族化合物為研究對(duì)象,從生態(tài)毒理學(xué)的角度評(píng)價(jià)臭氧化的效果,即在評(píng)價(jià)污染物自身去除和TOC 變化的同時(shí),研究其急性生物毒性在臭氧化過程中的演變,揭示高毒性中間產(chǎn)物的性質(zhì)及生成機(jī)制,以期為臭氧化工藝的安全運(yùn)行提供支撐,從而提高水資源的安全性,降低水質(zhì)風(fēng)險(xiǎn).

2 材料與方法(Materials and methods)

2. 1 儀器與試劑

主要儀器:高效液相色譜儀;臭氧發(fā)生器;臭氧濃度檢測(cè)儀;酶標(biāo)分析儀;紫外分光光度計(jì);TOC 分析儀;立式壓力蒸汽滅菌鍋;恒溫磁力攪拌器.6 種芳香族化合物標(biāo)準(zhǔn)品:苯酚(phenol,BP)、鄰甲酚(o-Cresol,o-C)、對(duì)甲酚(p-Cresol,p-C)、間甲酚(m-Cresol,m-C)、苯胺(aniline,AN) 和對(duì)氯苯胺( p-Chloroaniline, p-CAN ) 均購(gòu)自德國(guó)AladdinChemistry 公司. 高效液相色譜級(jí)叔丁醇( tert-Butanol,t-BuOH)購(gòu)自中國(guó)Meryer Chemical 公司;無(wú)水亞硫酸鈉購(gòu)自中國(guó)南京寧試化學(xué)試劑有限公司;碘化鉀購(gòu)自德國(guó)Aladdin Chemistry 公司.

用于生物測(cè)試的KH2 PO4、Na2 HPO4·12H2 O、MgSO4、NaHCO3、CaCl2、KCl 等均為分析純,購(gòu)自中國(guó)國(guó)藥滬試化學(xué)試劑有限公司.

2. 2 臭氧化實(shí)驗(yàn)

在2. 5 L 的玻璃反應(yīng)器中進(jìn)行序批式臭氧化實(shí)驗(yàn),將反應(yīng)器置于磁力攪拌器上,通過磁子進(jìn)行攪拌. 純氧通過臭氧發(fā)生器產(chǎn)生臭氧氣體,由臭氧發(fā)生器后連接的臭氧濃度檢測(cè)儀對(duì)臭氧濃度進(jìn)行檢測(cè),待臭氧濃度指數(shù)在設(shè)定濃度下穩(wěn)定后開始向反應(yīng)器中進(jìn)氣,以0. 5 L·min-1的流速通過反應(yīng)器底部的多孔曝氣器均勻分散到溶液中,尾氣中的臭氧由尾端連接的KI 溶液吸收. 按一定時(shí)間間隔取水樣,取出后立即用氮?dú)獯得撊芙庠谌芤褐形捶磻?yīng)的臭氧,對(duì)水樣進(jìn)行母體污染物濃度、TOC 和急性毒性測(cè)試,研究初始污染物濃度、臭氧劑量、pH 值和反應(yīng)時(shí)間4 個(gè)工藝條件對(duì)臭氧化后急性毒性的影響. 初始污染物濃度為25 ~ 75 mg·L-1(p-CAN 為34. 2 ~102. 6 mg·L-1 ),臭氧劑量為14 ~42 mg·L-1. 在不同pH(3、5、7、10)下進(jìn)行臭氧化反應(yīng),不同pH 的反應(yīng)物溶液用10 mmol·L-1 磷酸緩沖液配制,再使用1 mol·L-1H2 SO4和1 mol·L-1 NaOH 調(diào)節(jié)至相應(yīng)pH 值. 向溶液中加入55 mmol·L-1叔丁醇,以抑制羥基自由基與底物的反應(yīng). 向1. 2 mL 臭氧化水樣中加入37. 3mg·L-1亞硫酸鈉,用以去除氧化性物質(zhì),考察其對(duì)急性毒性的貢獻(xiàn). 水樣于4℃保存,48 h 內(nèi)分析完畢.

2. 3 分析項(xiàng)目及檢測(cè)方法

2. 3. 1 常規(guī)指標(biāo)測(cè)定

 采用總有機(jī)碳分析儀測(cè)定水樣TOC. 采用配備紫外檢測(cè)器(SPD-M20A)的高效液相色譜分析儀(HPLC) 測(cè)定溶液中苯酚的濃度,配備的色譜柱為改性C18 柱(Inertsil ODS-SP,250 mm*4. 6 mm*5 μm). 進(jìn)樣量為10 μL,柱溫為30℃,流動(dòng)相A 為甲醇,流動(dòng)相B 為超純水,A 與B的體積比為6. 5頤3. 5. 流速為1 mL·min-1,測(cè)試時(shí)間為10 min,苯酚檢測(cè)波長(zhǎng)為271 nm,保留時(shí)間為4. 8min. 其他5 種芳香族化合物的濃度采用紫外分光光度法測(cè)定,采用雙光束Lambda-25 分光光度計(jì)在700 ~200 nm 范圍內(nèi)掃描溶液紫外吸收光譜,利用特征波長(zhǎng)進(jìn)行定量,甲酚、苯胺和對(duì)氯苯胺的特征波長(zhǎng)分別為271、280 和290 nm.

2. 3. 2 發(fā)光菌急性毒性實(shí)驗(yàn) 本實(shí)驗(yàn)受試菌種為青海弧菌Q67(Vibrio qinghaiensis sp. -Q67). 實(shí)驗(yàn)方法參考已有研究(Ma et al. , 1999),具體方法如下:

取在-80℃冰箱中保存的Q67 菌種(1 mL 菌液)接入裝有液體培養(yǎng)基的錐形瓶,于22℃、180 r·min-1條件下振蕩培養(yǎng)16 ~ 18 h;然后取100 μL 菌液于96 孔板測(cè)定發(fā)光強(qiáng)度(RLU),2000 r·min-1 下離心10 min,吸取菌體,用模擬湖水將菌體制成菌懸液,調(diào)整菌懸液的密度,使其發(fā)光強(qiáng)度在20*104 ~ 60*104 RLU·mL-1之間待用. 每次測(cè)試前,將測(cè)試水樣調(diào)整至pH 為6. 5 ~7. 5,并用模擬湖水稀釋至一系列濃度. 將180 μL 水樣及20 μL 調(diào)整后的菌液加入96 孔板中,模擬湖水設(shè)置為空白對(duì)照,水樣的每個(gè)濃度設(shè)置3 個(gè)平行. 振蕩15 min 后,用酶標(biāo)儀測(cè)定各孔的發(fā)光強(qiáng)度.

采用稀釋倍數(shù)的倒數(shù)表示樣品的相對(duì)濃度,根據(jù)式(1)計(jì)算發(fā)光抑制率IR.

式中,RLIbc 為空白對(duì)照組的發(fā)光強(qiáng)度;RLIs 為稀釋水樣的發(fā)光強(qiáng)度.

使用Origin(Originlab,2019b)擬合水樣的劑量-效應(yīng)曲線,計(jì)算很大半抑制濃度,具體如式(2)

所示.

式中,x 為原水樣在稀釋水樣中的百分比;y 為呈現(xiàn)S 形形狀的發(fā)光抑制率;IRmax 和IRmin 分別為發(fā)光抑制率的很大值和很小值;S 為斜率參數(shù);EC50 為很大半抑制濃度.

為了全面分析水樣的毒性,本文引入美國(guó)聯(lián)邦環(huán)境保護(hù)局(USEPA)提出的毒性當(dāng)量,用毒性單位(TU) 表示急性毒性( Shang et al. , 2002; Hanet al. , 2019),計(jì)算方法見式(3).

3 結(jié)論(Conclusions)

1)初始污染物濃度、臭氧劑量、pH 和反應(yīng)時(shí)間等工藝條件會(huì)影響苯酚、鄰甲酚、對(duì)甲酚、間甲酚、苯胺和對(duì)氯苯胺這6 種芳香族化合物臭氧化時(shí)生物毒性的變化. 初始污染物濃度增大,臭氧化芳香族化合物的生物毒性很大值增大. 隨著臭氧劑量增大,臭氧化苯酚、間甲酚和對(duì)氯苯胺的生物毒性很大值下降,臭氧化鄰甲酚和苯胺的生物毒性很大值升高,臭氧化對(duì)甲酚的生物毒性很大值變化較小.隨著pH 從3 升高到7,臭氧化4 種酚類化合物時(shí)生物毒性很大值呈下降趨勢(shì);pH 對(duì)臭氧化苯胺和對(duì)氯苯胺生物毒性很大值的影響較小.

2)臭氧分子是臭氧化芳香族化合物時(shí)高毒性中間產(chǎn)物生成的主要氧化劑.

3)氧化性高毒性中間產(chǎn)物是臭氧化過程中急性毒性升高的主要貢獻(xiàn)物,這一性質(zhì)的揭示有利于指導(dǎo)開發(fā)針對(duì)性的生物毒性控制方法,以達(dá)到臭氧工藝的安全運(yùn)行.