臭氧氧化芳香族化合物中生物毒性的演变规律研究

1 引言(Introduction)

环境中芳香族化合物具有毒性大、可生化性差等特点,是难降解工业废水中的主要污染物之一(Ryssel et al. , 2015). 臭氧工艺作为一种有效的水污染控制技术,在饮用水消毒中的应用历史悠久,近年来,为去除污水中生物难降解的污染物,臭氧化作为预处理工艺或深度处理工艺在难降解工业废水处理中的应用越来越广泛. 然而臭氧化不能完全矿化有机物,新生成的中间产物的生物毒性和积累潜力往往要高于母体化合物(Li et al. , 2008; G佼mez-Ramoset al. , 2011; Kuang et al. , 2013; Najjar et al. ,2013). 此外,这些高毒性副产物可能比母体污染物更难去除,并在环境中成为新的污染物(Hoign佴et al. ,1983; Yao et al. , 1991; Shang et al. , 2001; Turhanet al. , 2007). 因此,有必要开展对臭氧化过程中生物毒性演变规律的研究,为臭氧化工艺更加安全、高效的应用提供理论指导和技术支持.

以往对水处理中污染物去除的研究多集中在污染物的去除效率方面(陈行行等,2017;韩月等,2019;Yang et al. , 2020),对生物毒性的变化关注较少,尤其是对臭氧化中生物毒性的演变及高毒性中间产物的性质鲜有文献报道. 受污染水体中污染物种类数以千万计,传统的仅针对某些目标污染物浓度的测定,对水质安全评价具有片面性. 生物毒性测试法弥补了传统方法的不足,可有效检测水体中所有共存污染物的综合生物效应,能直观评价水质的安全性. 发光菌在毒性测试中具有灵敏度高、操作简单等优点,已广泛应用于反应样品的综合毒性和急性毒性的检测(马梅等, 1998; Jennings et al. ,2001; Huang et al. , 2011).

基于此,本文以苯酚、邻甲酚、对甲酚、间甲酚、苯胺和对氯苯胺这6 种芳香族化合物为研究对象,从生态毒理学的角度评价臭氧化的效果,即在评价污染物自身去除和TOC 变化的同时,研究其急性生物毒性在臭氧化过程中的演变,揭示高毒性中间产物的性质及生成机制,以期为臭氧化工艺的安全运行提供支撑,从而提高水资源的安全性,降低水质风险.

2 材料与方法(Materials and methods)

2. 1 仪器与试剂

主要仪器:高效液相色谱仪;臭氧发生器;臭氧浓度检测仪;酶标分析仪;紫外分光光度计;TOC 分析仪;立式压力蒸汽灭菌锅;恒温磁力搅拌器.6 种芳香族化合物标准品:苯酚(phenol,BP)、邻甲酚(o-Cresol,o-C)、对甲酚(p-Cresol,p-C)、间甲酚(m-Cresol,m-C)、苯胺(aniline,AN) 和对氯苯胺( p-Chloroaniline, p-CAN ) 均购自德国AladdinChemistry 公司. 高效液相色谱级叔丁醇( tert-Butanol,t-BuOH)购自中国Meryer Chemical 公司;无水亚硫酸钠购自中国南京宁试化学试剂有限公司;碘化钾购自德国Aladdin Chemistry 公司.

用于生物测试的KH2 PO4、Na2 HPO4·12H2 O、MgSO4、NaHCO3、CaCl2、KCl 等均为分析纯,购自中国国药沪试化学试剂有限公司.

2. 2 臭氧化实验

在2. 5 L 的玻璃反应器中进行序批式臭氧化实验,将反应器置于磁力搅拌器上,通过磁子进行搅拌. 纯氧通过臭氧发生器产生臭氧气体,由臭氧发生器后连接的臭氧浓度检测仪对臭氧浓度进行检测,待臭氧浓度指数在设定浓度下稳定后开始向反应器中进气,以0. 5 L·min-1的流速通过反应器底部的多孔曝气器均匀分散到溶液中,尾气中的臭氧由尾端连接的KI 溶液吸收. 按一定时间间隔取水样,取出后立即用氮气吹脱溶解在溶液中未反应的臭氧,对水样进行母体污染物浓度、TOC 和急性毒性测试,研究初始污染物浓度、臭氧剂量、pH 值和反应时间4 个工艺条件对臭氧化后急性毒性的影响. 初始污染物浓度为25 ~ 75 mg·L-1(p-CAN 为34. 2 ~102. 6 mg·L-1 ),臭氧剂量为14 ~42 mg·L-1. 在不同pH(3、5、7、10)下进行臭氧化反应,不同pH 的反应物溶液用10 mmol·L-1 磷酸缓冲液配制,再使用1 mol·L-1H2 SO4和1 mol·L-1 NaOH 调节至相应pH 值. 向溶液中加入55 mmol·L-1叔丁醇,以抑制羟基自由基与底物的反应. 向1. 2 mL 臭氧化水样中加入37. 3mg·L-1亚硫酸钠,用以去除氧化性物质,考察其对急性毒性的贡献. 水样于4℃保存,48 h 内分析完毕.

2. 3 分析项目及检测方法

2. 3. 1 常规指标测定

 采用总有机碳分析仪测定水样TOC. 采用配备紫外检测器(SPD-M20A)的高效液相色谱分析仪(HPLC) 测定溶液中苯酚的浓度,配备的色谱柱为改性C18 柱(Inertsil ODS-SP,250 mm*4. 6 mm*5 μm). 进样量为10 μL,柱温为30℃,流动相A 为甲醇,流动相B 为超纯水,A 与B的体积比为6. 5颐3. 5. 流速为1 mL·min-1,测试时间为10 min,苯酚检测波长为271 nm,保留时间为4. 8min. 其他5 种芳香族化合物的浓度采用紫外分光光度法测定,采用双光束Lambda-25 分光光度计在700 ~200 nm 范围内扫描溶液紫外吸收光谱,利用特征波长进行定量,甲酚、苯胺和对氯苯胺的特征波长分别为271、280 和290 nm.

2. 3. 2 发光菌急性毒性实验 本实验受试菌种为青海弧菌Q67(Vibrio qinghaiensis sp. -Q67). 实验方法参考已有研究(Ma et al. , 1999),具体方法如下:

取在-80℃冰箱中保存的Q67 菌种(1 mL 菌液)接入装有液体培养基的锥形瓶,于22℃、180 r·min-1条件下振荡培养16 ~ 18 h;然后取100 μL 菌液于96 孔板测定发光强度(RLU),2000 r·min-1 下离心10 min,吸取菌体,用模拟湖水将菌体制成菌悬液,调整菌悬液的密度,使其发光强度在20*104 ~ 60*104 RLU·mL-1之间待用. 每次测试前,将测试水样调整至pH 为6. 5 ~7. 5,并用模拟湖水稀释至一系列浓度. 将180 μL 水样及20 μL 调整后的菌液加入96 孔板中,模拟湖水设置为空白对照,水样的每个浓度设置3 个平行. 振荡15 min 后,用酶标仪测定各孔的发光强度.

采用稀释倍数的倒数表示样品的相对浓度,根据式(1)计算发光抑制率IR.

式中,RLIbc 为空白对照组的发光强度;RLIs 为稀释水样的发光强度.

使用Origin(Originlab,2019b)拟合水样的剂量-效应曲线,计算很大半抑制浓度,具体如式(2)

所示.

式中,x 为原水样在稀释水样中的百分比;y 为呈现S 形形状的发光抑制率;IRmax 和IRmin 分别为发光抑制率的很大值和很小值;S 为斜率参数;EC50 为很大半抑制浓度.

为了全面分析水样的毒性,本文引入美国联邦环境保护局(USEPA)提出的毒性当量,用毒性单位(TU) 表示急性毒性( Shang et al. , 2002; Hanet al. , 2019),计算方法见式(3).

3 结论(Conclusions)

1)初始污染物浓度、臭氧剂量、pH 和反应时间等工艺条件会影响苯酚、邻甲酚、对甲酚、间甲酚、苯胺和对氯苯胺这6 种芳香族化合物臭氧化时生物毒性的变化. 初始污染物浓度增大,臭氧化芳香族化合物的生物毒性很大值增大. 随着臭氧剂量增大,臭氧化苯酚、间甲酚和对氯苯胺的生物毒性很大值下降,臭氧化邻甲酚和苯胺的生物毒性很大值升高,臭氧化对甲酚的生物毒性很大值变化较小.随着pH 从3 升高到7,臭氧化4 种酚类化合物时生物毒性很大值呈下降趋势;pH 对臭氧化苯胺和对氯苯胺生物毒性很大值的影响较小.

2)臭氧分子是臭氧化芳香族化合物时高毒性中间产物生成的主要氧化剂.

3)氧化性高毒性中间产物是臭氧化过程中急性毒性升高的主要贡献物,这一性质的揭示有利于指导开发针对性的生物毒性控制方法,以达到臭氧工艺的安全运行.