臭氧氧化芳香族化合物中生物毒性的演變規(guī)律研究

發(fā)布時間：2023-01-28人氣：

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,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,在飲用水消毒中的應用歷史悠久,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)廢水處理中的應用越來越廣泛. 然而臭氧化不能完全礦化有機物,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、高效的應用提供理論指導和技術支持.

以往對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),對生物毒性的變化關注較少,尤其是對臭氧化中生物毒性的演變及高毒性中間產(chǎn)物的性質(zhì)鮮有文獻報道. 受污染水體中污染物種類數(shù)以千萬計,傳統(tǒng)的僅針對某些目標污染物濃度的測定,對水質(zhì)安全評價具有片面性. 生物毒性測試法彌補了傳統(tǒng)方法的不足,可有效檢測水體中所有共存污染物的綜合生物效應,能直觀評價水質(zhì)的安全性. 發(fā)光菌在毒性測試中具有靈敏度高、操作簡單等優(yōu)點,已廣泛應用于反應樣品的綜合毒性和急性毒性的檢測(馬梅等, 1998; Jennings et al. ,2001; Huang et al. , 2011).

基于此,本文以苯酚、鄰甲酚、對甲酚、間甲酚、苯胺和對氯苯胺這6 種芳香族化合物為研究對象,從生態(tài)毒理學的角度評價臭氧化的效果,即在評價污染物自身去除和TOC 變化的同時,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)及生成機制,以期為臭氧化工藝的安全運行提供支撐,從而提高水資源的安全性,降低水質(zhì)風險.

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;臭氧濃度檢測儀;酶標分析儀;紫外分光光度計;TOC 分析儀;立式壓力蒸汽滅菌鍋;恒溫磁力攪拌器.6 種芳香族化合物標準品:苯酚(phenol,BP)、鄰甲酚(o-Cresol,o-C)、對甲酚(p-Cresol,p-C)、間甲酚(m-Cresol,m-C)、苯胺(aniline,AN) 和對氯苯胺( p-Chloroaniline, p-CAN ) 均購自德國AladdinChemistry 公司. 高效液相色譜級叔丁醇( tert-Butanol,t-BuOH)購自中國Meryer Chemical 公司;無水亞硫酸鈉購自中國南京寧試化學試劑有限公司;碘化鉀購自德國Aladdin Chemistry 公司.

用于生物測試的KH2 PO4、Na2 HPO4·12H2 O、MgSO4、NaHCO3、CaCl2、KCl 等均為分析純,購自中國國藥滬試化學試劑有限公司.

2. 2 臭氧化實驗

在2. 5 L 的玻璃反應器中進行序批式臭氧化實驗,將反應器置于磁力攪拌器上,通過磁子進行攪拌. 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儀對臭氧濃度進行檢測,待臭氧濃度指數(shù)在設定濃度下穩(wěn)定后開始向反應器中進氣,以0. 5 L·min-1的流速通過反應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. 按一定時間間隔取水樣,取出后立即用氮氣吹脫溶解在溶液中未反應的臭氧,對水樣進行母體污染物濃度、TOC 和急性毒性測試,研究初始污染物濃度、臭氧劑量、pH 值和反應時間4 個工藝條件對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)下進行臭氧化反應,不同pH 的反應物溶液用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. 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),考察其對急性毒性的貢獻. 水樣于4℃保存,48 h 內(nèi)分析完畢.

2. 3 分析項目及檢測方法

2. 3. 1 常規(guī)指標測定

采用總有機碳分析儀測定水樣TOC. 采用配備紫外檢測器(SPD-M20A)的高效液相色譜分析儀(HPLC) 測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). 進樣量為10 μL,柱溫為30℃,流動相A 為甲醇,流動相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,測試時間為10 min,苯酚檢測波長為271 nm,保留時間為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定,采用雙光束Lambda-25 分光光度計在700 ~200 nm 范圍內(nèi)掃描溶液紫外吸收光譜,利用特征波長進行定量,甲酚、苯胺和對氯苯胺的特征波長分別為271、280 和290 nm.

2. 3. 2 發(fā)光菌急性毒性實驗本實驗受試菌種為青海弧菌Q67(Vibrio qinghaiensis sp. -Q67). 實驗方法參考已有研究(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 孔板測定發(fā)光強度(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)光強度在20*104 ~ 60*104 RLU·mL-1之間待用. 每次測試前,將測試水樣調(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,模擬湖水設置為空白對照,水樣的每個濃度設置3 個平行. 振蕩15 min 后,用酶標儀測定各孔的發(fā)光強度.

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

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

使用Origin(Originlab,2019b)擬合水樣的劑量-效應曲線,計算很大半抑制濃度,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,本文引入美國聯(lián)邦環(huán)境保護局(USEPA)提出的毒性當量,用毒性單位(TU) 表示急性毒性( Shang et al. , 2002; Hanet al. , 2019),計算方法見式(3).

3 結論(Conclusions)

1)初始污染物濃度、臭氧劑量、pH 和反應時間等工藝條件會影響苯酚、鄰甲酚、對甲酚、間甲酚、苯胺和對氯苯胺這6 種芳香族化合物臭氧化時生物毒性的變化. 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 種酚類化合物時生物毒性很大值呈下降趨勢;pH 對臭氧化苯胺和對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物,這一性質(zhì)的揭示有利于指導開發(fā)針對性的生物毒性控制方法,以達到臭氧工藝的安全運行.