我国是世界上水资源短缺最为严重的国家之一,城市污水回用是解决水资源短缺的有效途径。城镇生活污水的处理以生物法为主,出水水质通常不能满足回用水的要求,需要深度处理,以进一步去除水中微量有机污染物、悬浮物、氮和磷等。臭氧深度处理是一种简单、有效的深度处理技术,反应快且无二次污染,常用于生活污水的深度处理。针对如何评价和表征处理后回用水的水质安全风险问题,研究者主要采用生物毒性作为物理化学指标的补充。急性生物毒性是指人、鱼类、细菌和藻类等生物体在一次或在24 h 内多次与毒性物质接触后,短期内产生的致毒效应。水体中含有各种无机离子和有机物,水体中的氯离子、硫酸根离子和硝酸根离子,有可能与高级氧化过程中产生的·OH 等发生反应,MUTHUKUMAR等在处理染料废水中报道,臭氧氧化中的臭氧、·OH 和水体中的无机离子会发生反应。但是目前针对生活污水的臭氧深度处理研究中,缺乏对臭氧深度处理对出水急性毒性的影响因素的研究。

　　本实验采用臭氧氧化深度处理生活污水,研究臭氧氧化对生活污水的急性毒性变化的影响,考察水中无机离子对臭氧氧化深度处理生活污水急性毒性的影响,并对产生毒性的主要物质组分进行了分离,以识别关键的生物毒性组分。

　　1　材料与方法

　　1. 1　实验装置

　　本研究的实验装置如图1 所示。臭氧发生器产生臭氧,臭氧接触柱由玻璃制作,总高1. 3 m,内部直径3. 56 cm。接触柱内部中空,底部设有气室,采用多孔钛板均匀曝气。接触柱采用下层进气、上层进水,水气交错,以增大接触面积和接触时间。臭氧反应的温度在室温25 ℃ ,反应时间为15 min,臭氧投加速率为2. 1 mg·L - 1 ·min - 1 。

表1　生活污水二级生物处理出水的水质指标

表2　生物处理出水的无机离子含量

表3　模拟水样的无机离子含量

　　1. 2　实验用水

　　实验用水为某校园生活污水二级生物处理出水,其水质情况如表1 所示。

　　生物处理出水中的3 种无机离子的浓度如表2所示。

　　为考察水中无机离子对臭氧氧化处理生活污水急性毒性的影响,在上述出水水样中人工投加了一定量的氯离子、硫酸根离子和硝酸根离子,配置以下模拟水样,如表3 所示。

　　1. 3　水质指标的测定

　　水样的COD、TOC、氨氮和总磷的测定方法采用国家标准方法 :COD 采用微回流消解比色法测定(Hach DR890,USA);TOC 采用岛津TOC 分析仪测定(Shimadzu TOC-VCPH,Japan);氨氮采用水杨酸-次氯酸盐分光光度法测定;总磷采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定;气相中臭氧浓度的测定方法参考《臭氧发生器臭氧浓度、产量、电耗的测量CJ/ T3028. 2-1994》,液相中的臭氧浓度采用靛蓝法检测。

　　1. 4　急性毒性测试

　　急性毒性测试选用青海弧菌Q67(Vibrioqinghaiensis sp. Q67)为指示生物。发光细菌毒性检测是一种操作简单、反应快速和灵敏度高的方法,已被广泛应用于环境污染物急性毒性的研究。

　　首先调节各水样pH 值范围为7. 0 ~ 8. 0,然后进行固相萃取,选用6 mL,500 mg 的HLB 固相萃取小柱(Waters Oasis,USA)分别用正己烷、二氯甲烷、甲醇洗脱得到总洗脱混合液,将混合液旋转蒸发浓缩至1 ~ 2 mL,氮气吹干后,分别用200 μL 二甲基亚砜(DMSO)复溶。实验前配置毒性实验测试方法中需要的稀释水,稀释水配方为:CaCl2 11. 1 mg,KCl 4. 2 mg,NaHCO3 42 mg,MgSO4 28. 6 mg,NaNO3 4. 1 μg 溶于1 L超纯水中。然后用稀释水稀释待测样品,设10 个稀释度,每个稀释度做3 个平行,以模拟湖水为空白对照,将待测样品和菌悬液混匀15 min 后用酶标仪(Tecan infinite-200) 测定相对发光度RLU(relative lightunits),计算样品的相对发光抑制率:

　　相对抑制率(% ) = (1 - 试样的RLU/ 空白对照的RLU) × 100

　　以样品的相对发光抑制率对样品的稀释倍数作图,求出样品的EC50 值,即最大毒性效应的半数效应浓度,急性毒性单位定义为:1 TU = EC50 - 1

　　1. 5　吸附树脂分离

　　参考文献中的方法,将水样经0. 45 μm 的微孔滤膜过滤后,通过XAD-8 吸附树脂层析柱(ϕ =1. 6 cm,H = 20 cm,体积为40 mL),流出液储存备用,用0. 1 mol·L - 1 HCl 反冲洗树脂柱,得到疏水碱性组分(HOB)。再将流出液用浓盐酸调节pH 至2. 0 ± 0. 1,并再次通过树脂柱,流出的组分为亲水性组分(HIS),再用0. 1 mol·L - 1 NaOH 反冲洗树脂柱,得到疏水酸性组分(HOA),最后用甲醇反复洗脱树脂柱,得到疏水中性组分(HON)。

　　1. 6　三维荧光光谱扫描

　　对水样进行三维荧光光谱(Hitachi F4500 型荧光光谱分析仪)扫描。扫描条件为激发光源:150-W 氙弧灯;PMT 电压:750 V;扫描间隔:Ex = 5 nm,Em = 10 nm;采用自动响应时间,扫描速度为30 000 nm·min - 1 ,激发和发射波长范围:Ex = 200 ~ 400 nm,Em = 280 ~ 550 nm,以超纯水做空白对照。用Origin8. 5 软件对扫描得到的每个发射/ 激发波长下的荧光强度数据进行处理,将得到的三维数据矩阵作等值线图,EEM 的积分方法参考CHEN 的荧光区域积分方法(FRI)。

　　2　结果与讨论

　　2. 1　臭氧氧化的效果

　　由于臭氧氧化反应在偏碱性条件下易产生更多的羟基自由基,表现出更强的氧化性能,但碱性过高,羟基自由基又容易发生猝灭反应 。因此,本研究选择臭氧氧化反应的pH 值为9. 0 ± 0. 2,在此条件下,臭氧氧化效率较高。调节臭氧发生器,使通入接触柱的臭氧浓度恒定,考察污染物的去除效果,从而确定最佳的臭氧投加量,臭氧氧化处理生活污水的COD 去除率如图2 所示。结果显示,在反应开始后,随着反应时间的增加,臭氧氧化出水的COD 去除率逐渐升高;当反应时间大于15 min,出水的COD 基本稳定,此时COD 去除率约为34% ,综合考虑工艺的可行性及经济性,研究确定最佳反应时间为15 min,臭氧投加速率为2. 1 mg·(L·min) - 1 。在以上最优条件下,臭氧氧化接触柱进出水的水质如表4 所示。

表4　臭氧氧化处理效果

　　由结果可见,臭氧氧化对生活污水的有机污染物具有一定的处理效果,COD 由进水的38 mg·L - 1 降低到23 mg·L - 1 ,去除率为34. 8% ,TOC 去除率为37. 2% ;由于进水的氨氮和TP 的浓度已经很低,经过臭氧氧化后,出水的氨氮和TP 浓度分别为0. 6 mg·L - 1 和1. 7 mg·L - 1 ,略有降低。

　　2. 2　臭氧深度处理对出水急性毒性的影响

　　臭氧氧化接触柱进出水及各组分的急性毒性测试结果如图3 所示。结果表明,出水的急性毒性仅为进水的24. 7% ,说明臭氧氧化可以有效的降低出水的急性毒性。臭氧氧化后,各组分的急性毒性值均有所减少,其中进出水的HIS 的急性毒性绝对值最大,其次是HON,然后是HOA,在HOB 中没有检测出急性毒性,表明臭氧氧化进出水的急性毒性物质均主要存在于HIS 组分中。

　　由于臭氧氧化反应是非选择性的氧化还原反应,水样中通常含有多种无机盐离子,其也可能参与到臭氧氧化反应中,影响出水的生物毒性。生活污水中氯离子是最常见的无机离子之一,因此研究考察了水中氯离子对臭氧氧化处理生活污水急性毒性的影响,结果如图4 所示。臭氧氧化出水的急性毒性随着氯离子浓度的升高而升高,表明进水中的氯离子浓度在一定的范围内会影响臭氧氧化出水的急性毒性。出水的HOB 组分没有检出急性毒性,而出水的HIS 组分、HOA 组分和HON 组分的急性毒性当量都呈现出随进水中氯离子浓度的升高而升高的趋势,其中HIS 组分的急性毒性增加最为明显,这也表明臭氧氧化处理产生的有毒产物大部分存在于HIS组分中。

　　水体常见的无机离子还有硝酸根和硫酸根离子,本研究同时考察了硝酸根和硫酸根离子存在条件下,臭氧氧化对急性毒性变化的影响,结果如图5所示。

　　臭氧氧化进水中硝酸根和硫酸根离子浓度变化时,出水的急性毒性基本不变,表明硝酸根离子和硫酸根离子在一定浓度范围内不会影响臭氧氧化出水的急性毒性。

　　2. 3　臭氧氧化过程中物质组分的变化

　　荧光光谱技术是利用波长和荧光强度进行检测的分析方法,与传统化学分析方法相比,荧光光谱具有高灵敏度、高选择性、高信息量等优点,并已经广泛应用于城市污水、工业废水及自然环境水体的溶解性有机物的检测。CHEN 等 根据以往文献将三维荧光谱图分为5 个区域,分别代表5 类物质:Ⅰ区为第一类芳香族蛋白类似物,Ⅱ区为第二类芳香族蛋白类似物,Ⅲ区为类富里酸,Ⅳ区为含苯环蛋白质、溶解性微生物副产物,Ⅴ区为类腐殖酸。

　　根据测试结果分析,臭氧氧化进出水的荧光峰总强度分别是5. 2 × 105 和3. 9 × 105 。相对于进水,出水的荧光峰的总强度下降了27% ,而臭氧氧化处理出水的COD 去除率也达到了39% 以上,两者变化幅度相吻合。由图6 可以看出,进水的荧光峰主要为Ⅰ、Ⅱ区的芳香族蛋白质类似物和Ⅳ区的含苯环蛋白质、溶解性微生物副产物,三者所占比例之和在86% 以上。相比之下,出水中I 区的芳香族蛋白质类似物的荧光峰强度相对比例明显下降,Ⅱ区的芳香族蛋白质类似物的荧光峰强度相对比例明显增加。

　　对各区的荧光强度进行积分,可得到各水样中5类有机物占总有机物的百分比。将该百分比乘以各样品的TOC 浓度,即得到各水样中5 类有机物的含量,结果如图7 所示。结果表明,经过臭氧氧化处理后,出水中5 类有机物的绝对浓度明显降低,但是Ⅰ、Ⅱ区的芳香族蛋白质类似物依然占据较高的比重,表明在实验条件下,Ⅰ、Ⅱ区的芳香族蛋白质类似物相对难以被臭氧氧化降解。

　　在氯离子存在的条件下,通过对臭氧氧化出水的三维荧光光谱扫描,得到5 类有机物在出水中的相对含量和绝对含量,结果如图8 所示。结果表明,随着氯离子浓度的升高,臭氧氧化出水中的Ⅰ区的芳香族蛋白质类似物荧光峰含量明显下降,Ⅱ区的芳香族蛋白质类似物和Ⅴ区的类腐殖酸类物质的含量明显增加,Ⅲ区的类富里酸类物质的含量有一定程度的减小。结合急性毒性测试结果:随着氯离子浓度的升高,出水的急性毒性也不断升高,可以推断臭氧处理出水的急性毒性可能主要来自新生成的Ⅱ区芳香族蛋白质类似物或Ⅴ区类腐殖酸类物质。

　　3　结论

　　采用臭氧氧化处理生活污水的二级处理出水,可以有效降低其急性毒性,水中主要的毒性物质存在于亲水性物质和疏水中性物质中。随着氯离子浓度的升高,臭氧氧化生活污水的急性生物毒性升高,出水中的Ⅱ区芳香族蛋白质类似物和Ⅴ区类腐殖酸类物质的相对比例也有所升高,表明臭氧氧化出水的急性毒性物质主要存在Ⅱ区芳香族蛋白质类似物和Ⅴ区类腐殖酸类物质中。