張世瑩,馬曉妍*,董 珂,郝麗偉,張緯堯,李 瑩,王曉昌,周進(jìn)宏（.西安建筑科技大學(xué),陜西省環(huán)境工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,西北水資源與環(huán)境生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,陜西 西安 70055；.山東省城建設(shè)計(jì)院,山東 濟(jì)南 50000；.西安市第五污水處理廠,陜西 西安 700；.寶雞文理學(xué)院地理與環(huán)境學(xué)院,陜西 寶雞 70）

目前污水處理技術(shù)正在向著低碳、綠色、安全的方向發(fā)展,近年來世界各地逐漸建立了基于擬自然處理過程的污水處理單元及系統(tǒng)[1],例如淺池處理系統(tǒng)[2]、生態(tài)儲存單元[3]、人工濕地[4]等,對二級處理出水進(jìn)一步凈化從而降低常規(guī)污水處理系統(tǒng)難以去除的污染物.自然凈化過程是物化作用、光解和生物降解等復(fù)雜過程共同作用的結(jié)果.并且,與緩慢的生物作用相比,自然光解作用速度更快[5].因此,自然光解過程更值得引起關(guān)注.

污水廠二級出水含有殘留的溶解性微生物代謝產(chǎn)物、天然有機(jī)物和痕量有機(jī)物[6]等溶解性有機(jī)物（DOM）,其中小分子痕量有機(jī)污染物和大分子溶解性物質(zhì)是污水毒性效應(yīng)的主要來源[7-8].痕量有機(jī)污染物較難被傳統(tǒng)的污水處理工藝降解[9],因而污水廠二級出水中仍含有較多內(nèi)分泌干擾物、殺蟲劑、藥品和個(gè)人護(hù)理產(chǎn)品等痕量有機(jī)污染化合物[10],可引起光合抑制效應(yīng)、內(nèi)分泌干擾效應(yīng)、DNA 損傷和突變等多種生物毒性效應(yīng)[11-13].前期研究結(jié)果表明,二級處理出水仍具有遺傳毒性和植物毒性[14-15].二級出水中殘留的DOM也可與消毒劑產(chǎn)生消毒副產(chǎn)物,從而增加出水的遺傳毒性[16].由于二級出水中大分子溶解性有機(jī)物組分復(fù)雜、結(jié)構(gòu)各異,因而常采用熒光特性表征其變化.

大量研究表明在自然凈化過程中農(nóng)藥[17-18]、抗生素[19-23]、藥物[24-26]等痕量有機(jī)污染物可通過自然光光解作用得以衰減.痕量有機(jī)物既可以通過自然光直接光解[27],也可以通過被自然光照下由污水中的有機(jī)物產(chǎn)生的水生活性氧（ROS）氧化從而間接光解[28].Niu等[29]指出自然光照對污水中的DOM有轉(zhuǎn)化和降解效果.大量研究也表明 UV輻照可以降解DOM中的腐殖質(zhì)組分[30-32].因而,自然光照和UV輻照均能轉(zhuǎn)化和降解水體中DOM,但是在不同光源下哪些毒性效應(yīng)可通過光照過程降低以及具體效率如何的研究較少.

因此,本研究對比了自然光照和 UV輻照對二級處理出水水質(zhì)、DOM 熒光特性的改變以及對二級處理出水遺傳毒性和植物毒性的削減特性,同時(shí)深入分析了毒性效應(yīng)削減的成因.這對污水處理技術(shù)的改進(jìn)和水環(huán)境生態(tài)安全具有重要意義.

1 材料與方法

1.1 自然光照及UV輻照實(shí)驗(yàn)

本研究中,污水取自西安市某污水處理廠二沉池出水.污水處理廠處理能力為2×105m3/d,收集的市政生活廢水采用厭氧-缺氧-好氧生物處理及紫外線消毒處理工藝.二級出水水質(zhì)指標(biāo)如表1所示.為了避免吸附截留痕量有機(jī)污染物,水樣首先經(jīng)0.8μm Whatman GF/C玻璃纖維膜（預(yù)先450℃灼燒5h）過濾以去除水中大顆粒固體懸浮物.自然光照實(shí)驗(yàn)在夏季樓頂一處采光良好的區(qū)域進(jìn)行,平均溫度為（30±3）℃.在5L的圓柱形燒杯中倒入水樣,進(jìn)行自然光照處理.在自然光照的第 0,4,7,11h采集水樣.在輻照時(shí)間內(nèi),利用照度計(jì)（中國北京師范大學(xué)廣電儀器）測量自然光在297nm、365nm和400～1000nm波長處的光強(qiáng),具體如表2所示.同時(shí),將燒杯用錫箔紙裹住,與其他樣品進(jìn)行相同的處理,在自然光下輻照11h,作為黑暗對照.

表1 污水廠二級處理出水理化指標(biāo)（mg/L）Table 1 Physicochemical indexes of secondary treatment effluent from wastewater treatment plant（mg/L）

UV輻照實(shí)驗(yàn)是在批處理反應(yīng)器上進(jìn)行,每個(gè)反應(yīng)器上放有1個(gè)有效體積為5L的圓柱形燒杯、磁力攪拌器和位于反應(yīng)堆中心的 16W 浸入式低壓汞燈,具體如圖1所示.低壓汞燈的套管為石英玻璃,波長為254nm.采用UV-C型輻射計(jì)（中國北京師范大學(xué)廣電儀器）,在 254nm處測量輻照度為 31.7W/m2.為了使反應(yīng)器溫度保持在（25±1）℃,將反應(yīng)器置于恒溫設(shè)備中,在UV輻照處理的第0,0.5,1,2,4,8h分別采集水樣.在實(shí)驗(yàn)過程中設(shè)置黑暗對照組.

圖1 UV輻照實(shí)驗(yàn)裝置示意Fig.1 Schematic diagram of UV irradiation experiment device

將采集的水樣分別取 100mL水樣進(jìn)行理化指標(biāo)測定,取2L水樣進(jìn)行固相萃取濃縮用于除草劑濃度的測定和生物毒性的測定.

1.2 理化指標(biāo)的測定

將不同時(shí)間采集的水樣用紫外-可見分光光度計(jì)（中國）測定 UV254,用總有機(jī)碳分析儀（日本島津）測定TOC.三維熒光光譜采用F-7000熒光分光光度計(jì)進(jìn)行測定.激發(fā)波長（Ex）范圍為 220～400nm,波長間隔 5nm,發(fā)射波長（Em）范圍為 280～500nm,波長間隔2nm.將三維熒光光譜圖按照Chen等[33]的方法分成5個(gè)區(qū)域（表2）,分別在相應(yīng)波長范圍內(nèi),對三維熒光光譜選i區(qū)域進(jìn)行體積積分,積分公式下:

表2 各熒光區(qū)域積分范圍Table 2 Integral range of each fluorescence region

式中:φi為區(qū)域的熒光強(qiáng)度積分值;λex為激發(fā)波長,nm;λem為發(fā)射波長,nm; I（λexλem）為相對應(yīng)的熒光強(qiáng)度.二級出水中有色溶解性有機(jī)質(zhì)（CDOM）即采用 φ定量表征.

1.3 毒性效應(yīng)檢測

1.3.1 樣品預(yù)處理 固相萃取的操作步驟如下.首先依次用 10mL正己烷和二氯甲烷（1:1）混合物、10mL甲醇、10mL超純水活化 Oasis HLB（waters,6mL,500mg）,然后以 5～10mL/min速度上樣.待上樣完成后,用 10mL的超純水清洗柱子,然后抽真空30min,以去除柱子里面的水分.分別用10mL甲醇、10mL正己烷和二氯甲烷（1:1）混合物洗脫柱子.在氮吹儀上 40℃水浴加熱條件下緩緩吹至盡干,并用2mL甲醇溶解.將提取物等分成兩部分,一部分用于除草劑的液相色譜-質(zhì)譜的測量,另一部分在40℃水浴加熱條件下緩緩吹至盡干,并用1% DMSO溶解,用于生物毒性測試.

1.3.2 umu遺傳毒性檢測 用鼠傷寒沙門氏菌Salmonella typhimurium TA1535/pSK1002菌株作為umu遺傳毒性檢測的試驗(yàn)菌種,遺傳毒性檢測參照ISO13829遺傳毒性檢測方法[34].umu實(shí)驗(yàn)陽性對照采用 4-硝基喹啉-1-氧化物（4-NQO）,1%的 DMSO溶液作為空白.將樣品用1% DMSO溶液以0.5倍系數(shù)梯度稀釋,形成不同的濃度梯度樣品用于檢測.以陽性對照4-NQO的濃度（C）或者水樣的濃縮倍數(shù)（N）為橫坐標(biāo),以誘導(dǎo)比率 IR為縱坐標(biāo),進(jìn)行線性擬合,作劑量-效應(yīng)曲線,并計(jì)算誘導(dǎo)率IR=1.5時(shí)樣品的濃度,記為IR1.5.

1.3.3 植物毒性檢測 實(shí)驗(yàn)采用的小球藻是從中國科學(xué)院野生生物種質(zhì)庫—淡水藻種庫購買的蛋白核小球藻（FACHB-1227）.植物毒性的檢測是采用鄭凱等[35]建立的基于葉綠素?zé)晒獬上窦夹g(shù)的光合抑制毒性的檢測方法.樣品檢測在96孔平底黑色聚苯乙烯微板（美國 Corning公司）上進(jìn)行,樣品按照0.5倍系數(shù)稀釋成7個(gè)濃度梯度,每個(gè)濃度設(shè)置三個(gè)平行,每個(gè)樣品設(shè)置兩個(gè)板間平行.陽性對照為農(nóng)藥敵草?。―iuron）,空白對照為 1% DMSO 溶液.將50μL樣品或?qū)φ毡┞队谔幱趯?shù)期的 300μL小球藻液中,待在恒溫光照振蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)2h后采用大面積葉綠素?zé)晒獬上裣到y(tǒng) Maxi-Imaging-PAM（德國 WALZ公司）測定熒光量子產(chǎn)率 Y（II）值,同時(shí)計(jì)算抑制率.以陽性對照敵草?。―iuron）的濃度（C）或者水樣的濃縮倍數(shù)（N）為橫坐標(biāo),以量子產(chǎn)率Y（II）為縱坐標(biāo),作劑量-效應(yīng)曲線獲得樣品或者陽性對照的 EC50（半數(shù)效應(yīng)濃度）值.

1.3.4 毒性效應(yīng)檢測的定量表征 為了便于不同樣品間進(jìn)行比較,將樣品的濃度轉(zhuǎn)換為等效毒性效應(yīng)的陽性對照的濃度.樣品的 umu遺傳毒性和植物毒性的當(dāng)量濃度分別用TEQ4-NQO和TEQdiuron表示,計(jì)算方法如式（2）和式（3）所示.

1.4 除草劑濃度檢測及潛力計(jì)算

利用 HPLC/MS進(jìn)行全掃描識別出二級處理水含有西瑪津、阿特拉津、莠滅凈、特丁津、敵草隆和撲草凈 6種除草劑,使用配備有 Acquity BEH C18柱（100m×2.1m×1.7m）的Acquity UPLC-XEVO TQ MS（UPLC/MS,Waters,USA）定量分析水樣中除草劑濃度.以單一化合物濃度為5μg/L 和 50μg/L 考察回收率,分別為 120.0%～124.4%,110.0%～113.0%,104.0%～111.8%,102.0%～103.0%,104.0%～108.4%和104.0%～104.2%.流動(dòng)相采用溶劑 A（98:2水/甲醇+0.1%甲酸）和溶劑 B（乙腈）,在流速 0.4mL/min下,隨著時(shí)間從 0min到0.25min,溶劑A和溶劑B分別保持90%和10%不變,從 0.25min到 4min時(shí),溶劑 A 降到 2%,溶劑 B升到98%,從4min到5min時(shí),溶劑A和溶劑B保持不變,從5min到5.01min時(shí),溶劑A又升到90%,溶劑B又降到10%,從5.01min到6min時(shí),溶劑A和溶劑B分別保持90%和10%不變.

植物毒性主要受光合抑制潛力的影響,分別配制不同濃度梯度的除草劑溶液并進(jìn)行植物毒性檢測以獲得每種除草劑的EC50.值根據(jù)式（4）,以敵草隆為單位換算,計(jì)算不同除草劑的抑制潛力.式（4）中RPx為除草劑的抑制潛力,EC50（diuron）為敵草隆的EC50值,EC50（i）為第i種除草劑的EC50值.

2 結(jié)果與討論

2.1 理化指標(biāo)的變化

2.1.1 TOC和 UV254對二級處理出水分別進(jìn)行了11h的自然光照和8h的UV輻照（平均光強(qiáng)31.7W/m2）,每組光照設(shè)置了黑暗對照.如表3所示,在UV輻照下,二級處理出水的 TOC和 UV254分別降低了 21%和55%.在自然光照下,TOC和UV254值并沒有明顯降低.這說明 UV輻照對二級處理出水中有機(jī)物的礦化比自然光照有更好的效果.UV254值和物質(zhì)所含芳香環(huán)數(shù)量有關(guān)[36].UV輻照下二級處理水UV254值明顯降低,說明 UV有助于削減 DOM 分子的芳香性.這也與Zhang等[37]的研究結(jié)論一致.

表3 自然光和UV輻照下二級處理水TOC和UV變化Table 3 TOC and UV changes under natural light and UV irradiation

2.1.2 有色溶解性有機(jī)質(zhì)（CDOM）濃度變化 如圖2所示.隨著自然光照和UV輻照時(shí)間的延長,各組分熒光強(qiáng)度積分值（φi）逐漸下降.在自然光照超過7h之后,熒光強(qiáng)度基本保持不變,說明CDOM的去除效果已穩(wěn)定.在自然光照下,Ⅰ區(qū)至Ⅴ區(qū)的去除率分別為7.53%、27.30%、42.97%、22.66%和44.64%,CDOM總?cè)コ蕿?38.70%.富里酸類（42.97%）和腐殖酸類（44.64%）在 5種 CDOM 組分中去除效果較好,優(yōu)于蛋白類物質(zhì)和代謝產(chǎn)物類物質(zhì)（圖2a）.這和薛爽等[38]對天然太陽光輻射下水體中DOM組分的光降解研究結(jié)果一致.自然光照中設(shè)置的黑暗對照組各組分熒光強(qiáng)度積分值在實(shí)驗(yàn)過程中基本保持不變.UV輻照下,Ⅰ區(qū)至Ⅴ區(qū)的CDOM去除率分別為49.34%、65.45%、44.48%、33.67%和43.87%,CDOM總?cè)コ蕿?1.47%（圖2b）.UV輻照設(shè)置的黑暗對照組水樣各組分熒光強(qiáng)度積分值在實(shí)驗(yàn)過程中基本保持不變.由此可見,UV輻照相對于自然光照對二級處理出水中蛋白質(zhì)類去除效果較好,對于代謝產(chǎn)物類、富里酸類和腐殖酸類物質(zhì)的去除差異不大.UV輻照對二級處理出水CDOM的總?cè)コ事愿哂谧匀还庹?結(jié)合TOC的變化可知,兩種光照對二級處理出水中CDOM 的礦化程度作用較低,可能主要是將 DOM轉(zhuǎn)化為小分子有機(jī)物.Liu等[39]的研究表明,在UV輻照下 CDOM 組分中類腐殖質(zhì)組分比類蛋白組分更加容易產(chǎn)生光降解.本文在 UV輻照下類蛋白組分降解效果優(yōu)于類腐殖質(zhì)組分.這可能和DOM電子基團(tuán)和分子量差異有關(guān)[31]

圖2 自然光照和UV輻照下二級處理出水除草劑CDOM組分變化Fig.2 Changes of CDOM components in the secondary treated water herbicide under natural and UV light

2.2 毒性效應(yīng)分析

由圖 3可知,自然光照和 UV輻照下,遺傳毒性和植物毒性均隨著光照時(shí)間的增加而逐漸降低.自然光照11h后,遺傳毒性被顯著削弱,植物毒性從7h到 11h基本沒有變化,說明遺傳毒性和植物毒性的削減效果已趨于穩(wěn)定.UV輻照4h之后,遺傳毒性和植物毒性基本上也不再削減.在自然光照下,隨著輻照時(shí)間的增加,二級處理出水的遺傳毒性由5.41μg/L降至0.36μg/L,削減率為93.3%.植物毒性經(jīng)過11h光照由314.68ng/L降至261.12ng/L,削減率為17.0%.對比 UV 輻照,經(jīng)過 8h輻照,遺傳毒性由3.20μg/L降至1.25μg/L,植物毒性由68.57ng/L降至13.23ng/L,遺傳毒性和植物毒性削減率分別為60.9%和80.7%.Jia等[40]的研究發(fā)現(xiàn),UV光解作用可使再生水中植物毒性降低 52%,遺傳毒性增加 35%.植物毒性與本文研究結(jié)果一致,遺傳毒性與本文研究結(jié)果相反,這可能與所施加的紫外燈類型,輻射強(qiáng)度,以及水體pH值等差異有關(guān)[41].自然光照與UV輻照設(shè)置的黑暗對照組中,其遺傳毒性及植物毒性在兩組光照時(shí)間內(nèi)基本保持不變.

圖3 自然光照和UV輻照下二級處理出水遺傳毒性和植物毒性變化Fig.3 Changes in genotoxicity and plant toxicity of secondary treated water under natural and UV light

2.3 毒性效應(yīng)變化成因分析

2.3.1 遺傳毒性變化成因解析 對二級處理出水CDOM熒光強(qiáng)度和遺傳毒性相關(guān)性分析結(jié)果如表4所示,自然光照下,二級處理出水總熒光強(qiáng)度和遺傳毒性有顯著的相關(guān)性（r=0.993,P＜0.01）.UV 輻照下,總熒光強(qiáng)度和遺傳毒性（r=0.848,P＜0.05）也有顯著的相關(guān)性.自然光照下Ⅲ區(qū)（r=0.988,P＜0.05）、Ⅳ區(qū)（r=0.992,P＜0.01）和Ⅴ區(qū)（r=0.995,P＜0.01）CDOM 組分和遺傳毒性相關(guān)性顯著,說明腐殖質(zhì)和微生物代謝產(chǎn)物對遺傳毒性貢獻(xiàn)較大.UV輻照下,遺傳毒性和I（r=0.886,P＜0.05）、II（r=0.903,P＜0.05）、 III（r=0.839,P＜0.05）、IV（r=0.860,P＜0.05）區(qū)物質(zhì)均有顯著相關(guān)性,這說明遺傳毒性也有可能和類蛋白組分有關(guān).DOM 分子結(jié)構(gòu)復(fù)雜,可以與多種物質(zhì)結(jié)合,DOM和遺傳毒性的關(guān)系還需要進(jìn)一步研究.

表4 自然光和UV輻照下5個(gè)CDOM組分和遺傳毒性的相關(guān)系數(shù)Table 4 Correlation coefficient of 5CDOM components and genotoxicity under natural light and UV light

2.3.2 植物毒性變化成因解析 已有研究表明水體中的植物毒性主要來源于除草劑,非除草劑類化合物對植物毒性的貢獻(xiàn)可以忽略不計(jì)[42-43].本研究在二級處理出水中共檢測到6種除草劑,其EC50值及RPx值如表5所示.在自然光照和UV輻照下,二級處理出水中除草劑濃度的變化如圖4所示.在11h自然光照下,6種除草劑總濃度由初始的15.2ng/L最終降至12.0ng/L,降解率為21.1%,在8h的UV輻照下,除草劑濃度由初始的 11.5ng/L最終降為 0,降解率為100%.顯然UV輻照對除草劑的降解效果優(yōu)于自然光照.自然光照與 UV輻照實(shí)驗(yàn)設(shè)置的黑暗對照組中,6種除草劑濃度基本保持不變.

表5 除草劑光合抑制潛力及濃度（ng/L）的變化Table 5 Changes of photosynthetic inhibition potential and concentration（ng/L）of herbicides

圖4 自然光照和UV輻照下二級處理出水中各除草劑濃度變化Fig.4 Changes of herbicide concentrations in secondary treated water under natural light and UV light irradiation

阿特拉津的RPx為20.47（表5）,為6種除草劑中的最大值,并且在二級處理出水中的濃度也較高.這說明三嗪類除草劑阿特拉津?qū)Χ壧幚沓鏊闹参锒拘载暙I(xiàn)最大.如圖 4所示,阿特拉津在 11h自然光照下幾乎沒有降解（由4.6ng/L降至4.5ng/L）,而在8h的UV輻照下降解較完全（由4.0ng/L降至0ng/L）.阿特拉津濃度在自然光照與UV輻照隨時(shí)間變化如圖5所示.從圖5可以得出,阿特拉津在UV光照下的表觀降解速率常數(shù)為 0.2225h-1,而在自然光照下,阿特拉津的表觀降解速率常數(shù)為 0.0033h-1,在黑暗條件下,阿特拉津和敵草隆基本上不發(fā)生降解.Yang等[44]指出阿特拉津是一種難降解的污染物,但可以在254nm UV照射過程中被降解.由此可見,自然光中的紫外線強(qiáng)度較低是自然光對阿特拉津降解效果較差從而導(dǎo)致二級處理出水植物毒性削減較少的原因.另外,Fan等[45]的研究表明在UV輻照下腐殖酸的存在可以提高阿特拉津的光降解效果,本研究中 UV輻照組初始水樣腐殖酸組分（Ⅴ區(qū)）熒光強(qiáng)度高于自然光照組,這可能也是阿特拉津降解差異的原因.

圖5 阿特拉津在自然光照和UV輻照下的降解動(dòng)力學(xué)曲線Fig.5 Degradation kinetics of Atrazine under natural and UV light irradiation

3 結(jié)論

3.1 UV輻照下,二級處理出水的TOC和UV254分別降低了 21%和 55%;但在自然光照下,TOC和UV254值并沒有明顯降低.UV輻照對二級處理出水的TOC和UV254的降低效果要高于自然光照.

3.2 UV輻照對蛋白質(zhì)I類和II類的去除能力強(qiáng)于自然光,去除率分別為 49.34% vs.7.53%和 65.45% vs.27.30%.自然光和UV均對二級處理出水遺傳毒性有較好的削減作用,其削減率分別為 93.3%和60.9%,并且遺傳毒性和 CDOM 熒光強(qiáng)度有顯著相關(guān)性.

3.3 UV輻照對植物毒性的削減效果優(yōu)于自然光照,削減率分別為80.7% 和17.0%.阿特拉津?qū)Χ壧幚沓鏊参锒拘载暙I(xiàn)最大,并且 UV較自然光對阿特拉津的降解作用顯著,表觀降解速率常數(shù)分別為0.2225h-1和0.0033h-1;對阿特拉津極弱的降解能力是自然光對植物毒性削減效果較差的主要原因.