焦化廢水處理試驗(yàn)系統(tǒng)出水的生物毒性變化

方元狄，張靜，鄭中原，溫東輝

北京大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，北京 100871

焦化廢水處理試驗(yàn)系統(tǒng)出水的生物毒性變化

方元狄，張靜，鄭中原，溫東輝*

北京大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，北京 100871

焦化廢水是一種典型的難降解工業(yè)廢水，組分復(fù)雜，生物毒性高，大多采用生物處理聯(lián)合物化深度處理的工藝，以滿足煉焦化學(xué)工業(yè)的污染排放標(biāo)準(zhǔn)，但其排水安全性仍然令人擔(dān)憂。為研究工藝排水安全性，選擇發(fā)光細(xì)菌青?；【鶴67、稀有鮈鯽(Gobiocypris rasus)血紅細(xì)胞、活性污泥微生物群落為測(cè)試生物，研究了焦化廢水及各處理階段出水的急性毒性和遺傳毒性變化，進(jìn)而識(shí)別影響生物毒性的水質(zhì)因子。焦化廢水經(jīng)過(guò)序批式生物膜反應(yīng)器處理后，出水急性毒性比進(jìn)水下降71%，遺傳毒性下降為90%以上的輕度以下?lián)p傷，顯示生物強(qiáng)化處理對(duì)焦化廢水生物毒性有良好的去除作用。生物處理出水再經(jīng)過(guò)深度處理后，則表現(xiàn)出不同的毒性變化：活性炭吸附法對(duì)生物急性毒性的消除最佳，但遺傳毒性較生物處理出水有所升高；臭氧氧化法不僅水質(zhì)改善效率差，且最終出水的生物急性毒性與遺傳毒性均升高；臭氧催化氧化法對(duì)水中殘留有機(jī)物去除效率較高，但也造成出水急性毒性與遺傳毒性的升高。各水樣對(duì)青?；【鶴67的急性毒性與有機(jī)物、氮等水質(zhì)指標(biāo)表現(xiàn)出較強(qiáng)相關(guān)性，而遺傳毒性與水質(zhì)指標(biāo)之間的相關(guān)性不顯著。研究結(jié)果可為評(píng)價(jià)和改進(jìn)處理工藝、保障水體生態(tài)安全提供參考。

焦化廢水；生物急性毒性；遺傳毒性；生物處理；深度處理

Received6 January 2017accepted13 March 2017

Abstract: As a typical industrial wastewater containing a lot of refractory and toxic compounds, coking wastewater is often treated by biological and advanced physic-chemical technologies in order to meet the stringent discharge standard of pollutants for coking chemical industry. However, the effluent toxicity is still a pending issue. In this study, Vibrio qinghaiensis sp. Q67, red blood cells of Gobiocypris rasus, and microflora of activated sludge were chosen to test the bio-toxicity of coking wastewater and the effluents from different treatment stages; and water quality factors having significant influence on bio-toxicity were identified. Compared with the influent of coking wastewater, the acute toxicity of the effluent from sequencing biofilm batch reactor (SBBR) was removed by 71%, and over 90% of the genotoxicity was below slight damage level. This improvement indicated that bioaugmented treatment had a remarkable performance on the removal of bio-toxicity. Compared with the SBBR effluent, the final effluents from different advanced treatment exhibited different changes of bio-toxicity. Adsorption by activated carbon resulted in the largest reduction in acute toxicity, but an enhancement in terms of genotoxicity; ozonation had little effect on water quality improvement, and even worse increased the effluent’s acute toxicity and genotoxicity; and activated carbon-mediated ozonation showed better performance on the removal of organic residues, yet increased the effluent’s acute toxicity and genotoxicity as well. The acute toxicity of all the samples measured using the strain Q67 had close positive correlation with the water quality indices of organics, nitrogen, and etc., while the genotoxicity did not correlate with those indices. The results provide a reference for the evaluation and improvement of wastewater treatment process, and a viewpoint for the ecological safety of effluent-receiving water body.

Keywords: Coking wastewater; acute bio-toxicity; genotoxicity; biological treatment; advanced physic-chemical treatment

我國(guó)是全球鋼鐵生產(chǎn)第一大國(guó)。高爐冶煉需要以焦炭作為還原劑、發(fā)熱劑和料柱骨架，至2013年止，我國(guó)焦炭產(chǎn)量約占世界總產(chǎn)量的60%[1]。制焦是重污染行業(yè)，其中焦化廢水是一種典型的難降解有機(jī)工業(yè)廢水，組分復(fù)雜，除含有大量的揮發(fā)酚、氰化物和硫化物外，還有高濃度的氨氮及許多難降解的多環(huán)芳烴和雜環(huán)化合物，如吲哚、萘、喹啉、吡啶等[2]，這些物質(zhì)不僅污染環(huán)境，而且危害人體健康[3]。我國(guó)自“八五”期間就開(kāi)展了焦化廢水治理的科技攻關(guān)[4-5]，近年來(lái)研究人員對(duì)焦化廢水進(jìn)行了新處理技術(shù)與工藝的試驗(yàn)研究，如曝氣生物濾池(BAF)[6]、序批式生物膜反應(yīng)器(SBBR)[7-8]、膜生物反應(yīng)器(MBR)[9]等工藝，在新工藝基礎(chǔ)上的生物強(qiáng)化技術(shù)[6, 10-11]的處理效果則更優(yōu)。但是，隨著新的《煉焦化學(xué)工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 16171—2012)的實(shí)施，由物理化學(xué)和生物方法構(gòu)成的二級(jí)處理工藝往往不能滿足新的排放標(biāo)準(zhǔn)，需要再增加三級(jí)深度處理，如光催化氧化[12-14]、臭氧氧化[14-15]、均相/多相臭氧催化氧化[15]、活性炭吸附[14-15]等，這些技術(shù)方法均對(duì)焦化廢水中的有毒污染物有不同程度的去除效果。

有研究表明：即使廢水處理達(dá)標(biāo)，其排水仍然存在多種生物毒性效應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)[16-22]，對(duì)于焦化廢水，Dong和Zhang[23]發(fā)現(xiàn)處理后的出水仍可引起蠶豆和大麥細(xì)胞的遺傳損傷。因此，除了常規(guī)理化指標(biāo)，有發(fā)達(dá)國(guó)家已在排水標(biāo)準(zhǔn)中列入了生物毒性指標(biāo)[24]，而目前我國(guó)排水標(biāo)準(zhǔn)仍以理化指標(biāo)為主[25]，關(guān)于生物毒性的指標(biāo)尚待完善。我國(guó)科研人員針對(duì)排水生物毒性效應(yīng)已開(kāi)展了有意義的探索，采用活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)[16, 26]、水生生物急性毒性試驗(yàn)[17, 19, 22]、發(fā)光菌急性毒性試驗(yàn)[16, 27-29]、單細(xì)胞凝膠電泳試驗(yàn)[19-20, 30]分析了典型工業(yè)廢水或其在處理過(guò)程中的生物毒性效應(yīng)，揭示了其危害和毒性變化規(guī)律。在評(píng)價(jià)過(guò)程中，僅采用一種測(cè)試方法往往不能全面反映水樣的生物毒性，不同的測(cè)試物種對(duì)同一水樣的敏感程度也不盡相同，因此在實(shí)際廢水研究中，通常需要采取多種測(cè)試方法和不同營(yíng)養(yǎng)體系，綜合分析和確定水樣的毒性特征[18]。

本研究采用發(fā)光細(xì)菌急性毒性試驗(yàn)、活性污泥呼吸速率試驗(yàn)、單細(xì)胞凝膠電泳試驗(yàn)作為測(cè)試方法，對(duì)焦化廢水經(jīng)生物處理、深度物化處理后的各階段出水進(jìn)行急性毒性、污泥微生物群落綜合毒性及遺傳毒性研究，結(jié)果可為評(píng)價(jià)和改進(jìn)處理工藝的生態(tài)安全性提供依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

生物材料：青?；【鶴67(中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心提供)；稀有鮈鯽(中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心提供)的紅細(xì)胞；活性污泥(采集自清華大學(xué)紫荊公寓中水處理系統(tǒng)的MBR曝氣池)。

發(fā)光細(xì)菌液體培養(yǎng)基及模擬湖水。液體培養(yǎng)基：MgSO42.47 g，MgCO30.79 g，MgBr20.09 g，MgCl20.09 g，CaCO30.03 g，KCl 0.22 g，NaCl 8.29 g，Mg(HCO3)20.50 g，酵母膏5 g，胰胨5 g，甘油3 g，溶于1 000 mL蒸餾水中。模擬湖水：KCl 4.2 mg，CaCl211.1 mg，MgSO428.6 mg，NaHCO342.0 mg，溶于1 000 mL蒸餾水中。

活性污泥呼吸速率測(cè)定試劑。20%KOH，真空硅脂，生理鹽水(0.9%(W/V)的NaCl水溶液)，pH=7的磷酸鹽緩沖液(KH2PO43.4 g，Na2HPO43.55 g，去離子水1 000 mL)。Brodie液：牛膽酸鈉5 g，氯化鈉23 g，麝香草酚少許，酸性品紅適量，去離子水500 mL。

單細(xì)胞凝膠電泳(single cell gel electrophoresis)實(shí)驗(yàn)(彗星實(shí)驗(yàn))試劑。低熔點(diǎn)瓊脂糖購(gòu)自Amresco，Inc.(美國(guó))；二甲基亞砜(DMSO)購(gòu)自Amresco，Inc.(美國(guó))；曲拉通(Trition X-100)購(gòu)自北京化學(xué)試劑公司；Tris-HCl購(gòu)自Amresco，Inc.；Gel-red購(gòu)自上海科興生化試劑有限公司；肝素鈉購(gòu)自Promega，Inc.(美國(guó))；瑞氏-吉姆薩染液購(gòu)自北京賽馳生物科技有限公司。細(xì)胞裂解液：2.5 mol·L-1NaCl，100 mmol·L-1Na2EDTA，10 mmol·L-1Tris-HCl，1%肌氨酸鈉，臨用前加1%Trition X-100，10%二甲基亞砜，4 ℃冷藏。堿性裂解液：1 mmol·L-1Na2EDTA，300 mmol·L-1NaOH，4 ℃冷藏。肝素鈉溶液：將0.1 g的200 U·mg-1肝素鈉粉末加入到5 mL生理鹽水中，4 ℃冷藏。

試驗(yàn)焦化廢水、焦化污泥及各階段處理出水。采自首鋼集團(tuán)(曹妃甸)焦化廠廢水處理工藝的調(diào)節(jié)池出水(編號(hào)JH-1)，該廢水已經(jīng)過(guò)蒸汽脫氨、氣浮隔油等預(yù)處理。接種污泥取自首鋼焦化廠污水處理系統(tǒng)的二沉池回流污泥。以焦化廢水:自來(lái)水=1:2的稀釋水(JH-2)作為生物反應(yīng)器進(jìn)水，在反應(yīng)器中投加改性沸石填料、接種污泥及高效混合菌株，采用實(shí)驗(yàn)室SBBR試驗(yàn)系統(tǒng)進(jìn)行生物強(qiáng)化處理。對(duì)SBBR系統(tǒng)出水(JH-3)分別采用活性炭-臭氧催化氧化(O3-AC)、臭氧氧化(O3)和活性炭吸附(AC)3種方法進(jìn)行深度處理，比較出水(分別編號(hào)JH-4、JH-5、JH-6)水質(zhì)及毒性。

1.2 主要水質(zhì)指標(biāo)分析

水樣先測(cè)定其pH，再經(jīng)0.45 μm濾膜過(guò)濾后進(jìn)行水分析，水質(zhì)指標(biāo)檢測(cè)方法主要參照國(guó)家環(huán)保局編著的《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》(第四版)或國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)化組織標(biāo)準(zhǔn)(ISO)。分析項(xiàng)目包括NH3-N(水楊酸-次氯酸鹽紫外分光光度法)、TN(過(guò)硫酸鉀氧化紫外分光光度法)、CODCr、TOC和UV254。所用可見(jiàn)光-紫外分光光度儀為Shimadzu UV-2450型(日本)，COD分析儀為HACH測(cè)定儀(美國(guó))，TOC儀為Analytikjena測(cè)定儀(德國(guó))。每一個(gè)水樣均取3個(gè)平行樣分析。

1.3 急性毒性(發(fā)光細(xì)菌法)檢測(cè)

將4 ℃保存的青?；【鶴67斜面菌種轉(zhuǎn)接到新鮮斜面上，22 ℃培養(yǎng)24 h；將新鮮斜面的菌種接種到15 mL液體培養(yǎng)基中，22 ℃振蕩(180 r·min-1)培養(yǎng)16～18 h；用模擬湖水稀釋待測(cè)樣品，2倍稀釋9個(gè)稀釋梯度；細(xì)菌培養(yǎng)液于2 000 r·min-1離心10 min，收集菌體并用模擬湖水制成菌懸液，調(diào)整菌液濃度，使起始發(fā)光(0.1 mL)控制在200萬(wàn)～600萬(wàn)光子單位之間；向96孔白板(Greiner REF 96 Flat white)的每孔中加入180 μL稀釋好的樣品溶液和20 μL 菌懸液，混勻，每個(gè)樣品設(shè)3個(gè)平行，以模擬湖水為空白對(duì)照[29, 31-32]。全部樣品在恒溫振蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)15 min后，用Tecan infinite-200 酶標(biāo)儀(瑞士)測(cè)定發(fā)光強(qiáng)度。

根據(jù)試驗(yàn)測(cè)得的相對(duì)發(fā)光度(Relative Light Units，RLU)計(jì)算樣品的抑光率：

抑光率 I(%)=(1-試樣的RLU/對(duì)照的RLU)×100

以樣品的發(fā)光抑制率對(duì)濃度的對(duì)數(shù)作圖，在抑制率達(dá)到50%處求得樣品的EC50值[27]，即最大毒性效應(yīng)的半數(shù)效應(yīng)濃度EC50，當(dāng)EC50越大時(shí)，樣品的毒性越小。毒性當(dāng)量以毒性單位[33]表示，定義為：TU=EC50-1[34]。當(dāng)受試生物暴露于出水體積占比100%的樣品中抑光率卻未能達(dá)到50%時(shí)，其毒性當(dāng)量TU的計(jì)算公式為：

TU=I×100×0.02[22, 34]

1.4 遺傳毒性(單細(xì)胞凝膠電泳實(shí)驗(yàn))檢測(cè)

用含有少量肝素鈉抗凝的注射器從一條魚(yú)尾靜脈取血，將采集的魚(yú)血以生理鹽水稀釋1 000倍待用。按下述步驟進(jìn)行操作，每組設(shè)2個(gè)平行。1)對(duì)模式細(xì)胞進(jìn)行染毒，時(shí)間為2 h。2)制膠：由于彗星實(shí)驗(yàn)所用膠體較少，且膠體容易從載玻片上脫離，故選用自制的四周封閉載玻片，膠體分為兩層，第一層為正常熔點(diǎn)瓊脂糖(NMA)層，100 μL 0.5% 正常熔點(diǎn)瓊脂糖的無(wú)Ca2+、Mg2+磷酸鹽緩沖液(PBS)；第二層為低熔點(diǎn)瓊脂糖層和紅細(xì)胞，取細(xì)胞懸液和0.75%低熔點(diǎn)瓊脂糖溶液，按1:3比例混合。3)細(xì)胞裂解：待瓊脂凝固后，將之放入4 ℃的細(xì)胞裂解液中裂解1.5 h。4)堿性解旋：樣品用高純水輕輕沖洗裂解后，加入緩沖液中平衡30 min。5)單細(xì)胞電泳：20 V恒壓、250 mA電流，電泳20 min。6)染色及觀測(cè)：電泳后，用Gel-red進(jìn)行染色，最后在熒光正置顯微鏡(Nikon ECLIPSE 80i，日本)下觀測(cè)細(xì)胞并隨機(jī)拍取100張圖片。

利用CASP軟件導(dǎo)出彗星圖片，得到彗星DNA含量(Tail DNA%)、彗頭DNA含量(Head DNA%)、彗星長(zhǎng)度(Comet Length)、彗尾長(zhǎng)度(Tail Length)和尾距(Tail Moment)等多組數(shù)據(jù)。通過(guò)對(duì)彗星圖片的分析，一般采用Tail DNA%對(duì)其毒性進(jìn)行表征，分5級(jí)損傷程度，分別為：尾部DNA含量≤5%，無(wú)損傷；尾部DNA含量5%～20%，輕度損傷；尾部DNA含量20%～40%，中度損傷；尾部DNA含量40%～95%，高度損傷；尾部DNA含量≥95%，完全損傷[35]。使用Excel(2013)與SPSS(IBM SPSS Statistics 20)分析彗星圖片數(shù)據(jù)。

1.5 活性污泥呼吸速率的測(cè)定

將MBR曝氣池內(nèi)污泥混合液空曝24 h，使活性污泥處于內(nèi)源呼吸階段。取一定量污泥，3 000 r·min-1離心10 min，傾去上清液，加入生理鹽水，攪拌均勻后再離心。傾去上清液后，再加入生理鹽水?dāng)嚢琛㈦x心，后用pH 7.0的磷酸鹽緩沖液配制成一定濃度的污泥(MLSS=20 g·L-1)，置于磁力攪拌器上攪拌(800～1 000 r·min-1)備用。開(kāi)啟恒溫水浴(35 °C)。取清潔干燥的反應(yīng)瓶，在相應(yīng)的接口位置涂抹真空硅脂。按表1加入目標(biāo)基質(zhì)，每組試驗(yàn)設(shè)2組平行，空白對(duì)照組為表中“溫度壓力對(duì)照”組；調(diào)節(jié)測(cè)壓管中Brodie液的容量使之方便讀數(shù)并保證Brodie指示液不含氣泡。

在測(cè)定管磨砂接頭上涂上真空硅脂，塞入反應(yīng)瓶瓶口，以牛皮筋拉緊使之密封，檢查不堵不漏，然后放入微量呼吸檢壓儀的恒溫水槽中，振搖10 min，使反應(yīng)瓶?jī)?nèi)溫度與水溫一致；調(diào)節(jié)各測(cè)壓管右側(cè)中檢壓液的液面至刻度150 mm處，然后迅速關(guān)閉各管頂部的三通，使之與大氣隔斷，記錄各測(cè)壓管左側(cè)中檢壓液液面讀數(shù)(此值應(yīng)在150 mm附近)，開(kāi)啟微量呼吸檢壓儀振搖開(kāi)關(guān)，此時(shí)刻為呼吸耗氧試驗(yàn)的開(kāi)始時(shí)刻；在開(kāi)始試驗(yàn)后的0、0.25、0.5、0.75、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0、3.5、4.0、4.5、5.0、5.5、6.0 h，關(guān)閉振搖開(kāi)關(guān)，調(diào)整各測(cè)壓管右側(cè)閉管液位至150 mm處，并記錄開(kāi)管液位讀數(shù)。

表1 各瓶投加活性污泥和基質(zhì)情況Table 1 Formula of sludge and matrix

1.6 數(shù)據(jù)處理及分析

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的方差、顯著性分析以及相關(guān)性分析均使用Excel與IBM SPSS Statistics 20軟件進(jìn)行。在遺傳毒性分析中使用CANOCO 4.5軟件的除趨勢(shì)對(duì)應(yīng)分析(detrended correspondence analysis, DCA)功能，以典型對(duì)應(yīng)分析(canonical correspondence analysis, CCA)探討各水樣的生物毒性與水質(zhì)因子的關(guān)系，確定毒性與水質(zhì)的歸因。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 焦化廢水SBBR-深度處理聯(lián)合工藝各階段出水水質(zhì)

本試驗(yàn)研究于2013年9月至2014年6月進(jìn)行。根據(jù)《煉焦化學(xué)工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 16171—2012)，對(duì)于現(xiàn)有企業(yè)排水的CODCr、氨氮、總氮標(biāo)準(zhǔn)分別為100 mg·L-1、15 mg·L-1、30 mg·L-1。由表2可知，焦化廢水原水經(jīng)稀釋后，各項(xiàng)指標(biāo)隨稀釋倍數(shù)而降低。經(jīng)過(guò)強(qiáng)化SBBR工藝處理后，CODCr、TOC、氨氮、總氮去除率分別為70.7%、73.3%、87.1%、62.0%，但出水的CODCr和總氮未達(dá)標(biāo)，需要再進(jìn)行深度處理。比較3種深度處理發(fā)現(xiàn)：活性炭-臭氧催化氧化是唯一可使出水達(dá)標(biāo)的技術(shù)，對(duì)SBBR出水中殘留污染物去除較好，CODCr、TOC、氨氮、總氮的去除率分別提高15.1%、10.4%、8.2%、2.2%，而UV254指標(biāo)常用來(lái)表征水樣中芳香族物質(zhì)的含量[15, 25]，O3-AC出水的UV254檢測(cè)值為進(jìn)水的62.3%，表明該技術(shù)對(duì)芳香族有機(jī)物有較好的催化氧化分解作用；單純臭氧氧化在有機(jī)物去除效率方面不及活性炭-臭氧催化氧化，CODCr和TOC最終去除率分別達(dá)到78.7%和75.0%，根據(jù)UV254的變化，判斷有部分大分子有機(jī)物被O3氧化分解為小分子有機(jī)物；活性炭吸附在有機(jī)物去除方面幾乎沒(méi)有作用，但在氨氮和總氮去除方面體現(xiàn)出優(yōu)勢(shì)，氨氮和總氮最終去除率可達(dá)96.4%和71.3%。

表2 焦化廢水及SBBR-深度處理各階段出水的主要水質(zhì)情況Table 2 Water qualities of coking wastewater and the effluents from different stage of SBBR-advanced physic-chemical treatment system

2.2 發(fā)光細(xì)菌急性毒性

對(duì)各階段出水進(jìn)行2倍稀釋，獲得9個(gè)濃度(即出水占比為100%、50%、25%、12.5%、6.25%、3.13%、1.56%、0.78%、0.39%的水樣)的梯度水樣，檢測(cè)水樣對(duì)發(fā)光細(xì)菌發(fā)光抑制率的影響，見(jiàn)圖1。其中，經(jīng)過(guò)活性炭深度處理的JH-6水樣初始發(fā)光抑制率僅37.63%，小于50%，故用公式TU=I×100×0.02計(jì)算其毒性當(dāng)量；其余5個(gè)焦化廢水處理樣品的初始發(fā)光率均高于50%。通過(guò)擬合曲線可以推算出各階段出水的EC50值，進(jìn)而得出其毒性當(dāng)量TU(圖2)。

圖1 焦化廢水及不同處理階段出水的急性毒性Fig. 1 The acute toxicities of coking wastewater and different effluents

圖2 焦化廢水及不同處理階段出水的毒性當(dāng)量變化Fig. 2 The variability of toxic equivalents of coking wastewater and different effluents

經(jīng)過(guò)SBBR生物強(qiáng)化處理后，JH-3出水的毒性單位(TU)大幅度下降，但仍有約29.2%的剩余毒性。JH-3出水再經(jīng)臭氧-活性炭催化氧化處理后，雖然JH-4出水的CODCr在JH-3的基礎(chǔ)上又下降了51.5%，但發(fā)光細(xì)菌急性毒性卻沒(méi)有明顯變化。JH-3出水經(jīng)臭氧氧化處理后，雖然JH-5出水的CODCr相較于JH-3下降了約27.4%，但發(fā)光細(xì)菌急性毒性反而升高，可能的原因是焦化廢水中的氯離子(30～50 mg·L-1)在氧化過(guò)程中產(chǎn)生的氯或以氯作為反應(yīng)物的產(chǎn)物所體現(xiàn)的毒性，進(jìn)而抑制發(fā)光細(xì)菌的發(fā)光作用。Ma等[28]發(fā)現(xiàn)廢水中強(qiáng)極性分子(如芳香族蛋白質(zhì)等)難以被生化降解是其急性毒性的主要來(lái)源，而采用高級(jí)氧化法對(duì)焦化廢水中有機(jī)物進(jìn)行降解時(shí)，在H2O2產(chǎn)生羥基自由基、進(jìn)行氧化反應(yīng)過(guò)程中產(chǎn)生的氯[36]，卻成為高級(jí)氧化法處理后其出水急性毒性的主要來(lái)源。JH-3出水經(jīng)活性炭吸附后，出水JH-6初始抑光率小于50%，計(jì)算所得毒性當(dāng)量為1.33，其TU值在所有階段出水中最小，說(shuō)明活性炭吸附能有效去除廢水中急性毒性。劉聰[37]在對(duì)焦化廢水深度處理工藝的比較研究中也指出，活性炭吸附是消除廢水急性毒性的最佳深度處理技術(shù)。

經(jīng)過(guò)處理后的各階段出水毒性當(dāng)量均低于JH-2進(jìn)水，表明SBBR作為生化處理的核心，是生物急性毒性降低的關(guān)鍵單元；在控制最終出水的生物急性毒性方面，深度處理技術(shù)的優(yōu)劣順序?yàn)椋夯钚蕴课?臭氧-活性炭>臭氧氧化。

2.3 活性污泥微生物呼吸速率綜合毒性

焦化廢水各處理階段出水的活性污泥耗氧速率如圖3所示。焦化廢水原水(JH-1)中含有的高濃度有毒物質(zhì)抑制了活性污泥中微生物群落活性，其生化呼吸線低于內(nèi)源呼吸線(0.1>P>0.05)。焦化廢水稀釋水(JH-2)呼吸速率曲線明顯高于其他速率曲線(P<0.01)，說(shuō)明SBBR進(jìn)水污染負(fù)荷降低，毒性較大的物質(zhì)對(duì)微生物群落生長(zhǎng)呼吸的抑制作用下降，廢水中部分有機(jī)物可被微生物群落利用，使得該封閉系統(tǒng)表現(xiàn)出高耗氧率。經(jīng)過(guò)生化處理后，生化出水(JH-3)及3種深度處理出水(JH-4、JH-5、JH-6)表現(xiàn)出與內(nèi)源呼吸相似的呼吸速率。其中，進(jìn)行O3-AC處理出水(JH-5)的活性污泥生化呼吸線始終處于內(nèi)源呼吸線之下，可能原因是部分有機(jī)物被降解后，剩余的難降解物質(zhì)一般具有較高毒性，進(jìn)而導(dǎo)致單位DOC的毒性更強(qiáng)[29, 38-39]，一定程度上抑制了微生物群落呼吸作用。

2.4 單細(xì)胞凝膠電泳遺傳毒性

圖4為焦化廢水各處理階段水樣的典型彗星細(xì)胞圖，空白為正常的稀有鮈鯽魚(yú)血紅細(xì)胞核DNA，為實(shí)心圓形；JH1～JH6圖中，部分魚(yú)血紅細(xì)胞在染毒后，部分細(xì)胞DNA斷鏈發(fā)生遷移，形成彗星形狀。從正常細(xì)胞DNA與染毒細(xì)胞DNA對(duì)比可知，焦化廢水對(duì)細(xì)胞結(jié)構(gòu)有較大損傷。不同廢水樣品引起的魚(yú)血細(xì)胞DNA損傷不同，出現(xiàn)彗星的細(xì)胞比例不同，彗星細(xì)胞的彗尾DNA含量、彗尾長(zhǎng)度均有所差異，其中焦化廢水原水幾乎引起魚(yú)血細(xì)胞100%彗星率，且多數(shù)細(xì)胞核心DNA受到破壞形成斷鏈，彗尾DNA含量高且彗尾偏長(zhǎng)。

通過(guò)對(duì)圖4類似的多張彗星圖片的分析得到每一個(gè)水樣處理后彗尾DNA含量、慧頭DNA含量、彗星長(zhǎng)度、彗尾長(zhǎng)度和尾距等數(shù)據(jù)，對(duì)比各水樣的彗尾DNA含量，得出圖5。圖5為6份水樣對(duì)彗星細(xì)胞DNA損傷程度分布圖。焦化廢水原水(JH-1)對(duì)稀有鮈鯽魚(yú)血細(xì)胞DNA造成的損傷中，大約70%屬于中度及以上損傷；稀釋后(JH-2)中度及以上損傷均隨之降低。經(jīng)過(guò)生化處理SBBR單元后，出水(JH-3)表現(xiàn)出較小的遺傳毒性作用，90%以上屬于輕度損傷。而在臭氧-活性炭深度處理后，JH-4出水中輕度以下?lián)p傷下降至40%左右，但出現(xiàn)了高達(dá)30%的高度損傷，甚至還出現(xiàn)其他樣品均沒(méi)有的完全損傷，若以高度及以上損傷的發(fā)生率作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，JH-4出水全部樣品中表現(xiàn)出最強(qiáng)的遺傳毒性作用。與JH-2相比，經(jīng)過(guò)單純臭氧氧化(JH-5)和活性炭吸附(JH-6)的樣品中，中度以上損傷比例都分別上升了43%和40%，均表現(xiàn)出遺傳毒性升高的趨勢(shì)。在相似的研究中，樊青蘭[40]對(duì)焦化廢水進(jìn)行A/O生物濾池-臭氧氧化處理，采用玉米種子微核率表征各處理階段出水的遺傳毒性，同樣發(fā)現(xiàn)：雖然臭氧氧化出水中CODCr進(jìn)一步降低，但遺傳毒性較生物處理出水卻有明顯升高。

圖3 焦化廢水及不同處理階段出水的活性污泥耗氧速率Fig. 3 The oxygen uptake rates by activated sludge with coking wastewater and different effluents

圖4 焦化廢水及不同處理階段出水對(duì)魚(yú)血細(xì)胞損傷的彗星實(shí)驗(yàn)代表圖Fig. 4 SCGE photos of fish blood cells damaged by coking wastewater and different effluents

圖5 焦化廢水及不同處理階段出水的彗星細(xì)胞DNA損傷程度分布圖Fig. 5 Distribution of DNA damage degrees of fish blood cells damaged by coking wastewater and different effluents

綜合上述3種生物毒性的測(cè)試結(jié)果，不同測(cè)試物種對(duì)水樣的敏感程度不同。主要是由于廢水樣品成分復(fù)雜，可表現(xiàn)出不完全一致的急性毒性與遺傳毒性結(jié)果。焦化廢水出水經(jīng)過(guò)SBBR處理后，出水生物急性毒性下降71%，遺傳毒性表現(xiàn)出90%以上的輕度以下?lián)p傷，表明生物強(qiáng)化處理對(duì)焦化廢水生物毒性有良好的去除作用。生化出水表現(xiàn)出輕度的遺傳毒性效應(yīng)，但是仍然有67%的發(fā)光抑制率。經(jīng)過(guò)臭氧-活性炭催化氧化處理后，出水急性毒性上表現(xiàn)出與生化出水近似的發(fā)光抑制率，但其遺傳毒性卻顯著增加。臭氧氧化、臭氧催化氧化過(guò)程都促進(jìn)·OH自由基的產(chǎn)生，通過(guò)鏈?zhǔn)椒磻?yīng)而降解污染物，所以水質(zhì)有明顯的改善，特別是臭氧催化氧化處理后的出水達(dá)到《煉焦化學(xué)工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 16171—2012)對(duì)現(xiàn)有企業(yè)的排水標(biāo)準(zhǔn)，然而自由基可能使水中污染物被高度氧化，產(chǎn)生氧化態(tài)物質(zhì)對(duì)測(cè)試用模式物種的毒性比較高，因而最終出水的生物急性毒性與遺傳毒性上均升高。因此，成組生物毒性測(cè)試對(duì)于評(píng)估排水綜合毒性是非常必要的。

圖6 焦化廢水及不同處理階段出水的生物毒性與 水質(zhì)關(guān)系的典型對(duì)應(yīng)分析Fig. 6 The canonical correspondence analysis of the relationship between water quality and effluent toxicity

2.5 生物毒性的影響因素分析

各水樣生物毒性與水質(zhì)的關(guān)系如圖6所示，焦化廢水及不同處理出水的樣品分布在CCA雙軸圖的不同空間范圍內(nèi)。發(fā)光細(xì)菌急性毒性指標(biāo)TU與6種水質(zhì)指標(biāo)均表現(xiàn)出較強(qiáng)的相關(guān)性，因而推測(cè)焦化廢水原水中高達(dá)1 798 mg·L-1的CODCr及100.55 mg·L-1氨氮等造成原水強(qiáng)毒性；遺傳毒性指標(biāo)與水質(zhì)之間相關(guān)性則不明顯。

[1] 閆志者. 焦?fàn)t煤氣PSA制氫及其進(jìn)展[J]. 煉油技術(shù)與工程, 2014, 44(1): 17-19

Yan Z Z. Hydrogen production from coke oven gas and development [J]. Petroleum Refinery Engineering, 2014, 44(1): 17-19 (in Chinese)

[2] 李筱煥, 呂淑瑜. 應(yīng)用膜生物反應(yīng)器處理焦化廢水的試驗(yàn)研究[J]. 浙江冶金, 2006, 5(2): 36-38

Li X H, Lu S Y. A study on the treatment of coking wastewater using MBR [J]. Journal of Zhejiang Metallurgy, 2006, 5(2): 36-38 (in Chinese)

[3] 邢廣恩, 崔明穩(wěn). 焦化廢水的處理方法[J]. 衡水學(xué)院學(xué)報(bào), 2007, 9(1): 104-106

Xing G E, Cui M W. The method of treating the coking wastewater [J]. Journal of Hengshui University, 2007, 9(1): 104-106 (in Chinese)

[4] 錢(qián)易, 文一波, 張輝明. 焦化廢水中難降解有機(jī)物去除的研究[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 1992, 5(5): 1-9

Qian Y, Wen Y B, Zhang H M. Research on removing refractory organics from coking plant wastewater [J]. Research of Environmental Science, 1992, 5(5):1-9 (in Chinese)

[5] 何苗. 雜環(huán)化合物和多環(huán)芳烴生物降解性能的研究[D]. 北京: 清華大學(xué), 1995: 28-157

He M. A study on biodegragability of heterocyclic compounds and polycyclic aromatic hydrocarbons [D]. Beijing: Tsinghua University, 1995: 28-157 (in Chinese)

[6] Bai Y, Sun Q, Sun R, et al. Bioaugmentation and adsorption treatment of coking wastewater containing pyridine and quinoline using zeolite-biological aerated filters [J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(5): 1940-1948

[7] 趙翠. 含氮雜環(huán)芳烴廢水的生物強(qiáng)化處理技術(shù)及機(jī)理研究[D]. 北京: 北京大學(xué), 2012: 86-128

Zhao C. The technology and mechanism study of the bioaugmentation on the nitrogen heterocyclic compounds wastewater [D]. Beijing: Peking University, 2012: 86-128(in Chinese)

[8] 林清, 李琛. SBBR 工藝廢水處理中的應(yīng)用[J]. 四川化工, 2013, 16(6): 46-49

Lin Q, Li C. Research progress on the application of SBBR in wastewater treatment [J]. Sichuan Chemical Industry, 2013, 16(6): 46-49 (in Chinese)

[9] 朱小彪. 焦化廢水強(qiáng)化處理工藝特性和機(jī)理及排水生物毒性研究[D]. 北京: 清華大學(xué), 2012: 66-78

Zhu X B. Studies on characteristics, mechanism and effluent biotoxicity for enhanced treatment of coking wastewater [D]. Beijing: Tsinghua University, 2012: 66-78 (in Chinese)

[10] Bai Y, Sun Q, Zhao C, et al. Bioaugmentation treatment for coking wastewater containing pyridine and quinoline in a sequencing batch reactor [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010, 87(5): 1943-1951

[11] Zhao C, Wen D, Zhang Y, et al. Experimental and mathematical methodology on the optimization of bacterial consortium for the simultaneous degradation of three nitrogen heterocyclic compounds [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(11): 6205-6213

[12] Xing R, Zheng Z, Wen D. Comparison between UV and VUV photolysis for the pre-and post-treatment of coking wastewater [J]. Journal of Environmental Sciences, 2015, 29: 45-50

[13] 邢瑞, 溫東輝, 唐孝炎. 紫外與真空紫外深度處理焦化廢水的試驗(yàn)研究[J]. 北京大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版, 2012, 48(4): 639-646

Xing R, Wen D H, Tang X Y. Research on the advanced treatment of coking wastewater by ultraviolet or vacuum ultraviolet [J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, 2012, 48(4): 639-646 (in Chinese)

[14] 潘碌亭, 吳錦峰. 焦化廢水處理技術(shù)的研究現(xiàn)狀與進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2010, 33(10): 86-91

Pan L T, Wu J F. Progress on treatment technique of coking wastewater [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 33(10): 86-91 (in Chinese)

[15] 鄭中原. SBBR-多相臭氧催化氧化組合工藝處理焦化廢水的試驗(yàn)研究[D]. 北京: 北京大學(xué), 2014: 50-77

Zheng Z Y. Integration of SBBR and activated carbon-mediated ozonation for coking wastewater treatment [D]. Beijing: Peking University, 2014: 50-77 (in Chinese)

[16] 劉銳, 范舉紅, 穆春芳, 等. 制藥廢水的可生物降解性與生物毒性研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2011, 6(5): 485-490

Liu R, Fan J H, Mu C F, et al. Study on biodegradability and biotoxicity of pharmaceutical wastewater [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(5): 485-490 (in Chinese)

[17] 張瑛, 王斯揚(yáng), 張錫龍, 等. 不同微藻對(duì)典型行業(yè)廢水急性毒性響應(yīng)的敏感性研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2016, 11(3): 92-100

Zhang Y, Wang S Y, Zhang X L, et al. Comparative study on acute toxic effect response of four microalgae to typical industrial wastewaters [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(3): 92-100 (in Chinese)

[18] 鄒葉娜, 蔡煥興, 薛銀剛, 等. 成組生物毒性測(cè)試法綜合評(píng)價(jià)典型工業(yè)廢水毒性[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2012, 7(4): 381-388

Zou Y N, Cai H X, Xue Y G, et al. Synthetic evaluation on toxicity of typical industrial effluents using a battery of bioassays [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2012, 7(4): 381-388 (in Chinese)

[19] 楊京亞, 趙璐璐, 張洲, 等. 利用大型蚤和斑馬魚(yú)評(píng)價(jià)腈綸廢水好氧-厭氧處理過(guò)程的急性毒性和遺傳毒性變化[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2016, 11(1): 225-230

Yang J Y, Zhao L L, Zhang Z, et al. Variation in acute toxicity and genotoxicity of acrylic fiber wastewater on Daphnia magna and Danio rerio during Anaerobic - aerobic treatment process [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(1): 225-230 (in Chinese)

[20] 郭莉, 劉薇, 金一和. 印染廢水處理過(guò)程及排放水對(duì)草履蟲(chóng)遺傳毒性評(píng)價(jià)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2013, 8(6): 903-908

Guo L, Liu W, Jin Y H. Evaluation on genetic toxicity of dyeing wastewater during treatment process and effluent on Paramecium caudatum [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(6): 903-908 (in Chinese)

[21] Yu X, Zuo J, Tang X, et al. Toxicity evaluation of pharmaceutical wastewaters using the alga Scenedesmus obliquus and the bacterium Vibrio fischeri [J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 266C(2): 68-74

[22] 陳文艷, 趙遠(yuǎn), 鄭國(guó)娟, 等. 基于斑馬魚(yú)和發(fā)光細(xì)菌評(píng)估制革廢水毒性及其削減效率[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(2): 358-366

Chen W Y, Zhao Y, Zhao G J, et al. Evaluation of tannery wastewater toxicity and its reduction based on zebrafish and luminescent bacteria [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(2): 358-366 (in Chinese)

[23] Dong Y, Zhang J. Testing the genotoxicity of coking wastewater using Vicia faba and Hordeum vulgare bioassays [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2010, 73(5): 944-948

[24] US EPA. Clean Water Act [R]. Washington DC: US EPA, 2008

[25] 中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部. GB16171—2012煉焦化學(xué)工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)[S]. 北京：中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部, 2012

[26] ISO. Water quality. Test for inhibition of oxygen consumption by activated sludge for carbonaceous and ammonium oxidation [R]. Geneva：ISO, 2007

[27] 魏復(fù)盛, 寇洪茹, 洪水皆, 等. 水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法(第四版)[M]. 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002：736-740

Wei F S, Kou H R, Hong S J, et al. Water and Wastewater Monitoring Analysis Methods (4thEdition) [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2002： 736-740(in Chinese)

[28] Ma D H, Liu C, Zhu X B, et al. Acute toxicity and chemical evaluation of coking wastewater under biological and advanced physicochemical treatment processes [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(18): 18343-18352

[29] 劉聰, 陳呂軍, 朱小彪, 等. 焦化廢水 A2/O 處理過(guò)程中的組成和毒性變化規(guī)律[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(2): 291-298

Liu C, Chen L J, Zhu X B , et al. Compositional and toxic variations of coking wastewater in an A2/O treatment process [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(2):291-298 (in Chinese)

[30] 張家強(qiáng), 麥俊杰. 水源水中的遺傳毒性檢測(cè)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 廣東化工, 2012, 39(10): 135-136

Zhang J Q, Mai J J. Technology study on detection of genotoxicity for water source [J]. Guangdong Chemical Industry, 2012, 39(10): 135-136 (in Chinese)

[31] 張輝, 李娜, 馬梅, 等. 15種取代酚對(duì)淡水發(fā)光菌Q67的毒性及定量構(gòu)效分析[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2012, 7(4): 373-380

Zhang H, Li N, Ma M, et al. Quantitative structure-activity relationship for toxicity of fifteen substituted phenols to Vibrio qinghaiensis sp. Q67 [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2012, 7(4): 373-380 (in Chinese)

[32] 張博聞, 趙甲亭, 李云云, 等. 亞硒酸鈉影響無(wú)機(jī)汞/甲基汞對(duì)青?；【鶴67的毒性[J]. 包頭醫(yī)學(xué)院學(xué)報(bào), 2016, 32(8): 1-3

Zhang B W, Zhao J T, Li Y Y, et al. Effect of sodium selenite within organic mercury/methyl - mercury on the toxicity of Vibrio qinghaiensis sp. Q67 [J]. Journal of Baotou Medical College, 2016, 32(8): 1-3 (in Chinese)

[33] U.S. Environmental Protection Agency. Technical Support Document for Water Quality-Based Toxics Control, EPA/505/2-90/001 [R]. Washington DC: Office of Research and Development, U.S. Environmental Protection Agency, 1991

[34] 高磊, 李兆利, 陳輝輝, 等. 染織排水對(duì)日本青鳉幼魚(yú)和胚胎的毒性效應(yīng)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2011, 6(3): 303-309

Gao L, Li Z L, Chen H H, et al. Toxicity of dye effluent on Japanese medaka (Oryzias latipes) embryo and larava [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(3): 303-309 (in Chinese)

[35] Anderson D, Yu T-W, Phillips B, et al. The effect of various antioxidants and other modifying agents on oxygen-radical-generated DNA damage in human lymphocytes in the COMET assay [J]. Mutation Research/Fundamental and Molecular Mechanisms of Mutagenesis, 1994, 307(1): 261-271

[36] Yu X Y. Critical evaluation of rate constants and equilibrium constants of hydrogen peroxide photolysis in acidic aqueous solutions containing chloride ions [J]. Journal of Physical & Chemical Reference Data, 2004, 33(3): 747-763

[37] 劉聰. 焦化廢水生物及深度處理工藝的排水生物毒性研究[D]. 北京: 清華大學(xué), 2014: 38-50

Liu C. Research on the bio-toxicity of coking wastewater treated by biological and advanced processes [D]. Beijing: Tsinghua University, 2014: 38-50 (in Chinese)

[38] Wei X X, Zhang Z Y, Fan Q L, et al. The effect of treatment stages on the coking wastewater hazardous compounds and their toxicity [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012, s 239-240(4): 135-141

[39] 李杰. 難降解有機(jī)物的生物處理技術(shù)進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2005, 28(s1): 187-189

Li J. Technical progress on bio-treatment of refractory biodegradation organic pollutants [J]. Environmental Science and Technology, 2005, 28(s1): 187-189 (in Chinese)

[40] 樊青蘭. 不同處理階段焦化廢水對(duì)玉米胚胎發(fā)育及其毒性研究[D]. 山西: 山西大學(xué), 2011: 17-22

Fan Q L. The research of embryonic development and toxicity during the coking wastewater treatment [D]. Shanxi: Shanxi University, 2011: 17-22 (in Chinese)

◆

TheVariationofEffluentBio-toxicityinanExperimentalSystemforCokingWastewaterTreatment

Fang Yuandi, Zhang Jing, Zheng Zhongyuan, Wen Donghui*

College of Environmental Sciences and Engineering, Peking University, Beijing 100871, China

10.7524/AJE.1673-5897.20170106004

2017-01-06錄用日期2017-03-13

1673-5897(2017)3-317-10

X171.5

A

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51378019，51529801)

方元狄(1993-)，男，碩士研究生，研究方向?yàn)樗h(huán)境控制與環(huán)境生物技術(shù)，E-mail: rogerfang1@pku.edu.cn

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: dhwen@pku.edu.cn

方元狄, 張靜, 鄭中原, 等. 焦化廢水處理試驗(yàn)系統(tǒng)出水的生物毒性變化[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2017, 12(3): 317-326

Fang Y D, Zhang J, Zheng Z Y, et al. The variation of effluent bio-toxicity in an experimental system for coking wastewater treament [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 317-326 (in Chinese)