制革废水和印染废水的综合毒性评估

2017-03-15 04:18:13 20

  印染废水和制革废水是难处理废水之一,其中印染废水特点是有机物含量高、成分复杂、水质变化大、色度深,碱性强、有毒物质多等,主要含有酸碱调节剂、重金属离子、印染助剂和染料,制革废水具有色度深、悬浮物多、碱性大、耗氧量高含有较多的铬和硫化物等有毒的物质[1, 2, 3, 4, 5]. 研究表明有些处理后的工业废水的出水理化指标虽然达到国家废水排放标准,但经常仍然对受试生物仍表现出一定的毒性[6]. 生物毒性测试结合毒性评价方法弥补了理化指标监测不足,对于废水的安全排放提供更有意义的参考[7]. 因此,废水生物毒性的评估对于废水排放管理是必要的.

  目前对于废水毒性评估方法有三类:①是通过毒性试验结果进行评估,如平均毒性(average toxicity,AvTx )法[8]、毒性指数(toxic print,TxPr)法[8]、潜在毒性(potentia toxicologiae,pT)法[9]、最敏感的测试(most sensitive test,MST)法[10]、效应-稀释平均比(effect-dilution average ratio,EDAR) 法[11]等毒性分类体系,主要用于评估废水处理工艺的效果、废水分级以及确定优先控制污染源. ②融入了收纳环境的特征,包括潜在的生物降解能力、环境中其它生态、生物或物理化学参数等. ③将废水毒性与毒性负荷相结合,如Costan等[8] 于1993年提出的潜在毒性效应(potential ecotoxic effects probe,PEEP)指数法,在多种生物毒性测试及生态毒理的测试结果的基础上,还综合考虑了工业废水的排放量与毒性之间的关系. 美国环保署(USEPA)提出TIE(toxicity identification evaluation)[12, 13, 14]. 毒性鉴别评价体系,用于废水中致毒物质鉴别. 目前国内已有不少学者分别采用了生物毒性测试[15]和毒性鉴定评价[16, 17, 18],但在成组生物毒性基础上对废水毒性削减程度和毒性鉴别联合评估的研究尚不多见.

  本研究采用了发光菌急性毒性试验、斑马鱼幼鱼急性毒性试验、斑马鱼胚胎发育毒性试验及小球藻生长抑制试验; 然后通过毒性单位及4种综合评价指标AvTx、TxPr、MST及PEEP对制革及印染废水不同工业段的出水毒性进行了全面而综合的评价,通过评价结果得到不同工艺段的削减情况. 最后对印染废水进行毒性鉴别评估,从而确定导致废水产生毒性物质类型. 1 材料与方法 1.1 水样采集及存储

  污水A来自桐乡市S制革废水处理厂(见图 1). 污水B 来自嘉兴市P印染厂(见图 2). 水样采集后,并置于4℃下冷藏. 使用前取出,自然升温至24~26℃.

  图 1 制革废水采样点示意

  图 2 印染废水采样点示意

  1.2 仪器与试剂

  原子吸收光谱(240Duo,安捷伦); 紫外分光光度计(Cary100,安捷伦); 倒置显微镜(Nikon,TS100-F); 细胞培养板(Corning/Costar Co.,USA); 微孔板型多功能检测仪(PromegaCo.USA,Glomax Multi); 隔膜真空泵(GM-0.33A); 过滤装置(T-50); C18柱(WondaSep,天津市津腾实验设备有限公司); 玻璃纤维滤膜(Ф50,海宁市盐官飞特过滤器材厂).

  试验所用主要试剂:氯化钙、硫酸镁、碳酸氢钠、氯化钾、柠檬酸、柠檬酸铁胺、乙二胺四乙酸二钠、硝酸钠、磷酸氢二钾、七水硫酸镁、二水合氯化钙、碳酸钠、硼酸、四水合氯化锰、七水合硫酸锌、二水合高锰酸钠、五水合硫酸铜、六水合硝酸钴、EDTA、硫代硫酸钠、甲醇、二氯甲烷、己腈、氯化钠(上述试剂均为分析纯). 数据处理使用Origin 8.0软件. 1.3 试验方法 1.3.1 基本理化监测指标

  pH值(玻璃电极法,GB/T 6920-1986); COD(重铬酸钾法,GB/T 11914-1989); NH4+-N(纳氏试剂比色法,GB/T 7479-1987); TP(钼酸铵分光光度法,GB/T 11893-1989); 电导率(电导仪,参考文献[19]的方法); Cu、Pb、Zn、Cd、Cr(原子吸收分光光度计,GB/T 7475-1987). 1.3.2 斑马鱼幼鱼急性毒性及胚胎发育毒性试验

  幼鱼的获得:运用实验室长期稳定培养的达到性成熟斑马鱼,按照雌雄比1 ∶2的比例置于孵化盒中孵化,挑出正常幼鱼用于急性毒性试验; 形成受精卵后,立即收集鱼卵,用标准稀释水冲洗2~3次,取出残留物,用显微镜挑出正常分裂的胚胎,用于斑马鱼胚胎发育毒性试验. 96 h斑马鱼幼鱼急性毒性试验方法参照文献[20]; 斑马鱼胚胎发育毒性试验方法参照文献[21]. 1.3.3 发光菌急性毒性试验

  供试生物:明亮发光杆菌(Photobacterium phosphoreum)T3小种,实验室制作的发光细菌冻干粉,初始发光强度高于200万光子数. 方法参考刘保奇等[22]的研究.

  1.3.4 小球藻生长抑制试验

  试验用小球藻(Chlorella vulgaris). 小球藻生长抑制试验方法参照文献[23]. 最大吸收峰及小球藻初始接种浓度的确定参考梁长华[24]的研究,得到藻液的最大吸收波长为685 nm.

  1.3.5 毒性鉴别评估

  经曝气、过滤、添加Na2S2O3、添加EDTA及C18固相萃取等一系列物理化学处理后,用发光菌分别对处理后废水、洗脱液与未处理的废水进行毒性比较,毒性试验同1.3.3节[12, 13, 14]. 2 计算公式及毒性分级标准

  2.1 毒性计算公式

  AvTx的计算公式见公式(1)[25].

  式中,Ti为第i个毒性试验的毒性单位; N为参与评价的生物毒性指标数.

  TxPr的计算公式见公式(2)[25].

  式中,n为生物测定为阳性结果的毒性试验数.

  MST为最敏感的测定生物测定所对应的毒性单位值,即毒性单位最大值[25].

  PEEP的计算见公式(3)[8].

  式中,Ti为第i个毒性试验的毒性单位; n为生物测定为阳性结果的毒性试验数; N为参与评价的生物毒性指标数; Q为排水量(m3 ·h-1).

  2.2 毒性分级标准

  对不同待测废水的急性(发育)毒性进行等级 评定,毒性的分级标准分别根据毒性单位的大小[26]、AvTx、TxPr及MST大小[27]、PEEP大小对水样的综合毒性进行等级评定[8].

  3 结果与讨论

  3.1 基本理化指标

  制革和印染废水的各工艺段的重金属含量见表 1和2,常规理化指标见表 3和表 4,主要指标分别达到了《污水综合排放标准》(GB 8978-1996)的二级标准和《污水排入城市下水道水质标准》(CJ 343-2010)的A级标准,可以直接排放.

  表 1 制革废水进水及各工艺段的重金属含量

  表 2 印染废水进水及各工艺段的重金属含量

  表 3 制革废水常规理化指标

  表 4 印染废水常规理化指标

  3.2 制革废水和印染废水的综合毒性削减评估

  对于制革废水和印染废水的毒性评估以及处理工艺的毒性削减分析,选择合适的评价指数很重要. 当采用单一指示生物时,由于指示生物的灵敏度、选择性的差异,毒性评价效果差异较大. 如表 5可见,制革进水经过混凝沉淀及CASS工艺处理后对发光菌和斑马鱼幼鱼的TU值均为0,显示无毒,而对斑马鱼胚胎以及小球藻的毒性大小依次显示为微毒、微毒. TU值表明经过混凝沉淀及CASS工艺,对发光菌、斑马鱼幼鱼、斑马鱼胚胎和小球藻的毒性削减了100%、100%、90.3%和93.3%. 经过混凝沉淀和CASS工艺后AvTx、TxPr、MST和 PEEP的结果分别显示为,有毒,微毒,微毒、微毒. 其中TxPr最为敏感,得到进水、混凝沉淀和CASS池分别呈现极毒、有毒、有毒.

  对于印染废水毒性评估如表 6,可见进水经过厌氧池、好氧池及菌泥分离池工艺处理后对于发光菌的TU值为0.27,显示无毒,而对斑马鱼幼鱼、斑马鱼胚胎以及小球藻的毒性大小依次为低毒、微毒、微毒. TU值表明经过厌氧池、好氧池及菌泥分离池工艺处理后对于发光菌、斑马鱼幼鱼、斑马鱼胚胎和小球藻的毒性削减了84.1%、66.7%、87.4%和93.1%. 而通过AvTx、TxPr、MST和 PEEP的评价结果分别显示为,微毒,有毒,微毒、微毒. 其中TxPr最为敏感,得到进水、厌氧池、好氧池及菌泥分离池分别呈现极毒、极毒、有毒、有毒.

  表 5 制革废水的毒性当量及根据不同评价指标的废水毒性评价1)

  表 6 印染废水的毒性当量及根据不同评价指标的废水毒性评价

  图 3 不同化学处理后的印染废水对发光菌的毒性当量

  通过对本试验中两种废水的毒性评价可以看出,TxPr最为敏感; 在不考虑排放量的情况下根据AvTx、TxPr、MST指标显示S制革废水出水毒性略低于P印染废水出水,但是考虑排放量情况下PEEP评价结果显示S制革废水出水毒性又略高于P印染废水出水毒性,因此可以得到PEEP能够更综合地评价废水的毒性,为相关部门排放提供参考.

  3.3 毒性鉴别评估

  图 3为未处理及经不同物理化学处理后的印染废水对发光菌的毒性当量. EDTA添加处理组对毒性的削减程度明显高于要曝气处理组和Na2S2O3添加处理组,但低于过滤处理组对毒性的削减程度. 过滤后再进行添加EDTA和Na2S2O3处理后的毒性变化与之前类似,表明重金属及可滤型物质对印染废水的生物毒性具有部分贡献. 本研究对5种重金属(Cu、Pb、Zn、Cd及Cr)的含量进行了测定,其中Cu、Zn的含量较高,因此推测印染废水的部分毒性来自于金属Cu和Zn. 房春娟等[28]指出Cu对明亮发光杆菌T3的EC50为6.328 mg ·L-1; 于海等[29]报道,Zn对明亮发光杆菌T3的EC50为5.1 mg ·L-1. 因此可计算出该印染废水中金属Cu、Zn对发光菌的毒性当量分别为0.06 TU及0.30 TU,基本与经EDTA添加处理后降低的毒性当量一致. 与未经处理的印染废水相比,经C18固相萃取柱处理后,毒性得到了显著降低; 洗脱液均存在毒性; 对于进水、厌氧池、好氧池及菌泥分离池出水,与未处理组的毒性相比,过滤及C18固相萃取处理组均显现出明显的毒性降低,特别是C18固相萃取处理组更显著. 综合以上结果分析表明,推测非极性有机污染物是印染废水中主要的致毒物质,而可滤型物质、重金属、氧化性和挥发性物质导致的毒性较小. 4 结论

  (1)通过比较毒性单位、AvTx、TxPr、MST及PEEP这5种毒性评价法,PEEP法能够更有效、全面而综合地评价废水毒性; 由制革及印染废水的综合毒性评价结果可知,目前的排污标准还不能完全避免有毒废水的排放.

  (2)印染废水毒性鉴别评估表明现有处理工艺对于可滤性物质有较好降解,非极性有机物在一定程度上得到降解,而对于重金属和氧化物的去除率相对较低,由于经整个工艺处理后,非极性有机物的毒性贡献率降低,重金属及氧化物的毒性贡献率增大. 因此,对于印染废水深度处理及回用,深度处理工艺应更多考虑重金属和氧化物的去除.(来源及作者:常州大学环境与安全工程学院 黄利、陈文艳、万玉山、郑国娟、赵远、蔡强)

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