制革廢水處理系統(tǒng)各級(jí)出水的生態(tài)毒性評(píng)價(jià)

曾國(guó)驅(qū) ，賈曉珊 ，陳進(jìn)林，梅承芳

1.中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 510006；2.廣東省微生物研究所，廣東 廣州 510070

制革廢水污染物成份復(fù)雜，含有多種有毒有害物質(zhì)（李曉星等，2003），而且是一種難處理的工業(yè)廢水。國(guó)內(nèi)外的處理技術(shù)多種多樣，主要方法為物理化學(xué)處理法和生物處理法，兩種方法單獨(dú)或聯(lián)合使用。針對(duì)這類廢水中難降解有機(jī)污染物的處理技術(shù)效果評(píng)價(jià)主要包括理化方法和生物毒性方法（劉薇，2007）。其中物理化學(xué)評(píng)價(jià)指標(biāo)主要包括色度、生物需氧量(BOD)、化學(xué)需氧量(COD)、氨氮等水質(zhì)污染的常規(guī)指標(biāo)。傳統(tǒng)的物理化學(xué)方法能定量分析污染物，但大多數(shù)微量有毒污染物缺乏環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)，加上可能存在毒性更大或毒性特征不同的中間體（Sweeney 等，1994），難以直接和全面地反映各種有毒物質(zhì)對(duì)環(huán)境的綜合影響（Pintar等，2004；U S EPA，1996）。而生物測(cè)試能反映復(fù)雜體系中所有組分的綜合作用，包括各組分之間可能存在的加合作用、拮抗作用或協(xié)同作用（Sponza，2003），可彌補(bǔ)理化檢測(cè)方法的不足。選擇合適的生物測(cè)試方法或者結(jié)合使用生物測(cè)試方法和化學(xué)分析方法，不但能夠有效地預(yù)測(cè)復(fù)雜體系對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的毒理效應(yīng)，而且可以用于評(píng)價(jià)廢水處理效果和篩選合適的廢水毒性削減技術(shù)（Wang等，2003；胡洪營(yíng)等，2010；Fisher等，1998；趙建亮等，2011）。其中水生生物的急性毒性試驗(yàn)是生態(tài)毒理學(xué)最常用的指標(biāo)，應(yīng)用最為廣泛（Carins和Pratt，1993）。而溞類毒性檢測(cè)具有方法靈敏度高、耗時(shí)短、適用于急性和慢性評(píng)價(jià)等優(yōu)點(diǎn)，為常用的生物毒性測(cè)試方法（Borrely等，2000；胡洪營(yíng)等，2011；楊曉霞等，2008）?；钚晕勰嗪粑种圃囼?yàn)作為一種生物測(cè)試方法，具有快速、靈敏的優(yōu)點(diǎn)，在生物處理系統(tǒng)的毒性預(yù)警和評(píng)價(jià)廢水處理的有效程度方面也得到應(yīng)用（Kim，1994）。

本研究采用大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)和活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)，對(duì)制革廢水處理系統(tǒng)各個(gè)環(huán)節(jié)出水進(jìn)行試驗(yàn)，以評(píng)價(jià)其處理環(huán)節(jié)的效果，為同時(shí)脫硫、脫色和脫氮的厭氧技術(shù)的應(yīng)用提供參考。

表1 試驗(yàn)水樣的水質(zhì)指標(biāo)Table 1 Quality of tested wastewater

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)水樣

試驗(yàn)水樣采自制革廢水處理系統(tǒng)，其工藝流程示意圖見圖1。

試驗(yàn)水樣分別為進(jìn)水和經(jīng)厭氧處理工藝處理后的出水，其中厭氧處理工藝處理后的出水依次為厭氧脫硫反應(yīng)器的出水、脫色厭氧反應(yīng)器出水、微曝氣反應(yīng)器出水和厭氧氨氧化反應(yīng)器出水，采樣測(cè)定的水質(zhì)指標(biāo)見表1。

2.2 儀器設(shè)備

PQX-280A-22H型光照培養(yǎng)箱(寧波萊?？萍脊?；DSR-THEXT溫濕度計(jì)(杭州佐格通信設(shè)備公司)；CPA225D電子天平(賽多利斯科學(xué)儀器公司)；HI8424 NEW便攜式防水型pH/mV/℃測(cè)定儀(意大利HANNA公司)；Oxi 330i型溶解氧測(cè)定儀(德國(guó)WTW公司)；Avanti J-30高速冷凍離心機(jī)（美國(guó)貝克曼公司）；BI-2000電解呼吸儀（Bioscience，Inc）等。

2.3 試驗(yàn)用水

2.3.1 大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)

按以下配方制備試驗(yàn)用水（國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局，2004；ISO，1998；國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局，1991；全國(guó)危險(xiǎn)化學(xué)品管理標(biāo)準(zhǔn)化技術(shù)委員會(huì)，2008a，2008b；OECD，2004）。

1）氯化鈣溶液：將11.76 g CaCl2·2H2O溶解于去離子水中，稀釋至1 L；2）硫酸鎂溶液：將4.93 g MgSO4·7H2O溶解于去離子水中，稀釋至1 L；3）碳酸氫鈉溶液：將2.59 g NaHCO3溶解于去離子水中，稀釋至1 L；4）氯化鉀溶液：將0.23 g KCl溶解于去離子水中，稀釋至1 L。

各取以上4種溶液25 mL加以混合并用去離子水稀釋至1 L。必要時(shí)用氫氧化鈉溶液或鹽酸溶液調(diào)節(jié)pH值，使其穩(wěn)定在7.8±0.2。

2.3.2 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

無離子水。

2.4 試驗(yàn)培養(yǎng)基

活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)使用蒸餾水配制合成污水作為試驗(yàn)培養(yǎng)基，配方按文獻(xiàn)（國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局，2004；OECD，1984；全國(guó)危險(xiǎn)化學(xué)品管理標(biāo)準(zhǔn)化技術(shù)委員會(huì)，2008；ISO，2007），如表2所示。

表2 合成污水的配方Table 2 Synthetic sewage feed

2.5 參比物

2.5.1 溞大型活動(dòng)抑制試驗(yàn)

以重鉻酸鉀作為參比物，對(duì)大型溞作敏感性檢查。設(shè)置1個(gè)空白對(duì)照組和5個(gè)質(zhì)量濃度試驗(yàn)組，質(zhì)量濃度分別為0.50、0.89、1.58、2.81和5.00 mg·L-1，每組幼溞數(shù)量為20。

2.5.2 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

使用參比物3,5-二氯苯酚檢查參照物對(duì)活性污泥的呼吸抑制率。參比物 3,5-二氯苯酚購(gòu)自 A Johohson Matthey Company。用 1 mol·L-1NaOH 溶液10 mL溶解0.5 g 3,5-二氯苯酚，用蒸餾水稀釋到1 L，即為3,5-二氯苯酚溶液，該溶液的質(zhì)量濃度為500 mg·L-1，其pH值在7～8之間。試驗(yàn)質(zhì)量濃度為5、10、20 mg·L-1，計(jì)算 3 h-EC50值。

2.6 試驗(yàn)生物

大型溞(Daphnia magna)是枝角類浮游生物，雌雄異體，其體型小，長(zhǎng)圓形，分為頭部和軀干，頭部有2對(duì)明顯的觸角，其中第2對(duì)觸角是主要的運(yùn)動(dòng)器官，正常生長(zhǎng)、繁殖的溫度范圍在15～25 ℃，在適宜的條件下可進(jìn)行孤雌生殖，環(huán)境條件惡化時(shí)進(jìn)行兩性生殖，分布于多種自然水體中，對(duì)污染物很敏感。

表3 各試驗(yàn)瓶溶液體系的組成Table 3 composition of test system

本研究試驗(yàn)用大型溞來源于中國(guó)疾病預(yù)防控制中心，在試驗(yàn)條件下馴養(yǎng)3 d以上，溞齡≤24 h。

活性污泥是微生物群體及它們所依附的有機(jī)物質(zhì)和無機(jī)物質(zhì)的總稱。微生物群體主要包括細(xì)菌、原生動(dòng)物和藻類等。運(yùn)轉(zhuǎn)良好的活性污泥，是以絲狀菌為骨架由球狀菌組成的菌膠團(tuán)，沉降性好，其性能指標(biāo)包括：混合液懸浮固體、污泥沉降比、污泥指數(shù)（污泥體積指數(shù)、污泥密度指數(shù)）?；钚晕勰喑Ｓ脕硖幚砦郏◤U）水。

本研究試驗(yàn)用活性污泥來源于廣州某城市污水處理廠，參照《化學(xué)品測(cè)試方法》（國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局，2004）進(jìn)行前處理：污泥取回實(shí)驗(yàn)室后用自來水沖洗，離心，倒出上清液，重復(fù)操作3次，取少量洗過污泥稱質(zhì)量、干燥。從該結(jié)果計(jì)算出試驗(yàn)所需污泥的量，然后配制一定質(zhì)量濃度的活性污泥混合懸浮液。測(cè)得污泥質(zhì)量濃度為20.6 g·L-1，稀釋至約10 g·L-1用于試驗(yàn)，試驗(yàn)時(shí)活性污泥的最終質(zhì)量濃度為1.5 g·L-1。

2.7 試驗(yàn)條件

2.7.1 溞大型活動(dòng)抑制試驗(yàn)

試驗(yàn)前24 h選取懷卵的健康母溞置于試驗(yàn)環(huán)境中馴養(yǎng)，光強(qiáng)為2000 lx，光照周期為16 h光照，8 h為黑暗，溫度為（20±1）℃，以實(shí)驗(yàn)室純種培養(yǎng)的小球藻（Chlorella vulgaris）喂養(yǎng)。正式試驗(yàn)時(shí)試驗(yàn)溫度為（20±1）℃，光強(qiáng)為2000 lx，光照周期為16 h，光照8 h為黑暗，試驗(yàn)期間不喂食。

2.7.2 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

溫度：（20±2）℃。

2.8 試驗(yàn)方法

2.8.1 溞大型活動(dòng)抑制試驗(yàn)

采用48 h靜態(tài)試驗(yàn)的方法，進(jìn)行水樣對(duì)大型溞的急性活動(dòng)抑制試驗(yàn)。首先進(jìn)行24 h預(yù)試驗(yàn)，然后根據(jù)預(yù)試驗(yàn)的結(jié)果，在包括使全部大型溞產(chǎn)生活動(dòng)抑制的最低體積分?jǐn)?shù)和未產(chǎn)生活動(dòng)抑制的最高體積分?jǐn)?shù)之間，按照等對(duì)數(shù)間距設(shè)置體積分?jǐn)?shù)組，每個(gè)體積分?jǐn)?shù)組設(shè)置4個(gè)平行，每個(gè)平行放入的大型溞數(shù)量為5。在24 h和48 h計(jì)數(shù)大型溞的受抑制數(shù)量。

2.8.2 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

按表3配制各試驗(yàn)瓶中的溶液體系。設(shè)定電解呼吸儀從試驗(yàn)開始到試驗(yàn)結(jié)束期間，每隔0.1 h記錄每個(gè)試驗(yàn)瓶的氧氣消耗量。

2.9 數(shù)據(jù)處理

大型溞毒性以48 h-EC50表示，EC50以質(zhì)量濃度或體積分?jǐn)?shù)表示。應(yīng)用DAS 2.1.1軟件，采用Bliss法分析48 h-EC50。

活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)：整理統(tǒng)計(jì)各組試驗(yàn)液的溶解氧濃度，計(jì)算各組試驗(yàn)液的呼吸速率和呼吸抑制百分率。應(yīng)用DAS 2.1.1軟件，采用Bliss法分析3 h-EC50及其置信區(qū)間。

其中：△t表示時(shí)間間隔；R0表示0時(shí)刻的溶解氧，mg·L-1；Rt表示終止時(shí)刻的溶解氧，mg·L-1；Rs表示受試物試驗(yàn)組的耗氧速率，mg·L-1·h-1；RC1表示試驗(yàn)對(duì)照組 1 的耗氧速率，mg·L-1·h-1；RC2表示試驗(yàn)對(duì)照組 2的耗氧速率，mg·L-1·h-1。

2.10 生態(tài)毒性等級(jí)劃分

根據(jù)Bulich（1982）提出的方法。EC50<25%為強(qiáng)毒，EC50=25%～75%為毒，EC50=75%～100%為微毒，EC50>100%或求不出EC50為無毒。

3 結(jié)果

3.1 大型溞的生態(tài)毒性

3.1.1 大型溞敏感性檢查

重鉻酸鉀對(duì)大型溞的敏感性檢查的結(jié)果如表4所示。其結(jié)果表明參比物重鉻酸鉀的24 h-EC50為2.0 mg·L-1，符合要求，可用于試驗(yàn)（OECD，2004）。

3.1.2 對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果

3.1.2.1 進(jìn)水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)

進(jìn)水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果，如表5所示。結(jié)果表明，隨著暴露濃度的增加和時(shí)間的延長(zhǎng)，大型溞受抑制率呈明顯的上升趨勢(shì)。24 h時(shí)，10.0%～22.5%體積分?jǐn)?shù)組未發(fā)現(xiàn)大型溞有異常行為，33.7%～50.6%體積分?jǐn)?shù)組部分大型溞活動(dòng)受到抑制；48 h時(shí)，22.5%體積分?jǐn)?shù)組大型溞活動(dòng)開始受到抑制，50.6%體積分?jǐn)?shù)組大部分大型溞活動(dòng)受到抑制。

表4 大型溞敏感性檢查Table 4 Determination of the sensitivity of Daphnia magna

表5 進(jìn)水對(duì)大型溞 活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 5 The experimental results of acute toxicity of influent

3.1.2.2 厭氧脫硫反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)

厭氧脫硫反應(yīng)器的出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果，如表6所示。從結(jié)果可以看出，24 h和48 h時(shí)，均從14.8%體積分?jǐn)?shù)組開始部分大型溞活動(dòng)受到抑制，而且同一體積分?jǐn)?shù)組大型溞活動(dòng)受到抑制的數(shù)量一樣。

表6 厭氧脫硫反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 6 The experimental results of acute toxicity of effluent from ABR for sulfate reduction

3.1.2.3 脫色厭氧反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)

脫色厭氧反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果，如表7所示，48.0%體積分?jǐn)?shù)組半數(shù)大型溞活動(dòng)受到抑制。

表7 脫色厭氧反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 7 The experimental results of acute toxicity of effluent from ABR for decolorization to Daphnia magna

表8 微曝氣反應(yīng)器出水對(duì)大型溞 活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 8 The experimental results of acute toxicity of effluent of microaerophilic

3.1.2.4 微曝氣反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)

微曝氣反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果（表8）顯示，24 h時(shí)55.5%體積分?jǐn)?shù)組大型溞活動(dòng)未受抑制；在48 h時(shí)55.5%體積分?jǐn)?shù)組出現(xiàn)大型溞活動(dòng)受抑制現(xiàn)象，而98.4%體積分?jǐn)?shù)組大型溞活動(dòng)受抑制的數(shù)量翻倍。

3.1.2.5 厭氧氨氧化反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)

厭氧氨氧化反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)的結(jié)果，如表9所示。該結(jié)果為預(yù)試驗(yàn)結(jié)果，結(jié)果顯示100%體積分?jǐn)?shù)組大型溞活動(dòng)未受抑制，也未見異常行為，不需要做正式試驗(yàn)。表明厭氧氨氧化段段出水對(duì)大型溞活動(dòng)無抑制作用。

表9 厭氧氨氧化反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 9 The experimental results of acute toxicity of effluent from ABR for Anammox

3.1.3 大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果統(tǒng)計(jì)和評(píng)價(jià)

對(duì)制革廢水處理系統(tǒng)各個(gè)環(huán)節(jié)出水進(jìn)行大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)，其生態(tài)毒性結(jié)果，如表10所示。結(jié)果顯示，進(jìn)水48 h-EC50、厭氧脫硫反應(yīng)器的出水48 h-EC50、脫色厭氧反應(yīng)器出水48 h-EC50、微曝氣反應(yīng)器出水48 h-EC50和厭氧氨氧化反應(yīng)器出水48 h-EC50分別為41.3%、32.2%、48.0%、91.2%和無抑制作用，對(duì)應(yīng)的毒性等級(jí)分別為毒、毒、毒、微毒或無毒（考慮到置信區(qū)間）、無毒。表明廢水經(jīng)過脫硫、脫色和脫氮等各環(huán)節(jié)處理后，對(duì)大型溞的急性毒性呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)。其中厭氧脫硫反應(yīng)器的出水48 h-EC50比進(jìn)水的48 h-EC50值略低（即毒性增大），厭氧氨氧化反應(yīng)器出水（即廢水處理系統(tǒng)整體的出水）對(duì)大型溞活動(dòng)無毒性作用。

表10 處理工藝各階段對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)結(jié)果統(tǒng)計(jì)Table 10 The results of acute toxicity of influent to Daphnia magna

3.2 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

3.2.1 活性污泥有效性驗(yàn)證結(jié)果

活性污泥有效性驗(yàn)證結(jié)果，如表 11所示。試驗(yàn)結(jié)果顯示，對(duì)照試驗(yàn)開始和結(jié)束時(shí)呼吸速率分別為 22.2 mg·(L·h)-1和 21.4 mg·(L·h)-1，2 組對(duì)照呼吸之差為2.2%，滿足對(duì)照組呼吸之差在15%之內(nèi)的要求。通過 DAS軟件分析，參比物 3 h-EC50為 8.9 mg·L-1，滿足質(zhì)量控制的要求。

3.2.2 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果

3.2.2.1 進(jìn)水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

進(jìn)水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果，如表12所示。結(jié)果表明，隨著廢水體積分?jǐn)?shù)的提高，活性污泥呼吸抑制率逐漸增加，10%體積分?jǐn)?shù)的進(jìn)水廢水對(duì)活性污泥呼吸抑制率為8.5%，而90%體積分?jǐn)?shù)的進(jìn)水廢水對(duì)活性污泥呼吸抑制率增大到40.1%。

表11 3,5-二氯苯酚的3 h活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 11 The experimental results of 3h test of 3, 5-dichlorophenol

3.2.2.2 厭氧脫硫反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

從表13中可以發(fā)現(xiàn)，10%體積分?jǐn)?shù)的厭氧脫硫反應(yīng)器出水的呼吸速率比試驗(yàn)對(duì)照組的呼吸速率大，因此沒有呼吸抑制作用，然而厭氧脫硫反應(yīng)器出水體積分?jǐn)?shù)增加到50%，其呼吸速率明顯變小。

3.2.2.3 脫色厭氧反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

從脫色厭氧反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)的結(jié)果（表14）可以知道，不同體積分?jǐn)?shù)脫色厭氧反應(yīng)器出水呼吸抑制百分率變化不明顯。

3.2.2.4 微曝氣反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

表15的結(jié)果顯示，10%微曝氣反應(yīng)器出水的呼吸速率與對(duì)照組相差不大，50%微曝氣反應(yīng)器出水體積分?jǐn)?shù)時(shí)，呼吸速率下降較明顯；90%微曝氣反應(yīng)器出水體積分?jǐn)?shù)時(shí)，呼吸速率則下降趨緩。

3.2.2.5 厭氧氨氧化反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)

厭氧氨氧化反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果，如表16所示。從結(jié)果中可以看出，不同體積分?jǐn)?shù)的厭氧氨氧化反應(yīng)器出水的呼吸速率與對(duì)照組的呼吸速率相差無幾，對(duì)活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)無抑制作用。

表12 進(jìn)水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 12 The experimental results of influent activated sludge, respiration inhibition test

表13 厭氧脫硫反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 13 The experimental results of activated sludge, respiration inhibition test of effluent from ABR for sulfate reduction

表14 脫色厭氧反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 14 The experimental results of activated sludge, respiration inhibition test of effluent from ABR for decolorization

表15 微曝氣反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果Table 15 The experimental results of activated sludge, respiration inhibition test of effluent of microaerophilic

表16 厭氧氨氧化反應(yīng)器出水活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果和評(píng)價(jià)Table 16 The experimental results of activated sludge, respiration inhibition test of effluent from ABR for Anammox

3.2.3 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果統(tǒng)計(jì)和評(píng)價(jià)

對(duì)制革廢水處理系統(tǒng)各個(gè)環(huán)節(jié)出水進(jìn)行活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)，其生態(tài)毒性的結(jié)果，如表17所示。結(jié)果顯示，進(jìn)水3 h-EC50、厭氧脫硫反應(yīng)器出水3 h-EC50、脫色厭氧反應(yīng)器出水3 h-EC50、微曝氣反應(yīng)器出水3 h-EC50、厭氧氨氧化反應(yīng)器出水3 h-EC50，分別為178.2%、101.5%、689.7%、184.6%和無抑制作用，對(duì)應(yīng)的毒性等級(jí)分別為無毒、無毒或微毒（考慮到置信區(qū)間）、無毒、無毒、無毒。表明進(jìn)水經(jīng)過脫硫、脫色和脫氮等各環(huán)節(jié)處理后，對(duì)活性污泥呼吸抑制毒性總體上呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)。其中脫厭氧脫硫反應(yīng)器出水3 h-EC50比進(jìn)水的3 h-EC50值略低（即毒性增大），微曝氣反應(yīng)器出水3 h-EC50比進(jìn)水的3 h-EC50值高，而比脫色段出水3 h-EC50的低，厭氧氨氧化段出水（即廢水處理系統(tǒng)整體的出水）對(duì)活性污泥呼吸無抑制作用，求不出EC50。

表17 處理工藝各階段活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)結(jié)果和評(píng)價(jià)Table 17 The results of activated sludge, respiration inhibition test of each unit

盡管得出的進(jìn)水和各反應(yīng)器出水的毒性等級(jí)為無毒或微毒，但仔細(xì)分析其中的毒性差異較明顯。

4 討論

廢水中的毒性物質(zhì)往往會(huì)抑制活性污泥中微生物的活性，造成處理系統(tǒng)運(yùn)轉(zhuǎn)不穩(wěn)定甚至失敗?，F(xiàn)有的常規(guī)監(jiān)測(cè)指標(biāo)COD、BOD、氨氮和色度等還不能完全準(zhǔn)確、及時(shí)地反映進(jìn)水水質(zhì)的這種毒害性。制革廢水處理系統(tǒng)的前期研究中，制革廢水處理系統(tǒng)的厭氧氨氧化ABR的污泥對(duì)毒性敏感，遇到正在運(yùn)行正常的厭氧氨氧化ABR失去厭氧氨氧化作用的問題。因此，污水水質(zhì)的毒性檢測(cè)極為重要（Copp和Spanjers，2004；Yoong等，2000）。

常規(guī)的水質(zhì)分析的數(shù)據(jù)顯示，制革廢水依次經(jīng)過脫硫、脫色和脫氮等各環(huán)節(jié)處理，處理效果良好。生態(tài)毒性試驗(yàn)的結(jié)果表明制革廢水依次經(jīng)過脫硫、脫色和脫氮等各環(huán)節(jié)處理后，對(duì)大型溞的急性毒性呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)，但其中厭氧脫硫反應(yīng)器的出水48 h-EC50比進(jìn)水的48 h-EC50值略低（即毒性增大）。而活性污泥呼吸抑制的結(jié)果總體上也有類似的趨勢(shì)，同樣出現(xiàn)厭氧脫硫反應(yīng)器的出水3 h-EC50比進(jìn)水的3 h-EC50值低（即毒性增大）的情況，但脫色厭氧反應(yīng)器出水3 h-EC50比厭氧脫硫反應(yīng)器和微曝氣反應(yīng)器出水的3 h-EC50值高。這與大型溞的急性毒性試驗(yàn)結(jié)果不同。分析厭氧脫硫反應(yīng)器出水的毒性增大的原因，推測(cè)其主要原因是進(jìn)水經(jīng)過厭氧脫硫反應(yīng)器的處理，廢水中含有的硫酸鹽質(zhì)量濃度大幅度降低，硫酸鹽發(fā)生還原作用產(chǎn)生毒性很強(qiáng)的硫化物所致。即使在低體積分?jǐn)?shù)（14.8%體積分?jǐn)?shù)組）的情況下，部分大型溞活動(dòng)開始受到抑制，這與陸慧鋒等（2010）用發(fā)光細(xì)菌試驗(yàn)得出的結(jié)果相類似。預(yù)示要對(duì)產(chǎn)生的硫化物進(jìn)行處理。分析脫色厭氧反應(yīng)器出水3 h-EC50值比厭氧脫硫反應(yīng)器出水高，是由于厭氧脫硫反應(yīng)器產(chǎn)生的硫化物進(jìn)行了吹脫處理，毒性得以降低；另外一個(gè)原因是脫色厭氧反應(yīng)器發(fā)生生物脫色降解，導(dǎo)致脫色厭氧反應(yīng)器出水的BOD5/COD的比值升高，可生化性提高，故脫色厭氧反應(yīng)器出水3 h-EC50比厭氧脫硫反應(yīng)器出水的3 h-EC50值高。脫色厭氧反應(yīng)器出水經(jīng)過微曝氣處理，其BOD5/COD的比值有所下降，可生化性降低，因此厭氧脫硫反應(yīng)器出水的3 h-EC50值比微曝氣反應(yīng)器出水高。

盡管制革廢水依次經(jīng)過脫硫、脫色和脫氮等各環(huán)節(jié)處理后，對(duì)大型溞和對(duì)活性污泥的毒性趨勢(shì)基本相同，但對(duì)大型溞的毒性等級(jí)比對(duì)活性污泥的毒性大。對(duì)微生物的毒性研究，一般從其生長(zhǎng)速率、生物量等方面進(jìn)行（Tzoris等，2005）。以往有研究表明，測(cè)試方法和受試對(duì)象的不同，毒性評(píng)估結(jié)果差異很大（Ricco等，2004）。還有Dalzell等（2002）對(duì)比研究了硝化抑制、ATP發(fā)光、呼吸測(cè)量、酶抑制和Microtox 5種毒性檢測(cè)方法，得出呼吸法成本最低，耗時(shí)最少，與活性污泥行為相關(guān)性最好。因此，呼吸法是研究對(duì)活性污泥毒害作用的一種快速有效的方法。比較和綜合制革廢水處理系統(tǒng)各反應(yīng)器出水對(duì)大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)和活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)的結(jié)果，顯然大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)比活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)更為敏感，因此也適合用作制革廢水的毒性快速檢測(cè)。

將大型溞和活性污泥毒性測(cè)試結(jié)果與常規(guī)的水質(zhì)分析結(jié)果進(jìn)行比較，制革廢水依次經(jīng)過脫硫、脫色和脫氮等各環(huán)節(jié)處理后，COD、BOD、色度等水質(zhì)指標(biāo)盡管也呈現(xiàn)逐漸降低的結(jié)果，但就各反應(yīng)器情況而言，出現(xiàn)與大型溞和活性污泥毒性測(cè)試結(jié)果不一致的情況。因此，將常規(guī)的水質(zhì)指標(biāo)結(jié)合生態(tài)毒性的結(jié)果來進(jìn)行分析，可以得到全面的解析，可為廢水處理提供預(yù)警和效果評(píng)價(jià)提供科學(xué)依據(jù)。

5 結(jié)論

1）制革廢水經(jīng)過厭氧脫硫反應(yīng)器、脫色厭氧反應(yīng)器、微曝氣反應(yīng)器和厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫硫、脫色和脫氮等各環(huán)節(jié)處理后，各處理單元出水對(duì)大型溞的急性毒性呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)，對(duì)活性污泥呼吸抑制毒性總體上也呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)。

2）大型溞和活性污泥可用作制革廢水的毒性快速檢測(cè)，其中大型溞比活性污泥更為敏感。

3）大型溞活動(dòng)抑制試驗(yàn)和活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)的結(jié)果與化學(xué)分析的結(jié)果既相互補(bǔ)充，又相互驗(yàn)證，可為評(píng)價(jià)廢水處理的效果及程度、指導(dǎo)廢水處理提供參考和幫助。

BORRELY S I, SAMPA M H O, PEDROSO C B, et al.2000.Radiation processing of wastewater evaluated by toxicity assays [J].Radiation Physics and Chemistry, 57: 507-511.

BULICH A A.1982.A practical and reliable for monitoring the toxicity of aquatic samples.Process Biochemistry, 17(2): 42-47.

CARINS J Jr, PRATT J R.1993.Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates[M].Rosenberg D M, Resh V H(eds).NewYork:Chapman & Hall Inc.

COPP J B, SPANJERS H.2004.Simulation of respirometry-based detection and mitigation of activated sludge toxicity [J].Control Engineering Practice, 12: 305-313.

DALZELL D J B, ALTE S, ASPICHUETA E, et al.2002.A comparison of five direct toxicity assessment methods to determine toxicity of pollutants to activated sludge[J].Chemosphere, 47: 535-545.

FISHER D J, KNOTT M H, TURLEY B S, et al.1998.Acute and chronic toxicity of industrial and municipal effluents in Maryland, U S[J].Water Environment Research, 70(1): 101-107.

ISO.1998.ISO 6341 Water Quality-Determination of the Inhibition of the Mobility ofDaphnia magnaStraus (Cladocera, Crustacea) [S].Geneva:ISO.

ISO.2007.ISO 8192 Water Quality-Test for inhibition of oxygen consumption by activated sludge for carbonaceous and ammonium oxidation[S].Geneva: ISO.

KIM C W.1994.Continuous and early detection of toxicity in industrial wastewater using an online respiration meter[J].Water Science and Technology, 30(3): 11-19.

OECD.1984.OECD Guidelines for Testing of Chemicals, 209 Activated Sludge, Respiration Inhibition Test.Paris: OECD.

OECD.2004.OECD Guidelines for Testing of Chemicals, 202Daphniasp.Acute Immobilization Test.Paris: OECD.

PINTAR A, BESSON M, GALLEZOT P, et al.2004.Toxicity toDaphnia magnaandVibrio fischeriof kraft bleach plant effluents treated by catalytic wet-air oxidation[J].Water Research, 38(2): 289-300.

RICCO G, TOMEI M C, RAMADORI R, et al.2004.Toxicity assessment of common xenobiotic compounds on municipal activated sludge:Comparison between respirometry and Microtox?[J].Water Research,38(8): 2103-2110.

SPONZA D T.2003.Application of toxicity tests into discharges of the pulp-paper industry in Turkey[J].Ecotoxicology and Environmental Safety, 54(1):74-86.

SWEENEY E A, CHIPMAN J K, FORSYTHE S J.1994.Evidence for direct-acting oxidative genotoxicity by reduction products of azo dyes[J].Environmental Health Perspectives, 102(Suppl 6): 119-122.

TZORIS A, FERNANDEZ-PETERZ V, HALL E A H.2005.Direct toxicity assessment with a mini portable respirometer[J].Sensors and Actuators B:Chemical, 105(1): 39-49.

U S ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (US EPA).1996.The application of toxicity based criteria for the regulatory control of wastewater discharges[M].Washington, DC: U S EPA: 234-287.

WANG C X, WANG Y, KIEFER F, et al.2003.Ecotoxicological and chemical characterization of selected treatment process effluents of municipal sewage treatment plant[J].Ecotoxicology and Environmental safety, 56(2):211-217.

YOONG E T, LANT P A, GREENFIELD P F.2000.In siturespirometry in an SBR treating wastewater with high phenol concentrations[J].Water Research, 34(1): 239-245.

國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.1991.GB/T 13266—1991水質(zhì) 物質(zhì)對(duì)蚤類(大型蚤)急性毒性測(cè)定方法[S].北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社.

國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.2004.化學(xué)品測(cè)試方法[M].北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社.

胡洪營(yíng), 吳乾元, 楊揚(yáng), 等.2011.面向毒性控制的工業(yè)廢水水質(zhì)安全評(píng)價(jià)與管理方法[J].環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào), 1(1): 46-51.

胡洪營(yíng), 趙文玉, 吳乾元.2010.工業(yè)廢水污染治理途徑與技術(shù)研究發(fā)展需求[J].環(huán)境科學(xué)研究, 23(7): 861-868.

李曉星, 俞從正, 馬興元.2003.制革廢水處理的研究進(jìn)展[J].中國(guó)皮革,3(19): 26-31.

劉薇.部分典型有機(jī)污染物及其主要降解產(chǎn)物的生態(tài)毒理效應(yīng)研究[D].大連: 大連理工大學(xué), 2007: 1-3.

陸慧鋒, 賴玢潔, 蔡靖, 等.2010.同步脫氮除硫工藝基質(zhì)及產(chǎn)物對(duì)發(fā)光細(xì)菌的急性毒性[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 30(5): 972-978.

全國(guó)危險(xiǎn)化學(xué)品管理標(biāo)準(zhǔn)化技術(shù)委員會(huì).2008.GB/T 21796—2008化學(xué)品 活性污泥呼吸抑制試驗(yàn)[S].北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社.

全國(guó)危險(xiǎn)化學(xué)品管理標(biāo)準(zhǔn)化技術(shù)委員會(huì).2008.GB/T 21830—2008化學(xué)品 溞類急性活動(dòng)抑制試驗(yàn)[S].北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社.

楊曉霞, 周啟星, 王鐵良.2008.海上石油生產(chǎn)水的水生生態(tài)毒性[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 28(3):544-549.

趙建亮, 方怡向, 應(yīng)光國(guó).2011.工業(yè)廢水毒性鑒定評(píng)價(jià)方法體系的建議及其應(yīng)用示例[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 20(3): 549-559.