氯化/脱氯消毒对污水发光细菌毒性的影响

　魏杰，宁大亮，王丽莎，魏东斌，胡洪营
（清华大学 环境科学与工程系 环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京 100084）

　　摘　要 利用发光细菌法考察了氯化/脱氯消毒后污水生物毒性的变化及余氯形态、氨氮和有机物对消毒后污水生物毒性的影响。研究发现，氯化/脱氯消毒后污水的生物毒性显著增强；余氯呈化和态时生物毒性随投氯量增大而增强，污水对发光细菌的发光抑制率与投氯量有较好的对数关系；余氯呈游离态时，生物毒性随投氯量的变化出现峰值，当投氯量继续增大，生物毒性有所减小；低投氯量下氨氮有削弱污水消毒后的生物毒性的倾向，而有机物有增强污水消毒后的生物毒性的倾向。
　　关键词 污水消毒；氯化消毒；氯化/脱氯消毒；生物毒性

　　污水回用是解决我国目前水资源紧缺的重要途径，其关键问题是水质安全保障问题。消毒可以杀灭病原微生物，防止流行疾病的传播，是保障回用水生物学安全的必要措施。但在消毒处理中可能产生一些具有生物毒性的副产物，带来一些生态安全的负面效应^[1]。
　　目前针对饮用水消毒的研究很多，但有关污水消毒的研究较少，而污水中污染物的种类和数量比饮用水中更多，消毒的情况更为复杂^[2,3]。如何处理好生物学安全和生态安全的关系是污水消毒处理中面临的主要矛盾。由于目前能够测定的仅是较少的一部分消毒副产物^[4]，考察消毒副产物的生成量具有一定的局限性，并且人们更为关注的是消毒副产物所表现出来的生物毒性，这样对整个水样的生物毒性的考察就显得尤为重要。本研究针对最常用的污水氯化/脱氯消毒，利用发光细菌法考察了其对污水生物毒性的影响。

1 材料与方法

1.1 污水
　　本研究选取清华大学环境模拟与控制国家重点联合实验室的生活污水处理实验装置出水，即生物滤池出水（BF，Biological Filter effluent）和膜生物反应器出水（MB，Membrane Bioreactor effluent）以及北京市某污水处理厂二沉池出水（AS，effluent mainly treated with Activated Sludge Process）为研究对象，水质指标如表1所示。
1.2 氯消毒剂
　　氯消毒剂采用次氯酸钠（分析纯）溶液，使用前将其稀释成有效氯含量分别为10、1和0.1g/L的次氯酸钠贮备液，置于暗处4℃下保存，每次实验前测定有效氯含量后立即使用。
1.3 脱氯剂
　　脱氯剂采用亚硫酸纳（分析纯），使用前配制成浓度分别为10^-1，10^-2，10^-3mol/L的亚硫酸钠溶液，当天配制当天使用。

表1 实验用污水水质

污水种类

NH₃-N(mg N/L)

COD(mg/L)

DOC(mg/L)

UV_253.7(1/cm)

BF

<0.2

52.7

5.12

0.05

MB

14

19.5

1.48

0.06

AS

0.5~2.2

19.8~24.0

10.20~10.64

0.11~0.13

1.4 污水消毒实验

　　首先调节污水pH值为7，然后取一系列具有内衬四氟乙烯膜瓶塞的600 mL玻璃瓶中，往瓶中加入pH=7的pH缓冲溶液（氢氧化钠11.7g/L，磷酸二氢钾68.1g/L）12.5mL和污水约577mL。按设计投氯量投加一定量的次氯酸钠储备液后，置于20℃恒温培养箱避光静置30 min。30min后测定总余氯和游离性余氯。按亚硫酸钠微过量原则（过量的亚硫酸钠不超过2×10^-3mmol/L）投加合适的亚硫酸钠溶液以消除余氯。有效投氯量控制在0~50mg/L。
1.5 分析测试方法
　　实验中有关水质指标的测定均参照《水质分析方法国家标准汇编 1996》^[5]。其中pH：pH电极法；总余氯：HI93711型余氯（游离氯）、总氯离子浓度比色计（原理为N,N-二乙基对苯二胺（DPD）光度法）；发光细菌急性毒性：急性毒性测定发光细菌法，每个试样测两个平行样，实验结果以发光抑制率(%)和发光相对抑制率(%)表示，计算式分别为：

　　　　发光抑制率=[（盐水中的发光强度-测定样中的发光强度）/盐水中的发光强度]×100%

　　　　发光相对抑制率=[（未消毒污水中的发光强度-测定样中的发光强度）/未消毒污水中的发光强度]×100%

2 结果与讨论

2.1 消毒后污水的生物毒性变化趋势
　　污水消毒后生物毒性变化趋势如图1所示。从图中可以看出，总体上看，消毒后污水的生物毒性首先随着投氯量的增加而增大，而后随投氯量的增大有所减小并在高投氯量趋向稳定，此时污水的生物毒性仍较显著。由于消毒后余氯已经被脱除，这种现象说明氯化/脱氯消毒过程中产生了具有较强生物毒性的消毒副产物。同时图1中反映出不同污水消毒后生物毒性的差异，这说明了污水水质对消毒后污水的生物毒性有较大的影响。

　　效氯投加到污水中发生一系列复杂的反应，其产生生物毒性的途径如图2所示。其中A反应速度较快，B、C反应为慢速反应，D过程显示着有毒副产物和污水生物毒性的关系。

　　对同一种污水，投氯量较低则不能将有毒副产物的前体物完全转化，这时反应程度取决于有效氯（游离性氯或化合性氯）的初始浓度，这样随投氯量增加，消毒过程中有毒副产物的生成量增加，污水消毒后的生物毒性相应增强；当投氯量高时，大部分前体物反应完全，有毒副产物生成量接近生成潜力，污水的生物毒性趋于稳定。
2.2 余氯形态对消毒后污水的生物毒性的影响
　　当余氯形态不同时，消毒后污水的生物毒性随投氯量变化的现象不同。各水样消毒后余氯形态如表2所示。
　　如图3所示，当消毒后污水中主要为化合性余氯时，其毒性随投氯量的增加而稳定增长。对氨氮为14 mg/L的污水，消毒后的发光抑制率与投氯量、需氯量都有较好的对数关系，而且斜率相近；氨氮为2 mg/L的污水余氯主要为化合态时的数据点太少，难以断定对数关系相关性的优劣。

表2 污水消毒后的余氯形态及其浓度

投氯量(mg/L)

2

5

10

20

30

50

污水

氨氮

(mg/L)

余氯形态及浓度(mg/L)

F^*

C^*

F

C

F

C

F

C

F

C

F

C

BF**

<0.2

0.17

0.09

0.63

0.02

0.71

0.02

1.15

0.32

2.76

0.62

5.50

1.35

BF+MB

2

0.00

0.76

0.00

2.10

0.00

3.80

0.06

1.14

4.06

3.94

15.8

12.3

MB

14

0.00

1.43

0.00

2.67

0.00

6.70

0.00

9.20

0.00

10.3

0.00

19.6

AS

0.5

0.01

0.55

0.04

0.99

2.11

2.51

9.29

6.11

14.4

9.24

29.3

17.2

AS+NH₃-N***

2

0.00

1.38

0.00

3.30

0.00

6.55

0.12

1.98

5.82

6.28

16.6

13.6

AS+NH₃-N

14

0.00

1.78

0.00

3.02

0.00

6.15

0.00

12.4

0.00

16.5

0.00

30.2

　　　　　　　备注：*F表示游离性余氯，C表示化合性余氯。
　　　　　　　　　　**生物滤池出水的投氯量依次为0.00、1.54、2.30、2.50、3.07、5.76和9.22mg/L。
　　　　　　　　　　***向北京某污水中投加氨氮（(NH₄)₂SO₄）。

　　当投氯量增加，消毒后污水中出现游离性余氯时，其毒性随投氯量的变化明显波动，出现随投氯量的增加而减小的情况。在毒性测定时将水样稀释5倍，这一现象更为明显，如图4所示。
　　化合性氯的反应能力弱于游离性氯，当消毒主要依靠化合性氯（余氯主要为化合态）时，有毒副产物种类相对简单，毒性效应很可能存在反应-剂量关系，而且其生成量和有效氯投量及消耗量相关，所以污水的生物毒性和投氯量、需氯量存在对数关系。
　　游离性氯的反应能力更强，相比于C反应参与B反应的有毒副产物前体物种类更多、反应速率更快，消毒过程中有毒副产物的生成量和毒性水平明显增强；也正是因为B反应更为活跃，可能使部分副产物被分解为毒性更小或更不易产生联合毒性的物质，导致污水消毒后的生物毒性随投氯量的增加而略微减小。

2.3 氨氮浓度对消毒后污水的生物毒性的影响
　　向北京某污水添加不同浓度的氨氮（(NH₄)₂SO₄），研究了氨氮对消毒后污水生物毒性的影响。研究发现余氯形态相同而氨氮浓度不同，消毒后污水的生物毒性亦不同。在不同投氯量下，氨氮为2mg/L的污水消毒后的生物毒性始终高于同等投氯条件下氨氮为14 mg/L的污水（如图5）。在投氯量同为10mg/L时，污水消毒后的生物毒性随着氨氮浓度的增大而减小（如图6），这显示出氨氮对消毒后污水的生物毒性有一定的抑制作用。在投氯量高达50mg/L时，氨氮浓度对污水消毒后生物毒性的影响不明显（如图6）。
　　氨氮在低投氯量时表现出对消毒后污水生物毒性有抑制作用，可能是因为氨氮减弱了有效氯的反应能力，从而减少了消毒副产物的生成。
　　氨氮减弱有效氯的反应能力有两种可能的解释。一种解释是：即使消毒后未检测出游离性余氯，消毒过程中B反应也有可能发生，B反应的比例与A反应的速度有关，污水消毒前氨氮浓度越高，投氯后A反应越迅速，B反应的比例就越小，这样有效氯的反应能力就越弱。
　　另一种解释是从氯游离基角度出发，氯游离基是具有反应活性的有效氯基团，当余氯为化合态时，水中可能存在着以下反应：

　　由于N-H上的H原子的反应活性大于有毒副产物前体物C-H上的H原子，氯游离基和氨的反应优先于生成有毒副产物的反应。从反应平衡的角度考虑，水中的氨氮浓度高时，氯游离基和氨反应向减小氯游离基浓度的方向移动，这样有效氯的反应能力就受到了抑制。

　　　

　　氨氮在高投氯量时没有表现出明显的抑制作用是因为虽然氨氮减弱了有效氯的反应能力，但是在高浓度下这种反应能力即使减弱也足够在消毒过程中将绝大多数具有生成生物毒性的有机物反应完全。
2.4 有机质对消毒后污水生物毒性的影响
　　考虑到余氯主要呈化合态时发光细菌的发光相对抑制率与投氯量具有较好的对数关系，参考毒理学中半抑制剂量的概念 ^[6]，本研究提出了“半抑制投氯量”的概念，即让消毒后污水具有50%发光抑制率或发光相对抑制率的投氯量。“半抑制投氯量”在一定程度上反映了不同水质污水的消毒风险。“半抑制投氯量”越大表明在一定投氯量下污水消毒后生物毒性越小。
　　氨氮为2mg/L和14mg/L污水的半抑制投氯量如表3所示。从表中可以看出，对于相同的氨氮值，DOC和UV_253.7越高，污水半致死投氯量越低，即消毒后污水的生物毒性越大。DOC反映了污水中的有机质总量；UV_253.7反映的是腐殖质类大分子有机物以及含C=C双键和C=O双键的芳香族化合物的多少，有研究发现UV_253.7可以表征有机卤化物前驱物的多少^[7]。DOC和UV_253.7的数值越高，在相同投氯条件下，图2所示反应B和C的反应速率和消毒副产物总生成潜能就越高，有毒副产物的生成量就越大，消毒后污水的生物毒性也就越大。

表3 污水的半抑制投氯量

污水

NH₃-N(mg/L)

DOC(mg/L)

COD(mg/L)

UV_253.7(1/cm)

半抑制投氯量(mg/L)

BF+MB

2

14.57

25.7

0.084

3.38

MB

14

1.48

19.5

0.055

8.04

AS+NH₃-N

2

12.89

36.0

0.128

2.04

AS+NH₃-N

14

12.79

32.0

0.128

4.88

3 结论

　　（1）氯化/脱氯消毒后污水的生物毒性显著增强。
　　（2）余氯呈化和态时生物毒性随投氯量增大而增强，对发光细菌的发光抑制率与投氯量有较好的对数关系。
　　（3）余氯呈游离态时，生物毒性随投氯量的变化出现峰值，当投氯量继续增大时，生物毒性有所减小。
　　（4）低投氯量下氨氮有削弱污水消毒的生物毒性的倾向，有机物有增强污水消毒的生物毒性的倾向。

参考文献

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　　[3] Liberti L, Notarnicola M. Advanced treatment and disinfection for municipal wastewater reuse in agriculture. Wat.Sci.Tech. 1999, 40(5):235~245.
　　[4] Weinberg H. Disinfection by-products in drinking water: the analytical challenge. Anal. Chem. 1997, 71(23): 801A~808A.
　　[5] 中国标准出版社第二编辑室. 水质分析方法国家标准汇编. 中国标准出版社, 1996.
　　[6] 孟紫强主编. 环境毒理学. 北京: 中国环境科学出版社, 2000.
　　[7] 张丽萍, 叶裕才, 吴天宝等. 再生水用于地下回灌的加氯消毒研究. 中国给水排水, 2001, 17(4): 12~15.