印染廢水和制革廢水是難處理廢水之一，其中印染廢水特點是有機物含量高、成分復雜、水質變化大、色度深，堿性強、有毒物質多等，主要含有酸堿調節劑、重金屬離子、印染助劑和染料，制革廢水具有色度深、懸浮物多、堿性大、耗氧量高含有較多的鉻和硫化物等有毒的物質[1, 2, 3, 4, 5]. 研究表明有些處理后的工業廢水的出水理化指標雖然達到國家廢水排放標準，但經常仍然對受試生物仍表現出一定的毒性[6]. 生物毒性測試結合毒性評價方法彌補了理化指標監測不足，對于廢水的安全排放提供更有意義的參考[7]. 因此，廢水生物毒性的評估對于廢水排放管理是必要的.

　　目前對于廢水毒性評估方法有三類：①是通過毒性試驗結果進行評估，如平均毒性(average toxicity,AvTx )法[8]、毒性指數(toxic print，TxPr)法[8]、潛在毒性(potentia toxicologiae，pT)法[9]、最敏感的測試(most sensitive test，MST)法[10]、效應-稀釋平均比(effect-dilution average ratio，EDAR) 法[11]等毒性分類體系，主要用于評估廢水處理工藝的效果、廢水分級以及確定優先控制污染源. ②融入了收納環境的特征，包括潛在的生物降解能力、環境中其它生態、生物或物理化學參數等. ③將廢水毒性與毒性負荷相結合，如Costan等[8] 于1993年提出的潛在毒性效應(potential ecotoxic effects probe，PEEP)指數法，在多種生物毒性測試及生態毒理的測試結果的基礎上，還綜合考慮了工業廢水的排放量與毒性之間的關系. 美國環保署(USEPA)提出TIE(toxicity identification evaluation)[12, 13, 14]. 毒性鑒別評價體系，用于廢水中致毒物質鑒別. 目前國內已有不少學者分別采用了生物毒性測試[15]和毒性鑒定評價[16, 17, 18]，但在成組生物毒性基礎上對廢水毒性削減程度和毒性鑒別聯合評估的研究尚不多見.

　　本研究采用了發光菌急性毒性試驗、斑馬魚幼魚急性毒性試驗、斑馬魚胚胎發育毒性試驗及小球藻生長抑制試驗; 然后通過毒性單位及4種綜合評價指標AvTx、TxPr、MST及PEEP對制革及印染廢水不同工業段的出水毒性進行了全面而綜合的評價，通過評價結果得到不同工藝段的削減情況. 最后對印染廢水進行毒性鑒別評估，從而確定導致廢水產生毒性物質類型. 1 材料與方法 1.1 水樣采集及存儲

　　污水A來自桐鄉市S制革廢水處理廠(見圖 1). 污水B 來自嘉興市P印染廠(見圖 2). 水樣采集后，并置于4℃下冷藏. 使用前取出，自然升溫至24~26℃.

　　圖 1 制革廢水采樣點示意

　　圖 2 印染廢水采樣點示意

　　1.2 儀器與試劑

　　原子吸收光譜(240Duo，安捷倫); 紫外分光光度計(Cary100，安捷倫); 倒置顯微鏡(Nikon,TS100-F); 細胞培養板(Corning/Costar Co.,USA); 微孔板型多功能檢測儀(PromegaCo.USA，Glomax Multi); 隔膜真空泵(GM-0.33A); 過濾裝置(T-50); C18柱(WondaSep，天津市津騰實驗設備有限公司); 玻璃纖維濾膜(Ф50，海寧市鹽官飛特過濾器材廠).

　　試驗所用主要試劑：氯化鈣、硫酸鎂、碳酸氫鈉、氯化鉀、檸檬酸、檸檬酸鐵胺、乙二胺四乙酸二鈉、硝酸鈉、磷酸氫二鉀、七水硫酸鎂、二水合氯化鈣、碳酸鈉、硼酸、四水合氯化錳、七水合硫酸鋅、二水合高錳酸鈉、五水合硫酸銅、六水合硝酸鈷、EDTA、硫代硫酸鈉、甲醇、二氯甲烷、己腈、氯化鈉(上述試劑均為分析純). 數據處理使用Origin 8.0軟件. 1.3 試驗方法 1.3.1 基本理化監測指標

　　pH值(玻璃電極法，GB/T 6920-1986); COD(重鉻酸鉀法，GB/T 11914-1989); NH4+-N(納氏試劑比色法，GB/T 7479-1987); TP(鉬酸銨分光光度法，GB/T 11893-1989); 電導率(電導儀，參考文獻[19]的方法); Cu、Pb、Zn、Cd、Cr(原子吸收分光光度計，GB/T 7475-1987). 1.3.2 斑馬魚幼魚急性毒性及胚胎發育毒性試驗

　　幼魚的獲得：運用實驗室長期穩定培養的達到性成熟斑馬魚，按照雌雄比1 ∶2的比例置于孵化盒中孵化，挑出正常幼魚用于急性毒性試驗; 形成受精卵后，立即收集魚卵，用標準稀釋水沖洗2~3次，取出殘留物，用顯微鏡挑出正常分裂的胚胎，用于斑馬魚胚胎發育毒性試驗. 96 h斑馬魚幼魚急性毒性試驗方法參照文獻[20]; 斑馬魚胚胎發育毒性試驗方法參照文獻[21]. 1.3.3 發光菌急性毒性試驗

　　供試生物：明亮發光桿菌(Photobacterium phosphoreum)T3小種，實驗室制作的發光細菌凍干粉，初始發光強度高于200萬光子數. 方法參考劉保奇等[22]的研究.

　　1.3.4 小球藻生長抑制試驗

　　試驗用小球藻(Chlorella vulgaris). 小球藻生長抑制試驗方法參照文獻[23]. 最大吸收峰及小球藻初始接種濃度的確定參考梁長華[24]的研究，得到藻液的最大吸收波長為685 nm.

　　1.3.5 毒性鑒別評估

　　經曝氣、過濾、添加Na2S2O3、添加EDTA及C18固相萃取等一系列物理化學處理后，用發光菌分別對處理后廢水、洗脫液與未處理的廢水進行毒性比較，毒性試驗同1.3.3節[12, 13, 14]. 2 計算公式及毒性分級標準

　　2.1 毒性計算公式

　　AvTx的計算公式見公式(1)[25].

　　式中，Ti為第i個毒性試驗的毒性單位; N為參與評價的生物毒性指標數.

　　TxPr的計算公式見公式(2)[25].

　　式中，n為生物測定為陽性結果的毒性試驗數.

　　MST為最敏感的測定生物測定所對應的毒性單位值，即毒性單位最大值[25].

　　PEEP的計算見公式(3)[8].

　　式中，Ti為第i個毒性試驗的毒性單位; n為生物測定為陽性結果的毒性試驗數; N為參與評價的生物毒性指標數; Q為排水量(m3 ·h-1).

　　2.2 毒性分級標準

　　對不同待測廢水的急性(發育)毒性進行等級 評定，毒性的分級標準分別根據毒性單位的大小[26]、AvTx、TxPr及MST大小[27]、PEEP大小對水樣的綜合毒性進行等級評定[8].

　　3 結果與討論

　　3.1 基本理化指標

　　制革和印染廢水的各工藝段的重金屬含量見表 1和2，常規理化指標見表 3和表 4，主要指標分別達到了《污水綜合排放標準》(GB 8978-1996)的二級標準和《污水排入城市下水道水質標準》(CJ 343-2010)的A級標準，可以直接排放.

　　表 1 制革廢水進水及各工藝段的重金屬含量

　　表 2 印染廢水進水及各工藝段的重金屬含量

　　表 3 制革廢水常規理化指標

　　表 4 印染廢水常規理化指標

　　3.2 制革廢水和印染廢水的綜合毒性削減評估

　　對于制革廢水和印染廢水的毒性評估以及處理工藝的毒性削減分析，選擇合適的評價指數很重要. 當采用單一指示生物時，由于指示生物的靈敏度、選擇性的差異，毒性評價效果差異較大. 如表 5可見，制革進水經過混凝沉淀及CASS工藝處理后對發光菌和斑馬魚幼魚的TU值均為0，顯示無毒，而對斑馬魚胚胎以及小球藻的毒性大小依次顯示為微毒、微毒. TU值表明經過混凝沉淀及CASS工藝，對發光菌、斑馬魚幼魚、斑馬魚胚胎和小球藻的毒性削減了100%、100%、90.3%和93.3%. 經過混凝沉淀和CASS工藝后AvTx、TxPr、MST和 PEEP的結果分別顯示為，有毒，微毒，微毒、微毒. 其中TxPr最為敏感，得到進水、混凝沉淀和CASS池分別呈現極毒、有毒、有毒.

　　對于印染廢水毒性評估如表 6，可見進水經過厭氧池、好氧池及菌泥分離池工藝處理后對于發光菌的TU值為0.27，顯示無毒，而對斑馬魚幼魚、斑馬魚胚胎以及小球藻的毒性大小依次為低毒、微毒、微毒. TU值表明經過厭氧池、好氧池及菌泥分離池工藝處理后對于發光菌、斑馬魚幼魚、斑馬魚胚胎和小球藻的毒性削減了84.1%、66.7%、87.4%和93.1%. 而通過AvTx、TxPr、MST和 PEEP的評價結果分別顯示為，微毒，有毒，微毒、微毒. 其中TxPr最為敏感，得到進水、厭氧池、好氧池及菌泥分離池分別呈現極毒、極毒、有毒、有毒.

　　表 5 制革廢水的毒性當量及根據不同評價指標的廢水毒性評價1)

　　表 6 印染廢水的毒性當量及根據不同評價指標的廢水毒性評價

　　圖 3 不同化學處理后的印染廢水對發光菌的毒性當量

　　通過對本試驗中兩種廢水的毒性評價可以看出，TxPr最為敏感; 在不考慮排放量的情況下根據AvTx、TxPr、MST指標顯示S制革廢水出水毒性略低于P印染廢水出水，但是考慮排放量情況下PEEP評價結果顯示S制革廢水出水毒性又略高于P印染廢水出水毒性，因此可以得到PEEP能夠更綜合地評價廢水的毒性，為相關部門排放提供參考.

　　3.3 毒性鑒別評估

　　圖 3為未處理及經不同物理化學處理后的印染廢水對發光菌的毒性當量. EDTA添加處理組對毒性的削減程度明顯高于要曝氣處理組和Na2S2O3添加處理組，但低于過濾處理組對毒性的削減程度. 過濾后再進行添加EDTA和Na2S2O3處理后的毒性變化與之前類似，表明重金屬及可濾型物質對印染廢水的生物毒性具有部分貢獻. 本研究對5種重金屬(Cu、Pb、Zn、Cd及Cr)的含量進行了測定，其中Cu、Zn的含量較高，因此推測印染廢水的部分毒性來自于金屬Cu和Zn. 房春娟等[28]指出Cu對明亮發光桿菌T3的EC50為6.328 mg ·L-1; 于海等[29]報道，Zn對明亮發光桿菌T3的EC50為5.1 mg ·L-1. 因此可計算出該印染廢水中金屬Cu、Zn對發光菌的毒性當量分別為0.06 TU及0.30 TU，基本與經EDTA添加處理后降低的毒性當量一致. 與未經處理的印染廢水相比，經C18固相萃取柱處理后，毒性得到了顯著降低; 洗脫液均存在毒性; 對于進水、厭氧池、好氧池及菌泥分離池出水，與未處理組的毒性相比，過濾及C18固相萃取處理組均顯現出明顯的毒性降低，特別是C18固相萃取處理組更顯著. 綜合以上結果分析表明，推測非極性有機污染物是印染廢水中主要的致毒物質，而可濾型物質、重金屬、氧化性和揮發性物質導致的毒性較小. 4 結論

　　(1)通過比較毒性單位、AvTx、TxPr、MST及PEEP這5種毒性評價法，PEEP法能夠更有效、全面而綜合地評價廢水毒性; 由制革及印染廢水的綜合毒性評價結果可知，目前的排污標準還不能完全避免有毒廢水的排放.

　　(2)印染廢水毒性鑒別評估表明現有處理工藝對于可濾性物質有較好降解，非極性有機物在一定程度上得到降解，而對于重金屬和氧化物的去除率相對較低，由于經整個工藝處理后，非極性有機物的毒性貢獻率降低，重金屬及氧化物的毒性貢獻率增大. 因此，對于印染廢水深度處理及回用，深度處理工藝應更多考慮重金屬和氧化物的去除.(來源及作者：常州大學環境與安全工程學院 黃利、陳文艷、萬玉山、鄭國娟、趙遠、蔡強)