活性炭、過氧化氫和次氯酸鈉去除擬柱孢藻毒素的比較研究

楊世敏,段雨琪,蔣永光

(1.中國地質(zhì)大學(xué) 環(huán)境學(xué)院,武漢 430074;2.武漢大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院,武漢 430072)

擬柱孢藻毒素(Cylindrospermopsin,CYN)是最先在擬柱孢藻(Cylindrospermopsis)中分離出的一種藍(lán)藻毒素［1］,之后又在束絲藻、魚腥藻等水華藍(lán)藻中檢測出了該種毒素［2-7］.擬柱孢藻是近年來引起廣泛重視的一種有毒水華藍(lán)藻,主要分布在熱帶和亞熱帶地區(qū).在我國廣東［8-9］、福建［10］、臺灣［11］、云南［12］等地的許多湖泊和水庫中常年存在擬柱孢藻水華,并呈現(xiàn)出向高緯度地區(qū)擴(kuò)散的趨勢［13-14］.水體中的CYN能夠伴隨著水華的發(fā)生并積累到較高的質(zhì)量濃度,甚至超過200 μg·L-1［15-18］.CYN是一種兩性離子生物堿,其化學(xué)結(jié)構(gòu)由三環(huán)胍基、羥甲基尿嘧啶和各種修飾基團(tuán)組成［6］.CYN具有較強(qiáng)的肝毒性,在體內(nèi)暴露下會在肝臟富集,抑制肝細(xì)胞蛋白質(zhì)合成并誘導(dǎo)肝細(xì)胞氧化性損傷［19］.20世紀(jì)70年代澳大利亞昆士蘭州發(fā)生一起兒童集體中毒事件,流行病學(xué)調(diào)查表明,飲用水中污染的CYN導(dǎo)致這些兒童的肝臟損傷,并誘發(fā)了急性腸炎［20］.此外,CYN還能誘發(fā)細(xì)胞染色體損傷,具有遺傳毒性和生殖毒性［21-22］.作為一種兩性離子,CYN具有較高的水溶性,容易造成飲用水污染,并嚴(yán)重威脅動物和人類健康.在飲用水預(yù)處理的過程中,需要建立可靠的CYN去除方法.

目前關(guān)于CYN去除的研究中,主要方法有TiO2配合紫外光對CYN進(jìn)行光催化降解［23］,以及利用氯系消毒劑［24-25］或其他氧化劑［26］來氧化降解CYN.這些方法均有一定的效果,但是不同研究中所使用的毒素質(zhì)量濃度從微克每升到毫克每升,反應(yīng)時(shí)間從幾分鐘到幾十小時(shí),缺少在同等條件下對不同方法的比較研究.在水處理過程中,針對特定的毒素質(zhì)量濃度和處理時(shí)間的需求,操作者難以根據(jù)以往的研究成果制定性價(jià)比最優(yōu)的處理方案.另外,某些方法使用的材料并不常用,推廣應(yīng)用時(shí)較為困難.在水處理過程中,活性炭是常用的物理吸附材料,H2O2和NaClO是常用的氧化消毒劑.本研究旨在模擬擬柱孢藻水華發(fā)生時(shí)的高濃度CYN條件,系統(tǒng)比較活性炭、H2O2和NaClO對CYN的吸附去除或氧化降解效果,為充分利用現(xiàn)有的水處理工藝同步去除CYN提供科學(xué)參考.

1 材料與方法

1.1 擬柱孢藻的培養(yǎng)與毒素處理試驗(yàn)

本研究使用的產(chǎn)毒藻株為拉氏擬柱孢藻C.raciborskiiCHAB3438,來自中國科學(xué)院水生生物研究所有害藻類學(xué)科組.用BG11液體培養(yǎng)基培養(yǎng)藻株,溫度為25 ℃,采用LED冷白光光源,光照強(qiáng)度為30 μmol·m-2·s-1,光/暗周期為12 h/12 h.通過測定藻液在750 nm處的吸光度監(jiān)測藻細(xì)胞生長情況.取生長到平臺期的藻液,超聲破碎15 min,每破碎1 min,暫停1 min.將藻細(xì)胞破碎液在4 ℃的條件下高速離心,轉(zhuǎn)速為12 000 r/min,收集上清液,用0.22 μm孔徑的聚醚砜濾膜(Millipore)過濾去除顆粒物,濾液用于毒素測定和去除試驗(yàn).

取稀釋后的濾液600 mL裝入1 L錐形瓶,進(jìn)行毒素處理試驗(yàn).活性炭購于恒興試劑,30%(m/v)過氧化氫和次氯酸鈉溶液(有效氯56.8 mg·mL-1)均購于國藥集團(tuán),以上試劑均為分析純.在活性炭處理組加入活性炭后使其終質(zhì)量濃度分別達(dá)到1 g·L-1、5 g·L-1、10 g·L-1,在H2O2處理組加入H2O2后使其終質(zhì)量濃度分別達(dá)到1 mg·L-1、5 mg·L-1、50 mg·L-1,在NaClO處理組加入NaClO后使其終質(zhì)量濃度分別達(dá)到1 mg·L-1、2 mg·L-1、3 mg·L-1,其中次氯酸鈉的濃度根據(jù)有效氯進(jìn)行換算.加入不同試劑后,攪拌混合10 min,室溫避光放置.分別于24 h和48 h后取100 mL溶液樣品,用0.22 μm濾膜過濾后取濾液用于測定毒素.設(shè)置不添加處理劑的毒素溶液作為空白對照組.活性炭為固體顆粒,不影響溶液體積,加入H2O2和NaClO后溶液總體積的變化小于1‰,對毒素初始質(zhì)量濃度無明顯影響.

1.2 CYN的富集與檢測

采用固相萃取法(Solid Phase Extraction,SPE)對水溶液中的毒素進(jìn)行富集［16］.SPE柱的吸附材料為石墨化炭黑(6.0 mL,250 mg),購買自上海安譜.在SPE柱中加入10 mL含體積分?jǐn)?shù)5%甲酸的洗脫液(V二氯甲烷∶V甲醇=1∶4,)對填充材料進(jìn)行活化,待液體流出后,加入10 mL的純水進(jìn)行洗滌.取100 mL樣品溶液,加入終體積分?jǐn)?shù)1%的甲酸和0.1%(m/v)的氯化鈉,混合均勻后分批注入SPE柱,使其自由流出.當(dāng)樣品溶液全部流完后,加入10 mL純水洗滌,向SPE柱中鼓入空氣排出殘余水分.加入10 mL洗脫液回收毒素,在50 ℃水浴條件下,用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀蒸發(fā)濃縮毒素洗脫液,干燥后加入1 mL的純水溶解毒素,再用10 KDa的超濾管(Millipore)過濾除去大分子物質(zhì),所得濾液稀釋5倍后用于HPLC檢測.CYN標(biāo)準(zhǔn)品從加拿大國家研究理事會購買,加樣回收率平均值為97.5%.

使用島津LC-2010AHT型高效液相色譜儀(HPLC)聯(lián)合光電二極管陣列檢測器進(jìn)行毒素的檢測分析.色譜柱選用Phenomenex Synergi Polar-RP,尺寸為250 mm×4.60 mm,粒徑為4 μm.參照Welker等的方法［27］,配制流動相A［體積分?jǐn)?shù)0.05%的TFA水溶液］和流動相B［體積分?jǐn)?shù)50%甲醇水溶液,含體積分?jǐn)?shù)0.05%的TFA］.洗脫條件為:流動相B的初始比例為30%,從0～10 min逐漸增加到100%,恒定比例維持10 min.進(jìn)樣體積為20 μL,柱溫為30 ℃,全波長掃描檢測,吸收峰為261 nm,在該波長處進(jìn)行定量分析.CYN標(biāo)準(zhǔn)品保留時(shí)間為8.1 min.

1.3 數(shù)據(jù)分析方法

使用SPSS 21.0對不同處理組的CYN濃度進(jìn)行獨(dú)立樣本t檢驗(yàn),當(dāng)p<0.05時(shí)認(rèn)為組間差異具有顯著性,使用Graphpad prism 5.0繪制數(shù)據(jù)圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 藻株生長曲線和CYN含量

根據(jù)藻株C.raciborskiiCHAB3438的生長曲線(圖1)可以看出,細(xì)胞生長到第13 d時(shí)開始進(jìn)入平臺期.在該時(shí)間點(diǎn)收集藻培養(yǎng)液,裂解離心后,檢測上清液中的CYN含量.圖2展示了CYN標(biāo)準(zhǔn)品(圖2a)和樣品(圖2c)的液相色譜峰圖,可以看出樣品中有一個(gè)物質(zhì)峰與CYN標(biāo)準(zhǔn)品保留時(shí)間(RT=8.068 min)相同,且其吸收光譜的結(jié)構(gòu)和吸收峰(圖2d)也與CYN標(biāo)準(zhǔn)品(圖2b)一致,與文獻(xiàn)中報(bào)道的該藻株的CYN檢測結(jié)果對照后［16］,確定樣品中該物質(zhì)為CYN.根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)品質(zhì)量濃度計(jì)算出樣品溶液中的CYN含量為(754.9±30.0) μg·L-1,該結(jié)果表明有毒擬柱孢藻具有很強(qiáng)的產(chǎn)毒能力,水華發(fā)生時(shí)可能造成嚴(yán)重的水體污染.

2.2 CYN處理效果

試驗(yàn)開始時(shí),將上述毒素溶液適當(dāng)稀釋,得到CYN初始質(zhì)量濃度為(217.4±15.0) μg·L-1的樣品溶液,用于毒素處理試驗(yàn).如圖3所示,空白對照組24 h時(shí)的CYN含量為(193.7±3.0) μg·L-1,與初始質(zhì)量濃度無顯著性差異(p>0.05);48 h后的CYN含量為(155.2±21.5) μg·L-1,與初始質(zhì)量濃度和24 h時(shí)的含量有顯著性差異(p<0.05),說明CYN存在自然降解,本研究中48 h的自然降解率約為28.6%.文獻(xiàn)中報(bào)道的自然降解速率較低,在酸性和堿性條件下維持?jǐn)?shù)周的降解率僅為25%［28］.因此,當(dāng)水體中CYN質(zhì)量濃度較高時(shí),依靠自然降解很難在短時(shí)間內(nèi)消除毒素污染,需要采取一定的技術(shù)手段將其去除.

2.2.1活性炭處理組

如圖3所示,活性炭去除CYN的效率與添加量和處理時(shí)間有關(guān),添加1 g·L-1活性炭(m/v)處理24 h后殘余CYN的質(zhì)量濃度為(179.8±31.6) μg·L-1,與空白對照組無顯著性差異.添加5 g·L-1和10 g·L-1活性炭處理24 h后的殘余CYN質(zhì)量濃度分別為(55.3±18.9) μg·L-1和(24.1±8.4) μg·L-1,具有顯著差異(p<0.05),且均顯著低于空白對照組(p<0.05).處理48 h后,1 g·L-1、5 g·L-1、10 g·L-1活性炭處理組的殘余CYN質(zhì)量濃度依次顯著降低(p<0.05),分別為(64.2±1.7) μg·L-1、(31.6±3.5) μg·L-1、(12.7±1.2) μg·L-1,均顯著低于空白對照組(p<0.05).此外,處理時(shí)間從24 h延長到48 h后,各質(zhì)量濃度活性炭均能進(jìn)一步顯著降低CYN質(zhì)量濃度(p<0.05).由于空白對照組從24 h到48 h自然降解了38.5 μg·L-1的毒素,各活性炭組在48 h的去除效果可能也受到了自然降解的影響,但自然降解的程度無法確定.通過比較處理組CYN質(zhì)量濃度在兩個(gè)時(shí)間點(diǎn)的差異可以推測隨著毒素濃度降低,自然降解的毒素量也會降低,下文中H2O2和NaClO兩個(gè)實(shí)驗(yàn)組的結(jié)果也可以印證這一推測.總體而言,以上結(jié)果說明活性炭添加量越大、處理時(shí)間越長,去除效果越好.

從圖3可以看出,1 g·L-1的活性炭組在前24 h吸附較慢,后24 h吸附較快,而兩個(gè)高濃度活性炭組的吸附過程則是先快后慢.通常,吸附過程與吸附劑和溶質(zhì)的濃度和比例,以及吸附劑的結(jié)構(gòu)特征有關(guān).由于活性炭具有疏松多孔結(jié)構(gòu),其表面位點(diǎn)先與被吸附溶質(zhì)快速結(jié)合,孔隙內(nèi)的活性位點(diǎn)則以相對較慢的速度與擴(kuò)散進(jìn)入孔隙的溶質(zhì)結(jié)合［29］.在本實(shí)驗(yàn)中,5 g·L-1和10 g·L-1的活性炭提供了較多的易于結(jié)合的表面位點(diǎn),因而前期吸附較快,CYN質(zhì)量濃度迅速降低,同時(shí)后期吸附也變慢.在1 g·L-1的活性炭組中,表面位點(diǎn)較少,前期吸附不明顯,CYN維持在較高質(zhì)量濃度.推測后期CYN向孔隙內(nèi)的擴(kuò)散和吸附量增加,同時(shí)疊加了自然降解作用,因而呈現(xiàn)了比前期較為顯著的吸附.

2.2.2H2O2處理組

圖4顯示了添加1 mg·L-1、5 mg·L-1、50 mg·L-1H2O2處理24 h后,殘余CYN濃度約為(97.7±22.8) μg·L-1～(121.6±11.9) μg·L-1,各質(zhì)量濃度之間沒有顯著差異,但均顯著低于空白對照組(p<0.05).在48 h后,各濃度H2O2處理組殘余CYN質(zhì)量濃度也沒有顯著差異,約為(81.1±7.8) μg·L-1～(97.7±22.8) μg·L-1,均顯著低于空白對照組(p<0.05).對比48 h和24 h的處理結(jié)果,僅1 mg·L-1和5 mg·L-1的H2O2在延長處理時(shí)間后進(jìn)一步降低了CYN的質(zhì)量濃度,但減少的比例不高,而且可能是自然降解所導(dǎo)致的.用50 mg·L-1H2O2處理不同時(shí)間后殘余的CYN質(zhì)量濃度差異不顯著.這些結(jié)果說明H2O2氧化反應(yīng)發(fā)生較快,在24 h內(nèi)就已經(jīng)基本反應(yīng)完全,而且1 mg·L-1的質(zhì)量濃度已經(jīng)達(dá)到H2O2反應(yīng)的上限,增加其質(zhì)量濃度不能有效增強(qiáng)處理效果.黎雷等［30］利用過氧化氫處理微囊藻毒素,發(fā)現(xiàn)其動態(tài)過程符合改進(jìn)的一級動力學(xué)反應(yīng)模型,初始階段反應(yīng)較快,與本研究的結(jié)果具有一致性.

2.2.3NaClO處理組

從圖5中可以看出,處理24 h和48 h后,各濃度NaClO處理組的殘余CYN質(zhì)量濃度均與空白對照組有顯著性差異(p<0.05).其中, 1 mg·L-1、2 mg·L-1、3 mg·L-1的NaClO處理24 h后殘余的CYN質(zhì)量濃度依次顯著降低(p<0.05),處理48 h后殘余的CYN質(zhì)量濃度分別為(89.8±13.1) μg·L-1、(109.1±20.9) μg·L-1、(67.7±13.7) μg·L-1,與24 h的結(jié)果沒有顯著性差異,3 mg·L-1的NaClO處理組殘余的CYN質(zhì)量濃度仍然顯著低于1 mg·L-1和2 mg·L-1的NaClO處理組(p<0.05).這些結(jié)果說明NaClO 氧化反應(yīng)較快,在24 h內(nèi)就已經(jīng)完成,且高質(zhì)量濃度時(shí)處理效果最好.

圖6比較了10 g·L-1活性炭、1 mg·L-1H2O2和3 mg·L-1NaClO去除CYN的效率.活性炭在24 h和48 h的去除效率分別達(dá)到88.9%和94.1%,顯著高于H2O2和NaClO(p<0.05).在24 h時(shí),H2O2的去除效率顯著低于NaClO(p<0.05),但延長處理時(shí)間到48 h后,二者處理效率分別為60.2%和68.8%,無顯著差異.反應(yīng)體系的pH會影響氯系消毒劑和H2O2對藍(lán)藻毒素的氧化降解效果,pH大于8時(shí),毒素去除率降低［28,31-32］.本試驗(yàn)中的反應(yīng)液pH值均小于8,可以排除pH對去除效率的影響.

2.3 不同方法處理CYN的比較

表1展示了本研究和文獻(xiàn)中報(bào)道的不同處理方法對CYN的去除效率.

表1 不同方法去除CYN的效率

目前利用TiO2及其衍生材料對CYN等藻類毒素進(jìn)行光催化降解的研究較多［23,36-44］,這類方法可以在較短的時(shí)間內(nèi)降解高達(dá)10 mg·L-1的CYN.次溴酸鉍與TiO2類似,也可以在光催化下氧化降解CYN［45］.但是,TiO2等催化劑的價(jià)格較高,在大規(guī)模水處理時(shí)成本高昂,一定程度上限制了其推廣應(yīng)用.活性炭作為一種廉價(jià)且綠色環(huán)保的吸附材料,在處理中等質(zhì)量濃度毒素時(shí),適當(dāng)延長時(shí)間,可以達(dá)到與TiO2等催化劑相近的去除效率.NaClO是最常用的含氯消毒劑,具有較強(qiáng)的氧化性,SENOGLES等［24］在處理較低質(zhì)量濃度CYN時(shí),使用了質(zhì)量濃度高于本研究的NaClO,取得了較高的去除效率并縮短了處理時(shí)間,與本研究的結(jié)果具有一致性.另外,二氧化氯(ClO2)是一種新型氯系消毒劑,用于低質(zhì)量濃度CYN處理時(shí)也能得到較高的去除效率［35］.由于ClO2在常溫常壓下為氣態(tài),使用時(shí)需要專用裝置,不如NaClO更為便捷.本研究使用低質(zhì)量濃度H2O2處理CYN的去除效率略低,但使用較高濃度H2O2,并輔以紫外線激活或磁鐵礦催化,可以高效的氧化降解高質(zhì)量濃度CYN［33-34］.由于H2O2的反應(yīng)產(chǎn)物為水,不會產(chǎn)生二次污染物,相比于含氯消毒劑具有顯著優(yōu)勢.

在實(shí)際水處理過程中,應(yīng)秉持經(jīng)濟(jì)可行和環(huán)境友好的原則,根據(jù)處理時(shí)限的要求,對每一種特定的水源選擇適當(dāng)?shù)亩舅靥幚矸绞剑?6］.通過對降解劑種類、降解時(shí)間、投加量和pH條件等關(guān)鍵操作參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化,提高CYN的去除效率并盡量減少毒性副產(chǎn)物的生成.此外,當(dāng)NaClO和H2O2處理CYN的效果不理想時(shí),可以與活性炭聯(lián)合使用,以達(dá)到最大的去除效率.

3 結(jié) 論

本研究針對CYN引起的水污染問題和應(yīng)急處置的需要,根據(jù)水處理工藝的實(shí)際情況,比較了活性炭、H2O2和NaClO對CYN的處理效果.對于較高質(zhì)量濃度(217.4 μg·L-1)的CYN,10 g·L-1活性炭處理24 h的吸附去除效率為88.9%,可以去除大部分的CYN.處理時(shí)間為48 h時(shí),10 g·L-1活性炭、1 mg·L-1H2O2、3 mg·L-1NaClO去除CYN的效率分別為94.1%,60.2%、68.8%.總體上,提高處理劑的質(zhì)量濃度和延長處理時(shí)間可以獲得更高的CYN去除效率,在試驗(yàn)條件下,活性炭對CYN的吸附效率高于H2O2和NaClO對CYN的氧化降解效率,但H2O2和NaClO用量更少,成本較低.