郭耀廣劉志遠(yuǎn)婁曉祎關(guān) 杰方長(zhǎng)玲吳根英

(1.上海第二工業(yè)大學(xué) 環(huán)境與材料工程學(xué)院,上海201209;2.中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院 東海水產(chǎn)研究所,上海200090;3.麗水市生態(tài)環(huán)境局龍泉分局,浙江龍泉323700)

0 引言

漁業(yè)養(yǎng)殖業(yè)在世界上是一個(gè)蓬勃發(fā)展的產(chǎn)業(yè),根據(jù)聯(lián)合國(guó)糧食及農(nóng)業(yè)組織(FAO)在2014年作的一份報(bào)告,全球漁業(yè)養(yǎng)殖產(chǎn)量在2004～2014年期間翻了一番,約占人類食用水產(chǎn)品的50%[1]。漁業(yè)養(yǎng)殖不僅解決了部分地區(qū)的溫飽問(wèn)題,還為人類提供了大量的蛋白質(zhì)和營(yíng)養(yǎng)。然而,隨著養(yǎng)殖規(guī)模的迅速發(fā)展,養(yǎng)殖水體污染趨于復(fù)雜,為養(yǎng)殖業(yè)造成巨大損失。天然有機(jī)物(NOM)是在漁業(yè)養(yǎng)殖水體中普遍存在的一種復(fù)雜的有機(jī)物混合物,其濃度的增加最近已成為一個(gè)重大的環(huán)境問(wèn)題。NOM一般是指腐殖酸(HA)、黃腐酸(FA)等大分子有機(jī)物,其中HA占總的NOM比重高達(dá)50%～90%[2]。HA具有多種多樣的分子和化學(xué)性質(zhì),再加上其在地理和季節(jié)上的不同濃度,為與環(huán)境的一系列相互作用提供了機(jī)會(huì)[2]。

由于水處理供應(yīng)源中的NOM數(shù)量顯著增加,因此消毒對(duì)養(yǎng)殖水體預(yù)防流行病至關(guān)重要[3]。目前漁業(yè)養(yǎng)殖水體消毒的主要方式包含氯化消毒、臭氧(O3)消毒、紫外線(UV)消毒和高級(jí)氧化工藝消毒[4-8]等。由于各種條件的限制,氯化消毒仍是目前最常用的水體消毒方式[9]。

氯化消毒可以消滅水體中能夠致病的細(xì)菌性和病毒性病原微生物。與此同時(shí),消毒劑還會(huì)和水體中以HA為代表的有機(jī)物發(fā)生反應(yīng),生成鹵代酚(HHBs)、三鹵甲烷(THMs)和鹵乙酸(HAAs)等較為普遍的鹵代消毒副產(chǎn)物(H-DBPs)[10]。這些H-DBPs通常具有致畸、致突變和致癌毒性[11],對(duì)漁業(yè)養(yǎng)殖安全造成潛在威脅。HAAs類中常檢測(cè)到的三氯乙酸(TCAA)和二氯乙酸(DCAA)已被確定為動(dòng)物致癌性化合物,其致癌風(fēng)險(xiǎn)分別為三氯甲烷(THMs)的100倍和50倍[12]。因此,漁業(yè)養(yǎng)殖水體氯化消毒過(guò)程中產(chǎn)生的H-DBPs可能對(duì)水生動(dòng)物的健康構(gòu)成威脅,進(jìn)而威脅漁業(yè)經(jīng)濟(jì)和人類健康。所以,養(yǎng)殖水體消毒過(guò)程中H-DBPs歸宿的變化是有效評(píng)估漁業(yè)健康風(fēng)險(xiǎn)的重要前提。

本文選取HA作為模型底物,NaClO作為消毒劑,以HAAs作為H-DBPs的研究目標(biāo),通過(guò)實(shí)驗(yàn)探究反應(yīng)時(shí)間、有效氯濃度、pH、溫度、不同水體等因素對(duì)HA降解影響,并對(duì)以HAAs為代表的H-DBPs的形成潛力和HA在氯化過(guò)程中的轉(zhuǎn)化機(jī)理進(jìn)行了探討,為漁業(yè)養(yǎng)殖水體中HA為前體物的降解、檢測(cè)及HAAs生成規(guī)律和環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)控制提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)試劑與儀器

本文使用的試劑有:9種鹵代乙酸(一氯乙酸(MCAA)、DCAA、TCAA、一溴乙酸(MBAA)、一溴一氯乙酸(BCAA)、一溴二氯乙酸(BDCAA)、二溴乙酸(DBAA)、一氯二溴乙酸(CDBAA)、三溴乙酸(TBAA))混標(biāo)(HAA9,美國(guó)Accustandard公司);HA(BR,上海源葉生物科技有限公司);NaClO(有效氯[Cl2]含量為10%,阿拉丁試劑(上海)有限公司);甲基叔丁基醚(MTBE,HPLC級(jí),上海安譜);濃硫酸(H2SO4,98%)、碳酸氫鈉(NaHCO3)、甲酸(HCOOH)、甲醇(CH3OH)、磷酸二氫鉀(KH2PO4)、磷酸氫二鉀(K2HPO4)、氫氧化鈉(NaOH)、氯化鈉(NaCl)、溴化鈉(NaBr)、抗壞血酸(C6H8O6)均為分析純,購(gòu)于國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司;所有溶液均使用中國(guó)上海和泰有限公司生產(chǎn)的超純水(電導(dǎo)率為18.2 MΩ·cm)制備。

本文使用的主要儀器有:Agilent 7890A型氣相色譜儀(GC-ECD),氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀(GCMSQP2010),UV-2600紫外可見(jiàn)分光光度計(jì),pHSJ-5型pH計(jì),DF-101S恒溫磁力攪拌器,101A-1型電熱干燥箱,KQ-800DE數(shù)控超聲波清洗器,XP1205AS電子分析天平。

1.2 實(shí)驗(yàn)步驟

HA標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液的配制:準(zhǔn)確稱取一定量的HA標(biāo)準(zhǔn)樣品配制得到1 g/L的HA標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液。將配置好的HA標(biāo)準(zhǔn)儲(chǔ)備液放置在4℃的冰箱里低溫儲(chǔ)存,實(shí)驗(yàn)所需濃度的HA溶液均由此儲(chǔ)備液稀釋配制。

10 mmol/L磷酸鹽(PBS)緩沖溶液的配制:分別準(zhǔn)確稱取1.360 9 g KH2PO4和1.741 8 g K2HPO4配成10 mmol/L的兩種鹽的儲(chǔ)備液,將兩種儲(chǔ)備液混合配制成pH為5～9范圍的10 mmol/L的PBS緩沖溶液。實(shí)驗(yàn)所需pH均由10 mmol/L特定pH的PBS緩沖溶液控制。

NaClO氧化HA實(shí)驗(yàn):將初始濃度為30 mg/L的HA溶液放置在150 mL錐形瓶里面,通過(guò)添加適當(dāng)體積的NaClO儲(chǔ)備溶液(有效氯[Cl2]濃度為100 mg/mL)開(kāi)始實(shí)驗(yàn)。在固定的時(shí)間間隔內(nèi),用過(guò)量的C6H8O6快速猝滅1 mL樣品以停止反應(yīng),然后轉(zhuǎn)移到紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)中對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行動(dòng)力學(xué)分析。反應(yīng)液的pH用10 mmol/L PBS緩沖液(pH=5～9)維持。所有實(shí)驗(yàn)均進(jìn)行3次平行實(shí)驗(yàn),圖中給出了誤差線。

探究HAAs的生成實(shí)驗(yàn):取40 mL反應(yīng)24 h的氯化水樣轉(zhuǎn)移至100 mL離心管中,添加2 mL濃H2SO4使溶液的pH低于0.5,快速添加9 g烘焙過(guò)的NaCl,搖勻溶解。用4 mL MTBE提取水樣兩次,每次提取搖勻5 min,靜置5 min,最終合并提取物。取3 mL提取物置于50 mL離心管中,加入新配制的10%硫酸甲醇溶液3 mL,混勻后放置在50℃恒溫水浴中2 h對(duì)水樣進(jìn)行衍生化。待衍生后的水樣冷卻,向其中加入7 mL 250 g/L的NaCl溶液,迅速搖勻。水樣靜置5 min后,用移液管除去水相,向有機(jī)相中緩慢加入1 mL飽和NaHCO3溶液,緩慢排出氣體。最后,將1 mL上層有機(jī)相置于1.5 mL棕色樣品瓶中進(jìn)行GC-ECD分析。

1.3 分析方法

HA濃度的檢測(cè)方法:采用島津的UV-2600紫外可見(jiàn)分光光度計(jì),檢測(cè)波長(zhǎng)為254 nm。

9種HAAs濃度的分析方法:采用Agilent 7890A型GC-ECD,配以DB-5柱(30 m×0.32 mm×0.25μm)和電子捕獲檢測(cè)器(ECD)。進(jìn)樣溫度為210℃,進(jìn)樣量為1μL,氮?dú)庾鳛檩d氣。氣相色譜柱程序升溫模式,初始溫度40℃,保溫5 min,先以5℃/min的速率升溫至65℃,然后以1℃/min的速率升溫至75℃,再以5℃/min的速率升溫至135℃,然后以20℃/min的速率升溫至280℃,在此溫度下保持5 min。采用外標(biāo)法定量分析。

HA氯化中間產(chǎn)物鑒定:采用液-液萃取(CH2Cl2溶劑)預(yù)處理樣品,提取和濃縮不同極性和揮發(fā)性的化合物。中間產(chǎn)物在預(yù)處理后使用氣相色譜-質(zhì)譜(島津GCMS-QP2010 plus)鑒定。參考NIST05質(zhì)譜庫(kù)數(shù)據(jù)庫(kù)進(jìn)行物質(zhì)分析(儀器參數(shù)設(shè)定以及色譜圖參照文獻(xiàn)[13]中相關(guān)研究)。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同氯化時(shí)間下HA降解的規(guī)律

為了探究不同反應(yīng)時(shí)間下HA的降解規(guī)律,本文配制初始濃度為30 mg/L的HA溶液([HA]0=30 mg/L),控制體系pH=7(pHini=7),控制反應(yīng)溫度為20℃(T=20℃),并向其中加入150 mg/L的有效氯溶液反應(yīng)([Cl2]0=150 mg/L),分別在0、2、6、12、24、48、72 h取樣,實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖1所示(C/C0均為HA在不同反應(yīng)時(shí)刻濃度與初始濃度的比值)。

圖1 氯化時(shí)間對(duì)HA降解的影響Fig.1 Effect of chlorination time on HA degradation

由圖1可知,HA的氯化降解主要發(fā)生在前24 h,濃度下降到21.19 mg/L,之后HA的降解速度逐漸變緩,在之后的48 h里濃度只下降了3.01 mg/L。這與Li等[14]在研究UV-氯工藝處理飲用水中腐殖質(zhì)發(fā)現(xiàn)的規(guī)律相一致。因此在以下的影響因素探究實(shí)驗(yàn)中,反應(yīng)時(shí)間確定為24 h。

2.2 有效氯濃度對(duì)HA氯化以及HAAs產(chǎn)量的影響

探究有效氯濃度對(duì)HA降解的影響實(shí)驗(yàn)條件為HA初始濃度30 mg/L不變,有效氯初始濃度分別為90、150、210、270 mg/L,調(diào)節(jié)溶液pH=7,控制反應(yīng)溫度為20℃,分別在0、2、6、12、24 h取樣分析?？疾煊行葷舛葘?duì)HAAs產(chǎn)量的影響時(shí),在降解實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)上反應(yīng)24 h取樣分析,實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖2所示。

圖2 有效氯濃度對(duì)(a)HA降解的影響,(b)HAAs產(chǎn)量的影響Fig.2 Effect of available chlorine concentration on(a)HA degradation,(b)HAAs production

由圖2(a)可知,隨著有效氯濃度的升高,HA的降解程度略有加深,24 h后體系剩余HA濃度分別為22.84、22.18、21.79、21.56 mg/L。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明加大消毒劑的使用量有助于水體中有機(jī)物的去除。然而從圖2(b)中可以看到,隨著有效氯濃度逐漸加大,DCAA和TCAA的濃度呈上升趨勢(shì)。因此,在實(shí)際應(yīng)用中對(duì)漁業(yè)養(yǎng)殖水體氯化消毒時(shí)要嚴(yán)格考慮氯投加量。在保證消毒效果情況下,降低氯化消毒劑的使用量,確保消毒后漁業(yè)養(yǎng)殖水體的水質(zhì)達(dá)到安全標(biāo)準(zhǔn)。

2.3 pH對(duì)HA氯化以及HAAs產(chǎn)量的影響

為了探究pH對(duì)HA降解的影響,本文配制了初始濃度為30 mg/L的HA溶液,調(diào)節(jié)體系pH分別為5、6、7、8、9,控制反應(yīng)溫度為20℃,并向其中加入150 mg/L的有效氯溶液反應(yīng),分別在0、2、6、12、24 h取樣分析。在考察pH對(duì)HAAs產(chǎn)量的影響時(shí),在降解實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)上反應(yīng)24 h取樣分析,結(jié)果如圖3所示。

圖3 pH對(duì)(a)HA降解的影響,(b)HAAs產(chǎn)量的影響Fig.3 Effect of pH on(a)HA degradation,(b)HAAs production

從圖3(a)可以看出,隨著pH從5升至9,HA的降解速率先增快后減慢,在pH=7時(shí)反應(yīng)速率最快。主要是因?yàn)?(1)pH影響NaClO在水體中的存在形態(tài)[15]。HClO的pKa為7.49[16],在酸性和中性條件下,NaClO主要以HClO的形態(tài)存在,在堿性條件下,NaClO主要以ClO?的形態(tài)存在;HClO的氧化能力遠(yuǎn)大于ClO?[15],因此在酸性和中性環(huán)境中HA的降解速率比堿性環(huán)境中要快。(2)pH影響HA在水體中的存在形式[17]。在酸性和中性條件下HA分別以質(zhì)子態(tài)和分子態(tài)的形式存在于水體中,質(zhì)子態(tài)的HA提供電子能力相對(duì)于較弱,因此中性環(huán)境中HA的降解速率快于酸性環(huán)境。

由圖3(b)可知,隨著pH的上升,反應(yīng)生成DCAA和TCAA的濃度逐漸降低,這是由于堿性條件下NaClO主要以ClO?的形態(tài)存在,氧化能力相對(duì)較弱導(dǎo)致。實(shí)際養(yǎng)殖用水的pH在7～9內(nèi),在此環(huán)境下氯化消毒可以減少HAAs類DBPs的產(chǎn)生。

2.4 水溫對(duì)HA氯化以及HAAs產(chǎn)量的影響

考察水溫對(duì)HA氯化的影響時(shí),HA初始濃度為30 mg/L,有效氯初始濃度為150 mg/L,體系pH=7,控制反應(yīng)溫度分別為10、20、30、40℃,分別在0、2、6、12、24 h取樣分析。在考察水溫對(duì)HAAs產(chǎn)量的影響時(shí),在降解實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)上反應(yīng)24 h取樣分析,實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖4所示。

由圖4(a)可知,水溫從10℃上升到40℃,HA的降解速率逐漸加快。實(shí)驗(yàn)反應(yīng)24 h后,體系剩余HA濃度分別為23.89、22.86、20.52、19.31 mg/L,表明高溫有利于HA的降解。然而生成DCAA、TCAA的濃度逐漸變大,如圖4(b)所示,可見(jiàn)隨著水溫的升高,HA降解程度加深,產(chǎn)生的HAAs的量也越大。

圖4 水溫對(duì)(a)HA降解的影響,(b)HAAs產(chǎn)量的影響Fig.4 Effect of water temperature on(a)HA degradation,(b)HAAs production

2.5 不同水體對(duì)HA氯化以及HAAs產(chǎn)量的影響

考察不同水體對(duì)HA氯化的影響時(shí),分別配制模擬淡水(超純水)、模擬海洋養(yǎng)殖水(Cl?濃度為6.6 g/L,Br?濃度為22 mg/L)和模擬海水(Cl?濃度為19 g/L,Br?濃度為65 mg/L)作為不同水體[18],其中HA初始濃度為30 mg/L,有效氯初始濃度為150 mg/L,使用10 mmol/L的PBS緩沖溶液控制體系pH=7,反應(yīng)溫度20℃,分別在0、2、6、12、24 h取樣分析。在考察不同水體對(duì)HAAs產(chǎn)量的影響時(shí),在降解實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)上反應(yīng)24 h取樣分析,實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖5、圖6所示。

從圖6(a)可以觀察到,HA的降解速率依次為淡水>海洋養(yǎng)殖水>海水。在海洋養(yǎng)殖水和海水體系下,DCAA和TCAA的生成量小于淡水體系,但是總的HAAs產(chǎn)量遠(yuǎn)大于淡水體系,如圖6(b)所示。原因是海洋養(yǎng)殖水和海水中存在高濃度的Cl?、Br?,而Cl?和Br?的存在為HAAs的產(chǎn)生提供大量的鹵素基團(tuán),同時(shí)在Br?作用下部分DCAA和TCAA轉(zhuǎn)化成BCAA、BDCAA、DBAA、CDBAA、TBAA等Br-HAAs(見(jiàn)圖5,甲基化產(chǎn)物對(duì)應(yīng)的HAAs色譜圖)[19]。因此在海洋養(yǎng)殖水體氯化消毒時(shí),更應(yīng)該嚴(yán)控氯化消毒劑的投加量,或者尋求更為先進(jìn)、綠色的消毒工藝,減少DBPs的產(chǎn)生。

圖5 模擬淡水(a)、模擬海水(b)養(yǎng)殖水中反應(yīng)產(chǎn)物氣相色譜圖Fig.5 GC chromatogram of the reaction products in(a)the freshwater,(b)the simulated seawater

圖6 不同水體對(duì)(a)HA降解的影響,(b)HAAs產(chǎn)量的影響Fig.6 Effects of different water bodies on(a)HA degradation,(b)HAAs production

2.6 氯化過(guò)程中HA的反應(yīng)途徑

在淡水養(yǎng)殖水體中,除母體HA和最終兩種DBPs(DCAA、TCAA)外,通過(guò)GC-MS檢測(cè)了NaClO消毒系統(tǒng)中HA的幾種主要轉(zhuǎn)化產(chǎn)物,如表1所示?；谙惹暗难芯縖14,20-22]和對(duì)實(shí)驗(yàn)結(jié)果的合理分析,降解途徑和HAAs的潛在形成途徑如圖7所示。

表1 NaClO降解HA的中間產(chǎn)物信息Tab.1 Information of intermediate products of HA degradation by NaClO

圖7 漁業(yè)養(yǎng)殖水體氯化過(guò)程中HA可能的反應(yīng)途徑Fig.7 Proposed reaction pathways of HA during chlorination of aquaculture water

由圖7可知,HA的反應(yīng)途徑大致可描述如下:首先,在活性氯的氧化作用下,HA大分子結(jié)構(gòu)被破壞,斷裂形成小分子芳香化合物。這些小分子芳香化合物發(fā)生-OH或Cl?取代反應(yīng),生成中間產(chǎn)物4-氯酚(p1)。接著,4-氯酚的苯環(huán)上的氫被氯取代,形成多氯酚(p2～p4)[22]。最后,多氯酚在有效氯的作用下可以直接裂解,在隨后的氯化過(guò)程中與Cl?充分結(jié)合,產(chǎn)生大劑量的HAAs[23]。

3 結(jié) 論

淡水養(yǎng)殖水體氯化消毒過(guò)程中,有效氯的濃度和水溫對(duì)HA的去除和HAAs的產(chǎn)量有促進(jìn)作用。水體pH在中性條件時(shí)HA的降解率最高,在堿性條件下HAAs的產(chǎn)量最少。由于Cl?和Br?的存在為HAAs的產(chǎn)生提供大量的鹵素基團(tuán),海洋養(yǎng)殖水體在氯化消毒過(guò)程中產(chǎn)生了大量的Br-DBPs。在淡水NaClO消毒系統(tǒng)中,HA大分子發(fā)生斷裂,被氧化成氯酚類中間產(chǎn)物,隨后氯酚在活性氯的作用下與Cl?充分結(jié)合,最終形成有毒的HAAs。