趙 曜,劉愛芬,2,3*,王振紅,2,3,黃明強(qiáng),2,3

（1.閩南師范大學(xué)化學(xué)化工與環(huán)境學(xué)院,福建 漳州 363000；2.福建省現(xiàn)代分離分析科學(xué)與技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建 漳州 363000；3.污染監(jiān)測(cè)與控制福建省高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建 漳州 363000）

苯作為天然的原油組分和當(dāng)前使用最為廣泛的工業(yè)原料之一,因其較高的水溶性和致癌活性而被美國(guó)環(huán)保署列為A 類致癌物和優(yōu)先污染物[1-3]，人類活動(dòng)如石油泄漏、運(yùn)輸、工業(yè)污水排放及化石燃料燃燒等都可以使苯進(jìn)入水環(huán)境[4-6]，苯作為疏水性有機(jī)物在水環(huán)境中易被浮游藻類等微生物吸附[2]并在細(xì)胞內(nèi)累積而產(chǎn)生較強(qiáng)的毒性效應(yīng)[5].光催化氧化技術(shù)對(duì)難降解有機(jī)污染物分解效果良好，在水的深度處理中應(yīng)用廣泛，其中紫外/過氧化氫（UV/H2O2）技術(shù)因僅需H2O2投加和UV燈照射，反應(yīng)條件溫和、操作相對(duì)簡(jiǎn)單、經(jīng)濟(jì)環(huán)保且對(duì)微污染有機(jī)物包括苯系物等處理效果好，處理率可達(dá)75%～95%，是較為理想的水深度處理技術(shù)[4,6-7].UV/H2O2在光解過程所產(chǎn)生的羥基自由基，可以啟動(dòng)苯水相光氧化反應(yīng)[8-9]，在此過程中可能會(huì)有醛類、羧酸、苯酚和4-羥基-二苯基醚等二次污染物的生成[10-11]，同時(shí)在污染物處理過程中可能存在UV 燈故障使得苯與H2O2混合后直接進(jìn)入水體對(duì)水生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生危害.

浮游藻類作為水體初級(jí)生產(chǎn)力，在水體微污染有機(jī)物消除方面起著積極作用[12-14].銅綠微囊藻作為一種常見的浮游藻類水華優(yōu)勢(shì)藻種對(duì)環(huán)境脅迫具有強(qiáng)抗逆性，對(duì)微量苯污染適應(yīng)性較好[15-16]，但對(duì)H2O2敏感[17]，可用于水體污染物毒性效應(yīng)的評(píng)價(jià).盡管苯的水生態(tài)毒性效應(yīng)已受到普遍關(guān)注，但是其在光催化氧化過程中與H2O2結(jié)合可能產(chǎn)生的毒性效及應(yīng)用UV/H2O2技術(shù)處理后的水生態(tài)環(huán)境效應(yīng)尚不清晰，不利于我們對(duì)UV/H2O2技術(shù)處理苯污染前后可能產(chǎn)生的環(huán)境生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的全面認(rèn)識(shí)與管控.因此，以銅綠微囊藻為實(shí)驗(yàn)藻體，探討UV/H2O2技術(shù)在苯處理前后對(duì)該藻生長(zhǎng)及毒性效應(yīng)和藻毒素釋放的影響，以期全面了解和評(píng)估UV/H2O2技術(shù)處理苯污染前后可能產(chǎn)生的水生態(tài)環(huán)境效應(yīng)，為該技術(shù)在水體苯污染去除中的應(yīng)用推廣提供科學(xué)支撐.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)藥品

苯（AR，≥99.5%）購(gòu)于汕頭達(dá)濠精細(xì)化學(xué)品有限公司，過氧化氫（AR，30.0%）、無(wú)水甲醇（GR，≥99.7%）購(gòu)于汕頭西隴科學(xué)股份有限公司，三氟乙酸（GR，≥99.5%）購(gòu)于上海麥克林生化科技有限公司.

1.2 藻種來源與培養(yǎng)

銅綠微囊藻FACHB-905 購(gòu)自中國(guó)科學(xué)院水生物研究所國(guó)家淡水藻種庫(kù).用BG11 培養(yǎng)基于溫度為(25±1)℃、光暗比為16 h∶8 h、光強(qiáng)為3 000 lx的培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)，每天振搖3次.所有工作均在超凈工作臺(tái)進(jìn)行.

1.3 UV/H2O2降解苯前后對(duì)銅綠微囊藻的毒性試驗(yàn)

以含有2 mmol·L-1苯和10 mmol·L-1H2O2的混合液（A）作為苯在UV/H2O2降解前的溶液，同時(shí)將A 于UV 燈（功率：7 W，發(fā)射的紫外波長(zhǎng)范圍：200～300 nm，中心波長(zhǎng)：254 nm）光照3 h后的溶液作為降解后溶液（B），其中液相反應(yīng)器是高度為25.5 cm、直徑為9 cm、體積為1.26 L 的有機(jī)玻璃材質(zhì)圓柱體[18].B 溶液用滅菌超純水與滅菌后的BG11培養(yǎng)液按照逐級(jí)稀釋法將其稀釋為2、5、10、20、50、100、500倍，作為藻體毒性試驗(yàn)用濃度梯度，確保每個(gè)處理含有相同的BG11 濃度，同時(shí)用不含上述稀釋液的相同濃度的BG11培養(yǎng)液作為對(duì)照組，將正常培養(yǎng)的處于對(duì)數(shù)期的銅綠微囊藻經(jīng)（5 000 r/min）離心分離10 min 后分別加入到上述濃度梯度的介質(zhì)中，保持初始藻密度約為1×107cells·mL-1，于光照培養(yǎng)箱中連續(xù)培養(yǎng)96 h，以上每個(gè)處理均設(shè)3 個(gè)平行.分別于每天進(jìn)行取樣觀測(cè)藻體的生長(zhǎng)狀況，具體測(cè)定指標(biāo)包括：藻細(xì)胞光密度（OD680）、葉綠素a（Chla）、實(shí)際光合產(chǎn)率（Yield）值、UV254.同時(shí)將培養(yǎng)96 h 后的上清液用0.45 μm 的一次性醋酸纖維素濾膜過濾，測(cè)定介質(zhì)中的總有機(jī)碳（TOC）和藻毒素（MCs）含量.

1.4 測(cè)定方法

1.4.1 藻細(xì)胞光密度(OD680)的測(cè)定

取一定量新鮮藻液于10 mm 石英比色皿中用可見光分光光度計(jì)（MAPADA 722S型，中國(guó)）于680 nm處測(cè)其吸光度值.

1.4.2 UV254的測(cè)定

取一定量藻液過0.45μm濾膜后于紫外見光分光光度計(jì)測(cè)定其在254 nm處的吸光度值.

1.4.3 藻細(xì)胞熒光特性的測(cè)定

將約5 mL 新鮮藻液暗適應(yīng)10 min 后用浮游植物熒光儀（PHYTO-PAM，德國(guó)Walz）測(cè)定藻細(xì)胞的葉綠素a（Chla）和實(shí)際光能轉(zhuǎn)化率（Yield）.

1.4.4 TOC和MCs的測(cè)定

介質(zhì)中TOC 用島津TOC 分析儀（TOCV-CPH，日本島津）進(jìn)行測(cè)定，同時(shí)參考DB42/T 274-2003 和chang等[19-20]的方法用高效液相色譜儀（Agilent 1200）于25 ℃波長(zhǎng)238 nm處進(jìn)行MCs測(cè)定，其中流動(dòng)相為含0.1%三氟乙酸與甲醇，體積比為35∶65，流速1 mL·min-1.

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

藻細(xì)胞比生長(zhǎng)率（μ）用公式：μ=計(jì)算[21]，抑制率（I）用公式：I=計(jì)算[22]，式中，μ為細(xì)胞比生長(zhǎng)率（d-1）；ct和c0分別代表時(shí)間t和初始時(shí)的光密度；t為苯添加下的暴露時(shí)間（d）；I為細(xì)胞響應(yīng)值的抑制率（%）.使用GraphPad Prism 9.0 擬合計(jì)算半數(shù)抑制濃度（IC50）值[23]，并進(jìn)行作圖，擬合曲線：I=Bottom+，式中I為抑制率（%）；C苯為苯的濃度（mmol·L-1）；Bottom＞0；Top＜100.數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差表示，采用統(tǒng)計(jì)軟件IBM SPSS Statistics 23 進(jìn)行Pearson 相關(guān)分析和單因素方差分析（ANOVA）.

2 結(jié)果與討論

2.1 銅綠微囊藻的生長(zhǎng)

2.1.1 藻細(xì)胞光密度（OD680）

將UV/H2O2降解水體苯污染前（A）后（B）含不同苯濃度的溶液對(duì)銅綠微囊藻進(jìn)行96 h 培養(yǎng)后得到的藻密度OD680如圖1a所示.可以看出：僅含0.004 mmol·L-1苯的A 液中的OD680與空白對(duì)照組無(wú)顯著差異（平均比生長(zhǎng)率為(0.34±0.01)d-1）外（P＞0.05），其余較高濃度的苯均表現(xiàn)出對(duì)藻細(xì)胞的抑制作用，抑制率(90.6±3.2)%，說明水體中高于0.02 mmol·L-1苯的存在會(huì)嚴(yán)重抑制銅綠微囊藻的生長(zhǎng).這與Cheng等研究得出的高濃度的苯（5 000μmol·L-1）會(huì)對(duì)褐藻野生型及其突變株SMZ 的生長(zhǎng)產(chǎn)生不可逆的生長(zhǎng)抑制結(jié)果一致[5]，更為敏感可能是因?yàn)镠2O2的強(qiáng)氧化性造成生物體膜物質(zhì)發(fā)生過氧化，對(duì)細(xì)胞造成損傷導(dǎo)致[17].UV/H2O2降解后的B 液其對(duì)銅綠微囊藻96 h 生長(zhǎng)的抑制效應(yīng)顯著降低，尤其是0.02 mmol·L-1和0.04 mmol·L-1苯環(huán)境下藻細(xì)胞仍能保持較好增殖，其比生長(zhǎng)率分別為(0.24±0.03)、(0.26±0.04)d-1.同時(shí)高濃度苯環(huán)境下經(jīng)降解后藻細(xì)胞的增殖也相對(duì)增高，尤其是在0.02 mmol·L-1和0.04 mmol·L-1的苯環(huán)境下與空白對(duì)照無(wú)顯著差異，其平均比生長(zhǎng)率為(0.25±0.03)d-1，但0.1～1.0 mmol·L-1的高濃度環(huán)境依然對(duì)藻細(xì)胞生長(zhǎng)仍具有抑制作用，說明水體中苯經(jīng)UV/H2O2降解后對(duì)銅綠微囊藻的生長(zhǎng)抑制效應(yīng)可顯著降低，但可能由于降解后的溶液仍含有對(duì)藻細(xì)胞的有毒成分如醛類、羧酸、苯酚和4-羥基-二苯基醚等產(chǎn)物[10]，能夠被藻細(xì)胞吸收并對(duì)產(chǎn)生毒性效應(yīng)[19]，故高濃度時(shí)對(duì)藻生長(zhǎng)的抑制效應(yīng)依然存在.

2.1.2 藻細(xì)胞葉綠素a（Chla）

水體苯污染降解前（A）后（B）的含不同苯濃度溶液對(duì)銅綠微囊藻培養(yǎng)96 h 的Chla含量,如圖1b所示.由圖可以看出降解前的A 液除0.004 mmol·L-1的苯與對(duì)照組無(wú)顯著差異外（90 mg·L-1），其余濃度均表現(xiàn)出對(duì)Chla合成的顯著抑制（P＜0.05），且隨濃度升高無(wú)顯著差異,平均抑制率達(dá)(96.6±4.9)%.說明0.02 mmol·L-1濃度以上的A液可顯著抑制藻體Chla的合成，這與先前研究表明苯和H2O2可通過與藻細(xì)胞葉綠體蛋白質(zhì)上的-SH 等相結(jié)合，破壞其細(xì)胞結(jié)構(gòu)和功能，抑制Chla 的合成，影響其光合作用結(jié)果相一致[20].降解后含0.02～1.0 mmol·L-1苯的B液中Chla濃度顯著高于A液，說明水體較高濃度的苯經(jīng)UV/H2O2降解后降低了其對(duì)銅綠微囊藻Chla合成的抑制，尤以0.02、0.04 mmol·L-1苯的B也表現(xiàn)突出.這一方面說明降解后的B 液中含有毒的苯和H2O2的濃度均相對(duì)降低，另一方面降解后產(chǎn)生的有機(jī)物如醛類等在低濃度下可能促進(jìn)藻的增殖.研究表明，較低濃度的有機(jī)物例如草甘膦、苯酚等可促進(jìn)藻Chla 的合成[24].由相關(guān)分析可知降解前后A、B溶液中Chla與OD680均呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為：0.996和0.903（P＜0.01），說明苯在降解前后對(duì)藻體生長(zhǎng)的影響可通過抑制藻細(xì)胞增殖并進(jìn)而對(duì)Chla的合成產(chǎn)生影響.

2.1.3 藻細(xì)胞實(shí)際光能轉(zhuǎn)化率（Yield）

由銅綠微囊藻在降解前（A）后（B）含不同苯濃度溶液培養(yǎng)96 h 后的Yield 變化,如圖1b所示，可以看出：含0.2～1.0 mmol·L-1苯的A 液對(duì)藻體Yield 產(chǎn)生顯著抑制，其平均抑制率為(96.6±6.1)%，說明該濃度范圍的A 液會(huì)阻礙藻細(xì)胞的電子傳遞，對(duì)銅綠微囊藻的實(shí)際光能轉(zhuǎn)化率產(chǎn)生明顯抑制作用；含0.02～0.10 mmol·L-1苯的A液中Yield與對(duì)照組相比差異顯著，但仍相對(duì)較高Yield為0.48，僅0.004 mmol·L-1苯的A 液中Yield 與對(duì)照組無(wú)顯著差異，說明該濃度范圍內(nèi)含苯A 液對(duì)藻細(xì)胞的實(shí)際光能轉(zhuǎn)化率影響較小.值得關(guān)注的是降解后的B 液中苯在0.1～1.0 mmol·L-1范圍內(nèi)藻體的Yield 均表現(xiàn)出顯著抑制，但0.004～0.04 mmol·L-1范圍的苯與對(duì)照組無(wú)顯著差異，說明苯降解前后0.2～1.0 mmol·L-1苯均會(huì)影響藻體的Yield.降解前后僅0.1 mmol·L-1苯環(huán)境下Yield 有顯著差異（P＜0.05），其余均無(wú)顯著差異，且降解后B液的Yield受到顯著抑制，說明苯經(jīng)UV/H2O2降解后B液中含有影響Yield的物質(zhì)的生成，具體需要進(jìn)一步分析確定.由相關(guān)分析可知降解前后A、B溶液中Yield與Chla和OD680均呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為：0.648 和0.650（P＜0.01,A 液）與0.945 和0.888（P＜0.01,B 液），說明Yield 可較好響應(yīng)苯降解前后對(duì)藻的生長(zhǎng).

圖1 UV/H2O2降解水體苯污染前(A)后(B)銅綠微囊藻的生長(zhǎng)變化(a.OD680,b.Chla和c.Yield)Fig.1 Growth changes of benzene on Microcystis aeruginosa before and after UV/H2O2 degradation(a.OD680,b.Chla and c.Yield)

2.2 對(duì)銅綠微囊藻的毒性效應(yīng)

UV/H2O2降解水體苯污染前后由OD680、Chla和Yield三個(gè)指標(biāo)的方差分析得出降解前后苯對(duì)銅、綠微囊藻的無(wú)可觀測(cè)效應(yīng)濃度（NOEC）和最低可觀測(cè)效應(yīng)濃度（LOEC）一致，A 液分別為0.004 mmol·L-1和0.02 m mol·L-1；B 液分別為0.04和0.1 mmol·L-1.同時(shí)根據(jù)最大允許毒物濃度MATC=(LOEC*NOEC)1/2由OD680、Chla、Yield 三種指標(biāo)計(jì)算得出UV/H2O2降解前后苯的最大允許毒物濃度A 液為0.009 mmol·L-1，B 液為0.02 mmol·L-1，表明苯經(jīng)UV/H2O2降解后可顯著降低對(duì)銅綠微囊藻的毒性，其對(duì)該藻的最大允許毒物濃度可提高到降解前的2.2倍.

圖2 UV/H2O2降解水體苯污染前后對(duì)銅綠微囊藻96 h的生長(zhǎng)脅迫及非線性回歸-劑量-響應(yīng)曲線擬合(a.A液,b.B液)Fig.2 The 96 h growth of nonlinear regression-dose-response curve fitting by benzene on Microcystis aeruginosa before and after UV/H2O2 degradation(a.A liquid,b.B liquid)

由OD680、Chla 和Yield 三個(gè)指標(biāo)擬合得到UV/H2O2降解前后苯的96 h 的IC50及其相關(guān)系數(shù)（R2）如表1所示.除降解前A 液中由Yield得到的苯的IC50相對(duì)較高比OD680和Chla高出5個(gè)數(shù)量級(jí)外，其余各指標(biāo)間無(wú)顯著差異，說明Yield 并非該環(huán)境下可較好響應(yīng)藻體對(duì)苯毒性的較好指標(biāo)，而OD680和Chla 對(duì)降解前A液中苯的更為敏感.各指標(biāo)得到的降解后B液中苯的IC50無(wú)顯著差異，除Yield較降解前降低外，其余倆指標(biāo)均顯著增高為降解前的105倍，說明經(jīng)UV/H2O2降解可顯著降低苯對(duì)銅綠微囊藻的毒性效應(yīng)[21].

表1 UV/H2O2降解水體苯污染前后對(duì)銅綠微囊藻各生長(zhǎng)指標(biāo)的96 h IC50Tab.1 96 h IC50 of benzene on Microcystis aeruginosa for growth indicators before and after UV/H2O2 degradation

降解前后苯對(duì)銅綠微囊藻在不同時(shí)間時(shí)由OD680、Chla 和Yiled 擬合得到的IC50如表2所示.可以看出由三個(gè)指標(biāo)得到的降解前A 液的IC50均比B 液相對(duì)要低，說明苯經(jīng)UV/H2O2降解后顯著降低了其在不同時(shí)間下的毒性效應(yīng)，其中以O(shè)D680表現(xiàn)最為顯著，由其得出的B 液得IC50隨時(shí)間呈降低趨勢(shì)，是A 液的105～106倍，說明隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)降解后B液中苯的毒性效應(yīng)也逐漸增強(qiáng)，而A 液僅在前兩天相對(duì)降低，說明降解前苯的毒性效應(yīng)主要表現(xiàn)在培養(yǎng)的前兩天，表現(xiàn)出對(duì)藻細(xì)胞的明顯急性毒性效應(yīng).由Chla得出的A 液的IC50較OD680相對(duì)要低，說明該指標(biāo)對(duì)降解前苯的響應(yīng)沒有OD680敏感，尤其是24 h 時(shí)的IC50是該時(shí)刻OD680的105倍，并沒有表現(xiàn)出明顯的急性毒性效應(yīng)，一定程度上說明降解前的苯溶液對(duì)該藻的毒性效應(yīng)是通過影響藻細(xì)胞增殖，進(jìn)而影響其Chla 的合成.由Yield 得到的A 液的IC50隨時(shí)間呈增加趨勢(shì)，且比OD680和Chla顯著更高，說明Yield僅在初期（24 h）對(duì)苯的毒性效應(yīng)響應(yīng)顯著，隨時(shí)間增加該指標(biāo)的響應(yīng)性明顯變差.由Chla和Yield 得到的降解后B 液的IC50都表現(xiàn)為隨時(shí)間略有降低但數(shù)量級(jí)仍保持相同，說明降解后的B 液具有對(duì)銅綠微囊藻生長(zhǎng)的一個(gè)不顯著的長(zhǎng)期毒性效應(yīng)，可能與降解后有機(jī)物的組成有關(guān)，具體需要進(jìn)一步分析.

表2 UV/H2O2降解水體苯污染前后對(duì)銅綠微囊藻在不同時(shí)間下的IC50Tab.2 IC50 of benzene on Microcystis aeruginosa before and after UV/H2O2 degradation at different times

2.3 介質(zhì)中的有機(jī)物含量

一般認(rèn)為UV254可以反映水中天然存在的腐殖質(zhì)類大分子有機(jī)物及含C=C雙鍵和C=O雙鍵的芳香族化合物的含量，其一定程度上可作為水體TOC、DOC 和三鹵甲烷（THMS）等指標(biāo)的替代參數(shù).UV/H2O2降解水體苯污染前后不同濃度苯溶液對(duì)銅綠微囊藻經(jīng)96 h 培養(yǎng)后介質(zhì)中表示有機(jī)物的UV254、TOC 和蛋白質(zhì)含量如圖3所示.由UV254可以看出降解前A液中0.004 mmol·L-1苯與對(duì)照組無(wú)顯著差異分別為0.86和0.80分別是初始時(shí)的3.4 倍和3.1 倍，其余較高濃度苯環(huán)境下介質(zhì)中UV254含量均相對(duì)降低，其平均值為(0.29±0.01)，與初始基本一致，結(jié)合生長(zhǎng)情況說明藻細(xì)胞增殖可以促進(jìn)介質(zhì)中該類有機(jī)物含量的增高，而生長(zhǎng)受限則會(huì)降低有機(jī)物的分泌.降解后B 液中的UV254在苯低于0.04 mmol·L-1時(shí)無(wú)顯著差異，僅0.1 mmol·L-1和1.0 mmol·L-1時(shí)相對(duì)較低與初始時(shí)（0.43）無(wú)顯著差異，與A 液相比較除0.004 mmol·L-1和0.1 mmol·L-1苯差異不顯著，其余濃度的含苯溶液降解后含藻介質(zhì)中UV254均顯著增高（P＜0.01）.這可能是由于一方面苯降解后產(chǎn)物有苯酚、醛類、羧酸化合物、芳香醚和酚聚類高分子量產(chǎn)物，其均含有雙鍵結(jié)構(gòu)[10]，另一方面藻細(xì)胞增殖亦相對(duì)增強(qiáng)所導(dǎo)致.由相關(guān)分析可以得出UV254與OD680、Chla和Yield均成顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)在A 液中分別為：0.963，0.950 和0.703（P＜0.01），B 液中分別為：0.791，0.666 和0.673（P＜0.01），說明降解前后介質(zhì)中UV254一定程度上可以反映藻細(xì)胞的生長(zhǎng)[21].

由降解前后藻細(xì)胞培養(yǎng)96 h 后介質(zhì)中TOC 含量（圖3b）可以看出降解前后介質(zhì)中TOC 無(wú)顯著差異，均表現(xiàn)為隨苯濃度稍有降低而后又增高的趨勢(shì)，說明UV/H2O2對(duì)苯的降解并不會(huì)改變其對(duì)含藻介質(zhì)中TOC 的影響.降解前后經(jīng)藻體培養(yǎng)96 h 介質(zhì)中TOC 僅為其初始TOC 含量的不足1%，說明銅綠微囊藻的添加可以顯著降低介質(zhì)中苯的含量，這可能是由于苯的親脂特性使其進(jìn)入藻細(xì)胞而被其吸收代謝導(dǎo)致.研究表明，褐藻可以降解水體中的微量苯，其去除能力可達(dá)112 mg·g-1[23].A 液中含苯環(huán)境的TOC含量均表現(xiàn)出與對(duì)照組的顯著差異（P＜0.05），降解前后A 液和B 液中較低濃度的苯（＜0.1 mmol·L-1）與對(duì)照組相比較抑制了藻體胞外有機(jī)物的分泌，而較高濃度則可能由于超出了藻體的毒性閾值使其死亡，消亡藻細(xì)胞分解一定程度上貢獻(xiàn)了TOC 而表現(xiàn)出隨濃度增高而增高的趨勢(shì)，尤其是降解后B 液中1 mmol·L-1苯環(huán)境顯著高于其他條件（P＜0.05），這可能是由于藻體分泌的脂肪、蛋白質(zhì)等大分子有機(jī)物分解為氨基酸等小分子，增加了水體中含碳化合物的含量[25]，而藻類死亡后也會(huì)將胞內(nèi)存留的有機(jī)物分解進(jìn)入水體[26]，具體原理有待于進(jìn)一步分析.由相關(guān)分析可知降解前A 液中TOC 與藻體OD680、Chla 和UV254均成顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)在A液中分別為：0.520，0.538和0.551（P＜0.01），B液中僅與苯的濃度顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為：0.859（P＜0.01），說明降解前介質(zhì)中TOC一定程度上可以反映藻細(xì)胞的生長(zhǎng)，降解后則反映初始有機(jī)物苯的濃度.

圖3 UV/H2O2降解水體苯污染前后銅綠微囊藻培養(yǎng)96 h后介質(zhì)中有機(jī)物變化(a.UV254,b.TOC)Fig.3 Changes of organic matters after 96 h Microcystis aeruginosa culture with benzene before and after UV/H2O2 degradation in the medium(a.UV254,b.TOC)

2.4 MCs的釋出

銅綠微囊藻分別在UV/H2O2降解水體苯污染前后不同苯濃度溶液中培養(yǎng)96 h 后介質(zhì)中MCs 的含量如圖4所示.可以看出降解前后除0.004 mmol·L-1和0.2 mmol·L-1時(shí)降解前A液中的MCs高于降解后B液外，其余苯環(huán)境下降解后B 液中的MCs 均顯著高于A 液，說明苯經(jīng)UV/H2O2降解后更有利于藻體MCs 的釋出，這可能是由于降解后介質(zhì)中含有相對(duì)更多小分子有機(jī)物的存在進(jìn)而促進(jìn)了藻體MCs的分泌[23,27].降解前A 液中MCs 在0.004 mmol·L-1苯環(huán)境下含量最高為3.05 mg·L-1，其次為0.2 mmol·L-1苯環(huán)境其MCs含量1.87mg·L-1，均顯著高于其他苯環(huán)境，分別是對(duì)照組的2.24 和1.38 倍，其余隨濃度呈逐漸減小的趨勢(shì).降解后B 液中的MCs與對(duì)照組相比差異不大，說明經(jīng)UV/H2O2降解后苯對(duì)藻細(xì)胞MCs的釋出隨濃度并無(wú)顯著影響.降解前后含1.0 mmol·L-1的苯環(huán)境下介質(zhì)中MCs 含量最低值，這可能是由于該環(huán)境下藻體生長(zhǎng)受到抑制，進(jìn)而導(dǎo)致MCs 的釋出顯著降低.由相關(guān)分析可知降解前A 液中MCs 與OD680、Chla 和UV254均顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為：0.604，0.584和0.563（P＜0.01），B液中僅與OD680和UV254顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.575 和0.612（P＜0.01）.降解前后A 液和B 液中MCs 與苯濃度均成顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.461 和-0.440（P＜0.05），說明含苯水體中隨苯濃度的增高藻細(xì)胞MCs 的分泌降低，苯對(duì)藻細(xì)胞的生長(zhǎng)抑制會(huì)降低其MCs的分泌.

圖4 UV/H2O2降解水體苯污染前后銅綠微囊藻培養(yǎng)96 h后介質(zhì)中MCs含量Fig.4 MCs contents after 96 h Microcystis aeruginosa culture with benzene before and after UV/H2O2 degradation in the medium

3 結(jié)論

用UV/H2O2技術(shù)處理苯污染時(shí)，降解前苯與H2O2混合液表現(xiàn)出對(duì)銅綠微囊藻在OD680和Chla 方面的顯著生長(zhǎng)抑制效應(yīng)，由其得到的苯對(duì)銅綠微囊藻的96 h IC50無(wú)顯著差異，不同時(shí)間下的IC50以O(shè)D680更為敏感，且表現(xiàn)出明顯的急性毒性效應(yīng).降解后的溶液對(duì)銅綠微囊藻的毒性效應(yīng)顯著降低，其IC50較降解前提高5 個(gè)數(shù)量級(jí)，不同時(shí)間下各指標(biāo)得出的IC50以Chla 更為敏感，且隨時(shí)間表現(xiàn)出明顯的慢性毒性效應(yīng)，說明UV/H2O2技術(shù)處理苯污染可顯著降低其在水生態(tài)系統(tǒng)中的毒性效應(yīng)，但其慢性毒性效應(yīng)仍需被關(guān)注.降解前后含藻介質(zhì)中UV254可以較好地響應(yīng)藻細(xì)胞的生長(zhǎng)，而TOC不能響應(yīng)苯的毒性效應(yīng).降解前低濃度的苯可促進(jìn)藻體MCs 的釋出，但降解前后均表現(xiàn)出隨苯濃度的增高對(duì)藻體生長(zhǎng)及MCs 釋出的顯著抑制效應(yīng).