鐘 輝，高 星，李 平，吳錦華

（1.中山市名城環(huán)境服務(wù)有限公司，廣東 中山 528403；2.華南理工大學(xué)環(huán)境與能源學(xué)院，廣東 廣州 510640）

垃圾滲瀝液是一種污染物種類(lèi)繁多、水質(zhì)構(gòu)成復(fù)雜的高濃度毒性/難降解有機(jī)廢水，迄今為止并未找到切實(shí)有效的處理工藝。在垃圾滲瀝液的各種處理工藝中，生物處理法是去除有機(jī)污染物的最佳工藝［1］。研究表明［2］，垃圾滲瀝液中污染物的生物毒性是影響滲瀝液生物處理系統(tǒng)正常運(yùn)行的關(guān)鍵因素之一。毒性污染物存在于滲瀝液中將對(duì)生物處理系統(tǒng)中的微生物活性造成極大的影響，毒性抑制作用導(dǎo)致生物體最大比生長(zhǎng)速率降低、半飽和系數(shù)升高，或者導(dǎo)致微生物菌群的不利轉(zhuǎn)變，從而使生物降解速率大幅度降低，甚至使體系內(nèi)微生物迅速死亡，導(dǎo)致處理系統(tǒng)徹底失效［3］。而滲瀝液的生物毒性很難從物理化學(xué)指標(biāo)上得到體現(xiàn)，近年來(lái)發(fā)展起來(lái)的各種生物毒性測(cè)試手段則能給我們提供更多的常規(guī)分析所不能提供的信息。它不僅可以核定未知化學(xué)物質(zhì)的影響，也可以反映化學(xué)物質(zhì)間的相互作用和聯(lián)合作用以及化學(xué)物質(zhì)的生物可利用性［4-6］。研究分析組分復(fù)雜的垃圾滲瀝液中典型組分的生物毒性對(duì)有針對(duì)性地開(kāi)發(fā)毒性削減技術(shù)，實(shí)現(xiàn)垃圾滲瀝液的高效生物降解及達(dá)標(biāo)排放具有重要的意義。

1 垃圾滲瀝液中的毒性物質(zhì)

垃圾滲瀝液主要來(lái)自3個(gè)方面：①填埋場(chǎng)內(nèi)的自然降水和地表徑流；②垃圾自身含水；③微生物厭氧分解作用而產(chǎn)生的水。由于垃圾成分復(fù)雜，填埋后發(fā)生分解、溶出、發(fā)酵等反應(yīng)，所以滲瀝液中含有大量的無(wú)機(jī)物和有機(jī)物，他們所產(chǎn)生的毒性不僅與其性質(zhì)有關(guān)，同時(shí)也依賴(lài)于濃度和有效性［1］。通常垃圾滲瀝液主要包括無(wú)機(jī)物、重金屬和具有不同生物降解能力的有機(jī)物。

在無(wú)機(jī)物中，氨氮、重金屬離子被認(rèn)為是在處理過(guò)程中最可能影響微生物正?；顒?dòng)的因素。垃圾滲瀝液中的氨氮主要由有機(jī)的和人工合成的化合物降解產(chǎn)生［7］。在水中氨氮溶解性很高，并且在氨態(tài)氮和銨鹽之間建立平衡，這種平衡取決于pH［7］。一般來(lái)講垃圾滲瀝液中的氨氮濃度隨著垃圾填埋場(chǎng)年齡的增長(zhǎng)而逐漸增加。滲瀝液中的高氨氮能在一定程度上抑制微生物的生長(zhǎng)，但不致于達(dá)到產(chǎn)生毒性的水平。

研究表明，垃圾滲瀝液中通常含有10多種金屬離子，其中重金屬離子的濃度通常比較低［8］，一般來(lái)說(shuō)，輕金屬離子很少能達(dá)到毒性濃度，但很少量的重金屬離子卻能產(chǎn)生極高的毒性。當(dāng)在某個(gè)極限濃度以下，重金屬離子對(duì)菌體的生長(zhǎng)起促進(jìn)作用，一旦超過(guò)這個(gè)濃度則會(huì)漸漸產(chǎn)生抑制作用甚至立刻導(dǎo)致菌體死亡。由于垃圾填埋場(chǎng)中的重金屬容易被DOC吸附或與硫酸鹽、碳酸鹽生成沉淀，因此少于0.02%的重金屬會(huì)在填埋后30 a內(nèi)滲入垃圾滲瀝液中［9-10］，所以垃圾滲瀝液中檢出的重金屬濃度較低，例如T.Vasiliki等［11］在阿爾及利亞的填埋場(chǎng)中檢出的重金屬濃度范圍分別為Cd 50～138 μg/L、Zn 330～401 μg/L、Cu 10～408 μg/L、Cr 390～2 559 μg/L、Pb 980～2 217 μg/L。在垃圾填埋產(chǎn)甲烷階段，重金屬污染衰減主要由大部分可溶性重金屬離子被螯合所引起的［12］。重金屬離子通常被腐殖質(zhì)和富里酸螯合，但是pH的改變會(huì)破壞這種螯合作用［13］。

迄今為止，垃圾滲瀝液中能被檢出的有機(jī)污染物已超過(guò)200種。由于人工合成的有機(jī)物質(zhì)不斷進(jìn)入到自然界，各種新的合成有機(jī)物在垃圾滲瀝液中被檢出，越來(lái)越多的研究者日趨關(guān)注垃圾滲瀝液中的外源有機(jī)污染物（XOCs）。垃圾滲瀝液中典型的XOCs大致可分為以下幾類(lèi)：①鄰苯二甲酸類(lèi)，鄰苯二甲酸應(yīng)用于塑料生產(chǎn)中，如二（2-乙基已基） 鄰苯甲酸類(lèi)（DEHP）、二乙烷鄰苯二甲酸類(lèi)（DEP）、二丁基鄰苯二甲酸類(lèi)（DBP）等；②酚類(lèi)，酚類(lèi)是各種合成有機(jī)物的基本結(jié)構(gòu)單元，并且是許多農(nóng)藥分解的產(chǎn)物；③芳香化合物，特別是BTEX化合類(lèi)（苯、甲苯、乙苯、二甲苯）作為眾多產(chǎn)品的溶劑而在垃圾滲瀝液中以很高的濃度被檢出；④鹵代化合物；⑤殺蟲(chóng)劑和除草劑；⑥藥物類(lèi)；⑦其他，包括砜、磺酸鹽、萜烯醇、膦酸鹽等。其中許多物質(zhì)都具有很高的生物毒性，例如，殺蟲(chóng)劑Malathion和PCP對(duì)大型蚤的LC50范圍分別為0.000 9～0.052 mg/L和0.1～1.78 mg/L。有研究者認(rèn)為各種化合物的混合物可能會(huì)產(chǎn)生協(xié)同作用，將會(huì)對(duì)微生物產(chǎn)生更強(qiáng)的毒性［14］。

2 生物毒性測(cè)試表征方法

目前常用的生物毒性檢驗(yàn)手段基本是建立在細(xì)菌發(fā)光抑制、細(xì)菌生長(zhǎng)抑制、呼吸代謝速率、脫氫酶活性檢測(cè)、降解動(dòng)力學(xué)等基礎(chǔ)上。近年來(lái)，環(huán)境污染物的生物毒性受到越來(lái)越多研究者的關(guān)注。表1匯集了在文獻(xiàn)報(bào)道中運(yùn)用較多的快速毒性測(cè)試、國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)急性毒性測(cè)試以及遺傳毒性測(cè)試方法。目前，生物毒性測(cè)試方法在國(guó)外的應(yīng)用非常廣泛且毒性指示生物非常豐富，國(guó)內(nèi)的毒性檢測(cè)僅限于MicrotoxR、Daphnia等方法，而且應(yīng)用不甚廣泛，與國(guó)外的差距較大。

其中，Microtox法采用發(fā)光細(xì)菌P.phousphoreum（或Vibrio fischeri）作為毒性測(cè)試的指示生物，通過(guò)測(cè)定發(fā)光強(qiáng)度的減弱程度來(lái)判斷污染物的毒性強(qiáng)弱，是目前應(yīng)用最頻繁且最便捷的毒性篩選工具，但同時(shí)也是越來(lái)越受到爭(zhēng)議的方法。M.Gutierrez等［24］認(rèn)為評(píng)價(jià)污染物的潛在毒性時(shí)最好是利用滲瀝液處理系統(tǒng)中的活性污泥作為考察對(duì)象更為恰當(dāng)。其中，評(píng)價(jià)污染物對(duì)微生物的毒性的（ASRI）活性污泥呼吸抑制測(cè)試已成功應(yīng)用于水處理工業(yè)。用5個(gè)普通無(wú)機(jī)污染物和6個(gè)有機(jī)污染物，在ARSI和Microtox之間做了比較性的研究，發(fā)現(xiàn)：Microtox太靈敏，ARSI更適合于污水處理廠(chǎng)反應(yīng)器進(jìn)水的在線(xiàn)監(jiān)測(cè)。然而，更多的研究者傾向于依據(jù)食物鏈分級(jí)，選擇各個(gè)營(yíng)養(yǎng)級(jí)上有代表性的或?qū)U水處理系統(tǒng)很重要的微生物種群共同組成一個(gè)生物檢測(cè)系統(tǒng)，測(cè)定有毒物質(zhì)對(duì)該系統(tǒng)的毒性效應(yīng)，由此更貼近地模擬滲瀝液進(jìn)入到生物處理系統(tǒng)后對(duì)個(gè)體或者種群乃至整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能的間接或直接的影響。

表1 毒性測(cè)試的方法

3 滲瀝液中典型污染物生物毒性的研究進(jìn)展

3.1 氨氮

D.Alkalay等［1］認(rèn)為大多數(shù)垃圾滲瀝液的蛋白質(zhì)含量較低，在厭氧處理中氨氮的濃度很難達(dá)到產(chǎn)生毒性的水平，而且微生物對(duì)高濃度的氨氮有很強(qiáng)的適應(yīng)性。同時(shí)，研究表明，即使氨氮的濃度達(dá)到10 000 mg/L，也不會(huì)產(chǎn)生殺菌的效果，而只是抑制微生物的生長(zhǎng)，而當(dāng)氨氮濃度降到3 000 mg/L后的7～10 d后微生物的活動(dòng)恢復(fù)［26］。許多研究者對(duì)垃圾滲瀝液中氨氮的生物毒性進(jìn)行了測(cè)試，C.Bernard等［25］將取自14個(gè)垃圾填埋廠(chǎng)的滲瀝液做不同前處理后制得的25個(gè)樣品，進(jìn)行Daphnia magnaEC50s毒性測(cè)試，發(fā)現(xiàn)絕大部分樣品中的未離子化氨對(duì)Daphnia magna有較強(qiáng)毒性。在C.Bernard等［27］早先的研究中也證實(shí)了氨對(duì)duckweed的毒性。郝小鳳等［28］研究了氨氮對(duì)泥鰍的急性毒性，研究表明，水中氨氮濃度越高，泥鰍的死亡率越高，其96 h LC50總氨濃度為164.4 mg/L，非離子氨濃度為2.22 mg/L。同時(shí)，與氨氮密切相關(guān)的堿度似乎對(duì)氨的毒性起到了加強(qiáng)作用，在一些情況下堿度直接產(chǎn)生了對(duì)Daphnia的毒性。

3.2 金屬離子

對(duì)于垃圾滲瀝液中金屬離子的毒性研究相對(duì)較少，由于大多學(xué)者認(rèn)為垃圾填埋場(chǎng)的金屬離子易于生成硫化物及碳酸鹽而很難或僅有少量的金屬離子進(jìn)入滲瀝液中，所以垃圾滲瀝液中金屬離子的毒性并未引起研究者的關(guān)注。

3.3 有機(jī)污染物

由于垃圾滲瀝液有機(jī)組成的復(fù)雜性及分析測(cè)試方法的局限性，使得對(duì)垃圾滲瀝液毒性的全面解析仍具有難度。A.Baun［14］在丹麥的10個(gè)垃圾滲瀝液樣品中檢出了55種XOCs和10種已知的降解產(chǎn)物：芳香族化合物（18種以及1種降解產(chǎn)物：BSA）、鹵代脂肪烴（3種）、酚類(lèi)（14種，包括1種可能的降解產(chǎn)物：2,5DCP）、壬基酚乙氧基羧酸鹽（1種）、苯甲酸鹽類(lèi)（8種，包括5種降解產(chǎn)物：鄰苯對(duì)甲酸單體）、殺蟲(chóng)劑（21種，包括草甘膦、莠去津和西瑪津的3種產(chǎn)物）。其中許多物質(zhì)不但難以被降解，而且對(duì)微生物具有很強(qiáng)的抑制作用，降低生物系統(tǒng)的效率甚至引起生物系統(tǒng)的崩潰。對(duì)這10種垃圾滲瀝液進(jìn)行了成分分析并對(duì)用SPE萃取后的組分進(jìn)行了藻類(lèi)和發(fā)光菌急性毒性實(shí)驗(yàn)和遺傳毒性實(shí)驗(yàn)，并將其與美國(guó)環(huán)保局的ECOTOX數(shù)據(jù)庫(kù)進(jìn)行了對(duì)比，發(fā)現(xiàn)只有2%～37%的毒性結(jié)果可以找到確認(rèn)的化學(xué)物質(zhì)，其中在所有的樣品中，萘和四氯甲酚在滲瀝液的總毒性中占有1%～29%的毒性（毒性指示生物為藻類(lèi)），遺傳毒性實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示在10個(gè)垃圾滲瀝液樣品中僅有1個(gè)垃圾滲瀝液經(jīng)過(guò)141倍濃縮能夠產(chǎn)生遺傳毒性。還有研究者［29］將垃圾滲瀝液經(jīng)過(guò)固相萃?。⊿PE）柱后再通過(guò)HPLC，根據(jù)辛醇-水分配比KOW分為5級(jí)，具有高logKOW的通過(guò)GC/MS分析組成，低logKOW通過(guò)HPLC/MS進(jìn)行物質(zhì)鑒定。每一化學(xué)分析步驟前后，采用Microtox及Daphnia magna（48 h）進(jìn)行生物毒性監(jiān)測(cè)，確定毒性最高的部分進(jìn)行定性定量分析，發(fā)現(xiàn)毒性較高的第5級(jí)中主要有鄰苯二甲酸類(lèi)、BTEX化合類(lèi)物質(zhì)。

對(duì)于廢水的生物毒性分析，一種行之有效的方法就是美國(guó)環(huán)保局提出的毒性鑒別評(píng)價(jià)方法（toxicity identification evaluation，TIE）［30-32］。通過(guò)一定的物化分析與生物毒性測(cè)試方法結(jié)合起來(lái)評(píng)價(jià)廢水的毒性。M.Isidori等［20］將該方法運(yùn)用到城市固體垃圾滲瀝液的毒性檢測(cè)中，由于采用了多種毒性指示生物，所以未能得出較為統(tǒng)一的結(jié)論。

4 結(jié)論與展望

垃圾滲瀝液中的毒性物質(zhì)，特別是有機(jī)物對(duì)生物處理系統(tǒng)的運(yùn)行效率具有顯著的影響，然而由于垃圾滲瀝液復(fù)雜的組成，傳統(tǒng)的化學(xué)分析不但很難完全檢出其成分而且分析成本極高，生物毒性檢測(cè)給我們提供未知物質(zhì)對(duì)生物的毒害作用的信息，不但快捷而且成本相對(duì)低廉，對(duì)垃圾滲瀝液的脫毒處理工藝及系統(tǒng)的優(yōu)化具有很強(qiáng)的指導(dǎo)意義。然而，各種生物對(duì)垃圾滲瀝液的毒性物質(zhì)表現(xiàn)出千差萬(wàn)別的敏感性，如何找出各種生物毒性特征的相關(guān)性以及各種生物毒性表征與實(shí)際處理系統(tǒng)之間的聯(lián)系將是今后的工作方向。

［1］Alkalay D，Guerrero L，Lema J M，et al.Review：Anaerobic treatment of municipal sanitary landfill leachates：The problem of refractory and toxic components［J］.World J Microbiol Biotechnol，1998，14 （3）：309-320.

［2］李建偉.污染物的微生物毒性檢測(cè)方法的比較研究［J］.化學(xué)世界，2005（7）：442-445.

［3］Bernard C，Guido P，Colin J，et al.Estimation of the hazard of landfills through toxicity testing of leachates：Ⅰ.Determination of leachate toxicity with a battery of acute tests［J］.Chemosphere，1996，33 （11）：2303-2320.

［4］Marttinen S K，Kettunen R H，Sormunen K M，et al.Screening of physicalchemical methods for removal of organic material，nitrogen and toxicity from low strength landfill leachates［J］.Chemosphere，2002，46（6）：851-858.

［5］Kaur R，Buckley B，Park S S，et al.Toxicity test of Nanji island landfill（Seoul，Korea） leacheate using Japanese medaka （Oryzias latipes） embryo larval assay［J］.Environ Contamin Toxicol，1996，57：84-90.

［6］胡洪營(yíng)，魏東斌，董春宏.污/廢水的水質(zhì)安全性評(píng)價(jià)與管理［J］.環(huán)境保護(hù)，2002（11）：37-38，41.

［7］Thomas D J，Tyrrel S F，Smith R，et al.Bioassays for the evaluation of landfill leachate toxicity［J］.J Toxicol Environ Health，Part B，2009，12（1）：83-105.

［8］Baun D L，Christensen T H.Speciation of heavy metals in landfill leachate：A review［J］.Waste Manage Res，2004，22 （1）：3-23.

［9］Flyhammer P.Analysis of the cadmium flux in Sweden with special emphasis on landfill leachate［J］.J Environ Qual，1995，24 （4）：612-621.

［10］Jensen D L，Christensen T H.Colloidal and dissolved metals in leachates from four Danish landfills［J］.Water Res，1999，33（9）：2139-2147.

［11］Vasiliki T，Stefanos D.Investigation of landfill leachate toxic potency：An integrated approach with the use of stress indices in tissues of mussels［J］.Aquat Toxicol，2012，124/125：58-65.

［12］Slack R J，Gronow J R，Voulvoulis N.Household hazardous waste in municipal landfills： Contaminantsin leachate［J］.SciTotalEnviron，2005，337 （1/3）：119-137.

［13］Christl I，Metzger A，Heidmann I，et al.Effect of humic and fulvic acid concentrations and ionic strength on copper and lead binding［J］.Environ Sci Technol，2005，39 （14）：5319-5326.

［14］Baun A，Ledin A，Reitzel L A，et al.Xenobiotic organic compounds in leatchates from ten Danshi MSW landfills：Chemical analysis and toxicity tests［J］.Water Res，2004，38 （18）：3845-3858.

［15］魏杰，胡洪營(yíng)，寧大亮，等.污水氯化/脫氯消毒副產(chǎn)物的生物毒性［J］.中國(guó)給水排水，2004，20（6）：5-8.

［16］Sun B.Estimating toxicity of organic chemicals to activated-sludge microorganism［J］.J Environ Eng，1994，120 （6）：1459-1469.

［17］Ren S J，F(xiàn)rymier P D.Estimating the toxicities of organic chemicals to bioluminescent bacteria and activated sludge［J］.Water Res，2002，36（17）：4406-4414.

［18］Grunditz C，Dalhammar G.Development of nitrification inhibition assays using pure cultures of nitrosomonas and nitrobacter［J］.Water Res，2001，35（2）：433-440.

［19］Bogaerts P，Bohatier J，Bonnemoy F.Use of the ciliated protozoanTetrahymena pyriformisfor the assessment of toxicity and quantitative structureactivityrelationshipsofxenobiotics：ComparisonwithMtrotoxtest［J］.Ecotoxicol Environ Saf，2001，49 （3）：293-301.

［20］Isidori M，Lavorgna M，Nardelli A，et al.Toxicity identification evaluation of leachates from municipal solid waste landfills：A multispecies approach［J］.Chemosphere，2003，52 （1）：85-94.

［21］Vanhaecke P，Persoone G，Claus C，et al.Proposal for a short-term toxicity test withArtemia nauplii［J］.Ecotoxicol Environ Safety， 1981， 5（3）：382-387.

［22］高乃云，徐斌，芮旻，等.不同預(yù)氧化工藝對(duì)飲用水致突變活性的影響［J］.同濟(jì)大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2005，33（1）：63-67.

［23］劉文，張春海，張子峰，等.防腐劑山梨酸鉀對(duì)蠶豆根尖細(xì)胞的遺傳毒性［J］.江蘇大學(xué)學(xué)報(bào)：醫(yī)學(xué)版，2004，14（6）：489-491，493.

［24］Gutierrez M，Etxebarria J，de las Fuentes L.Evaluation of wastewater toxicity：Comparative study between MicrotoxRand activated sludge oxygen uptake inhibition［J］.Water Res，2002，36 （4）：919-924.

［25］Bernard C，Colin J R，Anne L D.Estimation of the hazard of landfills through toxicity testing of leachates：Ⅱ.Comparison of physico-chemical characteristics of landfill leachates with their toxicity determined with a battery of tests［J］.Chemosphere，1997，35 （11）：2783-2796.

［26］Toussaint M W，Shedd T R，van der Schalie W H，et al.A comparison of standard acute toxicity tests with rapid-screening toxicity tests［J］.Environ Toxicol Chem，1995，14（5）：907-915.

［27］Clement B，Merlin G.The contribution of ammonia and alkalinity to landfill leachate toxicity to duckweed［J］.Sci Total Environ，1995，170 （1）：71-79.

［28］郝小鳳，劉洋，凌去非.氨氮對(duì)泥鰍的急性毒性及對(duì)其肝、鰓組織超微結(jié)構(gòu)的影響［J］.水生態(tài)學(xué)雜志，2012，33（5）：101-107.

［29］Benfenati E，Barceló D，Johnson I，et al.Emerging organic contaminants in leachates from industrial waste landfills and industrial effluent［J］.Trends Anal Chem，2003，22（10）：757-765.

［30］US Environmental Protection Agency.Methods for aquatic toxicity identification evaluations：Phase Ⅰ toxicity characterization procedures［R］.United States：NISA，1991.

［31］US Environmental Protection Agency.Methods for aquatic toxicity identification evaluations：PhaseⅡ toxicity identification procedures for samples exhibiting acute and chronic toxicity［R］.United States：NISA，1993.

［32］US Environmental Protection Agency.Methods for aquatic toxicity identification evaluations： Phase Ⅲ toxicity confirmation procedures［R］.United States：NISA，1989.