工业水处理, 2021, 41(6): 77-87 doi: 10.11894/iwt.2021-0180

• 工业污水处理及回用专题 •

纺织印染废水毒性特征与控制技术研究进展

姜金宏,1, 何席伟,1,2, 熊晓敏2, 张徐祥1,2, 任洪强1,2

Research progress on toxicity characteristics and control technologies of textile dyeing wastewater

Jiang Jinhong,1, He Xiwei,1,2, Xiong Xiaomin2, Zhang Xuxiang1,2, Ren Hongqiang1,2

通讯作者: 何席伟, 副研究员。E-mail: hexiwei_1991@163.com

收稿日期: 2021-06-2  

基金资助: 国家自然科学基金项目.  51908276
水体污染控制与治理科技重大专项项目.  2017ZX07202003
国家重点研发计划项目.  2018YFF0214105

Received: 2021-06-2  

作者简介 About authors

姜金宏(1996-),硕士E-mail:jiangjinhong0519@163.com , E-mail：jiangjinhong0519@163.com

Abstract

Textile dyeing wastewater is a typical refractory wastewater with high toxicity. Previous researches have mainly focused on the removal of conventional pollutants. In recent years, more and more attention has been paid to the toxicity reduction of textile dyeing wastewater. The toxicity characteristics of textile dyeing wastewater, potential key toxicants and toxicity reduction performance of different treatment processes were reviewed. Further, some suggestions for future research direction were put forward, so as to provide insights for the safe discharge and reuse of textile dyeing wastewater.

Keywords： textile dyeing wastewater ; toxicity ; key toxicant ; biological treatment ; chemical treatment

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姜金宏, 何席伟, 熊晓敏, 张徐祥, 任洪强. 纺织印染废水毒性特征与控制技术研究进展. 工业水处理[J], 2021, 41(6): 77-87 doi:10.11894/iwt.2021-0180

Jiang Jinhong. Research progress on toxicity characteristics and control technologies of textile dyeing wastewater. Industrial Water Treatment[J], 2021, 41(6): 77-87 doi:10.11894/iwt.2021-0180

纺织工业不仅是许多国家经济的重要贡献者，也是各种液体和固体废物的主要来源，这些工业废物作为有害污染物，被直接或间接地排放到自然水体，造成严重的环境问题〔1〕。据估计，纺织品染整过程中每千克产品需消耗150~300 L水〔1-2〕。根据《中国环境统计年鉴》（2015年），2015年中国共产生约18.4亿t纺织印染废水，使其成为中国第三大工业废水〔3〕。纺织印染废水是最难处理的工业废水之一，其中存在大量可生物降解性差且通常有毒的物质，包括各类染料、氯漂白剂、卤素载体、致癌胺、游离甲醛、杀菌剂、表面活性剂、消毒剂、柔软剂、盐和有毒重金属等〔4〕。这些污染具有强烈的生态毒害性，随废水排放进入水环境后对生态系统安全和人类健康均产生严重威胁〔1〕。

化学需氧量（COD）、总磷（TP）、总氮（TN）、氨氮（NH3-N）和色度等是纺织印染废水常见的出水指标。然而，将这些指标降低到规定的监管限值以下并不一定意味着消除了废水的毒性，因为废水中的致毒物质往往只占总有机物含量的一小部分〔5〕，且在化学氧化或生物降解过程中可能会产生一些毒性更高的产物〔3〕。由于目前化学检测手段无法覆盖所有潜在的有毒污染物，因此，作为评估废水处理效率和排放安全性的附加工具，废水的毒性测试显得尤为重要〔5-6〕。欧美等许多发达国家已经将废水毒性列为废水排放的监测指标进行管控。如美国在1984年通过《清洁水法》授权美国环境保护署（USEPA）实施国家污染物排放消除（NPDES）许可证制度，规定大多数废水排放源必须获得NPDES许可证，其中包含各种化学指标以及生物急性和/或短期毒性试验，包括不同营养级生物（如鱼类、无脊椎动物和植物）的体内急性和短期水生毒性测试，以控制毒物的排放。在这项监管许可政策的实施下，美国水资源质量得到了巨大改善〔7〕。中国相关标准政策发展相对缓慢，但最新的《纺织工业水污染物排放标准》征求意见稿中增加了发光菌和大型溞急性毒性指标，标志着对纺织印染废水毒性的重视被提上了一个新高度。

笔者围绕纺织印染废水的毒性特征、潜在关键致毒物以及毒性控制技术，综述当前相关研究进展，以期为今后纺织印染废水的毒性控制与安全排放提供参考。

1 纺织印染废水毒性特征

纺织印染废水中存在的各类有毒物质使得印染废水总体具有多重生物毒性，表现为能在生物体的个体、组织、细胞和分子水平上引起各种不良反应〔8-9〕。大量研究显示，纺织印染废水能对多个营养级生物产生急性毒性，如斑马鱼、大型溞、藻类、发光菌等（图 1），毒性单位（Toxicity Unit，TU）从3到200多不等。值得注意的是，由于印染废水的成分会因生产的纺织品类型而异〔1〕，不同纺织品类型产生的印染废水毒性会存在较大差异。Jieying Liang等〔3〕检测了不同纺织品类型的印染废水毒性，发现棉纺印染废水的发光菌急性毒性TU值为4.9~约19，而化纤印染废水的TU值高达211.2。此外，在纺织品染整过程中，由于不同生产工艺段使用的化学物质不同，导致产生的废水毒性也存在较大差异。总的来说，染色和漂白阶段因使用大量具有生物毒性的染料和漂白剂，产生的废水毒性较其他工艺段更高〔10-11〕。

图1

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图1   纺织印染废水毒性特征


在非致死毒性上，纺织印染废水能造成斑马鱼肝细胞DNA损伤，诱导微核产生，对生物体产生基因和致突变毒性；此外，还能引起斑马鱼肝脏脂质过氧化，造成氧化损伤〔12〕。近期有研究报道，纺织印染废水具有内分泌干扰毒性，表现为能激活T47D-KBluc细胞中的雌激素受体，具有显著的雌激素活性〔13〕。对于植物，纺织印染废水不仅能降低种子的萌发率，还能抑制植物根、茎、叶的发育，降低植物的光合作用速率〔1, 14-16〕。

2 纺织印染废水中潜在关键致毒物

2.1 染料

绝大多数合成有机染料被用于纺织和制革工业，染色的各种产品包括衣服、地毯、床上用品、皮革或软家具等。据估计，全球有近10 000种不同的纺织染料，年产量超过70万t，其中最重要的染料为偶氮、蒽醌和酞菁类染料〔17〕。在不同的染色过程中，取决于织物和染料的类型，染料的损耗率为5%~50%〔5, 17-18〕，这些流失的染料在废水中的质量浓度可达0.6~0.8 g/L〔19〕。由于许多合成有机染料生物可降解性差，对光照、温度和化学氧化剂稳定，使得纺织印染废水的处理难度大大增加〔5〕。大量文献报道，偶氮、蒽醌和酞菁类染料具有生物毒性〔17〕。R. Croce等〔20〕根据经合组织指南，对42种染料进行了大型溞48 h急性毒性和藻类72 h短期毒性试验，以LC50/EC50值小于100 mg/L判定为有毒性，结果显示，9种染料对大型溞有毒，30种染料对藻类有毒，其中染料分散橙30（Disperse Orange 30）、分散橙61（Disperse Orange 61）、酸性橙7（Acid Orange 7）和媒介黑11（Mordant Black11）对两种生物均有较高毒性。A. Tkaczyk等〔17〕综述了近年来有关染料的毒性数据，结果显示，在不同水生生物的毒性试验中，各类染料的LC50/EC50值为0.02~7 270.3 mg/L。尽管大部分偶氮和蒽醌染料的LC50/EC50值介于10~100 mg/L，属于毒性等级中较低的Ⅲ级，但纺织印染废水中染料的高浓度对此产生了补偿，使得染料本身对废水的综合毒性仍具有重要贡献。以活性炭吸附和膜过滤技术（超滤、纳滤和反渗透等）为主的物理处理法能够有效去除纺织印染废水中的染料物质〔21〕，但其缺点是投资和运行成本较高。此外，以高级氧化为代表的化学处理法和以活性污泥/生物膜法为主的生物处理法因其高效的脱色性能和相对低廉的价格，被广泛应用于纺织印染废水的处理。

2.2 重金属

印染生产工艺会在一些染料和助剂中添加不同种类的重金属物质，如在直接染料中添加大量硫酸铜，印花工艺中利用铅作为着色剂等〔22〕。这些重金属进入废水后在种类和总量上都不容小觑。赵霞等〔23〕对8家印染企业生产废水中的锑含量进行了调研，发现其中6家企业废水中的锑质量浓度为0.11~0.45 mg/L，高于《纺织染整工业水污染物排放标准》（GB 4287—2012）中总锑的控制要求0.10 mg/L。锑及其化合物具有慢性毒性和潜在致癌性，进入环境后能对动植物产生毒害效应，被欧盟和美国环保署列为优先防治污染物〔23〕。此外，大量研究报道，纺织印染废水中的铜、锌、镍、铬、镉、铅的质量浓度分别可达0.50~1.88、0.26~0.74、0.13~0.62、0.15~2.02、0.28~1.08、0.14~1.58 mg/L〔14, 24-28〕。这些重金属均具有较高的生物毒性。M. J. M. Wells等〔29〕采用毒性鉴别评估（Toxicity identification evaluation，TIE）法对一家印染企业废水进行研究，发现在将废水的有机组分去除后其毒性无明显降低，无机组分中的锌对废水毒性具有重要贡献。针对纺织印染废水中的重金属元素，絮凝法、离子交换法、物理和生物吸附法等均具有良好的去除效果〔30〕。

2.3 表面活性剂

在纺织印染助剂中，表面活性剂是不可或缺的，其中非离子表面活性剂作为匀染剂、乳化剂和分散剂，应用尤为广泛〔31-32〕。壬基酚聚氧乙烯醚（Nonylphnol polyethylene ether，NPnEO，n表示乙氧基的数目）是一种重要的非离子表面活性剂，占同类表面活性剂总市场的80%以上〔33〕。NPnEO由壬基酚（NP）和乙氧基聚合而成，通常乙氧基的聚合度在1~20范围。据报道，纺织印染废水中NPnEO的质量浓度可高达0.45~5.68 mg/L〔34-35〕。NPnEO是一类本身毒性较小的物质，但经微生物降解后能生成毒性更高的短链NPEO和NP，这类降解产物不仅能对动植物产生急性毒性，而且具有显著的雌激素活性〔36〕。Xiwei He等〔13〕调研了10家纺织印染企业废水，发现经生化处理后，废水雌激素活性显著升高，这一变化与废水中NPEOs的生物降解存在关联，降解产物中NP为废水雌激素活性的关键致毒物，尽管其质量浓度仅有μg/L级别，但其对废水雌激素活性的平均贡献率可达70%。近期研究表明，驯化污泥生物强化是一种有效的降解有机物的方法，特别是针对废水中的低浓度微污染物〔37〕。此外，采用与吸附或高级氧化相结合的三级处理法也具有良好的微污染物（例如NP）去除效果〔38〕。

2.4 漂白剂

印染过程的漂白工艺通过添加各类漂白剂（如次氯酸钠、过氧化氢和过氧乙酸等），以去除纤维中不理想的颜色或乳脂状外观，提高纤维的白度和净度〔39〕。大量未反应的漂白剂在此过程中进入废水。C. Ademoroti等〔40〕检测纺织印染废水化学成分发现，漂白工艺段出水中游离氯的质量浓度高达8.7~15.2 mg/L，综合废水中的游离氯质量浓度也高达5.8~10.7 mg/L。A. Villegas-Navarro等〔41〕发现纺织印染废水中的ClO-能对大型溞产生显著的急性毒性，LC50为0.02 mg/L；在不同印染工艺段出水中，ClO-含量高的出水具有更高的毒性，ClO-质量浓度为1.2~6.8 mg/L的出水大型溞急性毒性TU值高达33~960〔10〕。这些结果表明纺织印染废水中的漂白剂，特别是ClO-能对废水的毒性产生重要贡献。但由于ClO-暴露于阳光时的半衰期较短，且具有挥发性，其对废水毒性的贡献可能仅维持在废水产生的早期。

3 不同处理技术对纺织印染废水的毒性削减

3.1 物理吸附法

吸附法是指利用多孔性的固体材料，将废水中的一种或多种物质吸附于固体表面而去除的方法〔42〕。在纺织印染废水处理中，常规吸附剂（诸如天然矿物、活性炭、木屑、真菌生物质、活性污泥等〔43-47〕）和一些基于石墨烯等纳米材料的新型吸附剂〔48-49〕对于重金属和染料等污染物有良好的去除效果，同时能够有效降低废水的毒性。S. Malamis等〔47〕发现，活性污泥与沸石、膨润土、蛭石等矿物结合能够有效吸附去除纺织印染废水中的各类重金属，其吸附效率随废水pH升高而升高。V. Tigini等〔50〕利用真菌Cunninghamella elegans的吸附作用处理模拟印染废水时发现，在真菌生物质质量浓度为16.7 g/L时，吸附24 h后可将废水的藻类急性毒性最高降低90%以上。除了直接处理原废水外，物理吸附法更多被用于废水的深度处理。E. Gilpavas等〔46〕考察了活性炭对于经电絮凝和高级氧化处理后的印染废水的深度净化效果，发现废水的卤虫急性毒性可被进一步削减40%~70%。

3.2 化学处理法

3.2.1 混凝/絮凝沉淀法

向纺织印染废水中投加混凝/絮凝剂，让胶体在一定外力扰动下相互碰撞、聚集，形成较大絮状颗粒，可使污染物被吸附去除，达到提升水质和削减毒性的效果〔51〕。常用的混凝/絮凝剂包括各类金属盐、有机高分子和生物大分子等，其处理效果受药剂投加量和pH等因素的影响。A. Dulov等〔52〕采用氯化铁混凝/絮凝法处理纺织印染废水发现，氯化铁投加量为0.6 g/L，pH为4时，废水毒性削减率为76%，出水大型溞急性毒性的TU值为2.67，同时COD的削减率约为46%；而当pH升至9时，毒性的削减率提升至88.7%。K. Pazdzior等〔53〕采用不同剂量的Epoly CRD处理印染废水发现，Epoly CRD投加量为1 g/L时效果最佳，毒性去除率为62%，COD和色度的去除率分别为31%和94%~99%，同时出水的可生化性得到显著提高。近年来，一些生物大分子如海藻酸钠〔54〕、黄秋葵胶〔55〕、辣木种子提取物〔56〕等被作为混凝/絮凝剂应用到纺织印染废水的处理中，其优点是环保、无毒，且具有优良的降COD和脱色性能，但在毒性削减方面的相关数据较少，后续可针对此类物质的脱毒性能开展进一步研究。

3.2.2 臭氧氧化法

臭氧氧化是纺织印染废水处理中最常用的化学氧化工艺之一，其原理是臭氧通过本身及产生的羟基自由基（HO·）直接或间接与废水中含有胺基、芳香结构或双键的亲电化合物发生反应，使其矿化或转化成更易生物降解的物质〔57-58〕。臭氧氧化的处理效果受臭氧剂量、反应时间及废水理化性质等因素的影响。在处理实际废水时，臭氧的剂量通常为几十至几百mg/L，反应时间为30~120 min，对不同类型纺织印染废水的毒性削减率可达60%~100%。例如H. Selcuk等〔59〕采用臭氧氧化法处理含两种活性染料RP-HE7B和OP-HER的纺织印染废水，发现在pH为8.6~8.8，臭氧剂量为129~200 mg/L，反应时间为30~45 min时，废水的大型溞急性毒性削减率为80%~90%，同时COD和色度的削减率分别为57%~64%和86%~96%。A. Dulov等〔52〕以10 mg/min的速率向1 L纺织印染废水中通入臭氧，反应2 h后发现，废水的大型溞急性毒性削减率大于76.9%，且相比于碱性环境，pH为酸性时臭氧的脱毒效率更高。理论上，更高的臭氧剂量往往导致废水中更高的污染物去除率，但高浓度臭氧会导致更多有毒副产物的生成，尤其在纺织印染废水通常含有大量氯离子的情况下〔60〕，此外还需考虑经济成本的限制。近年来，臭氧催化氧化及臭氧+其他氧化剂组合处理技术被应用到纺织印染废水处理领域，这些方法可以提升臭氧的HO·产生率，从而提高氧化处理效率。Jieying Liang等〔58〕研究了臭氧+高锰酸钾组合处理纺织印染废水，发现在臭氧和高锰酸钾剂量分别为10 mg/L和1.5 mmol/L，反应时间为30 min时，废水的毒性削减率为34.4%~95.5%。L. Bilinska等〔2〕发现，5 mmol/L H2O2与臭氧共同作用时可提升臭氧在处理模拟和实际印染废水时的脱毒效率。

3.2.3 芬顿氧化法

芬顿氧化法处理废水的步骤通常分为酸化、氧化反应、中和和混凝，在pH为3的酸性条件下，芬顿氧化降解污染物的效率更高，且H2O2和Fe2+更稳定。由于Fe2+和Fe3+都可以作为混凝剂，因此芬顿反应在处理过程中具有氧化和混凝的双重功能〔61〕。在纺织印染废水处理中，芬顿氧化法具有良好的脱毒和去COD性能。例如S. Meric等〔62〕的研究显示，在FeSO4和H2O2分别为300 mg/L和800 mg/L，pH为3.5，反应时间为20 min的条件下处理纺织印染废水，出水无大型溞急性毒性（致死率为0%），而进水的大型溞急性毒性致死率为100%，同时废水COD削减率为60%。在一些研究中，零价铁和K2FeO4等也被用作芬顿反应的催化剂处理纺织印染废水，具有与FeSO4类似的处理效果〔63-64〕。近年来，在传统芬顿氧化的基础上，光芬顿和电芬顿氧化法也被大量应用于纺织印染废水处理领域。二者的优势在于，光芬顿反应在UV光的照射下，Fe2+催化剂可再生，使反应持续进行〔5〕；而电芬顿反应通过电化学作用产生H2O2和Fe2+，不仅能够更好地控制芬顿反应的进行，还避免了对高活性H2O2的运输和存储，且在电极表面能产生额外的氧化作用降解污染物〔65-66〕。M. C. V. M. Starling等〔67〕利用太阳光作为UV光源对纺织印染废水进行光芬顿氧化处理，发现在FeSO4和H2O2分别为20 mg/L和500 mg/L，反应时间为5 h的条件下，废水的发光菌急性毒性可削减66.7%，且COD削减率高达100%。P. Kaur等〔66〕采用Ti/RuO2为电极进行电芬顿降解印染废水，在最优条件下（CFe 0.55 mmol/L，电流1.1 A，电压5.8 V，反应时间137 min）可将废水的鳉鱼急性毒性致死率由100%降至0%，同时COD削减率为94.0%。

3.3 生物处理法

3.3.1 好氧活性污泥/生物膜法

纺织印染废水的好氧生物处理是一种在提供游离氧气的前提下，以好氧微生物为主，使有机物降解、稳定的处理方法，包括完全混合式的好氧活性污泥法和以填料/滤料为微生物附着载体的好氧生物膜法〔51〕。由于纺织印染废水的BOD/COD（B/C）通常较低（< 0.3），不利于生物降解，采用单纯好氧处理法对废水COD的去除效果不佳，但其对废水的毒性削减率却往往相对较高。例如K. Pazdzior等〔68〕采用序批式活性污泥（SBR）法处理纺织印染废水，发现COD削减率为约60%，而废水发光菌急性毒性的削减率为78%~87%。此外，采用曝气生物滤池法处理印染废水，在COD削减率仅为48%~62%的情况下，发光菌急性毒性削减率可达92%~94%〔53〕。这些结果表明，纺织印染废水中的可生物降解有机组分对废水毒性有较大贡献。

3.3.2 厌氧-好氧生物法

相较于单独好氧生物处理，厌氧-好氧生物法通常对纺织印染废水具有更高的COD去除率。尽管有研究表明，厌氧条件下偶氮染料的微生物降解会借助偶氮还原酶裂解偶氮键生成毒性更高的芳香胺类物质〔69〕，但这些中间代谢物可在好氧条件下被进一步降解，从而使得最终出水的生物毒性得以控制。例如C. Frijters等〔70〕采用厌氧-好氧活性污泥反应器处理高浓度（COD 4 500 mg/L）纺织印染废水，在HRT为43 h运行条件下，COD去除率为80%~90%；相较于原水，厌氧段出水的发光菌急性毒性升高了2.5倍，而好氧段出水的发光菌急性毒性又降低了95%以上。Z. Dhaouefi等〔16〕采用厌氧-微好氧膜生物反应器处理高浓度（COD 10 000 mg/L）印染废水，在HRT分别为48 h和12 h运行条件下，COD削减率高达99%，出水对三种植物（高粱、小麦和绿豆）无显著生物毒性。

3.3.3 人工湿地法

人工湿地处理系统是在更可控的环境中利用自然过程而设计和建造的工程系统，可根据不同的水文（开放水面流和潜流）、大型植物生长类型（挺水、潜水和浮游）和废水流动路径（水平和垂直）等设计参数进行类型划分〔71〕。植物和微生物是人工湿地发挥净化作用的主要生物因素。多种植物如蒲草（Ty-pha angustifolia）、芦苇（Phragmites australis）、孔雀草（Tagetes patula）、水半夏（Typhonium flagelliforme）、大花马齿苋（Portulaca grandiflora）、水花生（Alterna-nthera philoxeroides）等均具有降解染料和净化纺织印染废水的功能〔72〕。在处理实际印染废水时，为应对废水中有毒化学物质对植物生长和净化功能的抑制，可在处理系统中投加具有降解污染物和促进植物健康功能的内生菌进行强化处理，研究显示其具有良好的脱毒和去COD效果。例如Z. Hussain等〔73〕在芦苇人工湿地系统中接种植物共生菌Bacillus endo-phyticus PISI25、Microbacterium arborescens TYSI04，和Pantoea sp. TYRI15后，系统对纺织漂白废水的净化能力得到显著提升，在HRT为3 d的运行条件下，可将废水的鲤鱼（Labeo Rohita）急性毒性致死率由100%降至0%，且COD削减率为87.1%。相较于其他废水处理方法，人工湿地法的优点在于更为经济环保，且由于植物的吸收和吸附作用，可有效去除印染废水中的重金属物质。其缺点是净化过程较缓慢，受光照和季节影响较大〔72〕。

4 毒性削减新技术工艺及发展方向

当前，物理吸附、化学絮凝、化学氧化、生物降解等处理技术在纺织印染废水处理中发挥重要作用，在废水毒性削减上也表现出优良的效果。但随着废水水质安全排放和回用要求的不断提高，新技术的不断优化和发展仍是废水处理领域的必然趋势。废水毒性削减的本质是其中致毒物质的去除。纺织印染废水毒性的进一步削减需要针对其中关键致毒物质开发高效去除技术。例如针对重金属去除开发高效、绿色无毒的吸附剂和絮凝剂；针对染料、表面活性剂等有机污染物去除开发新型高级氧化技术，或者基于微生物功能优化和污染物高效降解菌剂开发生物强化技术等。

值得注意的是，由于纺织印染废水存在水质水量波动大，可生物降解性差等问题，在实际废水处理过程中，寻求某种单一、普遍适用的处理方案是不现实的。为确保出水水质，在新技术开发的基础上，后续发展应更注重结合不同处理技术/工艺来实现最终水质净化目标〔74〕。目前，大量研究采用化学+化学、化学+生物或生物+化学联合法处理纺织印染废水，在污染物去除和毒性削减方面具有显著效果。例如，K. Pazdzior等〔53〕采用曝气生物滤池结合混凝/絮凝深度处理法处理纺织印染废水，在生化段HRT为72 h，絮凝剂PAX 18投加量为1.6 cm3/L的运行条件下，废水的大型溞急性毒性削减率可达98%。联合处理工艺的选择需要清楚了解每个单独处理工艺的原理、特征和处理目的，从而设计出一种技术和经济上都可行的方案。例如臭氧氧化在脱色和提高印染废水的可生化性方面非常有效，可作为生化处理前的预处理工艺；然而，若从经济成本考虑，直接对未经处理的废水使用臭氧氧化在经济上是不利的，因为废水中的可生物降解化合物将与难降解化合物一起被氧化，从而导致臭氧消耗量增加〔75〕。针对毒性削减，可结合纺织印染的生产工艺判断印染废水中存在的潜在关键致毒物质，重点关注特定处理工艺对关键致毒物的削减能力，同时避免在处理过程中生成有毒中间产物。

最后，笔者对本领域部分代表性研究成果进行了总结，结果见表 1。

表1   纺织印染废水毒性及不同处理工艺的削减性能

废水类型进水处理工艺出水参考文献
水质特征毒性毒性削减率COD削减率色度削减率
实际废水（高级氧化后出水）COD 238~274 mg/L；B/C 0.42~0.46卤虫（Artemia salina）急性毒性40%~80%致死率活性炭吸附（废水以20 mL/min流速通过45 g活性炭）40%~70%4.4%~5.0%7.5%~9.1%〔46〕
实际废水COD 1 634 mg/L；B/C 0.33大型溞（Daphnia magna）急性毒性TU 11.07混凝/絮凝（FeCl3 0.6 g/L，pH=4）75.9%约46%/〔52〕
实际废水COD 1 634 mg/L；B/C 0.33大型溞（Daphnia magna）急性毒性TU 11.07混凝/絮凝（FeCl3 0.6 g/L，pH=9）88.7%约46%/〔52〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.29发光菌（Vibrio fisheri）急性毒性TU 27混凝/絮凝（Epoly CRD 1.0 g/L）62%31%94%~99%〔53〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.29发光菌（Vibrio fisheri）急性毒性TU 27混凝/絮凝（PAX 18 1.6 cm3/L）77%41%49%~58%〔53〕
实际废水COD 1 257 mg/L；B/C 0.16莴苣（Lactuca sativa）种子发芽抑制TU 5.26电絮凝（电流142.9 A/m2，60 min，pH 7.0）37.5%72%/〔13〕
实际废水COD 900~950 mg/L；B/C 0.16~0.19大型溞（Daphnia magna）急性毒性100%致死率（75%稀释浓度）臭氧氧化（O3通入速率10.5~13.6 g/h，反应体系1 L，30~45 min，pH 8.6~8.8）80%~90%57%~64%86%~96%〔59〕
实际废水COD 1 505 mg/L；B/C 0.06发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 29.41臭氧氧化（O3通入速率20 g/h，反应体系18 L，4 h，pH 9）88.1%25.5%68%〔76〕
实际废水COD 1 634 mg/L；B/C 0.33大型溞（Daphnia magna）急性毒性TU 11.07臭氧氧化（O3通入速率10 mg/min，反应体系1 L，120 min，pH 3）约100%//〔52〕
实际废水COD 1 634 mg/L；B/C 0.33大型溞（Daphnia magna）急性毒性TU 11.07臭氧氧化（O3通入速率10 mg/min，反应体系1 L，120 min，pH 8.2）76.9%//〔52〕
实际废水COD 1 700 mg/L发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性GL 24臭氧氧化（40 min，O3消耗80.2 mg/L，pH 8.3）66.7%14.7%56.5%~59.8%〔77〕
实际废水（生化后出水）COD 450 mg/L发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性GL 6臭氧氧化（10 min，O3消耗18.8 mg/L，pH 8.3）66.7%15.6%35.5%~42.6%〔77〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.28发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 34臭氧氧化（120 min，O3消耗0.5 g/L，pH 9.5）约60%约16%约50%〔4〕
实际废水/月牙藻（Selenastrum capricornutum）生长抑制率38%臭氧氧化（60 min，O3消耗14 mg/L）65.8%43%（TOC削减率）>90%〔78〕
实际废水（生化后出水）COD 192~480 mg/L；B/C 0.05~0.13发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 4.7~240；栅藻（Desmodesmus subspicatus）生长抑制TU 3.2~4.9臭氧+ KMnO4氧化（O3 10 mg/L，KMnO4 1.5 mmol/L，30 min，pH 7）34.4%~95.5%72.6%~87.5%/〔58〕
实际废水COD 1 512 mg/L；B/C 0.06发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 18.5臭氧氧化（实际工程，无剂量信息）83.8%87%80.9%〔79〕
实际废水COD 910 mg/L；B/C 0.16大型溞（Daphnia magna）急性毒性致死率100%（50%稀释浓度）芬顿氧化（FeSO4 300 mg/L，H2O2 800 mg/L，20 min，pH 3.5）100%（致死率0%）约60%约87%〔62〕
实际废水COD 875 mg/L；B/C 0.22卤虫（Artemia salina）急性毒性致死率60%芬顿氧化（零价废铁2 000 mg/L，H2O2 24.3 mmol/L，60 min，pH=3）40%（致死率20%）76%95%〔63〕
实际废水COD 1 634 mg/L；B/C 0.33大型溞（Daphnia magna）急性毒性TU 11.07芬顿氧化〔（m（H2O2）/m（Fe2+）=6∶1〕约100%//〔52〕
实际废水COD 1 920 mg/L；B/C 0.22发光菌（Aliivibrio fischeri）急性毒性抑制率99%；轮虫（Brachionus plicatilis）急性毒性致死率100%芬顿氧化（K2FeO4 0.259 g/L，H2O2 2.65 g/L，pH 4.4）33%（发光菌）；45%（轮虫）75.4%/〔64〕
实际废水COD 418 mg/L发光菌（Aliivibrio fischeri）急性毒性TU=3光芬顿氧化（FeSO4 20 mg/L，H2O2 500 mg/L，辐照37.5 W/m2，5 h，pH 3）66.7%100%100%〔67〕
实际废水COD 1 156 mg/L；B/C 0.17鳉鱼（Aploclzeilus panchax）急性毒性致死率100%电芬顿氧化（Ti/RuO2电极，Fe 0.55 mmol/L，电流1.10 A，电压5.8V，137 min，pH 3）100%（致死率0%）84%94%〔66〕
实际废水/发光菌（Aliivibrio fischeri）急性毒性TU 13.9；大型溞（Daphnia magna）急性毒性TU 4.1好氧活性污泥法（实际工程）>92.8%（发光菌）；>75.6%（大型溞）//〔80〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.29发光菌（Vibrio fisheri）急性毒性TU 27曝气生物滤池（HRT 72 h）92%~94%48%~62%18%~38%〔53〕
实际废水COD 850~1 065mg/L；B/C 0.24~0.29TU=16.58~44.05（Vibrio fischeri）SBR（HRT 48 h）78%~87%约60%/〔68〕
实际废水COD 887 mg/L；B/C 0.14对酵母（S. cerevisiae）有显著基因毒性SBR（HRT 24 h）对酵母（S. cerevisiae）无显著基因毒性96.6%86%~94%〔81〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.28发光菌（Vibrio fisheri）急性毒性TU 34SBR（HRT 48 h）约70%约62%约36%〔4〕
实际废水COD 378 mg/L斑马鱼急性毒性致死率20%（50%稀释浓度）厌氧-好氧生物法（HRT 6.5 h，实际工程）20%（致死率0%）16.4%/〔11〕
实际废水COD 4 500 mg/L发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU20 50厌氧-好氧生物法（HRT 43 h）>95.6%80%~90%80%~95%〔70〕
实际废水COD 10 000 mg/L；B/C 0.33高粱（Sorghum vulgare）、小麦（Triticum asetivum）、绿豆（Phaseolus mungo）种子发芽抑制率75%~82%厌氧生物膜反应器+微需氧生物膜反应器（HRT 60 h）74%~81%（发芽抑制率0%~1%）99%99%〔1〕
实际废水COD 542~860 mg/L发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 4.9~211.2；栅藻（Desmodesmus subspicatus）生长抑制TU 4.7~7.0AD-AB-MF；AD-AB-SB-SF；PC-AD-AB-SF；PC-AD-AB-BSB-ESB-BAF（实际工程）31.4%~92.3%81.7%~91.9%69.4%~87.5%〔3〕
实际废水COD 1 700 mg/L发光菌急性毒性GL 24厌氧-好氧生物法（SRT 15 d）75%73.5%约50%〔82〕
模拟废水COD 623 mg/L；B/C 0.50萝卜（Raphanus sativus）种子发芽抑制率52%厌氧-好氧光合生物（藻-菌）反应器（HRT 8 d）52%（抑制率0%）>78%（TOC削减率）>95%〔14〕
实际废水COD 471 mg/L；B/C 0.52小麦（Triticum aesativum）种子发芽抑制率59.66%；绿豆（Phaseolus mungo）种子发芽抑制率69.55%人工湿地（Typha domingensis）+微生物强化（Poa labillardierei+Lolium perenne+Polygonum aviculare）（HRT 8 d）40.1%（小麦，抑制率19.6%）；60.3%（绿豆，抑制率9.28%）83.9%/〔12〕
实际废水COD 410 mg/L；B/C 0.50沙门氏菌TA98 MR 3.69；TA100 MR 3.02人工湿地（Typha domingensis）+微生物强化（Microbacterium arborescens TYSI04+Bacilluspumilus PIRI30）（HRT 72 h）82.9%（TA98）；80.5%（TA100）79.3%/〔83〕
实际废水COD 690 mg/L；B/C 0.36鲤鱼（Labeo rohita）急性毒性致死率100%人工湿地（Phragmites australis）+微生物强化（Bacillus endophyticus PISI25，Microbacterium arborescens TYSI04，和Pantoea sp. TYRI15）（HRT 72 h）100%（致死率0%）87.1%/〔73〕
实际废水COD 768 mg/L；B/C 0.29大型溞（Daphnia magna）急性毒性TU 4.4电絮凝-电气浮法（电流密度300 A/m2，絮凝剂30 mg/L，20 min）75%94%/〔84〕
实际废水COD 1 130 mg/L；TOC=734 mg/L；B/C 0.26绿藻（Raphidocelis subcapitata）生长抑制TU 3.57；莴苣（Lactuca sativa）种子发芽抑制率61.3%（50%稀释度浓度）混凝/絮凝+电芬顿氧化〔（Al2（SO4）3 20 mg/L，Engeclean CA 34絮凝剂76.7 mg/L，Ti/Ti0.7Ru0.3O2电极，电流300 mA，180 min〕47.1%（绿藻）；41.3%（莴苣，抑制率20%）82%（TOC削减率）/〔85〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.29发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 27曝气生物滤池（HRT 72 h）+PAX 18（1.6 cm3/L）98%87%81%~93%〔53〕
实际废水COD 1 714 mg/L发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU20 29.4厌氧生物膜反应器（HRT 3 d）+臭氧氧化（6 min，O3消耗0.38 g/L）约95%68.5%/〔75〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.28发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 34臭氧氧化（120 min，O3消耗0.5 g/L）+SBR（HRT 48 h）81%62%73%〔4〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.28发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 34SBR（HRT 48 h）+臭氧氧化（120 min，O3消耗0.384 g/L）94%66%89%〔4〕
实际废水COD 990 mg/L；B/C 0.28发光菌（Vibrio fischeri）急性毒性TU 34SBR（HRT 48 h）+臭氧氧化（120 min，O3消耗0.384 g/L）+ HCFB（HRT 48 h）约96%72%约90%〔4〕

注：TU：100/EC50；TU20：100/EC20；GL：抑制率低于20%时的样品稀释倍数；MR：诱变率；PC：初沉池；AD：消化池；AB：曝气池；SF：砂滤；BSB：生化沉淀池；ESB：最终沉淀；BAF：曝气生物滤池；MF：膜过滤；SB：沉淀池；SBR：序批式活性污泥反应器；HCFB：水平连续流生物反应器遥

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5 总结与展望

（1）为保障废水的安全排放和回用，纺织印染废水的毒性越来越受到关注。纺织印染废水具有多重生物毒性，目前针对纺织印染废水的毒性评估研究多集中在其对不同生物的急性毒性评估上，对废水非致死毒性的研究较少。未来毒性评估的生物检测项目中应考虑增加更多非致死毒性相关指标（如异质物代谢、内分泌干扰、氧化应激等），以综合评估废水处理系统的处理效率，以及废水排放和回用的安全性。

（2）纺织印染废水成分复杂，有毒物质种类多样，其中染料、重金属、表面活性剂、漂白剂等物质因具有显著的生物毒性且在废水中含量较高成为纺织印染废水的潜在关键致毒物质。然而，这些物质对于废水毒性的贡献率尚不清晰，当前仍缺乏对于废水特定/关键毒性的关键致毒物质的深度解析。相关研究工作的开展可借助效应导向分析（Effect-directed analysis，EDA）和新兴非靶向筛查技术等。

（3）物理法、化学法、生物法和联合处理方法作为纺织印染废水常用的处理手段，对毒性削减和污染物去除有良好的效果，但目前观测到的数据多基于小试或中试运行，其实际处理效果仍需进一步在实际工程应用中进行评估。

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