曹徐齊,隋 倩*,呂樹光,趙文濤,郭 盈,邱兆富,顧小鋼,余 剛

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曹徐齊1,2,隋 倩1,2*,呂樹光1,趙文濤3,郭 盈1,邱兆富1,顧小鋼1,余 剛2

(1.華東理工大學資源與環(huán)境工程學院,國家環(huán)境保護化工過程環(huán)境風險評價與控制重點實驗室,上海 200237；2.清華大學環(huán)境學院,新興有機污染物控制北京市重點實驗室,北京 100084；3.同濟大學環(huán)境科學與工程學院,上海 200092)

采用固相萃取–高效液相色譜/串聯(lián)質(zhì)譜法,分析上海市某生活垃圾填埋場滲濾液中7種典型藥物和個人護理品(PPCPs)的濃度水平,并考察該填埋場的滲濾液處理工藝對目標PPCPs的處理效果.結(jié)果表明,所建立的分析方法具備較好的回收率(89%~173%)、相對標準偏差(<20%)和方法檢出限(0.025~1.0μg/L),能滿足實際環(huán)境樣品的分析需要.應用該方法檢測到滲濾液中目標PPCPs的含量在低于檢出限(90%,總?cè)コ士蛇_到97%以上,出水PPCPs濃度范圍為

藥物和個人護理品；填埋場；滲濾液；膜生物反應器；反滲透

研究表明,在地表水[1–3]、地下水[4–5]、飲用水[2,6]等水體環(huán)境中存在著痕量的藥物和個人護理品(PPCPs),可能會對微生物和水生動植物的生長和繁殖造成不利影響[7–8].環(huán)境中PPCPs的主要來源包括污水處理廠出水、醫(yī)藥工業(yè)和醫(yī)院廢水排放、垃圾填埋和禽畜養(yǎng)殖等[9–10].目前關于污染源的研究主要集中于污水處理廠,而有關填埋場滲濾液中PPCPs的研究還較為有限,滲濾液處理過程中PPCPs的去除情況更是鮮有報道.

由于缺乏有效的回收管理機制,垃圾填埋場成為大部分過期或失效的PPCPs的最終歸宿.通過廢物中的游離水、有機物分解產(chǎn)生的水、雨水以及地表和地下徑流等的淋濾,這些PPCPs同其他污染物被浸出,形成成分復雜、濃度極高的垃圾滲濾液.已有研究分別報道了日本[11]、美國[12]、德國[13]的垃圾填埋場滲濾液中存在高濃度(μg/L~mg/L量級)的咖啡因、避蚊胺、布洛芬、雙氯芬酸、異丙安替比林等PPCPs.這些含高濃度PPCPs的滲濾液可能通過土壤下滲入周圍地下水[13–15],經(jīng)過地下水和地表水的自然交換過程,影響填埋場周邊的環(huán)境.與國外研究相比,目前國內(nèi)有關滲濾液中PPCPs的研究還十分有限.Peng等在廣州市郊一座已封場和一座仍在填的填埋場的滲濾液中分別檢出了高濃度的布洛芬(77.0~202μg/L)、水楊酸(5.3~150μg/L)和氯貝酸(10.4~158μg/L)等PPCPs.Wu等[16]在上海市兩座垃圾中轉(zhuǎn)站和一座填埋場的滲濾液中檢測到了磺胺類、喹諾酮類、四環(huán)素類、大環(huán)內(nèi)酯類以及氯霉素類等各類抗生素,其中紅霉素的濃度最高,可達39.8μg/L.

傳統(tǒng)的填埋場滲濾液處理工藝可分為生物處理技術,如膜生物反應器(MBR)、升流式厭氧污泥床(USAB)等,以及物化處理技術,如納濾(NF)、反滲透(RO)等[17–18].而關于這些處理工藝對滲濾液中PPCPs的去除效率的研究還鮮少報道.根據(jù)《生活垃圾填埋污染控制標準》[19],處理后達到排放標準限值的滲濾液可直接排放;對于無法達到排放標準的滲濾液,應送往城市污水處理廠進行處理.由于目前尚無PPCPs的排放標準,如果PPCPs未能被有效削減,則高濃度的PPCPs或者隨著滲濾液直接排放進入受納水體,對該水體環(huán)境的生態(tài)安全造成威脅;或者進入城市污水處理廠,可能對受納污水處理廠產(chǎn)生一定沖擊[20],影響污水廠對PPCPs的處理效果.因此,考察實際滲濾液處理工藝對滲濾液中PPCPs的去除情況具有重要的意義.

本文選擇上海市某典型生活填埋場作為研究對象,采用固相萃取–高效液相色譜/串聯(lián)質(zhì)譜(SPE–HPLC–MS/MS)的分析方法,分析了7種典型PPCPs(卡馬西平、美托洛爾、甲氧芐啶、吉非羅齊、雙氯芬酸、氯霉素、苯扎貝特)在填埋場滲濾液原液以及MBR工藝出水和碟管式反滲透(DTRO)工藝出水中的濃度,揭示了各工藝單元對滲濾液中PPCPs的處理效果.

1 材料與方法

1.1 試劑與標準品

表1 待測PPCPs的藥劑學類別、物質(zhì)結(jié)構(gòu)、保留時間及質(zhì)譜參數(shù) Table 1 Therapeutic classes, chemical structures, retention time and mass spectrometric parameters of selected PPCPs

PPCPs標準品(表1):卡馬西平(CBZ)、美托洛爾(MTP)、甲氧芐啶(TP)、吉非羅平(GF)、雙氯芬酸(DF)、氯霉素(CP)、苯扎貝特(BF)分別購自Sigma–Aldrich公司(德國)和Dr. Ehrenstorfer公司(德國).

內(nèi)標(IS):阿特拉津–5D(Atrazine–5D)、2–甲–4–氯丙酸–3D(Mecoprop–3D)、吉非羅齊–6D(GF–6D)和氯霉素–5D(CP–5D)分別購自Witega公司(德國)、Dr. Ehrenstorfer公司和CDN公司(加拿大).

其他試劑:甲醇、甲酸為色譜純,其余藥品或試劑均為分析純.

1.2 水樣采集

本研究所采集的填埋場滲濾液來自于上海市浦東新區(qū)某生活垃圾處理場的新建填埋庫區(qū).該庫區(qū)占地約20hm2,總庫容約403萬m3,目前仍然在填.設計垃圾處理規(guī)模約為900t/d,設計滲濾液處理規(guī)模為400t/d.滲濾液的基本性質(zhì)如表2所示.該填埋場采用工藝對滲濾液進行處理.其中MBR工藝為分置式膜生物反應器,總體積約為3800m3,設計水力停留時間(HRT)為9d,污泥濃度(MLSS)為15000mg/L,超濾膜材質(zhì)為聚偏氟乙烯(PVDF);DTRO工藝凈水回收率可達75%,平均每周清洗一次.MBR/DTRO工藝的具體流程如圖1所示,工藝基本參數(shù)如表3所示.處理后的滲濾液清液可達到三級排放標準,最終排入市政污水處理廠.

分別于2015年5月和10月對該填埋場滲濾液原液(水樣S0)、MBR工藝出水(水樣M0)和DTRO工藝出水(水樣D0)進行水樣采集和分析,采樣點位置如圖1所示.每次采樣時,每個采樣點共采集水樣2份,均為瞬時樣.樣品置于棕色玻璃瓶中,采集后迅速運至實驗室4℃保存.

表2 填埋場滲濾液及各工藝出水的基本性質(zhì) Table 2 Basic characteristics of the leachates and effluents from the investigated landfill site

1.3 樣品處理和分析

考慮到S0和M0水樣的COD較高,直接進行前處理可能會影響固相萃取柱對水樣中待測物質(zhì)的分離效果,因此,前處理前,先將S0和M0水樣分別稀釋50倍和10倍.

用47mm的玻璃纖維濾紙(GF/F,Whatman)過濾水樣,取100mL過濾后的水樣,加入400的內(nèi)標混合液200μL,調(diào)節(jié)pH=7.0.固相萃取時,用5mL甲醇、3′5mL高純水依次通過SPE小柱(Oasis HLB,6cc/500mg,Waters)進行活化和平衡,而后將含有內(nèi)標的過濾液以5~10mL/min的流速通過SPE小柱.接著將5mL甲醇/水混合液(醇/水=1:19)通過SPE小柱,以清洗小柱,并繼續(xù)抽真空30min,除去水份.再以1mL/min的流速用甲醇洗脫小柱,洗脫液收集于10mL具塞玻璃刻度離心管中.最后以高純氮吹掃洗脫液(水浴溫度35℃)至剛好吹干,加入0.4mL甲醇/水混合液(醇/水=1:4),置于渦旋振蕩器混合均勻,移入進樣瓶,待色譜分析.

采用高效液相色譜(HPLC,Ultimate 3000, Dionex,USA)–串聯(lián)質(zhì)譜(ESI–MS/MS,API3200, AB Sciex,USA)對樣品進行定量測定,色譜柱型號為Xbridge C18(3.5μm′3.0mm′150mm, Waters, USA).采用梯度洗脫,離子源為正(ESI+)、負(ESI–)兩種模式,通過多反應監(jiān)測(MRM)模式對待測物進行定量分析.具體方法見Chen等[21].

1.4 方法回收率及質(zhì)量控制

為保證實驗準確性,考察實驗方法的回收率情況.同時進行加標和不加標兩種樣品的分析,即每種水樣各取100mL,設置對照組,其中一組定量加入200μL濃度均為400μg/L的PPCPs混標溶液和內(nèi)標溶液,另一組只加入相同體積和濃度的內(nèi)標溶液,然后按照1.3所述的方法對樣品進行前處理和儀器分析,采用內(nèi)標法定量.對比不同組樣品測得濃度的差值與已知加標濃度,可得到不同水樣中各PPCPs的相對回收率(RR).

采樣時,將500mL高純水置于棕色玻璃采樣瓶中,攜帶至取樣現(xiàn)場,采樣時暴露于采樣環(huán)境中,采樣結(jié)束后,與實際水樣一同運送至實驗室處理,測定其中目標PPCPs的濃度,該樣品作為現(xiàn)場空白,用于考察采樣過程中目標化合物的污染情況.實驗室分析前,再準備一個同待測水樣等量的高純水樣品和一個以高純水為介質(zhì)的加標樣品,測定其中目標PPCPs的濃度,分別作為程序空白和加標樣品,以監(jiān)測該批樣品各PPCPs在前處理過程中的受污染情況和回收率情況.此外,所有水樣均進行平行雙樣測定,計算所得結(jié)果的相對標準偏差(RSD),以保證實驗測定的精密性.

2 結(jié)果與討論

2.1 方法性能評價

各PPCPs標準曲線的濃度范圍為5~ 500μg/L,根據(jù)目標化合物與對應內(nèi)標峰面積的比值建立標準曲線,各物質(zhì)線性相關性>0.99.

表4 目標PPCPs在滲濾液及MBR和DTRO工藝出水中的相對回收率(RR)、儀器定量限(IQL)和方法檢出限(LOQ) Table 4 Relative recovery (RR), instrumental quantification limit (IQL), limit of quantification (LOQ) of target PPCPs in the leachates and effluents of MBR and DTRO processes

為考察方法的重現(xiàn)性,回收率實驗中,每種介質(zhì)均做4組平行樣;實驗結(jié)果表明,2種水樣在加標和未加標時,各PPCPs的RSD均<20%,符合環(huán)境樣品分析方法的一般要求.最終得目標PPCPs在各水樣中的RR如表4所示.對于基質(zhì)成分較為復雜的滲濾液和MBR出水,CBZ、GF、DF、CP和BF在其稀釋液中具有89%~128%的RR,說明該分析方法對其具有一定的可靠性.與此同時,MTP和TP具有相對較高的RR(133%~173%),這可能是由于復雜基質(zhì)對其內(nèi)標物質(zhì)的抑制效果較強,對其相對回收率產(chǎn)生了一定的影響.

以目標化合物色譜峰信噪比(S/N)為10:1的對應濃度作為儀器定量限(IQL).方法定量限(LOQ)的計算公式如式(1)所示:

式中:RR為目標化合物在對應介質(zhì)中的相對回收率;為樣品的稀釋倍數(shù)(DTRO出水的稀釋倍數(shù)為1倍);為樣品的濃縮倍數(shù).得到檢測方法的IQL和LOQ見表4.結(jié)果表明,目標PPCPs在滲濾液原液中的LOQ范圍為0.11~1.0/L,在MBR工藝出水中的LOQ范圍為0.025~0.20μg/L,在DTRO出水中的LOQ范圍為0.003~0.042μg/L.此外,現(xiàn)場空白和程序空白實驗結(jié)果表明,空白實驗組中全部目標PPCPs的值均

2.2 滲濾液原液的PPCPs濃度

滲濾液原液中PPCPs的檢出濃度如圖2所示.其中TP和CP兩種物質(zhì)在2次采樣中均未被檢出,BF只在5月份采集的滲濾液樣品中被檢出,而其余四種物質(zhì),即CBZ、MTP、GF和DF,在兩次采集樣品中均被檢出.其中,DF的濃度最高,兩次采樣的濃度均超過20μg/L;MTP其次,濃度約為9μg/L;而CBZ和GF的濃度在1~3μg/L的范圍.可以看出,滲濾液中目標PPCPs的濃度遠高于污水廠進水等其他污染源中PPCPs的存在水平[1–3,22],因此,滲濾液作為PPCPs的潛在污染源,不容忽視.

對比2次采樣結(jié)果,各檢出物質(zhì)的濃度水平基本保持一致.這可能是由于采樣季節(jié)分別處于春季和秋季,溫度和降水等氣候條件較為相似,而這些條件對于滲濾液的性質(zhì)具有重要意義[23];同時,目標化合物多為長期服用藥物,用藥量較為固定,也可能是兩次采樣結(jié)果較為相近的原因.

表5 目標PPCPs在其他國家或地區(qū)填埋場滲濾液中的最高濃度與本研究的比較 Table 5 Comparison of the maximum concentrations of target PPCPs in landfill leachates between other countries/regions and this study

注:

同其他研究滲濾液中PPCPs的文獻相比(表5),本研究中大多數(shù)目標化合物(CBZ、TP、GF、DF、CP)的最高濃度均相似于或低于其他文獻報道.例如TP和CP在本研究中均未被檢出,而在一項關于美國19處填埋場滲濾液里有機污染物存在情況的調(diào)查中檢測到了濃度為0.37μg/L的TP[24];在美國西部一座填埋場的滲濾液中也檢測出了0.064μg/L的TP[25];而在上海兩座垃圾中轉(zhuǎn)站和一座填埋場的滲濾液中檢出CP的濃度范圍為0.010~0.88μg/L[16].本研究中GF的濃度同美國五座填埋場[25]和廣州郊區(qū)兩座填埋場[15]滲濾液的最高檢出濃度均處于2~3μg/L的水平,DF的濃度也與廣州郊區(qū)填埋場[15]滲濾液中的濃度相似(20~30μg/L).值得注意的是,本研究分析了滲濾液中BF的濃度,兩次采樣結(jié)果分別為0.7μg/L和

2.3 PPCPs在滲濾液處理工藝中的去除率

滲濾液原液檢出的5種物質(zhì),在MBR工藝出水中也均被檢出;而在DTRO出水中,DF、BF和MTP在至少一次采集樣品中被檢出,其他PPCPs濃度均低于LOQ.對未檢出物質(zhì),以LOQ/2的值作為其檢出濃度,根據(jù)式(2)分別計算MBR工藝和DTRO工藝對目標PPCPs的去除率R.所得各處理工藝的去除率結(jié)果如表6所示:

式中:in為目標PPCPs的進水濃度(滲濾液原液濃度和MBR出水濃度分別作為MBR工藝和DTRO工藝的進水濃度),μg/L;ef為目標PPCPs的出水濃度(MBR出水濃度和DTRO出水濃度分別作為MBR工藝和DTRO工藝的出水濃度),μg/L.

表6 MBR工藝和DTRO工藝對滲濾液中PPCPs的去除率以及MBR/DTRO工藝的總?cè)コ?Table 6 Removal efficiencies of target PPCPs by the MBR and DTRO processes and the total removal efficiencies by the MBR/DTRO treatment

注:–表示工藝出水濃度低于檢出限.

DTRO工藝對CBZ、MTP、GF和DF的去除率在82%~99%的范圍內(nèi),均較為理想.這與其他文獻報道的污水處理廠RO工藝對PPCPs的去除率大多在99%左右的結(jié)果基本一致[33–36].

MBR/DTRO工藝對滲濾液中PPCPs的總?cè)コ?97%.最終排入污水處理廠的出水中,各PPCPs的濃度范圍為

3 結(jié)論

3.1 采用固相萃取–高效液相色譜/串聯(lián)質(zhì)譜法,檢測填埋場滲濾液原液、MBR處理工藝出水以及DTRO處理工藝出水中的卡馬西平、美托洛爾、甲氧芐啶、吉非羅齊等7種PPCPs,分析方法具備可靠的回收率(89%~173%),相對標準偏差(<20%)和方法檢出限(0.025~1.0μg/L),能滿足實際環(huán)境樣品的分析需要.

3.2 在7種待測PPCPs中,卡馬西平、美托洛爾、吉非羅齊、雙氯芬酸和苯扎貝特在滲濾液原液中被檢出,其中雙氯芬酸濃度最大(23μg/L);美托洛爾次之,濃度在9μg/L左右;其余物質(zhì)的濃度水平在1~3μg/L之間.兩次采樣得到的滲濾液PPCPs濃度水平基本一致.與國內(nèi)外相關文獻報道相比,本研究的滲濾液PPCPs檢出濃度相似于或略低于其它文獻報道.

3.3 滲濾液MBR工藝對待測PPCPs的去除率范圍為21%~98%,優(yōu)于MBR工藝去除生活污水中PPCPs的結(jié)果.DTRO工藝對PPCPs的去除率可達90%以上.該MBR/DTRO工藝對滲濾液中PPCPs的總?cè)コ?97%,出水中PPCPs的濃度范圍為

Tixier C, Singer H P, Oellers S, et al. Occurrence and fate of carbamazepine, clofibric acid, diclofenac, ibuprofen, ketoprofen, and naproxen in surface waters [J]. Environmental Science& Technology, 2003,37(6):1061–1068.

2）設備無故障而裝置發(fā)信，則存在誤報而誤報的情況就可能存在裝置接線組別錯誤、定值整定錯誤、裝置誤動或是插件問題等情況；出現(xiàn)這些情況就需要更進一步的檢查，停電處理通知專業(yè)班組。

王 丹,隋 倩,呂樹光,等.黃浦江流域典型藥物和個人護理品的含量及分布特征 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(7):1897–1904.

Xie Z, Lu G, Liu J, et al. Occurrence, bioaccumulation, and trophic magnification of pharmaceutically active compounds in Taihu Lake, China [J]. Chemosphere, 2015,138:140–147.

Barnes K K, Kolpin D W, Furlong E T, et al.[J]. Science of the Total Environment, 2008,402(2/3):192–200.

Li Z, Xiang X, Li M, et al. Occurrence and risk assessment of pharmaceuticals and personal care products and endocrine disrupting chemicals in reclaimed water and receiving groundwater in China [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2015,119:74–80.

Benotti M J, Trenholm R A, Vanderford B J, et al. Pharmaceuticals and endocrine disrupting compounds in US drinking water [J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(3):597–603.

楊曉凡,陸光華,劉建超,等.環(huán)境相關濃度下的藥物對大型蚤的多代慢性毒性 [J]. 中國環(huán)境科學, 2013,33(3):538–545.

Santos L H, Araújo A N, Fachini A, et al. Ecotoxicological aspects related to the presence of pharmaceuticals in the aquatic environment [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,175(1–3): 45–95.

Pal A, Gin K Y, Lin A Y, et al. Impacts of emerging organic contaminants on freshwater resources: Review of recent occurrences, sources, fate and effects [J]. Science of the Total Environment, 2010,408(24):6062–6069.

Lapworth D J, Baran N, Stuart M E, et al. Emerging organic contaminants in groundwater: A review of sources, fate and occurrence [J]. Environmental Pollution, 2012,163:287–303.

Akio Y, Hiroaki S, Masataka N, et al. Determination of organic components in leachates from hazardous waste disposal sites in Japan by gas chromatography–mass spectrometry [J]. Journal of Chromatography A, 1997,774(1/2):321–332.

Andrews W J, Masoner J R, Cozzarelli I M. Emerging contaminants at a closed and an operating landfill in Oklahoma [J]. Groundwater Monitoring & Remediation, 2012,32(1):120– 130.

Schwarzbauer J, Heim S, Brinker S, et al. Occurrence and alteration of organic contaminants in seepage and leakage water from a waste deposit landfill [J]. Water Research, 2002,36(9): 2275–2287.

Holm J V, Ruegge K, Bjerg P L, et al. Occurrence and distribution of pharmaceutical organic compounds in the groundwater downgradient of a landfill (Grindsted, Denmark) [J]. Environmental Science & Technology, 1995,29(5):1415–1420.

Peng X, Ou W, Wang C, et al. Occurrence and ecological potential of pharmaceuticals and personal care products in groundwater and reservoirs in the vicinity of municipal landfills in China [J]. Science of the Total Environment, 2014,490:889– 898.

Wu D, Huang Z, Yang K, et al.Environmental Science & Technology, 2015,49(7):4122–4128.

史林威,陳 園垃圾滲濾液處理技術研究進展 [J]. 西南給排水, 2013,35(3):32–37.

羅 丹,晏云鵬,全學軍.膜分離技術在垃圾滲濾液處理中的應用 [J]. 化工進展, 2015,34(8):3133–3141.

GB16889–2008 生活垃圾填埋污染控制標準 [S].

喬 勇,趙國志.垃圾滲濾液接入城市污水處理廠存在的問題探討 [J]. 給水排水, 2006,32(2):13–16.

Chen Y, Cao Q, Deng S, et al. Determination of pharmaceuticalsfrom various therapeutic classes indewatered sludge by pressurized liquidextraction and high performance liquidchromatography and tandem massspectrometry (HPLC– MS/MS) [J]. International Journal of Environmental Analytical Chemistry, 2012,93(11):1159–1173.

Sui Q, Huang J, Deng S, et al. Occurrence and removal of pharmaceuticals, caffeine and DEET in wastewater treatment plants of Beijing, China [J]. Water Research, 2010,44(2):417– 426.

聶發(fā)輝,李文婷,劉占孟.垃圾滲濾液處理技術的研究進展 [J]. 華東交通大學學報, 2013,30(2):21–27.

Masoner J R, Kolpin D W, Furlong E T, et al. Contaminants of emerging concern in fresh leachate from landfills in the conterminous United States [J]. Environmental Science: Processes & Impacts, 2014,16(10):2335–2354.

Clarke B O, Anumol T, Barlaz M, et al. Investigating landfill leachate as a source of trace organic pollutants [J]. Chemosphere, 2015,127:269–275.

Eggen T, Moeder M, Arukwe A. Municipal landfill leachates: a significant source for new and emerging pollutants [J]. Science of the Total Environment, 2010,408(21):5147–5157.

Radjenovic J, Petrovic M, Barceló D.[J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2007,387(4):1365–77.

Radjenovi? J, Petrovi? M, Barceló D. Fate and distribution of pharmaceuticals in wastewater and sewage sludge of the conventional activated sludge (CAS) and advanced membrane bioreactor (MBR) treatment [J]. Water Research, 2009,43(3): 831–841.

Nguyen L N, Hai F I, Kang J, et al.[J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2013,85(11): 474–482.

趙振振.基于膜生物反應器的滲濾液處理工程研究 [J]. 低碳世界, 2013,(8):94–96.

Kim S D, Cho J, Kim I S, et al. Occurrence and removal of pharmaceuticals and endocrine disruptors in South Korean surface, drinking, and waste waters [J]. Water Research, 2007, 41(5):1013–1021.

Quintana J B, Weiss S, Reemtsma T. Pathways and metabolites of microbial degradation of selected acidic pharmaceutical and their occurrence in municipal wastewater treated by a membrane bioreactor [J]. Water Research, 2005,39(12):2654–2664.

王鑫淼膜濾對藥物和個人護理品的去除特性研究 [D]. 北京:北京建筑大學, 2014.

Rodriguez–Mozaz S, Ricart M, Ko?ck–Schulmeyer M, et al. Pharmaceuticals and pesticides in reclaimed water: Efficiency assessment of a microfiltration–reverse osmosis (MF–RO) pilot plant [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015,282:165–173.

Urtiaga A M, Pérez G, Ibán?ez R, et al. Removal of pharmaceuticals from a WWTP secondary effluent by ultrafiltration/reverse osmosis followed by electrochemical oxidation of the RO concentrate [J]. Desalination, 2013,331:26– 34.

Dolar D, Gros M, Rodriguez–Mozaz S,[J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,239–240:64–69.

Wang D, Sui Q, Lu S G, et al. Occurrence and removal of six pharmaceuticals and personal care products in a wastewater treatment plant employing anaerobic/anoxic/aerobic and UV processes in Shanghai, China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2014,21(6):4276–4285.

Sui Q, Huang J, Deng S, et al. Seasonal variation in the occurrence and removal of pharmaceuticals and personal care products in different biological wastewater treatment processes [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(8):3341– 3348.

* 責任作者, 副教授, suiqian@ecust.edu.cn

Occurrence and removal of pharmaceuticals and personal care products in leachates from a landfill site of municipal solid waste

CAO Xu-qi1,2, SUI Qian1,2*, LU Shu-guang1, ZHAO Wen-tao3, GUO Ying1, QIU Zhao-fu1, GU Xiao-gang1, YU Gang2

(1.State Environmental Protection Key Laboratory of Environmental Risk Assessment and Control on Chemical Process, School of Resource and Environmental Engineering, East China University of Science and Technology, Shanghai 200237, China；2.Beijing Key Laboratory for Emerging Organic Contaminants Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；3.College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China)., 2016,36(7)：2027~2034

The concentrations of 7selected pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in the leachate samples from a landfill site of municipal solid waste in Shanghai were determined by solid phase extraction and high liquid chromatography-electrospray tandem mass spectrometry. Besides, the removal efficiencies of the leachate treatment processes for the target PPCPs were investigated. The developed analytical method showed acceptable recoveries (89%~173%), relative standard deviation (<20%) and limits of quantification (0.025~1.0μg/L), meeting the requirement for detecting environmental samples. The results showed that the target PPCPs ranged from below limit of quantification (90%, respectively, and the total removal efficiencies were above 97%. The concentrations of target PPCPs in the final effluent were from

pharmaceuticals and personal care products；landfill；leachate；membrane bioreactor；reverse osmosis

X703

A

1000-6923(2016)07-2027-08

曹徐齊(1990–),男,浙江湖州人,華東理工大學碩士研究生,主要從事水環(huán)境中藥物和個人護理品的調(diào)查與去除機理的研究.

2015-12-23

國家自然科學基金(51208199,51408425,21577033);中央高校基本科研業(yè)務費專項資金(22A201514057);高等學校博士學科點專項科研基金(20130072120033);新興有機污染物控制北京市重點實驗室開放基金