曹達啟，王振，郝曉地，汪群慧

?

剩余污泥吸附痕量典型藥物影響因素

曹達啟1，王振1，郝曉地1，汪群慧2

（1北京建筑大學城市雨水系統(tǒng)與水環(huán)境省部共建教育部重點實驗室/中-荷未來污水處理技術研發(fā)中心，北京100044；2北京科技大學土木與環(huán)境工程學院，北京 100083）

傳統(tǒng)的污水處理工藝不能完全去除藥物和個人護理用品（PPCPs），可能通過吸附作用存在于剩余污泥中。當污泥經土地或農業(yè)利用，其中含有的PPCPs可能釋放出來，污染水環(huán)境，因此，揭示PPCPs經污泥吸附去除的影響因素，對于預測或評估污泥中PPCPs含量尤其重要。以北京某污水處理廠剩余污泥為對象，利用高效液相色譜?質譜聯(lián)用儀，研究了痕量濃度下3種典型藥物在污泥中的賦存特性。隨pH增大，環(huán)丙沙星與磺胺甲唑的吸附容量減小，而撲熱息痛的吸附容量增加；主要是因為pH不僅改變藥物在水中的存在形態(tài)，而且影響微生物細胞體的表面電位。胞外聚合物（EPS）對污泥吸附3種典型藥物均有促進作用，且不依賴于pH；主要是因為EPS中含有的金屬離子與有機物成分決定污泥吸附藥物性能。

藥品和個人護理用品；剩余污泥；吸附；胞外聚合物；金屬離子；有機物

引 言

隨著痕量污染物檢測技術高速發(fā)展和人們環(huán)保意識的不斷增強，環(huán)境中藥物和個人護理用品（pharmaceutical and personal care products，PPCPs）引起了人們廣泛的關注[1]。PPCPs在水環(huán)境中的濃度通常在ng·L-1到μg·L-1之間[2]，由于PPCPs是與人類活動密切相關的一類化合物，隨著人類的不斷使用，大量PPCPs持續(xù)不斷地進入環(huán)境中，給人類健康和生態(tài)環(huán)境安全帶來潛在風險[3-6]。

污水處理廠點源排放是水環(huán)境中PPCPs的主要來源[6-7]，其中，活性污泥法是污水處理廠中最主要的處理機制，除去少量經曝氣等氣體逸散形式排放大氣外，大部分PPCPs的去除主要經過兩種途徑：生物化學降解和污泥吸附[8]。PPCPs大部分為人工合成物質，化學結構穩(wěn)定，進入常規(guī)污水處理廠后難以生物化學降解[2,7,9]，一部分PPCPs會殘留在污水處理出水中而進入天然水體，而另一部分則通過吸附或溶解形式存在于剩余污泥中。例如，喹諾酮類抗生素主要通過污泥吸附去除，有研究表明，在污水處理過程中，污泥吸附環(huán)丙沙星占總去除率的83%±14%[10]。含PPCPs的剩余污泥，通過土壤利用以及施肥等農業(yè)生產活動進入環(huán)境，進而污染地表水環(huán)境，且經滲濾作用也會污染地下水[7,10-17]。

2015年4月國務院正式頒布了《水污染防治行動計劃》，其中，明確規(guī)定了“污水處理設施產生的污泥應進行穩(wěn)定化、無害化和資源化處理處置，禁止處理處置不達標的污泥進入耕地”。因此，探明PPCPs等微量有機污染物在污泥中的賦存狀態(tài)變得尤其重要。目前，PPCPs在剩余污泥中賦存行為的影響因素及機理尚不太清楚?；谝韵聝牲c的分析：①構成剩余污泥的主要固形成分為微生物細胞體，其代謝過程中分泌的包裹在細胞壁外的多聚物（extracellular polymeric substances，EPS）主要由蛋白質、多糖、腐殖質、核酸等高分子聚合物構成[18-19]，其中含有的氨基、羧基、羥基及疏水基團等官能團，將為藥物的吸附提供吸附位點，從而決定胞體表面的吸附行為[20-21]；②細胞體表面EPS中含有的鈣、鎂、鐵等金屬離子，通過陽離子架橋、陽離子交換以及絡合作用，使細胞體吸附PPCPs[22-25]。并且，由于在市政污水中檢出的PPCPs大部分為離子型有機物[3,25]，本研究選取pa值差別較大的3種常見藥物：環(huán)丙沙星[7,10,14,23,25]、磺胺甲唑[3,6-7,12-15,17,26]和撲熱息痛[3,7,13,27]，討論溶液環(huán)境條件與EPS對藥物在污泥中賦存行為的影響及作用機理。

1 材料與方法

1.1 化學試劑與樣品

表1 CIP、SMX及ACP的分子結構與物理化學性質[23,26-27]

①Calculated by EPI SuiteTMdeveloped by USEPA.

1.2 實驗設計

1.2.1 微生物胞體和EPS的制備 將污泥樣品放入50 ml離心管中，設定溫度為4℃、離心加速度為8000，離心10 min，去除上清液，超純水清洗后，冷凍干燥后獲得活性污泥微生物胞體（記為Biosolid）。采用陽離子樹脂交換法（CER法）提取活性污泥中EPS[28]，將活性污泥移至盛有陽離子交換樹脂[60 g·(g VSS)-1]的燒杯中，加入適量的磷酸鹽緩沖液（2 mmol·L-1Na3PO4，4 mmol·L-1NaH2PO4，9 mmol·L-1NaCl，1 mmol·L-1KCl，pH7），攪拌4 h后，將混合液在4℃、8000條件下離心15 min，含EPS的上清液過0.45 μm濾膜（Millipore）后，濾液經冷凍干燥制備EPS；再用超純水清洗3次提取EPS后的污泥，冷凍干燥后獲得不含EPS的活性污泥微生物胞體（記為BiosolidEPS free）。

1.2.2 固-液分配系數(d)的確定 用0.1 mol·L-1HEPES 緩沖液配制初始濃度為500 μg·L-1的藥物超純水溶液，以1 mol·L-1HNO3或1 mol·L-1NaOH調節(jié)pH至特定值。因調節(jié)pH所需酸或堿的量極低，故可忽略其對體系的影響?？紤]到市政污水中的pH一般處于6～8，本研究選取pH5、7、9進行實驗。稱取一定質量吸附基質（Biosolid、BiosolidEPS free、EPS、SA、BSA），加入至500 μg·L-1的藥物超純水溶液，使吸附基質的質量濃度為1.0 g·L-1。室溫（25℃）下，160 r·min-1攪拌180 min；混合液經0.22 μm濾膜（Millipore）過濾后，采用高效液相色譜?質譜聯(lián)用儀，測定濾液中藥物濃度。

實驗完成時吸附達到平衡，干污泥、EPS或有機物中吸附的藥物濃度由式（1）計算

式中，s為實驗結束（吸附平衡）時干污泥、EPS或有機物中吸附的藥物濃度，mg·kg-1；0為水中藥物初始濃度，mg·L-1，以pH調節(jié)后，吸附基質加入前測定的濃度計；e為實驗結束（吸附平衡）時水中藥物濃度，mg·L-1；為溶液體積，L；為干污泥、EPS或有機物的質量，kg。固-液分配系數d（L·kg-1）可由式（2）計算

(2)

藥物經干污泥、EPS或有機物吸附的去除率可由式（3）計算[11]

式中，SS為干污泥、EPS或有機物的質量濃度，kg·L-1。根據式（3），不同的吸附基質質量濃度下，藥物的吸附去除率與固?液分配系數的關系如圖1所示。

圖1 各種吸附基質濃度SS下藥物的去除率與的關系

Fig.1 Relationship between removal rate of pharmaceuticals, and for various concentrations of adsorbent substances, SS

1.2.3 金屬離子影響藥物在EPS中賦存特性 稱取50 mg EPS，加入至盛有24.75 ml、pH7的HEPES緩沖液的燒杯中，室溫下300 r·min-1攪拌1 h，再加入25 ml含金屬離子的超純水溶液，攪拌3 h后，再加入0.25 ml、100 mg·L-1藥物（CIP、SMX、ACP）的超純水溶液，室溫下300 r·min-1攪拌3 h后，上清液過0.22 μm濾膜（Millipore），通過高效液相色譜?質譜聯(lián)用儀測定濾液中對應藥物的濃度?？疾斓臐舛龋篍PS為1.0 g·L-1，Ca2+、Mg2+為0、0.01、0.1、1、10 mmol·L-1，Fe3+為0、0.00667、0.0667、0.667、6.67 mmol·L-1。

1.3 分析方法與儀器

采用EPA方法[29]分析3種典型藥物（CIP、ACP、SMX），高效液相色譜-質譜聯(lián)用儀（TSQ Quantum Access MAX系統(tǒng)，配有Hypersil GOLD 1.9 μm 100 mm×2.1 mm色譜柱，美國Thermo-Fisher公司）分析條件如表2所示，其中，流動相A為0.3%甲酸+0.1%甲酸銨，流動相B為甲醇，梯度洗脫條件：0～1.0 min，90% A，1.0～7.0 min，90%～10% A，7.0～8.0 min，10% A，8.0～8.1 min，10%～90% A，8.1～10.0 min，90% A。通過對目標藥物的標樣進行掃描，確定了目標藥物的特征離子和定量離子，以及它們的出峰保留時間（3～7 min）；進而對水樣中的目標藥物進行定量與定性分析。用超純水配制濃度為0.1～500 μg·L-1的一系列藥物標準溶液，通過待測樣品中定量離子的峰面積，采用外標法定量。Biosolid與BiosolidEPS free的zeta電位測定方法如下：

表2 CIP、ACP及SMX檢測的液質聯(lián)用儀條件

取50 mg Biosolid或BiosolidEPS free置于燒杯中，緩慢倒入50 ml超純水，使用1.0 mol·L-1HNO3或NaOH調節(jié)pH至對應值（pH4～10），180 r·min-1攪拌3 h，再注入zeta電位分析儀（Zetasizer Nano ZS90，英國Malvern公司)的樣品池進行測定。采用的其他實驗儀器包括：等離子體發(fā)射光譜儀（ICAP 7000 SERIES ICP Spectrometer，美國Thermo-Fisher 公司）、傅里葉變換紅外光譜儀（Nicolet iS5，美國Thermo-Fisher 公司）、冷凍干燥機（FD-1A-50，北京博醫(yī)康）、十萬分之一天平（MS105DU，瑞士Mettler-Toledo公司）、離心機（Sigma 3K15，德國Sigma公司）。

2 結果與分析

2.1 pH對藥物d的影響

圖2顯示了3種藥物（CIP、ACP、SMX）在提取EPS前后污泥微生物胞體（Biosolid與BiosolidEPS free）中的d。由圖可知，對于同一藥物，Biosolid與BiosolidEPS free的d不同，且均隨pH變化而變化。對于CIP，pH為5、7、9時，Biosolid與BiosolidEPS free中d分別為115156.56與94078.81、34232.98與21267.30、378.96與135.16 L·kg-1；即隨著pH的升高，d呈現指數型減小，減小1～2個數量級?；趫D1中濃度為1.0 g·L-1時Biosolid與BiosolidEPS free的結果或代入式（3），可得藥物去除率分別為99.14%與98.95%（pH5）、97.16%與95.51%（pH7）、27.48%與11.91%（pH9）。隨著pH升高，由于CIP從陽離子態(tài)經兩性態(tài)、分子態(tài)向陰離子態(tài)轉變[圖3(a)]；并且，圖4顯示了不同pH下Biosolid與BiosolidEPS free的zeta電位，由圖可知，微生物胞體表面的負電勢不斷降低。因此，微生物胞體經電性中和作用吸附CIP的量急劇減小，表現了d的指數型下降。

對于SMX，當pH = 5時，Biosolid與BiosolidEPS free中的d最大，分別為393.56與310.28 L·kg-1，且隨pH的升高亦呈現下降趨勢，但不如CIP顯著；pH7時，其d為255.35與247.20 L·kg-1；pH9時，減小為118.69與70.42 L·kg-1。需說明的是，pH7時差異較小，可能是由于剩余污泥中極其復雜的未知組分造成的。同前計算方法，得到污泥吸附去除率分別為28.24%與23.68%（pH = 5）、20.34%與19.82%（pH7）、10.61%與6.58%（pH9）。原因可能為：其一，SMX的溶解度隨pH升高而增大，從而降低污泥對SMX的吸附量[30-32]。其二，不同pH下，SMX形態(tài)分布不同，pH5時，SMX主要為分子態(tài)[圖3(b)]，可與細胞表面上有機物之間產生親疏水性作用[21]與π-π EDA作用[33]；pH7, 9時，SMX主要為陰離子態(tài)[圖3(b)]，親疏水性作用減弱，同時，SMX中去質子化的基團吸引π電子的能力降低，導致與π電子供體之間的π-π EDA作用減弱，因此，d隨pH增加不斷減小。

圖2 不同pH下各藥物在Biosolid與BiosolidEPS free中的固-液分配系數

圖3 CIP、SMX及ACP依存于pH的形態(tài)分布

圖4 Biosolid與BiosolidEPS free的zeta電位與pH的關系

相反地，對于ACP，無論Biosolid還是BiosolidEPS free，隨pH升高，盡管d的絕對量較小，d值仍然不斷增大。pH為5、7、9時，d分別為2.62與2.13、108.73與37.56、337.66與61.33 L·kg-1；污泥吸附去除率分別為0.26%與0.21%、9.81%與3.62%、25.24%與5.78%。由于Biosolid和BiosolidEPS free的電負性隨pH升高不斷增強（圖4），并且，pH從5增至9，ACP由分子態(tài)轉變?yōu)殛庪x子態(tài)[圖3(c)]；因此，可能因細胞表面上金屬離子的架橋作用，即吸附作用從非靜電力向靜電力轉變，促進ACP的吸附去除。

另外，不同藥物的d也存在較大差異。當pH5，7時，d的順序呈現為CIP＞SMX＞ACP；而pH9時，三者相差較小[圖2(a)～(c)]。宏觀上，污泥微生物胞體表面的負電性（圖4）或許是CIP的d顯著大于SMX和ACP的原因。pH為5、7時，CIP主要為陽離子態(tài)CIP(+)和兩性態(tài)CIP(+/-)，SMX主要為分子態(tài)SMX和陰離子態(tài)SMX(-)，ACP主要為分子態(tài)ACP[圖3(a)～(c)]。由于在帶負電荷的污泥微生物胞體表面，陽離子型與兩性藥物比陰離子型與中性藥物有更大的吸附可能性[34-35]，故無論Biosolid還是BiosolidEPS free，d的大小順序為CIP＞SMX＞ACP（pH5，7）。

值得注意的是，結果顯示本研究的3種典型藥物，不論pH的改變，提取EPS之后均較之前的活性污泥微生物胞體具有更小的固?液分配系數d[圖2(a)～(c)]。這可能是由于經陽離子交換后，提取了EPS的活性污泥微生物胞體表面金屬離子濃度降低，以及微生物胞體表面上多糖、蛋白質等有機物成分的變化。這一結果也暗示著，吸附了PPCPs的剩余污泥經土地或農業(yè)利用后，若環(huán)境條件改變使得EPS解離出來，PPCPs必將釋放到環(huán)境中。

2.2 EPS中金屬離子和有機物對藥物d的影響

圖5顯示了Biosolid與EPS的紅外光譜圖。由圖可知，兩者幾乎完全相同，具有相同的特征官能團。例如，有機物（蛋白質和多糖）對應的頻段：氨基酸的酰胺Ⅰ的CO振動頻率1654 cm-1和酰胺Ⅱ的CNH彎曲振動頻率1541 cm-1，多糖的COC或COH伸縮振動頻率1000～1150 cm-1。證實金屬離子存在的頻段：以鹽形式存在的羧酸根COO-的振動頻率1401 cm-1。因此，可以認為決定活性污泥微生物胞體對PPCPs的吸附去除作用的物質，其實是包裹在胞體表面上的EPS。

圖5 EPS與Biosolid的紅外光譜圖

a—Biosolid; b—EPS

Biosolid、BiosolidEPS free以及EPS中3種常見金屬（鈣、鎂、鐵）離子[36]的測量結果如表3所示。根據表中數據，經物料衡算可知，本研究采用的CER法提取得到的EPS較實際吸附于Biosolid表面包裹的EPS含有的金屬離子（Ca2+與Mg2+）減少了。故本研究獲得EPS具有結合金屬離子的能力。為研究EPS中金屬離子對藥物d的影響，不同金屬離子添加濃度下，3種藥物在EPS中d的實驗結果如圖6(a)～(c)所示。其中，橫坐標為(1/2)i，表示以二價為基準等效的金屬離子濃度，為金屬離子帶電數（Ca2+、Mg2+為2，Fe3+為3），i為金屬離子的濃度，縱坐標為添加與未添加金屬離子時d,i與d的比值。

表3 Biosolid、BiosolidEPSfree、EPS中金屬離子、蛋白質以及多糖含量

Note: PS—polysaccharides; PN—proteins; “—”no analyzed; EPS accounts for 21.7% (TS/TS) of Biosolid.

圖6 Ca2+、Mg2+、Fe3+對EPS中藥物Kd,i的影響（pH7）

對于ACP，金屬離子的存在，幾乎不影響ACP在EPS中的賦存行為[圖6(c)]；這可能是因為pH7時，ACP主要為分子態(tài)[圖3(c)]，EPS與ACP之間主要為親疏水性作用，而且金屬離子的種類與濃度不改變有機物的親疏水性。

另外，不同的有機成分亦有可能影響藥物在Biosolid與BiosolidEPS free中的d。表3中亦顯示了EPS中的多糖和蛋白質的測量結果，證實了EPS中多糖和蛋白質的存在。如圖7所示，顯示了中性環(huán)境下，EPS、SA以及BSA與各種藥物的d。對于3種藥物，EPS基本均大于純有機物SA與BSA中d，除了有機物成分差異外，也可能是EPS中含有金屬離子所致。對于CIP，SA與BSA中d相差不大；而對于SMX與ACP，BSA中具有較大的d。

圖7 藥物在EPS、SA及BSA中的Kd（pH7）

3 結 論

（3）研究結果現實指導意義為：當吸附有PPCPs的剩余污泥經土地或農業(yè)利用，排放到環(huán)境中后，隨著微生物細胞體表面EPS的脫附或者環(huán)境條件改變（如pH），PPCPs在污泥中的固-液分配系數將減小，致使PPCPs釋放到環(huán)境中。

符 號 說 明

Ce——實驗結束（吸附平衡）時水中藥物濃度，mg·L-1 Ci——溶液中金屬離子初始濃度（Ca2+、Mg2+、Fe3+），mmol·L-1 Cs——實驗結束（吸附平衡）時干泥樣、EPS或有機物中吸附的藥物濃度，mg·kg-1 C0——水中藥物初始濃度，mg·L-1 Kd——固?液分配系數，L·kg-1 Kd,i——添加金屬離子（Ca2+、Mg2+、Fe3+）后的固?液分配系數，L·kg-1 M——干泥樣、EPS或有機物的質量，kg N——金屬離子帶電數，Ca2+、Mg2+為2，Fe3+為3 SS——干污泥、EPS或有機物的質量濃度，kg·L-1 V——溶液體積，L η——藥物經干污泥、EPS或有機物吸附的去除率，%

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Controlling factors of excess sludge on adsorbing trace typical pharmaceuticals

CAO Daqi1, WANG Zhen1, HAO Xiaodi1, WANG Qunhui2

(1Sino-Dutch R&D Centre for Future Wastewater Treatment Technologies/Key Laboratory of Urban Stormwater System and Water Environment, Ministry of Education, Beijing University of Civil Engineering and Architecture, Beijing 100044, China;2School of Civil and Environmental Engineering, University of Science and Technology Beijing, Beijing 100083, China)

Conventional biological systems in centralized wastewater treatment plants (WWTPs) are presently inefficient in the removal of pharmaceutical and personal care products (PPCPs), resulting in their ubiquitous presence in excess sludge by absorption. When the sludge is utilized in agricultural land, the absorbed PPCPs may be released and then water environment is contaminated. Therefore, it becomes a crucial issue to predict and assess the content of PPCPs in excess sludge, by revealing the controlling factors of PPCPs adsorption. The adsorption properties of three typical pharmaceuticals onto the sludge from a certain WWTP in Beijing, were investigated based on a trace concentration level using UPLC-MS-MS. The adsorption capacity of ciprofloxacin (CIP) and sulfamethoxazole (SMX) decreased, however, that of acetaminophen (ACP) increased with increasing pH; because the speciation of pharmaceuticals in aqueous solution and zeta potential of biosolid are as a function of pH. Extracellular polymeric substance (EPS) could enhance the adsorption of three typical pharmaceuticals onto the sludge, independent of pH; because the metal ions and organic substances contained in EPS determine the adsorption of pharmaceutical onto the sludge.

pharmaceutical and personal care products; excess sludge; adsorption; extracellular polymeric substance; metal ion; organic substance

10.11949/j.issn.0438-1157.20170137

X 523

A

0438—1157（2017）08—3266—09

郝曉地。第一作者：曹達啟（1988—），男，博士，講師。

中國博士后科學基金項目（2015M580968）；北京市博士后工作經費項目；北京市優(yōu)秀人才培養(yǎng)項目；北京市教育委員會科技計劃一般項目（SQKM201710016001）。

2017-02-13收到初稿，2017-04-12收到修改稿。

2017-02-13.

HAO Xiaodi, haoxiaodi@bucea.edu.cn

supported by the China Postdoctoral Science Foundation (2015M580968), the Beijing Postdoctoral Research Foundation, the Beijing Outstanding Talents Training and the Science and Technology Programs from Beijing Municipal Education Commission (SQKM201710016001).