張劍橋,樓耀尹,葉志隆*,陳少華,魏群山 (.中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所,中國科學(xué)院城市污染物轉(zhuǎn)化重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建 廈門 602；2.中國科學(xué)院大學(xué),北京 00049；.東華大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海 20620)

畜禽養(yǎng)殖廢水氮磷含量高,排放量大,是我國農(nóng)村面源污染和水體富營養(yǎng)化的主要來源之一[1].采用技術(shù)手段從畜禽養(yǎng)殖廢水中回收氮磷是磷資源循環(huán)利用的一種重要方式.目前,磷回收的主流工藝有荷蘭的 BCFS、ANPHOS和 Phospaq工藝,德國的NuReSys工藝和日本的 Phosnix工藝,磷回收率在70%～90%,回收產(chǎn)物為磷酸銨鎂(MgNH4PO4·6H2O,MAP,俗稱鳥糞石)或者磷酸鈣[2].MAP回收是普遍采用的磷技術(shù)之一,不僅可以達(dá)到污水除磷的目的,同時(shí)得到的 MAP是優(yōu)質(zhì)的緩釋肥料,可直接應(yīng)用于作物、園林[3].

畜禽養(yǎng)殖過程中往往投加四環(huán)素類(Tetracyclines, TCs)、喹諾酮類(Fluoroquinolones,FQs)等獸用抗生素,用于促進(jìn)動(dòng)物生長和預(yù)防疾病[4].已開展的豬場抗生素調(diào)研發(fā)現(xiàn),包括北京、上海等地的豬場出水中TCs的殘余量在3.5～387.1μg/L[5].研究表明,畜禽廢水排放的獸用抗生素,是環(huán)境中抗生素污染的主要來源,并在土壤和水體中傳播、轉(zhuǎn)移和富集,傳播抗性基因,對生態(tài)環(huán)境和人類健康造成嚴(yán)重威脅[6].Hu等[7]對中國天津蔬菜種植基地的土壤進(jìn)行抗生素殘留分析得出結(jié)論:土霉素和金霉素濃度分別為124～2683μg/kg 和 33.1～1079μg/kg.Tolls等提出采用 Kd值表征抗生素在土壤環(huán)境中的吸附能力,四環(huán)素類和喹諾酮類抗生素的 Kd值較大,說明其吸附能力較強(qiáng),易與水中的溶解性有機(jī)物相絡(luò)合,因此會在土壤中蓄積;磺胺類和大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的 Kd值較小,說明其吸附能力較弱,不易與水中的懸浮性固體結(jié)合,更容易進(jìn)入地下水和地表水中[7-8].作者研究團(tuán)隊(duì)前期研究發(fā)現(xiàn),畜禽廢水 MAP回收時(shí)沼液中殘留的抗生素會由水相轉(zhuǎn)移至回收的 MAP中,對回收產(chǎn)物的資源化利用有潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),在后續(xù) MAP用于農(nóng)作物施肥時(shí)會引起土壤環(huán)境中抗生素增加,抗性基因豐度增加[9].為了阻斷沼液MAP反應(yīng)時(shí)抗生素向回收固體的轉(zhuǎn)移,本研究擬采用混凝前處理方法,首先通過對比試驗(yàn)研究,選取適合去除抗生素而磷去除較少的混凝劑;再通過考察pH值和混凝劑投加量影響,優(yōu)化去除畜禽廢水中的抗生素含量,實(shí)現(xiàn)畜禽廢水 MAP回收時(shí)抗生素殘留的有效控制.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)選用的混凝劑為陽離子型聚丙烯酰胺(Cational polyacrylamide,CPAM) 分 子 量 3000～6000kDa,非離子型聚丙烯酰胺(polyacrylamide,PAM)分子量4000～8000kDa,購自阿拉丁試劑公司(Aladdin,上海);聚合硫酸鐵(Polymeric Ferric Sulfate,PFS)和殼聚糖(Chitosan,CTS),殼聚糖聚合度為 6～7,購自國藥集團(tuán).養(yǎng)豬沼液具體水質(zhì)參數(shù)見表1.

表1 實(shí)驗(yàn)用豬場沼液水質(zhì)參數(shù)Table 1 Characteristics of swine wastewater

實(shí)驗(yàn)采用的四環(huán)素類抗生素包括土霉素(Oxytetracycline,OTC)、強(qiáng)力霉素(Doxycycline,DXC)、金霉素(Chlortetracycline,CTC);喹諾酮類抗生素包括環(huán)丙沙星(Ciprofloxacin,CIP)、氧氟沙星(Ofloxacin,OFLO)、恩諾沙星(Enrofloxacin,ENX),購自德國Dr.Ehrenstorfer公司.在實(shí)驗(yàn)中測定TCs和FQs抗生素時(shí)選用內(nèi)標(biāo)物D5-諾氟沙星(純度＞99.4%,Sigma)、和D6-四環(huán)素(純度80.0%,Sigma).這些內(nèi)標(biāo)物用來質(zhì)控FQs和TCs在檢測過程中的回收率,減少抗生素測試時(shí)的實(shí)驗(yàn)誤差.樣品中抗生素前處理時(shí)采用的Oasis HLB固相萃取柱(200mg,6mL)購自Waters公司.

1.2 實(shí)驗(yàn)過程

1.2.1 對照實(shí)驗(yàn) 取養(yǎng)豬沼液直接進(jìn)行 MAP反應(yīng),pH值控制為9.2～9.5,轉(zhuǎn)速400r/min,攪拌45min,靜置45min.反應(yīng)結(jié)束后,6000r/min離心10min,上清液在5℃的條件下保存.所得MAP沉淀物冷凍干燥24h,在-18℃條件下保存.

為了對比分析純MAP固體對抗生素的吸附性能,用 NaH2PO4和 NH4Cl配置含 PO43-、NH4+的模擬廢水,再分別添加濃度100 μg/L的TCs、FQs抗生素濃液,然后按照P:Mg物質(zhì)的量比1:1.2添加Mg2+,控制pH保持9.5進(jìn)行MAP反應(yīng),反應(yīng)結(jié)束后得到上清液和MAP固體.

1.2.2 混凝實(shí)驗(yàn)與MAP回收 將CPAM、PAM和CTS分別配成1.0g/L的儲備溶液,其中CTS配制時(shí)需添加 1%的醋酸促進(jìn)溶解.首先比較不同混凝劑對抗生素的去除效果,對于有機(jī)混凝劑的實(shí)驗(yàn),向?qū)嶋H廢水中分別加入5mg/L的CPAM、PAM、CTS,實(shí)驗(yàn)過程pH控制在7.5,轉(zhuǎn)速200rpm攪拌5min,100r/min攪拌10min,靜置45min;實(shí)驗(yàn)結(jié)束后,6000r/min高速離心,得到沉淀的有機(jī)物.對于PFS無機(jī)混凝反應(yīng),首先往沼液中投加25mg/L的PFS ,pH控制在7.5進(jìn)行混凝反應(yīng),200rpm攪拌5min,100r/min攪拌10min,靜置45min;反應(yīng)結(jié)束后 6000r/min高速離心,得到上清液.將混凝得到的上清液進(jìn)行MAP回收反應(yīng),加入5mmol/L的Mg2+溶液,調(diào)pH值為9.5時(shí)進(jìn)行MAP結(jié)晶反應(yīng),;反應(yīng)結(jié)束后,6000r/min離心 10min,沉淀物冷凍干燥24h,-18℃下保存.在分析不同混凝劑實(shí)驗(yàn)結(jié)果的基礎(chǔ)上,選取去除抗生素效果好且能夠保留盡量多磷酸鹽于沼液中的混凝劑,進(jìn)行后續(xù)的 pH值和混凝劑投加量影響研究.對于pH值影響實(shí)驗(yàn),分別調(diào)節(jié)廢水pH值為5.5、6.0、6.5、7.0、7.5和8.0進(jìn)行混凝前處理,之后在pH值9.5時(shí)進(jìn)行MAP結(jié)晶反應(yīng).在獲取優(yōu)化的pH值基礎(chǔ)上,開展混凝劑投加量影響實(shí)驗(yàn),混凝劑投加量分別設(shè)為5.0、7.5、10.0、12.5、15.0和17.5mg/L,混凝操作和MAP反應(yīng)條件與上述實(shí)驗(yàn)相同.

1.3 分析方法

1.3.1 水質(zhì)分析 pH值測定選用PHS-3C酸度計(jì),沼液中NH4+-N和PO43--P測定分別采用納氏試劑分光光度法和鉬銻抗分光光度法.總磷測定時(shí)樣品先采用過硫酸鉀消解,然后鉬銻抗分光光度法分析.TOC分析使用總有機(jī)碳分析儀(TOCVeph,Shimadzu), SO42-、NO3-和 Cl-等無機(jī)離子均采用離子色譜儀測定.

1.3.2 抗生素測定 水樣前處理步驟為:將水樣先過 0.45μm 玻璃纖維濾膜,再加入一定量的內(nèi)標(biāo)物和外標(biāo)物,并用1+1HCL調(diào)整pH2.8～3.2進(jìn)行固相萃取;固相萃取采用Oasia HLB柱(200mg,6mL)進(jìn)行抗生素富集,萃取結(jié)束后分別用10%和20%的甲醇水溶液和超純水洗脫、定容,再轉(zhuǎn)移至色譜瓶中,-18℃下避光保存待測.固體 MAP樣品測試步驟如下:MAP首先35℃風(fēng)干,研磨后過100目篩;再分別稱取一定量固體樣品于玻璃離心管,加入 30mL磷酸二氫鈉提取液超聲混勻45min,7000rpm離心20min,重復(fù)3次;所得上清液再進(jìn)行固相萃取,步驟與水樣萃取步驟一致.用高效液相串聯(lián)三重四級桿線性離子阱質(zhì)譜儀(HPLC-MS/MS,ABI 3200Q TRAP)進(jìn)行抗生素測定,測試條件:色譜柱為 Phenomennex C18柱(100mm,2.6μm),柱溫 40℃,進(jìn)樣量為 20μL;梯度洗脫,流動(dòng)相 A為0.5%甲酸,B為甲醇;流速0.8mL/min[10].

2 結(jié)果與討論

2.1 不同混凝劑

不同混凝劑處理養(yǎng)豬沼液及 MAP反應(yīng)后PO43--P和TOC的濃度變化如圖1所示.經(jīng)過混凝前處理后,TOC和PO43--P均有下降.CTS、CPAM、PAM、PFS對于TOC的去除率分別為7.08 %、28.10 %、23.01%和 39.94%;PAM、CPAM和 CTS對 PO43--P的去除率分別為23.01 %,24.36 %和20.84 %.PFS對PO43--P去除率為73.41%,沼液中磷酸鹽損失率較高,因此不適用于廢水混凝前處理.

圖1 不同混凝劑處理及MAP反應(yīng)時(shí)廢水中PO43--P和TOC的變化Fig.1 Variation of PO43--P and TOC concentrations in the coagulation and MAP reocvery processes by dosing different coagulants A: CPAM; B: CTS; C: PAM; D: PFS

如表2所示,模擬廢水回收的MAP中各抗生素含量低于 8μg/kg,固體中的抗生素僅占原水中抗生素總量的 1.88%～7.58%.然而,實(shí)際廢水 MAP反應(yīng)得到的固體中抗生素含量顯著增加,DXC、CTC、OTC、OFL、CIP 和 ENX 濃度分別為(34.41±2.6),(28.16±1.8),(5.74±0.57),(27.44±1.7),(10.57±1.0),(15.13±1.5)mg/kg,占原水中抗生素總量比例分別為58.89%、78.63%、26.09%、87.67%、56.19%和73.73%.同時(shí),區(qū)別于模擬廢水,實(shí)際廢水回收的MAP固體中TOC含量為136.22mg/g.實(shí)際廢水中的 SS和溶解性有機(jī)物(dissolved organic matters, DOM)是抗生素由水相轉(zhuǎn)移至固體MAP沉淀的重要載體,在MAP反應(yīng)時(shí)由于沼液的pH值、離子強(qiáng)度發(fā)生強(qiáng)烈變化,SS和DOM 會發(fā)生凝聚沉降,部分的抗生素也會隨之進(jìn)入到 MAP沉淀中[11].由此可見,采用混凝預(yù)處理去除沼液中的有機(jī)物是阻斷抗生素轉(zhuǎn)移的重要手段之一.

表 2顯示了不同混凝劑處理后抗生素在沼液和固體中濃度的變化情況.經(jīng)混凝前處理后得到的MAP固體中,抗生素含量下降顯著.其中,CPAM 對TCs和FQs的去除率分別為55.2%～76.2%和69.2%～90.0%,CTS為33.0%～82.6%和39.6%～90.0%,PAM為26.9%～61.3%和67.9%～85.9%,PFS為66.4%～100%和90.0%～100%.在廢水處理中,絮凝劑通過兩種機(jī)制實(shí)現(xiàn)懸浮顆粒物和溶解性膠體的去除:一種是吸附架橋,即長鏈分子結(jié)構(gòu)的橋接[12];二是電中和,通過吸附帶負(fù)電荷的有機(jī)粒子,從而電荷中和達(dá)到破壞SS、DOM穩(wěn)定和混凝的目的[13].PFS雖然可去除TCs,但廢水中PO43--P也會被去除,去除率為70.4%.與CTS和PAM相比,CPAM 對抗生素去除效果更好,尤其對于 TCs,并且對磷酸鹽的損失影響較小,因此選擇CPAM作為進(jìn)一步實(shí)驗(yàn)的絮凝劑.

表2 不同混凝劑處理時(shí)沼液中抗生素及后續(xù)MAP中抗生素的變化情況Table 2 Variation of antibiotics contents in the aqueous phase and recovered solids coagulation effluent and MAP sediment

2.2 pH值影響

圖2為不同pH值時(shí)混凝反應(yīng)上清液和MAP反應(yīng)后TOC與PO43--P的變化情況.隨著pH值增加,廢水中TOC濃度下降明顯,回收MAP固體中有機(jī)物含量增加.隨著pH值從5.5上升到8.0,PO43--P濃度從96.8±4.0mg/L 減少到 76.7±2.0mg/L,有部分 PO43--P損失.MAP反應(yīng)后,上清液的 PO43--P濃度是 0.0 -2.0mg/L,說明MAP反應(yīng)充分進(jìn)行.

圖2 不同pH值時(shí)混凝反應(yīng)后廢水中TOC和PO43--P濃度變化的影響Fig.2 Variation of TOC and PO43--P concentration at different pH values

圖3 不同pH條件下混凝出水DOM的FRI分布Fig.3 FRI of DOM in the coagulation effluent at different pH values. Region I, aromatic protein I; Region II, aromatic protein II; Region III, fulvic acid-like; Region IV,soluble microbial by-product-like; Region V,humic acid-like

表3 積分熒光區(qū)域[14]Table 3 Integral fluorescence region[14]

根據(jù)三維熒光光譜(3D-EEM)結(jié)合熒光區(qū)域積分法(FRI),由圖 3FRI分布中可以看到,5類有機(jī)物的總量均有降低,表明混凝過程中CPAM對各類有機(jī)物具有去除效果.當(dāng)pH值由酸性升高至堿性時(shí),各有機(jī)物組分濃度逐步降低,這是由于此時(shí)各組分有機(jī)物的官能團(tuán)去質(zhì)子化[15],電荷電位接近等電點(diǎn)[16-17],促進(jìn)了混凝去除的效果.因此pH值升高,混凝去除的有機(jī)物量增加.

圖4為不同pH值條件下混凝上清液中抗生素含量變化情況.上清液中抗生素濃度隨著 pH值的增加濃度下降.當(dāng)pH 8.0時(shí)上清液中剩余抗生素到達(dá)最小值,分別為 CTC 50.61μg/L、OTC 60.85μg/L、DXC 47.98μg/L、OFL 64.34μg/L、ENX 45.88μg/L 和 CIP 60.22μg/L,對應(yīng) CTC、OTC 和 DXC 去除率分別為49.4%、36.1%和52.0%;而OFL、CIP和ENX去除率分別為35.6%、44.1%和9.8%.進(jìn)一步MAP反應(yīng)后得到的固體中抗生素含量如圖5所示.pH值5.5時(shí)MAP固體中抗生素含量最高,其中CTC 94.25mg/kg、OTC 88.64mg/kg、DXC 75.33mg/kg、OFL 94.88mg/kg、ENX 82.51mg/kg、CIP 103.51mg/kg;pH 值 8.0 時(shí),抗生素含量最低,其中 CTC 76.35mg/kg、OTC74.53mg/kg、DXC 71.35mg/kg、OFL 71.63mg/kg、ENX 70.47mg/kg和CIP 75.0mg/kg).當(dāng)pH值從5.5增加到8.0時(shí),抗生素在MAP固體中含量逐漸降低.

圖4 不同pH值時(shí)混凝反應(yīng)后上清液中抗生素含量Fig.4 Antibiotic concentrations in the supernatant after coagulation at different pH values

如圖3所示,養(yǎng)殖沼液中的有機(jī)物存在腐殖酸、富里酸、溶解性微生物代謝產(chǎn)物和芳香蛋白類物質(zhì)等組分.研究表明抗生素會與DOM中的羰基、羧基、醛基等官能團(tuán)通過靜電吸附、離子交換、氫鍵、π鍵共軛等作用結(jié)合在一起[18-19].混凝可去除沼液中的懸浮性和溶解性有機(jī)物[20],進(jìn)而去除抗生素.在混凝過程中,廢水的pH值是影響混凝效果的一個(gè)重要因素,它對膠體表面的帶電性和混凝劑的性能有很大的影響[21].優(yōu)化pH值,可以充分發(fā)揮混凝劑的效果,實(shí)現(xiàn)良好的有機(jī)物去除效果.如表4所示,當(dāng)pH7.0～8.0時(shí),沼液經(jīng)混凝反應(yīng)后其Zeta電位值相比較原水及pH=5.5時(shí)有所降低并維持在15.0±1.0區(qū)間,說明有機(jī)物的電勢電位接近等電點(diǎn),此時(shí)帶電性低,有助于促進(jìn)混凝的效果,有利于絮體的形成[22],大大提高了沼液中有機(jī)物的去除率,相應(yīng)回收的MAP中抗生素濃度較低.

圖5 不同pH值時(shí)混凝上清液MAP回收固體中抗生素含量Fig.5 Antibiotic contents in MAP solids recovered from the wastewater after coagulation at different pH values

表4 絮凝反應(yīng)后Zeta電位變化Table 4 Zeta potential after coagulation at varies of pH

2.3 混凝劑投加量影響

圖6 不同混凝劑投加量對廢水中TOC和PO43--P變化的影響Fig.6 Variation of TOC removal rate and PO43--P concentration after coagulation at different coagulant levels

圖6為溶液中TOC和PO43--P隨混凝劑投加量增加的變化情況.CPAM 投加量增加,上清液中 TOC和PO43--P濃度下降.圖8顯示混凝劑投加量增加,上清液中TCs和FQs濃度逐漸降低;當(dāng)CPAM投加量為17.5mg/L時(shí)抗生素去除率達(dá)到最大,分別為 CTC 45.46%、OTC 42.48%、DXC 50.49%、OFL 42.93%、CIP47.57%、ENX 66.25%.表4為廢水中TOC去除量與抗生素去除量的回歸分析,可以看出兩者之間存在相關(guān)性,這是由于 TCs、FQs易與沼液中的有機(jī)物結(jié)合[23-25],而增加混凝劑的含量,有利于提高有機(jī)物的去除率,因此水相中的抗生素去除量隨之增加(圖7).

圖7 不同混凝劑投加量對混凝后上清液中抗生素含量的影響Fig.7 Antibiotic concentrations in supernatant after coagulation at different dosage levels

圖8為不同CPAM投加量時(shí)回收MAP固體中抗生素的含量.在 CPAM 濃度為 5.0～10.0mg/L時(shí),投加量增加對固體中抗生素含量的降低作用不顯著;然而,當(dāng)CPAM投加量進(jìn)一步增加時(shí),固體中抗生素含量有明顯降低,但TOC的去除率在CPAM 投加量增加后有所降低,說明過多的CPAM并不利于沼液TOC的去除.在CPAM從10.0mg/L增加到17.5mg/L時(shí),抗生素含量不斷下降,在 CPAM 投加量為 17.5mg/L時(shí),MAP中抗生素含量達(dá)到最低,分別為 CTC 58.77mg/kg、OTC 69.86mg/kg、DXC 50.93mg/kg、OFL 34.41mg/kg、CIP 57.56mg/kg、ENX 85.02mg/kg.這一結(jié)果與圖 7混凝上清液中抗生素濃度變化趨勢不對應(yīng),這是由于CPAM投加量在5.0～10.0mg/L變化時(shí)對沼液中有機(jī)物去除量相差不大(圖 6),因此 MAP回收時(shí)隨有機(jī)物轉(zhuǎn)移到固體中的抗生素含量差別不顯著.類似的實(shí)驗(yàn)現(xiàn)象在其他研究中亦有報(bào)道[26-27].CPAM含量增加到17.5mg/L,增加了溶液中的正離子含量,使與帶有負(fù)電荷的有機(jī)物更多發(fā)生電中和作用從而形成更多的絮體提高了對抗生素和與之關(guān)聯(lián)的有機(jī)物去除率,此時(shí)抗生素含量達(dá)到最低[28].因此,為了降低沼液回收的 MAP固體中抗生素含量,在保持足夠大的溶液中磷酸鹽濃度的前提下應(yīng)加大混凝劑的投加量.

表5 TOC去除量與抗生素去除量的回歸分析Table 5 Linear regression on antibiotics removal versus TOC removal in coagulation process

圖8 不同混凝劑投加量對MAP固體中抗生素含量的影響Fig.8 Antibiotic contents in MAP solids at different coagulatants dosage levels

3 結(jié)論

3.1 混凝劑選擇時(shí) CPAM 效果最好,TCs去除率為22.8%～44.8%,FQs去除率32.2%～70.3%.回收MAP中抗生素濃度為 TCs 8.6mg/kg～19.6mg/kg,FQs 0.88～12.33mg/kg.

3.2 pH值對CPAM混凝去除抗生素有明顯影響,堿性條件下時(shí)CPAM對抗生素的去除效果要比酸性條件更好.

3.3 CPAM 投加量由 5.0mg/L提高到 10.0mg/L,對MAP中抗生素含量影響不大;進(jìn)一步增加混凝劑投加量促進(jìn) MAP中抗生素的去除,但投加量過大會顯著降低廢水中PO43--P濃度.因此,控制沼液MAP回收固體中抗生素含量,需對混凝的 pH值和混凝劑投加量進(jìn)行優(yōu)化控制.