混凝前处理对猪场沼液MAP回收时抗生素残留的影响

2018-07-26张剑桥楼耀尹叶志隆陈少华魏群山中国科学院城市环境研究所中国科学院城市污染物转化重点实验室福建厦门602中国科学院大学北京00049东华大学环境科学与工程学院上海20620

中国环境科学 2018年7期

张剑桥,楼耀尹,叶志隆*,陈少华,魏群山 (.中国科学院城市环境研究所,中国科学院城市污染物转化重点实验室,福建厦门 602；2.中国科学院大学,北京 00049；.东华大学环境科学与工程学院,上海 20620)

畜禽养殖废水氮磷含量高,排放量大,是我国农村面源污染和水体富营养化的主要来源之一[1].采用技术手段从畜禽养殖废水中回收氮磷是磷资源循环利用的一种重要方式.目前,磷回收的主流工艺有荷兰的 BCFS、ANPHOS和 Phospaq工艺,德国的NuReSys工艺和日本的 Phosnix工艺,磷回收率在70%～90%,回收产物为磷酸铵镁(MgNH4PO4·6H2O,MAP,俗称鸟粪石)或者磷酸钙[2].MAP回收是普遍采用的磷技术之一,不仅可以达到污水除磷的目的,同时得到的 MAP是优质的缓释肥料,可直接应用于作物、园林[3].

畜禽养殖过程中往往投加四环素类(Tetracyclines, TCs)、喹诺酮类(Fluoroquinolones,FQs)等兽用抗生素,用于促进动物生长和预防疾病[4].已开展的猪场抗生素调研发现,包括北京、上海等地的猪场出水中TCs的残余量在3.5～387.1µg/L[5].研究表明,畜禽废水排放的兽用抗生素,是环境中抗生素污染的主要来源,并在土壤和水体中传播、转移和富集,传播抗性基因,对生态环境和人类健康造成严重威胁[6].Hu等[7]对中国天津蔬菜种植基地的土壤进行抗生素残留分析得出结论:土霉素和金霉素浓度分别为124～2683µg/kg 和 33.1～1079µg/kg.Tolls等提出采用 Kd值表征抗生素在土壤环境中的吸附能力,四环素类和喹诺酮类抗生素的 Kd值较大,说明其吸附能力较强,易与水中的溶解性有机物相络合,因此会在土壤中蓄积;磺胺类和大环内酯类抗生素的 Kd值较小,说明其吸附能力较弱,不易与水中的悬浮性固体结合,更容易进入地下水和地表水中[7-8].作者研究团队前期研究发现,畜禽废水 MAP回收时沼液中残留的抗生素会由水相转移至回收的 MAP中,对回收产物的资源化利用有潜在的生态风险,在后续 MAP用于农作物施肥时会引起土壤环境中抗生素增加,抗性基因丰度增加[9].为了阻断沼液MAP反应时抗生素向回收固体的转移,本研究拟采用混凝前处理方法,首先通过对比试验研究,选取适合去除抗生素而磷去除较少的混凝剂;再通过考察pH值和混凝剂投加量影响,优化去除畜禽废水中的抗生素含量,实现畜禽废水 MAP回收时抗生素残留的有效控制.

1 材料与方法

1.1 实验材料

实验选用的混凝剂为阳离子型聚丙烯酰胺(Cational polyacrylamide,CPAM) 分子量 3000～6000kDa,非离子型聚丙烯酰胺(polyacrylamide,PAM)分子量4000～8000kDa,购自阿拉丁试剂公司(Aladdin,上海);聚合硫酸铁(Polymeric Ferric Sulfate,PFS)和壳聚糖(Chitosan,CTS),壳聚糖聚合度为 6～7,购自国药集团.养猪沼液具体水质参数见表1.

表1 实验用猪场沼液水质参数Table 1 Characteristics of swine wastewater

实验采用的四环素类抗生素包括土霉素(Oxytetracycline,OTC)、强力霉素(Doxycycline,DXC)、金霉素(Chlortetracycline,CTC);喹诺酮类抗生素包括环丙沙星(Ciprofloxacin,CIP)、氧氟沙星(Ofloxacin,OFLO)、恩诺沙星(Enrofloxacin,ENX),购自德国Dr.Ehrenstorfer公司.在实验中测定TCs和FQs抗生素时选用内标物D5-诺氟沙星(纯度＞99.4%,Sigma)、和D6-四环素(纯度80.0%,Sigma).这些内标物用来质控FQs和TCs在检测过程中的回收率,减少抗生素测试时的实验误差.样品中抗生素前处理时采用的Oasis HLB固相萃取柱(200mg,6mL)购自Waters公司.

1.2 实验过程

1.2.1 对照实验取养猪沼液直接进行 MAP反应,pH值控制为9.2～9.5,转速400r/min,搅拌45min,静置45min.反应结束后,6000r/min离心10min,上清液在5℃的条件下保存.所得MAP沉淀物冷冻干燥24h,在-18℃条件下保存.

为了对比分析纯MAP固体对抗生素的吸附性能,用 NaH2PO4和 NH4Cl配置含 PO43-、NH4+的模拟废水,再分别添加浓度100 µg/L的TCs、FQs抗生素浓液,然后按照P:Mg物质的量比1:1.2添加Mg2+,控制pH保持9.5进行MAP反应,反应结束后得到上清液和MAP固体.

1.2.2 混凝实验与MAP回收将CPAM、PAM和CTS分别配成1.0g/L的储备溶液,其中CTS配制时需添加 1%的醋酸促进溶解.首先比较不同混凝剂对抗生素的去除效果,对于有机混凝剂的实验,向实际废水中分别加入5mg/L的CPAM、PAM、CTS,实验过程pH控制在7.5,转速200rpm搅拌5min,100r/min搅拌10min,静置45min;实验结束后,6000r/min高速离心,得到沉淀的有机物.对于PFS无机混凝反应,首先往沼液中投加25mg/L的PFS ,pH控制在7.5进行混凝反应,200rpm搅拌5min,100r/min搅拌10min,静置45min;反应结束后 6000r/min高速离心,得到上清液.将混凝得到的上清液进行MAP回收反应,加入5mmol/L的Mg2+溶液,调pH值为9.5时进行MAP结晶反应,;反应结束后,6000r/min离心 10min,沉淀物冷冻干燥24h,-18℃下保存.在分析不同混凝剂实验结果的基础上,选取去除抗生素效果好且能够保留尽量多磷酸盐于沼液中的混凝剂,进行后续的 pH值和混凝剂投加量影响研究.对于pH值影响实验,分别调节废水pH值为5.5、6.0、6.5、7.0、7.5和8.0进行混凝前处理,之后在pH值9.5时进行MAP结晶反应.在获取优化的pH值基础上,开展混凝剂投加量影响实验,混凝剂投加量分别设为5.0、7.5、10.0、12.5、15.0和17.5mg/L,混凝操作和MAP反应条件与上述实验相同.

1.3 分析方法

1.3.1 水质分析 pH值测定选用PHS-3C酸度计,沼液中NH4+-N和PO43--P测定分别采用纳氏试剂分光光度法和钼锑抗分光光度法.总磷测定时样品先采用过硫酸钾消解,然后钼锑抗分光光度法分析.TOC分析使用总有机碳分析仪(TOCVeph,Shimadzu), SO42-、NO3-和 Cl-等无机离子均采用离子色谱仪测定.

1.3.2 抗生素测定水样前处理步骤为:将水样先过 0.45µm 玻璃纤维滤膜,再加入一定量的内标物和外标物,并用1+1HCL调整pH2.8～3.2进行固相萃取;固相萃取采用Oasia HLB柱(200mg,6mL)进行抗生素富集,萃取结束后分别用10%和20%的甲醇水溶液和超纯水洗脱、定容,再转移至色谱瓶中,-18℃下避光保存待测.固体 MAP样品测试步骤如下:MAP首先35℃风干,研磨后过100目筛;再分别称取一定量固体样品于玻璃离心管,加入 30mL磷酸二氢钠提取液超声混匀45min,7000rpm离心20min,重复3次;所得上清液再进行固相萃取,步骤与水样萃取步骤一致.用高效液相串联三重四级杆线性离子阱质谱仪(HPLC-MS/MS,ABI 3200Q TRAP)进行抗生素测定,测试条件:色谱柱为 Phenomennex C18柱(100mm,2.6µm),柱温 40℃,进样量为 20µL;梯度洗脱,流动相 A为0.5%甲酸,B为甲醇;流速0.8mL/min[10].

2 结果与讨论

2.1 不同混凝剂

不同混凝剂处理养猪沼液及 MAP反应后PO43--P和TOC的浓度变化如图1所示.经过混凝前处理后,TOC和PO43--P均有下降.CTS、CPAM、PAM、PFS对于TOC的去除率分别为7.08 %、28.10 %、23.01%和 39.94%;PAM、CPAM和 CTS对 PO43--P的去除率分别为23.01 %,24.36 %和20.84 %.PFS对PO43--P去除率为73.41%,沼液中磷酸盐损失率较高,因此不适用于废水混凝前处理.

图1 不同混凝剂处理及MAP反应时废水中PO43--P和TOC的变化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,模拟废水回收的MAP中各抗生素含量低于 8µg/kg,固体中的抗生素仅占原水中抗生素总量的 1.88%～7.58%.然而,实际废水 MAP反应得到的固体中抗生素含量显著增加,DXC、CTC、OTC、OFL、CIP 和 ENX 浓度分别为(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,占原水中抗生素总量比例分别为58.89%、78.63%、26.09%、87.67%、56.19%和73.73%.同时,区别于模拟废水,实际废水回收的MAP固体中TOC含量为136.22mg/g.实际废水中的 SS和溶解性有机物(dissolved organic matters, DOM)是抗生素由水相转移至固体MAP沉淀的重要载体,在MAP反应时由于沼液的pH值、离子强度发生强烈变化,SS和DOM 会发生凝聚沉降,部分的抗生素也会随之进入到 MAP沉淀中[11].由此可见,采用混凝预处理去除沼液中的有机物是阻断抗生素转移的重要手段之一.

表 2显示了不同混凝剂处理后抗生素在沼液和固体中浓度的变化情况.经混凝前处理后得到的MAP固体中,抗生素含量下降显著.其中,CPAM 对TCs和FQs的去除率分别为55.2%～76.2%和69.2%～90.0%,CTS为33.0%～82.6%和39.6%～90.0%,PAM为26.9%～61.3%和67.9%～85.9%,PFS为66.4%～100%和90.0%～100%.在废水处理中,絮凝剂通过两种机制实现悬浮颗粒物和溶解性胶体的去除:一种是吸附架桥,即长链分子结构的桥接[12];二是电中和,通过吸附带负电荷的有机粒子,从而电荷中和达到破坏SS、DOM稳定和混凝的目的[13].PFS虽然可去除TCs,但废水中PO43--P也会被去除,去除率为70.4%.与CTS和PAM相比,CPAM 对抗生素去除效果更好,尤其对于 TCs,并且对磷酸盐的损失影响较小,因此选择CPAM作为进一步实验的絮凝剂.

表2 不同混凝剂处理时沼液中抗生素及后续MAP中抗生素的变化情况Table 2 Variation of antibiotics contents in the aqueous phase and recovered solids coagulation effluent and MAP sediment

2.2 pH值影响

图2为不同pH值时混凝反应上清液和MAP反应后TOC与PO43--P的变化情况.随着pH值增加,废水中TOC浓度下降明显,回收MAP固体中有机物含量增加.随着pH值从5.5上升到8.0,PO43--P浓度从96.8±4.0mg/L 减少到 76.7±2.0mg/L,有部分 PO43--P损失.MAP反应后,上清液的 PO43--P浓度是 0.0 -2.0mg/L,说明MAP反应充分进行.

图2 不同pH值时混凝反应后废水中TOC和PO43--P浓度变化的影响Fig.2 Variation of TOC and PO43--P concentration at different pH values

图3 不同pH条件下混凝出水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 积分荧光区域[14]Table 3 Integral fluorescence region[14]

根据三维荧光光谱(3D-EEM)结合荧光区域积分法(FRI),由图 3FRI分布中可以看到,5类有机物的总量均有降低,表明混凝过程中CPAM对各类有机物具有去除效果.当pH值由酸性升高至碱性时,各有机物组分浓度逐步降低,这是由于此时各组分有机物的官能团去质子化[15],电荷电位接近等电点[16-17],促进了混凝去除的效果.因此pH值升高,混凝去除的有机物量增加.

图4为不同pH值条件下混凝上清液中抗生素含量变化情况.上清液中抗生素浓度随着 pH值的增加浓度下降.当pH 8.0时上清液中剩余抗生素到达最小值,分别为 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,对应 CTC、OTC 和 DXC 去除率分别为49.4%、36.1%和52.0%;而OFL、CIP和ENX去除率分别为35.6%、44.1%和9.8%.进一步MAP反应后得到的固体中抗生素含量如图5所示.pH值5.5时MAP固体中抗生素含量最高,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 时,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).当pH值从5.5增加到8.0时,抗生素在MAP固体中含量逐渐降低.

图4 不同pH值时混凝反应后上清液中抗生素含量Fig.4 Antibiotic concentrations in the supernatant after coagulation at different pH values

如图3所示,养殖沼液中的有机物存在腐殖酸、富里酸、溶解性微生物代谢产物和芳香蛋白类物质等组分.研究表明抗生素会与DOM中的羰基、羧基、醛基等官能团通过静电吸附、离子交换、氢键、π键共轭等作用结合在一起[18-19].混凝可去除沼液中的悬浮性和溶解性有机物[20],进而去除抗生素.在混凝过程中,废水的pH值是影响混凝效果的一个重要因素,它对胶体表面的带电性和混凝剂的性能有很大的影响[21].优化pH值,可以充分发挥混凝剂的效果,实现良好的有机物去除效果.如表4所示,当pH7.0～8.0时,沼液经混凝反应后其Zeta电位值相比较原水及pH=5.5时有所降低并维持在15.0±1.0区间,说明有机物的电势电位接近等电点,此时带电性低,有助于促进混凝的效果,有利于絮体的形成[22],大大提高了沼液中有机物的去除率,相应回收的MAP中抗生素浓度较低.

图5 不同pH值时混凝上清液MAP回收固体中抗生素含量Fig.5 Antibiotic contents in MAP solids recovered from the wastewater after coagulation at different pH values

表4 絮凝反应后Zeta电位变化Table 4 Zeta potential after coagulation at varies of pH

2.3 混凝剂投加量影响

图6 不同混凝剂投加量对废水中TOC和PO43--P变化的影响Fig.6 Variation of TOC removal rate and PO43--P concentration after coagulation at different coagulant levels

图6为溶液中TOC和PO43--P随混凝剂投加量增加的变化情况.CPAM 投加量增加,上清液中 TOC和PO43--P浓度下降.图8显示混凝剂投加量增加,上清液中TCs和FQs浓度逐渐降低;当CPAM投加量为17.5mg/L时抗生素去除率达到最大,分别为 CTC 45.46%、OTC 42.48%、DXC 50.49%、OFL 42.93%、CIP47.57%、ENX 66.25%.表4为废水中TOC去除量与抗生素去除量的回归分析,可以看出两者之间存在相关性,这是由于 TCs、FQs易与沼液中的有机物结合[23-25],而增加混凝剂的含量,有利于提高有机物的去除率,因此水相中的抗生素去除量随之增加(图7).

图7 不同混凝剂投加量对混凝后上清液中抗生素含量的影响Fig.7 Antibiotic concentrations in supernatant after coagulation at different dosage levels

图8为不同CPAM投加量时回收MAP固体中抗生素的含量.在 CPAM 浓度为 5.0～10.0mg/L时,投加量增加对固体中抗生素含量的降低作用不显著;然而,当CPAM投加量进一步增加时,固体中抗生素含量有明显降低,但TOC的去除率在CPAM 投加量增加后有所降低,说明过多的CPAM并不利于沼液TOC的去除.在CPAM从10.0mg/L增加到17.5mg/L时,抗生素含量不断下降,在 CPAM 投加量为 17.5mg/L时,MAP中抗生素含量达到最低,分别为 CTC 58.77mg/kg、OTC 69.86mg/kg、DXC 50.93mg/kg、OFL 34.41mg/kg、CIP 57.56mg/kg、ENX 85.02mg/kg.这一结果与图 7混凝上清液中抗生素浓度变化趋势不对应,这是由于CPAM投加量在5.0～10.0mg/L变化时对沼液中有机物去除量相差不大(图 6),因此 MAP回收时随有机物转移到固体中的抗生素含量差别不显著.类似的实验现象在其他研究中亦有报道[26-27].CPAM含量增加到17.5mg/L,增加了溶液中的正离子含量,使与带有负电荷的有机物更多发生电中和作用从而形成更多的絮体提高了对抗生素和与之关联的有机物去除率,此时抗生素含量达到最低[28].因此,为了降低沼液回收的 MAP固体中抗生素含量,在保持足够大的溶液中磷酸盐浓度的前提下应加大混凝剂的投加量.