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林可霉素制药废水的臭氧氧化处理

谷永, 田哲, 唐妹, 苑宏英, 杨敏, 张昱. 林可霉素制药废水的臭氧氧化处理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018
引用本文: 谷永, 田哲, 唐妹, 苑宏英, 杨敏, 张昱. 林可霉素制药废水的臭氧氧化处理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018
GU Yong, TIAN Zhe, TANG Mei, YUAN Hongying, YANG Min, ZHANG Yu. Ozonation treatment of lincomycin pharmaceutical wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018
Citation: GU Yong, TIAN Zhe, TANG Mei, YUAN Hongying, YANG Min, ZHANG Yu. Ozonation treatment of lincomycin pharmaceutical wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018

林可霉素制药废水的臭氧氧化处理

    作者简介: 谷永(1992—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制和资源化。E-mail:guyong12306@163.com
    通讯作者: 张昱(1973—),女,博士,研究员。研究方向:水质生物转化。E-mail:zhangyu@rcees.ac.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(21590814,51608513)
  • 中图分类号: X703

Ozonation treatment of lincomycin pharmaceutical wastewater

    Corresponding author: ZHANG Yu, zhangyu@rcees.ac.cn
  • 摘要: 考察了臭氧氧化对林可霉素的效价削减效果。在初始抗生素浓度为100 mg·L−1时,林可霉素效价削减50%所需消耗的臭氧量为0.118 mg·mg−1抗生素,降解过程符合一级降解动力学特征。进一步采用林可霉素实际废水考察了污水化学需氧量(COD)和pH对抗生素臭氧氧化处理的影响,发现废水的COD每增加100 mg·L−1,则单位抗生素实现50%削减需要增加的臭氧量约为1.64 mg。碱性条件下,臭氧可催化分解生成羟基自由基等活性基团而加速林可霉素的降解。同时,臭氧氧化后林可霉素生产废水的厌氧可生化性提高了98.51%。研究结果可以为林可霉素生产废水的处理技术选择提供参考。
  • 采用静电式空气净化器净化室外新风或室内循环空气,是改善室内空气品质的主要方法之一。一般来说,随着静电式空气净化器的电场强度增大,净化效率会提高,但臭氧产生量亦会增大[1-2]。臭氧是一种具有特殊气味和强氧化性的气体。人体长期暴露于高浓度臭氧会引起呼吸系统疾病,故应采取措施,防止其进入室内环境。臭氧控制措施主要包括两类:优化电极配置以抑制臭氧释放,借助热分解、吸附或催化之类后处理技术分解臭氧。在优化电极配置仍无法抑制臭氧产生的情况下,后者成为研究热点。热分解(含热催化分解)会带来明显的空气温升,吸附法则存在活性炭烧蚀等不利影响,故室温催化是最具实际应用前景的技术。

    分解臭氧的催化剂主要活性组分包括贵金属(Ag、Au、Pd、Pt等)和过渡金属氧化物(Mn、Cu、Fe、Co、Ni等)[3]。过渡金属催化剂中,锰氧化物因其低毒性、高活性及优良的可调结构和物理化学性能,已被用作臭氧分解的活性组分[4-5]。锰氧化物存在多种价态和晶型结构。其中,α-MnO2因其具有开放的2×2孔道结构、较大的比表面积、较低的Mn平均氧化态及丰富的表面吸附氧物种,其催化分解臭氧的活性优于其他晶型结构MnO2 [6-7]。同时,α-MnO2中存在能有效捕获臭氧分子的氧空位及丰富的Mn3+/Mn4+氧化还原对,可通过替换孔道结构中部分阳离子或掺杂改性来提高α-MnO2的室温臭氧分解性能[8-9]。但在相对较高湿度下,锰氧化物的催化活性会明显降低。金属Ag价格较低,而且Ag和氧化锰间相互作用可产生更多晶格缺陷和氧空位,从而提高了锰氧化物的还原能力和氧的迁移率[10-11]。因此,采用Ag掺杂不仅可提高催化剂的抗水性,还可改善催化剂的催化活性。本课题组前期研究表明,MnO2或Ag/MnO2催化剂具有优异的室温催化分解臭氧性能[12-14]

    净化室外新风或室内循环空气的静电式空气净化器收尘区极板间距通常仅数毫米,且极板面积大。这意味着待净化空气流经电场空间时,会与极板接触充分,因此,极板涂覆臭氧分解催化材料,有望实现臭氧的原位分解。基于此,本研究采用铝合金板(常用作空气净化器的极板)表面涂覆MnO2或Ag/MnO2催化剂的方法,系统考察涂覆浆料构成(粘结剂的类型和含量、催化剂活性组分)、反应时间和环境条件(臭氧浓度和空气湿度)等因素对催化分解臭氧性能的影响,为优化静电式空气净化器性能以同时实现除尘提效、臭氧控制提供参考。

    MnO2或Ag/MnO2的制备参照文献[3]。催化剂晶体结构采用D8 Advance型X射线衍射仪(XRD, 德国 Bruker公司)测定;比表面积和孔结构采用ASAP 2020型全自动比表面积及微孔物理吸附仪(BET,美国 Micromeritics公司)测定;表面形貌采用ZEISS Sigma 500 扫描电子显微镜(SEM,德国 Bruker公司)检测。

    1)表面粗化处理。实验采用表面光滑的铝合金板,其尺寸为100 mm ×55 mm×1 mm。为改善基体与涂层的结合力,需先对铝合金板进行化学粗化处理:先将铝合金板浸泡于40 ℃的混合溶液(NaOH质量浓度为30 g∙L−1,Na2CO3质量浓度为25 g∙L−1 )中约1.5 min,以去除表面的油脂和氧化膜;然后用去离子水冲洗去除多余的碱液;将铝合金板浸泡于混合酸液(将1.5 mol∙L−1 HCl和0.08 mol∙L−1 H2C2O4等体积混合得到)中刻蚀2 h,以便形成粗糙表面,然后用去离子水冲洗除去表面酸液;最后将其置于105 ℃鼓风干燥箱中烘干备用。

    2)涂层浆料配制。分别采用复配比为5/7的羧甲基纤维/丁苯橡胶(carboxymethyl cellulose/styrene rubber,CMC/SBR)和海藻酸钠(sodium alginate,SA)作粘结剂配制涂层浆料。浆料配制方法:取一定量的粘结剂溶于去离子水中,少量多次添加MnO2或Ag/MnO2催化剂粉末,并用顶置式电子搅拌器以2 000 r·min−1转速搅拌20 min,得到混合均匀的催化剂浆料。

    3)催化剂涂覆。将表面粗化的铝合金板固定在提拉涂膜机夹具上,以10 cm∙min−1的速度浸入催化剂浆料中,浸泡0.5 min后以相同速度提出铝合金板试片。将试片置于105 ℃鼓风干燥箱中干燥1 h初步去除水分,随后以2 ℃∙min−1的速率升温至300 ℃,并在此温度下焙烧20 min,最终获得涂覆催化剂的试片。

    通过震荡法脱落涂层,以涂层脱落率ϕ直观反映催化剂涂层与金属载体的结合性能。将涂层试片放入50 mL烧杯中,下压固定至涡旋振荡仪上,在3 200 r·min−1频率下震荡碰撞1 min。准确称量脱落后的催化剂涂层试片质量,记做m。催化剂涂层脱落率计算式为式(1)。

    %=mmmm×100% (1)

    式中:m涂覆前m涂覆后分别代表涂覆前后试片的质量,g。

    催化剂分解臭氧性能在自行搭建的测试系统中进行(图1)。测试系统由方形石英管、轴流风机、气流均布板、石英试片插槽组成。其中,石英方管的外径尺寸为68 mm×68 mm、壁厚为3 mm、长度为1 000 mm,在距进出口各150 mm处设置1个直径为20 mm的检测口用于检测管道内气体的臭氧浓度、风速和湿度等。风量由微型调频风扇调变。试片插槽是尺寸为60 mm×30 mm×10 mm。试片插槽间距为分别为3、4和5 mm,槽宽1.1 mm、槽深4 mm,将涂覆好的试片嵌入插槽中可组成臭氧分解催化剂试片组进行实验。试片与气流方向平行放置,对应插槽间距为3、4 和5 mm的试片数量分别为18、14和11。模拟气体由臭氧和室内空气组成,臭氧由体积分数5%的 O2/N2合成气经臭氧发生器产生。气体湿度采用美国 Cole-Parmer仪器有限公司生产的7116-CP湿度计检测。

    图 1  臭氧催化分解性能测试系统装置示意图
    Figure 1.  Schematic diagram of ozone catalytic decomposition performance test system

    臭氧分解率计算公式如式(2)所示。

    臭氧分解率(%)=CCC×100% (2)

    式中:CC分别为测试系统入口和出口处臭氧质量浓度,mg∙m−3

    1) XRD、BET表征和脱落率。图2为MnO2和涂层的X射线衍射仪分析结果。MnO2和涂层样品的X射线衍射峰基本相同,皆在2θ角分别为12.7°、18.1°、28.7°、37.6°和60.2°处出现特征峰,与四方晶系锰钾矿MnO2的标准谱图(JCPDS 29-1020)相吻合。这表明添加CMC/SBR复配粘结剂和SA粘结剂均未改变或破坏催化剂的晶体结构。Ag/MnO2除含有锰钾矿MnO2的特征峰(JCPDS 29-1020)外,在2θ角分别为38.1°、44.3°、64.4°、77.4°处存在立方相Ag的特征峰(JCPDS 87-0717)。这表明在催化剂掺杂Ag的制备过程中,部分Ag未进入到MnO2隧道中,而在MnO2表面形成Ag纳米颗粒。

    图 2  MnO2及涂层催化剂的XRD图
    Figure 2.  XRD patterns of MnO2 and coating

    表1为MnO2和涂层的BET,以及脱落率测试结果。添加粘结剂会导致催化剂比表面积减小,且粘结剂含量越高,比表面积越小。平均孔径随粘结剂含量增加而增加,这是由于粘结剂对催化剂微孔产生了堵塞。同时,粘结团聚又在涂层中产生了新孔隙。当粘结剂含量相同时,添加SA粘结剂比添加CMC/SBR复配粘结剂的比表面积更大,这是由于SA热分解温度(220~280℃)低于SBR分解温度(>400℃),经300℃焙烧后SA大部分热分解,MnO2会更充分地暴露[15-16]

    表 1  催化剂的BET和脱落率测试结果
    Table 1.  BET and the rate of bond failure test results of catalyst
    催化剂种类BET/(m2∙g−1)孔径/nm孔体积/(cm3∙g−1)脱落率/%
    MnO221.323.00.10-
    MnO2-CMC/SBR0.5%17.117.80.097.18
    MnO2- CMC/SBR1.0%14.321.40.092.15
    MnO2- CMC/SBR1.5%10.154.20.070.84
    MnO2- SA0.5%20.321.40.0913.16
    MnO2- SA1.0%16.133.50.084.15
    MnO2- SA1.5%10.753.60.071.25
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    催化剂涂层的脱落率随粘结剂含量的增加而减小。这是由于粘结剂含量越高,对MnO2的粘结强度越大。当粘结剂含量≥1.0%时,MnO2-CMC/SBR和MnO2-SA催化剂的脱落率均小于5%。而当粘结剂含量相同时,催化剂MnO2-CMC/SBR的脱落率小于MnO2-SA,这也同样说明了经300 ℃焙烧后MnO2-SA催化剂中SA粘结剂相比CMC/SBR粘结剂分解得更彻底,故粘结能力下降。

    2) SEM表征。利用扫描电子显微镜分别对催化剂及涂层样品进行观察(图3)。图3(a)和(b)表明,MnO2和Ag/MnO2粉末的微观形貌相似,均呈现海胆球状的团簇结构,颗粒直径为1~50 μm。所有团簇体颗粒均为具有规则的长直纳米棒紧密交织团聚而成,纳米棒的长度为200~500 nm,平均直径约20 nm。

    图 3  催化剂的SEM图
    Figure 3.  SEM of catalysts

    图3(c)和(d)表明,添加CMC/SBR复配粘结剂后MnO2纳米棒变短,长直边界线消失,表面出现少量SBR球状突起。纳米棒的平均直径增至40~60 nm后,催化剂出现一定程度团聚。这说明粘结剂对MnO2产生粘结和包覆,且随粘结剂含量的增加SBR球状突起增多,包覆作用增强。图3(e)和(f)表明,添加SA时涂层催化剂纳米棒变短,平均直径增至40~60 nm,无明显突起,相比添加CMC/SBR时纳米棒具有更清晰的边界。这说明催化剂受到SA包覆作用相对更弱些,与BET结果相对应。

    1) 粘结剂类型及含量的影响。图4为粘结剂类型及含量对臭氧分解性能的影响。图4(a)表明,当CMC/SBR粘结剂质量分数由0.5%增至1.5%时,臭氧分解率由37.9%降至21.7%。类似地,图4(b)表明,当SA粘结剂质量分数由0.5%增至1.5%时,臭氧分解率从53.0%降至39.1%。随着粘结剂含量的增加,催化剂对臭氧的分解性能降低。这可能归因于添加粘结剂对MnO2产生一定包覆和粘结作用,使其比表面积减小,活性组分MnO2不能充分暴露,从而减弱了催化剂与臭氧的接触。由于300 ℃焙烧时,添加的SA相对CMC/SBR热分解得更充分,从而导致添加SA后催化剂比表面积高于相同含量的CMC/SBR,且活性组分MnO2暴露更充分,因此,MnO2-SA比MnO2-CMC/SBR具有更高的臭氧分解率。MnO2-SA0.5%涂层的臭氧分解率为50.2%,而MnO2-SA1.0%涂层的臭氧分解率为46.8%,两者相差不大,而SA含量为0.5%和1.0%时涂层脱落率分别为13.16%和4.15%。因此,综合考虑催化剂涂层结合性能和臭氧分解性能,选取质量分数为1.0%的SA粘结剂进行后续实验。

    图 4  不同粘结剂及含量对臭氧分解性能的影响
    Figure 4.  Effect of different binder and content on ozone decomposition
    注:测试条件为臭氧质量浓度2.1 mg∙m-3,RH=15%,风速1.5 m·s-1,板长100 mm,板间距5 mm,涂覆量70 g∙m-2

    2) 催化剂活性组分的影响。图5为Ag修饰前后MnO2催化剂的臭氧分解性能。催化剂Ag/MnO2-SA1.0%反应进行2 h后,臭氧分解率为64.4%,而MnO2- SA1.0%的臭氧分解率仅42.1%。Ag修饰可使MnO2催化分解臭氧效率提高约50%。氧化锰表面存在的氧空位是臭氧吸附和分解的主要活性中心。Ag掺杂MnO2后,一方面进入到MnO2隧道中的Ag不仅可更均匀分布在MnO2晶体中,还能显著降低Mn—O配位数,在晶体结构保持完整的同时促进催化剂生成更多的氧空位[9];另一方面,MnO2表面存在的Ag纳米颗粒对臭氧更易形成化学吸附,同时Ag纳米颗粒还与MnO2间形成协同效应,以提高催化剂表面的氧空位浓度,进而提高系统的催化活性[17]

    图 5  不同催化剂活性组分对臭氧分解性能的影响
    Figure 5.  Effect of different active components on ozone decomposition
    注:测试条件为臭氧质量浓度2.1 mg∙m−3,RH=15%,风速1.5 m·s−1,板长100 mm,板间距5 mm,涂覆量70 g∙m−2

    在相同板间距条件下,可通过改变极板长度及气流通过极板速度来调整臭氧分解的反应时间,结果如图6所示。图6(a)表明,极板长度由100 mm增至200 mm,对应反应时间由0.066 s增至0.133 s时,臭氧分解率由85.5%增至98%。图6(b)表明,气流风速从1.0 m·s−1增至2.5 m·s−1,对应的反应时间由0.200 s减至0.080 s时,臭氧分解率从100%逐渐降至86%,且反应0.1 s以上时,臭氧分解率均达到90%以上。

    图 6  反应时间对臭氧分解性能的影响
    Figure 6.  Effect of reaction time on ozone decomposition
    注:催化剂为Ag/MnO2-SA1.0 %,测试条件为臭氧质量浓度2.1 mg∙m-3,RH=15%,板间距3 mm,涂覆量70 g∙m-2

    1)初始臭氧浓度的影响。图7为初始臭氧质量浓度分别为2.1、10.7和21.4 mg∙m−3时的臭氧分解率,其对应分解率分别为97.6%、92.5%和86.1%,即分解率随着臭氧质量浓度提高而降低。这是由于当臭氧质量浓度增大时,单位体积催化剂所接触的臭氧分子增多,使部分臭氧分子未能参与反应而使分解率下降。进一步地,还考察了初始臭氧质量浓度为2.1 mg∙m−3的臭氧分解稳定性。在24 h内,Ag/MnO2-SA1.0 %催化剂的臭氧分解效率维持在97%以上,以上结果说明该催化剂稳定性良好。

    图 7  不同臭氧质量浓度对臭氧分解性能的影响
    Figure 7.  Effect of different ozone concentration on ozone decomposition
    注:催化剂为Ag/MnO2-SA1.0 %,测试条件为RH=15%,风速1.5 m·s-1,板长200 mm,板间距3 mm,涂覆量70 g∙m-2

    2)空气湿度对臭氧分解性能的影响。空气湿度是影响催化剂催化分解臭氧性能的重要因素。在空气相对湿度分别为15%、30%和45%时,臭氧分解率分别为97.6%、96.1%和92.9%(图8)。催化剂的臭氧分解性能随相对湿度的增加有所下降,这是由于水分子和臭氧在催化剂表面形成了竞争吸附[18]。然而,即使湿度达到45%,仍能保持90%以上的分解率。这是由于掺杂的Ag可显著降低Ag/MnO2表面活性位与水分子间的亲和作用,从而提高Ag/MnO2催化剂的抗水性[9]

    图 8  相对湿度对臭氧分解性能的影响
    Figure 8.  Effect of relative humidity on ozone decomposition
    注:测试条件为Ag/MnO2-SA1.0 %,臭氧浓度2.1mg∙m-3,风速1.5 m·s-1, 板长200 mm,板间距3 mm,涂覆量70 g∙m-2

    1)极板表面涂覆臭氧分解催化剂可实现臭氧原位分解。入口臭氧质量浓度为2.1 mg·m−3、相对湿度为15%、反应时间大于0.1 s时,臭氧分解效率可达90%以上。

    2)Ag修饰可使MnO2催化分解臭氧效率提高约50%,但催化剂浆液粘结剂的存在会导致催化分解臭氧效率一定程度下降,需根据催化剂的结合能力和臭氧分解性能合理选择粘结剂及其添加量。

    3)在相同反应条件下,提高风速和臭氧浓度,臭氧分解效率下降,可通过增加极板的板长或降低净化器运行风速以获得较大的停留时间,从而使得臭氧高效分解。Ag掺杂可明显改善MnO2的抗水性。当湿度从15%增至45%时,臭氧分解效率从98%降至约92%,分解率仅降低6%。

  • 图 1  臭氧氧化反应装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of ozone oxidation reactor

    图 2  臭氧氧化林可霉素效果

    Figure 2.  Effect of of lincomycin degradation by ozonation

    图 3  林可霉素浓度与效价变化相关分析

    Figure 3.  Correlation analysis between lincomycin concentration and its potency

    图 4  不同COD条件下臭氧氧化林可霉素的效果

    Figure 4.  Ozonation effect of lincomycin at different COD levels

    图 5  不同COD林可霉素臭氧降解pH的变化

    Figure 5.  Change of pH during lincomycin ozonation at different CODs

    图 6  臭氧氧化林可霉素实际废水过程中抗生素和COD/DOC的变化

    Figure 6.  Changes of lincomycin and COD/DOC during ozonation of actual lincomycin-making wastewater

    图 7  臭氧处理前后林可霉素废水厌氧生化产甲烷情况

    Figure 7.  Anaerobic biochemical methane production of raw and treated lincomycin-making wastewater by ozonation

    表 1  林可霉素臭氧氧化动力学模型的拟合参数

    Table 1.  Fitting parameters of kinetics model of lincomycin degradation by ozonation

    抗生素或废水COD/(mg·L−1)k/min−1R2 P
    林可霉素04.300 00.987 85.77 × 10−4
    模拟废水13 0000.122 20.981 32.55 × 10−3
    模拟废水6 5000.399 20.987 01.48 × 10−3
    模拟废水2 6002.329 60.988 61.22 × 10−3
    模拟废水1 0003.499 80.986 91.31 × 10−2
    实际废水7 8001.911 70.961 93.19 × 10−3
    抗生素或废水COD/(mg·L−1)k/min−1R2 P
    林可霉素04.300 00.987 85.77 × 10−4
    模拟废水13 0000.122 20.981 32.55 × 10−3
    模拟废水6 5000.399 20.987 01.48 × 10−3
    模拟废水2 6002.329 60.988 61.22 × 10−3
    模拟废水1 0003.499 80.986 91.31 × 10−2
    实际废水7 8001.911 70.961 93.19 × 10−3
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    表 2  不同pH下臭氧的消耗量及对林可霉素的降解效果

    Table 2.  Ozone consumption amount and lincomycin degradation effect at different pHs

    反应时间/min林可霉素降解率/%臭氧消耗量/mg
    pH=3.63pH=6.70pH=11.27pH=3.63pH=6.70pH=11.27
    1513.421.034.43.533.224.70
    3030.747.566.16.706.028.86
    4552.672.381.19.678.5412.65
    6075.186.488.712.0710.9016.15
    9090.090.993.715.5514.4121.74
    反应时间/min林可霉素降解率/%臭氧消耗量/mg
    pH=3.63pH=6.70pH=11.27pH=3.63pH=6.70pH=11.27
    1513.421.034.43.533.224.70
    3030.747.566.16.706.028.86
    4552.672.381.19.678.5412.65
    6075.186.488.712.0710.9016.15
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-01-12
  • 录用日期:  2019-08-20
  • 刊出日期:  2019-12-01
谷永, 田哲, 唐妹, 苑宏英, 杨敏, 张昱. 林可霉素制药废水的臭氧氧化处理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018
引用本文: 谷永, 田哲, 唐妹, 苑宏英, 杨敏, 张昱. 林可霉素制药废水的臭氧氧化处理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018
GU Yong, TIAN Zhe, TANG Mei, YUAN Hongying, YANG Min, ZHANG Yu. Ozonation treatment of lincomycin pharmaceutical wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018
Citation: GU Yong, TIAN Zhe, TANG Mei, YUAN Hongying, YANG Min, ZHANG Yu. Ozonation treatment of lincomycin pharmaceutical wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2789-2797. doi: 10.12030/j.cjee.201901018

林可霉素制药废水的臭氧氧化处理

    通讯作者: 张昱(1973—),女,博士,研究员。研究方向:水质生物转化。E-mail:zhangyu@rcees.ac.cn
    作者简介: 谷永(1992—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制和资源化。E-mail:guyong12306@163.com
  • 1. 中国科学院生态环境研究中心,环境水质学国家重点实验室,北京 100085
  • 2. 天津城建大学环境与市政工程学院,天津 300384
  • 3. 中国科学院大学,北京 100049
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(21590814,51608513)

摘要: 考察了臭氧氧化对林可霉素的效价削减效果。在初始抗生素浓度为100 mg·L−1时,林可霉素效价削减50%所需消耗的臭氧量为0.118 mg·mg−1抗生素,降解过程符合一级降解动力学特征。进一步采用林可霉素实际废水考察了污水化学需氧量(COD)和pH对抗生素臭氧氧化处理的影响,发现废水的COD每增加100 mg·L−1,则单位抗生素实现50%削减需要增加的臭氧量约为1.64 mg。碱性条件下,臭氧可催化分解生成羟基自由基等活性基团而加速林可霉素的降解。同时,臭氧氧化后林可霉素生产废水的厌氧可生化性提高了98.51%。研究结果可以为林可霉素生产废水的处理技术选择提供参考。

English Abstract

  • 中国是世界上最大的抗生素生产国,是青霉素、四环素和林可霉素等发酵类抗生素的主要生产基地[1]。在抗生素发酵生产过程中产生的废母液通常含有高浓度抗生素[2-4],目前这些废母液主要是经生活污水稀释后,采用活性污泥法等常规生物工艺进行处理。抗生素作为一种抑菌或杀菌物质,可影响污水生物处理系统的功能[5],并可能导致耐药菌及耐药基因的产生和排放[6]。为了有效处理上述含抗生素废水,需要在生物处理之前去除废母液中抗生素残留效价。强化水解技术已经被证明具有削减链霉素、螺旋霉素和土霉素等抗生素效价的有效性[7-9]。前期研究[10]已表明林可霉素结构稳定,难以通过温度或pH调节加速其水解过程,强化水解技术无法经济、有效地应用于其实际生产废水的处理。为了保障林可霉素发酵废水的安全、高效处理,须开发相应有效的预处理技术。

    大量研究表明,臭氧对水体中的硝基苯、酚类、氯化苯、多环芳香烃等有很好的去除效果[11],并且已成功应用于印染和石化等工业废水的处理[12-18]。LIU等[19]考察了臭氧预处理土霉素实际废水的效果,发现土霉素废母液抗生素降解50%时消耗的臭氧量为0.63 mg·mg−1土霉素,处理后污水不再诱导后续生物处理单元耐药性发展。上述研究表明,臭氧氧化可以作为一种制药废水的预处理技术,然而,目前有关臭氧氧化处理林可霉素发酵废水的研究较少。

    本研究以林可霉素发酵废水的高效预处理为目标,利用配水实验评价了臭氧氧化削减林可霉素效价的有效性,考察了共存基质和反应pH对林可霉素去除的影响,将臭氧预处理与厌氧生物处理技术耦合,处理实际林可霉素发酵废水,讨论了臭氧预处理对废水生化处理的促进效果,以期为林可霉素废水的处理提供参考。

  • 盐酸林可霉素(98.0%)购自上海TCI试剂公司。乙腈(99.8%,加拿大CALEDON试剂公司)、甲醇(99.9%,德国CNW试剂公司)和甲酸(99.9%,德国CNW试剂公司)均为色谱纯,超纯水电导率为18.2 Ω·cm−1。LB培养基由酵母提取物5 g、蛋白胨10 g、琼脂20 g和1 000 mL超纯水配制而成。

  • 实验装置见图1。臭氧由臭氧发生器(OS-1N,三菱电气公司,日本)产生,臭氧氧化实验在一个直径40 mm、高度为600 mm、容量为700 mL的玻璃柱内进行,实验时将100 mg·L−1的500 mL抗生素溶液一次性转入反应器中,臭氧是由玻璃柱底部的砂板进入反应体系,所有实验在恒温(25 ℃)条件下进行。臭氧的浓度由臭氧监测器(Hare EG-600,Ebara Jitsugyo,日本)进行监控,并用碘量法对臭氧浓度进行校正,反应后的残余臭氧由5%的KI溶液吸收。臭氧浓度稳定后开始计时,在不同反应时间从取样口取4 mL样品进行指标测试。

  • 林可霉素浓度测定采用超高效液相色谱-串联质谱法(UPLC-MS/MS)方法,色谱柱为ACQUITY UPLC BEH Shield RP18(1.7 μm × 2.1 mm × 100 mm,沃特世,美国);柱温为35 ℃;流速为0.3 mL·min−1;进样量5 μL;流动相A为乙腈,流动相B为0.1%甲酸水。梯度洗脱程序参考文献中的方法[20]。电离方式为电喷雾电离(ESI,正离子模式),扫描方式为多反应监测(MRM),毛细管电压为1.0 kV,离子源温度为150 ℃,脱溶剂温度为500 ℃,碰撞气流量为50 L·h−1,脱溶剂气流量为600 L·h−1。林可霉素母离子的m/z为406.9,子离子的m/z为125.9(定量离子)和359(定性离子),锥孔电压为30 V,碰撞电压为25 V和22 V。

    抗生素效价是指某一物质或水样产生抑菌效果的功效单位。本实验采用实验室前期建立的方法[21]测定水样的抗生素效价,步骤如下:采用金黄色葡萄球菌(Staphylococcus aureus)作为标准菌株,分别采用废水中相应的抗生素和参照标准抗生素作标准曲线,测得相应的抗生素效价当量。1 mL的抗生素标准溶液或者待测样品与9 mL菌液混合,分别为标准曲线组和待测样品组,同时设置了1 mL磷酸盐缓冲液(PBS)和9 mL菌液混合作为阳性对照,1 mL PBS和9 mL不加菌液的抗生素Ⅲ号培养基混合作为空白对照。在WBS-100微生物浊度法测定仪中37 ℃条件下培养4 h,间歇振荡,从45 min后每10 min测定580 nm下的光密度,光密度强弱反映细菌的生长情况。实验结束后,得到20组监测数据,根据标准曲线的线性相关系数选择标准曲线相关性高的一组数据,并根据此标准曲线计算样品的效价当量。所有样品的效价测定均为3个平行,计算平均值。

    使用便携式pH计(WTW-pH-Meter Multiline P4,德国)测定pH。使用Phoenix 8000总有机碳分析仪(Teledyne Tekmar,美国)测定溶解性有机碳(DOC)。化学需氧量(COD)采用快速消解分光光度法[22]测定。

  • 臭氧氧化反应包括直接反应和间接反应,反应过程复杂。本研究中臭氧连续通入,可认为在整个反应过程中臭氧是持续过量的,因此,反应过程可按照一级反应动力学[23-24]模拟。

    一级反应动力学速率方程如式(1)所示。

    式中:r为反应动力学速率;C为抗生素浓度,mg·L−1t为反应时间,min;k为反应速率常数,min−1;基于初始变量t=0,C=C0,分离变量、积分,则得一级反应动力学方程(如式(2)和式(3)所示)。

    式中:C0为抗生素初始浓度,mg·L−1Ct为抗生素在t时刻的浓度,mg·L−1k为一级反应动力学常数,min−1

  • 厌氧可生化性实验在Bioprocess Control(瑞典)的甲烷自动测试系统(AMPTS-Ⅱ)中进行。实验所用厌氧污泥取自北京市高碑店城市污水处理厂剩余污泥处理单元的中温厌氧消化池。实验在一个500 mL的样品瓶中进行,每个样品瓶盛入200 mL消化污泥(VSS=2 000 mg·L−1),分别加入200 mL空白(不加抗生素的溶液)、未处理过的林可霉素废水(林可霉素浓度为1 000 mg·L−1)、臭氧处理后的林可霉素废水(林可霉素浓度为4 mg·L−1),其中对照组中的化学需氧量(COD)与实际废水的COD(7 800 mg·L−1)相同,由醋酸钠溶液配制,所有实验组均设置2个平行。实验前溶液初始pH用盐酸和氢氧化钠溶液调至7.00±0.05,氮吹3 min,将处理好的样品瓶置于恒温((35 ± 1) ℃)水浴锅中。

  • 选择林可霉素初始浓度为100 mg·L−1,研究在臭氧氧化过程中其效价和DOC的变化。如图2所示,臭氧对林可霉素具有降解效果,在最终实验结束时(2 h),林可霉素可完全降解(效价去除率100%),对应的臭氧消耗量为0.195 mg·mg−1。QIANG等[25]曾报道,臭氧氧化可以在10 ms内完全降解林可霉素(1 mg·L−1),进一步证明了臭氧对林可霉素降解的可行性。DOC代表水中有机碳的含量,林可霉素初始DOC含量为57.14 mg·L−1,由图2可以看出,臭氧处理过程中林可霉素溶液的DOC基本没有变化,表明本研究条件下臭氧只是对抗生素进行了改性,导致其效价降低,并未将其彻底矿化。LIU等[19]在考察臭氧处理土霉素实际废水的研究中,同样发现0.63 mg·mg−1土霉素的臭氧投量只是降低了废水效价,并未导致废水DOC下降。进一步采用一级降解动力学模型对抗生素浓度进行拟合,结果如表1所示。林可霉素降解过程中ln(C0/Ct)与反应时间成线性关系,其相关系数均超过0.97(P<0.001),表明了林可霉素的臭氧氧化过程确实符合一级降解动力学。同时,根据降解动力学曲线计算得出林可霉素降解50%时,臭氧的消耗量为0.118 2 mg·mg−1

  • 上述结果表明臭氧氧化可以有效去除林可霉素的效价,为了进一步验证臭氧氧化在实际抗生素发酵废水预处理中的有效性,评价了臭氧氧化过程中林可霉素浓度变化和效价削减的相关性。如图3所示,林可霉素的降解过程中效价和浓度的变化高度一致(R²为0.999),表明林可霉素臭氧氧化产物不具有抑菌活性,臭氧氧化过程中效价的降低主要源于母体物质的降解。YI等[7]同样发现,土霉素和四环素废水的效价主要源于其母体物质,水解产物抑菌活性较低。本研究结果同样表明,可以用简单、低成本的效价方法替代操作复杂、测试成本高的色谱方法测定林可霉素的残留水平。

  • pH是影响臭氧氧化过程的一个重要因素。一方面,pH影响水中臭氧的分解;另一方面,pH影响水中有机物的解离,而有机物的存在状态也与臭氧氧化过程有关[26]。由表2可知,在初始浓度为100 mg·L−1,pH为3.63、6.7和11.27的条件下,在30 min内,林可霉素臭氧氧化降解率分别为30.7%、47.5%和66.1%,由此可知,随着pH的增加,臭氧对林可霉素的降解效率逐渐提高。QIANG等[25]同样发现林可霉素在分子状态比质子化状态具有更强的降解活性。pH对水中臭氧的分解及羟基自由基的生成有重要影响:酸性条件下,臭氧分解缓慢,以分子形态直接氧化有机物;而在碱性条件下,臭氧经OH离子催化分解生成羟基自由基(·OH)等活性基团[27],·OH与臭氧相比,具有更高的反应速率常数(107~109 L·(mol·s)−1)[28]。此外,还须指出臭氧氧化90 min后,不同pH条件下的林可霉素降解率依次为90.0%、90.9%和93.7%,降解率相差不大。其原因主要为:一方面,足够的反应时间后,臭氧分子也可以充分降解林可霉素;另一方面,溶液pH过高时,·OH之间容易发生淬灭反应,导致有机物的降解速率下降[29]。同时,由表2可知,在同样的降解时间内,碱性条件下消耗的臭氧量最多,酸性其次,中性条件下消耗最少。上述结果表明,碱性条件可促进林可霉素的臭氧氧化降解,但中性条件下,可兼顾抗生素的削减效果和臭氧消耗量。考虑到实际的林可霉素发酵废水pH通常为酸性(约4.4)[30],因此,后续模拟或实际废水实验均将pH调至中性。

  • 臭氧主要与化学污染物的双键和杂环结构等反应[31],而实际抗生素废水中除抗生素残留外通常还含有大量耗氧有机物(以COD计),并且不同的抗生素提取工艺导致废水中有机物含量也有所差异。这些实际废水中残留的有机物同样可能具有易于臭氧反应的官能团,因此,废水中背景COD可能会严重影响臭氧对抗生素的降解效果。我们用LB培养基溶液模拟抗生素发酵废水,通过控制初始林可霉素浓度(100 mg·L−1)不变的情况下改变LB培养基加入量以改变背景COD浓度的方法开展臭氧氧化实验,来考察废水背景COD对林可霉素臭氧氧化的影响。如图4表1所示,不同COD背景下林可霉素臭氧氧化过程同样符合一级降解动力学。不同COD下实现林可霉素50%效价削减所需消耗的臭氧绝对量分别为230.66 (COD=13 000 mg·L−1)、112.64(COD=6 500 mg·L−1)、49.43(COD=2 600 mg·L−1)和38.94 (COD=1 000 mg·L−1),表明共存的高浓度耗氧有机物(以COD计)会延缓林可霉素的臭氧氧化过程。由上述结果计算得知,废水COD每增加100 mg·L−1,单位抗生素实现50%削减需要增加的臭氧消耗量约1.64 mg,结果可为林可霉素实际废水的臭氧氧化处理臭氧投量的计算提供参考。

    尽管COD添加实验中林可霉素的降解整体符合一级动力学曲线,但与纯水结果不同,COD添加实验在反应末期抗生素降解速率略有减缓,这可能与反应过程中溶液酸化有关。如图5所示,臭氧氧化后COD添加水样pH呈下降趋势,并且溶液COD越低,pH下降幅度越大。这可能是由于反应过程中水中COD被氧化,生成了小分子有机酸[31],降低了水样pH,而酸性环境下臭氧更容易保持稳定,不易分解产生强氧化性·OH,氧化过程的转变造成抗生素去除率的降低。上述结果表明实际抗生素废水臭氧处理过程中pH控制的重要性。

  • 为了进一步验证臭氧氧化预处理的有效性,我们采用实际含有林可霉素废水(COD=7 800 mg·L−1,林可霉素浓度为1 000 mg·L−1)进行实验。如图6所示,臭氧氧化能够有效降解实际废水中林可霉素,当臭氧消耗量/林可霉素含量为1.62 mg·mg−1时,林可霉素效价降低了96%,同时降解过程中COD和DOC基本不变。抗生素发酵废水属于高浓度有机废水,而厌氧生化技术可以承受高有机负荷并可回收甲烷气,是上述废水的优选处理技术。实际的抗生素生产废水处理系统通常也是使用厌氧与好氧生物处理技术的串联实现废水达标排放[32-34],因此,进一步对处理前后的林可霉素废水进行厌氧可生化性评价,甲烷产量结果如图7所示。实际废水具有一定的产甲烷抑制性,导致甲烷产率较低,在200 h的实验周期内,累计甲烷产量仅为134 mL。而臭氧氧化后废水抑制性减弱,200 h的甲烷产量为266 mL,相对于未处理废水增加了98.51%,为空白对照组的88.67%。前面的结果已经表明,林可霉素臭氧化产物没有抑菌活性,因此,臭氧处理后实际废水的甲烷产量相对对照系统略低,可能与实际废水中有机物组成有关。对照系统使用醋酸钠做基质,产甲烷古菌可直接以其为基质进行甲烷代谢,而林可霉素发酵废水含有大量大分子有机物,厌氧甲烷代谢需要经历水解、酸化、产氢产乙酸和产甲烷等过程[35],导致产甲烷速率较慢。

  • 1)臭氧氧化可有效降解林可霉素,降解过程符合一级降解动力学。

    2) pH升高可促进林可霉素的臭氧氧化,但同时加快了臭氧的消耗,故综合考虑,建议在中性条件下处理林可霉素废水。

    3)废水中COD可延缓林可霉素的降解,每增加COD 100 mg·L−1,单位抗生素实现50%的削减需要增加的臭氧量约为1.64 mg,此外,随着反应的进行,反应环境向酸性发展会降低反应速率。

    4)臭氧预处理和厌氧生物处理的耦合工艺可以在有效降解林可霉素的同时,提高甲烷产率,具有实际应用潜力。

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