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。
  • 城市污水处理厂进水碳源不足是一个普遍存在的问题,导致后续脱氮效率较低。目前,解决该问题的主要方法之一是外加部分碳源,如甲醇和乙酸钠等。但添加的物质部分还有毒性,而且药剂成本较高。如何以较低的成本提高脱氮效率是低碳氮比污水生物脱氮亟待解决的问题,寻找合适的外加碳源成为目前关注的热点[1]。水解酸化是把污泥中的大分子有机物分解成小分子有机物,得到挥发性脂肪酸(VFAs)的过程。而VFAs中的乙酸和丙酸是增强生物脱氮的有利碳源,其反硝化速率比甲醇和乙醇更高[2]

    超磁分离水体净化工艺是近年来发展起来的一种物化水处理技术。磁分离技术借助外加磁场强化固液分离效率,较生物吸附技术处理效率高,较膜分离技术能耗低,能弥补现有碳源浓缩技术各自的劣势,满足节能降耗需求[3-5]。其能快速有效的去除生活污水中的大部分有机物,COD分离去除率约为75%,SCOD的分离去除率超过60%,TP去除率接近90%[6]。本研究所采用的超磁分离设备的进水为生化处理前的污水,所以超磁分离污泥类似于初沉污泥。而初沉污泥中含有大量的有机物,是很好的发酵底物[7]。目前,国内外有许多关于初沉污泥[7],剩余污泥[8],以及两者混合污泥[9]的水解产酸的研究报道。但是对于超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化的相关研究,还很少见。现有研究发现在不调控pH,温度为30 ℃的反应条件下,即可以为生化系统提供更多的SCOD,又可以避免系统过高的N、P负荷[10]

    本研究在温度维持30 ℃,不调控pH下,选取了2种超磁分离后污泥(R1、R2)、剩余污泥(W1、W2),设置R1、W1为一组,R2、W2为一组,进行了超磁分离污泥、混合污泥以及剩余污泥3种不同类型污泥水解酸化的对比研究,其中混合污泥为超磁分离污泥以及剩余污泥按不同比例混合后的污泥(5组)。探究了污泥性质的差异对水解酸化及酸化产物组分的影响,为污水厂通过污泥产酸发酵获得碳源进行污泥种类的选择提供思考。

    R1、W1分别为污水处理厂停产前超磁分离污泥以及含水率为80%的脱水污泥;R2、W2分别为污水处理厂停产后超磁分离污泥以及某强化生物除磷(EBPR)中试工艺的二沉池中的剩余污泥。其中R1所用污水取自东坝污水处理厂细格栅之后,R2所用污水取自污水处理厂进水井(粗格栅之前)。实验前,将W1用蒸馏水稀释,将W2在4 ℃下浓缩24 h,然后排出上清液。以期达到与超磁分离污泥相似的VSS。实验前,取1 d内不同时段的污泥,混合后接种。4种污泥特征(至少经过3次重复测定取平均值),结果见表1。R1、W1、R2、W2的初始pH为7.55、7.68、6.85和6.91,含水率为0.984 7、0.982 2、0.968 3和0.977 2。投加比例见表2(1~7号投加的比例以剩余污泥的体积和VSS计,其中1号为超磁分离污泥,7号为剩余污泥,2~6号为投加了不同比例的剩余污泥,投加比例见表2)。

    表 1  4种污泥的主要理化指标
    Table 1.  Main physical and chemical indicators of four types of sludge
    污泥类型 TCOD SCOD SS VSS -N TN TP
    R1 14 004.3 388.63 16 280 9 980 26.86 35.55 0.97
    W1 13 476.3 32.10 23 900 15 240 0 1.95 1.09
    R2 36 270.3 444.42 32 480 18 350 36.025 48.33 1.74
    W2 25 893.8 208.76 22 980 15 700 17.092 33.24 42.27
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    表 2  实验设计污泥投加量
    Table 2.  Experimental designed sludge dosages
    污泥类型 1号 2号 3号 4号 5号 6号 7号
    R1、W1(以体积计) 0 4 8 12 16 20 100
    R1、W1(以VSS计) 0 6.1 12.2 18.3 24.4 30.5 100
    R2、W2(以体积计) 0 8 16 24 32 40 100
    R2、W2(以VSS计) 0 6.8 13.6 20.5 27.4 34.2 100
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    超磁分离污泥水解酸化的批次实验在恒温培养箱中进行,实验装置如图1所示,采用7个2 L的反应器,接种污泥体积为1.8 L。实验开始前曝氮气3 min以驱除反应器中的氧气,然后使用橡胶塞密封,橡胶塞上开2个孔,分别是氮气袋,以及取样口,反应器采用磁力搅拌器搅拌。

    图 1  实验装置示意图
    Figure 1.  Schematic diagram of the test device

    本研究在首创东坝污水处理厂现场进行,每天早晚各取反应器的出水进行相关指标的测定。由于水解消化后污泥脱水性能变差,因此,各指标测定前需要对样品进行预处理。预处理主要包括离心及过滤2个过程。离心采用100 mL的离心管,设置转速为5 000 r·min−1,离心45 min。然后将上清液用0.45 μm的微孔滤膜过滤,去除上清液中小颗粒物质,避免阻塞测定仪器并确保测量精度。

    常规分析参考水和废水监测分析方法,其中TCOD、SCOD采用重铬酸钾法,TN采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法,TP采用过硫酸钾氧化钼酸铵分光光度法,SOP采用钼酸铵分光光度法,NH+4-N采用纳氏试剂光度法,VSS和SS采用重量法[11]。pH采用HACH HQ40d测定仪测定。VFAs采用瑞士万通883型离子色谱仪测定。

    污泥的水解特征可以用SCOD浓度的改变来表示[9]。2种剩余污泥在不同接种比例下对超磁分离污泥水解酸化的影响如图2所示。从图2(a)图2(b)可见,2种超磁分离污泥(R1、R2)自然水解产生的SCOD均在第4天达到峰值,分别为1 118.68 mg·L−1和2 063.50 mg·L−1;虽然两者水解得到的SCOD不同,但是从图2(c)可以看出,其SCOD/VSS的变化规律是一致的,最高值均出现在第4天,为110 mg·g−1。说明2种超磁分离后的污泥水解产酸的效果基本是一致的。

    图 2  不同比例的剩余污泥对水解程度的影响
    Figure 2.  Effect of different proportions of excess sludge on hydrolysis

    剩余污泥(W1、W2)自然水解产生的SCOD均在第7天达到峰值,分别为1 599.88 mg·L−1和4 954.80 mg·L−1。从图2(a)可以看出,2号和3号的SCOD最大值均出现在第4天,分别为1 196.80 mg·L−1与1 248.40 mg·L−1;4号的SCOD最大值出现在第5天,为1 262.57 mg·L−1;5、6和7号的SCOD最大值均出现在第7天,分别为1 443.68、1 493.96和1 599.88 mg·L−1。随着剩余污泥比例的增加,不仅可以增加SCOD的析出量,还可以延长其达到最大值的时间;与R1&W1水解不同的是,从图2(b)可以看出,2~7号的SCOD最大值均在第7天,并且其随着接种比例的增加而增大,分别为2 435.30、2 622.70、2 668.80、3 151.00、3 423.20和4 954.80 mg·L−1。这与苏高强等[12]的研究结果相似。

    W1、W2产SCOD出现如此大的差异,推测其原因是:一方面,W1为脱完水后的污泥,其中PAM(聚丙烯酰胺)存在增加了分子间的团聚性,进而减少了发酵微生物与消化基质的接触[13],从而减少了SCOD的产量;另一方面,W2为某稳定运行的EBPR系统,污泥中微生物的含量较W1要多,水解酸化菌通过对污泥中微生物细胞壁破坏从而促使细胞内容物释放[14]

    水解酸化过程中产生的VFAs主要是由发酵产酸菌对可溶性有机物的吸收转化。实验发现,3种污泥产生的酸主要是乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸,将其乘以相应的系数换算成COD后相加,和为挥发性有机酸量[8]。在此选取R1、W1进行分析,污泥水解过程中VFAs的生成情况如图3所示。从图3可以看出,VFAs的变化规律与SCOD是一致的,均是先增大后减少的趋势。1号(超磁分离污泥)自然水解VFAs的峰值出现在第4天,为353.54 mg·L−1,与SCOD的变化趋势相同的是,混合污泥2~6号分别在第4、4、5、7和7天水解液中产生的VFAs达到最大值,分别为399.98、436.52、449.03、520.05和556.97 mg·L−1,7号(剩余污泥)自然水解产生的VFAs的峰值出现在第7天,为477.52 mg·L−1。从图3中还来可以看出,接种剩余污泥能提高VFAs的产生量,并且随着接种剩余污泥的增加,也能延长其VFAs达到峰值的时间。

    图 3  不同比例的剩余污泥对VFAs的影响
    Figure 3.  Effect of different proportions of excess sludge on VFAs

    在初始阶段污泥中易降解颗粒物质首先被水解酸化菌转化为VFAs,随着反应的进行,易降解物质被消耗完全,水解酸化菌开始利用较难降解的颗粒及大分子物质,这样导致VFAs的产速变慢[15]。从图3中可以看出:混合污泥与超磁分离、剩余污泥比较,更易酸化产VFAs。这是因为一方面混合污泥吸附大量胶体和易降解有机物,水解酸化菌能有效利用;另一方面,超磁分离污泥中虽然有机物含量很高,但多数属于慢速降解碳源;剩余污泥中的有机物主要存在其细胞内和胞外聚合物中,不经过有效预处理水解酸化菌难以利用。

    SCOD向VFAs的转化率能直接用来反应污泥的产酸效果[16]。在此选取R1、W1进行分析,从图4可以看出,在前4 d,VFAs∶SCOD均逐渐变大,混合污泥VFAs∶SCOD比值一直领先超磁分离、剩余污泥。1~7号的VFAs∶SCOD分别在第4、4、4、5、7、7和7天达到最大值分别为0.316、0.334、0.350、0.360、0.361、0.373和0.299。所以仅从VFAs∶SCOD来看:混合污泥较之于超磁分离具有较高的产酸优势;且剩余污泥接种量的增加加快了水解酸化的速率,从而加深了酸化的程度。

    图 4  不同比例的剩余污泥对VFAs:SCOD的影响
    Figure 4.  Effect of different proportions of excess sludge on VFAs: SCOD

    ELEFSINIOTI等[17]指出,反硝化优先利用乙酸,其次为丁酸(包括异丁酸和正丁酸)和丙酸,最后是戊酸(包括异戊酸和正戊酸)。CHEN等[18]发现,适宜作为除磷碳源的2种有机酸为乙酸和丙酸,从短期看乙酸作为碳源除磷效果较好,而从长期看丙酸作为碳源要比乙酸作为碳源的除磷效果好。可见SCFAs的组成情况对其作为碳源被利用具有重要的影响。

    由于超磁分离污泥SCOD在第4天即达到最大值,所以此时选取R1、W1进行分析,结果如图5所示。实验中污泥水解酸化主要生成5种挥发性脂肪酸,分别为乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸。超磁分离污泥中5种酸的含量大小为乙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸>丙酸,而剩余污泥种5种酸的含量大小为乙酸>丙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸。混合污泥中随着剩余污泥占比的增加,丙酸和异丁酸的含量也有不同程度的增加,正丁酸出现了下降的趋势,而正戊酸的变化不大。从图5中易看出,各种污泥产VFAs中,乙酸均具有明显优势。这与苏高强等[9]、刘绍根等[1]、吴昌生等[19]的研究结果是一致的。乙酸之所以占比例最高,其主要原因为:一方面,水解产物被产酸菌降解为乙酸,且乙酸可以直接从碳水化合物和蛋白质的水解酸化得到;另一方面,其他的有机酸(丙酸、丁酸或戊酸等)在某些胞内酶的作用下也可进一步生成乙酸[20]

    图 5  VFAs各组分所占百分比
    Figure 5.  Percentage of VFAs components

    超磁分离污泥以及剩余污泥中含有大量的蛋白质,所以水解酸化过程中除了有VFAs、SCOD等有机物溶出以外,还会伴随着N元素的释放。本研究主要以NH+4-N和TN为考察对象。以往对于污泥厌氧发酵的研究中,都出现了不同程度的N元素的释放[1, 9, 10, 19]。对于R1、W1,由图6(a)可知,3种不同的污泥的NH+4-N都呈现出了逐渐增长的趋势。并且随着剩余污泥接种量的增加,NH+4-N的增加量也越大。反应进行到第4天时,1~7号的增加量分别为78.79、85.97、91.11、94.68、97.28、115.32、115.91 mg·L−1

    图 6  不同比例的剩余污泥对N元素的影响
    Figure 6.  Effect of different proportions of excess sludge on N element

    对于R2、W2,由图6(b)可知,3种不同的污泥呈现出了与R1、W1一样的变化规律,不同于R1、W1的是,其NH+4-N的增加量更大。第4天时1~7号NH+4-N的增加量分别为127.34、147.56、153.53、176.34、206.19、244.41、399.83 mg·L−1。由于剩余污泥主要是由一些活性生物絮体组成,故含有较多的蛋白质,蛋白质水解能释放出大量的氨氮。

    由于系统中的TN主要是以NH+4-N的形式存在的,所以从图6(c)图6(d)中可以看出,TN具有和NH+4-N相似的变化规律。剩余污泥接种量的增加加快了N元素的溶出,含有大量氮元素的水解酸化液若投加到脱氮系统中,势必是增加系统的N负荷。因此,剩余污泥的接种量应该综合考虑氮元素的释放对于整个系统后续的脱氮除磷的影响。

    污泥的厌氧消化过程中,随着污泥的解体和细胞的破壁,会有大量的磷释放到水解酸化液中。如果将水解酸化液直接用于脱氮除磷的碳源,会增加后续处理的磷负荷。所以,在此之前都会进行前处理,对氮磷进行部分回收。因此,监测P的溶出情况很有必要[21]

    在以往对于污泥水解酸化的研究中,随着时间的延长,都在不同程度上伴随着磷元素的析出。吴昌生等[19]在对碱预处理絮凝污泥水解酸化影响的研究中发现:在25 ℃时,磷酸盐浓度在第480 min达到峰值,为7.65 mg·L−1;在35 ℃时,在第480 min达到峰值,为15.23 mg·L−1。苏高强等[9]发现混合污泥厌氧发酵在第6天时磷酸盐的释放量为120 mg·L−1。由于超磁分离在污水处理前端就已经去除了系统中绝大多数的磷酸盐,减轻了后续的处理压力,所以对于超磁分离污泥的水解酸化,并不希望有P元素的析出。

    对比2种超磁分离污泥(R1、R2)P的释放情况,由图7可知,不管是TP还是SOP,其值较初始值都没有较大的变化,并没有P的析出(其中7号的浓度均为右侧坐标轴的数值)。推测可能是由于超磁分离污泥中有PAC(聚合氯化铝),抑制了磷酸盐的释放。对比两种剩余污泥(W1、W2)的TP,由图7(b)可知,TP的浓度在前5 d逐渐升高,第5天达到峰值,为24.15 mg·L−1,此后逐渐降低。由图7(a)可知,2~6号TP的浓度稳定在1~2 mg·L−1,并没有很明显的磷的析出;由图7(d)可以看出,TP的浓度在第3天即达到峰值,为385.11 mg·L−1,此后浓度稳定在390 mg·L−1左右,由图7(c)可知,2~6号TP的浓度在3 d后分别稳定在4.31、9.61、16.96、32.81、57.50 mg·L−1左右。2种剩余污泥释磷情况有巨大的差异,推测其原因是:W1来源的东坝污水处理厂采用前端化学除磷工艺,所以污泥中几乎没有P的富集;而W2取自某稳定运行的EBPR中试实验的二沉池污泥,其出水能稳定满足京标B甚至京标A出水标准,因此,其二沉池中污泥富集了大量的磷酸盐,污泥水解酸化时,在厌氧条件下导致了剩余污泥中的聚磷菌的释磷。单从P元素的释放情况来看,W2显然不适合用作接种污泥。

    图 7  不同比例的剩余污泥对P元素的影响
    Figure 7.  Effect of different proportions of excess sludge on P element

    污泥水解酸化旨在获取较多可利用碳源,但同时也存在着氮元素的释放。较高的氮释放势必会增加系统的氮负荷,同时加剧对碳源的竞争,最终降低系统的脱氮效率[22, 9]。因此,在污泥水解酸化反应获得较多碳源的同时尽量减少总氮的释放,即达到较高的ΔSCOD/ΔTN值。由于超磁分离后的污泥水解产酸在第4天达到最大值,所以考察了第4天时各污泥的ΔSCOD/ΔTN值。从图8(a)可以看出,第4天时,3号的ΔSCOD/ΔTN值最大,为9.80,此时,剩余污泥的投加比例为12.2%。从图8(b)可以看出,第4天时,3号的ΔSCOD/ΔTN值最大,为9.86,此时,剩余污泥的投加比例为13.6%。由此可见,在只考虑N元素的影响时,2种剩余污泥虽然来源不同,但是其在第4天达到最大值时的污泥接种比例是相近的。综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

    图 8  ΔSCOD/ΔTN随水解时间的变化规律
    Figure 8.  Variation of ΔSCOD/ΔTN with hydrolysis time

    1) 2种超磁分离污泥(R1、R2)自然水解产生的SCOD均在第4天达到峰值,剩余污泥(W1、W2)自然水解产生的SCOD均在第7天达到峰值,随着剩余污泥接种量的增加,混合污泥SCOD的析出量也逐渐增加。

    2)对R1、W1进行产酸分析发现:剩余污泥接种量的增加促进了混合污泥VFAs的生成;各种污泥产VFAs中,乙酸均具有明显优势,并且会促进丙酸的累积。

    3)对VFAs:SCOD值的分析结果表明,混合污泥较之于超磁分离、剩余污泥具有快速、高效的产酸优势,且剩余污泥接种量的增加加快了水解酸化的速率并且加深了酸化的程度,但是会延长其达到峰值的时间。

    4)污泥产酸发酵的同时,还存在着N元素的释放,且随着剩余污泥接种量的增加,N元素的释放更明显;对比2种剩余污泥(W1、W2),W1作为接种污泥时,并没有明显的P元素的释放,当W2作为接种污泥时,伴随着比较明显的P元素的释放。

    5)综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

  • 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
    9090.090.993.715.5514.4121.74
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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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