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    环丙沙星对污水生物处理有哪些影响
    时间:2019-02-16

      1 引言(Introduction)

      环丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)又被称为环丙氟哌酸, 是一种典型的人工合成的氟喹诺酮抗生素药物.CIP的分子式为C17H18FN3O3, 相对分子量为331.35, 因其具有较强的杀菌作用(Leal et al., 2012)而被广泛用作治疗和预防人类和动物疾病的抗菌药.其杀菌效果是诺氟沙星及依诺沙星的2~4倍, 对流感嗜血杆菌、肠杆菌、绿脓杆菌、链球菌、淋球菌、金黄色葡萄球菌、军团菌均具有抗菌作用.据报道, 2013年中国使用了大约5340 t CIP, 这是所有氟喹诺酮类抗生素中使用量第二高的抗生素(Zhang et al., 2015).CIP的大量使用使得一些致病菌产生耐药性, 长期存活于环境中会威胁人类健康.此外, CIP能促进抗性基因(ARGs)的产生, 抗性基因的传播和扩散可能会加快抗药性菌群的大量繁殖(Sapkota et al., 2007)并对微生物群落结构形成潜在威胁, 进而对人类健康和生态环境安全构成二次威胁(葛伟丽, 2014).

      由于人们对抗生素的过度依赖和大量使用, 导致大量抗生素进入环境成为新型污染物, 威胁着环境和人类健康.据报道, 抗生素进入机体后, 停留时间很短并且只有很少一部分被吸收进生物体进行新陈代谢, 60%~90%的抗生素以原型或其代谢产物的形式随粪尿排出体外(王佳宁等, 2017), 最终通过医院废水、养殖废水、生活污水等途径进入环境, 其中, 污水处理厂是环境抗生素的主要来源之一.据报道, 85%以上的CIP常以原形及其代谢产物的形式通过污水处理、动物粪便等进入环境.近年来, CIP在水体、土壤及植物等环境介质中被广泛检出(邰义萍等, 2010;王桥军等, 2009;陈涛等, 2010;Ji et al., 2014;Chang et al., 2016).目前在水中检测到的CIP浓度范围已由ng · L-1、μg · L-1级别发展到mg · L-1级别.在一些医院废水中CIP浓度为21 μg · L-1(Doorslaer et al., 2014), 但从其相关的生产废水中检测出浓度高达4.9 mg · L-1(Babić et al., 2013).Tong等(2009)在2009年通过对湖北省多处地表水和地下水的水质进行检测分析, 发现在地表水中CIP浓度在0.007~0.012 μg · L-1之间, 而在地下水中检测到的CIP浓度为7.2~8.4 ng · L-1.此外, 在污水处理系统中也常检测到CIP的存在, 我国污水处理厂出水中CIP的最高检出浓度为1323 ng · L-1, 其中, 广州地区的检出浓度高于我国其他地区.国外污水处理厂出水中, 巴西的污水处理厂出水中CIP检出浓度为2378 ng · L-1(Rosal et al., 2010), 高于已报道的美国威斯康星州(Karthik Eyan et al., 2006)和瑞典(Lindberg et al., 2005)的浓度水平及我国污水处理厂出水中的浓度水平.芬兰的污水处理厂出水中CIP检出浓度最高达4230 ng · L-1(Vieno et al., 2007).根据研究者对长沙地区的调查, CIP在湘江中的浓度为0.03~0.15 μg · L-1, 在捞刀河中的浓度为0.02~0.34 μg · L-1, 在污水处理厂的进水浓度达到0.01~0.8 mg · L-1.

      污水处理厂不仅是抗生素的重要来源, 同时由于微生物暴露在含高浓度的抗生素废水中, 抗性基因也会伴随产生(Guo et al., 2017), 因此, 污水处理厂在消除抗生素方面具有重要作用(Suarez et al., 2008), 是污染物进入水环境前的最后一道防线.一方面, 污水处理厂对抗生素有一定的吸收和分解作用;另一方面, 这些污染物对污水处理厂的正常运行也存在一定的影响.因此, 本研究在实验室序批式反应器(SBR)处理模拟生活废水的基础上, 探究CIP与活性污泥之间的相互作用及对废水处理过程中行为的影响.通过CIP的去除实验验证其主要的去除方式, 以及对污泥性能和活性产生的影响;在CIP短期和长期暴露实验中, 考察CIP不同浓度、不同暴露时间对污水处理功能的影响;同时, 通过测定一个反应周期中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P、聚羟基脂肪酸酯(PHA)、糖原质的含量及乳酸脱氢酶(LDH)释放量和污泥活性, 考察CIP对SBR的影响机理.以期为评估CIP及其他新型污染物在污水处理厂中的行为提供一定的理论依据.

      2 材料和方法(Materials and methods)

    2.1 药品

      环丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)为分析纯(纯度>98%), 购买自南京京德宝生化器材有限公司;甲醇为HPLC级试剂;其余化学试剂均为分析纯.实验之前配置1000 mg · L-1的CIP储备液备用.根据之前CIP在城市污水中的检出浓度及抗生素类药物使用量的增加, 本研究设置了不同浓度CIP来探究CIP对SBR潜在的毒性影响(表 1).

      表 1 各SBR反应器内CIP剂量的设置情况

      2.2 序批式反应器(SBR)运行

      实验所用的接种泥取自长沙市污水处理厂的二沉池.实验之前用蒸馏水洗涤3次, 浓缩后放入4 ℃冰箱中保存, 种泥中CIP浓度未被检测出.SBR反应器的工作体积为22 L, 温度控制在(22±1) ℃, 混合液有机悬浮固体浓度(MLVSS)控制在3000~3500 mg · L-1, 每天包含3个周期的循环, 每个周期包含厌氧阶段(90 min)、好氧阶段(150 min)和缺氧阶段(120 min).好氧阶段使用曝气设备进行曝气, 流量控制在35 L · min-1.此外, 还包含沉淀阶段(55 min)、排水阶段(5 min)和闲置阶段(60 min).反应过程中使用搅拌器进行搅拌(除了沉淀、排水和闲置阶段), 沉淀阶段之后排出上清液15 L.在厌氧阶段最初的5 min内加入15 L合成废水并维持系统pH为7.0±0.2.在缺氧阶段之后和沉淀阶段之前排出1.5 L混合物以维持系统中污泥的停留时间(SRT)大约为15 d, 水力停留时间(HRT)为12 h.运行150 d之后, 反应器中氮、磷去除率都达到99%左右, 表明SBR的运行为稳定状态.

      采用合成废水进行模拟实验.水质特性(平均)为:化学需氧量(COD)250~300 mg · L-1, 氨氮(NH4+-N) (35±1.75) mg · L-1, 溶解性磷(SOP) (10±0.5) mg · L-1.以乙酸钠(384.6 mg · L-1)作为碳源, NH4Cl(114.4 mg · L-1)为氮源, 同时包含适量Mg、Ca等矿物质元素.此外, 还包含适量微量元素:0.03 mg · L-1 CuSO4 · 5 H2O、0.06 mg · L-1 Na2MoO4 · 2 H2O、0.12 mg · L-1 ZnSO4 · 7 H2O、0.12 mg · L-1 MnCl2 · 4 H2O、0.15 mg · L-1 H3BO3、0.15 mg · L-1 CoCl2 · 6 H2O、0.18 mg · L-1 KI、1.5 mg · L-1 FeCl3 · 6 H2O、10 mg · L-1 EDTA.使用1.0 mol · L-1的NaHCO3和1.0 mol · L-1 HCl调节初始pH为7.0±0.2.

      2.3 SBR对CIP吸附降解影响实验

      从稳定运行阶段的母反应器中取适量污泥混合物, 均匀分为6等份并转移到6个相同的SBR反应器内, 每个反应器的工作体积为3 L, 这6个反应器与母反应器运行条件相同;使用CIP储备液分别配置浓度为0、0.003、0.03、0.3、3和6 mg · L-1的CIP使用液, 并加入到反应器内, 进行一次长期实验, 测定固相和液相中CIP的含量.

      2.4 CIP在SBR系统中的短期/长期暴露实验

      为了进行CIP暴露实验, 在4个相同的工作体积均为3 L的SBR反应器内, 分别加入等体积从母反应器(稳定运行时期)内排出的污泥混合物.运行适应1个星期之后, 向4个SBR反应器中投加适量的CIP储备液, 控制CIP浓度分别为0(空白)、0.05、0.5、5 mg · L-1.其余操作条件及加入合成废水含量和组分均与上述SBR序批式反应条件相同.短期暴露的时间为1个周期(8 h), 在1个周期内每30 min测一次出水中的NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P、PHA和糖原质含量, 同时测定污泥活性和LDH的释放量, 以此来反映不同浓度CIP对SBR的影响.长期暴露实验则是在每个周期反应器中加入不同浓度的CIP, 每2 d测定一次出水中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P含量变化, 来说明不同浓度CIP对SBR的长期影响.运行90 d之后, 通过测定一个周期内上述指标及PHA、糖原质含量、污泥活性和LDH释放量来反映CIP对SBR的影响机理.为了进一步研究CIP对污泥微生物的影响, 同时对相关酶活性进行测定.

      2.5 分析检测方法

    2.5.1 指标检测方法

      NH4+-N、NO3--N、NO-2-N、PO43--P、SVI、COD、混合液悬浮固体(MLSS)和混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)根据标准方法进行分析(APHA, 1998).糖原的测定采用高效液相色谱法(Agilent 1200, USA), 具体操作参照文献内容(Pijuan et al., 2010).胞内聚合物聚羟基脂肪酸酯(PHA)采用气相色谱法进行测定, PHA的测定包含聚羟基丁酸酯(PHB)、聚羟基戊酸酯(PHV)、聚羟基戊酸甲酯(PH2MV), 具体方法参照文献(Chen et al., 2015).相关酶包括磷酸激酶(PPX)、外切聚磷酸酶(PPK)、氨单加氧酶(AMO)、硝酸还原酶(NAR)和亚硝酸盐还原酶(NIR)的测定参照相关文献(Louvet et al., 2010).LDH的释放量采用细胞毒性检毒箱(瑞士罗氏分子生化药剂)进行检测, 污泥活性采用细胞计数箱(日本同仁化学研究所)进行检测, 使用方法均依据厂商说明.

      2.5.2 CIP检测方法

      液相中, 加入不同浓度CIP的SBR反应器运行稳定后, 取适量出水在4 ℃、4000 r · min-1条件下离心10 min, 取上清液, 过0.45 μm滤膜, 然后过HLB固相萃取小柱净化富集.HLB萃取小柱在使用前依次用10 mL高纯水和10 mL甲醇进行活化.将滤液加入已活化的萃取小柱, 控制上样速度为2 mL · min-1, 上样完毕, 用20 mL高纯水淋洗萃取柱后静置10 min, 氮气吹扫柱子30 min, 用12 mL的甲醇:乙腈(1 : 1, V/V)溶液洗脱小柱, 收集洗脱液, 并将其在40 ℃水浴下用氮气吹至近干;然后用色谱甲醇-高纯水(60 : 40, V/V)定容至1 mL, 振荡混匀, 过0.22 μm滤膜, 处理好的样品密封避光储存在-20 ℃的环境下, 待测(何势, 2016;戴琦, 2017).

      固相中, 污泥样品需进行下述准备:冻干的污泥样品首先放入塑料离心管内, 每一根离心管内加入10 mL 5%的甲醇溶液, 使用漩涡混合器混合1 min, 在50 ℃的条件下超声处理5 min;随后将样品放入离心机在转速为4000 r · min-1的条件下离心处理5 min, 将上层清液转移到离心管内, 重复上述步骤处理底部的剩余残渣, 并将多次处理后的上清液混合.取10 mL提取液在50 ℃的微弱氮气条件下吹至近干, 剩余物用1 mL流动相溶解, 溶液使用0.22 μm有机滤膜过滤到2 mL采样瓶内, 待测(Zhang et al., 2014; 戴琦, 2017).

      CIP浓度采用高效液相色谱仪HPLC(LC-2010A型, 日本岛津)测定, 色谱柱为ODS-2(5 μm 4.6 nm×250 mm, WondaCract, 日本岛津), 检测器为紫外可见吸收检测器(UV-Vis), 波长为277 nm, 流动相为色谱纯乙腈:水(含0.1%甲酸, 色谱纯)=20 : 80(体积比), 流速为0.7 mL · min-1, 温度为35 ℃, 进样体积为10 μL, 根据峰面积计算出其含量.CIP的质量平衡使用以下公式进行计算:

    (1)

      式中, [CIP]In为循环最初CIP的浓度(mg · L-1);V为SBR的工作体积(L);[MLSS]为混合液悬浮固体(g · L-1);[CIP]bv为循环开始活性污泥中CIP的背景浓度;[CIP]L, t为一定时间点CIP在液相中的浓度(mg · L-1);[CIP]S, t为一定时间点CIP在固相中的含量(μg · g-1);[CIP]B, t为CIP在相同的时间点可能的生物降解量(μg · g-1).

      3 结果与讨论(Results and discussion)

    3.1 CIP在SBR系统中的吸附降解

      通过比较长期运行后各系统进水和出水中CIP的浓度变化可知, CIP的去除率随浓度变化存在差异.当CIP的浓度分别为0.003、0.03和0.3 mg · L-1时, 去除率大约为90%, 但当CIP浓度增至3和6 mg · L-1时, 出水中CIP的浓度分别降至(0.945±0.038)和(4.224±0.169) mg · L-1, 去除率分别下降到68.5%和29.6%.说明SBR系统虽然对CIP有一定的去除, 但其去除量有限.CIP可能的去除途径有两种:活性污泥吸附与生物降解.为了更好地研究其去除机制, 本研究分析了CIP在各系统中的质量变化情况.

      表 2显示了CIP在生物处理过程中各系统的质量平衡状况.可以看出, 在所有的SBR系统中, CIP在液相中减少的部分主要转移到了固相.随着进水中CIP浓度的升高, 总CIP在反应过程中的损失率始终维持在11%~13%左右, 说明进水中CIP的主要去除途径是生物吸附但同时生物降解也有一定的潜力.可能是随着CIP浓度的升高, 系统中富集了降解CIP的微生物, 一部分CIP被微生物降解.当进水CIP质量分别为0.009、0.09和0.9 mg时, 出水中CIP含量较低, 而当进水CIP质量分别为9和18 mg时, 出水中CIP含量较高.说明活性污泥在SBR系统中对CIP有一定的吸附作用, 但高含量CIP(9和18 mg)在生物脱氮除磷系统中很难被去除, 这一结果与相关文献报道相一致(Li et al., 2010;Girardi et al., 2011;Mougin et al., 2013).相关实验室的吸附研究也证实了CIP被好氧生物体吸附的潜力(Wu et al., 2009).CIP进入污水处理厂的质量流量分析同样表明, 大约80%流入的CIP与厌氧消化污泥有关(Golet et al., 2003;Lindberg et al., 2006).以上研究表明, 活性污泥对污水中的CIP有一定的去除性能, CIP的去除主要是通过活性污泥吸附的形式实现.


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