规模化猪场废水处理过程中四环素类和磺胺类抗生素的降解特征

靳红梅，黄红英，管永祥，许彩云，常志州，钱玉婷

(1.江苏省农业科学院农业资源与环境研究所/ 江苏省农业废弃物资源化工程技术研究中心,江苏 南京 210014；2.农业部农村可再生能源开发利用华东科学观测实验站/ 农业部长江中下游平原农业环境重点实验室,江苏 南京 210014；3.江苏省食品质量安全重点实验室/ 省部共建国家重点实验室培育基地，江苏 南京 210014；4.江苏省耕地质量与农业环境保护站，江苏 南京 210036；5.南京农业大学资源与环境科学学院，江苏 南京 210095)



规模化猪场废水处理过程中四环素类和磺胺类抗生素的降解特征

靳红梅1,2,3①，黄红英1,2，管永祥4，许彩云5，常志州1,2，钱玉婷1,2

(1.江苏省农业科学院农业资源与环境研究所/ 江苏省农业废弃物资源化工程技术研究中心,江苏 南京 210014；2.农业部农村可再生能源开发利用华东科学观测实验站/ 农业部长江中下游平原农业环境重点实验室,江苏 南京 210014；3.江苏省食品质量安全重点实验室/ 省部共建国家重点实验室培育基地，江苏 南京 210014；4.江苏省耕地质量与农业环境保护站，江苏 南京 210036；5.南京农业大学资源与环境科学学院，江苏 南京 210095)

针对畜禽养殖场废水处理过程中抗生素的残留水平及其消减特征等问题，以苏南地区典型规模生猪养殖场为研究对象，探讨了冬季和夏季猪场废水处理各环节中四环素类(TCs)和磺胺类(SAs)抗生素的浓度及降解特征。结果发现，现有沼气工程进料浓度高，水力停留时间短，对土霉素(OTC)、金霉素(CTC)和强力霉素(DOX)的去除率分别为12.9%～69.3%、20.4%～60.9%和25.3%～55.0%，对磺胺嘧啶(SD)、磺胺二甲嘧啶(SM)和磺胺氯哒嗪(SCP)的去除率分别为13.8%～18.2%、46.8%～61.8%和18.1%～48.7%。冬季出料沼液中抗生素浓度远高于夏季，其中ρ(CTC)、ρ(SD)和ρ(SCP)平均值分别为0.887、0.492、和10.160 μg·L-1，直接还田存在生物安全风险。沼液后处理(如沉淀池和水生植物塘)对大幅降低沼液中TCs和SAs有积极作用，且夏季去除率(>90%)高于冬季，是沼液无害化处理和农田安全利用的重要措施。厌氧-好氧生物处理组合工艺是养殖废水中抗生素(特别是SAs)有效降解的重要手段。

规模猪场；废水处理；抗生素

我国年产各类抗生素21万t,其中46.1%用于畜禽养殖,居世界首位[1]。但进入畜禽体内的抗生素约有60%～90%以母体和代谢物的形式排出体外[2],且部分代谢物在环境中又可转化为活性母体,被认为是生态安全风险极高的新型污染物,成为近年来公众关注的焦点和国内外科学研究的热点[3]。

规模化畜禽养殖场粪便(包括污水)中的兽药抗生素是环境中抗生素的重要来源[4]。已有大量研究报道了养殖场粪便及其周边土壤和水体中的兽药抗生素含量[2-11]。例如,江苏13个市内选取的80份猪场粪便样品中,以磺胺二甲嘧啶(SM)检出率最高,达到50%以上,磺胺氯哒嗪(SCP)、磺胺嘧啶(SD)检出率也均高于30.0%,3者的平均残留量分别为34.0、49.0和69.0 μg·kg-1[5]。山东规模化猪场粪便中w(金霉素)最高达764.4 mg·kg-1[6]。连续施用畜禽粪便后,兽用抗生素在土壤中大量累积,并会迁移至地表水和地下水。例如,HAMSCHER等[7]研究发现,德国连续施用液体粪污后,土壤中四环素类抗生素累计量高达198.7 μg·kg-1。而美国139条河流中有27%被检测出含有兽用抗生素,含量高达0.7 μg·L-1[8];我国多条河流中也检测出兽用抗生素[2,9-10],特别是周边有规模养殖场的河段,其兽用抗生素含量比其他流域高数百倍。例如,苕溪流域周边某一大型规模化养猪场的排水口底泥中4种抗生素(四环素、土霉素、金霉素和强力霉素)含量分别高达1 794.2、9 287.5、1 823.6和1 149.5 μg·kg-1[11]。

严格控制养殖过程中抗生素的使用量是环境抗生素源头减量最有力的措施,但我国由于养殖密度大、畜禽疫病复杂多样、监管不力等多种原因,导致畜禽粪便中抗生素普遍偏高。同时,现有的畜禽养殖场粪便处理工艺并未将抗生素作为目标物质[12],导致其在处理环节无法得到有效去除[13],从而随着农田施用或随意排放进入环境。尽管多数研究认为养殖场粪便中微量的抗生素及其代谢产物都会对周边土壤、水体和生物产生巨大的安全风险[2-3],但目前对于养殖场粪便处理过程中抗生素的扩散特征并不清楚,特别是对粪便处理环节中各类抗生素的残留水平及其消减特征尚鲜见报道,严重影响了畜禽养殖粪便抗生素的环境压力及风险评价。

我国是生猪养殖大国,截至2013年生猪年饲养总量(出栏+存栏)已超过11亿头[14]。生猪养殖是兽用抗生素消费最主要的途径[4],其中四环素类(TCs)、磺胺类(SAs)、大环内酯类(Mls)及喹诺酮类(Qls)抗生素是猪场最常用的兽用抗生素,在养殖废水中的检出率也最高[3]。随着猪场养殖规模不断扩大,产生的废水也相对集中,已成为畜禽污染处理和防治的重点[12]。对我国主要养猪大省的调查发现,近70%的养猪户有专门的粪便处理设施,但由于生产有机肥利润空间较小、治理污染的固定成本较高等原因,各养猪场粪便处理设施及处置方式差异很大[15]。在此背景下,不同猪场粪便中抗生素水平和扩散特征很可能截然不同。

笔者以江苏省一粪便处理设施较为完备的规模生猪养殖场为对象,探讨了冬季和夏季猪场废水处理各环节中主要抗生素的浓度水平及消减特征,以期为养殖废水中抗生素的有效消减提供理论支撑,为规模养殖场粪便农田安全施用和环境风险评价提供科学依据。

1 研究对象与方法

1.1 养殖场选择

选择江苏省金坛市一家大型生猪养殖场为养殖污染监测点。该公司属私营独资企业,成立于2004年2月,常年生猪存栏量1万头以上,占地面积约34 hm2,位于苏南典型农区。养殖场养殖管理规范,有详细生产记录,配备较完善的固体粪便收集、贮存或处理设施,以及污水收集、贮存和处理设施,废弃物收集量和处理量可计量、可监测。内部水系基本独立,遇到梅雨或大暴雨时往外河排水可计量,在江苏省养殖场极具代表性。

猪场养殖区分为繁育区、保育区和育肥区,建立了雨污分流系统,雨水和污水分开排放。粪便采取干清粪方式,清理出的粪便一部分转移至养殖场粪便堆积大棚,临时储存后出售给有机肥厂做堆肥原料,一部分送至收集池作为发酵原料;尿液及冲圈水(含少量粪便)经污水管道进入收集池,与粪便搅拌固液分离后进入厌氧发酵罐。目前,养殖场建有大型沼气池2座,发酵罐容积分别为1 500(1#)和1 200 m3(2#),原料〔即全部污水和部分粪便,总固体含量w(TS)为8%左右〕首先进入1#沼气罐发酵,排出的发酵液(含少量粪便)再进入2#沼气罐二次发酵,最终排出的沼液进入储存罐。猪场夏季和冬季的污水总产生量约为13 556和8 116 m3,沼气工程的水力停留时间(HRT)约为9～12和15～18 d;储存罐中的沼液一部分直接灌溉苗木(20 hm2)和少量菜地(2 hm2),另一部分则通过管道依次进入一级(15 000 m3)、二级(10 000 m3)和三级沉淀池(5 000 m3),经处理后的污水进入水生植物塘〔面积约为600 m2,水生植物为凤眼莲(Eichhorniacrassipes)和空心莲子草(Alternantheraphiloxeroides)〕深度净化后,最终出水用于猪舍冲洗和周边苗木基地灌溉。猪场废水处理过程示意详见图1。

1—发酵原料;2—一级发酵出料沼液;3—二级发酵出料沼液;4—沼液储存池;

养殖过程中抗生素以拌料、饮水、注射、灌服以及环境喷洒等方式用于预防和治疗畜禽疫病,其中注射、拌料和饮水是抗生素进入动物体内的主要方式。

1.2 取样及分析方法

1.2.1 取样方法

样品采集时间为2015年冬季(1月22—25日)和夏季(7月15—18日),保证3 d有效采样(n=3)。

养殖废水样品取样点设置在污水量水槽和不同处理设施的出水口(图1)。采用自制取水器,每个取样点布置3个采样点,将取样器浸入量水槽采样点液面下有效水深的一半处采集样品,将所采样品倒入20 L混合桶中,在不同采样点连续采集数次,使混合桶中污水量达到10～15 L。搅拌桶中液体,使样品混合均匀后分装。每批次采集2个样品,1个送样分析,1个备用。样品保存方法参照文献[16]执行,在0～4 ℃条件下保存运输,尽快(24 h之内)送至实验室检测分析。

1.2.2 分析方法

废水中抗生素的测定采用超高效液相色谱/串联质谱法(HPLC-MS)[17]。样品提取和净化方法为:废水经0.45 μm孔径玻璃纤维滤膜过滤,取500 mL加入10 μL内标物(磺胺二甲嘧啶-d6,w为98.0%;购自加拿大多伦多研究化学品公司)和0.4 g乙二胺四乙酸(EDTA),并立即储存在4 ℃条件下。用甲酸调节提取液pH值至2.0～3.0,过经过活化的亲水亲油平衡(HLB)固相萃取柱,控制流速为3～5 mL·min-1。之后用超纯水冲洗HLB柱,抽真空以去除柱中残留水分,然后将HLB柱在氮气保护下干燥10 min。最后以2 mL甲醇洗脱3次,收集洗脱液,并在室温下用氮气吹至近干,用V(乙腈)∶V(φ为0.2%甲酸)=1∶9的混合液定容至1 mL,涡旋振荡2～3 min,以18 000 r·min-1离心10 min(离心半径为11.2 cm),取上清液待分析。详细步骤参照文献[17]。内标物为磺胺二甲嘧啶-d6(w为98.0%)和四环素-d6(w为95.0%),均购自加拿大多伦多研究化学品公司。采用ACQUITYTM超高效液相色谱仪-Quattro Premier XE质谱仪(美国Waters公司),配MassLynx V.4.1软件Waters Acquity和UPLC BEH C18色谱柱(100 mm×2.1 mm,1.7 μm),测定上清液中抗生素含量。MS检测条件:电喷雾离子源(ESI),离子源温度为120 ℃,脱溶剂温度为380 ℃,脱溶剂气和锥孔气为氮气,脱溶剂气流速为500 L·h-1,锥孔气流速为50 L·h-1,碰撞气为高纯氩气,采用多反应监测模式(MRM)检测。ESI-MS/MS选择性反应正离子检测,进样量5 μL,检测离子和各子离子碰撞能量详见文献[17]。HPLC测定条件:柱温35 ℃,流动相为乙腈和φ为0.2%甲酸,流速0.3 mL·min-1,测定时采用的流动相梯度为:0～7 min乙腈的质量分数为10%～40%;7～9 min时为40%～60%;9.01 min时下降至10%;9.01～12 min时为10%。

测定的抗生素有:四环素、土霉素(OTC)、金霉素(CTC)、强力霉素(DOX)、磺胺嘧啶、磺胺甲嘧啶、磺胺二甲嘧啶、磺胺二甲氧嘧啶、磺胺氯哒嗪、磺胺甲基异恶唑和磺胺噻唑。

1.3 数据分析

冬季和夏季污染物之间以及一级和二级发酵罐出料沼液中污染物之间的差异分析均采用独立样本t检验;同季沼液中的污染物在不同后处理环节的差异采用单因素方差分析(one-way ANOVA),多重比较采用LSD法(α=0.05)。数据分析软件为SPSS 13.0。

2 结果与分析

2.1 进料废水中抗生素种类及含量水平

夏季和冬季进料池废水中的抗生素仅检测出TCs中的OTC、CTC和DOX,以及SAs中的SD、SM和SCP(图2)。其中,冬季进料废水中CTC和SCP浓度极显著高于夏季(P<0.001),DOX和SD则分别表现出夏季显著(P<0.05)和极显著(P<0.01)高于冬季,而OTC和SM在冬季和夏季之间无显著差异。这与目前养殖场饲料中抗生素使用情况基本一致[3,5,10],这几种抗生素一直被广泛应用于治疗和预防多种动物疾病以及促进动物生长,在猪场中普遍使用且检出率较高[5,10]。因此,对后续各处理单元出水的检测仅考虑这几种抗生素的浓度水平。

直方柱上方*、**和***分别表示冬季和夏季原料中抗生素含量在α=0.05、α=0.01和α=0.001水平差异显著。

2.2 养殖废水处理过程对抗生素的消减作用

2.2.1 厌氧消化处理单元的抗生素浓度水平

沼气工程是规模畜禽养殖场粪便处理的重要环节[18]。该猪场沼气工程进料浓度高〔w(TS)约为8%〕,水力停留时间短(12～15 d),夏季发酵温度为30 ℃,冬季发酵温度为18～24 ℃,发酵原料(特别是冬季)未得到充分降解。从抗生素的分析结果看,厌氧消化对进料废水中的抗生素有一定的去除作用,但出料(即沼液)中这几种抗生素均可检出,且不同抗生素含量水平变化较大(图3)。

经一级发酵罐消化后,夏季沼液中ρ(OTC)、ρ(CTC)和ρ(DOX)平均值分别为0.044、2.298和0.153 μg·L-1,冬季分别为0.060、1.115和0.022 μg·L-1;夏季沼液中ρ(SD)、ρ(SM)和ρ(SCP)平均值分别为0.558、0.177和0.145 μg·L-1,冬季分别为0.571、0.094和12.405 μg·L-1。除了OTC外,冬季其他2种TCs浓度均极显著小于夏季(P<0.01);就冬季各SAs平均浓度而言,SD与夏季相差不大,SM显著小于夏季(P<0.05),而SCP极显著大于夏季(P<0.001)。大部分抗生素在夏季和冬季的残留量变化与其进料中的抗生素含量水平相一致(图2)。除此之外,厌氧消化条件及抗生素自身特性也与沼液中抗生素残留量密切相关。例如,冬季原料中CTC极显著高于夏季(P<0.001),但发酵后其在沼液中的残留量却表现出相反的特征。造成这一现象的最主要原因是厌氧消化HRT的差异,即夏季HRT约为9～12 d,而冬季约为15～18 d。一般来说,HRT越高,抗生素降解率越大[13]。

TCs:(a)土霉素(OTC);(b)金霉素(CTC);(c)强力霉素(DOX);SAs:(d)磺胺嘧啶(SD);(e)磺胺二甲嘧啶(SM);(f)磺胺氯哒嗪(SCP)。

沼液经二级发酵罐消化后,其中的各类抗生素被进一步消减(图3)。夏季沼液中ρ(OTC)、ρ(CTC)和ρ(DOX)平均值分别为0.038、0.859和0.068 μg·L-1,冬季分别为0.019、0.887和0.023 μg·L-1;夏季沼液中ρ(SD)、ρ(SM)和ρ(SCP)平均值分别为0.456、0.068和0.075 μg·L-1,冬季分别为0.492、0.050和10.160 μg·L-1。经二级发酵罐消化后,大部分抗生素较一级发酵罐沼液有显著(P<0.05)或极显著(P<0.01)降低,但浓度水平仍然较高。这说明常规的厌氧消化对猪场废水中的部分抗生素不能完全生物降解;特别是冬季沼液中CTC、SD和SCP浓度高于夏季沼液,这主要与冬季厌氧消化体系中微生物活性降低密切相关。

2.2.2 沼液后处理单元的抗生素浓度水平

经二级发酵罐消化后的沼液逐级进入储存池、沉淀池和水生植物塘进一步进行无害化处理,各处理单元出水中抗生素浓度水平如图4所示。经过各级后处理,废水中TCs有明显降低,特别是经过多级沉淀池后,去除效果达到显著水平(P<0.05)。夏季各处理单元对沼液中TCs的消减效果最好(图4),经二级沉淀池处理后,OTC、CTC和DOX浓度已经低于仪器检测下限(0.03×10-3μg·L-1);但冬季处理效果明显下降,经水生植物塘处理后,出水中OTC、CTC和DOX仍可检出,ρ分别为0.005、0.071和0.009 μg·L-1(图4)。

相比TCs,各处理单元对沼液中SAs的消减效果较差。特别是经稳定塘后,废水中SAs反而显著增加(P<0.05)。造成此现象的原因可能是稳定塘为兼氧条件,对SAs的进一步降解作用有限;相反,由于蒸腾等引起的损失,其体积缩小，可能造成SAs的“浓缩”。夏季沼液经过三级沉淀池处理后,SD、SM和SCP均可检出,ρ平均值分别为0.043、0.001和0.016 μg·L-1;经水生植物塘处理后,SD和SCP基本无法检出,但ρ(SM)仍保持在0.001 μg·L-1。冬季各处理单元对沼液中SAs的去除效果明显降低。值得注意的是,经过二级沉淀池处理后,SD和SM仅有小幅降低,ρ分别为0.679和0.102 μg·L-1;而ρ(SCP)不但没有消减，反而大幅增加,为15.460 μg·L-1。造成这种结果的主要原因可能是SAs的中间代谢产物(如乙酰化代谢产物)通过生物转化重新形成药物原型[13,19]。冬季沼液经水生植物塘处理后,出水中SD、SM和SCP均可检出,ρ分别为0.007、0.004和0.267 μg·L-1。

TCs:(a)土霉素(OTC);(b)金霉素(CTC);(c)强力霉素(DOX);SAs:(d)磺胺嘧啶(SD);(e)磺胺二甲嘧啶(SM);(f)磺胺氯哒嗪(SCP)。

2.2.3 各处理单元对猪场废水中抗生素的去除作用

猪粪经厌氧消化、储存池、三级沉淀池和水生植物塘处理后,出水中TCs和SAs去除率(表1)计算公式如下:

C=(Ai+1-Ai)/Ai×100。

(1)

式(1)中,C为去除率,%;Ai为第i级处理单元抗生素浓度,μg·L-1;Ai+1为i单元的下一级处理单元抗生素浓度,μg·L-1。

厌氧消化单元对猪粪中TCs有一定消减作用,但夏季经一级发酵罐后CTC却表现出负去除现象,主要原因是CTC在颗粒上有强烈的吸附作用,使其可能在发酵罐中不断累积,导致出料(带有部分固体物质)中CTC较原料有所增加。厌氧消化单元对SAs均没有消减作用,相反,SD、SM和SCP均表现出负去除现象(表1)。这与常红等[13]对污水处理厂中SAs的研究结果相似,即大部分SAs有增加趋势。主要原因有2个:一是SAs在固体颗粒上的累积作用;二是SAs的乙酰化代谢物(约占总量的20%～40%)在厌氧条件下通过生物转化重新形成药物原型[13,19]。经二次发酵后,出料中TCs和SAs均被进一步去除,一是由于抗生素在二次发酵罐中被进一步生物降解,二是由于出料中固体含量明显降低。

储存池对抗生素没有明显的消减作用,特别是冬季，反而因为累积作用而有所增加。经过三级沉淀池处理后,抗生素浓度大幅降低,其中夏季出水中OTC、CTC和DOX几乎未检出(表1)。而冬季沉淀池对抗生素的去除效果明显减弱,温度导致的微生物降解作用和吸附作用降低可能是造成这一现象的主要原因。沉淀池处理后的出水经过水生植物塘后,各种抗生素浓度大幅降低,尤其是夏季，对SD和SCP的去除率接近100%,而冬季水生植物塘对抗生素的消减作用降低,可能是由于植物生长及不同植物根部吸收、富集抗生素或分泌的促进抗生素分解的物质降低造成的。

表1 各处理单元对粪便中抗生素的去除率

Table 1 Antibiotics removal rate of each wastewater treatment unit

%

OTC为土霉素,CTC为金霉素,DOX为强力霉素,SD为磺胺嘧啶,SM为磺胺二甲嘧啶,SCP为磺胺氯哒嗪。

3 讨论

加强畜禽粪便污染防治是环保工作的紧迫任务和重要内容[12]。规模化养殖场废水(含尿、冲洗水和少量粪便)产生量大，达标排放难，处理成本高,其无害化处理一直是养殖污染防治的难题[12]。目前的养殖废水处理工艺(如厌氧消化、沉淀池、人工湿地等)虽可有效降低废水中COD、氮和磷浓度[5],但出水中ρ(CTC)、ρ(OTC)、ρ(DOX)和ρ(SD)仍可高达13.7、23.8、685.6和98.8 μg·L-1[20]。

利用沼气工程处理养殖场废水不仅可获得清洁能源,而且是减轻环境污染问题、发展生态农业的重要纽带[18]。但由于抗生素对大多数细菌具有抑制和杀灭作用,因此采用厌氧微生物处理含抗生素废水有一定的局限性[21-22]。MITCHELL等[21]通过序批式试验发现,中温厌氧发酵对牛粪中SM无降解作用;MOHRING等[22]以猪粪为原料,经34 d中温厌氧消化后发现SM和SCP未降解。笔者研究中猪场废水中抗生素浓度水平虽不足以抑制厌氧消化中微生物活性,但去除效果并不理想。这与前期厌氧消化去除抗生素结果相似,出料沼液(特别是冬季)中CTC、SD、SM和SCP浓度均较高,且SAs的代谢产物在厌氧条件下有重新形成药物原型的风险[13,19]。猪粪厌氧消化后沼液中抗生素含量的降低可能更多的是由于吸附作用而被固定在沼渣中。因此,猪场沼液及沼渣中抗生素的有效去除及其农田利用的生物安全性需要进一步探讨。

一般抗生素的生物降解依赖于氧分子的存在,即好氧处理工艺对抗生素的降解效果好于厌氧处理工艺[13]。田世烜等[23]利用UASB-SBR工艺去除生活污水中SM的研究结果发现,厌氧处理对SM的平均去除率仅为35.0%,而厌氧-好氧处理可使SM总去除率达到90%。笔者研究中,沼液储存池由于是兼氧环境,因此其对沼液中TCs和SAs不但没有明显的消减作用,OTC、CTC、DOX、DS和DM浓度在冬季反而有所增加。因此,经储存池存放后的沼液还田后生物风险较高,故不建议直接农田回用。在随后的沉淀池处理环节,由于氧分子增加,沼液中抗生素的降解作用大幅提高[13],这与厌氧-好氧工艺对废水中抗生素的去除效果相似。沉淀池处理过程中沼液中抗生素可能发生水解、光降解和微生物降解等一种或者多种降解反应[22],但降解速率与抗生素的化学性质(如水溶性、挥发性和吸附性)、环境条件(如温度、pH值等)和使用剂量密切相关[24]。笔者研究中,经过三级沉淀池处理后沼液中TCs几乎无法检出,但SAs仍可被检出,尤其是冬季SD和SCP浓度仍然较高。此外,有些抗生素的降解代谢易通过生物转化重新形成药物原型,或比母体毒性更强[19]。因此,在养殖过程中采用后续易降解的抗生素(如SM和TCs等)[22],对沼液后续无害化处理、减少其二次环境污染有重要作用。

植物修复是近年来热门的养殖场废水深度净化处理技术[25]。通过水生植物的吸收、挥发、根滤、降解、稳定等作用去除废水中的抗生素,具有二次污染小、成本低且可操作性强的特点[26]。该研究中种植的水生植物为凤眼莲和空心莲子草,对夏季废水中SD和SCP的去除率接近100%,但冬季效果较差。因此,筛选冬季对抗生素具有高效去除作用的水生植物组合是保证水生植物修复效果的关键。

4 结论

(1)厌氧消化对猪场废水中TCs和SAs的去除效率较低。特别是对进料浓度高、水力停留时间短的沼气工程,出料沼液(特别是冬季)中CTC、SD、SM和SCP浓度均较高,且SAs的代谢产物在厌氧条件下有重新形成药物原型的风险。

(2)对沼液后处理是其无害化和农田安全利用的重要措施,其中厌氧-好氧-生物处理组合工艺是未来研究的重点。多级沉淀池和水生植物塘处理单元可大幅降低沼液中TCs和SAs浓度,且夏季处理效果明显好于冬季。

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(责任编辑： 陈 昕)

Characteristics of Degradation Tetracyclines and Sulfonamides During Wastewater Treating Processes in an Intensive Swine Farm.

JIN Hong-mei1,2,3, HUANG Hong-ying1,2, GUAN Yong-xiang4, XU Cai-yun5, CHANG Zhi-zhou1,2, QIAN Yu-ting1,2

(1.Institute of Agricultural Resources and Environment, Jiangsu Academy of Agricultural Sciences/ Jiangsu Agricultural Waste Treatment and Recycle Engineering Research Center, Nanjing 210014, China;2.East China Scientific Observing and Experimental Station of Development and Utilization of Rural Renewable Energy, Ministry of Agriculture/ Key Laboratory of Agro-Environment in Downstream of Yangtze Plain, Ministry of Agriculture, Nanjing 210014, China;3.Key Laboratory of Food Quality and Safety of Jiangsu Province/ State Key Laboratory of Breeding Base, Nanjing 210014, China;4.Jiangsu Province Station of Farmland Quality and Agricultural Environment Protection, Nanjing 210036, China;5.College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China)

Antibiotics and their metabolites are emerging contaminants posing a potential worldwide human health risk. Intensive animal husbandry is believed to be a major contributor to the increasing environmental burden of antibiotics. As to the antibiotics in animal manure in China, little information is available regarding characteristics of the degradation of antibiotics during wastewater treating processes in intensive animal husbandry. The aim of this study was to investigate concentrations of tetracyclines (TCs) and sulfonamides (SAs) types of antibiotics in wastewater and to explore their degradation characteristics during the processes of treating the wastewater in an intensive swine farm typical of the region of South Jiangsu in winter and summer. Results show that in wastewater treatment using the prevailing biogas digesters, as the incoming wastewater was high in pollutant concentration,and its hydraulic retention time was short, the treatment was only able to remove 12.9%-69.3%, 20.4%-60.9%, 25.3%-55.0%, 13.8%-18.2%, 46.8%-61.8% and 18.1%-48.7%, of the oxytetracycline (OTC), chlorotetracycline (CTC), doxycycline (DOX), sulfadiazine (SD), sulfadimidine (SM) and sulfachlorpyridazine (SCP) in the wastewater, respectively. Besides, residual concentrations of TCs and SAs in the treated wastewater were much higher in winter than in summer, especially that of CTC, SD and SCP being 0.887, 0.492 and 10.160 μg·L-1, respectively, on average. Direct discharge of such wastewater from digesters into farm fields would pose high risks to biological safety. Post-treatment of the biogas slurry through a sedimentation tank and/or a pond with hydrophyte pond, had some positive effects on removals of TCs an SAs, especially in summer, when the residual removal rate could reach up to over 90%. So it is a critical measure to dehazardize biogas slurry for its safe use in farmlands. All the findings in this study demonstrate that the technology combining anaerobic and aerobic bio-treatment processes in removing antibiotics, SAs in particular, in wastewater from animal farms is a major and effective one.

intensive swine farm;wastewater treatment;antibiotics

2016-07-13

江苏省农业科技自主创新资金〔CX(16)1003-1〕;国家科技支撑计划(2015BAL04B05);江苏省太湖水环境综合治理科研课题(TH2014209)

X83

A

1673-4831(2016)06-0978-08

10.11934/j.issn.1673-4831.2016.06.017

靳红梅(1982—),女,河北吴桥人,副研究员,博士,主要研究方向为农业废弃物无害化处理与资源化利用。E-mail: hmjin@jaas.ac.cn

① 通信作者E-mail: hmjin@jaas.ac.cn