国内对降解水体抗生素的研究现状4篇

篇一：国内对降解水体抗生素的研究现状

篇二：国内对降解水体抗生素的研究现状

　　水体中抗生素污染研究进展

　　曾冠军;柳娴;马满英

　　【摘

　　要】Waterpollutioncausedbythewideapplicationofantibioticsisnowadaysrecognizedasoneofthemosturgentissuesinwaterenviron-ment.Themainsourcesandharmsofantibioticsaswellastheremovalmethodsofantibioticresiduesinwaterwereintroduced,andthefuturede-velopmentdirectionofantibioticsremovalwasforecasted.%使用抗生素引发的水体污染已成为水环境亟待解决的问题之一.介绍了水体中抗生素的主要来源和危害,归纳了水中残留抗生素的去除方法,并对其发展方向进行了展望.

　　【期刊名称】《安徽农业科学》

　　【年(卷),期】2017(045)003【总页数】3页(P72-74)

　　【关键词】水体污染;抗生素;研究进展

　　【作

　　者】曾冠军;柳娴;马满英

　　【作者单位】湖南工业大学土木工程学院,湖南株洲412007;湖南工业大学土木工程学院,湖南株洲412007;湖南工业大学土木工程学院,湖南株洲41200【正文语种】中

　　文

　　【中图分类】S94抗生素(Antibiotics)是生物(包括微生物、植物和动物)在其生命活动过程中所产生或者由其他方法获得的，能在低浓度下有选择地抑制或影响他种生物功能的有机质

　　[1]。目前，抗生素的种类已达几千种，主要有β-内酰胺类、氨基糖甘类、酰胺醇类、大环内酯类、多肽类、硝基咪唑类、抗结核菌类、四环素类等。自1928年发现青霉素以来，人们开始在治疗各种病症方面大量使用抗生素，并在家禽饲养、水产养殖和食品加工等方面广泛应用。现有的污水处理工艺并不能将抗生素完全去除，以至于水体中残留的抗生素类物质越来越多，加重了水体中抗生素的污染。目前，抗生素对水体的污染日益严重，引起了国内外专家的重视，并展开了相关研究[2]。笔者综述了水体中抗生素的来源及危害，并对发展方向进行展望。

　　长久以来，抗生素不仅用于治疗人类疾病及预防畜禽疾病，并且还应用于水产养殖以促进水产动物的生长。可见，水体中残留的抗生素主要来自生产抗生素类药物产生的污废水、人用抗生素、动物用抗生素和农用抗生素。

　　1.1生产抗生素类药物产生的污废水

　　制药产生的污水因其污染物多属于结构复杂、有毒有害和难以降解的有机物质，对水体造成严重污染。我国是一个抗生素使用大国，生产抗生素类药物的公司很多。在生产抗生素类药物的同时会产生大量含有抗生素的污废水。在抗生素类药物制药公司，主要从生产过程中排水、辅助过程中排水、冲洗水这3条途径产生抗生素污废水[3-5]。在生产过程中所排的污废水水量可能不大，但是抗生素类物质浓度含量很高。

　　制药公司产生的污废水虽然会经过处理再排放到自然水体中，但是现有的传统污水处理工艺难以将抗生素类物质完全去除。甚至有些制药公司为节约成本，直接将未经任何处理的含有抗生素的污废水直接排入水体，对自然水体造成了严重污染。如2014年山东鲁抗医药被曝出向京杭大运河大量偷排抗生素污水，浓度超自然水体10000倍。

　　1.2人用抗生素

　　人类使用抗生素药物一般分为医院抗生素的使用和家庭抗生素的使用，抗生素在人类疾病治疗上的广泛使用，使得抗生素的污染加重。据世界卫生组织一项调查显示，我国住院患者抗生素药物使用率高达80%，其中使用广谱抗

　　生素和联合使用2种以上抗生素的占58%，而家庭自备抗生素的使用率也已高达80%，我国患者的抗生素使用率高达70%左右，远高于西方国家(30%)。可见，我国抗生素滥用情况较严重[6]。

　　医院是抗生素大量使用的地方，由于病人集中，也是抗生素污染的主要地方。抗生素物质不仅从人体排出进入水体，还有一些医用器械清洗掉的残留抗生素也进入水体。医院的污废水经过简单处理就直接排入城市污水收集管网中，甚至一些医院的污废水不经任何处理就直接排放到城市污水收集管网或者自然水体中，对水体造成了严重的抗生素污染。此外，还有将一些未经使用但已经过期的抗生素类药物和残留抗生素的药瓶直接丢弃到自然环境中，使得抗生素类物质经过地表径流和地下径流进入水体，对水体造成污染[7-13]。

　　家庭抗生素的使用也是造成水体抗生素污染的重要因素之一，一些病人长期服用抗生素类药物治疗疾病和一些个人护理品也含有大量抗生素。人体只能吸收小部分的抗生素，80%～90%的抗生素以原形和代谢物的形式随着粪便和尿液排出体外，最终进入水体对水体造成污染。

　　1.3动物用抗生素

　　动物用抗生素分为畜禽和水产养殖的病害防治及饲料添加剂。抗生素在养殖业使用广泛，但是大部分未进行有效处理直接将抗生素残留物或代谢物暴露于环境中，最终进入水体，对水体造成污染。根据美国食品和药品管理局(FDA)报告，2011年全美所售抗生素的80%用于牲畜饲养，用于牲畜的所有药品中四环素占66.67%以上[6]。

　　随着大规模的畜牧养殖和水产养殖，含有抗生素类的病害防治药物和饲料添加剂被大量使用。家禽和家畜对于抗生素类物质的吸收只有20%～30%，其余70%～80%以原形或者代谢物的形式排出体外。随着畜牧业的迅速发展，含有各类抗生素物质的粪便也越来越多。大多数畜牧养殖场对粪便的处理就是用水冲洗。水产养殖中抗生素类物质的使用，使抗生素类物质直接对水体造成污染。只有25%左右的抗生

　　素被水产类动物吸收，其余溶解在水体中，或者沉积在水体底泥中[14]。

　　1.4农用抗生素

　　我国是一个农业大国，农药在农业生产中应用广泛。有些农药中含有大量抗生素类有机质，我国已登记的农用抗生素类农药已有20余种，170余个产品，如井岗霉素、农抗120、多抗霉素等[15]。在使用农药防治病虫害时，大部分农药直接进入环境或者残留在植物表面。这些残留的抗生素随着雨水的冲洗，进入水体。农药中所含抗生素造成的面源污染，使得水体污染加重。

　　虽然水体中抗生素的残留物是μg/L级别，甚至是ng/L级别，但是仍会对水体生态环境造成严重影响，也会给人类健康带来威胁。

　　2.1对水体生态的危害

　　抗生素的作用就是抑制或者杀死致病菌，这就使得不耐药菌群生长受限或被杀死，耐药优势菌群得以很好地生长繁殖，这严重破坏了水体的生态平衡。水体中长期存在抗生素残留物，对水体中菌群的平衡有很大影响，会使水体的自净能力降低。水体中的细菌作为水体生态系统的分解者，如果失去了平衡，将会对水体造成严重影响。如果有些有害物质不能分解，导致对水体造成持续性污染，也会使水体的底泥增加，造成水体功能慢慢退化。

　　水体中长期残留的抗生素能够诱导细菌产生抗药基因，这些抗药基因能够在不同细菌之间传递，也会遗传给子代的细菌。如果致病细菌获得了这些抗药基因，将对人类的健康带来巨大危害。研究表明，抗生素能诱导病原菌产生耐药性，特别是长期大剂量地在饲料中添加抗生素，会产生一些能够抵抗强力抗生素的病原菌，这些病原菌株的出现，对人和动物都极具威胁[16]。

　　2.2对人类健康的威胁

　　现代的饮用水处理工艺很难将水体中残留的抗生素去除，虽然国内外研究表明，饮用水中ng/L级的抗生素不会对人体造成危害，但是长期饮用会抑制或者杀死对人体有益的菌群，还会影响人体一些器官组织功能，也会形成对某些物质的过敏反应，部分抗生素物质还有致癌、致畸、致突变或者激素类的作用。如某些POPs物质，在环境中的浓度与抗生素相当，但是其雌激素效应会

　　造成人类生殖率降低，不孕症增加等[16]。

　　常规的水处理方法难以将抗生素类物质完全去除。简单的物理方法更不能将水体中的抗生素类物质有效去除。抗生素类物质对某些细菌有抑制作用或者致死作用，故不能使用传统的生物处理方法来去除。因此，只有用化学方法中的氧化法才能有效去除水体中的抗生素。

　　化学氧化法是指通过化学氧化剂与抗生素类物质发生反应或产生羟基自由基的强氧化剂将抗生素类物质氧化去除。常见的能去除水体中抗生素的化学氧化剂主要有O3、KMnO4、ClO2、TiO2、Na2S2O8等。刘佳等[17]研究认为，臭氧的氧化能力极强，在酸性溶液中，其氧化还原电位(E°)为2.07V，氧化性仅次于氟(E°=2.87V)；在碱性溶液中(E°=1.24V)，氧化能力略低于氯气(E°=1.36V)。同时，臭氧既可以与抗生素直接反应，又可以分解产生羟基自由基间接反应，直接反应有明显的选择性，对含未被质子化的氨基和双键反应较快，而羟基自由基则发生无选择性的快速反应。臭氧不会对水体造成二次污染，是一种较好的氧化剂。此外，还可以利用光催化降解水体中残留的抗生素，这是由于抗生素在光照下产生了活性，在催化剂和光照下发生氧化反应[18]。刘利伟等[19]进行了TiO2光催化降解水中喹诺酮类抗生素的研究，结果表明，TiO2用量1.0g/L、抗生素初始浓度10mg/L，pH为7，反应80min，3种喹诺酮类抗生素的降解率均达到95%以上。利用Na2S2O8的强氧化性去氧化水中的抗生素类物质，目前是一种比较前沿的高级氧化技术。在光、热、过渡金属离子(Fe2+)等条件下，S2O82-可活化分为SO4-，其氧化能力强于硫酸盐本身，在难降解有机物的氧化过程中起着关键作用[20]。利用SO4-·的强氧化性能够有效去除水中的难降解有机物，也能够有效去除水中的抗生素。

　　目前实施的地表水109检测指标中，尚无抗生素检测的标准。抗生素既没有专门监测，也没有被专门处理。面对水体已经被抗生素污染的事实，应该从污染源头加

　　强对抗生素的控制和治理[21-23]。应该摸清我国水体抗生素污染的现状和分布规律，以及水体中抗生素随水体温度及在不同水质中的变化规律，加大化学氧化法去除水体中抗生素的研究力度，使高级氧化技术应用于自然水体抗生素污染处理中[24]。还可以利用植物去除水中的抗生素类物质，目前生态浮床(岛)技术趋于成熟，已经应用于实际工程中，因此可以选择特定的植物去除水中的抗生素。陈小洁等[25]研究了大漂和凤叶莲2种水生植物对水体抗生素的去除效果，对抗生素含量小于2.5μg/mL的污水，培养72h后，大漂和凤叶莲对盐酸四环素的去除率分别高达80%、90%，对氨芐青霉素的去除率分别达80%、70%以上。利用植物去除水体中的抗生素，不会对水体带来二次污染，是今后水体抗生素污染修复的研究方向。

　　【相关文献】

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篇三：国内对降解水体抗生素的研究现状

　　第41卷第5期圆园21年5月工业水处理陨灶凿怎泽贼则蚤葬造宰葬贼藻则栽则藻葬贼皂藻灶贼灾燥造援41晕燥援5May袁圆园21DOI院10.11894/iwt.2020-0510氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展沙乃庆袁李艳红渊桂林理工大学环境科学与工程学院袁广西桂林541006冤咱摘要暂氟喹诺酮类抗生素作为喹诺酮类药物的第三代产品袁已被广泛用于医疗和养殖业中遥近年来袁氟喹诺酮类抗生素使用量较大袁在水环境中的检出频率逐年升高袁对生态环境和人类健康也产生了潜在危害遥对国内外氟喹诺酮类抗生素污染现状及在水中的降解进行阐述袁总结了不同污水处理工艺对氟喹诺酮类抗生素的处理效果袁最后展望了该领域未来的研究方向遥咱关键词暂氟喹诺酮曰抗生素曰污染现状曰去除技术咱中图分类号暂X703咱文献标识码暂A咱文章编号暂1005-829X渊2021冤05-0022-07Currentsituationofwaterpollutionandresearchprogresstreatmenttechnologyoffluoroquinoloneantibiotics渊CollegeofEnvironmentalScienceandEngineering袁GuilinUniversityofTechnology袁Guilin541006袁China冤Abstract院Fluoroquinoloneantibiotics袁thethirdgenerationofquinolones袁hasbeenwidelyusedinmedicalandbree鄄dingindustry.Inrecentyears袁theuseoffluoroquinolonesantibioticsislarge袁anditsdetectionfrequencyinwateren鄄wereillustrated袁andthetreatmenteffectsofdifferentsewagetreatmenttechnologiesonfluoroquinoloneantibioticsKeywords院fluoroquinolone曰antibiotics曰pollutionstatus曰treatmenttechniques氟喹诺酮类药物是一种人畜共用的人工合成类weresummarized.Finally袁thefutureresearchdirectioninthisfieldisprospected.thispaper袁thepresentsituationoffluoroquinoloneantibioticspollutionanddegradationinwaterathomeandabroadvironmentisgraduallyincreasing袁whichalsohaspotentialharmtotheecologicalenvironmentandhumanhealth.InShaNaiqing袁LiYanhong因其结构中含有氟原子袁称之为氟喹诺酮类抗生素抗菌药袁在国际上被誉为最重要的高效广谱抗菌药也1页遥形成复杂污染物袁微生物群落富集到微塑料表面袁并诱导产生抗性基因渊ARGs冤袁进而其危害程度比抗生降解和去除等相关研究进行归纳总结袁通过了解素本身对环境的危害更大也2袁6页遥笔者针对FQs在水中渊FQs冤袁目前已发展到第四代也2页遥抑菌机理为通过抑制DNA螺旋酶而达到抑菌作用也3页遥FQs因其抗菌谱广尧抗菌活性强等特点袁被广泛应用于医疗和养殖袁体外进入生态链袁最终进入环境也4页遥FQs类药物广泛应用导致病原菌的耐药性逐年增强袁大肠埃希菌对于其他类抗生素袁在土壤中表现出更强的蓄积能力和持久性袁也给当地农作物带来了更高的风险遥抗生耐用FQs类药物的耐药性已趋近50%也2袁5页遥FQs相比但其残留物大部分以原型或代谢产物形式直接排出FQs在水环境的污染情况并详细论述去除水中FQs的各种技术方法袁以期为读者更好地了解FQs类抗生素的去除提供帮助袁并对后续研究提出建议遥目前水环境中被检测出最多的FQs抗生素是其第三代产品袁主要包括诺氟沙星渊NOR冤尧氧氟沙星1渊OFL冤尧环丙沙星渊CIP冤尧恩诺沙星渊ENR冤等袁见图1遥水环境中FQs的污染素长期存在于水环境中袁会与水中微塑料尧重金属等近年来袁饮用水源地经常检测到抗生素等污染物咱基金项目暂国家自然科学基金项目渊52070050冤曰广西创新团队项目渊2018GXNSFGA281001冤曰广西基金面上项目渊2020GXNSFAA159017冤22工业水处理圆园21-05袁41渊5冤沙乃庆袁等院氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展图1氟喹诺酮类常用抗生素结构FQs质袁获由得于天自然身无污染的水也成为了世界性难题也7-9页遥地下水中被频性繁质检稳测定出袁也2半页素含量总体上呈南低北高遥衰的趋势目期长前袁也我袁经10页国地常在表地水中表水及抗生我国主要江河湖海及近海海域都有遥经检查测阅到文FQs献袁存在在袁如在我国七大流域中袁海河尧辽河和珠江的FQs平均质量浓度可达到100ng/L袁近海海域袁如渤海湾中FQs的平均质量浓度可达726ng/L也10页体中的分布特征见表1遥袁FQs在水表1FQs在水体中分布特征ng/L样品类型采样点NOROFLCIPENR文献白洋淀nd~1560.38~32.6nd~60.3nd~4.42也11页长江江苏段要0.320.340.4也12页青狮潭水库3.7~5.050~660.133.49~6.224.59~6.66也13页湖南大通湖0.05要1.518.04也14页辽河流域49.0337.9311.625.72也15页南京要15.26要要也8页地小清河要15021.26.3也16页水表苏州11928.917.5要也17页北运河nd~123nd~535nd~20要也4页海河nd~650nd~530nd~180nd~11.2也4页渤海湾nd~6.8nd~5.1nd~390要也4页洞庭湖nd~1.65nd~0.53nd~36.17nd~0.73也4页巢湖要1.2~182.7nd~13.6nd~82.7也18页太湖nd~6.5nd~82.8nd~43.6要也19页望阳河260.21582.5205.5331.8也20页中国4.9~675.41.8~7402.3~199nd~54污美国要100~35019~97045处理水加拿大5094~20419~118<45厂水出瑞士48~120要45~108要也21页意大利要600251要澳大利亚25~250要要200~250水江苏nd~126.17要nd~168.81nd~117.42也22页养产废殖水江苏要nd~18.928要nd~3.594也23页珠江口29.79~78.29nd~9.16要nd也24页养厂猪井径县要要263.115水废北京顺义389.2要261.944.5也25页地石家庄10.6108.26.948.6也20页水下北京尧常州10.4~96.81.00~36.2要3.03~70.9也26页北京昌平35.3要28.130.9也25页注院nd为未检出袁下同遥由表1可知袁我国近海海域尧湖泊尧河流尧水库尧地下水中都能检测到FQs的存在袁并且FQs对人类和环境的潜在危害程度位居新兴污染物前列也2袁6袁11页不遥同水源中的FQs浓度与其特性和来源有关袁也与不同区域对FQs抗生废等素的消费模式及环境行为不同有关也27页遥XiaohuiLi也25页调查了京津冀区域9个采样点分别抽取养猪厂水尧养猪厂地下水尧附近村庄地下水进行测定袁测定结果表明养猪厂废水FQs质量浓度最高袁可达mg/L级别袁养猪厂地下水FQs浓度和附近村庄地下FQs质量浓度相差不大袁大多为10ng/L左右遥这也表明养猪厂排放的抗生素会随废水进入到周围地下水环境中袁造成地下水污染遥FQs在近十年不仅浓度增长迅速袁影响范围也在不断扩大遥LuluZhang等也28页通过对白洋淀水质和沉积物样品2019进行FQs的时空变化规律研究时发现袁2013-渊上袁质年量期浓度间袁范围白洋为淀0.738~3FQs浓度至093少ng/L上升袁其中了10氟甲倍以喹中FLU袁FQs冤和也OFL是检出的检出频率频占率前最五高的遥污染物在世界之各国一袁污从水表厂1中可看出CIP尧OFL尧NOR在各国污水厂中的检出频率较高袁如美国袁最大检出质量浓度接近1000ng/L遥并OFL且环境中各水的水检出体FQs含量差异较大袁环境中CIP尧体环境中频率较污染物成高遥分复杂袁并且水体中微塑料可与重金属尧抗生素发生螯合作用形成复杂有机污染物袁会对附着其上的微生物产生持久性选择压力ARGs袁进而旦时机在增加基因突变和基因水平转移的风险也29页遥成微熟生就物会死转亡入后其可他以生长期物体内保袁留因在此专论与综述表2FQs在不同环境介质条件下降解的半衰期环境介质抗生素种类环境介质和条件半衰期/d参考文献ENR鸡粪袁避光120~286也31页CIP鸡粪袁土自然壤光照18.3~43.92也也3233页土壤环境NORCIP猪粪ENR袁避光462.1页407.7ENRCIP猪粪袁光照385.1<15也32页NOR鸡粪CIP袁锯末渊30依5冤益25.8也34页湖水袁自然光袁25益28.3621.133水环境CIP超纯水袁自然光袁25益24ENR湖水袁光也35页湖2水000袁自然LX光袁25照袁25益52益402.1光降解光解FQs2种方可以发生式袁包括直3接光种主要解以及反应和类O型参也44与页院的自胺侧敏链化化降解尧氟取代和还原脱卤袁见图2遥氧图2FQs一般降解途径在自然光照射下袁CIP和ENR在湖水中降分别为43.62%和38.11%也32袁45页发生的反应称之为间接光反应遥也在27页吸光物质的诱导解下率FQs效光方敏面剂袁袁在降解有机污染物方面遥应用TiO2作为一种高广泛袁在降解氧化活化袁冤袁TiO降e2通过紫外灯产生光生电子渊e-生空穴渊h+-和h+通过吸附FQs中的电子袁使冤和其光被解率可提升2~3倍遥X.VanDoorslaer等也46页通过研究TiO星渊MOX2介导非均相光催化降解莫西沙FQs降冤发解现贡献袁h+率在最氧小达化MOX到了中起主导作用袁h+对MOX的63%遥pH也是影响降解光途径降解也的主要会有所因差素别袁袁M.在不Razuc同pH等条件也47页通过下袁实FQs验的提出CIP在不同pH条件下会产生不同的降解途径和降解产物袁并在实验中得到验证袁ENR在pH=4渊a冤和pH=8渊b冤的光降解路径也39页见图3遥由图3可知袁ENR在UV照射下袁在pH=4时袁F原子E-3被羟基取代F不原子冤曰但同pH被在渊E-1冤袁哌嗪侧链被氧化重排渊E-2尧取pH=8时袁乙基哌嗪环被氧化裂解渊E-4冤曰环境代和下环袁丙产烷生了环被2氧种化降裂解解途径渊E-5及尧E-6降解冤曰在产物遥24工业水处理圆园21-05袁41渊5冤图3ENR在pH=4渊a冤和pH=8渊b冤的光降解路径C5FQs化学结构的差异也FQs和率要第C8高三代取代于GATCIP基两与团的不会影响光降解袁FQs的倍加以替同直接影响光降解速率袁如上沙星遥FQs渊GAT分子冤上相的比哌嗪袁其降环对其解速光降解活性都具有重要作用袁在哌嗪环引入修饰基团也可同时改变光降解速率和生物降解活性袁从而达FQs到FQs在环境中快速降解的目的遥虽然光降解料相对效率昂贵高袁等但影响受光袁照强实际应用度尧初始条件浓度受限尧光也36页照友好型FQs分子的设计及高效可重复利遥用的未来环境时间尧原光催2.2化剂的研发对化学氧化降解于光降解FQs具有巨大推动作用遥目前处理FQs类抗生素废水主要为化学氧化方法袁主要包括院催化臭氧氧化尧Fenton氧化尧湿式氧化法等也5袁46页技术袁臭氧遥降臭解氧氧对FQs化是应用的去除效比较率广泛为的80%先以进水上遥处理催化臭氧氧化主要分为均相催化及非均相催化两大类袁均相催化臭氧目前主要有合物理论也48页由基为主导遥的非表均面相催羟基化机理臭氧遥化羟由则基于是自催遵由化循基剂以理活羟论性基和组自络分的过渡金属氧化物表面处于不饱和状态袁水分子容易在表面与金属离子发生吸附和配位交换袁经解离脱附工业水处理圆园21-05袁41渊5冤沙乃庆袁等院氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展目前大多是同其他氧化技术耦合或加入催化剂提高处理效率也50页简单尧反应条件温遥Fenton和尧法操从作方1893便高年发效被现至广泛今应用袁因设备到有Fenton机废水处理袁在水处理过程中袁通常加入催化剂提高剂FeS有海反藻应酸效/Fe@Fe率袁目32/CNTsO前4尧降黏解性FQs负载抗铁生尧素纳的米铁铁系催/皂石化尧命缺点是等袁去难除回率达收袁为解90%决以此上也5页的致类遥缺点但铁袁Lingli粉催化Xing剂等也51页采用化学法开发出三维硫化钼渊3D-MoS助催化渊类冤Fenton氧化体系袁三维结构优化催化2海绵冤氧化性能袁使芳香族有机污染物反应速率常数提高到原来的52倍袁并且减少了铁的用量袁加速Fe3+少二次污染物形成袁并且实现了对抗生素废/Fe2+循环袁减水的高效处理遥目前袁关于去除FQs的高级化学氧化法有很多袁但是处理费用较高遥为了更经济尧有效地处理该废水应考虑将2种以上工艺联合以降低成本提高处理效率袁如化学-生物降解法袁辐照技术与物化尧生物等工艺结合处理工业废水等袁联合降解也将是处理有机废水2.3必然的发展趋势也5在微生物降解袁50页遥抗生素的生物降解中袁耐药菌的作用最大袁目前发现可以降解FQs的微生物见表3遥表3FQs抗生素降解菌种类微生物名称NORCIPENROFLLEF参文考献BacillusL.gasserisp.XX也52细菌LabrysBradyrhizobiumThermussp.X页portucalensissp.F11XXX也也5345页页RhodococcusT.versicolorsp.FP1XXXX也也5455页页PhanerochaeteRhizoctoniachrysosporiumXXX也也38页真菌PleurotusXylarialongipessolaniostreatusXXXXXX也56页也571页页注院X代表化合物发生降解降解机制有院氧化脱氟尧哌嗪环裂解尧羟基化尧N-乙酰化尧脱甲基尧喹啉核的羟基化等方式也3页报道的所有机制中袁N-乙酰化是FQs类抗生遥素迄今转化最为常见的方式袁该反应可以由细菌和真菌共同催化反应也58页菌需先暴露遥但在特定污染物下真菌比细菌更袁容再易诱降导解产FQs生袁降例解如污染袁细物所需要的酶袁但对于真菌而言袁真菌的非特异性酶可以直接转化和降解FQs也1袁55,58-59页真菌含有多种降解FQs酶袁其中遥包括据相胞关外文木献素可知分解袁酶尧木质素过氧化物酶尧锰过氧化物酶等多种酶袁这些酶可以使真菌在胞内或胞外2种方式转化污染物遥截至目前袁已发现可以降解FQs的真菌可遥以分为三类袁即白腐真菌尧褐腐真菌尧软腐真菌也1袁59页诺酮类抗生素中CIP主要降解途径见图4遥氟喹图4氟喹诺酮类抗生素中CIP主要降解途径由图4可知袁FQs类抗生素在降解酶作用下主要存在3种降解途径院哌嗪取代基的氧化尧单羟基化尧形成二聚体也55页处理技术袁难点在遥于微控生制物条件降解复杂是一袁效种率经低济尧袁高耐效药菌的易扩散等限制条件袁造成工程化应用困难也55页效降解多类别抗生素的菌群联合体及微生物遥的开固发定高2.4化研究植可物降解能是今后的研究重点遥植物修复最为常见的做法就是人工湿地修复系统遥人工湿地作为一种生态处理技术袁利用基质吸附尧植物吸收及微生物转化等作用净化水体也60页课题组通过采用水平潜专论与综述3水环境中FQs的去除污水处理厂的处理工艺不同袁FQs出水浓度也有较大差异遥不同处理工艺对FQs的去除效率见表4遥表4不同污水处理工艺对FQs的去除效率目标物污水厂工艺去OFLMBR-UFCAS62.0~89.6除率/%参考也文MBR-MF92.4~98.079.5~100也62页献AS+MBRA2/O>55也62也63页页CASA2/O58.7100也63页>60也64也65页页CIPCASSCAS72.84~77.1418~55也63页也49生MBR51~89也66页页UNTANK物滤床90.4也67NORAS-RO94.191也67页页也62页氧CAS也49MBR化沟也49页页A2/O47~9064.583>70也68页注院CASENR要活性污泥法曰UNITANK要交替生物池工艺曰MBR也6264页要页膜反应器曰RO要反渗透法曰CASS要周期循环活性污泥法曰A2好氧工艺曰UF要中空纤维超滤膜曰MF要微滤遥/O要厌氧/缺氧/199ng/LCIP袁在而中国在澳污大水利亚处理污水厂处理出水检测限遥究其原因袁污水处理厂的不厂质同出量处理水浓度浓度为工艺则占低2.3~很于大因素袁总体来讲袁传统活性污泥法对FQs的总去除率在42.3%~60.5%之间袁其中CIP在CAS和生物滤池的去除率较高袁为55.0%~90.4%袁NOR去除率稍高于OFL袁在各种工艺中平均去均在60.0%左右袁最高去除率可达90%也67页中袁一级处理和二级处理对抗生遥素此的外除去袁在率除效传统率污过水低厂袁为了能高效去除抗生素袁污水处理厂会采用深度处理工艺袁如活性炭吸附尧高级氧化尧膜工艺等也5页如J.Radjenovic等也62页研究了MBR与UF尧遥MF联合工艺对抗生素的去除效能袁UF尧MF对氧氟沙星的去除率均达90%以上遥虽然深层处理工艺对抗生素有明显的降低和消除作用袁但投资成本过高袁大多数污水厂很少采用袁另外袁传统污水处理工艺对FQs的去除主要是将其吸附到活性污泥中得以去除袁胞外聚合物是活性污泥的主要成分袁其是吸附污染物的主要载体袁但FQs并未真正去除袁只是吸附到污泥内袁对环境的危害并未真正消除遥复合式生物反应器工艺26工业水处理圆园21-05袁41渊5冤作为一种新型工艺袁针对常规污染物的去除研究较多袁但最近研究发现袁通过向复合式生物反应器内添加活性炭可以强化微生物的吸附和降解作用袁为提高抗生素处理效率提供一种新的处理思路也69页4展抗望遥生素与农药不同袁主要是随尿液尧粪便尧粪肥等进入到土壤或水环境中袁FQs及其代谢产物在环境中的持久性和迁移转化规律尚未有统一定论袁因此研究其代谢产物从农田到地表径流以至于进入地下水的行为过程袁将对环境风险评价具有重要意义遥虽然已有大量关于FQs在环境中的分布特征尧生理毒性的研究数据袁但在FQs类抗生素在水体的环境质量标准和排放标准还未制定袁建议加大ARGs对环境微生物多样性影响尧ARGs在微生物中的分布及其在微生物之间转移的机理研究袁并尽快建立抗生素和ARGs环境评估体系袁从源头严控抗生素使用及排放遥目前已有多种处理抗生素的方法袁但实际应用困难袁生物法虽然成本低袁但处理效率低袁并降解不完全袁会伴有有毒副产物的产生袁建议可与其他处理工艺联合应用处理废水遥化学氧化法处理高效袁但成本较高袁催化剂的大量投放会对环境产生二次污染袁未来开发可回收利用的催化剂将会具有巨大工业应用价值遥工业水处理圆园21-05袁41渊5冤沙乃庆袁等院氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展咱6暂刘鹏究咱D霄暂..大城连市院污大水连处理理工厂大学中痕袁2014.量抗生素的归趋及其减排技术研咱7暂BilalaticenvironmentM袁Mehmood院PersistenceS袁RasheedandT袁etadverseal.Antibioticsenvironmentaltracesimpactinthe咱aquJ暂.鄄咱8暂Current李险评辉袁估陈Opinion咱瑀J暂.袁环境科学学封梦娟inEnvironmental袁等.报南袁京市2020饮Science袁40用水渊4冤院源&1269-1277.地Health抗生袁素污染特2020袁13院征68-74.及风咱9暂廖态杰风险评价袁魏晓琴咱袁J暂肖.环境科学燕琴袁等.袁莲花2020水袁41库渊水9冤院体205-211.中抗生素污染特征及生咱10暂李特威征袁研究进展李佳熙袁李咱J吉暂.平南袁京等林.我业国不大学学同环境报渊自然科学介质中的版抗冤袁生2020素污染袁44咱11暂渊Liu1冤院ticenvironmentsXiaohui205-214.袁LuShaoyong袁GuoWei袁etal.Antibioticsintheaqua鄄Environment袁2018院A袁627review院1195-1208.oflakes袁China咱J暂.ScienceoftheTotal咱12暂ZhangantibioticsGuodong袁LuShaoyong袁WangYongqiang袁etal.Occurrenceof咱13暂lower莫的分苑敏Yangtzeand布袁特黄征亮亮Riverantibiotic及生袁王袁态倩Chinaresistancegenesandtheircorrelationsin风险评价袁等.咱广J暂.Environ.Pollut.袁2020袁257院113365.咱西J暂青.湖狮潭泊科学水库袁水2019体喹诺袁31渊1酮冤院类124-133.抗生素咱14暂刘晓中国环境科学晖袁卢少勇袁.2018大通袁湖38表渊1层冤院水320-329.体中抗生素赋存特征与风险咱J暂.咱15暂张晓特征娇及生袁柏态杨风险评巍袁张估远咱袁J等暂..环境科学辽河流域地袁2017表水中袁38渊典型11冤院抗4553-4561.生素污染咱16暂李态嘉风险评袁张瑞估杰咱袁J王暂.润农梅业袁环境科学学等.小清河流域报袁2016抗生袁素污染35渊7冤院分1384-1391.布特征与生咱17暂杨俊征及生袁王态汉欣风险评袁吴估韵斐咱J暂袁.等生.态苏环境学州市水环境中报袁2019典型袁28渊抗2冤院生359-368.素污染特咱18暂TangdistributionJun袁ShiofTaozhongantibiotics袁WuinLakeXiangweiChaohu袁etal.袁ChinaThe院occurrenceSeasonalvariaand鄄122tion院袁154-161.potentialsourceandriskassessment咱J暂.Chemosphere袁2015袁咱19暂NkoommentM袁LuGHChinaof院apharmaceuticals袁LiuJreviewandC.OccurrencepersonalcareandproductsecologicalinTaihuriskassessLake袁鄄2018袁20渊12冤院1640-1648.咱J暂.EnvironmentalScience鄄Processes&Impacts袁咱20暂JiangecologicalYonghai袁LiMingxiao袁Guo渊267-274.WangyangriskRiverof冤antibioticsinnorthChinainChangshengatypical袁etal.Distributionand咱J暂.Chemosphereeffluent鄄receiving袁2014袁112river院咱21暂邵分一布如及袁去席除北咱斗J暂.袁环境科学曹金玲袁等与.技术抗生袁素在2013城袁36市渊污7冤院水85-92.处理系统中的咱22暂方污染特昊袁余征军与楠生袁王态智风险评峰袁等估.江苏咱J暂.典型生态中与华农绒村螯环境学蟹养殖报区袁2019抗生袁素35咱23暂渊余11生军冤院素污染特楠1436-1444.袁方昊征袁胡与建生林态袁风险评等.江苏估四个典型克咱J暂.农业环境科学学氏原螯虾养报殖袁2020区抗袁咱24暂39梁渊惜2冤院梅386-393.袁施震袁黄小平.珠江口典型水产养殖区抗生素的污染特征咱J暂.生态环境学报袁2013袁22渊2冤院304-310.咱25暂LiliquidXiaohua袁Liuwater2018袁inmanurefromChongswine袁ChenfeedlotYongxingandtheir袁eteffectsal.Antibioticonnearbyresiduesgroundin鄄25regions渊12冤院11565-11575.ofNorthChina咱J暂.Environ.Sci.Pollut.Res.Int.袁咱26暂ChenthreefluoroquinoloneGuoli袁LiuXiangantibiotics袁TartakevoskyintheD袁groundwateretal.Riskassessmentrechargesysoftem咱J暂.Ecotoxicol.Environ.Saf.袁2016袁133院18-24.鄄咱27暂张研究进展杏艳袁陈咱中J暂.华生袁态邓毒海专论与综述tionshipsof咱Jorganic暂.SciencecontaminantsoftheTotalinEnvironmentsoilsusingplant袁2017鄄endophyte袁583院352-368.partner鄄咱43暂HuangcommunityXianpeitwocultivarsand袁ofciprofloxacinMoCehui袁YuBrassicaremovalJiao袁etinal.rhizosphericVariationssoilsinmicrobialbetween暂EnvironmentSturinimistryM袁Speltini袁2017袁A603/604parachinensis袁Maraschi院66-76.L咱J暂.ScienceoftheTotal咱44F袁etal.Environmentalphotoche鄄underoffluoroquinolonesinsoilandinaqueoussoilsuspensions咱45暂Amorimch袁2014solar袁21light渊23咱冤院J暂.EnvironmentalScienceAndPollutionResear鄄cinCL袁Moreira13215-13221.IS袁MaiaAS袁etal.BiodegradationofLabrys袁norfloxacinportucalensis袁andciprofloxacinF11咱J暂.Appl.assingleMicrobiol.andmixedBiotechnol.substratesofloxa袁2014by鄄袁咱46暂Van98渊7Doorslaer冤院3181-3190.diatedX袁HeynderickxPM袁DemeestereK袁etal.TiO2me鄄Operationalheterogeneousvariablesandphotocatalyticscavengerstudydegradation咱J暂.AppliedofmoxifloxacinCatalysisB院院咱47暂EnvironmentalRazuclingofMspectrophotometric袁Garrido袁2012M袁袁Caro111/112YS院袁150-156.etal.Hybridhard-andsoft鄄mode鄄itsctrochim.mainphotodegradationActaAMol.Biomol.productsdataformonitoringSpectrosc.atdifferentof袁2013袁pHciprofloxacin106values院146-154.咱J暂.Speand鄄咱48暂彭用澍晗咱J暂.工业袁吴水德处理礼.催袁2019化臭袁氧氧39渊1化冤院深1-7.度处理工业废水的研究及应咱49暂WatkinsonconventionalAJand袁MurbyadvancedEJ袁CostanzowastewaterSD.treatmentRemoval院Implicationsofantibioticsinenvironmentaldischargeandwastewaterrecycling咱J暂.WaterRes.for2007袁41渊18冤院4164-4176.袁咱50暂王展建咱J暂龙.四.废川水中师范药大学学品及个报人渊自然科学护理用品版渊PPCPs冤袁2020冤的袁43去渊除2冤院技术143-172.研究进咱51暂ZhuexcellentLingli袁JiJiahui袁LiuJun袁etal.Designing3D-MoS2spongeas咱52暂controlLiyanage咱J暂cocatalysts.AngewandteinadvancedChemie袁2020oxidation袁59渊33processes冤院13968-13976.forpollutantcteriagradationisolatedGY袁Managefrom咱hospitalPM.RemovalJ暂.InternationaleffluentwaterofCiprofloxacinJournalandofidentification渊CIP冤byMedical袁Pharmacyofbade鄄鄄咱53暂andNguyenDrugResearchpathways袁2018袁2渊3冤院37-47.antibioticLN袁NghiemLD咱54暂vatedMaiasludgeciprofloxacin咱J暂by袁OhBradyrhizobiumS.Aerobicbiotransformationsp.isolatedfromofactithe鄄ofAS袁Tiritan.ChemosphereME袁Castro袁2018袁211院600-607.calensisofloxacinF11andandlevofloxacinRhodococcusbyPML.Enantioselectivedegradationsp.theFP1bacterial咱J暂.Ecotoxicol.strainsLabrysEnviron.portuSaf.袁鄄咱55暂刘2018袁155院144-151.农元业望环境科学学袁李兆君袁报冯袁瑶2016袁等袁.35微渊生2冤院物212-224.降解抗生素的研究进展咱J暂.咱56暂ParshikovenrofloxacinIA咱袁JKhasaeva暂.AsianJournalFM.FungalofMicrobiologytransformation袁Biotechnologyofofloxacinandand28工业水处理圆园21-05袁41渊5冤咱57暂RuschEnvironmentalSciences袁2018袁20渊2冤院368-371.antibioticM袁KauschatductiondanofloxacinA袁SpielmeyerbyxylarialongipesA袁etal.Biotransformationleadstoanefficientofthere鄄暂63Kuemmerer渊31冤院of6897-6904.itsantibacterialactivity咱J暂.J.Agric.Food.Chem.袁2015袁咱58咱59暂PartPrieto域咱K.Antibioticsintheaquaticenvironment-Areview-floxacinA袁JandModer暂...ChemosphereciprofloxacinM袁Rodil袁R2009袁byetaal.袁75whiteDegradation渊4冤院435-441.鄄rotfungusoftheandantibioticsidentificationnor鄄咱60暂Ding10987-10995.ofdegradationproducts咱J暂.Bioresour.Technol.袁2011袁102渊23冤院teconfigurationYanli袁LyuinT袁horizontalBaiShaoyuansubsurface袁etal.Effectflowconstructedofmultilayerwetlandssubstra院鄄Assessmentlidsaccumulationoftreatment咱J暂.Environ.performanceSci.Pollut.袁biofilmRes.developmentInt.袁2018袁袁25and渊2so冤院鄄咱61暂1883-1891.WangnceofXiaoouorganics袁TianandYimeinutrient袁LiuHong袁etal.Optimizingtheperformamicro鄄bialfuelcellsystems咱J暂.Sci.removalTotalEnviron.inconstructed袁2019袁653wetland院860-871.鄄鄄咱62暂RadjenovicmaceuticalsJ袁PetrovicM袁Barcel佼D.Fateanddistributionofphar鄄activatedsludgeinwastewater渊CAS冤andandadvancedsewagemembranesludgeofbioreactortheconventional渊MBR冤咱63暂treatmentJiaandAi咱J暂.WaterRes.袁2009袁43渊3冤院831-841.fluoroquinolone袁WanYi袁XiaoantibioticsYang袁etal.inOccurrenceamunicipalandsewagefateofquinolone咱64暂antDutta咱J暂organicK.Water

篇四：国内对降解水体抗生素的研究现状

　　抗生素制药废水处理研究进展

　　抗生素被广泛应用于人类控制感染性疾病及家禽、家畜、作物等病害的防治。但是由于抗生素的筛选和生产、菌种选育等方面仍存在着许多技术难点，从而出现原料利用率低、提炼效率低、废水中残留抗生素含量高等诸多问题，造成严重的环境污染与不必要的浪费，影响了抗生素生产的社会、经济效益。

　　1.抗生素制药废水的来源及特征

　　抗生素生产包括微生物发酵、过滤、萃取结晶、化学方法提取、精制等过程。由抗生素的生产流程可知，废水来源主要为：(1)提取工艺的结晶液、废母液，属高浓度有机废水；(2)洗涤废水，属中浓度有机废水；(3)冷却水。因此，抗生素生产废水是一类富含难降解有机物和生物毒性物质的高浓度有机废水。

　　其主要特征：来自发酵残余营养物的高COD和高SS；存在生物抑制性物质，如残留抗生素及其中间代谢产物、高浓度硫酸盐、表面活性剂(破乳剂、消沫剂等)和提取分离中残留的高浓度酸、碱、有机溶剂等；因间歇排放，废水的pH值、水质、水量波动大。

　　2抗生素废水的处理方法

　　抗生素废水的处理方法可归纳为以下几种：物理处理方法、化学处理方法、生物处理方法以及多种方法的组合处理等。现分别就各种方法进行分析。

　　2.1物理处理方法

　　由于抗生素生产废水属于难降解有机废水，特别是残留的抗生素对微生物的强烈抑制作用，可造成废水处理过程复杂、成本高和教果不稳定。因此在抗生素废水的处理过程中，采用物理处理方法或作为后续生化处理的预处理方法以降低水中的悬浮物和减少废水中的生物抑制性物质。目前应用的物理处理方法主要包括混凝、沉淀、气浮、吸附、反渗透和过滤等。

　　混凝法是在加入凝聚剂后通过搅拌使失去电荷的颗粒相互接触而絮凝形成絮状体，便于其沉淀或过滤而达到分离的目的。采用凝聚处理后，不仅能有效地降低

　　污染物

　　的浓度，而且废水的生物降解性能也得到改善。在抗生素制药工业废水处理中常用的凝聚剂有：聚合硫酸铁、氯化铁、亚铁盐、聚合氯化硫酸铝、聚合氯化铝、聚合氯化硫酸铝铁、聚丙烯酰胺(PAM)等。刘明华等咧利用有机／无机复合型改性木质素絮凝剂MLF处理抗生素类化学

　　制药废水，当抗生素制药废水的pH值为6.10时，絮凝剂的用量为120mg/l时，废水中CODCR\\\\\\\\SS和色度的去除率分别达至61.2%、96.7%和91.6%。

　　沉淀是利用重力沉淀分离将密度比水大的悬浮颗粒从水中分离或除去。

　　气浮法是利用高度分散的微小气泡作为载体吸附废水中的污染物，使其视密度小于水而上浮，实现固液或液液分离的过程。通常包括充气气浮、溶气气浮、化学气浮和电解气浮等多种形式。

　　吸附法是指利用多孔性固体吸附废水中某种或几种

　　污染物，以回收或去除污染物，从而使废水得到净化的方法。常用的吸附剂有活性炭、活性煤、腐殖酸类、吸附树脂等。该方法投资小、工艺简单、操作方便，易管理，较适宜对原有污水厂进行工艺改进。

　　张满生等利用两级炉渣吸附和三级活性炭吸附对青海制药集团原料药生产废水进行深度处理。处理后废水COD得到大幅度削减，效果显著。反渗透法是利用半透膜将浓、稀溶液隔开，以压力差作为推动力，施加超过溶液渗透压的压力，使其改变自然渗透方向，将浓溶液中的水压渗到稀溶液一侧，可实现废水浓缩和净化目的。

　　朱安娜等采用纳滤膜对洁霉素废水进行的分离实验，发现既减少了废水中洁霉素对微生物的抑制作用，又可回收洁霉素，增加企业经济效益与社会效益。

　　2.2化学处理方法

　　2.2.1光催化氧化法

　　该技术可有效地降解制药废水中的有机物浓度，且具有性能稳定、对废水无选择性、反应条件温和、无二次污染等优点，具有很好的应用前景。李耀中等以TiO2作催化剂，利用流化床光催化反应器处理制药废水，考察了在不同工艺条件下的光催化效果，结果表明：进水COD分别为596、861mg／l时，采用不同的试验条件，光照150min后光催化氧化阶段出水COD分别为113、124mg／l去除率分别为81.0%、85.6%，且BOD／COD值也可由0.2增至0.5，提高了废水的可生化性。但是，光催化氧化法仍然存在不足，目前应用最多的TiO2催化剂具有较高的选择性且难于分离回收。因此，制备高效的光催化剂是该方法广泛应用于

　　环保

　　2.2.2Fe-C处理法

　　Fe-C技术是被广泛研究与应用的一项废水处理技术。以充人的pH值3~6的废水为电解质溶液，铁屑与炭粒形成无数微小原电池，释放出活性极强的，新生态的能与溶液中的许多组分发生氧化还原反应，同时产生新生态的Fe，新生态的Fe具有较高的活性，生成Fe，随着水解反应进行，形成以Fe为中心的胶凝体，从而达到对有机废水的降解效果。邹振扬等在常温常压下利用管长比吲定的浸滤柱内加装活性炭一铁屑为滤层，以Mn

　　、Cu

　　作催2+2+3+3+3+3+领域的前提。

　　化剂，对四环素制药厂综合废水的处理结果表明，活性炭具有较大的吸附作用，同时在管中形成的Fe-C微电池，将铁氧化成氢氧化铁絮凝剂，使固液分离、浊度降低。

　　化学处理方法在实际应用过程中，试剂的过量使用易导致水体二次污染的产生，因此在设计前应做好相关的调研工作。

　　2.3生物处理法

　　生物处理法已成为处理高浓度有机废水的主要选择，应用生物处理法显著地降低了

　　污水处理

　　的运行费用，为制药废水处理技术开辟了经济、有效的新途径。生物处理技术一般包括：好氧处理法、厌氧处理法、光合细菌处理法等。

　　2.3.1好氧处理法

　　常用于制药废水的好氧生物法主要包括：普通活性污泥法、加压生化法、深井曝气法、生物接触氧化法、生物流化床法、序批式间歇活性污泥法等。

　　目前，国内外处理抗生素废水比较成熟的方法是活性污泥法。由于加强了预处理，改进了曝气方法，使装置运行稳定，到20世纪70年代已成为一些工业发达国家的制药厂普遍采用的方法。但是普通活性污泥法的缺点是废水需要大量稀释，运行中泡沫多，易发生污泥膨胀，剩余污泥量大，去除率不高，常必须采用二级或多级处理。因此近年来，改进曝气方法和微生物固定技术以提高废水的处理效果已成为活性污泥法研究和发展的重要内容。

　　加压生化法相对于普通活性污泥法提高了溶解氧的浓度，供氧充足，既有利于加速生物降解，又有利于提高生物耐冲击负荷能力。

　　深井曝气法是高速活性污泥系统。和普通活性污泥法相比，深井曝气法具有以下优点：氧利用率高，相当于普通曝气的10倍；污泥负荷高，比普通活性污泥法高2.5~4倍；占地面积小、投资少、运转费用低、效率高、COD的平均去除率可达到70%以上；耐水力和有机负荷冲击能力强；不存在污泥膨胀问题；保温效果好。

　　生物接触氧化法兼有活性污泥法和生物膜法的特点，具有较高的处理负荷，能够处理容易引起污泥膨胀的有机废水。在制药工业生产废水的处理中，常常直接采用生物接触氧化法，或用厌氧消化、酸化作为预处理工序来处理制药生产废水。但是用接触氧化法处理制药废水时，如果进水浓度高，池内易出现大量泡沫，运行时应采取防治和应对措施。

　　生物流化床将普通的活性污泥法和生物滤池法两者的优点融为一体，因而具有容积负荷高、反应速度快、占地面积小等优点。

　　序批式间歇活性污泥法(SBR)具有均化水质、无需污泥回流、耐冲击、污泥活性高、结构简单、操作灵活、占地少、投资省、运行稳定、基质去除率高于普通的活性污泥法等优点，比较适合于处理间歇排放和水量水质波动大的废水。但sbr法具有污泥沉降、泥水分离时间

　　较长的缺点。在处理高浓度废水时，要求维持较高的污泥浓度，同时，还易发生高粘性膨胀。因此，常考虑投加粉末活性炭，以减少曝气池泡沫，改善污泥沉降性能、液固分离性能、污泥脱水性能等，以获得较高的去除率。

　　直接应用好氧法处理抗生素废水仍需考虑废水中残留的抗生素对好氧菌存在的毒性，所以一般需对废水进行预处理。

　　2.3.2厌氧处理法

　　厌氧生物处理是指在无分子氧条件下通过厌氧微生物(包括兼性微生物)的作用将废水中的各种复杂有机物分解转化成甲烷和二氧化碳等物质的过程，也称厌氧消化由于厌氧处理过程中起主要代谢作用的产酸菌和产甲烷菌具有相对不同的生物学特征，因此可以分别构造适合其生长的不同环境条件，利用产酸菌生长快，对毒物敏感性差的特点将其作为厌氧过程的首段，以提高废水的可生化性，减少废水的复杂成分及毒性对产甲烷菌的抑制作用，提高处理系统的抗冲击负荷能力，进而保证后续复合厌氧处理系统的产甲烷阶段处理效果的稳定性。用于抗生素废水处理的厌氧工艺包括：上流式厌氧污泥床(UASB)、厌氧复合床(UBF)等。

　　UASB能否高效和稳定运行的关键在于反应器内能否形成微生物适宜、产甲烷活性高、沉降性能良好的颗粒污泥。UASB反应器具有厌氧消化效率高、结构简单等优点。但在采用UASB法处理制药生产废水时，通常要求SS含量不能过高，以保证COD去除率。上流式厌氧污泥床过滤器(UASB+AF)是近年来发展起来的一种新型复合式厌氧反应器，它结合了UASB和厌氧滤池(AF)的优点，使反应器的性能有了改善。该复合反应器在启动运行期间，可有效地截留污泥，加速污泥颗粒化，对容积负荷、温度pH值的波动有较好的承受能力。采用加压上流式厌氧污泥床(PUASB)处理废水时，氧浓度显著升高，加快了基质降解速率，能够提高处理效果。

　　UBF法兼有污泥和膜反应器的双重特性。反应器下部具有污泥床的特征，单位容积内具有巨大的表面积，能够维持高浓度的微生物量，反应速度快，污泥负荷高。反应器上部挂有纤维组合填料，微生物主要以附着的生物膜形式存在，另一方面，产气的气泡上升与填料接触并附着在生物膜上，使四周纤维素浮起，当气泡变大脱离时，纤维又下垂，既起到搅拌作用又可稳定水流。

　　经单独的厌氧方法处理后的出水COD仍较高，难以实现出水达标，一般采用好氧处理以进一步去除剩余COD。

　　2.3.3光合细菌处理法(PSB)

　　光合细菌(PhotosynthesisBacteria，简称PSB)中红假单胞菌属的许多菌株能以小分子有机物作为供氢体和碳源，具有分解和去除有机物的能力。因此，光合细菌处理法可用来

　　处理某些食品加工、化工和发酵等工业的废水。PSB可在好氧微好氧和厌氧条件下代谢有机物，采用厌氧酸化预处理常可以提高PSB的处理效果。

　　PSB处理工艺具有承受较高的有机负荷、不产生

　　沼气

　　、受温度影响小、有除氮能力、设备占地小、动力消耗少、投资低、处理过程中产生的菌体可回收利用等优点[14]"。

　　2.3.4厌氧-好氧处理方法及与其他方法的组合

　　单独的好氧处理或厌氧处理往往不能满足废水处理要求，而厌氧一好氧处理方法及其与其他方法的组合处理工艺在改善废水的可生化性、耐冲击性，降低投资成本，提高处理效果等方面明显优于单独处理方法，使其成为制药废水的主要处理方法。

　　买文宁用中试规模的厌氧复合床(UBF)和周期循环活性污泥系统(SASS)处理抗生素废水，SS、COD、BOD的去除率分别达到90.3%、87.6%、95.4%。出水水质达到国家生物制药工业废水排放标准(污水综合排放标准)GB8978-1996。

　　钱卫萍利用A／O工艺处理亚东制药霍山有限公司制药生产废水，工程运行表明：该工艺处理效果好，运行稳定。各项指标均可达到GB8978-1996的一级标准。迟娟等[l7]采用内电解-MBR工艺处理维生素及青霉素制药废水，在原水COD为12000mg／ml左右时，内电解对该废水COD去除率可达40%左右，MBR出水的COD<300mg／ml。

　　3结语

　　由于抗生素制药废水是一类成分复杂、生物毒性高、含难降解物质的有机废水，一般采用物化预处理一厌氧、好氧处理一后处理一外排的处理流程。但是，目前厌氧、好氧处理的单元操作较多，有待研究开发新型高效低能耗的厌一好氧复合反应器。

　　此外，针对抗生素制药废水可生化性差的特点，可与其他生化程度较高的废水，如食品工业废水或城市生活污水等共同处理。开展污水的综合防治，降低处理浓度和处理成本。当然，制药废水的根本治理还在于推行绿色化生产工艺和清洁化生产管理，力求实施生产工艺的闭路循环。

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