环境工程学报, 12(1), 1-14
DOI 10.12030/j.cjee.201801010     中图分类号    X703.1     文献标识码    A

张昱, 唐妹, 田哲, 高迎新, 杨敏. 制药废水中抗生素的去除技术研究进展[J]. 环境工程学报,2018,12(1):1-14.
ZHANG Yu, TANG Mei, TIAN Zhe, GAO Yingxin, YANG Min. Research progress of removal technology of antibiotics from antibiotic production wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering,2018,12(1):1-14.
制药废水中抗生素的去除技术研究进展
张 昱1,2,3,*,   唐 妹1,2,3,   田 哲1,2,3,   高 迎新1,2,3,   杨 敏1,2,3
1. 中国科学院生态环境研究中心高浓度难降解有机废水处理技术国家工程实验室,北京 100085
2. 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
3. 中国科学院大学,北京 100049
第一作者:张昱(1973—),女,博士,研究员,研究方向:水质生物转化、环境中抗生素耐药基因的行为和控制。E-mail:zhangyu@rcees.ac.cn
*
通信作者 
收稿日期:2018-01-02;录用日期:2018-01-05
基金项目:国家自然科学基金资助项目(21590814)

摘  要 

发酵类抗生素生产废水中残留抗生素及相关物质(残留效价)含量高,对废水生物处理系统微生物群落结构以及废水处理效果影响显著,同时会导致生物处理细菌耐药基因的产生和排放;因此,如何去除废水中残留抗生素及效价是解决抗生素废水处理难题的关键。在前期研究的基础上,提出高浓度抗生素生产废水残留抗生素效价的水处理控制目标,概述了水中抗生素去除的生物和物化技术的最新研究进展,提出了在废水生物处理之前进行抗生素选择性去除的强化催化水解预处理技术方案,结合生物处理之后采用高级氧化技术保障该类废水安全排放,并对未来该类废水处理技术的发展方向提出了建议,以期为行业的可持续发展提供技术支持和科学依据。
Research progress of removal technology of antibiotics from antibiotic production wastewater
ZHANG Yu1,2,3,*, TANG Mei1,2,3, TIAN Zhe1,2,3, GAO Yingxin1,2,3, YANG Min1,2,3     
1. National Engineering Laboratory for Industrial Wastewater Treatment, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
*
Corresponding author

Abstract  

The concentration of residual antibiotics and related substances (residual antibacterial potency) in the fermentative antibiotic production wastewater is high, which has a significant impact on the microbial community structure of the biological wastewater treatment systems and leads to the generation of antibiotic resistance genes (ARGs). Therefore, selective removal of residual antibiotics and related substances (residual antibacterial potency) in wastewater is the key to solve the problem of antibiotic production wastewater. Based on the previous work, this paper suggested the control target of the antibiotic production wastewater treatment, summarized the latest research progress on the biological and physicochemical technology of antibiotic removal from water, proposed enhanced hydrolysis pretreatment technology before biological wastewater treatment for the selective antibiotic removal, and provide the suggestion for future development directions of treatment of such wastewater.

自从20世纪40年代青霉素被广泛应用于临床医疗以来,抗生素在减少疾病痛苦、延长人类寿命方面发挥了无法替代的作用。目前用于临床上的抗生素药物达数千种,其中产能和需求量最大的为发酵类抗生素原料药,主要包括β-内酰胺类、四环类、氨基糖苷类、大环内酯类等9大类[1]。目前,我国生产抗生素的企业多达300余家,生产的抗生素品种超过70个,抗生素产量占到世界总产量的20%~30%,是临床上需求量最大的β-内酰胺类、四环类和氨基糖苷类等9种发酵类抗生素药物的主要生产基地,部分产品如红霉素、盐酸强力霉素和头孢菌素类产品的产量位居全球第一[2]。抗生素生产在我国国民经济中扮演着极其重要的角色。
发酵类抗生素生产过程大致分为发酵、过滤、提取和精制等几步主要工序。由于其生产特点,原料利用率低,抗生素生产废水成分复杂,含有大量有机物、硫酸盐和高浓度抗生素及相关物质残留(主要是某些具有抑菌效应的异构体或水解与降解中间产物)。例如土霉素发酵废母液化学需氧量(COD)、氨氮和硫酸盐分别为15 000~35 000、500~1 600和2 000 mg·L-1,残留土霉素含量为500~1 000 mg·L-1[3-4]。同时,抗生素废水排放量大,生产每吨抗生素的基准排水量达500~6 500 m3[5]
目前,发酵类抗生素废水处理的主体工艺均使用生物技术,通常包括厌氧、缺氧和好氧3个处理单元[3, 6]。废水中残留的高浓度抗生素对微生物存在很强的抑制作用,使得高浓度的抗生素废水的处理成为一个难题[5-8]:首先是其复杂的水质条件,特别是某些残留抗生素及相关物质影响下的生物处理效果不稳定,造成大量抗生素废水处理设施的出水COD和氨氮等指标难以满足《发酵类制药工业水污染物排放标准》[5],成为行业发展的重大挑战;其次是高残留抗生素及相关物质胁迫下废水生物处理中抗生素抗药菌和耐药基因的产生与排放的环境安全问题[7]。作为世界上最大的抗生素生产国之一,含有高浓度抗生素的生产废水生物处理系统可能成为抗药基因的潜在污染源,使我国面临较大的抗生素生产过程污染排放导致的耐药基因传播风险。可见,如果能够在废水生物处理之前去除抗生素及相关物质残留可以保障抗生素生产废水生物处理效果和阻断耐药基因产生排放。尽管目前水中抗生素的去除技术已经有很多研究[3, 9-11],特别是近年来基于臭氧、Fenton等的各种氧化或者高级氧化技术能够从纯水或者模拟水体系中高效去除抗生素,然而如何从组成非常复杂的抗生素废水中高效选择性去除残留抗生素及其相关物质仍然是一个技术挑战。
笔者及其所在课题组是国际上最早关注抗生素生产过程中高浓度抗生素及抗药基因排放问题的研究小组之一,近10年来,在国家自然科学基金、科技部863课题、国际合作等项目的支持下,致力于发酵类抗生素废水特征污染物——抗生素和耐药基因的识别、转化和控制研究。发现抗生素生产废水处理系统出水和剩余污泥是抗生素、耐药菌和耐药基因排放的一个重要来源;开发了强化催化水解等预处理、酵母菌预处理、高温和超高温厌氧技术进行废水和剩余污泥(菌渣)中抗生素的选择性去除和耐药基因的控制,在河北某制药厂进行了四环素类抗生素废水处理的强化催化水解预处理和厌氧生物处理耦合的现场中试验证,在无锡某制药厂建立了包括酵母菌预处理-常规生物处理-高级氧化的大环内酯类废水处理示范工程,为解决行业废水难题提供了技术基础[12-13]
在前期工作的基础上,本文首先提出高浓度抗生素生产废水残留抗生素的处理技术控制目标,进而综述了水中抗生素去除的生物和物化技术研究进展,最后提出关于废水生物处理之前进行抗生素选择性去除的预处理技术方案,对未来的技术发展方向提出了建议。

1 废水处理目标——废水残留抗生素效价的去除

水中的抗生素作为新型污染物具有潜在的环境风险,但至今为止,世界各国均没有针对抗生素和抗药基因制定具体的排放标准。而水处理技术的研究开发和应用需要首先明确抗生素的处理目标,目前评价抗生素的处理效果主要是利用仪器方法(例如液相色谱或者超高效液相色谱-串联质谱仪)测定抗生素母体的浓度的变化。实际上,抗生素废水的处理目标不仅仅是降低抗生素的浓度,更重要的是去除抗生素废水中的抗生素的抗菌活性,即“效价”。废水中残留的效价物质既包括抗生素废水中的抗生素母体,也包括一些仍具有抑菌活性的中间产物、前驱体或者生产副产物[14-15];此外,还包括经过物化或者生物降解等过程后保留抑菌活性的中间转化产物[16-17]。因此,仅利用仪器方法测定抗生素母体的浓度可能会低估废水中的抗生素及可能具有抑菌活性的相关物质[18]。实际上,这些具有抗菌活性的抗生素转化产物仍然会影响生物处理系统微生物群落结构,还会对环境中的微生物产生选择压力,促进细菌耐药性的产生和传播[19]
在药典中,抗生素中有效成分的效力,以“效价”表示活性单位,用于药品制剂等的纯度检验[20]。在抗生素的环境行为和去除技术研究中,由于抗生素在环境中经过水解、光解、氧化等过程产生的产物可能仍保留抑菌活性,因此,抗生素的抑菌活性在环境过程,尤其是涉及到降解产物产生的过程中的检测已经受到关注。例如,HALLING等[16]采用培养方法通过计算半数效应浓度(EC50,mg·L-1)结合物质浓度分析评价几种抗生素(如土霉素、泰乐菌素、链霉素等)在土壤间隙水、活性污泥-水体系中的好氧和厌氧稳定性。在研究臭氧、光催化、光解等对水中抗生素的去除效果时,也有研究[21-23]利用分离培养和比浊法进行处理前后抗生素抑菌能力变化的评价。综上所述,目前的研究主要采用平板计数法[16, 24]和比浊法[21-22, 25-28]来评价抗生素溶液在环境过程中的抑菌能力的变化,通常针对受试菌株E.coliBacillus subtilis等。相对传统分离培养方法,比浊法方便快速,具有很好的实用性,然而传统的固定生长时间比浊法(fixed growth time turbidimetry)影响因素多,难以获得很好的重复性。同时,已有研究均采用EC50、半数最小抑菌浓度(MIC50)或者抑制率等来进行抗生素抑菌活性的表征,难以有效评价环境样品中不同物质对残留效价的贡献。
在笔者课题组的前期工作中,利用药典中抗生素“效价”的概念,建立了一套普适性的基于实时比浊法(real-time turbidimetry)的抗生素生产废水效价测定方法,相对传统的固定生长时间比浊法(相对标准偏差(RSD)为5.62%~11.29%),该方法的RSD可以降低至1%左右。同时,通过比较待测水样和抗生素标准参照物质对标准菌株(金黄色葡萄球菌或者大肠杆菌等)的抑制来评价抗生素生产废水中抗生素及其相关物质的残留效价,采用相对应的抗生素母体效价当量(EQ,mg·L-1)表征了废水中包括该抗生素母体及相关物质的抑菌活性,可以评估抗生素废水中的中间产物对效价的贡献。利用该方法评估了土霉素和螺旋霉素生产废水处理系统的残留效价,发现土霉素废水的土霉素效价当量与测得的土霉素浓度基本一致,说明土霉素是废水中抗菌效价的主要贡献者;而螺旋霉素废水的螺旋霉素效价当量显著高于螺旋霉素浓度,说明螺旋霉素废水中存在除了螺旋霉素本身之外的其他物质贡献废水效价,螺旋霉素的转化产物新螺旋霉素的效价占13.2%~22.9%,废水的残留效价仍然高于其中螺旋霉素和新螺旋霉素贡献的效价之和,还存在9.09%~60.3%的未知效价物质,需要进一步探索[29]。利用废水中抗生素效价指标来评价废水中所有具有抗菌活性的物质有望成为环境管理的重要工具[29-30]。因此,为了评价废水抗生素控制技术的效能,在利用仪器分析评价抗生素母体物质浓度削减效果的同时,还需要综合考虑废水中抗生素残留效价的变化。

2 生物处理技术对水中抗生素的去除

目前,发酵类抗生素废水处理的主体工艺均使用生物技术,通常包括厌氧、缺氧和好氧3个处理单元[3, 6]。厌氧处理的主要目的是削减大量COD,并提高有机物的可生化性;好氧主要是进一步降低COD,并对氨氮进行硝化;缺氧处理则主要是进行反硝化脱氮。
表 1总结了厌氧、好氧和厌氧-好氧组合等工艺对不同种类抗生素废水的去除效果。CHELLIAPAN等[31]发现,厌氧能够去除制药废水中70%~75% COD,泰乐菌素的去除率也能达到95%。但是,DORIVAL-GARC等[32]研究发现厌氧处理对模拟配水中的氟喹诺酮类抗生素(进水0.5 mg·L-1)几乎无法去除。YANG等[33]研究表明好氧活性污泥在11~13 d左右能够将合成的模拟配水中100 μg·L-1的磺胺类抗生素完全降解。GUO等[34]通过水相和泥相中抗生素的检测,发现当阿莫西林的浓度为250 mg·L-1时,活性污泥对其的去除率为88.79%,当阿莫西林的浓度为650 mg·L-1时完全无法去除。LI等[35]发现某制药厂抗生素生产废水采用SBR生物接触氧化两级好氧处理经稀释之后的土霉素生产废水,生物处理的出水浓度最高达到了19.5 mg·L-1以上。YI等[13]通过厌氧抑制评价实验发现,当800~1 000 mg·L-1的土霉素实际废母液进入厌氧系统时会造成系统崩溃,产甲烷被完全抑制。
表1 常见的生物处理工艺对抗生素去除和特点
Table 1 Removal efficiency and characteristics by common biological treatment processes
表1 常见的生物处理工艺对抗生素去除和特点
Table 1 Removal efficiency and characteristics by common biological treatment processes

处理工艺 抗生素和初始浓度 基质 工艺条件 出水去除效果 文献 工艺特点
厌氧 阿维霉素和泰乐菌素(COD=7 000 mg·L-1) 药厂废水 上流式厌氧反应器,pH=6.5~7.8,体积为11 L(4个2.75 L的厌氧反应器串联)停留时间为2~4 d COD去除率为70%~75%,泰乐菌素去除率为95%[31] 1)处理成本低,适用水量比较大的污水处理,是目前抗生素废水处理的主流技术
2)在处理高浓度抗生素生产废水时由于抗生素残留处理效果不稳定,同时导致大量耐药基因的产生
3)对不同类型的抗生素处理效果不同,此外,某些类型的抗生素出水浓度降低,但是会被吸附在污泥中,仍然存在排放风险
喹诺酮、环丙沙星、诺氟沙星、氧氟沙星、莫西沙星、吡哌酸、吡咯米酸(均为0.5 mg·L-1) 模拟配水 温度为(30±1.0)℃,pH=7.3~7.7,溶解氧为0.6~0.8 mg·L-1 在厌氧条件下对氟喹诺酮类抗生素几乎无法去除 [32]
循环式活性污泥工艺(CASS,好氧-厌氧) 四环素(2.01 mg·L-1)和土霉素(41.75 mg·L-1) 药厂废水 容量为0.26,水力停留时间(HRT)为16 h,污泥龄(SRT)为25 d 四环素去除61%,土霉素去除99%以上,可能被吸附在污泥上 [39]
好氧 甲氧苄啶(92.20 mg·L-1) 药厂废水 容量为9.84×105 L·d-1,HRT为24 h,SRT为25 d 甲氧苄啶去除了99%以上 [39]
磺胺甲恶唑,磺胺地索辛,磺胺间甲氧嘧啶(均为0.1 mg·L-1) 合成的模拟配水 6个1.5 L的玻璃烧杯中含有1 L的活性污泥,温度为(25±0.5)℃,溶解氧为(3.0±0.1)mg·L-1 11~13 d左右能够将磺胺类抗生素完全去除 [33]
土霉素(920 mg·L-1) 实际生产废水 水力停留时间(HRT)为14 h 土霉素出水达到19.5 mg·L-1以上 [35]
磺胺甲恶唑,磺胺地索辛,磺胺间甲氧嘧啶(均为0.1 mg·L-1) 合成的模拟配水 1.5 L的玻璃烧杯中装有1 L活性污泥,温度为(25±0.5)℃,pH=6.8~7.0,溶解氧为3 mg·L-1 磺胺甲恶唑的去除率为24%,磺胺地索辛的去除率为30%,磺胺间甲氧嘧啶的去除率为19% [40]
四环素和泰乐菌素(30 mg·L-1) 模拟配水 好氧装置包括6个1 L的处理单元 四环素的去除率为28%~35%,泰乐菌素的去除率仅为4%~5% [41]
喹诺酮、环丙沙星、诺氟沙星、氧氟沙星、莫西沙星、吡哌酸、吡咯米酸(均为0.5 mg·L-1) 模拟配水 温度为(30±1.0)℃,pH=7.0~7.5,溶解氧为2~4 mg·L-1 在好氧条件下氟喹诺酮类抗生素的去除率为14.9%~43.8% [32]
阿莫西林(250 mg·L-1,650 mg·L-1) 模拟配水 活性污泥的浓度为5 g·L-1,温度为(25±3)℃,溶解氧为2~3 mg·L-1,SRT为5 d 当阿莫西林的浓度为250 mg·L-1时,活性污泥对其的去除率为88.79%,当阿莫西林的浓度为650 mg·L-1时,去除率为0% [34]
传统的厌氧-缺氧-好氧工艺(A/A/O工艺) 头孢菌素(0.13 mg·L-1) 药厂废水 容量为2.01×106 L·d-1,HRT为8 h,SRT为12 d 头孢菌素去除率达到100% [39]
需要指出的是生物处理对不同类型的抗生素处理效果差异明显。此外,某些类型的抗生素(如四环素和土霉素)虽然出水浓度降低,但是实际上大量被吸附在污泥中,仍然存在随着剩余污泥外排的环境风险[36-38]。同时,由于抗生素针对的目标本身就是细菌,利用以细菌为主体的常规生物处理技术进行抗生素的降解难度很大,而且会导致在水处理过程中产生大量的抗药基因。综上所述,生物处理技术处理成本低,是目前抗生素废水处理的主流技术,然而在处理高浓度抗生素生产废水时由于抗生素效价残留造成生物处理效果不稳定,同时可能导致大量耐药基因的产生和排放。因此, 如何在生物处理之前,利用物理化学技术选择性去除废水中残留抗生素及相关物质(残留效价)是解决抗生素废水处理难题的关键。

3 物化技术对水中抗生素的去除

目前,常用的抗生素的物化处理技术有混凝、吸附、膜滤、氧化技术(氯化、芬顿、臭氧、光催化和电化学氧化等)等。表 2总结了这些技术和工艺对抗生素的去除效果和特点。总的来说,混凝、吸附和膜滤属于物理处理技术,对部分抗生素有良好的处理效果,并且不会产生有毒的中间产物,但是仅仅是将抗生素转移到另一个相中,没有在真正意义上去除抗生素;氧化技术属于化学处理技术,虽然对很多抗生素有很好的处理效果,但是没有选择性,耗能和成本也相对较高,强化催化水解技术利用了大多数抗生素容易水解的特性,能够选择性地去除大部分种类的抗生素[13, 18, 42]
表2 常见的抗生素物化处理工艺效果以及特点
Table 2 Effects and characteristics of common antibiotic physicochemical process
表2 常见的抗生素物化处理工艺效果以及特点
Table 2 Effects and characteristics of common antibiotic physicochemical process

处理工艺 抗生素和初始浓度 基质 处理条件 去除效果 文献 工艺特点
混凝 金霉素、地美环素、强力霉素、甲氯环素、米诺环素、土霉素和四环素(均为0.1 mg·L-1) 加标的合成废水和河水 聚合氯化铝(5~60 mg·L-1),接触时间为5 min 40 mg·L-1的混凝剂可以去除合成废水中43%~94%的药物,但是河水中由于其他有机物的干扰,混凝效果变差(44%~67%) [56] 1)费用低、设计简单、运行方便,对某些抗生素有较高的去除效果
2)不能完全去除抗生素,废水中仍存在效价;该技术仅仅是将抗生素混凝沉淀,还需要其他技术处理这些混凝沉淀的抗生素
环丙沙星、诺氟沙星和氧氟沙星(3×10-5 mg·L-1) 地表水 Fe2(SO4)3 94~200 g·m-3絮凝剂,pH=5.0 混凝没有影响诺氟沙星和氧氟沙星的去除效率,环丙沙星的去除效率是30% [57]
吸附 阿莫西林(300 mg·L-1) 蒸馏水,实际阿莫西林废水 pH=2~7,0.1~3.5 g吸附剂,温度30 ℃ 在实际废水中,活性炭(95%)和膨润土(88%)都达到了很高的去除率,但是由于其他基质的影响,都不能完全吸附阿莫西林 [58] 1)在吸附的过程中不会产生有毒的中间产物,对某些抗生素的吸附效果较好
2)最常用的吸附剂是活性炭颗粒(GACs),但是成本高,并且不能再生利用
3)不能完全去除污染物,复杂水体中吸附时存在竞争作用,导致处理效率下降
迪美佐、甲硝唑、罗硝唑和替硝唑(10~30 mg·L-1) 蒸馏水,自然水体和污水 pH=2~9,0.25~0.50 g·L-1的活性炭 活性炭能够吸附去除臭氧产生的毒性物质,并且进一步降低30%的TOC [59]
迪美佐、甲硝唑、罗硝唑和替硝唑(150 mg·L-1) 蒸馏水 温度为25 ℃,0.2~1 g·L-1的活性炭,pH=7 1 g·L-1的活性炭能够吸附去除90%的抗生素 [60]
甲氧氨苄嘧啶(50 mg·L-1) 蒸馏水 吸附(粉末和颗粒活性炭) pH=4~10,温度为25 ℃,0~3 g·L-1的吸附剂 [61]
环丙沙星、诺氟沙星和氧氟沙星(3×10-5 mg·L-1) 地表水 颗粒活性炭:2步过程,接触时间为36 min 对这3种抗生素的吸附效果并不是很好 [57]
膜滤 磺胺氯哒嗪、磺胺甲嘧啶、磺胺地索辛、磺胺甲二唑、磺胺甲恶唑、磺胺噻唑(均为0.01 mg·L-1) 蒸馏水(含有CaCl2、NaCl和腐殖酸) 纳滤膜(14.6 cm2面积),pH=7.0,温度为20 ℃ 磺胺类抗生素基团表现很慢的吸附动力学,90 min之后仅吸附11%~20%;废水中的有机物、碱度和抗生素的种类都会影响膜阻力[62] 1)反渗透不需要热能,只需要电动供给水泵,能源利用率高
2)不能降解抗生素,只是将抗生素浓缩在一个新的相中,产生浓缩污泥
3)容易造成膜污染
土霉素(1 000 mg·L-1) 实际药厂废母液 反渗透:NTR-7450 membrane-NTR-7459 membrane,表面积为155 cm2,温度为21~23 ℃;操作条件:压力为1.8 MPa,体积减小系数为3.5;超滤:搅拌单元,3 103 050 kDa的截止膜;操作条件:压力为0.3 MPa,体积减小系数为10 利用反渗透技术,有机物的COD从10 000 mg·L-1降到了200 mg·L-1,去除率98%,土霉素去除率87.5%;进而利用超滤膜,使抗生素的回收率为60%,纯化率超过80% [55]
氯化 阿莫西林(1.60 mg·L-1),头孢拉啶(1.89 mg·L-1)和盘尼西林(25 mg·L-1) 蒸馏水 ClO2和抗生素的摩尔比为0.25~200 盘尼西林在2 h内被全部降解,阿莫西林和头孢拉啶在1 min内被完全降解[43] 1)比较便宜,对饮用水中的抗生素的去除效果好
2)废水中对于抗生素的去除效果较差,pH影响反应速率,有可能会产生氯代物
红霉素(1×10-5 mg·L-1) 饮用水厂出水 NaClO,时间为200~300 min 氯化消毒过程,能够去除92%的红霉素 [44]
芬顿 阿莫西林(500 mg·L-1) 模拟废水 365 nm的紫外灯(6 W),m(H2O2/Fe2+)=10~100,pH=2~4 提高了模拟废水的生化性,阿莫西林在1 min内被去除,TOC去除了71%,研究表明光-芬顿可用作抗生素废水的生物处理的前处理手段 [63] 1)Fenton试剂廉价、丰富、H2O2易于处理,对环境无害,并且处理效果好
2)适用的pH范围窄,反应过程中产生大量的铁泥,无选择性
磺胺甲嘧啶(500 mg·L-1) 去离子水 太阳光灯(400~580 nm),pH=3,176~1 024 mg·L-1 H2O2,12~68 mg·L-1 Fe2+ 在最佳条件下,磺胺甲嘧啶在2 min内被全部去除,但是产生的产物的毒性增加 [53]
芬顿 磺胺甲恶唑(200 mg·L-1) 蒸馏水 光源(365 nm),pH=2.8,50~1 000 mg·L-1 H2O2,10 mg·L-1 Fe2+ 当H2O2 < 400 mg·L-1时,TOC的去除率为50%,COD去除率为75%,并且产生的产物毒性较母体物质都是降低的 [64] 1)Fenton试剂廉价、丰富、H2O2易于处理,对环境无害,并且处理效果好
2)适用的pH范围窄,反应过程中产生大量的铁泥,无选择性
盘尼西林(< 400 mg·L-1) 模拟配水 1.5 mmol·L-1Fe3+,25 mmol·L-1H2O2,pH=3 56%的COD去除率和46%的TOC去除率 [52]
阿莫西林(104 mg·L-1),氨苄青霉素(105 mg·L-1),邻氯青霉素(103 mg·L-1) 蒸馏水 m(H2O2/Fe2+)=2~150,pH=2~4 在最佳反应条件下(m(H2O2/Fe2+)=10,pH=3),3种抗生素在2 min内被降解 [63]
臭氧 阿莫西林(210 mg·L-1) 去离子水 1.6×10-4 mol·L-1 O3, pH=2.5~7.2 4 min后,90%的阿莫西林被去除,20 min之后18%的阿莫西林被矿化;即使处理很长时间只有很低的矿化率 [45] 1)臭氧可快速分解还原为氧气,避免二次污染,对大部分的抗生素的降解效率较高
2)设备和维护花费高,很多研究发现经过臭氧氧化的产物的生物抑制并没有降低,有的甚至高于母体物质,没有选择性
头孢曲松和盘尼西林(COD=250~1 400 mg·L-1) 模拟配水 3 g·(h·L)-1 O3,pH=3~11,0~200 mmol·L-1H2O2 60 min之后,95%的抗生素被去除(45% TOC去除),废水的可生化性提高 [46]
盘尼西林G(600 mg·L-1) 模拟配水 臭氧:1 800 mg·(h·L)-1,pH=7~12;预臭氧:1 800 mg·(h·L)-1,pH=7~12,10 mmol·L-1的H2O2 在pH=7.0时,预臭氧技术可以提高废水的可生化性,但是不能完全去除废水的生态毒性,导致很严重的生物抑制;臭氧的COD去除率在1 h之后为37%,预臭氧的COD去除率能达到76% [65]
红霉素和泰乐菌素(40 mg·L-1) 加标的蒸馏水 pH=3~11,m(H2O2/O3)=0.5~18 H2O2的加入可以加速抗生素的降解,臭氧可以在10 min内降解废水中的97%的抗生素,20 min内使抗生素降解 [66]
红霉素、克拉霉素、阿奇霉素、磺胺类抗生素(均为2×10-3 mg·L-1) 市政污水出水 逆流式臭氧曝气方式,(200±10)L·h-1,0.5~5 mg·L-1 O3 经3.5 mg·L-1的O3处理后,这些抗生素去除率为90%~99% [67]
林可霉素(0.92 mg·L-1) 缓冲溶液 停流臭氧氧化法,[O3]0=0.06~0.10 mmol·L-1 林可霉素在中性状态比质子化状态具有更强的臭氧氧化活性,这2种状态下的二级反应速率常数分别为2.43×106 L·(mol·s)-1和3.26×105 L·(mol·s)-1 [68]
臭氧 磺胺甲恶唑(200 mg·L-1) 缓冲溶液 1.2 L的反应器,2.04 g·L-1的O3 当O3用量为0.4 g·L-1时,反应15 min后初始浓度为200 mg·L-1的磺胺甲恶唑被完全降解;但反应至60 min,溶液中的TOC去除率仅为18%,60 min的反应过程中,由于臭氧分子的逐渐深入,溶液的生物毒性先增加后减少 [47] 1)臭氧可快速分解还原为氧气,避免二次污染,对大部分的抗生素的降解效率较高
2)设备和维护花费高,很多研究发现经过臭氧氧化的产物的生物抑制并没有降低,有的甚至高于母体物质,没有选择性
氧氟沙星(0.56 mg·L-1),磺胺甲恶唑(2.24 mg·L-1) 合成废水 0.42 mmol·L-1O3 臭氧能够将抗生素完全降解,并且大大降低对轮虫的毒性 [48]
土霉素(10 mg·L-1,702 mg·L-1) 模拟配水,实际废母液 2 L的圆柱型玻璃反应器,连续向反应器中通入10 L·h-1的臭氧与空气的混合气,pH=5~7 当臭氧消耗量为0.4 mg·mg-1(以O3/OTC0计)时能够100%去除模拟配水中的土霉素(10 mg·L-1);当臭氧消耗量为1.2 mg·mg-1(以O3/OTC0计)时能够去除92%实际废母液中的土霉素(702 mg·L-1),同时能够削减后续生物处理过程中抗药菌和抗药基因的产生 [49]
磺胺甲恶唑(200 mg·L-1) 蒸馏水 0.15~1.5 g·L-1 O3,pH=3~11 臭氧反应遵循二级动力学,pH越高,去除效果越好,在1.5 g·L-1 O3条件下,60 min之后抗生素全部被去除,生化性也随之提高;矿化率比较低(大约18%);生态毒性并没有降低 [47]
土霉素(100~200 mg·L-1) 超纯水 11 mg·L-1 H2O2,pH=3~11 pH越高去除效果越好,20 min之后100%的土霉素被去除,毒性研究显示5~30 min之间产生的副产物的毒性高于母体物质土霉素 [17]
光催化 阿莫西林(1~100 mg·L-1) 蒸馏水 pH=3~9,光源:365 nm,太阳光辐射,0.1~0.7 g·L-1的TiO2或者碳和铁掺杂的TiO2 在最佳实验条件下,85%阿莫西林被去除 [69] 1)半导体光催化对很多抗生素的去除效果很好,可利用太阳能催化降解
2)废水中无机物和有机质都有可能抑制抗生素的降解效果,实际应用比较困难
阿莫西林(104 mg·L-1),氨苄西林(105 mg·L-1)和邻氯青霉素(103 mg·L-1) 蒸馏水 6 W (365 nm)的紫外灯,0.5~2.0 g·L-1的TiO2,50~300 mg·L-1 H2O2,pH=3~11 在pH=5.0,1.0 g·L-1的TiO2条件下,所有药物的50%被降解(81% DOC);在pH=5.0,1.0 g·L-1 TiO2,100 mg·L-1 H2O2条件下,3种物质在30 min内被完全降解,24 h之后又40%被矿化 [54]
光催化 氧氟沙星(5~10 mg·L-1) 超纯水 光催化:紫外灯(125 W), 1 g·L-1 TiO2 pH=6.0,光催化能够降解66%的抗生素 [70] 1)半导体光催化对很多抗生素的去除效果很好,可利用太阳能催化降解
2)废水中无机物和有机质都有可能抑制抗生素的降解效果,实际应用比较困难
磺胺嘧啶、磺胺地索辛、磺胺甲基嘧啶、磺胺噻唑(都是15 mg·L-1) 蒸馏水 紫外(340~400 nm),200 mg·L-1 TiO2,温度为50 ℃ 在30 min之后,磺胺地索辛、磺胺噻唑能够被全部降解,80%磺胺嘧啶被去除,90%的磺胺甲基嘧啶被去除 [71]
四环素(10 mg·L-1) 去离子水 模拟太阳光源(300 W, >420 nm),0.75 g·L-1聚多巴胺修饰的Au/TiO2催化剂,温度为30 ℃ 120 min之后,92%的四环素被降解 [72]
电化学氧化 丝裂霉素C(17.9 mg·L-1) 蒸馏水 2个铂/铱电极,NaCl为电解液,100 mA的电流 电解能够降解并消除抗生素的细胞毒性、诱变性和微生物活性 [73] 1)操作简便、环境清洁友好
2)处理过程中流速不能过高,操作成本高,无选择性
林可霉素(25~50 mg·L-1) 蒸馏水 不锈钢阴极,钛/铂,石墨烯或者三维颗粒活性炭作为阴极;Na2SO4或者NaCl为电解液 林可霉素很难被质子化,因此很难被氧化(COD去除率为30%) [74]
强化催化水解 青霉素G(33 mg·L-1) 去离子水 pH为5~9,温度为22 ℃,0.001~0.2 mmol·L-1的硫酸铜 在pH为5时仅发生水解反应,在pH为7和9时,不仅可以发生水解,也可以发生氧化反应 [75] 1)操作简便、费用低、对抗生素生产废水中的抗生素有选择性
2)某些抗生素强化水解反应条件比较激烈,需要进一步开发温和条件下的水解催化剂,并降低成本
四环素(100 mg·L-1,1 000 mg·L-1) 超纯水,实际抗生素生产废水 pH=3~11,温度为25~85 ℃ 优化条件下,四环素的水解半衰期可低至0.59~1.91 h,四环素在水解过程中,溶液的效价主要由四环素、4-差向四环素和脱水四环素贡献,而四环素本身贡献了绝大部分抗生素效价。四环素溶液和实际四环素生产废水的厌氧评价结果进一步证明了水解预处理过程能够有效减少和降低抗生素对微生物的抑制,能够确保后续生物处理工艺的稳定运行 [13]
NAVALON等[43]研究了ClO2对3种β-内酰胺(阿莫西林,头孢拉啶和盘尼西林)氧化效果,发现盘尼西林与ClO2反应较慢,需要2 h才能实现降解,而阿莫西林和头孢拉啶与ClO2反应非常快(两者都具有酚基),接触1 min就可以实现降解,且ClO2对盘尼西林的反应性随pH降低而增强,对阿莫西林和头孢拉啶则呈相反趋势。NaClO也被报道能够去除92%的红霉素[44]
很多研究[45-49]表明,臭氧能够有效处理不同类型的抗生素,包括大环内酯类,喹诺酮类,β-内酰胺类,磺胺类,四环素,氨基糖苷类等。臭氧氧化可以选择以下2种方式与水中的抗生素进行反应:一种是在酸性条件下通过分子O3进行氧化,这种方式需要根据反应物的化学结构选择性地进行反应;另一种是在碱性条件下主要由O3分解产生的羟基自由基与有机物进行反应[50]。此外,臭氧氧化技术还可以显著降低抗生素溶液的某些生态毒性指标[47, 49-50],但是也有报道表明臭氧氧化技术对某些类型抗生素氧化产生的代谢产物综合毒性要比母体物质高[17],这些差异和所研究的不同类型抗生素被氧化的过程有关[51]
利用Fenton或者光催化Fenton处理抗生素废水的研究也比较多,ARSLAN-ALATON等[52]研究类Fenton降解盘尼西林,在其优化条件下(初始COD 600 mg·L-1,1.5 mmol·L-1 Fe3+,25 mmol·L-1H2O2),可获得56%的COD去除率和46%的TOC去除率。PEREZ-MOYA等[53]研究Fenton降解磺胺类药物,结果表明在600 mg·L-1 H2O2, 50 mg·L-1 Fe2+条件下,氧化2 min磺胺甲嘧啶被全部去除,TOC的去除也达60%。ELMOLLA等[54]研究光Fenton降解阿莫西林等β-内酰胺类抗生素时发现,这些抗生素在pH=5,紫外光6 W(365 nm),1.0 g·L-1 TiO2 催化条件下至少可以降解81%。
抗生素的物化处理技术层出不穷,但是有很大一部分都是基于模拟配水的研究,关于实际高浓度抗生素生产废水的处理的报道很少。LI等[55]利用反渗透和超滤膜处理并回收了浓度为1 000 mg·L-1的土霉素废母液(COD=10 000 mg·L-1),利用反渗透技术,去除了98%的COD,同时土霉素被去除了87.5%;进而利用超滤膜,使土霉素的回收率为60%,纯化率超过80%,然而存在成本高和膜容易污染的问题。笔者所在的课题组利用O3处理了浓度为702 mg·L-1的土霉素废母液,去除率可以达到92%,并且将O3前处理与生物处理系统耦合,发现抗药菌的比例、tet基因和Ⅰ型整合子与O3预处理相比得到了削减;然而,由于废母液中存在大量共存物质,处理实际废水时的O3消耗量比较大。综上所述,在各种物化处理技术中,O3、Fenton等高级氧化技术能够有效去除大部分的抗生素,可以用于生物处理之后去除残留的抗生素,阻断环境排放,然而由于这些技术不具有选择性,难以用于生物处理之前的抗生素预处理。

4 高浓度废水中抗生素的源头选择性去除技术

如上所述,抗生素可促进抗药基因在环境中的传播,采用常规生物处理技术处理含抗生素废水会导致大量耐药基因的产生和排放。因此,在废水进入生物处理系统之前对抗生素加以控制,是防止抗生素及抗药基因环境污染的关键。一般来说,抗生素在废水污染物中占的相对比例低,采用上述基于自由基反应的化学氧化等方法虽然可以有效去除模拟配水中或者高浓度废水中的某些类型抗生素,但实际应用困难。因此,需要建立直接作用于抗生素药效功能团(效价)的含抗生素废水预处理技术。
四环素类、β-内酰胺类等发酵类抗生素的药效官能团都具有容易水解的特性。例如四环素类抗生素生物活性结构包括氢化并四苯的四环结构、二甲胺基和酰胺基等活性基团,同时结构中含有酚羟基及烯醇基。在碱性条件下,酚羟基会转化为酚盐,酰胺会水解为羧酸盐,C环会发生开环反应生成含内酯结构的异构体;在酸性条件下,A环上二甲胺会转化为季铵阳离子,发生差向异构化,形成4-差向四环素[56]。通常条件下抗生素的水解速度非常缓慢,水解半衰期达到几天甚至几十天,无法直接用于废水的处理。如果通过优化水解反应条件,例如加入水解催化剂等优化酸、碱反应条件会促进抗生素的水解。
基于以上思路,笔者所在课题组考察了四环素类抗生素的水解动力学变化及其效价变化,发现优化水解条件能够显著加速四环素和土霉素的水解。水解过程在去除四环素类抗生素的同时,也能够有效降低废水中的抗生素效价。将强化催化水解后的四环素溶液和实际四环素生产废水进行厌氧抑制评价,发现四环素溶液(四环素浓度为1 000 mg·L-1)和实际生产废水(浓度为800~1 000 mg·L-1)进行厌氧处理时产甲烷被抑制,但是对其进行强化催化水解预处理之后,产甲烷能力和没有添加抗生素的对照系统相同,结果证明了经过强化催化水解预处理过程能够有效降低抗生素对微生物的抑制[13]
在此基础上,建立了一套强化催化水解-厌氧生物处理的中试装置,并在河北某制药厂针对土霉素生产废水处理进行了现场中试(1 000 m3·d-1)[12]。相比现场没有预处理的厌氧生物处理设施工艺(进水为土霉素母液3~4倍稀释,有机负荷(以COD计)为1.0 kg·(m3·d)-1, COD去除率约为50%),中试结果表明强化催化水解预处理联合厌氧处理工艺处理土霉素母液时进水无需稀释、厌氧进水负荷(以COD计)高(5.9 kg·(m3·d)-1)、处理效果好(COD去除率达83.2%),并且土霉素母液中的土霉素及抗生素效价基本上全部去除(原母液浓度从874 mg· L-1降到0.61 mg·L-1,效价从900 mg·L-1降到0.84 mg·L-1),而废水COD基本没有变化((11 086±602)mg·L-1),说明抗生素能够从废母液中被选择性去除。经过100 d的现场中试,强化催化水解预处理联合厌氧处理工艺还能够显著降低土霉素生产废水厌氧处理过程中耐药基因的产生,总的四环素耐药基因相对丰度相比初始投加污泥(0 d)的相对丰度下降61%,仅为实际土霉素生产废水处理系统污泥四环素耐药基因相对丰度的20%[12]。因此,强化催化水解预处理工艺能够有效去除四环素类抗生素及其效价,消除抗生素对生化处理工艺的抑制作用,并能够有效阻止抗性基因的生成,实现抗生素及抗药基因的源头控制,在抗生素生成废水处理领域具有很大的潜力与发展前景。

5 结论与展望

1) 抗生素废水的处理不仅仅是抗生素母体浓度的降低,最关键的是残留抗生素生物效能(效价)能否被有效削减。未来的研究需要阐明抗生素在促进抗药基因产生和发生水平转移方面的浓度阈值是多少,从而制定废水生物处理之前残留抗生素和效价的控制目标。
2) 生物处理技术成本低,是目前抗生素废水处理的主流技术,然而在处理高浓度抗生素生产废水时由于抗生素效价残留造成生物处理效果不稳定,同时可能导致大量耐药基因的产生和排放。因此,如何在生物处理之前进行源头控制,即利用物理化学技术选择性去除废水中残留抗生素及相关物质(残留效价)是解决抗生素废水处理难题的关键。
3) 目前包括臭氧氧化和高级氧化等各种物化处理技术迅速发展,可以高效快速去除水溶液中的抗生素,可以用于生物处理之后的深度处理,用以保障废水的安全排放。然而基于自由基的氧化反应选择性小,当废水中存在多种污染物质时难以去除抗生素,难以作为高浓度抗生素废水源头控制技术,需要开发选择性地去除抗生素效价的预处理技术。
4) 建立了强化催化水解预处理工艺,能够有效去除四环素类抗生素及其效价,消除抗生素对生化处理工艺的抑制作用,并能够有效阻止耐药基因的生成,通过现场中试研究实现了抗生素及耐药基因的源头控制,在抗生素生成废水处理领域具有很大的潜力与发展前景。
5) 针对高浓度抗生素废水需要将源头控制预处理技术和末端保障深度处理技术联合使用,构筑抗生素和耐药基因控制多级屏障技术体系。在生物处理系统之后,可以进一步利用后处理技术也就是氧化等深度处理技术保障末端水质。
6) 抗生素菌渣被列为危险废弃物,是目前限制制药行业可持续发展的重要瓶颈;同时某些类型抗生素例如四环素类等极易被污泥吸附,导致剩余污泥成为了抗生素迁移转化途径中重要的“汇”。未来需要加强含有高抗生素的菌渣和污泥的处理处置,是阻断抗生素、抗药基因向环境中释放的必要措施。

参考文献

  1. 顾觉奋.国内外微生物药物生产状况及市场分析[M].北京:化学出版社,2011.
  2. ZHANG Q Q, YING G G, PAN C G, et al. Comprehensive evaluation of antibiotics emission and fate in the river basins of China:source analysis, multimedia modeling, and linkage to bacterial resistance[J]. Environmental Science & Technology,2015,49(11):6772-6782.
  3. MA W L, QI R, ZHANG Y, et al. Performance of a successive hydrolysis, denitrification and nitrification system for simultaneous removal of COD and nitrogen from terramycin production wastewater[J]. Biochemical Engineering Journal,2009,45(1):30-34. [CrossRef]
  4. 俞文和.新编抗生素工艺学[M].北京:中国建材工业出版,1996.
  5. 环境保护部.发酵类制药工业水污染物排放标准:GB 21903-2008[S].北京:中国环境科学出版社,2008.
  6. MA W, YANG M, WANG J, et al. Treatment of antibiotics wastewater utilizing successive hydrolysis, denitrification and nitrification[J]. Environmental Technology,2002,23(6):685-694. [CrossRef]
  7. World Health Organization. WHO annual report on infectious disease: Overcoming antimicrobial resistance[EB/OL]. [2017-12-05]. http://www.who.int/infectious-disease-report/2000/.
  8. LI D, YU T, ZHANG Y, et al. Antibiotic resistance characteristics of environmental bacteria from an oxytetracycline production wastewater treatment plant and the receiving river[J]. Applied and Environmental Microbiology,2010,76(11):3444-3451. [CrossRef]
  9. WAGNER M, LOY A. Bacterial community composition and function in sewage treatment systems[J]. Current Opinion in Biotechnology,2002,13(3):218-227. [CrossRef]
  10. 刘苗苗,张昱,李栋,等.制药废水受纳河流中四环素抗药基因及微生物群落结构变化研究[J].环境科学学报,2010,30(8):1551-1557. [CrossRef]
  11. LI D, YANG M, HU J, et al. Antibiotic-resistance profile in environmental bacteria isolated from penicillin production wastewater treatment plant and the receiving river[J]. Environmental Microbiology,2009,11(6):1506-1517. [CrossRef]
  12. YI Q, ZHANG Y, GAO Y, et al. Anaerobic treatment of antibiotic production wastewater pretreated with enhanced hydrolysis:Simultaneous reduction of COD and ARGs[J]. Water Research,2016,110:211-217.
  13. YI Q, GAO Y, ZHANG H, et al. Establishment of a pretreatment method for tetracycline production wastewater using enhanced hydrolysis[J]. Chemical Engineering Journal,2016,300:139-145. [CrossRef]
  14. RUDOLPH E S J, ZOMERDIJK M, LUYBEN K C A M, et al. Correlating the phase behaviour of semi-synthetic antibiotics and their precursors in water+1-butanol mixtures[J]. Fluid Phase Equilibria,1999,158(1):903-912. [CrossRef]
  15. KEMPF K, SCHMITT F, BILITEWSKI U, et al. Synthesis, stereochemical assignment, and bioactivity of the Penicillium metabolites penicillenols B1 and B2[J]. Tetrahedron,2015,71(31):5064-5068. [CrossRef]
  16. HALLING-SØRENSEN B, SENGEL V G, INGERSLEV F, et al. Reduced antimicrobial potencies of oxytetracycline, tylosin, sulfadiazin, streptomycin, ciprofloxacin, and olaquindox due to environmental processes[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2003,44(1):7-16. [CrossRef]
  17. LI K, YEDILER A, YANG M, et al. Ozonation of oxytetracycline and toxicological assessment of its oxidation by-products[J]. Chemosphere,2008,72(3):473-478. [CrossRef]
  18. MITCHELL S M, ULLMAN J L, TEEL A L, et al. Hydrolysis of amphenicol and macrolide antibiotics:Chloramphenicol, florfenicol, spiramycin, and tylosin[J]. Chemosphere,2015,134:504-511. [CrossRef]
  19. KITANO M, YAMAGUCHI D, SUGANUMA S, et al. Adsorption-enhanced hydrolysis of beta-1,4-glucan on graphene-based amorphous carbon bearing SO3H, COOH, and OH groups[J]. Langmuir,2009,25(9):5068-5075. [CrossRef]
  20. 国家药典委员会.中华人民共和国药典[M].北京:中国医药科技出版社,2015.
  21. DODD M C, RENTSCH D, SINGER H P, et al. Transformation of β-lactam antibacterial agents during aqueous ozonation:Reaction pathways and quantitative bioassay of biologically-active oxidation products[J]. Environmental Science & Technology,2010,44(15):5940-5948.
  22. PAUL T, DODD M C, STRATHMANN T J. Photolytic and photocatalytic decomposition of aqueous ciprofloxacin:Transformation products and residual antibacterial activity[J]. Water Research,2010,44(10):3121-3132. [CrossRef]
  23. STURINI M, SPELTINI A, MARASCHI F, et al. Photodegradation of fluoroquinolones in surface water and antimicrobial activity of the photoproducts[J]. Water Research,2012,46(17):5575-5582. [CrossRef]
  24. HALLING-SRENSEN B, SENGEL V G, TJRNELUND J. Toxicity of tetracyclines and tetracycline degradation products to environmentally relevant bacteria, including selected tetracycline-resistant bacteria[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2002,42(3):263-271. [CrossRef]
  25. WAMMER K H, LAPARA T M, MCNEILL K, et al. Changes in antibacterial activity of triclosan and sulfa drugs due to photochemical transformations[J]. Environmental Toxicology and Chemistry,2006,25(6):1480-1486. [CrossRef]
  26. DODD M C, KOHLER H P E, VON GUNTEN U. Oxidation of antibacterial compounds by ozone and hydroxyl radical:Elimination of biological activity during aqueous ozonation processes[J]. Environmental Science & Technology,2009,43(7):2498-2504.
  27. HU L, STEMIG A M, WAMMER K H, et al. Oxidation of antibiotics during water treatment with potassium permanganate:Reaction pathways and deactivation[J]. Environmental Science & Technology,2011,45(8):3635-3642.
  28. WAMMER K H, SLATTERY M T, STEMIG A M, et al. Tetracycline photolysis in natural waters:Loss of antibacterial activity[J]. Chemosphere,2011,85(9):1505-1510. [CrossRef]
  29. ZHANG H, ZHANG Y, YANG M, et al. Evaluation of residual antibacterial potency in antibiotic production wastewater using a real-time quantitative method[J]. Environmental Science Processes & Impacts,2015,17(11):1923-1929.
  30. 张红,张昱,任立人,等.基于红霉素效价当量的不同抗生素生产废水残留效价的测定[J].环境工程学报,2016,10(9):4649-4656. [CrossRef]
  31. CHELLIAPAN S, WILBY T, SALLIS P J. Performance of an up-flow anaerobic stage reactor (UASR) in the treatment of pharmaceutical wastewater containing macrolide antibiotics[J]. Water Research,2006,40(3):507-516. [CrossRef]
  32. DORIVAL-GARC A N, ZAFRA-GMEZ A, NAVAL N A, et al. Removal and degradation characteristics of quinolone antibiotics in laboratory-scale activated sludge reactors under aerobic, nitrifying and anoxic conditions[J]. Journal of Environmental Management,2013,120:75-83. [CrossRef]
  33. YANG S F, LIN C F, WU C J, et al. Fate of sulfonamide antibiotics in contact with activated sludge:Sorption and biodegradation[J]. Water Research,2012,46(4):1301-1308. [CrossRef]
  34. GUO R, XIE X, CHEN J. The degradation of antibiotic amoxicillin in the Fenton-activated sludge combined system[J]. Environmental Technology,2015,36(7):844-851. [CrossRef]
  35. LI D, YANG M, HU J, et al. Determination and fate of oxytetracycline and related compounds in oxytetracycline production wastewater and the receiving river[J]. Environmental Toxicology and Chemistry,2008,27(1):80-86. [CrossRef]
  36. FIGUEROA R A, LEONARD A, MACKAY A A. Modeling tetracycline antibiotic sorption to clays[J]. Environmental Science & Technology,2004,38(2):476-483. [CrossRef]
  37. TOLLS J. Sorption of veterinary pharmaceuticals in soils: A review[J]. Environmental Science & Technology,2001,35(17):3397-3406.
  38. SIMON N S. Loosely bound oxytetracycline in riverine sediments from two tributaries of the Chesapeake Bay[J]. Environmental Science & Technology,2005,39(10):3480-3487. [CrossRef]
  39. WANG J L, MAO D Q, MU Q H, et al. Fate and proliferation of typical antibiotic resistance genes in five full-scale pharmaceutical wastewater treatment plants[J]. Science of the Total Environment,2015,526:366-373. [CrossRef]
  40. YANG S F, LIN C F, LIN A Y C, et al. Sorption and biodegradation of sulfonamide antibiotics by activated sludge:Experimental assessment using batch data obtained under aerobic conditions[J]. Water Research,2011,45(11):3389-3397. [CrossRef]
  41. PRADO N, OCHOA J, AMRANE A. Biodegradation and biosorption of tetracycline and tylosin antibiotics in activated sludge system[J]. Process Biochemistry,2009,44(11):1302-1306. [CrossRef]
  42. MITCHELL S M, ULLMAN J L, TEEL A L, et al. pH and temperature effects on the hydrolysis of three β-lactam antibiotics:Ampicillin, cefalotin and cefoxitin[J]. Science of the Total Environment,2014,466-467:547-555. [CrossRef]
  43. NAVALON S, ALVARO M, GARCIA H. Reaction of chlorine dioxide with emergent water pollutants:Product study of the reaction of three β-lactam antibiotics with ClO2[J]. Water Research,2008,42(8):1935-1942.
  44. STACKELBERG P E, GIBS J, FURLONG E T, et al. Efficiency of conventional drinking-water-treatment processes in removal of pharmaceuticals and other organic compounds[J]. Science of the Total Environment,2007,377(2):255-272. [CrossRef]
  45. ANDREOZZI R, CANTERINO M, MAROTTA R, et al. Antibiotic removal from wastewaters:The ozonation of amoxicillin[J]. Journal of Hazardous Materials,2005,122(3):243-250. [CrossRef]
  46. AKMEHMET B I, LU I, ÖTKER M. Treatment of pharmaceutical wastewater containing antibiotics by O3 and O3/H2O2 processes[J]. Chemosphere,2003,50(1):85-95. [CrossRef]
  47. DANTAS R F, CONTRERAS S, SANS C, et al. Sulfamethoxazole abatement by means of ozonation[J]. Journal of Hazardous Materials,2008,150(3):790-794. [CrossRef]
  48. ANDREOZZI R, CAMPANELLA L, FRAYSSE B, et al. Effects of advanced oxidation processes (AOPs) on the toxicity of a mixture of pharmaceuticals[J]. Water Science and Technology,2004,50(5):23-28. [CrossRef]
  49. LIU M, ZHANG Y, ZHANG H, et al. Ozonation as an effective pretreatment for reducing antibiotic resistance selection potency in oxytetracycline production wastewater[J]. Desalination and Water Treatment,2017,74:155-162. [CrossRef]
  50. VON GUNTEN U. Ozonation of drinking water:Part I. Oxidation kinetics and product formation[J]. Water Research,2003,37(7):1443-1467. [CrossRef]
  51. 张玮玮,弓爱君,邱丽娜,等.废水中抗生素降解和去除方法的研究进展[J].中国抗生素志,2013,38(6):401-410. [CrossRef]
  52. ARSLAN-ALATON I, DOGRUEL S. Pre-treatment of penicillin formulation effluent by advanced oxidation processes[J]. Journal of Hazardous Materials,2004,112(1):105-113.
  53. PEREZ-MOYA M, GRAELLS M, CASTELLS G, et al. Characterization of the degradation performance of the sulfamethazine antibiotic by photo-Fenton process[J]. Water Research,2010,44(8):2533-2540. [CrossRef]
  54. ELMOLLA E S, CHAUDHURI M. Degradation of the antibiotics amoxicillin, ampicillin and cloxacillin in aqueous solution by the photo-Fenton process[J]. Journal of Hazardous Materials,2009,172(2):1476-1481.
  55. LI S Z, LI X Y, WANG D Z. Membrane (RO-UF) filtration for antibiotic wastewater treatment and recovery of antibiotics[J]. Separation and Purification Technology,2004,34(1):109-114. [CrossRef]
  56. CHOI K J, KIM S G, KIM S H. Removal of antibiotics by coagulation and granular activated carbon filtration[J]. Journal of Hazardous Materials,2008,151(1):38-43. [CrossRef]
  57. VIENO N M, HRKKI H, TUHKANEN T, et al. Occurrence of pharmaceuticals in river water and their elimination in a pilot-scale drinking water treatment plant[J]. Environmental Science & Technology,2007,41(14):5077-5084. [CrossRef]
  58. PUTRA E K, PRANOWO R, SUNARSO J, et al. Performance of activated carbon and bentonite for adsorption of amoxicillin from wastewater:Mechanisms, isotherms and kinetics[J]. Water Research,2009,43(9):2419-2430. [CrossRef]
  59. SNCHEZ-POLO M, RIVERA-UTRILLA J, PRADOS-JOYA G, et al. Removal of pharmaceutical compounds, nitroimidazoles, from waters by using the ozone/carbon system[J]. Water Research,2008,42(15):4163-4171. [CrossRef]
  60. MÉNDEZ-DÍAZ J D, PRADOS-JOYA G, RIVERA-UTRILLA J, et al. Kinetic study of the adsorption of nitroimidazole antibiotics on activated carbons in aqueous phase[J]. Journal of Colloid and Interface Science,2010,345(2):481-490. [CrossRef]
  61. KIM S H, SHON H K, NGO H H. Adsorption characteristics of antibiotics trimethoprim on powdered and granular activated carbon[J]. Journal of Industrial and Engineering Chemistry,2010,16(3):344-349. [CrossRef]
  62. KOYUNCU I, ARIKAN O A, WIESNER M R, et al. Removal of hormones and antibiotics by nanofiltration membranes[J]. Journal of Membrane Science,2008,309(1):94-101. [CrossRef]
  63. ELMOLLA E, CHAUDHURI M. Optimization of Fenton process for treatment of amoxicillin, ampicillin and cloxacillin antibiotics in aqueous solution[J]. Journal of Hazardous Materials,2009,170(2):666-672.
  64. GONZLEZ O, SANS C, ESPLUGAS S. Sulfamethoxazole abatement by photo-Fenton:Toxicity, inhibition and biodegradability assessment of intermediates[J]. Journal of Hazardous Materials,2007,146(3):459-464. [CrossRef]
  65. ARSLAN-ALATON I, CAGLAYAN A E. Toxicity and biodegradability assessment of raw and ozonated procaine penicillin G formulation effluent[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety,2006,63(1):131-140. [CrossRef]
  66. LIN A Y C, LIN C F, CHIOU J M, et al. O3 and O3/H2O2 treatment of sulfonamide and macrolide antibiotics in wastewater[J]. Journal of Hazardous Materials,2009,171(1):452-458. [CrossRef]
  67. HUBER M M, GÖBEL A, JOSS A, et al. Oxidation of pharmaceuticals during ozonation of municipal wastewater effluents:A pilot study[J]. Environmental Science & Technology,2005,39(11):4290-4299. [CrossRef]
  68. QIANG Z, ADAMS C, SURAMPALLI R. Determination of ozonation rate constants for lincomycin and spectinomycin[J]. Ozone:Science & Engineering,2004,26(6):525-537. [CrossRef]
  69. KLAUSON D, BABKINA J, STEPANOVA K, et al. Aqueous photocatalytic oxidation of amoxicillin[J]. Catalysis Today,2010,151(1):39-45.
  70. MOLINARI R, PIRILLO F, LODDO V, et al. Heterogeneous photocatalytic degradation of pharmaceuticals in water by using polycrystalline TiO2 and a nanofiltration membrane reactor[J]. Catalysis Today,2006,118(1):205-213.
  71. CALZA P, MEDANA C, PAZZI M, et al. Photocatalytic transformations of sulphonamides on titanium dioxide[J]. Applied Catalysis B:Environmental,2004,53(1):63-69. [CrossRef]
  72. SERNA-GALVIS E A, FERRARO F, SILVA-AGREDO J, et al. Degradation of highly consumed fluoroquinolones, penicillins and cephalosporins in distilled water and simulated hospital wastewater by UV254 and UV254/persulfate processes[J]. Water Research,2017,122:128-138. [CrossRef]
  73. HIROSE J, KONDO F, NAKANO T, et al. Inactivation of antineoplastics in clinical wastewater by electrolysis[J]. Chemosphere,2005,60(8):1018-1024. [CrossRef]
  74. CARLESIJARA C, FINO D, SPECCHIA V, et al. Electrochemical removal of antibiotics from wastewaters[J]. Applied Catalysis B:Environmental,2007,70(1):479-487.
  75. CHEN J, SUN P, ZHOU X, et al. Cu(Ⅱ)-catalyzed transformation of benzylpenicillin revisited:The overlooked oxidation[J]. Environmental Science & Technology,2015,49(7):4218-4225.