抗生素廢水深度處理全流程試驗分析

摘要：抗生素廢水屬于有機廢水的范疇，具有高濃度、高色度的特征，而且成分復雜、降解難度大，即便是采用二級生物處理技術，出水依然可能含有部分難以降解的有機污染物，如果直接排放，會對生態環境造成嚴重污染和破壞。如何做好抗生素廢水處理，成為制藥行業發展中亟待解決的問題之一。本文結合鐵炭微電解法的原理，對抗生素廢水深度處理進行全流程試驗分析，結果顯示該工藝有著良好的可行性，處理后的廢水可以達到排放標準。

關鍵詞：抗生素廢水；深度處理；全流程試驗

引言

抗生素是一種十分常用的化學藥物，主要被用于各種感染性疾病的控制和治療。在抗生素制藥廢水中，存在著大量的懸浮物、COD及殘留抗菌素等，可生化性差，同時還具有一定的生物毒性及微生物耐藥性，處理難度較大。目前，在抗生素廢水處理中，多采用的是物化法、二級生物法，或兩者組合的方法，但都不能真正解決抗生素廢水處理中存在的各種問題。因此，應進一步加強對于抗生素廢水深度處理技術的研究，提升抗生素廢水處理的效果。

1抗生素廢水的特點

抗生素是微生物代謝作用產生的有機合成物質，大致可以分為6種類型，即四環類、氨基糖苷類、大環內酯類、多肽類、β-內酰胺類及其它類。大部分抗生素內含有大分子環狀結構，難以被降解，使得抗生素廢水具有成分復雜、懸浮物含量高、含鹽量高、COD含量高、生物毒性強等顯著特征。

1.1 成分復雜

在抗生素的生產過程中，原材料利用率相對較低，導致抗生素廢水的成分十分復雜。

1.2 懸浮物含量高

抗生素廢水中含有發酵產生的各種微生物菌絲體，以及大量發酵后殘留的培養基質，懸浮物含量較高。

1.3 含鹽量高

目前，很多抗生素的制取采用發酵工藝，在生產過程中，需要使用大量的硫酸、鹽酸調節pH和凝固蛋白質，導致抗生素廢水含鹽量偏高。

1.4 COD含量高

抗生素生產中的很多都環節會產生廢水，如發酵廢水、提取廢水、清洗廢水等，廢水中COD的濃度相對較高。

1.5 生物毒性強

抗生素在生產、使用的過程中，如果存在的殘留抗生素及中間產物達到一定濃度，就會對生物產生一定的毒害作用[1]。抗生素類物質對于微生態環境的危害巨大，而微生態環境一旦遭到破壞，想要恢復可謂困難重重。因此，做好抗生素廢水的深度處理，將其中的藥物殘留和毒性物質去除，不僅能夠起到良好的環保效果，實現資源的循環利用，節約排污費用，而還能從源頭有效控制環境污染問題。

2抗生素廢水深度處理常見技術

2.1 吸附技術

吸附技術適用于低濃度抗生素廢水處理，其主要借助活性炭吸附的方式來去除廢水中的污染物，能夠起到較為理想的處理效果。但在實際應用中，抗生素廢水中存在的大分子有機物會與抗生素殘留爭奪活性炭結合位點，導致吸附能力下降，從而造成運行成本的增加和處理效果的降低。

2.2 氧化技術

2.2.1 臭氧氧化技術

臭氧和其它氧化劑、催化劑的結合，能夠體現出良好的廢水處理效果。臭氧氧化技術對于抗生素廢水的降解機制，主要是臭氧分子的直接氧化，以及與氫氧根的間接氧化，在對磺胺類抗生素廢水及β-內酰胺類抗生素廢水進行處理時，能夠起到良好的降解效果。由于臭氧的制造成本相對較高，在單獨使用時，存在臭氧利用率低的問題，因此一般情況下需與其它處理工藝聯合使用。

2.2.2 光催化氧化技術

光催化氧化技術是一種新型的水處理氧化技術，其反應條件溫和、操作簡單、能耗較低，可有效減少二次污染。對比傳統的水處理技術，該技術在面對難降解有機物時，有著巨大的處理優勢，對于抗生素廢水的深度處理具有良好效果。

2.3 電解技術

電解技術主要是利用金屬腐蝕性的原理，借助原電池對廢水進行處理。碳和鐵是電解技術中最為關鍵的材料，先將它們放入電解質溶液中，讓兩者之間產生1.2V的電極點位差，形成微電池系統；然后結合一系列的化學反應，生成新生態的氫離子和鐵離子；再在酸性環境下，與抗生素廢水中的部分有機物產生氧化還原反應，斷開大分子、環狀有機物，能在降低COD含量的同時去除廢水色度，從而取得較為理想的處理效果。

3抗生素廢水深度處理全流程試驗

本試驗以鐵炭微電解法為例，對其在抗生素廢水深度處理中的應用情況進行分析。

3.1材料與方法

廢水來自某抗生素制藥廠污水處理站排放的二級處理出水；采用的是厭氧-好氧生物處理工藝[2]；廢水水質pH為7.7～8.2，COD含量為245～270mg/L，懸浮物為BOD5，溫度為28～30℃；試驗中主要測定的項目為pH和COD去除率。

3.2 儀器與試劑

儀器為酸度計、電子恒溫水浴鍋、磁力攪拌器、定溫式恒溫干燥箱、分析天平等；試劑為重鉻酸鉀、硫酸銀、硫酸汞、雙氧水（30%，1.1g/mL）、氯化鐵、鐵屑、柱狀活性炭（長度3～5mm，直徑1～2mm）等。

3.3結果與分析

3.3.1陰極材料選擇

分別稱取6g活性炭和粉煤灰，加入到18g鐵屑中，均勻混合后，在室溫條件下，將混合物倒入含有200mL原水的容器中，進行曝氣處理，pH設置為7，反應時間為4h。試驗表明，活性炭雖有著很好的處理效果，但與粉煤灰的差異并不十分明顯。通過對兩者的成本進行分析，發現粉煤灰成本較低、活性炭能重復利用，使用兩者都可降低運行成本，但粉煤灰在添加后會在水底產生大量底泥，增大運行難度。因此，在綜合了各方面因素的情況下選用活性炭進行處理。

3.3.2最佳反應條件

3.3.2.1 曝氣的影響

量取原水500mL，將鐵屑與活性炭的質量比設置為3：1，初始反應時將pH設置為3，反應時間為4h，在室溫環境下進行反應，以分析曝氣對微電解反應的影響。

結果顯示，在曝氣條件下，廢水中COD的去除率得到了顯著提升，提升率達到了20%左右。分析原因，一是在曝氣條件下水中的溶解氧含量更高，其在達到電極表面后，對雙氧水的影響較大，并且伴隨著溶解氧含量的增加，雙氧水生成量會迅速增長，達到一定值后趨于平穩；二是在酸性富氧條件下，鐵炭微電解處理中，電極的電位相對較高；三是曝氣可進一步增強溶液所具備的傳質作用，為反應提供更多的氧氣支持，不僅帶動了陰極反應的快速進行，也可發揮出攪拌作用，加快電極反應的速率；四是在富氧環境下Fe2+會被轉化為Fe3+，且水解后產生的絮狀絡合物能夠與廢水實現充分混合，發揮出更強的吸附作用[3]。

3.3.2.2 溫度的影響

量取原水500mL，將鐵屑與活性炭的質量比設置為3：1，初始反應時將pH設置為3，均勻混合后曝氣處理，將反應溫度控制在15℃、30℃、40℃、50℃和70℃，反應時間為4h，然后對出水的COD值進行測定。

結果顯示，當反應溫度在30℃以下時，COD去除率會隨溫度升高而逐漸上升，在30℃時達到最大值為32.81%；當反應溫度超過30℃時，COD去除率會隨溫度升高而下降，在70℃時僅為10%左右。因此，微電解法在中溫處理工藝條件下，有著更加明顯的優勢。考慮到廢水處理站的出水溫度在28～30℃，本試驗選擇30℃作為反應溫度條件。

3.3.2.3 pH的影響

量取原水500mL，將鐵屑與活性炭的質量比設置為3：1，均勻混合后曝氣處理，反應溫度設為30℃，將進水的pH設置為3、4、5、6、8，在不同反應時間下對反應結果進行分析。

結果顯示，當反應時間在60min以內時，原水pH越小，反應速度越快。當初始反應時間為15min，pH為3的情況下，COD達到最快降解速度，COD去除率可以達到pH為8時的4倍左右。當反應時間超過60min后，不同pH進水的COD去除率差距不大，pH為4時，COD達到最高去除率為39.98%；pH在4以上時，COD去除率會隨pH值的增大而降低。分析原因，主要是在酸性環境下，存在大量的氫離子，會加速微電解反應，可更好地對有機物進行去除，但也并非pH值越低越好，因為在pH值降低的情況下，反應后的產物存在形式會發生改變，導致處理效果下降。基于此，在pH為3的情況下，COD的去除率會低于pH為4的情況，而當反應時間超過2h后，在不同pH值條件下，COD的去除率差異不大。因此，應綜合考慮處理難度、處理成本和處理效果，維持原本的進水pH。

3.3.2.4 鐵/炭含量的影響

量取原水500mL，保持其初始pH值（8）不變，設置反應溫度為30℃，在曝氣條件下，加入預處理后的活性炭15g，對鐵屑的添加量進行控制，測量不同反應時間的反應結果。

結果顯示，在炭含量固定的情況下，隨著鐵屑添加量的增加（鐵/炭質量比最低為1，最高為3），COD去除率呈不斷增長的態勢，當鐵/炭質量比為3時，可達到最佳的COD去除效果。之后，即便是繼續增加鐵屑的添加量，COD的去除率不僅不會增長，還會出現下降的趨勢。分析原因，主要是鐵屑在加入后會與活性炭接觸，在原水中生成微觀及宏觀電池，微觀電池對鐵屑的腐蝕作用能夠強化微電解能力，提高廢水處理效果。這種情況下，鐵屑添加量的增加會帶動微電池數量的增加，實現對COD的有效去除，但在鐵屑摻加量達到一定數值后，微電池數量達到極限，COD的去除效果也就不會繼續提升。在pH值較低的情況下，鐵屑會出現酸化腐蝕，導致原水中還原性物質的含量增大，影響COD的去除效果[4]。

3.3.2.5 反應時間的影響

量取原水500mL，保持其初始pH值（8）不變，設置反應溫度為30℃，投入15g活性炭和45g鐵屑，曝氣條件下在不同反應時間內進行取樣，對不同時間點廢水中的COD值進行測定。

結果顯示，在初始反應階段，伴隨著反應時間的增加，COD去除率呈快速增長的趨勢，但在達到一定反應時間后，COD去除率的增長速度會下降。分析原因，主要是在反應初期新生態活性物質產生量較大，廢水中的有機物被快速降解，COD去除率也快速增長，而當反應達到一定程度后，有機物降解的難度增大，COD去除率的增長也就變得比較緩慢。同時，在實際生產中，廢水的產生量巨大，如果停留時間過長，對于反應空間的要求會大大增加，因此最終選擇的反應時間為4h。

3.3.2.6 微電解對pH的調節

在試驗過程中，即便是進水的初始pH存在差異，在微電解作用下，pH也會很快趨于一致，微電解反應結束后，出水pH基本在6左右。從這個角度分析，鐵炭微電解能夠實現對于進水pH的有效調節。

取原水500mL，設置反應溫度為30℃，反應時間為4h，活性炭與鐵屑的投入量分別為15g和45g，曝氣條件下將進水pH調節為3、4、5、6、7、8，在不同反應時間對pH的變化情況進行測量。

結果顯示，當pH較低時，微電解的調節速度較快；當pH升高時，微電解對于進水pH的調節速度會有所下降。當進水pH為3或4時，只需30min左右，pH就可以穩定在6；而當進水pH為8時，需要120min左右pH才能穩定在6。因此，鐵炭微電解對于進水pH有著良好的調節作用，在進水pH較低的情況下，這種調節作用更加明顯。

3.4 討論與結論

對照上述試驗過程，在運用微電解法對抗生素廢水進行深度處理的情況下，相比粉煤灰，選擇活性炭作為陰極材料，有著更好的處理效果和可操作性，能夠有效降低廢水處理過程中的運行維護成本；在曝氣條件下，最佳的反應條件進水pH為8，鐵炭質量比為3，反應溫度30℃，反應時間為4h，此時廢水中COD的去除率能夠達到36%～37%；不同進水條件下，鐵炭微電解對于水質pH有著一定的調節作用，在pH較低的情況下，這種調節作用表現得更加明顯；鐵炭微電解反應在經過一定的時間后，鐵屑表面會產生鈍化膜，不僅會阻礙鐵屑與炭的接觸影響廢水處理的效果，而且在反應過程中還會產生一定數量的鐵泥。因此，在實踐中需采取相應的措施，以達到最佳的廢水處理效果[5]。

結語

現階段，很多技術都能夠實現對于抗生素廢水的深度處理，但在實際應用中仍然存在大量的制約因素，如成本、效率、規模等。而在可持續發展理念不斷深化的背景下，國家級地方對廢水排放的要求越發嚴格，單一的技術想要達到良好的廢水處理目標難度較大，且不少研究試驗是在實驗室進行的不能將工程實際準確反映出來。因此，在后續研究中，相關技術人員應切實加強對各種廢水處理技術的深入探索和創新，以及通過全面對比的方式，篩選出適用于不同抗生素類型、不同廢水水質與不同環境條件下的廢水深度處理技術，推動不同技術之間的相互結合，發揮其各自的優勢，規避存在的不足，打造出更加完善的技術規范，提升廢水處理技術的有效性，為抗生素廢水的深度處理提供良好支撐，推動可持續發展目標的順利實現。

參考文獻

[1]向科，邱遠卓，胡念，等.抗生素廢水深度處理技術的研究進展[J].當代化工研究，2023（07）：11-13.

[2]夏艷，朱曉明，趙錦波，等.臭氧氧化技術深度處理高濃度抗生素廢水[J].河南化工，2022（12）：16-19.

[3]魏健，何錦垚，宋永會，等.臭氧催化氧化-BAF深度處理抗生素廢水效能及微生物群落結構分析[J].環境科學學報，2020（06）：2090-2100.

[4]王瑤.高級氧化技術處理抗生素廢水的研究與展望[J].遼寧化工，2019（09）：900-902.

[5]張卉.抗生素制藥廢水深度處理工藝[J].化工管理，2018（27）：206-207.

作者簡介

姚武松（1975—），男，漢族，湖北荊門人，大專，工程師，研究方向為環境工程。