生物铁—接触氧化组合技术、处理抗生素类化学制药废水的研究文库
解酸化+生物接触氧化法处理化工制药废水
解酸化 +生物接触氧化法处理化工制药废水摘要：制药厂是一家生产核苷酸类生化原料药系列产品企业，在生产过程中产生的啤酒渣压榨废水量约为10m3/日。
废水直接排入河流、湖泊，废水的有机物会大量消耗掉水中的溶解氧，一旦超过水体自净能力，将造成周边水体严重污染，也将制约制药行业的可持续发展。
因此，制药废水的无害化处理、达标排放，不仅是企业经济效益的问题，更是严肃的环境法律责任。
在生产实践中，制药废水处理多采用以生化为主、生化和物化相结合的处理技术。
生化处理法中常用的有活性污泥处理技术、生物膜处理技术、厌氧与好氧相结合的处理技术等工艺。
关键词：解酸化+生物接触氧化法处理化工制药废水前言：本文主要介绍解酸化+生物接触氧化法处理化工制药废水的工程设计、运行效果、成本分析及技术特点。
一、解酸化+生物接触氧化法1.生物接触氧化法。
制药工业废水主要包括抗生素生产废水、合成药物废水、中成药生产废水以及各类制剂生产过程的洗涤水和冲洗废水，属于较难处理的高浓度有机废水之一。
随着我国医药化工及保健品制造业的迅猛发展，在制药过程中排放出大量的有毒有害物质，严重危害人类健康，因此寻求工艺合理、管理方便且能最大程度地实现经济、环境、社会效益的工艺技术，是当务之急。
由于制药废水中常含有难降解且浓度高的有机物质，江西某药业公司采用生物接触氧化法处理制药废水并对其设计及运行情况进行观察，发现生物接触氧化法工艺配以高效填料，能高效处理废水、成本低、污泥产量少、易于操作和管理，具有良好的经济和社会效益。
抗生素类物质具有高活性、高结构稳定性和强亲脂性的特点，排放到环境中将会造成严重威胁，并且能诱发和传播多种环境抗生素抗性菌以及抗性基因。
利用水解酸化- 生物接触氧化法处理磷霉素钠废水，结果表明，水解酸化-接触氧化组合工艺可实现废水中COD、有机磷的较为高效的去除，去除率均达到80％以上。
磷霉素制药废水抗药性的去除，主要发生在接触氧化反应器内，有机磷的去除在水解酸化反应器与接触氧化反应器内均有发生。
《2024年高级氧化法处理抗生素废水研究进展》范文
《高级氧化法处理抗生素废水研究进展》篇一一、引言随着现代医药工业的迅猛发展，抗生素类废水的排放量不断增加，其难降解性对生态环境造成了严重威胁。
传统的废水处理方法往往难以有效去除抗生素及其衍生物，这促使了高级氧化法（AOPs）在抗生素废水处理中的广泛应用。
本文旨在探讨高级氧化法处理抗生素废水的最新研究进展，分析其技术优势与挑战，为未来研究提供参考。
二、抗生素废水特性及传统处理方法局限性抗生素废水具有成分复杂、生物毒性大、难降解等特点，传统的生物处理法往往难以有效去除其中的微量抗生素。
传统的物理化学方法如吸附、沉淀等，虽然能暂时降低污染物浓度，但并不能彻底破坏抗生素的结构。
因此，探索更高效的处理技术势在必行。
三、高级氧化法原理及技术分类高级氧化法利用强氧化剂（如羟基自由基）产生的高反应活性物质，将有机污染物彻底矿化为低分子量化合物或完全矿化为二氧化碳和水。
根据使用的氧化剂和反应原理的不同，高级氧化法主要分为臭氧氧化法、湿式催化氧化法、电化学氧化法、光催化氧化法等。
四、高级氧化法在抗生素废水处理中的应用及效果（一）臭氧氧化法：臭氧能够有效地与抗生素发生反应，破坏其结构。
研究显示，通过调整臭氧投加量及反应条件，可有效提高抗生素废水的可生化性，为后续生物处理提供便利。
（二）湿式催化氧化法：此方法在高温高压条件下，利用催化剂加速反应过程，将有机物迅速转化为二氧化碳和水。
研究表明，湿式催化氧化法在处理高浓度抗生素废水时表现出色。
（三）电化学氧化法：电化学方法能够通过电生自由基或直接氧化还原反应降解抗生素。
该方法设备简单、操作方便，对环境友好，近年来受到了广泛关注。
（四）光催化氧化法：利用光催化剂（如二氧化钛）在光照条件下产生自由基团与有机物反应，光催化法对抗生素类物质具有良好的去除效果，具有较好的发展前景。
五、研究进展与挑战近年的研究表明，高级氧化法在处理抗生素废水方面取得了显著成效。
多种高级氧化技术的联合使用更是提高了处理效率，如臭氧-生物活性炭联合工艺、电-Fenton工艺等。
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
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 、 浮 、 气 吸附 、 反渗 透 和 过滤 等 。
达至 １ ％、６７ ０ ． ９． ６２ ％和 ９ ．％。 １ ６
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 Ｃ Ｄ和高 Ｏ Ｓ； Ｓ 存在生物抑制性物质， 如残留抗生素及其 中间代
谢 产物 、 浓度硫 酸 盐 、 面活性 剂 （ 乳剂 、 高 表 破 消沫 剂
抗 生素 废 水 的处 理 方 法 可 归纳 为 以下几 种 ： 物
理处 理方法 、 学处 理方 法 、 物 处理 方法 以及 多 种 化 生
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 、 学气 浮 和 电解 气 浮等多 种形 式 。新 昌制 药厂 ｆ 化 ７ ｌ 采 用 Ｃ Ｆ涡 凹气浮 装置 对 制药 废水 进行 预 处 理 ， Ａ 在 适 当 的 药剂 配合 下 ，Ｏ 。的平 均 去 除率 可 在 ２％ ＣＤ ５
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第３卷第 ４ ２ 期
２ ０ 年 ４月 ０７
上 海 化 工
Ｓ ａ ｇ ａ Ｃ ｅ ｃｌ ｎ ｕ ｔ ｈ ｎ ｈ ｉ ｈ ｍｉ ａ ｄ ｓｒ Ｉ ｙ
抗生素制药废水处理研究进展
阮林 高 徐 亚 同 丁 浩
华东 师范 大学 环境科学与技术 系 （ 上海
沉淀 是利 用重 力沉 淀 分离将 密 度 比水大 的悬 浮
含抗生素污水处理技术研究进展
含抗生素污水处理技术研究进展一、本文概述随着人类社会的发展和抗生素的广泛应用，抗生素在医疗、畜牧和水产养殖等领域的使用量不断增加，导致大量含有抗生素的污水被排放到环境中。
这些含抗生素的污水不仅会对生态环境造成严重影响，还可能通过食物链对人类健康构成潜在威胁。
因此，研究和开发高效的含抗生素污水处理技术已成为当前环境保护领域的重要课题。
本文综述了近年来含抗生素污水处理技术的研究进展，包括物理法、化学法、生物法以及新兴技术等多个方面。
介绍了含抗生素污水的来源、特点及危害，分析了当前污水处理面临的挑战。
详细阐述了各种污水处理技术的原理、优缺点以及在实际应用中的效果，重点关注了生物法在处理含抗生素污水中的研究进展。
对含抗生素污水处理技术的发展趋势进行了展望，提出了未来研究的方向和建议。
通过本文的综述，旨在为相关领域的研究人员和技术人员提供全面的含抗生素污水处理技术信息，推动该领域的技术进步和实际应用，为环境保护和人类健康做出贡献。
二、抗生素污水特性分析抗生素污水作为一种特殊的工业废水，其特性主要体现在以下几个方面：高浓度有机物：抗生素生产过程中会产生大量含有高浓度有机物的废水，这些有机物包括未反应的原料、中间体、副产物以及抗生素本身。
这些有机物对微生物具有一定的抑制作用，增加了污水处理的难度。
生物毒性：部分抗生素具有生物毒性，对微生物的生长和代谢活动产生负面影响。
这种生物毒性不仅影响污水处理过程中微生物的活性，还可能通过食物链对生态环境和人类健康造成潜在风险。
难降解性：许多抗生素具有稳定的化学结构，使得其在自然条件下难以被生物降解。
因此，在处理含有抗生素的污水时，需要采用高效的处理技术，如高级氧化、生物强化等，以提高抗生素的去除效率。
抗生素残留：即使在污水处理过程中，部分抗生素仍可能以微量形式存在于出水中。
这些微量抗生素可能对生态环境产生长期影响，如诱导微生物产生抗性基因，从而影响整个生态系统的稳定性和功能。
ABR-生物接触氧化工艺处理制药废水
５ ６ ０ ３ Ｄｅ ｉｎＩ ｓｉ ｔ ｆ ａ ｇ ｈ ｕＩｏ ｎ ｔｅ ｏ ｐ Ｇｕ ｎ ｚ ｏ ０ ８ ， ｉａ ４ ； ． ｓｇ ｔｕ ｅｏ ｎ ｚ ｏ ｒｎａ ｄＳ ｅ ｌ １ ０ ｎ ｔ Ｇｕ Ｇｒ ｕ ， ａ ｇ ｈ ｕ５１ ３ ０ Ｃｈｎ ）
Ａ ｓｒｃ： ｈｓ ａ ｅ ｉｔ ｄ ｃｄａ ｒｊｃ ｃｓ ｆ Ｂ ＆ ｂｏ ｏｔｃ ｏ ｉａｉ ｒｃｓ ｈ ｒ ｃ ａｔ ｔ ｅｔ ｎ． ｈ ｅｕｔ ｂｔａｔＴ ｉ ｐｐｒ ｎ ｏ ｕ ｅ ｎｐｏｅｔ ａｅｏ Ｒ ｒ Ａ ｉｃｎａｔ ｘｄｔ ｎｐｏｅｓｎｐ ａｍａｙｗ ｓ ｗａ ｒｒａｍｅｔＴ ｅ ｓｌ ｏ ｉ ｅ ｅｔ ｒ ｓ
［ 摘
要］ 本文介绍 了 Ａ Ｒ 生物接触氧化工艺处理制药废水 的工程应用实例 。应用结果表明 Ｃ ｅ、Ｂ ５ ｓ Ｂ＋ ＯＤ ＯＤ 及 ｓ的
去除率达 ９ ． ８６ ％，９ ． ９５ ％和 ９ ．％ ，最终 出水水质达到广东省地方标 准 水污 染物 排放 限值 （ ４ ／６２ ０ ） ８ ９ ＤＢ ４２ —０ １ 第二 时段一 级标准 ，该工艺运行稳定 ，操作方便 ，出水达标且稳定。
［ 关键词］ ＢＲ；生物接触氧化 ；制药废水 Ａ
ＡＢＲ ＆ Ｂｉ ｃ ｎｔ ｃ ｉ ｔｏｎ Ｐｒ ｃ ｓ ｎ Ｐｈａ ｍ ａ ｙＷ ａ ｔｗ ａ ｅ ｅ ｔ ｅ ｏ ｏ ａ ｔＯｘ ｄａ ｉ ｏ ｅ ｓｉ ｒ ｃ ｓｅ ｔ ｒＴｒ ａ ｍ ｎｔ
Ｌｏ ｇ Ｙｉ ｃ ｅ ｎ ｎｇ ｈ ｎ ，Ｂｉ ｎ 。 Ｙａ ｇＹ ｉｇ Ｆａ ｇ ｎ ｎ
２０ ０ ７年 第 １ 期 １ 第３ ４卷 总第 １５期 ７
广
东
化
工
９９
ｗｗｗ．ｄ ｈ ｍ．ｏ ｇ ｃ ｅ ｃ ｍ
２ 废 水 处 理 工 艺
生物接触氧化法处理制药废水
生物接触氧化法处理制药废水万金保 陶琨 万兴(南昌大学环境科学与工程学院 南昌 330029)摘 要:本文主要介绍用接触氧化法处理制药废水的设计及运行情况。
该工艺处理成本低,污泥产量小,易于操作和管理,具有良好的经济和社会效益。
关键词:生物接触氧化法 制药废水 1 引言江西某药业公司是一家立足于农业产业化的股分制外资企业,集药树种植(特别是林药套种),生产加工销售为一体的综合性高新技术企业。
主要产品有流浸膏,浸膏干粉,软骨素,高纯绿原酸等。
该公司的总排污水由工业废水和生活污水组成。
工业废水主要来源于制药工业过程中的各个车间的生产废水,生活污水主要来源于生活区内所排放的生活污水。
该公司污水主要污染指标高于一般工业污水水质,污水的可生化性较好,采用接触氧化法的处理工艺对废水进行治理。
工程实施后,处理系统运行稳定,处理后出水水质可达到《污水综合排放标准G B8978—1996》的一级排放标准。
2 工艺流程2.1 水质与水量特点分析该公司污水主要来源于制药废水及生活污水,工业废水的比例较大,水质变化快,排水间歇性大。
废水中主要含有机污染物,BOD5/C OD约为0.53,现有的污水水量为400m3/d。
废水的水质为:C OD1500mgΠLBOD800mgΠLSS120mgΠLPH5～9 根据《污水综合排放标准(G B8978—1996)》中的规定,本企业的污水排放须满足一级排放标准的要求[1]: PH:6～9 SS≤70mgΠL BOD5≤20mgΠL C OD≤100mg/L2.2 污水处理工艺流程图 2.3 主要构筑物[2,3]2.3.1中和池污水的PH值为5—9,需调节PH值,此由自动加药系统及在线PH控制器协作完成,保证了出水的PH达981 2004年12月生物接触氧化法处理制药废水 标,设置耐腐蚀一级提升泵,将经中和池处理后的出水提升至调节池。
平面尺寸为:4.5M×3M×3M,有效容积40m3。
生物接触氧化法在冶金废水处理中的应用及研究
The end Thank You
3.3 填料
接触氧化法所用的填料有弹性填料、软性填料、半软性 填料等固定式安装填料和悬浮式安装填料等多种形式。每 一种形式都有各自的适应条件和范围，接触氧化池中的填 料高度与采用的鼓风机有关，一般填料高度应选择在3m 左右，填料上部淹没水深在0.5m，填料下面的布水区在 0.5～1.5m之间，这和池型选择有关。
生物接触氧化法在冶金废水 处理中的应用及研究
小组成员：1045562117-1045562122
1 概念：
生物接触氧化法，又称淹没滤床法。日本称 为接触氧化法，美国称为固定床处理法。属生物 膜法范畴。实质上是在反应器内设置填料，废水 经过充氧后与填料相接触，在生长在填料上的生 物膜和填料空隙间的活性污泥的双重作用下，使 废水得到净化。生物接触氧化广泛使用于合成革、 毛皮、印染、市政污水等污水处理领域，冶金过 程的焦化含酚废水和轧钢的含油废水使用也较多。
2 原理及特点
2.1 基本原理 和其它生物膜法处理一样，生物接触氧化法经过培养 和驯化后，在其填料表面可以形成一层生物膜。在溶解氧 和有机物等营养成分均充足的情况下，生物膜逐渐增厚， 但当生物膜达到一定厚度后，其内部形成厌氧层，在厌氧 代谢气体和水流冲刷作用下，又会造成生物膜的脱落。脱 落生物膜的填料上，还会重新附着生长新的生物膜。填料 空隙间还存在悬浮生长的微生物。 废水中的有机物在接触氧化池内被生物膜微生物和悬 浮微生物氧化分解，实现废水净化的目的。 其原理示意如下： 原水—初沉—接触氧化池—二沉—出水
3 影响生物接触法运行的因素探析
3.1 生物接触氧化池池型的选择 生物接触氧化池池型有两类，一是曝气 区与接触氧化区分开。二是曝气区与接触氧 化区合并在一起。前者有利于生物膜的生长， 但不利于生物膜的脱落更新；后者生物膜脱 落更新速度加快，有利于提高生物膜的活性， 但曝气装置设在填料层下面，检修不便。从 提高生物膜的活性角度来讲，建议选择后者。
铁碳微电解及芬顿氧化处理某抗生素废水的研究
作者简介:(1985-),,。
抗生素废水因浓度高、水质波动大、废水中含有延缓或完全抑制微生物生长的有毒有害物质、可生化性较差等特点，将其归为生物难降解有机废水。
因此，在进入污水处理系统前，需对其进行一定的预处理。
铁碳微电解和芬顿氧化法因氧化性强、处理效率高、不产生二次污染，同时，兼具占地面积小、操作简单、管理方便等特点适于抗生素废水的预处理。
但这两种处理方法对抗生素废水的处理效果及其适用条件都有待进一步研究。
1铁碳微电解及芬顿氧化法基本原理铁碳微电解是利用铁、碳组分自身产生的电位差发生氧化还原反应，对废水进行电解处理[1]，以达到降解有机污染物和脱色的目的。
特别是在有氧的情况下，反应生成的Fe （OH ）3是活性胶状絮凝剂[2]，其吸附能力很强，可对水中的悬浮物及其他有色物质进行吸附、凝聚共沉淀而除去，从而达到对废水的净化效果。
白娟莉(四川景星环境科技有限公司,四川成都610037)摘要：近几年，铁碳微电解和芬顿氧化法因其对有机物的强氧化性而被广泛用于抗生素废水的预处理。
本文以某药业公司抗生素废水为研究对象，以CODcr 去除率为评价指标，分别进行了铁碳微电解与芬顿氧化实验。
实验发现：将进水pH 调节为4，铁碳投加比例控制在1：1（体积比），反应停留时间保持为120min 时，铁碳微电解的的去除效果最好；同样，将进水pH 调节为4、FeSO 4·7H 2O 和H 2O 2的投加量分别为1.05g 及10mL ，反应停留时间保持为120min 时，芬顿氧化法的去除效果最好。
关键词：铁碳微电解；芬顿氧化；抗生素；废水处理中图分类号：X787文献标志码：AStudy on the Application of Iron -carbon Micro-electrolysis and Fenton Oxidation in AntibioticWastewate TreatmentBAI Juanli(Sichuan Jingxing Environmental Technology Co.LTD ,Chengdu 610037,China )Abstract :In recent years ,iron carbon micro-electrolysis and fenton oxidation have been widely used in the pretreatment of antibiotic wastewater due to their strong oxidation of organic compounds.This paper took the antibiotic wastewater of a pharmaceutical company as the research object ,and the removal rate of CODcr as the evaluation index ,respectively carried out iron carbon micro-electrolysis and fenton oxidation experiments.The results showed that the removal rate of ferrocarbon micro-electrolysis was the best when the wastewater pH of 4,fe-c volume ratio of 1:1,reaction time of 120min ;The optimal reaction parameters of fenton oxidation were :wastewater pH of 4,reaction time of 120min ,and addition amounts of FeSO 4·7H 2O and H 2O 2were 1.05g and 10mL ,respectively.Key words:iron carbon micro-electrolysis;Fenton oxidation;Antibiotics;wastewater treatment2铁碳微电解及芬顿氧化处理某抗生素废水的研究芬顿氧化法是利用“芬顿试剂”进行化学氧化的废水处理技术。
生物接触氧化工艺处理制药废水
设计Ｂ Ｄ 容积负荷为ｌ ｍ ｄ Ｏ ｌ ￣／ ，有效停 留时间为 １ｈ ０ ，氧化池长 Ｘ Ｘ高 ＝４０ Ｘ ．ｍＸ４２ 宽 ．ｍ １ ７ ．ｍ；采用 中 由ｌ ．ｋ 台５ ５ Ｗ的Ｓ Ｒ－ ０ 叶罗茨鼓风机供给 。 Ｓ ８￣ ＝
（ ）二 次 沉 淀池 ５
在调节 池底部安装曝气 管，外加动力 空气搅拌 ，使 孔曝气 管曝气 ，气水 比为２ ｌ ０： ，曝气量为３３ ／ ｎ ．ｍ ｍｉ ，
关键词 ： 药废 水 ； 制 混凝 沉淀 ； 生物接 触氧化 中图分类号 ： ７ ７０ １ Ｘ ８ ．３ 文献标志码 ： Ｂ 文章编号 ：０ ６ ５ ７ ２ ０ ）０ － ０ ８ ０ １０ － ３ ７（０ ６ ７ ０ ２ － ２
Ｗ ａ ｔｗ ａｅ ｆＰｈａｍ ａ ｙ Ｔｒ ａｅ ｙ Ｂｉ ｌ ｇ ｃ ｌＣｏ ｔｃ ｉ ａｉ ｎＰｒ ｃ ｓ ｓｅ ｔｒｏ ｒ ｃ ｅ ｔｄ ｂ ｏ ｏ ｉａ ｎ ａ ｔＯｘ ｄ ｔｏ ｏ ｅ ｓ
中 一环 保 产 业 ２ ０ ． ０６７
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工 程 应 用 Ｉ ＩＩＩ
Ｅ ｇ ｎ ｅ ｉｇＡ Ｐ ｉａｉｎ ｎ ｉｅ ｒｎ Ｐ ｌＣ ｔ ｏ
ｌＶ Ｉ９ － ２
短 ，而池 的容 积负荷 相对 较高。
３ 主要构筑物和设计参数
（） 污 水 调 节池 １
１ ５ Ｗ ；粗 格 栅一 个 ，栅条 间 距为 ２ ｒｍ，细 格栅 一 ．ｋ ５ ａ 个 ，栅条 间距 为 １ｒｍ，安 装角度为７ 。 ，格栅 总宽度 ０ ａ ５
为５０ ０ ｍｍ。
（ ） 混 凝 反 应 池 ２
设 计表面负荷为２ ／ ｈ ｍ ｍ ，二沉 池长 Ｘ宽 Ｘ高 ＝ ２３ Ｘ２３ Ｘ ．ｍ，泥斗高度为 １３ ．ｍ ．ｍ ２ ４ ．ｍ，有效停 留时间 为０ ７ ．ｈ，内置 ｑ５ ｍｍ的六角蜂窝斜管。 ￣０
医疗废水生物接触氧化法处理分析
医疗废水生物接触氧化法处理分析摘要：医疗废水具有水质复杂，变化幅度大等特点，在污水处理工程较为典型。
在设计上主要应考虑工艺的运行可靠性和经济性。
本文结合工程实例探讨医疗废水处理工艺，供同行人员参考。
关键词：医疗废水；处理工艺；生物接触氧化法医疗污水来源及成分复杂，含有病原性微生物、有毒有害的物理化学污染物和放射性污染等，具有空间污染、急性传染、交叉传染和潜伏性传染等特征，如不经有效处理就会成为一条疾病扩散的重要途径。
目前，有一些较成熟的处理工艺如生物接触氧化法、膜生物反应器、曝气生物滤池等。
本文主要结合实例探讨生物接触氧化法处理医疗废水的工艺。
1.接触氧化法接触氧化法是一种兼有活性污泥法和生物膜法特点的一种新的废水生化处理法。
这种方法的主要设备是生物接触氧化滤池。
在不透气的曝气池中装有焦炭、砾石、塑料蜂窝等填料，填料被水浸没，用鼓风机在填料底部曝气充氧，这种方式称谓鼓风曝气装置；空气能自下而上，夹带待处理的废水，自由通过滤料部分到达地面，空气逸走后，废水则在滤料间格自上向下返回池底。
活性污泥附在填料表面，不随水流动，因生物膜直接受到上升气流的强烈搅动，不断更新，从而提高了净化效果。
生物接触氧化法具有处理时间短、体积小、净化效果好、出水水质好而稳定、污泥不需回流也不膨胀、耗电小等优点。
2.工程概况某医院占地面积2500平方米，业务用房面积2988平方米。
设有床位120张，门诊设：急诊科、儿科、内科、妇产科、中医科等科室。
医疗设备有：X光、B超、全自动生化分析仪、心电图、宫腔镜等较先进的医疗设备。
3设计依据3.1设计依据(1)《医疗机构水污染物排放标准》(GB18466-2005)(2)《建筑给水排水设计规范》(3)《综合医院建筑设计规范》(4)《医院污水处理设计规范》。
3.2设计原则(1) 立足医院实际情况，选择经济实用，便于管理的处理工艺原则。
(2) 立足长远考虑，处理工艺便于自动操作可能，提高系统实际使用率。
UASB_生物接触氧化工艺处理制药废水实例
3. 1 厌氧池运行情况 厌氧池为本系统主要的处理单元之一 ,反应区
包括污泥床区和悬浮污泥区 。系统进水方式为底部 脉冲进水 ,废水由池顶脉冲罐通过虹吸作用脉冲进 入池底污泥床区布水管 。该进水方式的优点有 : ① 降低了在池体做预留管而渗漏的风险 ; ②脉冲进水 对污泥床区起到一定的搅拌作用 。废水经由底部向 上依次经过污泥床区 、悬浮污泥区 、三相分离器后通 过溢流堰进入下一处理单元 。泥 、水 、气在三相分离 器处进行分离 ,污泥被挡回反应区 ,细小的污泥碎屑 随水流走 ;沼气泡和附着在污泥絮体上的沼气泡沿 着三相分离器上升至反射板后 ,沼气泡脱离污泥絮 体 ,进入集气系统 ;废水由三相分离器的上下两个组 成部分间的空隙进入出水区 。这种结构减少了活性 污泥随水流失 ,保证了厌氧池的活性污泥的量 ,也为
厌氧池出水自流至多点式的生物接触氧化池 , 生物接触氧化池中布满弹性立体填料 (生物载体) , 供气系统采用新型旋混曝气装置 。废水通过好氧微 生物膜及活性污泥的两相多点接触 ,有机物大量被 分解吸收 。同时 ,微生物新陈代谢过程吸收大量的 碳 、氮及磷 ,合成新的微生物 ,老化生物膜脱落成为 污泥 ,最终被排除到系统外 。生物接触氧化池尺寸 为 17. 7 m ×7. 7 m ×5. 0 m ,分为 4 格 ,有效容积为
第一作者 :李吉玉 ,男 ,1980 年生 ,硕士 ,主要从事环境工程及湿地植物水体净化研究 。
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环境污染与防治 第 30 卷 第 10 期 2008 年 10 月
615 m3 ,水力停留时间 16. 4 h ,设计水气体积比为 1 ∶24 。 2. 2. 5 二沉池和砂滤池
生物接触氧化池出水自流入二沉池实现泥水分 离 ,在二沉池内安装有 60°倾角的蜂窝状填料 ,用以 提高沉淀效果 。二沉池结构尺寸为 5. 7 m ×9. 5 m ×4. 5 m ,总有效容积为 171 m3 。二沉池出水自流 入砂滤池 ,砂滤池 2 个并联 ,单个尺寸为 1. 8 m × 2. 8 m ×3. 5 m 。在砂滤池底部安有穿孔管用以收 集清水 ,同时兼作反冲水的分配系统 。在底部有承 托层 ,承托层分为 3 层 ,按滤料粒径大小从下到上铺 设 ,大粒径放在最下层起承托作用 ,砂滤层厚度为 800 mm 。
水解酸化-SBR-接触氧化工艺处理抗生素废水
【 摘 要】 本文介绍 了某制药厂抗 生素 废水处理工程情况 。采 用水解酸化一Ｂ 一 Ｓ Ｒ 接触氧化工艺处理 高浓度抗生素废 水 ，长期 的运行结果表 明，在 进水 Ｃ Ｄｃ≤３ ０ ／ Ｏ ５ ０ Ｌ条件下 ，出水 Ｃ Ｄｃ￣２ ０ｍｇＬ，处理水质达到 污水综合排 ｍｇ Ｏ ０ ／ ＜
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２ ０ 年 第 ７期 ０７ 第３ ４卷 总第 １ １ ７ 期
广 东 化 工
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水解 酸 化 一Ｓ Ｒ一接 触 氧 化 工 艺 处 理 抗 生素 废水 Ｂ
黄亮
（ 东 市金龙 峰 环保设 备 工程 有 限公 司 ，广 东 广 州 ５０２ ） 广 １２ ０
某制药厂是 以生产抗 生素原料为主 的大型制药企业 ，公司 在生产过程 中排放含 有大量发酵残 余基 、残余效价、有机溶 剂、 酸碱 以及其它化学物质 的综合性抗 生素废 水。生产废水在未治 理之前通过修建的专 门管线将其集 中输送 到废 水站 ，治理达标 后排入厂区附近 的市政排 水干 管排放 。 本废水处理 站站 区 占地面积 １９ ３ｍ ，地 势南高北低。站 ０ ０
放标准 （ ８ ７ —９ ６生物制药行业二类标准 ，且工艺处理效果稳定 ，整个工程取得很好 的环保、社会和经济效益 。 ＧＢ ９ ８１９ ）
【 关键词】 生素废水 ；水解酸化 ；Ｓ Ｒ；接触氧化 抗 Ｂ
Hale Waihona Puke Ｔｒ ａ ｍ ｅ ｆ ｎ ｉ ｏ ｉ ｓＷ ａ ｔ ｗａ ｅ ｙ ａ ｉ ｅ ｔ ｎｔｏ ｔｂｉ ｔｃ Ａ ｓ ｅ ｔ ｒｂｙ Ｈ ｄｒ ｕｌｃ Ａ ｃ ｄｉ ｃ ｔｏ －Ｓ ｉ ｆ ａ ｉ ｎ ＢＲ—ｃ ｎｔ ｃ ｘ ｄａ ｉ ｎ ｉ ｏ ａ ｔＯ ｉ ｔｏ
铁基材料活化过硫酸盐降解水中抗生素的研究进展
铁基材料活化过硫酸盐降解水中抗生素的研究进展凌良雄，陆 建，周 易，周彦波*华东理工大学资源与环境工程学院, 上海 200237摘要： 抗生素广泛应用于医药和养殖行业，排入水体中的抗生素严重威胁了生态安全和人体健康. 目前，常规污水处理过程对抗生素降解效率较低，基于硫酸根自由基(SO 4•−)的高级氧化技术逐渐成为水处理领域的研究热点之一. 铁基材料廉价易得，在活化过硫酸盐(PS)降解水中抗生素领域展现出一定的应用前景. 本文重点综述了几种典型铁基材料在活化PS 降解水中抗生素的研究进展，分析了pH 、重复使用性等影响铁基材料实际处理效果的因素，并对铁基材料活化PS 的发展前景进行了展望，旨在为拓展铁基材料环境应用和阐明PS 活化机制提供重要参考. 结果表明：铁(氢)氧化物、零价铁(ZVI)和铁硫化物等铁基材料活化PS 产生的SO 4•−和羟基自由基(HO·)对抗生素降解起关键作用. 与传统铁基材料相比，复合型铁基材料表现出更加优异的催化性能和稳定性. 此外，高价铁和单线态氧也被证明对铁基体系催化降解抗生素起重要作用. 现阶段缺乏考察铁基材料/PS 体系降解实际水体中抗生素性能和机理的研究；同时，单原子铁催化剂等新型铁基材料活化PS 降解抗生素的性能及机制也有待进一步明确.关键词： 铁基材料；过硫酸盐；抗生素；活化；降解中图分类号： X52文章编号： 1001-6929（2022）01-0290-09文献标志码： ADOI ： 10.13198/j.issn.1001-6929.2021.09.12Persulfate Activated by Iron-Based Materials for Degradation of Antibiotics in Water ：A ReviewLING Liangxiong ，LU Jian ，ZHOU Yi ，ZHOU Yanbo *School of Resources and Environmental Engineering, East China University of Science and Technology, Shanghai 200237, China Abstract ：The use and discharge of antibiotics into water bodies by the pharmaceutical and aquaculture industries without prior treatment seriously threaten human health and ecological safety. In view of this, the sulfate radical-based advanced oxidation process has gradually become one of the most promising research fields in contrast to the conventional sewage treatment process that has lower degradation efficiency of antibiotics in water. Iron-based materials show outstanding features in the field of activated persulfate (PS) for the degradation of antibiotics because they are cheap and easy to operate. This review hence focuses on the research progress of several typical iron-based materials in activating PS to degrade antibiotics in water and analyzes the factors such as pH and reusability that affect the actual treatment effect of iron-based materials. Finally, the development of iron-based materials for PS activation are prospected, aiming at providing an important reference for expanding the environmental application of iron-based materials and elucidating the activation mechanism of PS. It is found that the sulfate radical (SO 4•−) and hydroxyl radical (HO·) produced by the activation of PS by heterogeneous iron-based materials such as iron (hydr)oxides, zero-valent iron (ZVI) and iron sulfides play a vital role in the degradation of pared with traditional heterogeneous iron-based materials, the composite iron-based materials show a better catalytic performance and stability. In addition, the high-valent iron and singlet oxygen also play an important role in the degradation of antibiotics in iron-based systems. At present, there is a lack of research on the performance and mechanism of degradation of antibiotics in practical water by iron-based materials/PS system. Moreover, the performance and mechanism of novel iron-based materials such as single-atom iron catalysts to activate PS to degrade antibiotics also need to be further clarified.Keywords ：iron-based materials ；persulfate ；antibiotics ；activation ；degradation收稿日期： 2021-07-07 修订日期： 2021-09-16作者简介： 凌良雄(1997-)，男，湖南岳阳人，lxling@ .* 责任作者，周彦波(1982-)，男，内蒙古赤峰人，教授，博士，博导，主要从事环境功能材料及水污染控制理论与技术研究，zhouyanbo@ 基金项目： 国家自然科学基金项目(No.51778230, 21906056)；上海市优秀技术带头人项目(No.20XD1433900)第 35 卷 第 1 期环 境 科 学 研 究Vol.35，No.12022 年 1 月Research of Environmental SciencesJan.，2022抗生素是用于抑制微生物感染性疾病的化合物，广泛应用于医疗保健及畜禽养殖等领域[1]. 据统计，我国地表水和沿海水体中抗生素的检出率分别为98.0%和96.4%[2]. 抗生素在水中长期存在会导致抗性细菌和抗性基因的产生. 抗性基因在环境中的停留时间较抗生素更长，并且会在不同环境介质中传播，往往比抗生素本身对环境的危害更大[3]. 因此，从源头(污水处理厂)削减是对抗生素管控和治理的关键.目前抗生素废水处理方法主要有吸附法、生物降解法和高级氧化技术(AOPs)等[4]. 吸附法易于操作且成本较低，但只能将抗生素从废水中分离出来，并未降解抗生素. 生物法适用于处理低浓度抗生素废水，但处理时间较长，有产生抗性基因的风险. AOPs可将抗生素快速、无选择性地氧化成小分子化合物，甚至彻底矿化成CO2、H2O和其他矿物盐，降解比较彻底.根据氧化剂的不同，AOPs可以分为臭氧氧化、芬顿氧化、高锰酸钾氧化和过硫酸盐(PS)氧化等. 其中，基于PS分解生成硫酸根自由基(SO4•−)的高级氧化技术(SR-AOPs)由于操作简单、自由基生成速度快而得到了广泛的研究[5]. PS包括过一硫酸盐(HSO5−,PMS)和过二硫酸盐(S2O82−, PDS)，可通过加热、碱、辐射、超声、催化剂活化等方式产生SO4• −. SO4• −较羟基自由基(HO·)具有更高的氧化还原电位及选择性，能够将难降解有机物分解为可生物降解化合物，最终实现较高的矿化率[4]. 因此，SR-AOPs对水中抗生素的降解具有明显的优势.近年来，多种类型的催化剂，如金属氧化物、碳材料、黏土以及多金属氧酸盐等新型材料已被应用于活化PS降解水中抗生素等污染物[6]. 其中，铁基材料在地壳中含量丰富且对环境表现出友好性，是最受欢迎的PS活化材料之一[7]. 由于均相铁基体系中许多副反应难以控制，铁(氢)氧化物[8-9]、零价铁(ZVI)[10]和铁硫化物[11-12]等非均相铁基材料在活化PS降解抗生素领域引起了广泛关注. 目前，铁基材料活化PS 的综述论文主要集中在降解有机污染物方面[13]，或是从宏观角度对活化机理进行评述[14]，而很少有研究对铁基材料活化PS降解水中抗生素进行总结. 因此，深入理解铁基材料活化PS降解水中抗生素的作用机理，对于更好地满足水质要求并挖掘铁基材料潜能具有重要的理论和现实意义.基于此，该文在介绍均相铁基反应原理的基础上，重点分析了几种典型非均相铁基材料活化PS降解水中抗生素的研究进展，讨论了影响铁基材料/PS体景进行了展望，以期为抗生素废水处理提供参考.1 均相铁基体系中的反应均相铁基体系是利用Fe2+和Fe3+活化PS，具有传质阻力低、反应速率高等优点. Fe2+活化PS的机理如式(1)～(3)[15-16]所示. HO·由SO4• −与H2O、OH−反应生成〔见式(4)(5)〕[17]. Fe2+在活化过程中会不可避免地转化为Fe3+，Fe3+与PMS反应生成活性较低的SO5• −，但Fe3+会转化为Fe2+，进一步与PMS反应生成高活性的SO4• −[18].SO4• −和HO·等活性物种对污染物具有不同的反应特性，目前均相铁基体系中各活性物种的贡献机制仍存在争议，Wang等[19]使用甲基苯基亚砜(PMSO)作为化学探针验证了均相Fe2+/PS体系中Fe(Ⅳ)的存在〔见式(6)(7)〕；并且在较宽pH范围内检测到了甲基苯基砜(PMSO2)的存在，认为Fe(Ⅳ)是降解污染物的主要活性物种.尽管均相铁基体系可快速生成活性物种，但该过程受Fe2+浓度的影响较大. Fe2+浓度不足时，难以连续活化PS，而过量的Fe2+会将PS和SO4• −转化为活性较低的SO42−〔见式(8)(9)〕[20]. 同时，Fe3+在pH>3时会形成Fe(OH)3沉淀，均相铁基体系在实际应用中会受到pH和铁泥产量大的限制.针对均相铁基体系的缺陷，已有研究[21]报道了提高其活化效率的方法，包括螯合改性、外部能量引入以及Fe2+再生等. 这些工作有助于探索非均相铁基材料活化PS的机制，为理性设计高效非均相铁基材料奠定了基础.2 非均相铁基材料对水中抗生素的去除行为常见的应用于活化PS的非均相铁基材料包括铁(氢)氧化物、零价铁(ZVI)和铁硫化物. 同时，考虑到这些铁基材料活化PS的实际效果，学者们进行了大量改性工作来提高材料的稳定性和重复使用性，第 1 期凌良雄等：铁基材料活化过硫酸盐降解水中抗生素的研究进展2912.1 铁(氢)氧化物磁铁矿(Fe 3O 4)、Fe 2O 3和FeOOH 是研究最为广泛的3种铁(氢)氧化物[6]. 各种铁(氢)氧化物活化PS 降解水中抗生素的应用情况见表1.表 1 铁(氢)氧化物活化PS 降解抗生素性能Table 1 Summary of iron(hydr)oxides activated PS for the degradation of antibiotics催化剂污染物污染物浓度/(mg/L)反应条件降解率/%活性物种数据来源Fe 3O 4@MoS 2磺胺20[PMS]=1 mmol/L 、pH=6.5、[Cat.]=0.4 g/L 、t =15 min 99.83SO 4• −、1O 2文献[8]rGO-Fe 3O 4诺氟沙星20[PDS]=1 g/L 、pH=6.47、[Cat.]=0.5 g/L 、t =75 min 89.69SO 4• −、HO·、1O 2文献[22]γ-Fe 2O 3/CeO 2四环素20[PDS]=3 mmol/L 、pH=5.8、[Cat.]=0.2 g/L 、t =120 min 84SO 4• −、HO·、1O 2、O 2• −文献[23]γ-Fe 2O 3-MnO 2环丙沙星16.5[PMS]=0.3 g/L 、pH=7[Cat.]=0.15 g/L 、t =30 min 98.3SO 4• −、HO·、1O 2、O 2• −、h +文献[24]FeOOH@Mn 3O 4磺胺甲恶唑10[PMS]=0.329 mmol/L 、pH=7±0.2、[Cat.]=0.2 g/L 、t =40 min92.2SO 4• −、HO·、1O 2文献[25]注：[Cat.]表示催化剂投加量.2.1.1 Fe 3O 4Fe 3O 4是一种混合价氧化物，Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)所占比例在0.30~0.43之间[26]. 此外，Fe 3O 4具有磁性，便于在反应结束时回收并在后续运行中重复使用. 因此，Fe 3O 4被广泛用于活化PS 降解抗生素等污染物. 然而，研究发现，Fe 3O 4在活化PS 的过程中溶解释放的Fe 2+和Fe 3+十分有限. 例如，在Fe 3O 4/PDS 体系中，总溶解铁占总铁的比例仅为0.125%(0.25 mg/L)[27]. 因此，人们普遍认为Fe 3O 4表面晶格中的Fe(Ⅱ)在活化PS 方面起主导作用[14]. 但由于Fe 3O 4对Fe 2+的吸附能力较强，也有研究[28]认为，吸附在Fe 3O 4表面的Fe 2+对PS的活化起重要作用. 溶解释放的铁被迅速吸附到Fe 3O 4表面，这解释了其他研究中总溶解铁浓度低的问题.由于Fe 3O 4纳米颗粒容易团聚导致催化活性降低，Fe 3O 4复合催化剂成为目前的研究热点[29]. Lu 等[8]开发了一种简单绿色高效的类芬顿催化剂Fe 3O 4@MoS 2用于降解水中磺胺(SA)，该材料克服了纳米颗粒团聚及Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)循环效率低的问题. 相较于传统Fe 3O 4，Fe 3O 4@MoS 2对SA 的降解速率提高了86倍.2.1.2 Fe 2O 3Fe 2O 3具有α、β、γ和ɛ等不同的晶体结构. 由于β-Fe 2O 3和ɛ-Fe 2O 3难以制备成单相材料，赤铁矿(α-Fe 2O 3)和磁赤铁矿(γ-Fe 2O 3)是研究最多的[30]. α-Fe 2O 3氧化还原电位较低，对PMS 活化性能较差[31]. Guo 等[32]发现，掺杂碱土金属Ca 能够增加α-Fe 2O 3的比表面积和导电性能，促进氧空位的形成，从而显著提高PMS 的活化效率. Ca-α-Fe 2O 3在120 min 内对四环素(TC)和环丙沙星(CIP)降解率均大于95%. 除金属掺杂之有显著提升. Deng 等[33]通过共沉淀、水热和煅烧三步法成功制备出硫掺杂的α-Fe 2O 3(S-α-Fe 2O 3)，发现S-α-Fe 2O 3在活化PDS 降解卡马西平(CBZ)方面表现出良好的催化活性和稳定性. 硫作为电子俘获中心，显著减小了α-Fe 2O 3带隙，提高了光生电子与空穴的分离效率.γ-Fe 2O 3具有磁性且表面氧物种丰富，有利于催化反应的进行. 但传统的γ-Fe 2O 3易失活，Niu 等[23]采用氧化沉淀法制备出磁性γ-Fe 2O 3/CeO 2催化剂，发现Ce 在相应的PDS 体系中可以增强催化剂的电子转移，加速Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)循环. 其次，Ce 可以限制铁溶解来提高催化剂的稳定性和重复使用性. 此外，O 2• −和1O 2对该体系的催化活性也起到重要作用.2.1.3 FeOOHFeOOH 是含铁废物的主要成分之一，具有α、β、γ和δ等4种同质异构体. Fan 等[9]合成了上述不同结构的FeOOH 用于活化PMS ，发现FeOOH 的催化活性表现为δ-FeOOH>针铁矿(α-FeOOH)>γ-FeOOH>β-FeOOH. He 等[34]发现，α-FeOOH 表面的铁物种主要是Fe(Ⅲ)，α-FeOOH/H 2O 2/PS 体系对氯霉素(CAP)的降解效果较差. 而加入还原剂羟胺(HA)后，Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的循环效率提高，对CAP 的降解性能显著提升. 此外，Qi 等[35]通过还原煅烧将水处理残留物表面铁物种转化为Fe(Ⅱ)和ZVI ，发现改性后的非均相材料在活化PDS 降解磺胺甲恶唑(SMX)方面表现出良好的催化活性.与Fe 3O 4、γ-Fe 2O 3相同，也有研究指出FeOOH 与其他金属氧化物复合可以提高催化活性. Zhang 等[36]292环 境 科 学 研 究第 35 卷内能够降解82%的洛美沙星(LOM). 吸附到催化剂表面的PMS被还原性的Fe(Ⅱ)和Co(Ⅱ)活化，通过电子转移生成SO4• −. Fe与Co之间的氧化还原循环以及再生的Fe(Ⅱ)和Co(Ⅱ)会连续活化PMS以生成SO4• −. SO4• −与H2O、OH−反应生成HO·，HO·在LOM降解过程中起主导作用.2.2 ZVIZVI是一种还原性铁基材料. 除表面溶解释放Fe2+外，ZVI可直接作为电子供体活化PS产生SO4• −〔见式(10)(11)〕. 同时，Fe(Ⅲ)与ZVI继续反应实现Fe(Ⅱ)再生〔见式(12)〕[13]. 近年来，许多研究已经证明了ZVI活化PS对抗生素的优异降解性能(见表2).然而，Lin等[37]发现，ZVI表面溶解释放Fe2+的速率会受ZVI粒径大小的影响. 制备的nZVI(平均粒径为46 nm)比表面积大、暴露的活性位点更多，对磺胺二甲嘧啶(SMT)的降解效果明显超过商业nZVI(平均粒径为63 nm).表 2 ZVI活化PS降解抗生素性能Table 2 Summary of ZVI activated PS for the degradation of antibiotics催化剂污染物污染物浓度/(mg/L)反应条件降解率活性物种数据来源ZVI氯霉素10[PMS]=0.2 mmol/L、pH=3.5、[Cat.]=0.5 g/L、t=120 min97.2%HO·、SO4• −文献[38]mZVI磺胺甲恶唑10[PDS]=1 mmol/L、pH=5.67、[Cat.]=2.23 mmol/L、t=120 min95%SO4• −文献[39]ZVI磺胺嘧啶20[PDS]=1.4 mmol/L、pH为5~7、[Cat.]=0.6 mmol/L、t=15 min97.4%HO·、SO4• −文献[40]ZVI环丙沙星10[PDS]=2.25 mmol/L、pH=3、[Cat.]=126 mg/L、t=6084.5%±1.3%HO·、SO4• −文献[41]ZVI金霉素0.5[PDS]=0.5 mmol/L、pH为3~4、[Cat.]=1 mmol/L、t=120 min94%SO4• −文献[42]注：[Cat.]表示催化剂投加量.为了防止ZVI团聚和氧化，负载型ZVI得到了广泛的研究[13]. Wu等[43]制备的nZVI负载有机蒙脱土复合材料(nZVI/OMt)对活化PDS降解水中磺胺嘧啶(SDZ)表现出优异的催化活性. nZVI/OMt/PDS 体系的反应速率是nZVI/PDS体系的1.5倍. 此外，Ma等[10]发现，载体与nZVI之间存在协同作用. ZVI/BC 复合材料表面铁含量的增加有助于增强表面的化学吸附作用. 同时，吸附的SDZ集中在催化剂表面，提高了SDZ利用率并加速其降解.2.3铁硫化物自20世纪90年代马基诺矿(FeS)被应用于环境修复以来，铁硫化物在催化反应中逐渐受到重视，其中FeS和黄铁矿(FeS2)是最常用的PS活化材料[44] (见图1).2.3.1 FeSFeS是通过硫酸盐生物还原形成的亚稳态矿物. FeS因具有较强的还原能力，故对PS等多种物质表现出较高的反应活性[45]. 均相活化机制认为，FeS可为Fe2+以持续活化PS降解抗生素等污染物〔见式(13)～(16)〕[46]. 非均相活化机制则认为，FeS表面晶格中的Fe(Ⅱ)直接活化PS，S(Ⅱ)作为电子供体实现Fe(Ⅱ)再生〔见式(17)〕[45].尽管有研究证明了FeS/PS体系中存在均相和非均相反应，但是很少有研究关注它们之间的关系. Fan等[11]发现，FeS/PDS 体系对TC的降解首先发生在FeS表面，当体系中溶解铁浓度高于1.35 mg/L时，均相反应逐渐成为主导反应. 然而，目前对于这两种机制的研究尚不清楚，在今后的研究中仍需进一步明确.图 1 铁硫化物/PS体系可能的催化机制Fig.1 Possible catalytic mechanism of ironsulfides/PS system第 1 期凌良雄等：铁基材料活化过硫酸盐降解水中抗生素的研究进展2932.3.2 FeS2FeS2表面富含Fe(Ⅱ)和低价硫物种，可作为非均相催化剂活化PS以降解抗生素[47]. 大部分研究认为FeS2表面晶格中的Fe(Ⅱ)是影响PS活化和自由基形成的主要因素，而没有充分探索FeS2/PS体系中硫物种的作用. Zhou等[48]提出，硫物种是PMS 活化的主要电子供体，S22−是影响Fe(Ⅱ)再生和PMS活化的关键因素. 同时，S52−、S80和S2O32−等硫物种也可以加速Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)循环以提高PMS的活化效率.此外，Ma等[12]通过PMSO探针证明了FeS2/PDS 体系中Fe(Ⅳ)的存在. 他们认为，FeS2/PS体系中同时发生两个过程来生成Fe(Ⅳ). FeS2表面释放的Fe2+与PS反应生成Fe(Ⅳ)，另外，吸附在FeS2表面的S2O82−可以与其表面晶格中的Fe(Ⅱ)反应生成Fe(Ⅳ). Fe(Ⅳ)通过一系列副反应转化为Fe(Ⅱ)以活化PS产生SO4•−和HO·，对CBZ的降解起重要作用.2.4单原子铁2011年，Qiao等[49]将孤立的单个Pt原子锚固到FeOx纳米微晶的表面，发现这种催化剂表现出优异的催化性能和稳定性，首次提出了单原子催化剂(SACs)的概念. SACs不仅具有非均相催化剂易于回收利用的特点，而且具有均相催化体系原子利用率高的优势，是连接均相和非均相催化剂之间的桥梁[50].Peng等[51]采用铁咪唑配合物(Fe ICC)作为前驱体制备了单原子铁催化剂(SA Fe-g-C3N4)以活化PMS 降解TC，发现锚定在g-C3N4上的单原子铁可以直接活化PMS产生高价铁. 此外，1O2也对TC的降解起到重要作用. SACs中没有传统的金属-金属键，可以最大限度地暴露催化活性位点，从而实现原子利用率的最大化[50]. 但是由于PMS的强酸性会导致SACs 金属浸出进而造成环境污染，同时对抗生素等污染物的催化性能逐渐下降. 因此，SACs需要加强金属与载体之间的配合来解决金属离子的浸出问题.3 铁基材料活化PS降解水中抗生素的影响因素铁基材料活化PS降解水中抗生素受自身理化性质和外部条件等因素影响，包括初始pH、PS和催与重复使用性及经济可行性等[52](见图2).3.1初始pHpH是铁基材料活化PS过程中的关键影响因素，它不仅决定铁的存在形式，还影响催化剂表面性质[53]. Fe2+在pH为2~9范围内可以保持稳定，而Fe3+在pH>3时会形成Fe(OH)3沉淀[54]. Lu等[8]研究了Fe3O4@MoS2/PMS体系中初始pH对SA降解速率的影响，发现初始pH为3时，其降解速率最快. pH 接近中性时，降解速率仍然很高. 当pH升至9时，降解速率明显减缓. 他们认为，Fe3O4表面晶格中的Fe(Ⅱ)在碱性环境中被部分钝化，从而降低了反应速率.目前报道的大部分类芬顿技术只适用于酸性(pH为3～4)反应条件，仍然没有真正克服pH的限制. 同时，由于PMS的强酸性，体系中加入PMS时pH往往会降低. 传统理论认为，类芬顿反应主要受到宏观环境pH的影响，而忽略了催化剂表面等微环境pH对芬顿活性的作用机制[55]. 因此，开发可真正克服宏观环境pH限制的类芬顿技术在环境污染控制领域具有重要的科学意义.3.2 PS和催化剂浓度研究[56-57]发现，适当的PS浓度可以提高抗生素的降解效率，但过量的PS会将HO·和SO4•−转化为反应活性较低的SO5•−和HSO4−〔见式(18)(19)〕. Lu等[8]研究了PMS剂量对SA降解的影响，发现当PMS投加量在0.5~1.0 mmol/L之间时，SA的降解率随着PMS用量的增加而升高. 而当PMS的投加量增至1.5 mmol/L时，SA在前5 min的降解速率比1.0 mmol/L时慢得多. 因此，确定PS的最佳浓度对于实际应用至关重要.图 2 铁基材料/PS体系的影响因素Fig.2 The influence of various factors on the iron-based material/PS system294环 境 科 学 研 究第 35 卷催化剂浓度也是影响PS活化的重要因素. Pan 等[58]发现，当ZVI浓度为0.05~0.40 mmol/L时，SMT 的降解速率逐渐增加；但当ZVI浓度达到0.8 mmol/L 时，其降解速率反而减慢. Xi等[59]在Fe@N/BC/PDS 体系研究中也得出了类似结论. 原因在于，过量催化剂会产生过量的自由基和Fe2+，并导致它们相互作用〔见式(8)(9)(20)(21)(22)〕[20,60].3.3水体中阴离子及天然有机物实际水体中普遍存在各种阴离子(Cl−、HCO3−、NO3−、SO42−)与活性物种反应从而影响催化性能[61].Lu等[27]认为，Cl−、HCO3−可以与HO·、SO4•−反应形成活性较低的Cl·、Cl2•−、HOCl•−和CO3•−〔见式(23)(24)〕，从而抑制了抗生素的降解. 而Duan等[62]则认为，HCO3−可以将体系pH调节到8.5的碱性条件，有利于HSO5−向SO52−转化〔见式(25)〕，为1O2的产生提供机会.天然有机物(NOMs)对铁基材料/PS体系降解水中抗生素等污染物具有双重影响. Lu等[63]认为NOMs作为一种潜在污染物，会与抗生素竞争活性位点，导致降解效率降低. Duan等[64]则认为，NOMs可以在水中形成半醌自由基以活化PMS产生SO4•−. 相较于NOMs与HO·之间的反应，NOMs与SO4•−的反应速率更慢，因此对PS体系降解抗生素等污染物的影响不大. 同时，当抗生素降解涉及非自由基路径时，NOMs的影响也会减小[65].3.4稳定性与重复使用性除催化活性之外，铁基材料在连续运行中的稳定性和重复使用性是一个值得关注的问题. 目前，催化剂失活的主要原因[66]如下：①材料表面污染物及中间产物的积累抑制了活性位点与PS接触；②Fe2+流失导致催化剂活性位点数量减少，催化剂表面上沉积的铁氧化物阻碍了Fe2+的释放.鉴于上述情况，一些研究者采用热处理和超声处理等方法来恢复催化剂的反应活性，并取得了较好的效果. Pu等[67]发现，Fe@C-800催化剂循环4次之后，SMX的降解率从98.4%降至28.7%. 他们在800 ℃复. Lai等[66]发现，磁分离后超声清洗可以有效去除钛磁铁矿表面的吸附质以恢复催化活性.稳定性和重复使用性对评估催化剂在实际应用中的可行性至关重要. 然而，在多次循环后保持高催化性能仍然是一个巨大的挑战. 因此，对于催化剂失活原因及再生方法的研究仍需进一步加深.3.5经济性可行性等指标作为H2O2的替代氧化剂，PS处理水中污染物的研究持续了近20年，但关于实际工程应用的报道很少[68]. 尽管在实验室中已采用SR-AOPs处理了一些抗生素废水，但主要聚焦于工艺的降解性能，而很少关注成本. 因此，为了推动SR-AOPs从实验室研究发展到实际应用，经济可行性是必须考虑的因素.与其他过渡金属相比，铁的价格较低，且铁基材料合成方法较为简单[6]. 据报道，PDS(0.74 $/kg，以K2S2O8计)的价格远低于H2O2(1.5 $/kg)和PMS(2.2$/kg，以KHSO5计)[69]. 当然，这些评估仅是在实验室运行成本基础上进行的，其实际应用成本评估需要诸如运输成本、施工成本等更多实际数据来支撑. 此外，对SR-AOPs的经济可行性评估应该综合考虑工艺的适应条件和降解性能，仅比较SR-AOPs的成本是比较困难且没有价值的.4 结论与展望a) 铁基材料活化PS降解水中抗生素表现出良好效果. 掺杂、负载等改性方式可以显著提高铁基材料的催化活性. 抗生素降解过程中，主要有自由基(如HO·、SO4•−和O2•−)和非自由基(如1O2和高价铁)两种氧化降解途径.b) 水体中存在多种阴离子(Cl−、HCO3−、HPO42−、H2PO4−等)和NOMs等易与抗生素竞争消耗活性物种的物质，不仅导致PS利用率降低，还可能产生有毒副产物. 因此，开发具有抗干扰、选择性降解能力的铁基材料/PS技术具有重要的环境意义，但目前这方面研究尚处于起步阶段，仍存在很大挑战.c) 目前铁基材料/PS体系降解抗生素大多数是以模拟废水在间歇式反应器中进行的. 但模拟废水与实际废水的组成存在较大差异，间歇式反应器也不能满足真实的废水处理需求，非常有必要将研究向实际水环境拓展.d) 单原子铁催化剂活化PMS对四环素类抗生素具有良好的降解性能，但单原子铁和载体结构特性与单原子铁催化剂催化降解抗生素性能之间的构效关第 1 期凌良雄等：铁基材料活化过硫酸盐降解水中抗生素的研究进展295参考文献(References )：TAN Q W,LI W Y,ZHANG J P,et al.Presence, dissemination andremoval of antibiotic resistant bacteria and antibiotic resistance genes in urban drinking water system ：a review [J ].Frontiers of Environmental Science & Engineering,2019,13(3):1-15.［ 1 ］LYU J, YANG L S, ZHANG L, et al. Antibiotics in soil and water in China ：a systematic review and source analysis [J ].Environmental Pollution, 2020, 266: 115147.［ 2 ］WANG J L, ZHUAN R.Degradation of antibiotics by advancedoxidation processes ：an overview [J ].Science of the Total Environment ，2020，701：135023.［ 3 ］CHEN G Y ，YU Y ，LIANG L ，et al. Remediation of antibioticwastewater by coupled photocatalytic and persulfate oxidation system: a critical review [J ]. Journal of Hazardous Materials ，2021，408：124461.［ 4 ］郭彦秀，李旭光，侯太磊，等. 生物炭基材料活化过一硫酸盐降解有机污染物的研究进展[J ]. 环境科学研究，2021，34(4)：936-944.GUO Y X ，LI X G ，HOU T L ，et al. Review of biochar-based materials for catalyzing peroxymonosulfate degradation of organic pollutants [J ]. Research of Environmental Sciences ，2021，34(4)：936-944.［ 5 ］WANG J L,TANG J T.Fe-based Fenton-like catalysts for water treatment ：preparation,characterization and modification [J ].Chemosphere,2021,276:130177.［ 6 ］衣晓虹, 王崇臣.铁基金属-有机骨架及其复合物高级氧化降解水中新兴有机污染物[J ].化学进展，2021，33（3）：471-489.YI X H, WANG C C.Elimination of emerging organic contaminants in wastewater by advanced oxidation process over iron-basedMOFsandtheircomposites [J ].ProgressinChemistry ，2021，33（3）：471-489.［ 7 ］LU J, ZHOU Y, ZHOU Y B.Efficiently activate peroxy-monosulfate by Fe 3O 4@MoS 2 for rapid degradation of sulfona-mides [J ].Chemical Engineering Journal ，2021，422：130126.［ 8 ］FAN J Y ，ZHAO Z W ，DING Z X ，et al. Synthesis of differentcrystallographic FeOOH catalysts for peroxymonosulfate activation towards organic matter degradation [J ]. RSC Advances ，2018，8(13)：7269-7279.［ 9 ］MA D M,YANG Y,LIU B F,et al.Zero-valent iron and biocharcomposite with high specific surface area via K 2FeO 4 fabrication enhances sulfadiazine removal by persulfate activation [J ].Chemical Engineering Journal,2021,408:127992.［10］FAN J H, CAI Y, SHEN S H, et al.New insights into FeS/persulfate system for tetracycline elimination: Iron valence,homogeneous-heterogeneous reactions and degradation pathways [J ].Journal of Environmental Sciences ，2022，112：48-58.［11］MA X Y, YE C, DENG J, et al.Elucidating the role of Fe(Ⅳ) andradical species for CBZ degradation in FeS 2/PS system [J ].Separation and Purification Technology ，2021，274：118982.［12］removal [J ].Chemical Engineering Journal ，2021，414：128674.HOU K J, PI Z J, YAO F B, et al.A critical review on themechanisms of persulfate activation by iron-based materials:clarifying some ambiguity and controversies [J ].Chemical Engineering Journal ，2021，407：127078.［14］ZHU C Y, FANG G D, DIONYSIOU D D, et al.Efficienttransformation of DDTs with persulfate activation by zero-valent iron nanoparticles: a mechanistic study [J ].Journal of Hazardous Materials ，2016，316：232-241.［15］RASTOGI A, AL-ABED S R, DIONYSIOU D D.Effect ofinorganic, synthetic and naturally occurring chelating agents on Fe(Ⅱ) mediated advanced oxidation of chlorophenols [J ].Water Research ，2009，43（3）：684-694.［16］WANG Z, JIANG J, PANG S Y, et al.Is sulfate radical reallygenerated from peroxydisulfate activated by iron(Ⅱ) for environmental decontamination?[J ].Environmental Science &Technology ，2018，52（19）：11276-11284.［17］RASTOGI A, AL-ABED S R, DIONYSIOU D D.Sulfate radical-based ferrous-peroxymonosulfate oxidative system for PCBs degradation in aqueous and sediment systems [J ].Applied Catalysis B ：Environmental ，2009，85（3/4）：171-179.［18］WANG Z, QIU W, PANG S Y, et al.Relative contribution offerryl ion species (Fe(Ⅳ)) and sulfate radical formed in nanoscale zero valent iron activated peroxydisulfate and peroxymonosulfate processes [J ].Water Research ，2020，172：115504.［19］ZHANG Y Q ，XIE X F ，HUANG W L ，et al. Degradation ofaniline by Fe 2+-activated persulfate oxidation at ambient temperature [J ]. Journal of Central South University ，2013，20(4)：1010-1014.［20］KARIM A V, JIAO Y L, ZHOU M H, et al.Iron-based persulfateactivation process for environmental decontamination in water and soil [J ].Chemosphere ，2021，265：129057.［21］YIN F ，WANG C ，LIN K Y A ，et al. Persulfate activation forefficient degradation of norfloxacin by a rGO-Fe 3O 4 composite [J ].Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers ，2019，102：163-169.［22］NIU L J ，ZHANG G M ，XIAN G ，et al. Tetracycline degradationby persulfate activated with magnetic γ-Fe 2O 3/CeO 2 catalyst ：performance, activation mechanism and degradation pathway [J ].Separation and Purification Technology ，2021，259：118156.［23］ZHAO J H, WANG Y Z, LI N, et al. Efficient degradation ofciprofloxacin by magnetic γ-Fe 2O 3-MnO 2 with oxygen vacancy in visible-light/peroxymonosulfate system [J ]. Chemosphere, 2021,276: 130257.［24］XU X ，LIN R D ，DENG X Y ，et al. In situ synthesis of FeOOH-coated trimanganese tetroxide composites catalyst for enhanced degradation of sulfamethoxazole by peroxymonosulfate activation [J ]. Separation and Purification Technology ，2021，275：119184.［25］296环 境 科 学 研 究第 35 卷。
铁碳微电解与生物接触氧化法联用处理涂料废水
铁碳微电解与生物接触氧化法联用处理涂料废水铁碳微电解与生物接触氧化法联用处理涂料废水涂料废水是指涂料生产过程中产生的一种含有有机物、重金属离子等污染物的废水。
这类废水的处理一直是环境保护的难点之一，传统的处理方法如化学氧化、生化处理等存在效率低、成本高等问题。
近年来，铁碳微电解与生物接触氧化法联用处理涂料废水被广泛研究和应用，取得了良好的处理效果。
铁碳微电解是一种通过在电场作用下，铁和碳材料通过氧化还原反应将污染物降解的技术。
铁碳微电解反应的输出产物为Fe2+和一氧化碳（CO）。
Fe2+能与废水中的有机物发生氧化还原反应，将其分解成低分子量的有机物或为可被生物降解的物质。
而CO能够提供生物降解的微生物产生能量，促进生物接触氧化过程。
生物接触氧化法是利用微生物对有机废水进行降解的技术。
在废水中添加适量的微生物菌剂，通过进一步的氧化反应，将有机物分解成CO2和水。
这个过程需要提供充足的氧气以满足微生物降解有机物的需求。
由于铁碳微电解产生的CO可供微生物利用，因此通过联用铁碳微电解与生物接触氧化法处理废水，能够充分利用铁碳微电解反应产生的CO，促进生物氧化降解效果。
实践证明，铁碳微电解与生物接触氧化法联用处理涂料废水具有以下优点：首先，能够降解难降解有机物。
涂料废水中常含有复杂的有机物，如苯酚、甲醛、重金属离子等，这些污染物难以直接被微生物降解。
而铁碳微电解反应能够将这些有机物分解成低分子量的物质，有助于后续的生物接触氧化过程。
其次，提高有机物的去除率。
铁碳微电解产生的CO能够为微生物提供能量，增强微生物的代谢能力，促进有机物的降解。
实验数据显示，联用处理涂料废水的COD（化学需氧量）去除率可以达到80%以上，明显优于单一的生物接触氧化法。
此外，联用处理涂料废水的过程相对简单，容易操作，对操作人员的要求较低。
而且所需的设备投资相对较小，运行成本也相对较低。
然而，联用处理涂料废水也存在一些不足之处。
首先，铁碳微电解产生的Fe2+离子会对后续生物接触氧化过程中的微生物产生抑制作用，因此需要控制好铁碳微电解的条件，以防止Fe2+离子的过量生成。
《2024年高级氧化法处理抗生素废水研究进展》范文
《高级氧化法处理抗生素废水研究进展》篇一一、引言随着医药行业的迅猛发展，抗生素废水成为了环境污染的重要来源之一。
由于抗生素具有难以降解的特性，其废水处理成为环保领域的重要研究课题。
高级氧化法作为一种高效、环保的废水处理方法，在抗生素废水处理中显示出显著的优势。
本文旨在梳理和探讨高级氧化法处理抗生素废水的最新研究进展，以期为相关研究与应用提供参考。
二、抗生素废水特性及处理难点抗生素废水成分复杂，含有大量的有机物、无机盐、色素等污染物。
这些污染物具有难降解、生物毒性强的特点，传统的生物处理方法对其处理效果有限。
因此，如何有效处理抗生素废水，减少其对环境的污染，成为亟待解决的问题。
三、高级氧化法处理抗生素废水的研究进展（一）技术原理高级氧化法主要是利用强氧化剂产生羟基自由基（·OH）等活性物质，将废水中的有机物降解为低分子量的化合物，甚至直接矿化为CO2和H2O，从而达到净化水质的目的。
（二）常用高级氧化技术1. 光催化氧化法：利用光催化剂在光照条件下产生·OH等活性物质，对抗生素废水进行氧化处理。
2. 湿式氧化法：在高温高压条件下，利用强氧化剂对废水中的有机物进行氧化。
3. 电化学氧化法：通过电化学反应产生·OH等活性物质，对废水进行氧化处理。
4. 声波催化氧化法：利用声波效应增强氧化剂的氧化能力，对抗生素废水进行高效处理。
（三）研究进展近年来，国内外学者在高级氧化法处理抗生素废水方面取得了显著的研究进展。
例如，光催化氧化法中，新型光催化剂的研发提高了光催化效率，使得抗生素废水的处理效果得到显著提升。
湿式氧化法和电化学氧化法则通过优化反应条件，提高了废水的可生化性，为后续的生物处理提供了有利条件。
声波催化氧化法则为抗生素废水的处理提供了新的思路和方法。
四、存在的问题与挑战虽然高级氧化法在抗生素废水处理中取得了显著的成果，但仍存在一些问题与挑战。
首先，高级氧化法的运行成本较高，需要进一步降低处理成本以提高其实际应用价值。
接触氧化-水解-MBR处理头孢类抗生素化学合成废水
接触氧化-水解-MBR处理头孢类抗生素化学合成废水郑炜;陈吕军;姚春海;李荧;李伟【摘要】采用接触氧化-水解-MBR处理头孢类抗生素化学合成废水,设计进水量350 m3/d,实际处理水量385 m3/d.在进水COD为2 125～1 1561 mg/L(平均进水COD为4 164 mg/L)时,出水COD为79~282 mg/L(平均出水COD为178 mg/L),出水BOD5低于10 mg/L,完全满足该工业园区污水纳管标准(COD≤300 mg/L,BOD5≤100 mg/L).在平均进水TN、ρ(NH +4-N)和ρ(NO -3-N)分别为145.47,0.89,49.25 mg/L时,平均出水分别为91.76,78.11,18.61 mg/L,系统脱氮能力有限.【期刊名称】《化工环保》【年(卷),期】2010(030)005【总页数】5页(P395-399)【关键词】头孢类抗生素;化学合成;接触氧化;水解;膜生物反应器;废水处理【作者】郑炜;陈吕军;姚春海;李荧;李伟【作者单位】清华大学,环境科学与工程系,北京100084;清华大学,环境科学与工程系,北京100084;浙江清华长三角研究院生态环境研究所,浙江嘉兴314050;清华大学,环境科学与工程系,北京100084;浙江清华长三角研究院生态环境研究所,浙江嘉兴314050;浙江双益环保科技发展有限公司,浙江嘉兴314050;浙江清华长三角研究院生态环境研究所,浙江嘉兴314050;浙江双益环保科技发展有限公司,浙江嘉兴314050【正文语种】中文【中图分类】X703.1浙江嘉兴 314050;3.浙江双益环保科技发展有限公司,浙江嘉兴 314050)头孢抗生素生产过程一般包括发酵、物质提取、化学合成、精制及制剂生产、研发等步骤,其中化学合成涉及中间体物质及各种原料药物质的生产合成,是整个生产链的关键步骤,也是头孢抗生素生产的主要污染源[1～3]。
抗生素废水两段生物接触氧化脱氮试验研究_相会强
表 ２ 进水负荷的影响
Ｔａｂｌｅ ２ Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ｉｎｆｌｕｅｎｔ ｌｏａｄｉｎｇ
进水负荷（ｋｇ／ｍ·３ ｄ） 第一段出水（ｍｇ／Ｌ）
０．２７１
１７８
０．０１１
５．２６
０．０２８
１５．３１
０．７７８
３０６
０．０２２
１０．０５
０．０４３
２７．８８
１．０００
８４６
０．０２７
效容积为 ８０Ｌ。原水由恒流泵连续打入曝气池，反应 后混合液经二沉池泥水分离后排出。
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图 １ 试验装置 Ｆｉｇ．１ Ｔｅｓｔ ｄｅｖｉｃｅ
１．２ 抗生素生产废水水质
生物接触氧化池进水为水解酸化池出水，废水中
ＴＮ由硝态氮、氨氮和有机氮等组成。废水水质如表 １。
η２（％）
５９．９５ ２６．８ ３１．４３
７０．３３ ４５．２５ ５０．１６
７４．２ ７８．９７ ６４．８２
８１．３４ ７８．３４ ７５．６９
８８．７８ ８５．２８ ８３．８３
８９．４ ８４．４３ ７５．７６
８６．３７ ８３．７６ ６８．４０
察进水负荷对 ＣＯＤ 去除效果的影响。试验中进水流 量为 ８．３５ｍＬ／ｍｉｎ，ＨＲＴ 为 ３０ｈ，温度为（ ２５±１）℃， 其它条件不变，结果见表 ２。
图 ４ 的试验数据表明，ｐＨ 是影响硝化和反硝化 速率的一个重要因素，当进水 ｐＨ 在 ７．０～８．５ 时硝化 及反硝化除氮效果最佳，ｐＨ 值的变化对有机物去除 效果影响不太大。另外对于生物接触氧化法的其他 微生物，其生长适宜环境也多为中性或弱碱性，所以 控制进水 ｐＨ 值在 ７．０～８．５ 较有利于好氧膜的发展。 ２．４ 进水负荷对有机物和氮去除的影响
吸附水解—接触氧化法处理综合制药废水
吸附水解—接触氧化法处理综合制药废水陈明辉米双海李雁秋刘威（吉林省环境科学研究院，长春 130012）摘要采用吸附水解—接触氧化组合工艺处理含人工胰岛素等综合制药生产工艺废水。
结果表明，强化吸附酸化过程，废水可生化性明显提高；接触氧化过程处理，使得污染物的处理率有较大增加。
经过1a的稳定运行表明，该工艺处理效果稳定，处理后出水达到国家污水综合排放标准一级标准（GB8978-1996），符合了回用的要求。
关键词：吸附酸化生物接触氧化综合制药废水1概述通化东宝实业集团公司是以通化东宝药业股份有限公司为核心，由几个子公司构成的企业集团。
其废水主要来源有：人工胰岛素生产废水、东宝肝泰片生产废水、精制冠心胶囊生产废水、一次性Non-PVC膜袋装静脉注射液生产废水以及少量生活污水，成分复杂，废水水质水量变化较大，是一种较难处理的有机废水。
本文采用吸附水解-接触氧化法处理综合制药废水，效果较好。
处理后出水可达到国家污水综合排放标准（GB8978-1996）中一级排放标准，符合回用的要求。
2 水质水量该集团以生产生化药品为主，其产品主要原料为中草药及动物组织，废水中的主要污染物为有机污染物，所排放废水BOD5/CODCr接近0.3，可生化性不高。
设计参数见表1。
表1废水水质及排放标准（mg/L）指标 pH SS COD BOD 5 挥发酚 设计水质 6～8 300 1000 300 2.0 排放标准 6～9 ≤70≤100 ≤20 ≤0.5水 量480(t/d)3 工艺流程及构筑物 3.1 工艺流程（如图1）3.2 构筑物 3.2.1 调节池设调节池1座，有效调节停留时间为12h ，结构尺寸为10m ×5m ×5m ，内设WQ15污水提升泵1台，电机功率1.5kW ；设机械格栅1台，栅条间距2mm ，安装角度75°，格栅总宽度500mm ，电机功率0.5kW 。
3.2.2 水解吸附池水解池采用生物固定床以加强对有机物的吸附作用，同时提高水解菌的泥龄，减少酸化水解微生物的流失。