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臭氧氧化技術處理含抗生素廢水

文檔作者：徐武軍1，2 張國臣1 鄭明霞1 陳健2 王凱軍1 文檔來源： 1. 清華大學環(huán)境科學與工程系 2. 福建新大陸環(huán)?？萍加邢薰?/div>		點擊數(shù)：	更新時間： 2025年07月16日
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第22 卷第5 期
2010 年5 月
化學進展
PROGRESS IN CHEMISTRY
Vol. 22 No. 5
May，2010
收稿: 2009 年5 月，收修改稿: 2009 年12 月
* 國家高技術發(fā)展計劃(863) 項目(No. 2007AA06Z345) 資助
Corresponding author e-mail: wkj@ mail. tsinghua. edu. cn
臭氧氧化技術處理含抗生素廢水*
徐武軍1，2 張國臣1 鄭明霞1 陳健2 王凱軍1
(1. 清華大學環(huán)境科學與工程系北京100084;2. 福建新大陸環(huán)保科技有限公司福州350005)
摘要本文詳細介紹了臭氧氧化技術的基本原理，分析了臭氧投加量、反應溫度、溶液pH 值、UV、
H2O2
及催化劑等因素對臭氧氧化處理抗生素廢水效果的影響。根據抗生素的不同分類，綜述了近年來關于
臭氧氧化技術處理β-內酰胺、大環(huán)內酯、磺胺、喹諾酮、四環(huán)素、氯霉素六類常見抗生素廢水的研究進展，并
展望了臭氧氧化處理抗生素等難降解有機廢水的發(fā)展趨勢以及所面臨的主要問題。
關鍵詞臭氧高級氧化抗生素降解
中圖分類號: X131. 2; X52 文獻標識碼: A 文章編號: 1005-281X(2010)05-1002-08
Treatment of Antibiotic Wastewater by Ozonation
Xu Wujun1，2 Zhang Guochen1 Zheng Mingxia1 Chen Jian2 Wang Kaijun1
(1. Department of Environmental Science and Engineering，Tsinghua University，Beijing 100084，China;
2. Fujian Newland EnTech Co. Ltd，F(xiàn)uzhou 350005，China)
Abstract The basic principle of ozonation technology is described in detail. The effects of ozone dosage，
temperature，pH，UV，H2O2
，and catalyst on the treatment of antibiotics wastewater by ozonation are discussed.
The recent developments about ozonation of six kinds of antibiotic wastewater，including β-lactam antibiotics，
macrolide antibiotics，sulfonamide antibiotics，quinolone antibiotics，tetracycline antibiotics，and chloramphenicol
antibiotics，are reviewed. Moreover，existing problems and development trend of wastewater treatment by ozonation
technology are presented.
Key words ozone; advanced oxidation processes (AOPs) ; antibiotic; degradation
Contents
1 Introduction
2 Basic principle of ozonation technology
2. 1 Direct ozonation
2. 2 Free radical reaction of indirect ozonation
3 Influence factors on the treatment of antibiotics
wastewater
3. 1 O3 dosage
3. 2 Temperature
3. 3 pH
3. 4 UV
3. 5 H2O2
3. 6 Catalyst
4 Application of ozonation in the treatment of
antibiotics wastewater
4. 1 β-lactam antibiotics wastewater
4. 2 Macrolide antibiotics wastewater
4. 3 Sulfonamide antibiotics wastewater
4. 4 Quinolones antibiotics wastewater
4. 5 Tetracyclines antibiotics wastewater
4. 6 Chloramphenicol antibiotics wastewater
5 Conclusion
第5 期徐武軍等臭氧氧化技術處理含抗生素廢水·1003·
1 引言
抗生素廢水來源十分廣泛，如人類疾病治療、畜
禽養(yǎng)殖、制藥企業(yè)排污等各種途徑［1—7］。這些殘留
于環(huán)境中的抗生素可以通過飲用水、畜禽產品等途
徑進入食物鏈，導致人體內產生相應的抗生素耐藥
性［8—10］。另外，由于受環(huán)境中同時存在多種不同濃
度抗生素的影響，對抗生素具有耐藥性的微生物，甚
至耐藥性極強的超級微生物也在環(huán)境中逐漸出現(xiàn)，
而這些耐藥基因同樣可能通過各種途徑轉移給人
類［11，12］。長期如此惡性循環(huán)，將對人類的生命健康
構成嚴重威脅。由于抗生素廢水具有生物毒性大、
含有抑菌物質等特點，傳統(tǒng)的生物處理法在處理這
類難降解有毒有機廢水尤其是含殘留微量抗生素的
廢水時顯得力不從心。由此各種高級氧化技術應運
而生，并得到了迅速發(fā)展［13—21］。臭氧氧化作為一種
實用、高效的高級氧化技術，具有氧化能力強、反應
時間短、無二次污染、設備簡單等優(yōu)點，在抗生素廢
水、印染廢水、石化行業(yè)廢水等生物難降解廢水的處
理過程中有廣泛的應用潛力［22—28］。本文從介紹臭
氧氧化技術的基本原理入手，討論影響臭氧氧化降
解抗生素效果的因素，并根據抗生素的不同分類，綜
述了近年來臭氧氧化技術在β-內酰胺、大環(huán)內酯、
磺胺、喹諾酮、四環(huán)素、氯霉素6 類抗生素廢水處理
中的應用進展。
2 臭氧氧化技術基本原理
臭氧在化學性質上主要呈現(xiàn)強氧化性，氧化能
力僅次于氟、·OH 和O( 原子氧) ，其氧化能力是單
質氯的1. 52 倍，部分氧化劑的氧化能力見表1。在
水溶液中，臭氧與抗生素分子的反應機理主要有臭
氧直接氧化和自由基間接氧化反應兩種。
表1 部分氧化劑的氧化能力比較
Table 1 Comparison of oxidation ability of some oxidants
oxidant oxidation potential
(V)
relative oxidation
ability*
F2 3. 06 2. 25
·OH 2. 80 2. 05
O 2. 42 1. 78
O3 2. 07 1. 52
Cl2 1. 36 1. 0
H2 O2 0. 84 0. 64
O2 0. 4 0. 29
* calculation based on oxidation ability of Cl2
2. 1 直接氧化反應
如圖1 所示，臭氧與水中有機污染物之間的直
接氧化反應［29，30］可以分兩種方式:(1 ) 親電取代反
應。親電取代反應主要發(fā)生在分子結構中電子云密
度較大的位置。在帶有—OH、—CH3、—NH2
等取代
苯基結構的抗生素中，苯環(huán)中鄰、對位上碳原子的電
子云密度較大，這些位置上的碳原子易與臭氧發(fā)生
親電取代反應( 圖1a)。(2 ) 偶極加成反應。由于
臭氧分子具有偶極結構( 偶極距約為0. 55D) ，所以
臭氧分子與含不飽和鍵的抗生素分子相互作用時，
可進行偶極加成反應，反應過程如圖1b 所示。一般
而言，臭氧的直接氧化反應速率較慢，而且反應具有
選擇性，所以其降解有機污染物的效率較低。
圖1 臭氧直接氧化機理:( a) 親電取代反應，( b) 偶極
加成反應
Fig. 1 Direct oxidation mechanism of ozonation: ( a )
electrophilic substitution reaction， ( b ) dipolar addition
reaction
2. 2 自由基間接氧化反應
自由基間接氧化降解按反應過程可以粗略分為
兩個階段:第一階段為臭氧的自身分解產生自由基
( 式(1)—式(5) )［31］。當溶液中存在引發(fā)劑如OH －
等時可以明顯加快臭氧分解產生自由基的速度。在
第二階段中，·OH與抗生素分子中的活潑結構單元
( 如苯環(huán)、—OH、—NH2
等) 發(fā)生反應，并引發(fā)自由基
鏈反應( 圖2)［32］。隨著反應的進行，抗生素分子結
構被氧化破裂，分解轉化為小分子有機物，如甲酸、
乙酸等，或進一步將這些有機小分子完全礦化( 以
總有機碳( TOC) 為測試指標) 為CO2
和H2O，從而
達到降低出水中COD( 化學需氧量) 和提高處理后
廢水的可生物降解性的目的。·OH間接氧化反應有
以下兩個主要特點:(1) 反應速率非?？?，與一般抗
生素分子反應的速率常數(shù)k 可達106—109 M － 1·
s － 1 ;(2)·OH自由基的反應選擇性很小，當水中存在
多種污染物質時，不會出現(xiàn)一種物質得到降解而另
一種物質濃度基本不變的情況。
O3 + OH → － ·O－
2 + HO2 · (1)
·1004· 化學進展第22 卷
O3 + OH → － HO－
2 + O2
(2)
HO－
2 + O3 →·HO2 +·O－
3
(3)
·O－
3 + H → + HO3· (4)
HO·3 → HO·+ O2
(5)
圖2 臭氧氧化反應的·OH 間接氧化機理
Fig. 2 ·OH indirect oxidation mechanism of ozonation
臭氧與水中抗生素的反應較為復雜，在一個反
應體系中，往往既出現(xiàn)臭氧直接氧化反應，又出現(xiàn)自
由基間接氧化反應。溶液的pH 值對O3
氧化反應
選擇何種機理起決定作用，在強酸性介質中以直接
氧化反應為主，而在堿性介質中則以自由基間接氧
化反應為主［33］。
3 臭氧氧化技術處理抗生素廢水的影響因素
3. 1 臭氧投加量
在反應體系中，隨著臭氧投加量的增大，溶液中
臭氧濃度逐漸升高，此時溶液中會產生更多的氧化
活性組分( 如·OH) ，使得抗生素的降解速率逐漸提
高［34—38］。但是，當投加的臭氧量過大時，大量未能
溶解的臭氧會逃出反應體系而造成臭氧的使用效率
降低，并使處理成本升高。所以在設計臭氧氧化反
應器時，常將反應器設計為長徑比較大的柱狀或者
塔狀，使臭氧在反應器中有較長的反應停留時間，從
而提高臭氧的綜合利用率。
3. 2 反應溫度
反應溫度主要從兩個方面影響臭氧氧化處理抗
生素廢水的效果: 首先，根據阿侖尼烏斯
(Arrhenius) 公式( 式6) ，反應速率隨著反應溫度的
提高而加快。另外，臭氧氧化降解水中抗生素的反
應是氣液非均相反應，隨著反應溫度的升高，O3
在
水中的溶解度逐漸降低，導致廢水中抗生素的降解
效率下降。如Witte 等［34］在6. 0—62. 0℃ 考察了臭
氧氧化降解環(huán)丙沙星。研究發(fā)現(xiàn)，在6. 0—35. 4℃，
隨著溫度升高，環(huán)丙沙星的降解速率加快;當溫度繼
續(xù)從35. 4℃升高到62℃時，環(huán)丙沙星的降解速率則
明顯下降。
K = K0·exp( － Ea /RT) (6)
3. 3 溶液pH 值
根據目前的文獻研究［28，34，38—42］，普遍發(fā)現(xiàn)當
pH 值在12 以下時，隨著溶液pH 值的升高，臭氧氧
化降解抗生素的速率越快，效果越好。這是因為在
堿性反應體系中，受溶液中OH － 的誘導，臭氧自身
分解產生·OH的速率大大加快，促進臭氧在水中的
吸收，所以溶液中·OH的濃度明顯提高，自由基主導
的反應過程有效地加快了抗生素的降解速率。但是
當溶液中pH 值太高時( pH > 12) ，羥基自由基之間
會發(fā)生速度極快的猝滅反應，這類反應的速率常數(shù)
級數(shù)達109 M － 1·s － 1 ，使得有機污染物的降解速率下
降［40］。因此，為了得到較好的臭氧氧化效果，pH =
7. 0—12. 0 為較佳反應條件。
3. 4 UV
在UV /O3
技術中，O3
能吸收波長短于310nm
的紫外光而分解產生H2O2
和·OH。為了促使臭氧更
有效地發(fā)生分解，紫外光的波長最好小于
254nm［43］。在水溶液中，紫外光照射下臭氧分解產
生·OH 的過程如式(7)、式(8) 所示［24］:
1 /3O3 + H2O → 
U V H2O2
(7)
H2O2 → 
U V 2·OH (8)
在引入UV 以后，臭氧分解產生羥基自由基
的效率更高，使臭氧氧化降解抗生素的速率加
快［44 ］。由于UV 不僅能夠激發(fā)O3
分子促使其分
解產生·OH，還具有很強的殺菌性能，因此UV /
O3
技術在各種有機污染物的降解和自來水深度
處理中有廣泛的應用潛力［45—50 ］。在實際操作
中，由于受UV 在水中的穿透性限制，所以選擇
UV /O3
方法之前水溶液的色度是一個需要考慮
的因素。
3. 5 H2O2
H2O2
作為一種具有較強氧化性的氧化劑，在水
處理中有廣泛的應用，如常見的Fenton 試劑［51，52］。
在H2O2 /O3
體系中，H2O2
并不是直接作為氧化劑
來處理抗生素，而是作為O3
分解產生自由基的引發(fā)
劑［22，53］。在不同的pH 環(huán)境下，H2O2
誘導O3
產生
·OH效果也并不一樣。在強酸性環(huán)境下，H2O2
直
接誘導O3
降解，臭氧分解產生·OH的反應進行得
比較緩慢;而當pH > 5 時，H2O2
脫去一個質子變?yōu)?
HO －
2
，在HO －
2
誘導下O3
降解生成·OH的過程變得
第5 期徐武軍等臭氧氧化技術處理含抗生素廢水·1005·
十分迅速［54］。
與OH– 誘導臭氧分解產生·OH 相比，HO －
2
分
解臭氧的過程不僅速度更快，而且分解產生·OH的
效率更高。在HO －
2
的誘導下，1mol 的O3
分解能夠
產生1mol 的·OH;而在OH － 誘導下，等量的臭氧分
解只能夠得到0. 67mol 的·OH［53］。所以在臭氧氧
化體系中加入少量的H2O2
就能夠有效提高臭氧的
氧化效果。如Akmehmet Balcioglu 等［55］在處理含有
青霉素VK 廢水時，往反應體系中僅加入20 mM
H2O2
就能夠將溶液的COD 去除率從沒有加H2O2
時的70% 提高到95%。如果僅用H2O2
處理青霉素
VK 廢水，反應1 h 后溶液的COD 基本沒有變化。
這也證明，在H2O2 /O3
組合中，H2O2
主要扮演O3
分解誘導劑的角色，并不能直接氧化降解抗生素。
由于H2O2 /O3
組合技術適用的pH 范圍較廣，
而且不受廢水溶液的色度等因素限制，所以它被認
為是O3
氧化體系中一種很有應用潛力的廢水處理
技術［55—58］。在該組合技術中，H2O2
的量是一個需
要適度控制的因素。當H2O2
明顯過量時，過量的
H2O2
會成為自由基捕獲劑而降低臭氧的氧化效果，
如式(9)、式(10 ) 所示［24］，反應體系中H2O2 /O3
的
物質的量比為0. 5—0. 6 較為合適。
H2O2 + OH →  · HO2 ·+ H2O + O2
(9)
HO－
2 + OH·→ OH－ + HO2 · (10)
3. 6 催化劑
對單一的臭氧氧化反應而言，有機污染物的礦
化程度較低是限制其應用的局限性之一［59，60］。往
臭氧氧化反應體系中加入少量的催化劑是解決這個
問題的有效途徑。根據催化劑與反應溶液的接觸方
式不同，可以將催化臭氧化分為均相催化臭氧化反
應和非均相催化臭氧化反應。
在均相催化臭氧化反應體系中，常使用一些
過渡金屬離子如Cu2 + 、Mn2 + 、Fe2 + 、Ni2 + 等作為催
化劑［60—64］。這些催化劑可以從兩個方面促進整
個臭氧氧化反應:(1) 過渡金屬離子能活化臭氧分
子，加快O3
分解產生·OH 的速度( 式( 11 )、式
(12) ，以Fe2 + 為例［60］) ;(2) 由于過渡金屬離子具
有空的d 軌道，而大多數(shù)有機污染物分子具有不
飽和鍵、芳環(huán)等電子云密度較大的官能化團，所以
兩者之間容易形成無機-有機配合物［60］。與污染
物分子本體相比較，這些配合物更容易被O3
或者
·OH氧化，從而提高有機污染物的降解率和TOC
的去除率。
Fe2 + + O3 → FeO2 + + O2
(11)
FeO2 + + H2O → Fe3 + + HO·+ OH－ (12)
非均相催化臭氧化是指在固體催化劑催化下的
臭氧氧化反應。常見的固體催化劑包括金屬氧化物
( 如TiO2、MnO2、Fe2O3
等) 和金屬/金屬氧化物復合
材料( 如Ru /CeO2、Cu /Al2O3
等)［59，60，65—68］。對于
金屬氧化物催化劑，臭氧分子和有機污染物分子被
同時吸附到其表面［59，60］。在金屬氧化物表面Lewis
酸的作用下，臭氧分子快速被分解為·OH，從而引發(fā)
自由基鏈反應降解有機污染物。此類催化劑在反應
體系中既增加了臭氧從氣相往水相轉移的速度，也
提高了自由基的生成效率和抗生素降解效率。當在
臭氧氧化反應中使用金屬/金屬氧化物復合催化劑
時，除了受金屬氧化物的影響外，呈還原態(tài)的金屬單
質也能促使臭氧快速分解產生·OH。因此，整個臭氧
氧化降解有機污染物的效率被更有效地提高。
由于催化臭氧化反應不僅能夠加快有機污染物
的降解速度，還可以提高TOC 去除率，所以其在各
種難降解污水的處理中有十分廣泛的應用［59—71］。
在制藥廢水處理領域，Yang 等［67］采用介孔Al2O3
做
載體，考察其負載MnOx
以后對布洛芬、苯妥英等藥
物的降解情況。研究發(fā)現(xiàn)，MnOx /Al2O3
對廢水的
TOC 去除具有明顯促進效果，并且從FT-IR 分析得
出MnOx
的表面—OH是催化臭氧化的活性位。但
到目前為止，催化臭氧化應用于制藥廢水處理的文
獻報道還很少，且還僅局限于TiO［68］
2
和Mn2 + /
MnO［67，71］
x
等少數(shù)幾種催化劑上，涉及的抗生素類
別也不多，相關研究還有待進一步深入。
4 臭氧氧化技術在處理抗生素廢水中的
應用
4. 1 β-內酰胺抗生素廢水
這里討論的代表性β-內酰胺類抗生素主要包
括青霉素類( 阿莫西林、青霉素VK 等) 和頭孢菌素
類( 頭孢曲松等)。各種β-內酰胺類抗生素的作用
機制均相似，都能抑制胞壁黏肽合成酶，即青霉素結
合蛋白，從而使病毒細胞裂解死亡。
4. 1. 1 青霉素廢水
Arslan-Alaton 等［33］比較了O3 /OH － 、H2O2 /UV、
Fe2 + /H2O2、Fe3 + /H2O2、Fe2 + /H2O2 /UV、Fe3 + /
H2O2 /UV 等6 種高級氧化方法在預處理青霉素VK
廢水( 初始COD = 1 395mg /L) 上的效果差別。發(fā)現(xiàn)
O3 /OH － 是降解青霉素VK 效果最好的方法之一，在
·1006· 化學進展第22 卷
pH = 11. 5 時，經2. 75g /L的臭氧處理后，青霉素VK
廢水的COD 去除率達到86%。
Andreozzi 等［40］研究發(fā)現(xiàn)阿莫西林與臭氧的反
應速率表現(xiàn)出明顯的pH 依賴性。當溶液的pH 值
從2 升高到7 時，反應速率常數(shù)從4 × 103M － 1·s － 1
快速提高到6 × 106M － 1·s － 1 ，這種現(xiàn)象就是因為在
不同pH 值環(huán)境下臭氧與阿莫西林之間不同的反應
機理所造成的。
在青霉素與臭氧的反應過程中，青霉素分子中
的苯環(huán)和S 原子是主要的反應活性中心。在早期研
究中，Spry［72］認為臭氧分子直接與阿莫西林中的S
原子反應，生成一對互為S、R 對映體的亞砜為中間
體。最近，Andreozzi 等［40］在研究臭氧降解阿莫西林
的動力學時發(fā)現(xiàn)反應體系中首先是羥基自由基進攻
苯環(huán)結構單元而生成2-氨基-2-對-羥苯基-乙酸為中
間產物，反應過程中并沒有檢測到互為對映體的亞
砜存在。這兩種不同解釋可能是因為在不同的實驗
條件下分別經歷了臭氧直接氧化和自由基間接氧化
反應機理所造成。
4. 1. 2 頭孢菌素廢水
Akmehmet Balcioglu 等［55］用臭氧氧化來研究頭
孢曲松的降解過程。當pH = 7. 0、臭氧投加量為
2. 96g /L 時，反應1. 0 h 后頭孢曲松廢水溶液的
COD 和TOC 分別下降74% 和50%。通過提高溶液
pH 值和添加適量H2O2
的方法，頭孢曲松的降解率
都明顯升高。使用UV 檢測發(fā)現(xiàn)臭氧氧化處理后的
溶液在波長254 nm 處的吸收值下降了90% 以上，
這表明溶液中頭孢曲松分子的芳環(huán)絕大部分被臭氧
氧化降解。
到目前為止，有關臭氧氧化降解頭孢菌素類抗
生素的報道還較少，相關的機理還有待進一步研究。
4. 2 大環(huán)內酯類抗生素廢水
大環(huán)內酯類抗生素均含有一個12—16 碳的大
內酯環(huán)，為抑菌劑。這類抗生素以紅霉素為主要代
表，近年來研制開發(fā)了許多新品種，如克拉霉素、阿
奇霉素、林可霉素等。Huber 等［25］使用逆流臭氧曝
氣的方法，在中試規(guī)模上深度處理含有微量紅霉素、
克拉霉素和阿奇霉素的市政污水。經3. 5 mg /L 的
O3
處理后，這些抗生素在水溶液中已經完全被降
解。Qiang 等［73］采用停流( stopped-flow) 臭氧氧化法
考察了不同pH 環(huán)境下林可霉素廢水的降解情況，
發(fā)現(xiàn)林可霉素在中性狀態(tài)比質子化狀態(tài)具有更強的
臭氧氧化活性，這兩種狀態(tài)下的二級反應速率常數(shù)
分別為2. 43 × 106M － 1·s － 1 和3. 26 × 105 M － 1·s － 1。
與臭氧發(fā)生反應時，大環(huán)內酯類抗生素分子結
構中叔胺上的N 是整個反應的活性中心［25，73—75］。
如果分子結構中還含有S 原子或者雙鍵基團，這些
原子或者官能團也會成為臭氧氧化反應的活性位
置。如在林可霉素中，S 原子和叔胺上的N 原子都
是氧化反應的首要反應位置。但是如果分子中的活
性N 被質子化，其反應活性則明顯下降［73］。
4. 3 磺胺類抗生素廢水
磺胺類抗生素為人工合成的一類抗生素藥物，
因這類藥物的分子結構中均含有“磺胺”結構單元
而得名。這類抗生素性質穩(wěn)定，在被人和動物排到
環(huán)境后仍能夠較長時間穩(wěn)定存在，在自然水環(huán)境中
常發(fā)現(xiàn)有這類藥物殘留［76，77］。因此如何處理磺胺
類抗生素污染物一直是抗生素廢水降解領域的重點
研究內容之一。這類代表性藥物有磺胺嘧啶、磺胺
甲唑、磺胺甲噻二唑、磺胺吡啶等。
Huber 等［25］在其研究中發(fā)現(xiàn)，使用3. 5mg /L 臭
氧即可將濃度范圍在0. 5—5. 0μg /L 的磺胺嘧啶、
磺胺甲噻二唑、磺胺吡啶等磺胺類抗生素完全降解。
Dantas 等［26］以磺胺甲基異唑為模型抗生素，研究
其在臭氧氧化反應過程中被礦化的程度以及反應中
間體的生物毒性變化。當O3
用量為0. 4g /L 時，反
應15min 后初始濃度為200mg /L 的磺胺甲基異
唑被完全降解。但即使反應時間延長到60min，溶
液的TOC 去除率也僅達18% ，這說明臭氧氧化過程
中僅有少部分的磺胺甲基異唑被完全礦化，大部
分被氧化降解為小分子有機物中間體。在整個
60min 的反應過程中，溶液的生物毒性呈現(xiàn)先增加
后降低的變化趨勢，其中反應30min 時體系的生物
毒性最高。但是隨著臭氧氧化的深入，這些有毒中
間體被進一步氧化降解，體系的生物毒性逐漸降低。
Beltrán 等［65］研究了TiO2
和UV /TiO2
作用下的催化
臭氧化對磺胺甲唑的降解過程。與單一的臭氧化
相比較，10min 內TiO2 /O3、UV /TiO2 /O3
對磺胺甲
唑的降解率分別從70% 提高到85% 和100%。整
個反應過程中(120min) ，單一臭氧化反應的TOC 去
除率僅為10% ，而催化臭氧化反應TiO2 /O3、UV /
TiO2 /O3
的TOC 的去除率分別達到43% 和93%。
在磺胺類抗生素中，分子結構中苯環(huán)和氨基中
的N 是與臭氧發(fā)生反應的活性中心。跟大環(huán)內酯
類抗生素一樣，如果分子中的N 被質子化，那么氨
基中的N 原子對臭氧氧化表現(xiàn)出反應惰性。當反
應以自由基間接氧化為主時，羥基自由基首先與苯
環(huán)相互作用，磺胺鍵中的S—N 斷裂生成對氨基苯
第5 期徐武軍等臭氧氧化技術處理含抗生素廢水·1007·
磺酸和有機伯胺［27，33］。
4. 4 喹諾酮類抗生素廢水
常見的喹諾酮類抗生素有恩諾沙星、氧氟沙星、
環(huán)丙沙星等。其中，恩諾沙星是一種畜用抗生素，在
家畜疾病治療中有廣泛的應用，它在動物體內主要
通過腎進行消除，但是還有15%—50% 的藥物原形
通過尿排泄到環(huán)境中。我國每年約生產700 噸喹諾
酮類抗生素，其中約有一半被用于畜牧養(yǎng)殖業(yè)。而
到目前為止，我國畜禽廢水的深度處理基本還處于
空白。其他領域喹諾酮類抗生素廢水的處理已有相
關報道，如Andreozzi 等［37］采用臭氧、H2O2 /UV、TiO2
光催化三種高級氧化方法降解含有氧氟沙星的廢
水。研究發(fā)現(xiàn)，采用臭氧和H2O2 /UV 都可以將初始
濃度為560 mg /L 的氧氟沙星完全降解，但是TiO2
光催化方法的降解效果卻不理想。Akmehmet
Balcioglu 等［55］分別考察了廢水中所含的COD、pH
值、H2O2
等因素對恩諾沙星廢水處理效果的影響。
隨著溶液中COD 含量的增加，有更多的臭氧被消耗
在反應的起始階段，減少了用于進一步氧化降解反
應中間體的臭氧量，因此抗生素的去除效率明顯下
降。另外，他們同樣發(fā)現(xiàn)提高溶液的pH 值和加入
少量H2O2
都能夠使恩諾沙星的去除效率提高。
4. 5 四環(huán)素類抗生素廢水
四環(huán)素類抗生素因其由氫化并四苯環(huán)母核合成
而得名，其中常用的有四環(huán)素、土霉素等。盡管早在
好幾年前歐盟就禁止對動物使用抗生素作為生長促
進劑，但是至今在我國和美國等國家還是常規(guī)地添
加諸如四環(huán)素之類的抗生素到飼料中，以提高牛、豬
等家畜的抗病能力，促使其快速生長。由此而帶來
的環(huán)境污染問題正在一步步凸顯，并逐漸引起關注。
如Dalmázio 等［78］使用常壓離子化質譜技術研究了
O3
氧化降解四環(huán)素的動力學過程。研究發(fā)現(xiàn)臭氧
氧化120min 后，溶液中200mg /L 的四環(huán)素被完全
氧化，但其礦化率只達到5% 左右。王春平等和
Uslu 等分別采用不同的臭氧化方法研究了土霉素
的降解過程。王春平等［71］采用Mn2 + /MnO2
催化臭
氧化降解土霉素( 去離子水為溶劑，初始土霉素濃
度為115 mg /L)。結果表明Mn2 + /MnO2
復合催化
劑具有很好的催化臭氧化性能。與單獨臭氧化相
比，反應60min 后土霉素的降解率由44. 5% 快速提
高到93. 6%。Uslu 等［79］采用單一的臭氧氧化降解
實驗室合成養(yǎng)殖廢水中所含有的土霉素( 土霉素濃
度5—10mg /L，加入少量實際畜禽廢水來配制模擬
廢水，初始COD 為465. 8mg /L) ，氧化處理5min 后，
合成養(yǎng)殖廢水中97% 的土霉素被降解。
4. 6 氯霉素類抗生素廢水
氯霉素類抗生素脂溶性高，易進入腦脊液和腦
組織，長期接觸這類廢水可能誘發(fā)再生障礙性貧血。
常見的有氯霉素、琥珀氯霉素等。在已報道的文獻
中主要采用光催化TiO2
技術處理這類廢水［80，81］，
關于臭氧氧化降解氯霉素類抗生素的研究還未見相
關報道。最近，我們課題組研究了不同臭氧濃度和
pH 值對氯霉素降解的影響。隨著臭氧濃度的增加，
氯霉素的降解效率明顯提高。但是pH 值在4. 0—
8. 5 范圍內調節(jié)時，對氯霉素降解效果的影響并不
明顯( 圖3)。
圖3 溶液pH 值對臭氧氧化降解氯霉素的影響
Fig. 3 Effect of pH on the ozonation degradation of
chloramphenicol
5 結語
臭氧氧化對于各種抗生素廢水都具有很好的降
解效果，并且反應速率快、無二次污染，是一種很有
應用潛力的高級水處理技術。在西方發(fā)達國家，臭
氧處理技術已經在水處理工程中得到了普遍應用，
如在法國就約有600 座水廠采用了臭氧氧化水處理
技術。受國內臭氧制備技術發(fā)展滯后等因素的影
響，我國臭氧的制備成本還相對偏高，技術并不十分
成熟，這也是目前制約臭氧在水處理工程中大規(guī)模
應用的一個非常重要因素。但是，隨著我國新的
《城市供水水質標準》的出臺，國家對水質的控制要
求越來越嚴格，所以采用O3
氧化等高級氧化技術對
含有微量難降解有機物的城市污水進行深度處理也
將逐漸成為必不可少的一個水處理環(huán)節(jié)。對于高濃
度有毒有機廢水，如制藥廢水，可以利用臭氧氧化預
處理去除其部分COD 并且提高這類廢水的生物可
降解性，而后再結合成本較低的生物處理方法即可
得到很好的處理效果。再者，隨著我國工業(yè)技術的
發(fā)展，臭氧制備技術將越來越成熟，臭氧氧化處理廢
·1008· 化學進展第22 卷
水的成本會進一步降低，屆時臭氧氧化水處理技術
必將大有應用空間。
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