活性污泥去除4种典型药品的技术应用

由图2(b)可以看出，活性污泥对苯扎贝特的去除效果最显著。依据本实验采用的检测技术，在好氧条件下反应12h后，废水中的苯扎贝特就已经被活性污泥完全去除;缺氧条件下亦呈现较好的去除率。因此，在废水处理工艺中，活性污泥能够有效去除苯扎贝特，M.Clara等也得出过相似的结论。

图2(c)和图2(d)是罗红霉素和布洛芬在活性污泥系统中的浓度变化曲线。由于本次实验中设定的罗红霉素和布洛芬的进水浓度已经对活性污泥系统去除常规污染物的能力产生不利影响，因此，根据本次实验结果无法判断利用传统的活性污泥法去除罗红霉素和布洛芬的可行性。有文献报道，污水处理厂对罗红霉素的去除效果不理想;而布洛芬在多数调研结果中呈现较高的去除率(去除率>90%)，但亦有出现负去除率的报道，分析表明可能是其衍生物经过污水处理厂内的水解作用转换为母体布洛芬所致。

2.3 吸附和生物降解

实验中通过加入叠氮钠(1 g/L)，抑制活性污泥的酶活性，掩盖掉生物降解作用，以确定目标污染物去除过程中活性污泥的吸附作用。从图  2(a)中可以发现，加入叠氮钠后，曝气与否对曲线的变化几乎无影响。因此，本实验不考虑气提作用在去除效果中的贡献率。活性污泥对4种药品的吸附效率及生物降解效率如图  3所示。图 3(a)中4种药品的吸附效率均为缺氧条件下的实验结果。

从图3(a)可以看出，在去除罗红霉素的过程中，活性污泥的吸附作用最明显，苯扎贝特次之，布洛芬和萘普生最弱。在整个反应过程中，吸附与解吸同步进行，活性污泥对罗红霉素、苯扎贝特、布洛芬和萘普生的最大吸附效率分别为15.22%、11.43%、4.12%和2.74%。从药品的类别上对活性污泥的吸附作用进行排序：抗生素>血脂调节剂>非类固醇抗发炎止痛药。活性污泥体系的pH维持在7左右，该pH条件下，罗红霉素为分子态，而其他3种药品都属于酸性药物，在该pH条件下为阴离子态，活性污泥体系中的微生物表面带负电荷，因此，罗红霉素相对于其他3种药品更容易被活性污泥吸附。

图3(b)描述了好氧条件下活性污泥对4种药品的单一生物降解效率。由图3(b)可知，苯扎贝特和萘普生最终都会被活性污泥完全生物降解，降解曲线持续上升。在反应一段时间后，罗红霉素和布洛芬的生物降解效率不再增加，生物降解作用不会持续发生。缺氧条件下，4种药品的生物降解效率曲线的变化趋势与好氧条件基本一致〔见3(c)〕。本实验中活性污泥对苯扎贝特的生物降解作用最显著，萘普生次之，罗红霉素和布洛芬较低。值得注意的是，活性污泥对罗红霉素和布洛芬的生物降解作用不显著主要受进水浓度过高的影响。为更好地确认活性污泥对这2种药品的生物降解能力，需要进一步在仪器检测手段可行的条件下开展目标污染物低浓度进水的活性污泥去除实验。

3种酸性药品缺氧条件下的浓度变化曲线〔图 2(a)、图 2(b)和图  2(d)〕呈现一致的三段式。反应初始的0.5h，3种药品的浓度快速下降，而后缓慢上升，到达一定浓度后再缓慢下降。酸性药品在活性污泥中的降解机理可分为3种：物理吸附、生物吸附及生物降解。物理吸附及生物吸附都是快速发生的，不同点是物理吸附过程中吸附与解吸同时发生，直到达到平衡点，而生物吸附会在目标污染物高浓度时产生极大效应，随后根据生物降解程度释放出目标污染物，进行更进一步的生物降解过程。这种反应过程导致在其浓度曲线的变化上呈现出三段式，生物降解作用越缓慢，生物吸附作用越强，三段式表现越明显。因此，缺氧条件下3种酸性药品浓度曲线的三段式变化趋势比好氧条件下更明显。

2.4 高浓度药品废水对活性污泥的毒性研究

实验中，罗红霉素和布洛芬的初始质量浓度分别为50、5  mg/L，该浓度要比实际废水中高出4~6个数量级。药品对水生生物、动植物和人类存在一定的生态毒性及健康风险，而实验废水中高浓度的布洛芬极有可能对活性污泥系统中的微生物产生了急性毒性，极大地抑制了微生物的生物降解能力。因此，实验中加叠氮钠与否对布洛芬去除率的影响并不大〔见图  2(d)〕，这亦可以从一方面解释为什么本实验中布洛芬的去除效果与有些文献报道不一致。而对于罗红霉素，虽然生物降解效率低，但实验中加叠氮钠与否对其去除率的影响大于布洛芬，可见废水中高浓度的罗红霉素并未将活性污泥系统中微生物的生物降解能力完全抑制。因此，这2种药品对活性污泥的致急性毒性浓度值罗红霉素高于布洛芬。

3、结论

研究结果表明：

(1)废水中的苯扎贝特和萘普生可经活性污泥法有效去除。

(2)活性污泥对罗红霉素有显著的吸附作用，对苯扎贝特及萘普生有较强的生物降解作用。

(3)废水中的高浓度药品会对活性污泥系统产生急性毒性，罗红霉素致活性污泥急性毒性浓度值高于布洛芬。