抗生素类废水处理方法的研究

抗生素类废水处理方法的研究

摘要：近年来，随着我国经济的持续高速发展，环境污染问题日益成为了国民聚焦的热点问题。在我国诸多环境污染问题当中，最为凸显的是水污染问题。抗生素类废水有着成分复杂、COD浓度高、难生物降解、污染性强等特点。抗生素进入环境会对生物造成深远的影响，如何去除抗生素的残留引起许多国家的关注。抗生素在环境中主要发生物理化学降解和生物降解，生物降解过程具有抗性的微生物菌株发挥主要的功效，因此近些年利用微生物技术处理抗生素残留污染成为研究热点。本文对抗生素废水的处理方法尤其是对具有抗生素降解功能的微生物资源和利用复合菌系处理抗生素残留的生物技术进行概括总结，并对微生物处理抗生素技术的不足和发展方向进行展望。

关键词：抗生素；来源；危害；处理方法；微生物

前言

抗生素是一类能杀死或抑制微生物生长的药物，通常是指由细菌、真菌和放线菌等微生物在新陈代谢活动中形成的，兼备抗病原体和活性组分的物质[1-3]。数十年来已被大量应用。抗生素主要包括β-内酰胺类、大环内酯类、四环素类、链霉素和氯霉素等五大类，能在不同程度上起到抑菌、抗菌和杀菌作用，以用途来分，还可分为人用和兽用两种[4]。当前常用的抗生素大多是从微生物培养液中提取出来的，也有部分是利用化学手段进行人工合成的。

抗生素类药物主要用于治疗人和动物的各种疾病，同时也长期添加于动物饲料中以预防疾病和促进动物生长，投加在农业产品中催熟农产品，此类抗生素药物大部分经由人类和动物排泄物，农业和污水排放以原药或者代谢产物的形式进入环境[5,6]。由于排泄物中大

多数残留抗生素的半衰期比较长，部分被吸附在底泥等固相环境中，而小易被固相吸附的部分，则容易富集在水生动物体内，对生物体产生慢性毒性效应[7]。抗生素在国内外的水环境中均有检出，甚至在部分生物体内也有检出，其对生态环境以及对人类健康的潜在危害，已经成为人们日益关注的环境污染问题。

1.水体中的抗生素来源

抗生素的主要来源是医院和兽医用药。医院用药主要来自经由人类排泄物排出的医院处方用药、医院垃圾以及医药企业生产中流失的抗生素，通过医院废水排入市政管道；兽医用药主要来自动物养殖业中的饲料添加随动物排泄物排出以及直接投加残留的部分；农业肥料滤液中抗生素的活性物质经雨水冲刷，通过地表径流直接排入河流，或者下渗进入地下水，成为水环境中抗生素的来源之一[8]

L·ffler[9]等在医院污水中检测到庆大霉素浓度为0.4~7.6µg·L-1。那广水[10]等对北方13个地区水样进行检测后得出，四环素和土霉素为区域水体主要污染物，市政污水中的含量分别为0.087~1.114µg·L-1， 0.013~2.176µg·L-1；市区河水中的含量分别为0.695µg·L-1和0.100µg·L-1。潘寻[11]等对北京市污水处理厂的污泥进行分析，结果表明磺胺地索辛和磺胺二甲嘧啶的浓度范围在124.9~523.3µg·L-1之间，而四环素，土霉素和金霉素浓度也达到166.5~2296.4µg·L-1。

水产养殖业中添加在饲料中的抗生素，生物只能利用一小部分，其余都残留在水体中，进而进入底泥中。魏瑞成[12]等研究了养殖场排污口和周围水体中的四环素类抗生素，其中土霉素的浓度为 0.07~72.91µg·L-1，四环素为 0.10~10.34µg·L-1，金霉素为 0.08~3.67 µg·L-1，强力霉素为 0.11~39. µg·L-1。Lalumera[13]等则发现四环素和氟甲喹在养殖场底泥中的最高浓度分别达到 246.3 μg kg-1 和 578.8 μg kg-1。

2水体中抗生素残留的危害

2.1对微生物的危害

抗生素通过人体排泄物进入环境以后，由于抗生素本身的抗菌性，会抑制一些微生物群落的生长和繁殖，甚至杀死一些微生物群落。而耐药性的微生物会大量繁殖，它们所携带抗药性基因既能自发基因突变产生，也能在细胞二阶段在代与代之间或者不同细菌间进行传递而产生[14]。Yamashita[15]等通过研究左氧氟沙星和克拉霉素对费希尔氏弧菌（Vibrio fisheri）和微藻类的影响发现，这两种抗生素对细菌并没有急性危害，但是长期暴露实验表明会对细菌产生危害；而对于微藻类这两种抗生素都有急性毒性，由于藻类属于食物链的基础，因此会破坏水生系统的平衡。

2.2对水生植物的危害

研究表明，一些抗生素如氟喹诺酮类能够影响叶绿体基因的复制，四环素类大环内酯类，林可酰胺类，P- 氨基糖苷类等抗生素会影响翻译和转录，磺胺类、三氯生则会阻碍植物的代谢，如叶酸和脂肪酸的合成[16]。Brain[17]等对浮萍（L.gibba）进行单一化合物静态毒性试验，得出 0~1000µg·L-1的磺胺甲噁唑和左氧氟沙星会对植物产生危害。

2.3对水生生物的危害

Kim[18]等研究了磺胺甲噁唑、磺胺嘧啶等磺胺类抗生素对水生生物的影响，发现大型蚤比较容易受到抗生素类药物的危害。王慧珠[19]等研究了水环境中四环素和金霉素对水生生物的毒性效应，在 48 h 静态暴露中，四环素可完全抑制大型蚤的运动，其半致死浓度（EC50）为 617.2 mg L-1，而在 96 h 静态暴露中，四环素对斑马鱼和鲫鱼的半致死浓

度分别为406.0mg·L-1 和 322.8 mg·L-1；金霉素对于大型蚤的急性毒性更强，48 h 半致死效应浓度为 137.6 mg·L-1。

2.4对人类的危害

水环境中的抗生素残留物可以通过饮用水进入人体，饮用水中抗生素的含量一般比较低。Reddersen[20]等检测发现饮用 水中含有安替比林及丙基安替比林，其含量分别为0.400 µg·L-1和 0.120 µg·L-1。由于目前的技术无法将饮用水中的抗生 素完全去除，虽然只是痕量抗生素残留，但是长期饮用会降低 免疫力；动物食品中的抗生素通过食物链传递到人类，引起过 敏反应，严重时可以导致食物中毒；部分药物具有有致癌、致畸、 致突变或有激素类作用，严重干扰人类各项生理功能[21]。如 青霉素等 β- 内酰胺类抗生素可以引起人体的过敏反应，庆大 霉素对肾脏的毒性很大，喹诺酮类会增加人体对光线的敏感性， 而四环素类会严重影响儿童牙齿的发育[8]。

3抗生素类废水的处理方法

3.1物理法

物理法主要包括吸附法、混凝沉降法等，由于操作简单、适应性广，在各类污水处理中被广泛采用。

魏源送等[22]采用煤质炭、椰壳炭、杏壳炭和果壳炭等 13 种不同材质、粒径的活性炭对主要成分为螺旋霉素及其中间体等的无锡某制药厂废水进行了吸附研究，结果表明总体上煤质炭、椰壳炭和果壳炭的吸附效果均低于杏壳炭。当型号为KC16 的杏壳炭投加量为 30 g /L、吸附时间为 6 h时，废水 TOC、COD 和色度的去除率分别达到86. 99% 、88.

43% 和 94. 08% ，吸附动力学符合准二级吸附动力学模型。在出水达到《发酵类工业废水污染物排放标准》( GB 1903—2008) 条件下，处理每吨抗生素废水的活性炭用量为2.45 kg。Lu 等[23]研究了污泥制生物焦对氟喹诺酮抗生素废水的吸附行为，主要考察了污泥类型对生物焦性质的影响。结果表明，在该研究中最好生物焦对氟喹诺酮的吸附能力为( 19. 80 ± 0. 40) mg /g，污泥焦的吸附能力与污泥的挥发分含量间具有很高的相关性。所有污泥制生物焦的吸附行为都较好的符合 Freundlich 吸附模型 ( r2值在 0. 961～0. 998) 。Giorno 等[24]采用粉末活性炭、超滤和反渗透组合技术对四环素 ( TC) 废水进行了处理。结果表明，单一的反渗透方法可以使废水的 COD和四环素含量分别从 8 000 和 850 mg /L 降低至不到 200 和 70 mg /L，但该法的问题是不可逆堵塞大大缩减了反渗透操作的寿命。当采用粉末活性炭-超滤-反渗透组合工艺后，处理后水的指标( TOC = 56 mg /L，COD = 98mg /L 和 TC = 46mg /L) 远远低于原水( TOC = 3200 mg /L，COD =8000 mg /L 和 TC = 850 mg /L) ，该方法不仅可以净化废水，而且可以同时回收废水中的四环素。 罗建中等[25]对比了混凝沉淀、铁炭微电解和芬顿 氧化 3 种单独方法及组合方法处理高浓度抗生素 制药废水的效果，结果表明，在原水 COD 高达55600 mg /L 条件下，混凝沉淀法的 COD 去除率 仅为 11. 7% ，低于铁炭微电解和芬顿氧化法的16.8% 和 21.4% ，更远远低于混凝沉淀-铁炭微电 解-芬顿氧化组合工艺的 59.5% 。Li 等[26]采用由 反渗透和超滤组成的膜系统对含土霉素废水进行 了处理研究。结果表明，单一采用反渗透技术可 以使废水中的 COD 由大约 10000 mg /L 降至不到 200 mg /L，渗余物中土霉素含量可以浓缩3倍以上，达到3000 ～ 4000 mg /L。但是由于土霉素 分子与大的生物聚合物的相互作用，通过传统的 结晶方式难以将土霉素从渗余物中成功分离。当采用反渗透和超滤联合处理后，土霉素从渗余物 中的结晶和回收率显著提升，回收率＞60%，纯度＞80%。反渗透和超滤联合处理技术不仅为抗生素废水处理提供了一条可行的技术路线，而且也为废水中抗生素的回收方法提供了借鉴。

3.2化学法

化学处理法大体可以分为氧化法和还原法， 氧化法中又包括臭氧化[27]、光化学氧化

[28,29]、电解氧化[30]等技术。

Zhang 等[28]以城市污水处理厂具有代表性的诺氟沙星、氧氟沙星、罗红霉素和阿奇霉素为研究 对象，系统地研究了纳米过滤结合臭氧化技术对其的处理效果。结果表明，仅仅在 2 nm 紫外光下进行上述4种抗生素的光解效果并不有效，增 加臭氧化后效果显著提升，体现出两者具有协同 效应。特别是对诺氟沙星抗生素，UV /O3 联合过 程获得了 87% 的去除效率。艾翠玲等[29]研究了 CdS-TiO2 复合催化剂可见光下的黄连素降解行 为。陈玉成等[30]采用三维电极( 阴阳极铝板电极 外加活性炭粒子电极) 对模拟养殖废水中的抗生 素和激素进行了电解氧化处理。结果表明，在电 压 5 V、时间 2 min、初始 pH=9、曝气时间 3 h 条件 下，喹乙醇、土霉素、四环素和金霉素的去除率分 别为 99. 1% 、90.8% 、97.7% 和 90.7% 。养殖废 水存的柠檬酸、乙酸和十二烷基磺酸钠对去 除效果有不同影响，如柠檬酸和乙酸可以提高抗 生素和激素的去除率，但高浓度的十二烷基磺酸钠明显抑制四环素的去除。郭照冰等[31]以四环素为研究对象，采用超声协同 H2O2、TiO2等组合 工艺对四环素进行了降解研究。结果表明超声辐照可以有效降解水中低浓度的四环素，特别是在碱性条件下尤为显著。密度泛函理论计算结果和LC-MS 测试结果联合表明，四环素的超声降解主 要是基于·OH 自由基的氧化过程。周汇等[32]以负载 FeSO4活性炭和负载 CuSO4活性炭为催化剂， 对低浓度抗生素废水进行了微波辅助的催化降解。结果表明负载 FeSO4 活性炭的催化活性最 高，在一定范围内增大负载 FeSO4 活性炭质量、微波辐射时间和功率都有利于废水中 COD 的去除。进一步的动力学分析表明，抗生素微波降解过程 近似一级反应。Andrade 等[33]以 Ti /Ru0. 3Ti0. 7O2、Ti /Ru0. 3Sn0. 7O2 等不同组成的材料为工作电极， 对含溴苄环己铵、磺胺甲 唑、甲氧苄胺嘧啶等抗 生素兽用药工业废水进行了电化学处理。考察了不同电解液和电流密度对抗生素降解效果的影响，结果表明相对于其他电极，Ti /Ru0. 3Ti0. 7O2电极显示了突出的优异性能，氯的存在不能增强降解速率。

3.3生物法

3.3.1好氧生物法

常用的好氧技术主要包括活性污泥法、生物膜法、生物接触氧化法、深井曝气法和延时曝气等方法。好氧处理具有效率高、速度快、投资少及选材广等优点。活性污泥法经常用于抗生素废水的处理。研究发现，用活性污泥法处理抗生素废水时，四环素生物降解量为28% ～ 35% ，属于弱降解物质，和其他研究指出四环素主要发生的是生物吸附而不是生物降解是一致的[34,35]。 Li 等[35]共研究了 6 类 11 种抗生素用活性污泥方法在淡水和盐水两种系统中处理的结果。结果显示在两种系统中，头孢氨苄和 2 种磺胺类抗生素主要都是发生生物降解；3 种氟喹诺酮药物、氨苄青霉素、四环素、罗红霉素以及甲氧苄啶主要发生的是吸附作用，其中四环素在15 min就可以达到 90% 的吸附，活性污泥对 3 种氟喹诺酮药物的吸附能力在存在二价阳离子的盐水系统中显著下降，但也发生一定的生物降解，而红霉素在两种系统中均不能完全去除。好氧生物处理法的主要问题在于抗生素工业废水是高浓度有机废水，该方法需要对原废液进行十倍乃至百倍的稀释；并且好氧法存在动力消耗大、处理成本高等缺点，其应用受到一定的[36]。近些年，好氧生物法已朝着与其他多种处理方式相组合的方向发展。

3.3.2厌氧生物法

厌氧生物法是利用兼性厌氧菌和专性厌氧菌将污水中大分子有机物降解为低分子化合物，进而转化为甲烷、二氧化碳的有机污水处理方法[37]。主要包括上流式厌氧污泥床( up-flow anaerobic sludge bed，UASB) 工艺和厌氧复合床法。这种方法用于处理抗生素废水，运行成本低、能耗少。但这种方法的处理效果不佳、处理后的水质不达标，还要经过进一步的处理。杨军等[38]用 UASB 工艺对林可霉素生产废水的厌氧生物处理工艺进

行了研究，发现初始化学需氧量 ( chemical oxygen demand，COD ) 为 8 000 ～14 000 mg / L，水力停留时间 10 h，COD 的去除率达 50% ～ 55% 。厌氧生物处理动力学研究发现，不可生物降解的物质约占总 COD 比例的 1 /3，推测可能是影响处理效果的主要原因。Cetecioglu [39]等的研究结果表明，对于含有抗生素的制药工业废 水厌氧消化可以作为好氧处理的前处理步骤，并 且取得了不错的效果。

在实际的废水处理中，由于单独好氧生物处理或是单独厌氧生物处理都存在自身难以克服的缺点，难以满足出水达标排放的要求，因而从 80年始，厌氧 － 好氧生物组合工艺逐渐发展为抗生素废水处理的主要工艺，该组合具有好氧和厌氧的双重优点[40]。

3.3.3厌氧—好氧生物组合

厌氧—好氧生物组合主要包括序批式活性污泥法反应器( sequencing batch reactor activated sludge process，SBR)法、水解酸化—膜生物反应器( menbrane bioreactor，MBR) 法等。近些年为寻求良好的处理效果，多采用多种生物技术联合应用处理抗生素废水。姜友蕾等[41]用 UASB-絮凝-SBＲ 的组合方法处理含有头孢类抗生素的废水，减轻了整个工艺的负担，COD 去除率高，有机大分子物质去除较好，能够达到国家废水排放标准，但工艺流程较为复杂。杨俊仕等[42]采用水解酸化-AB 生物法新工艺法处理多种抗生素废水，工艺流程短，较为节能。其中水解酸化菌为兼性厌氧菌和专性厌氧菌，种类多、代谢快；AB 生物法中会形成 2 种微生物群类，A 级多为细菌和霉菌，B 级多为原生生物，充分发挥了多种微生物的不同特性进而达到了满意的去除效果。贾仁勇等[43]采用活性污泥缺氧—好氧膜生物反应器( A / O—MBR) 和固定化缺氧 － 好氧膜生物反应器( I—A / O—MBR) 工艺处理含抗生素的污水，并对反应器内微生物群落结构进行分析，结果显示随着污泥龄的降低，A / O—MBR反应器内总微生物种数减少而抗生素抗性基因比例增加，因此具有抗生素抗药性的微生物在含抗生素污水的处理过程中发挥了重要作用。但在相同

的污泥龄条件下，水力停留时间虽对两种反应器内总细菌的数量影响不大，却影响了菌群与污水的接触时间进而影响了去除效果。

3.3.4固定化微生物处理法

固定化微生物处理法是通过化学或者物理手段将功能微生物固定在载体上或定位局限于特定的空间区域内，并保持其生物活性，是近年来兴起的一种处理抗生素废水的方法。此方法使多种微生物的浓度高度集中，抗冲击负荷能力强，处理效果明显；处理后固液分离容易，水质较好，并且固定的微生物可以重复利用，投资少见效快。常见的微生物固定方法一般包括三大类：吸附法、包埋法和交联法。吸附法简单易行、条件温和，但固定不够牢固；包埋法固定效果好，酶活性较好；交联法虽结合牢固，但操作复杂，且易影响菌体酶活[44]。其中包埋法最为常用。刘鹏等[45]将筛选得到的光合细菌、酵母菌和放线菌包埋固定进行抗生素废水处理时发现，复合菌降低了有害物质的抑制，在最适温度、pH 以及进水 COD 的范围内都有显著的增强，但在最适范围内，经过包埋的复合菌对 COD 的去除率不如游离菌，推测其原因可能为包埋复合菌影响了菌体的传质性能。曾常华[46]从制药厂抗生素废水中筛选组合出 5 组高效降解喹诺酮类抗生素复合菌，利用游离的复合菌处理抗生素废水3 d，COD 去除率达 30.15% ，9 d 达到 80.38% 。而固定化复合菌群后处理抗生素废水，3 d COD去除率上升到 80% 以上，6 d 可达到 93.47% 。与未进行固定化的游离复合菌相比，微生物稳定性明显提高并增强了对外界环境的抵抗力，反应时间更短，作用效率更高。

固定化处理抗生素废水并非全是由于生物降解作用，很多时候依赖生物吸附作用。对此，Yu等[47]用固定化细胞方法对磺胺甲恶唑、磺胺二甲氧嘧啶以及甲氧苄啶进行生物降解和吸附的研究。研究发现对几种抗生素的处理主要靠生物降解和吸附，水解作用很少。磺胺甲恶唑和磺胺二甲氧嘧啶都是强降解弱吸附的抗生素。作用 14 d时，生物降解率分别

为 59% 和 52% ，生物吸附率则为 31% 和 34% ；甲氧嘧啶则是低降解、中等吸附的抗生素，14 d 生物降解仅为 27% 。三种抗生素易发生生物降解吸附的顺序为:磺胺甲恶唑 ＞磺胺二甲氧嘧啶 ＞ 甲氧嘧啶。

固定化技术在抗生素废水处理中有许多优势，但仍然存在一些问题。如何选取合适的固定化技术、载体，如何保持固定化细胞的最佳活性，进一步提高处理废水以及水中其他悬浮颗粒的能力和效率是未来有待研究改进的问题。

4 展望

抗生素的环境污染已在很多国家引起研究者的广泛关注，其污染治理的方法也已展开研究，但仍然存在一些问题需要进一步进行深入的研究与探讨。

（1）筛选高效降解抗生素的微生物菌株。以四环素类抗生素为例，作为抗生素污染的主要来源之一，已报道的能够对其降解的微生物菌株十分少见，目前急需筛选更多高效降解菌株。

（2）开发新的复合修复技术。单一的微生物处理技术有时很难满足复杂的环境需求，应寻求更加高效、安全的复合方法修复抗生素的污染。

（3）研究抗生素降解机制。在已有的微生物降解抗生素的报道中，关于微生物菌株或是菌系的降解机制研究较少。常见降解机制为菌株或菌系可利用抗生素作为碳源进行降解利用，但从分子水平对降解机制进行分析较少，如抗性基因的分布、是否有胞外酶的作用等，这些都有待进一步研究以更好地将其应用到相关领域。

（4）研究抗生素降解产物及环境效应。一些抗生素进入环境后的降解中间产物毒性往往远大于抗生素本身。抗生素作为难生物降解物质一些条件下只依靠微生物很难将其完全矿化，有可能只是发生部分降解。就目前的研究而言，研究者们往往只把目光集中在抗生素降解率上，而抗生素经相关微生物降解后的产物是什么、毒性如何都缺少相关研究。因此，应对降解产物进行毒理分析并进行风险评估。

（5）今后应对抗生素以及由抗生素诱导产生的抗生素耐药细菌和抗性基因在环境中的迁移变化、对生物体的长期影响等问题进一步深入研究，以便为国家制定合理的环境和社会的可持续发展提供完善的基础支撑。

参考文献

[1]雷兴翰，黄鸣龙，稽汝运. 药物化学进展[M]. 上海：上海科技出版社，19，214-325.

[2]彭司勋. 药物化学[M]. 北京：化学工业出版社，1988，309-320.

[3]陈新谦，金有豫，汤光授. 新编药物学[M]. 17版. 北京：化学工业出版社. 2000. 468-505.

[4]张欣阳，许旭萍. 微生物技术去除抗生素残留污染的研究进展[J]. 2014，4(5)：355-360.

[5]Zhang X.X，Zhang T.，Fang H.H. Antibiotic resistance genes in water environment[J].Applied M icrobiology and Biotechnology. 2009，82 (03).

[6]王冉，刘铁铮，王恬.抗生素在环境中的转归及其生态毒性[J].生态学报，2006，26(01).

[7]魏瑞成，包红朵，郑勤，等.粪源抗生素金霉素和喹乙醇在养殖水体中的残留及对锦鲤的生态毒理效应研究[J].农业环境科学学报，2009，28 (09).

[8]Kümmerer K.Antibiotics in the aquatic environment - A review - Part I [J].Chemosphere，2009，75(04).

[9]L·ffler D.，Temes T.A.Analytical method for the determinationof the aminoglycoside

gentamic

in

in

hospital mass

wastewater

via

liquid

of

chromatography-electrospray-tandem Chromatography A，2003， 1000(1-2).

spectrometry[J].Journal

[10]那广水，陈彤，张月梅，等.中国北方地区水体中四环素族抗生素残留现状分析印.中国环境监测，2009. 25(06).

[11]潘寻，责伟伟，强志民.高效液相色谱一质谱联用法同步测定城市污水处理厂活性污泥中的多类抗生素残留田.分析测试学报，2011，30(04).

[12]魏瑞成，葛峰，陈明，等 . 江苏省畜禽类养殖场水环境中四环类抗生素污染研究[J]. 农业环境科学学报，2010，29(06).

[13]]Lalumera G.M.， Calamari D.， Galli P.， et al. Preliminary investigation on the environmental occurrence and effects of antibiotics used in aquaculture in

Italy[J].Chemosphere，2004，(05).

[14]Zhang X.X，Zhang T.，Fang H.H. Antibiotic resistance genes in water environment[J].Applied Microbiology and Biotechnology，2009，82(03).

[15]Yamashita N.，Yasojima M.，Nakada N.，et al. Effects of antibacterial agents，levofloxacin and clarithromycin，onaquatic organisms[J].Water Science and Technology，2006，53(11).

[16]Brain R.A.，Hanson M.L.，Solomon K.R.，et al. Aquatic plants exposed to pharmaceuticals:effects and risks[J].Reviews of Environmental Contamination and Toxicology，2008，192.

[17]Brain R.A.， Johnson D.J.， Richards S.M.， et al. Microcosm evaluation of the effects of an eight pharmaceutical mixture to the aquatic macrophytes Lemna gibba and Myriophyllum sibiricum[J].Aquatic Toxicology，2004，70(01).

[18]Kim， Y.， Choi， K.， Jung， J.， Park， S.， Kim， P.G.， Park， J.，2007. Aquatic toxicity of acetaminophen， carbamazepine， cimetidine， diltiazem and six major sulfonamides， and their potential ecological risks in Korea[J]. Environment International，33(03).

[19] 王慧珠，罗义，徐文青，等 . 四环素和金霉素对水生生物的生态 毒性效应 [J]. 农业环境科学学报，2008，27(04).

[20]Reddersen K.，Heberer T.， Du nnbier U. Identification and significance of phenazone drugs and their metabolites in ground-and drinking water[J]. Chemosphere，2002，49(06).

[21] 陈秋颖，金彩霞，吕山花，等 . 兽药残留及其对生态环境影响的 研究进展 [J]. 安徽农业科学，2008，36(16).

[22]王健行，魏源送，成宇涛，等.颗粒活性炭深度处理抗生素废水[J].环境工程学报，2013,7(2):401-410.

[23]YAO Hong，LU Jian，WU Jun，et al. Adsorption of fluoroquinolone antibiotics by wastewater sludge biochar：role of the sludge source[J]. Water Air Soil Pollut.，2013，224：1370-1378.

[24]ZHANG Jin-Chang，GIORNO L，DRIOLI E. Study of ahybrid process combining PACs and membrane operadons for antibiotic wastewater treatment[J].Desalination，2006，194(1/3)：101-107.

[25]谢维，罗建中，范琳琳. 探索处理高浓度抗生素废水的高效方法[J].水处理技术，2014，40(1)：37-39.

[26]LI Shi-zhong，LI Xiao-yan，WANG Dian-zuo. Membrane(RO-UF) filtration for antibiotic wastewater treatmentand recovery of antibiotics[J]. Sep. Purif. Technol.，2004，34(1/3):109 -114.

[27]KANAKARUJU D，CLASS B D，OELGEMOLLER M.Titanium dioxide photocatalysis for pharmaceutical wastewater treatment[J].Environ. Chem. Lett.，2014，12：27-47.

[28] LIU Peng-xiao，ZHANG Han-min， FENG Yu-jie，et al. Removal of trace antibiotics from wastewater：a systematic study of nanofiltration combined with ozone-based advanced oxidation processes[J].Chem. Eng. J.，2014，240:211-220.

[29]艾翠玲，郭锐敏，邵享文.CdS-TiO2复合催化剂可见光下降解黄连素[J].环境化学，2013 ，32 (3)：366-373.

[30]王志刚，陈宏，陈玉成，等.电解氧化法去除养殖废水中抗生素和激素研究[J].西南大学学报：自然科学版，2013，35(5)：131-136.

[31郭照冰，周飞，张超智，等.水中四环素的超声辐照降解[J].环境化学，2012，31 (8) ：1215-1221.

[32]周汇，买文宁，肖珊.微波诱导活性炭催化处理低浓度抗生素废水[J].环境化学，2012，31(10)：1631-1636.

[33] ELEOTERIO I C，FORTI J C，ANDRADE A R. Electrochemical treatment of wastewater of veterinary industry containing antibiotics[J]. Electrocatalysis，2013，4：283-2.

[34]Prado N，Ochoa J，Amrane A. Biodegradation and biosorption of

tetracycline and tylosin antibiotics in activated sludge system[J].Process Biochem.，2009，44(11)：1302-1306.

[35]Li B, Zhang T. Biodegradation and adsorption of antibiotics in the activated sludge process[J].Environ. Sci.Technol.，2010.44(9)：3468-3473.

[36]巩有奎，生.抗生素废水处理研究进展[J].工业水处理，2006，25(12)：1-5.

[37]贾璇，王路光，王靖飞，等.厌氧生物处理技术在抗生素废水处理中的应用[J].中国环境管理干部学院学报，2007，17 (3) :63-66.

[38]杨军，陆正禹，胡纪萃，等.林可霉素生产废水的厌氧生物处理工艺[J].环境科学，2001，22 (2) : 82-86.

[39]CETECIOGLU Z. Aerobic inhibition assessment for anaerobic treatment effluent of antibiotic production wastewater[J]. Environ. Sci. Pollut. Res.，2014,21(4)：2856-28.

[40]林海龙，宋鸽，司亮，等.抗生素废水生物处理法的研究进展[J].中国农学通报，2012，28 (11) : 258 - 261.

[41]姜友蕾，姜栋，宋雅建，等.UASB—絮凝—SBR处理高含量头孢类抗生素废水[J].水处理技术，2012，38 (10)：65-69.

[42]杨俊仕，李旭东，李毅军，等.水解酸化一AB生物法处理抗生素废水的试验研究[J]. 2000，22 (6)：50-53.

[43]贾仁勇，夏四清，张善发.两种MBR工艺处理含抗生素污水效果及反应器内微生物群落结构[J]. 净水技术，2011，30 (5)：28-33.

[44]曾永刚，高人文.自腐真菌固定化技术及其影响因素的研究进展[J].哈尔滨工业人学学报，2008，40 (1) :141-146.

[45]刘鹏，钟成华，张文东，等.包埋固定化复合菌处理抗生素废水的研究[J].工业水处理，2013，33 (2) :28-31.

[46]曾常华.复合菌群及其固定化技术处理抗生素生产废水的研究[D].南昌：南昌大学，硕士学位论文，2007.

[47]Yu T H，Lin A Y，Panchangam S C，et al. . Biodegradation andbiosorption of antibiotics and non-steroidal anti-inflammatorydrugs using immobilized cell process[J].Chemosphere，2011，84 (9):1216-1222.