许亚兵，王宝山，汪光宗，张洋

（1 兰州交通大学环境与市政工程学院，甘肃 兰州 730070；2 甘肃省黄河水环境重点实验室，甘肃 兰州 730070）

制药废水不仅包含活性药物成分，还含有各种中间体、有机溶剂、催化剂和其他用于合成特定药物的原材料，具有成分复杂、有机物浓度高、毒害难降解物质含量大、排水量波动大、pH 变化大等特点。制药工业在化学合成、配方、提取和产品回收等过程中广泛使用有机溶剂，如四氢呋喃、二氯甲烷等，增大了制药废水的处理难度。四氢呋喃是一种广泛应用于医药和化工产品生产的环状脂肪族醚，水溶性好，生物毒性大，被称作“万能溶剂”，对部分微生物有致死、诱变的作用，属于废水中典型的难生化有机物。针对制药废水中的难生化有机物提出经济可行的处理工艺，是制药废水治理领域焦点的问题。

目前，制药废水常见的处理方法有物理法、生物法和高级氧化法。气浮、过滤、吸附等物理处理方法对有机污染物具有较高的截留率，但这些方法并不能降解污染物，仅仅导致污染物的相变，并产生剧毒的二次污染物，需进一步处理。以活性污泥法和生物膜法为主的生物法具有处理成本低、环境友好等优势，但对药物残留物处理效率较低，且易受废水中有毒物质的影响。高级氧化法通过产生强氧化性的活性基团对废水中稳定性高、难降解的有机污染物具有良好的处理效果，在所有高级氧化技术中，Fenton及电Fenton技术是处理制药废水的有效技术，主要通过提高废水的可生化性为后续生物处理提供前提条件。Changotra等采用电Fenton技术处理实际制药废水，在优化条件（电压1V、HO投加量0.5mol/L、初始pH=3.0、反应时间120min）下，对制药废水COD 和总有机碳（TOC）的去除率分别为45.1%和15.1%，生物降解性指数提高至0.6。但高昂的运行成本和狭窄的pH 适用范围，使得Fenton 类技术常用作制药废水预处理工艺。为克服上述缺点，提高制药废水的处理效果，Feng等构建电化学生物反应器处理以布洛芬为代表的药品和个人护理品（PPCPs）类有机污染物，实现了布洛芬的高效去除。生物电化学系统将电化学处理和生物处理耦合在一个反应器内，可同步发挥电催化氧化还原作用、生物氧化作用和物理吸附作用，同时能削弱有毒有害物质对微生物的冲击作用，在难生化有机物如硝基苯、苯酚、对氨基二甲基苯胺的降解方面均有较好的效果。张泽玺等采用电化学生物反应器处理制药废水时表明，在极板间距15cm、电压10V、处理时间24h 下的废水COD去除率高达98.97%。可见生物电化学系统对制药废水具有良好的处理效果，因此有必要进一步研究该系统对制药废水中四氢呋喃等难生化有机物的降解效果和残留浓度。

在本文作者课题组前期研究电化学生物反应器降解制药废水最佳工况的基础上，本研究采用“电Fenton+生物电化学”联合处理制药废水，考察电化学生物反应器对制药废水COD的去除效果，结合三维荧光光谱（EEMs）及气相色谱-质谱联用（GC-MS）法从COD去除率、溶解性有机物降解效果和难生化有机物降解效果考察生物电化学系统对制药废水的去除效果，以期为电化学生物反应器在制药废水处理领域的应用提供科学依据。

1 材料和方法

1.1 实验装置

电芬顿反应器长×宽×高为25cm×20cm×42cm，内部设置2块阴极板和2块阳极板，阴、阳极板以2cm间距交替摆放，以钛基二氧化钌为阳极板，纯钛网为阴极板，分别与直流稳压电源正极、负极相连，极板尺寸均为27cm×18cm。

电化学生物反应器如图1 所示，反应器的长×宽×高为20cm×15cm×30cm，设置一阴一阳两块极板，极板间距15cm，以钛基二氧化钌为阳极板，纯钛网为阴极板，有效面积600cm（长30cm、宽20cm、厚2mm），两电极分别与直流稳压电源正极、负极相连，极板间填有60mm和90mm的组合球形聚氨酯填料（体积比1∶1），反应器底部均匀设置6个曝气头，以调节溶解氧并起到搅拌作用。电磁隔膜计量泵（WS-09-03-S，威尔沃夫，北京）；直流稳压电源（MS303D-30V10A，迈盛电源，东莞）。

图1 电化学生物反应器示意图

实验用水取自兰州某制药厂污水处理站，该站进水来源主要有抗肿瘤药物车间废水和企业内部生活污水，原水COD为5000～6500mg/L，含有大量四氢呋喃、三氯甲烷、二氯甲烷等毒害性有机物，可生化性差。原水经电Fenton工艺预处理后作为电化学生物反应器进水，COD在3500～4800mg/L 之间，pH=7.5～9.0，初步降低废水生物毒性，以利于电化学生物反应器的降解。电化学生物反应器接种污泥取自兰州市兴蓉污水处理厂二沉池，污泥含水率为98.83%，pH 为6.9，悬浮固体质量浓度（MLSS）为6752mg/L。反应器挂膜启动采用张泽玺等的方法。

1.2 实验方法

“电Fenton+生物电化学”联合处理制药废水工艺流程见图2。电Fenton 预处理过程中，采用5%氢氧化钠溶液和5%硫酸溶液调节制药废水初始pH，依次投加分析纯硫酸亚铁和30%过氧化氢。直流稳压电源调节电流密度为15mA/cm，反应时间4h。反应结束后，调节出水pH 至8～9 后排入沉淀水箱静置沉淀2h，取上清液进入电化学生物反应器进行后续实验。

图2 制药废水处理工艺流程图

电化学生物反应器溶解氧维持在5～8mg/L，极板间距设置为15cm，运行周期为24h（包括进水0.2h、曝气23h、静置0.5h、出水0.3h），稳压电源的电压维持在10V，电化学生物反应器连续运行39 天。此外为了对比电化学生物反应器与单一生物膜反应器处理效果，于39天后，关闭稳压电源，调整为单一膜生物反应器再连续运行10 天。系统运行期间，每天监测水温、溶解氧后取进、出水样品，用预先清洗过的500mL 棕色玻璃瓶取水样，置于冰箱4℃避光保存，48h 内完成水样COD、EEMs和GC-MS的检测。

1.3 测定方法

1.3.1 常规指标测定

COD采用快速消解分光光度法测定（6B-12消解仪/6B-201 速测仪，盛奥华，江苏），溶解氧由溶解氧仪（HQ30d，HACH，USA）测定，pH由pH计（PHS-3C，雷磁，上海）测定。

1.3.2 三维荧光光谱的测定

三维荧光光谱测定参考周明罗等的方法，将水样用孔径0.45µm 滤膜过滤，超纯水稀释50 倍后，采用荧光分光光度计（F-7100，Hitachi，Japan）测定三维荧光光谱。用超纯水作为实验空白，激发波长（）扫描范围200～400nm，发射波长（）扫描范围250～550nm，狭缝宽带5nm，响应时间0.5s，扫描速度12000nm/min。采用内插值法和减去空白的方法扣除瑞利散射和拉曼散射，运用Origin2021 软件来分析结果，处理得到三维荧光谱图，并参考Chen 等的方法将三维荧光光谱划分为5 个区域（表1），结合区域积分法（FRI）计算得到各区域积分标准体积。

表1 荧光光谱区域及对应物质类型

1.3.3 GC-MS的测定

GC-MS 的测定参考赖波等的研究，采用气相色谱-质谱联用仪（7890A-5977A，Agilent，USA）测定挥发性有机物，采用二氯甲烷液液萃取/顶空色谱-质谱联用仪（7697A-5977A，Agilent，USA）测定半挥发性有机物，色谱柱为DB-WAX（30m×0.25mm×0.25µm），进样口温度250℃，分流比10∶1，升温程序柱温30℃保持6min，以4℃/min升至60℃保持1min，以10℃/min 升至110℃保持5min，再以20℃/min 升至150℃保持1min。质谱采用电子电离源，电子能量70eV，灯丝电流200µA，电子倍增器1200V。

2 结果与讨论

2.1 电Fenton预处理制药废水

调节原水pH 为3，在电Fenton 反应器中投加HO50mmol/L，FeSO10mmol/L，设置电流密度15mA/cm，反应时间4h，取沉淀后上清液进行水质测定，效果如图3所示。

由图3可知，制药废水原水的COD为5016.24～6497.56mg/L，出水COD为3438.30～4775.70mg/L，电Fenton 反应器对制药废水COD的平均去除率为28.75%±1.29%；采用GC-MS检测进、出水四氢呋喃浓度，原水四氢呋喃浓度为(349883±22284)µg/L，出 水 四 氢 呋 喃 浓 度 为(205545±13757)µg/L，电Fenton 反应器对四氢呋喃的平均去除率为41.18%±2.95%。电Fenton 工艺对制药废水具有良好的预处理效果，初步降低废水生物毒性，有利于电化学生物反应器的降解。因此，本实验将电Fenton出水上清液作为后续电化学生物反应器进水，进一步进行处理。

图3 电Fenton对制药废水的预处理效果

2.2 生物电化学系统对制药废水CODCr的降解效率

在进水pH=7.5～9.0，运行周期24h条件下，系统运行期间（前39 天稳压电源电压为10V 运行，系统为电化学生物反应器；后10 天关闭稳压电源运行，系统为单一生物膜反应器）水温、溶解氧变化曲线及进、出水COD浓度变化曲线和其去除率曲线见图4。

图4 系统运行期间制药废水CODCr的去除率(a)电化学生物反应器；(b)单一生物膜反应器

由图4(a)可知，电生物反应器的溶解氧维持在5.07～7.92mg/L，水温在15.1～25.0℃，进水COD为3438.30～4775.70mg/L，经电化学生物反应器处理后出水COD为20.18～331.09mg/L，稳定低于350mg/L，平均去除率达95.89%±1.63%。进水COD和温度变化幅度较大，但出水COD相对稳定，说明电化学生物反应器对制药废水具有较强的抗有机物和温度负荷能力，可以长期稳定运行。这是由于生物电化学系统去除有机污染物是多种方法协同作用的结果：包括生物填料的吸附作用、微生物降解作用和电场氧化作用。有机污染物的降解途径可能是在电的作用下分解成易降解组分，被附着在填料上的生物膜进一步生物降解；或是电刺激提高了生物膜的活性，从而增强了污染物的生物降解性。

由图4(b)可知，关闭稳压电源后，单一生物膜反应器对制药废水的COD去除率呈下降趋势，COD从3943.90～4631.20mg/L 降 至345.08～1264.3mg/L，平均去除率为79.86%±6.21%，说明电化学生物反应器较单一生物膜反应器有明显优势。去除电压后，出水COD缓慢升高，说明了生物电化学系统中的电场作用有利于实现难生化有机物的降解。冯岩等对比了电化学生物反应器与单一曝气生物反应器处理布洛芬废水的效果，结果表明，电化学生物反应器对布洛芬和COD的去除率分别为93.48%、86.72%，比单一曝气生物反应器分别提高了61.59%、14.57%；这与本研究的结论一致。

2.3 制药废水降解过程中的溶解性有机物分析

2.3.1 制药废水降解过程中的三维荧光光谱变化

三维荧光光谱（EEMs）中类蛋白质荧光强度、富里酸荧光强度与COD具有良好的相关性，且EEMs能够快速准确地反映污水中溶解性有机物（DOM）的构成和迁移转化规律。图5 为电化学生物反应器进水、出水三维荧光图谱及主要荧光峰去除效果。

根据图5(a)可知，进水三维荧光图谱中出现4个完整的特征峰峰型，荧光A峰和B峰的激发波长和发射波长分别位于/=200nm/290nm 和/=220nm/290nm 处，均属于低激发波长酪氨酸类蛋白荧光；荧光C 峰（/=240nm/340nm）反映了低激发波长色氨酸类蛋白的荧光特征，张华等在合肥某污水处理厂污水中检测出了相似组分（225/340nm）；荧光D 峰（/=285nm/340nm）具有高激发波长类蛋白荧光组分特征，其位置与色氨酸单体的荧光峰[220～230nm，(270～280)nm/(340～350)nm]相似，说明D 峰属于色氨酸类蛋白荧光。

经过电化学生物反应器处理，原水中的4个荧光峰已基本消除[图5(b)]，表明电化学生物反应器对荧光A峰和B峰代表的酪氨酸类蛋白、荧光峰C和荧光峰D代表的色氨酸类蛋白均有明显的去除效果，结合图5(c)，4个荧光峰的荧光强度去除率分别为37.20%、41.55%、37.66%、59.42%。荧光D峰在生物电化学系统中降低最为显著，荧光强度由2026.5降低至822.3，表明色氨酸类蛋白被大量去除，同时在激发波长方向发生15nm 的红移，波峰位置由/=285nm/340nm 变 为/=300nm/340nm。红移现象的出现是由于色氨酸被氧化后，荧光基团中含烷氧基的羰基、羟基、羧基等官能团的数量增加，导致其共轭效应增强。说明在生物电化学系统中色氨酸类蛋白可能发生芳香环水解、断链的情况，导致取代基大量出现，表现为荧光D峰的红移。

图5 电化学生物反应器处理制药废水进水、出水三维荧光图谱及各荧光峰去除效果

2.3.2 制药废水降解过程中的荧光区域积分标准体积变化

结合FRI 方法，利用Origin2021 计算得到EEMs 光谱5 个区域的积分标准体积，图6 为电化学生物反应器对制药废水处理过程中5个区域的积分标准体积占比及含量变化。

由图6(a)、(b)可知，制药废水中溶解性有机污染主要集中在色氨酸类蛋白质区（Ⅱ区）和含苯环类蛋白质、溶解性微生物代谢物区（Ⅳ区），其中Ⅳ区的积分标准体积占比达到49.88%，这可能和化学合成制药生产过程中投加大量有机溶剂和浓缩液有关。溶解性微生物代谢产物（SMP）生化处理过程中COD的主要成分，包括基质利用相关型产物和内源呼吸相关型产物，来源于微生物分解基质释放出的产物和细胞裂解或衰亡产生的芳化程度高的大分子难降解物质，同时SMP 具有一定的生物毒性，可抑制微生物生长。以上说明原水中的溶解性有机污染物主要以芳香族类蛋白质和溶解性微生物代谢物为主，其主要含苯环、羰基、羧基和酯基等官能团。

图6 电化学生物反应器处理制药废水进水、出水区域积分标准体积的变化

由图6(c)定量分析可知，电化学生物反应器对制药废水中的Ⅳ区主要荧光组分去除效果显著，Ⅳ区去除率达58.88%，对酪氨酸类蛋白质区（Ⅰ区）和色氨酸类蛋白质区（Ⅱ区）荧光组分也各有37.16%和36.26%的去除。电化学生物反应器对制药废水富里酸类腐殖质区（Ⅲ区）、腐殖酸类腐殖质区（Ⅴ区）的去除效果不明显，可能和制药废水中富里酸、腐殖酸等腐殖质的含量较低且不易被生物降解有关。

2.4 制药废水降解过程中的的难生化有机物分析

2.4.1 制药废水降解过程的GC-MS图谱变化

图7为电化学生物反应器对制药废水处理过程中进水、出水的GC-MS图谱。由图7(a)可知，进水中挥发性有机物的特征谱峰主要出现在保留时间为2.71min、3.08min、3.80min、6.55min，经MS 分析，该组分分别为四氢呋喃、乙酸乙酯、二氯甲烷、三氯甲烷。由图7(b)可知，进水体系中半挥发性有机物的特征谱峰主要出现在保留时间为6.50min、25.09min，经MS分析，该组分分别为4-羟基丁内酯、邻苯二甲酸二异丁酯。以上说明制药废水中含有大量芳香类蛋白质和酯类有机物，这和前述EEMs分析结果一致。同时，进水中检出4-羟基丁内酯，说明4-羟基丁内酯在电Fenton 氧化预处理过程中积累，其可能为四氢呋喃降解的中间产物。

根据图7(c)、(d)，出水中挥发性有机物主要为特征谱峰保留时间为2.71min 的四氢呋喃，半挥发性有机物的特征谱峰主要出现在保留时间为6.16min、26.28min，经MS分析，该组分分别为4-羟基丁酸、4-羟基丁丙酸，原水中4-羟基丁内酯、邻苯二甲酸二异丁酯已基本不能检出。其中，四氢呋喃是原水中占比最大的挥发性有机组分，属于典型的难生化有机物。由谱图中的面积百分比及有机物化学结构推测，4-羟基丁内酯、4-羟基丁酸是四氢呋喃降解过程的主要中间产物。以上说明在生物电化学系统中，含苯环类芳香族有机物可能发生断链、芳香环水解的情况，使得羰基、羟基、羧基等取代基大量出现，这和前述EEMs分析结果一致。

图7 制药废水降解过程的GC-MS图谱

为确定电化学生物反应器对废水中主要有机污染物的去除效果，将进水、出水进一步进行GCMS 定量分析，四氢呋喃、乙酸乙酯、二氯甲烷、三氯甲烷进、出水浓度见表2。电化学生物反应器对四氢呋喃、乙酸乙酯去除率高达97.65%和99.99%，出水四氢呋喃浓度低于5mg/L，相应废水的COD去除率98.14%，相对于摄丽鹏采用UV/Fenton 试剂法处理四氢呋喃废水的COD去除率60%，电化学生物反应器具有明显的优势。

表2 制药废水主要有机污染物进水、出水含量及去除率

2.4.2 生物电化学系统对四氢呋喃降解过程分析

四氢呋喃的难生化降解性主要体现在其环醚结构中的C—O（360kJ/mol）高能键和低可生化性。目前关于四氢呋喃降解菌的分离已有报道，但对其代谢机理尚不明确，至今还没有确定具体的代谢途径。Bernhardt 等在sp. strain219 降解四氢呋喃的研究中，推测四氢呋喃降解途径如图8所示：四氢呋喃经氧原子邻位碳原子的羟基化生成2-羟基四氢呋喃，再被氧化成4-羟基丁内酯，4-羟基丁内酯开环生成4-羟基丁酸，4-羟基丁酸进一步被氧化成琥珀酸进入三羧酸循环被彻底矿化。

图8 电化学生物反应器中四氢呋喃降解过程

在本研究中，4-羟基丁内酯在电Fenton 氧化预处理过程中积累，而4-羟基丁酸未在原水中检出，说明电Fenton 仅能将四氢呋喃氧化为4-羟基丁内酯，无法进一步开环，2-羟基四氢呋喃未能检出说明其降解速率大于生成速率；在电化学生物反应器中，四氢呋喃大量降解，4-羟基丁酸积累，且未检出4-羟基丁内酯，说明生物电化学系统可将四氢呋喃分步氧化为4-羟基丁内酯，并同时将其与原水中的4-羟基丁内酯快速开环形成4-羟基丁酸。琥珀酸在出水中未能检出，说明在电化学生物反应器中4-羟基丁酸氧化成琥珀酸的速率小于琥珀酸矿化速率，可能与琥珀酸是微生物将复杂有机物转化为简单小分子有机物时三羧酸循环过程中的中间产物，能够直接用于生物合成有关。以上说明生物电化学系统可实现四氢呋喃的有效降解。

3 结论

（1）电Fenton对制药废水具有良好的预处理效果，对制药废水COD的平均去除率为28.75%±1.29%，对四氢呋喃的平均去除率为41.18%±2.95%，初步降低了废水生物毒性，可以作为生物电化学系统的预处理工艺。

（2）电化学生物反应器能有效降解制药废水中的有机污染物，在进水pH=7.5～9.0，电压10V，极板间距15cm，运行周期24h 条件下COD平均去除率达95.89%±1.63%，且对温度和COD具有较强抗冲击负荷能力。电化学生物反应器较单一生物膜反应器有明显的污染物去除优势，仅通过微生物作用难以实现对难生化有机污染物的高效去除。

（3）电化学生物反应器对制药废水中溶解性有机物成分有明显的去除效果，使荧光D峰代表的色氨酸类蛋白的荧光强度由2026.5 降为822.3，对酪氨酸类蛋白质区（Ⅰ区）、色氨酸类蛋白质区（Ⅱ区）和含苯环类蛋白质、溶解性微生物代谢物区（Ⅳ区）的荧光组分均有显著去除。

（4）针对制药废水中的主要难生化有机物四氢呋喃，电化学生物反应器对四氢呋喃的去除率高达97.65%，通过GC-MS 检出了四氢呋喃降解中间产物4-羟基丁内酯和4-羟基丁酸，推断四氢呋喃可以通过生物电化学系统实现有效降解。