化粪池的物理化学，微生物学和生态毒理学评估储罐/芬顿反应组合用于治疗医院废水外文翻译资料

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化粪池的物理化学，微生物学和生态毒理学评估储罐/芬顿反应组合用于治疗医院废水

Josiani Berto, Gisele Canan Rochenbach, Marco Antonio B.Barreiros, Albertina X.R. Correcirc;a,Sandra Peluso-Silva, Claudemir Marcos Radetski.

摘要：医院废水被认为是一种混合了致病微生物的复杂混合物。这些微生物的遗传构成可以通过直接和间接的作用而改变医院废水成分，从而导致抗生素耐药菌的出现。为避免环境污染，医院废水必须得到处理。本研究的目的是评估生物降解(化粪池)和Fenton反应联合处理的医院废水的效率。因此，在化粪池生物降解之后，因此，在化粪池生物降解后，在实验室规模的反应器中进行了间歇式Fenton反应实验，并通过对COD、BOD5以及耐热性和总大肠菌群的物理化学/微生物时间-过程分析评价了这种顺序处理的有效性。结果表明，Fenton处理120min后，BOD5和COD值分别下降90.6％和91.0％。在120 min后，BOD5/COD比值从0.46改变为0.48。细菌去除率达到100%，而采用Scenedesmus subspicatus和Daphnia magna进行的连续处理生物试验后表明，医院废水的生态毒性显着下降。使用这一联合系统将确保在医院废水排放的环境中，既不会产生耐多药菌，也不会释放生态有毒物质。

关键词：医院废水处理；芬顿反应；医院废水微生物学；制药；生态毒性

1. 介绍

医院机构使用大量的药品和相关产品，这些产品源具有有相当复杂的构成(Tsakona等，2007)。医用之后，药物（母体或代谢化合物）被排泄到医院污水系统，然后通过处理或不通过处理地释放到环境中。

在污水处理系统中处理这些废水时，大多数化合物会被微生物过程降解(Halling-Sorensen等，1998)，但是有几项研究表明，微生物不能降解许多药物化合物(Jorgensen and Halling-Sorensen, 2000; Alexy et al., 2004; Carballa等., 2004),这些可以在河流和海洋水域(Lee and Arnold, 1983; Calamari et al., 2003)，沉积物(Louml;ffler等., 2005)和土壤样本(Christian 等, 2003)中检测到。众所周知，像药物这样的生物活性化合物已构成环境风险(Ferrari等，2004)，在这方面，在非目标生物类别中已经发现了毒性效应，例如浮游植物(Blaise等，2006)，水蚤(Flaherty and Dodson, 2005),水生植物(Pro等.， 2003)，昆虫(Ridsdill-Smith 1988)和其他物种(Halling-Sorensen等，1998;Blaise等,2006)。

由于一些药物在环境样品中的浓度较低，因此最近对经处理的城市废水中存在的药物的生态毒性进行了评估（Blaise等，2006年）。即使在较低的浓度下，抗生素也是一个臭名昭著的公共卫生问题的例子，因为某些微生物的遗传构成可以通过这些化合物的直接和间接作用而改变，导致抗生素多抗细菌的出现（Davison，1999; Kolar等，2001; Schwartz等，2003）。虽然已经发表了许多研究处理医院废水成分方法的研究(Kajitvichyanukul 和Suntronvipart，2006; Gautam等, 2007; Jara等，2007)，世界上很少有医院能有效地处理他们的废水，它们被排放到地表水或污水系统(Pruuml; ss等., 1999; Heberer, 2002)。由于微生物降解已经证明只有部分有效，提出了微生物和化学处理工艺相结合的方法，以提高药物废水处理的效率并降低成本 (Arslan-Alaton and Balcioglu，2002; Cokgor等,2004;Gotvajn等, 2007)。因此，本研究的目的是确定一种结合微生物和化学(Fenton反应)过程的有效性，以去除医院废水中的有机物和致病性微生物。通过对经处理的医院废水的物理化学和微生物参数进行时间过程测量以及通过比较暴露于未处理和经处理的流出物样品的藻类和水蚤获得的生态毒性结果来进行效率评估。

1. 材料和方法

2.1医院污水样本的收集和分析

在上午8点至下午6点之间，以2小时为区间在3个不同的时间获得三个2000mL复合样品。将样品收集在琥珀色玻璃瓶中并在4℃保存，不超过1天。根据药物用量，肾代谢率和年用水量计算医院废水理论药物浓度。进行了理化和微生物分析（在0、30、60和120分钟的时候），根据标准方法(APHA等.，1995)。为BOD5测定污水处理的污水样品，需要对污水进行细菌接种。

2.2医院污水处理厂的描述

所有的实验都是在室温下进行的，模拟环境条件和经济原因。医院的污水处理站涉及两阶段的二级生物降解，它发生在一个两室的纤维罐(45立方米)中，它接收非隔离的(但经过一个格栅)的医院废水。在第一阶段(均衡室)，常规的沉积是在相对较短的固位时间内进行底物去除。第2阶段是一个单独的曝气活性污泥处理过程，其固位时间较长(30小时)，絮凝和沉淀发生。一个60分钟的开启/关闭循环，适用于曝气器，允许污泥沉降在这个隔间。在医院污水处理厂进行了两阶段的处理后，采集了样品，在实验室进行了Fenton反应。

2.3 Fenton反应处理医院污水

在微生物处理系统的出口处收集三个废水样品（2000mL）。 从每个样品中取出500mL的三个重复子样品，并在间歇式反应器中进行Fenton反应，通过加入6M 将pH调节至3.8。在间歇反应器中加入亚铁离子(2.88 g)和过氧化氢(30%，下降0.1 mL/min)，处理时间为30,60,120 min。

2.4 生态毒性测试

2.41藻类生长抑制试验

使用的藻类是栅藻（Scenedesmus subspicatus Chodat）（德国哥廷根市的86.81 SAG菌株）。根据标准化方案（ISO，1990）进行了三次藻类测试，包括原水和处理过的流出液样品，其中三种为藻类测试

每个浓度（或对照）重复。重铬酸钾用作阳性对照。通过用ISO淡水藻测试培养基稀释将混合物的细胞密度调节至10,000个细胞/ mL。 每个测试包含七个过滤流出物稀释液和对照组。测试瓶在振动器(100 rpm)中进行培养，在连续照明70 (冷-白色荧光灯)。孵化72 h后,基于荧光活性的抑制作用以lfrac14;685海里,日本岛津公司RF- 551(日本京都)荧光光谱仪。

2.42水蚤麦格纳死亡率测试

根据一项标准化的协议(ISO, 1989)，在50ml的玻璃烧杯中使用20个个体(少于24小时)，用30ml的试验培养基，进行了48小时的固定试验。为了评估程序的可变性，对原始和经处理的流出物样品进行了三种不同的测试（每次稀释三次重复）。每个测试由七个过滤流出物稀释液和一个对照组组成。采用重铬酸钾作为阳性对照。

2.5生态毒性试验的统计分析

使用TOXSTAT 3.0软件对微型计算机进行了统计分析。反应与平均值（X）和变异系数（C.V.）一起呈现。在应用Shapiro-Wilks正态性检验和Hartley检验方差齐性后，使用Williams检验（）用于获得最低观察效应浓度（LOEC）。

1. 结果

3.1医院废水中存在的抗生素和细菌

所用抗生素的量化和水的消耗以及肾代谢率使我们能够计算废水中这些化合物的理论未代谢浓度，如表1所示。

除了残留的抗生素外，在医院的废水中也有一些来自不同家庭的病原菌(表2)。

3.2微生物医院污水处理效率

医院废水处理的第一步是采用微生物法降解污水系统中的有机物。该过程的有效性如表3所示。

微生物处理系统的进口废水的pH值为6.71，总固体量为7356 mg/L，而悬浮物浓度为539 mg/L。在这些废水样品中测得COD和BOD5的高值（分别为2480和1268mg / L）和2.2times;10⁸/100mL的高大肠菌群计数。

3.3芬顿氧化效率

在表4中，分析了Fenton反应处理的医院废水的物理化学和微生物分析的时间课程结果，分析了一些参数的初始值。

3.4生态毒性测试

关于医院废水生态毒性评估，测试了代表水生生态系统的两种不同生物体，即藻类和水蚤。图1和表5显示了暴露于原始和处理过的医院污水的藻类和水蚤的结果。

表1医院废水中的理论抗生素浓度

表2在微生物处理步骤中采集的医院废水中发现的一些细菌物种

表3微生物处理系统进出水管道的医院污水质量和平均去除率（n=3）

表4芬顿处理前和处理30,60,120分钟后的医院废水质量（n = 3）

MPN-最可能数量;ND-未检测 需要进行pH中和和细菌接种来进行该测试

1. 结论

在不同的医院废水成分中，抗生素由于其生物活性而受到特别关注，这导致其产生多抗性细菌的可能性(Kuuml;mmerer, 2004)。如果我们考虑表1中的抗生素，这些化合物在废水中的平均浓度为2.7 mg/L。欧洲医院的废水排放被发现是导致城市污水厂50毫克/升的抗生素浓度的原因(Kuuml;mmerer, 2001)。有几项研究表明，在环境中发现了不同种类的抗生素，这些化合物可能对许多物种产生不利影响(Hirsch等., 1999; Kolpin等., 2002; Blaise等, 2006)。但在抗生素效应的情况下，残留浓度最危险的方面是可能产生的多重耐药细菌，这将取决于细菌对抗生素的消耗，甚至是抗生素浓度的降低(Guardabassi等,1998; Chitnis等, 2000; Meirelles-Pereira等, 2002; Schwartz等, 2003; Kuuml;mmerer, 2004)。

目前，对公众健康构成严重威胁的细菌耐药性的诱导迫使大多数医疗保健机构安装感染控制委员会来管理这个问题，但废水治理通常不会受到特别关注。在这方面，从耐药菌到野生细菌的基因内容的水平质粒传递可能引发一种重要的生态扰动。尽管一些研究表明，医院废水中抗生素耐药性扩散的风险是有限的(Valles等., 2004; Tumeacute;o等, 2008)，重要的是要避免将医院的细菌释放到环境中，这可以通过高效的抗生素分子氧化来实现，然后进行消毒和DNA变性。

表3中所示的大肠菌群的浓度与市政污水系统中通常存在的10⁸/100mL的数量级相同(Metcalf and Eddy, 1991)，但高于其他作者发现的数值，他们报告值为3x10⁵/mL(Leprat, 1998）。如果我们考虑微生物医院废水的处理效率，单凭这一过程不足以完全消除医院废水中存在的有机物或细菌（表3）。然而，在微生物处理后，出口废水样品的这些参数值显著降低，表明去除效果良好。关于这些结果，必须记住一些药物(如抗生素和消毒剂)会干扰废水处理过程，这可能限制微生物的处理效率(Al-Almad等., 1999; Kuuml;mmerer, 2002)。因此，如果我们考虑到大多数医院机构使用微生物的过程来处理废水，在处理过的废水中存在多耐药菌，长期环境暴露于低浓度的抗生素，这值得环境科学家的关注。假设微生物污水处理系统出口处存在一些顽固药物和多种耐药细菌是合理的(Ash等 1999; Blaise等, 2006)。

因此，选择一种更强的氧化剂和一个简单的过程(Fenton反应)作为处理医院废水的第二步。从表4可以看出，Fenton反应对促进有机物质降解非常有效，因为30分钟的处理足以使COD和BOD₅的平均值分别降低42.5％和50.7％。Fenton处理60和120 min后，这些参数（COD分别为50.8％和91.0％，BOD₅分别为62.8％和90.6％）显着下降。值得注意的是，将废水处理顺序的顺序颠倒过来是很有趣的。在效率方面也有同样的结果。采用Fenton氧化法，在测序间歇反应器中进行有氧降解，提高药物废水的可生物降解性，达到98%的COD去除率，与我们的研究结果非常接近(Tekin等, 2006）。从另一项研究中得到的结果表明，光-芬顿过程可以作为一种合适的预处理方法来降低其毒性，污染物和提高联合光化学生物系统处理的医院废水的可生物降解性(Pruuml; ss等., 1999）。

芬顿反应起到消毒系统的作用，可能是由于该反应中产生的较低pH（3.8）和强氧化剂羟基自由基。从这个意义上讲，低pH对杀死细菌有效，但DNA变性可以通过羟基自由基确保，这可以确保质粒信息不会通过水平传播在不同种类的细菌中传播。此外，废水的BOD₅/COD比值从30min时的0.39增加到120min时的0.48。这是间接证据，表明氧化中间体药物在施用芬顿处理前比在废水中存在的母体化合物毒性小。一般认为BOD_n / COD比值高于0.4表明样品具有较高的生物降解性(Metcalf and Eddy,1991）。

关于医院废水生态毒性的评估，藻类被认为是水生生态系统营养链的基础，而环境影响可能抑制或刺激藻类生长。 两种流出物显示出相反的效果（图1）。经处理的废水未显示任何稀释剂中的藻类毒性，但未处理的废水表现为两相反应:低排放稀释后藻类生长增加，藻类生长减少，LOEC为16.0%。这一发现可以通过在医院废水中存在的营养物质和毒物来解释。在

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