基于臭氧的复合工艺处理医药废水研究进展

刘汝鹏，张 震，宋依辉，孙翠珍

（1.山东建筑大学资源与环境创新研究院，山东济南 250101；2.山东建筑大学市政与环境工程学院，山东济南 250101）

我国原料药产量居世界第二，医药废水大约占我国污水总排放量的2%，不同种类的医药废水具有不同的特性，医药废水水质变化大，化学需氧量（COD）非常高，含有较多的氨氮（NH3-N），存在大量悬浮固体（SS），每升废水中的总溶解固体（TDS）有时可达到数万毫克以上，有机污染物种类多，但单类数量少，大部分特征污染物不易开环，难以生物降解〔1〕。发酵类废水和化学合成类废水的水质特征对比见表1〔2〕。此外，医药废水中的有些物质会毒害水生动植物和微生物，有机污染物大量消耗溶解氧，水体会发出臭味，药物及其合成中间体更是具有杀菌作用，威胁藻类生存，破坏生态系统。

表1 两种不同的医药废水的水质特征对比Table 1 Comparison of water quality of two different kinds of pharmaceutical wastewater

如今，生物法仍然是医药废水处理的主流方法。但是，经过生物处理后，医药废水的出水指标很难达到《制药工业污染物排放标准》（GB 31571—2015）的排放要求。因此常利用高级氧化工艺处理医药废水，使出水的各项水质指标达到规范标准。目前应用最广泛的高级氧化工艺除了有经典的Fenton 氧化工艺外，还有臭氧氧化工艺。Fenton 氧化工艺在运行中需要投加大量酸碱调节pH，操作复杂，且产生大量铁泥。而基于臭氧的高级氧化工艺是一种绿色的高级氧化工艺，操作简便，二次污染少，常温常压下就能产生大量羟基自由基（·OH），将难降解的特征污染物转化成容易降解的有机物质，并且降低了废水中的毒性，同步提高了废水的O3溶解度、可生化性、矿化度。

本研究首先对近些年来基于臭氧的复合工艺在医药废水处理中的工艺运行参数及特征药物的降解效果、降解原理以及各种复合工艺各自的优势、存在问题进行归纳总结，最后对目前基于臭氧的复合工艺在医药废水中的发展现状及未来的研究方向进行评述和展望，以期对未来的应用和研究提供一定的参考。

1 臭氧高级氧化复合工艺

与单纯臭氧氧化工艺相比，臭氧高级氧化复合工艺能催化O3产生·OH 或硫酸根自由基（SO4·-）等具有强氧化性的自由基，提高去除特征污染物的效率。典型的臭氧高级氧化复合工艺有O3/过硫酸盐（PMS/PS）、O3/紫外光催化、O3/H2O2、O3/Fenton、O3/超声（US）、O3/电化学、O3/羟胺（HA）、O3/高铁酸盐等工艺。基于O3的高级氧化复合工艺的处理效果取决于反应时间、催化剂类型和用量、O3剂量、pH、特征污染物浓度、与生物工艺的联用以及与其他氧化剂的协同作用等。

1.1 臭氧/过硫酸盐复合工艺

过硫酸盐主要包括过一硫酸盐（PMS）和过二硫酸盐（PS）两种，目前常用的是PS，通过某些手段，如加入过渡金属离子、紫外光等，可以活化过硫酸钠等过硫酸盐产生强氧化性的SO4·-〔3〕。还有研究表明，将O3溶解在含有PS 的液体后，能产生大量·OH；而且O3及其产生的·OH 对过二硫酸根（S2O82-）有活化作用，也能产生大量的SO4·-和·OH 来降解有机污染物〔4〕。

M.KHASHIJ 等〔5〕发现O3和PS间有协同效应，O3/PS 工艺对乙酰氨基酚（ACT）的降解效率大于单独O3或PS 的降解效率之和，在反应时间为30 min，初始ACT 质量浓度为150 mg/L，pH 为10 的条件下，单独O3和PS 对ACT 的降解率为63.7%和22.3%，而O3/PS 工艺对ACT 的降解率可达91.4%。

过硫酸盐用量是影响O3/PS 工艺处理效果的重要因素。刘占孟等〔6〕发现提高Na2S2O8浓度会提高O3/PS 工艺处理医药废水的效果。当Na2S2O8质量浓度提高到8 g/L 时，COD 和色度去除率分别达到最大值；但投加量继续增加，SO4·-过多，互相猝灭，使浓度不增反降，过多的S2O82-也会和SO4·-反应，使SO4·-被消耗，最终使处理效果降低。

有研究表明，水中某些基质会影响O3/PS 工艺效率。Xin CHENG 等〔7〕利用O3/PS 工艺处理雌三醇（E3）时发现，在纯水和江安河水中E3 去除率分别为88.9%和97.4%，表明河水中的某些基质有助于E3降解，这可能是由于其存在天然有机质（NOM），或者存在无机离子和腐殖酸导致的。Zhen YUAN 等〔8〕也发现低含量的腐殖酸能促进布洛芬（IBP）的降解，而Cl-和高含量腐殖酸会抑制IBP 的降解。

1.2 臭氧/紫外光催化复合工艺

O3/UV 工艺反应机理主要包括UV 氧化、O3的直接氧化和O3/UV 工艺产生的·OH 的间接氧化，其中·OH 间接氧化占主导。臭氧吸收紫外光后，分裂成活性氧自由基（O·），O·与H2O 可产生H2O2〔9〕；H2O2可直接光解生成·OH，或产生过氧化氢阴离子（HO2-）和H+；H2O2解离产生的HO2-与O3反应生成两种自由基，臭氧阴离子自由基（O3·-）与过氧化羟基自由基（HO2·）；而HO2·先自身分解成超氧自由基（O2·-），然后再生成强氧化剂·OH〔10〕。O3/UV 工艺还可以加入TiO2、Fe2O3等光催化剂，增加O3分解速率和水中的O3溶解量，产生多种自由基，提高处理效果。在O3/TiO2/UV 工艺中发生两部分反应：一是当UV 照射到光催化剂TiO2表面时，能形成空穴和电子对，与污染物进行氧化还原反应；二是O3在TiO2表面获得电子，形成O3·-和OH·，从而能快速氧化污染物。除此之外，氧气（O2）也能夺取电子产生O2·-加快反应的进程〔11〕。

Pengxiao LIU等〔12〕利用O3/UV工艺处理含有诺氟沙星（NOR，221 ng/L）、氧氟沙星（OFL，253 ng/L）、罗红霉素（ROX，372 ng/L）和阿奇霉素（AZI，296 ng/L）等抗生素的污水厂纳滤出水，结果发现，30 min 后抗生素去除效率大于87%，并去除了40%的溶解有机碳（DOC），BOD5/COD 增加4.6 倍，急性毒性降低58%。N. E.PAUCAR 等〔13〕利用O3/UV 工艺处理37种药品和个人护理产品（PPCPs），在臭氧剂量为9 mg/L 时，34 种PPCPs在15 min 内降低到低于其检测限，但二乙基甲苯酰胺、酮洛芬、普里米酮还能被检测出。

I.BAVASSO 等〔14〕发现在O3/UV 工艺中，高辐照度和较高的pH 均不利于对乙酰氨基酚（PA）的矿化。F.J.BELTRÁN 等〔15〕也同样发现较低的pH有利于O3/TiO2/UV 工艺对磺胺甲唑（SMX）的矿化，在pH为4时，反应30 min 的TOC 去除率为93%；而在pH 为7 时，反应45 min 后 的TOC去除率仅为65%。J.F.GARCÍAARAYA 等〔16〕发现在O3/TiO2/UV 工艺中，较低的pH 有利于TiO2吸附双氯芬酸（DFC），在pH 为7 时，DFC 不被吸附；但在pH 为5 时，约20%的DFC 被吸附。

Yu LING 等〔17〕制备了Ag-TiO2光催化剂 将其用于UV/Ag-TiO2/O3体系降解阿替洛尔（ATL）。结果表明，Ag-TiO2对ATL 的矿化性能明显优于TiO2，并证实了Ag-TiO2增加了O3的溶解量，使O3加快分解。Xuelian LIU 等〔18〕制备了L-BiVO4和B-BiVO4两种光催化剂用于O3/BiVO4/UV-Vis 体系处理含青霉素（45 mg/L）废水，反应120 min 后的青霉素矿化率分别为71.4%和64.3%。

利用O3把特征污染物降解为易于光解的中间体，有助于提高TiO2光催化处理效率，但存在多种污染物时，O3/TiO2/UV 工艺难以矿化抗生素。G.MÁRQUEZ等〔19〕通过O3/TiO2/UV 工艺处理二级出水中的ATL、氢氯噻嗪（DHCT）、氧氟沙星（OFX）和甲氧苄啶（TMP），发现O3反应后产生的药物中间体比药物母体更容易被光催化完全降解，但反应10 min 后的TOC 去除率小于8%。N.F.F.MOREIRA 等〔20〕利用O3/TiO2/UV 工艺处理抗生素阿莫西林（AML）时发现，在纯水中，AML在30 min 内被完全矿化，而在二级出水中，由于产生了难以降解的草酸，致使60 min 的TOC 去除率仅为68%。D.DIMITRAKOPOULOU 等〔21〕采用UV/TiO2工艺去除超纯水和二级出水中的AML，也发现二级出水中AML 的降解受到部分阻碍，认为这是由于存在有机和无机化合物竞争·OH 造成的。

1.3 臭氧/过氧化氢复合工艺

在O3/H2O2工艺中，污染物通过与O3直接反应或与·OH 反应而被氧化，H2O2被部分解离成HO2-，HO2-又与O3发生反应产生·OH，·OH 具有引发剂作用，使过程持续进行，O3也可能与H2O2直接反应，产生更多的·OH〔22-23〕。

A. AGHAEINEJAD-MEYBODI 等〔24〕利用O3/H2O2工艺处理氟西汀时，利用帕累托分析来确定最有效的操作参数和各参数对氟西汀去除效率的百分比效应，其中反应时间（百分比效应为45.04%）是最有效的参数，臭氧浓度（百分比效应为26.11%）和初始氟西汀浓度（百分比效应为12.19%）影响也很大。R.C.MARTINS 等〔25〕利用O3/H2O2处理SMX，将O3从10 g/m3增加到20 g/m3，120 min 后的COD 去除率从28%提高到49%。另外一项研究发现，H2O2浓度的改变对O3/H2O2工艺降解SMX 的影响并不明显，但却提高了COD 和TOC 的去除率，当H2O2质量浓度从50 mg/L增加到130 mg/L 时对SMX 降解没有显著的差异，但COD 去除率从71%提高到76%，TOC 去除率从26%提高到32%〔26〕。

Jianguang LIU 等〔27〕发 现 抗 生 素 的 结 构 对O3/H2O2工艺处理抗生素的效率有影响，且处理不同结构的抗生素最适宜的pH 各不相同，在O3/H2O2工艺下，含芳香环的SMX 比含饱和烃结构的大环内酯类的红霉素优先降解，含不饱和碳碳键的SMX 在低pH 下更容易去除，具有饱和结构的红霉素在高pH下更容易去除。D. S. GOMES 等〔28〕发现天然水中的离子会影响O3/H2O2工艺对SMX 和DFC 的去除效果，反应120 min 后，纯水中的COD 去除率达91%；而天然水中的COD 仅减少了73%，这可能是天然水中存在某些无机盐，如磷酸盐、碳酸盐、硫酸盐等，产生了清除效应。

1.4 臭氧/Fenton 复合工艺

臭氧/Fenton 工艺有两种反应机理，一种是O3和H2O2单独产生·OH 的反应，另一种是O3和H2O2联合作用产生·OH 的反应，两种反应产生的大量高氧化性的·OH，使得污染物质的C—C 键断裂，最终矿化为CO2和H2O。由H2O2自身解离产生的HO2-与Fe2+同 时 引 发O3分 解 产 生O3·-和·OH 等 多 种 自由基〔29〕。

Mo LI 等〔30〕发 现O3和Fenton 具 有 协 同 作 用，当Fe（Ⅱ）浓度为0.6 mmol/L 时，O3/Fenton/旋转填料床（RPB）工艺降解阿莫西林时的COD 去除率比Fenton/RPB 工艺中的高出65%。

S.SANCHIS 等〔31〕发现H2O2/Fe2+投加比对O3/Fenton 工艺处理医药废水有影响，适当增加H2O2/Fe2+投加比会提高污染物的去除率，H2O2/Fe2+增加到1∶10时TOC 和TN 的去除率达到最高，此时H2O2和Fe2+充当·OH 引发剂；但过高的H2O2/Fe2+投加比会降低TOC和TN 的去除率，因为此时H2O2充当自由基清除剂。

1.5 臭氧/超声复合工艺

臭氧/超声工艺原理是超声对O3产生机械效应，产生O3微气泡，促进O3与废水之间的混合和接触，同时发出冲击波和高速微射流，提高了水的紊动程度，增强了O3在水中的扩散与传质；超声能提高压力和温度使O3在水中热分解，生成大量·OH 和H2O2等氧化剂；另外，O3分解产生的微气泡使得超声的空化效应显著增强〔32〕。

Yan WANG 等〔33〕发现超声和O3间有协同效应，能产生更多·OH，在处理时间为90 min，pH 为7，四环素初始质量浓度为400 mg/L 的条件下，可去除91%的COD，但此过程中急性毒性会先提高然后降低。

V. NADDEO 等〔34〕发现O3/超声工艺利于DCF 的降解，降解率可达94%，而SMX 可能是由于本身的酰胺结构不利于臭氧氧化，降解率仅为61%。而Wanqian GUO 等〔35〕发现O3/超声工艺与单纯O3处理SMX 时的中间产物的差异不明显，但甲硝唑增加，超声作用打断了SMX 的S—N 键，使得SMX 快速降解。

1.6 臭氧/电化学复合工艺

臭氧/电化学技术机理主要有两种：一是阴极的析氢作用导致周围环境的pH 上升，臭氧还原生成·OH；二 是O2在阴极表面被还原为H2O2，H2O2与O3反应生成·OH〔36〕。

李响〔37〕利用O3/电催化工艺处理IBP 时产生了毒性中间体物质，反应30 min 后发光细菌抑制率上升到最大值80%，继续反应90 min 后，发光细菌毒性抑制率下降到约5%，反应过程中毒性升高是由于IBP 生成了毒性较高的1-（4-丙酸）乙酮等毒性中间体。

臭氧/电化学工艺处理效果取决于外加电压和电流、电解质种类、电极材料等因素。A. IKHLAQ等〔38〕利用负载铁的沸石和电絮凝法协同催化O3处理兽药废水，外加电压从5 V 增加到15 V 后，COD 去除率从67.9%提高到75.3%，电解后铝质阳极会溶解形成Al3+，促进了絮凝沉淀，浊度从125 NTU 降低到96 NTU。Wanqian GUO〔39〕发现臭氧/电化学工艺具有明显的协同效应，增加电流也会提高污染物去除效果，电流在100～300 mA 时，电流增大AML 及TOC 去除效果加强，电流超越300 mA 时，去除效果却不再随电流增长而增加，这是因为外加电流增大有利于产生更多H2O2，矿化速度变快，但电流过大，O3被大量消耗，矿化效果反而下降。苗志全等〔40〕发现电极材料也会影响臭氧/电化学体系的处理效果，碳纤维气凝胶阴极用于臭氧/电化学工艺去除IBP 时，其协同因子f=5.92，高于活性炭纤维阴极（f=4.53）、石墨阴极（f=3.48）和不锈钢阴极（f=2.95）。不同的电解质也会影响臭氧/电化学工艺的处理效果。Xiang LI 等〔41〕在利用臭氧/电化学工艺处理文拉法辛时，分别比较了硫酸钠、高氯酸钠、氯化钠三种不同的电解质，电解质浓度调节到0.05 mol/L 时，硫酸钠是效果最佳的电解质，这可能是与硫酸钠的电导率较大有关。

1.7 臭氧/HA 复合工艺

HA 是一种无机还原剂，稳定性差，因此基本以硫酸羟胺等形式来生产和储运。有研究表明，HA能作为臭氧的活化剂促使其产生单线态氧、·OH 等活性物种来降解水中的有机污染物，中性和弱碱性条件下，主要是O3与NH2OH 反应；酸性pH 下，主要是O3与NH3OH+的反应，已经质子化的HA（NH3OH+）通过直接电子转移与臭氧反应产生O3·-；非质子化的HA（NH2OH），·OH 产生的主要机制是直接形成，与O3反应形成O3·-〔42〕。

史雅楠等〔43〕发现，在pH 为3 的酸性环境中，O3/硫酸羟胺（HAS）工艺系统反应5 min 时，相比O3工艺系统，邻苯二甲酸二甲酯（DMP）的降解效率增加了82.58%，表明O3/HAS 工艺系统在酸性条件下降解DMP 的效率优于单独O3工艺系统。但Jingxin YANG 等〔44〕发现在有HA 存在的含溴化合物废水臭氧氧化过程中，较低的pH 增强了溴酸盐的形成。

1.8 臭氧/高铁酸盐复合工艺

有研究表明，高铁酸盐可以氧化去除β-内酰胺类抗生素〔45〕、磺胺类药物〔46〕，说明高铁酸盐可以用于医药工业废水的处理。高铁酸盐产生的高铁酸根离子具有强氧化性，可以去除水中多种难降解有机污染物，其还原产物Fe（OH）3具有较强的絮凝和吸附作用。

臭氧与高铁酸盐结合可提高对污染物的氧化效率，其主要原因是高铁酸盐产生的多种中间体，如具有还原性的水合铁氧化物、水合铁离子及羟基氧化铁等物质，催化臭氧产生强氧化性的·OH〔47〕。强氧化性的O3和·OH 使得铁系物从低价态重新氧化为高价态，恢复去除污染物的能力〔48〕。

多种臭氧高级氧化复合工艺的对比见表2。

2 臭氧/生化复合工艺

2.1 臭氧/MBR 复合工艺

膜生物反应器（MBR）能维持较高浓度的微生物量，但对含有有毒物质和可生化性较差的医药废水的处理并不理想。臭氧/MBR 工艺克服了单独MBR 的某些缺陷，包括分离式臭氧/MBR 工艺和一体式臭氧/MBR 工艺。

分离式臭氧/MBR 工艺可采用前置臭氧反应器进行预氧化，提高医药废水的可生物降解性能，然后进入MBR 反应器；或者采用前置MBR 拦截出水的SS 及部分大分子难降解有机物，降低COD，然后进入臭氧反应器去除难降解有机物，进一步降低COD、色度、嗅味，臭氧反应器出水也可回流至前置的MBR 继续处理。目前MBR 前置的分离式臭氧/MBR 工艺较为常见。一体式臭氧/MBR 工艺是臭氧直接通入MBR 中的污泥混合液，达到臭氧控制膜污染和减少污泥产量的目的，但应确保不对MBR 反应器内微生物活性和MBR 膜寿命产生威胁，因此对臭氧投加量和臭氧接触时间的控制极为重要，目前一体式臭氧/MBR 工艺在医药废水中的研究还鲜有报道。虽然投加臭氧后，臭氧分解后提高了水中溶解氧量，但分离式和一体式臭氧/MBR 工艺仍需设置曝气装置通入氧气。

G. MASCOLO 等〔49〕使用MBR前置的分离式O3/MBR 工艺（臭氧反应器出水回流MBR）处理阿昔洛韦废水时发现，经过O3处理后医药废水的COD 只是略有下降，但可生化性明显提高，这是因为O3将部分长链断开成短链，降低了其分子质量。杨新宁等〔50〕采用臭氧反应器前置的分离式O3/MBR 工艺处理生产维生素C 的医药废水，出水COD、氨氮分别降到150～190 mg/L 和10 mg/L，比单独MBR 效果好。

MBR 工艺常存在膜污染的问题，但Y. S. KIM等〔51〕发现在一体式臭氧/MBR 工艺（在MBR 的污泥混合液中投加臭氧）能减少膜污染，延长膜寿命，这是因为适度O3能够改善污泥性质；不投加O3时，膜每两周需要反冲洗一次；而O3注入后，膜只需要不超过4 个月进行一次反冲洗，被污染的膜出水流速在3周左右从50 mL/min 逐渐恢复到190 mL/min 以上。

内蒙古托克托医药工业园区的废水处理厂设计规模为20 000 m3/d，原工艺采用“预处理—水解酸化—CASS—BAF”深度处理工艺，改造后工艺为“水解酸化—A/O—MBR—臭氧/生物活性炭—纳滤”，采用MBR前置的分离式臭氧/MBR工艺，改造后出水稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级B 要求〔52〕。

浙江省台州市某原料药生产企业现处理工艺为“两级IC 反应器—水解酸化—A/O—MBR”，设计规模为1 200 m3/d，工厂现有MBR 出水作为提标工艺的进水，设计工艺为“MBR—催化臭氧氧化—反硝化滤池—生物活性炭滤池”，采用MBR 前置的分离式臭氧/MBR 工艺，在臭氧接触时间为60 min、投加120 mg/L 臭氧时，出水稳定达到当地标准，更优于《化学合成类制药工业水污染物排放标准》（GB 21904—2008）〔53〕。

我国北方地区的缺水问题导致了水资源再利用领域的发展非常迫切，而经过臭氧/MBR 工艺处理后污水能达到回用水水质要求，且占地面积小，目前已有一些工程应用，未来具有很大的发展潜力。

2.2 臭氧/BAF 复合工艺

曝气生物滤池（BAF）能有效去除水中多数SS和易降解有机物（DOM），但很难去除药物等难降解或有毒的有机污染物。臭氧/BAF 工艺是一种非常有前景的复合工艺，可减少污泥的产生，利用活性炭等滤料吸附臭氧副产物，臭氧预氧化能提高对医药废水污染物的去除效果和其可生化性，减轻废水毒性和SS 的浓度，避免毒害微生物，因为过高的SS 而堵塞滤料和曝气头的问题也得到缓解。臭氧/BAF工艺包括分离式臭氧/BAF 工艺和一体式臭氧/BAF工艺，目前常用的是分离式臭氧/BAF 工艺。

分离式臭氧/BAF 复合工艺是废水先进入臭氧反应器，提升可生化性和降低毒性，然后进入调节池，分解残余臭氧，防止臭氧抑制微生物，最后进入BAF 池进一步利用生物降解和物理截留来去除有机物和SS。一体式臭氧/BAF 工艺是在一个臭氧/BAF反应器中包括臭氧氧化区、缓冲区、BAF 反应区三个区域，臭氧氧化区提高废水的可生化性和降低毒性，缓冲区内适量臭氧被分解为氧气，同时防止臭氧进入BAF 反应区对微生物产生抑制作用，BAF 反应区起到生物降解和物理截留作用，目前采用一体式臭氧/BAF 工艺处理医药废水的试验还较少，还需要进一步研究。这两种形式虽然都有臭氧的介入，提高了水中溶解氧，但还需要设置曝气装置通入氧气〔54〕。

C. O. LEE 等〔55〕利用分离式的O3/BAF 工艺处理含有52 种PPCPs 及微污染物的废水，发现在臭氧剂量为4 mg/L 时，PPCPs 的去除效果显著改善，27 种化合物（如卡马西平、磺胺嘧啶和酮洛芬等）浓度降到低于检测限。何锦垚等〔56〕利用分离式O3/BAF 工艺处理医药废水时发现，当气水比增加到4∶1 时，COD、NH4+-N 平均去除率分别增加到62%、64%，但水力停留时间（HRT）过高会增加设备投资和运行成本。

Guomin TANG 等〔57〕采用分离式的O3/H2O2-BAF工艺处理中药废水的二级出水，在最佳条件下，COD和色度的去除效率分别为84.6%～85.4%和80.5%～83.3%，运行成本约为0.219 8 美元/m3。还有采用分离式O3/PMS—上流式曝气生物滤池（UBAF）处理生物处理后的中成药废水，在氧化时间为20 min，O3剂量为20 mg/L、过硫酸氢钾剂量为50 mg/L、UBAF 气水比为4∶1，HRT 为4 h，7 d 进行一次反冲洗的条件下，DOC 去除率为77.60%，出水COD 和色度小于48 mg/L 和25，完全符合《中药类制药工业水污染物排放标准》（GB 21906—2008）的排放要求〔58〕。

臭氧/BAF 工艺的核心是滤料，今后解决滤料的专利问题将是臭氧/BAF 工艺大范围应用的关键，臭氧/BAF 工艺占地面积小，在我国污水处理的扩建、提标改造方面具有实际应用价值，推广该复合工艺在医药废水中的应用有着非常迫切的需要。

3 展望

（1）国内外学者将O3工艺与其他高级氧化工艺复合，以提高对医药废水中污染物的去除效率；以生物处理技术为基础、O3高级氧化及物化法为前提的臭氧复合工艺能缩短工艺流程，降低运行成本，使它们之间发挥协同作用，可以达到水资源化处理利用的目的，这将是未来医药废水近零排放研究领域的发展方向。

（2）基于O3的高级氧化技术处理某些医药废水时不仅不能提高废水的可生化性，有时还会产生更具毒性的中间产物，抑制后续的生化处理，因此应该对O3的高级氧化复合工艺处理各种毒性药物的降解机理进行研究，并且对中间产物的结构、毒性、降解动力学模型进行研究，同时要注意药物间的交互作用，这些将是未来臭氧处理医药废水的重要研究方向。

（3）基于自由基的臭氧高级氧化工艺氧化反应选择性小，导致了当医药废水存在多种污染物质时难以去除抗生素，而抗生素能持久存在于水环境中，严重影响人类健康和生态环境。目前国内外还未有效果显著、特异性较强的处理技术，因此迫切需要开发选择性高的去除抗生素的复合臭氧处理工艺。

（4）目前大部分基于O3的高级氧化复合工艺处理医药废水的试验还处于实验室研究阶段，多用模拟废水代替实际废水进行研究，处理成本也很少有人提及，今后应该注意讨论各个工艺的处理成本，尽可能在实际废水中进行试验，以期对后续实际应用提供一定的参考价值。