膜曝氣膜生物反應(yīng)器耦合系統(tǒng)處理化工廢水

張慧敏，李 鵬，孫臨泉，田海龍，李保安*

（1.天津大學(xué)化工學(xué)院，天津 300072；2.化學(xué)工程研究所，天津 300072；3.化學(xué)工程聯(lián)合國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津 300072；4.天津市膜科學(xué)與海水淡化重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津 300072；5.天津化學(xué)化工協(xié)同創(chuàng)新中心，天津 300072）

化工行業(yè)生產(chǎn)工藝復(fù)雜、產(chǎn)品多樣，排放的廢水?dāng)?shù)量大、毒性高，相對(duì)于其他水質(zhì)，成分更復(fù)雜，難降解有機(jī)質(zhì)含量極高，揮發(fā)性較強(qiáng)，難以處理，傳統(tǒng)生化及物化工藝很難將其處理達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。很多研究者采用氧化技術(shù)處理難生化的高難廢水。例如：Chu等[1]采用芬頓技術(shù)處理化工焦油廢水，李雯等[2]采用鐵-碳微電解技術(shù)預(yù)處理化工有機(jī)廢水。高級(jí)氧化法[3-5]（AOPs）像芬頓反應(yīng)及臭氧通過(guò)產(chǎn)生自由基，具有很高的氧化性，處理效率很高，可以有效提高難降解廢水的生化性。然而隨著處理水質(zhì)的不同，高級(jí)氧化條件因之而異，需要一一探索，最重要的是單獨(dú)使用高級(jí)氧化技術(shù)的價(jià)格昂貴到難以接受，需要尋求經(jīng)濟(jì)又有效的方法解決高難廢水[6]。

膜曝氣膜生物反應(yīng)器（MABR）是一種將膜技術(shù)與生化結(jié)合的一種新型水處理技術(shù)，采用的氣體分離膜不僅作為微生物的載體，同時(shí)又可以利用膜對(duì)氧氣的選擇透過(guò)性為附著在其表面的微生物提供氧源，即氣體分離膜同時(shí)起到生物膜載體和無(wú)泡曝氣的雙重作用[7-8]。

與傳統(tǒng)MBR技術(shù)相比，無(wú)泡曝氣氧氣利用率更高，并且可以有效地阻止污染物的揮發(fā)[9]，在高濃度有機(jī)廢水廢水的處理方面有很大的技術(shù)優(yōu)勢(shì)和應(yīng)用前景。隨著排放標(biāo)準(zhǔn)的要求愈發(fā)嚴(yán)格，單一生化技術(shù)已經(jīng)很難達(dá)到要求。為達(dá)到廢水處理的良好效果，MABR技術(shù)也需要耦合其它物化技術(shù)。魏昕等[10]采用MABR與活性炭耦合技術(shù)處理制藥廢水，達(dá)到污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)。本研究利用鐵-碳微電解-芬頓-MABR-臭氧耦合技術(shù)，對(duì)基本無(wú)生化性的高濃度化工有機(jī)廢水進(jìn)行處理，研究了各階段不同操作條件下COD的降解情況。

1 實(shí)驗(yàn)材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)用水

試驗(yàn)原水為天津市天驕化工有限公司經(jīng)蒸餾后的高濃度化工有機(jī)廢水，主要含有乙酸、甲苯等具有強(qiáng)揮發(fā)性、刺激性氣味的有毒物質(zhì)，長(zhǎng)時(shí)間接觸眼睛會(huì)有不適，呈乳黃色，pH值 為 4.5～5.0，COD約為18000 mg/L，BOD約為40 mg/L。

1.2 實(shí)驗(yàn)材料和試劑

MABR所選用的膜為天津海之凰科技有限公司提供的MABR中空纖維復(fù)合膜；鐵-碳微電解填料（球型、直徑 1 cm元亨凈水材料廠）；FeSO4·7H2O（分析純，江天化工）；H2O2（質(zhì)量分?jǐn)?shù)33%，江天化工）；聚丙烯酰胺（陽(yáng)離子型，江天化工）；NaOH（分析純，江天化工）；濃 H2SO4。

1.3 實(shí)驗(yàn)裝置及流程

MABR實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示，本實(shí)驗(yàn)中MABR系統(tǒng)裝置主要由4個(gè)部分組成：MABR反應(yīng)器、供氣裝置、循環(huán)裝置及儲(chǔ)水設(shè)備。其中MABR反應(yīng)器中膜組件的設(shè)計(jì)和制作主要包括4個(gè)方面：組件排布方式、通氣形式、膜絲的填充密度及組件密閉性。組件在水體中如何排布對(duì)整個(gè)系統(tǒng)的處理效果起著關(guān)鍵作用，主要有簾式、螺旋形及折型等方式。本研究選擇簾式的排布形式，容易制得具有較高膜絲填充密度的反應(yīng)器，有益于提高處理能力。通氣形式又分為貫通式和閉端式，貫通式是在膜組件的一端通入氣體，而另一端裝有可調(diào)閥門進(jìn)行排氣，通過(guò)對(duì)膜組件尾端進(jìn)行定期處理，可以及時(shí)排掉氮?dú)狻⑺魵獾葰怏w，所以更適合大多數(shù)以空氣為氧源的MABR反應(yīng)器。閉端式膜組件只在一端開(kāi)口，另一端密閉，當(dāng)從開(kāi)口端通入氣體后，整個(gè)過(guò)程氧氣不會(huì)出現(xiàn)損失，氧氣傳遞效率理論上可達(dá)100%，但是如果是以空氣作為氧氣來(lái)源，中空纖維內(nèi)部會(huì)有剩余氮?dú)?、二氧化碳及水蒸氣，顯然閉端式不利于氣體的外排，將會(huì)逐漸積累在膜組件的另一端，并且水蒸氣會(huì)積累并附著在膜內(nèi)腔形成小水滴，大大地增加氧氣的傳質(zhì)阻力，造成氧氣傳遞速率的降低。因此，此種通氣方式更適用于以純氧供氣的系統(tǒng)。本實(shí)驗(yàn)采用簾式膜絲排布，以空氣曝氣的貫通式的膜組件進(jìn)行相關(guān)研究。膜組件的具體規(guī)格和形式如表1所示。

表1 MABR膜組件的規(guī)格參數(shù)Table 1 The specification of MABR m em b rane m odu le

池體采用方形的透明有機(jī)玻璃，有利于觀察微生物的附著、生長(zhǎng)和顏色情況。池體的尺寸為330×120×220 mm3（長(zhǎng) ×寬 ×高），反應(yīng)器的有效體積為6 L，同時(shí)池體一端設(shè)有排水口，以便進(jìn)行換水。系統(tǒng)的供氣裝置選用空氣壓縮機(jī)，實(shí)驗(yàn)時(shí)通過(guò)調(diào)節(jié)穩(wěn)壓閥和泄壓閥控制曝氣壓力。磁力循環(huán)泵從反應(yīng)池前部把廢水循環(huán)到反應(yīng)池的后部，不僅可以控制水體流速，還可以實(shí)現(xiàn)流體的完全混合。進(jìn)水采用儲(chǔ)水槽，通過(guò)可調(diào)式蠕動(dòng)泵，將廢水泵入MABR反應(yīng)器中。圖2為深度處理臭氧化過(guò)程的裝置圖，臭氧發(fā)生器（青島國(guó)林實(shí)驗(yàn)室小型臭氧發(fā)生器）產(chǎn)生的臭氧，通過(guò)圓柱反應(yīng)器底部曝氣頭進(jìn)入并與廢水中有機(jī)物發(fā)生氧化作用，臭氧圓柱反應(yīng)器由透明的有機(jī)玻璃制成，內(nèi)徑和高度分別為5.5和110 cm，有效體積為1.4 L。

圖1 M ABR實(shí)驗(yàn)裝置圖Fig.1 The experim en tal set-up diagram of M ABR system

圖2 深度處理臭氧氧化化過(guò)程的裝置圖Fig.2 The experim ental set-up d iagram of advanced treatm en t of ozone oxidation p rocess

預(yù)處理過(guò)程鐵-碳微電解是在燒杯中進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，主要實(shí)驗(yàn)過(guò)程為：取2000 m L燒杯若干個(gè)，定量放入鐵-碳微電解填料，再加入1000 m L未經(jīng)處理的污水，放置六聯(lián)攪拌器上并以200 r/min的轉(zhuǎn)速進(jìn)行攪拌，根據(jù)pH值及反應(yīng)時(shí)間等因素的要求，進(jìn)行微電解反應(yīng)。二級(jí)預(yù)處理過(guò)程芬頓反應(yīng)的主要實(shí)驗(yàn)過(guò)程為：取2000 m L燒杯若干個(gè)，加入1000 mL經(jīng)鐵-碳微電解處理的廢水，放置六聯(lián)攪拌器上并以150 r/min的轉(zhuǎn)速進(jìn)行攪拌。按照 pH值及n（H2O2）∶n（Fe2+）的要求進(jìn)行調(diào)節(jié)，此過(guò)程中先加入一定量FeSO4·7H2O作為催化劑，待其溶解后再加入一定體積的H2O2作為氧化劑。最后將反應(yīng)液pH值調(diào)制成中性或稍偏堿性以終止芬頓反應(yīng)，靜置一段時(shí)間后，取上層清液進(jìn)行水質(zhì)分析。

1.4 分析方法

實(shí)驗(yàn)測(cè)定COD濃度采用標(biāo)準(zhǔn)的重鉻酸鉀法；pH值和氧濃度使用多探頭測(cè)定儀（美國(guó) HACH、HQ440d）。由于BOD5濃度的測(cè)定很容易受到外界環(huán)境的干擾，為提高實(shí)驗(yàn)準(zhǔn)確度，使用 BODTrakTM（美國(guó)哈希）在溫度為20℃的恒溫生化培養(yǎng)箱中進(jìn)行測(cè)定。

2 結(jié)果與討論

2.1 鐵-碳微電解過(guò)程探究

2.1.1 pH值對(duì)COD去除效果的影響

為了考察pH值對(duì)鐵碳微電解去除COD效果的影響，在反應(yīng)時(shí)間為120 m in，將 pH值分別調(diào)為1、2、3、4、5、6 和 7 的實(shí)驗(yàn)條件下進(jìn)行。 出水 COD的濃度和去除率變化如圖3所示。

圖3 鐵-碳微電解實(shí)驗(yàn)出水COD濃度和去除率隨pH值的變化Fig.3 The concentration and removal rate of COD variation at different pH in iron-carbon m icro electrolysis experim ent

可以看出當(dāng)進(jìn)水 pH值等于4時(shí)，微電解對(duì)COD去除效果最好，COD濃度由18000 mg/L降到約12888 mg/L，去除率達(dá)到28.4%。隨著pH值的提高，去除效果越來(lái)越差，在 pH值為7時(shí)，COD的去除率僅有6%左右。主要是因?yàn)閜H值過(guò)高不利于鐵的腐蝕及進(jìn)一步的原電池反應(yīng)；同時(shí)，pH值低于4時(shí)，隨著pH值的降低，去除效果有所下降，但不明顯，COD的去除率在22%～26%之間，因?yàn)楫?dāng)pH值過(guò)低，過(guò)量的 H+會(huì)與 Fe和 Fe（OH）反應(yīng)，破壞絮凝體，影響了絮凝效果。

2.1.2 反應(yīng)時(shí)間對(duì)COD去除效果及B/C的影響

為了考察鐵-碳微電解實(shí)驗(yàn)中反應(yīng)時(shí)間對(duì)COD去除效果及生化性的影響。在pH值為4，總反應(yīng)時(shí)間為3 h的條件下，每隔0.5 h跟蹤檢測(cè)出水COD濃度，去除率及BOD濃度。結(jié)果如圖4所示。

圖4 a）鐵-碳微電解實(shí)驗(yàn)出水COD的濃度和去除率隨反應(yīng)時(shí)間的變化；b）鐵-碳微電解實(shí)驗(yàn)出水BOD的濃度及B/C隨反應(yīng)時(shí)間的變化Fig.4 a）The concentration and rem oval rate of COD variation at d ifferent tim e in iron-carbon m icro electrolysis experim ent；b） The concentration of BOD and B/C variation at different tim e in iron-carbon m icro electrolysis experim ent

由圖4a）可看出，反應(yīng)前期COD的去除速率非?？?，當(dāng)反應(yīng)時(shí)間為1.5 h時(shí)，COD濃度為13000 mg/L左右，去除率達(dá)到27.7%。隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，COD濃度和去除率趨于平緩，在3.0 h時(shí)，COD濃度為12870 mg/L，去除率為28.5%，相比于反應(yīng)時(shí)間為1.5 h時(shí)，處理效果提高甚微。主要是因?yàn)閺U水中污染物能夠通過(guò)微電解反應(yīng)降解的部分逐漸降低，后期原電池反應(yīng)較弱。由圖4b）可看出，前期BOD濃度隨著反應(yīng)時(shí)間快速提高，在1.5 h時(shí)，BOD由918 mg/L提高至1560 mg/L，B/C比可由0.051升高至0.120，此時(shí)廢水的生化性有了突破性地提高。主要是因?yàn)橥ㄟ^(guò)鐵-碳微電解作用可將長(zhǎng)鏈有機(jī)物分解為小分子有機(jī)物，使得廢水更易生化降解。

綜合來(lái)看，鐵-碳微電解作為預(yù)處理在pH值為4，反應(yīng)時(shí)間為1.5 h時(shí)，廢水的處理效果較好且節(jié)約運(yùn)行成本。

2.2 芬頓反應(yīng)過(guò)程的探究

2.2.1 n（H2O2）/n（Fe2+）對(duì) COD去除效果的影響

為了考察芬頓反應(yīng)實(shí)驗(yàn)中 n（H2O2）/n（Fe2+）對(duì)COD去除效果的影響，在進(jìn)水 pH值為 4，n（H2O2）/n（Fe2+）分別為 3、6、9 和 11，反應(yīng)時(shí)間為3 h的條件下，跟蹤考察了芬頓反應(yīng)出水COD濃度隨 n（H2O2）/n（Fe2+）的變化，結(jié)果如圖 5 所示。

圖5 在不同 n（H2O2）/n（Fe2+）下，芬頓反應(yīng)出水COD濃度隨反應(yīng)時(shí)間的變化Fig.5 The concen tration of COD variation at different n（H2O2） /n（Fe2+）ratio in fenton reaction experim ent

由圖 5 可以看出，當(dāng) n（H2O2）/n（Fe2+）由 3 提高至9時(shí)，COD的去除速率越來(lái)越高，處理效果越來(lái)越顯著。 在 n（H2O2）/n（Fe2+）為 3時(shí)，最終 COD濃度為8000 mg/L左右，然而 n（H2O2）/n（Fe2+）為9時(shí)，反應(yīng) 2 h后，COD濃度從 13000 mg/L降到6455 mg/L，隨后 COD濃度基本不變。然而隨著n（H2O2）/n（Fe2+）增至 10 時(shí)，COD的去除效果卻相對(duì)較差，反應(yīng)3 h后，COD濃度大約為7000 mg/L。這主要是因?yàn)檫^(guò)量H2O2的加入會(huì)將產(chǎn)生的具有強(qiáng)氧化性的羥基自由基轉(zhuǎn)化為H2O·，進(jìn)而削弱了芬頓反應(yīng)的效果。而當(dāng)H2O2的加入量過(guò)低時(shí)，會(huì)減慢羥基自由基的生成。因此，針對(duì)此廢水，芬頓反應(yīng)中 n（H2O2）/n（Fe2+）為 9，反應(yīng)時(shí)間為 2 h 是較為合理的。

2.2.2 pH值對(duì)COD去除效果的影響

為探究芬頓實(shí)驗(yàn)中COD的去除效果隨pH值的變化情況，控制 n（H2O2）/n（Fe2+）為 9，反應(yīng)時(shí)間為2 h，pH值分別為 1、3、5、7 和 9。 結(jié)果如圖 6 所示。

圖6 芬頓反應(yīng)出水COD濃度和去除率隨著pH值的變化Fig.6 The concentration and rem oval rate of COD variation at differen t pH in Fenton reaction experim ent

由圖6可看出pH值對(duì)COD濃度和去除率影響非常明顯。在pH值為3時(shí)，COD的去除效果最好，出水COD濃度降至6300 mg/L，去除率高達(dá)65%。然而隨著 pH值的提高或降低，去除效果均較差。在pH值為9時(shí)，COD濃度高達(dá)11500 mg/L；pH值為1時(shí)，COD濃度為7380 mg/L。其原因在于，一般當(dāng) pH值為3～4時(shí)，鐵催化分解 H2O2主要以Fe2+離子的形態(tài)存在于溶液中，此時(shí)羥基自由基的生成速率最大。隨著 pH值的升高，F(xiàn)e2+會(huì)以Fe（OH）+和 Fe（OH）2的形式存在，導(dǎo)致體系的催化活性下降，不利于·OH的產(chǎn)生。同時(shí) pH值過(guò)高，部分 Fe2+被氧化為 Fe3+，易形成 Fe（OH）3膠體或Fe2O3·n H2O無(wú)定形沉淀，影響絮凝效果。當(dāng) pH值過(guò)低時(shí)，溶液中 H+濃度升高，催化反應(yīng)受到抑制，同時(shí)，過(guò)多H+也會(huì)起到自由基捕捉劑的作用，造成羥基自由基的無(wú)效消耗。因此，此廢水芬頓反應(yīng)的適宜pH值為3，此時(shí)COD的去除效果最好。

2.3 M ABR過(guò)程對(duì)廢水的處理效果分析

2.3.1 掛膜馴化

活性污泥取自天津大學(xué)MBR生活污水處理系統(tǒng)，生物種類復(fù)雜，污泥沉降效果好，壽命長(zhǎng)。7 d后，掛膜結(jié)束。按照一定比例，進(jìn)行緩慢置換進(jìn)水，待全部進(jìn)水后，COD最大去除率僅達(dá)到47%，為更好地讓生物膜適應(yīng)水質(zhì)，對(duì)MABR系統(tǒng)進(jìn)行馴化。10 d后，出水?dāng)?shù)據(jù)穩(wěn)定，MABR系統(tǒng)成功啟動(dòng)。

2.3.2 水力停留時(shí)間對(duì)廢水去除效果的影響

在流速為0.04 m/s、曝氣壓力為0.25 MPa的條件下，進(jìn)水方式選擇間歇式（或序批式，即一次性進(jìn)水），跟蹤考察了出水 COD濃度、溶解氧及 B/C隨著水力停留時(shí)間（即污水在反應(yīng)器里的時(shí)間）的變化。結(jié)果如圖7所示。

圖7 a）生化出水COD濃度和總?cè)コ孰S著水力停留時(shí)間的變化；b）生化出水B/C和溶解氧隨著水力停留時(shí)間的變化Fig.7 a）The concentration and rem oval rate of COD variation at different HRT in M ABR system；b）The B/C and DO concentration variation at different HRT in M ABR system

由圖7a）可以看出，前期 COD去除速率非常快，7 d后，COD濃度由6300 mg/L降至1280 mg/L，生化去除率達(dá)到79.7%，經(jīng)鐵-碳微電解-芬頓反應(yīng)-MABR處理后，總的COD去除率高達(dá)92.9%。而第7～13 d，COD濃度基本趨于不變，最后穩(wěn)定在1250 mg/L左右，去除效果提高甚微。由圖7b）可看出，生化7 d后，B/C比由0.35下降至0.05，期間溶解氧一直低于2 mg/L。隨后，B/C比基本不變，而溶解氧逐漸升高至4.2 mg/L。主要是因?yàn)樯? d后，可生物降解的污染物基本完全降解，B/C比非常低，即廢水基本不可再繼續(xù)生化，因此微生物的耗氧量大幅度減少。由此可見(jiàn)，水力停留時(shí)間為7 d時(shí)，MABR的生化效果較好。

2.3.3 曝氣壓力對(duì)COD去除效果的影響

曝氣壓力的大小是影響MABR中微生物降解有機(jī)物的重要因素。為了探究曝氣壓力對(duì)COD的去除效果的影響，在流速為0.04 m/s、水力停留時(shí)間為7 d，進(jìn)水方式為間歇式，曝氣壓力分別控制為0.05、015和0.25 MPa的實(shí)驗(yàn)條件下，跟蹤檢測(cè)了MABR系統(tǒng)COD的濃度變化。結(jié)果如圖8所示，

圖8 曝氣壓力對(duì)生化出水COD濃度的影響Fig.8 The concentration of COD variation at d ifferent aeration pressure in M ABR system

由圖8可以明顯看出，COD的去除速率隨著曝氣壓力的增加而顯著提高。曝氣壓力為0.05 MPa時(shí)，COD的去除速度最緩慢，7 d后，COD濃度為5000 mg/L左右。當(dāng)曝氣壓力增加至0.15 MPa時(shí)，生化出水 COD濃度為 1500 mg/L，總?cè)コ蕿?1.7%。曝氣壓力為0.25 MPa時(shí)，COD的去除效果達(dá)到最好，出水 COD濃度為1200 mg/L，總?cè)コ矢哌_(dá)93.3%。這主要是因?yàn)槿コ鼵OD的主要菌體是好氧型異養(yǎng)菌，加之實(shí)驗(yàn)所用的化工廢水是經(jīng)過(guò)蒸餾后的濃縮水，其長(zhǎng)鏈有機(jī)物較多，生化降解時(shí)需要消耗更多的氧氣才能徹底氧化。因此，曝氣壓力越高，好氧菌的活性越強(qiáng)，COD的去除效果也越來(lái)越好。

2.3.4 流速對(duì)COD去除效果的影響

流速是影響生物膜內(nèi)部有機(jī)物傳質(zhì)的關(guān)鍵因素之一。為了探究流速對(duì)COD去除效果的影響，實(shí)驗(yàn)中控制曝氣壓力為0.25 MPa，水力停留時(shí)間為7 d，進(jìn)水方式為間歇式，流速分別設(shè)定為0、0.04和0.08 m/s，跟蹤檢測(cè)了MABR中COD濃度的變化。

圖9 流速對(duì)生化出水COD濃度的影響Fig.9 The concentration of COD variation at d ifferent flow velocity in M ABR system

從圖9中可以看出，在不提供流速的條件下，COD的去除速率較為緩慢，7 d后，出水 COD濃度為2500 mg/L左右。當(dāng)流速為0.04 m/s，COD的去除速率得到明顯提高，最終COD濃度為1100 mg/L，流速增至0.08 m/s時(shí)，出水 COD濃度降至1000 mg/L，總?cè)コ蔬_(dá)到94.4%。可見(jiàn)流速越高，出水效果也越好。主要是因?yàn)檩^高的流速產(chǎn)生的剪切力更大，水體中高濃度的有機(jī)物更易于向生物膜表面富集，進(jìn)而促進(jìn)向生物膜內(nèi)部的傳質(zhì)，最終強(qiáng)化了MABR去除COD的效果。

2.4 臭氧化深度處理過(guò)程探究

為達(dá)到出水要求，以臭氧化作為深度處理進(jìn)一步去除COD。實(shí)驗(yàn)探索了臭氧產(chǎn)率和反應(yīng)時(shí)間對(duì)COD去除效果的影響。將臭氧產(chǎn)率分別調(diào)節(jié)為2、4和6 g/h，每組實(shí)驗(yàn)的總反應(yīng)時(shí)間為30 min，每隔5 min跟蹤檢測(cè)出水COD濃度。結(jié)果如圖10所示。

圖10 不同臭氧產(chǎn)率下，出水COD濃度隨著反應(yīng)時(shí)間的變化Fig.10 The concentration of COD variation at different ozone p roduce efficiency in ozone oxidation p rocess

由圖10可看出，在臭氧產(chǎn)率為2 g/h時(shí)，隨著反應(yīng)時(shí)間的延長(zhǎng)，出水COD的濃度緩緩下降，最終COD濃度由1000 mg/L降至650 mg/L。而隨著臭氧產(chǎn)率的提高，出水COD濃度變化更明顯。當(dāng)臭氧產(chǎn)率為 4 g/h時(shí)，反應(yīng) 15 min時(shí)，COD濃度為400 mg/L，去除效果達(dá)到最好。在6 g/h時(shí)，反應(yīng)10 min時(shí)，COD濃度最低，為550 mg/L。主要是因?yàn)槌粞鯘舛冗^(guò)高，時(shí)間過(guò)長(zhǎng)時(shí)，會(huì)使更難氧化的有機(jī)長(zhǎng)鏈打開(kāi)，增加了 COD濃度。因此，臭氧產(chǎn)率為4 g/h，反應(yīng)時(shí)間為15 m in時(shí)，最終出水COD濃度低于500 mg/L，達(dá)到了進(jìn)入污水處理廠的濃度要求，而且節(jié)約臭氧化的操作成本。

3 結(jié)論

1）生產(chǎn)輻射固化化學(xué)品排放的化工高濃度蒸餾廢水經(jīng)過(guò)鐵-碳微電解和芬頓反應(yīng)兩級(jí)預(yù)處理能夠有效提高廢水的可生化性，鐵-碳微電解在pH值為4、反應(yīng)時(shí)間為1.5 h時(shí)，B/C可由0.015提高到0.12。 芬頓反應(yīng)在 n（H2O2）/n（Fe2+）為 9、pH值為3、反應(yīng)時(shí)間為 120 min時(shí)，COD的總?cè)コ蔬_(dá)到64%。

2）MABR系統(tǒng)作為生化處理，在水力停留時(shí)間為7 d、曝氣壓力為0.25 MPa、流速為0.08 m/s時(shí)，COD的總?cè)コЧ詈?，總?cè)コ蔬_(dá)到94.4%，生化出水COD濃度達(dá)到1000 mg/L左右，基本生化完全。

3）臭氧化作為深度后處理，在臭氧產(chǎn)率為4 g/h、反應(yīng)時(shí)間為15 min時(shí)，出水COD濃度達(dá)到進(jìn)入污水處理廠的濃度要求，COD＜500 mg/L。

4）本研究的MABR耦合系統(tǒng)在處理難降解高濃度有機(jī)化工廢水方面具有技術(shù)可行性。

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