印刷電路板（PCB）是電子工業的重要元器件，在其生產過程中要使用多種化工材料，導致排放的廢水成分復雜，且處理難度大，如隨意排放或處理不當會造成嚴重的環境污染。在印制線路板高濃度有機廢水處理方面，研究者曾采用電解氧化法、活性炭吸附法、絮凝法、Fenton 氧化法等進行處理。但從長遠來看，投入成本低、處理效率高、無有毒副產物的生物法深度處理PCB 廢水更具廣闊前景。筆者采用占地面積小、出水水質好、不會發生污泥膨脹的BAF 工藝處理某工廠產生的PCB 廢水，以期在較低處理費用下使出水的相關指標達到當地排放標準要求。
1 實驗背景
1.1 廢水來源
江蘇常熟某電子公司主要生產印刷電路板（PCB），其產生的廢水有：高濃度有機廢水，包括高濃度酸洗廢水、高濃度堿洗廢水、顯影及剝膜廢水、化學銅廢水、膨松劑廢液；銅氨廢水，包括堿性蝕刻廢水（Cu 與氨在堿性條件形成絡合物）和微蝕廢水。
該公司原有的處理方法：廢水首先經過混凝沉淀，去除大部分有機物、氨氮、銅，再用炭濾柱進行處理。但廢水中的主要污染物COD 仍然不能穩定達標，因此筆者期望采用BAF 深度處理混凝沉淀出水，使廢水COD 達到排放標準要求，從而省去原有的炭濾工藝，降低處理成本。
1.2 廢水水質及排放標準
實驗進水伴有一些混凝沉淀污泥，進水水量在4~12 L/h，平均每隔一周提升4 L/h。由于該企業位于太湖地區，為保護太湖水質，排放標準比較嚴格。進水水質和排放標準（GB 21900—2008）見表1。
表1 廢水進水水質和排放標準
2 實驗裝置及方法
本實驗采用三級上流式曝氣生物濾池，池體由PVC 材料制成，池內填料選用粒徑為2~3 mm 的球形陶粒， BAF 裝置如圖1 所示。
圖1 BAF 裝置
各級反應器規格：1號反應器，尺寸為400 mm×200 mm×1 150 mm，陶粒有效體積為50 L；2 號反應器，尺寸為500 mm×200 mm×950 mm，陶粒有效體積為50 L；3 號反應器，尺寸為D 250 mm ×1 000 mm，陶粒有效體積為30 L； 4 號反應器，尺寸為300 mm×300 mm×1 000 mm，陶粒有效體積為50 L。
水質分析方法采用《水和廢水監測分析方法》中規定的標準方法測定。
3 結果分析與討論
3.1 BAF 對廢水中COD 的降解效果
3.1.1初始運行階段
在BAF 初始運行階段COD 的去除效果如圖2所示。BAF 掛膜成功后，系統內微生物大量繁殖，形成了豐富的微生物相，而進水COD 維持在150~285mg/L 之間，有機負荷相對較高，加上廢水可生化性較好，因此BAF 中微生物可利用的有機物較充足。在1~15 d 進水量為4 L/h 的情況下，二級出水平均COD 為63.19 mg/L，平均去除率為70.75%，對應的處理負荷為0.12 kg/（m3·d）。此時第三級BAF 尚處于悶曝掛膜階段，并未進行水質監測。在16~21 d時，第三級BAF 微生物馴化成功，投入使用后在進水量不變的情況下，三級出水平均COD 為41.78mg/L，平均去除率為76.97%。
圖2 第一階段COD 去除效果
3.1.2穩定運行階段
經過此前的初步運行，進水量由4 L/h 逐步提升至12 L/h，此時整個系統已處于相對穩定的狀態。從圖3 可以看出，平均進水COD 為187.83 mg/L 時，三級BAF 出水COD 基本可以穩定在40 mg/L 左右，COD 平均去除率達到77.35%，相應的COD 處理負荷達到0.36 kg/（m3·d），廢水經該工藝處理后COD已完全達到了當地規定的排放標準要求。
圖3 第二階段COD 去除效果
3.1.3反沖洗后BAF 恢復階段
受生物絮凝吸附、過濾、污泥新陳代謝等作用影響，BAF 運行一段時間后會發生濾孔堵塞和處理效率下降的情況，所以需要定期對系統進行反沖洗。
BAF 反沖洗后對廢水COD 的處理效果見圖4。由圖4看出，本階段整個系統處理效果不穩定，尤其在利用BAF 出水進行反沖洗后，1~3 d 內COD 去除率較低，出水COD 較高。其原因在于進水量瞬間加大，導致處理負荷急劇升高；此外反沖洗時BAF 中的生物絮體、衰老的生物膜和過濾截獲的顆粒物被沖到水中，導致出水混濁，COD 大大升高。鑒于反沖洗出水水質大大超出排放標準，應將其排到調節池重新處理。從第3 天開始進水量逐步升高，但從圖4 可以看出，整個BAF 系統正逐步恢復，COD 也趨近60 mg/L。
圖4 第三階段COD 去除效果
3.2 BAF 對其他水質指標的影響
3.2.1廢水pH 的變化情況
原水經該廠原有混凝沉淀工藝初步處理后，進入BAF 系統時的平均pH 為9.0，基本處于超標邊緣，直接排放可能會造成河流污染、土壤堿化等危害。采用BAF 處理后，由于系統中微生物的硝化作用消耗了廢水中的堿度（主要為NH4+），出水pH 基本維持在7.9 左右，可保證出水在任意時段達標。
3.2.2廢水中氨氮的變化情況
廢水經過BAF 系統處理后水中氨氮有所下降，由19.86 mg/L 降至13.89 mg/L，但尚未達到排放標準，這是由于硝化細菌的最佳存活與增殖溫度是25 ℃，而實驗期間系統在連續進水后水溫基本維持在11~16 ℃，在這個溫度下BAF 中硝化細菌的生長速度和活性受到抑制，由此導致氨氮去除效果不佳。
3.2.3廢水中絡合態銅變化情況
銅氨廢水中的銅主要以絡離子〔Cu（NH3）4〕2+存在，Cu2+非常少。BAF 對Cu 絡合物的去除作用體現在從〔Cu（NH3）4〕2+中分離出Cu2+，使之與廢水中原有的OH-反應生成Cu（OH）2沉淀，從而被BAF 生物絮凝吸附。
BAF 處理后廢水中的絡合態Cu 總體呈下降趨勢（由1.40 mg/L 降至0.82 mg/L），但出水并未達標。這是由于BAF 內硝化作用及對Cu（OH）2絮凝吸附的最佳溫度是20~30 ℃，而系統連續進水后水溫基本維持在11~16 ℃，嚴重抑制了生物膜的吸附活性，導致對Cu 的去除效果不甚理想。具體參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。
4 結論
（1）運用BAF 工藝深度處理某印刷電路板廠PCB 廢水，當進水COD 負荷為0.12 kg/（m3·d），進水平均COD 為187.8 mg/L 時，該工藝出水平均COD可降至41.8 mg/L；當進水COD 負荷提高至0.36kg/（m3·d）時，出水平均COD 也能降至42.1 mg/L，完全達到當地相對較為嚴格的廢水排放標準要求。
（2）由于反沖洗出水水質無法達到排放標準的要求，應將其排放到調節池重新處理。反沖洗周期約為15 d。
（3）實驗期間水溫為11~16 ℃，BAF 中硝化細菌的生長速度和活性受到抑制，生物膜的絮凝吸附活性降低，導致氨氮和絡合態Cu 的去除效果不甚理想。需考慮采取相應措施適當提高濾池水溫或對出水中的氨氮和Cu 作進一步處理。
