煉焦過程是中國環(huán)境中多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)的重要來源, 貢獻(xiàn)了全國PAHs總量的16%以上, 早在2003年, 就有1602 t的PAHs隨焦化廢水排放到水環(huán)境中, 按照現(xiàn)在的焦炭產(chǎn)量估算, 焦化行業(yè)每年排放到環(huán)境中的PAHs會(huì)達(dá)到5000 t以上.針對(duì)從煤油和焦油中提取的PAHs, 經(jīng)過動(dòng)物實(shí)驗(yàn)證實(shí), 發(fā)現(xiàn)其具有較強(qiáng)的致癌性. PAHs除了表現(xiàn)出潛在的致癌性外, 它還可以在生物體內(nèi)蓄積, 同時(shí)通過食物鏈傳遞, 從而給自然環(huán)境和人類健康帶來極大危害.因此, 由工業(yè)廢水中的PAHs而引起的環(huán)境污染特別是其歸趨行為必須重點(diǎn)關(guān)注.作為焦化廢水中的特征有機(jī)污染物, PAHs會(huì)以各種形式存在于廢水處理的各個(gè)工藝階段, 在此過程中, 強(qiáng)疏水性的PAHs極易轉(zhuǎn)移到污泥相中, 導(dǎo)致其在焦化污泥中不斷累積, 因此, 污泥處理也將是值得挑戰(zhàn)的課題. 2012年開始實(shí)施的《煉焦化學(xué)工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 16171-2012)明確規(guī)定了焦化廢水中PAHs的排放限值, 其中總PAHs的限值為0.05 mg·L-1, 苯并[a]芘的限值為0.03 μg·L-1, 此標(biāo)準(zhǔn)的提出進(jìn)一步表明PAHs是煤焦化行業(yè)控制的重點(diǎn).目前的焦化廢水工藝設(shè)計(jì)主要集中于滿足BOD、COD、總氮和揮發(fā)酚等常規(guī)指標(biāo)的合格性, 雖然可以通過活性炭尾水吸附等手段滿足焦化廢水中PAHs的出水排放限值的要求, 但作為焦化廢水中的特征有機(jī)污染物, PAHs會(huì)以較高濃度的形式存在于焦化廢水處理的各個(gè)工藝階段中, 中間物料特別是污泥的排放值得關(guān)注.廢水處理工程在去除焦化廢水中的有機(jī)污染物發(fā)揮了重要作用, 國內(nèi)焦化廢水處理站主要采用A/O2、O/A/O、A/O/H/O、SBR、生物膜等工藝.本課題組于2004年設(shè)計(jì)的韶鋼焦化廠一期廢水處理工程采用A/O2處理工藝, 且在總結(jié)韶鋼焦化廠一期A/O2生物流化床工藝基礎(chǔ)上, 于2007年在韶鋼二期工程上進(jìn)行了改進(jìn), 采用了新型的A/O/H/O生物流化床工藝.這兩種工藝在主要的污染指標(biāo)上均表現(xiàn)出良好的處理效果, 達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn), 其中A/O/H/O新型生物工藝對(duì)COD、氨氮、揮發(fā)酚和氰化物具有更好的降解效率.到目前為止, 極少有文獻(xiàn)研究不同的工藝對(duì)PAHs分布行為及削減效果的影響.本文以韶鋼一期工程的A/O2生物流化床工藝及韶鋼二期工程的A/O/H/O生物流化床工藝為研究案例, 以16種PAHs作為研究對(duì)象, 分析焦化廢水處理過程中PAHs在兩種工藝中的水相和污泥相的分布, 計(jì)量PAHs在廢水處理過程中的通量變化, 然后進(jìn)行質(zhì)量衡算, 通過對(duì)該類物質(zhì)在兩種工藝中水相和污泥相中的濃度及削減量的計(jì)算, 考察PAHs在兩種工藝中的削減行為及去除效果, 評(píng)估兩種工藝在PAHs削減方面的優(yōu)劣, 以期為焦化廢水中PAHs的削減在工藝方面的選擇提供借鑒.

　　1 材料與方法1.1 研究案例

　　廣東韶關(guān)寶鋼集團(tuán)韶鋼公司焦化廢水處理廠一期A/O2工藝流程圖和二期A/O/H/O工藝流程圖如圖 1所示, .其中, A/O2工藝已經(jīng)穩(wěn)定運(yùn)行12 a, A/O/H/O工藝已經(jīng)穩(wěn)定運(yùn)行9 a.根據(jù)兩期工程采樣時(shí)間時(shí)的進(jìn)水負(fù)荷, 對(duì)于生物處理系統(tǒng), A/O2工程進(jìn)水為焦化廢水原水經(jīng)過洗滌水、地坑排水、反沖洗水等的稀釋, 日處理水量約為1 500 t·d-1, 干污泥排放量約為7 t·d-1; A/O/H/O工程進(jìn)水為未經(jīng)稀釋的焦化廢水原水, 日處理水量約為1 000 t·d-1, 干污泥排放量約為9 t·d-1.

　　圖 1

圖 1 A/O2和A/O/H/O工藝流程示意 

　　1.2 樣品的采集方法

　　對(duì)兩焦化廢水處理工程中的廢水進(jìn)行了采集, 采樣時(shí)間分別為2017年3月10日~4月10日, 每天早、中、晚3次采樣, 用平均比例混合水樣的分析平均值作為監(jiān)測(cè)報(bào)告數(shù)據(jù), 水樣保存于事先用丙酮和Milli-Q水清洗過的棕色容量瓶中.取樣后立即經(jīng)0.7 μm玻璃纖維膜(GF/F)過濾, 并用濃硫酸將水樣pH值調(diào)至2左右于4℃低溫保存.焦化污泥在每天下午15:00~17:00間, 采自于焦化廢水工程各處理單元污泥池.污泥樣用樣品袋進(jìn)行保存, 然后在-20℃條件下進(jìn)行冷凍保存.

　　1.3 樣品的預(yù)處理及目標(biāo)物的富集分離1.3.1 水樣及其水中顆粒的目標(biāo)物富集分離

　　將采集的各個(gè)工藝段的100 mL水樣用0.7 μm直徑的纖維濾膜過濾, 分離水相及顆粒相.濾膜使用之前, 用錫箔紙包好, 置馬弗爐450℃燒5 h, 然后于干燥器中平衡過夜后稱量.過濾后的水樣加入定量的萘-d8、苊-d10、菲-d10、䓛-d12和苝-d12這5種氘代物, 后續(xù)進(jìn)行固相萃取.

　　固相萃取的步驟：采用10 mL的二氯甲烷沖洗小柱, 二氯甲烷抽干后再用10 mL的甲醇沖洗以達(dá)到活化小柱的目, 在甲醇將要流完時(shí)加入去離子水, 然后加入處理后的水樣進(jìn)行固相萃取.水樣流完后再真空干燥10 min, 然后3 000 r·min-1下離心6 min, 除去柱子內(nèi)剩余的水分.

　　目標(biāo)物PAHs的洗脫：用30 mL二氯甲烷對(duì)固相萃取小柱進(jìn)行洗脫, 洗脫液于旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀中濃縮至1 mL, 加入5 mL正己烷替換溶劑, 再濃縮至0.5 mL, 然后過硅膠氧化鋁層析柱(柱子內(nèi)填充物自下到上為：脫脂棉, 6 cm去活化氧化鋁, 12 cm去活化硅膠, 1 cm無水硫酸鈉).濃縮的樣品加入層析柱后, 先用15 mL正己烷淋洗, 再用75 mL二氯甲烷/正己烷(3:7)混合溶液淋洗, 收集第二次的淋洗液于雞心瓶中.將收集的淋洗液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)至0.5 mL, 用少量正己烷淋洗雞心瓶后將溶液轉(zhuǎn)移至進(jìn)樣瓶中.進(jìn)樣瓶中的樣品用氮吹法濃縮至1 mL, 并加入20 μL的六甲基苯(內(nèi)標(biāo)物, 100 mg·L-1), 壓蓋封存于-4℃冰箱中待測(cè).

　　顆粒相抽提：過濾顆粒相后的玻璃纖維膜立即放入冰箱中-20℃冷凍保存, 然后冷凍干燥48 h.平衡稱重后, 將玻璃膜剪碎, 放入濾紙筒中, 加入氘代回收率標(biāo)樣, 用200 mL二氯甲烷抽提48 h.底瓶中放入處理好的銅片脫硫.抽提完畢后, 抽提液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至20 mL左右轉(zhuǎn)移到雞心瓶中濃縮至1 mL, 加入10 mL正己烷替換溶劑, 繼續(xù)濃縮至0.5 mL.以下步驟與水相中PAHs的凈化過程相同.

　　1.3.2 污泥中目標(biāo)物的富集分離

　　污泥冷凍干燥后, 研碎稱取約5 g放入濾紙筒中, 加入氘代回收率標(biāo)樣, 用200 mL二氯甲烷抽提48 h.底瓶中放入處理好的銅片脫硫.以下步驟與1.3.1節(jié)所述的目標(biāo)物的提取和凈化過程相同.

　　1.4 目標(biāo)物的測(cè)定1.4.1 儀器分析條件

　　PAHs的定性定量分析采用GC-MS內(nèi)標(biāo)法, 其分析條件為：GC-MS(Agilent 7890A, 5975C), HP-5MS石英毛細(xì)管柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm); 載氣：氦氣; 流速為1 mL·min-1; 進(jìn)樣口溫度250℃; 電子能量70 eV, 質(zhì)量掃描范圍60~640 u; 離子源溫度230℃; 升溫程序?yàn)椋?℃·min-1上升至310℃, 在300℃保持10 min; 進(jìn)樣量為1 μL; 不分流進(jìn)樣.

　　1.4.2 分析方法的質(zhì)量控制

　　水相固相萃取富集分離及泥相抽提PAHs均采用空白加標(biāo)驗(yàn)證方法的可靠性.水相：往蒸餾水中加入定量的標(biāo)準(zhǔn)樣品, 用1.3節(jié)設(shè)定的方法及條件處理及檢測(cè), 加標(biāo)回收率介于60%~120%.固體樣：往索氏提取器的抽濾筒中直接加入定量的標(biāo)準(zhǔn)樣品, 該方法的加標(biāo)回收率介于60%~110%.在實(shí)際樣品的分析過程中, 通過加入萘-d8、苊-d10、菲-d10、䓛-d12和苝-d12這5種氘代物來校對(duì)各個(gè)物質(zhì)的回收率, 進(jìn)一步提高檢測(cè)的準(zhǔn)確性.

　　2 結(jié)果與討論2.1 兩種工藝的進(jìn)水、出水的PAHs濃度分析

　　按照1.2節(jié)中采集方式, 以及1.3及1.4節(jié)的樣品處理及分析方法, 對(duì)韶鋼焦化廢水處理廠一期A/O2工藝和二期A/O/H/O工藝中的A池進(jìn)水(包括懸浮物)與混凝沉淀池出水(包括懸浮物)的PAHs進(jìn)行了檢測(cè)分析, 結(jié)果如圖 2所示. A/O2工藝的進(jìn)水經(jīng)過了其他工藝如反沖洗水等的稀釋, 進(jìn)水的各項(xiàng)指標(biāo)包括PAHs濃度都明顯低于A/O/H/O工藝, A/O/H/O工藝總PAHs的進(jìn)水濃度為124.210 μg·L-1, 而A/O2工藝總PAHs的進(jìn)水濃度是42.953 μg·L-1.兩種工藝進(jìn)水中各PAHs濃度所占比例相似, 四環(huán)及四環(huán)以下的芳烴占比較大, 其中二環(huán)的萘濃度較高, 在高環(huán)PAHs中苯并[a]蒽濃度最高.和本研究相近, Zhang等在2012年檢測(cè)的數(shù)據(jù)中發(fā)現(xiàn)水相中高環(huán)PAHs占比不高, 但苯并[a]蒽所占濃度較高. PAHs濃度占比差異可能與焦炭用煤及工藝條件有關(guān).在最后的混凝池出水中, A/O/H/O工藝的出水總PAHs濃度為3.522 μg·L-1, 與進(jìn)水相比, 去除率達(dá)到97.2%; A/O2工藝的出水總PAHs濃度為8.051 μg·L-1, 與進(jìn)水相比, 其去除率達(dá)到85.3%; A/O2工藝苯并[a]芘出水濃度為0.040 μg·L-1, A/O/H/O工藝為0.010 μg·L-1, 即排放水中總PAHs和苯并[a]芘的濃度分別低于國家二級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)中0.05 mg·L-1和0.03 μg·L-1的排放限值, 只有A/O2工藝中的苯并[a]芘出水濃度略高于排放限值.從進(jìn)出水PAHs削減率及削減量的數(shù)值可知, A/O/H/O工藝明顯優(yōu)于A/O2工藝.但PAHs具有強(qiáng)疏水性, 在廢水處理過程中, PAHs會(huì)吸附于污泥中, 使大量的PAHs轉(zhuǎn)移到污泥相中, 所以進(jìn)出水的數(shù)值不代表PAHs在處理工藝中的實(shí)際削減量.兩種工藝的生物出水經(jīng)混凝沉淀池后, PAHs被有效吸附, 焦化廢水處理工藝的生物出水通常都需要高級(jí)氧化、混凝沉淀及吸附等手段以符合達(dá)標(biāo)排放的要求, 韋朝海團(tuán)隊(duì)多個(gè)工程實(shí)踐也證明了混凝沉淀及活性炭吸附是PAHs最終達(dá)標(biāo)排放行之有效的方法, 對(duì)于A/O2工藝苯并[a]芘出水濃度略高于排放限值, 需要強(qiáng)化混凝工藝以達(dá)標(biāo)排放.因此, PAHs中的成分特別是苯并[a]芘如何轉(zhuǎn)移到污泥相及其降解量的分析顯得重要.具體聯(lián)系污水寶或參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 2

圖 2 A/O2與A/O/H/O工藝進(jìn)出水中16種PAHs的濃度

　　2.2 兩種工藝水相和泥相中PAHs濃度

　　圖 3是兩種工藝進(jìn)水、混凝出水及各單元反應(yīng)器(工段)水相及污泥相中的16種PAHs濃度分布.為了更加清晰地對(duì)檢測(cè)結(jié)果進(jìn)行分析比較, 將16種PAHs按照物質(zhì)對(duì)應(yīng)的氘代物分為5大類, 分別為萘類化合物：萘; 苊類化合物：苊、苊烯、芴; 菲類化合物：菲、蒽; 䓛類化合物：熒蒽、芘、苯并[a]蒽、䓛; 苝類化合物：苯并[b]熒蒽、苯并[k]熒蒽、苯并[a]芘、茚并[1, 2, 3-c, d]芘、二苯并[a, h]蒽、苯并[g, h, i]苝.結(jié)果如圖 4所示.在兩種工藝各階段的水樣中, A池水樣中PAHs削減都不明顯, 進(jìn)水和A池水相中PAHs濃度差別不大, 有些PAHs的濃度還高于進(jìn)水.而在好氧的O1池中, 2~3環(huán)的萘類化合物、苊類化合物和菲類化合物呈現(xiàn)出明顯降低的趨勢(shì), 特別萘類化合物削減最快. A/O2工藝中萘類化合物在O1池水相中削減了75%, 在A/O/H/O工藝中削減了97%, 但四環(huán)以上的PAHs經(jīng)O1池之后的水相濃度沒有表現(xiàn)出明顯的規(guī)律. PAHs是疏水性有機(jī)物, 在固相和水相的分配行為受較多因素影響, 其中辛醇-水分配系數(shù)(Kow)是一項(xiàng)重要的參數(shù).它可衡量有機(jī)物的吸附特征, Kow越大, 疏水性越強(qiáng), 越容易被污泥吸附, 表 1列出了16種PAHs的lgKow及25℃下純水中的溶解度. PAHs在污泥和水相的分布主要受該類物質(zhì)的物理化學(xué)性質(zhì)的影響, 但也受工藝運(yùn)行過程中的操作參數(shù)的影響, 例如攪拌狀況、曝氣強(qiáng)度、流速和溫度等, 污泥的有機(jī)物及無機(jī)物含量.高環(huán)的PAHs在水相中的濃度受到上述因素的影響, 因而沒有明顯的規(guī)律.

　　圖 3

圖 3 A/O2與A/O/H/O各單元水相及泥相中16種PAHs的濃度

　　圖 4

圖 4 A/O2與A/O/H/O各單元水相及泥相中5類PAHs的濃度

　　表 1 PAHs的溶解度及l(fā)gKow值

　　在污泥相中, 由于A/O2工藝進(jìn)水PAHs濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于A/O/H/O工藝, 因而吸附在污泥相中的PAHs量相對(duì)較低.從圖 3及圖 4可以看出, 兩種工藝污泥均表現(xiàn)出高環(huán)PAHs的濃度富集, 特別在A池污泥中總PAHs濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于各池中的濃度. 表 2是兩個(gè)工藝中各反應(yīng)單元污泥中總PAHs的濃度.從中可以看出, 由于A/O2和A/O/H/O兩種工藝進(jìn)水總PAHs的濃度相差較大, 污泥富集的濃度對(duì)應(yīng)有差異.兩種工藝A池污泥的總PAHs濃度都比O池大很多, A/O2工藝A池PAHs濃度是O池的10倍左右, 兩個(gè)O池污泥表現(xiàn)出非常相近的總PAHs濃度; A/O/H/O工藝也表現(xiàn)出同樣規(guī)律, A池PAHs濃度是O池的6倍左右, 兩個(gè)O池污泥表現(xiàn)幾乎相同的總PAHs濃度, H池略高于O池.

　　表 2 A/O2和A/O/H/O工藝中各工段的總PAHs含量/μg·g-1

 　　A/O2和A/O/H/O兩種工藝A池水相及污泥相PAHs的濃度穩(wěn)定, 說明其在A池中沒有得到有效削減.低環(huán)的PAHs相對(duì)溶解度較高, 相當(dāng)一部分可以從A池水相進(jìn)入O池, 從而在O池得到降解; 而高環(huán)的PAHs則在A池的污泥相中不斷富集, 導(dǎo)致A池污泥中總PAHs濃度很高, 因而A池厭氧污泥的生物毒性也相對(duì)很高, 針對(duì)這部分污泥, 應(yīng)該考慮單獨(dú)處置.

　　因厭氧生物技術(shù)具有低污泥產(chǎn)量、低能耗和能源可回收等優(yōu)點(diǎn), 國內(nèi)外大部分鋼鐵企業(yè)的焦化廢水處理工藝都包含厭氧A單元技術(shù), 從已有研究中統(tǒng)計(jì)的一些AO、AO2、A2O、A2O2工藝中, 盡管都前置厭氧A單元技術(shù)對(duì)焦化廢水進(jìn)行處理, 但效果甚微, 均無法實(shí)現(xiàn)產(chǎn)甲烷的目標(biāo).例如, Zhao等[26]對(duì)本研究案例中韶鋼二期A/O/H/O焦化廢水處理工藝進(jìn)行了研究, 指出在第一個(gè)厭氧單元A進(jìn)水COD為1 530 mg·L-1, 出水COD為1 390 mg·L-1; Zhu等對(duì)該案例工程厭氧A單元中微生物的分析研究發(fā)現(xiàn), 污泥中沒有產(chǎn)甲烷菌的存在; Sahariah等采用A1/A2/O生物流化床對(duì)焦化廢水進(jìn)行降解, 其A1厭氧反應(yīng)器對(duì)苯酚和COD的去除率分別僅為3%和2%左右.本研究對(duì)A/O2和A/O/H/O兩種工藝的PAHs濃度分析表明, 厭氧A單元對(duì)PAHs的生物削減也沒有起到作用, 進(jìn)一步證明了前置厭氧A單元在高濃度焦化廢水處理工藝中效果不明顯.

　　2.3 兩種工藝PAHs通量變化及生物削減

　　在焦化廢水處理過程中, 如果PAHs未完全礦化, 其剩余量將隨著外排水進(jìn)入到水環(huán)境中、吸附進(jìn)入到污泥、揮發(fā)和隨氣體吹脫進(jìn)入到大氣環(huán)境中. Zhang等[29]的研究表明, 揮發(fā)和氣體吹脫途徑從水相中轉(zhuǎn)移的PAHs占其總?cè)コ�量的比率小�?%, 因而這兩種途徑對(duì)該類物質(zhì)的去除可以忽略.因此采用公式(1)及公式(2)分別對(duì)進(jìn)入系統(tǒng)的、系統(tǒng)外排的PAHs進(jìn)行質(zhì)量衡算, 求得系統(tǒng)每天進(jìn)入及排出的PAHs, 并給出平均削減率.

(1) (2)

　　式中, Wi為進(jìn)入系統(tǒng)的PAHs量, μg; Cwi為進(jìn)水的PAHs濃度, μg·L-1; Qw為處理水量, L; Wo為排出系統(tǒng)的PAHs量, μg; Cwo為外排水的PAHs濃度, μg·L-1; Cs為外排泥的PAHs濃度, μg·g-1; Qs為外排泥質(zhì)量, g; 削減掉的PAHs即是：Wi-Wo, μg; 削減的百分比為(Wi-Wo)/Wi×100%.

　　從兩個(gè)工藝的日處理量及處理濃度計(jì)算, 得到了圖 5所示PAHs在兩種工藝中的削減率.從中可以看出, A/O/H/O工藝對(duì)低環(huán)PAHs的削減率略高于A/O2工藝; 對(duì)于4環(huán)以上的PAHs, A/O/H/O工藝的PAHs削減率明顯提高, 對(duì)䓛類化合物的削減率能達(dá)到85.8%, 而A/O2工藝對(duì)其削減率為57.4%;對(duì)于苝類化合物, A/O/H/O工藝對(duì)其削減率為16.7%, A/O2工藝則為11.2%;在對(duì)總PAHs削減方面, A/O/H/O工藝為88.2%, A/O2工藝則為77.5%. A/O/H/O工藝相對(duì)于A/O2, 多了一個(gè)水解H工段, 研究發(fā)現(xiàn), 水解過程能夠?qū)⒋蠓肿佑袡C(jī)物分解為小分子物質(zhì), 從而改善廢水的可生化性.張萬輝等對(duì)焦化廢水的特性及處理技術(shù)進(jìn)行了數(shù)據(jù)調(diào)查及分析, 發(fā)現(xiàn)水解工藝可以提高多元酚、多環(huán)芳烴及吡啶雜環(huán)類有毒有機(jī)物的去除率, 對(duì)全過程產(chǎn)生促進(jìn)作用.兩個(gè)工藝對(duì)比, 含有水解工藝的A/O/H/O對(duì)PAHs削減率及削減量都比A/O2明顯增高, 且正是由于H水解池對(duì)高環(huán)PAHs的水解作用, 表現(xiàn)出A/O/H/O工藝對(duì)高環(huán)PAHs的生物削減明顯優(yōu)于A/O2工藝.前面的數(shù)據(jù)及論述證明了前置厭氧A工段對(duì)焦化廢水PAHs的去除所起作用不大, 主要是后續(xù)的O2或者是O/H/O發(fā)揮作用, 表明了焦化廢水經(jīng)過微生物選擇性降解大部分有機(jī)組分之后的H水解池設(shè)計(jì)可以更加有效去除PAHs, 本課題組于2012年在河北涉縣的金牛天鐵煤焦化有限公司工程項(xiàng)目中首次采用了O/H/O工藝, 除了對(duì)難降解有機(jī)污染物的去除率達(dá)98%以上的優(yōu)勢(shì)外, 在氰化物和總氮去除、縮短水力停留時(shí)間與節(jié)能降費(fèi)方面亦取得了顯著進(jìn)步.

　　圖 5

圖 5 PAHs在兩種工藝中平均每天的削減率

　　3 結(jié)論

　　(1) 在焦化廢水處理過程中, PAHs無論是在A/O2工藝還是在A/O/H/O工藝的厭氧A池均難以生物降解, 而且還會(huì)在A池污泥相中高倍數(shù)富集.在A/O2工藝中A池污泥相總PAHs濃度是O池的10倍, 在A/O/H/O工藝中A池污泥相總PAHs濃度是O池或者H池的6倍, 表明了PAHs歸趨行為的差異性.

　　(2) A/O/H/O工藝混凝出水的PAHs及苯并[a]芘的濃度均遠(yuǎn)低于國家排放限值, A/O2工藝苯并[a]芘出水濃度略高于排放限值. A/O/H/O對(duì)焦化廢水PAHs的處理負(fù)荷及生物削減效果均高于A/O2工藝, 特別對(duì)于難降解的高環(huán)PAHs(4環(huán)以上)的削減表現(xiàn)出更佳的效果.置于兩個(gè)好氧池之間的H水解池能發(fā)揮更好的作用, 構(gòu)成了A/O/H/O工藝表現(xiàn)出明顯優(yōu)勢(shì)的原因.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：吳海珍)