印刷电路板（PCB）是电子工业的重要元器件，在其生产过程中要使用多种化工材料，导致排放的废水成分复杂，且处理难度大，如随意排放或处理不当会造成严重的环境污染。在印制线路板高浓度有机废水处理方面，研究者曾采用电解氧化法、活性炭吸附法、絮凝法、Fenton 氧化法等进行处理。但从长远来看，投入成本低、处理效率高、无有毒副产物的生物法深度处理PCB 废水更具广阔前景。笔者采用占地面积小、出水水质好、不会发生污泥膨胀的BAF 工艺处理某工厂产生的PCB 废水，以期在较低处理费用下使出水的相关指标达到当地排放标准要求。
1 实验背景
1.1 废水来源
江苏常熟某电子公司主要生产印刷电路板（PCB），其产生的废水有：高浓度有机废水，包括高浓度酸洗废水、高浓度碱洗废水、显影及剥膜废水、化学铜废水、膨松剂废液；铜氨废水，包括碱性蚀刻废水（Cu 与氨在碱性条件形成络合物）和微蚀废水。
该公司原有的处理方法：废水首先经过混凝沉淀，去除大部分有机物、氨氮、铜，再用炭滤柱进行处理。但废水中的主要污染物COD 仍然不能稳定达标，因此笔者期望采用BAF 深度处理混凝沉淀出水，使废水COD 达到排放标准要求，从而省去原有的炭滤工艺，降低处理成本。
1.2 废水水质及排放标准
实验进水伴有一些混凝沉淀污泥，进水水量在4～12 L/h，平均每隔一周提升4 L/h。由于该企业位于太湖地区，为保护太湖水质，排放标准比较严格。进水水质和排放标准（GB 21900—2008）见表1。
表1 废水进水水质和排放标准
2 实验装置及方法
本实验采用三级上流式曝气生物滤池，池体由PVC 材料制成，池内填料选用粒径为2～3 mm 的球形陶粒， BAF 装置如图1 所示。
图1 BAF 装置
各级反应器规格：1号反应器，尺寸为400 mm×200 mm×1 150 mm，陶粒有效体积为50 L；2 号反应器，尺寸为500 mm×200 mm×950 mm，陶粒有效体积为50 L；3 号反应器，尺寸为D 250 mm ×1 000 mm，陶粒有效体积为30 L； 4 号反应器，尺寸为300 mm×300 mm×1 000 mm，陶粒有效体积为50 L。
水质分析方法采用《水和废水监测分析方法》中规定的标准方法测定。
3 结果分析与讨论
3.1 BAF 对废水中COD 的降解效果
3.1.1初始运行阶段
在BAF 初始运行阶段COD 的去除效果如图2所示。BAF 挂膜成功后，系统内微生物大量繁殖，形成了丰富的微生物相，而进水COD 维持在150～285mg/L 之间，有机负荷相对较高，加上废水可生化性较好，因此BAF 中微生物可利用的有机物较充足。在1～15 d 进水量为4 L/h 的情况下，二级出水平均COD 为63.19 mg/L，平均去除率为70.75%，对应的处理负荷为0.12 kg/（m3·d）。此时第三级BAF 尚处于闷曝挂膜阶段，并未进行水质监测。在16～21 d时，第三级BAF 微生物驯化成功，投入使用后在进水量不变的情况下，三级出水平均COD 为41.78mg/L，平均去除率为76.97%。
图2 第一阶段COD 去除效果
3.1.2稳定运行阶段
经过此前的初步运行，进水量由4 L/h 逐步提升至12 L/h，此时整个系统已处于相对稳定的状态。从图3 可以看出，平均进水COD 为187.83 mg/L 时，三级BAF 出水COD 基本可以稳定在40 mg/L 左右，COD 平均去除率达到77.35%，相应的COD 处理负荷达到0.36 kg/（m3·d），废水经该工艺处理后COD已完全达到了当地规定的排放标准要求。
图3 第二阶段COD 去除效果
3.1.3反冲洗后BAF 恢复阶段
受生物絮凝吸附、过滤、污泥新陈代谢等作用影响，BAF 运行一段时间后会发生滤孔堵塞和处理效率下降的情况，所以需要定期对系统进行反冲洗。
BAF 反冲洗后对废水COD 的处理效果见图4。由图4看出，本阶段整个系统处理效果不稳定，尤其在利用BAF 出水进行反冲洗后，1～3 d 内COD 去除率较低，出水COD 较高。其原因在于进水量瞬间加大，导致处理负荷急剧升高；此外反冲洗时BAF 中的生物絮体、衰老的生物膜和过滤截获的颗粒物被冲到水中，导致出水混浊，COD 大大升高。鉴于反冲洗出水水质大大超出排放标准，应将其排到调节池重新处理。从第3 天开始进水量逐步升高，但从图4 可以看出，整个BAF 系统正逐步恢复，COD 也趋近60 mg/L。
图4 第三阶段COD 去除效果
3.2 BAF 对其他水质指标的影响
3.2.1废水pH 的变化情况
原水经该厂原有混凝沉淀工艺初步处理后，进入BAF 系统时的平均pH 为9.0，基本处于超标边缘，直接排放可能会造成河流污染、土壤碱化等危害。采用BAF 处理后，由于系统中微生物的硝化作用消耗了废水中的碱度（主要为NH4+），出水pH 基本维持在7.9 左右，可保证出水在任意时段达标。
3.2.2废水中氨氮的变化情况
废水经过BAF 系统处理后水中氨氮有所下降，由19.86 mg/L 降至13.89 mg/L，但尚未达到排放标准，这是由于硝化细菌的最佳存活与增殖温度是25 ℃，而实验期间系统在连续进水后水温基本维持在11～16 ℃，在这个温度下BAF 中硝化细菌的生长速度和活性受到抑制，由此导致氨氮去除效果不佳。
3.2.3废水中络合态铜变化情况
铜氨废水中的铜主要以络离子〔Cu（NH3）4〕2+存在，Cu2+非常少。BAF 对Cu 络合物的去除作用体现在从〔Cu（NH3）4〕2+中分离出Cu2+，使之与废水中原有的OH-反应生成Cu（OH）2沉淀，从而被BAF 生物絮凝吸附。
BAF 处理后废水中的络合态Cu 总体呈下降趋势（由1.40 mg/L 降至0.82 mg/L），但出水并未达标。这是由于BAF 内硝化作用及对Cu（OH）2絮凝吸附的最佳温度是20～30 ℃，而系统连续进水后水温基本维持在11～16 ℃，严重抑制了生物膜的吸附活性，导致对Cu 的去除效果不甚理想。。
4 结论
（1）运用BAF 工艺深度处理某印刷电路板厂PCB 废水，当进水COD 负荷为0.12 kg/（m3·d），进水平均COD 为187.8 mg/L 时，该工艺出水平均COD可降至41.8 mg/L；当进水COD 负荷提高至0.36kg/（m3·d）时，出水平均COD 也能降至42.1 mg/L，完全达到当地相对较为严格的废水排放标准要求。
（2）由于反冲洗出水水质无法达到排放标准的要求，应将其排放到调节池重新处理。反冲洗周期约为15 d。
（3）实验期间水温为11～16 ℃，BAF 中硝化细菌的生长速度和活性受到抑制，生物膜的絮凝吸附活性降低，导致氨氮和络合态Cu 的去除效果不甚理想。需考虑采取相应措施适当提高滤池水温或对出水中的氨氮和Cu 作进一步处理。
