混凝/厭氧/兼氧-好氧膜生物反應器組合新工藝處理制革廢水

聶麗君，鐘華文，周如金，林培喜，鄧澤聰，趙美甜，林志武

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混凝/厭氧/兼氧-好氧膜生物反應器組合新工藝處理制革廢水

聶麗君1，鐘華文1，周如金1，林培喜1，鄧澤聰1，趙美甜1，林志武2

（1廣東石油化工學院環境與生物工程學院，廣東 茂名 525000；2高州友盛皮革制品有限公司，廣東 茂名 525012）

針對制革廢水高懸浮物含量、高有機物濃度及高色度的特點，采用混凝/厭氧/兼氧-好氧膜生物反應器組合新工藝對其進行中試處理研究，重點考察混凝預處理的反應條件（pH、投藥量等）、生物反應器的啟動策略，以及水力停留時間（HRT）、溶解氧（DO）和水溫等運行參數對制革廢水處理效果的影響。結果表明：當混凝過程中pH為9.0～10.0，聚合氯化鋁（PACl）投加量為350～450 mg·L-1時，廢水懸浮物濃度（SS）、色度、總鉻和化學需氧量（COD）去除率的平均值分別為70.4%，73.9%，97.7%和37.9%；基于階梯負荷啟動策略，50 d左右完成聯合厭氧折流板反應器的啟動，厭氧環節在HRT為20 h、水溫30℃左右的條件下能夠去除68.2%左右的COD；通過對兼氧-好氧膜生物反應器中DO分布的研究和HRT的優化，該單元的COD和NH4-N的平均去除率分別達到67.7%和81.3%（HRT6 h，DO2.0～3.0 mg·L-1）。經過組合工藝的處理，系統出水各項主要指標（COD、NH4-N、SS、色度和總鉻等）達到DB 44/26—2001一級排放標準，表明本文提出的新工藝在制革廢水處理中具有良好的應用前景。

制革廢水；混凝；厭氧折流板反應器；兼氧-好氧膜生物反應器；水力停留時間

引 言

制革廢水的特點是水量大，成分復雜，懸浮物質含量多，有機污染物濃度高，并含有一定的色度。制革廢水的處理流程可分為一級處理和二級處理兩部分[1-2]。一級處理工藝一般由格柵、調節池和沉淀池組成，目前也常采用化學混凝強化一級處理，以降低二級生物處理工藝的有機污染物負荷；針對有機污染物濃度較高的制革廢水，二級處理工藝的主體構筑物可采用厭氧-好氧聯合處理[3-4]，這樣可以最大程度地發揮各處理單元的優勢，既保證出水水質，又減少能耗，降低運行成本。

厭氧折流板反應器與兼氧-好氧膜生物反應器組合工藝（ABR/A/O-MBR工藝）是新型的污水厭氧與好氧生物處理工藝[5-6]，其中厭氧折流板反應器ABR（anaerobic baffled reactor，ABR）在高負荷情況下，具有高效截留活性微生物、運行費用低、剩余污泥少等優點，適用于處理高濃度有機廢水[7-8]；膜生物反應器MBR（membrane bio-reactor，MBR）是一種將生物處理和膜分離相結合的新型水處理技術，膜的截留作用可以保持較高的污泥濃度，有效微生物不易流失，使難降解有機物得到充分去除，可實現水力停留時間（HRT）和污泥齡（SRT）的完全分離，而且MBR的出水水質好[9-10]。本試驗主要研究混凝/厭氧/兼氧-好氧膜生物反應器組合新工藝對制革廢水的處理效能，為工程應用提供技術支撐。

1 試驗部分

1.1 試驗用水

試驗用廢水來源于某皮革加工廠，廢水排放量為2500 t·d-1，廢水水質指標見表1。對照《廣東省地方標準水污染物排放限值》(DB 44/26—2001) 第一類、第二類污染物第二時段一級標準，綜合來看，該制革廢水的主要污染物（指標）為COD、SS、NH4-N、總鉻和色度；而、總磷含量均較低，試驗過程暫且不予考慮。

表1 原水水質

試驗過程中ABR系統的水樣取自沉淀池后出水，MBR系統則直接取膜出水，并進行相應指標檢測。

1.2 分析方法及儀器

分析方法：pH采用pH計測定，DO采用溶解氧測定儀；其他水質指標按照《水和廢水監測分析方法》[11]進行，其中SS測定采用重量法；COD測定采用重鉻酸鉀法；NH4-N測定采用納氏試劑分光光度法；TN測定采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法；色度測定采用稀釋倍數法；TP測定采用鉬銻抗分光光度法；總鉻測定采用高錳酸鉀氧化二苯碳酰二肼分光光度法；S2-測定采用對氨基二甲基苯胺光度法。

儀器：HJ-6型六聯磁力攪拌器（常州普天儀器制造有限公司），JPBJ-608便攜式溶解氧測定儀（上海精密科學有限公司），FA2004B型電子天平（上海精密科學儀器有限公司），DHG-9146A型電熱恒溫鼓風干燥箱（上海精宏實驗設備有限公司），PHSJ-4A型pH計（上海儀電科學儀器股份有限公司），HCA-100型標準化學需氧量消解儀（南京科環分析儀器有限公司），721系列紫外可見分光光度計（天津市光學儀器廠），酸化-吹取-吸收裝置（自制）。

1.3 試驗過程及方法

1.3.1 廢水處理方法

將制革廢水首先進行化學混凝，去除大部分的SS和鉻離子后，調整pH后進入生化處理系統。生物處理部分先經厭氧生物ABR處理，去除大部分有機污染物以減輕后續好氧生物處理的負荷，其出水調節pH后進入A/O-MBR，經微生物凈化和膜過濾，去除廢水中COD、BOD5、NH4-N及總氮等污染物，最終出水可達到排放標準。污泥進入污泥池，經干化處理后外運，試驗廢水處理工藝流程如圖1所示。

圖1 制革廢水處理工藝流程

試驗過程中，首先進行處理設備的單元試驗，確定最優工藝參數，然后在最優條件下進行組合工藝的綜合試驗，以尋求工藝的最佳處理效能。

1.3.2 主要試驗裝置的設計

（1）ABR反應器結構設計

ABR是一種新型的高效厭氧反應器，由多隔室組成，每個隔室垂直方向設置安裝折流板（結構示意圖如圖2所示），反應器內的廢水在折流板的作用下，作上下流動，加大廢水在反應器內的停留時間，提高處理效果；垂直設置的折流板還具有阻擋和沉降污泥的作用，使反應過程的微生物能被有效地截留在反應器中，提高微生物量；ABR反應器在運行時呈現整體推流、每個隔室全混的流態，因此可以得到穩定的處理效果[12-14]。

圖2 ABR反應器結構示意圖

試驗用ABR反應器是由PVC板制成的長方體結構，長、寬、高分別為1000 mm、400 mm、1000 mm，有效容積約320 L。內部分成4個隔室，每個隔室有一個降流區和一個升流區，降流區與升流區的寬度比（水平方向）為 1:4，折流板底部傾度約為75°。

（2）MBR反應器結構設計

近年來，MBR已在國內污水處理方面得到一些應用[15]。試驗用MBR采用課題組自行設計的一體式MBR，即生物膜-膜組件結合于一體的膜生物反應器（結構示意圖如圖3所示），是由PVC制成的圓柱體，直徑和池高分別為500 mm和1200 mm，有效水深為500～1000 mm，有效容積為100～200 L。在反應器內加裝填料，膜組件置于生物反應器內部，選用國內生產的聚偏氟乙烯（PVDF）中空纖維膜,膜孔徑為0.1 μm,過濾面積為0.25 m2。廢水進入反應器內的生物膜區，在曝氣提升作用下，反應器內的廢水進行內循環，通過控制曝氣強度，調節反應器內廢水的DO梯度，對廢水進行硝化和反硝化作用。為便于試驗，設計可升降的出水堰，采用負壓抽吸出水方式，抽吸8 min，停抽2 min，MBR定期定量排泥，保持穩定的污泥濃度。

圖3 MBR反應器結構示意圖

1.3.3 微生物培養和啟動運行方式

本試驗采用階梯負荷法進行微生物的培養和啟動運行。首先進行ABR和MBR系統的微生物培養和啟動運行，待運行穩定后，再考察不同HRT及其他運行參數對制革廢水處理效果的試驗研究。

（1） ABR系統微生物的培養和啟動

ABR系統的接種污泥來源于制革廠儲水池的底泥，污泥濃度約為26 g·L-1，接種污泥量為其有效容積的3/5。將混凝預處理出水引入ABR反應器中，進行厭氧顆粒污泥的培養，進水COD在500～900 mg·L-1范圍，試驗期間反應器的水溫通過水浴夾套控制在（30±1）℃。啟動初期先采用低負荷培養，再通過較長的HRT以確保ABR在低負荷條件培養和啟動[16-17]。最初確定HRT為36 h，運行15 d后縮短至24 h，便于提高容積負荷和水力負荷；再運行15 d后縮短至12 h，此時COD容積負荷已達到1.2 kg·m-3·d-1以上，培養時間達50 d后，反應器內出現0.2～4 mm污泥顆粒，此時COD去除率可達50%，繼續保持HRT為12 h運行一段時間后，COD去除率穩定在60%以上，ABR系統啟動完成。

（2）MBR系統微生物的培養和啟動

取城市污水處理廠曝氣池中的成熟活性污泥，通過沉淀減少體積后可作為MBR的接種污泥[18-19]，接種污泥濃度約為6 g·L-1，接種污泥量為其有效容積的1/2。將ABR出水引入MBR進而培養好氧污泥。開始先給入ABR出水水量的1/3，2 d后水量增至ABR出水水量的1/2，再過2 d便可將ABR的出水全部給入MBR，10 d左右微生物培養完成，此時污泥區的污泥濃度為3～4 g·L-1。

2 結果與討論

2.1 混凝處理效果

根據前序試驗[20-21]，選用聚合氯化鋁（PACl）作為處理制革廢水的混凝藥劑，常溫條件下，用1000 ml燒杯取500 ml水樣，采用磁力攪拌，通過靜態混凝試驗確定最佳投藥量為350～450 mg·L-1，最佳pH為9.0～10.0，在此條件下反應過程中產生的礬花較多，沉淀速度快，上清液呈淡黃色，混凝效果最為理想。在此最佳條件下處理制革廢水，對混凝前后的水樣測定SS、色度、COD、總Cr和pH等指標，并計算其平均值、去除率和標準差，如表2所示。

表2 化學混凝對制革廢水的處理效果

化學混凝比較適合去除廢水中的細小微粒、膠體雜質及重金屬，對制革廢水中SS和總鉻具有非常理想的沉淀和脫色效果。由表2可知，該試驗對制革廢水的總鉻、色度和SS的平均去除率分別為97.7%、73.9%和70.4%，去除效果好，總鉻出水達到排放標準，化學混凝預處理效果顯著；而且隨著懸浮物SS和色度的去除，有機污染物也有部分削減，COD平均去除率可達37.9%，降低了有機負荷，減輕了后續生化處理的負擔。該過程處理后出水pH有所上升，為滿足后續生化過程要求，需將混凝后出水pH調整至6.5～8.0。

2.2 ABR系統處理效果

2.2.1 HRT對ABR處理效果的影響

通常情況下，一個廢水處理系統的效能需要由兩個方面來決定，一是污染物的去除率，二是污染物的去除負荷（即去除速率），僅當二者都處于相對較高水平時，處理系統的整體效能才為最佳。

HRT是ABR運行過程中重要的工程控制因素之一。為優化ABR處理系統HRT，調整進水COD為700～800 mg·L-1，污泥濃度穩定在5～6 g·L-1（增殖的污泥通過潛水泵排出），調節進水流量為10.7、12.8、16.0、21.3、32.0 L·h-1（對應HRT分別是30、25、20、15、10 h），以COD去除率和去除負荷為評價指標，探討HRT對ABR處理效果的影響，結果如圖4所示。

圖4 HRT對ABR處理效果的影響

由圖4可知，隨著HRT延長，COD平均去除率從36.5%增長到74.3%，增幅為37.8%；但去除負荷從0.67 kg·m-3·d-1降至0.45 kg·m-3·d-1，降低0.22 kg·m-3·d-1。為確定一個較為優化的HRT，需選擇同時具有較高的去除率和去除負荷。當HRT低于20 h，去除率明顯偏低，達不到處理效果，而且HRT過小可導致水流過快，減少活性污泥與廢水中有機污染物的充分接觸，影響處理效率；當HRT高于20 h，平均去除率68.0%增加至74.3%，提高不顯著，但平均去除負荷0.62 kg·m-3·d-1降至0.45 kg·m-3·d-1，降幅較大，導致處理效能降低，同時HRT過大，流速變慢，導致污泥與廢水不能充分混合，造成水流對污泥沖力小，容易使污泥積在反應器底部，形成死區。因此，適合的HRT是帶動污泥上升與污泥沉降的動態平衡[22]。因此綜合考慮，ABR系統的HRT確定為20 h，此時COD平均去除率為68.0%，去除負荷平均為0.62 kg·m-3·d-1，出水COD平均濃度為243 mg·L-1，污染物去除效果好，減少后續處理的負擔。

2.2.2 水溫對ABR處理效果的影響

廢水溫度對厭氧菌的影響較大。調整進水COD為700～800 mg·L-1，污泥濃度穩定在5～6 g·L-1（增殖的污泥通過潛水泵排出），HRT確定為20 h，以COD去除率為評價指標，研究水溫對ABR處理效果的影響，結果如圖5所示。

圖5 溫度對ABR處理效果的影響

由圖5可知，在低溫（10～20℃）、中溫（20～30℃）、高溫（30～40℃）超高溫（40～50℃）條件，COD平均去除率分別為20.8%、42.7%、68.2%和57.6%。在高溫區以下，COD去除率隨溫度升高而逐步增加，在高溫條件下達到最大值；當溫度繼續升高至超高溫時，COD去除率急劇降低。這是由于低溫條件下，微生物活性偏低，其新陳代謝速度緩慢，加上低溫條件下系統內傳質速率也偏低，導致底物利用率不足而降解困難，COD去除率偏低[23]；隨著溫度升高，微生物活性更好，廢水中的傳質速率增加，生物反應速率加快，COD去除率增加，最高可達68.2%。處理制革廢水的ABR的厭氧微生物屬于中高溫微生物菌群[24-25]，而水溫在超高溫時，由于溫度過高，微生物過于敏感而導致微生物中酶的活性降低[23,26]，不能充分發揮作用， COD去除率隨之降低。實際工程運行中，隨著溫度的升高，運行成本也在增加，因此綜合考慮，本試驗廢水溫度控制在30～35℃，此時ABR出水COD的平均濃度為237 mg·L-1。

2.3 MBR系統處理效果

2.3.1 HRT對MBR處理效果的影響

為確定MBR處理系統的最佳HRT，控制進水COD為200～300 mg·L-1，污泥濃度穩定在3～4 g·L-1（增殖的污泥通過潛水泵排出），調節進水量分別為10.0、12.5、16.6、25.0、50.0 L·h-1（對應HRT分別是10、8、6、4、2 h），以COD去除率和去除負荷為評價指標，探討HRT對A/O-MBR處理效果的影響，結果如圖6所示。

圖6 HRT對MBR處理效果的影響

由圖6可知，在HRT為6 h時，COD去除率達到較高值，接近68.6%，而此時的去除負荷為0.60 kg·m-3·d-1。如果HRT低于6 h，則去除率下降較明顯，且達不到出水水質要求；而HRT高于6 h，去除率提高不明顯，但此時去除負荷下降較大，從0.60 kg·m-3·d-1降到0.38 kg·m-3·d-1，說明處理系統的處理效能較低。因此，綜合考慮，設計MBR系統的HRT為6 h左右。

2.3.2 pH對MBR處理效果的影響

控制進水COD為200～300 mg·L-1，污泥濃度穩定在3～4 g·L-1（增殖的污泥通過潛水泵排出），HRT控制在6 h，試驗過程中采用HCl或NaOH來調節廢水的pH，以COD和NH4-N去除率為評價指標，研究不同pH條件下MBR對廢水處理效果的影響，結果如圖7所示。

圖7 pH對MBR處理效果的影響

由圖7可見， COD去除率在pH為6.5～8.0時效果最好，pH小于6.5或大于8.0時，COD去除效果均降低，這是由于有效降解水中有機污染物的微生物屬于異養菌，該類型異養菌受pH影響較小，廢水允許的pH范圍較廣，試驗過程易于控制；NH4-N的降解則受pH影響較大，當pH小于6.5時，硝化速率較低，當pH達到7.0以上時，NH4-N降解明顯提高達到最佳，去除率達70%～80%，這主要是因為硝化反應過程會產生一定量的H＋，產生的H＋可消耗水中的堿度，所以一般要求進水pH要稍高一些。據有關文獻[27]報道，硝化反應的最佳pH可以達到8.4，但這一條件是單純硝化的結果，而在廢水的有機污染物濃度較高情況下，過高的pH會影響有機污染物的降解，也會影響到NH4-N的降解，還有pH過高需要消耗大量的堿而增加成本。所以，試驗pH控制在7.0～8.0為宜。

2.3.3 DO對MBR處理效果的影響

MBR為好氧生物處理工藝，溶解氧DO是影響其處理效果的重要因素[28]。調整進水COD為200～300 mg·L-1，污泥濃度穩定在3～4 g·L-1（增殖的污泥通過潛水泵排出），HRT控制在6 h，pH控制在7.0～8.0，試驗通過改變曝氣量來控制反應器水中DO分布，以COD和NH4-N去除率為評價指標，研究DO變化對制革廢水處理效果的影響。圖8是主要污染指標降解隨DO變化的情況。

圖8 DO與MBR處理效果的關系

由圖8看出，在DO大于2.0 mg·L-1時，COD去除率雖然還在升高，但變得較平緩，去除率達70%左右；而NH4-N降解則在DO達到3.0 mg·L-1以上時才達到最好效果，NH4-N去除率可達81%。這說明，相對異養菌來說，硝化菌這種自養菌對DO的要求更為嚴格，DO 是決定硝化菌進行硝化作用的關鍵因素[29]，DO越高，好氧硝化作用越充分，進而NH4-N降解效果越完善，相反DO不足時，NH4-N去除效率降低很快。

DO濃度的大小是一體式A/O-MBR循環式生化反應器除碳脫氮的重要影響因素。一般情況下，反硝化脫氮要求DO小于0.5 mg·L-1。雖然較高的DO有利于COD和NH4-N的降解，卻會影響反硝化脫氮過程。試驗在不同曝氣條件下，通過對MBR曝氣區和生物膜缺氧區不同斷面（反應器縱向斷面自上向下）DO濃度分析可知，曝氣區由于曝氣過程帶來的提升和混合，DO基本沒有梯度，而生物膜缺氧區DO則有明顯梯度。MBR中DO的分布如圖9所示。

圖9 曝氣區DO對生物膜區DO分布的影響

由圖9可知，MBR生物膜區DO呈現自上向下遞減的趨勢。一體式MBR的工作原理類似于A/O生物脫氮工藝，硝化作用和反硝化作用可以在不同的好氧區和缺氧區進行。如果控制曝氣區DO在較低的范圍，生物膜區呈現缺氧狀態，則利于反硝化脫氮。圖9顯示，當曝氣區DO為2～3 mg·L-1時，生物膜大部分區域DO小于0.5 mg·L-1，處于缺氧環境，進而構成反硝化作用條件，實現脫氮目的[30]；另一方面由于膜的高效截留，使得MBR系統內污泥濃度偏高，容易形成較大顆粒絮體，受曝氣過程中DO的傳質影響，活性污泥絮體內和膜表面容易形成缺氧環境[31]，使硝酸鹽被反硝化細菌還原成N2或N2O，達到氮的去除。

2.4 綜合處理效果分析

調節制革廢水的pH到9.0～10.0，按400 mg·L-1投加聚合氯化鋁；再進入ABR/A/O-MBR處理系統；進水溫度控制為30～35℃，ABR和MBR的HRT分別控制為20 h和6 h，pH分別調至6.5～8.0和7.0～8.0，MBR的溶解氧DO控制為2.0～3.0 mg·L-1，工藝連續運行1個多月，對制革廢水的主要污染指標COD、SS、NH4-N、TN、色度和總鉻進行監測，對照《廣東省地方標準水污染物排放限值》(DB 44/26—2001)一級標準，結果如表3所示。

從表3看出，經混凝預處理后，ABR/A/O-MBR組合工藝處理效率較高，廢水的COD、SS、NH4-N、TN、色度和總鉻的平均去除率分別達到93.9%、92.7%、81.3%、53.5%、95.7%和99.0%，其中一體式MBR的平均去除率分別為67.7%、73.8%、81.3%、53.5%、75.3%和25.4%。當混凝前進水COD的平均濃度為1175 mg·L-1時，ABR和MBR單元處理制革廢水的COD平均去除率僅為69.2%和67.7%，COD去除負荷均為0.60 kg·m-3·d-1左右，去除率和去除負荷都不是很高。研究表明[32]，制革廢水難降解COD范圍主要集中在200～300 mg·L-1之間，是因為制革廢水中含有大量如單寧、木質素、染料等難生物降解物質導致。雖然ABR/A/O-MBR組合工藝的去除率和去除負荷都不是很高，但該工藝在去除COD的同時，還承擔硝化和反硝化的脫氮功能，說明該組合工藝綜合來說依然是一種處理效率較高的生物處理技術，且處理出水水質好，可確保水質達到規定要求。

表3 混凝/厭氧/兼氧-好氧膜生物反應器組合新工藝處理制革廢水的結果統計

3 結 論

（1）化學混凝對制革廢水具有理想的沉淀及脫色效果。當 pH為9.0～10.0，聚合氯化鋁（PACl）投加量為350～450 mg·L-1時，混凝對制革廢水的SS、色度、總鉻和COD的平均去除率分別為70.4%，73.9%，97.7%和37.9%。

（2）ABR和A/O-MBR是當前廢（污）水厭氧和好氧生物處理的新型技術，將兩者聯合處理制革廢水，在反應器設計HRT分別為20 h和6 h，MBR的DO為2.0～3.0 mg·L-1時，ABR和A/O-MBR對COD的平均去除率分別為69.2%和67.7%，對COD的平均去除負荷均在0.60 kg·m-3·d-1左右；同時，A/O-MBR對SS、NH4-N、TN和色度等指標的平均去除率分別為73.8%、81.3%、53.5%和75.3%。

（3）DO是A/O-MBR系統除碳脫氮的重要影響因素，生物膜區DO呈現由上到下遞減的趨勢，當曝氣區DO控制在2.0～3.0 mg·L-1時，生物膜區較大區域DO小于0.5 mg·L-1，有利于A/O-MBR的除碳脫氮。

（4）采用混凝/厭氧/兼氧-好氧膜生物反應器組合新工藝處理制革廢水，出水COD、NH4-N、SS、色度和總鉻等指標均可達到《廣東省地方標準水污染物排放限值》(DB 44/26—2001)的一級標準，該工藝具有除碳脫氮效率高、結構緊湊和出水水質好等優點，在制革廢水處理中具有良好的應用前景。

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Treatment of tanning wastewater by integrated process consisted of coagulation, anaerobic baffled reactor and anoxic/aerobic-membrane bioreactor

NIE Lijun1, ZHONG Huawen1, ZHOU Rujin1, LIN Peixi1, DENG Zecong1, ZHAO Meitian1, LIN Zhiwu2

(1College of Environment and Biological Engineering, Guangdong University of Petrochemical Technology, Maoming 525000, Guangdong, China;2Gaozhou Yousheng Leather Products Co., Ltd., Maoming 525012, Guangdong, China)

Tanning wastewater is difficult to be treated due to its high concentration of suspended solids (SS), organic matters and chroma. In this work, an integrated process was proposed to treat the wastewater, which consisted of coagulation, anaerobic baffled reactor (ABR) and anoxic/aerobic-membrane bioreactor (A/O-MBR). The influences of coagulation conditions, ABR startup strategy and operation parameters (HRT, DO and temperature,.) on treatment effects were mainly investigated. The results showed that during the coagulation process (pH of 9.0—10.0 and PACl dosage of 350—450 mg·L-1), the average removal rates of SS, chroma, total Cr and COD were 70.4%, 73.9%, 97.7% and 37.9%, respectively. Based on the strategy of stepped-loading, the ABR process startup was finished within 50 d, and after that a 68.2% of COD removal rate was achieved at the HRT of 20 h and temperature of 30℃. Through the optimizations of HRT (6 h) and DO (DO2.0—3.0 mg·L-1) in the A/O-MBR the removal rates of COD and NH4-N were 67.7% and 81.3%, respectively. As a result, the final effluent quality well met the first class standard of DB 44/26—2001, demonstrating that the integrated process proposed in this paper was very promising to treat tanning wastewater.

tanning wastewater; coagulation; anaerobic baffled reactor (ABR); anoxic/aerobic-membrane bioreactor (A/O-MBR); hydraulic retention time (HRT)

supported by the Foundation of Science and Technology Project of Guangdong Province (2014A020223008).

date: 2016-01-27.

NIE Lijun, associate professor, nlj958@163.com

X 703

A

0438—1157（2016）09—3995—09

10.11949/j.issn.0438-1157.20160123

廣東省科技計劃項目（2014A020223008）。

2016-01-27收到初稿，2016-05-15收到修改稿。

聯系人及第一作者：聶麗君（1971—），女，副教授。