双氧水(H₂O₂，30%)与硫酸亚铁(FeSO₄·7H₂O)均为分析纯；高浓度液晶废水取自青岛迪爱生精细化学有限公司，水质如下：COD=150 000 mg·L⁻¹，pH=4.61，BOD/COD=0.15，TN=36 mg·L⁻¹，TP=1 mg·L⁻¹；活性污泥取自青岛海泊河污水处理厂，污泥浓度为8 500 mg·L⁻¹，污泥体积指数为80%，使用前进行稀释和曝气驯化。

pH计(BOX389，美国HACH公司)；COD测定仪(DR2800，美国HACH公司)；加热磁力搅拌器(AICE 78-1，北京神泰仪器公司)；台式离心机(Sorvall ST8，美国Thermo公司)；电子天平(HZY-B，上海华志公司)；电热恒温干燥箱(202-0AB，天津泰斯特仪器有限公司)；多功能恒温器(MH2800A，天津奥特赛恩斯仪器有限公司)；微波炉(M1-L213B，美的)；液相色谱-质谱联用仪(2695-Waters ZQ4000，美国Waters公司)；气相色谱-质谱联用仪(6890N/5973i，美国Agilent公司)。

首先将液晶废水pH调至3，然后排入芬顿反应池进行反应。反应结束后，先将溶液pH回调至7，静置1~2 h后进行液泥分离，上层清水液及下层泥液的浓缩液共同排入SBR反应池进行生物好氧降解，浓缩的泥饼直接进入微波炉热解焚烧。在SBR反应池内，保持活性污泥浓度为4 500 mg·L⁻¹，水力停留时间为20 h，实验流程如图1所示。

采用COD测定仪测定废水COD；采用液相色谱-质谱和气相色谱-质谱分析废水中的主要物质。液相色谱-质谱分析条件如下：流动相组成为0.1%的乙酸(5%)+甲醇(95%)，流速为0.5 mL·min⁻¹，质谱扫描时间为10 min、扫描m/z为100~800；气相色谱-质谱分析条件如下：分离柱为Agilent DB-5Msui，0.25 mm×30 m，0.25 μm，气化室温度为280 ℃，载气为氦气，流速为40 mL·min⁻¹，采用梯度洗脱模式。

Fe²⁺∶H₂O₂对COD去除率的影响如图2所示。可以看出，随Fe²⁺∶H₂O₂的增大，COD去除率先增大后减小，最佳比值为1∶3。当Fe²⁺∶H₂O₂<1∶3时，随Fe²⁺浓度的增大，其催化H₂O₂产生的·OH及HO₂·自由基浓度提高，使更多的有机物被氧化降解，所以COD去除率上升，反应过程^[12]如式(1)和式(2)所示；但当Fe²⁺∶H₂O₂>1∶3时，过量的Fe²⁺会与有机污染物争夺·OH自由基，从而消耗了·OH自由基的浓度，进而抑制了Fenton反应的氧化降解能力，致使COD去除率下降，反应过程如式(3)所示。

芬顿试剂投加量(Fe²⁺浓度)对COD去除率的影响如图3所示。可以看出，COD去除率随芬顿试剂的增加而增大。在初始COD不变的情况下，增加芬顿试剂的投加量，可提高·OH及HO₂·自由基量等强氧化物质与污染物的碰撞与氧化概率^[13]，从而提高COD去除率。当Fe²⁺浓度超过0.3 mol·L⁻¹时，芬顿反应20 min，COD去除率已达到96%，说明液晶废水中的烷基葡萄糖苷已基本被氧化降解，继续提高芬顿试剂投加量不仅不会提高COD去除率，而且还会造成资源浪费。

pH对COD去除率的影响如图4所示。可以看出，随pH的增大，COD去除率先增大后减小，最佳pH为3，这与文献报道的芬顿反应最适宜的初始pH在2~4的研究结果^[14-15]是一致的。芬顿反应是自由基反应，它包括链引发、传递和终止3个阶段，其中链引发是芬顿反应的关键步骤。Fe²⁺是同质催化剂，H₂O₂是氧化剂，只有在酸性条件下，Fe²⁺催化H₂O₂产生·OH自由基，链引发反应启动，反应方程如式(1)所示，产生的·OH氧化降解有机污染物，所以酸性条件能提高芬顿氧化效率。当溶液初始pH超过3时，溶液中聚集的OH⁻不但与Fe²⁺发生絮凝副反应，而且还会与·OH发生反应，使得体系中·OH的浓度迅速降低，从而减弱了芬顿反应的氧化降解效率。

液晶废水进入芬顿反应池，反应20 min，沉淀1 h，出水稀释1.5倍待用。取400 mL稀释后的水置入SBR反应池(泥液5 L)，反应20 h，沉淀1 h，排水400 mL，间歇重复8个运行周期，计算芬顿与SBR单元反应前后COD、污泥浓度(MLSS)和污泥体积指数(SVI)，各周期进出水及污泥指标参数如表1所示。

由此可知，当芬顿进水COD在150 000 mg·L⁻¹时，出水COD为7 800~8 000 mg·L⁻¹，COD去除率在94.6%以上，说明大分子十二烷基葡萄糖苷基本被氧化降解成小分子物质。在SBR内，经生物好氧降解，出水COD为450~490 mg·L⁻¹，COD去除率在81%以上，说明水中的小分子物质被好氧生物降解为CO₂和H₂O。经过8个间歇运行周期，出水COD稳定在500 mg·L⁻¹以下，出水满足《污水排入城镇下水道水质标准》(GB/T 31962-2015)中B级标准，可以直接排入市政管网。当SBR单元进水污泥控制在4 500 mg·L⁻¹时，出水污泥从第1个运行周期的3 200 mg·L⁻¹逐渐下降到第3个周期的2 500 mg·L⁻¹，然后随运行周期逐渐回升，到第7个运行周期，出水污泥浓度与进水污泥浓度基本持平。在前3个运行周期，活性污泥中的微生物受到外界负荷的冲击，微生物衰减速率大于生长速率，所以前期污泥浓度明显降低；当污泥经过适应和驯化后，微生物生长速率开始大于衰减速率，出水污泥浓度逐渐上升并与出水污泥浓度基本持平。污泥体积指数随运行周期的延长先降低后升高。此外，污泥形态略有变化，在运行初期，污泥形态逐渐松散，到第4个运行周期，污泥形态基本保持不变，这说明污泥中的微生物菌群及活性已达到相对稳定的状态。HE等^[16]采用结晶-芬顿-SBR工艺处理高浓度含硫废水时，也发现了污泥中微生物的衰减与再生长现象。

为研究芬顿与SBR工艺产生的主要中间产物及产物变化情况，我们分别采用液相色谱及气相色谱对原水、芬顿出水及SBR出水进行分析，色谱图如图5所示。由图5(a)可以看出，液晶原废水成分较复杂，在液相色谱图中出现了2个主要物质色谱峰，保留时间分别为5.78 min和6.53 min。经推测，保留时间为5.78 min的物质为烷基葡萄糖苷(洗涤剂主要成分)；保留时间为6.53 min的物质为全氟辛酸(清洗剂主要成分)；此外，在保留时间为2.22、2.98、7.52、8.45和9.89 min处也出现了较明显的物质峰，他们主要是清洗剂中的一些低浓度添加成分。图5(b)为对应的气相色谱图。经分析，原水中含有4种主要的易挥发性有机污染物，出峰时间11.67 min的物质归属于乙醇，出峰时间14.05 min的物质归属于聚乙烯醇(清洗剂中的抗静电剂)。由此可见，液晶废水中含有十几种成分，主要成分为烷基葡萄糖苷、全氟辛酸、聚乙烯醇及乙醇等。因为清洗剂配方保密，很难解析所有成分，所以我们只对主要成分进行了分析。图5(c)和图5(d)分别为液晶废水经Fenton处理后出水液相色谱和气相色谱，与图5(a)液相色谱图对照，原水中的烷基葡萄糖苷被迅速氧化降解；而全氟辛酸含量基本不变，这个现象进一步证实了全氟辛酸很难被芬顿氧化降^[17]。与图5(b)原水气相色谱图对照，出峰时间11.67 min的物质信号峰强度明显变弱，而出峰时间14.05 min的物质信号峰几乎全部消失，这说明经芬顿处理后，水中的乙醇与聚乙烯醇基本被完全氧化降解。此外，在图5(d)中，出峰时间4.21 min处出现了1个产物峰，经外标法证实，该产物为CO₂。液晶废水经芬顿-SBR联合工艺处理后，出水中主要物质由原先的十几种降解为4种。对照原水及芬顿出水气相色谱图，SBR出水气相色谱(图5(f))中仅有CO₂一种产物；对照原水及芬顿出水液相色谱图，SBR出水液相色谱(图5(e))中仅剩3种成分(保留时间分别为8.52、5.82和2.20 min)，其他成分均已降解。结合液相色谱和气相色谱图谱，可推测液晶废水先经芬顿氧化降解成产生CO₂、有机酸、醇及其他有机产物，然后有机酸及醇等物质再经过SBR好氧生物降解，最后被矿化为CO₂和H₂O。

较传统热解，微波热解是一种均匀、快速的热解方式^[18]。微波热解功率和时间对热解效率的影响如图6所示。可以看出，随着微波热解功率和时间的增大，铁泥质量越来越低。当微波热解时间超过30 min时，泥渣质量从最初的150 g变为27 g，这说明铁泥中的水分及其他灰分已基本挥发，剩余的残渣为纯度较高的氧化铁副产物。微波热解反应路径为：Fe(OH)₂→Fe(OH)₃→Fe₂O₃+H₂O。MONDAL等^[19]采用微波热解技术成功地制备了氧化铁。此外，微波还具有杀菌消毒的作用，能杀灭铁泥中的一些微生物^[20]，实现了从危险废弃物到高附加值氧化铁的资源化转化。

1)芬顿预处理可将液晶废水中的大分子污染物氧化降解为小分子有机物，从而提高出水可生化性，为后续SBR的稳定运行提供保障。

2)芬顿出水经SBR工艺后，出水COD低于500 mg·L⁻¹，满足《污水排入城镇下水道水质标准》(GB/T 31962-2015)中B级标准。

3)芬顿反应产生的铁泥经微波热解后可变为附加值较高的氧化铁副产物。