謝建軍，陳程遠(yuǎn)，楊文申，郎 林

（1.中國科學(xué)院廣州能源研究所，廣州 510640；2.中國科學(xué)院可再生能源重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510640；3.廣東省新能源和可再生能源研究開發(fā)與應(yīng)用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室；4.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049）

0 引 言

生物質(zhì)氣化技術(shù)需配套凈化、余熱回收工藝以提高燃?xì)鉂崈舳炔⒃黾幽芰坷眯?。燃?xì)鈨艋坝酂崂迷O(shè)備如水噴淋塔、余熱回收鍋爐等通常以水為介質(zhì)，高溫粗燃?xì)馀c之直接或間接接觸進(jìn)行凈化或換熱，在這些過程中水往往循環(huán)使用。但隨循環(huán)次數(shù)增加，水體中逐漸混入大量粉塵、飛灰和焦油，水質(zhì)由此變差。循環(huán)水中特征污染物[1]為有機(jī)污染物、揮發(fā)酚、NH3-N、固體顆粒，屬難降解高濃度有機(jī)廢水；且經(jīng)歷循環(huán)后水溫維持在50℃～60℃，較高溫度導(dǎo)致無組織排放少量惡臭氣體。危害用水設(shè)備的順利運(yùn)行且污染現(xiàn)場工作環(huán)境。因此亟需開展生物質(zhì)氣化工藝廢水處理研究。

煤氣化廢水與生物質(zhì)氣化產(chǎn)生的廢水具有一定相似性，其處理方法可作為借鑒參考[2-5]。綜合起來，針對此類廢水的處理有物理、化學(xué)與生物法。物理處理法[6-7]主要有萃取、吸附、膜分離等。化學(xué)處理法[7-9]是指利用化學(xué)反應(yīng)來處理廢水的方法，包括化學(xué)沉淀法、焚燒法、化學(xué)氧化法、等離子體氧化法等，經(jīng)上述處理可滿足排放的要求。生物法[10-12]是在無氧或有氧條件下，廢水中的有機(jī)物作為相關(guān)微生物的營養(yǎng)物質(zhì)而被氧化分解，從而降低廢水中有機(jī)物濃度來達(dá)到凈化的目的。

生物質(zhì)氣化廢水組成區(qū)別于煤氣化廢水，前者含有大量的焦油、粉塵等雜質(zhì)[13]。其中含有的化合物數(shù)量達(dá)300 多種，多為單環(huán)、多環(huán)芳烴；粉塵是半焦、灰分、殘?zhí)康目偡Q。因此，生物質(zhì)氣化廢水凈化有其獨(dú)特性和復(fù)雜性[14-16]：生物質(zhì)氣化廢水是液固混合懸濁液，所含有機(jī)物濃度是煤氣化廢水的數(shù)倍，處理起來難度很大；新增廢水量較少，且可生化降解性能差，不適宜采用生化處理法。

現(xiàn)階段缺乏對生物質(zhì)氣化廢水水質(zhì)成分特性分析數(shù)據(jù)，更無針對性的簡單且有效的處理手段。本文擬對生物質(zhì)氣化試驗(yàn)現(xiàn)場產(chǎn)生的廢水進(jìn)行水質(zhì)水量分析，并以生物質(zhì)氣化廢水為對象，進(jìn)行減壓蒸餾、芬頓氧化預(yù)處理實(shí)驗(yàn)研究，探索廢水中化學(xué)需氧量（chemical oxygen demand,COD）、NH4-N 等的最佳預(yù)處理?xiàng)l件。實(shí)驗(yàn)結(jié)果得到的較潔凈廢水一方面可作為燃?xì)鈨艋坝酂峄厥赵O(shè)備的循環(huán)回用補(bǔ)充水，另一方面亦可降低后續(xù)生物處理的進(jìn)水負(fù)荷，為開發(fā)生物質(zhì)氣化廢水深度凈化工藝提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)水樣

實(shí)驗(yàn)使用的廢水水樣取自生物質(zhì)氣化試驗(yàn)現(xiàn)場的儲(chǔ)水池。儲(chǔ)水池與粗燃?xì)馑畤娏芩⒂酂峄厥斟仩t等相連，生物質(zhì)氣化工藝配套公用工程的排水、循環(huán)回用水經(jīng)混合池混合后儲(chǔ)存于此。廢水呈深棕色，并混有較多黑色顆粒物而相對黏稠。

1.2 廢水處理方法

廢水預(yù)處理實(shí)驗(yàn)包括減壓蒸餾、芬頓氧化兩步序貫操作，具體如下。

1.2.1 減壓蒸餾

減壓蒸餾實(shí)驗(yàn)裝置包括旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀、恒溫水浴鍋、低溫冷卻水循環(huán)泵和真空泵4 個(gè)主要部分。減壓蒸餾實(shí)驗(yàn)步驟如下：①將低溫冷卻水循環(huán)泵開啟，設(shè)置水溫5℃，并連接旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀；②在抽濾裝置上濾去廢水中的大顆粒固體雜質(zhì)；③取過濾后的廢水150 mL，置入旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀的蒸餾瓶；④連接真空泵，加熱恒溫水浴鍋的水浴溫度至70℃～95℃；⑤設(shè)置旋轉(zhuǎn)速率為50～100 r/min；⑥將蒸餾瓶置入恒溫水浴，并設(shè)置真空度開始蒸餾。待實(shí)驗(yàn)完畢后留置蒸出液及蒸余液，測定各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)，并記錄旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)時(shí)間、蒸出液與蒸余液體積。蒸出液繼續(xù)經(jīng)芬頓氧化處理；蒸余液含碳量較高，具有一定的熱值，可與生物質(zhì)原料混合后送入氣化爐氣化。

1.2.2 芬頓氧化

芬頓氧化指以H2O2為氧化劑，對廢水中的還原態(tài)化合物進(jìn)行無選擇性氧化，以去除COD 等污染物的過程。Fe2+離子存在時(shí)可強(qiáng)化H2O2的氧化能力[7]。實(shí)驗(yàn)過程為將1.2.1 節(jié)減壓蒸餾實(shí)驗(yàn)得到的清液20 mL 倒入平底燒杯，加入FeSO4粉末，再用磁力攪拌子攪拌至完全溶解后，加入H2SO4溶液將蒸餾清液的pH 值調(diào)為2～4，混合均勻后再緩慢加入H2O2常溫?cái)嚢璺磻?yīng)若干小時(shí)，隨即加入少量NaOH溶液將pH 調(diào)節(jié)到10 左右，并在70℃水浴中反應(yīng)2 h，以使Fe2+及Fe3+離子完全沉淀。然后在8 000 r/min轉(zhuǎn)速下離心沉淀5 min，取上清液二次離心后，再在70℃水浴里反應(yīng)1.5 h，以確保未完全反應(yīng)的H2O2被NaOH 分解。

1.3 分析方法

利用HACH DR3900 分光光度計(jì)分別采用消解比色法、水楊酸法[17]測定廢水中的COD 和NH4-N含量。在測定COD 之前，需將廢水于150℃下采用HACH DRB200 消解反應(yīng)儀消解2 h。

采用德國Elementar 儀器公司Vario TOC 分析儀測定水樣中的溶解性總有機(jī)碳（total organic carbon,TOC）和總氮（total nitrogen,TN）。測定前需對樣品進(jìn)行預(yù)處理，以避免其中的強(qiáng)堿腐蝕測試儀器。樣品預(yù)處理過程如下：①加入適量色譜純磷酸，將樣品中的NaOH 中和，使呈弱酸性；②將樣品稀釋至一定濃度，使其在儀器上的響應(yīng)正好處于事先標(biāo)定好的工作曲線區(qū)間內(nèi)；③利用水相納濾濾膜將樣品過濾，避免樣品中固體顆粒損壞儀器。

經(jīng)過預(yù)處理后，先用樣品沖洗TOC 分析儀約2 min，待分析儀信號穩(wěn)定后即可進(jìn)樣；利用事先做好的標(biāo)準(zhǔn)曲線進(jìn)行定量計(jì)算，扣除空白樣數(shù)值，并根據(jù)稀釋倍數(shù)進(jìn)行換算，即可得TOC、TN 含量，結(jié)果以mg/L 表示。

2 結(jié)果與討論

2.1 生物質(zhì)氣化工藝廢水特征

2.1.1 水量特點(diǎn)

位于廣東省某地的生物質(zhì)氣化試驗(yàn)現(xiàn)場采用固定床將生物質(zhì)氣化得到可燃?xì)怏w。該氣化爐最大加料量為1 500 kg/h，負(fù)荷在30%～100%之間連續(xù)可調(diào)。

進(jìn)入氣化爐的生物質(zhì)原料通常含5%～30%水分，部分參與生物質(zhì)的水蒸氣氣化反應(yīng)被消耗，其余水分則呈氣態(tài)混入高溫粗燃?xì)庵校淮送?，原料中H 組分被氧化后，也以水蒸氣的形式存在于粗燃?xì)狻＿@些水蒸氣經(jīng)后續(xù)的粗燃?xì)庥酂峄厥占八畤娏軆艋?，最終流入儲(chǔ)水池。這兩部分水是構(gòu)成生物質(zhì)氣化工藝廢水增加量的主要來源。

循環(huán)水在水噴淋塔、間接換熱器內(nèi)與溫度較高的粗燃?xì)鈸Q熱而被加熱至60℃左右，由于水噴淋塔底部的水封、澄清池、儲(chǔ)水池與大氣相通，循環(huán)水可能蒸發(fā)并逃逸到周圍的大氣環(huán)境，從而導(dǎo)致總水量減少。因此整個(gè)工藝的廢水量是否增加，與水蒸發(fā)、水冷凝、生物質(zhì)水蒸氣氣化反應(yīng)、氣溫、晴雨天氣等氣象因素，或增加蓋板等封閉措施有關(guān)。

生物質(zhì)氣化原料為玉米秸稈顆粒、松木樹皮顆粒與廢紙，加料量約500 kg/h，連續(xù)運(yùn)行的每天9:00記錄澄清池水位，計(jì)算得到廢水增量。結(jié)果見表1。

表1 生物質(zhì)氣化工藝循環(huán)用水總量與增加量Table 1 Total amount and increase of circulating wastewater for biomass gasification process

由表1 可見，在6 天連續(xù)運(yùn)行過程中，試驗(yàn)裝置系統(tǒng)循環(huán)水總量為69.92～75.38 m3/h，廢水增加總量為4.52 m3。所使用的幾種原料水分在5%～15%之間，其中燒秸稈顆粒（含水量6.5%）時(shí)，水分增加較緩慢；當(dāng)燒含水量14.8%的樹皮顆粒時(shí)，水量增加較明顯；接著改燒廢紙（含水量5%）后，廢水總量增加不明顯甚至有小幅度下降，表明原料含水量對廢水增量影響較大。

2.1.2 水質(zhì)特點(diǎn)

取儲(chǔ)水池中的廢水進(jìn)行揮發(fā)酚、TN、NH4-N、五日生化需氧量（BOD5）、COD 等水質(zhì)參數(shù)分析，結(jié)果見表2。

表2 生物質(zhì)氣化工藝廢水水質(zhì)分析結(jié)果Table 2 Analysis of wastewater from biomass gasification

由表2 可見，生物質(zhì)氣化工藝廢水水質(zhì)有如下特點(diǎn)：①有機(jī)物濃度較高，COD 值為8.00×104mg/L，遠(yuǎn)大于煤炭焦化廢水；②含揮發(fā)酚1.81×103mg/L，其含量高、毒性大，不利于大部分生化細(xì)菌的生長；③所含揮發(fā)酚、NH4-N 與煤焦化廢水基本處于相同數(shù)量級水平；④計(jì)算得到BOD5/COD 值為0.12，表明該廢水可生化降解性能較差（＜0.30）。

2.2 廢水預(yù)處理實(shí)驗(yàn)

2.2.1 減壓蒸餾

本節(jié)考察蒸發(fā)溫度、真空度、旋轉(zhuǎn)速率等因素對廢水減壓蒸餾過程的影響。實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，提高蒸發(fā)溫度和真空度，均可使廢水蒸發(fā)速度加快，從而減少處理時(shí)間，并得到較多的蒸出液。當(dāng)廢水含灰量較高時(shí)，起始沸騰需要相對較高的真空度；當(dāng)廢水COD 較高時(shí)，起始沸騰可在較低的真空度下進(jìn)行。最佳實(shí)驗(yàn)條件為溫度85～90℃、真空度 ?0.07～?0.095 MPa、旋轉(zhuǎn)速率50～100 r/min。在此條件下，150 mL 廢水經(jīng)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)30～60 min 后，得到的蒸餾清液呈較澄清透明的淡黃色。取原廢水、蒸出液進(jìn)行COD、NH4-N、TN、TOC 分析，結(jié)果如圖1所示。

圖1 原廢水與減壓蒸餾蒸出液的水質(zhì)參數(shù)對比Fig.1 Comparison of water quality parameters between raw wastewater and distillated from vacuum distillation

由圖1 可見，經(jīng)過減壓蒸餾，廢水COD 含量從8.00×104mg/L 下降為2.05×104mg/L，COD 脫除率為74.38%；蒸余液COD 含量3.00×105mg/L。蒸餾清液的其他水質(zhì)參數(shù)如NH4-N、TN、TOC 的脫除率超過75%，尤其是NH4-N 含量，從2.58×103mg/L下降至143 mg/L，降低幅度達(dá)94.46%，可能與廢水中的銨鹽受熱后更易以NH3的形式逃逸有關(guān)。這表明減壓蒸餾具有較好的清污分離效果。

實(shí)驗(yàn)還發(fā)現(xiàn)，蒸余液與蒸餾清液體積（分別為22 mL、120 mL）之和略小于原廢水體積。這主要是如下兩方面的原因：①部分液體殘留在冷凝管及容器壁無法完全回收；②由于冷凝效率所限，可能部分物質(zhì)如水及低沸點(diǎn)有機(jī)物等未被全部冷凝，被真空泵的負(fù)壓所帶出而損失。

2.2.2 芬頓氧化

取2.2.1 節(jié)減壓蒸餾清液進(jìn)行芬頓氧化預(yù)處理研究，考察了H2O2與蒸餾清液質(zhì)量比、H2O2與Fe2+摩爾比、反應(yīng)時(shí)間、H2O2濃度等因素對COD、NH4-N、TOC、TN 等脫除率的影響。

（1）H2O2與蒸餾清液質(zhì)量比的影響

在Fe2+與H2O2的摩爾比1∶1、H2O2與蒸餾清液的質(zhì)量比2.10%～33.50%、反應(yīng)時(shí)間8 h 條件下，考察了H2O2與蒸餾清液的質(zhì)量比的影響。實(shí)驗(yàn)過程中發(fā)現(xiàn)，取30%H2O2加入到蒸餾清液30 s 后，開始冒出氣泡，約1 min 后水面上的泡沫開始消失，此時(shí)溶液從淡黃色變成紅褐色，且放熱劇烈，用手觸摸燒杯壁能察覺明顯的溫升，表明有機(jī)物被氧化并伴隨CO2析出；約1 h 后，溶液再次變?yōu)榫萍t色至磚紅色，這表明Fe2+被氧化成為了Fe3+。圖2 給出了H2O2與蒸餾清液質(zhì)量比對COD、TOC、NH4-N、TN 濃度的影響。

圖2 H2O2 與蒸餾清液質(zhì)量比對COD、TOC、NH4-N、TN濃度的影響Fig.2 Effect of mass ratio of H2O2 to distilled liquid on concentrations of COD,TOC,NH4-N,and TN

H2O2產(chǎn)生自由氧的半反應(yīng)如下：

O?能將有機(jī)物無選擇性地氧化，尤其是可對含苯環(huán)的物質(zhì)氧化礦化，因此理論上H2O2與蒸餾清液質(zhì)量比越高越好。由圖2 可見，隨H2O2加入量增加，蒸餾清液COD、TOC、NH4-N、TN 均出現(xiàn)不同程度的下降。當(dāng)加入2.10%的H2O2后，蒸餾清液COD、TOC、NH4-N 含量均急劇下降，其中NH4-N 的含量下降至10.5 mg/L，下降趨勢最為明顯，但TN 的含量基本保持不變；隨H2O2加入量繼續(xù)增加，COD、TOC、TN 等的含量進(jìn)一步下降，并最終達(dá)到穩(wěn)定值?？傮w而言，當(dāng)H2O2與蒸餾清液的質(zhì)量比從2.10%增加到33.50%，COD、TOC 從最初的2.05×104mg/L、6.04×104mg/L分別下降至843 mg/L、2.02×103mg/L；NH4-N、TN 從143 mg/L、667 mg/L 分別降至11.6 mg/L與273 mg/L，下降幅度很明顯。這表明H2O2是良好的廢水氧化劑，且氧化性能的高低與H2O2加入量的大小呈明顯的正相關(guān)關(guān)系。

由圖2 計(jì)算得到，H2O2與蒸餾清液的質(zhì)量比為33.50%時(shí)，出現(xiàn)COD、TOC、TN 脫除率最大值，分別為95.89%、66.53%和59.06%。在所研究的實(shí)驗(yàn)范圍，NH4-N 脫除率則介于91.89%～92.66%之間，基本保持不變。由圖2 還可得出，上述4 種污染物被H2O2氧化的難易程度順序?yàn)镹H4-N＞COD＞TN＞TOC。這可能與特征污染物的氧化?還原反應(yīng)電位及初始濃度有關(guān)。為降低H2O2使用成本，最佳H2O2與蒸餾清液質(zhì)量比以8%～15%為宜。

（2）H2O2與Fe2+摩爾比的影響

Fe2+離子存在時(shí)可強(qiáng)化H2O2的氧化能力，由于Fe2+離子可與H2O2反應(yīng)生成氧化能力更強(qiáng)的HO·自由基：

因此，較高的Fe2+濃度有利于脫除污染物，但H2O2濃度過高可能會(huì)使Fe2+迅速氧化為Fe3+，從而抑制HO?自由基的生成。本節(jié)研究H2O2與Fe2+摩爾比對蒸餾清液中幾種典型污染物脫除率的影響。在實(shí)驗(yàn)過程中，恒定30%H2O2質(zhì)量與蒸餾清液質(zhì)量的比值為8.40%不變，并通過改變FeSO4?7H2O 的加入質(zhì)量來調(diào)節(jié)Fe2+與H2O2摩爾比至0.13～2.00 之間，攪拌反應(yīng)持續(xù)8 h 后考察蒸餾清液中COD、NH4-N、TOC、TN 等污染物的脫除率。實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖3。

圖3 Fe2+與H2O2 摩爾比對COD、NH4-N、TOC、TN 脫除率的影響Fig.3 Effect of molar ratio of Fe2+ to H2O2 on removal efficiencies of COD,NH4-N,TOC and TN

由圖3 可見，隨Fe2+/H2O2摩爾比上升，NH4-N與TN 脫除率呈現(xiàn)單調(diào)遞增的規(guī)律，但提高幅度不大；而COD 及TOC 的脫除率則出現(xiàn)先降低后上升的變化趨勢。綜合考慮COD、NH4-N、TOC、TN這4 種特征污染物的脫除性能，最佳的脫除率出現(xiàn)在Fe2+與H2O2摩爾比為1.0 的情形，在此條件下，COD、NH4-N、TOC、TN 脫除率分別為79.21%、90.84%、66.16%和88.37%，這與理論計(jì)算的結(jié)果相一致[8]。

（3）反應(yīng)時(shí)間的影響

對于給定的化學(xué)反應(yīng)而言，隨反應(yīng)進(jìn)行，反應(yīng)物濃度會(huì)不斷降低，反應(yīng)速率因而也變得越來越慢。該情形下反應(yīng)速率雖慢但化學(xué)反應(yīng)還在繼續(xù)進(jìn)行，因此反應(yīng)物尚在消耗，產(chǎn)物得率亦隨之緩慢上升。然而從廢水處理工程實(shí)踐的角度，往往希望能在較短的時(shí)間里得到最佳的反應(yīng)效果。因此本節(jié)考察了廢水芬頓氧化反應(yīng)時(shí)間對污染物脫除率的影響。

在H2O2與蒸餾清液質(zhì)量比為33.50%、H2O2與Fe2+摩爾比為1.0 條件下，分別反應(yīng)到第8 h 和第21 h 后取樣，分析蒸餾清液COD、NH4-N、TOC、TN 含量并計(jì)算其脫除率，實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖4。由圖4可見，將反應(yīng)時(shí)間從8 h 延長到21 h，對提高COD及NH4-N 脫除率并無幫助，但可大幅度提高TOC與TN 的脫除率，這可能和COD、NH4-N 與H2O2的氧化?還原反應(yīng)速率較快有關(guān)，即反應(yīng)在8 h 內(nèi)已達(dá)化學(xué)平衡，因此蒸餾清液中COD 及NH4-N 濃度基本保持不變。而TOC、TN 較COD、NH4-N 更難被H2O2氧化，因此延長反應(yīng)時(shí)間有利于提高TOC、TN 脫除率。

圖4 H2O2 與蒸餾清液的質(zhì)量比為33.50%時(shí)反應(yīng)時(shí)間對COD、NH4-N、TOC、TN 脫除率的影響Fig.4 Effect of reaction time on the removal efficiencies of COD,NH4-N,TOC and TN when the mass ratio of H2O2 to distilled liquid was kept at 33.50%

（4）H2O2濃度的影響

生物質(zhì)氣化廢水組成復(fù)雜，化學(xué)活潑性各異，既有結(jié)構(gòu)簡單的脂肪酸，也有較穩(wěn)定的烷基、甲氧基苯，還有多種酚類化合物，它們與H2O2的反應(yīng)速率也有差別。由于H2O2在Fe2+作用下分解成羥基自由基HO?的速度很快，HO?具有很高的電負(fù)性或親電性，如果在廢水中攪拌不充分、或局部區(qū)域HO?過剩的情況下，可能發(fā)生HO?與其他物質(zhì)分子之間的湮滅反應(yīng)，從而降低特征污染物的脫除效率。因此本節(jié)考察了H2O2的質(zhì)量濃度對特征污染物脫除率的影響。

實(shí)驗(yàn)過程中保持H2O2與蒸餾清液的質(zhì)量比為8.40%、Fe2+與H2O2摩爾比為0.25，改變H2O2的質(zhì)量百分比濃度（10%～30%），反應(yīng)8 h 后，取樣分析并計(jì)算蒸餾清液特征污染物的脫除率。結(jié)果如圖5 所示。

圖5 H2O2 濃度對COD、NH4-N、TOC、TN 脫除率的影響Fig.5 Effect of H2O2 concentration on removal efficiencies of COD,NH4-N,TOC and TN

由圖5 可見，將H2O2的質(zhì)量百分比濃度從10%提高到30%，COD、TOC、NH4-N 的脫除率基本保持不變，分別為82.8%、81.2%、42.4%；TN 脫除率略有上升，從18.1%提高到24.3%。這表明改變H2O2濃度對上述幾種特征污染物脫除率的影響不大。

3 結(jié) 論

對生物質(zhì)氣化試驗(yàn)現(xiàn)場產(chǎn)生的廢水進(jìn)行了水質(zhì)水量分析，并進(jìn)行了廢水減壓蒸餾、芬頓氧化預(yù)處理實(shí)驗(yàn)研究，結(jié)論如下：

（1）生物質(zhì)氣化工藝廢水COD 為8.00×104mg/L，具有有機(jī)物濃度高、可生化降解性差、水量小的特點(diǎn)。

（2）在85～90℃、真空度?0.07～?0.095 MPa條件下進(jìn)行廢水減壓蒸餾，得到較澄清的蒸餾清液，其體積約為原廢水的90%；COD、NH4-N 脫除率分別為74.38%、94.46%。蒸余液含碳量較高，可直接回氣化爐進(jìn)行氣化。

（3）芬頓氧化過程中將H2O2（30%質(zhì)量濃度）與蒸餾清液的質(zhì)量比從2.10%提高到33.50%，污染物脫除率上升；當(dāng)H2O2與蒸餾清液質(zhì)量比為8.40%，可將COD 從2.05×104mg/L 降至4.11×103mg/L，NH4-N 從143 mg/L 降至11.1 mg/L。經(jīng)處理后廢水的NH4-N 已滿足國家污水排放二級標(biāo)準(zhǔn)，但COD尚需進(jìn)一步處理。