摘要

農藥生產行業產生的高強度廢水含有一係列有毒汙染物(2,4-二氯苯氧乙酸:2,4-d;4-(2,4-二氯苯)丙酸:2,4- dp;4-(2,4-二氯苯氧基)丁酸:2,4- db;2, 4-dichlorophenol: 2, 4-DCP;2、4、6-trichlorophenol: 2、4、6-TCP;4-chlororthocresol: PCOC;4-氯-2-甲基苯氧乙酸:MCPA, 4-(4-氯-2-甲基苯氧基)丁酸:MCPB, 2-(4-氯-2-甲基苯氧基)丙酸:MCPP。這些農藥如果不通過汙水處理廠清除，就會進入自然環境和水源。經處理的廢水由《水框架指令》(WFD)等立法進行管理。文獻中發現的大多數研究集中在實驗室規模或中試規模的合成溶液、合成廢水。 Although these studies can provide information on the removal mechanisms and provide a comparison between process efficiency, they have limited practical applicability. The process that has been more widely used to treat high strength wastewaters rich in recalcitrant compounds at full-scale, is the combination of biological/granular activated carbon and granular activated carbon/biological processes. The pesticide production wastewater contains a variety of compounds, that can be removed by 80-90% using biological processes (such as membrane bioreactors) and granular activated carbon has been shown to selectively remove the pesticides, potentially creating a high quality effluent. Nevertheless, in order to assert processes design, efficiencies or costs, it is crucial to evaluate these processes experimentally．

簡介

根據歐洲委員會(歐共體)，農藥是有意用於消滅、驅趕、防止或遷移任何害蟲的任何物質或物質的混合物;用作植物調節劑、幹燥劑或落葉劑，或用作氮穩定劑(歐洲共同體，2016年)。殺蟲劑為調節與人類爭奪食物、維生素和礦物質的生物體提供了一種途徑，並防止對作物、牲畜和人類造成損害。在當今社會，農藥在農業經濟生產中起著重要作用，並為全球農業的大規模成功做出了貢獻。

農藥生產是在集中的工廠中進行的，涉及到大量人造化學品的合成和組合。在農藥生產過程中產生的廢物是廢水的來源，在向環境排放之前需要進一步處理。農藥生產廢水的特點因公司而異，這取決於目標作物和應用規模，如家庭和工業。例如，在農業工業中，與小花園等家庭應用相比，這些化學品可能更強、更危險。表1顯示了農藥生產廢水的典型特征。從已有的研究可以看出，其中存在很大的變化，例如，pH值在0.5[1]時為極酸性，pH值在14[2]時為極堿性，化學需氧量(COD)和生化需氧量(BOD)分別在150-33750 mg/L和30-11590 mg/L的範圍內(表1)。農藥生產廢水中的主要汙染物包括:2,4，二氯苯氧乙酸(2,4- d);4-(2,4 -二氯苯)丙酸(2,4- dp);4-(2,4，二氯苯氧基)丁酸(2,4- db);2, 4二氯苯酚(2,4-DCP);2、4、6-trichlorophenol(2、4、6-TCP); 4-chlororthocresol (PCOC); 4-chloro2-methyl phenoxyacetic acid (MCPA), 4-(4-chloro-2-methylphenoxy) butyric acid (MCPB) and mecoprop (MCPP) in the range of mg/L. These pesticides greatly vary in concentrations between each production sites. Concentrations of the above pesticides have been reported up to 2500 mg/L. In the UK, the pesticides present in the wastewater are highly variable with concentrations ranging from 0.1-107 mg/L.

pH值	生化需氧量 (毫克/升)	鱈魚 (毫克/升)	總懸浮固體	銨(毫克/升)	磷酸(毫克/升)	鱈魚/生化需氧量	參考文獻
0.5 - 2	260	3680	1750	-	250	14.2	[1]
6 - 9	30.	150	10	-	-	5	［5］
4 - 5	750 - 1200	2500 - 5000	40 - 50	40 - 50	300 - 400	-416 - 3.33	金等。[6]
1.5 - -2.5	6100	33700	-	3080	2040	5.52	Cheng等。[7]
2 - 8.5	37.2 - -49.5	124 - 366	-	-	-	3.33 - -7.39	[8]
12 - 14	2000 - 3000	6000 - 7000	250 - 300	-	-	2.33	Misra et al. [2]

表1:不同農藥生產廢水的表征

當試圖處理廢水時，這種巨大的變化提出了一個挑戰，因為這些貢獻參數是決定農藥廢水是否可以生物處理的關鍵，以及如果廢水成分頻繁變化，處理每個批次的變化是否有效。工業廢水需要特定的處理，才能在排放到環境之前成功地將特定的化合物去除到安全水平。不容易去除的化合物，如殺蟲劑，則被處理到安全水平，並被監測遵守情況，以保護環境。這是通過在非常嚴格的限製下減少分布在環境中的汙染數量來實現的。例如，對於淡水資源，一些頑固的殺蟲劑有其特定的限製。對於2,4‐二氯苯氧乙酸(2,4‐D)，極限為0.3µl/ l(平均值)和1.3µl/ l(95%)[3]。為了規範和維持水道(小溪、河流、下水道)的安全汙染水平，英國有幾個組織監測水質，其中包括歐盟組織(通過水框架指令- WFD)、食品和農村事務部(DEFRA)和環境署(EA)[4]。

迄今為止的大多數研究都集中在1至4種不同農藥的混合物中的農藥降解;更常見的殺蟲劑2,4-二氯苯氧乙酸(2,4- d)、2,4-二氯苯酚(2,4- dcp)、4-氯-2-甲基苯氧乙酸(MCPA)和4-氯正甲酚(PCOC)[9-13]。在實驗室規模使用合成農藥廢水進行的研究表明，處理濃度為0.9 - 20,000 μ g/L[14]的農藥，而在實驗室規模使用不同類型的農藥廢水進行的研究表明，處理濃度為<0.36 μ g/L至2500 mg/L的農藥[15,12]。這項審查的目的是確定處理含有混合汙染物的農藥生產廢水的最合適的工藝。

農藥生產廢水處理現狀

已有報道使用混凝、過濾、滴濾和常規活性汙泥(as)[12]等常規汙水處理工藝處理含農藥廢水。相反，這些過程並不能提供可靠有效的殺蟲劑處理方法。例如，許多研究報告稱，在處理高強度廢水時，由於汙染物表現出毒性和對微生物的耐藥性，生物過程具有挑戰性[6,16]。氯化除草劑2,4- d, 2,4- dcp, 2,4,6- tcp, MCPA和MCPP由於其結構、化學基團和顯著的半衰期，使用生物方法去除具有挑戰性，因此，前/後處理方案將確保這些氯化除草劑在排放[9]之前被去除。

根據美國環境保護署(EPA)的說法，去除水中有機化合物的最佳技術(BAT)是顆粒活性炭(GAC)，因為它能高效地處理包括農藥[17]在內的各種有機化合物。研究表明，當使用GAC作為預處理工藝時，由於與其他塊狀有機物對吸附孔的激烈競爭，農藥在GAC上的吸附降低了。這可能導致壽命縮短和介質再生頻率增加，使過程非常昂貴。文獻表明，使用GAC作為後處理可以提高吸附農藥的效率，因為在使用GAC柱[18]之前，大部分的大塊有機物將被去除。將膜生物反應器(MBR)和GAC結合起來，創建一個混合係統，將產生更強的高質量出水，因為從MBR中流出的有機物濃度較低，沒有懸浮固體，使GAC能夠靶向並去除剩餘的頑固汙染物[19]。

使用化學過程提供了另一種選擇，通過化學氧化去除廢水中的頑固農藥;例如高級氧化工藝(AOPs)。近幾十年來，由於對難降解廢水的高效處理，AOPs在去除工業和生活廢水中的汙染物方麵受到了廣泛關注[8,10,11,20-23]。高級氧化工藝可以通過產生非選擇性和高活性的羥基自由基來達到這一目的[24,25,22]，利用包括UV/TiO在內的各種AOPs，可實現51.4%至100%的去除率₂[10]、UV / H₂O₂[11]和Fenton過程[26,8]。

盡管殺蟲劑在世界範圍內大量生產，但關於生產廢水特征的信息非常少，關於如何有效和經濟地處理這類廢水的報道也很少。本綜述的目的是了解從農藥生產行業的高強度工業廢水中去除9種農藥(苯氧酸和二氯酸)的商業可用選項的技術現狀。

農藥生產廢水的處理

農藥生產廢水中氯代芳香族除草劑的化學和物理性質

農藥生產廢水中的氯化芳香族除草劑具有不同的化學和物理特性，這意味著它們具有不同的環境命運(表2)。為了了解和預測廢水中最有效的汙染物去除過程，關鍵是將汙染物的化學和物理特性與它們的環境命運聯係起來，如溶解度、分子量、結構辛醇/水係數(Log Kow)，汙泥分配係數(Kd)、亨利係數(Hc)和化合物對羥基自由基(KoH)的反應性(表3)。此外，這些特征可以幫助設計合適的處理工藝，使用其中一個或組合:吸附、揮發、生物降解和轉化或化學轉化。

溶解度(毫克/升)	< 2溶解性差	2 - 100平均溶解度	> 100年高溶解度
日誌K噢	0.5-2.5非常親水性和生物可利用性	2.5 - -4.0平均疏水	> 4.0非常疏水
日誌Hc (atm / mol.m3)	<三分使揮發	>三可憐的揮發
日誌Kd	<0.7-1.5對固體吸附性差	0.1-10對固體的平均吸附	3.0-3.9對固體吸附能力強
日誌K噢(1 /理學碩士)	＜109與羥基自由基反應性差	＞109與羥基自由基有良好的反應性
	激進分子	激進分子

表2:汙染物的物理和化學特性的解釋

表3:農藥生產廢水中氯代芳香族除草劑的化學和物理性質

根據現有文獻生成表3，給出以下常量汙染物的理化特性;溶解度、日誌K_噢， Kd, Hc，以及分子量和結構。這些氯代除草劑(2,4- d, 2,4- db, 2,4- dcp 2,4- dp, 2,4,6- tcp, PCOC, MCPA, MCPB和MCPP)分子量均超過170 mg/L(除2,4- dcp (163 mg/L)和PCOC (142.58 mg/L)外)，logkd大多大於1.5，辛醇/水分配係數(Log K_噢)超過2.5，表明這些化合物具有疏水性，具有良好的吸附能力(表2)。因此，使用物理吸附處理，如顆粒活性炭(GAC)可以潛在地去除廢水中的化合物。化學處理過程，如高級氧化過程(AOPs)可能被用於處理氯代除草劑，因為化合物對羥基徑向反應(Log K_哦)約為10⁹1 /理學碩士。但是對於Log K的化合物_哦值10⁹－10¹¹1 / M。S是難以解釋的，需要經常進行實驗試驗。

生物處理

由於操作和資金成本低，生物工藝常被用於處理工業廢水。然而，由於微生物的不適應性、低水溶性或毒性，它們並不總是能夠去除農藥[4,27]。有機汙染物可通過好氧或厭氧的方式進行生物降解。

有氧治療

二氯農藥(如2,4- d)的好氧降解是眾所周知的，因為自20世紀50年代以來，這些化合物已被釋放到環境中。好氧分解通常通過氧化、埃斯特鍵的裂解和氯酚羥基化來進行。形成的氯酚會通過鄰解理途徑進行修飾。一旦芳香環被打開，氯乙酸化合物就可以用於正常的微生物代謝，即三羧酸循環，並轉化為二氧化碳和水。

活性汙泥工藝

盡管活性汙泥法通常用於處理生化需氧量(BOD)和化學需氧量(COD)<1000 mg/L[30]的低強度廢水，但這些工藝已被證明適用於處理COD從500 mg/L到高達100,000 mg/L[31]的工業廢水。通常該處理工藝運行在1-5 g/L混合液體懸浮固體(MLSS)，汙泥停留時間(SRT)在8 - 25天之間[32,4]。

許多研究描述了處理含有毒化合物的高強度廢水的困難，如;Jin等人進行了一項研究，使用中等濃度COD (2500-5000 mg/L)的加壓活性汙泥法處理農藥廢水(表4)。

表4:農藥生產廢水的生物處理方法綜述

在此過程中，對傳統的活性汙泥工藝進行了改進，以創建加壓曝氣池來克服氧氣傳質。據報道，當壓力為0.30 MPa，曝氣時間為6h時，COD濃度從500-5000 mg/L降低到230-370 mg/L, COD去除率為85-92.5%(表4)。Mcallister等[12]和Quan等[13]采用實驗室規模的連續流動活性汙泥裝置，由分區曝氣池組成，水力停留時間(HRT)為4.9h，固體停留時間(SRT)為35h [12]， HRT為8h[13]。在Mcallister等[12]的研究中，超過84%的頑固農藥(2,4- d、MCPA、PCOC、2,4- DCP和2,4,5- tcp)從垃圾滲濾液中被去除。Quan等人[13]在常規活性汙泥係統中進行了6個月的生物強化馴化，以確定2,4- dcp的去除率。結果表明，非生物強化係統去除了60.2%的2,4- dcp，而生物強化係統去除了高達95.4%的2,4- dcp[13](表4)。McAllister等人確實推薦了一種物理吸附過程，如活性炭(AC)，作為排放到環境前去除活性汙泥中殘留的總有機碳(TOC)和毒性的後處理過程。

滴濾

滴濾器是在好氧條件下運行的連續固定床反應器。廢水被滴流到包裝介質上，使廢水通過微生物定居的介質滲透。隨著時間的推移，生物膜降解廢水中的有機化合物。

使用滴灌過濾器降解廢水中的農藥的研究非常有限[33,34]。盡管文獻顯示滴流過濾器可用於處理10,000 mg/L COD的高強度廢水，去除效率在60-70%[35]之間，但沒有關於該過程中農藥處理的信息(表4)。唯一的例外是在英國一個全規模STW處理的農藥生產廢水(表4)。活性過濾床的麵積為84000米²體積為168,000米^3.．水力加載和BOD速率為0.42 m^3./ m².day和0.015 kg BOD/m^3.分別要擦防曬霜。出水COD和BOD的平均去除率分別為60.31 mg/L和7.68 mg/L, COD去除率為64.8%，BOD去除率為89.5%。除2,4- db去除率為36.6%、MCPB去除率為43.5%外，其餘汙染物去除率均在75%以上。在排放之前，用STW出水進一步稀釋，估計稀釋倍數為4倍[36]。

厭氧處理

已有研究報道了利用厭氧途徑[29]去除包括2,4- dcp在內的氯酚類農藥。厭氧分解通常通過還原脫鹵化發生，其中氯原子被氫原子取代。脫鹵過程繼續生成氯代較少的酚，並進一步降解為甲烷和二氧化碳。更具體地說，對於2,4- dcp，該化合物通過苯酚、4-羥基苯甲酸和苯甲酸[37]礦化。

物理治療

物理處理，如過濾、混凝和吸附，以及更具體的顆粒活性炭(GAC)處理，在去除固體和具有高辛醇/水係數(Log K_噢)和較高的吸附解吸係數(K_d)，通常表示吸附性好。從前麵討論的農藥生產廢水的物理化學性質特征(表3)來看，化合物2,4- d, 2,4- db, 2,4- dcp 2,4- dp, 2,4,6- tcp, PCOC, MCPA, MCPB和MCPP顯示出通過吸附去除的潛力。吸附法因其吸附能力強、效率高、適用範圍廣、成本低，常被用於去除頑固性汙染物[38-40]。活性炭是去除廢水中有機物最有效、最常用的吸附劑。

活性炭

活性炭(AC)在過去的40年裏被廣泛用於去除廢水中各種各樣的持久性化合物。其優點包括抗衝擊載荷和有效的氣味和顏色去除，同時由於其高度發達的表麵性能，如孔隙率、表麵積和表麵化學[42-46]。活性炭是由椰子、泥炭、煤和木材等碳質來源生產的。原料在可控溫度爐中通過物理改性和熱分解活化。一旦充分燃燒，灰就會被氯化鈣或氯化鋅等化學物質激活。這些化學物質在每個單獨的灰顆粒內部形成孔隙，使最終的活性炭產品具有單位體積的大表麵積，並形成相互連接的亞微觀孔隙網絡，吸附將在此發生[47,48]。

物理吸附過程是通過吸引汙染物粘附在碳的壁上來實現的。吸附機理分為三個階段。首先，汙染物在引力作用下粘附在活性粒子的外表麵。汙染物繼續通過表麵氣孔，在AC內部的深處移動，那裏的吸引力最強。這個過程繼續吸引更多的汙染物，直到達到滿負荷。當這種情況發生時，AC將需要更換為新的AC或再生。影響吸附能力的因素有廢水的組成、被吸附的汙染物、pH、溫度和接觸時間[49]。

交流可以以多種形式應用;最流行的兩種是GAC和粉末活性炭。與PAC相比，GAC顆粒的初始成本更高，因為顆粒的尺寸足夠大，當活性炭達到容量時可以回收和再生。GAC的再生采用熱再活化，由於高能量成本，這是一個昂貴的過程。盡管GAC初始成本和再生成本較高，但從經濟角度來看，與PAC和其他AC介質的吸附相比，GAC具有更大的吸附能力(表5)。從文獻來看，由於PAC的缺點，GAC更有可能被使用[43,46]。PAC的初始成本要低得多，因為顆粒尺寸更小，不能重複使用。使用PAC的缺點是如果不保留在特定的罐或柱中，會堵塞和損壞昂貴的機器，並且需要不斷更換和購買PAC，因為它不能重複使用[48]。

從表5中可以看出，與PAC相比，GAC，特別是一種商用GAC，是一種更多功能的產品，能夠去除不同種類的農藥，GAC對農藥的最大吸附量可達516.8 mg/g，而對PAC的最大吸附量可達333.3 mg/g，但這取決於所吸附的農藥類型。對2,4- d的吸附量與GAC、PAC和紅棗核的吸附量比較，最大吸附量分別為411.1 mg/g、333.3 mg/g和238.1 mg/g(表5)。濾液400每克碳能去除更多的農藥[47,50-52](表5)。

表5:各類活性炭對農藥的吸附性能綜述

Aksu和Kabaskal[53]進行了批次研究，比較了實驗室規模的PAC在合成廢水中的2,4- d處理(表5)。Aksu和Kabaskal[53]在100 ml溶液中使用0.1 g的PAC，濃度為106.0、204.1、416.8和628.6 mg/L，並在25℃的溫度下搖晃2天。去除率分別為91.9%、81.0%、64.8%和48.8%。

當流入廢水中的農藥濃度較高時，由於AC在較短時間內達到其容量，通常會導致較低的去除效率。此外，在處理真實廢水時，由於真實廢水中含有其他汙染物，如其他有機物，會存在GAC吸附孔的競爭。該有機物通過被吸收而幹擾農藥的吸附，降低GAC容量，導致脫除收率[54]的降低。

化學處理-高級氧化工藝(AOPs)

近幾十年來，關於UV/H等基於UV的AOPs的研究越來越多₂O₂阿,_3.、紫外/ O_3.、光催化(UV / TiO₂)或芬頓過程(H₂O₂/Fe)由於其去除持久性汙染物的能力而迅速增加(表6)[20,8,10,11,23]。這些新技術已被公認為在消除廢水中包括農藥在內的各種有機化合物方麵極為有效。現有研究表明，AOPs具有將有毒農藥化合物降解為毒性較低的化合物的能力，甚至能夠完成完全礦化[55,22,56]。因此，更多的汙水處理廠正在采用AOPs[57]進行處理。

表6:從廢水中去除農藥的AOP流程概述

高級氧化過程使用催化劑(二氧化鈦、鐵離子或其他過渡金屬)、氧化劑(O_3.或H₂O₂)和輻射(日光、紫外線或超聲波)單獨或結合使用。用於處理廢水的最被認可和商業上可用的過程是臭氧化(O_3.)、紫外線及臭氧(UV/O_3.)和過氧化氫(UV/H₂O₂)[58]。光催化是指在光激活的催化劑存在下加速光反應(光催化劑)。光的吸收導致化學物質的化學狀態發生變化，因為分子轉移了電子，導致汙染物分解為更小的化合物，通常更容易降解。

AOPs產生非常強大的、非選擇性的羥基自由基(HO•)，其壽命很短[24,25]。這些羥基自由基通過氧化降解廢水中的有機化合物。二階速率常數化合物自由基在10階之間的有機化合物⁶－10⁹1 / M。s或更高，很可能被AOPs[22]氧化。每種化合物的降解速率不同，取決於氧化劑的形成，如廢水中的自由基清除劑和羥基自由基。為了克服這一點並達到完全礦化，通常使用大量的化學物質。然而，這是不切實際的，特別昂貴，特別是當大規模使用[59]。

臭氧化

臭氧是一種不穩定的氣體，很容易從O中降解_3.來啊₂(式1)產生比化學氧化劑更強、選擇性更低的高活性自由基。因此，臭氧可以成功地反應並分解各種有機汙染物和水(公式2和3)。這一過程的機製始於臭氧的產生。這是通過在空氣中通電來實現的₂來啊_3.．臭氧被引入接觸罐，在那裏它被溶解在水中。它可以直接與汙染物或水反應，產生羥基自由基。這些自由基非常不穩定，壽命很短，因此它們需要在原地生成。由於反應時間短，臭氧氧化可以在高通量過程中處理大量廢水。臭氧氧化是一種強大的氧化技術，長期以來在水處理工業中被用於處理水的氣味管理、消毒和去除顏色。從那時起，人們開展了多項研究，並證明臭氧氧化可以有效地降解廢水中的一些難降解有機汙染物，包括農藥2,4- d、2,4- dp、MCPA和MCPP[56,60,61]。

3 o₂+能量→2o_3.(1）

2 o_3.+汙染物→副產品(2)

O_3.+ H₂O→oh•(3)

Meijers et al.[56]在0.9-6.4 μ g/L的濃度範圍內對上述化合物進行了處理，去除率在80- 100%之間。然後，研究繼續觀察臭氧與過氧化氫結合的2,4- d和2,4- dp在0.9-6.4 μ g/L的相同濃度下的效果，>去除率分別為95%和96%。這些結果表明，當臭氧與過氧化氫結合時，可以獲得顯著更高的去除率(表6)[56]。

芬頓過程

芬頓法是處理工業廢水中有機汙染物最有效的方法之一。芬頓試劑是由過氧化氫(H₂O₂和亞鐵^{2 +})．亞鐵(Fe⁺⁺)啟動並催化H₂O₂，從而產生羥基自由基(OH•)(公式4)。在這個反應中，亞鐵被氧化為鐵離子，然後與過氧化氫再次反應，產生更多的自由基(公式2-5)。這兩個反應構成了鐵氧化還原循環，其中鐵起催化劑的作用。羥基自由基的生成包括一係列複雜的反應(式6至9)。它們可以與汙染物發生反應，氧化並將其轉化為副產品;它們可以和其他自由基反應;或與水中的其他離子/化合物(無效方程式)。在這些反應過程中，過氧化氫還可以作為羥基清除劑和引發劑(式7 ~ 9)[62]。

Fe(圖)氧化還原循環:H₂O₂+鐵^{2 +}→鐵^{3 +}+哦^{- - - - - -}+哦^•（4）

芬頓:鐵^{3 +}+ H₂O₂→哦^•+呼!^•+鐵^{2 +}（5）

菲^{2 +}+哦^•→鐵^{3 +}+哦- (6)

哦^•+ H₂O₂→H₂O +哦^•(7）

哦^•+鐵^{3 +}→O₂+鐵^{2 +}+ H⁺（8）

^•Oh + rh→r^•+ H₂O→產物(9)

芬頓氧化過程的效率取決於過氧化氫和亞鐵離子的濃度、pH值和反應時間。芬頓工藝要成功工作，pH值應在2.5-4.0[16]之間。2001年，barbusi夫斯基和Filipek[8]研究了Fenton工藝對工業廢水中有機氯農藥(濃度高達377.1µg/L)去除的影響。在pH值為3.0 - 3.5的條件下，使用5 g/L的過氧化氫，所有農藥[8]都被完全去除(表6)。

2006年，Badawy等人[20]研究了通過Fenton和photo-Fenton處理工藝從合成溶液中去除農藥的效果(表6)。使用反應器容積為0.85 L, pH值為3,150 W中壓汞燈(100-280 nm)。結果表明，最有效的方法是photo-Fenton法，其去除率在30分鍾內為57-90%，而Fenton法在90分鍾內為13-54%[20]。

紫外線(UV)光分解

紫外光是一種頻率約為8 × 10的電磁輻射¹⁴到3 × 10¹⁶每秒周期，稱為赫茲(Hz)，分為四種類型:315-400 nm之間的UV- a(接近UV);UV- b(中UV) 280- 315nm;UV- c(遠紫外)在180- 280 nm之間，真空(極紫外)在10-180 nm之間。不同的UV燈可以用來處理廢水:低壓汞燈(LPUV -波長為253.7 nm)能夠提供高達0.4 kW的功率，中壓燈(MP-UV)可以產生UV- c範圍為180-280 nm的UV和可見光，功率高達30 kW[63,20,64]。當與過氧化氫[57]結合使用時，UV-C範圍更常用。

在處理廢水中的頑固汙染物時，單獨使用紫外線並不常見，因為它是一個緩慢的過程，而且隻對吸收燈發出波長的光的化合物有效。因此，紫外線通常與過氧化氫或臭氧結合(表6)[11,22]。兩者結合會產生更多的羥基自由基，它們會結合並氧化廢水中的汙染物，並提高降解率。其他物質可以添加，如催化劑，如二氧化鈦(TiO₂)，這也有助於增加羥基自由基的產生[10,16]。這種處理工藝目前還沒有大規模使用，但已經在試驗台/中試規模的工作中進行了研究，這將很容易擴展。

紫外/過氧化氫(UV / H₂O₂）

基於過氧化氫和UV(在200-280 nm)的處理過程產生高濃度的羥基自由基(OH)[57]。這個過程是研究最多的AOP，也是唯一大規模使用的AOP。研究表明，UV/H₂O₂該工藝在去除包括有機農藥在內的各種難降解化合物方麵非常有效，目前被用於去除飲用水中的農藥[11]。

Kowalska等人[11]研究了利用UV/H去除工業廢水中包括2,4- d在內的有機農藥₂O₂(表6)。本研究采用過濾、沉澱和混凝作為預處理階段，以減少固體，提高在減少輻照下的農藥去除效率，從而降低成本。Kowalska等人[11]使用了一個空氣噴霧水力旋流器反應器，其中含有100升工業廢水，H₂O₂濃度為80 mg/L，照射時間為40分鍾，MP-UV為150 W。研究表明，95% 2,4- d[11]被去除。從早期的研究中，Kowalska等人確定了過氧化氫的最佳劑量是關鍵的，必須通過實驗來確定。研究結果表明，在低過氧化氫濃度下，紫外線輻射刺激產生受損的羥基自由基。然而，在高濃度過氧化氫的情況下，這是羥基自由基的陷阱，並與汙染物競爭，降低降解效率(公式10)[11]。

HO·H +₂O₂= hoo·+ h₂O (10)

紫外/臭氧(UV / O_3.）

基於紫外線/臭氧的處理工藝具有非常高的氧化電位(2.8 eV)。這種高氧化電位比分子臭氧本身更大，這意味著它可以以非常高的反應速率非選擇性地攻擊無機和有機分子[60]。為了使這一過程有效地工作，需要仔細控製某些參數，如臭氧劑量、紫外線照射水平和ph值。必須保持高的臭氧溶解率，臭氧氣體有效地轉移到廢水中。這可以通過使用加壓注入混合UV/臭氧反應器來實現，以產生不斷填充臭氧氣體的微氣泡。這種類型的反應器保持並顯著提高氣體的溶解度，允許增強紫外線輻射。此外，這些設置導致pH值升高，迫使臭氧產生額外的羥基自由基，從而提高氧化速率[60]。2006年，Lafi & Al-Qodah[22]使用UV/O_3.去除水溶液中的農藥和COD(表6)。在本研究中，將溴氰菊酯100 mg/L和COD 6500 mg/L的水溶液調整為pH值4，紫外波長253 nm，臭氧氧化周期3.5 h，臭氧流速240 mg/Lh。結果表明，在210分鍾的時間內，殺蟲劑的去除率在90%到100%之間。COD水平降低了20%，但僅在pH值為4或[22]以上的情況下。

臭氧/過氧化氫(O_3./小時₂O₂）

臭氧/過氧化氫的這種組合通常用於具有非常耐藥汙染物的廢水或濃度非常高的廢水，這將導致消耗大量的氧化劑。臭氧的產生是昂貴的，因此與H₂O₂使過程更可行[23]。在臭氧與H的反應過程中₂O₂，形成羥基自由基(式11)。氫氧自由基生成的化學計量比₂O₂臭氧是0.35克/克。羥基自由基的最佳形成比例一般在0.5-1 g/g之間[65]。

2 o_3.+ H₂O₂→2哦^•+ 3 o₂（11）

Meijers等人[56]研究了臭氧氧化和高級氧化降解農藥的方法。他們發現通過臭氧和H形成羥基自由基的效率₂O₂這個過程是由水的pH值決定的，相對獨立於H₂O₂劑量(H₂O₂/ O_3.>0.5 g/g)和溫度(5°C-25°C)。結果表明，pH值的增加使氧化機製由分子臭氧途徑(2.1 eV)轉變為自由基氧化電位(2.8 eV)，從而顯著提高了反應速率。例如，以阿特拉津為例，在pH值為7時，反應需要10分鍾降解，而在pH值為8時，反應在1分鍾內完成。

建立了一個完整的UV/臭氧/過氧化氫處理係統，以去除揮發性有機化合物(VOCs)和氯化化合物，並運行了四年。該係統對VOCs的去除率為94.6%。經過4年的改進，係統達到了UV/ H₂O₂係統。當初始進水濃度在0.3µg/L左右時，該係統能夠去除99.95%的VOCs和100%的pcb[66]。

混合處理過程

膜生物反應器(MBR):活性汙泥與其他生物/物理/化學處理工藝相結合可提高處理效率。活性汙泥可與膜結合。膜生物反應器(MBR)是一種混合處理係統，它利用帶有膜過濾的活性汙泥處理係統，其中最終沉降器被超濾或微濾膜取代，從而保留所有懸浮固體，因此隻允許清潔的流出物通過[4]。該膜可以完全浸泡或部分浸泡在活性汙泥反應器等多種方式放置。由於更節能，目前淹沒式mbr正在取代橫流式mbr[67]。有幾種可用的膜類型，但用於保留1-5 nm之間的粒子的納濾(NF)膜被指出，因為這些可用於保留溶解的粒子。為了保留粒徑在5-100 nm之間的顆粒，超濾(UF)膜被指出，這也可以去除病毒和較小的細菌。對於100-1000納米之間的顆粒尺寸，即懸浮顆粒微濾(MF)膜可以使用。在處理高強度工業廢水時可能會發生衝擊負荷，因此MF更常用於保留懸浮物，而不是溶解顆粒，如可溶性微生物產物，這會導致膜堵塞並降低膜壽命[68]。使用mbr比傳統活性汙泥係統有許多優點，包括:

由於生物量濃度較高，占地麵積較小(通常為30-50%)。常規ASP的MLSS一般為1-5 g/l，而MBR的MLSS顯著高於8-25 g/l，在某些情況下，甚至更高的濃度允許更高的反應速率，因此更小的腳印[4];

廢水高質量。MBR處理消除了廢水中的所有懸浮物和病原體，而標準活性汙泥係統需要額外的三級處理才能達到相同的出水質量[67]

簡單的流程操作。mbr操作簡單，汙泥產量低。MBR中較長的汙泥停留時間(SRT)，即MBR的SRT為25-150天，而常規處理工藝通常為8-25天[31,69,70,4]，允許汙泥水解，減少其產量;

提高汙染物去除。保留在MBR中的汙泥可以吸附汙染物。研究發現，MBR中SRT越長，微生物降解汙染物的機會越大[67]。

MBR係統最初用於處理各種規模的生活廢水[67]，但在過去幾十年裏，它已被開發並用於工業廢水處理，包括農藥和製藥。這些廢水含有廣泛的汙染物，這些汙染物要麼是緩慢可生物降解的，要麼是完全不可生物降解的。研究表明，生物降解率主要受微生物的適應性及其從廢水中獲得的營養物質的影響[71-73]。

Yang等[74]和Bernhard等[15]開展了實驗室規模的MBR和活性汙泥處理在農藥廢水中持久性有機汙染物(POPs)的生物降解方麵的比較研究(表7)。Bernhard等[15]采用了浸沒式MBR原型，該原型具有三個表麵積為0.1 m的氯化聚乙烯膜板²孔徑0.4 μ m。pH值在6.6 ~ 7.8之間，MBR的HRT為7 ~ 10h。結果表明，難降解汙染物被完全去除。然而，MCPP去除率在36 - 64%之間[15,74]。

表7:概述生物、物理和化學過程(混合過程)的結合用於去除廢水中的農藥

Sahar等[75]比較了MBR和CAS對親水化合物甲氧苄啶和磺胺甲惡唑的去除效率差異_噢valuesless比1.0。結果表明，由於親水化合物依賴於生物降解去除，而不是像疏水化合物那樣吸附在生物質上，如果微生物能夠適應廢水中的化合物，MBR通常能夠比傳統活性汙泥更好地生物降解化合物[75]，因此MBR的效率更高。

Aerobic-anaerobic過程:文獻表明，采用厭氧-好氧工藝全麵處理農藥廢水的研究有限。Shawaqfeh[76]研究了用厭氧-好氧聯合生物處理法去除合成廢水中的農藥。在本研究中，兩個相同的小玻璃筒(高25 cm，直徑10 cm)分別用於好氧(22°C, HRT 24h)和厭氧(30°C, HRT 12h)條件下，並填充0.5 cm直徑為0.5 cm的聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)塑料珠。研究表明，去除25 mg/L的三苯三酚(C₁₄H₁₈C_lN_3.O₂在厭氧反應器中馴化230天，在好氧反應器中馴化172天[76]後，氯代多環芳烴降低96%。與單個過程相比，該過程增加了生物量濃度，HRT從12h減少到8h(無氧)，從24h減少到16h(好氧)。結果表明，該混合工藝對COD去除率高達98%，表明該工藝能夠處理農藥廢水[76]。

gac -生物過程(前處理或後處理):Oh和Tuovinen[77]研究了苯氧類農藥MCPP和2,4- d在GAC固定膜柱反應器中的生物降解。操作條件為:180 mL連續流反應器，溫度22℃，曝氣速率200 mL /min。采用GAC作為生物質支撐基質，培養微生物生物膜。結果表明，2,4- d在4天內被完全降解，而MCPP在7天內的去除率為88%[77]。

澳大利亞一家大型農藥生產公司開發了一種組合工藝，包括滴濾器、活性炭和順序批式反應器。關於該過程或所獲得的結果的數據有限。在進入順序間歇式反應器之前，滴濾器被用作活性炭係統的預處理，以去除高水平的COD[78]。其他研究也表明，在活性炭之前使用生物工藝可以提高效率，降低成本。在使用活性炭之前使用生物工藝去除廢水中的大部分競爭性有機物和其他容易生物降解的化合物，使活性炭能夠吸附目標農藥並降低再生頻率[42,79,40]。

最近的一項研究表明，實驗室規模的MBR與GAC(後處理)相結合，可以去除合成廢水中的微量有機汙染物。該MBR的種子來自另一個MBR，該MBR已經連續運行了3年多。MBR的運行條件為:HRT 24小時，溫度20℃，溶解氧濃度3 mg/L, pH 7.2 ~ 7.5。GAC柱操作條件為:7.5 g GAC，流速為2.4 ml/min (7 min EBCT)。結果顯示，在MBR去除水平低於40%(非諾丙、萘普生、雙氯芬酸、酮洛芬和卡馬西平)後，GAC治療去除效率達到>98%[17]。其他研究表明，利用GAC作為後處理是消除生物處理廢水中微量有機物質的可行選擇[54,80,81,18]。

GAC-AOPs:最近的研究表明，GAC與AOPs等化學過程相結合。Areerachakul等人[49]結合GAC固定床吸附和連續光催化係統去除廢水中的農藥。在這項研究中，使用不同床層深度(5、10、15厘米)的組合柱填充GAC，並在空床接觸時間操作數周。甲基甲磺隆去除率分別達到35%、55%和65%。當使用使用TiO的連續光催化係統時₂結果顯示去除率在40-60%之間。而當這兩種工藝結合時，GAC與TiO光催化體係相結合₂，結果顯示去除率超過90%，保留時間小於10分鍾[49]。TiO₂是一項正在開發的技術，對該工藝進行放大的研究有限。Gu等人[82]證實了利用GAC和支持TiO的混合係統的成功₂光催化降解2,4 - d的效率非常高，90分鍾內可去除100%[82](表7)。

其他研究報道了使用臭氧氧化作為GAC前的預處理，這樣所有殘留的有機化合物和降解副產物都可以在排放前被完全去除[83]。其他研究則在中試規模上將活性汙泥與臭氧氧化相結合處理真實廢水(表7)。現有文獻支持預處理，而不是後處理，因為後續生物處理(如活性汙泥)對去除剩餘汙染物有積極影響。然而，如果處理嚴重汙染的廢水，則需要高劑量，因此臭氧處理通常被認為是經濟上不利的，因為所涉費用高。因此，如果對高汙染廢水大規模使用臭氧氧化是較好的選擇，那麼將使用其他處理方案[82,22]。

Biological-AOPs:現有文獻表明，使用AOPs作為前處理，將農藥降解為更容易生物降解的中間體，然後可以通過生物處理過程完全處理，結果很有希望[21,84]。

研究表明，將芬頓工藝與生物處理、UV和光催化等其他工藝相結合，以降低成本、增強農藥去除和降低毒性的研究有所增加(表7)[7,64,85-87]。生物與太陽能聯合Fenton法處理農藥廢水是一種高效的處理方法。使用紫外線燈也很有效，但由於發射光譜的不同，結果會非常不同。Moreira等[85]將固定化生物質反應器(IBR)作為預處理生物工藝步驟，使用平底罐(50 L)和IBR罐(45 L)， pH為6.5-7.5，空氣流量為20 L/ min，使用幾種不同的AOPs，包括Fenton、UV、TiO₂/UV(包括酸化和不包括酸化)，並在加入過氧化氫後重複上述過程。Fenton工藝控製在pH 2.6 ~ 2.9，鐵140 mg^{2 +}H / L和₂O₂200 - 500 mg / L。TiO2的添加濃度達到200 mg/L。他們發現TiO₂/小時₂O₂/UV酸化處理是最成功的，該工藝不僅去除最高的農藥去除效率超過90%，包括頑固的2,4- d和MCPA，反應速度更快;19種農藥中有18種在28K Juv/L內降解。然而，他們的研究表明，在IBR之後，沒有農藥被降解(表7)[85]。

Kastanek & Maleterova[88]采用Fenton工藝與好氧活性汙泥生物處理相結合，完全降解廢水中的4-氯酚(表7)。4-氯酚與2,4- dcp屬於同一化學基團，具有非常相似的特性，由於其生物降解性有限，因此選擇其作為模型化合物。本研究的目的是利用Fenton法對4-氯酚的化學結構進行改性，以生成可降解中間體，提高其生物降解性。Fenton工藝條件為200 mL樣品，pH值為3，溫度為40℃，含鐵劑量^{2 +}-0.1- 14 g和H₂O₂- 17ml，攪拌170分鍾。pH調至6.5，加入活性汙泥後。樣品在25°C的黑暗中保存一夜。結果表明，4-氯酚去除率達80%。使用Fenton試劑和生物處理工藝的組合來去除頑固的農藥具有經濟可行的優勢[88]。與生物過程結合可以降低成本和所需化學物質的數量[22,84]。

生物-電化學

Fontmorin等人[9]將電化學係統與生物處理相結合，在實驗室規模研究了實際農藥廢水中2,4- d的去除。在本研究中，電化學流池使用石墨氈作為電極(直徑48 mm，寬度12 mm)進行預處理，並保持在恒定的1.6 V/SCE和流速1 ml/min。生物實驗在250毫升錐形燒瓶中進行，瓶中含有100毫升活性汙泥，在30°C下以250轉/分攪拌。研究表明，30 mg/L 2,4- d的去除率在2天內為66%，7天內為79%，21天內為85%。

aop -超聲

臭氧氧化與化學氧化劑如高錳酸鉀、二氧化氯和過氧化氫的結合已經被研究過。然而，分子臭氧的氧化電位為2.07 V，高於上述[60]所列的常規化學氧化劑。2011年，Xiong等[89]研究了超聲與臭氧相結合的雜環農藥廢水預處理。采用超聲波(功率為300 W，流速為20 ~ 60 kHz)和O_3.454.8毫克/ L.min。結果顯示，該方法顯著提高了生物降解性，降低了毒性水平(從11%到52%)。生化需氧量₅/COD從0.03增加到0.55。研究發現，該工藝在堿性條件下(pH值為9)更有利，當超聲頻率較低(20 kHz)時，COD去除率提高[89]。

AOPs-AOPs

研究表明，耦合UV/H₂O₂芬頓法也是一種非常有效的處理方法。Badawy等人[20]使用該工藝，並將其與Fenton工藝對廢水中有機磷農藥的去除進行了比較。目的是去除3種不同的化合物，苯硝硫磷，二氮硫磷和丙苯氧磷。反應器體積為0.85 L, pH值為3，在100-280 nm之間使用150 W的中壓汞燈。結果表明，Fenton處理90 min後，去除率分別為54.1%、12.9%和50.3%，而UV/H處理90 min後，去除率分別為12.9%和50.3%₂O₂Fenton處理30 min後，結果分別為86.9%、56.7%和89.7%。紫外線/小時₂O₂芬頓處理更有效，去除率更高，去除率也更快。這些結果的原因可以通過方程2-12來解釋。公式4表示芬頓反應，一個亞鐵離子(Fe^{2 +})生成一個羥基自由基(OH^•因此，亞鐵離子可能是一個潛在的限製因素，影響羥基自由基的產生率，從而降低降解率。而在UV/H中₂O₂在芬頓處理過程中(公式12)，紫外線輻射通過光解鐵而產生^{3 +}絡合物離子和過氧化氫產生羥基自由基。過氧化氫也能還原鐵^{2 +}來自於Fe的光解作用^{3 +}它反過來被過氧化氫氧化並產生更多的羥基自由基，因此加速了有機化合物[20]的氧化。

菲^{3 +}+ H₂O₂+ hν→Fe^{2 +}+哦^•+ H⁺（12）

討論

農藥生產廢水是一種高強度的複雜廢水，在達到工業同意排放到下水道或同意直接排放到水道(河流/小溪)之前，需要進行特殊處理。《環境質量標準》(EQS)為這類廢水設定了排放限值，具體為:7.1 mg/L(2,4，二氯苯氧乙酸:2,4- d)， 73 mg/L(2,4二氯苯酚:2,4- DCP)， 219 mg/L (mecoprop: MCPP)和70.2 mg/L(4-氯-2-甲基苯氧乙酸:MCPA)。

2,4、二氯苯氧乙酸(2,4- d);4-(2,4 -二氯苯)丙酸(2,4- dp);4-(2,4，二氯苯氧基)丁酸(2,4- DB);2, 4二氯苯酚(2,4-DCP);2、4、6-trichlorophenol(2、4、6 - TCP);4-chlororthocresol (PCOC);4-氯-2-甲基苯氧乙酸(MCPA)， 4-(4-氯-2-甲基苯氧)丁酸(MCPB)和甲氧丙烷(MCPP)

農藥生產廢水中的很大一部分汙染物，如乳酸、乙醇酸、2-乙基己醇、正丁醇、一丁醇、醋酸異丙酯等，都是容易生物降解的，很容易用生物工藝進行處理。這些汙染物很可能是按需氧量測定的農藥生產廢水中汙染物負荷最高的原因。因此，通常建議在處理廢水的可能選項中包括生物過程。在對現有關於處理富含農藥廢水的文獻(表3至7)進行廣泛回顧後，可以清楚地看到活性汙泥可以成功地去除以下化合物2,4、二氯苯氧乙酸(2,4- d) 0-99.5%之間的農藥;4-(2,4 -二氯苯)丙酸(2,4- dp);4-(2,4，二氯苯氧基)丁酸(2,4- db);2, 4二氯苯酚(2,4-DCP);2、4、6-trichlorophenol(2、4、6-TCP);4-chlororthocresol (PCOC);4-氯代-2-甲基苯氧乙酸(MCPA)、4-(4-氯代-2-甲基苯氧基)丁酸(MCPB)和甲氧丙(MCPP)在實驗室規模下的濃度為0.00036 - 2020 mg/L[15,12]。 At a full scale wastewater treatment plant (WWTP)where trickling filters have been used to treat pesticides 2,4-D, 2,4-DB 2,4-DP, 2,4-DCP, 2,4,6-TCP, PCOC, MCPA, MCPB and MCPP, pesticide removals have been observed in the range of 37-84% with initial concentration in the range of 14- 2500 µg/L [36]. Suggesting that pesticide production wastewater should be able to be treated by biological processes such as activated sludge, or more effectively even, by using membrane bioreactor (MBR) systems. Membrane bioreactors have the potential to improve the treatment of pesticide wastewater as it can reach higher effluent qualities and most importantly it has increased of resilience to toxic loads as a results more studies are been reported. These MBR systems were originally used in treating domestic wastewater at various scales but over the last decades MBRs have been developed and used for industrial wastewater treatment including pesticides and pharmaceuticals [67].

已有文獻表明，在實驗室和中試規模的合成和真實農藥廢水中，通過各種高級氧化工藝(AOPs)可以去除2,4- d、2,4- dp、MCPA、PCOC和MCPP，農藥去除率為50-100%[20,26,8,65,11,22,58]。然而，目前還沒有關於全麵應用的報告，關於商業流程的報告也非常有限。另一方麵，物理處理如活性炭(AC)似乎是一種已被不同行業應用的處理方法。在農藥處理領域，顆粒活性炭(GAC)，特別是F-400，對2,4- d和MCPP等難降解汙染物的去除率分別為100%和88%。然而，在處理含有高濃度(mg/L)的農藥廢水時，人們發現，由於AC在較短時間內達到其容量，流入廢水中濃度較高往往導致去除效率較低。此外，在處理真實廢水時，由於真實廢水中含有其他汙染物，如其他有機物，會存在GAC吸附孔的競爭。該有機物通過被吸收而幹擾農藥的吸附，降低GAC容量，導致去除收率[54]降低。

另一方麵，即使在生物、化學和物理過程中實現了99%的農藥生產平均去除量，這仍將導致總農藥濃度的出水質量(所有2,4- d的總和;2、4-DP;2、4-DB;2、4-DCP;2、4、6-TCP;PCOC;2甲4氯;MCPB和MCPP)的含量在1-5毫克/升之間，且符合WFD EQS標準將有被違反的風險。現有的文獻大多集中在低農藥濃度的農藥廢水，在µg/L範圍內，通常是1到4種不同農藥的混合物;較常見的2,4- d, 2,4- dcp, MCPA和PCOC[9-13]。

因此，有必要采用生物處理與處理前/處理後化學或物理處理相結合的混合係統，以確保這些農藥在排放前被清除到規定的限度。研究表明，使用生物過程與物理和化學過程相結合的混合過程在處理農藥廢水方麵非常成功，一些研究已經證明可以實現完全礦化。高級氧化過程(AOPs)可以與生物過程結合作為預處理或後處理階段。許多研究采用UV/H活性汙泥法₂O₂芬頓，photo-Fenton, O_3.、紫外/ O_3.、紫外/ O_3./小時₂O₂．研究表明，使用混合工藝可以增加農藥的去除[20,7,55,24,64,82,60,93-95,23,85,16,57]。缺點是，迄今為止所描述的AOPs與生物過程結合的大多數過程都已在實驗室規模或中試規模得到了證實。全麵的應用是非常稀缺的，重要的參數，如工藝設計、操作和成本將需要進一步的示範規模的試驗。

絕大多數研究都集中在農藥合成廢水和真實廢水中農藥濃度較低的問題上，但農藥生產廢水的濃度非常高(mg/L)，含有許多有毒汙染物。農藥的理化性質、現有文獻和目前的商業處理表明，這些氯化除草劑(2,4- d、2,4- db、2,4- dcp 2,4- dp、2,4,6- TCP、PCOC、MCPA、MCPB和MCPP)可以通過生物過程去除，但可能達不到EQS排放限值。該農藥具有疏水性和良好的吸附能力(汙泥分配係數(Kd)大於1.5和辛醇/水係數(Log K_噢)超過2.5)，因此使用物理吸附處理(如GAC)將進一步去除廢水中的汙染物(高達99.9%)，並為AOPs提供了一種更便宜、更可靠的替代處理選項[96]，因為由於汙染物對羥基徑向的反應性(Log K ._哦)的值在10左右⁹1 /理學碩士。此外，關於全麵過程的數據也非常有限。現有文獻表明，GAC已在不同行業進行商業應用(GHD, 2015)，研究表明，與前處理相比，使用GAC作為後處理具有更多的優勢，如;再生頻率變低，去除率增加，反應時間為幾分鍾。此外，GAC具有抗衝擊負荷的能力，並能改善氣味和顏色的去除[41-43]。因此，將GAC作為後處理與生物工藝(如MBR)相結合將具有更多的優勢，可以減少操作和設置成本，並產生符合EQS排放限製的高質量出水。

結論

文獻中發現的大多數研究集中在實驗室規模或中試規模的合成溶液、合成廢水中農藥的命運。雖然這些研究可以提供關於去除機製的信息，並提供工藝效率之間的比較，但它們的實際適用性有限。生物/GAC和GAC/生物工藝相結合的工藝已經被廣泛應用於全尺寸處理富含難降解化合物的高強度廢水。農藥生產廢水含有多種化合物，使用生物工藝(如MBR)可將其去除80-90%，而GAC已被證明可選擇性地去除農藥，有可能產生高質量的出水。然而，為了確定工藝設計、效率或成本，對這些工藝進行實驗評估是至關重要的。

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文章類型:評論文章

引用:Goodwin L, Carra I, Campo P, Soares A(2017)農藥工業廢水回收的處理方案。國際J水廢水處理4(1):doi http://dx.doi。org/10.16966/2381 - 5299.149

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出版的曆史:

收到日期:2017年9月18日

接受日期:2017年11月06

發表日期:2017年11月10