強(qiáng)化微電解-水解酸化-SBR處理造紙廢水的效果

李長(zhǎng)海

(濱州學(xué)院山東省工業(yè)污水資源化工程技術(shù)研究中心,山東 濱州　256603)

?

強(qiáng)化微電解-水解酸化-SBR處理造紙廢水的效果

李長(zhǎng)海

(濱州學(xué)院山東省工業(yè)污水資源化工程技術(shù)研究中心,山東 濱州256603)

摘要：研究采用混凝、強(qiáng)化微電解、水解酸化和SBR組合技術(shù)處理造紙廢水的效果。結(jié)果表明,廢水經(jīng)混凝處理、H2O2/MnO2/微電解處理后,廢水COD、SS、NH3-N、TP、BOD的去除率分別為88.23%、98.47%、86.78%、98.68%和82.56%,廢水的可生化性由0.32提高到0.42;經(jīng)水解酸化和SBR處理后,出水中COD平均質(zhì)量濃度為85 mg/L,SS質(zhì)量濃度為0 mg/L,NH3-N平均質(zhì)量濃度為1.42 mg/L,TP平均質(zhì)量濃度為0.1 mg/L,BOD平均質(zhì)量濃度為30 mg/L。工程連續(xù)運(yùn)行15d,進(jìn)水中COD平均質(zhì)量濃度為5 865 mg/L,出水中COD平均質(zhì)量濃度為85 mg/L,COD總?cè)コ蕿?8.55%,出水達(dá)到廢水一級(jí)排放要求。

關(guān)鍵詞：造紙廢水;微電解;水解酸化;SBR

廢紙紙漿造紙廢水中含有細(xì)微纖維、樹脂、染料、化學(xué)藥品等污染物,廢水中COD、BOD、色度等污染指標(biāo)較高,現(xiàn)有處理技術(shù)主要有物化法、生化法和組合技術(shù)處理法等[1-3]。筆者在前人研究基礎(chǔ)上,綜合微電解技術(shù)和序批式活性污泥法(SBR)在工業(yè)廢水處理方面的優(yōu)勢(shì)[4-18],采用強(qiáng)化微電解和強(qiáng)化生化法組合技術(shù)處理造紙廢水,并開展混凝、H2O2/MnO2強(qiáng)化微電解、水解酸化和SBR組合技術(shù)處理造紙廢水的效果研究,以確定工藝路線和運(yùn)行參數(shù),為實(shí)際工程應(yīng)用提供依據(jù)。

1　實(shí)驗(yàn)部分

1.1實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所用試劑均為分析純。廢鐵屑為機(jī)械加工廢料,粒徑5～8 mm,使用前,先用10%的氫氧化鈉溶液浸泡30 min,去除鐵屑表面油污,再用5%的鹽酸溶液浸泡 30min,去除鐵屑表面氧化物,進(jìn)行活化處理,最后用自來水沖洗干凈[8]?；钚蕴繛樯虾幖瘓F(tuán)生產(chǎn),粒徑3～5 mm,使用前用廢水充分浸泡,以消除其吸附作用產(chǎn)生的干擾。

實(shí)驗(yàn)用水取自山東某紙業(yè)有限公司再生造紙廢水。該廢水經(jīng)格柵、調(diào)節(jié)池和初沉池處理后,水質(zhì)情況為:COD平均質(zhì)量濃度為5 865 mg/L;SS平均質(zhì)量濃度為1 259 mg/L;pH值平均為7.0;NH3-N質(zhì)量濃度平均為30.36 mg/L;TP質(zhì)量濃度平均為9.23 mg/L;BOD質(zhì)量濃度平均為1 841 mg/L;BOD與COD質(zhì)量濃度之比為0.31[19]。

1.2實(shí)驗(yàn)方法

廢水進(jìn)入混凝沉淀池, 加入濃度4 g/L的A-1型混凝劑進(jìn)行混凝沉淀處理,沉淀反應(yīng)時(shí)間為30 min。將上清液加入微電解反應(yīng)器。微電解反應(yīng)器材質(zhì)為有機(jī)玻璃, 容積為10 L, 內(nèi)裝鐵屑、活性炭共8 L。鐵屑裝柱之前與活性炭混合均勻。 在微電解反應(yīng)器底部裝有曝氣器。 通過控制進(jìn)水流速來確定反應(yīng)時(shí)間,微電解反應(yīng)時(shí)間為50 min。

生化技術(shù)采用水解酸化SBR處理工藝, 水解酸化池工作容積為12 L, SBR工作容積為8 L,水解酸化和SBR停留時(shí)間分別是6 h和9 h; 水解酸化池和SBR池均裝入填料,填料為化學(xué)穩(wěn)定性高、具有一定剛性及孔隙率、價(jià)格低廉,密度為0.90～0.91 g/cm3、規(guī)格為90 g/m2的聚丙烯材料,將其制作成中空?qǐng)A筒狀,尺寸為內(nèi)徑10 mm 、外徑11 mm 、高11 mm; 生物菌種接種于某化工污水處理廠污泥, 經(jīng)馴化掛膜后加入一定濃度的廢水和N、P 營養(yǎng)物, 進(jìn)行生化處理,定期分析水解酸化、SBR出水中的COD、BOD 等指標(biāo)。工藝流程見圖1。

圖1　工藝流程示意圖

1.3分析方法

COD:重鉻酸鉀法(GB/T11914—1989);BOD:稀釋與接種法(HJ505—2009);NH3-N:納氏試劑分光光度法 (HJ535—2009);TP:鉬銻抗分光光度法(GB/T11893—1989);SS:重量法(GB/T11901—1989)。

2　結(jié)果與討論

2.1廢水的強(qiáng)化預(yù)處理

2.1.1混凝-微電解的廢水處理效果

選擇A-1型混凝劑用量4 g/L,沉淀時(shí)間為30 min,微電解的初始pH值為3.0,鐵炭總量為10 g/L,鐵炭比為1∶1。反應(yīng)時(shí)間達(dá)50 min時(shí),對(duì)廢水進(jìn)行預(yù)處理。預(yù)處理結(jié)果見表1。

表1　混凝-微電解處理廢水效果

由表1可知,經(jīng)過混凝-微電解處理后廢水的COD、SS、TP污染負(fù)荷降低較大,廢水的可生化性進(jìn)一步提高,BOD與COD質(zhì)量濃度之比由0.31提高到0.36。

2.1.2MnO2對(duì)混凝-微電解體系處理效果的影響

廢水經(jīng)混凝處理后,在pH值為3.0,鐵炭總量20 g/L,鐵炭比1∶1,反應(yīng)時(shí)間50 min的情況下,分別加入0 g/L、1 g/L、1.25 g/L、1.5 g/L、2 g/L、2.5 g/L、3 g/L、3.5 g/L、4 g/L、4.5 g/L、5 g/L的MnO2,考察MnO2對(duì)微電解處理廢水體系的催化作用,結(jié)果見圖2。

圖2　MnO2加入量對(duì)廢水COD去除率的影響

由圖2可知,隨著MnO2加入量的增加,廢水微電解COD去除率升高,當(dāng)MnO2加入量為2.5 g/L時(shí),廢水中COD去除率達(dá)到77%,相比單獨(dú)微電解處理體系提高了14.5%,主要原因是MnO2引發(fā)氧化降解反應(yīng),污染物首先吸附到 MnO2表面的活性點(diǎn)位上,形成表面復(fù)合體,再在復(fù)合體內(nèi)發(fā)生電子轉(zhuǎn)移作用,使Mn4+還原成 Mn3+, 進(jìn)一步還原成Mn2+,污染物同時(shí)被氧化,發(fā)生氧化還原反應(yīng),為微電解反應(yīng)提供反應(yīng)載體[20]。繼續(xù)增加MnO2加入量,廢水中COD的去除率開始降低,并且降低速度較快,主要原因是當(dāng)MnO2加入量較多時(shí),MnO2阻礙了鐵和炭的有效接觸,微電解反應(yīng)降低,廢水處理效果下降。

2.1.3H2O2對(duì)混凝-MnO2-微電解廢水處理體系處理效果的影響

廢水經(jīng)氫氧化鈣混凝處理后,在pH值3.0,鐵炭總量20 g/L,鐵炭比1∶1,反應(yīng)時(shí)間50 min,MnO2加入量為2.5 g/L的情況下,進(jìn)行H2O2投加量分別為0.25 g/L、0.35 g/L、0.45 g/L、0. 55 g/L、0.65 g/L、0.75 g/L的實(shí)驗(yàn),結(jié)果見圖3。

圖3　H2O2投加量對(duì)廢水COD去除率的影響

由圖3可知,隨著H2O2投加量的增加,廢水COD去除率增加,當(dāng)H2O2投加量在0.55 g/L時(shí),COD去除率達(dá)到最大值88.23%。隨后H2O2繼續(xù)增加,COD去除率開始下降,原因是過量的H2O2直接將Fe2+氧化成Fe3+,消耗了H2O2,并抑制了·OH的生成,因而污染物降解率降低。另外,殘留的H2O2也會(huì)干擾出水中COD質(zhì)量濃度的測(cè)定。另外,在H2O2存在的情況下,氫會(huì)結(jié)合到MnO2粒子的表面,從而導(dǎo)致過氧化氫分子結(jié)構(gòu)改變,處于一個(gè)不穩(wěn)定的中間態(tài),這時(shí)的中間態(tài)分子比相對(duì)穩(wěn)定的過氧化氫分子更容易生成水和氧氣,從而使反應(yīng)易于進(jìn)行。

2.1.4H2O2/MnO2/微電解聯(lián)合處理廢水

造紙廢水經(jīng)混凝處理后,在上述微電解反應(yīng)條件下,分別加入0.55 g/L H2O2和2.5 g/L MnO2,以強(qiáng)化微電解處理效果。處理后廢水水質(zhì)見表2。

由表2可知,處理后COD、SS、NH3-N、TP、BOD的去除率分別為88.23%、98.47%、86.78%、98.68%和82.56%,出水pH值在7左右。強(qiáng)化預(yù)處理實(shí)驗(yàn)降低了廢水的污染負(fù)荷,廢水的可生化性由0.32提高到0.42,為后續(xù)生化降解反應(yīng)處理創(chuàng)造了條件。

表2　H2O2/MnO2/微電解處理廢水結(jié)果

2.2水解酸化運(yùn)行實(shí)驗(yàn)

前期研究[19]表明,在水溫低于40℃時(shí),水解酸化池對(duì)有機(jī)物的去除效果受溫度影響較小,故水解酸化在常溫下進(jìn)行即可,保持溫度在25～30 ℃,進(jìn)水pH值在7左右,進(jìn)水COD和BOD質(zhì)量濃度平均分別為676 mg/L和279 mg/L。水解酸化反應(yīng)池出水COD、BOD質(zhì)量濃度及其去除率隨反應(yīng)停留時(shí)間變化情況見圖4～5。

圖4　水解酸化出水COD和BOD隨時(shí)間變化情況

圖5　水解酸化出水中COD和BOD去除率隨時(shí)間變化情況

由圖4可知,隨著反應(yīng)時(shí)間的增加,出水中COD和BOD質(zhì)量濃度降低,而且在1～4 h內(nèi)質(zhì)量濃度降低較快;當(dāng)反應(yīng)停留時(shí)間超過5 h后,出水中COD和BOD質(zhì)量濃度變化不大,因此水解酸化適宜的反應(yīng)停留時(shí)間確定為6 h。由圖5可知,隨著水解酸化反應(yīng)時(shí)間的增加,出水中COD和BOD的去除率提高,當(dāng)反應(yīng)停留時(shí)間超過5 h后,去除率趨于穩(wěn)定。而且由圖5中可知,廢水經(jīng)水解酸化處理后, COD去除率為30%以上, BOD去除率10%以上。通過計(jì)算,BOD與COD質(zhì)量濃度比由處理前的0.42升至0.53, 其原因可能是水解酸化池中存在的產(chǎn)酸性厭氧、兼氧菌將水中結(jié)構(gòu)復(fù)雜的大分子有機(jī)物分解為簡(jiǎn)單的小分子有機(jī)物,將不溶性物質(zhì)分解成可溶性物質(zhì),為后續(xù)好氧生化處理創(chuàng)造有利條件,進(jìn)一步提高了廢水的可生化性。

2.3SBR運(yùn)行實(shí)驗(yàn)

經(jīng)水解酸化處理后的出水進(jìn)入SBR,在運(yùn)行周期的安排上采取瞬時(shí)進(jìn)水,曝氣反應(yīng)結(jié)束后沉淀1 h,排放占反應(yīng)器容積60%的上清液。保持pH值為6.8～7.2,DO質(zhì)量濃度在4 mg/L 左右,進(jìn)水中COD和BOD平均質(zhì)量濃度分別為457 mg/L和241 mg/L。曝氣反應(yīng)時(shí)間對(duì)COD、BOD質(zhì)量濃度及其去除率的影響見圖6～7。

由圖6可以看出,SBR反應(yīng)中,隨著曝氣反應(yīng)時(shí)間的增加,出水中COD和BOD質(zhì)量濃度不斷降低,當(dāng)反應(yīng)時(shí)間達(dá)到3 h,COD和BOD質(zhì)量濃度降低速度較快。反應(yīng)時(shí)間超過7 h后,出水中COD和BOD質(zhì)量濃度分別達(dá)到85 mg/L和30 mg/L,并基本維持不變,表明適合的SBR反應(yīng)時(shí)間為8 h。SBR停留時(shí)間包括反應(yīng)時(shí)間和沉淀時(shí)間,總計(jì)9 h。

圖6　SBR出水中COD和BOD質(zhì)量濃度隨時(shí)間變化情況

圖7　SBR出水中COD和BOD去除率隨時(shí)間變化情況

由圖7可知,廢水經(jīng)SBR處理, 隨著反應(yīng)時(shí)間的增加,廢水中COD和BOD不斷降低。當(dāng)反應(yīng)時(shí)間達(dá)到8 h時(shí),COD和BOD質(zhì)量濃度分別為85 mg/L、30 mg/L左右,COD和BOD去除率分別達(dá)到81%和86%以上。BOD與COD質(zhì)量濃度的比值降至0.39以下,廢水的可生化性開始降低。

2.4實(shí)際工程運(yùn)行情況

造紙廢水進(jìn)水中,COD平均質(zhì)量濃度為5 865 mg/L,SS平均質(zhì)量濃度為1 259 mg/L,pH值平均為7.0,NH3-N質(zhì)量濃度平均為30.36 mg/L,TP質(zhì)量濃度平均為9.23 mg/L,BOD平均質(zhì)量濃度為1841 mg/L,BOD與COD質(zhì)量濃度之比為0.32。對(duì)廢水進(jìn)行混凝、強(qiáng)化微電解、水解酸化和SBR綜合處理,工程設(shè)計(jì)廢水處理能力1 000 m3/d,穩(wěn)定運(yùn)行半年多后,連續(xù)15d監(jiān)測(cè)廢水中COD、SS、NH3-N、TP、BOD的變化情況,結(jié)果見圖8。

圖8　工程運(yùn)行階段進(jìn)/出水中各指標(biāo)質(zhì)量濃度變化情況

由圖8可知,在穩(wěn)定運(yùn)行階段,連續(xù)監(jiān)測(cè)15 d,出水中COD平均質(zhì)量濃度為85 mg/L,COD平均總?cè)コ蕿?8.55%;出水中SS平均質(zhì)量濃度為0,SS平均總?cè)コ?00%;出水NH3-N平均質(zhì)量濃度為1.42 mg/L,氨氮平均總?cè)コ蕿?5.31%;出水中TP平均質(zhì)量濃度為0.1 mg/L,TP平均總?cè)コ蕿?8.97%;出水中BOD平均質(zhì)量濃度為30 mg/L,BOD平均總?cè)コ蕿?8.37%。造紙廢水經(jīng)該工藝處理后,出水達(dá)到廢水一級(jí)排放要求,且操作簡(jiǎn)單、運(yùn)行連續(xù)穩(wěn)定。

3　結(jié)　論

a. 應(yīng)用微電解體系預(yù)處理造紙廢水,加入MnO2和H2O2,可有效去除廢水中COD、SS、NH3-N、TP、BOD提高廢水的可生化性。

b. 廢水經(jīng)混凝處理后,在最佳條件下采用H2O2/MnO2/微電解處理,廢水中COD、SS、NH3-N、TP、BOD的去除率分別為88.23%、98.47%、86.78%、98.68%和82.56%,出水的pH值在7左右,廢水的可生化性由0.32提高到0.42。

c. 實(shí)際工程運(yùn)行結(jié)果表明,連續(xù)監(jiān)測(cè)運(yùn)行15 d,進(jìn)水中COD平均質(zhì)量濃度為5 865 mg/L時(shí),出水中COD平均質(zhì)量濃度為85 mg/L,COD平均總?cè)コ蕿?8.55%。

d. 采用混凝-H2O2/微電解/MnO2-水解酸化-SBR技術(shù)處理造紙廢水,處理后出水中COD平均質(zhì)量濃度為85 mg/L,SS質(zhì)量濃度為0 mg/L,NH3-N平均質(zhì)量濃度為1.42 mg/L,TP平均質(zhì)量濃度為0.1 mg/L,BOD平均質(zhì)量濃度為30 mg/L,達(dá)到廢水一級(jí)排放要求。該工藝運(yùn)行連續(xù)穩(wěn)定,操作簡(jiǎn)單,技術(shù)可行、可靠。

參考文獻(xiàn)：

[1] 彭濤,李志健,繆愛園,等.造紙廢水深度處理的研究進(jìn)展[J].紙和造紙,2010,29(1): 53-57.(PENG Tao,LI Zhijian,MIAO Aiyuan,et al.Research approach of advance treatment of wastewater from paper making[J].Paper and Paper Making,2010,29(1): 53-57.(in Chinese))

[2] 王娟娟,張安龍.造紙廢水深度處理新技術(shù)[J].湖南造紙,2012 (2): 26-29.(WANG Juanjuan,ZHANG Anlong.Advanced treatment of paper wastewater technology[J].Hunan Paper Making,2012 (2): 26-29.(in Chinese))

[3] 趙曉波,鄒友琴,孔德馨,等.藥劑與粉煤灰聯(lián)合處理再生造紙廢水的實(shí)驗(yàn)研究[J].吉林大學(xué)學(xué)報(bào)(地球科學(xué)版),2004,34(2): 255-259.(ZHAO Xiaobo,ZOU Youqin,KONG Dexin,et al.Experimental study on the treatment of regenerate paper industry wastewater with chemical and coke breeze[J].Journal of Jilin University(Earth Science Edition),2004,34(2): 255-259.(in Chinese))

[4] 張春永.鐵炭微電解法廢水處理技術(shù)研究[D].南京: 東南大學(xué),2004.

[5] 劉維.鐵碳微電解處理難降解有機(jī)廢水的應(yīng)用研究[D].長(zhǎng)沙: 中南大學(xué),2011.

[6] JIN Yizhong,ZHANG Yuefeng,LI Wei.Experimental study on micro-electrolysis technology for pharmaceutical wastewater treatment[J].Journal of Zhejing University Science,2002,3(4):401-404.

[7] YANG Yuefeng,XU Xinhua,CHEN Haifeng.Treatment of chitin-producing wastewater by micro-electrolysis-contact oxidation[J].Journal of Zhejiang University Science,2004,5(4):436-440.

[8] 任健,馬宏瑞,王寶和,等.Fe/C微電解-Fenton氧化-混凝沉淀-生化法處理染料母液廢水[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào),2010,4(7): 1457-1462.(REN Jian,MA Hongrui,WANG Baohe,et al.Treatment of mother liquor of dyeing waste water with Fe/C electrolysis-Fenton oxidation-coagulation sedimentation-biochemical process[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2010,4(7): 1457-1462.(in Chinese))

[9] 張志軍,王華海,陳整生,等.強(qiáng)化鐵炭微電解法預(yù)處理瀝青廢水[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2014,37(3):84-88.(ZHANG Zhijun,WANG Huahai,CHEN Zhengsheng,et al.Intensified ferric-carbon microelectrolysis pretreatment of asphalt wastewater[J].Environmental Science & Technology,2014,37(3):84-88.(in Chinese))

[10] 于璐璐,林海,陳月芳,等.曝氣微電解法預(yù)處理難降解含氰農(nóng)藥廢水[J].化工學(xué)報(bào),2011,62(4): 1091-1096.(YU Lulu,LIN Hai,CHEN Yuefang,et al.Pretreatment of high salinity pesticide wastewater containing cyanide by aerated zero-valent iron[J].CIESC Journal,2011,62(4): 1091-1096.(in Chinese))

[11] 賴波,秦紅科,周岳溪,等.鐵炭微電解預(yù)處理ABS凝聚干燥工段廢水[J].環(huán)境科學(xué),2011,32(4):1055-1059.(LAI Bo,QIN Hongke,ZHOU Yuexi,et al.Wastewater from the condensation and drying section of ABS was pretreated by microelectrolysis[J].Environmental Science,2011,32(4):1055-1059.(in Chinese))

[12] 宋智,申澤星,王飛羽,等.微電解催化處理染料廢水研究[J].昆明理工大學(xué)學(xué)報(bào)(理工版),2007,32(2): 83-85.(SONG Zhi,SHEN Zexing,WANG Feiyu,et al.Research on treatment of dyestuff wastewater through micro-electrolysis[J].Journal of Kunming University of Science and Technology (Science and Technology),2007,32(2): 83-85.(in Chinese))

[13] 徐東輝,李德生,姚智文.鐵炭曝氣微電解對(duì)炸藥廢水的試驗(yàn)研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2006,29(11): 79-81.(XU Donghui,LI Desheng,YAO Zhiwen.Treatment of dynamite wastewater by ferric-carbon aeration micro-electrolysis[J].Environmental Science and Technology,2006,29(11): 79-81.(in Chinese))

[14] ARORA M L,BARTH E F,UMPHRES M B.Technology evaluation of sequencing batch reactors [J].Water Pollution Control Federation,1985,57(8):867-875.

[15] BOON A G.Squencing batch reactors: a review [J].Water and Environmental Management Journal,2003,17(2): 68-73.

[16] 于德爽,彭永臻,凌云,等.水解酸化-氣浮-SBR工藝處理亞麻廢水[J].給水排水,2002,28(4): 32-33.(YU Deshuang,PENG Yongzhen,LING Yun,et al.Hydrolysis acidification-air floatation-SBR process treating linen wastewater[J].Water & Wastewater Engineering,2002,28(4): 32-33.(in Chinese))

[17] GUIMARAES P,MELO H N S,CAVALCANTI P F F,et al.Anaerobic-aerobic sewage treatment using the combination UASB-SBR activated sludge [J].Journal of Environmental Science and Health:Part A,2003,38(11): 2633-2641.

[18] 彭杰,黃天寅,曹強(qiáng),等.一體化SBR農(nóng)村生活污水處理設(shè)施設(shè)計(jì)[J].水處理技術(shù),2015,41(1):132-134.(PENG Jie,HUANG Tianyin,CAO Qiang,et al.Desin of integrated SBR facility for rural domestic sewage treatment[J].Technology of Water Treatment,2015,41(1):132-134.(in Chinese))

[19] 李貞玉,阮望,李長(zhǎng)海,等.水解酸化-SBR-微濾處理造紙中段廢水試驗(yàn)研究[J].工業(yè)水處理,2014,34(2):47-50.(LI Zhenyu,RUAN Wang,LI Changhai,et al.Hydrolytic acidification-SBR-microfiltration process for treating paper-mill mid-stage wastewater[J].Industrial Water Treatment,2014,34(2):47-50.(in Chinese))

[20] 陳月芳,曹麗霞,于璐璐,等.強(qiáng)化微電解法預(yù)處理難降解農(nóng)藥廢水[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào),2012,6(7): 2361-2366.(CHEN Yuefang,CAO Lixia,YU Lulu,et al.Pretreatment of refractory pesticide wastewater by intensified microelectrolysis[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2012,6(7): 2361-2366.(in Chinese))

DOI：10.3880/j.issn.1004-6933.2016.04.016

基金項(xiàng)目:山東科技發(fā)展計(jì)劃資助項(xiàng)目(2011GSF11713)

作者簡(jiǎn)介:李長(zhǎng)海(1967—),男,教授,博士,主要從事工業(yè)污水資源化技術(shù)研究。E-mail: lichanghai2000@163.com

中圖分類號(hào)：X703.1

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1004-6933(2016)04-0100-05

(收稿日期：2015-08-21編輯：彭桃英)

Treatment of papermaking wastewater with intensified micro-electrolysis-hydrolysis acidification-SBR technology

LI Changhai

(Engineering Research Center for Industrial Wastewater Reclamation of Shandong Province,BinzhouUniversity,Binzhou256603,China)

Abstract：The treatment of papermaking wastewater with combined technologies of coagulation, and intensified micro-electrolysis-hydrolysis acidification-SBR was studied. The results show that the removal rates of COD, SS, ammonia nitrogen, total phosphorous, and BOD were 88.23%, 98.47%, 86.78%, 98.68%, and 82.56%, respectively, and the biodegradability of wastewater increased from 0.32 to 0.42 with coagulation and H2O2/MnO2/micro-electrolysis. Treatment with the hydrolysis acidification-SBR process generated average concentrations of COD, SS, ammonia nitrogen, total phosphorous, and BOD in the effluent water of 85 mg/L, 0 mg/L, 1.42 mg/L, 0.1 mg/L, and 30 mg/L, respectively. Fifteen days after the treatment, the average concentration of COD was 5865 mg/L in the influent water and 85 mg/L in the effluent water, and the total removal rate of COD was 98.55%. The effluent water met the gradeⅠstandard for wastewater discharge.

Key words：papermaking wastewater; micro-electrolysis; hydrolysis acidification; SBR