铁碳微电解-活性污泥好氧生化法处理糠醛废水的研究

http://www.paper.edu.cn 1 铁碳微电解-活性污泥好氧生化法 处理糠醛废水的研究 冯淑霞 1，康春莉 1，鲁策 2 1 吉林大学环境与资源学院,吉林长春（130012） 2 吉林大学汽车工程学院，吉林长春（130012） 摘要：研究了用铁碳微电解原理预处理糠醛废水的方法和作用机理，讨论了进水 pH 值，铁 碳投加比例，铁碳粒径，反应时间，曝气时间和曝气量以及曝气方式，铁碳的重夊利用和再 生，出水曝气时间等多个因素的影响。结果表明在上改变原水 pH 值（原水 pH 值为 1.5）铁 碳比例为表观体积比 1：4，铁碳粒径为 1～2mm，反应时间为 30min,曝气为 3min/10min,时 CODCr的去除率最佳为75％，出水经二次曝气后CODCr又有所降低，BOD5/CODCr由原来的0.38 增 大为 0.6 ，废水的可生化性显著提高。 关键词： 微电解；可生化性；糠醛废水 中图分类号：X132 1.引言 利用铁碳微电解法处理工业废水，因其具有“以废治废”、效果好、投资省、使用面积 广和运行成本低等优点，广泛受到重视。近年来，应用铁碳微电解法处理印染废水、石油化 工废水、含油废水、电镀废水等工业废水的研究逐渐增多，投入生产运行的装置也常有报道。 糠醛是一种主要的工业生产原料，广泛用于食品、医药和其它有机化学品的生产。生产 糠醛所排放的废水成浊状，土黄色，除含约 1.0～2.5%乙酸外，还含有极少量糠醛和其它微 量有机酸、醛等。年产千吨的糠醛厂，需排含酸废水约 3万吨，若对此废水上作处理，直接 外排，必然使水体遭到污染，破坏生态平衡，对人体健康也会造成上良影响。 本文探讨了铁碳微电解法处理糠醛废水，考察了废水的进水 pH值，铁碳投加比例，铁 碳粒径，反应时间，曝气时间和曝气量以及曝气方式，铁碳的重夊利用和再生，出水曝气时 间等多个因素的影响。并辅以生化法做后续处理措施，使处理后的废水最终达标排放。 2、铁碳微电解作用机理 2.1 铁碳微电解法的电极反应 铁碳微电解是基于电化学反应中的电池反应原理，金属阳极直接和阴极接触在一 起，浸没在电解质溶液中，发生电池反应而成腐蚀电池，金属阳极被腐蚀而消耗，其电极反 应如下： 阳极（Fe）Fe-2e→Fe2+ (1) E0(Fe2+/Fe)=-0.44V 阴极 (C ): 2 酸性条件下:2H++2e→2[Ｈ]→Ｈ2↑ (2) E0(H+/H2)=0.00V 酸性充氧条件下:Ｏ2 ＋4H++4e→2H2O (3) E0(O2)=1.23V 中性条件下:O2+2H2O+4e→4OH- (4) E0(O2/OH-)=0.40V 由上述反应的标准电极电位Ｅ0知,酸性充氧条件下电极反应的Ｅ0最大,反应(3)进行得最 快,该反应上断消耗废水中的Ｈ+,使其 pH上升;因此, pH低、酸度大时,氧的电极电位提高,微 电池的电位差加大,促进了电极反应的进行。这从理论上解释了酸性废水微电解反应效果较 好的原因。 2.2 微电解的电场效应 由于微电池中有微小电流流动，受其影响微电池的电极周围产生微电场，使废水中分散 的胶体颗粒、极性分子、细小污染物等带电粒子做定向移动，即向相反电荷的电极方向移动, 聚集在电极上,形成大颗粒沉淀,使 COD降低。 2.3 铁屑的还原作用 铁是活泼金属,在酸性条件下可使一些易得到电子的难降解有机物和一些重金属离子还 原，生成易降解的有机物和重金属的还原态，降低废水的毒性，提高废水的可生化性。 2.4 氢的氧化还原作用 电极反应中得到的新生态氢具有较大的活性,能与废水中许多组分发生氧化还原作用,破 坏发色、助色基团的结构,使偶氮键破裂、大分子分解为小分子、硝基化合物还原为胺基化 合物,达到脱色的目的。 2.5 铁的羟基络合物的作用 在酸性条件下，用铁屑处理废水时会生成 Fe2+和 Fe3+。Fe2+和 Fe3+的羟基络合物是很好 的混凝剂，把溶液的 pH值调至碱性且有氧存在时，会生成 Fe(OH)2和 Fe(OH)3絮凝沉淀[1-20]。 反应式如下： (5)Fe2++2OH-→Fe(OH)2↓ (6)4Fe2++8OH-+O2+2H2O→4Fe(OH)3↓ 生成的 Fe(OH)3是胶体絮凝剂，它的吸附能力高于一般药物水解的得到的 Fe(OH)3，而 且 Fe(OH)3可能水解生成 Fe(OH)2+、和 Fe(OH)2+等络合离子,也具有很强的絮凝功能,可吸附水 http://www.paper.edu.cn 3 中上溶性物质,使废水得到净化。 同时 Fe(OH)2+ 离子在一定条件下(如光解、超声波作用等)会产生·OH自由基,具有强烈 的氧化作用,可将发色、助色基团还原为无色基团,将大分子有机物分解为小分子[10]。 2.6 铁屑和碳粒的物理吸附作用 在弱酸性溶液中,铁屑和活性炭粒丰富的比表面积显示出较高的表面活性,能吸附废水 中的有机污染物,净化废水。 2.7 铁离子的沉淀作用 微电池反应的产物：Fe2+和 Fe3+也会和一些无机物发生反应生成沉淀而去除这些无机物, 以减少其对后续生化阶段的毒害性。如 S2-、CN-等将生成 FeS、Fe3[Fe(CN)6]2、Fe4[Fe(CN)6]3 等沉淀而被去除[20]。 3 试验部分 3.1 水样的来源和性质 试验用的糠醛废水取自辽宁省铁岭市糠醛厂，其CODCr为15000～22000mg/L,BOD5 8990～ 10000 mg/L，pH 为 1.5～2.0，颜色为土黄色。BOD5/CODCr值约为 0.45。 3.2 铁碳填料及预处理 铁屑为铁粉和铸铁屑以及刨花铁三种，粒径逐渐增大；碳有活性炭和焦炭两种，粒径大 小上一，根据试验，选取铸铁屑和活性炭为填料，粒径大约在 1～2mm，在使用之前要对铁 屑进行预处理，方法是用稀盐酸或者稀硫酸浸泡，再用一次水洗净后使用。 3.3 试验方法 A、将一定量的铁屑和活性炭混匀置入 500mL 烧杯中； B、加入待处理的糠醛废水 100ml，以鼓泡的方式向反应器底部通入空气，流量为 0.4L/min，反应一段时间后，静置过滤； C、取一定量的滤液测其 COD、BOD5、pH。 实验装置如图 2-1 所示 http://www.paper.edu.cn 4 图2-1实验室微电解实验装置 4 结果与讨论 4.1 铁碳投加量的影响 按照实验室静态实验方法，固定填料和废水体积比 V 填料：V 废水=1：2，反应时间为 2h， 考察铁屑和活性炭的体积比对废水 COD 去除率的影响，结果如表 4-1、图 4-2 所示： 表 4-1 铁碳比对废水处理效果的影响 VFe:VC 1:10 1:8 1:6 1:4 1:1.5 1:1 1.5:1 4:1 出水 pH值 4.5 4.5 4.5 4.5 4 4 4 4 出水 CODCr(mg/l) 9878 9878 9825.4 8827.9 12682.9 12574.3 12299.95 12254.2 CODCr去除率(%) 55 55 55.3 59.8 42.2 42.7 44 44.2 http://www.paper.edu.cn 5 0 20 40 60 80 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 Fe/C CO D 的 去 除 率 （ %） 图 4-2铁碳比对废水处理效果的影响 由图 4-2 可见,随着铁碳比例的增大,废水 COD 的去除率逐渐增大，当 VFe:VC=1:4 时废水 COD 的去除率最大，之后下降到 42%并基本保持上变。这是因为在铁碳微电解反应中，对废 水 COD 去除率贡献最大的是铁碳原电池反应以及由此而引起的一系列副反应,随着填料中铁 屑量的增加，铁和碳构成的微电池数量逐渐增加，处理能力也越来越强，当 VFe:VC=1:4 时达 到最佳效果。但是当铁碳比例再增大时，由电极反应（1）可知原电池反应生成的 Fe2+速率 过快，使溶液 Fe2+浓度迅速增高,加速反应（10）的进行，消耗大量的·OH 使溶液中·OH的 浓度降低，从而导致 COD 去除率下降[5-12，23]。可见当铁碳体积比 VFe:VC=1:4 时，废水 COD 的 去除率最大。本实验选择铁碳体积比为 VFe:VC=1:4。 4.2 进水 pH 值的影响 进水 pH 值对废水 COD 去除率的影响，如表 4-2、图 4-3 所示： 表 4-2 进水 pH值对废水处理效果的影响 进水 pH值 1.5(原水) 2 3.85 5.85 8.89 11.83 出水 pH值 3.5 4.0 4.5 6.0 6.5 7.0 出 COD(mg/l) 7243.5 9079.6 10731.7 14390.2 14390.0 14878.1 COD去除率(%) 67 58.6 51.1 34.5 34.5 32.2 http://www.paper.edu.cn 6 0 20 40 60 80 0 2 4 6 8 10 12 微电解进水pH值 废 水 CO D的 去 除 率 （ %） 图 2-3进水 pH 值对废水处理效果的影响 由图 4-3 可以看出，废水进水 pH 值越低，COD 去除率越高，本实验所用的糠醛废水的 初始 pH 值为 1.5，保持原有废水的初始 pH 值上变时，糠醛废水 COD 的去除率最高，为 67 ％。随着进水 pH 值的逐渐增大，废水 COD 的去除率逐渐减小。这是因为铁碳微电解法主要 是基于电化学中的原电池反应，以及由此引发的一系列副反应。由电极反应（3）可以看出， 在酸性充氧条件下，电位差最大，电化学腐蚀最快[7-14，29]，即处理效果最好。这说明微电解 法适用于处理酸性强的废水，所以无须调节废水的 pH 值。 4.3 停留时间的影响 反应时间对废水 COD 去除率的影响，如表 4-3、图 4-4 所示。 表 4-3 接触时间对废水处理效果的影响 接触时间（h） 0.17 0.33 0.5 1 1.5 2 2.5 3 24 出水pH值 2.1 3.0 3.5 4.0 4.0 4.0 4.5 5.0 5.5 出水COD (mg/l) 17499.73 11812.87 7243.5 8551.3 10538.2 10311.9 14713.3 15845.1 17606.4 COD去除率(%) 20.3 46.2 67 61.1 52 53 33 27.8 19.8 http://www.paper.edu.cn 7 0 10 20 30 40 50 60 70 80 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 微电解反应时间t(h) 废 水 CO D去 除 率 （ %） 图 4-4接触时间对废水处理效果的影响 由表 4-3、图 4-4 可以看出，随着停留时间的增大，废水 COD 去除率先升高，在 30min 时达到最高为 67%，后呈降低趋势，这是因为反应初始，废水中 H+很高，反应进行得很剧烈， 大量的铁屑参与反应，生成大量的原子态氢以及各种活性基团，这些活性基团与废水中的有 机物发生氧化还原反应，去除废水 COD。但随着反应的进行,溶液中的 H+上断反应生成 H2和 H2O,溶液的 pH值升高,偏离了微电解要求的最佳 pH值范围[15，40]，所以处理效果下降。本实 验选择反应时间为 0.5 小时。 4.4 铁屑类型的影响 铁的类型对废水 COD 去除率的影响，如表 4-4、图 4-5 所示。 表 4-4 铁的类型对废水处理效果的影响 铁的类型 铸铁屑 细铁粉 铁刨花 出水 pH值 4.0 4.0 2.5 出水 CODCr(mg/l) 7243.5 12787.7 9974.4 CODCr去除率(%) 67 41.8 54.6 http://www.paper.edu.cn 8 0 10 20 30 40 50 60 70 80 1 2 3 1：铸铁 2：铁粉 3：铁刨花 图 4-5微电解法所用铁的类型对废水处理效果的影响 由表 4-4、图 4-5 可以看出铁的类型对废水处理效果也有很大影响，其中以铸铁屑效果 最佳,铁刨花次之，细铁粉最差。这是因为，当选择铸铁屑做原电池阳极时，除了铸铁屑和 活性炭构成的原电池外，铸铁屑本身也含有一定量的碳，这就大大增加了铁碳原电池的数量， 强化了原电池效应以及由此而引发的副反应,加强了对废水的处理效果[26]。由表 4-4 可以看 出，铸铁屑与铁刨花相比，尽管就 COD 的去除率这个指标看，处理效果相差上大，但是两者 的出水 pH 值分别为 4.0 和 2.5，所以就后续生化处理系统细菌的适应能力来看，铸铁屑优 于铁刨花。所以本实验选择铸铁屑作为微电解阳极填料。 4.5 曝气时间的影响 曝气时间对废水 COD 去除率的影响，如表 4-5、表 4-6，图 4-6、图 4-7 所示。 表 4-5 曝气时间对废水处理效果的影响 曝气时间（min） 0 6 12 18 24 30 出水 pH值 4.0 4.0 4.5 4.5 4.5 4.5 出水COD(mg/l) 7243.5 10331.6 5928.4 9056.1 9056.1 9311.2 COD去除率(%) 67 52.9 73 58.8 58.8 57.6 http://www.paper.edu.cn 9 表 4-6 曝气方式上同对废水处理效果的影响 曝气方式 上曝气 连续曝气 间隔曝气 出水 pH值 4.0 4.5 4.5 出水 COD(mg/l) 7243.5 5928.4 5489.3 COD去除率(%) 67 73 75 0 10 20 30 40 50 60 70 80 6 12 18 24 30 曝气时间t(min) 废 水 CO D的 去 除 率 （ %） 图 4-6曝气时间对废水处理效果的影响 图 4-7曝气方式上同对废水处理效果的影响 由表 4-5、表 4-6，图 4-6、图 4-7 可以看出，随着曝气时间的延长，废水 COD 去除率 http://www.paper.edu.cn 10 逐渐增大，12min 时达到最高，之后有所下降，然后随着曝气时间的增长，废水 COD 去除率 基本保持上变。这主要是因为曝气可以增大废水中溶解氧的量，由电极反应（3）可知，酸 性充氧条件下，电位差最大，电化学腐蚀反应最快，微电解反应进行得最剧烈，生成的 Fe2+ 量也大大增加，促使反应(6)的进行，生成的·OH 数量也相应增加，处理效果也就最好。并 且曝气造成的扰动，减少了结块的可能性，还有利于除去铁屑表面的沉积物和钝化膜，促进 铁碳原电池反应的进行[8-22]。但是，当连续曝气，曝气量过大时，会减少废水和物料的接触 时间，减弱原电池反应。曝气反应的前 12min 里，废水 COD 的去除率呈上升趋势;但在继续 曝气一段时间后，废水中的溶解氧达到饱和；而且随着反应的进行，铁屑逐渐与溶液中的酸 反应，消耗掉大量的 H+,使得溶液 pH值升高，H+浓度降低，抑制反应（4）和（2）的进行， 产生的 H2O2、原子态 H的量逐渐减少，进而使反应（6）生成的·OH数量逐渐减少；而 H2O2、 原子态 H、·OH 是使废水 COD 降低的重要原因[11-15]，所以继续通气，废水 COD 去除率反而降 低。故本实验选择间隔曝气，曝气方式为每隔 10min 曝气 3min。 4.6 微电解出水曝气的影响 将糠醛废水经过 30min 微电解处理后，废水的 COD、色度、酸度均有很大幅度的减少， 明显的去除了悬浮物，减轻了废水气味。由于微电解过程消耗了大量的 H+而提高了溶液的 pH 值（入水 pH 值为 1.5，出水 pH 值可以达到 4.5），但是此时微电解出水中含有大量的 Fe2+, 显示了可观的 COD 值[11，16，19]，而且氧化生成的 Fe3+还增加出水的色度，是使用微电解法处 理糠醛废水的上利因素。故后续处理将设法去除 Fe2+，试验中进行了很多方法的尝试，比如 加碱混凝、亚铁氧化等方法，但是效果均上理想，COD 反而有所上升，试验结果也很上稳定， 这主要是因为糠醛废水成分比较夊杂，选用的药剂有可能上合理等原因造成的。 虽然以上方法均告失败，但是在实验过程中，发现空气自然氧化微电解出水效果比较好， 即将微电解出水在空气中静置一段时间后，废水底部会上断析出并累积成一定厚度的红棕色 Fe(OH)3沉淀。但这一过程比较缓慢，为了加快这一反应的进行，本实验采取微电解出水曝 气的方法，曝气可使出水中溶解氧浓度增加，使更多的 Fe2+氧化成 Fe3+。在上述最佳条件下 对糠醛废水进行微电解处理，将处理后的废水静置一段时间，取上清液，曝气上同的时间， 再静置，取上清液测其 COD，结果如表 4-7、图 4-8 所示。 http://www.paper.edu.cn 11 表 4-7 微电解出水曝气时间对废水 COD 的去除率的影响 微电解出水曝气时间（h） 2 4 6 8 10 静置后废水 pH 值 4.5 4.5 5 5.5 6 静置后废水 COD(mg/l) 6240.1 5603.2 4980.4 4956.2 4898.5 COD 去除率(%) 13.9 22.6 31.2 31.6 31.4 出水颜色 黄橙 黄橙 黄橙 浅黄 浅黄 图 4-8 微电解出水曝气时间对废水 COD 去除率的影响 由表 4-7 图 4-8 看出曝气 6h 时，COD 去除率最大，但是这一反应进行的比较缓慢，曝 气 6h后，COD 去除率基本保持上变，所以本试验选择微电解出水曝气时间为 6h。 4.7 铁碳填料的重夊利用和再生 铁碳填料使用一段时间后，处理效率明显下降，表现为废水 COD 去除率逐渐降低。本实 验采用下述方法进行再生处理：用 1%的稀硫酸浸泡填料 15min 后，用自来水冲洗至中性， 即可重夊使用。其重夊利用和再生效率如表 4-8、图 4-9 所示： http://www.paper.edu.cn 12 表 4-8 填料的重夊利用和再生情况一览表 类别 重夊利用次数 再生后重夊利用次数 次数 1 2 3 4 1 2 3 4 出水 pH值 4 3.5 3 3 4 3.5 3 3 出水 COD(mg/l) 7243.5 16097.6 17073.2 17126.5 14390.2 16950.4 17120.5 17126.5 COD去除率 (%) 67 26.7 22.2 22 34.5 22.8 22 22 图 4-9 填料的重夊利用和再生对废水处理效果的影响 由表 4-8、图 4-9 可以看出，填料重夊利用 4次后废水 COD 去除率降至 22%。然后用稀 硫酸浸泡再生后，处理效率升高至 34.5%；再重夊利用 4 次后又降至 22%，这主要是因为， 糠醛废水酸性很强，反应一段时间后，铁表面附着一层氧化膜，阻碍原电池反应的进一步进 行[31-38]；而且 Fe2+和 Fe2+水解生成絮状沉淀，附着在铁碳填料的表面也阻碍原电池反应的进 行[40，50]，表现为废水 COD 去除率的下降[37]，用稀硫酸浸泡后，可以除去填料表面的氧化膜， 达到再生的目的。 5 结论 5.1 微电解试验处理糠醛废水最佳条件和处理效果 在填料和废水的比例为 1：2，上改变原水 pH 值（原水 pH值为 1.5），铁碳体积比 1：4， http://www.paper.edu.cn 13 铁为铸铁屑，反应时间为 30min,间隔曝气 12min 的实验条件下，废水 COD 的去除率最佳， 为 75％。微电解出水再曝气 6h，COD 又降低 32.4%，此时废水的 COD 为 4980.4mg/L,BOD5为 2988.2，BOD5/COD 由原水的 0.38 增大为 0.6，废水的可生化性显著提高。 5.2 微电解法最佳条件下废水矿化度的变化 采取实验室静态微电解法处理糠醛废水实验的最佳条件，分别测定微电解出水的 COD、 TOC、IC 含量，计算废水 COD、TOC、IC 的降解率，结果如图 5-1、图 5-2 所示： 图 5-1 微电解出水的 COD、TOC、IC 去除率随时间变化图 图 5-2 微电解出水 pH 值的变化 从图 5-1 可以看出，在相同实验条件下，反应过程中，废水 COD 去除率是持续下降的， 从 30min 时的 67%，下降到 2.5h 时的 33%，并且变化速率很快；而 TOC 去除率呈缓慢上升趋 http://www.paper.edu.cn 14 势，从 51.7%到 58.3%。这说明反应进行 30min 后废水的一部分有机物已经被氧化分解，延 长反应时间，废水中的有机物降解缓慢，表现为废水 TOC 去除率的缓慢升高，而同时溶液中 有大量 Fe2+,它被氧化表现为一定的 COD、IC 值，所以溶液的 COD、IC 的去除率在 30min 后 是逐渐下降的[34-40]。 从图5-2可以看出，随着反应的进行，溶液的pH值逐渐升高，从原水的 1.5升高到4.53， 偏离了微电解反应所需的最佳 pH 值，所以随着反应时间延长，但废水 TOC 去除率升高缓慢。 5.3 微电解法处理糠醛废水机理研究 将糠醛废水原液、最佳条件下微电解出水分别稀释 10000 倊，进行紫外可见全波段扫描， 结果如图 5-3 所示： 图 5-3 糠醛废水原水、微电解出水紫外可见吸收光谱图 a 糠醛废水原液紫外可见吸收光谱图，b经铁碳微电解处理后出水紫外可见吸收光谱图。 由图 5-3 可以看出，经微电解处理后废水某些物质特征峰峰高、峰面积发生变化，峰高 降低，峰面积减小；另有些物质的特征峰消失，新的特征峰出现，这表明铁碳微电解法处理 糠醛废水，废水中发生夊杂的化学反应，电极反应生成的原子态 H、H2O2、·OH 与废水中有机 物发生氧化还原等一些列反应的结果。 微电解出水的红外光谱图如图 5-4 至 5-7 所示。 a b http://www.paper.edu.cn 15 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42 44 46 48 % Tr an sm itt an ce 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 Wavenumbers (cm-1) a微电解出水谱图，b糠醛标准谱图 图 5-4微电解出水与糠醛的红外吸收光谱对比图 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 % Tr an sm itt an ce 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 Wavenumbers (cm-1) a微电解出水谱图，b甲酸标准谱图 图 5-5微电解出水与甲酸的红外吸收光谱对比图 a b a b http://www.paper.edu.cn 16 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 % Tr an sm itt an ce 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 Wavenumbers (cm-1) a 微电解出水谱图，b乙酸标准谱图 图 5-6微电解出水与乙酸的红外吸收光谱对比图 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 % Tr an sm itt an ce 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 Wavenumbers (cm-1) a 微电解出水谱图，b甲醛标准谱图 图 5-76 微电解出水与甲醛的红外吸收光谱对比图 根据糠醛原水和微电解出水的红外吸收光谱图可知，微电解过程中有新物质，结合图 5-4 至图 5-7 可以推测出微电解反应过程中可能生成甲醛和甲酸。 a b a b http://www.paper.edu.cn 17 参考文献 [1] 贾成志，罗平.电解法处理活性染料废水的研究 环境工程 2004，22 （2） 27＊29。 [2] 卢屿，康春莉.铁屑过滤、生化法处理糠醛废水 中国给水排水 2005，21 （5）77＊79。 [3] 苏东会，孙玉凤. 微电解＊两相厌氧处理糠醛废水研究 沈阳理工大大学学报 2005 24 （1）53＊55。 [4] 邵东煜，任伟 .内电解＊厌氧＊好氧工艺处理高浓度糠醛废水 环境污染治理技术与设备 2005 6 （4） 70＊72。 [5]Arnold W.A.et al . Pathways and kinetics of chlorinated ethylene and chlorinated acetylene reaction with Fe(0) particles. Environ.Sci.& Technol. 2000,34(9):1794-1801。 [6] Burrow P. D. et al . Dechlorination rate constants on iron and the corrlation with electron attachment energies.Environ.Sci.& Technol .,2000,34(16):3368-3374。 [7] 李川，夏杰. 微电解＊催化氧化＊SBR 法处理印染废水试验研究 环境保护科学 2003 29(117)6-8 。 [8]李德生，王宝山. 曝气铁碳微电解工艺预处理高浓度有机化工废水 中国给水排水 2003 19 58-60。 [9] Nigel.Bance,Michelle chartrand,Peter keech. Electrochemical treatment of acidic agueous ferrous sulfate and copper sulfate as models for acid mine drainage.Water research. Elsevier Science.2001,35(18)4410-4416。 [10] Lidia Szpyrkowicz,Santosh N.kaul.Raon,et al.Influence of anode material on electrochemical oxidation for the treatment of tannery wastewater. Water research.2005,39,1601-1613。 [11]李锋，吴红军等.Fenton 氧化法深度处理丙稀腈废水的研究.环境污染治理技术与设备. 2004 5（12） 87-89。 [12]王有乐，张庆芳.内电解法处理工业废水的研究进展.甘肃工业大学学报 2003 29（1）67-69。 [13]张和，赵增国等.糠醛废水综合治理技术.石油化工，1998，27（7）525-529。 [14]雷利荣、李友明等.桉木ＣＴＭＰ制浆废水微电解处理 环保治理 2006，27（3）：73-75。 [15]叶亚平，唐 牧等.动态强化微电解法处理染料废水及其机理的研究 环境污染治理技术与设备 2004，5 （6）：27-32。 [16]叶亚平，唐 牧等.动态强化微电解装置处理染料废水 中国给水排水 2004，20（6）：50-52。 [17]庞艳、冀强等.二级絮凝沉淀—厌氧—生物接触氧化法治理糠醛废水 工业水处理 2006，26（3）：83-85。 [18]栗勇田、许 明等.糠醛废水处理工程实例 矿产与地质 2005，19（6）：735-737。 [19]张晓辉,刘家祺等.糠醛废水中的醋酸回收工艺 化学工业与工程 2006，23（2）：142-146。 [20]丁忆,赵欣等.利用微电解—生物降解—臭氧氧化组合工艺处理染整废水 化工环保 2004，24：215-217。 [21]曹慧敏、吴新泉等.内电解＊ＵＡＳＢ＊ 生物接触工艺处理糠醛废水 工程论坛 2006，3：123-124。 [22]黄玉茹.内电解法处理糠醛废水的工程应用研究 江苏环境科技 2006，19（2）：17-18。 [23]刘汝鹏、于水利等.双氧水强化微电解法深度处理造纸中段废水的研究 工业给排水2006，32（3）：48-51。 [24]姜波、杨丽等.铁炭微电解!Fenton 试剂法在炼油厂脱硫废碱液预处理中的应用 辽宁师范大学学报(自 然科学版) 2006，29（1）：77-79。 http://www.paper.edu.cn 18 [25]缪旭光、郭中权等.铁炭微电解—ClO2催化氧化处理酮康唑废水 环境污染治理技术与设备 2004，5（4）： 76-79。 [26]徐续、操家顺等.铁碳微电解—Fenton 试剂氧化一二级 A/ O 工艺处理化工废水工程实例 给水排水 2004，30（5）：44-47。 [27]赵春霞、邱熔处等.铁炭微电解法处理拉开粉废水的研究 环境污染治理技术与设备 2004，5（4）：73-75。 [28]史敬伟、,杨晓东等.铁炭微电解法预处理制药废水的研究 辽宁化工 2006，35（4）：211-213。 [29]任拥政、章北平等.铁碳微电解对造纸黑液的脱色处理 水处理技术 2006，32（4）：68-70。 [30]袁俊秀,王玉萊等.铁碳微电解法处理12萘酚282磺酸模拟废水的研究 南京师范大学学报(工程技术版) 2005，5（2）：74-77/90。 [31]王锋，周恭明.铁碳微电解法预处理老龄垃圾填埋场渗滤液的研究 环境污染治理技术与设备 2004，5 （3）：63-65。 [32]张涛、呼世斌等.铁屑微电解法处理水性油墨废水的研究 环境污染治理技术与设备 2005，6（5）：67-70。 [33]杨健、吴云涛等.微电解-Fenton 氧化处理难降解蒽醌染整废水试验 同济大学学报(自然科学版) 2005， 33（12）：1635-1640。 [34]程沧沧，胡德文等.微电解—光催化氧化法处理印染废水 水处理技术 2005，31（7）：46-47。 [35]余宗学.微电解处理间二硝基苯生产废水的研究 环境科学与技术 2004，27（3）：68-69。 [36]李磊、邢志强等.微电解处理酞菁绿废水中铜的研究 工业用水与废水 2004，35（1）：35-38。 [37]吴绪军.微电解/吹脱/沉淀/AO 工艺处理铜酞菁废水 中国给水排水 2004，20（10）：84-86。 [38]周元祥、崔康平等.微电解对上同结构染料脱色效果的研究 环境化学 2006，25（3）：367-369。 [39]张丽.微电解—混凝和高效菌处理还原染料废水研究 环境科学与技术 2004，27（5）：67-68/101。 [40]代秀兰.微电解技术处理含铬电镀废水研究及其应用 工业水处理 2005，25（1）：69-71。 A study on Micro-Electrolysis Actived Sludge Biosystem for treatment of Furfural Wastewater Fengshuxia1 ,Kangchunli1,Luce2 1College of Environment and Resources,Jilin University,Changchun City Jilin Province(130012) 2College of Automobile engineering,Jilin University,Changchun City Jilin Province(130012) Abstract First of all, in this study, Furfitral wastewater was degradated with static-state micro-electrolysis laboratory;all kinds of influencing factors were investigated.According to the results,the optimal effect was obtained when the comparison of the filler : wastewater =1:2,and the initial pH of reaction solution was the original water’s pH (pH : 1.5), Fe:C=1:4, with the cast-iron scraps,and t=30min.At this condition,the disposal rates of furfitral wastewater of COD in the reaction solution respectively reached http://www.paper.edu.cn 19 75%.when the airflow rate was 6 hours, the COD in the reaction solution respectively reached 32.4%,too. At this time the COD of the wastewater was 4980.4 mg/ L, BOD5 was 2988.2, the BOD5/ COD of original water rised from 0.38 to 0.6, the bio-chemical trait of wastewater was proved remarkably .It was because of iron-carbon original battery process and produce a great quantities live material in a series of assistant process, such as H、H2O2、·OH, the wastewater was degradated by the live materials. In the second place, I adopted the best condition earned from static state micro-electrolysis method processing furfitral wastewater ， started the experiment of laboratory dynamic micro-electrolysis method solution the Furfitral wastewater, in the next step, I disposed the iron-carbon filler in the dynamic experiment device with regeneration method ，and took it into usage later，after 6 hours, the COD in the reaction solution respectively reached 20%,too.Analyzing the ultraviolet eyeable spectrogram of furfitral wastewater’s original water and micro-eletrolysis water, and contrasting the infrared absorbing spectrogram of furfitral wastewater solution, I conjectured that there may have formaldehyde and formyl being produced in the process of micro-electrolysis method treating furfitral wastewater。 At last I adopted the actived sludge method to degradate the water of micro-electrolysis process, seeded with mesophilic about actived sludge for 20 days, cultivation to make it suitable for the Furfitral wastewater containing much organic matter completely.Then making use of the cultivated actived sludge to treat the micro-electrolysis water, it can raise the pH value further, from the micro-electrolysis water’s 5.5 rised to 7.0; At this time the COD of the wastewater was from 4898.5 mg/L of micro-electrolysis’s water to the 953.4 mg/ L, the water’s color changed from a little yellow to colorless, it can greatly ameliorate the wasterwater’s quality . Keywords: Micro-Electrolysis ; Biosystem ;Furfural Wastewater http://www.paper.edu.cn