麥草秸稈CTMP廢水UASB-SBR-深度處理

冉 淼， 施英喬， 房桂干， 張華蘭， 丁來(lái)保， 盤(pán)愛(ài)享

(中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院 林產(chǎn)化學(xué)工業(yè)研究所；生物質(zhì)化學(xué)利用國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室；國(guó)家林業(yè)局 林產(chǎn)化學(xué)工程重點(diǎn)開(kāi)放性實(shí)驗(yàn)室；江蘇省 生物質(zhì)能源與材料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210042)

麥草秸稈CTMP廢水UASB-SBR-深度處理

冉 淼， 施英喬*， 房桂干， 張華蘭， 丁來(lái)保， 盤(pán)愛(ài)享

(中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院 林產(chǎn)化學(xué)工業(yè)研究所；生物質(zhì)化學(xué)利用國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室；國(guó)家林業(yè)局 林產(chǎn)化學(xué)工程重點(diǎn)開(kāi)放性實(shí)驗(yàn)室；江蘇省 生物質(zhì)能源與材料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210042)

摘要：

關(guān)鍵詞：CTMP廢水；UASB-SBR-深度處理

水中氮、磷的含量是衡量水質(zhì)的重要指標(biāo)之一，新修訂的制漿造紙工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)增加了總氮(TN)、氨氮(NH3-N)、總磷(TP)污染物排放指標(biāo)(GB 3544—2008)，其中氨氮指標(biāo)已被納入“十二五”污染物排放總量控制體系[1]。麥草秸稈化學(xué)熱磨機(jī)械漿(CTMP)與傳統(tǒng)的化學(xué)漿相比,因制漿過(guò)程中用水量少，生產(chǎn)線沒(méi)有配套堿回收系統(tǒng)，排出廢水的濃度、色度高，可生化性較差[2]。目前對(duì)于CTMP廢水的研究更多的是控制排放廢水的化學(xué)需氧量(COD)[3]，對(duì)TN、 NO3-N、 NO2-N、 NH3-N、 TP的國(guó)內(nèi)研究較少[4]。本研究對(duì)麥草秸稈CTMP制漿過(guò)程中產(chǎn)生的廢水進(jìn)行了分析及處理，旨在降低廢水中COD的同時(shí)有效控制N、 P的排放，使處理后的廢水達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)。

1實(shí) 驗(yàn)

1.1廢水來(lái)源

使用四川德陽(yáng)麥草秸稈進(jìn)行化學(xué)熱磨機(jī)械漿(CTMP)制漿，其制漿工藝流程為麥草秸稈經(jīng)過(guò)氣蒸、擠壓、一段浸漬、擠壓、二段浸漬后磨漿，所得漿料經(jīng)水洗后得麥草秸稈CTMP。

氣蒸時(shí)間為20 min,擠壓設(shè)備為雙螺桿擠漿機(jī)，一段浸漬使用1.0 % NaOH，二段浸漬使用3.0 % NaOH，最后使用盤(pán)磨機(jī)磨漿洗漿后收集各工段產(chǎn)生的廢水，混合均勻后匯集成總廢水，保存在溫度為7 ℃左右的冷庫(kù)中備用。

1.2試劑與儀器

濃硫酸,純度98 %；硫酸銀、硫酸汞、氫氧化鈉、硫酸亞鐵銨，均為分析純；10 %聚合硫酸鋁；30 %硫酸亞鐵；15 %雙氧水。

升流式厭氧反應(yīng)器(UASB):自制,有效容積400 mL，外層設(shè)有保溫夾層，廢水使用蠕動(dòng)泵進(jìn)入反應(yīng)器；序批式反應(yīng)器(SBR)：自制,有效容積為200 mL；Analytikjena multi N/C 2100總有機(jī)碳/總氮分析儀, 德國(guó)耶拿分析儀器股份公司 ；LEICA DM4000 B 萊卡生物顯微鏡，德國(guó)萊卡公司；HACH DR 5000哈希多功能水質(zhì)參數(shù)分析儀，美國(guó)哈希公司； KHCOD-12型COD消解裝置，南京科環(huán)分析儀器有限公司；SD-911 色度儀，上海昕瑞儀表有限公司。

1.3處理方法

對(duì)麥草秸稈CTMP廢水的處理工藝流程如下所示：

1.3.1UASB厭氧處理麥草秸稈CTMP制漿過(guò)程中各工段產(chǎn)生的綜合廢水，經(jīng)沉淀之后調(diào)節(jié)pH值為7.0，使用UASB工藝進(jìn)行處理，取260 mL南京某啤酒廠厭氧顆粒污泥作為種泥，處理溫度為38 ℃。采用蠕動(dòng)泵連續(xù)進(jìn)水，通過(guò)控制進(jìn)水流量來(lái)控制進(jìn)水體積負(fù)荷，使得在有較高COD去除率的同時(shí)也能保證厭氧條件下對(duì)硝態(tài)氮和磷酸鹽的去除率。厭氧反應(yīng)器啟動(dòng)初期進(jìn)水體積負(fù)荷為1 kg/(m3·d)，運(yùn)行2周后COD去除率趨于平穩(wěn)，反應(yīng)器啟動(dòng)成功。之后以1 kg/(m3·d)的體積負(fù)荷為梯度, 在每個(gè)梯度下運(yùn)行1周左右，出水穩(wěn)定后測(cè)定COD、 TN、 TP的值并逐步增加進(jìn)水體積負(fù)荷至10 kg/(m3·d)。

1.3.2SBR好氧及缺氧處理將UASB厭氧處理后的廢水進(jìn)行稀釋后，使用SBR工藝進(jìn)行處理，以140mL南京某生活污水處理廠活性污泥作為種泥，培養(yǎng)初期COD控制在較低水平然后慢慢增加麥草CTMP廢水的加入量，因厭氧出水中的氮、磷含量已滿足好氧微生物生長(zhǎng)的需要，不再補(bǔ)充額外的氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽，活性污泥馴化完成后，增加進(jìn)水COD濃度，分好氧和缺氧2步處理?？刂七M(jìn)水pH值為7左右，溫度33 ℃，好氧處理過(guò)程為曝氣處理，控制溶解氧濃度(DO)為1～3 mg/L，研究了曝氣時(shí)間的影響。停止曝氣后進(jìn)行缺氧處理，即攪拌，研究了不同攪拌時(shí)間對(duì)COD、 TN、 NH3-N、 TP去除率的影響。

1.3.3深度處理取好氧處理后的廢水100 mL于燒杯中，采用混凝處理(10 %的聚合硫酸鋁)、芬頓氧化處理(30 %的硫酸亞鐵與15 %的雙氧水)及深度處理(自制藥劑A(專利號(hào)：CN103641203A))3種方法進(jìn)行對(duì)比，使用磁力攪拌器進(jìn)行攪拌，在常溫下反應(yīng)10 min[5]。反應(yīng)結(jié)束后調(diào)節(jié)廢水pH值為6～7，再分別加入0.2 %的聚丙烯酰胺陰離子(PAM-)，絮凝沉淀后，取上層清液測(cè)定COD、 TN、 TP、色度。

1.4分析方法

1.4.1氮、磷含量的測(cè)定總氮(TN)的測(cè)定使用總有機(jī)碳/總氮分析儀直接測(cè)定；硝態(tài)氮(NO3-N)、亞硝態(tài)氮(NO2-N)、氨氮(NH3-N)及總磷(TP)使用哈希多功能水質(zhì)參數(shù)分析儀分別按該儀器測(cè)試方法中編號(hào)為8039(鉻還原法)、8153(硫酸亞鐵法)、8038(USEPA納氏試劑法)和10127(消解-鉬銻抗法)的方法進(jìn)行相應(yīng)預(yù)處理并測(cè)定[6]。

1.4.2COD和BOD的測(cè)定COD的測(cè)定采用重鉻酸鉀法(GB 11914—1989)，BOD的測(cè)定采用稀釋與接種法(GB 7488—1987)。

1.4.3色度測(cè)定色度的測(cè)定采用稀釋倍數(shù)法(GB 11903—1989)

2結(jié)果與討論

2.1原水污染負(fù)荷參數(shù)

麥草秸稈CTMP廢水與化學(xué)漿廢水的污染負(fù)荷如表1所示。

表1　麥草秸稈CTMP廢水與化學(xué)漿中段廢水污染負(fù)荷

由表1可知,與化學(xué)漿中段廢水相比，麥草秸稈CTMP廢水中的COD值很高，對(duì)生物處理提出了較高的挑戰(zhàn)，同時(shí)0.34的BOD/COD以及較高的氮磷含量為生物處理創(chuàng)造了條件[9]，但也對(duì)后續(xù)生物脫氮除磷工藝有了更高的要求。從CTMP制漿廢水參數(shù)測(cè)定計(jì)算可知COD∶TN∶TP為400∶9.0∶2.6，而厭氧反應(yīng)階段保證系統(tǒng)正常運(yùn)行的COD∶TN∶TP為400∶5∶1，其營(yíng)養(yǎng)條件完全滿足生物的生長(zhǎng)需求。因此，沒(méi)必要向CTMP廢水中添加營(yíng)養(yǎng)鹽，不僅有利于節(jié)約生產(chǎn)成本和設(shè)備投資，而且減輕了后續(xù)生物脫氮、除磷工藝的壓力。同時(shí)CTMP廢水的色度是化學(xué)漿廢水的6.9倍也體現(xiàn)了CTMP廢水更高的有機(jī)物含量。

2.2UASB處理

圖1　不同進(jìn)水負(fù)荷時(shí)COD、TN、TP去除率 Fig. 1　COD, TN and TP removal rate at different loads

在不同進(jìn)水體積負(fù)荷梯度下COD、 TN、 TP的去除率變化如圖1所示。由圖1可看出，在麥草CTMP廢水進(jìn)水COD體積負(fù)荷較低時(shí)，COD去除率保持在較高水平，當(dāng)進(jìn)水體積負(fù)荷為6 kg/(m3·d)時(shí)，COD去除率為56.20 %，之后隨著進(jìn)水體積負(fù)荷的提高，COD去除率明顯下降，當(dāng)進(jìn)水體積負(fù)荷為7 kg/(m3·d)時(shí)COD去除率為52.15 %。經(jīng)分析，其原因可能是隨著進(jìn)水體積負(fù)荷的增加，原料中的抽出物及揮發(fā)性脂肪酸的積累對(duì)污泥中的厭氧微生物造成了抑制甚至毒害作用[10]。 當(dāng)廢水進(jìn)水體積負(fù)荷在6 kg/(m3·d)時(shí)，TN的去除率可達(dá)54.68 %，TP的去除率為43.28 %。但TN的去除率隨進(jìn)水負(fù)荷的變化并不是特別明顯，主要是因?yàn)樵趨捬醴磻?yīng)階段反硝化細(xì)菌通過(guò)反硝化作用將硝酸鹽還原為NO、N2O和N2，從而實(shí)現(xiàn)氮的去除[11-12]。原廢水中硝態(tài)氮及亞硝態(tài)氮的含量占總氮含量的58.5 %，反硝化除磷脫氮說(shuō)明UASB對(duì)麥草CTMP廢水中的氧化態(tài)氮具有很好的去除效果。對(duì)于厭氧反應(yīng)階段TP的去除率主要是依靠微生物的增殖以及轉(zhuǎn)移至污泥中后隨出水流出而去除，因?yàn)闆](méi)有好氧階段，故不能過(guò)量吸磷，因而TP去除率比較低[13-14]?？紤]到進(jìn)水體積負(fù)荷在6 kg/(m3·d)時(shí)既保證了較高的水處理量，又有較高的COD、 TN、 TP去除率，因此在工程設(shè)計(jì)時(shí)保持COD進(jìn)水體積負(fù)荷在6 kg/(m3·d)，此時(shí)COD、TN、TP去除率分別為56.20 %、54.68 %和43.28 %。

圖2　不同進(jìn)水負(fù)荷下COD去除率Fig. 2　COD removal rate at different influent loads

2.3SBR處理

2.3.1進(jìn)水COD的選擇在厭氧段進(jìn)水COD體積負(fù)荷為6 kg/(m3·d)時(shí)，COD去除率為56.20 %，此時(shí)厭氧出水COD為3 876 mg/L。由于COD較高時(shí)會(huì)對(duì)活性污泥造成沖擊，因而對(duì)厭氧出水進(jìn)行稀釋后作為好氧處理進(jìn)水。分別以COD 1 000、1 200、1 400、1 600、1 800、2 000 mg/L的進(jìn)水，每個(gè)濃度下的曝氣時(shí)間為24 h，運(yùn)行一周，出水濃度穩(wěn)定。在不同COD濃度下曝氣，曝氣停止后測(cè)定不同進(jìn)水負(fù)荷下出水的COD，COD去除率如圖2所示。由圖2可知，進(jìn)水COD在1400 mg/L時(shí)，好氧COD去除率最高為73.7 %。之后由于進(jìn)水COD的增加，去除率逐漸降低，因而確定好氧進(jìn)水COD為1 400 mg/L。

2.3.2曝氣時(shí)間的選擇在進(jìn)水COD為1 400 mg/L的情況下，改變曝氣時(shí)間分別為8、16、24、32、40、48h,并測(cè)定相應(yīng)條件下出水的COD、 TN、 NH3-N及TP的含量，結(jié)果如圖3所示。

由圖3可知，隨著曝氣時(shí)間的延長(zhǎng)，COD的去除率逐漸增加，當(dāng)曝氣時(shí)間為24 h時(shí)COD的去除率為73.71 %，之后其變化率并不明顯。TP的去除率隨曝氣時(shí)間的增加而提高，24 h時(shí)去除率為74.84 %，當(dāng)延長(zhǎng)曝氣時(shí)間至32 h時(shí)去除率可達(dá)76.14 %，之后逐漸趨于平穩(wěn)。這是因?yàn)樵诤醚鯒l件下，聚磷菌通過(guò)過(guò)量的吸收廢水中的正磷酸鹽，將其轉(zhuǎn)化為聚磷顆粒，使得污水中的磷轉(zhuǎn)移到聚磷菌體內(nèi)，然后通過(guò)排泥達(dá)到除磷的目的。為了強(qiáng)化除磷工藝，可以采取厭氧/好氧交替運(yùn)行以及降低污泥齡的方法來(lái)完成[15-17]。對(duì)于好氧反應(yīng)NH3-N的去除率一直保持在較高水平，但隨曝氣時(shí)間的變化，去除率的提高并不明顯，這說(shuō)明SBR法具有很好的硝化作用，能在較短曝氣時(shí)間內(nèi)將NH3-N氧化為NO3-N[18]。TN的去除主要是硝化與反硝化共同作用的結(jié)果，當(dāng)曝氣時(shí)間為24 h ，此時(shí)NH3-N的去除率為79.95 %，TN的去除率為62.26 %。綜上，選擇曝氣時(shí)間為24 h。

2.3.3攪拌時(shí)間的選擇在SBR好氧處理之后，停止曝氣，進(jìn)行缺氧攪拌，在泥水混合狀態(tài)下每隔5 min測(cè)定出水中TN的變化，結(jié)果如圖4所示。由圖4可知，隨著攪拌的進(jìn)行TN的去除率開(kāi)始明顯提高，當(dāng)攪拌25 min時(shí)廢水中TN為6.93 mg/L，去除率可達(dá)78.96 %，比曝氣停止時(shí)增加了16.70個(gè)百分點(diǎn)。25 min之后，隨著攪拌的進(jìn)行TN的去除率不再明顯變化。曝氣停止之后廢水中TN去除率開(kāi)始迅速提高的原因主要是反硝化菌的反硝化作用[19-20]。因而為了提高TN去除率，可以在曝氣停止之后進(jìn)行缺氧攪拌。

綜上所述，選取好氧進(jìn)水COD濃度為1 400 mg/L，曝氣時(shí)間24 h，缺氧攪拌25 min的好氧工藝。處理后COD、TN、TP含量分別為368、6.93和4.08 mg/L，好氧出水色度為319。分析可知，好氧出水COD、 TP含量未達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)[1]，因而需要進(jìn)行深度處理。

圖3不同曝氣時(shí)間下COD、TN、TP和NH3-N的變化圖4不同攪拌時(shí)間下TN的變化

Fig. 3The variation of COD, TN, TP and NH3-N at different aeration timeFig. 4The variation of TN at different mixing time

2.4 深度處理

采用自制藥劑A進(jìn)行處理，同時(shí)與混凝處理及芬頓處理效果進(jìn)行對(duì)比，結(jié)果如表2所示。自制藥劑A主要由有機(jī)高分子聚合物乳液、高電荷陽(yáng)離子混凝劑、高錳酸鉀及改性硅藻土組成，混凝處理使用的混凝劑為聚合氯化鋁(PAC)，芬頓處理使用硫酸亞鐵與雙氧水復(fù)配進(jìn)行，反應(yīng)時(shí)間為10 min，處理完后加入PAM進(jìn)行絮凝沉淀。

表2　深度處理出水參數(shù)

由表2可知，對(duì)好氧出水的簡(jiǎn)單混凝處理達(dá)不到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)，芬頓處理雖然COD排放能達(dá)到要求，但是TP含量仍然高于排放標(biāo)準(zhǔn)，同時(shí)處理過(guò)程需要調(diào)節(jié)廢水的pH值，處理過(guò)程繁瑣，成本也較高。而采用自制的深度處理藥劑A，在加藥量為0.15 %時(shí)，COD及TP的去除率分別為80.66 %和82.60 %，不僅能保證各項(xiàng)廢水排放指標(biāo)合格，同時(shí)處理成本也比芬頓處理低很多。

3結(jié) 論

采用升流式厭氧反應(yīng)器(UASB)-序批式反應(yīng)器(SBR)-深度處理三段工藝，在不添加任何營(yíng)養(yǎng)鹽的條件下，對(duì)麥草秸稈化學(xué)熱磨機(jī)械漿(CTMP)廢水進(jìn)行處理。結(jié)果表明，UASB厭氧工藝對(duì)麥草CTMP廢水具有較好的處理效果，當(dāng)進(jìn)水COD體積負(fù)荷為6 kg/(m3·d)時(shí)，COD、TN、TP的去除率分別為56.20 %、54.68 %和43.28 %。厭氧處理后的出水稀釋后進(jìn)行SBR處理，在進(jìn)水COD 1 400 mg/L，曝氣時(shí)間為24 h，缺氧攪拌25 min時(shí)，處理后出水COD、TN和TP含量為368、693和4.08 mg/L。使用自制藥劑A對(duì)出水進(jìn)行深度處理，當(dāng)用量為0.15 %時(shí)可以使出水COD為71.18 mg/L、TN為5.43 mg/L、TP為0.71 mg/L，色度33，達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)，不僅在工藝上比傳統(tǒng)的芬頓處理簡(jiǎn)化了很多，在達(dá)到同等出水條件下也節(jié)約了成本。實(shí)驗(yàn)證明對(duì)于麥草CTMP廢水的處理，可以不必添加營(yíng)養(yǎng)鹽，處理系統(tǒng)也能穩(wěn)定的運(yùn)行并且保持較高的COD、TN、TP去除率。

參考文獻(xiàn)：

[1]房桂干. 論制漿造紙廢水深度處理新技術(shù)[J]. 中華紙業(yè),2009,30(18):6-10.

[2]施英喬,蔡群歡. 貫徹造紙廢水排放新標(biāo)準(zhǔn),發(fā)展造紙廢水處理新技術(shù)[J]. 江蘇造紙,2008(4):6-8.

[3]黃娟,伍健東,周興求. 化學(xué)機(jī)械漿廢水處理技術(shù)探討[J]. 四川環(huán)境,2003,22(6):5-9.

[4]丁來(lái)保,施英喬,盤(pán)愛(ài)享,等. 竹材化學(xué)漿中段廢水處理工程技術(shù)優(yōu)化[J]. 林產(chǎn)化學(xué)與工業(yè),2015,35(3):104-108

[5]丁來(lái)保,韓善明,鄧擁軍,等. 一種化機(jī)漿廢水深度處理降COD劑及其制備:中國(guó),CN103641203A[P]. 2014-03-19.

[6]哈希公司. 水質(zhì)分析實(shí)用手冊(cè)[M]. 北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2010.

[7]蘇強(qiáng),康興生，龔艷麗. 麥草制漿中段廢水處理工程實(shí)例[J]. 給水排水,2007,33(5):63-67.

[8]黃建成. 麥草漿中段廢水處理工藝改造研究[D]. 西安:山西科技大學(xué)碩士學(xué)位論文,2009.

[9]張建豐. 活性污泥法工藝控制[M]. 北京：中國(guó)電力出版社,2014.

[10]韓彪,施英喬,丁來(lái)保,等. 桉木P-RC APMP廢水的污染特征和生物處理研究[J]. 生物質(zhì)化學(xué)工程,2008,42(4)：27-31.

[11]SHARMA B,AHLERT R C. Nitrification and nitrogen removal[J]. Water Research,1997,11(10):897-925.

[12]LOOSDRECHT M C,JETTEN S M. Microbiological conversion in nitrogen removal[J]. Water Science and Technology,1998,38(1)：1-8.

[13]王聰,王淑瑩,張淼,等. 多因素對(duì)反硝化除磷過(guò)程中COD、N 和P的去除分析[J]. 化工學(xué)報(bào),2015,66(4):1467-1475.

[14]王加蒙,彭澄瑤,辛振興,等. SBR分段進(jìn)水工藝提高污水廠的脫氮效率[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào),2015,9(5):2131-2136.

[15]WANG Ya-yi,GUO Gang,WANG Hong,et al. Long-term impact of anaerobic reaction time on the performance and granular characteristics of granular denitrifying biological phosphorus removal systems[J]. Water Research,2013,47(14):5326-5337.

[16]ZHANG Yan-ping. Anoxic phosphorus uptake characteristics of sludge in denitrifying phosphorus removal[J]. Environmental Science and Technology,2013,36(05):76-80.

[17]KENNY R. Nutrient optimization for pulp and paper wastewater treatment plants: An opportunity for major cost savings[J]. Pulp & Paper Canada,2010,111(2),20-24.

[18]彭永臻. SBR法污水生物脫氮除磷及過(guò)程控制[M]. 北京:科學(xué)出版社.2011.

[19]桂麗娟,彭永臻,彭趙旭. 厭氧/好氧交替下SBR 的短程硝化研究[J]. 中國(guó)給水排水,2013,29(9):20-24.

[20]李澤兵,李軍,李妍,等. 短程硝化反硝化技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)給水排水,2011,37(9):163-168.

UASB-SBR-Deep Treatment of Wastewater from Wheat Straw CTMP Pulping Process

RAN Miao， SHI Ying-qiao， FANG Gui-gan， ZHANG Hua-lan, DING Lai-bao， PAN Ai-xiang

(Institute of Chemical Industry of Forest Products，CAF；National Engineering Lab. for Biomass Chemical Utilization;Key and Open Lab. of Forest Chemical Engineering,SFA;Key Lab. of Biomass Energy and Material,Jiangsu Provence, Nanjing 210042， China)

Abstract:The wastewater from wheat straw chemithermomechnical pulp (CTMP) pulping process contained high COD, nitrogen and phosphorus. It was treated by upflow anaerobic sludge blanket (UASB), sequencing batch reactor(SBR) and deep treatment process without adding any nutrient. The results showed that when the influent volume load of UASB anaerobic phase was 6 kg/(m3·d), aerobic treatment time was 24 h and anoxic minxing time was 25 min in the SBR treatment, and the addition of reagent A was 0.15 % in deep treatment, the COD, total nitrogen(TN) content, total phosphorus(TP) content and color could reach 71.18 mg/L, 5.43 mg/L and 33. This treated water met the national discharge standard.

Key words:CTMP wastewater; UASB-SBR-deep treatment

doi:10.3969/j.issn.1673-5854.2016.01.004

收稿日期：2015-07-16

基金項(xiàng)目：“十二五”國(guó)家科技支撐計(jì)劃資助(2012BAD23B0202)

作者簡(jiǎn)介：冉 淼(1993—)，男，重慶人，碩士生，主要從事紙漿造紙環(huán)境保護(hù)新技術(shù)的研究 *通訊作者：施英喬(1957—)，研究員，碩士生導(dǎo)師，長(zhǎng)期從事制漿造紙廢水處理和環(huán)境保護(hù)技術(shù)研究；E-mail: singqiao@qq.com。

麥草秸稈化學(xué)熱磨機(jī)械漿(CTMP)廢水含有較高的COD及氮、磷含量，采用升流成厭氧反應(yīng)(UASB)-序批式反應(yīng)器(SBR)-深度處理三段工藝，在不添加任何營(yíng)養(yǎng)鹽的條件下，對(duì)其進(jìn)行處理研究。結(jié)果表明，在UASB厭氧階段進(jìn)水體積負(fù)荷為6 kg/(m3·d)，SBR處理進(jìn)水COD 1 400 mg/L，曝氣時(shí)間為24 h，缺氧攪拌25 min,深度處理自制藥劑A用量為0.15 %時(shí)，處理效果良好，可使廢水出水COD為 71.18 mg/L ，總氮(TN)為5.43 mg/L、總磷(TP)為0.71 mg/L，色度為33，達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)。

中圖分類號(hào)：TQ35;X793

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 ：A

文章編號(hào) ：1673-5854-(2016)01-0017-05

·研究報(bào)告——制漿造紙·