130d/t的一體化新農(nóng)村污水處理設(shè)備運(yùn)行成本

1 引言(Introduction)

中國社會(huì)發(fā)展迅速, 用水量劇增, 2015年廢水排放總量達(dá)735.3億噸, 工業(yè)廢水排放量在2005—2015年里占總廢水量的27.14%~46.35%(國家*, 2015).我國已經(jīng)對(duì)很多工業(yè)行業(yè)提出了水回用的目標(biāo), 比如*(Jin et al., 2013).水處理的目標(biāo)已經(jīng)不限于污染組分的達(dá)標(biāo), 而且還要脫鹽, 達(dá)到工業(yè)用水或特殊用水的目標(biāo)要求, 所以水處理過程要關(guān)注鹽分的形成和歸趨, 盡可能不產(chǎn)生鹽分或少用鹽分.工業(yè)廢水, 如焦化廢水, 被認(rèn)為是一種具有富氮缺磷特征的高濃度高鹽分有機(jī)廢水, 在處理過程中還要加入各種藥劑, 例如不同的脫氮工藝會(huì)表現(xiàn)出鹽效應(yīng)的差異性需求, 后續(xù)脫鹽不僅要考慮總量還要考慮成分, 因此, 很有必要研究不同脫氮工藝中鹽分的形成和歸趨機(jī)制.

生物脫氮往往會(huì)伴隨著堿和電子供體物質(zhì)的利用, 帶來了鹽分, 目前缺乏相關(guān)性研究.國內(nèi)外學(xué)者對(duì)脫氮和減鹽都分別進(jìn)行了研究, 對(duì)于脫氮方面研究的關(guān)注點(diǎn)主要集中在3個(gè)方面：其一, 側(cè)重于不同碳源/電子供體對(duì)脫氮效果的影響及其抑制作用的機(jī)理問題(Fernández-Nava et al., 2008; Bajaj et al., 2010; Omena et al., 2013; Chung et al., 2014; Bi et al., 2015); 其二, 集中于厭氧氨氧化與硝化、反硝化耦合實(shí)現(xiàn)主流脫氮的技術(shù)探討(Xie et al., 2016; Ma et al., 2017; Sun et al., 2019); 其三, 針對(duì)鐵/硫鐵礦等物質(zhì)驅(qū)動(dòng)自養(yǎng)反硝化提高脫氮效率進(jìn)行應(yīng)用研究(Chen et al., 2018; Zhu et al., 2018).此外, 本團(tuán)隊(duì)(Pan et al., 2018a; 2018b; 2019)近期對(duì)自養(yǎng)反硝化同時(shí)脫除廢水中硫氰酸鹽和氮進(jìn)行了研究并考察了微生物復(fù)合群落之間的相互作用和分工的現(xiàn)象.現(xiàn)階段, 脫氮方面的研究主要追求更高的脫氮效率和更深入地剖析微生物作用機(jī)理, 忽略了對(duì)各種脫氮方式所表現(xiàn)出的鹽分投入與產(chǎn)出的差異, 影響了后續(xù)脫鹽工藝的經(jīng)濟(jì)有效性.迄今在減鹽方面的研究主要集中于不同方法去除污染物的性能, 例如以超濾、納濾、反滲透、正滲透為代表的膜法(Yin et al., 2011; Kumar et al., 2015; Sun et al., 2015; Wang et al., 2018), 以離子交換膜為基礎(chǔ)的生物脫鹽池(Zuo et al., 2014; Pradhan et al., 2015a; 2015b), 關(guān)注的重點(diǎn)是處理效果、水回收率以及膜污染等問題, 還沒有人關(guān)注廢水處理的過程減鹽/原位減鹽的重要性.值得注意的是, 大部分學(xué)者僅僅只針對(duì)其中一方面內(nèi)容進(jìn)行研究, 甚少綜合探究廢水處理過程中脫氮和減鹽及其相互作用.脫氮過程中涉及電子供體、電解質(zhì)的投入, 廢水中的污染物的氧化還原狀態(tài)/化學(xué)形態(tài), 由于反應(yīng)原理的差異性, 表現(xiàn)出鹽分殘留量以及組分的差別, 過程的明確對(duì)于后續(xù)的脫鹽原理的選用及其工藝設(shè)計(jì)將會(huì)有幫助.

基于上述考慮, 本文以傳統(tǒng)硝化反硝化、短程硝化反硝化、厭氧氨氧化3種工藝為案例, 以總氮去除目標(biāo)*的條件下, 結(jié)合理論分析與實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證來討論電子供體、碳源、堿/磷鹽投入對(duì)鹽分的貢獻(xiàn), 同時(shí)考察HRT對(duì)脫氮減鹽效果的影響, 尋求原位減鹽的工藝途徑.

2 材料與方法(Materials and methods)

2.1 反應(yīng)器的設(shè)置和運(yùn)行

連續(xù)流反應(yīng)器系自行設(shè)計(jì), 使用UASB反應(yīng)器(上流式厭氧污泥床), 反應(yīng)器總高度為53 cm, 由有機(jī)塑料制成, 采用內(nèi)外兩層雙層夾套, 內(nèi)層為污泥作用區(qū), 直徑為6 cm, 總有效反應(yīng)體積為1.5 L, 底部設(shè)計(jì)有進(jìn)水口和進(jìn)氣口, 進(jìn)氣口設(shè)有微孔曝氣器, 采用氮?dú)馄貧膺M(jìn)行脫氧, 保持厭氧環(huán)境; 外層為恒溫水浴槽, 使用加熱棒控制溫度在30 ℃左右; 反應(yīng)器遮光處理, 防止光養(yǎng)微生物的潛在生長.連續(xù)流反應(yīng)器裝置示意如圖 1所示.

圖 1連續(xù)流反應(yīng)器裝置示意

反應(yīng)器運(yùn)行模式為：配水-進(jìn)水-反應(yīng)-出水, 為一個(gè)周期.每個(gè)周期開始, 配置好的5 L水儲(chǔ)存于儲(chǔ)存罐中, 通過改變?nèi)鋭?dòng)泵轉(zhuǎn)速控制進(jìn)水的流量來調(diào)節(jié)水力停留時(shí)間, 使其滿足實(shí)驗(yàn)要求, 在每個(gè)操作周期的開始和結(jié)束時(shí)取樣進(jìn)行分析, 實(shí)驗(yàn)重復(fù)2~3周期.

2.2 廢水及污泥的來源

針對(duì)3種不同的脫氮路徑, 實(shí)驗(yàn)中所用的污泥是采用了本課題組3種獨(dú)立馴化、穩(wěn)定培養(yǎng)的污泥.實(shí)驗(yàn)采用人工配水, 根據(jù)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)要求, 模擬厭氧氨氧化、傳統(tǒng)反硝化、短程反硝化水質(zhì), 用NaHCO3提供無機(jī)碳源, 以NaH2PO4·2H2O為營養(yǎng)鹽配制實(shí)驗(yàn)水樣.

取樣及樣品預(yù)處理：每個(gè)周期開始前和結(jié)束后各取50 mL水樣, 經(jīng)0.45 μm水系膜過濾后, 儲(chǔ)存于塑料圓底離心管中, 記錄實(shí)驗(yàn)批次, 時(shí)間及取水位置等信息, 取樣后立即進(jìn)行化學(xué)分析, 每個(gè)實(shí)驗(yàn)重復(fù)取2~3個(gè)周期的樣品, 確保數(shù)據(jù)的可靠性.

分析方法：pH和電導(dǎo)率分別采用便攜式pH計(jì)、DDS-307電導(dǎo)率儀(上海雷磁儀器廠)進(jìn)行測(cè)定, 電導(dǎo)率儀使用前需校準(zhǔn), 使用時(shí)樣品需恒溫至25 ℃.NH4+-N采用納氏試劑分光光度法(HJ 535—2009), NO2--N采用分光光度法(GB 7493-87), NO3--N采用離子色譜法, SCN-采用焦化廢水中硫qing化物的快速檢測(cè)方法進(jìn)行測(cè)定.

(2)

式中, x為NO2--N、NO3--N或SCN-.

3 結(jié)果與討論(Results and discussion)

3.1 3種脫氮模式的反應(yīng)原理

脫氮的3種路徑分別為傳統(tǒng)硝化反硝化、短程硝化反硝化及厭氧氨氧化, 其反應(yīng)方程分別為式(3)、式(4)及式(5).因不同脫氮路徑參與的反應(yīng)物、微生物及其他組分的不同, 其作用原理產(chǎn)生差異.

(3)
短程硝化反硝化是將氨氮氧化后停留在亞硝酸的階段, 進(jìn)而直接反硝化脫氮的過程.比活性污泥法減少了1/4曝氣量以及40%左右的有機(jī)碳源, 有利于低C/N比廢水(如焦化廢水)的處理(袁林江等, 2000).

(4)
厭氧氨氧化是以氨氮和亞硝酸氮分別作為電子供體和電子受體(Mulder et al., 1995), 將廢水中氮素轉(zhuǎn)變?yōu)榈獨(dú)獾倪^程.Strous結(jié)合了Van der heijden的計(jì)算方法, 得出Anammox的化學(xué)計(jì)量如式(5)所示(Van der Heijden et al., 1994; Strous et al., 1998), 該脫氮路徑與傳統(tǒng)硝化反硝化相比, 耗能少、藥劑用量少、產(chǎn)堿量少, 達(dá)到廢水中氨氮的*自養(yǎng)脫氮.

(5)

3.2 不同電子供體作用下鹽分的歸趨分析

針對(duì)傳統(tǒng)硝化反硝化和短程硝化反硝化, 需要從外部投加電子供體, 結(jié)合焦化廢水性質(zhì)和反硝化原理, 從單一SCN-電子供體、SCN-+*復(fù)合電子供體兩個(gè)方面來考察電子供體對(duì)脫氮減鹽的影響, 而厭氧氨氧化利用廢水本身含有的氨氮和反應(yīng)產(chǎn)生的亞硝酸氮作為電子供/受體, 因此, 有必要考察電子供/受體比例對(duì)減鹽效果的影響.

3.2.1 單一SCN-電子供體

以NO2--N 200 mg·L-1, NaSCN分別為558、531、503、475、433 mg·L-1作為進(jìn)水條件, 設(shè)置SCN-/NO2--N的進(jìn)水比例為2.00:1、1.90:1、1.80:1、1.70:1、1.55:1, 探究SCN-/NO2--N比例對(duì)脫氮減鹽的影響.從圖 2a可以看出, SCN-/NO2--N比例越大, 進(jìn)水的電導(dǎo)率越大, 這是由于NaSCN在水中表現(xiàn)為電導(dǎo)率, 且電導(dǎo)率與濃度呈正比的關(guān)系; SCN-/NO2--N比例為1.80時(shí), 出水NO2--N、SCN-的濃度同時(shí)達(dá)到低, 分別為13.59 mg·L-1、85.09 mg·L-1; 反應(yīng)后的pH均有所上升, 表明產(chǎn)生了一定的堿度.

圖 2不同SCN-/NO2--N比例下短程反硝化進(jìn)出水的指標(biāo)(a)及對(duì)短程反硝化脫氮減鹽效果的影響(b)

從圖 2b中可以看出, 以NaSCN單獨(dú)作為電子供體對(duì)NO2--N進(jìn)行反硝化在SCN-/NO2--N比值為1.80時(shí)效果.數(shù)據(jù)表示, SCN-/NO2--N比例為1.55、1.70、1.80、1.90及2.00時(shí), 相應(yīng)的減鹽率分別達(dá)到9.77%、9.92%、10.49%、7.69%及4.4%;SCN-/NO2--N比例為1.80時(shí), SSR、DR(NO2--N)及DR(SCN-)都達(dá)到了大值, 分別為10.49%、93.15%及77.50%.在該比例下, SCN-會(huì)有剩余而導(dǎo)致不*降解.
3.2.2 SCN-+*復(fù)合電子供體

高濃度的含氮物質(zhì)在焦化廢水中廣泛存在, 而*和SCN-作為共污染物對(duì)反硝化過程的脫氮減鹽的影響尚不清楚.SCN-是具有毒性的物質(zhì), 并有學(xué)者考察到, 酚類物質(zhì)在硝化階段對(duì)硝化菌的活性和效率具有抑制作用, 對(duì)反硝化過程的酶活性和污泥毒性也會(huì)造成影響(Omena et al., 2013), 但缺乏對(duì)兩種物質(zhì)共同影響以及對(duì)減鹽效果影響的研究.

傳統(tǒng)反硝化和短程反硝化進(jìn)水分別采用200 mg·L-1的NO3--N、NO2--N作為目標(biāo), 以*、NaSCN的混合液作為反硝化的聯(lián)合電子供體, 總電子供體量滿足將NO3--N/NO2--N*反硝化為N2.設(shè)置SCN-:*的電子供體分別為4:0(純NaSCN)、3:1、1:1、1:3、0:4(純*), 探究兩種不同電子供體在同一體系中, 對(duì)于傳統(tǒng)/短程反硝化原位減鹽的影響, 結(jié)果如圖 3~4所示.

圖 3不同電子供體配比下傳統(tǒng)反硝化進(jìn)出水的指標(biāo)(a)及電子供體配比對(duì)傳統(tǒng)反硝化脫氮減鹽效果的影響(b)

圖 4不同電子供體配比下短程反硝化進(jìn)出水的指標(biāo)(a)及電子供體配比對(duì)短程反硝化脫氮減鹽效果的影響(b)

結(jié)果顯示：①對(duì)于兩種路徑, 復(fù)合電子供體在配比不同的情況下對(duì)其脫氮減鹽的影響趨勢(shì)相同, 但傳統(tǒng)反硝化的減鹽效果總體上弱于短程反硝化, 原因是兩種路徑使用的污泥, 其污泥來源、馴化濃度、馴化過程都基本相同, 因此其中微生物的種類雖有所不同, 但其性能類似, 傳統(tǒng)反硝化過程中會(huì)造成NO2--N的累積, 減鹽效果不明顯.②兩種脫氮模式減鹽的電子供體比例為SCN-:* = 1:3, 此條件下傳統(tǒng)反硝化的SSR、DR(NO3--N)、DR(SCN-)分別為11.16%、*、*, 短程反硝化的SSR、DR(NO2--N)、DR(SCN-)分別為26.12%、82.95%、*, NO2--N未*反應(yīng), 其減鹽率比NO3--N*反應(yīng)時(shí)高的原因可以解釋為, 在NO3--N的反硝化過程中會(huì)造成NO2--N的累積, 導(dǎo)致廢水的減鹽率較低.③短程反硝化中SCN-的降解率與其投加濃度呈負(fù)相關(guān)關(guān)系, SCN-所占比例越多, 降解率越低, 原因可能是：體系中同時(shí)存在的自養(yǎng)菌和異養(yǎng)菌存在著競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系, 自養(yǎng)菌在體系中占優(yōu)勢(shì), 對(duì)體系中的NO3--N/NO2--N的降解貢獻(xiàn)較大, 而異養(yǎng)菌的競(jìng)爭(zhēng)性不強(qiáng), 但它也在發(fā)生作用, 系統(tǒng)中需要有機(jī)碳源的存在.
3.2.3 自有電子供體

厭氧氨氧化進(jìn)水以200 mg·L-1 NO2--N為固定值, 分別投加100、150、200、250 mg·L-1 NH4+-N, 從而設(shè)置NO2--N/NH4+-N的進(jìn)水比例為1:0.5、1:0.75、1:1、1:1.25, 探究電子供/受體比例對(duì)脫氮減鹽的影響, 其結(jié)果如圖 5所示.可以看出, 進(jìn)水的亞硝酸鹽氮和氨氮的比例直接影響了鹽分的削減, 亞硝酸鹽的降解率隨著氨氮的增加而增大, 而在滿足亞硝酸鹽氮的降解率達(dá)到99%以上時(shí), NO2--N/NH4+-N的進(jìn)水比例在1:0.75時(shí), NO2--N與NH4+-N充分反應(yīng), 總氮去除率高, 出水中幾乎不存在這兩種物質(zhì), 此時(shí)鹽分削減率達(dá)到zui高, 平均為40.17%.當(dāng)比例低于1:0.75時(shí), NO2--N反應(yīng)不*, 溶液中殘余NO2--N的鹽分, 而NH4+-N濃度高于比例1:0.75時(shí), 氨氮過量, 出水中殘留NH4+-N濃度越高, 鹽分削減率越低.通過理論計(jì)算反應(yīng)前后的溶液中離子濃度與電導(dǎo)率的關(guān)系, 該實(shí)驗(yàn)結(jié)果與理論化學(xué)方程式相符.

圖 5不同電子供體/受體比例下厭氧氨氧化進(jìn)出水的指標(biāo)(a)及電子供受體比例對(duì)厭氧氨氧化脫氮減鹽效果的影響(b)
3.3 NaHCO3的用量分析

碳源在反硝化過程中對(duì)于促進(jìn)微生物降解污染物具有重要作用.根據(jù)厭氧氨氧化的理論方程, 少量的無機(jī)碳源是反應(yīng)過程所必需的.在不添加無機(jī)碳源的條件下, 厭氧氨氧化菌在系統(tǒng)中被還原, 系統(tǒng)中不存在COD, 厭氧氨氧化細(xì)菌本身的代謝不能提供足夠的碳源, 而反應(yīng)過程中, NO2--N轉(zhuǎn)化成羥胺后, 與NH4+-N反應(yīng)生成肼則需要消耗無機(jī)碳源, 因此, 需要通過額外的碳源來維持正常的反應(yīng).同時(shí), 在短程硝化反硝化系統(tǒng)中, 存在自養(yǎng)反硝化細(xì)菌, 需要外部投加無機(jī)碳源, 提供系統(tǒng)的能量.基于上述兩個(gè)方面, 很有必要探究無機(jī)碳源的用量對(duì)脫氮減鹽的影響.本研究以NaHCO3作為無機(jī)碳源, 在不考慮微生物的生長, 僅考慮其在反應(yīng)過程中的消耗的情況下, 探究NaHCO3用量的影響.

研究中, 厭氧氨氧化電子供受體比例為1:0.75作為該實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ), 得到的結(jié)果如表 1所示.結(jié)果表明：60 mg·L-1的NaHCO3理論上滿足反應(yīng)的需求, 實(shí)際上無法達(dá)到理想的效果.無機(jī)碳源投入量少, 厭氧氨氧化菌的反應(yīng)受到抑制, NO2--N的降解率低于90%, 效果較差, 說明反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌的代謝在一定程度上受到了抑制.隨著NaHCO3的增加, 達(dá)到100 mg·L-1以上時(shí), 情況得到緩解, 氨氮和亞硝酸態(tài)氮的處理效果較為穩(wěn)定, 亞硝酸態(tài)氮的降解率保持在99%以上, 保證厭氧氨氧化的正常進(jìn)行.在滿足亞硝酸態(tài)氮的降解率在99%以上時(shí), NaHCO3的投加量為100 mg·L-1時(shí), 鹽分削減效果, 削減率達(dá)到平均41.84%.對(duì)比100、200、500 mg·L-1的脫氮減鹽效果, 基于物料消耗低、鹽分投加少、原位減鹽的理念, 結(jié)合經(jīng)濟(jì)實(shí)用的目標(biāo), 認(rèn)為100 mg·L-1是較適合的NaHCO3投加量.

表 1 NaHCO3用量對(duì)厭氧氨氧化脫氮減鹽的影響

研究考察了250 ~600 mg·L-1 NaHCO3的用量對(duì)短程反硝化脫氮減鹽的影響, 結(jié)果如表 2所示.可見, 過低無機(jī)碳源的投加, 無法滿足系統(tǒng)對(duì)于碳源的需求, 微生物的功能受到抑制, 反應(yīng)到一定程度, 污染物降解停滯, 微生物活性降低.從數(shù)據(jù)中看出, 投加量小于500 mg·L-1時(shí), 3種物質(zhì)的降解效果都較差, 投加量為600 mg·L-1時(shí)的脫氮減鹽效果略低于500 mg·L-1, 此系統(tǒng)中*的NaHCO3用量為500 mg·L-1左右.

表 2(Table 2)
表 2 NaHCO3用量對(duì)短程反硝化脫氮減鹽的影響

  3.4 水力停留時(shí)間(HRT)的影響

水力停留時(shí)間(HRT)關(guān)系到微生物反應(yīng)的速度和效率, 水力停留時(shí)間過短或太長都不利于廢水的處理, 因此有必要考察HRT對(duì)脫氮減鹽效果的影響, 其結(jié)果如圖 6所示.

圖 6 HRT對(duì)3種路徑脫氮減鹽的影響 (a.傳統(tǒng)反硝化b.短程反硝化c.厭氧氨氧化)

傳統(tǒng)反硝化和短程反硝化過程中, 反硝化菌作為一種功能性微生物, 必然有其作用的時(shí)間和濃度限制范圍, 因此探究HRT對(duì)其脫氮減鹽的影響, 結(jié)果表明：因傳統(tǒng)反硝化和短程反硝化在污泥的馴化過程中藥劑濃度、馴化時(shí)間等因素相同, 得到的結(jié)果也相同, 即隨著停留時(shí)間的增加, 減鹽率、NO2--N降解率及SCN-的降解率都呈現(xiàn)上升的趨勢(shì), 在38 h后效果達(dá)到穩(wěn)定, 且38 h后脫氮減鹽的效果達(dá)到.上述工作印證了微生物發(fā)生作用的周期限制, 短時(shí)間內(nèi), 進(jìn)入系統(tǒng)的高濃度、高毒性污染物對(duì)微生物的功能首先起到了一個(gè)抑制作用, 微生物適應(yīng)階段過后, 才能夠真正開始其對(duì)污染物的降解作用, 因此, 需要滿足微生物充足的適應(yīng)性時(shí)間才能夠發(fā)揮微生物完整的功能.傳統(tǒng)反硝化和短程反硝化系統(tǒng)培養(yǎng)的微生物在水力停留時(shí)間38 h以上出水穩(wěn)定, 效果, 因此認(rèn)為, HRT為38 h對(duì)這兩種路徑脫氮減鹽效果.

在厭氧氨氧化反應(yīng)中, 過短的停留時(shí)間對(duì)厭氧氨氧化菌有一定的抑制作用.當(dāng)停留時(shí)間為18 h時(shí), 厭氧氨氧化菌達(dá)到了大的工作能力, 降解效率高且穩(wěn)定, NO2--N和NH4+-N的降解率均在99%以上, 減鹽率達(dá)到41.97%;而當(dāng)停留時(shí)間小于18 h時(shí), 由于系統(tǒng)內(nèi)細(xì)菌的代謝能力的限制, 脫氮效率隨著停留時(shí)間的縮短明顯下降, 停留12 h, NO2--N去除率為88.29%, 停留6 h時(shí), NO2--N去除率僅為51.59%, 由此認(rèn)為HRT設(shè)置為18 h*.

3.5 堿/磷鹽的用量分析3.5.1 堿的用量分析

廢水生物處理過程中, 因硝化細(xì)菌對(duì)pH極其敏感, 在中性或弱堿性的條件下其活性較強(qiáng), 功能較活躍, pH大于9或者小于6時(shí), 硝化菌的生物活性會(huì)受到抑制, 因此pH是硝化過程的重要影響因素.從硝化反應(yīng)方程式可以看到, NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N或者NO3--N的過程中, 會(huì)產(chǎn)生部分H+, 這部分酸度會(huì)消耗部分堿度, 使廢水pH降低, 理論上每1 g NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3--N消耗7.14 g堿量(以CaCO3計(jì)).

對(duì)于具有富氮缺磷特征的焦化廢水, 其本身的堿度無法滿足保持脫氮過程微生物活性的要求, 需要外部投加適量的堿才能使硝化過程的pH保持在中性或者弱堿性狀態(tài).硝化過程需要的堿量可以通過式(6)進(jìn)行計(jì)算.本研究以200 mg·L-1的NO2--N/NO3--N為研究對(duì)象, 通過計(jì)算得出, 傳統(tǒng)硝化反硝化和短程硝化反硝化在硝化過程中所需要的耗堿量相等, 其耗堿量均為1.428 g·L-1堿度(以CaCO3計(jì)), 而去除相同濃度的總氮, 厭氧氨氧化過程僅需要轉(zhuǎn)化約86.21 mg·L-1的NO2--N, 其耗堿量為0.616 g·L-1堿度(以CaCO3計(jì)), 相比之下厭氧氨氧化過程耗堿量少, 經(jīng)濟(jì)性強(qiáng).

(6)

式中, 7.14為單位氨氮硝化需堿量(g堿度/ g NH4+-N); V為進(jìn)入系統(tǒng)的廢水體積(L).

3.5.2 磷鹽的用量分析

磷是一種不可更新、難以替代的資源, 截至2007年, 已探明的磷礦儲(chǔ)量為500億噸, 根據(jù)目前的磷開采速度及其增長趨勢(shì), 預(yù)計(jì)100~250年內(nèi)將無磷礦可用(European Fertilizer Manufacturers Association, 2000).雖然我國的磷資源儲(chǔ)量多, 但據(jù)統(tǒng)計(jì)富磷礦儲(chǔ)量僅能維持我國10~15年的消耗.基于此, 減少磷鹽的使用量, 提高磷鹽的回收率顯得格外重要, 同時(shí), 從減鹽的角度出發(fā), 磷鹽的減少使用也非常必要.

此外, 磷是微生物的重要組成部分, Mc Carty將含磷元素的微生物細(xì)胞表示為C60H87O23N12P, 根據(jù)微生物增長及其基質(zhì)利用之間存在的微生物學(xué)理論, 可知在C:N:P比為100:5:1時(shí), 有促進(jìn)微生物的活性及其增長的作用(Lawrence et al., 1970; Goodman et al., 1974).一般地, 好氧條件下, C:N:P為100:5:1時(shí), 微生物的性能; 在厭氧條件下, C:N:P為200~300:5:1時(shí), 微生物凈化污水的性能*.

韶鋼二期的生物系統(tǒng)中投加的磷含量為13.43 mg·L-1, 其C:P僅為100:0.42, 以NaH2PO4作為磷鹽, 其貢獻(xiàn)的電導(dǎo)率不容小覷, 為2400 μS·cm-1(李湘溪等, 2016).我們發(fā)現(xiàn), 在實(shí)際焦化廢水的生化處理系統(tǒng)中, 磷鹽的用量只需達(dá)到100:5:(0.3~0.5)范圍內(nèi)即可滿足微生物生理對(duì)營養(yǎng)的需求.本研究采用短期實(shí)驗(yàn)的模式, 微生物群落的數(shù)量和類別變化不大, 以200 mg·L-1 NO2--N/NO3--N為目標(biāo), 投加的磷含量為10 mg·L-1, N:P為20:1, 結(jié)果表明, 在該短期實(shí)驗(yàn)過程中磷鹽的投加量滿足微生物的需求, 3種模式的平均脫氮效率在90%以上, 在脫氮的同時(shí)滿足了鹽分投入的小化目標(biāo).

4 結(jié)論(Conclusions)

1) 對(duì)比了3種脫氮路徑, 不論是以減鹽量還是以減鹽率為標(biāo)準(zhǔn), 減鹽效果從大到小依次為：厭氧氨氧化>短程反硝化>傳統(tǒng)反硝化, 其中厭氧氨氧化減鹽范圍為：21.27%~41.97%, 短程反硝化：4.4%~26.12%, 傳統(tǒng)反硝化：-21.46%~11.16%.

2) 對(duì)于傳統(tǒng)反硝化和短程反硝化, SCN-+*作為復(fù)合電子供體時(shí)的脫氮減鹽效果優(yōu)于單一SCN-和單一*作為電子供體; 兩種路徑在電子供體SCN-:*為1:3, HRT = 38 h, c(NaHCO3) = 500 mg·L-1時(shí), 所取得的減鹽效果, 減鹽率分別達(dá)到26.12%和11.16%.以自有物質(zhì)及其轉(zhuǎn)化物質(zhì)作為電子供/受體的厭氧氨氧化, 其電子供受體比例為NO2--N/NH4+-N = 1.33, HRT = 18 h, c(NaHCO3) = 100 mg·L-1時(shí)其減鹽性能, 減鹽率達(dá)到41.97%.(來源：環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào) 作者：何美玲)

130d/t的一體化新農(nóng)村污水處理設(shè)備運(yùn)行成本