焦化废水处理厂活性污泥对硫氰化物的降解机制

2.3常温下SCN-的生物降解动力学分析

在MLSS为4g˙L的好氧反应器中，初始浓度为97.56—1186.44mg˙L-1的SCN-均能被活性污泥微生物完全降解，且SCN-浓度与时间变化呈线性相关(图3).

图3常温下SCN-初始浓度对其降解的影响和SCN-降解动力学

由于SCN-降解速率不受1186.44mg˙L-1SCN-高浓度底物的影响，所以，可以用米氏方程模拟SCN-的降解动力学.通过SCN-浓度(S)与时间变化的线性回归分析，计算出其相应浓度下SCN-的降解速率(v)，并换算为1/v与1/S值(表2);将1/v与1/S进行线性拟合，相关系数R2=0.99，由此求得米氏方程的两个参数：vmax=11.15mgSCN-˙(gMLSS)-1˙h-1，Km=44.96mg˙L-1.

鞍钢活性污泥降解SCN-的vmax低于韶钢的vmax(20.28mg˙SCN-˙(g-1MLSS)˙h-1)，而KM大于韶钢的Km(31.34mg˙L-1)[1]，表明韶钢活性污泥降解SCN-的能力大于鞍钢，这可能是由于韶钢位于亚热带，运行温度高于鞍钢所致.所以，鞍钢可通过延长水力停留时间来提高SCN-的去除率.

2.4、15℃低温下SCN-的降解动力学分析

在初始SCN-浓度<100mg˙L-1，SCN-在24h可以完全降解;285.13mg˙L-1SCN-需要60h能完全降解;而379.35mg˙L-1SCN-需要100h才能完全降解(图4a)，表明SCN-浓度越大，完全降解需要的时间越长.49.21—285.13mg˙L-1SCN-浓度均能被好氧活性污泥完全降解;

但是当SCN-底物浓度>379.35mg˙L-1时，前40hSCN-降解缓慢，而随后降解加快，表明低温下379.35—446.51mg˙L-1SCN-能抑制活性污泥微生物菌的活性，从而延长其降解时间.对SCN-浓度与时间的变化进行线性回归分析，求出其相应的降解速率.

从图4b看出SCN-的降解速率是先升后降，在200mg˙L-1SCN-时达到最大值，vmax为1.5mgSCN-˙(g-1MLSS)˙h-1)，表明低温下SCN-浓度>200mg˙L-1时则抑制活性污泥微生物的活性，其降解动力学不符合米氏方程.此外，在SCN-浓度相同时，低温下SCN-的降解速率明显低于常温下SCN-的降解速率，表明低温可抑制微生物的降解作用.

30—37℃是SCN-降解菌群的最佳温度，但是由于季节和昼夜温度的变化，焦化废水处理厂好氧池温度也随之波动;东北由于冬季寒冷漫长，好氧池温度可能在15—40℃左右波动，而25℃常温较为多见，15℃可能在冬季会出现;所以，活性污泥的SCN-降解功能菌群在适应水质pH的同时，也逐步适应温度变化.为了稳定的出水水质，污水处理厂在冬季应该开启加热装置，尽可能提高好氧池温度，增强活性污泥微生物的生长和生物活性.

表2计算1/S和1/v

图4：15℃低温下SCN-初始浓度对其降解的影响和SCN-降解动力学

2.5低温下SCN-降解过程中S和N元素的转化

SCN-中含有S、C和N等3种元素，降解产物浓度分析表明低温下活性污泥的功能微生物几乎能在一天内将92.62mg˙L-1的SCN-完全降解，并将其中的SCN--N元素(22.35mg˙L-1)依次转化生成NH3-N、NO2-N和NO3-N等产物(图5a)，而SCN-S元素可依次转化生成硫化物(S2-)和SO2-4(图5b).

从图5(a)看出，22.35mg˙L-1SCN--N元素可以被微生物完全利用，在24h完全消失，继而转化生成的NH3-N浓度随着SCN--N浓度的降低而升高，15h达到最大值，然后随时间逐渐降低，并在50h内消失;NO-2-N浓度在SCN--N完全降解(24h)后才累积达到最大值(27h)，随NH3-N浓度的逐渐降低而降低，72h降为0;

NO-3-N在35h内随着SCN--N浓度及累积的NH3-N和NO2-N浓度的依次降低而升高，在NH3-N消耗完全后其浓度随着NO-2-N浓度的降低而升高，当NO-2-N在72h降为0时NO-3-N达浓度累积到最大值(21.09mg˙L-1)，表明所有的SCN--N元素转变为NO-3-N元素.

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