高硝氮废水处理方法

在反应器启动初期，异养反硝化的氮去除速率约1.4kg˙(m3˙d)-1左右.在有机物不充足的情况下，硫自养反硝化反应逐步增强，反应器的整体脱氮效能不断升高，经过116d的运行反应器脱氮效能最高达到2.67kg˙(m3˙d)-1左右.此时硫自养反硝化与协同反硝化的比值基本稳定在0.5-0.6左右.

由图3(a)可知，反应器运行过程中进出水差值的变化趋势与自养、异养的比值具有负相关.因此将进出水的pH差值与协同反硝化比值进行作图后发现其具有明显的线性关系y=-6.56x-3.37[R2=0.78，图3(b)].其相关度略微有点差，可能是异养反硝化过程中有少量无机碳溶解于液体中影响pH平衡所致.

2.3异养反硝化与协同反硝化过程中污泥量的变化

将异养反硝化和协同反硝化反应器的污泥进行定期测定，将平行实验的两次数据平均后作图，变化量如图4所示.进水NO3--N浓度均控制在500mg˙L-1，由于水力停留时间充足每个周期的NO3--N基本转化，NO2--N的累积量不明显，基本在10mg˙L-1，出水总氮控制在20mg˙L-1以内.异养反硝化经过5个周期的运行污泥增长量达到40mL，而协同自养反硝化因自养菌的存在，污泥增长量为24mL，仅为完全异养反硝化的60%，说明协同反硝化不仅能够实现酸碱互补而且还能够大幅度地降低污泥产量.

图4异养反硝化与协同反硝化污泥产量变化关系

2.4协同反硝化在高浓度NO3--N废水中处理前景

利用异养与硫自养反硝化协同处理NO3--N废水时，因弥补了各自反应过程中存在的缺陷，而受到研究者关注.目前研究者将其运用于低浓度的地下水处理.考虑到地下水中SO42-浓度不能超过250mg˙L-1(SO42--S83.3mg˙L-1)[18]，依据计量式(2)可知，在不考虑SO42--S背景值条件下，利用硫自养反硝化去除的NO3--N最多约33mg˙L-1[19].在实现酸碱互补的条件下，采用协同反硝化最大处理量也就是80mg˙L-1左右.因此在保证酸碱互补及污泥减量化的同时，利用协同反硝化处理高NO3--N废水(光伏酸性蚀刻废液或者养殖废水)必定会产生大量的SO42-，因此需额外投加钙离子进行SO42-的处理[20].

NO2--N是异养反硝化和硫自养反硝化的中间产物[21]，是一种具有毒性的污染物，因此在废水处理过程中必须完全去除.众多研究者利用协同反硝化处理低浓度NO3--N的地下水(浓度约75mg˙L-1)时未发现NO2--N的积累[22,23].但是在本研究中利用协同反硝化处理高浓度NO3--N(浓度240mg˙L-1)时，出水中一直出现NO2--N的积累.因此在利用协同反硝化处理高浓度NO3--N废水时还需要延长水力停留时间或者后续的深度处理.

4结论

(1)在异养反硝化反应器中添加单质硫，经过124d的运行可实现异养反硝化与硫自养反硝化反应的协同，出水总氮去除率为85%以上，脱氮效能稳定在2.5kg˙(m3˙d)-1.

(2)在异养与硫自养协同反硝化反应器中，将进水C/N控制在0.7，可使异养反硝化产生的碱度满足硫自养反硝化使用，实现进出水pH值差值稳定在0.15以内.

(3)与完全自养反硝化相比，协同反硝化的污泥产量仅为完全异养反硝化的60%，实现反硝化过程的污泥减量化.

(4)协同反硝化处理高浓度NO3-废水，会存在NO2--N中间产物的积累和SO42-产量高的问题，需要进行深度处理.

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