焦化废水处理厂活性污泥对硫氰化物的降解机制

由于NH3-N可以被活性污泥中的硝化功能菌群逐步氧化生成NO-2-N和NO-3-N，所以，在SCN--N降解过程中NH3-N浓度不能持续升高;同样，由于NO-2-N可进一步氧化为NO-3-N，NO-2-N浓度不能持续升高;当所有SCN--N、NH3-N和NO-2-N消耗殆尽时，NO-3-N达到最大值，SCN--N全部转化为NO-3-N.SCN--N转化为NO-3-N的N元素的转化率为94.32%(图5c)，基本符合物料守恒定律.

图5：SCN-降解过程中N和S元素转化产物的浓度变化

从图5b看出，在SCN-降解过程中，其中的SCN--S首先转化为S2-，S2-浓度随着SCN--S浓度的降低而升高，在15h达到最大值，然后随着SCN--S浓度的降低而降低;SO2-4随着SCN--S浓度的降低而迅速升高，在S2-消耗殆尽后达到最大值，表明在SCN-降解过程中S2-浓度的生成速率大于SO2-4的利用速率.

初始SCN--S元素浓度为51.10mg˙L-1，55h时SO2-4-S元素浓度升高到50.63mg˙L-1，S元素的转化率为99.08%(图5c)，基本符合物料守恒定律.说明好氧活性污泥中含有高效的SCN-和硫化物降解菌群，其在充足的DO条件下，能迅速将SCN--S中的S相继转化S2-和SO2-4;与N元素的转化相比，S元素的转化较快，转化率更高.

微生物降解SCN-有两个途径，一是COS途径，在硫氰酸盐水解酶作用下，SCN-中氮-碳键发生水解生成COS与NH3，COS中的C—S键断裂生成CO2和H2S，H2S进一步氧化生成SO2-4;二是CNO-途径，SCN-中的硫-碳键断裂水解为氰酸盐(CNO-)和HS-，CNO-由氰酸盐水解酶水解生成NH3和CO2，S2-进一步氧化生成硫化物和SO2-4[6-7].

活性污泥是一个微生物复合体，在SCN-降解过程中，检测到NH-3、NO-2和S2-中间产物以及NO-3和SO2-4末端产物，且NO-3-N和SO2-4-S元素的转化率分别为94.32%和99.08%，表明活性污泥可能同时存在两种降解途径，将SCN-中的N和S元素彻底氧化为NO-3和SO2-4.

另外，在SCN降解过程中，NH3-N和NO-2-N中间产物浓度依次出现累积峰，且在峰值时NH3-N累积浓度高于NO2-N，表明SCN-降解产生NH3-N的速度快，而NH3-N的硝化反应速度慢，所以，N元素的转化过程是：SCN--N→NH3→NO-2→NO-3，推测硝化反应速度可能是SCN-降解的限制步骤.

此外，在SCN-降解过程中S2-也出现累积峰，表明的SO2-4生成的速度慢于S2的生成速度，S元素的转化过程是：SCN--S→S2→SO2-4.基于SCN-的降解机制和降解动力学研究结果，认为SCN-降解较快(24h)，而其降解产物NH3和S2的转化则较慢(48h);SCN-的降解不仅需要其自身的高效降解菌群，还需要高效的硝化菌和硫氧化菌菌群.所以，污泥的微生物菌群结构和多样性还需要进一步深入研究，揭示其高效的降解机制，为污水处理过程提供理论基础.

3结论

(1)焦化废水中的SCN-主要在A/A/O工艺的好氧池中降解，其降解的最佳pH值为7—9，最佳温度为30—37℃.

(2)25℃常，活性污泥对SCN-的降解符合米氏方程，动力学参数vmax=11.15mgSCN-˙(g-1MLSS)˙h-1、Km=44.96mg˙L-1.

(3)15℃低温下，SCN-中的N和S在降解过程中可相应地形成中间代谢产物：如NH3-N、NO-2和S2-等，并最终彻底转化为NO-3和SO2-4产物;活性污泥可能同时存在COS和CNO-两个降解途径.

参考文献略

《环境化学》作者：张玉秀，尹莉，李海波，蒙小俊，盛宇星，曹宏斌

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