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摘 要：采用硝化反硝化处理机制处理餐厨废水，会存在碳源不足问题，且总氮去除率比较低。此次研究，比较不同碳源与处理效果的影响关系，深入分析餐厨废水的脱氮方式。通过研究结果可知，不同碳源对系统各单元的运行效果基本一致，废水化学需氧量、总氮与氮氢物质的浓度下降。
关键词：市政给排水;施工技术;质量控制
中图分类号：X799.3 文献标识码：A
生物脱氮过程涉及到氨化、硝化、反硝化过程。由于污水排放标准持续提升，对氮去除率的要求不断严格，开始出现较多新型脱氮技术工艺，该类技术在占地面积、碳源和能源等方面具备显著优势。短程硝化反硝化可以将硝化过程停留在亚硝化阶段，避免氮氢离子氧化[1]。在缺氧环境中，氮氢离子属于电子受体，被部分有机物质利用后，会产生氧化反应，以此实现短程生物脱氨效果。该过程的电子供体一般源于废水的可溶性物质中[2]。在生物脱氮处理期间，可溶性物质比较少，极易造成电子供体不足，影响反硝化过程。如果污水处理对反硝化速率的需求度高，则必须应用碳源处理[3]。
1 试验操作步骤
1.1 餐厨废水水质
此次试验所应用的水源，为湖州长兴金耀资源再生利用有限公司经过厌氧发酵的废水。废水的化学需氧量密度为738～1854，氮氢离子密度为644～1387mg/L，pH值为7.7～8.3，氨氮密度为12～82mg/L，二氧化氮密度小于5mg/L，总氮密度在655～1406mg/L。
1.2 试验装置和工艺流程
该餐厨垃圾处理厂内的试验装置，工艺流程如图1所示。试验装置组成包括污泥沉淀池、试验反应器。其中，试验反应器材质为不锈钢，长、宽分别为100cm、40cm，水深度为50cm，装置容积为200L，共划分为好氧区、微氧区、缺氧区，污泥沉淀池材质为不锈钢板，内容积为40L。缺氧区使用搅拌器搅拌处理，好氧区和微氧区应用蠕动泵控制，通过温控装置将反应温度控制在30℃。此次工艺应用前置反硝化处理，废水可以进入到缺氧段，混合回流污泥、硝化液和亚硝化液，确保碳源的应用效率，以此去除总氮。微氧区的低环境监测氧参数环境，可以加强硝化菌活性，以确保亚硝化菌可以通过氨氮产生亚硝化反应。
1.3 外加碳源
对不同碳源与硝化反硝化处理效果的影响关系进行比较，采用生物柴油生产废水、餐厨废水原水、工业甲醇作为外加碳源。甲醇作为反应催化剂，反应完成后进行脱甲醇、甘油分离与水洗处理，该处理过程会产生废水，且废水碱性比较高，化学需氧量高，降解难度小。
1.4 试验方法
待运行稳定后，系统二氧化氮累积率大于90%，将碳源（4000mg/L）投入到进水中，可以获得最佳脱氮效果[4]。所以，在投加原水量和生产废水量时，应当将4000mg/L作为剂量标准，设置不同运行工况。
1.5 测定项目和方法
通过重铬酸钾法检测化学需氧量，应用纳氏试剂光度法检测氨氮离子，选择紫外分光光度法测定硝态氮。使用N-乙二胺光度法检测亚硝态氮，使用过硫酸钾氧化光度法检测总氮。
2 结果与讨论
2.1 不同碳源条件下的化学需氧量去除度
待系统运行稳定时，每相隔15d，改变外加碳源种类和添加量，系统化学需氧量去除效果如图2所示。反应器进水的化学需氧量为4702mg/L～6085mg/L，平均值为5394mg/L;出水化学需氧量为312mg/L～865mg/L，平均值为589mg/L。整个试验过程的化学需氧量去除率为90.11%。通过分析工况1和工况2可知：外加碳源为生物柴油和甲醇时，系统出水的化学血样量在350mg/L，去除率为92%。主要是由于生物柴油生产废水的化学需氧量由甲醇提供，反硝化菌可以利用有机物。工况3将碳源5000mg/L投加到进水中，然而出水化学需氧量浓度变化幅度比较小，多是由于反硝化菌和异养菌应用化学需氧量。
在工况4、5、6阶段，外加碳源为废水原水，出水化学需氧量持续增加，高达865g/L，系统对化学需氧量的去除率也低于85%。主要是由于原水中，化学需氧量存在富里酸类、腐殖酸类物质，无法被异养菌和反硝化菌所应用。通过对以上三个阶段比较可知，原水经过水解酸化时间越长，越可以降解大分子有机物，因此被异养菌和反硝化菌的利用度比较高。水解酸化时间持续减少，出水化学需氧量越高，系统化学需氧量的去除率会呈现出下降趋势。
2.2 不同碳源条件下的氨氮去除率
氨氮去除率示意图如图3所示，通过分析可知，进水氨氮的密度为788～1213mg/L，平均值为1001mg/L。然而出水的氨氮密度为10mg/L，系统对氨氮的去除率超过96%。由于系统好氧单元可以彻底去除氨氮，因此在前三个处理环节中，进水氨氮的密度在900mg/L，出水氨氮去除率超过98%。后三个处理环节的氨氮存在波动，但是低于20mg/L，主要是废水原水存在有机氮所致。废水原水中的化学需氧量降解难度大，会使系统内氨氧化菌无法及时氧化氨氮，从而导致氨氮浓度上升[5]。
2.3 不同碳源情况下的总氮去除效果
在不同运行工况下，系统对总氮的去除效果如图4所示。由图4可知，进水总氮密度为1028～1437mg/L，平均为1233mg/L。通过分析工况1和工况2可知，出水总氮无明显变化，总氮平均去除率在92.14%。由于生产废水、甲醇的化学需氧量容易被反硝化菌所应用，因此具备良好的生物脱氮效果。比较分析工况2和工况3可知，在工况3条件下，出水总氮存在上升趋势，但总氮去除率降低。说明，即使增加柴油生产废水的添加量，也无法提升脱氮效果。柴油生产废水中存在含氮化合物，当添加量比较大时，将会加剧系统运行负担[6]。当水解酸化时间比较短时，则会增加出水总氮的浓度。废水原水大分子物质不能全部转化为小分子物质，系统中反硝化菌无可用有机物，因此会增加出水中的总氮浓度。
3 结语
将废水原水、柴油生产废水和甲醇作为外加碳源时，不会影响洗出水的化学需氧量。洗出水的化学需氧量密度在350ml/L左右，平均去除率为92.1%。减少原水水解酸化时间，出水化学需氧量持续增加，去除率显著降低。不同外加碳源不会影响氨氮的去除效果，且出水氨氮浓度小于20mg/L，平均去除率在97.11%。将废水原水和柴油生产废水作为外加碳源时，会增加出水氨氮浓度，还会提升生产废水的添加量，化学需氧量不存在显著变化，然而出水总氮去除率下降、缩短水解酸化时间，也会导致出水总氮持续增加，去除率显著降低。
参考文献
[1] 邬振江，颜成，杨德坤，等.大型餐厨垃圾处理厂沼液处理工艺的运行效果分析[J].南京农业大学学报，2019，43（03）：485-491.
[2] 姜忠磊，左新星，汪洋，等.餐厨与垃圾焚烧一体化协同设计工艺研究及现场应用分析[J].中国新技术新产品，2019，28（03）：119-123.
[3] 刘军，张迪，孙少龙，等.餐廚垃圾废水的预处理及UASB厌氧消化小试研究[J].环境卫生工程，2019，27（06）：76-79.
[4] 宁红艳.餐厨、地沟油垃圾处理与生活垃圾焚烧发电处理的一种新型结合模式[J].绿色科技，2019，16（22）：138-140.
[5] 曾俏俏，吴娟娟，郑文彦.珠三角地区餐厨废弃物资源化利用工程主要环境影响及治理措施[J].环境保护与循环经济，2019，39（06）：11-14，46.
[6] 刘亦陶，魏佳，李军.废弃生物质水热炭化技术及其产物在废水处理中的应用进展[J].化学与生物工程，2019，36（01）：1-10.
关键词：市政给排水;施工技术;质量控制
中图分类号：X799.3 文献标识码：A
生物脱氮过程涉及到氨化、硝化、反硝化过程。由于污水排放标准持续提升，对氮去除率的要求不断严格，开始出现较多新型脱氮技术工艺，该类技术在占地面积、碳源和能源等方面具备显著优势。短程硝化反硝化可以将硝化过程停留在亚硝化阶段，避免氮氢离子氧化[1]。在缺氧环境中，氮氢离子属于电子受体，被部分有机物质利用后，会产生氧化反应，以此实现短程生物脱氨效果。该过程的电子供体一般源于废水的可溶性物质中[2]。在生物脱氮处理期间，可溶性物质比较少，极易造成电子供体不足，影响反硝化过程。如果污水处理对反硝化速率的需求度高，则必须应用碳源处理[3]。
1 试验操作步骤
1.1 餐厨废水水质
此次试验所应用的水源，为湖州长兴金耀资源再生利用有限公司经过厌氧发酵的废水。废水的化学需氧量密度为738～1854，氮氢离子密度为644～1387mg/L，pH值为7.7～8.3，氨氮密度为12～82mg/L，二氧化氮密度小于5mg/L，总氮密度在655～1406mg/L。
1.2 试验装置和工艺流程
该餐厨垃圾处理厂内的试验装置，工艺流程如图1所示。试验装置组成包括污泥沉淀池、试验反应器。其中，试验反应器材质为不锈钢，长、宽分别为100cm、40cm，水深度为50cm，装置容积为200L，共划分为好氧区、微氧区、缺氧区，污泥沉淀池材质为不锈钢板，内容积为40L。缺氧区使用搅拌器搅拌处理，好氧区和微氧区应用蠕动泵控制，通过温控装置将反应温度控制在30℃。此次工艺应用前置反硝化处理，废水可以进入到缺氧段，混合回流污泥、硝化液和亚硝化液，确保碳源的应用效率，以此去除总氮。微氧区的低环境监测氧参数环境，可以加强硝化菌活性，以确保亚硝化菌可以通过氨氮产生亚硝化反应。
1.3 外加碳源
对不同碳源与硝化反硝化处理效果的影响关系进行比较，采用生物柴油生产废水、餐厨废水原水、工业甲醇作为外加碳源。甲醇作为反应催化剂，反应完成后进行脱甲醇、甘油分离与水洗处理，该处理过程会产生废水，且废水碱性比较高，化学需氧量高，降解难度小。
1.4 试验方法
待运行稳定后，系统二氧化氮累积率大于90%，将碳源（4000mg/L）投入到进水中，可以获得最佳脱氮效果[4]。所以，在投加原水量和生产废水量时，应当将4000mg/L作为剂量标准，设置不同运行工况。
1.5 测定项目和方法
通过重铬酸钾法检测化学需氧量，应用纳氏试剂光度法检测氨氮离子，选择紫外分光光度法测定硝态氮。使用N-乙二胺光度法检测亚硝态氮，使用过硫酸钾氧化光度法检测总氮。
2 结果与讨论
2.1 不同碳源条件下的化学需氧量去除度
待系统运行稳定时，每相隔15d，改变外加碳源种类和添加量，系统化学需氧量去除效果如图2所示。反应器进水的化学需氧量为4702mg/L～6085mg/L，平均值为5394mg/L;出水化学需氧量为312mg/L～865mg/L，平均值为589mg/L。整个试验过程的化学需氧量去除率为90.11%。通过分析工况1和工况2可知：外加碳源为生物柴油和甲醇时，系统出水的化学血样量在350mg/L，去除率为92%。主要是由于生物柴油生产废水的化学需氧量由甲醇提供，反硝化菌可以利用有机物。工况3将碳源5000mg/L投加到进水中，然而出水化学需氧量浓度变化幅度比较小，多是由于反硝化菌和异养菌应用化学需氧量。
在工况4、5、6阶段，外加碳源为废水原水，出水化学需氧量持续增加，高达865g/L，系统对化学需氧量的去除率也低于85%。主要是由于原水中，化学需氧量存在富里酸类、腐殖酸类物质，无法被异养菌和反硝化菌所应用。通过对以上三个阶段比较可知，原水经过水解酸化时间越长，越可以降解大分子有机物，因此被异养菌和反硝化菌的利用度比较高。水解酸化时间持续减少，出水化学需氧量越高，系统化学需氧量的去除率会呈现出下降趋势。
2.2 不同碳源条件下的氨氮去除率
氨氮去除率示意图如图3所示，通过分析可知，进水氨氮的密度为788～1213mg/L，平均值为1001mg/L。然而出水的氨氮密度为10mg/L，系统对氨氮的去除率超过96%。由于系统好氧单元可以彻底去除氨氮，因此在前三个处理环节中，进水氨氮的密度在900mg/L，出水氨氮去除率超过98%。后三个处理环节的氨氮存在波动，但是低于20mg/L，主要是废水原水存在有机氮所致。废水原水中的化学需氧量降解难度大，会使系统内氨氧化菌无法及时氧化氨氮，从而导致氨氮浓度上升[5]。
2.3 不同碳源情况下的总氮去除效果
在不同运行工况下，系统对总氮的去除效果如图4所示。由图4可知，进水总氮密度为1028～1437mg/L，平均为1233mg/L。通过分析工况1和工况2可知，出水总氮无明显变化，总氮平均去除率在92.14%。由于生产废水、甲醇的化学需氧量容易被反硝化菌所应用，因此具备良好的生物脱氮效果。比较分析工况2和工况3可知，在工况3条件下，出水总氮存在上升趋势，但总氮去除率降低。说明，即使增加柴油生产废水的添加量，也无法提升脱氮效果。柴油生产废水中存在含氮化合物，当添加量比较大时，将会加剧系统运行负担[6]。当水解酸化时间比较短时，则会增加出水总氮的浓度。废水原水大分子物质不能全部转化为小分子物质，系统中反硝化菌无可用有机物，因此会增加出水中的总氮浓度。
3 结语
将废水原水、柴油生产废水和甲醇作为外加碳源时，不会影响洗出水的化学需氧量。洗出水的化学需氧量密度在350ml/L左右，平均去除率为92.1%。减少原水水解酸化时间，出水化学需氧量持续增加，去除率显著降低。不同外加碳源不会影响氨氮的去除效果，且出水氨氮浓度小于20mg/L，平均去除率在97.11%。将废水原水和柴油生产废水作为外加碳源时，会增加出水氨氮浓度，还会提升生产废水的添加量，化学需氧量不存在显著变化，然而出水总氮去除率下降、缩短水解酸化时间，也会导致出水总氮持续增加，去除率显著降低。
参考文献
[1] 邬振江，颜成，杨德坤，等.大型餐厨垃圾处理厂沼液处理工艺的运行效果分析[J].南京农业大学学报，2019，43（03）：485-491.
[2] 姜忠磊，左新星，汪洋，等.餐厨与垃圾焚烧一体化协同设计工艺研究及现场应用分析[J].中国新技术新产品，2019，28（03）：119-123.
[3] 刘军，张迪，孙少龙，等.餐廚垃圾废水的预处理及UASB厌氧消化小试研究[J].环境卫生工程，2019，27（06）：76-79.
[4] 宁红艳.餐厨、地沟油垃圾处理与生活垃圾焚烧发电处理的一种新型结合模式[J].绿色科技，2019，16（22）：138-140.
[5] 曾俏俏，吴娟娟，郑文彦.珠三角地区餐厨废弃物资源化利用工程主要环境影响及治理措施[J].环境保护与循环经济，2019，39（06）：11-14，46.
[6] 刘亦陶，魏佳，李军.废弃生物质水热炭化技术及其产物在废水处理中的应用进展[J].化学与生物工程，2019，36（01）：1-10.