洗涤污水处理装置
影响因素
1 温 度
生物硝化反应在 5～40 ℃均可进行，但 15 ℃为分界点。温度高于 15 ℃时，AOB 的生长速度高于NOB，AOB的小泥龄小于 NOB 的小泥龄，并且随着温度的升高，二者的差值将增加，所以高温有利于 AOB 的生长。在 25℃以上控制泥龄，可以有效地选择 NOB。目前的工程实例通常将亚硝化过程的温度控制在 30～35 ℃。
多数研究认为，AAOB 的理想温度条件为 30～40℃，但是自然条件下在温度较低时也可以进行稳定的厌氧氨氧化反应，RYSGAARD 等指出在 -1.3 ℃时，北极海底沉积物中的 AAOB菌仍具有活性[2]。低温条件下反应器中的 AAOB 菌的活性一直受到关注，一些研究结果表明，在亚硝化 -厌氧氨氧化工艺系统中，温度降到 20 ℃以下后都测定发现了 AAOB菌的活性，有些研究显示，在 10℃甚至更低温度都有可能存在稳定的厌氧氨氧化反应[3-4]。但是也有研究指出，当温度降低到 15℃时，生物膜反应器内开始积累NO2-，表明 AAOB 菌的活性受到了抑制。
2 基质含量和 pH
厌氧氨氧化反应的基质为氨和亚硝酸，二者含量过高均会对微生物产生抑制作用。
基质氨对 AAOB 的影响较小，只有氨的质量浓度超过 1 g/L 才能抑制。基质氨的抑制主要由 FA产生。FA 对 AOB 和NOB 均有抑制，但抑制的含量范围不同。ANTHonISEN 等报道了质量浓度 0.1～1.0 mg/L 的 FA对亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）有抑制作用，而质量浓度 10～150 mg/L 的 FA对硝化杆菌属（Nitrobacter）有抑制作用[7]。在亚硝化工艺中将 FA 的质量浓度控制上述 2 个范围之间，NOB就会被抑制而产生NO2-积累。
基质中的 FNA 对 AOB 和 NOB 均有抑制，而离子态亚硝酸盐NO2-的影响较小。FNA 对 AOB 和NOB的抑制质量浓度为 0.01～1 mg/L，哪种细菌对FNA 具有更高的耐受性，目前的研究结果仍相互矛盾。NO2-对 AAOB的影响较大，当NO2-的质量浓度高于 100 mg/L 时，AAOB 活性被完全抑制。
pH 一方面影响了 AOB、NOB、AAOB 等微生物的生长活性，另一方面影响了NH4+和 FA 以及NO2-和 FNA之间的化学平衡。一般而言，在中性偏碱性条件下，AOB 和 AAOB 才能表现出相对较高的生长活性。AOB 适宜生长的 pH 是7.0～8.6，AAOB 适宜生长的 pH 为 6.5～8.8[10]。pH 较高时，化学平衡向生成 FA 方向进行；pH较低时，化学平衡向生成 FNA方向进行。当 pH 分别大于 8.0 和低于 6.0 时，FA 和FNA在体系内所占比例迅速增大。经计算，35 ℃水溶液中总NO2--N 的质量浓度为 500 mg/L、pH 为 7时，FNA的质量浓度只有 0.1 mg/L。所以当 pH 大于7 时，FNA 对 AOB 和 NOB 的抑制作用较为有限。
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3 DO 含量
AAOB 为严格厌氧菌，STROUS 等指出，在 DO含量为 0.5%～2.0%空气饱和度时，AAOB活性被完全抑制。但该抑制是可逆的，DO 消除后，AAOB 的活性可以恢复。AOB 和 NOB 都是严格好氧菌，当AAOB 和 AOB共存在系统中时，AOB 消耗了 DO，所以即使 DO 的质量浓度在高于 0.2 mg/L 的条件下，AAOB也可以保持正常活性，这使得亚硝化结合厌氧氨氧化工艺的一段式系统成为可能。实际工艺中还利用颗粒污泥和填料富集微生物，形成DO 内外不同的微环境，为 AAOB 和 AOB 在系统中共生创造条件。
好氧菌 AOB 和 NOB 对 DO 有竞争作用，二者的 DO 半饱和系数分别为 0.74～0.99 mg/L 和1.4～1.75 mg/L，所以 AOB 具有更好的氧亲和力。在实际工艺中，通常将 DO 含量控制在较低的水平，可以使AOB优先获得有限的氧，抑制 NOB 的活性。文献中报道的抑制 NOB，维持 AOB 活性的临界 DO 含量各不相同。RUIZ 等指出，临界DO 的质量浓度宜控制在 1.7 mg/L 以下；而 HANAKI 等认为，在 25 ℃时将 DO 的质量浓度降至 0.5mg/L，AOB 没有受到明显影响，而 NOB 活性下降。除了直接控制 DO含量，也可以利用生物膜和颗粒污泥内存在传质阻力，间接限制 DO 含量，抑制NOB。
混凝沉淀脱砷大的弊端在于会产生大量废弃污泥，而且污泥中有害物质含量较高，后期处理困难，甚至重金属含量高的污泥需要以高危固废形式特殊固化填埋。由于部分沉淀物的不稳定性，容易出现污染物浸出，造成二次污染。电絮凝作为一种低消耗、无残留物、效率高的除砷方法被提出，胡维等在反应时间9.91min、电流0.31A、溶液初始pH为6.94、初始As(III)浓度19.89mg/L的条件下进行除砷实验，As(III)的实测去除率达98.8%，出水As(III)低至0.24mg/L，达到GB 8978-1996排放要求。包头华鼎铜业发展有限公司铜冶炼烟气制酸酸性污水中含砷量高，采用铁盐中和沉降、过滤、电絮凝、物理吸附联合除砷除杂后，得到的洁净水砷浓度0.3mg/L，其他指标均达GB25467-2010标准。电絮凝和其他技术联合工艺可以有效达到污泥减量化，解决污泥固体废弃物的后期难处理问题，同时也强化了除砷效果。
吸附法
吸附法具有去除效率高，稳定性好，不产生或很少产生二次污染，可重复使用等优点，在饮用水和工业废水砷处理中备受青睐。常用吸附剂有矿物质、活性炭、活性氧化铝、金属(氢)氧化物、纳米材料、载铁复合材料、生物吸附剂等，目前研究人员重点方向在吸附剂改性强化，以负载方式结合多种除砷机理达到良好吸附效果。
铁、铁盐及相关铁氧化物对砷具有很强的选择性配位能力，有关零价铁、铁屑、铁盐、水和氧化铁(GFO)、轻基氧化铁、磁性铁等吸附除砷的研究均有报道，但实际应用时由于这些物质颗粒细小，易造成堵塞流失，水头损失大，直接工业化应用比较困难。为解决这一问题，研究人员尝试将其固载到多孔固相负载体表面制备成复合型载铁环境材料，固相负载体选择有活性炭、矿物质、腐植酸、新碳基材料等，其中介孔材料作为载体是热门研究方向，同时将吸附剂以纳米形式负载，可进一步提升吸附能力。工业上常使用活性炭作为固相载体，便于回收纳米材料，节约成本。