1 引言(Introduction)
中国社会发展迅速, 用水量剧增, 2015年废水排放总量达735.3亿吨, 工业废水排放量在2005―2015年里占总废水量的27.14%~46.35%(国家生态环境部, 2015).我国已经对很多工业行业提出了水回用的目标, 比如零排放(Jin et al., 2013).水处理的目标已经不限于污染组分的达标, 而且还要脱盐, 达到工业用水或特殊用水的目标要求, 所以水处理过程要关注盐分的形成和归趋, 尽可能不产生盐分或少用盐分.工业废水, 如焦化废水, 被认为是一种具有富氮缺磷特征的高浓度高盐分有机废水, 在处理过程中还要加入各种药剂, 例如不同的脱氮工艺会表现出盐效应的差异性需求, 后续脱盐不仅要考虑总量还要考虑成分, 因此, 很有必要研究不同脱氮工艺中盐分的形成和归趋机制.
生物脱氮往往会伴随着碱和电子供体物质的利用, 带来了盐分, 目前缺乏相关性研究.国内外学者对脱氮和减盐都分别进行了研究, 对于脱氮方面研究的关注点主要集中在3个方面：其一, 侧重于不同碳源/电子供体对脱氮效果的影响及其抑制作用的机理问题(Fernández-Nava et al., 2008; Bajaj et al., 2010; Omena et al., 2013; Chung et al., 2014; Bi et al., 2015); 其二, 集中于厌氧氨氧化与硝化、反硝化耦合实现主流脱氮的技术探讨(Xie et al., 2016; Ma et al., 2017; Sun et al., 2019); 其三, 针对铁/硫铁矿等物质驱动自养反硝化提高脱氮效率进行应用研究(Chen et al., 2018; Zhu et al., 2018).此外, 本团队(Pan et al., 2018a; 2018b; 2019)近期对自养反硝化同时脱除废水中硫氰酸盐和氮进行了研究并考察了微生物复合群落之间的相互作用和分工的现象.现阶段, 脱氮方面的研究主要追求更高的脱氮效率和更深入地剖析微生物作用机理, 忽略了对各种脱氮方式所表现出的盐分投入与产出的差异, 影响了后续脱盐工艺的经济有效性.迄今在减盐方面的研究主要集中于不同方法去除污染物的性能, 例如以超滤、纳滤、反渗透、正渗透为代表的膜法(Yin et al., 2011; Kumar et al., 2015; Sun et al., 2015; Wang et al., 2018), 以离子交换膜为基础的生物脱盐池(Zuo et al., 2014; Pradhan et al., 2015a; 2015b), 关注的重点是处理效果、水回收率以及膜污染等问题, 还没有人关注废水处理的过程减盐/原位减盐的重要性.值得注意的是, 大部分学者仅仅只针对其中一方面内容进行研究, 甚少综合探究废水处理过程中脱氮和减盐及其相互作用.脱氮过程中涉及电子供体、电解质的投入, 废水中的污染物的氧化还原状态/化学形态, 由于反应原理的差异性, 表现出盐分残留量以及组分的差别, 过程的明确对于后续的脱盐原理的选用及其工艺设计将会有帮助.
基于上述考虑, 本文以传统硝化反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化3种工艺为案例, 以总氮去除目标一致的条件下, 结合理论分析与实验验证来讨论电子供体、碳源、碱/磷盐投入对盐分的贡献, 同时考察HRT对脱氮减盐效果的影响, 寻求原位减盐的工艺途径.
2 材料与方法(Materials and methods)
2.1 反应器的设置和运行
连续流反应器系自行设计, 使用UASB反应器(上流式厌氧污泥床), 反应器总高度为53 cm, 由有机塑料制成, 采用内外两层双层夹套, 内层为污泥作用区, 直径为6 cm, 总有效反应体积为1.5 L, 底部设计有进水口和进气口, 进气口设有微孔曝气器, 采用氮气曝气进行脱氧, 保持厌氧环境; 外层为恒温水浴槽, 使用加热棒控制温度在30 ℃左右; 反应器遮光处理, 防止光养微生物的潜在生长.连续流反应器装置示意如图 1所示.
图 1
图 1连续流反应器装置示意
反应器运行模式为：配水-进水-反应-出水, 为一个周期.每个周期开始, 配置好的5 L水储存于储存罐中, 通过改变蠕动泵转速控制进水的流量来调节水力停留时间, 使其满足实验要求, 在每个操作周期的开始和结束时取样进行分析, 实验重复2~3周期.
2.2 废水及污泥的来源
针对3种不同的脱氮路径, 实验中所用的污泥是采用了本课题组3种独立驯化、稳定培养的污泥.实验采用人工配水, 根据实验设计要求, 模拟厌氧氨氧化、传统反硝化、短程反硝化水质, 用NaHCO3提供无机碳源, 以NaH2PO4・2H2O为营养盐配制实验水样.
取样及样品预处理：每个周期开始前和结束后各取50 mL水样, 经0.45 μm水系膜过滤后, 储存于塑料圆底离心管中, 记录实验批次, 时间及取水位置等信息, 取样后立即进行化学分析, 每个实验重复取2~3个周期的样品, 确保数据的可靠性.
分析方法：pH和电导率分别采用便携式pH计、DDS-307电导率仪(上海雷磁仪器厂)进行测定, 电导率仪使用前需校准, 使用时样品需恒温至25 ℃.NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535―2009), NO2–N采用分光光度法(GB 7493-87), NO3–N采用离子色谱法, SCN-采用焦化废水中硫氰化物的快速检测方法进行测定.
(1)
(2)
式中, x为NO2–N、NO3–N或SCN-.
3 结果与讨论(Results and discussion)
3.1 3种脱氮模式的反应原理
脱氮的3种路径分别为传统硝化反硝化、短程硝化反硝化及厌氧氨氧化, 其反应方程分别为式(3)、式(4)及式(5).因不同脱氮路径参与的反应物、微生物及其他组分的不同, 其作用原理产生差异.
(3)
短程硝化反硝化是将氨氮氧化后停留在亚硝酸的阶段, 进而直接反硝化脱氮的过程.比活性污泥法减少了1/4曝气量以及40%左右的有机碳源, 有利于低C/N比废水(如焦化废水)的处理(袁林江等, 2000).
(4)
厌氧氨氧化是以氨氮和亚硝酸氮分别作为电子供体和电子受体(Mulder et al., 1995), 将废水中氮素转变为氮气的过程.Strous结合了Van der heijden的计算方法, 得出Anammox的化学计量如式(5)所示(Van der Heijden et al., 1994; Strous et al., 1998), 该脱氮路径与传统硝化反硝化相比, 耗能少、药剂用量少、产碱量少, 达到废水中氨氮的完全自养脱氮.
(5)
3.2 不同电子供体作用下盐分的归趋分析
针对传统硝化反硝化和短程硝化反硝化, 需要从外部投加电子供体, 结合焦化废水性质和反硝化原理, 从单一SCN-电子供体、SCN-+苯酚复合电子供体两个方面来考察电子供体对脱氮减盐的影响, 而厌氧氨氧化利用废水本身含有的氨氮和反应产生的亚硝酸氮作为电子供/受体, 因此, 有必要考察电子供/受体比例对减盐效果的影响.
3.2.1 单一SCN-电子供体
以NO2–N 200 mg・L-1, NaSCN分别为558、531、503、475、433 mg・L-1作为进水条件, 设置SCN-/NO2–N的进水比例为2.00:1、1.90:1、1.80:1、1.70:1、1.55:1, 探究SCN-/NO2–N比例对脱氮减盐的影响.从图 2a可以看出, SCN-/NO2–N比例越大, 进水的电导率越大, 这是由于NaSCN在水中表现为电导率, 且电导率与浓度呈正比的关系; SCN-/NO2–N比例为1.80时, 出水NO2–N、SCN-的浓度同时达到最低, 分别为13.59 mg・L-1、85.09 mg・L-1; 反应后的pH均有所上升, 表明产生了一定的碱度.
图 2
图 2不同SCN-/NO2–N比例下短程反硝化进出水的指标(a)及对短程反硝化脱氮减盐效果的影响(b)
从图 2b中可以看出, 以NaSCN单独作为电子供体对NO2–N进行反硝化在SCN-/NO2–N比值为1.80时效果最好.数据表示, SCN-/NO2–N比例为1.55、1.70、1.80、1.90及2.00时, 相应的减盐率分别达到9.77%、9.92%、10.49%、7.69%及4.4%;SCN-/NO2–N比例为1.80时, SSR、DR(NO2–N)及DR(SCN-)都达到了最大值, 分别为10.49%、93.15%及77.50%.在该比例下, SCN-会有剩余而导致不完全降解.
3.2.2 SCN-+苯酚复合电子供体
高浓度的含氮物质在焦化废水中广泛存在, 而苯酚和SCN-作为共污染物对反硝化过程的脱氮减盐的影响尚不清楚.SCN-是具有毒性的物质, 并有学者考察到, 酚类物质在硝化阶段对硝化菌的活性和效率具有抑制作用, 对反硝化过程的酶活性和污泥毒性也会造成影响(Omena et al., 2013), 但缺乏对两种物质共同影响以及对减盐效果影响的研究.
传统反硝化和短程反硝化进水分别采用200 mg・L-1的NO3–N、NO2–N作为目标, 以苯酚、NaSCN的混合液作为反硝化的联合电子供体, 总电子供体量满足将NO3–N/NO2–N完全反硝化为N2.设置SCN-:苯酚的电子供体分别为4:0(纯NaSCN)、3:1、1:1、1:3、0:4(纯苯酚), 探究两种不同电子供体在同一体系中, 对于传统/短程反硝化原位减盐的影响, 结果如图 3~4所示.
图 3
图 3不同电子供体配比下传统反硝化进出水的指标(a)及电子供体配比对传统反硝化脱氮减盐效果的影响(b)
图 4
图 4不同电子供体配比下短程反硝化进出水的指标(a)及电子供体配比对短程反硝化脱氮减盐效果的影响(b)
结果显示：①对于两种路径, 复合电子供体在配比不同的情况下对其脱氮减盐的影响趋势相同, 但传统反硝化的减盐效果总体上弱于短程反硝化, 原因是两种路径使用的污泥, 其污泥来源、驯化浓度、驯化过程都基本相同, 因此其中微生物的种类虽有所不同, 但其性能类似, 传统反硝化过程中会造成NO2–N的累积, 减盐效果不明显.②两种脱氮模式减盐最优的电子供体比例为SCN-:苯酚 = 1:3, 此条件下传统反硝化的SSR、DR(NO3–N)、DR(SCN-)分别为11.16%、100%、100%, 短程反硝化的SSR、DR(NO2–N)、DR(SCN-)分别为26.12%、82.95%、100%, NO2–N未完全反应, 其减盐率比NO3–N完全反应时高的原因可以解释为, 在NO3–N的反硝化过程中会造成NO2–N的累积, 导致废水的减盐率较低.③短程反硝化中SCN-的降解率与其投加浓度呈负相关关系, SCN-所占比例越多, 降解率越低, 原因可能是：体系中同时存在的自养菌和异养菌存在着竞争关系, 自养菌在体系中占优势, 对体系中的NO3–N/NO2–N的降解贡献较大, 而异养菌的竞争性不强, 但它也在发生作用, 系统中需要有机碳源的存在.具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
3.2.3 自有电子供体
厌氧氨氧化进水以200 mg・L-1 NO2–N为固定值, 分别投加100、150、200、250 mg・L-1 NH4+-N, 从而设置NO2–N/NH4+-N的进水比例为1:0.5、1:0.75、1:1、1:1.25, 探究电子供/受体比例对脱氮减盐的影响, 其结果如图 5所示.可以看出, 进水的亚硝酸盐氮和氨氮的比例直接影响了盐分的削减, 亚硝酸盐的降解率随着氨氮的增加而增大, 而在满足亚硝酸盐氮的降解率达到99%以上时, NO2–N/NH4+-N的进水比例在1:0.75时, NO2–N与NH4+-N充分反应, 总氮去除率最高, 出水中几乎不存在这两种物质, 此时盐分削减率达到最高, 平均为40.17%.当比例低于1:0.75时, NO2–N反应不完全, 溶液中残余NO2–N的盐分, 而NH4+-N浓度高于比例1:0.75时, 氨氮过量, 出水中残留NH4+-N浓度越高, 盐分削减率越低.通过理论计算反应前后的溶液中离子浓度与电导率的关系, 该实验结果与理论化学方程式相符.
图 5
图 5不同电子供体/受体比例下厌氧氨氧化进出水的指标(a)及电子供受体比例对厌氧氨氧化脱氮减盐效果的影响(b)
3.3 NaHCO3的用量分析
碳源在反硝化过程中对于促进微生物降解污染物具有重要作用.根据厌氧氨氧化的理论方程, 少量的无机碳源是反应过程所必需的.在不添加无机碳源的条件下, 厌氧氨氧化菌在系统中被还原, 系统中不存在COD, 厌氧氨氧化细菌本身的代谢不能提供足够的碳源, 而反应过程中, NO2–N转化成羟胺后, 与NH4+-N反应生成肼则需要消耗无机碳源, 因此, 需要通过额外的碳源来维持正常的反应.同时, 在短程硝化反硝化系统中, 存在自养反硝化细菌, 需要外部投加无机碳源, 提供系统的能量.基于上述两个方面, 很有必要探究无机碳源的用量对脱氮减盐的影响.本研究以NaHCO3作为无机碳源, 在不考虑微生物的生长, 仅考虑其在反应过程中的消耗的情况下, 探究NaHCO3用量的影响.
研究中, 厌氧氨氧化电子供受体比例为1:0.75作为该实验的基础, 得到的结果如表 1所示.结果表明：60 mg・L-1的NaHCO3理论上满足反应的需求, 实际上无法达到理想的效果.无机碳源投入量少, 厌氧氨氧化菌的反应受到抑制, NO2–N的降解率低于90%, 效果较差, 说明反应器中厌氧氨氧化菌的代谢在一定程度上受到了抑制.随着NaHCO3的增加, 达到100 mg・L-1以上时, 情况得到缓解, 氨氮和亚硝酸态氮的处理效果较为稳定, 亚硝酸态氮的降解率保持在99%以上, 保证厌氧氨氧化的正常进行.在满足亚硝酸态氮的降解率在99%以上时, NaHCO3的投加量为100 mg・L-1时, 盐分削减效果最好, 削减率达到平均41.84%.对比100、200、500 mg・L-1的脱氮减盐效果, 基于物料消耗最低、盐分投加最少、原位减盐最好的理念, 结合经济实用的目标, 认为100 mg・L-1是最适合的NaHCO3投加量.
表 1(Table 1)
表 1 NaHCO3用量对厌氧氨氧化脱氮减盐的影响
研究考察了250 ~600 mg・L-1 NaHCO3的用量对短程反硝化脱氮减盐的影响, 结果如表 2所示.可见, 过低无机碳源的投加, 无法满足系统对于碳源的需求, 微生物的功能受到抑制, 反应到一定程度, 污染物降解停滞, 微生物活性降低.从数据中看出, 投加量小于500 mg・L-1时, 3种物质的降解效果都较差, 投加量为600 mg・L-1时的脱氮减盐效果略低于500 mg・L-1, 此系统中最佳的NaHCO3用量为500 mg・L-1左右.
表 2(Table 2)
表 2 NaHCO3用量对短程反硝化脱氮减盐的影响
3.4 水力停留时间(HRT)的影响
水力停留时间(HRT)关系到微生物反应的速度和效率, 水力停留时间过短或太长都不利于废水的处理, 因此有必要考察HRT对脱氮减盐效果的影响, 其结果如图 6所示.
图 6
图 6 HRT对3种路径脱氮减盐的影响 (a.传统反硝化b.短程反硝化c.厌氧氨氧化)
传统反硝化和短程反硝化过程中, 反硝化菌作为一种功能性微生物, 必然有其作用的时间和浓度限制范围, 因此探究HRT对其脱氮减盐的影响, 结果表明：因传统反硝化和短程反硝化在污泥的驯化过程中药剂浓度、驯化时间等因素相同, 得到的结果也相同, 即随着停留时间的增加, 减盐率、NO2–N降解率及SCN-的降解率都呈现上升的趋势, 在38 h后效果达到稳定, 且38 h后脱氮减盐的效果达到最好.上述工作印证了微生物发生作用的周期限制, 短时间内, 进入系统的高浓度、高毒性污染物对微生物的功能首先起到了一个抑制作用, 微生物适应阶段过后, 才能够真正开始其对污染物的降解作用, 因此, 需要满足微生物充足的适应性时间才能够发挥微生物完整的功能.传统反硝化和短程反硝化系统培养的微生物在水力停留时间38 h以上出水稳定, 效果最好, 因此认为, HRT为38 h对这两种路径脱氮减盐效果最好.
在厌氧氨氧化反应中, 过短的停留时间对厌氧氨氧化菌有一定的抑制作用.当停留时间为18 h时, 厌氧氨氧化菌达到了最大的工作能力, 降解效率高且稳定, NO2–N和NH4+-N的降解率均在99%以上, 减盐率达到41.97%;而当停留时间小于18 h时, 由于系统内细菌的代谢能力的限制, 脱氮效率随着停留时间的缩短明显下降, 停留12 h, NO2–N去除率为88.29%, 停留6 h时, NO2–N去除率仅为51.59%, 由此认为HRT设置为18 h最佳.
3.5 碱/磷盐的用量分析3.5.1 碱的用量分析
废水生物处理过程中, 因硝化细菌对pH极其敏感, 在中性或弱碱性的条件下其活性最强, 功能最活跃, pH大于9或者小于6时, 硝化菌的生物活性会受到抑制, 因此pH是硝化过程的重要影响因素.从硝化反应方程式可以看到, NH4+-N转化为NO2–N或者NO3–N的过程中, 会产生部分H+, 这部分酸度会消耗部分碱度, 使废水pH降低, 理论上每1 g NH4+-N转化为NO3–N消耗7.14 g碱量(以CaCO3计).
对于具有富氮缺磷特征的焦化废水, 其本身的碱度无法满足保持脱氮过程微生物活性的要求, 需要外部投加适量的碱才能使硝化过程的pH保持在中性或者弱碱性状态.硝化过程需要的碱量可以通过式(6)进行计算.本研究以200 mg・L-1的NO2–N/NO3–N为研究对象, 通过计算得出, 传统硝化反硝化和短程硝化反硝化在硝化过程中所需要的耗碱量相等, 其耗碱量均为1.428 g・L-1碱度(以CaCO3计), 而去除相同浓度的总氮, 厌氧氨氧化过程仅需要转化约86.21 mg・L-1的NO2–N, 其耗碱量为0.616 g・L-1碱度(以CaCO3计), 相比之下厌氧氨氧化过程耗碱量少, 经济性强.
(6)
式中, 7.14为单位氨氮硝化需碱量(g碱度/ g NH4+-N); V为进入系统的废水体积(L).
3.5.2 磷盐的用量分析
磷是一种不可更新、难以替代的资源, 截至2007年, 已探明的全球磷矿储量为500亿吨, 根据目前的磷开采速度及其增长趋势, 预计100~250年内全球将无磷矿可用(European Fertilizer Manufacturers Association, 2000).虽然我国的磷资源储量多, 但据统计富磷矿储量仅能维持我国10~15年的消耗.基于此, 减少磷盐的使用量, 提高磷盐的回收率显得格外重要, 同时, 从减盐的角度出发, 磷盐的减少使用也非常必要.
此外, 磷是微生物的重要组成部分, Mc Carty将含磷元素的微生物细胞表示为C60H87O23N12P, 根据微生物增长及其基质利用之间存在的微生物学理论, 可知在C:N:P比为100:5:1时, 有促进微生物的活性及其增长的作用(Lawrence et al., 1970; Goodman et al., 1974).一般地, 好氧条件下, C:N:P为100:5:1时, 微生物的性能最好; 在厌氧条件下, C:N:P为200~300:5:1时, 微生物净化污水的性能最佳.
韶钢二期的生物系统中投加的磷含量为13.43 mg・L-1, 其C:P仅为100:0.42, 以NaH2PO4作为磷盐, 其贡献的电导率不容小觑, 为2400 μS・cm-1(李湘溪等, 2016).我们发现, 在实际焦化废水的生化处理系统中, 磷盐的用量只需达到100:5:(0.3~0.5)范围内即可满足微生物生理对营养的需求.本研究采用短期实验的模式, 微生物群落的数量和类别变化不大, 以200 mg・L-1 NO2–N/NO3–N为目标, 投加的磷含量为10 mg・L-1, N:P为20:1, 结果表明, 在该短期实验过程中磷盐的投加量满足微生物的需求, 3种模式的平均脱氮效率在90%以上, 在脱氮的同时满足了盐分投入的最小化目标.
4 结论(Conclusions)
1) 对比了3种脱氮路径, 不论是以减盐量还是以减盐率为标准, 减盐效果从大到小依次为：厌氧氨氧化>短程反硝化>传统反硝化, 其中厌氧氨氧化减盐范围为：21.27%~41.97%, 短程反硝化：4.4%~26.12%, 传统反硝化：-21.46%~11.16%.
2) 对于传统反硝化和短程反硝化, SCN-+苯酚作为复合电子供体时的脱氮减盐效果优于单一SCN-和单一苯酚作为电子供体; 两种路径在电子供体SCN-:苯酚为1:3, HRT = 38 h, c(NaHCO3) = 500 mg・L-1时, 所取得的减盐效果最优, 减盐率分别达到26.12%和11.16%.以自有物质及其转化物质作为电子供/受体的厌氧氨氧化, 其电子供受体比例为NO2–N/NH4+-N = 1.33, HRT = 18 h, c(NaHCO3) = 100 mg・L-1时其减盐性能最好, 减盐率达到41.97%.(来源：环境科学学报 作者：何美玲)
电镀生产过程中需要使用大量的水来清洗镀件，因此会产生大量的废水。电镀废水治理是电镀企业环保工作的重要环节。2008年环保部发布的《电镀污染物排放标准》(GB21900�C2008)规定了20个废水污染物指标(包括要求在车间或生产设施废水排放口监测的总铬、六价铬、总镍、总镉、总银、总铅、总汞等7个指标和在总排口监测的总铜、总锌、总铁、总铝、pH、悬浮物、化学需氧量、氨氮、总氮、总磷、石油类、氟化物、总氰化合物等13个指标)的排放限值要求。
2017年1月1日起施行的《最高人民法院、最高人民检察院关于办理环境污染刑事案件适用法律若干问题的解释》(法释[2016]29号)进一步加大了对破坏生态环境行为的司法打击力度，规定“排放、倾倒、处置含铅、汞、镉、铬、砷、铊、锑的污染物，超过国家或者地方污染物排放标准三倍以上”、“排放、倾倒、处置含镍、铜、锌、银、钒、锰、钴的污染物，超过国家或者地方污染物排放标准十倍以上的”、“二年内曾因违反国家规定，排放、倾倒、处置有放射性的废物、含传染病病原体的废物、有毒物质受过两次以上行政处罚，又实施前列行为的”等情形应当认定为“严重污染环境”。
这些情形与电镀企业生产排污息息相关，电镀企业的污染物排放达标与否显得尤为重要。笔者近年来走访了大量电镀企业、园区以及环境管理部门，较为深入地了解该行业污染物排放的达标情况。本文通过分析电镀企业易超标排放的污染物因子，探讨影响稳定达标排放的因素，提出相应的对策和建议，以期为电镀企业达标排放和环境管理提供参考。
1电镀废水易超标排放的污染物
通过与电镀企业、地方环保部门交流以及文献调研，电镀企业易超标的污染物主要是总镍、总铜、总锌、总铬、化学需氧量、氨氮、总磷、总氰化物等指标。
1.1典型市县电镀企业监测超标的情况
根据在我国东部某县调研获得的当地电镀企业废水达标排放情况进行分析(见表1)，电镀企业的超标因子主要集中在总铜、总锌、总铬和总镍。
表1东部某县10家电镀企业废水达标情况
1.2超标排放处罚案例
近几年电镀企业超标排放的相关事件中涉及的超标因子包括氨氮、化学需氧量、总锌、总铜等指标(见表2)，这些事件均属于有污染治理设施企业出现超标的情形，并非废水直排或仅简单处理的非法电镀企业排放事件。
表2近几年典型的电镀企业超标排污事件
2影响污染物稳定达标排放的主要因素
电镀生产易超标的污染物按理化性质可分为金属和非金属两大类，总铜、总锌、总铬和总镍属于金属类污染物指标，化学需氧量、氨氮、总磷、总氰化物等属于非金属类污染物指标，同一大类的污染物由于理化性质相近，导致超标的原因相似。另外，各类污染物的达标稳定性除与其本身特性有关之外，还受一些外部因素(如技术因素和管理因素)的影响。
2.1影响金属类污染物稳定达标的因素
电镀生产使用的原辅料较多，除使用镀种对应的金属盐外，还使用了大量无机和有机材料，其中包括无机配位剂与有机配位剂，常见的无机配位剂有氰根、焦磷酸根、多磷酸根、氨等，有机配位剂主要包括有机酸、有机膦和胺三类，这些配位剂会与金属离子形成溶解态的配合物。
含溶解态配合物的电镀废水仅用普通化学沉淀法处理的效果有限，需先采用氧化、酸化水解等方法去除配位剂，使得金属离子游离在溶液中后，再添加化学沉淀剂进行沉淀。有的电镀企业或园区目前仍采用单一的化学沉淀法来处理电镀废水，无去除配位剂的破络环节，或是有破络环节但破络不彻底，这些因素均会造成镍、铜、锌等金属离子存在于溶解态的配合物中，难以通过化学法沉淀去除，从而导致出水超标。另外，氢氧化锌、氢氧化铬(III)等属于两性氢氧化物，若pH调节不当(过高或过低)，均会造成沉淀不完全，影响去除效果。
2.2影响非金属类污染物稳定达标的因素
电镀前处理、电镀过程、电镀后处理等环节均会产生有机污染物，废水中这些有机污染物的含量通常
反映为化学需氧量。电镀废水中的有机污染物种类多，不少都是难降解的，可生化性差，常规单一的AO(厌氧/好氧)法、A2O(厌氧/缺氧/好氧)等方法的处理效果有限。同时，电镀废水中存在的还原性无机化合物会产生“假性化学需氧量”，导致化学需氧量升高。
电镀生产辅料中使用硝酸较多，因此电镀废水中的硝酸盐含量一般较高。高含量硝酸盐的存在会抑制好氧池内氨氮的硝化反应，若有机碳源不充足，微生物更无法进行硝化反应，导致氨氮的去除效果较差。此外，电镀废水处理常常采用聚丙烯酰胺(PAM)作为絮凝剂，但PAM在絮凝过程中会释放出部分无机铵盐，也会导致电镀废水中氨氮升高。
废水中的氰根易与金属离子形成配合态的氰化物，若破络不彻底，氰化物易超标。电镀辅料中会使用次磷酸钠，次磷酸盐难以直接通过常规化学沉淀法去除，需要被氧化为正磷酸盐后才易于化学沉淀。电镀企业往往未设置氧化含磷废水的处理环节，次磷酸盐未被有效去除，故出水总磷易超标。
另外值得注意的是，目前无论是环境监管部门还是企业主，都认为电镀生产的特征污染物是重金属污染物，侧重于治理电镀废水中的重金属污染物，放松了对非金属类污染物的控制，在废水监测方面往往存在选择性，企业自测和环保部门监督性监测多以监测重金属污染物为主，非金属污染物的监测频次远低于金属污染物。自我管理和外部监管的放松影响了非金属类污染物的达标稳定性。具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
2.3影响达标稳定性的外部因素
2.3.1技术因素
2.3.1.1生产工艺的“清洁”状况
近年来国家和相关省份大力推进电镀清洁生产工艺技术改造，企业原辅材料的“绿色”程度、工艺技术的清洁化程度、废水资源化回收利用的开展情况等，都成为了决定电镀废水排放能否达标以及影响达标稳定性的重要因素。手工生产线的槽液带出量多，槽液存在跑、冒、滴、漏现象(尤其是在老旧企业中)，有价金属在线回收未做到位等情况，均影响废水达标稳定性。
2.3.1.2治污环节的自动化控制水平
自动化控制水平越高，达标稳定性越有保障。部分企业的生产过程中，药剂的投加由操作人员根据经验来确定，并且是手工或半自动操作，有一定的盲目性和滞后性，难以将治理效果与工艺调控联动起来。
2.3.1.3污染治理工艺的针对性
电镀废水种类繁多，可分成不同类的废水分别收集，分别处理。废水处理方法有物理法、化学法和生物法，每种方法又分别有多种处理技术。废水水质不同，处理技术可能不同。很多企业在选取治理技术时针对性不强，因此难以保证出水达标。
2.3.2管理因素
2.3.2.1管理制度的完善程度
污染治理设施的良好运行离不开健全和完善的管理制度。设备管理、工艺管理、水质分析、人员培训考核等是运行管理制度的组成内容，都不能忽视。
2.3.2.2运营人员的专业程度
电镀企业废水处理的专业性较强，需配备专业的技术人员、专业的设备操作管理人员和专业的水质分析检测人员。但事实上部分电镀企业的运营人员的专业技能水平较低，难以确保废水污染治理设施的正常有效运转。甚至有些运营人员缺乏最基本的环保意识和环保知识，易出现将应作为危废外运处置的废槽液排放到电镀废水处理设施中的违规操作。
2.3.2.3监测的到位程度
环境监测是判断达标有效性和修正达标情况的重要依据。很多企业的监测主要依靠地方各级环境监测站的外部监测，开展自行监测的企业数量不多且监测指标不全，企业在不知处理情况和效果的情况下进行生产，很难保证废水排放的稳定达标。
3实现稳定达标排放的对策建议
3.1加强废水治理精细化设计和管理
有条件的电镀企业或园区应对废水实行分流收集、分质处理。一般来说，可分为以下类型进行收集：
(1)需进行预处理而不能与其他废水混合的废水，包括含氰废水、含铬废水;(2)有回收利用价值的废水，如含镍废水、含金废水、含银废水;(3)前处理废水;(4)混排废水，或者叫综合废水;(5)清洗水。分流收集后，针对不同废水的水质特点和执行的排放标准，选取合适的工艺技术，《电镀废水治理工程技术规范》(HJ2002�C2010)、《电镀污染防治最佳可行技术指南(试行)》(HJ-BAT-11)、《电镀废水治理设计规范》(GB50136�C2011)等规范指南可供参考。另外，要规范车间排水。对于含电镀车间的企业，非电镀车间的废水不得混入电镀废水处理系统。
3.2淘汰落后工艺和设备
根据《产业结构调整指导目录》(2011年本，2013年修正)和《电镀行业规范条件》，应淘汰的落后工艺、装备和产品包括：含氰沉锌，氰化电镀工艺(氰化金钾电镀金及氰化亚金钾镀金，银、铜基合金及预镀铜打底工艺暂缓淘汰)，镀层在铬酸酐质量浓度为150g/L以上的钝化液中钝化的工艺，在生产过程产生和排放含有汞元素的蒸气或废水的工艺或产品，加工过程中使用和排放废水中含有镉元素的用于民品生产的工艺和产品(船舶及弹性零件除外)，加工过程中使用和排放废水中含有铅元素的用于电子和微电子电镀生产的工艺和产品(国家特殊项目除外)，仅有一个且无喷淋、镀液回收等措施的普通清洗槽，砖砼结构槽体。
3.3实施清洁生产改造
依法实施强制性清洁生产审核，促进中高费方案的落实，逐步提高清洁生产水平，参照《电镀行业清洁生产评价指标体系》，达到清洁生产I级(国际清洁生产领先水平)或II级(国内清洁生产先进水平)。提高机械化、自动化程度，品种单一、连续性生产的电镀企业的自动生产线、半自动生产线应达到70%以上。安装用水计量装置，将水洗槽改为二级或三级逆流清洗槽，配备喷淋或喷雾水洗等节水装置，安装槽边水回收装置。推广采用低铬、三价铬钝化等有毒原辅料替代工艺。
3.4提升环境管理水平
健全企业环保制度，配备有相应专业技能的环保技术人员，并加强业务培训与交流。对照执行的排放标准，定期开展全指标监测，加强企业自身达标排放的控制。采用集中式污水处理的电镀园区应加强对上游来水水质的控制，保证上游来水的水质在园区集中污水设施的可接受范围内。另外，可通过成立业主委员会、出台园区管理办法等方式来规范园区的管理，采用加强监管、处罚等措施来提高企业的管理水平，杜绝混排、偷排、超排等行为。(来源：电镀与涂饰 作者：卢然等)
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