Evaluation Of Environmental Impact Of Typical Leather Chemicals. Part Ii：Biodegradability Of Organic Tanning
Agents Under Activated Sludge1
Sun Danhong，He Qiang，Zhang Wenjun，Wang Yulu，Shi Bi *
The Key Laboratory of Leather Chemistry and Engineering of Ministry of Education， Sichuan
University，Chengdu （610065）
E-mail：Sibitannin@https://www.doczj.com/doc/9d5627775.html,
Abstract
The biodegradability of typical organic tanning agents, including aromatic syntans, aldehydic tanning agents and acrylic tanning agents, were investigated. The results showed that the biodegradation behaviors of these leather chemicals are closely associated with their chemical structures, molecular weights and compositions. Therefore, different organic tanning agents might result in different environmental impacts even though they belong to the same type of tanning agent. The four aromatic syntans tested in experiments exhibited low biodegradability in general. Among them, phenol-based syntan was not biodegradable and phenol-sulphone-based syntan produce a strong inhibitory effect on respiration of activated sludge. Comparatively, naphthalene-based syntan was somewhat easier to be biodegraded than other aromatic syntans. In the cases of aldehydic tanning agents, both formaldehyde and glutaraldehyde were not biodegradable and were toxic to organisms in activated sludge. Thus, they have potential hazardousness to inhibit biodegradation of other organic compounds in wastewater. However, an aliphatic aldehydic tanning agent tested in experiments was biodegradable and showed no toxicity to microorganisms in activated sludge. As for acrylic tanning agents, experimental results indicated that commercial anionic products have no negative effect on biodegradation activity of activated sludge but they themselves were hardly biodegraded. Whereas, cationic acrylic tanning agents have potential to inhibit activated sludge process when presented at a high concentration.
Keywords：tanning agents；biodegradability；activated sludge；environmental impacts
1. Introduction
Tanning and retanning procedures are designed to stabilize collagen fibers of animal skins against putrefaction or to improve the quality of resultant leathers in leather processing. Many chemicals that are reactive with collagen have been employed for these purposes. Among them, chrome, the typical inorganic tanning agent, has been predominantly adopting by tanneries due to its excellent tanning performances. However, in considerations of potential toxicity and environmental impact of chrome,1, 2 organic tannages have received more and more attention and consequently, numerous organic tanning agents are been developing and applying in leather sector. In fact, organic tanning agents like aromatic syntans, aldehydic tanning agents and acrylic tanning agents have been indispensably used in pretanning, tanning and retanning processes since the utilization of them can remarkably improve quality of leathers besides the elimination of chrome pollution. Nowadays, about 300,000 tons of synthetic organic tanning agents are consumed annually by tanneries worldwide.
Organic tanning agents are usually considered to be biodegradable, and therefore organic tanning is often assumed as a cleaner technology in comparison with chrome tanning. However, the biodegradabilities of organic tanning agents may vary greatly with their chemical compositions and molecular structures, and some of them might be toxic to microorganisms in activated sludge in biological treating system of effluent. As described in the Part I of this series of researches3, the biodegradability of leather chemicals under activated sludge of tannery effluent treating yard are directly related to their environmental friendliness. Therefore, the systematic investigation of biodegradability of organic tanning agents under tannery activated sludge is quite an important event that enables tanners to select suitable organic tanning agents in considerations of both quality insurance and environmental friendliness.
Some ecological aspects of organic tanning agents have been reported,4 but the investigations were mainly focused on COD, solid and salt loads in wastewater as well as the content of formaldehyde 1This project is financially supported by the Research Fund for the Doctoral Program of Higher Education (No. 20060610046 ).
in leathers. Up to now, the biological treatability of organic tanning agents has not been systematically studied. Herein, the biodegradation behaviours of four aromatic syntans, three aldehydic tanning agents and five acrylic tanning agents under tannery activated sludge were investigated. The encouraging findings might be significant for revealing the correlation between chemical structures of organic tanning agents and their environmental friendliness.
2. Experimental
The general experimental methods and the principles for biodegradability evaluation of chemicals were the same as those described in the Part I of this series of researches.3 Three types of organic tanning agents, including aromatic syntans, aldehydic tanning agents and acrylic tanning agents, were employed for biodegradation tests. The aromatic syntans used in experiments included a naphthalene-based syntan, a phenol-sulphone-based syntan and two phenol-based syntans. The aldehydic tanning agents were formaldehyde, glutaraldehyde and aliphatic aldehyde. The acrylic tanning agents determined included a cationic tanning agent, two anionic tanning agents and two anionic assistant tanning agents. All organic tanning agents are of commercial products and their main properties are shown in Table I.
Table I The types and main properties of organic tanning agents used in experiments
Tanning agent Type
Appearance pH(5:95) Conc. (%) (2)Phenol / anionic
White power 4.0-5.0 ≥ 92 (3)Phenol-sulphone / anionic White power 3.2-3.8 ≥ 92
(4)Naphthalene / anionic
Light grey power 7.0-8.0 ≥ 94 Aldehydic tanning
(5)Formaldehyde Transparent liquid - ≥ 30 agents (6)Glutaraldehyde Light yellow liquid - ≥ 50
(7)Aliphatic aldehyde
Yellow thick liquid 7.0-7.4 45±3 Acrylic tanning
(8)Assistant tanning agent / anionic Thick liquid 4.0-4.2 35±3 agent (9)Retanning agent / anionic Emulsion resin 5.9-6.2 30±3
(10)Assistant tanning agent / anionic
Transparent liquid
3.8-
4.6
42±2
(11)Retanning agent / anionic
Yellow transparent emulsion resin
4.1-4.4 32±2 (12)Retanning agent /cationic (tertiary amine) Yellow transparent emulsion resin
2.5-
3.5
20±2
3. Results and Discussion
3.1 The biodegradability of aromatic syntans
Aromatic syntans are mainly prepared via condensation reaction of aromatic compounds, such as
phenol, phenol sulfonic acid and naphthalene sulfonic acid, with aldehyde and other compounds like urea etc. This type of chemicals has been widely applied in leather processing as pretanning and retanning agents, as well as tanning assistants. To meet with different requirements of applications, their fine chemical structures and compositions are varied greatly, which might lead to the difference of their biodegradabilities.
The biodegradation behaviors of four typical commercial aromatic syntans listed in Table I were studied, the results of which are presented in Table II and Figure 1-2. As can be seen from Table II, the aromatic syntans (1) and (2) exhibit quite different biodegradabilities under tannery activated sludge although both of them are phenol-based syntans. The BOD 5 value of syntan (1) is very small at low concentration and can not be detected when its concentration is equal to or higher than 100 mg/L, implying that it is nearly unbiodegradable under tannery activated sludge. Furthermore, as shown in Figure 1(a), the respiration curves of activated sludge are below its endogenous respiration curve at 0-4 days when the concentration of syntan (1) is in the range of 50-250mg/L, and the respiration of
activated sludge is remarkably inhibited when the concentration of syntan (1) is increased to 500 mg/L. Thus, syntan (1) itself is difficult to be biodegraded, meanwhile it can inhibit activated sludge process in wastewater treating yard of tannery when it presents in a high concentration. In comparison with syntan (1), syntan (2) is a little easier to be biodegraded. The respiration curves of activated sludge in the presence of syntan (2) are slightly above or around the endogenous respiration curve, as shown in Figure 1(b), which means that syntan (2) is somewhat biodegradable and it does not inhibit biodegradable activity of activated sludge. Anyway, syntan (2) still belongs to hardly biodegradable chemicals since its BOD 5/COD values in the range of concentrations 25-500 mg/L are all less than 0.35,5 as shown in Table II.
Table II BOD5/COD values of aromatic syntans
BOD 5/COD values
Aromatic syntans
25.0* 50.0* 100.0* 125.0* 250.0*
Phenol syntan (1) 0.043 0.191 -- -- -- Phenol syntan (2) 0.150 0.265 0.213 0.318 0.198 Phenol-sulphone syntan (3) -- -- -- -- -- Naphthalene syntan (4) 0.266 0.217 0.223 0.269 0.234 5
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Time (d)
(a)
(b)
Figure 1. Respiration curves of activated sludge in the presence of phenol syntan 1(a) and phenol syntan 2(b)
Both syntan(1) and syntan(2) are phenol-formaldehyde condensates containing a number of phenol groups. It was reported that, in general, polyphenolic compounds would inhibit the growth of microorganisms through versatile mechanisms, such as inhibition of enzymes.6 However, there are some microorganisms that show tolerance to phenol-containing chemicals and can even use the chemicals as sole carbon and energy sources.7 It has been proved that the effect of polyphenolic compounds on microorganisms, inhibition or tolerance, is associated with the fine structures and molecular weights of the chemicals.8 This might account for the difference of biodegradation behaviours between syntan(1) and syntan(2) under activated sludge.
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Time (d)
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Time (d)
(c) (d)
Figure 2. Respiration curves of activated sludge in the presence of phenol-sulphone syntan 3(c) and naphthalene
syntan 4(d)
The BOD 5 of phenol-sulphone syntan(3) can not be detected in the range of concentrations 25-250mg/L, as shown in Table II. The respiration curves of activated sludge in the presence of syntan(3) are always under the endogenous respiration curve, as shown in Figure 2. Therefore, it is demonstrated that the phenol-sulphone syntan(3) not only can not be biodegraded but also is toxic to activated sludge. That is, the presence of phenol-sulphone syntan(3) in wastewater might be unfavorable to normal operation of biological system of effluent treating yard of tannery. It has been reported that many sulphone-containing chemicals exhibit antibacterial property and some sulphone-containing pesticides show strong inhibitory effects on respiration of microorganisms in soil,9 although the mechanism of inhibition is unclear so far. As a phenol-sulphone-formaldehyde condensate, the bad biodegradable property of syntan(3) might be mainly attributed to its sulphone structure in molecule.
The circumstance of syntan(4), a naphthalene-formaldehyde condensate, is quite different . Table II and Figure 2 indicate that syntan(4) can be biodegraded under activated sludge to some extent in the range of concentrations 25-250 mg/L. But its BOD 5/COD values are all less than 0.35, indicating that it is still a hardly biodegradable chemical.5 The respiration curves of activated sludge in the presence of syntan(4) are all a little above the endogenous respiration curve, which means that the naphthalene syntan(4) does not inhibit biological activity of activated sludge. In fact, the biodegradable behaviors of syntan(4) is similar to that of naphthalene.10,11
In summary, all the four kinds of aromatic syntans exhibit low biodegradability. The phenol syntan(1) and phenol-sulphone syntan(3) can not be biodegraded by activated sludge, and they might, more or less, inhibit activated sludge process in effluent treating yard of tannery. Comparatively, the phenol syntan(2) and naphthalene syntan(4) are somewhat biodegradable but still belong to hardly biodegradable chemicals. The biodegrading properties of aromatic syntans depend upon their chemical compositions and molecular structures. Additionally, the amount of free aldehydes remaining in commercial syntans might affect their biodegradability.
3.2 The biodegradability of aldehydic tanning agents
Aldehydic compounds, such as formaldehyde and glutaraldehyde, have been extensively used as pretanning, tanning and retanning agents in leather processing. On the other hand, aldehydic compounds are common raw chemicals being used for preparing aromatic syntans and resin tanning agents, in which free aldehydes inevitably exist. Aldehydes are usually considered as bio-toxic components in effluent, and it has been reported that formaldehyde is unfavorable to biological treating process of wastewater even at low concentration.12,13 Herein, the biodegradation behaviours of formaldehyde, glutaraldehyde and aliphatic aldehyde under tannery activated sludge were comparatively investigated. The results are displayed in Table III and Figure 3.
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Time (d)
Table III BOD 5/COD values of aldehydic tanning agents
BOD 5/COD values
Aldehydic tanning agents
0.125* 0.25* 0.50* 2.50*
Formaldehyde 0.033 0.058 - - Glutaraldehyde - - - - Aliphatic aldehyde SH 0.173 0.188 0.218 0.144 5
As shown in Table III, the extent of biodegradation of formaldehyde is very low even if its concentration is as low as 0.125-0.25mg/L, and the BOD 5 value can not be detected when the concentration of formaldehyde is equal to or higher than 0.50mg/L, which implies that it is difficult to be biodegraded by tannery activated sludge. Furthermore, formaldehyde would considerably inhibit the respiration of activated sludge when its concentration is higher than 2.5mg/L, as shown in Figure 3(a).
The biodegradation of glutaraldehyde can not be detected in the range of concentrations 0.125-2.5mg/L, as presented in Table III. Furthermore, Figure 3(b) shows that glutaraldehyde leads to a much stronger inhibiting effect on biological activity of activated sludge compared with formaldehyde. The respiration of activated sludge is nearly stopped when the concentration of glutaraldehyde is increased to 2.5mg/L. These phenomena demonstrate that the biodegradation of glutaraldehyde is much more difficult than that of formaldehyde, and it might strongly disturb biodegradation of other organic species in wastewater due to its negative effect on biological activity of activated sludge. Glutaraldehyde can readily take place cross-linking reaction with the amino groups on outer cell walls and cell membranes of microorganisms,14 which might be responsible for its inhibiting effect on biological activity of activated sludge.
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Time (d)
(a)
(b)
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Time (d)
(c)
Figure 3. Respiration curves of activated sludge in the presence of formaldehyde(a), glutaraldehyde(b) and
aliphatic aldehyde (c)
Recently, aliphatic aldehyde tanning agents are being more and more used in leather processing since they can remarkably improve penetration and distribution of chemicals in skin and leather.15 The results presented in Table III and Figure 3(c) suggest that the aliphatic aldehyde tested in the experiments is a little biodegradable in the range of concentrations 0.25-2.5mg/L, while it has no inhibitory effect on biological activity of activated sludge. These results are in agreement with the observations of biodegrading behaviors of aliphatic aldehydes under anaerobic conditions.16 Therefore, compared with formaldehyde and glutaraldehyde, aliphatic aldehyde might be a relatively favorable selection in application in consideration of biodegradability. But, it is clear that some more investigations should be undertaken to further understand the characteristics of biodegradability of aliphatic aldehydes because they might be dependent on lengths and structures of alkyl chains.17
3.3 The biodegradability of acrylic tanning agents
Acrylic tanning agents are polymers of acrylic acid and/or its derivatives such as methacrylic acid, butyl acrylate, butyl methacrylate and the like. This kind of tanning agents has been widely used as retanning agents in leather processing and their backbone compositions, attached functional groups and molecular weights are varied depending on the needs of application occasions.18 But, up to now, there is few study concerning the biodegradability of this kind of tanning agents although some researches about biodegradation of acrylic materials have been reported.19-21 In this research, the biodegradability of five commercial acrylic tanning agents were investigated.
100
200
300
400500
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Time (d)
(a) (b)
Figure 4. Respiration curves of activated sludge in the presence of anionic acrylic tanning agents 8 and 9(a), 10
and 11(b)
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Time (d)
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Time (d)
As shown in Figure 4, the respiration curves of the four anionic acrylic tanning agents are close to the endogenous respiration curve, which suggests that activated sludge is nearly not able to degrade these anionic acrylic tanning agents, meanwhile the presence of these tanning agents in wastewater would not inhibit the activity of activated sludge in biological treating process. It has been reported that the biodegradabilities of acrylic polymers are closely associated with their polymerization degree.20 The acrylic acid oligomers (Mw ≤ 700) are biodegradable, whereas the polymers with molecular weights greater than 1000 can not be biodegraded but they are not toxic to activated sludge.20, 21 These observations are coincident with the results obtained in the present study in the case of anionic acrylic tanning agents.
Cationic acrylic tanning agent (12) is also a hardly biodegraded chemical, while it exhibits inhibitory effect on biological activity of microorganisms in activated sludge, as shown in Figure 5. This inhibitory effect is insignificant when the concentration of cationic acrylic tanning agent is very low (25mg/L), but it is remarkable when the concentration is increased to 125mg/L, where the respiration curve is obviously below the endogenous curve. The negative effect of cationic acrylic tanning agent on activated sludge might be related to the presence of cationic groups in molecule.22
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Figure 5. Respiration curves of activated sludge in the presence of cationic acrylic tanning agents (12)
4. Conclusions
A comparative study of biodegradability of typical organic tanning agents was carried out in order to make evaluation of environmental impact of these chemicals. The biodegradability of aromatic syntans depends on their chemical compositions and molecular structures. In general, this type of tanning agents is not easy to be biodegraded under tannery activated sludge. Among them, phenol-sulphone based syntans seem to be completely unbiodegradable and might strongly inhibit the biological activity of activated sludge. Naphthalene-based syntans could be biodegraded to some extent and might have no toxicity to activated sludge even at a high concentration.
Both formaldehyde and glutaraldehyde are hardly biodegraded chemicals and are toxic to activated sludge. The use of glutaraldehyde should be particularly careful because its inhibiting effect on microorganisms in activated sludge is quite strong. The respiration of activated sludge would be almost completely inhibited when the concentration of glutaraldehyde is higher than 2.5 mg/L. Aliphatic aldehydic tanning agent might be comparatively environmentally friendly since it can be biodegraded to some extent and is not toxic to activated sludge.
The acrylic tanning agents tested in the experiments are all hardly biodegraded chemicals. The effect of anionic acrylic tanning agents on activated sludge is inconsiderable, whereas cationic acrylic tanning agent exhibits remarkable inhibitory effect on the respiration of activated sludge.
References
1. Ma, X. Y., Yu, C. Z., Li, Y. X., et al.; Study on the toxicity of sodium chloride and chrome tanning agents on
anaerobic microbe. China Leather (Chinese) 34(5), 38-41, 2005,.
2. He, Q., Yao, K. and Shi, B.; Environmental impact evaluation of typical beamhouse processes in leather
manufacture based on wastewater settleability. J. Amer. Leather Chem. Assoc.100, 473-479, 2005.
3. Sun, D. H., He, Q., Zhang, W. J., Liu, X. and Shi, B.; Evaluation of environmental impact of typical leather chemicals. Part I: biodegradability of fatliquors under activated sludge. J. Soc. Leather Technol. Chem.
4. Kleban, M.; Ecological aspects of retanning agents. J. Amer. Leather Chem. Assoc.97, 8-13, 2002.
5. Guo, W.C. and Wu, Q.H.; The biodegradability evaluation of wastewater based on BOD5/CODcr. Environ. Sci.
Technol.(Chinese) 82, 39-41, 1998.
6. Shi, B. and Di, Y.; Vegetable polyphenol. Science Press, Beijing, 2000.
7. Bhat, T. K., Singh, B. and Sharma, O. P.; Microbial degradation of tannins-a current perspective. Biodegradation
9, 343-357, 1998.
8. Bergauer, P., Fonteyne, P. A., Nolard, N., et al.; Biodegradation of phenol and phenol-related compounds by
psychrophilic and cold-tolerant alpine yeasts. Chemosphere59, 909-918, 2005.
9. Xie, H., Zhu, L. S., Wang, J., et al.; Effects of Aldicarb and its toxic metabolites on soil respiration. Journal of
Agro-environment Science (Chinese) 24(1), 191-195, 2005.
10. Mollea, C., Bosco, F. and Ruggeri, B.; Fungal biodegradation of naphthalene: microcosms studies.
Chemosphere60, 636-643, 2005.
11. Collina, E., Bestetti, G., Gennaro, P. D., et al.; Naphthalene biodegradation kinetics in an aerobic slurry-phase
bioreactor. Environ. Int.31, 167-171, 2005.
12. Eiroa, M., Kennes, C. and Veiga, M. C.; Simultaneous nitrification and formaldehyde biodegradation in an
activated sludge unit. Bioresource Technol. 96, 1914-1918, 2005.
13. Lu, Z. J. and Hegemann, W.; Anaerobic toxicity and biodegradation of formaldehyde in batch cultures. Wat.
Res.32, 209-215, 1998.
14. Sano, L. L., Krueger, A. M. and Landrum, P. F.; Chronic toxicity of glutaraldehyde: differential sensitivity of
three freshwater organisms. Aquat. Toxicol. 71, 283-296, 2005.
15. Yan, L., Wu, X. C. and Song, W.; Theory and application of retanning agents DT-R704. China Leather
(Chinese) 32, 21-22, 2003.
16. Kameya, T., Murayama, T., Urano, K., et al.; Biodegradation ranks of priority organic compounds under
anaerobic conditions. The Science of the Total Environment170, 43-51, 1995.
17. Bisignano, G., Lagana, M. G., Trombetta, D., et al.; In vitro antibacterial activity of some aliphatic aldehydes
from Olea europaea L. FEMS Microbiol. Lett. 198, 9-13, 2001.
18. Amma, A. E.; New acrylate retan agents. J. Amer. Leather Chem. Assoc.94, 19-24, 1999.
19. Zhang, Y. L., Zhao, J. F. and Gu, G. W.; Biodegradation kinetic of organic compounds of acrylic fiber
wastewater in biofilm. Journal of Environmental Science (Chinese) 15, 757-761, 2003.
20. Larson, R. J., Bookland, E. A., Williams, R. T., et al.; Biodegradation of acrylic acid polymers and oligomers
by mixed microbial communities in activated sludge. Journal of Environmental Polymer Degradation5(1), 41-48, 1997.
21. Sutherland, G. R. J., Haselbach, J. and Aust, S. D.; Biodegradation of crosslinked acrylic polymers by a
white-rot fungus. Environ. Sci. Pollut. R. 4(1), 16-20, 1997.
22. Jin, L. Q., Zhu, D. Y., Ren, H. X., et al.; Study on antibacterial action of amphoteric acrylic retanning agent.
Leather Chemicals (Chinese) 20, 2003, 15-17.
地表水环境影响评价 ——紫金山铜矿环境影响报告书（报批版） 评价项目 紫金山铜矿开发过程中将产生废水、废气、噪声和固体废物等污染源，其中主要是废水和固体废弃物，并伴有植被破坏、土层扰动等可能导致水土流失与影响矿区生态的问题。 结合区域环境特征和环境保护目标的分布情况，确定的评价项目有地表水环境、生态环境和大气环境。 评价工作等级 （1）地表水环境影响评价工作等级 紫金山铜矿正常情况下的废水排放量为5700～12300m3/d，主要污染物有pH、Cu、Pb、Zn、As 和Cd，排入的地表水体为汀江。汀江年均流量为185m3/s（属大河），水质按Ⅲ类标准控制。根据《环境影响评价技术导则－地面水环境》（HJ/T2.3-93），确定地表水环境评价工作等级为二级。 评价内容 （1）地表水环境影响评价 采矿废水正常和事故排放情况下对汀江的影响；选冶废水事故排放情况下对汀江的影响。 评价因子 （1）地表水环境评价因子：pH、Cu、Pb、Zn、As、Cd。 环境质量现状
由表4－5可知：汀江及旧县河各项水质指标均符合《地表水环境质量标准》(GB3838 －2002)“Ⅲ类标准”要求，其达标率为100％，说明汀江及旧县河的水质情况良好。 地表水环境影响预测与评价 1 预测模式及参数选取 1.1预测模式选取 由于在铜矿排入汀江处建有金山电站，堆浸场废水排入金山电站库区内，520m 中段废水排入发电站下游的汀江，故评价分排入库区和汀江两种情况进行预测，同时考虑金山电站发电期（非发电期）水文情况。 （1）汀江：混合过程段采用二维稳态混合模式（岸边排放），混合过程段的长度计算采用(2)式。 M y ＝(0.058H+0.0065B)(gHI)1/2 式中：C (x,y)—预测点污染物浓度，mg/L ； Q p —废水排放量，m 3/s ； C p －污染物排放浓度，mg/L ； C h —河流上游污染物浓度，mg/L ； x —预测点距排放口的距离，m ； y —预测点距岸边的距离，m ； B —河流宽度，m ； u —河流中断面平均流速，m/s ； M y —横向混合系数，m 2/s ；
无锡金鹏水处理有限公司 年收集、综合利用废酸15万吨、废碱液2万吨、油水、烃水混合物或乳化液23000吨、废有机溶剂1000吨、废矿物油500吨项目 环境影响后评价报告书 简本 建设单位：无锡金鹏水处理有限公司 评价单位：江苏南大环保科技有限公司 （国环评证乙字1976号） 2015年5月
1、项目概况 1.1项目的地点和相关背景 1.1.1项目建设地点 无锡金鹏水处理有限公司位于无锡市惠山区钱桥镇胜丰工业园内（项目地理位置见图1）。 图1项目地理位置图 1.1.2项目背景
无锡金鹏水处理有限公司由原无锡金鹏水处理有限公司、无锡惠钱水处理有限公司合并而成，为危险废物经营处置单位，专业从事水处理技术服务、环保工程调试安装、以及废乳化液、废碱液、废酸、废有机溶剂和废矿物油的处置和综合利用。现由于企业危废处置量及工艺发生变化，物料用量及配套设施有调整，根据环评法，无锡市惠山区环保局要求该企业开展环境影响后评价。 1.2项目建设内容及调整内容、存在问题、生产工艺 1.2.1概况 无锡金鹏水处理有限公司由原无锡金鹏水处理有限公司、无锡惠钱水处理有限公司合并而成。合并后，全厂现有员工75人，生产工人采用两班制，每班8小时，每年工作300天。企业收集处置危废的种类和数量见表1.2-1。 表1.2-1 收集处置危废的种类和数量表 1.2.2建设及调整内容、存在问题 1.2.2.1建设及调整内容 1.2.2.1.1原辅材料消耗情况 表1.2-2 企业原辅材料消耗情况
1.2.2.1.2主要生产设备情况 根据工程分析和现场踏勘，无锡金鹏水处理有限公司现有项目主要生产设备与原环评报告存在一定变化。由于原报告中设备比较笼统，未将主要岗位的设备说明清楚，根据现场调查，本次后评价进行了细化。 实际生产装置区主要设备详细情况见表1.2-3。 表1.2-3 无锡金鹏水处理有限公司实际主要生产设备配置情况
地表水环境影响评价——紫金山铜矿环境影响报告书（报批版） 评价项目紫金山铜矿开发过程中将产生废水、废气、噪声和固体废物等污染源，其 中主要是废水和固体废弃物，并伴有植被破坏、土层扰动等可能导致水土流失与影响矿区生态的问题。 结合区域环境特征和环境保护目标的分布情况，确定的评价项目有地表水环境、生态环境和大气环境。 评价工作等级 （1）地表水环境影响评价工作等级 紫金山铜矿正常情况下的废水排放量为5700～12300m/d，主要污染物有pH、Cu、3Pb、Zn、As 和Cd，排入的地表水体为汀江。汀江年均流量为185m/s（属大河），3水质按Ⅲ类标准控制。根据《环境影响评价技术导则－地面水环境》（HJ/T2.3-93），确定地表水 环境评价工作等级为二级。 评价内容 （1）地表水环境影响评价 采矿废水正常和事故排放情况下对汀江的影响；选冶废水事故排放情况下对汀江的影响。 评价因子 （1）地表水环境评价因子：pH、Cu、Pb、Zn、As、Cd。 环境质量现状． 由表4－5可知：汀江及旧县河各项水质指标均符合《地表水环境质量标准》(GB3838 说明汀江及旧县河的水质情况良好。％，2002)“Ⅲ类标准”要求，其达标率为100－地表水环境影响预测与评价 1 预测模式及参数选取
1.1预测模式选取 由于在铜矿排入汀江处建有金山电站，堆浸场废水排入金山电站库区内，520m 中段废水排入发电站下游的汀江，故评价分排入库区和汀江两种情况进行预测，同时考虑金山电站发电期（非发电期）水文情况。 （1）汀江：混合过程段采用二维稳态混合模式（岸边排放），混合过程段的长度计算采用(2)式。 M ＝(0.058H+0.0065B)(gHI)1/2 y 式中：C —预测点污染物浓度，mg/L ； (x,y) Q —废水排放量，m/s ； 3p C －污染物排放浓度，mg/L ； p C —河流上游污染物浓度，mg/L ； h x —预测点距排放口的距离，m ； y —预测点距岸边的距离，m ； B —河流宽度，m ； u —河流中断面平均流速，m/s ； M —横向混合系数，m ；/s 2y H —河流平均水深，m ； a —排放口到岸边的距离，m ； I —河流坡降； g —重力加速度，取9.81m/s 。 2 （2）金山电站库区：预测模式选用(3)式。 式中：符号含义同前。 ）汀江：完全混合段采用河流完全混合模式（3) +Q+CQ/(QC ＝（CQ hhpphp 式中：符号含义同前。 参数选取1.2 ）按导则中推荐的经验公式求取。横向混合系数（M y 水文参数1.3 水文基本特征(1)、/s ，多年日平均最大流量4090m 据上杭县水文站资料，汀江年平均流量186m/s 33 ，年平均含沙993.3mmm ，年平均径流深度，年径流量58.49×108.45m 最小流量/s 338 1370kt 。，年平均输沙量量0.25kg/m 3 旧县河为境内汀江第一大支流，发源于连城莒溪白眉山北麓，经新泉进入上杭县境内，流经南阳、旧县、临城三个乡，在临城乡九州村汇入汀江。上杭县境内流，1090m/s 多年平均流量47.3m/s,多年日平均最大流量域面积716km ，河长45.38km ，323 /s 。最小流量2.23m 3 ，0.0012m/m ，坡降为50m ，平均水深为0.77m 汀江水文基本参数：枯水期河宽为 。0.0026m ·s 粗糙率为-1/3 金山水电站对汀江水文的影响(2)，死m ×10100.55×m ，调节库容0.264金山水电站总库容（校核洪水位以下）3388 4.95km 。m0.28×10，正常蓄水位设计水库面积库容238不发电时22:00，和5:00～金山电站正常情况下放水发电时间为每天8:00～12:00 丰(个小时电站下泄流量为零。雨季～13:0014:00，即在一天中有11～间为23:007:00和 24小时放水发电。水期)整天年最枯月平均根据金山水电站的发电情况，本评价考虑最不利情况，选择近10 1。—/s 流量16.7m 作为上游来水量，相应的水库出流（根据径流调节）详见表5 3
昆山大洋电路板有限公司 年产柔性线路板9万平方米、 高密度刚性线路板3万平方米建设项目 环境影响报告书 （简本） 昆山大洋电路板有限公司 2008年4月
1总论 1.1 任务由来 计算机资讯、通讯、以及消费性电子（Computer, Communication, and Consumer Electronics-3C产业）已成为全球工业中成长最快速的产业。印刷线路板乃是提供电子零组件安装与插接时主要的支撑体，是所有电子资讯产品不可缺的基本构成要件。昆山大洋电路板有限公司位于昆山市千灯镇富民开发区，项目总投资1亿2千万万人民币，主要生产单、双面及多层柔性线路板、高密度多层刚性线路板，年产量为12万平方米。 按照《中华人民共和国环境保护法》、《中华人民共和国环境影响评价法》和《建设项目环境保护管理条例》的有关规定，应当在工程项目可行性研究阶段对该项目进行环境影响评价。为此，昆山大洋电路板有限公司于2007年7月委托苏州工业园区新东方环境保护科学技术研究所承担该项目环境影响报告书的编制工作。 评价单位接受委托后，认真研究了该项目的有关材料，经过踏勘现场的社会、自然环境状况，调查、收集并核实有关项目资料，通过对项目所在区域的环境特征和该项目的工程特征进行深入分析，按照环境保护有关部门的要求，编写了《昆山大洋电路板有限公司年产柔性线路板9万平方米、高密度刚性线路板3万平方米建设项目环境影响报告书》。通过环境影响评价，了解建设项目所在区域的环境质量现状，预测项目在建设过程中和生产运营后对周围大气环境、水环境和声环境的影响程度和范围，并提出环境污染控制措施，为建设项目的工程设计和环境管理提供科学依据。
华安工业集中区规划 环境影响评价报告书简本 1.规划背景 华安县丰山工业集中区位于华安县东南部的丰山镇、漳州市区北郊，东邻长 泰县，北连华安县沙建镇，西南与漳州市芗城区浦南镇接壤。集中区距漳州城区18公里，距离厦成高速（规划2009年建成）玉兰枢纽互通口不到1公里，距离漳龙高速华安互通口仅6公里，鹰厦铁路贯穿集中区东侧的镇区，漳州至龙岩的省道（208）漳华线穿境而过及九龙江北溪贯穿全境。工业区独具交通、地理、水能优 势。 福建省委提出建设海峡西岸经济区，推进厦漳泉龙城市联盟，华安县面临前所未有的发展机遇。华安县丰山镇是市委、市政府确定的环漳州市经济发展圈的四个乡镇之一，华安工业集中区是市委市政府实施“两区三片”区域发展格局的重要组成部分，县委、县政府积极实施“工业强镇”战略，发挥华安县丰山镇特有的区位优势和资源优势，提出“工业园区启动，龙头企业带动，工业项目拉动，优质服务推动”的发展思路，实行领导挂钩服务企业制度，工业企业取得较大发展。 华安工业集中区地处华安县南大门丰山镇，是华安县承接大工业、大项目的平台。2005年工业区创办以来，共有53个项目落户，总投资100亿元，其中投产项目17个，在建项目14个，其它项目也正在开展征地、办证等前期工作。全部项目达产后，预计年可创产值150亿元，税收7亿元以上。但是，由于华安工业集中区目前尚未列入省级经济工业区，在融资、征地、机构设置、争取政策资金扶持方面存在诸多障碍和制约，严重阻碍了工业区的开发建设。为此，华安县正积极向上级申报，争取将华安工业集中区列入省级经济工业区。 华安工业集中区?新社工业园位于丰山镇九龙江北溪以西的地区，园区规划用地总面积324hm2，从2005年发展至今，区内工业用地现已基本饱和，拓展空间有限。为此，为满足区域经济的发展，华安县工业集中区此次拟在现有新社工业园
革leather 又称皮革，由生皮经一系列物理和化学加工制成的一种稳定而耐用的材料或制品。不易腐烂、易保养、易加工成形，有一定物理机械强度并保持由胶原纤维自然编织而成的天然材料的特性，尤其是具有保暖、透气，及透水汽、吸汗及排汗等卫生性能；手感和穿着性能，人造材料难以比拟。因动物皮种类不同可分为牛革、猪革、羊革等；主要品种有重革和轻革两类；按鞣制方法可分为植物鞣革（树膏）、铬鞣革、油鞣革之分；按用途又可分为鞋面革、底革、服装革、手套革、箱包革、工业用革等；按加工和涂饰方法不同又可分类全粒面革、绒面革、苯胺革、修面革、油蜡革、打光革等。 皮革蛋白粉leather protein powder [黄色或微黄色粉末，用于饲料添加剂作优质的蛋白饲料。也可用作优质肥料。将制革厂的含铬皮革下脚料，用水洗去可溶性盐等杂质，经高温水解，压滤除去氢氧化铬残渣，减压蒸发，真空干燥，粉碎后即得。 皮革涂饰leather finish 轻革整理阶段的重要工序；应用涂饰剂修饰革的表面。主要是使革面颜色匀净、光泽、光滑，并掩饰一部分伤残和缺陷以改善革的表观，同时在革面形成保护膜，提高革的防水性、耐磨擦及易保养性。皮革的品种和用途不同，涂饰的材料和方法相应千变万化。采用不同涂饰材料和工艺方法还能开创新的皮革花色和提高次皮利用率。涂饰层次一般分为底层、中层和顶层；涂饰的方式有揩、淋、刷、喷等。在涂饰过程中还须辅以拉软、熨平或打光等整理操作。 皮革涂饰剂leather finishing agent, leather finish ]用于修饰革面增进美感、修正瑕疵、搞高耐用性、增加花色品种和皮革附加值的名色浆液。采用揩、刷、淋、喷等方式施加于革面上，形成一层具有一定粘着牢度和机械强度的薄膜；由成膜剂、着色剂、涂饰助剂和介质等组成；按用途及施加顺序分为底层、中层和顶层光亮层涂饰剂；按介质不同可分有机溶剂型和水基型涂饰剂；有机溶剂型因溶剂易燃、有毒、污染环境已经逐渐被淘汰，而水基型涂饰剂已经成为主流产品。 鞣制tanning 制革的关键工序。是皮胶原与鞣剂发生结合作用使生皮变性为不易腐烂、经久耐用的革的主要过程。生皮在鞣制前应充分完成准备工段。通过鞣制使鞣剂与皮胶原多肽链之间形成多点结合，提高了皮的收缩温度，改善了皮抵抗酸、碱、酶等侵袭的能力，从性质上完成了从生皮到革的转变。鞣制的方法依皮革品种不同而有区别，轻革主要用铬鞣法，重革主要用植物鞣法。此外还有铝鞣、锆鞣、醛鞣、合成鞣剂鞣、油鞣等方法。 制革tanning 将生皮加工成革的过程；有准备、鞣制和整理三个阶段；准备阶段有浸水、去肉、浸灰脱毛、软化、浸酸等工序，使生皮处于准备进入鞣制的状态；鞣制阶段是将生皮转变为革的质变阶段，使易腐烂的生皮变为不易腐败的革。鞣制方法主要有铬鞣和植物鞣法，此外还有醛鞣、
我国战略环境影响评价制度研究 摘要：《中华人民共和国环境影响评价法》的颁布实施是我国环保工作的积极成果。其创新点在于将发展规划纳入到了我国环境影响评价制度的视野，为我国建立健全战略环境影响评价制度奠定了坚实基础。战略环境影响评价制度有利于防止政府的发展规划和制定开发建设活动对环境产生负面影响，从而实现社会、经济及环境的可持续发展。为此，本文对战略环境影响评价制度进行了较为深入的分析和研究。 战略环境影响评价是对可能存在潜在不良环境影响的政策、法规、规划和计划进行系统、综合的评价。战略环境影响评价制度是将战略环境影响评价及其程序、审批、法律责任进行制度化、法律化，是我国用以防止作用重大、范围广泛而影响深远的经济活动和其他活动潜在的环境危险的一种预防性环境管理措施，也是保护人和自然环境免遭不符合环境保护要求的经济活动和其他活动的不良影响的一种保护性环境管理措施。战略环境影响评价制度的实施是实现我国可持续发展的迫切需要，也是对项目环境影响评价缺陷的弥补，更是政府科学决策、民主决策的根本保障。基于我国当前战略环境影响评价制度存在的规划环境影响评价制度不完善、政策和立法环境影响评价制度缺失等问题，提出我国未来战略环境影响评价制度应从以下方面改进。首先，完善规划环境影响评价制度的内容;其次，顺应趋势、立足国情将政策和法规纳入战略环境影响的评价对象范围，建立健全政策和立法环境影响评价制度;最后，健全我国战略环境影响评价制度法律体系。全面科学的战略环境影响评价制度将对我国社会、经济、环境产生重大影响。 关键词：战略环境评价;政策环评；立法环评 ABSTRACT ABSTRACT：The promulgation of the "The Law of the People's Republic of China on Evaluation of Environmental Effects" on 1st` September is the positive achievement of environmental protection work. In the past, we usually just make an evaluation of environmental effects about construction projects. But now the policy is inclined to make the evaluation of all development programs. It appears to construct a system which will make a strategic evaluation of environmental effects in an overall situation. The enactment and execution of "The Law of the People's Republic of China on Evaluation of Environmental Effects" helps the government to prevent harmful effects on development programs and construction activities, to promote the integrated ability of making decision of strategic importance of the environment and development, to bring about the sustainable development among the economy, society and environment. Because of its extraordinary significance, the paper will make an exhaustive study about the legal system in strategic environmental impact
. 地表水环境影响评价 ——紫金山铜矿环境影响报告书（报批版） 评价项目 紫金山铜矿开发过程中将产生废水、废气、噪声和固体废物等污染源，其中主要是废水和固体废弃物，并伴有植被破坏、土层扰动等可能导致水土流失与影响矿区生态的问题。结合区域环境特征和环境保护目标的分布情况，确定的评价项目有地表水环境、生态环境和大气环境。 评价工作等级 （1）地表水环境影响评价工作等级 紫金山铜矿正常情况下的废水排放量为5700～12300m/d，主要污染物有pH、Cu、3Pb、Zn、As 和Cd，排入的地表水体为汀江。汀江年均流量为185m/s（属大河），3水质按Ⅲ类标准控制。根据《环境影响评价技术导则－地面水环境》（HJ/T2.3-93），确定地表水环境评价工作等级为二级。 评价内容 （1）地表水环境影响评价 采矿废水正常和事故排放情况下对汀江的影响；选冶废水事故排放情况下对汀江的影响。 评价因子 （1）地表水环境评价因子：pH、Cu、Pb、Zn、As、Cd。 环境质量现状 . 范文． .
(GB3838 《地表水环境质量标准》5可知：汀江及旧县河各项水质指标均符合由表4－说明汀江及旧县河的水质情况良好。100％，－2002)“Ⅲ类标准”要求，其达标率为 地表水环境影响预测与评价 1 预测模式及参数选取 1.1预测模式选取520m由 于在铜矿排入汀江处建有金山电站，堆浸场废水排入金山电站库区内，中段废水排入发电站下游的汀江，故评价分排入库区和汀江两种情况进行预测，同时考虑金山电站发电期（非发电期）水文情况。）汀江：混合过程段采用二维稳态混合模式（岸边排放），混合过程段的长度计（1 (2)式。算采用
国环评证乙字第2225号 福州桂湖生态温泉城（融汇泉景A区）建设项目环境影响报告书 （简本） 福建闽科环保技术开发有限公司 二0一四年三月
1 项目概况 福州桂湖生态温泉城（融汇泉景A区）选址位于福州市晋安区宦溪镇湖山村胡中村。征地面积117550m2，实用地面积117550m2（合176.24亩），总建筑面积298143.9m2，其中计容建筑面积229140.3m2，不计容建筑面积69003.6m2；住宅面积223644.3m2，幼儿园面积3430.2m2，物业管理面积795.7m2；容积率1.95，建筑密度16.9%，设地上、地下机动停车位1841辆。项目总投资23.0115亿元。 主要环境问题包括施工期、运营期产生的环境污染，其中施工期为项目建设过程中产生施工废水、扬尘、施工噪声对周边环境影响；运营期为汽车尾气、设备噪声、商业噪声对周边环境的影响。 2 工程环境影响评估结论 2.1水环境影响分析结论 （1）水环境保护目标：桂湖溪。 （2）环境质量现状：由监测结果可知，各监测断面各现状评价因子标准指数＜1，均未出现超标。桂湖溪各断面的水质指标符合GB3838-2002《地表水环境质量标准》Ⅲ类标准。 （3）环境影响预测与评价 ①施工期水环境影响评价结论 项目施工期净车废水、地下涌水、桩基泥浆废水经处理后回用于施工生产；因桂湖片区污水处理厂尚未建成，建议采用“化粪池+地埋式微动力污水处理设施”对施工生活污水进行处理，处理达到GB8978-1996《污水综合排放标准》表4中一级标准后排入桂湖溪。桂湖溪无饮用水源地，且根据水环境质量现状调查结果，各断面的水质指标符合GB3838-2002《地表水环境质量标准》Ⅲ类标准，项目施工时间短暂，废水量较少，经处理达标后排放对周边地表水环境影响较小。 ②运营期水环境影响评价结论 a.分析表明项目雨水经收集后、废水经化粪池处理后排入区外规划路市政雨、污水管网，污水最终由桂湖片区污水处理厂处理达到《城镇污水处理厂污染
鞣制化学 ISBN 7-5079-4693-0/TS.2742 使生皮变成革的质变过程称为鞣制，所用的化学材料为鞣剂。 鞣剂：铬鞣剂、锆鞣剂、铝鞣剂、植物鞣剂、合成鞣剂、树脂鞣剂 铬鞣剂——铬鞣法——铬鞣革 植物鞣剂——植物鞣法——植物鞣革 铬与铝结合——铬铝鞣法——铬铝鞣革 鞣制和鞣法无机鞣制和鞣法铬鞣剂及鞣法 锆鞣、铝鞣、钛鞣、铁鞣、硅 鞣 有机鞣制及鞣法油鞣 植物鞣 醛鞣 树脂鞣 合成鞣 结合鞣法无机—无机结合 无机—有机结合 有机—有机结合 金属配合物鞣剂及鞣法 生皮在鞣制以前虽经过一系列化学和机械的处理，但还不是革，是生皮。鞣制后的革和生皮不同，革遇水不会膨胀，不易腐烂，变质、较能耐蛋白酶的分解，有较高的耐湿热稳定性并具有一定的成形性。良好的透气性能，耐磨性和丰满性。 生皮：血光皮、定音鼓皮。 鞣制效应 1）增加纤维结构的多孔性 2）减少胶原纤维束，纤维，原纤维之间的粘合性。 3）减少真皮在水中的膨胀性 4）减少胶原的耐湿热，稳定性 5）提高胶原的化学作用以及耐酶作用，以及减少湿皮的挤压变形等。 在各种无机鞣剂中，最优良的是铬盐。 耐温热温度： 生皮（65℃） 油鞣革（60-70℃） 植物鞣革（75-85℃）
铝鞣革（70-75℃） 锆鞣革（90-95℃） 铬鞣革（100℃以上） 铬鞣耐水洗，柔软、丰满、弹性和延伸性好。 铬鞣法：铬鞣液和粉状铬鞣剂。 拜耳公司CHROMSAL法——粉剂 粉剂溶于水，30-60min以后加碱 BAYCHROM法：粉剂加提碱剂支撑自碱化铬鞣剂 影响铬鞣的因素 1）裸皮的状态 生皮的预处理：酸、盐和油处理 浸酸预处理：调节裸皮的PH值，使之适合铬鞣的条件，以防止表面过鞣。浸酸程度根据成革的具体要求和裸皮在准备工段的松散程度灵活掌握。 浸盐预处理：采用无水硫酸钠（元明粉），有脱水作用。利用元明粉预处理后片皮、削匀的方法。 油乳液预处理：缩短鞣制的时间 铬资源： 稀缺，而且皮革工业废料率大。有毒性。 植物鞣质 植物体内多元酚化合物 填充性好 植物鞣革：鞋底革（外底与内底革）、工业用革、装具革、箱包革 是生产重革的基本鞣法：皮革组织紧密、坚实饱满、延伸性小，成形性好。 生产轻革时，也常用它来进行复鞣或者填充。 植物鞣剂 植物鞣剂俗称栲胶，是林产化学工业主产品之一。是重要的化工原材料。 植物鞣料 高等织物特别是双子叶植物才含有较多的鞣质。 工业利用价值的原料：树皮、木材、果荚（壳）和树叶都是栲胶原料。
丙烯酸/丙烯酸丁酯共聚物用作弹性皮革鞣剂的研究 20世纪60年代以来，丙烯酸类聚合物复鞣剂在国内外制革中得到了广泛研究与应用。科研人员采用的单体多种多样，有常规的丙烯酸酯类单体，也有醛类、不饱和长链单体；采用的聚合体系也不尽相同，有的采用水溶液聚合，有的采 用乳液聚合，也有的将胶原蛋白水解液、降解淀粉、纳米二氧化硅等引入丙烯酸复鞣剂中，所得复鞣剂功能各异。但到目前为止，关于提高皮革弹性的丙烯酸复鞣剂鲜见报道。 由于丙烯酸丁酯(BA)为常用的软性单体，与丙烯酸(AA)共聚后共聚物玻璃化转变温度较低，分子链柔软，而且共聚物侧链为非亲水性基团，具有两亲性表面活性剂的特性，与侧链为极性的共聚物相比，更有利于在革纤维中的渗透及对革纤维润滑，使革样在受到外力作用时纤维之间更容易相对滑动，因此本文以复鞣革样弹性为考察指标，采用AA、BA进行共聚制备了可以用于提高皮革弹性的特性复鞣剂。 1.实验部分 1.1原料 丙烯酸(AR)，天津市化学试剂三厂；丙烯酸丁酯(AR)，天津市博迪化工有限公司；过硫酸铵(AR)，天津市化学试剂六厂；异丙醇(CP)，天津市化学试剂三厂；氢氧化钠(AR)，天津市化学试剂六厂；纯净水，西安万家纯净水厂；甲酸(AR)，西安化玻站化学厂。 RST复鞣剂，成都德赛尔公司；标准铬粉〔w(Cr2O3)=(22±1)%〕，内蒙古黄河铬盐股份公司；荆树皮栲胶，广东新会皮革化工有限公司；合成单宁PR-C，拜耳无锡皮革化工有限公司；SC加脂剂，上海皮革化工厂；SE加脂剂，上海皮革化工厂；亚硫酸化鱼油、硫酸化蓖麻油、羊毛脂加脂剂、阳离子油，均产自陕西咸阳轻化工材料厂；NPS-1渗透剂，上海明华公司；直接黑，洛阳瑞丰公司；蓝湿革，河北辛集东明制革厂。 1.2仪器
发展战略环境影响评价的重要性 摘要战略环境评价对优化政策、决策和规划的制定起到重要作用,为经济的可持续发展提供科学手段。论述SEA的由来、优点、对于可持续发展的重要性极其在发展中国家的发展前景。 关键词战略环境评价;优点;效益;技术方法 针对项目环境影响评价(Environmental Impact Assessment,EIA)在战略制定层面的诸多局限,Thérivel R,Wilson E等人于1992年提出了战略环境评价(Strategic Environmental Assessment,SEA)的概念。战略环境评价可以为实施可持续发展战略提供科学手段,它的提出在学术界、政府及相关国际组织受到了广泛关注,在美国、加拿大和欧盟成员国得到了迅速发展,中国内地和香港的许多学者也对SEA 的理论、方法及框架结构进行了研究。 EIA在本质上(或在很大程度上)是对发展项目环境影响的一种反应性评估,而不是前瞻性预测,它在发展项目的选择及优化布局方面的作用是有限的,往往只能针对项目的污染状况提出一些控制和治理污染的措施。对于项目的环境影响评价往往是在高层次的战略决策之后,因此,在项目环境影响评价阶段,许多决策已经在更早的规划阶段确定。环评对项目所提供的可选方案和治理污染措施的选择是较为有限的。 战略环境评价是对政府部门的战略性决策行为及其可供选择方案的环境影响和效应进行系统的和综合性评价的过程,它为政府政策、规划、计划的制定和实施提供环境影响评价上的技术支持。 1战略环境评价的优点 战略环境评价以实现社会经济的可持续发展为目标,确保决策制定过程中协调好经济、社会以及环境等方面的因素,为社会带来更大的效益,避免不必要的损失。 战略环境评价在可持续发展方面具有如下优点: 1)促进环境与发展决策的结合(即提高决策的可持续能力)。 2)促进环境友好的、可持续的政策和规划的制定。 3)能够考虑比建设项目环境评价更多的替代方案。 4)适当的时候考虑累积影响(尤其是部门和区域层次的发展产生的影响)和全球变化。
1 规划概况 1.1 规划背景 随着滦河流域气候的变化和经济社会的不断发展，流域内出现了水资源短缺、供需矛盾突出，平原河道防洪能力不足，水生态环境恶化等一系列新问题。由于缺乏统一的流域综合规划，在流域水资源配置、防洪工程建设、水资源与水生态保护等方面许多问题无法得到根本的解决。为此，在海河水利委员会统一部署下，为协调流域防洪减灾、水资源开发利用、水资源保护与生态修复之间的关系，以供水安全、防洪安全、生态安全为目标，开展了流域综合规划编制工作，为流域经济快速平稳有序发展提供水利保障。 1.2 规划任务 1.2.1规划水平年 本次规划现状水平年为2010年，近期规划水平年为2020年，远期规划水平年为2030年。 1.2.2规划范围 规划范围包括滦河和冀东沿海诸河，总面积为5.55万km2。其中：滦河流域的面积为45872km2，滦河冀东沿海包括陡河、洋河、沙河、石河等，面积为9650km2。 1.2.3规划任务 1、配合减灾体系建设，完善防洪工程 2、扩建城镇供水设施，实施灌区节水改造，保证城乡供水，实现水资源高效利用 3、增建乡镇污水处理设施，改善水质，维护河流健康 4、实施生态修复工程，改善流域生态环境与景观 5、继续开展水土保持建设
1.3 规划主要内容 1.3.1 防洪规划 1、水库工程规划 （1）水库除险加固 滦河流域内需要除险加固的3座大型水库和9座中型水库已全部完成除险加固，部分小型水库尚存在各种病险问题需要进行除险加固。本次规划到2020年完成流域内全部小型水库的除险加固任务,其中小（Ⅰ）型水库24座，小（Ⅱ）型水库144座。 （2）新建水库 规划期内主要包括在建双峰寺大型水库、新建老亮子、四道河子、西庙、燕子窝四座中型水库。 2、滦河干流规划 （1）山区重要河段治理 滦县铁路桥以上山区干流河段治理包括滦河武烈河口承德市高新技术开发区上板城段、双滦区段；承德县的滦河大杖子段、青龙河口段、迁西县段、迁安县段等，治理标准为20年一遇。 （2）滦县铁路桥以下干流治理规划 ①防洪大堤整治工程 滦河左、右防洪大堤治理标准均为50年一遇，相应设计流量按25000m3/s 进行治理。滦河右大堤外围保护区地势较低，防洪保护区面积大且防护目标重要，治理措施以堤防超高2m进行治理；滦河左大堤外围保护区地势较高，堤防溃决后造成的淹没灾害相对较小，治理措施以地方超高1.5m进行治理。 ②防洪小埝整治工程 按照保护对象的总体要求，近期防洪小埝的规划标准提高至5年一遇，设计行洪流量8230m3/s；最终标准提高至10年一遇，设计行洪流量13600m3/s。堤防等级为5级。根据防洪小埝的等级、性质以及工程总体布局，本次规划中将防洪小埝左右堤的堤顶超高统一确定为1.00m。左、右小埝规划堤顶宽度均为4.5m，迎水坡、背水坡坡度均为1:3。为满足汛期交通需要，防洪小埝堤顶统一规划为碎石路面。
复鞣剂的作用机理、种类、应用及发展前景 轻化1101 丁帅帅 04 摘要：复鞣剂用于皮革复鞣的化工材料。可包括主鞣剂（如铬鞣剂、植物鞣剂等），主要是指为复鞣目的而研制开发的鞣革材料，例如丙烯酸树脂复鞣剂、氨基树脂复鞣剂、恶唑烷鞣剂等。本文主要介绍了丙烯酸树脂类复鞣剂的作用机理、应用及前景。 关键词：复鞣剂丙烯酸树脂机理应用前景 1.前言 复鞣是现代制革工业中的一项重要工序，被誉为皮革加工中的“点金术”。对于轻革而言，复鞣几乎是一项必不可少的工序。常用的复鞣剂可分为无机鞣剂、有机鞣剂和金属有机鞣剂,大类。细分则可分为无机盐复鞣剂、植鞣剂、芳香族合成鞣剂、醛鞣剂、丙烯酸类树脂复鞣剂等。丙烯酸类单体种类繁多、资源丰富，丙烯酸树脂开发空间大，因此在皮革工业中具有广阔的应用前景。 2.丙烯酸树脂类复鞣剂 2.1丙烯酸树脂复鞣剂的复鞣机理 Heideman假定丙烯酸树脂复鞣剂的竣基与胶原的氨基之间存在质子交换。而Mage kurth 指出丙烯酸对天然胶原的亲和力较弱，但丙烯酸与铬盐在皮内络合是可能的反应机理。Anslovar用 NMR技术证实了在pH3-5之间发生丙烯酸复鞣剂的梭基与铬盐的络合,而在pH10-12 之间出现丙烯酸基与胶原的氨基的质子交换。由于整个皮革生产过程中,都是在pH 低于7的情形下完成,所以可以认为“络合”是主要的反应。徐学诚等在研究 SA复靴剂的基础上,借鉴交联橡胶的唯象理论,提出了树脂复鞣革的交联—缠结或吸附网络结构模型。魏德卿通过对ART的研究发现梭基和铬揉革的铬发生配位结合,它少量地渗人胶原分子螺旋状碳链之间,更多地与超分子尺寸以上各级纤维作用。因此,丙烯酸树脂复鞣剂的复鞣机理可概括为:通过改变纤维间、多肤链间缠结的填充效果,以及进人原纤维的鞣剂与铬鞣剂进行络合反应,而使革具有不同的手感和力学性能。 2.2新型丙烯酸树脂复鞣剂Z-1的机理 将Z-1作为鞣剂对酸皮进行鞣制，通过Ts的测定考察其作用效果。试验结果显示，酸皮收缩温度有一定程度提高，鞣制22h后，Ts由62°C升高至71°C ，单独用作复鞣剂对铬鞣革进行复鞣时，Ts则无明显升高。共聚物分子中含有大量-COOH的及链端-OH ，可与胶原肽链上的氨基形成氢键或结合，同时具有一定的填充效果。烷氧基长链及部分未反应聚乙二醇分子具有表面活性，可促进大分子渗透，同时对染色具有一定的匀染作用。复鞣时-COOH
一、单选题【本题型共5道题】 1.2009年8月（）在国务院第76次常务会议上通过，并于2009年10月1日起施行。 A．《环境影响评价公众参与暂行办法》 B．《规划环境影响评价技术导则（试行）》 C．《环境保护部机关“三定”实施方案》 D．《规划环境影响评价条例》 用户答案：[D] 得分：8.00 2.规划方案综合论证包括：规划方案的环境合理性论证、规划方案的可持续发展论证、（）。 A．不同类型规划方案综合论证重点 B．累积环境影响预测与分析 C．辨析制约规划实施的主要资源和环境要素 D．规划概述、规划的协调性分析和不确定性分析 用户答案：[A] 得分：8.00 3.《环评法》规定，对于（），应当在规划编制过程中组织进行环境影响评价，编写环境影响评价的篇章或者说明。 A．指导性规划 B．综合性规划 C．综合性和指导性规划 D．规划 用户答案：[C] 得分：8.00 4.环境影响减缓对策和措施包括（）、影响最小化及对造成的影响进行全面修复补救等三方面的内容。
A．影响最大化 B．影响忽视 C．影响预防 D．影响加大 用户答案：[C] 得分：8.00 5.土地利用有关规划，区域、流域、海域的建设、开发利用规划要求编写规划实施后有关环境影响的篇章或者说明，对一些比较重要、实施后对环境影响比较大的规划，用“（）”的形式。 A．篇章 B．说明 C．篇章或者说明 D．报告 用户答案：[A] 得分：8.00 二、多选题【本题型共4道题】 1.战略环评的核心目标是将环境影响量化，识别规划对环境可能产生的影响，预测其影响的（）和（），并且将影响控制在可接受的水平。 A．范围 B．规模 C．大小 D．强度 E．面积 用户答案：[AD] 得分：8.00 2.战略环评必须面对高度的不确定性，具体是指：战略决策通过指导、改变人的行为来改变其所涉及的复杂系统；和（）。
广州市一般工业固体废物综合利用和处置规划环境影响评价报告书 简本 广州市环境保护科学研究院 2009年05月
第一章总论 1.1 项目背景 为促进广州市在全面谋划各行业发展的同时，注重规划好环保部门严格管理的污染环节，将行业发展与环境保护结合起来，在促进行业发展的同时又实现污染物排放的有效控制，张广宁市长在市环保局《关于尽快编制重点行业专项规划及其环境影响报告书有关问题的请示》和市发改委《关于编制重点行业专项规划及相应的环境影响报告书工作计划的请示》上作出批示。其中，将一般固体废物综合利用和处置、危险废物2个行业专项规划及相应的环境影响报告书列入编制内容。同时，广东省环境保护局《关于印发加强工业污染源监督管理的意见的通知》（粤环[2005]43 号）也将一般工业固体废物综合利用或处置列入“统一规划、统一定点”方案。 据此，广州市固体废物管理中心委托中山大学环境科学研究所编制完成了《广州市一般固体废物综合利用和处置专项规划》，以加快推进广州市固体废物污染防治和管理工作的开展。 按《中华人民共和国环境影响评价法》（2003年），对规划环境影响评价做了如下规定：“国务院有关部门、设区的市级以上地方人民政府及其有关部门，对其组织编制的工业、农业、畜牧业、林业、能源、水利、交通、城市建设、旅游、自然资源开发的有关专项规划，应当组织进行环境影响评价，编制专项规划的环境影响报告书，并作为规划草案的组成部分一并报送规划审批机关审批。未编写有关环境影响报告的规划草案，审批机关不予审批”。2005年，《国务院关于落实科学发展观加强环境保护的决定》（国发〔2005〕39号文）指出，“必须依照国家规定对各类开发建设规划进行环境影响评价”，“各级环保部门负责召集有关部门专家和代表提出规划环境影响评价的审查意见，作为审批规划的重要依据”。2006年，国家环保部颁布的《关于进一步做好规划环境影响评价工作的通知（2006年）》（环办〔2006〕109号文）再次强调要求各级环境保护部门必须认真推进规划环境影响评价工作，进一步明确了需开展规划环评的规划、规划环评重点关注的内容、规划环评的审查程序、规划环评收费标准等。 按以上规定，《广州市一般工业固体废物综合利用和处置专项规划》在报送规划审批机关审批之前，必须编制广州市一般工业固体废物综合利用和处置规划环境影响评价文件。为此，广州市固体废物管理中心于2008年11月通过招标的方式，确定委托广州市环境保护科学研究院进行《广州市一般工业固体废物综合利用和处置
制革用鞣剂的种类 鞣剂是具有鞣革性能，可与生皮中胶原结合，使生皮转变成革的制剂。 远古时期,人类就采用一些天然的物质,如油脂、类脂和明矾等鞣革。随着制革技术的进步(见制革技术史)，逐步发展为采用各种油鞣剂、醛鞣剂、植物鞣剂和矿物鞣剂鞣革。19世纪中期出现的铬盐鞣革，是鞣剂发展史上的一次革命，为制革工业的形成奠定了基础。第一次世界大战期间，由于鞣剂资源匮乏，合成鞣剂应运而生，之后又出现了锆鞣剂、树脂鞣剂等，使提高革的质量和发展革的新品种成为可能。 现代制革使用的鞣剂以铬鞣剂为首要品种。为了增加皮革的吸收量、减少污染和方便使用，新型的铬鞣剂内添加了自动碱化物料。为了节省铬盐，开发了多金属络合鞣剂。铝盐虽不宜单独使用，但由于它与丙烯酸类的络合物及与植物鞣剂的结合鞣能减少污染，从而受到重视。植物鞣剂也在依靠改性或与丙烯酸类化合物接枝等办法改善鞣性。中国正在培植优良的植物鞣料（如荆树皮），以解决凝缩类鞣剂之不足。此外，国际上正在多方面寻找具有鞣性的基本材料，为研制新型合成鞣剂开辟途径。为使各类鞣剂相互取长补短，正在探索用几种鞣剂混合或络合制成的含有多种成分的鞣剂，以适应不同的需要。为了克服革的部位差，改善革的均匀性和手感，树脂鞣剂也是有发展前途的品种。 鞣剂一般按化学组成分为无机类鞣剂、有机类鞣剂和综合类鞣剂三大类。 无机类鞣剂具有鞣性的矿物盐类。又称矿物鞣剂。主要有以下8种。 三价碱式铬盐鞣制性能好，是最重要的鞣剂。有鞣性的三价铬盐（铬鞣剂）以碱式硫酸铬为代表，它以重铬酸钾（红矾）或重铬酸钠及硫酸的水溶液为主要原料，用糖类（主要是工业葡萄糖）还原制得。适合于各类皮革、各种毛皮的鞣制。碱式硫酸铬经陈化后，形成有鞣性的铬络合物，它的鞣制性能的强弱可以用碱度表示。所谓碱度就是用百分率表示的铬络合物中羟基(OH)的总当量数对铬的总当量数的比值。碱度大表示铬络合物的分子大，即与皮蛋白质的结合能力强；碱度小则表示铬络合物的分子小，与皮蛋白质结合的能力弱，但渗透能力强。所以碱度是铬鞣剂的一个重要指标。
﹙1﹚生产废水 本项目的生产废水主要来源于车间的湿态工序，鞣后湿整饰工段生产废水主要来自于浸水、挤水、复鞣、染色、加脂，主要污染因子为：pH、COD、SS、总铬和色度。 各生产工序的排水量及水质没有实测数据，类比调查资料和本项目原厂集水池废水的监测数据，考虑本项目的实际情况，确定本项目生产废水水质水量如下： 表4-6 各工序废水水质及排放方式 该厂鞣制工序除使用铬鞣剂（三价碱式铬盐）外，还使用比较环保的复鞣剂，如植物鞣剂、合成鞣剂、树脂复鞣剂、醛类复鞣剂等作为替代原料，由于该厂采用了大量的环保型鞣剂，减少了铬鞣剂用量，铬鞣剂仅占全部复鞣剂用量的64％。 据厂方提供资料，鞣制工序铬鞣剂年用量为270吨，按皮革对复鞣剂吸收率80％计算，进入排水中的铬盐每年约为54吨，含总铬7.38吨，按鞣革废水年排放量60000m3计算，总铬浓度为123mg/L。
﹙2﹚其它废水W5： 除生产过程产生的废水外，其它废水包括锅炉排污水和生活污水。锅炉排污水中污染物可忽略不计，类比本地区生活废水水质，确定本项目生活废水水质，生活污水水量45m3/d，水质pH为6－9，COD为200－500 mg/L，BOD5为200－300 mg/L，SS为25－375 mg/L。上述废水与生产废水一起排放到废水处理站进行处理。 4.5.4 固体废物污染源分析 本项目固废产生量见表4-8。 表4-8 固体废物排放情况 4.6.2废水治理措施 本项目用水区域较为分散，用水点多，废水性质各不相同，为减少污水排放量，严格实施清污分流。
根据废水的特点，采用生化为主、生化与物化相结合的处理方法。本项目采取的污水处理工艺为：先对含油废水、含硫废水、含铬废水分质处理然后再将上述经预处理后的废水与中和整饰等工段的废水混合后进入废水处理站处理。 （1）含油废水预处理 原皮水洗、浸泡水为含油废水，单独收集，经隔油深淀池处理后，设计的除油效率可达80%，处理后，与其他废水混合进入废水处理站处理。具体的处理工艺见下图。 回收油 原皮水洗、浸泡水废水处理站 图4-3含油废水处理工艺流程图 （2）含铬废水预处理 含铬废水在生产车间废水排出口单独回收进行处理，在处理池一中加液碱沉淀，沉淀物泵入板框机。铬渣收回车间利用，上清液及板框机出水进入处理池二加酸酸化，调pH后，送入综合废水处理站调节池。处理工艺见下图。处理规模为200t/d。 含铬废水废水处理站 图4-4 含铬废水处理工艺流程图 （3）含硫废水预处理