颜料废水的脱色工艺实验研究

印染废水的脱色研究【摘要】采用季胺型有机高分子脱色絮凝剂对印染废水进行处理，小试和实际生产结果表明，药剂稀释至40倍，投加比例为20mg/l时，脱色效果最佳，出水色度符合GB18918-2002标准【关键词】印染废水；季胺型有机高分子脱色絮凝剂；色度[ Abstract ] the quaternary amine organic polymeric flocculant for dyeing wastewater treatment, laboratory and actual production results show, medicament diluted to 40 times, adding the ratio of 20mg/l, bleaching effluent color best, accord with GB18918-2002 standard[ Key words ] of printing and dyeing wastewater; quaternary amine organic polymeric flocculant; chroma织布印染是南通传统产业，印染企业所排废水的主要特点是排放量大、色度大、呈碱性、COD值高，可生化性较差。

南通开发区污水处理厂的进水中60%为印染废水，废水脱色是该厂去除的主要污染物之一。

当前常用的印染废水处理方法有生化法、氧化法、中合法、混凝法，其中混凝法常被广泛应用，因为其投资费用低、处理量大、脱色率高、设备占地少。

南通开发区污水处理厂采用混凝法，在水中投加脱色剂对印染废水进行絮凝脱色，取得了较好地效果。

在废水脱色小试时，笔者通过多发面比较，筛选出了较合适的脱色药剂，摸索出了较经济的投加比例，制定出了较合理的投加工艺，有效地降低了该厂的出水色度，可为织布印染污水的色度降低提供借鉴。

脱色药剂的筛选笔者挑选了常见的脱色剂进行删选，他们是：双氧水、次氯酸钠漂白液、季胺型有机高分子絮凝剂。

高浓度染料废水（含偶氮染料废水）处理技术的研究染料工业是一种大量使用化学染料的行业，废水污染是该行业面临的主要环境问题之一。

特别是偶氮染料废水，由于其毒性高、难以降解等特点，对环境和人体健康造成严重威胁。

因此，高浓度染料废水的处理技术研究具有重要的理论和实践意义。

高浓度染料废水的处理主要涉及到染料的去色、去除有机物和减少毒性物质的目标。

对于染料的去色问题，传统的处理方法主要包括生化法、物化法和生物生化混合法。

这些方法能有效去除废水中的颜色，但由于染料分子结构的复杂性，处理效果有限。

近年来，高级氧化技术逐渐成为研究的热点，如臭氧氧化法、Fenton法、紫外光催化氧化法等，这些技术能够通过产生高活性氧自由基来破坏染料分子结构，实现高浓度染料废水的高效去色。

除去色之外，处理高浓度染料废水还需要考虑有机物的去除。

对于此类废水，活性污泥法是常用的处理技术之一。

活性污泥法通过生物菌群的作用，将废水中的有机物降解为可分解的物质。

然而，由于废水中染料浓度高，有机物复杂，容易抑制污水处理系统的正常运行。

因此，研究人员在活性污泥法基础上进行了一系列改进，如改进进水条件、增加曝气量、添加剩余污泥等方法，提高了染料废水处理效果。

此外，高浓度染料废水中的毒性物质是另一个需要解决的问题。

染料的分解产物往往具有更高的毒性，直接排放到环境中会对水体资源造成污染。

研究人员通过添加活性炭、植物生物吸附剂等方法，将废水中的毒性成分吸附、分离或转化为无害物质，降低了毒性物质的浓度，使废水处理后的水体能达到排放标准。

然而，目前针对高浓度染料废水的处理技术仍存在一些挑战。

首先，染料废水的处理涉及到多种污染物的综合处理，技术上具有较高的要求。

其次，高浓度染料废水的处理成本较高，需要考虑经济因素。

最后，废水处理后产生的废渣、废气等问题也需要进一步解决。

总之，高浓度染料废水的处理技术研究是当前环保领域的热点之一。

通过对染料的高效去色、有机物去除和毒性物质降解等方面的研究，可以有效解决染料废水对环境的污染问题。

《工业废水处理技术》之读书报告印染废水处理工艺及脱色技术探讨------A组第一章：印染废水水质特征第二章：印染废水处理方法第三章：印染废水脱色技术第四章：印染废水治理展望第五章：印染废水处理工艺实例印染行业是工业废水排放大户，印染废水具有水量大、有机污染物含量高、色度深、碱性大、水质变化大等特点，属难处理的工业废水。

近年来由于化学纤维织物的发展，仿真丝的兴起和印染后整理技术的进步，使PV A浆料、人造丝碱解物(主要是邻苯二甲酸类物质)、新型助剂等难生化降解有机物大量进入印染废水，其COD浓度也由原来的数百mg/L上升到2000～3000mg/L，从而使原有的生物处理系统COD去除率从70%下降到50%左右，甚至更低。

传统的生物处理工艺已受到严重挑战；传统的化学沉淀和气浮法对这类印染废水COD去除率也仅为30%左右。

因此开发经济有效的印染废水处理技术日益成为当今环保行业关注的课题。

第一章、印染废水水质特征印染废水的水质复杂，污染物按来源可分为两类：一类来自纤维原料本身的夹带物；另一类是加工过程中所用的浆料、油剂、染料、化学助剂等。

分析其废水特点，主要为以下方面。

（1）水量大、有机污染物含量高、色度深、碱性和pH值变化大、水质变化剧烈。

因化纤织物的发展和印染后整理技术的进步，使PV A浆料、新型助剂等难以生化降解的有机物大量进入印染废水中，增加了处理难度。

（2）由于不同染料、不同助剂、不同织物的染整要求，所以废水中的pH 值、COD Cr、BOD5、颜色等也各不相同，但其共同的特点是BOD5/COD Cr值均很低，一般在20%左右，可生化性差，因此需要采取措施，使BOD5/COD Cr值提高到30%左右或更高些，以利于进行生化处理。

（3）印染废水中的碱减量废水，其COD Cr值有的可达10万mg/L以上，pH 值≥12 ，因此必须进行预处理，把碱回收，并投加酸降低pH值，经预处理达到一定要求后，再进入调节池，与其它的印染废水一起进行处理。

一、概述废纺织品的回收利用已成为当前环保产业中的重要一环，而废纺纱中的染料残留问题一直困扰着废纺织品的再利用。

分散染料因其分散性强、稳定性好等特点而在纺织业中得到广泛应用，然而其在废纺织品回收过程中的脱色工艺设计却相对较为复杂。

本文旨在探讨废纺回收中分散染料的脱色工艺设计，以期为废纺纱的再利用提供技术支持。

二、分散染料的特性分析1. 分散染料的分散性强，易渗透进纤维内部，使颜色牢度高；2. 分散染料在废纺织品中残留较难溶解，难以进行有效脱色处理；3. 分散染料对环境和人体均具有一定的危害性，需进行有效处理。

三、废纺回收中分散染料脱色工艺设计1. 染料分散染料的类型和结构在进行脱色工艺设计前，首先需要了解废纺织品中所含分散染料的类型和结构，以便选择最适合的脱色工艺。

2. 脱色剂的选择针对不同类型的分散染料，需选择对应的脱色剂。

常见的脱色剂包括还原剂、氧化剂、还原氧化剂等，需根据具体情况进行选择。

3. 脱色工艺流程脱色工艺流程包括预处理、脱色、清洗等环节，需要根据具体情况设计合理的流程，确保脱色效果和生产效率。

4. 工艺参数的确定工艺参数包括温度、pH值、时间等，需要通过试验和实践确定最佳参数，以保证脱色效果和经济效益。

5. 环保要求在进行脱色工艺设计时，需考虑环保要求，选择环保的脱色剂和工艺流程，减少对环境的影响。

四、脱色工艺的实际应用1. 实验验证在设计完脱色工艺后，需要进行实验验证，对不同类型的分散染料进行脱色实验，评估脱色效果和工艺可行性。

2. 工业应用经过实验验证后，将脱色工艺应用到实际废纺纱回收中，不断优化工艺流程，提高脱色效率和产品质量。

五、结论废纺回收中分散染料的脱色工艺设计是一个具有挑战性的工作，需要综合考虑染料特性、脱色剂选择、工艺流程设计、环保要求等方面的因素。

通过科学合理的脱色工艺设计和实际应用，可以有效解决废纺织品中分散染料的脱色问题，推动废纺纱再利用产业的发展。

希望本文的探讨能够为相关研究和实践者提供一定的参考和帮助。

染料废水脱色方法1 引言(Introduction)随着经济的快速发展，我国已成为染料生产大国，但随之而来产生了大量的染料废水.除了大量残留的染料外，染料废水中还含有其他有毒有害成分，如重金属离子.因此，染料废水具有成分复杂、色度、浓度高、难生物降解、水量水质变化大等特点，成为较难处理的工业废水之一。

孔雀绿是常见的三苯基甲烷类染料之一，常作为丝织品、毛织品、棉布等的染色剂.虽然孔雀绿具有高毒性、致突变性和较强的生物毒性等特性，但因其成本低廉、杀菌效果显著，因此，目前仍被广泛应用在纺织和水产养殖业.重金属通常应用于纺织染料工业的不同生产过程中，因此，染料废水中存在各种不同浓度的重金属，其中，Cr(Ⅵ)的含量最高，而Cu(Ⅱ)次之.研究发现，极少量的重金属离子就能产生明显的中毒反应，且通过食物链被较高级的生物成倍地富集在体内，且会使生物体内的酶、蛋白质等失活，同时它无法被微生物降解，最终累积在器官中，严重损害着人体健康和生态环境。

染料废水中残留染料与重金属离子经常并存，这种复合污染具有更高的生物、细胞毒性。

染料脱色一般分为物理化学法和生物法，物化法使用方便、见效快，但成本高、二次污染严重;生物法运行费用低，处理效果显著且不会造成二次污染，是环境友好的处理方法，因而受到广泛关注。

但重金属通过影响微生物体内酶的生成或酶的活性抑制微生物对染料的降解。

因此，如何提高染料与重金属构成的复合污染中染料的生物降解效率成为该类废水处理的难点之一.EDTA(乙二胺四乙酸二钠)是一种常见的鳌合剂，生成的络合物在中性或碱性条件下稳定系数非常大.在一般情况下，这些螯合物的配合比都是1:1(鞠峰等, 2011).EDTA与配位离子形成环状结构，金属离子取代配位原子上的氢而进入鳌合环中，使金属离子钝化，降低其毒害作用。

但目前关于采用环境中广泛存在的螯合剂减少与染料共存的重金属离子的毒性，提高染料降解效率的研究少有报道.根据之前的研究发现，某些微生物可能会将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)，因此，本研究拟采用EDTA降低Cr(Ⅵ)的毒性，从而提高Cr(Ⅵ)共存时微生物降解孔雀绿的效率.采用筛选出的高效好氧菌Burkholderia cepacia C09G降解孔雀绿，研究EDTA对重金属共存时降解孔雀绿的影响，同时优化EDTA鳌合Cr(Ⅵ)的最佳浓度.通过此研究以提高在重金属共存时染料的去除效率，为复杂废水的治理奠定一定的理论基础.2 材料与方法(Materials and methods)2.1 试剂与仪器试剂：葡萄糖、KH2PO4、Na2HPO4·2H2O、MgSO4、FeCl3·6H2O、KNO3、孔雀绿(MG)、K2CrO7、EDTA等均为分析纯.仪器：SKY-2102型立式双层恒温培养摇床、SPX-2508-Z型生化培养箱、722N 型可见光光度计、PHS-3C型精密pH计、AA-240型原子吸收光谱仪.2.2 试验菌种与培养基本试验所用菌种为Burkholderia cepacia C09G(B. Cepacia C09G).LB培养基：牛肉膏5 g·L-1，蛋白胨10 g·L-1，NaCl 10 g·L-1，分装在100 mL的三角烧瓶中，每瓶装量为30.0 mL，121 ℃灭菌15 min.降解培养基：葡萄糖6.0g·L-1，KH2PO4 1.8 g·L-1，Na2HPO4·12H2O 3.5 g·L-1，FeCl3·6H2O 0.01 g·L-1，MgSO4 0.1 g·L-1，KNO3 3.5 g·L-1，调节至pH 6.0，分装于250 mL 的三角烧瓶中，121 ℃灭菌15 min.2.3 试验方法2.3.1 菌液的制备将菌株B. Cepacia C09G接种到灭菌后的LB培养基中，于30 ℃、150 r·min-1的恒温振荡培养箱中培养至对数期，并将所得菌液转移至50.0 mL离心管中，7000 r·min-1离心10 min，弃除上清液，用无菌水稀释成菌悬液，4 ℃保存备用.2.3.2 MG和Cr(Ⅵ)去除试验将已算好体积的药品加入降解培养基中，每支玻璃离心管(无菌)中加入15.0 mL的降解培养液，再加入菌液(初始OD600=0.7，体积比6%)，塞上棉花塞，放入摇床(150 r·min-1，30 ℃)培养0、12、24、36、48、60 h后分别测定OD600、MG和Cr(Ⅵ)浓度.上述每个试验均做3个平行，结果取其平均值，并计算标准偏差.2.4 生物量、MG及Cr(Ⅵ)的测定从恒温摇床中取出各时段的降解培养基，在最大吸收波长600 nm处用可见分光光度计测其吸光度，以波长600 nm处的光密度OD600表示细菌生长量.取上清液，孔雀绿(MG)采用分光光度计测定619 nm处最大吸收峰的吸光度值，以A619表示;利用原子吸收光谱仪测定溶液剩余Cr(Ⅵ)浓度.去除率R计算公式如下：(1)式中，C0表示初始时MG或Cr(Ⅵ)的浓度(mg·L-1);Ct表示t时MG或Cr(Ⅵ)的浓度(mg·L-1).2.5 表征扫描电子显微镜(SEM)观察：采用JSM-7500型扫描电子显微镜观察样品的表面形貌和微观形态;X射线能量色散谱(EDS)分析：利用与SEM联机的X射线能量散射仪分析样品表面的元素种类和含量;傅里叶变换红外光谱(FTIR)分析：采用Thermo Nicolet 5700红外光谱仪，获取试样的FTIR谱图，溴化钾压片，扫描范围为4000~400 cm-1;X射线光电子能谱(XPS)分析：采用VG ESCALAB 250型X 射线光电子能谱仪对吸附孔雀绿和Cr(Ⅵ)后的Burkholderia cepacia C09G进行分析.3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 不同条件对孔雀绿降解过程的影响所有实验均用Burkholderia cepacia C09G降解0.1 mmol·L-1孔雀绿，仅加入孔雀绿的为空白实验，其他实验再分别加入0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ)、0.5 mmol·L-1 EDTA，以及同时加入0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ)和0.5 mmol·L-1 EDTA，放入摇床中好氧培养0、12、24、36、48、60 h后取出测定OD600、A619、Cr 浓度.3.1.1 OD600如图 1所示，在空白实验中(没有重金属Cr(Ⅵ)或者EDTA存在的条件下)，即仅加入0.1 mmol·L-1的孔雀绿(MG)时，B. Cepacia C09G在前36 h快速生长，OD600接近了0.7，而后因为MG基本降解完，缺乏营养物质生物量增长缓慢，60 h后最终OD600值为0.78;仅加入0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ)，对微生物的生长有很强的抑制作用，生物量很低，仅为0.15;仅加入0.5 mmol·L-1 EDTA，毒性虽然比Cr(Ⅵ)更小，但仍有一定的抑制作用，60 h时OD600为0.31.据报道，EDTA和EDTA-Metal对土壤微生物都是有毒的(Grcman et al., 2001).当同时添了EDTA和Cr(Ⅵ)时，OD600为0.42，大于单独加入Cr(Ⅵ)或者EDTA时，说明其生物毒性比单独加入Cr(Ⅵ)或EDTA有所降低，因此，可以推测EDTA可以有效降低Cr(Ⅵ)的毒性.图 1不同条件下孔雀绿(MG)的OD600值3.1.2 孔雀绿(MG)去除率图 2a为不同条件对孔雀绿的降解影响，在仅加入0.1 mmol·L-1 MG的情况下，MG在24 h的去除率达到96.2%;只添加0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ)，60 h时MG的去除率均为6.7%，单独添加0.5 mmol·L-1 EDTA时，60 h时MG的去除率为48.4%，说明Cr(Ⅵ)和EDTA均会抑制B. Cepacia C09G对孔雀绿的降解.同时添加EDTA和Cr(Ⅵ)时，60 h MG的去除率上升到18.8%，相对于单独加Cr(Ⅵ)的降解率有所提高，可以看出，EDTA确实可以有效地降低Cr(Ⅵ)的抑制作用，从而提高对孔雀绿的降解效率.也有研究证实，加入EDTA可以降低5 μmol·L-1 Cd、Cu和Zn对细菌Escherichia coli的毒性(Campbell et al., 2000).图 2不同条件下孔雀绿降解率(a)和Cr去除率(b)3.1.3 Cr去除率图 2b为离心后的降解培养基中总Cr浓度，可能是由于EDTA可以有效螯合Cr，因此，减少了B. Cepacia C09G吸附Cr的效率，去除率从25.7%降低到15.2%.3.2 0.5 mmol·L-1 EDTA螯合的最佳Cr浓度将菌株C09G加入初始Cr(Ⅵ)浓度分别为0.5、0.6、0.7、0.8、0.9 mmol·L-1，EDTA浓度为0.5 mmol·L-1，MG浓度为0.1 mmol·L-1的降解培养基中，放入摇床中好氧培养0、12、24、36、48、60 h后取出测定OD600、A619、Cr的浓度.3.2.1 OD600如图 3a所示，随着加入Cr(Ⅵ)浓度的升高，生物量OD600先升高后降低，加入Cr(Ⅵ)浓度为0.7 mmol·L-1时达到最高.在加入的Cr(Ⅵ)浓度分别为0.5、0.6、0.7、0.8、0.9 mmol·L-1时，60 h时OD600分别为0.45、0.55、0.72、0.62、0.43，微生物生长良好，因此，EDTA可适度地降低Cr的毒性.但总的来说，Cr单独存在，或者与EDTA形成螯合物，对微生物都是有毒的，因而生物量都偏低.图 3不同初始Cr(Ⅵ)浓度下OD600值(a)、孔雀绿降解率(b)和Cr去除率(c)3.2.2 孔雀绿(MG)去除率由图 3b可知，除Cr(Ⅵ)浓度为0.7、0.8 mmol·L-1外，其余Cr(Ⅵ)浓度条件下的MG降解并不理想，均小于20%;而Cr(Ⅵ)初始浓度为0.7 mmol·L-1时，MG的去除率为35.3%，当浓度增加到0.8 mmol·L-1时，MG的降解率下降到了30.7%.因此，确定0.5 mmol·L-1 EDTA存在下，螯合的最佳Cr(Ⅵ)浓度为0.7 mmol·L-1. EDTA和重金属的螯合比例一般为1:1(鞠峰等, 2011)，Cr(Ⅵ)以阴离子存在，不能和EDTA螯合，但根据报道，Cr(Ⅵ)会被微生物还原成Cr(Ⅲ)(甘莉等, 2014).因此推测，部分Cr(Ⅵ)会被微生物还原成Cr(Ⅲ)，被还原的Cr(Ⅲ)跟EDTA螯合，减少了毒性.EDTA或者Cr(Ⅵ)过量，MG去除率都会降低.3.2.3 Cr去除率如图 3c所示，Cr(Ⅵ)初始浓度分别为0.5、0.6、0.7、0.8、0.9 mmol·L-1时，总Cr的去除率分别为15.8%、21.6%、24.6%、21.8%、20.9%.Cr去除率随着加入的Cr(Ⅵ)浓度增加而增加，当Cr(Ⅵ)为0.7 mmol·L-1时Cr去除率最高，之后开始下降，但降低幅度很小.可能是因为高浓度的Cr传质效果更好，因而更易于被微生物富集.相对于无EDTA存在情况下，B. Cepacia C09G对Cr吸附率略有下降，但在最佳的螯合浓度下，由于减少了Cr的毒性，增加了生物量，使得吸附率有所提高.但总的来说，在EDTA存在条件下，B. Cepacia C09G对Cr 吸附能力均较低.3.3 降解过程的表征3.3.1 XPS为了检测Cr(Ⅵ)价态变化，采用X射线光电子能谱(XPS)分析吸附孔雀绿和Cr(Ⅵ)后的Burkholderia cepacia C09G，图 4是菌体表面Cr的2p轨道核心区域的XPS光谱图及其拟合曲线.可以看出，Cr2p1/2的结合能在584.0 eV处，而Cr2p3/2的结合能在577.4 eV处，可知两个能值与Cr(Ⅲ)的结合能相对应，这说明在菌体表面应该存在Cr(Ⅲ)，而吸附前，培养基中只有Cr(Ⅵ)，因此，推测培养基中Cr(Ⅵ)在Burkholderia cepacia C09G的作用下被吸附到其表面后，利用菌体内的还原酶，Cr(Ⅵ)被还原为Cr(Ⅲ).其他文献也有类似报道，细菌可利用细胞NADH作为还原剂，在好氧或厌氧状态下，将高毒性的Cr(Ⅵ)直接还原成低毒的Cr(Ⅲ)(Lira-Silva et al., 2011)，如利用Burkholderia vietnamiensis C09V同时去除结晶紫和Cr(Ⅵ)时，该菌在降解结晶紫的同时将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)(甘莉等, 2014).图 4吸附后Burkholderia cepacia C09G的Cr2p能谱图3.3.2 SEM由图 5a可知，当溶液中只有孔雀绿存在时，B. Cepacia C09G细胞形态几乎没有破损，细胞表面完整圆滑饱满、生长良好.当孔雀绿溶液中加入0.5 mmol·L-1 EDTA时，细胞形态有些略微的损伤(图 5b).当加入Cr(Ⅵ)后，微生物细胞表面严重受损，细胞表面凹凸不平且变得干瘪(图 5c).如图 5d所示，同时加入0.5 mmol·L-1 EDTA和0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ)后，与只加EDTA相比，对细胞形态影响相对较小，与不加EDTA与Cr(Ⅵ)的细胞形态相比虽然能维持较完整的细胞形态，还是有略微损伤.从图 5中可以看出，EDTA与Cr(Ⅵ)都能破坏细胞的结构，从而降低微生物的活性，同时加入EDTA和Cr(Ⅵ)后，EDTA减少了Cr(Ⅵ)对B. Cepacia C09G的毒性.图 5降解后Burkholderia cepacia的SEM图(10000×)(a.0.1 mmol·L-1 MG, b. 0.1 mmol·L-1 MG+0.5 mmol·L-1 EDTA, c. 0.1 mmol·L-1 MG+0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ), d.0.1 mmol·L-1 MG+0.5 mmol·L-1 EDTA+0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ))3.3.3 EDS通过EDS确定菌株B. Cepacia C09G生物吸附MG、Cr(Ⅵ)或者EDTA后菌株局部所含元素，从图 6中可以看出，图中均含有C、K、O、Na、P，这些元素主要是来自于微生物自身;此外，图 6b和6c中还含有Cr，这表明菌株有效地吸附了Cr，来源于溶液中加入的K2Cr2O7.图 6b和6c中分别在0.48、5.40和5.96 keV 处出现峰，显示存在Cr元素，这就证明了C09G菌在去除孔雀绿的同时也可以吸附Cr.而且在图 6c与6b的对比中可以看出，当加入了EDTA后，Cr的含量明显减少，从0.59%降低到0.37%，说明EDTA相比于菌株对Cr的亲和力更强.图 6降解后Burkholderia cepacia的EDS图(a. 0.1 mmol·L-1 MG, b. 0.1 mmol·L-1 MG+0.5 mmol·L-1Cr(Ⅵ), c.0.1 mmol·L-1 MG+0.5 mmol·L-1 EDTA+0.5mmol·L-1 Cr(Ⅵ))3.3.4 FTIR图 7为菌株B. Cepacia C09G吸附孔雀绿及孔雀绿和Cr(Ⅵ)后的FTIR光谱图.由图 7可知，2939~2927 cm-1处的峰是—CH、—CH2及—CH3的不对称振动峰，在1655 cm-1和1546 cm-1处出现由氨基酸I的—NH2与氨基酸II的—COOH 形成的—NH/CO的伸缩振动吸收峰，1408~1405 cm-1处分别为孔雀绿及降解产物芳环上的C=C的伸缩振动峰和O—H的弯曲振动峰.图 7b相比于图 7a，在2452 cm-1和845 cm-1处的峰消失，1070 cm-1处峰的产生是由于氨基酸的—NH转变为C=N共轭键.这说明菌株C09G的去除过程主要是—OH、—COOH、—NH2、—NH/CO 等官能团与Cr相互作用(Nandi et al., 2009).图 7菌株B. Cepacia C09G吸附孔雀绿(a)及孔雀绿和Cr(Ⅵ) (b)后的FTIR光谱图4 结论(Conclusions)1) 0.1 mmol·L-1孔雀绿单独存在条件下，24 h的生物降解率达到96.2%;然而，在0.5 mmol·L-1 Cr(Ⅵ)共存时，60 h的降解率仅为6.7%;当加入0.5 mmol·L-1 EDTA螯合剂后，60 h时孔雀绿的降解率提高到18.8%.说明Cr(Ⅵ)、EDTA都会抑制孔雀绿的降解，加入0.5 mmol·L-1 EDTA螯合Cr后，可显著降低Cr的毒性.具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。

废液处理中的电解脱色技术研究进展及应用案例分析电解脱色技术是一种废液处理中常用的方法，它通过在电解槽中施加电压使废液中的有色物质析出并被去除，从而实现废液的脱色。

本文将对电解脱色技术的研究进展和应用案例进行探讨。

一、电解脱色技术的研究进展随着工业化进程的推进，废液处理已成为一个重要的环境问题。

电解脱色技术作为一种高效、环保的废液处理方法，受到了广泛关注和研究。

1. 技术原理电解脱色技术主要基于电解原理。

当电解液中施加一定的电压时，阳极上的氧化反应和阴极上的还原反应同时进行，电解液中的有色物质则发生氧化或还原反应。

这些反应导致有色物质发生析出，使废液中的色度降低。

2. 电解脱色实验条件的研究研究人员通过实验研究不同的电解脱色实验条件对脱色效果的影响。

实验结果表明，在一定的电流密度和电解时间下，电解脱色效果与废液的初始色度、电解液浓度、pH值和电极材料等参数密切相关。

通过优化这些参数，可以最大程度地提高电解脱色的效果。

3. 电解脱色机理的研究电解脱色的机理研究对于进一步提高脱色效果具有重要意义。

研究人员通过对电解脱色过程中物质的电化学行为、反应动力学以及电解液中各种成分的变化进行分析和研究，揭示了电解脱色的机理。

这为进一步优化电解脱色技术提供了理论依据。

二、电解脱色技术的应用案例分析电解脱色技术已经在多个领域得到了应用，下面将以某化工厂的废液处理为例进行分析。

某化工厂生产过程中产生了大量的废液，其中含有大量有色物质，需要进行脱色处理。

传统的脱色方法存在效果不佳、操作复杂等问题，因此化工厂决定采用电解脱色技术进行废液处理。

该化工厂首先进行了一系列的实验研究，以确定最佳的电解脱色条件。

在实验过程中，他们发现电流密度、电解时间和电解液浓度是影响电解脱色效果的关键因素。

经过多次实验，他们确定了最佳的参数组合，脱色效果显著提高。

在实际应用中，化工厂建立了一个电解脱色的生产线，并制定了一系列的操作规程和安全措施，确保废液处理过程的稳定和安全。

锰砂与粉末活性炭对印染废水脱色的研究
锰砂与粉末活性炭对印染废水脱色的研究
利用除铁用锰矿砂(PGM)为处理剂进行罗丹明B与甲基橙模拟废水的静态脱色试验,并与粉末活性炭(PAC)进行对比.结果表明:PAC与染料的作用机理是物理吸附,脱色率受pH影响较小,对甲基橙和罗丹明B 分别符合Langmuir和Freundlich方程.PGM在酸性条件下对染料的脱色是氧化与吸附的综合作用,较低的pH、较高的投量和恰当的反应时间可提高PGM的脱色效能,pH是影响PGM脱色能力的关键因素,pH=1.2时,符合Langmuir方程.酸性条件下较大的吸附容量和较短的平衡时间使PGM有可能应用于染料废水深度处理.
作者：蔡冬鸣李圭白胡景霞作者单位：哈尔滨工业大学市政与环境工程学院,哈尔滨,150090 刊名：给水排水ISTIC PKU英文刊名：WATER & WASTEWATER ENGINEERING 年，卷(期)：2004 30(12) 分类号：关键词：锰矿砂粉末活性炭印染废水罗丹明B 甲基橙。

第19卷　第4期环境研究与监测2006年12月科研报告(10～12)对染料废水脱色处理的研究蒋宝南1,薛开泉2,张萍萍2(1.苏州农业职业技术学院,江苏苏州　215008;2.浙江省桐乡市丰林亚麻染整有限公司,浙江桐乡　314500)摘要:研究以物化处理工艺中的混凝法来处理印染废水,即用高效脱色剂与聚合氯化铝(PAC)和助凝剂聚丙烯酰胺(PAM)混凝来处理,从而考察了PAC的用量、废水的酸碱度和脱色剂的加入量对废水脱色效果的影响,从而得出最佳实验条件.结果表明:在500mL废水中,当废水酸碱度在7.5～8.5之间,PAC的用量在1.0～1.75mL之间,高效脱色剂的用量在1.0～1.5mL之间时,废水脱色效果最好.关键词:印染废水;混凝法;脱色中图分类号:X703 文献标识码:A 文章编号:(G)06060(2006)0420010203 目前,世界染料年产量约为800～900×103t,我国年产量已经达到15×103t,位居世界前列.这其中大约有10%～15%的染料会直接随废水排入环境中,产生大量的印染废水,在我国这种污染现象十分严重[1].印染废水是指棉、毛、化纤等纺织产品在预处理、染色、印花和整理过程中所排放的废水.印染废水成分复杂,主要是以芳烃和杂环化合物为母体,并带有显色基因(如N N、N O)及极性基因(如-SO3Na、-O H、-N H2)[2].这些有机物分子具有浓度高,难降解物质多,色度高、毒性大和水质变化大等特点,属于难降解废水,传统的处理方法不理想[3].因此如何使印染废水脱色是处理中的重要问题,脱色方法的研究也成为印染废水处理的重要课题.国内处理染料废水普遍以生物法为主,同时辅以化学法,但脱色及COD去除效果差[4],出水难以稳定达到国家规定的排放标准.所以我们目前是采用物化法脱色,有关印染废水的物化法脱色研究,国内外已尝试过多种方法,包括离子交换、臭氧氧化、吸附法、膜分离法、电解法和混凝法等[5].本研究就是以混凝法来脱色,将高效脱色剂与聚合氯化铝(PAC)2和助凝剂聚丙烯酰胺(PAM)3配合使用,处理印染废水,通过试验寻求出染料废水处理的最佳条件.为此我们进一步研究了脱色剂的加入量、PAC的投加量、p H值等因素收稿日期622作者简介蒋宝南,讲师,现从事农业生态与污染治理教学工作对脱色效果的影响.注:(1)高效脱色剂主要适用于高色度、高浓度的某些染料中间体生产工艺废水的处理,尤其适用于活性、酸性、直接等染料生产工艺废水的处理,也可以用于纺织印染、漂染等行业的废水处理.它具有良好的脱色,降低COD,去除悬浮物等多种功能.(2)聚合氯化铝是一种性能优良的普适性强的无机高分子混凝剂:其除浊、脱色性能优越,处理后水的p H改变小,絮体粗大,沉降快,在工业水处理中得到了广泛推广.(3)聚丙烯酰胺是一种线型水溶性高分子,是水溶性高分子化合物中应用最为广泛的品种之一, PAM及其衍生物可以用作高效的絮凝剂、增稠剂、纸张增强剂以及液体的减阻剂,广泛应用于水处理、造纸、石油、煤炭、矿冶、地质、轻纺、建筑等工业部门.2　实验部分2.1　试剂与仪器试剂:聚合氯化铝(PAC)水溶液,聚丙烯酸胺(PAM)水溶液,高效脱色剂,硫酸溶液,氢氧化钠溶液等.仪器:722型光栅分光光度计:p H S22酸度计等常规仪器.　废水的来源废水取自浙江省桐乡市某印染排污口,该厂主要进行亚麻布匹的印染生产:2000710.:.2.2.2.3　废水处理工艺及说明将混合均匀的废水调p H 值至7.5～8.5,加入适量的脱色剂搅拌数分钟后再加入絮凝剂聚合氯化铝(PA C )和助凝剂聚丙烯酰胺(PAM ),进入气浮设备进行固液分离,上清液达标排成,废水处理工艺及说明见图1所示.图1　废水处理工艺2.4　分析方法及计算(1)分别将500mL 印染废水置于烧杯中,调p H 值至最佳状态,匀速搅拌,加入一定量的脱色剂搅拌,数分钟后,加入一定量的PAC ,搅拌后加入适量助凝剂PAM ,再搅拌,静置分层,取上层清液分两份,其中一份以蒸馏水作参比,用稀释倍数法测定其色度,并于最大波长处测定处理后溶液的吸光度值,然后计算脱色率R (%).另一份测定化学需氧量(COD ),求出处理后溶液的COD 值.(2)脱色率(R %)采用吸光度测定:R %=[(A 0-A)/A 0]×100%[7]式中:A 0为反应前溶液初始的吸光度:A 为混凝后溶液的吸光度.(3)化学需氧量(COD )采用重铅酸钾法测定[6];COD 去除率(%)=[(COD 0-COD)/COD 0]×100%式中:COD 0为原液的COD ;COD 为处理后样品的COD.3　结果与讨论3.1　药剂加入顺序对脱色效果的影响为研究PAC 和高效脱色剂的先后加入顺序对印染废水的脱色率是否有影响,我们做了以下实验:将废水分为同体积的三等份,在第一份中先加入脱色剂再加入PAC ,在第二份中先加入PAC 再加入脱色剂,在第三份中同时加入PAC 和脱色剂,考察这三份废水脱色情况,结果如表1所示.由表可知,药剂的加入顺序对脱色效果有着重要的影响在同一条件下,向废水中先加入脱色剂再加入的脱色效果明显大于后种情况表1　高效脱色剂和聚合铝加入顺序对脱色率的影响印染废水药剂加入顺序脱色剂2PAC PAC 2脱色剂PAC 、脱色剂脱色率/%97.675.378.13.2　脱色剂用量对脱色效果的影响为了考察脱色剂用量对印染废水脱色率是否有影响,我们做了如下实验:取500mL 的水样,分别加入0.25、0.50、0.75、1.00、1.25、1.50、1.75、2.00、2.25和2.50mL 的不同体积的高效脱色剂,结果如图2所示.图2　高效脱色剂的用量对印染废水脱色率的影响由图2可以看出:脱色剂用量是影响印染废水脱色的重要参数之一.当加药量从0.25mL 增加到1.50mL 的时候,此时的脱色率一直提高很明显,脱色剂用量越大,印染废水的脱色率越高,这是因为高效脱色剂作为有机聚合电解质在水体中电性中和.但再增加脱色剂的用量,脱色率出现了显著下降的趋势,说明此时的加药量已经过量了,这是由于染料胶体微粒过多的吸附废水中带负电的胶体,反而使粒子带正电荷而再次使水中胶体物质趋稳,阻碍絮凝过程的进行,药剂失去了正常的混凝絮集的能力,造成脱色率的降低[8].3.3　PAC 用量对脱色率的影响为考察PA C 用量对脱色效果的影响,我们做了如下实验:取10个1000mL 的烧杯,分别加入500mL 的印染废水和一定数量的高效脱色剂,边搅拌边在每个烧杯中加入不同体积的PAC (0.25、0.50、0.75、1.00、1.25、1.50、1.75、2.00、2.25和2.50mL )再加入一定数量的PA M 以促进悬浮物沉降,然后将配制的溶液静置一段时间后,取其上清液测吸光度,计算它们的脱色率实验结果如图3所示由图3可知,随着加药量(5～5L )的增加,印染废水的脱色效率不断增加当加药量在11第4期蒋宝南,等:对染料废水脱色处理的研究1.PAC 2...0.2 2.0m .0.25～1.75mL之间增加的时候,印染废水脱色率 图3　PAC用量对印染废水脱色率的影响随着PA C用量的增加而提高显著.当PAC加入量从1.75mL增大到2.50mL的时候,脱色率变化幅度不大,趋于稳定状态,说明当加药量为时已经足够了,再继续增加聚合氯化铝的药量只会提高处理成本造成浪费,而对脱色的效果不是很明显.3.4　废水的p H值对脱色率的影响我们在如下试验中考察了p H值对印染废水脱色效果的影响:取500mL水样加入一定数量的高效脱色剂和聚合氯化铝,用氢氧化钠溶液或硫酸溶 图4　pH值的变化对印染废水脱色率的影响液调节废水的p H为4～10,则p H值对印染废水脱色的影响效果如图4所示.由图4可知,p H值是影响印染废水的脱色效果的一个重要因素.当p H小于7时废水形成的絮体较小,不利于沉降,废水中胶体去除率低,这是因为在酸性废水中,PAC加药量要大,加药量不够,混凝提供的正电荷就少,中和胶体使之脱色能力就会变差[9],当p H在7.5～8.5范围内时,脱色絮凝效果明显高于酸性范围,产生这种现象主要原因是紫凝剂的型态分布和溶液的p H值密切相关;废水能够提供足够的碱度供混凝剂水解形成各种高电荷的、多羟基的水合阳离子化合物,它们不仅可以中和胶体表面所带的负电荷,还可以起吸附架桥作用[10],当废水的p H再升高的时候(即p H≥9时),脱色效果降低,造成这种结果的原因可能是因为碱度太高,使得铝盐更多的转化为Al(O H)3胶体、[Al(O H)4]-、[Al(O H)5]2-等形态存在于溶液中,由于这些最终的水解产物带有负电或不带电,与胶粒表面不能起到电中和作用,且吸附架桥作用也减弱,因而混凝剂使胶粒脱色的能力变差,混凝效果不好[11].由此可见合适的p H值对印染废水的脱色效率有着强烈的影响,而当p H值在7.5～8.5之间时,对废水进行脱色处理,效果是最明显的.3.5　废水处理实验在不同时间段分别取3次500mL的污水进行试验,而所取得水水质的色度在80～200倍之间, COD浓度在300～800mg/L之间变化,将p H值调节在7.5～8.5之间,然后再进行一系列药剂的增加,使得印染废水脱色率达到92%以上,COD的去除率也达到60%左右,结果如表2所示.表2　印染废水处理试验结果水样序号p H值脱色剂的投加量/mL PAC的加入量/mL处理后色度处理后COD/mg L-1去除率/%色度COD18.0 1.3 1.510215792.559.7 28.5 1.0 1.413413693.761.4 38.0 1.5 1.616818093.060.54　结论(1)脱色剂的加入量、PAC的投加量、p H值等因素都是影响印染废水脱色的主要因素在5L 印染废水中,当废水酸碱度在5～5之间,聚合氯化铝()的用量在～5L之间,高效脱色剂的用量在1.0～1.5mL之间时,废水脱色效果最好.(2)药剂的加入顺序、用量以及废水的p H值等因素是影响印染废水絮凝脱色的主要因素,而聚合氯化铝对印染废水的脱色絮凝效果较好,若将脱 (下转第页)21环境研究与监测第19卷.00m7.8.PAC 1.0 1.7m19被强氧化转变成磷酸盐的各种形态磷的总合计.磷是水体中必须的营养元素之一,是藻类体内的营养成分,但水体中磷含量过高时可引起藻类的过度繁殖,造成富氧化.浮游植物主要是靠利用N H+4和NO-3来进行生产的.因此氮是生物生长必需的营养元素之一,在相当一部分湖泊水库中,氮还是富营养化的限制因素(当某种营养元素满足不了需要的时候,就成为藻类大量生长的障碍,此元素也就成为富营养化的限制因素).总磷、总氮是湖泊发生富营养化的主要内在因素,叶绿素a则是反映水体富营养化的一个重要指标,湖库中的总磷、总氮浓度和与藻类生产力呈相关关系(依据经济合作与发展组织(O ECD)推荐的Carl son指数(TSI)及其校正值).6　石油类和CODcr石油类属于有机污染物,能被重铬酸钾氧化,石油类浓度值高,则CODcr浓度值高,但没有一定的相关系数,当石油类浓度值超过20m g/L时,因两项指标的取样方式不同会带来影响(石油类为全转移分析,而CODcr在用催化密封消解法,只取3mL),表现在石油类的浓度值越高,而CODcr浓度值增高的幅度会越小.7　硫化物和重金属在同一水样中硫化物浓度高时,则重金属(Cu、p b、Zn、Cd等)的浓度值则较低.若重金属以络合态存在时,则不一定符合上述关系.8　氟与硬度氟与Ca2+、Mg2+形成沉淀物溶度积较小,因此,在中性、弱酸性或弱碱性水溶液中,氟含量与钙、镁量负相关,即与硬度呈负相关.在审核数据时,要认真细致,不断积累经验、丰富各方面的知识,科学地分析判断异常数据,以达到去伪存真,才能把好数据资料质量的最后这道关.参考文献:[1]　缪云琛,李华.环境监测中的数据审核[J].污染防治技术,2005,(6).[2]　李中红.浅谈水质中CODcr、C OD Mn和BOD5三者之间的关系[J].甘肃环境研究与监测,2003,(4).(上接第12页)色剂与PAC配合使用,不仅可有效降低絮凝剂的用量,而且絮体形成速度与沉降速度大大加快,污泥量少,表现出良好的脱色絮凝效果.(3)物化方法处理印染废水使得废水脱色效果良好而达标排放,但由于此厂是生产亚麻产品,进水COD浓度不高:最多只达到800mg/L,因此使用物化方法虽然COD去除率不高,但仍可以使COD排放达到三级排放标准.若生产棉织产品,它的进水COD浓度至少要达到1000mL/L,此时物化处理的方法就不能使COD达标排放了.所以若想将废水COD排放达到国家一级标准且脱色效果要好,建议将物化和生化相结合,混凝技术作为生化的预处理,可以去除一部分COD,降低色度,同时也可以降低生化处理阶段污染物的负荷,从而提高了后续废水处理的可生化性,这对降低运行成本也是有益的.参考文献[]　文淑华,王东海,钱易内循环SB R处理含染料废水的研究[J].环境科学学报,2000,20(3):54～57.[2]　胡俊红,赵寿堂,朱立.印染废水脱色技术[M].2004.[3]　刘海红.膜技术在纺织印染工业中的应用[J].水处理技术,2001,27(5):308～310.[4]　李家珍.染料、染色工业废水处理[M].北京:化学工业出版社,1997.187～188.[5]　董丽丽.新生态MnO2吸附法处理阳离子染料废水的研究[J].工业用水与废水处理,2002,33(2):28～30.[6]　Ashlan I,Ak m ehnet B I.Degradati on of commeri cal reacti vedyest uff s by het rogenous an d homogeno us advanced o xi dat ionp rocess:a comparati ve st udy.dyes and Pig m ent s,1999,43:95～108.[7]　环境污染分析方法科研协作组.环境污染分析方法[M].北京:解放出版社,1987.[8]　徐肖邢,曾小君,陆雪良,等.采用高效脱色剂处理染料废水的研究[M].1999.[9]　余刚,杨志华,祝万鹏,等.染料废水物理化学脱色技术现状与进展[J].环境科学,1994,15(4):74～79.[10]　冯利,杨鸿霄.铝盐最佳凝聚形态及最佳p H范围研究[J].环境科学,1998,17(2):163～166.[11]　张敬东,徐金兰,潘玲.生活污水混凝处理实验研究[J].环境科学与技术,,()391第4期樊萍,等:环境监测数据预审中部分指标的相关性分析:1.2004271: 1.。

科技视界Science &Technology VisionScience &Technology Vision 科技视界0前言染料废水作为一种较难处理的工业废水[1],因其具有污染物浓度高、色度深、难生化降解等特点故传统的沉淀[2-4],生化等方法处理染料废水降解过程缓慢,脱色效果差。

电催化氧化法因其具有反应条件安全,无选择性,无二次污染等优势而受到广泛关注。

目前在国内外研究电催化氧化处理染料废水技术逐渐被关注。

酸性藏蓝溶液在印染行业中被广泛应用,因其结构复杂、处理过程中副产物较多使其处理难度较高。

本文就在催化剂作用下的电催化氧化法处理效果进行探究,考察了槽电压和曝气量的改变对处理效果的影响。

同时对其最佳工艺条件进行探索。

1试验部分1.1实验仪器实验电源为可调直流电源,输入电压为0~30V 可调电压,最小输入电压0.1V,根据溶液电导率可在表盘上读出电流值(数字显示)。

反应器为自制有机玻璃反应器。

通过反应器底部的有机材质过滤网,实现了转子与催化剂的分离,使得在反应过程中转子在运转过程中不致破坏催化剂,从而是催化剂得以最大幅度的降低反应活化能,促进反应的进行。

通过日立UV-3010(PC)紫外-可见光谱仪对待测液进行全波长扫描以确定最大吸收波长。

通过HACH DR5000多功能水质分析仪测定处理后的样品的吸光度。

通过曝气装置向待处理酸性藏蓝染料废水中通入空气,并用转子流量计调节记录通入空气的流速。

1.2实验药品染料废水采用酸性藏蓝溶液,分子式C 26H 19N 3O 10S ·3Na,分子量691.58。

根据实际工业染料废水的浓度,本实验拟配置40mg/L 的酸性藏蓝燃料废水进行试验探究。

1.3实验方法探究在不同工艺参数处理条件下,通过取处理后的样品所测得的吸光度来探究处理效果的优劣,废水脱色效果的优劣以吸光度作为指标,通过处理后样品的吸光度相比于样品原样的吸光度衰减值进行比较,经全波长扫描测定得出酸性藏蓝分子中偶氮与芳香族共轭显色基团最大吸收峰波长630nm。