颜料废水的脱色工艺实验研究

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印染废水的脱色研究

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

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。

印染废水处理工艺及脱色技术探讨------A组

《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。

废纺回收中分散染料的脱色工艺设计

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

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。

脉冲放电-催化对染料废水脱色的实验研究

ＡｂｔａｔＦｏｒｍｐｏｉｃｌｒｉｅｆｃｅｙｏｆｄｙｓａｔｗａｅｂｓｒｃ：ｉｒｖｎｇｄｅｏｏａｔｏｎｆｉｉｎｃｅｗｓｅｔｒｙｈｙｂｉｇｓｌｑｄｒｄａ —ｉｕｉｐｕｓｄｉ — ｌｅｄｓ
的影响，实验并进一步研究了ＴＯｉ。添加量对脱色率的影响．果表明，相同的实验条件下光催化剂的存结在
在能提高脱色率，效地发挥了ＴＯ有ｉ２和脉冲放电的联合作用．当脉冲电压为３Ｖ、５ｋ线板间距为８ｍｍ、线冲放电联合催化剂进行废水中的罗丹明Ｂ染料降解研究，反应器中添加及不采板在
添加光催化剂的条件下，别研究了脉冲电压、板间距、线间距、气量等影响因素对罗丹明Ｂ脱色率分线线曝
第３Ｏ卷第５期２１００年９月
河北大学学报（然科版）自学
ｔｏｎ）Ｊｕｎ１ｏｅｅＵｎｖｒｉｙ（ａｕａｉｎｃｏｒａｆＨｂｉｉｅｓｔＮｔｒｌＳｃｅｅＥｄｉｉ
Ｖｏ１３．５．０ＮＯ
Ｔｈｎｌｅｃｓｏｕｓｄｖｌａｅｅｉｆｕｎｅｆｐｌｅｏｔｇ，ｗｉｅｐａｅｓａｉｇ，ｗｉｅｗｉｐｃｎｒ— ｌｔｐｃｎｒ — ｒｓａｉｇ，ｒｔｆｂｂｌｇｏｅｏｏａｉｎｅａｅｏｕｂｉｎｄｃｌｒｔｏｎ

废液处理中的电解脱色技术研究进展及应用案例分析

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
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。

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北方环境
第２卷３
第１２ —期
２１年２０１月
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实验研究・
颜料废水的脱色工艺实验研究
（州交通大学环境与市政工程学院，甘肃一，７０７）兰ＪＩ３００＂｛－
何
丰，王三反，徐
静
摘要：采用铁碳微电解对某颜料厂的废水进行脱色处理，确定去除其色度的工艺参数。实验结果表明色度去除率接ｉ０％，其有＆１０
工艺难以使颜料生产废水直接处理达标，因而微电解处理工艺只作为难生化处理有机颜料废水的预处理手段。
３实验部分
３１实验原理．微电解法是根据金属腐蚀原理，利用铁碳形成的原电池对废水进行处理的方法，又称内电解法、铁屑过滤法等。由于在酸性无氧条件下废水经微电解处理时，新生态氢能与颜料废水中的许多组
ｂｉｃｅｃｌｍｐｏｅｏｈｍｉａｉｒｖｄ．
Ｋｅｗｏｒｓ：ｄｅｗａｔｗａｅＦ－ｃｅｅｔｙｉｙｄｙｓｅｔｒ；ｅＣｍｉｍ— ｌｃｍｌｓｓ；ＣｃｈｏｔｉＯＤｃｒｍａｉｔｃｙ
１废水基本概况
甘肃某颜料厂每天生产５吨偶氮类颜料，其中黄色颜料２、吨红色颜料３（吨两种品牌３４Ｗ和４２０４１Ｂ３）。生产过程中产生两类废水：一类为母液废水．主要为颜料生产化学反应过程中产生，以反应釜及初期漂洗水为主；另一类废水为漂洗颜料及冲洗设备，冲洗地面等废水。根据实际生产用水量测算，每生产一吨颜料产生３０母液废水，同时产生１０冲洗废水。根据２０年１月００８２２日现场所取的１（Ｂ３红母液）、２－（１４７号４２０ｇ３４Ｗ红母液）、３号（黄母液）个母液水样．经实验分析检测主要废水指标如下：３１（Ｂ３红母液）：Ｐ号４２０Ｈ值６色度２Ｏ倍，Ｃ为．５００Ｄｃ７７．，ｐ值为６，蒸发残渣为３９６ｇ；２５ｍ６Ｈ．０９６ｍ／１２（１４红母液）：Ｐ值６，色度３５倍，ＣＤ号３４ＷＨ７ＯＯｃ为３５．ｇ，ｐ值为６，蒸发残渣为３００ｇ；８９３ｌＨｍ．０２０ｅｇｎａｆｎ，ＸｕＪｎｉｇ
ＡｂｔａｔＵｉｇＦ－ｃｏｅｅｔｌｓｓｍｅｈｄｔｅｖｈｏｔｉｆｗｓｗｔｒｏａＧｕｐｇｎａｔｒｄｅｅｍｉｅｔｅｐｏｅｓｓｒｃ：ｓｎｅＣｍｉｒ— ｌｃｒｙｉｏｔｏｏｒｍｏｅｃｒｍａｉｔｏａｔａｅｆＧｎｉｍｅｔｃｏｙｃｙｅｆｔｒｎｈｒｃｓ
．，
ｐｒｍｅｅｓｆｒｈｔｏ．Ｔｅｃｒｎａｒｍｏａｎａｌ１０，ｈｍｃｌｘｇｎｄｍａｄ（ＯＤｒｒｍｖｌ［ｏｍｏｅｔａ５Ｗａｅｕｉｎａａｔｅｍｅｈｄｒｏｔｈｈｏｌｅｖｌｅｒ０％ｃｅｉａｏｙｅｅｎＣＣ）ｅｏａａｓｒｈｎ４％．ｔｑ，ｔａｄｙｒ，ｙｄ
机物含量去除率在４％ｖ上，同时可生化性得到改善。５Ｘ
关键词：颜料废水；铁碳微电解；Ｃ；色度ＯＤ中图分类号：Ｘ５３２文献标识码：Ａ
文章编号：１０－３０（０】，０６— ２０７０７２１）１ — ０８０２
ＥｘｅｒｅｎａｌｐｉｍｔＲｅｓａｒｈｏｃｏｒｇｏｅＷａｓｅｔｅｃｎＤｅｏｌｉｆＤｙｎｔｗａｅｒ
３（号黄母液）：ｐ值２８色度８倍，ＣＤ为５６．ｇ，Ｈ．，ＯＯ１３ｍｌ０ｐ值为２，蒸发残渣为１８２ｇ。Ｈ．８０８ｍ／］Ｈ）；２＝０Ｖ对照国家污水综合排放标准（Ｂ９８１９所规定的染料Ｇ８７ — ９６）在酸性有氧条件下：０４４一２Ｈ０００）１３２Ｈ＋＋ｅＥ（＝．Ｖ；２２生产行业污水排放的相关指标（９８１１１９年月日后建设的单位）一碱ｌ眭或中性条件下：Ｏ＋ＨＯ４一４ＨＥＯ／Ｏ＝＋２＋ｅＯ — ０（Ｈ）级标准如下：ｐ＝ — 、色度为５、ＣＤＴ１０ｇ、氨氮为１ｍ／０．Ｈ６９０Ｏｃ０ｍ／为Ｌ５ｇ４Ｖ。
Ｌ。仅对照废水水样检测的几个指标该生产废水已经严重超过国家限定的排放标准。黄母液￣ＣＤ超标近百倍，红母液４２０，＊ＯＪＢ３色度超标５倍，ｐ也严重超标。根据以上废水水质判断甘谷宏达颜料ＯＨ厂的生产废水必须经过严格的处理后才可排放入环境，因而合理有效的污水处理工程必须尽快建设并投入运营。