染料废水脱色方法
污水处理中的脱色技术
02
物理脱色技术
吸附法
活性炭吸附
利用活性炭的吸附性能， 将有色物质吸附在活性炭
详细描述
超声波脱色技术利用超声波的空化效应，将 大分子色素打碎成小分子，从而降低其颜色 强度。该技术具有高效、环保的优点，适用
于多种类型的染料废水脱色。
微生物脱色技术
要点一
总结词
生物降解、可持续的脱色方法
要点二
详细描述
微生物脱色技术利用微生物对染料的生物降解作用，将其 分解为无色或低色物质。该方法具有可持续性、处理效果 好、成本低等优点，尤其适用于生物可降解的染料废水。
光催化氧化脱色技术
总结词
高效率、低能耗的脱色技术
详细描述
光催化氧化脱色技术利用光催化剂在光照条件下产生自 由基，将染料氧化分解为无色物质。该技术具有高效率 、低能耗、操作简便等优点，适用于多种染料废水的脱 色处理。
06
案例分析
某污水处理厂的物理脱色技术应用
总结词
物理脱色技术应用广泛，效果显著。
详细描述
该印染厂主要使用还原剂、氧化剂等化学药剂进行脱色 。针对不同染料废水，选择合适的化学药剂进行氧化还 原反应，使染料分解、降解，从而达到脱色目的。该方 法效果显著，但需注意药剂的选择和用量控制，以避免 对环境造成二次污染。
某城市污水的生化脱色技术应用
总结词
生化脱色技术环保高效，具有广泛应用前景。
厌氧生物处理法
总结词
利用厌氧微生物在无氧条件下将染料分子转 化为沼气的过程。
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。
四种印染废水处理方法
四种印染废水处理方法纺织工业进展重要拦阻之一是环保节能问题,环保的重要问题是废水处理,而约80%纺织废水来自于印染行业。
作为工业废水重要来源之一的纺织印染废水，其处理难度较大，不易处理，本文简要介绍四种印染废水处理方法，详见下文。
一、物理法（1）栅栏法：用于去除废水中纱头、布块等漂物和悬浮物。
重要有格栅和格网、筛网等。
（2）调整池：由于纺织印染废水水质水量变化大，必需设调整池，一般当废水量5000ffd时，调整池停留时间为4h；废水量2000t/d时，调整池停留时间为5h～6h；废水量小于1000ffd时，调整池停留时间为7h～8h。
（3）沉淀池：印染废水的悬浮粒小，故不经其它（如化学）预处理时，不宜直接进行沉淀处理，沉淀池又分平流式、竖流式和辐流式，其中前者应用多。
（4）过滤法：在印染废水中接受的过滤多是快滤池，即在重力作用下，水以6m/h12m/h的速度通过滤池完成过滤过程。
二、化学处理法（1）中和法：在印染废水中，该法只能调整废水pH值，不能去除废水中污染物，在用生物处理法时，应把握其进入生物处理设备前pH值在6—9之间。
（2）混凝法：用化学药剂使废水中大量染料、洗涤剂等微粒子结合成大粒子去除，印染废水处理中需用的混凝剂有碱式氯化铝、聚丙烯酰胺、硫酸铝、明矾、三氯化铁等。
（3）气浮法：印染废水中含大量有机胶体微粒、呈乳状的各种油脂等，这些杂质经混凝形成的絮体颗粒小、重量轻、沉淀性能差，可接受气浮法将其分别；目前在印染废水整治中，气浮法有取代沉淀法的趋势，是印染废水的一种重要处理方法。
在印染废水中气浮处理重要接受加压溶气气浮法。
（4）电解法：该法脱色效果好，对直接染料、媒体染料、硫化染料、分散染料等印染废水，脱色率在90%以上，对酸性染料废水，脱色率在70%以上。
该法缺点：电耗及电材料耗量大，需直流电源，适宜于小量废水处理。
（5）吸附法：吸附法对印染废水的COD、BOB色去除特别有效，由于活性炭吸附投资较大，一般不优先考虑，近年来有泥煤、硅藻土、高岭土等活性多孔材料代替活性炭进行吸附的，对印染废水宜选用过滤孔发达的活性吸附材料。
生物法对偶氮染料废水脱色的研究
生物法对偶氮染料废水脱色的研究从某印染废水的活性污泥中富集了一个能够高效降解酸性大红GR的菌群。
研究结果表明，该菌群在15h内几乎将100mg/L的酸性大红完全脱色。
该菌群在偏碱性环境下的脱色效果大于酸性环境，并表现出高效广谱染料脱色降解特性。
当温度在10°C～30°C之间时，脱色率随温度的递增而增大，在30°C时脱色率达到最大。
标签：酸性大红GR；脱色；菌群；偶氮染料Abstract：A bacteria group capable of degrading acid scarlet GR was enriched from the activated sludge of a printing and dyeing wastewater. The results showed that the bacteria almost completely decolorized acid scarlet at 100 mg/L within 15h. The decolorizing effect of the bacteria group in the alkaline environment was higher than that in the acidic environment，and showed the characteristics of decolorization and degradation of the dyes with high efficiency and broad spectrum. When the temperature is between 10 °C and 30 °C，the decolorization rate increases with the increase of temperature，and reaches the maximum at 30°C.Keywords：acid scarlet GR；decolorization；microflora；azo dyes1 概述1.1 课题背景染料和印染工业快速发展，这种发展导致了生产废水越趋增多，大约占了总的工业废水的十分之一。
染料废水脱色实验报告
染料废水脱色实验报告1. 实验目的本实验旨在探究不同方法对染料废水进行脱色的效果，并找到最佳的脱色方法。
2. 实验材料与方法2.1 实验材料- 染料废水样品- 不同的脱色剂（如活性炭、明矾、氯化铁等）- 实验室常用仪器设备2.2 实验方法1. 准备染料废水样品，并记录初始浓度。
2. 将染料废水分成若干等量样品。
3. 使用不同的脱色剂对染料废水样品进行处理。
4. 对处理后的样品进行比色检测，记录脱色效果，并计算去除率。
5. 比较不同脱色剂的效果，找到最佳脱色方法。
3. 实验结果与讨论经过实验，我们得到了以下结果：3.1 不同脱色剂对染料废水去除率的比较脱色剂去除率(%)活性炭80明矾65氯化铁85从上表中可以看出，活性炭和氯化铁在脱色过程中表现出更高的脱色效果，分别达到了80%和85%的去除率。
而明矾的脱色效果稍逊，只有65%的去除率。
3.2 脱色剂使用量对脱色效果的影响我们进一步研究了活性炭和氯化铁的使用量对脱色效果的影响。
结果如下：脱色剂使用量(g/L) 去除率(%)活性炭 1 50活性炭 2 80活性炭 5 90氯化铁 1 60氯化铁 2 70氯化铁 5 85由上表可知，活性炭和氯化铁的使用量对于脱色效果有着一定的影响。
增加脱色剂的使用量，脱色效果逐渐增加。
但在一个合适的范围内，增大脱色剂的使用量并不会进一步提高脱色效果。
在本实验中，当活性炭的使用量达到2 g/L时，脱色效果可达到80%以上。
而氯化铁的最佳使用量为5 g/L，此时脱色效果可达到85%。
4. 结论根据实验结果，我们得出以下结论：- 在本实验中，活性炭和氯化铁是两种有效的脱色剂，其脱色效果分别达到80%和85%。
- 脱色剂的使用量对于脱色效果有一定的影响。
在活性炭和氯化铁的使用量分别为2 g/L和5 g/L时，脱色效果达到最佳。
通过本实验的研究，我们为染料废水的脱色提供了一些有益的参考。
然而，实际应用仍需综合考虑经济性、环境效应等因素选择最合适的脱色方法和剂量。
工业染料废水脱色处理工艺流程
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染料废水脱色方法
染料废水主要来源于染料及染料中间体生产行业,由各种产品和中间体结晶的母液、生产过程中流失的物料及冲刷地面的污水等组成。
由于染料生产品种多,并朝着抗光解、抗氧化、抗生物氧化方向发展,从而使染料废水处理难度加大。
染料废水的处理难点:一是COD高,而BOD/COD值较小,可生化性差;二是色度高,且组分复杂。
COD的去除与脱色有相关性,但脱色问题困难更大。
染料的颜色取决于其分子结构。
按Wiff发色基团学说,染料分子的发色体中不饱和共轭链与含有供电子基或吸收电子基的基团相连,另一端与电性相反的基团相连。
化合物分子吸收了一定波长的光量子的能量后,发生极化并产生偶极矩,使价电子在不同能级间跃迁而形成不同的颜色。
一般来说,染料分子结构中共轭链越长,颜色越深;苯环增加,颜色加深;分子量增加,特别是共轭双键数增加,颜色加深。
从理论上讲,多种物理化学方法和生物方法都可以用于染料废水的脱色处理,如絮凝沉淀、吸附、离子交换、超滤、渗析、化学氧化、光氧化、电解及生物处理方法。
考虑到工业效率与处理成本,目前工业上常用的方法有絮凝沉淀(气浮)、电解、氧化、吸附、生物降解等方法。
1.絮凝沉淀(气浮)法在染料废水中投加铝、铁盐等絮凝剂,使其水解形成带高电荷的羟基化合物,它们对水中憎水性染料分子如硫化染料、还原染料、分散染料(如直接耐晒翠蓝GL、分散红玉S-2G FL等)的混凝效果较好,PAC投加量在100~150mg/L时,即可取得90%以上的脱色效率。
而对酸性染料、活性染料,特别是对小分子量、单偶氮键、含有数个磺酸基的水溶性染料的混凝脱色效率较差。
高价金属盐的电中和作用可降低染料粒子的ζ电位,但取得最佳效果并不需要降为0。
混凝过程的吸附架桥作用是明显的,该过程并不改变染料的分子结构。
硫酸亚铁对带-SO-3、-OH、-NH2、-X等基团的染料分子也具有较好的混凝脱色效果,这主要是由于Fe2+可以与上述基团的未共用电子对发生络合反应而形成大分子螯合物,降低了水溶性,在染料废水中呈胶体状态,进而通过硫酸亚铁水解产物的混凝作用被去除。
废水脱色及方案比选
废水脱色及方案比选随着环保意识的提高，废水处理成为了一个越来越重要的问题。
在废水处理中，废水脱色是非常重要的一步。
因为废水中含有大量有害物质，如有机染料、重金属等，如果这些有害物质不能被有效地去除，就会严重污染环境。
因此，本文将讨论废水脱色及方案比选。
一、废水脱色原理废水脱色是通过物理、化学、生物等方法使废水中的染料分子脱离水分子，从而达到净化水的目的。
下面介绍几种常用的废水脱色方法及其原理：1. 活性炭吸附法：活性炭具有较高的吸附能力，能有效地吸附废水中的有机染料分子。
2. 生物法：生物法主要依靠微生物的代谢能力，通过生物降解来减少废水中的有机污染物。
生物法可分为好氧处理和厌氧处理两种。
3. 化学法：化学法主要通过加入化学药剂来使废水中的染料分子发生化学反应，产生颜色改变，从而脱色。
化学脱色剂包括氯酸、过氧化氢、硫酸铝等。
以上三种方法各有特点，可以根据具体情况选择不同的脱色方法。
二、废水脱色方案比选选择合适的废水脱色方案需要考虑多种因素，如废水的特性、废水处理后的环境质量要求、成本等。
下面介绍几种常见的废水脱色方案比选方法。
1. 主客观结合法主客观结合法是将主观因素和客观因素相结合，综合考虑选择废水脱色方案。
主观因素包括人的认知和经验，客观因素包括废水的特性、脱色效果和成本等。
通过对主观因素和客观因素进行权重分配和评估，最终得出最佳废水脱色方案。
2. AHP法AHP法全称是层次分析法，是通过对废水脱色因素进行层次划分，并对每个因素进行定量化评估，最终得出最佳废水脱色方案。
AHP法具有结构清晰，结果科学可靠的优点，被广泛应用于各个领域。
3. 滴滤分析法滴滤分析法是在一定条件下，添加试剂对废水进行处理，然后在发生颜色变化的过程中，向废水中滴加标准试剂，观察加多少量的试剂才能使废水的颜色发生变化，从而判断废水中染料的浓度。
根据滴滤分析法的结果，能够选择最合适的废水脱色方案。
综上所述，废水脱色及方案比选是废水处理过程中极其重要的一环。
印染废水处理方法及工艺流程
印染废水处理方法及工艺流程印染废水的处理方法主要分为物理法、化学法和生物法三种。
物理法包括格栅筛网、调节、沉淀、气浮、过滤和膜技术等；化学法包括中和、混凝、电解、氧化、吸附和消毒等；生物法则包括厌氧生物法、好氧生物法和兼氧生物法。
目前国内的印染废水处理主要以生物法为主，辅以物理法和化学法。
然而，近年来难生化降解有机物的大量进入印染废水，给处理增加了困难。
新型染料、PAV浆料和新型助剂等难以被普通微生物利用，使得原有的生物处理系统COD去除率大都下降到50%左右甚至更低。
此外，PAV等化学浆料造成的COD占印染废水总COD的比例相当大，但是它们很难被普通微生物所利用，使其去除率只有20%~30%。
为了解决这些问题，国内外开展了一些研究工作，主要是新的生物处理工艺和高效专门细菌以及新型化学药剂的探索和应用研究。
印染废水处理单元的选择需要考虑废水的水质和水量变化情况。
对于水量变化大的废水，调节池应考虑停留时间长些，但是如果后续处理单元为水解酸化或厌氧处理时，调节时不应采用曝气方式搅拌混合。
对于含疏水性染料较多的废水，混凝反应工艺应放在生化前面，以去除不溶性染料物质，减轻后续生物处理的负荷。
混凝药剂可根据染料性质选用碱式氯化铝(PAC）或硫酸亚铁(FeSO4）等，混凝反应方式采用机械搅拌易于调整水力条件，保证反应充分，反应时间应在25~30min 之间。
在考虑脱色效应时，应把反应时间再适当延长。
对于原水pH值高的废水，通常使用H2S04或HCl中和。
为了节省药剂用量，可在调节以后进行中和。
如果采用烟道气中和，则应考虑脱硫及除灰。
4) 沉淀（气浮）：为了分离物化投药反应，可以考虑沉淀。
由于污泥量大，优先考虑辐流沉淀池，竖流沉淀池适用于小水量。
当有地皮可利用时，平流沉淀池采用吸泥方式时也可采用。
当投药量大时，泥量也大，辐流池可能会引起异重流，新颖地周边进出水沉淀池可克服这一缺点。
如果废水中表面活性剂含量高，可以选择气浮法。
印染废水 亚铁脱色原理
印染废水亚铁脱色原理印染废水是一个非常复杂的问题，其中染料的脱色是关键的一环。
在印染废水中，亚铁离子脱色是一个重要的处理方法。
本文将从还原作用、吸附作用、絮凝作用和氧化作用四个方面阐述亚铁脱色的原理。
一、还原作用亚铁离子具有较强的还原性，可以与印染废水中的染料分子发生还原反应，将染料分子中的发色基团还原成无色基团，从而实现脱色。
这种还原作用主要发生在酸性环境中，pH值小于7时效果较好。
此外，还原作用还受到温度的影响，温度越高，还原反应越快，脱色效果越好。
二、吸附作用亚铁离子具有较高的电荷密度和较好的水解性能，可以与印染废水中的染料分子发生吸附作用，将染料分子吸附在亚铁离子表面，从而实现脱色。
这种吸附作用主要发生在碱性环境中，pH值大于7时效果较好。
此外，吸附作用还受到搅拌速度和接触时间的影响，搅拌速度越快，接触时间越长，吸附效果越好。
三、絮凝作用亚铁离子在某些情况下可以与废水中的悬浮颗粒发生絮凝作用，使悬浮颗粒聚集成较大的絮状物，从而易于沉降和过滤。
这种絮凝作用主要发生在中性环境中，pH值约为7时效果较好。
此外，絮凝作用还受到搅拌速度和絮凝剂用量的影响，搅拌速度越快，絮凝剂用量越多，絮凝效果越好。
四、氧化作用在某些情况下，亚铁离子还可以与废水中的氧化剂发生反应，将染料分子氧化成易脱色的物质，从而实现脱色。
这种氧化作用主要发生在中性或碱性环境中，pH值大于7时效果较好。
此外，氧化作用还受到温度和反应时间的影响，温度越高，反应时间越长，氧化效果越好。
综上所述，亚铁脱色原理主要包括还原作用、吸附作用、絮凝作用和氧化作用四个方面。
在实际应用中，应根据印染废水的具体情况选择合适的处理方法，以达到最佳的脱色效果。
脱色处理方法介绍(doc 6页)
由于染料生产品种多，并朝着抗光解、抗氧化、抗生物氧化方向发展，从而使染料废水处理难度加大。
染料废水处理难点：一是COD高，而BOD/COD值小，可生化性差；二是色度高，而成分复杂。
三是水质水量不稳定，排放具有间歇性。
印染废水的处理目标一般是COD的去除与脱色，但脱色问题难度更大。
3．脱色处理方法3.1 物理方法3.1.1吸附法吸附法是利用多孔性的固体物质，使废水中的一种或多种物质被吸附在固体表面而去除的方法。
吸附脱色技术是依靠吸附剂的吸附作用来脱除染料分子的。
吸附按其作用力可分为物理吸附、化学吸附和离子交换吸附三种。
目前用于吸附脱色的吸附剂主要是靠物理吸附, 但离子交换纤维、改性膨润土等也有化学吸附作用。
常用的吸附剂包括可再生吸附剂如活性炭、离子交换纤维等和不可再生吸附剂如各种天然矿物(膨润土、硅藻土)、工业废料(煤渣、粉煤灰) 及天然废料(木炭、锯屑) 等。
传统的吸附剂是活性碳，活性炭具有较高的比表面积（500- 600 m2/g），它只对阳离子染料、直接染料、酸性染料、活性染料等水溶性染料具有较好的吸附性能。
活性炭去除水中溶解性有机物（分子量不超过400）非常有效，但它不能去除水中的胶体疏水性染料。
若废水BOD5> 500mg/L，则采用吸附法是不经济的。
膨润土作为水处理中的吸附剂和絮凝剂，已被广泛用于印染废水脱色领域，近年来制成多种复合膨润土、VS型纤维和聚苯乙烯基阳离子交换纤维等，具有物理吸附和离子交换功能，且比表面大、离子交换速度快，易再生，对难处理的阳离子染料废水有很好的脱色效果，有些改性的膨润土的脱色效果甚至高于活性炭[4]；某些集吸附与絮凝性能为一体的吸附剂如硅藻土复合净水剂也已开发；用电厂粉煤灰制成具有絮凝性能的改性粉煤灰，对疏水性和亲水性染料废水均具有很高的脱色率；另外工业废料（如煤渣、粉煤灰等）、天然废料（如木炭、木屑等）、植物秸秆（如玉米棒等）均对印染废水具有一定的吸附作用。
印染废水处理工艺印染废水处理工艺
1、1活性炭吸附法
• 活性炭吸附是指利用活性炭的固体表面对水中的一种或多种物 质的吸附作用，以达到净化水质的目的。吸附是一种界面现象， 与表面张力、表面能的变化有关。引起吸附的推动力有两种： 一种是溶剂水对疏水物质的排斥力；另一种是固体对溶质的亲 和吸引力。废水处理中的吸附，多数是这两种力综合作用的结 果。活性炭的吸附可分为物理吸附和化学吸附。物理吸附主要 发生在活性炭去除液相和气相杂质的过程中。活性炭的多孔结 构提供了大量的表面积，从而使其非常容易达到吸收杂质的目 的。就像磁力一样，所有的分子之间都具有相互引力。正因为 如此，活性炭孔壁上大量的分子可以产生较强的吸附力，从而 达到将介质中的杂质吸引到孔径中的目的。除了物理吸附之外， 化学反应也经常发生在活性炭的表面。活性炭不仅含碳，而且 在其表面含有少量的化学结合、功能团形式的氧和氢，例如羧 基、羟基、酚类、内脂类、醌类和醚类等。这些表面上的氧化 物或络合物，可以与被吸附的物质发生化学反应，从而与被吸 附物质结合聚集到活性炭的表面。取一个典型的例子：水处理 过程中活性炭可以与水中的亚氯酸盐发生反应使亚氯酸盐变成 氯离子形式，从而达到去除水中亚氯酸盐的目的，使水不再有 令人反感的味道和气味。
印染废水处理工艺印染废水处理工艺
• 1．2印染废水的特点。印染废水水质中的污染 物大部分为有机物，并随采用的纤维种类和加 工工艺的不同而异。一般情况下，印染废水水 质pH值为6～10，COD为400～1 000 mg／L， BOD5为100～400 mg／L，SS为100～200 mg／L， 色度为100～400倍。从处理技术角度看，印染 废水不是一种废水，而是很复杂的一大类废水。 其特点之一是污染物成分差异性很大，很难归 类求同。特点之二是主要污染指标COD高， BOD5／COD比值一般在0．25左右，可生化性较 差。特点之三是色度高，混合水中色母分子离 子微粒大小重量各异性大，较难脱色。
污水处理中的脱色和除臭技术
污水处理中的脱色和除臭技术
污水的脱色技术
脱色技术是污水处理中的关键步骤之一，因为色度高的污水不仅对环境有害，
而且也会影响人们的生活。
以下是常用的污水脱色技术：
化学脱色技术
化学脱色技术是通过一些化学药剂将污水中的染料溶解或分解，达到脱色的目的。
一般采用的化学药剂包括盐酸、氢氧化钠、过氧化氢等。
生物脱色技术
生物脱色技术是利用微生物在污水中分解染料来实现脱色。
该技术环保、经济、可持续，但需要对微生物成长环境的控制较为精细。
物理脱色技术
物理脱色技术是利用吸附、过滤、透析等过程将污水中的染料分离出来。
常用
的物理脱色技术包括活性炭吸附法、超滤法等。
污水的除臭技术
除臭技术是指消除污水中恶臭气味的方法，以下是常用的污水除臭技术：
生物除臭技术
生物除臭技术是通过微生物降解污水中的有机物，消除气味。
其中最常见的微
生物包括青霉菌、枯草芽孢杆菌等。
物理除臭技术
物理除臭技术主要包括吸附、光解、压缩等。
其中最常用的是活性炭吸附法，
通过活性炭的吸附作用，将污水中的气味分离出来。
化学除臭技术
化学除臭技术采用化学药剂将污水中的刺激气味物质分解或转化为无害物质，
达到消除污水气味的目的。
常用的化学药剂包括次氯酸钠、次氯酸钙等。
总的来说，污水处理中的脱色和除臭技术是非常重要的步骤，能够将污水净化
处理，保护环境，同时也提升了生活品质。
各种技术的选择取决于污水的性质和处理的要求，需要结合实际情况进行选择。
污水脱色处理的工艺
污水脱色处理的工艺污水脱色处理的工艺是一种将含有色素的废水经过处理后去除颜色的方法，旨在达到去除污染和保护环境的目的。
在实际的应用中，这种技术已经被广泛采用，并且已经取得了很好的效果。
下面我们来详细了解一下污水脱色处理的工艺。
一、污水脱色处理工艺的原理污水脱色处理工艺是通过将含有色素的废水加入到混凝剂中，使其产生凝聚作用，从而形成团聚体。
之后通过沉淀或过滤等方式，将团聚体从污水中分离出来，从而达到去除污染的目的。
这种方式可以同时解决污水颜色的问题和产生的浑浊问题。
二、污水脱色处理工艺的方法1、生物法生物法是利用微生物对有机物进行氧化降解的方法。
针对含有色素的废水，可以采用厌氧反应和好氧反应来进行处理。
厌氧反应对颜色较深的废水较为适用，而好氧反应则适合颜色较浅的废水，当废水进入好氧环境后，由于高氧含量会加速菌体的代谢过程，加快废水的降解速度，从而有利于去除废水中的色素。
2、化学沉淀法化学沉淀法是通过加入沉淀剂来促进有机物的凝聚，进而去除废水中有机物和包括有机染料的固体颗粒的方法。
通常使用的沉淀剂有铁盐和铝盐等。
通过加入沉淀剂，不仅可以使废水中的有机物团聚，还可以促进沉淀的形成，使团聚物颗粒越来越大，最终沉淀到废水中3、氧化法氧化技术是通过加入氧化剂产生氧化反应，使有机污染物氧化为无机物的方法。
这种方法适用于含有高浓度有机污染物的废水，通常采用的氧化剂有过氧化氢、臭氧、高锰酸盐等。
在这个过程中，氧化剂能够分解有机物，从而使污水得到有效的去除。
4、生物的颜色协同剂法生物的颜色协同剂法是通过利用红细菌、湿地植物和藻类等生物比专门分解颜色更有效的方法来去除污水中的颜色的。
这种方法对脱除污水中的有机染料有着优秀的效果，同时还可以处理后的沉淀物进行重新利用，从而降低污染程度。
三、污水脱色处理的优点污水脱色处理的优点是很明显的：1、有效去除沉淀物，减少环境污染；2、废水处理后可以达到排放标准要求，因此可以实现废水的资源化和回收；3、对工厂的经济效益可以促进，因为废水治理可以避免因排放废水而被罚款的情况；4、对环境有改善效果，保护生态环境。
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矿产资源开发利用方案编写内容要求及审查大纲
矿产资源开发利用方案编写内容要求及《矿产资源开发利用方案》审查大纲一、概述
㈠矿区位置、隶属关系和企业性质。
如为改扩建矿山, 应说明矿山现状、
特点及存在的主要问题。
㈡编制依据
(1简述项目前期工作进展情况及与有关方面对项目的意向性协议情况。
(2 列出开发利用方案编制所依据的主要基础性资料的名称。
如经储量管理部门认定的矿区地质勘探报告、选矿试验报告、加工利用试验报告、工程地质初评资料、矿区水文资料和供水资料等。
对改、扩建矿山应有生产实际资料, 如矿山总平面现状图、矿床开拓系统图、采场现状图和主要采选设备清单等。
二、矿产品需求现状和预测
㈠该矿产在国内需求情况和市场供应情况
1、矿产品现状及加工利用趋向。
2、国内近、远期的需求量及主要销向预测。
㈡产品价格分析
1、国内矿产品价格现状。
2、矿产品价格稳定性及变化趋势。
三、矿产资源概况
㈠矿区总体概况
1、矿区总体规划情况。
2、矿区矿产资源概况。
3、该设计与矿区总体开发的关系。
㈡该设计项目的资源概况
1、矿床地质及构造特征。
2、矿床开采技术条件及水文地质条件。