皮革废水处理研究（精选7篇）
皮革废水处理研究 第1篇
目前，ABR在处理制革废水中的应用已有相关研究[7,8]。但将制革废水中的染料废水单独用厌氧工艺进行处理的研究还没有相关报道。目前国内外一般都是将染色废水与加脂废水及复鞣废水一起预处理。处理后，对于有综合污水处理系统的企业，与经预处理后的浸灰废水及铬鞣废水一起排入综合污水处理系统，进一步生化处理;对于没有综合污水处理系统的企业，则直接排入市政管网由市政污水处理厂统一处理。主要的预处理工艺有石灰中和沉淀法、氯氧化法、电化学法及膜分离法[9]。这些方法虽然可以去除色度，但是都有其弊端，如造成二次污染，处理成本高等。因此考虑采用环保经济且降解能力强的厌氧生物处理法。另外将染色废水混合于综合废水进行处理也不十分理想，因为尽管这样可以使染料浓度降低但色度依然很高，并且综合处理很难培养出与降解染料相适应的污泥，使对染料处理效果相对较低。而单独处理可以培养出专门处理染料的具有很强针对性的污泥，使染料废水在与综合污水混合前色度大幅下降，降低后续处理难度，提高综合处理效果。
本次实验是用新型结构的ABR处理模拟染料废水。尽管模拟染料废水与制革生产中染色工段废水的组分有一定的差异，但是能够在很大程度上反映出该反应器对于降解染料废水是否具有优势，进而为其以后在该领域的应用提供依据和前提。
1 实验装置与方法
1.1 实验装置
实验装置如图1所示，该反应器为双层结构，共分为五个部分，有效容积约为14L。前两个部分为折流板的前两格室，上部添加填料，用于阻拦污泥防止污泥流失;第三部分是上部与下部连接的部分，设为部分添加填料的厌氧生物滤池;第四和第五部分是厌氧折流板的第四格室和第五格室。第五格室为沉淀池，内部不接种污泥。反应器各格室底部均设置倒角，减少死区体积。各格室容积依次为:4、2.6、4、2、1.4 L。如图1所示。投加填料后，各部分容积依次为:3.6、2.3、2.9、2、1.4 L。水桶中的染料废水经蠕动泵由反应器上部第一格室进入反应器，依次流经第2，第3，第4格室，第5格室出水。该装置已经过了水力特性实验以及启动试验。水力特性实验结果表明该反应器继承了传统ABR反应器的水力优点，具有良好的推流效果，返混程度很低。并且该ABR反应器与一般的ABR相比水力死区有所降低。因此，这种新型结构的ABR反应器具有良好的水力特性。并且该装置的启动性能良好，当人工配置葡萄糖废水COD质量浓度达6000 mg/L时，COD去除率仍能保持在95%以上。
1.2 实验用水
实验采用自配皮革染色废水，组分为葡萄糖营养液和酸性橙Ⅱ按一定比例混合配置，酸性橙Ⅱ是一种皮革常用染料。葡萄糖营养液母液以及微量元素组分如下表所示:
1.3 接种污泥
污泥采用啤酒厂厌氧处理设备中的底泥，用葡萄糖营养液进行培养驯化。
1.4 测试项目与方法
COD:采用标准重铬酸钾法测定[10]。
染料浓度:先对染料(酸性橙Ⅱ)进行波长扫描，确定其最大吸收波长为484 nm，并在该波长条件下绘制浓度-吸光度标准曲线:y=0.0431x-0.0211,R2=0.9992。吸光度用722型分光光度计测量。通过对各格室出水吸光度的测量，由标准曲线计算得出水染料浓度。
p H值:用于监测反应器状态，调整进水pH，精密酸度计测量。
碱度(结果以Ca CO3计):监测并控制反应器的酸碱度，中和滴定法(溴甲酚绿-甲基红指示法[11])。
VFA(挥发性脂肪酸):通过监测各格室的VFA(挥发性脂肪酸)的含量，判断各格室所处的厌氧反应器阶段，并监控反应器是否酸化。蒸馏-滴定法[11]。
COD进水质量浓度为4000 mg/L左右，染料质量浓度由15 mg/L逐渐增加至200 mg/L左右。HRT(水力停留时间)为24 h。
2 实验结果与讨论
2.1 对染料的去除效率
皮革染色废水的色度一般为1000～3000倍，用稀释倍数法测得200 mg/L的酸性橙Ⅱ的色度约为3200倍。因此，将染料质量浓度200 mg/L设定为实验终点。染料起始质量浓度为15 mg/L，染料浓度随时间逐渐升高，每次约增加20 mg/L，直至终点。从图2可以看出:从第一格室到第四格室染料浓度总体逐渐降低，但去除效果上第一格室最强，其次是第三格室。分析原因由于第一格室染料浓度最高，污泥活性最强，随着微生物对染料的逐渐适应对染料的去除能力也大幅增加，因此大部分染料在第一格室被去除;第二格室容积相对较小，内含微生物数量较少，去除效果相对较低;而第三格室为添加填料的厌氧生物滤池，除总体容积较大外，内部还设有填料，附着型和悬浮型微生物共存，厌氧菌与染料充分接触，因此去除效果较好;流入第四格室内的废水因前面格室的作用剩余染料量相对较少，因此该格室的去除率也相对较低。从图3可以看出，该反应器对染料的去除率较高，并且随进水染料浓度的增加变化不大，说明该反应器不仅具有较高的处理效果还具有良好的缓冲能力和适应能力。
2.2 对COD的去除效率
COD是化学需氧量的简称，是衡量水体有机污染的一个最重要指标[10]。反应器对COD的去除情况如图4所示。在整个运行过程中，通过调节进水葡萄糖营养液和染料的配比使进水COD质量浓度一直保持在4000 mg/L左右，并使染料在进水中所占的比例逐渐增加，染料浓度增加的幅度如图2所示。从图4可以看出，在整个过程中COD的去除率变化不大，始终保持在90%以上。说明该反应器没有受到染料的影响，随着染料浓度的升高反应器状态依然保持稳定，并且一直保持较高的COD去除效率。因此，即使当皮革染料废水中混有其他提供较高COD的污染物时，该反应器依然适用。
3 结论
本次实验研究结果表明，这种新型结构的ABR对含有酸性橙Ⅱ染料的废水有较高的去除效率。一方面，反应器在去除废水中染料的同时能够降解水中COD，并且对染料及COD的去除率都在90%以上。另一方面，该反应器具有较强的缓冲能力和适应能力，当废水水质发生变化时，反应器仍能保持良好的去除效率，使出水水质基本稳定。此外，该反应器对染料的适应能力较强，能够在很短的时间内达到较高的去除率并保持稳定。本次实验研究虽只以酸性橙Ⅱ染料作为研究对象，但实验结果所体现的良好的处理效果和反应器所表现出的较强的缓冲适应能力在很大程度上显示了该反应器的优势，表明该反应器适合处理组分较复杂且水质易变化的皮革染色废水。
摘要：采用新型结构ABR处理皮革染料废水实验研究,通过监测其出水COD及染料的去除率,考查该ABR的处理性能。实验结果表明反应器能在较短时间内迅速适应并降解染料,随染料浓度的增加COD以及染料去除率保持在90%以上。此外,反应器具有较强的缓冲能力和适应能力,进水水质变化时出水水质基本恒定。这些结论反映出该反应器对于降解染料废水具有很大优势,尤其适合处理成分复杂多变的皮革染料废水,为其以后在处理皮革染色废水领域的应用提供了依据和前提。
关键词：染料废水,ABR,COD,去除率
参考文献
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皮革废水处理研究 第2篇
随着制革废水排放标准的不断严格,开发新的高效低耗除碳脱氮工艺技术,提高制革废水的处理效果引起了业界广泛的关注。本课题组采用水解- 多级好氧耦合工艺处理制革废水,在国内若干制革企业的实际应用取得了较好的效果,突显出了一定的优越性。为此本课题组对该工艺应用于制革废水的处理,进行了更为深入的研究。首先进行的是水解酸化工艺预处理皮革废水的效能。普遍认为,水解酸化预处理单元是利用水解和产酸微生物,将水中结构复杂的大分子有机物分解为小分子,从而提高废水的可生化性[7],此外,水解酸化还能有效缓冲工业废水波动排放带来的剧烈负荷冲击,从而保障了后续好氧工艺单元的稳定高效运行以及出水水质的全面达标[8]。本论文采用水解一级好氧反应器对模拟的皮革废水进行预处理,通过考察水解酸化预处理皮革废水的处理效果,探索水解酸化运行过程当中废水的水质变化规律,为水解酸化- 多级好氧耦合工艺处理皮革废水的稳定高效运行及推广奠定基础,为皮革废水的高效低耗除碳脱氮提供有效而实用的技术支撑。
1 材料与方法
1. 1 模拟废水的配置
供试水样为人工模拟制革废水,配制方法如下: 100g山羊毛、5g石灰和60g硫化钠,先加入1 000m L蒸馏水,使羊毛完全浸入水中,搅拌,在60~ 80℃ 下溶解。再加入1 000m L蒸馏水,继续溶解,溶解完全后加入铬粉0. 5g、氯化钠2g、硫酸化蓖麻油1g、奎利皮革红L - 5B 0. 15g、栲胶0. 2g、硫酸铵2g、磷酸二氢钾2g,最后用乙酸或者碳酸氢钠调节p H值在7. 0 ~ 9. 0之间。 根据需要稀释样品,测定CODCr,并添加适量的微量元素,氨氮量按照一定浓度自行配制。
1. 2 试验装置
水解一级好氧反应器如图1 所示,模拟废水由储水箱流出经蠕动泵进入水解酸化反应池。水解酸化反应池底部直径280mm,高250mm,入水口设在距底部50mm处,池内安装搅拌器以保证反应池的污泥处于悬浮状态。废水经水解酸化反应池由导管排入好氧池,好氧池内径350 mm,高300 mm,且底部设有曝气盘。沉淀池底部安装污泥回流导管,将沉淀池的污泥回流到水解酸化池中,实现装置的连续运行。水解酸化反应池、好氧池和沉淀池均使用有机玻璃制作。
1. 3 反应器的启动运行
水解一级好氧反应器在室温条件下启动,控制进水的CODCr浓度在1 000mg / L左右。好氧段曝气量为2 ~3mg / L,水解和好氧池的污泥回流均为50% ,好氧段水力停留时间为24h。供试污泥来自西安市第五污水处理厂二沉池剩余污泥。将污泥倒入水解酸化池中,污泥约占反应器体积的35% ,开始24h无进出水也无搅拌,使污泥厌氧氧化。然后采用蠕动泵连续向反应器进水。启动期间,为了防止污泥的大量流失,采用较长的水力停留时间,为20h。
1. 4 试验分析方法
本试验测定项目与方法如表1所示。
2 结果与讨论
2. 1 启动期试验结果
研究表明: 水力停留时间是水解酸化工艺设计和运行的重要参数,一般水力停留时间越长,被水解物质与水解微生物接触时间也越长,相应的水解效率也越高[9]。试验采用连续进水的方式,这种方式不仅能够使整个装置处于不间断地运行中,而且能够完成启动阶段与稳定运行阶段的顺利过渡。
启动期间,测定水解酸化对废水CODCr的去除率及水解酸化池中MLSS的浓度,结果如图2 所示。
从图2a中可知: 水解酸化池中的污泥浓度在启动前几天呈现迅速下降的趋势,随着兼性细菌和厌氧细菌对环境的适应,开始大量生长繁殖,并成为水解池中的主导微生物,污泥浓度开始慢慢升高,但是在升高总趋势上也有一些不稳定的上下波动,这可能是进水有机负荷的改变所造成的影响,最后污泥浓度维持在3 000mg/L左右,污泥呈灰褐色。从图2b可以看出: 反应器启动初期CODCr去除率波动较大,随着启动的运行,去除率逐渐提升,并基本维持稳定,在第14 ~ 20d时,CODCr去除率保持在45% 左右,说明反应器内各种微生物均衡生长,启动完成[10]。
2. 2 有机物的处理效果及变化规律
反应器运行期间、水解酸化池内CODCr的变化规律如图3 所示,CODCr去除率如图4 所示。可以看出: 反应器运行期间,水解酸化池能有效降低废水的有机负荷,其CODCr去除率基本维持在40% 以上,最高去除率可达65% ,这对于后续处理是非常有利的。如采用活性污泥处理法,由于有机物的绝对数量减少,与传统的活性污泥法相比,停留时间也可减少50% ,同时曝气量减少50% ,其基建总投资、能耗和运行费用可分别节省30%左右[11]。
由图4 可知: CODCr的去除率会出现突然降低的现象,如运行第25d时,CODCr的去除率较差,这可能是因为水温较低,这几天的水温均在5℃ 左右,同时Ke Wang等[12]人研究表明,水解酸化池温度低于8℃ ,CODcr的去除率可下降10% 左右。另外,由于进水负荷突然变化,反应器内的水解酸化菌还不能适应,也可能导致CODCr的去除率降低[13]。
2. 3 供试废水可生化性的变化
运行过程中,反应器进、出水CODCr、BOD5的变化规律如图5 所示,由图5 可知: 进水CODCr、BOD5变化较大,经过水解酸化作用,出水CODCr、BOD5都远低于进水,且连续运行期间出水水质没有出现较大的波动,其CODCr维持在500mg/L,BOD5也基本稳定在160mg/L左右,表明水解酸化预处理工艺运行稳定,同时具有一定的抗冲击负荷的能力。
为了进一步探讨水解酸化对皮革废水的预处理效果,试验中还考察了水解一级好氧进出水BOD5/ CODCr值的变化规律,结果见图6。可以看出:经过水解池后,皮革废水的可生化性明显得到改善,BOD5/ CODCr从处理前的0. 16 ~ 0. 34 提高到处理后的0. 21~ 0. 45,这种现象可以通过水解机理来解释。水解- 产酸微生物将固体悬浮物水解为可溶解性物质,大分子有机物降解为小分子结构,将碳水化合物、脂类物质降解为小分子脂肪酸,主要是醋酸、丁酸和丙酸。所以,水解酸化预处理装置不仅大大减少了废水的有机物数量,而且也明显改善了废水的理化性质,为好氧池的稳定运行奠定了基础,减轻了好氧阶段的处理压力和成本。
2. 4 氨氮的去除效果及变化规律
反应器运行期间,监测了水解酸化前后皮革废水中NH3—N的含量,其结果示于图7。进水NH3—N浓度基本维持在80 ~ 120mg/L,经过水解酸化作用,废水中NH3—N的含量都低于进水,水解酸化预处理装置能够去除部分NH3—N,可能是因为水解酸化池内污泥的吸附作用。水解酸化池内的水解细菌和酸化细菌通过同化作用利用部分NH3—N,进而降低废水中NH3—N浓度。为了进一步考察水解酸化反应器对氨氮的去除效果,计算了水解酸化对NH3—N的去除率,见图8。运行期间,NH3—N的去除率上下波动,但基本保持在30% 以上,最大去除率达到59% ,表明水解酸化池内微生物生长状态良好,反应器运行稳定。
2. 5 运行期挥发性脂肪酸浓度变化
运行期间,对水解酸化池内挥发性脂肪酸( VFA) 浓度进行了监测,结果如图9 所示。VFA是水解酸化段主要的产物,进出水的VFA变化能直接反映出水解酸化过程的工作状况,如果出水和进水的变化差异比较大,说明水解酸化过程比较好[12]。反应器运行过程中,系统中的VFA浓度开始时不断增加,这可能是因为反应器中兼性微生物和厌氧微生物对环境的慢慢适应,不断地生长繁殖,兼性微生物和厌氧微生物主要代谢产物就是有机酸,所以随着反应器的启动,兼性微生物和厌氧微生物的活性增强,成为主导菌群,系统中的VFA含量就会慢慢升高,但在25d之后,VFA浓度有所下降,此时系统的处理效果也开始逐渐变差,运行40 多天后VFA的浓度显著上升,水解池的处理效果也逐渐恢复,但在47d后,VFA浓度又有所下降,水解池的处理也随之变差,表明VFA的浓度可以直接反映系统水解酸化过程的运行状况,田思文[14]的研究也证实了这一点。
2. 6 水解酸化池运行期p H变化
p H是判断水解酸化过程的一个重要指标,废水的p H对微生物的影响很大,一般情况下,水解酸化p H值控制在6. 5 ~ 7. 5 之间,不过水解酸化反应会使系统p H值降低[15,16]。当反应器p H值小于6. 0 时,产甲烷菌的活动会受到限制,影响厌氧微生物的生长代谢和对底物的吸收作用,严重时则会造成反应器内酸化,导致系统失效并难以恢复。
运行期间,对进水和水解酸化池内的p H进行测定,结果如图10 所示。由图10 可知,虽然进水的p H值在7. 1 ~ 8. 9 之间浮动,但出水的p H值却稳定在7. 0 ~ 8. 3 之间,进水p H的上升并没有对水解酸化池出水的p H造成明显影响。这是由于兼性微生物和厌氧微生物将制革废水中的蛋白质及脂肪等大分子物质水解、酸化为各种低级脂肪酸后,引起水解液p H下降。水解酸化工艺的这一特点对制革废水这种碱度偏高的水质,正好起到调整p H的作用,减少了投加药剂的费用。另外,测定进水和出水的p H变化,可以间接反应水解过程进行的程度,也是目前实际工程中最为简单的方法之一。由于后续好氧工艺对p H的要求相对较高,因此水解酸化工艺为其提供了有利的反应条件,在调解p H这一点上对好氧生化系统的稳定运行起到了一定的作用。
2. 7 硫化物的去除效果及变化规律
水解酸化池内硫化物的产生方式主要有2 种: 有机物厌氧分解产生小分子有机硫化物和硫化氢,硫酸盐还原菌将污水中存在的硫酸根还原为硫化氢。以上2 个过程均发生在溶解氧浓度较低的厌氧和缺氧环境中,所以水解反应器内的硫化氢主要是专性厌氧菌和部分兼性厌氧菌的代谢产物。当水体处于厌氧状态时,其中硫酸盐、亚硫酸盐、硫代硫酸盐和次亚硫酸盐能被活性污泥中的细菌作为氧化污染物的电子受体,而被还原形成硫化氢,这种作用称为反硫化作用,也称为硫酸盐还原作用。
水解酸化工艺对硫化物的处理效果如图11 所示。硫化物在厌氧状态下有3 种存在形态: H2S、HS-、S2 -,反应器内部的p H环境影响着废水中硫化物的存在形态,当p H较低时,废水中的硫化物以H2S为主,由于水解反应器的p H值在7. 0 ~ 8. 3 之间,控制DO在0. 2mg / L左右,可使出水硫化物稳定在0. 1mg/L左右,进水硫化物浓度变化较大,但出水较稳定,说明水解酸化系统对硫化物具有一定的抗冲击负荷能力。
3 结论
水解一级好氧反应器稳定运行后,通过水解酸化作用,CODCr去除率基本维持在40% 以上,NH3—N的最大去除率可达59% ,出水硫化物稳定在0. 1mg/L,BOD5/ CODCr比值经处理后最高可达0. 45,较大地提高了废水的可生化性。水解酸化工艺对废水p H具有一定的缓冲能力,系统p H基本维持在7. 0 ~ 8. 3 之间,VFA浓度可反应出水解酸化处理效果的好坏。
水解酸化作为前置预处理对后续好氧生物处理起着很重要的作用,它不仅可以均化水质,而且还可将废水中难降解的大分子有机物降解为易降解的小分子有机物,提高废水的可生化性,以减轻后续好氧生化处理的负荷。但是,单纯的水解酸化处理制革废水很难达到排放标准,故还需要后续的进一步处理。
摘要：为了提高皮革废水中COD_(Cr)和氮的处理效果,在好氧工艺之前设置水解酸化,改善进水碳源,提高废水的可生化性。结果表明:在水力停留时间20h,室温工作条件下,水解酸化预处理装置运行稳定后,对模拟皮革废水的有机污染物、氨氮、硫化物均有较好的去除效果,其COD_(Cr)、NH_3—N的最大去除率分别为65%和59%,出水硫化物稳定在0.1mg/L,反应器内的VFA浓度可反应出水解酸化处理效果的好坏,系统pH值基本维持在7.0~8.3之间,BOD_5/COD_(Cr)经处理后最高可达0.45,大大提高了废水的可生化性,为后续生物处理打下良好基础。
皮革废水处理研究 第3篇
近年来,Fenton法也派生出了许多分支,UV/Fenton法、电Fenton法、UV/H2O2以及类Fenton等[5]。韩瑞瑞等以毛皮厂二级出水为研究对象,用Fenton法加以处理,当pH值为4.0,H2O2和Fe2+的浓度分别为1 000mg/L和500mg/L,反应50min,废水COD和氨氮去除率分别达到73.2%和65.3%,达到《污水综合排放标准》(GB8978-1996)的要求[6]。本文以6种不同加脂剂制备模拟废水,通过控制参数变化研究Fenton法预处理后,对加脂剂废水COD去除率及BOD5/COD的影响,进而优选对提高有机物去除率和提高废水可生化性的影响因素,为皮革加脂剂废水的后续处理创造条件。
1 试验部分
1.1 试验试剂与仪器
按加脂剂乳液所显示的离子性质,加脂剂可分为阴离子型、阳离子型、两性离子型、非离子型4大类。其中阴离子型数量大,用量多。本文选用6种常用的加脂剂作为测试对象,包括阴离子型、阳离子型和两性型。这6种加脂剂均来自四川亭江精细化工有限公司。详细说明如表1所示。
试验所采用的仪器主要包括:LRH-70生化培养箱、溶氧仪JPSJ-605、精密pH计PH323-A(德国WTW)。
模拟皮革加脂剂废水的配制:取每种加脂剂500mg各溶于1 000mL蒸馏水中,配成500mg/L的溶液-
1.2 试验方法
取废水样1 000mL,调节pH值至3～4,加入适量的FeSO4,再加入适量30%的H2O2,以400r/min恒速搅拌,反应一段时间后静置30min过滤,将水样pH值调至9～10,再静置30min后过滤,取上清液测试BOD5和COD。
水样处理后按照标准方法进行相关指标的分析[7],其中包括COD (重铬酸钾法)、pH(pH计测定法)、BOD5(五日培养法)。
2 结果与讨论
2.1 Fe2+投加量对COD去除率和BOD5/COD的影响
固定其他条件不变,改变FeSO4·7H2O投加量,分析在Fenton氧化条件下COD去除率和BOD5/COD的变化,试验结果如图1所示。
由图1a可见:Fe2+投加量较少时,COD去除率并不高,随着Fe2+投加量的增多,COD去除率迅速变大。在Fe2+投加量由0.1g/L提高到0.4g/L时,防水加脂剂CF的COD去除率由44%迅速提高到75%,硫酸化牛蹄油和加脂剂DPY的COD去除率也由40%提高到60%左右。这说明Fe2+催化H2O2生成·OH,对整个反应起到重要作用。在Fe2+投加量为0.8g/L时,各个加脂剂的去除率达到最大值,其中,防水加脂剂CF和加脂剂SO的去除率达到80%,硫酸化牛蹄油和表面油EF的COD去除率达到75%,轻软型加脂剂和阳离子加脂剂DPY的COD去除率达到65%。在H2O2一定量情况下,Fe2+无限制投加不会一直提高处理效果,H2O2被消耗后,·OH的量减少,COD去除率也会有所下降。这是因为当FeSO4·7H2O投加量增大到一定程度,小分子也可能被Fenton氧化,COD去除率增幅开始变得缓慢。Fe2+投量过高时,Fenton反应开始时迅速产生大量·OH,而·OH同基质的反应不那么快,未消耗的游离·OH积聚,从而彼此相互反应生成水,只有最初产生的部分·OH被消耗掉[8]。
由图1b可见:在未投加FeSO4·7H2O试剂之前,加脂剂废水可生化性总体较弱,其中表面油EF难生化(B/C<0.3),所以有必要进行预处理以提高皮革加脂剂废水的可生化性。投加FeSO4·7H2O试剂后,BOD5/COD出现先上升后下降趋势。这主要是因为[9,10]:过多的Fe2+会与·OH反应消耗·OH,溶液中产生的中间产物也会与Fe2+生成难降解的络合物,影响可生化性的提高。
由图1看出:各种加脂剂在某一Fe2+投加量下,COD去除率(超过65%)达到最高平台,此时各种加脂剂废水的BOD5/COD值相对较高(大于0.35)。虽然表面油EF处理后仍然难生化降解,但B/C增长超过200%,COD去除率高达80%,剩余小分子有机物也可能被直接氧化。其余5种加脂剂均由难降解变为易降解,由此可见,在FeSO4·7H2O的最佳投加量下,加脂剂废水处理效果较好。
2.2 H2O2投加量对COD去除率和BOD5/COD的影响
改变H2O2投加量,分析在Fenton氧化条件下COD去除率和BOD5/COD的变化,试验结果如图2所示。
由图2a可见:Fenton氧化法对COD去除率随着H2O2投加量的增加而不断提高;当H2O2投加量由1mL/L增加到6mL/L时,各加脂剂的COD去除率迅速提高。其中,表面油EF、防水加脂剂CF的COD去除率由50%增加到80%,硫酸化牛蹄油的COD去除率由40%增加到72%,阳离子加脂剂DPY的COD去除率由45%增加到68%。此后继续增加H2O2的投加量,COD去除率增幅开始变得缓慢,而表面油EF的COD去除率出现先上升后下降的趋势。影响各加脂剂COD去除率变化的因素可能有以下2个方面:第一,当H2O2投加量很小时,Fenton体系产生的·OH较少,对有机物的氧化效果不好;随着H2O2投加量的增加,产生的·OH增加,对有机物的去除效果相应提高;但H2O2投加量过大时,易发生分解生成水和氧气,降低其氧化效率[11]。第二,阴离子型乳化成分又分为羧酸盐、硫酸盐和亚硫酸盐结构,阳离子型加脂剂多为长链烃基氮衍生物,两性型大多数为盐或季铵盐,加脂剂的结构各不相同,所以对COD的去除率也会有一定的影响。该试验主要研究Fenton氧化对加脂剂废水可生化的影响,因此对加脂剂的结构不予深度探究。
由图2b可见:BOD5/COD随着H2O2投加量的增加,先上升后下降。这是因为,H2O2浓度过小,反应不够充分,不利于有机污染物的去除;H2O2浓度过大,过多的H2O2在反应一开始就把Fe2+迅速氧化为Fe3+,从而抑制了·OH的生成,另外过高的H2O2投量造成H2O2本身与·OH发生反应,降低·OH的量,影响去除效果[12]。
由图2可看出:在H2O2投加量为6mL/L条件下,各种加脂剂COD去除率出现最高平台,表面油EF、防水加脂剂CF和加脂剂SO的COD去除率达到80%,其余3种加脂剂的COD去除率也都在65%以上。此后,继续增加H2O2投加量,COD去除率增长缓慢。与此同时,只有硫酸化牛蹄油DT-F113的B/C均接近0.5,防水加脂剂CF和轻软型加脂剂的B/C均接近于0.4。虽然表面油EF处理后仍然难生化降解,但B/C增长超过200%,COD去除率接近80%,难降解的有机物很少。其余5种加脂剂BOD5/COD均大于0.35,由难降解变为易降解,COD去除率也都在65%以上。本试验主要研究对可生化性的影响,因此,可以确定出每种加脂剂的最佳H2O2投加量。
2.3 反应时间对COD去除率和BOD5/COD的影响
固定FeSO4·7H2O和H2O2的投加量,分析在Fenton氧化条件下反应时间对COD的去除率和B/C的影响,试验结果如图3所示。
由图3可见:COD的去除率和B/C随着时间的延长逐渐增大,一段时间后,曲线变化趋势缓慢。继续延长时间也不能再增加COD的去除率,同时B/C也不会变大。这是因为小分子也可能被Fenton氧化,所以再延长时间也没有意义。虽然表面油EF的B/C没有超过0.3,但是B/C也提高了50%以上,COD去除率超过了70%,剩余难降解小分子有机物也可能被Fenton试剂氧化,预处理效果很好。其余加脂剂废水的B/C都达到0.35以上,COD去除率也都超过了65%,满足可生化处理要求。处理不同类型的加脂剂废水,Fenton氧化达到最大去除率所需的反应时间基本相同,6种加脂剂废水的最佳反应时间在20～60min之间,反应时间取中间值40min时,考虑到增加反应时间必将造成反应器的增加,故确定此类废水的最佳反应时间为40min。
2.4 进水pH对COD去除率和BOD5/COD的影响
固定FeSO4·7H2O和H2O2的投加量,分析在Fenton氧化条件下进水pH对COD去除率和BOD5/COD的影响,试验结果如图4所示。
由图4可见:除阳离子加脂剂DPY在pH值为4时,COD去除率(接近70%)和BOD5/COD (B/C大于0.5)最大,其余5种加脂剂都在pH为3时COD去除率最大且都在65%以上,硫酸化牛蹄油DT-F113和轻软型加脂剂在pH值为3.5时BOD5/COD处于最大,表面油、防水加脂剂和加脂剂SO在pH值为3时BOD5/COD处于最大。这是由于,当pH值为3～5时,Fe2+和H2O2发生反应,生成Fe(HO2)2+、Fe(OH)2,此时·OH的生成速率最大,反应速率最快[13]。pH过大或过小都会影响处理效果,pH过小,强酸条件下阻碍了Fe2+与H2O2的反应;pH过大,H2O2生成·OH又会受到抑制,·OH的氧化活性在碱性条件下低于酸性条件,同时,Fe2+聚合成Fe(OH)3胶体沉淀失活[14,15]。
虽然表面油EF的B/C没有超过0.3,但是B/C也提高了50%以上,COD去除率在75%以上。从图中反映的情况可以看出:6种加脂剂的进水pH值在3～4之间,可生化能力大大提高,因此,确定该类废水的最佳进水pH值为3～4。
3 结论
(1)6种加脂剂废水在Fenton氧化反应下的最佳反应条件:Fe2+投加量为0.8g/L,H2O2投加量为6mL/L,反应时间为40 min,pH值为3～4。
(2)在最佳试验条件下,COD去除率可达65%以上,其中表面油EF的COD去除率高达82%,表面油EF的可生化性提高了将近200%,由不易生化变为易生化;轻软型加脂剂的B/C由0.2变为0.36,由难生化变为可生化;防水加脂剂CF由处理前的0.25增加到处理后的0.41,变为可生化降解;加脂剂SO、阳离子加脂剂、硫酸化牛蹄油处理后B/C都大于0.45,易于生化。因此,Fenton氧化可作为皮革加脂剂废水一种有效的预处理方式。
皮革废水处理研究 第4篇
关键词：铬酸钠,铬鞣废料,铬,皮革
1 前言
铬酸钠是一种黄色固体, 极易溶于水, 且是一种强氧化剂。铬酸钠是一种基础中间化工产品, 几乎所有其他铬化合物都可由其制得。目前, 在工业上得到使用的铬化合物超过70种。然而, 这些铬化合物中仅有少部分得到了大规模的生产, 尤为特别的有铬酸钠及重铬酸钠、铬酸钾及重铬酸钾、铬酸、氧化铬以及碱式硫酸铬。
生产铬酸钠的传统加工过程由三个步骤组成:铬铁矿的煅烧、水浸提、多步蒸发及结晶。在铬酸钠的工业生产过程中, 所使用的原料为铬铁矿。铬铁矿是一种由Mg O·Al2O3尖晶石、Fe O·Cr O3尖晶石、Mg O·Cr O3尖晶石及Mg O·Fe2O3尖晶石所组成的固体混合物, 含有大约40%~50%的氧化铬 (Cr2O3) 。在铬酸钠的工业生产过程中, 通常在1200~1400℃的高温条件下, 于氧化气氛中, 使用碳酸钠 (Na2CO3) 及白云石或氧化钙将三价铬氧化为六价铬。在这里使用白云石或氧化钙的主要目的是为了避免铬粒的结块、进一步加强氧气扩散到整个反应混合物体系的能力。
生产铬酸钠的传统加工过程产生了大量含铬废弃物。在美国, 因生产铬酸钠所产生的废弃物就有成千上万吨之多。比如, 仅在美国的巴尔的摩地区, 就有超过两百万吨的含铬废弃物被堆积在垃圾填埋区。在某些情况下每生产一吨产品甚至产生高达四吨的铬泥。因此, 一些科研工作者致力于开发一些新的技术来生产铬酸钠, 方向是寻找一些可替代的氧化铬资源, 诸如对含三价格和六价铬的废料进行处理、重复利用和回收等。为了达到这一目的, 许多科研工作者已经在不同的温度及条件下, 使用不同的化合物以及它们结合使用, 对能氧化三价格的可替代化学品进行了研究。其中, 可供选择的氧化铬资源之一就是来自鞋类行业皮革废料热处理 (气化和氧化) 所得到的灰分。
铬用于皮革鞣制, 因此皮革和皮鞋生产过程中所产生的废料由于铬的存在被归类为危险废料。因此, 这些废料在填埋之前都需要经过合适的处理。我们对处理皮革废料的解决方案, 包括热处理 (气化和氧化) 进行了研究。热处理加工过程所得到的灰分富含大量的铬, 其中氧化铬含量大约占灰分总质量的50%~60%。因此, 灰分作为铬的一大来源, 具有被用于合成目前已广泛用于皮革鞣制工艺过程的碱式硫酸铬的前体物质铬酸钠的潜力。通过对铬铁矿以及灰分中的化合物成分进行对比, 发现两者都具有相似的氧化铬含量。因此, 灰分极有可能作为天然铬资源的可替代物加以利用。铬铁矿以及从皮革废料热处理所得到的灰分中的具体化合物成分如表1所示。其中, 灰分中化合物成分的含量是通过X射线荧光光谱法进行测定而得到的。
在早期的研究中, 考察了温度在约1200℃下, 用碳酸钠对热处理所得到的灰分进行碱融的工业生产条件。具体研究的参数有:加工过程中的温度、反应时间及加热速率。结果表明, 由皮鞋废料生产铬酸钠的最佳工艺条件为:温度1180℃、加热速率8℃/min。此时三价铬转化为六价铬的转化率为99.5%。Pereira将反应温度降为700℃, 研究了使用过量的氢氧化钠氧化三价铬为六价铬的方法。并以铬的氧化过程为主要目标, 分析了影响铬酸钠形成的反应温度、反应时间及气流量等因素。另外, 在最后他还使用甲醇溶液对反应体系中过量的氢氧化钠进行了萃取。结果表明, 回收铬酸钠的最佳工艺条件为:反应温度700℃、气流量75 L/h、反应时间22.5 min。此时三价铬转化为六价铬的转化率约83%。
在本项工作中, 我们研究了使用硝酸钠将三价铬氧化为六价铬的反应过程。所获得的铬酸钠被认为是可进一步用来生产皮革鞣制过程中所需的碱式硫酸铬的诱人原料。
2 实验材料和实验方法
2.1 实验材料
本项研究中所使用的灰分是从一个皮革废料的热处理试验工厂所得到的。灰分被收集在气化反应堆的烟灰盘内, 研磨成小于75μm的尺寸大小后, 存储在适当的玻璃瓶内备用。氧化铬含量 (作为六价铬) 按照美国试验材料学会标准方法ASTM D-2807-93 (1998) 进行测定, 其结果通过原子吸收光谱进一步确认。灰分中六价铬含量分析表明, 出于本研究的目的, 其含量是可以忽略不计的 (<400mg/kg) 。
2.2 铬酸钠的生产过程
硝酸钠和氧化铬之间的化学反应计量关系如下所述:
将熔化的原料、灰分放入一个圆柱形的陶瓷坩埚内进行反应混合物间的反应。Na NO3/灰分的质量比 (R;g/g) 及与之相对应的Na NO3试剂过量的百分比 (%) 如表2所示。
加热过程以10℃/min的加热速率进行, 直到达到所要求的反应温度T (℃) 为止。将含有反应混合物的圆柱形坩埚放入具有温控系统的加热炉内 (如图1所示) 。然后, 将空气通过插入坩埚中心位置的陶瓷管注入反应混合物之中, 具体的气流量V (L/h) 由流量计进行控制。
达到反应时间t (min) 后, 坩埚被转移到一个温度在200℃左右的烘箱内, 以使坩埚逐渐冷却。在此条件下, 由于铬酸钠具有很强的溶解能力, 我们对反应后的混合物进行浸提。使用玻纤过滤器与Büchner漏斗对反应后得到的混合物溶液进行过滤而得到含有铬酸钠的滤液。而所得到的滤渣在室温下再经水浸提过滤, 直到滤液呈无色透明, 也就是说, 没有铬酸钠的鲜黄色特征为止。
在实验过程中, 对影响铬的氧化过程的反应温度、Na NO3/灰分的质量比、气流量以及反应时间进行了研究分析。对所有实验方案都做了两组平行实验。由于硝酸钠的熔点为308℃。因此, 为了确保所有反应混合物都处于熔化的状态, 所有实验都将在较高的反应温度下进行。同时, 注入空气的目的是为了促进铬的氧化反应。铬被氧化的程度由u (%) 表示, 具体按下式进行计算。
其中, [Crf]表示剩余滤渣中的氧化铬的最后含量, [Cri]表示灰分中的氧化铬的最初含量。[Cri]和[Crf]按照美国试验材料学会标准方法ASTM D-2807-93 (1998) 进行测定。并将按此测定方法所得到的测定结果与按原子吸收光谱分析所得到的测定结果进行对比, 可以发现两种分析技术所得到的结果基本相同。
2.3 铬酸钠的结构表征
使用SEM图像及X射线衍射分析对本实验得到的铬酸钠及工业铬酸钠进行了结构表征。
2.4 对铬酸钠生产过程中所产生的滤渣的分析
滤渣中铬的含量也按照美国试验材料学会标准方法ASTM D-2807-93 (1998) 进行分析测定。另外, 还通过x射线衍射、x射线荧光分析方法对滤渣进行了分析检测。
3 结果与讨论
3.1 铬酸钠的回收率
从灰分中铬的氧化程度测定结果表明, 在Na NO3/灰分的质量比为3.3、反应时间为90 min、不注入空气的条件下, 当反应温度超过750℃后, 随着反应温度的升高, 灰分中铬被氧化的程度并没有增大 (如表3实验方案1~6所示) 。在反应温度为750℃时, 可得到让人满意的三价铬转化为六价铬的转化率 (94.33%) 。且随着反应温度 (800℃和900℃) 的提高, 三价铬的氧化率反而降低。这可能是因为在较高的反应温度下, 硝酸钠分解过快所造成的 (硝酸钠在600℃左右就开始发生分解) 。
将空气注入反应混合物中并没有增大三价铬转化为六价铬的转化率。在气流量为50 L/min的条件下, 铬被氧化的程度为94.11%。而将气流量加倍到100 L/min时, 铬被氧化的程度并没有发生明显的增大 (94.63%) 。Na NO3/灰分的质量比 (R) 的增加将有可能对铬的氧化反应产生积极的影响。然而, 在Na NO3/灰分的质量比超过2.2后, 随着Na NO3/灰分的质量比的增加, 灰分中铬被氧化的程度并没有增大。
在反应时间为60 min的条件下, 三价铬转化为六价铬的转化率为94%。且随着反应时间的进一步延长, 铬的转化率也没有发生明显的增大。
3.2 铬酸钠的结构表征
使用SEM图像及X射线衍射分析对实验过程中所得到的铬酸钠及工业铬酸钠进行了结构对比。工业铬酸钠及实验过程中所得到的铬酸钠的表面SEM图像分别如图2及图3所示。
由于这些产品是由不同的生产方法加工制得的, 因此这些材料的表面被认为是不同的。同时, 应该注意的是, 由于工业铬酸钠是从铬铁矿加工制得的。因此, 在工业铬酸钠的生产过程中所使用的反应物以及加工条件与本项研究中所使用的反应物及加工条件是有所不同的。工业铬酸钠的生产一般是在1200℃左右的高温条件下进行, 而在实验过程中反应通常在750℃作用下进行。
工业铬酸钠及实验过程中所得到的铬酸钠的x射线衍射分析图谱分别如图4及图5所示。从图中可以看出, 两组样品中都含有相同的化合物成分。因此, 可以得出这样的结论:虽然这两种产品各自所使用的化学合成过程有所不同, 但是最终产品都含有基本相同的化合物成分。
3.3 废弃物的分析
对滤渣中未被氧化的铬、未参与反应的硝酸钠及灰分中的其它化合物进行了分析测定。滤渣的x射线衍射分析图谱如图6所示。从图6可以发现, 滤渣中含有硅化合物、铝化合物、亚铁化合物、铬化合物及钠盐。其中, 后两种化合物的存在主要是由于灰分中铬的不完全氧化及氧化反应中使用过量的硝酸钠所引起的。
通过x射线荧光光谱分析所检测到的滤渣中的主要化合物成分如表4所示。
从表4可以看出, 滤渣中最常见的化合物成分为硅化合物、铝化合物、铁化合物、铬化合物及钠盐, 这与滤渣的x射线衍射分析图谱所得到的结论一致。且从表4也可以看出, 样品中的氧化铬百分含量与按照ASTM D-2807-93 (1998) 标准方法测定所得到的结果基本相同, 大致都在3%左右。然而, 其与Godinho等 (Godinho等检测出在回收铬之前的灰分中大概含有1.08%的氧化钠) 所得到的结果相比, 滤渣中的钠盐含量有所增加。这一增加的现象被认为是由于在铬的氧化反应过程中使用了过量的硝酸钠所引起的。而其它化合物含量的相对增加可以解释为是由于铬含量的减少所引起的。
3.4 经济和环境效益分析
对目前已广泛用于皮革鞣制过程的碱式硫酸铬的生产过程进行了经济效益的分析。本项研究是基于Pereira的研究成果, 即使用氢氧化钠对从皮革废料热处理所得到的灰分进行氧化获取铬酸钠。于是出现了这样的结果, 对于年产量为9300 t的碱式硫酸铬的生产厂而言, 将至少需要投资260万美元, 而且投资回报率的时间将大致需要5年, 产品的成本将大致占工业产品市价的50%。因此, 可以估计得出这样的结论, 本论文中所提议的研究路线是很有经济优势的。因为在相同的反应条件下, 使用了比氢氧化钠成本更低的硝酸钠为原材料。
通过对本项研究滤渣中的大量残余物分析发现, 其大约占初始总质量 (灰分+硝酸钠) 的18.26%。而且, 根据该氧化得到铬的过程可以得出, 每生产1 t的铬酸钠将产生0.61 t的废料。因此, 在本论文中所提到的技术路线与当今普遍使用的技术路线 (产生大量的废料, 且在有些情况下, 每生产1t产品将导致高达4 t的铬泥的产生) 相比, 所产生的废料更少。
4 结论
结果表明, 从皮革废料热处理所得到的灰分中获取的铬酸钠是一种可替代工业铬酸钠的解决办法之一。反应温度对三价铬的氧化程度产生明显影响, 且在本项研究中反应温度的影响程度明显低于当今工业上普遍使用的氧化反应过程中氧化温度的影响程度。而通过将空气注入反应混合物中并没有增大三价铬转化为六价铬的转化率。且为了进一步获得让人满意的转化率, 有必要使用过量的熔融硝酸钠。然而, 在反应时间超过60min后, 随着反应时间的进一步延长, 铬被氧化的程度并没有发生明显增大。
另外, 观察到工业铬酸钠与实验过程中所得到的铬酸钠的表面之间存在一定的结构差异。然而, 通过x射线衍射分析表明, 两组样品中含有同样的化合物成分。
汽车皮革涂饰废水处理的工程实践 第5篇
1 废水水质水量
该公司的汽车皮革产量约为106张/年,废水主要为喷涂室内循环废水,涂饰剂配料容器、喷涂室、排污系统、滚涂机和地面的冲洗废水,废水中的SS、COD、BOD等指标很高,属高浓度有机废水。废水水量为170立方米/天,生产废水经处理后大部分循环回用至生产车间,其余小部分溢流水(约30立方米/天)水质要求达到《上海市污水综合排放标准》(DB31/199-1997)的三级排放标准。进水平均水质和排放标准见表1。
废水中主要为聚氨酯水性分散液,水性树脂,水溶性染料,颜料,并混有少量的有机溶剂成分,这些有机物使得涂饰废水的有机负荷高。而且,涂饰剂的固含量很高,颗粒直径大多在零点几微米到几微米之间,最大不超过100μm。另外,废水根据生产批次而间歇性排放,在一天中的不同时段,综合废水的水量、水质波动很大,废水的产生量取决于产品批量更换频率,最大瞬时水量是平均水量的2-3倍。这些特性决定了汽车皮革涂饰废水处理难度大。
涂饰废水中由于固含量很高,主要为 1nm～100um的部分浊液和胶体,添加高电荷的混凝剂(聚合氯化铝PAC)和助凝剂(高价阳离子的聚丙烯酰胺PAM)进行混凝沉淀,可使废水中的悬浮物浓度大大降低。该法具有投资少、操作容易、能耗低、对气温的变化适应性强,但对废水中小分子有机物的去除率较低,需要结合其它处理方法结合使用,废水才能达标排放。 从理论上讲,几乎所有的有机污染物都能被微生物所降解。根据进水水质的BOD/COD=0.18～0.25,其值小于0.3,判断说明废水中可能含有大量难降解的有机物。另外,根据有机化合物分子结构评价法,因涂饰剂主要为酯类等有机物,故判断该废水还是可以选择工艺广泛应用于工程实践的好氧生物处理法。通过水解酸化工艺,使废水中难降解的COD经厌氧处理后,转化为容易生物降解的COD,使大分子有机物转化为低分子有机物,并可降低有机负荷,使出水达到好氧处理可接受的浓度,再进行好氧处理至达标排放,既节约能耗,又节省占地面积[1,2]。
2 废水处理工艺
2.1 工艺流程的确定
综合类似(染料,涂料,PU革)废水处理的成功实践,并根据该厂的水质特征和所处的地域条件,确定采用混凝-水解酸化-接触氧化工艺处理该废水,工艺流程见图1.
该工艺主要由物化预处理系统(包括集水井、格栅、混凝沉淀池)、二级生化系统(包括调节池、水解酸化池、接触氧化池、二次沉淀池)、深度处理系统(包括砂滤装置、活性炭吸附装置)和污泥处理系统(污泥浓缩池、板框压滤机)组成。
(1) 集水井和格栅: 去除进水中较大颗粒的悬浮物和浮渣等。
(2) 混凝沉淀池。通过加入碱液、絮凝剂PAC和PAM,调节pH值,并经过混凝沉淀去除废水中SS,并能适当减轻后续处理有机负荷。
(3) 调节池。调节废水的水质水量,使其充分地匀质,并初步降解有机物。调节池设有曝气装置,防止悬浮物在该池中沉降,并一定程度地起到生化降解作用。
(4) 水解酸化池。即在大量水解细菌、产酸菌作用下将废水中难生物降解的大分子物质转化为易生物降解的小分子物质的过程,提高了废水的可生化性,以减轻后续好氧过程的负荷和提高处理效果[4]。
(5) 接触氧化池。废水经水解酸化系统进入接触氧化池时水质、水量都较稳定,可生化性好,利用生物接触氧化池中微生物菌群较稳定的优势,对废水中的有机物进一步的降解[3]。
(6) 二沉池。生物接触氧化池出水进入该池进行固液分离后,上清液达标排放。
(7) 深度处理系统:如果二沉池的出水水质不能达标时,废水泵入砂滤装置,经过滤处理后进入活性炭吸附装置,经活性炭的吸附使废水中的污染物得到比较彻底的去除,活性炭吸附装置出水达标排放。
(8) 污泥浓缩池。二沉池中的沉淀污泥通过气提排入污泥池进行好氧消化,消化后的剩余污泥和混凝池的沉淀污泥排至污泥浓缩槽,经污泥泵打入板框压滤机压缩,滤饼外运。
3 主要构筑物及工艺参数
主要构筑物及工艺参数参见表2。
4 运行效果
废水处理出水水质见表3。该工程总投资3×106元,运行成本为4.72元/m3。系统于2007年12月进入调试运行,5个月后正常运行,并通过当地环保部门的验收,出水水质达到了《上海市污水综合排放标准》(DB31/199-1997)的三级排放标准。
5 建 议
(1)由于目前工艺的产品批次多,产量小,导致补充自来水的最后一道清洗工序次数多的特点,该系统的中水回用率达80%左右,符合循环经济理念,取得良好的环保效益。但随着产品开发的逐步成熟,产量的日趋增加,中水回用率会不断提高,而真正实现企业的零排放。
(2)涂饰废水中由于水性涂饰剂的特征,SS很高,采用混凝处理对SS去除效率很高。
(3) 由于涂饰废水含有难降解的有机物质,直接进行生化处理难以达到良好的处理效果,而采用水解酸化串联工艺,可以使难生物降解的大分子有机物转化为易生物降解的小分子物质,改变废水的可生化性。
(4) 接触氧化池内具有表面积较大的填料和较好的充氧条件,使得池体内具有大量的生物固体和较高的容积负荷,对水质水量都有较强的耐冲击能力和较好的处理效果[3]。 但实际操作中,在调试和运行初期要控制好曝气量,溶解氧要持续控制在4-5mg/L左右,必要时还要进行适当的污泥回流。另外,温度低对菌种培养有一定的负面作用,要尽量避开冬季运行调试。
(5) 采用混凝-水解酸化-接触氧化法处理汽车皮革涂饰废水,工艺合理、技术可靠、运行稳定, 只要控制好操作条件处理效果也较好,具有良好的推广价值。
参考文献
[1]张自杰主编.排水工程(下册)[M].北京:中国建筑工业出版社,2000年.
[2]高廷耀主编.水污染控制工程(下册)[M].北京:高等教育出版社,1989年.
[3]沈连峰,吴泽鑫,赵勇,曹敬华.物化-水解酸化-接触氧化法处理淀粉废水[J].工业水处理,2007,27(6):83.
皮革含铬废水处理技术分析 第6篇
鞣制生皮,铬的利用率很低,有30% ~ 40% 的铬未被皮革吸收、固定,而被废弃成为污染物质［3］。这些铬直接排放不仅会造成环境污染,也使铬资源得不到合理利用,给皮革企业造成损失。所以必须采取有效的手段对制革废水中的铬进行回收利用,减少资源的浪费。此外,随着工业的发展,我国重金属资源日益短缺,而且因为铬的三致性,铬化合物流通控制十分严格。所以,对皮革含铬废水进行处理,并回收利用污泥中铬资源显得十分紧迫。
皮革综合废水是一种有机物浓度高、悬浮物浓度高、色度高的废水,处理工艺以生化法为主。但是皮革加工工序繁多,而且原料皮、加工工艺、成品皮革的不同,从而导致废水水质相差很大。而铬鞣工段产生的废水,主要污染物为不利于生化处理的重金属铬,为减轻综合污水处理负荷、回收有用物质,皮革含铬废水需要单独收集,独立处理。含铬废水单独处理,还可避免重金属铬进入后续处理系统,有利于铬污泥的综合利用和防止二次污染［4］。
1 皮革含铬废水处理方法
目前对皮革行业含铬废水的处理方法有加碱沉淀法、直接循环法、萃取回收法等常用方法,以及电化学法、膜分离法、离子交换等新工艺技术。
1. 1 加碱沉淀法
加碱沉淀法是最常用的重金属废水处理方法。在含铬废水中投加碱性物质,能将铬离子转变为Cr( OH)3沉淀下来。p H值、沉淀剂的选择以及温度是碱沉淀法反应中的控制因素。常用的沉淀剂［5］有Na OH、Ca( OH)2和Mg O。制革废水因为COD较高,也有人研究了碱- 混凝剂联用法处理废水［6］,以强化处理效果。
加碱沉淀法可同时处理废水和回用铬,工艺简单、技术成熟、投资少,我国企业多采用此法。但易出现沉淀不彻底、分离难度大等问题。铬泥回收研究很多,但技术不成熟、成本较高,生产企业实际回用受到限制。
为提高回用铬液的质量,皮革行业十分重视铬泥提纯方法的研究。一般将产生的含铬污泥进行压滤、水洗、酸化、过滤等处理,所得滤液可回用。金赞芳［7］将碱沉淀法处理后产生的污泥烘干后,经酸浸、氧化后,先调节p H去除铁离子,然后选用阳离子交换树脂将Ca2 +等去除,最后将得到的Cr2O72－经SO2还原,可制得制革工业所需要的化学原料Cr( OH) ( H2O)5SO4; 胡明成［7］在对制革工业污泥中Cr回收与再利用试验中,也采用了此方法［8］。
1. 2直接循环法
直接循环法是指铬鞣废水经过滤、测试、材料补充等处理后,直接回用于浸酸、铬鞣、复鞣等工序。材料补充是指废水经测试分析后,按照制革工艺要求调整水质,补充相关物质,一般先加入部分新铬液调节离子强度,经加酸调节酸碱度后,再加入助鞣剂等物质［9］。
直接循环法投资少,操作简单,但水中含有未去除的油质、蛋白质等污染物,循环使用,其浓度越来越高,将影响铬鞣质量。因此短时间使用可以达到一定效果,但长时间使用会给皮革质量带来负面影响,造成皮革发红、颜色不均、盐霜等现象［10］。
1. 3萃取回收法
铬鞣废液经格栅、筛网过滤后,收集于贮液池,然后泵入萃取罐中与萃取剂进行逆流多级反应［11］。萃取管内设有搅拌器来增加两相接触面积和传质系数,使水中的铬离子转移至萃取液中,再进行静置分离。分离所得液体重新调整后可回用于鞣制工段。经过几段萃取后,Cr3 +在水相中和在萃取剂中浓度达到动态平衡,需选取合适反萃液将萃取剂再生。萃取法选择性及分离效率高,易于回收,且能实现连续操作,但对萃取剂要求较高,既要有良好的选择性又要易于回收和再生,同时要求热稳定性能要好,毒性和黏度要小,还要有一定的化学稳定性［5］。目前皮革行业很少采用此法,研究多集中于电镀行业废水或污泥中铬的回收。
1. 4处理新工艺
1. 4. 1 电化学法
电化学水处理技术利用外加电场的作用,在特定的电化学反应器内,通过一系列设计的化学反应、电化学过程或物理过程,达到去除废水中污染物或回收有用物质的目的［12］。该法不需要投加药剂,产生污泥量少,不造成二次污染,而且装置结构简单紧凑,占地面积小,容易实现自动化,操作维护方便,便于管理控制。通过改善电化学反应器的构造、开发新型极板材料等方法,可减小甚至消除电极钝化,降低电能消耗,使制造和运行成本下降,增大处理水量。
电化学法以可溶性金属作电极,可在一台设备中完成电凝聚、电气浮、电解氧化和电解还原等过程［13］,处理能力很全面,可有效地澄清、脱色、杀菌、去污,对重金属离子和有机污染物均能起到很好的去除作用。Zaroual［14］用电絮凝法处理皮革废水,利用铁作为可溶性电极,在合适的条件下,对制革废水中的铬去除率可达到99% 以上。卢亮等［15］采用以催化铁内电解法为主的物化法工艺处理制革废水,出水水质稳定,能够达到二级排放标准。Sirajuddin［16］研究了电解法处理皮革废水中的铬盐污染物,发现既能减少环境污染,又能形成可回用的产品,使得该法经济可行。
1. 4. 2 吸附法
吸附法是目前研究较多的处理含铬废水的方法。通过吸附剂将铬离子吸附,可去除废水中铬离子; 通过解吸回收铬,可用于重新配置铬鞣液。
吸附法操作简单,处理效果好,是去除重金属离子的主要方法之一,但由于常规的吸附剂如活性炭价格昂贵,处理成本高,因此开发廉价高效的吸附材料已成为吸附法的研究热点。孙莹［17］等研究了钢渣和改性粉煤灰对六价铬离子的去除效果,发现钢渣对铬去除效果不是很好,但经过改性活化后的粉煤灰对六价铬有良好的去除效果,可考虑其在工业上的推广应用。李闻欣［18］以甲基丙烯酸甲酯对屠宰场产生的废弃羽毛进行改性处理后,用于吸附铬鞣废水中的铬,结果表明改性后的羽毛对铬的吸附作用明显增强。羽毛纤维自身就有吸附金属离子的能力,改性后的羽毛角蛋白在水溶液中由于酯基的水解羟基数量增加,与铬离子结合的羟基数量增多,从而提高吸附效率。
1. 4. 3 膜分离法
膜分离技术以选择性透过膜为分离介质,对物质进行分离。使用该法,可使废水中的铬化合物与其他盐类分开,从而回收铬。国内外在应用电渗析、反渗透、超滤、液膜法、膜生物反应器、微滤、纳滤等膜技术处理含铬废水方面都有所研究［19］。Alfredo等［20］研究了采用超滤( UF) 和纳滤( NF) 联合工艺回处理皮革废水,发现处理后所得的浓缩含铬溶液能回用于铬鞣工序。Fabiani［21］对超滤法回收铬鞣废液中的铬盐作了研究,发现超滤法能够极大的降低悬浮固体和脂肪物质的含量,回收所得铬盐质量好,若在超滤处理前先进行微滤可明显提升处理效果,处理后的渗透液铬的含量很低,而膜对铬的截留为99. 9% 。在滞留物中所回收的铬可以重新在铬鞣过程中使用。
应用膜技术处理含铬废水,转化率高、分离效果好、装置简单、操作容易、易控制,具有广阔的应用前景,是当前研究应用的热点技术。膜法所得铬液可能比直接循环法所得铬液要干净,但需较先进的技术支持,在制革厂内的实施范围受到限制。
1. 4. 4 离子交换法
离子交换法是一种借助于离子交换剂上的离子和水中的离子进行交换反应而去除废水中铬离子的方法。利用阴离子交换树脂,可以有效地去除废水中呈铬酸根或重铬酸根状态的Cr6 +,利用阳离子交换树脂则可以去除废水中Cr3 +及其它金属离子［22］。离子交换树脂对水溶液中的含铬离子有较大的交换吸附容量,处理效果好,可回收铬,对环境无二次污染。但该法设备复杂,一次投资大,成本高,有机物的存在会污染离子交换树脂,有较大的局限性,只适宜于大厂且铬浓度不太高的废水处理过程［23］。傅海霞［24］等采用双阴离子交换柱串联全饱和工艺处理回收含六价铬废水,出水能满足国家排放标准,穿透体积大。利用阳离子交换树脂柱除去再生液中的钠离子,去除率可达到83% ,纯化后的含六价铬溶液能再次投入使用。
2 皮革含铬废水处理研究趋势
随着生态文明建设步伐的加快,未来国内皮革行业环保政策趋紧已成必然,近日,经二次征求意见后的《制革及毛皮加工工业水污染物排放标准》( GB 30486 - 2013) 已正式发布。企业必须采用新技术去满足越来越高的要求和标准。目前使用的各项技术都有一定的优点,但也存在不足之处,根据实际采取特定的处理方法或者联用技术十分必要。此外,尽管很多方法都考虑了铬资源回收问题,但因处理技术不高,回收的铬液用到制革过程中,影响成品革质量,利用率较低。因此,提高皮革含铬废水处理技术及铬资源回收水平,已成为研究趋势。
摘要：皮革含铬废水主要来自于铬鞣、复鞣等工序。在这些工艺中,铬的利用率较低,而且铬本身具有毒性,因此加强废水处理并回收铬资源十分必要。皮革含铬废水回收和利用的方法很多,本文主要介绍了皮革含铬废水处理的常用方法以及近年来兴起的新工艺技术,分析了各类技术中的优缺点和存在的问题,并探讨了铬资源的回收再利用问题。
皮革废水处理研究 第7篇
1 皮革染色废水及其治理现状
1.1 皮革染色废水[1]
染色废水虽只占总废水量的5%~6%,但它成分复杂,含有毒性物质,色度也达1000~3000,因此治理难度很大。成分复杂是因为染色中加入了种类繁多的化学品,该工段所用化学品占整个皮革化学品的4%,包括染料及其助剂(润湿剂、漂白剂及固色剂等)、表面活性剂和有机氯化物等,这些化学品有相当部分不能被皮革所吸收,排入了废水中。皮革用染料主要分为两类:阴离子染料和阳离子染料,其中阴离子染料应用最为广泛,因为市场上大约98%的皮革用染料都是通过染料中的磺酸基和胶原中的氨基间的离子间作用力结合,它可再分为酸性染料、直接染料、酸性媒介染料和可溶性硫磺染料等。从染料多样性及使用情况来看,偶氮染料在合成染料中占最大比重,但部分偶氮染料的偶氮双键断裂会生成致癌芳香胺,这就增加了染色废水的毒性。染色废水色度高是因为皮革对染料的吸收最多只有90%,而水中即使只含有10 mg/kg的染料,也足以使水具有肉眼可以分辨的颜色。国际环境联盟和国际皮革化学家和工艺师联合会2006年发布的调查表结果显示:在工艺运行良好的条件下,每生产1 t猪皮,染色工段会产生5~10 t水,10~25 kg COD,3~9 kg BOD5,8~15 kg SS,1~2 kg Cr3+,1~2 kg TKN,3~6 kg Cl-,10~40 kg SOundefined、3 kg油脂及20~80 kg TDS,而每生产一张绵羊皮产生的污染物量为:75~100 L水,80 g COD,25~50 g BOD5,80 g SS,5 g Cr3+,3 g TKN,50 g Cl-和270 g TDS。
1.2 皮革染色废水的治理现状
国内外一般都是将染色废水与加脂废水及复鞣废水一起预处理。处理后,对于有综合污水处理系统的企业,与经预处理后的浸灰废水及铬鞣废水一起排入综合污水处理系统,进一步生化处理;对于没有综合污水处理系统的企业,则直接排入市政管网由市政污水处理厂统一处理。主要的预处理工艺有石灰中和沉淀法、氯氧化法、电化学法及膜分离法。
1.2.1 石灰中和沉淀法
石灰中和沉淀法通过将石灰乳与助剂如氯化铁、硫酸铁等调成混凝药剂与废水充分混凝,再加上电石渣等脱色来处理染色废水,利用了石灰能和许多金属离子发生反应,生成难溶于水的金属氢氧化物的原理。由于石灰价格便宜,来源广泛,因此该法经济有效,但产泥量较大,当废水中pH值过高或含有较多氰、铵、氯等离子时,会形成络合物而影响沉淀效果,而且作为无机混凝剂,石灰对亲水性染料去除效果差,而皮革染色所采用的工艺都是以染料的水溶性为前提的,因此治理效果并不理想。
1.2.2 氯氧化法
氯氧化法是利用废水中的显色有机物在化学反应中能被氧化的性质,应用氯及其化合物作为氧化剂,氧化破坏显色有机物的结构,达到脱色的目的。常用合成氯氧化剂有液氯、漂白粉和次氯酸钠等,皮革染色废水的处理中应用最广泛的是次氯酸钠。该法虽投入设备简单,产泥量少,但对染料的去除具有选择性和反复性,而且据报道处理后水中含三氯甲烷和三氯乙烯,而卤代烃对环境造成的污染要比单纯色度大得多,并且卤代烃对生物体的肝脏损害很大,因此有人反对将次氯酸钠用作废水处理的氧化剂。
1.2.3 电解法
电解法治理皮革染色废水是多种电化学反应和物理分离的综合过程,利用金属电极(铁或铝)在电解槽内作电极时得失电子的能力,使还原性污染物被氧化,氧化性污染物被还原。各种污染物经电解氧化还原、电气浮和电凝聚处理后得到净化。
水电解时电离为H+和OH-,OH-离子在阳极放电,生成氧:
H2O→H++OH-
4OH--4e→2H2O+2[O]→O2↑
这种初生态氧是很强的氧化剂,能使废水中的染料与助剂被氧化分解或断链脱色。
与此同时,在阴极产生H+放电形成[H],继而形成H2。
2H++2e →2[H] →H2↑
这种初生态氢对某些有机物有很强的还原作用,可将处于氧化态的某些色素还原为无色物质。这种利用电极的氧化还原产物与废水中污染物发生氧化还原而去除的过程称为间接氧化还原作用,有些物质可以直接在电极上产生氧化还原作用,这种过程称直接氧化还原作用。
电解过程中阳极和阴极表面不断产生的氧气和氢气以微小气泡向水面逸出,使废水中的有机胶体微粒和呈乳浊的油脂类杂质与其粘附在一起浮升到水面而被除去,这一过程称为电气浮作用。
当可溶性金属(如铝、铁等)作阳极时,阳极金属发生溶解,并以离子状态溶于水中,经水解反应形成的活泼Al(OH)3或Fe(OH)3:
Al-3e→Al3+
Al3++3OH-→Al(OH)3
Fe-2e→Fe2+
Fe2++2OH-→Fe(OH)2
4Fe(OH)2+O2+2H2O→4Fe(OH)3
由电解生成的Al(OH)3或Fe(OH)3的活性大,对水中的有机和无机杂质都有强大的凝聚作用,这一过程称为电凝聚作用。
胡曙及高新红等[2,3]利用电解法处理皮革染色废水,结果表明该法占地面积小、处理效果好、操作管理简单且不需外加絮凝剂,且产生的污泥量少;当色度与污染物浓度变化较大时,可以调节电流和电压的大小来控制出水水质,保证出水达标,尤其适用于排水量较少的中小型企业。另外,由于染色废水往往与加脂废水一起处理,水中含有大量油脂类物质,电气浮恰可使这些油脂类物质与气泡粘附在一起浮升至水面而去除。因此,笔者认为电解法是目前皮革行业所使用方法中最合适的,它对染色废水的处理是絮凝、吸附、架桥、卷扫、电沉积、电化学氧化还原等多种作用的共同结果,但它能耗及设备成本较高,这限制了该法的推广。
1.2.4 膜分离法
膜分离通过对废水中污染物的分离、浓缩、回收达到净化污水的目的,主要有微滤、超滤、纳滤和反渗透。对于膜分离法处理染色废水还仅处于理论研究阶段,牛涛涛等[4]认为制革染色废水中的染料与油脂呈结合状态,超滤可高效除去这类染料。超滤过程所得的滞留物是脂肪和染料的浓缩液,渗透液中含有水、少量染料。浓缩液可被重新用于其他染浴中,但只能用于染黑色,且要按严格的配比添加染料。渗透液中的水可被全部循环利用,如作为其它染色过程用水或作为简单洗涤用水。
2 印染废水的处理现状
2.1 物理及化学方法
2.1.1 混凝法
相较于皮革行业混凝剂选择的单一,印染行业对于混凝剂的研究趋于多样化,近年的研究热点是:①通过无机-无机、无机-有机混凝剂及助凝剂之间的复配,充分发挥各种絮凝剂的优点,降低各组分的用量, 使混凝法处理印染废水既有效又经济。陆雪梅等[5]合成了新型复合混凝剂BS,其对疏水性和亲水性染料废水都具有良好的混凝脱色作用。②生物絮凝剂对废水中的染料、胶体和悬浮物均具有絮凝作用,且具有高效、安全、无二次污染等优点,主要品种有NOC-1系列生物絮凝剂和NAT型生物絮凝剂。[6]③天然有机高分子絮凝剂壳聚糖、淀粉和纤维素衍生物等原料来源广、价廉和生物可降解性好,近年来发展十分迅速。
2.1.2 膜分离
皮革行业目前仅处于理论研究阶段,而在印染废水处理中膜分离已被证明是切实可行的。耿锋等[7]比较了聚偏氟乙烯微滤膜和絮凝法对靛蓝染料废水的处理结果。结果表明,采用膜分离技术时靛蓝染料截留率可在99%以上,在经济成本上也优于传统的絮凝法。Lopes等[8]采用三种性质不同的纳滤膜处理印染废水,色度去除率高达99%,COD去除率达到87%,处理后的废水完全可回用。
2.1.3 高级氧化法
与氯氧化法相比,高级氧化法由于具有使用范围广,处理效率高,反应迅速,二次污染小,可回收能量及有用物质等优点,成为印染废水处理的研究热点。
2.1.3.1 光催化氧化
光催化氧化法利用光照下产生的能量,促使催化剂或氧化物发生能级跃迁,由此产生的自由基或空轨道具有强氧化性,可与废水中的有机污染物发生反应进而达到去除污染物的目的。常用的光催化剂有TiO2、Fe2O3、WO3、ZnO等,其中TiO2化学性质稳定、难溶、无毒、成本低,是理想的光催化剂。光催化氧化在印染废水中的应用主要集中在光催化反应器开发及与其他技术的联用上。汪萍等[9]用自制圆柱形TiO2/GeO2复合膜光催化氧化序批式反应器处理染料废水,出水可达《污水综合排放标准》一级标准。研究表明[10,11],将超声波及微波引入光催化氧化技术可提高物质的传递速率,加速光氧化速率,改善降解效果。
2.1.3.2 Fenton氧化
Fenton氧化在酸性条件下,以Fe2+为催化剂,H2O2分解产生·OH,破坏染料分子发色基团,降低色度及COD,且Fe2+可在一定pH值下形成Fe(OH)3胶体而兼有混凝作用,故可有效治理印染废水。但Fenton法处理废水所需时间长、使用的试剂量多、H2O2利用率低,而且增大Fe2+浓度,出水可能带有颜色。因而,人们一方面将紫外光、可见光等引入Fenton体系,另一方面使用其它过渡金属离子如Co、Cd、Cu、Ag、Mn、Ni等替代Fe2+。这些方法可显著增强Fenton试剂对有机物的氧化降解能力,并可减少Fenton试剂的用量、降低处理,被统称为Fenton类反应[12,13]。
2.1.3.3 湿式氧化
湿式氧化是在高温(125~350 ℃)、高压(0.5~20.67 MPa)下用氧气或空气作为氧化剂,氧化水中溶解态或悬浮态的有机物或还原态的无机物使之生成CO2和H2O的处理方法。一直以来,反应条件比较苛刻,设备要求高,限制了该技术的应用,但是近年来,以液态H2O2作为氧化剂及催化剂的引入,使该法得以在常温常压下进行,有效地扩大了应用范围。吴志敏等[14]以液态H2O2为氧化剂,Cu2+为催化剂处理含酸性红B染料的废水,结果表明该法能在220 ℃、8 min、0.1 MPa时,COD和色度去除率分别达到82.5%和99.7%。
2.1.3.4 超临界水氧化
超临界水氧化(SCWO)利用水在超临界状态下(温度374.3 ℃,临界压力22.05 Mpa)的特性,使有机污染物和空气、O2等氧化剂在超临界水中发生均相氧化反应,从而将其去除。颜婉茹等[15]探讨了超临界水氧化处理废水中活性染料,结果表明,超临界水氧化能有效去除水中的TOC,在380 ℃、25 MPa、停留时间3.2 min、pH为7时, COD去除率可达到98.06%。SCWO具有去除污染物彻底、出水直接回用及以固体形式回收无机盐等优点,但设备腐蚀和管路堵塞阻碍它的发展。
由上述分析可知,在皮革染色废水治理领域得到应用的方法或多或少都存在一些问题:混凝法的混凝剂种类单一;次氯酸钠氧化法处理不彻底;电絮凝法材料、能源损耗严重,而印染行业针对这些问题都尝试加以解决,并且取得效果。众多方法中,结合皮革染色废水自身特点,笔者认为高级氧化技术可无选择性的彻底处理废水,不造成二次污染,不为后续处理造成负担,是可以采纳的方法。作为目前已被应用的方法中最适合的方法,电解法走向实用化的关键是高性能电极材料制备筛选及电解装置结构的改善。此外,作为一种清洁生产工艺,膜分离技术具有巨大的环境和经济效益,但目前各种膜的性能尚不稳定,膜孔易堵塞,膜系统成本高,使用寿命短,因此如何选取合适的膜、提高膜的性能、控制膜污染并降低成本是此法广泛推行的关键。
2.2 生物化学法
目前,生物法处理皮革综合废水的实例不少[16],但用生物法单独处理皮革染色废水的实例则很少。与此相反,对于印染废水的处理生物法却占据主要地位,尤其是厌氧-好氧联用法。该工艺的提出主要是针对印染废水中可生化性很差的高分子物质,期望它们在厌氧段发生水解酸化,变成小分子,从而改善废水可生化性,为好氧处理创造条件,而好氧段所产生的剩余污泥全部回流到厌氧段,厌氧段有较长的SRT,有利于污泥厌氧消化,从而降低整个系统的剩余活性污泥量。此外,还有大量针对为生物强化技术和微生物活性增加技术的研究。
2.2.1 选种技术
生物强化技术是指为提高废水处理系统的处理能力,而向系统中投加从自然界中筛选的优势菌种或通过基因组合技术产生的高效菌种,以去除某一种或某一类有害物质的方法,包括直接投加特效降解微生物、生物强化制剂和固定化生物强化技术,其中直接投加特效降解微生物是生物强化技术应用最普遍的方式。何芳等[17]筛选出8株高效脱色菌株,比较高效混合菌与活性污泥等量混合接种及单纯活性污泥接种的固定化系统处理印染废水的效果。结果表明,前者生物膜形成快,对pH值和温度适应范围宽,且菌种活性高。生物强化制剂是将从自然界中筛选出来的、有特定降解功能的细菌制成菌液制剂或将其附着在麦麸上制成干粉制剂,用于处理废水。固定化技术是通过物理或化学的手段,将游离的酶及微生物固定在限定的空间区域使其保持活性,并可反复利用的一项技术,其对染料脱色有促进作用。赵林果等[18]采用自制复合型载体丙烯酸酯类聚合物固定的漆酶对染料酸性紫染料进行脱色。结果表明,适宜条件下,反应4h,脱色率达到98.5%,重复使用八批次后,脱色率仍能保持90%以上。
2.2.2 活性增加技术
微生物的新陈代谢需要一定比例的营养物质和其他微量元素,通过调节营养物质配比及微量元素的投加量等方式可提高生物法处理废水的效果。孙天华[19]发现在曝气池加入Fe(OH)3,可以逐步驯化形成具有特殊的生物铁污泥,这种结构紧密的团粒状活性污泥的比重远大于普通活性污泥,具有良好的沉降性能,因而曝气池可以维持很高的活性污泥浓度,从而提高单位池容的处理能力,这种泥对COD的去除率比普通活性污泥高18%。
皮革染色废水处理之所以不用生物法是因为它的可生化性是所有制革工段废水中最差的,对其进行预处理的直接目的是提高可生化性,从而减轻后续处理的压力,并不需要它达标排放,而以往的生物法往往占地面积大、运行费用高,因此企业都不愿意为单段水的预处理做出过大的投资,其实厌氧生物法同样可以达到降解污染物,提高染色废水可生化性的目的。其实与物化法相比,厌氧法具有运行成本低、节约能源和污泥易处置等优点,而且染色废水是与油脂废水一起处理,油脂较易被生物降解,可作为微生物生长所需的碳源和能源,进而增强处理效果并降低运行成本。只是以往的厌氧反应器代谢速度慢、停留时间长、容器体积大、影响因素多且造价高,因此,厌氧法处理皮革染色废水的方向是研发出结构紧凑、处理速度快且可稳定运行的新型高效厌氧反应器。如果再将该反应器与生物强化技术和微生物活性增加技术相结合,相信皮革染色废水的治理将可得到彻底解决。
3 结论