“制革废水的土地处理法机理”的概念、定义、翻译、参考文献-科学参考

单词

制革废水的土地处理法机理

释义

【制革废水的土地处理法机理】

土地处理法是使污水通过土壤－植物系统，经过一系列物理、化学和生物过程，使之净化的处理技术。它投资少、能耗低、易管理、净化效果好。美国、澳大利亚等在这方面已做了很深入的研究。中国“七五”期间曾在天津、北京和沈阳等地进行了处理城市污水的示范工程研究，取得了一定的成果。

降解是生物、化学及光化学反应的不可逆过程。它包括完全矿化和变质两种类型。完全矿化，是指有机物质转变为无污染的无机成分；变质，则是指原来的物质转变为另一种形态的污染物。有时，产物很可能比原有物具有更大的危害性。例如，三氯乙烯和二氯乙烯可通过生物反应转变为氯乙烯。

1．生物降解。在土地处理过程中，一般认为，生物降解是最主要的作用。当有机物提供最初的能量或碳源或在二次利用和协同新陈代谢作用下，就会发生有机物降解或分解。为提高生物降解速率，必须考虑生物体的生长条件(G．F．Parking等1984)(表1)。这些条件，与有机和无机污染物的降解有关。

表1 生物体的生长条件

在好氧环境下，O₂是电子受体；无氧条件下，是NO₃^－；在厌氧环境下，SO₄^2－、CO₂或其它还原性有机物(多为醋酸)作为电子受体。一般，若有机物可好氧降解，则也能进行厌氧降解。但是，有些污染物并非如此。例如，大多数氯代苯是好氧降解的。在好氧条件下，制革废水中的硫化物将氧化为SO₄^2－；在缺氧或不存在NO₃^－时，SO₄^2－将作为剩余有机物降解的电子受体，并转变为硫化物。微生物对污染物的降解需要大量的营养物(N、P、S＞5～10mg／L)，以及微量营养物K、Fe、NO、Zn、Ni((特别是对厌氧细菌、痕量有机物(维生素等＜0．1～1．0mg／L)。R．C．Sim(1984)的研究表明，当土壤中加入营养物时，会发生具有较高反应速度的多核芳香族碳氢化合物(PAH)的分裂反应。一般说来，由于土壤具有肥力，废水还可自供营养物。利用土地处理制革废水，营养物是会缺乏的。温度和H⁺浓度必须在适当范围内，方能以合适的速度时行生物降解作用。尤其是在厌氧细菌作用下，温度对生物降解的速度影响更大。除了硝化细菌对温度十分敏感外，好氧菌和厌氧菌都不太敏感。因此，降解可在较低温度(10℃)下进行。碱性土壤可提供缓冲作用，以保持H⁺浓度在合适的范围(3．16×10^－7～3．16×10^－9mol／L)；大多数制革废水具有相对较高的碱性，可以将H⁺稳定在所需范围内。另外，必须防止微生物中毒。污染物的毒性，取决于化合物的性质。若有充足的时间，有机毒物也会生物降解。但是有毒物，像重金属(制革水中的铬)，不会降解；在适当条件下，细菌能适应相对较高浓度的Cr(＞100mg／L)。这一浓度将大大超过土地负荷的浓度或通过下水道排放的浓度。对Cr，是以离子形式显示其毒性的，因此需使其从溶液中析出。

土壤微生物，只有与污染物进行充分接触，才能使土地处理更有效。在这一点上，土壤类型是十分重要的。停留时间是有效生物降解的重要工程参数。长的停留时间和高的生物量，将保证污染物的有效去除。同时，可最大限度地降解有毒污染物。湿度对处理污水影响不大。若利用土地处理污泥时，细菌就需要充分的的湿度，以产生最适宜的生物降解速率。

2．化学降解。化学降解或将底物完全矿化或部分变质。其常见类型是氧化作用、还原作用和水解作用。P．L．Mccarty(1984)、M．A．Calllahan(1979)等人研究，在土壤中加入过氧化物(O₃、H₂O₂)，可加强化学降解作用。但这将增加费用，从而降低土地处理的可行性。不同的研究表明，在土壤环境中的酚、醛、芳香胺、有机硫化物及氯化物是被氧化的。总的说来，有机物的生物降解速率大于其化学降解速率。在厌氧条件下，土壤中可发生还原反应。。加入还原剂(如金属、氢化硼)后，可使反应更易进行。据估计，在土壤环境下可发生有机氯化物的取代还原作用。水解作用是化学键在水中的断裂过程。在升高或降低H⁺浓度或加入催化剂的条件下，会以较慢的速度自发进行。在降解中，水解是否为主要作用，取决于污染物的性质和土壤的条件。

3．光化学降解。此类型的降解，是指在接近于大气的土壤表面发生的光解或光氧化作用。只有当污染物易挥发且能释放到空气中时，才会有这种作用。尽管这种降解中会有还原和水解作用，但一般是氧化作用。紫外光、大气中O₂、O₃及水蒸气，对光化学降解反应都必须的，含羟基官能团也是一种重要的成分。光化学反应对一些有毒物的降解，机理尚待探索。

吸着作用，主要是指有机物的物理吸附和离子交换，对金属与阴离子的去除。土壤的有机组分，易产生吸附作用；而在粘土中，则更易进行离子交换反应。

利用等温线可以了解土壤进行吸附或离子交换的能力。在离子交换中，由土壤的阳离子交换能力可以得出对金属子的去除能力。最常用的描述吸着反应的等温线是Freumdhch等温线：

　　　　q=kc^1／n　　　　(1)

其中，q--每克干燥土吸收的固态污染物；c--平衡状态浓度；k、n--经验常数。由污水与不同量的土壤接触特定时间(如24h)及溶液浓度，可决定常数k和n。

下面是根据吸附作用估计有机物去除的表达式：

其中，f是土壤的湿度含量分数。

进一步导出表达式，得出有机物由于吸附作用而在土壤中的相对停留时间：

　　　　t_r=［1+Pbkd／e］　　　(3)

其中，t_r--与水相关的停留时间；Pb--土壤体积密度；e--土壤空隙分数；Kd--分布系数。

分布系数可由下式估算出：

　　　　　Kd=6．3×10^－7(foc)(kow)

其中，foc－有机碳(g)／干土量(g)；kow--被吸收有机物辛醇--水分离子数。

由已知制革废水的吸附作用特性，可估计土地处理的有效使用期。

土壤去除金属的能力，可由上面讨论的等温线或阳离子交换法得出。其它影响金属去除的是pH、土壤中可含的其它金属及钠的吸附比例。在离子交换中，还可能去除一些阴离子，对于制革废水、硫化物(HS^－，S^2－)及Cl^－，不可能通过离子交换很好地去除。但可去除磷化物。

吸附作用及离子交换都是可逆反应。如果土壤、污染条件或特征有显著改变，则已被吸附的物质就有可能脱附下来，即可谓的“色谱效应”。吸着反应还在降低甚至消除微生物的中毒，促进难降解和有毒有机物的生物降解作用。

综上所述，由吸附作用产生的土壤固定有机物的能力，决定于土壤中有机碳的含量土壤中不易分解的有机物和金属含量，则决定土地使用期和所选择的土地场址。

在制革废水的土地处理中，主要有两个化学氧化原反应。其一是，废水中硫化物氧化为硫酸根的反应：

　　　　HS^－+S^2－+O₂→SO₄^2－　　　(4)

这在土壤上层的好氧区进行。产生的SO₄^2－将随水向土壤下部迁移，并经下述反应减少：

　　　　有机物+SO₄^2－→CO₂+H₂S+HS+S^2－　　　(5)

H₂S、HS^－、S^2－的相对浓度由H⁺浓度决定。据报道，高浓度H₂S将使细菌中毒，并将有机力气转变为甲烷。因此，在好氧区的硫化物的氧化作用，将对厌氧区的反应产生显著的影响。其二是，制革废水中的Cr³⁺很容易以沉淀形式固定。但是，下列反应在好氧区可使Cr³⁺氧化为Cr⁶⁺：

　　　　Cr³⁺+O₂→CrO₄^2－　　　(6)

若Cr⁶⁺向下迁移至厌氧区，就有可能还原为Cr³⁺，并沉淀下来。

上述讨论表明，氧化还原反应是环境条件影响的结果。其影响因素还包括H⁺浓度、温度及土壤本身的性状。

有效的沉淀反应有3种。其中，最重要的是Cr³⁺生成氧化物的沉淀反应：

　　　　Cr³⁺+3OH－→Cr(OH)₃_{(7)
此反应的溶度积ksp为7×10^－31，表明是很难溶解的。但Cr³⁺还可以与制革废水中的C1^－、NH↓（3、硫化物及OH^－反应生成一些有机物。一般来说，H⁺浓度越低，由沉淀法固定Cr³⁺越容易，越完全。
制革废水中常有石灰，因此Ca²⁺可由沉淀法固定：
　　　　Ca²⁺+CO₃^2－→CaCO₃_{sp=6．9×10^－9　　(8)
在厌氧条件下，重金属以硫化物形式沉淀(MS)：
　　　　M²⁺(重金属)+S^2－→MS↓　　　(9)
绝大多数重金属硫化物是不可溶的。厌氧区中S^2－的存在数量由下列平衡式决定：
　　　　H2SHS^－+H⁺　　　　(10a)
　　　　HS－S^2－+H⁺　　　(10b)
沉淀反应一般可逆的。若由厌氧条件转变为好氧条件。那些以硫化物形式沉淀的金属将溶解。但在土地处理系统的设计合理，且运转正常时，这种情况就不会发生。
过滤作用是从水中去除悬浮物的物理过程，其中悬浮物的负荷是主要限制因素。周期性地提高土壤表面，会使这个问题得到缓和。所溶解的由生物或化学降解的有机物，将会更易于进一步降解。
挥发作用是指通过好氧作用(固体交换)挥发性污染物释放入大气中的物理过程。化合物的挥发度，可由其亨利常数估算得出。开垦或耕种土地，将提高其挥发度。
生物摄取作用，是利用同化作用将进入生命组织中的污染物去除的过程。例如：无机氮化物(NH↓（3}、NO₂^－、NO₃^－)和无机磷化物(PO₄^3－)可通过植物的生长得到去除。但如在土地处理系统中种植作物，就需考虑其最终被污染的情况，特别是所吸收的重金属。
综上所述，得出在土地处理法中的不同去除机理的抽象模型(表2)
表2 不同去除机理的抽象模型
(天津市环境保护科学研究所李心宏撰)}

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