腐植酸对nZVI去除水中Cr(VI)的抑制及抑制作用的消除

以纳米级零价铁(nZVI)为主要工具修复受污染水体中的Cr(VI),考察了腐植酸(HA)对nZVI去除水中Cr(VI)的抑制作用,并初步探讨了淀粉稳定化nZVI对HA抑制作用的消除.结果表明,随着HA初始浓度由0增加大5,10,15,20,30mg/L,反应10min nZVI对Cr(VI)的去除效率分别达到91.9%,82.6%,78.6%,70.4%,70.0 %和69.4 %.可见,HA对nZVI去除Cr(VI)的影响是双方面的,一方面,HA会吸附在nZVI的表面,占据nZVI表面的活性反应部位,导致反应速率的下降;另一方面,HA表面带有大量的活性基团, 有较大的负电性,会起到一定传递电子的作用,进一步促进反应的进行.由于nZVI的比表面积较大,HA的吸附作用占据主导地位, 导致HA的加入对nZVI去除Cr(VI)反应产生明显的抑制作用. 适量淀粉(0.5g/L)的加入确实能够起到阻碍nZVI颗粒团聚和HA在nZVI颗粒表面吸附的作用,从而维持nZVI较高的反应活性,消除HA对nZVI去除Cr(VI)的抑制作用.     

硫酸盐还原颗粒污泥对溶液中Cr(Ⅵ)去除特性及总Cr平衡吸附研究

利用小型EGSB反应器培养的硫酸盐还原颗粒污泥进行Cr(Ⅵ)去除实验,考察硫酸盐还原颗粒污泥对Cr(Ⅵ)的去除特性及对总Cr的平衡吸附并进行吸附等温式拟合.结果表明,颗粒污泥对Cr(Ⅵ)的去除是物理、化学及生物过程共同作用的结果,主要包括了还原及吸附作用.颗粒污泥对Cr(Ⅵ)的去除作用与环境因素、颗粒污泥的化学组成和结构的完整程度等密切相关.对Cr(Ⅵ)的去除速率随颗粒污泥投加量及Cr(Ⅵ)初始浓度的增加而提高;提高振荡速度和温度均可提高Cr(Ⅵ)的去除效率及对总Cr的吸附速率,但当振荡速度达到150r·min-1时或温度达到40℃时颗粒污泥会出现结构的离散并降低总Cr的平衡吸附量;pH值越低颗粒污泥对Cr(Ⅵ)的去除效率就越高,但颗粒污泥表面的硫化物在pH值为酸性时会转化成H2S气体逸出,并因此影响对总Cr的吸附效率.颗粒污泥对总Cr的最大吸附量为6.84mg·g-1,其对总Cr的吸附过程符合Langmuir吸附等温式.     

小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附特性及动力学、热力学分析

为实现农业废料资源化,解决含铬废水的污染问题,研究了小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附性能.试验考察了pH,小麦秸秆投加量,温度和初始ρ〔Cr(Ⅵ)〕对吸附活性的影响,进而确定了小麦秸秆去除Cr(Ⅵ)的最优条件.结果表明:当pH=1.0,温度为50 ℃,固液比为40 g/L时,小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附效果最佳.在pH=1.0,温度为30 ℃,固液比为4 g/L的条件下,初始ρ〔Cr(Ⅵ)〕分别为50,100和150 mg/L时,吸附6 h达到平衡,饱和吸附量分别为6.281,11.942 和13.981 mg/g.吸附动力学反应符合准二级动力学方程.吸附热力学反应符合Langmuir吸附等温方程.结合FTIR谱图和SEM结果,推断小麦秸秆对Cr(Ⅵ)的吸附过程以化学吸附为主.      

铁屑-微生物协同还原去除水体中Cr(Ⅵ)研究

考察了铁屑和微生物对受污染水体中Cr(Ⅵ)的还原去除能力以及Cr(Ⅵ)去除效率的影响因素,分析了反应后铁屑表面的组成以及Cr(Ⅵ)还原产物的形态特征.结果表明,铁屑-微生物协同处理对水体Cr(Ⅵ)的去除具有促进作用,在18 h内Cr(Ⅵ)去除率就可达到100%.在25～42℃范围内,温度升高有利于Cr(Ⅵ)的去除;Cr(Ⅵ)还原去除的最适宜初始pH为5.8.Cr(Ⅵ)去除效率随着铁屑投加量和微生物接种量的增大而增大,随着Cr(Ⅵ)初始浓度的增大而减小.Mn2+、Zn2+、Co2+、Cu2+和Ni2+离子对Cr(Ⅵ)的还原去除都有一定的抑制作用,其中Mn2+的影响最小,Ni2+的抑制作用最为明显.XPS分析结果显示,铁屑表面吸附和沉积了Cr元素,且有Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)两种价态;Cr2p3/2轨道处的出峰由Cr(Ⅲ)在(576.8±0.1)eV处的峰和Cr(Ⅵ)在(578.1±0.1)eV处的峰叠加而成,还原产物Cr(Ⅲ)极有可能以Cr(OH)3以及铁铬氧化水合物[FexCr1-x(OH)3]形式存在.     

啤酒酵母吸附去除水中Cr(Ⅵ)的研究

研究了吸附剂用量、重金属初始浓度、pH对非活性啤酒酵母菌体吸附Cr(Ⅵ)的影响.结果表明,吸附剂的用量越高,对Cr(Ⅵ)的去除率也越高,但单位菌体吸附量却越低;相反,Cr(Ⅵ)初始浓度越高,对Cr(Ⅵ)的去除率就越低,但单位菌体吸附量却越高;溶液的pH也是影响吸附去除效果的重要因素之一,当pH为1时,吸附去除效果最好,非活性啤酒酵母菌体对Cr(Ⅵ)的吸附过程可用Langmuir和Freundlich等温吸附模型来拟合,但Langmuir等温吸附模型的拟合效果更好,由Langmuir等温吸附方程得到最大吸附量为9.17mg/g干菌体.     

利用水华微藻生物质去除水中Cr(Ⅵ)离子的研究

将野生水华微藻生物质作为吸附材料去除水中Cr(Ⅵ)离子。实验发现温度对去除效率没有显著影响,而pH值和Cr(Ⅵ)离子去除率呈严格负相关。在微藻吸附剂浓度为5.0 g/L、温度25℃、pH值5.0和初始Cr(Ⅵ)离子浓度30.0 mg/L条件下,经过2次吸附可以将水中Cr(Ⅵ)离子降低到0.45 mg/L,去除率达到98.5%。进一步分析表明,溶液中Cr(Ⅵ)浓度随着吸附时间逐步下降,Cr(Ⅲ)浓度会随着吸附时间逐步上升,逐渐接近总Cr浓度,这表明吸附过程中微藻生物质会将部分Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)。本研究表明,野生水华微藻生物质是一种低成本的吸附材料,可以用于去除废水中Cr(Ⅵ)离子。     

CTMAB/凹凸棒土颗粒的制备及其吸附Cr(Ⅵ)性能研究

以凹凸棒土粉末为原料经一定工艺制得凹凸棒土颗粒,采用阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵(CTMAB)为改性剂,通过微波改性合成了CTMAB/凹凸棒土颗粒,确定了最佳制备工艺条件为煅烧温度550℃,改性剂浓度80 mmol/L,微波改性时间6 min。考察了Cr(Ⅵ)溶液初始浓度和p H的影响,当Cr(Ⅵ)溶液浓度为20 mg/L,p H=5.6,CTMAB/凹凸棒土颗粒投加量为4 g/L时,在最佳条件下制备的CTMAB/凹凸棒土颗粒对Cr(Ⅵ)的去除率为90.7%。结果表明:改性后CTMAB进入到了凹凸棒土颗粒的表面及孔道,使其所带电性由负转为正,因而对以阴离子重铬酸根存在的Cr(Ⅵ)有更好的吸附性能,且Zeta电位随p H升高而降低,与去除Cr(Ⅵ)效率变化一致。吸附过程符合Langmuir等温线和Lagergren准二级速率方程,表明吸附为一种快速的单分子层化学吸附。     

高岭土的改性及其对Cr(Ⅵ)的吸附特性

采用煅烧、酸浸的方法对高岭土进行改性,通过对SEM、XRD、FT-IR、EDS、孔结构表征及高岭土对Cr(Ⅵ)的去除能力研究,确定高岭土的改性条件,考察改性高岭土对Cr(Ⅵ)的吸附特性. 结果表明:①高岭土的改性适宜条件为煅烧温度800℃、煅烧时间3h、c(HCl)为4mol/L;煅烧使高岭土的结构发生变化,活性增强;酸改使高岭土孔隙通畅,吸附性能增强. ②改性高岭土吸附Cr(Ⅵ)的优化条件为粒度0.15mm、用量10g/L、吸附温度30℃、吸附时间15min,该条件下ρ〔Cr(Ⅵ)〕为100mg/L时废水中Cr(Ⅵ)的去除率可达91.4%. ③高岭土对Cr(Ⅵ)的吸附过程符合准二级吸附动力学模型,相比于Freundlich方程,其吸附等温式更符合Langmuir方程.      

化学改性对BA-3活菌体去除Cr(Ⅵ)的影响作用

通过对BA-3活菌体进行多种化学改性,比较了经化学改性后的BA-3菌体对C(rⅥ)的去除效率。结果表明,所试化学改性均会导致BA-3活菌体一定程度的质量减少;无机酸改性及有机溶剂改性均可较大程度提高菌体的C(rⅥ)去除效率,而无机酸改性、有机溶剂改性及盐改性则对菌体吸附Cr的效率有不同程度的提高作用。菌体表面上的[H+]及[OH-]的分布对于其吸附Cr及还原C(rⅥ)均有重要的影响作用,当溶液中的[H+]浓度增加时,会加快菌体还原Cr(Ⅵ)的速率,并促进菌体对Cr的吸附作用;当溶液中[OH-]增加时,C(rⅥ)的去除速率会相应降低,而菌体对Cr的吸附效果也有所降低。以盐改性时可提高菌体表面可交换阳离子的活性,并促进菌体表面与C(rⅢ)的离子交换,从而在Cr的吸附后期有利于菌体吸附溶液中的C(rⅢ)。此外,菌体的菌丝球结构及其比表面积也会影响其吸附Cr及还原C(rⅥ)的效率。有机溶剂改性可改善菌体的有效表面积,对菌体去除C(rⅥ)及吸附Cr都是有利的。     

施氏矿物的化学合成及其对含Cr(Ⅵ)地下水吸附修复

采用简单快速的化学合成方法在实验室人工合成施氏矿物,研究了合成的施氏矿物对地下水中Cr(Ⅵ)的吸附动力学、吸附能力以及环境条件对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)的影响.结果表明,合成的施氏矿物对水溶液中Cr(Ⅵ)具有较强的吸附作用,24 h后反应达到平衡,吸附动力学过程符合Lagergren二级速率方程;而吸附等温方程符合Langmiur方程,pH值在4.5~6之间时Cr(Ⅵ)的去除效果最佳,最大吸附能力达到40.4 mg·g-1.溶液中Cr(Ⅵ)的去除率随施氏矿物投加量的增大而升高.Cl-对施氏矿物吸附地下水中Cr(Ⅵ)无明显影响,而HCO_3~-、SO_4~(2-)会对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)产生较为显著的抑制作用;有机物和Ca~(2+)、Mg~(2+)等无机阳离子对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)的影响受pH值的影响:pH=6时,有机物和无机阳离子基本对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)无影响;pH=8时有机物以及无机阳离子均会对施氏矿物吸附Cr(Ⅵ)产生明显的抑制作用.     

凹凸棒石@C纳米复合材料对Cr(Ⅵ)吸附-还原作用

以凹凸棒石和葡萄糖为原料,通过设置凹凸棒石与葡萄糖不同质量比,采用水热碳化法制备凹凸棒石@C纳米复合材料,并选择出去除Cr(Ⅵ)效果最佳的凹凸棒石@C纳米复合材料.同时,利用傅里叶红外光谱(FT-IR)、X射线衍射(XRD)、Zeta电位仪(Zeta)、X光电子能谱(XPS)手段对复合材料进行了表征,考察了时间和p H对其去除水中Cr(Ⅵ)的影响,探讨了其吸附-还原机制.结果表明,最佳复合材料的凹凸棒石与葡萄糖质量比为1∶4;吸附平衡时间约为6 h,动力学过程符合准二级动力学模型.在p H为1~10时,Cr(Ⅵ)去除率随p H升高而减小,p H=1时Cr(Ⅵ)去除率最大,高达92.7%,吸附率为48.5%,还原率为44.2%;而总铬吸附率则随p H升高先增大后减小,p H=2时最大,吸附率为50.2%,还原率为13.0%,表明对Cr(Ⅵ)去除存在吸附-还原作用,酸性越强,越容易发生还原反应.FT-IR分析结果表明,凹凸棒石@C纳米复合材料表面存在含氧基团和还原性基团(Cx—OH、—CH等);XPS分析结果表明其对Cr(Ⅵ)的去除是吸附-还原相互作用的结果,包括Cr(Ⅵ)在复合材料表面与含氧基团络合配位吸附和静电吸附,以及Cr(Ⅵ)还原Cr(Ⅲ)再吸附,其中,Cr(Ⅲ)再吸附主要通过与Mg2+、Al3+等阳离子交换作用实现的.     

光助纳米铁还原Cr(Ⅵ)的研究

采用液相还原法制备了纳米铁,并用X射线衍射仪(XRD)、扫描电镜(SEM)对其晶体结构、形貌特征进行了表征.以Cr(Ⅵ)为模拟污染物,中压汞灯作为光源,考察了不同投加量、不同pH值等条件下光照对纳米铁还原Cr(Ⅵ)的影响.结果表明:制备的纳米铁具有很高的反应活性,粒径约为7.6nm,呈球形,可在空气中自燃.在25℃、Cr(Ⅵ)浓度为20mg/L、pH=7±0.5,加入0.1g的纳米铁,光照60min后Cr(Ⅵ)的还原率达到62.3%,而无光照时Cr(Ⅵ)的还原率仅为27.6%,说明光照对Cr(Ⅵ)的还原具有明显的促进作用.当纳米铁投加量较大时,纳米铁对Cr(Ⅵ)的还原速率大于光照对其产生的影响.反应液pH值对Cr(Ⅵ)还原速率的影响较光照对其产生的影响显著.在紫外光的照射下,纳米铁中电荷可能在诱导下作受迫振荡,与吸附分子发生电荷传递是光照促进纳米铁还原Cr(Ⅵ)的主要原因.     

双表面活性剂修饰下纳米零价铁对水中Cr(Ⅵ)污染去除研究

为解决纳米级零价铁(nZVI)在环境中易团聚、易氧化的问题,强化其去除水中Cr(Ⅵ)的能力,选择非离子型表面活性剂聚乙烯吡咯烷酮(PVP)和阴离子表面活性剂油酸钠(NaOA)同时对nZⅥ进行修饰.同时,通过对比不同pH值、材料干湿状态、初始浓度及共存离子条件下的反应效果,结合材料的XRD和XPS表征、动力学实验和25℃等温线的拟合进行机理分析.结果表明:酸性条件有利于Cr(Ⅵ)的去除;材料的干湿状态对去除效率影响较大;材料去除水中Cr(Ⅵ)可在3 h内达到反应平衡,去除效率在90%以上,实验条件下最大去除量为183.1 mg·g~(-1),反应过程符合准二级动力学模型及Langmuir模型;反应过程中Cr(Ⅵ)大部分转化为Cr(Ⅲ).     

零价纳米铁处理水中Cr(Ⅵ)的实验研究

采用NaBH4还原Fe3+制备纳米级零价铁(NZVI).运用X射线衍射(XRD)、扫描电镜(SEM)对样品进行表征.以Cr(Ⅵ)为研究对象,批实验考察了初始浓度、纳米铁投加量、温度对去除效果的影响,研究NZVI对Cr(Ⅵ)离子的吸附动力学.结果表明,NZVI加入量0.15 gL,水体中20 mg/L的Cr(Ⅵ)的去除率...     

固定化混合微生物对Cr(Ⅵ)的去除效应

为获得低成本高效率的固定化微生物处理Cr(Ⅵ)废水体系,从混合微生物种类和固定化技术等方面对Cr(Ⅵ)的微生物去除效应进行了试验研究.首先筛选出对Cr(Ⅵ)具有较高去除能力的混合菌株组合,然后采用海藻酸钠(SA)固定法进行混合菌株固定化,考察混合微生物和固定化混合微生物技术对Cr(Ⅵ)的去除效应.结果表明:HB(Bacillus subtilis var.)菌株对Cr(Ⅵ)有较好的去除能力,在40 mg/L的Cr(Ⅵ)溶液中其去除率可达98％左右,其次为Ua(Bacillus atrophaeus)菌株,最后为xJ-Ⅱ(Bacillus subtilis)菌株;混合菌株组合中,HB菌与XJ-Ⅱ菌组合和HB菌与Ua菌组合对Cr(Ⅵ)的去除效应较好,在60 mg/L的Cr(Ⅵ)溶液中其去除率可达92％;混合菌株经固定化处理后,HB菌与Ua菌组合对Cr(Ⅵ)的去除率仍很高,在40 mg/L的Cr(Ⅵ)溶液中其去除率可达到98％.可见,混合微生物能有效地提高固定化微生物技术对Cr(Ⅵ)的去除效应,且固定化混合微生物技术有望在铬污染废水中得到广泛应用.     

植酸掺杂聚苯胺对水中Cr(Ⅵ)的去除研究

为实现对废水中Cr（Ⅵ）的高效去除,利用PA（植酸）掺杂PANI（聚苯胺）制备了一种新型三维多孔吸附剂PANI/PA,探究PA的掺杂浓度、pH、反应时间、反应温度、共存金属离子和无机阴离子对Cr（Ⅵ）去除率的影响.首先,采用SEM、FTIR、XPS等表征手段证实PA成功掺杂到PANI上形成三维多孔结构,并进一步利用吸附动力学、吸附等温线、吸附热力学模型分析PANI/PA对Cr（Ⅵ）的吸附特性.结果表明:①0.05 mol/L PA掺杂的吸附材料具有最优吸附效果.当pH为4.0时,吸附剂可以实现对Cr（Ⅵ）最有效的去除.②吸附动力学符合准二级动力学模型,表明化学吸附是控制反应速率的主要因素.Langmuir等温吸附模型对等温吸附过程实现较准确拟合,在318 K时达最大吸附容量（99.0 mg/g）,优于普通PANI吸附剂.③吸附机理主要是表面静电吸附、络合作用和还原作用.④在其他金属离子和无机阴离子共存下,PANI/PA对Cr（Ⅵ）具有较强的选择吸附性.研究显示,PANI/PA吸附材料成功制备并具有稳定结构,能够对水中Cr（Ⅵ）实现有效去除,并具有较强的选择吸附性,因此对废水中Cr（Ⅵ）的去除具有潜在的应用价值.      

石英砂负载β-FeOOH (ACS)吸附除Cr(Ⅵ)的机理分析

研究了吸附材料石英砂负载β-FeOOH(ACS)对Cr(Ⅵ)的吸附机理.结果表明,Cr(Ⅵ)在ACS表面的吸附率随ACS表面Zeta电位的降低而显著降低,说明Cr(Ⅵ)的吸附以静电作用为主.石英砂负载β-FeOOH后表面Zeta电位由负变正,说明β-FeOOH在石英砂表面的负载改变了石英砂表面的电荷性质,也表明ACS能对Cr(Ⅵ)产生静电吸附.ACS吸附除Cr(Ⅵ)的能量色散X射线光谱(EDS)和X射线光电子能谱(XPS)测定结果表明,ACS吸附Cr(Ⅵ)的过程发生了一定的离子交换作用,且吸附反应伴随着部分氧化还原反应的进行,氧提供电子,铁、铬接受电子,氧、铁分别起Lewis碱和Lewis酸的作用.     

黄原胶对多硫化钙还原地下水中Cr(Ⅵ)的影响

通过加入黄原胶对流体进行黏度改性,增强修复剂在地下非均质环境中的迁移性能和污染物的接触效率,从而提高修复效率。实验重点研究了在黄原胶存在条件下,各因素(黄原胶浓度、多硫化钙剂量、地下水离子)对多硫化钙处理Cr(Ⅵ)的影响。结果表明,黄原胶对Cr(Ⅵ)去除具有一定抑制作用且在反应45 min内符合二级动力学方程;多硫化钙剂量对Cr(Ⅵ)去除影响显著:随着多硫化钙剂量的增加,Cr(Ⅵ)的去除率显著增加,但增加到1.25×后,Cr(Ⅵ)去除率增速减缓;HCO_3~-具有抑制作用,Mg~(2+)具有促进作用,NO_3~-、SO_4~(2-)、Cl~-、Ca~(2+)和K~+影响很小。     

木棉生物炭对水体中Cr(Ⅵ)的吸附特性和机制研究

选取木棉为原材料,在不同温度下制备成生物炭.实验考察了溶液初始pH、不同热解温度及生物炭投加量对吸附效果的影响,并利用吸附动力学、吸附等温线及SEM-EDS、FTIR、XPS、Zeta电位等手段研究木棉生物炭对水溶液Cr（Ⅵ）的吸附特性及吸附机理.结果表明,热解温度为400℃,固液比为2∶1,pH=2.0时,木棉生物炭对水溶液中Cr（Ⅵ）的吸附效果最好.吸附动力学和吸附等温线结果显示,颗粒内扩散方程和Langmuir模型更能较好地拟合吸附过程.由Langmuir模型可以看出,400、550、700℃热解温度下制备的木棉生物炭对水溶液中Cr（Ⅵ）的最大吸附量分别为25.325、20.602、19.616 mg·g^-1.FTIR和Zeta结果表明,木棉生物炭主要通过官能团络合和静电吸附作用去除水溶液中Cr（Ⅵ）.XPS分析结果显示,生物炭表面大部分Cr（Ⅵ）被还原为Cr（Ⅲ）,其中,Cr（Ⅵ）占比为26.6%,Cr（Ⅲ）占比为73.4%.研究表明,木棉生物炭作为去除水溶液中Cr（Ⅵ）的吸附剂具有较大的应用潜力.     

负载纳米零价铁铜藻基活性炭的制备及其去除水中Cr(Ⅵ)的研究

以铜藻为原料,采用氯化锌活化法、初湿含浸法制备了负载纳米零价铁铜藻基活性炭(NZVI/SAC),并采用X射线衍射、扫描电镜和X射线光电子能谱等方法对材料进行了分析.结果表明,纳米零价铁颗粒以50~150 nm粒径的球形形态负载在铜藻基活性炭上,且NZVI/SAC表面具有一层以铁的氧化物形态存在的核壳结构.对水中Cr(Ⅵ)的去除实验表明,NZVI/SAC是一种适用于高浓度Cr(Ⅵ)废水的处理材料;NZVI/SAC去除水中Cr(Ⅵ)的机制是还原反应与吸附共同作用,p H4时NZVI/SAC对Cr(Ⅵ)的去除以还原作用为主,p H4时材料对Cr(Ⅵ)的去除主要以NZVI和SAC的吸附作用决定;当载铁量为30%、p H=2、温度为30℃时,2 g·L-1的NZVI/SAC能将100 mg·L-1Cr(Ⅵ)在10 min内快速降解,此时以还原反应为主,最终去除率达100%.