Mn/CdS光催化降解苯酚研究

以Cd(CH_3COO)_2·2H_2O、Mn(CH_3COO)_2·4H_2O、Na_2S·9H_2O为原料,采用共沉淀法制备Mn/CdS催化剂,并用X-射线衍射仪(XRD)、透射电子显微镜(TEM)对其进行表征。以苯酚为光催化降解对象,考察Mn/CdS的光催化活性。结果表明,Mn的质量分数对Mn/CdS的光催化活性有重要影响,当Mn的质量分数为0.50%时,Mn/CdS的光催化活性最高,其对苯酚的光催化降解率达44.9%。     

利用粉煤灰硫酸浸取液制备十二水硫酸铝铵

粉煤灰提取氧化铝是粉煤灰高值化利用的重要方向。通过在粉煤灰酸浸液中加入硫酸铵形成常温下可结晶的十二水硫酸铝铵晶体(NH_4Al(SO_4)_2·12H_2O),从而实现铝盐的高效分离。考察了结晶温度、NH_4~-/Al~(3+)摩尔比,初始Al~(3+)浓度等因素对铝回收及NH_4Al(SO_4)_2·12H_2O结晶的影响;利用电感耦合等离子光谱仪(ICP)和X射线衍射仪(XRD)对晶体中的杂质含量及晶体组成进行了分析。结果表明,随着结晶温度的升高,铝回收率显著下降,但晶体纯度升高;铝回收率和晶体纯度均随着NH_4~-/Al~(3+)摩尔比的增加而增加;较高的初始Al~(3+)浓度可促进铝的回收和晶体纯度的提高。对十二水硫酸铝铵的结晶过程进行优化,结果表明,在结晶温度为15℃;NH_4~-/Al~(3+)摩尔比为1.0~1.5;初始Al~(3+)浓度为0.88 mol/L时,铝的回收率可达74%,十二水硫酸铝铵纯度在90%以上。     

汞污染农田土壤的化学稳定化修复

土壤重金属污染问题已经成为环境污染的热点问题。以FeS、Na_2S、黄铁矿、CaO、黄铁矿+CaO作为稳定剂,应用化学稳定化修复技术对贵州万山地区的2种汞污染程度不同的农田土壤(1号土、2号土)进行修复,并研究稳定剂用量、稳定时间等因素对稳定效率的影响,确定最佳稳定条件。结果显示:在FeS、Na_2S、黄铁矿、CaO、黄铁矿+CaO这5种稳定剂中Aa_2S的稳定效果最好,对2种土的稳定效率均高达90%左右;对于1号土,最佳稳定条件为:稳定剂Na_2S,稳定时间7d,稳定剂用量S:Hg=1。对于2号土,最佳稳定条件为:稳定剂Na_2S,稳定时间7 d,稳定剂用量S:Hg=5。Na_2S作为稳定剂通过改变汞在土壤中的形态分布降低污染土壤中汞的浸出毒性。     

利用基体改进剂石墨炉原子吸收法直接测定内墙涂料中的铅

本文描述了用(NH_4)_2HPO_4作基体改进剂、石墨炉原子吸收法直接测定内墙涂料中铅的方法。文中对灰化、原子化条件和(NH_4)_2HPO_4浓度等进行了讨论。用4％(NH_4)_2HPO_4作基体改进剂,可以使铅的灰化温度提高到800℃,原子化温度提高到2100℃,灵敏度提高50％以上。用标准曲线法直接测定,回收率为95～104％,变异系数为5.5～7.0％。     

流化床造粒法回收猪场废水中氮磷:鸟粪石颗粒的形貌与组成

针对现有流化床鸟粪石造粒法回收废水中氮磷时缺乏有效的方法定量描述颗粒的形貌及对应的组分含量,综合图像法、FTIR、XRD、元素组成分析和物料衡算等方法,分析了分段式流化床不同区域的颗粒形貌及对应的组分情况。研究结果表明,流化床不同区域内上升流速分别为15.0、30.6和60.0mm/s,对应鸟粪石颗粒平均粒度分别为703、963和1747μm,相应的颗粒形貌为絮团、团聚式颗粒和包层式颗粒。颗粒的主要成分为鸟粪石(MgNH_4PO_4·6H_2O,MAP)、钾型鸟粪石(MgKPO_4·6H_2O,MKP)、无定型磷酸钙(Ca_3(PO_4)_2·xH_2O,ACP)其中MAP含量均大于92%,ACP1.26%~1.75%,MKP含量为3.75%~3.91%,有机物含量低于0.4%。回收的颗粒中Cr、As、Cd和Pb等重金属含量低于现行的化肥重金属控制标准(GB/T23349-2009)限值,有效降低了重金属污染的风险,提高了回收颗粒的品质。     

几种硫化物对紫色土汞的稳定化效果及优化稳定条件

以西南地区广泛分布的紫色土-灰棕紫泥为对象,探讨了硫化物种类(S、Na_2S、FeS、Na_2S_2O_3和DTCR(二硫代氨基甲酸盐))、用量对不同水平汞污染土壤的稳定化效果。结果表明5种硫化物对土壤汞均具有显著的稳定化效果。固定S:Hg摩尔比为1:1条件下,在1.5～250 mg·kg~(-1)汞污染土壤中,几种硫化物稳定效率相对大小顺序:DTCRNa_2SNa_2S_2O_3SFeS。Na_2S和DTCR在高浓度汞污染土壤中均表现较高的稳定化效果,在不同汞污染浓度下均能在3d内使土壤浸出汞浓度满足美国固体废弃物毒性浸出程序(TCLP)浸出标准要求(0.2 mg·L~(-1)),Na_2S_2O_3稳定效果相对较差,对250 mg·kg~(-1)的汞污染土壤,稳定化处理时间需要15d才能达到浸出标准要求,当汞污染浓度≥150 mg·kg~(-1)时,S和FeS不能满足浸出标准要求。固定汞污染浓度为150 mg·kg~(-1)稳定化效果取决于硫化物的用量,其中,仍然以DTCR效果最好,S:Hg=1稳定化处理3 d时即可达汞浸出标准。Na_2S和Na_2S_2O_3则均需要在较高的浓度下才能实现汞的稳定化,但是过高的用量会导致土壤中HgS再次溶解,两者的最佳施用量为S:Hg=5。元素S和FeS则需要以S:Hg5稳定化处理7 d以上才能达到浸出标准要求。土壤中汞的浸出活性与其赋存形态有关,交换态(Exc-Hg)和碳酸盐结合态汞(Carb-Hg)与土壤浸出汞浓度呈显著正相关,高效稳定剂显著促进了汞向有机质结合态(OM-Hg)和残渣态(Res-Hg)转化。硫化物稳定化处理9个月内土壤中浸出汞浓度始终维持在极低水平,满足持续稳定化要求。     

硫化亚铁稳定化修复重金属污染湖泊底泥的效率及机理

研究了硫化亚铁(FeS)对重金属污染湖泊底泥的稳定化修复效率及作用机制。结果表明:FeS能有效稳定化湖泊底泥中的重金属Cu、Pb和Cd。当水溶液初始pH=2,FeS的添加量为5%(质量分数)时,重金属Cu、Pb和Cd的稳定化率分别达到72.83%、55.25%和48.17%。水溶液初始pH在2~7范围内逐渐增加时,FeS对重金属的稳定化效率逐渐降低。在FeS稳定化重金属的过程中,Cu的稳定化主要通过形成CuS沉淀,Pb和Cd的稳定化均包含生成金属硫化物沉淀和Fe(OH)_3共沉淀过程,但Fe(OH)_3共沉淀对Pb的稳定化贡献显著大于Pb S沉淀,而Fe(OH)_3共沉淀和CdS沉淀对Cd的稳定化贡献相当。     

海水电池处理模拟海水养殖废水

随着中国海水养殖业的迅猛发展,海水养殖废水排放量与日俱增,近海水域环境严重恶化。采用海水电池处理模拟海水养殖废水,以镁为电池负极,钛为电池正极。镁负极失去电子产生Mg~(2+),与废水中的NH_4~+、PO_4~(3-)结合生成磷酸铵镁(MgNH_4PO_4·6H_2O,MAP),将废水中的NH_4~+和PO_4~(3-)去除。结果表明,当pH为9.5,氮磷配比为1∶1.1时,氮的去除率可达85.34%,磷的去除率可达98.46%。利用正交实验研究pH、初始氨氮浓度、氮磷比和COD4个因素对氮磷去除的影响,氨氮初始浓度、COD分别对氮、磷的去除影响最大。多个电池串联时,总输出电压是各电池电压之和。     

BiPO_4稀土掺杂改性及其可见光光催化性能

以Bi(NO_3)_3·5H_2O、NH_4H_2PO_4和稀土氧化物为原料,在乙二醇介质中采用溶剂热法制备了不同稀土元素(Ln=Sm、Pr、Tb)掺杂的Bi PO4光催化剂(记为Bi PO4-Ln,包含Bi PO4-Sm、Bi PO4-Pr和Bi PO_4-Tb)。通过X-射线衍射法(XRD)、扫描电子显微镜(SEM)、X-射线光电子能谱(XPS)和紫外可见漫反射光谱(UV-Vis DRS)对制备的催化剂进行了表征。以染料罗丹明B(rhodamine B,Rh B)及小分子水杨酸(salicylic acid,SA)为目标化合物,研究了在可见光激发下(λ≥420 nm)Bi PO4-Ln对目标污染物的光催化降解特性,结果表明,Bi PO4-Ln相较纯Bi PO4,其光吸收范围从紫外光扩大到可见光区域,在3种Bi PO_4-Ln催化剂中,Bi PO4-Sm对Rh B的吸附能力最强且其光催化活性较强,通过测定其在可见光下降解Rh B过程中产生的活性物种,发现Bi PO4-Ln在氧化降解Rh B的过程中主要涉及到·OH及O-2·的氧化机理。     

不同材料对高As污泥中As的固定效果

针对制酸行业产生的高砷(As)污泥浸出毒性过高且难处理的问题,选择典型无机硫化物、含钙材料、含铁或铝材料(Fe~0、铁盐、Fe_2O_3/Al_2O_3)对高As污泥进行固定化,采用醋酸(TCLP)、H_2SO_4-HNO_3和H_2O_3种浸提法评估了各材料对As的固定效果;考察了固定化对污泥中As结合态和价态分布的影响,筛选最佳固定化材料,进行联合水泥固化。结果表明,FeCl_3固化As的效果最好,3种浸提法评估的固砷率分别为86.01%、42.02%、 58.87%。FeCl_3和Fe~0处理能够促进污泥As向固定态转化,非专性和专性吸附态占比分别降低了80.60%和38.13%。FeCl_3促进非专性和专性吸附态向结晶铁锰或铁铝水化氧化物结合态和残渣态转化。CaO、Fe~0、FeSO_4·7H_2O、Fe(NO_3)_3·9H_2O、FeCl_3和Fe_2O_(12)S_3处理对As(Ⅲ)具有一定的氧化作用。FeCl_3处理后,As(Ⅲ)占比由77.14%降为19.72%。Fe(OH)_3、Fe_2O_3和Al_2O_3处理对As(Ⅲ)的氧化性不明显,Na_2S·9H_2O处理使As(Ⅲ)占比升至85.84%。随FeCl_3、水泥和两者配伍材料投加量的增加,在3种方法中,污泥中As的浸出量均明显降低,单一FeCl_3和配伍固砷效果均优于水泥;水泥配伍比≥100%时的固砷效果优于单一FeCl_3;250%FeCl_3+125%水泥可使3种方法中浸出砷浓度降至最低,分别为113.81、399.28、347.27 mg·L~(-1),固砷率均高于97%。本研究结果可为高As污泥的固定化提供参考。供参考。     

旋流板塔用于净化含氟废气的研究

一、前言用硫酸分解磷矿生产普通过磷酸钙(简称普钙)时,产生大量含氟废气,其反应式如下:2Ca_5F(PO_4)_3+7H_2SO_4+3H_2O=3Ca(H_2PO_4)_2·H_2O+7CaSO_4+2HF↑ (1)反应中产生的 HF 气体继续与磷矿中的 SiO_2作用,产生如下反应:4HF+SiO_2=SiF_4+2H_2O (2)SiF_4+2HF=H_2SiF_6 (3)含氟气体的逸出量主要取决于磷矿中的氟含量。在制取普钙时,矿中氟约有40%以 SiF_4的气态逸出,混合气中氟浓度约为15～20g/Nm~3,此浓度随进入系统的空气量多少而变化,但就其绝对量来说,一个年产十万吨普钙(含 P_2O_5 18%)的小型厂每年产生的含氟气体,按氟量计算约有一千吨。因此普钙     

磷酸盐稳定化修复锌污染土壤小试和工程效果评估

采用磷矿粉和某商业药剂为主要稳定化修复材料,针对某典型锌污染场地(包括锌污染土壤和工业废渣)开展实验室小试、稳定化修复工程和长期跟踪稳定化效果评估。结果表明:采用磷矿粉+熟石灰组合对锌污染土壤和建筑废渣具有长期稳定并大幅降低污染介质中锌浸出浓度的效果,实验室小试时投加比为2%时,锌的浸出可完全满足场地修复目标值25 mg·L~(-1)的浓度限值;在现场施工时,为保守起见,设定稳定化药剂投加比例4%,在稳定化过程中,pH变化趋势为逐渐升高到11左右,然后降低稳定至7.0左右,废渣和污染土壤中锌浸出分别为0.2 mg·L~(-1)、0.05 mg·L~(-1)以下;稳定化修复后450 d,再次采样测定锌的浸出和pH,结果分别为低于0.2～2.0 mg·L~(-1)和7.3左右,完全达到预期长期稳定化效果。实验室小试和稳定化工程结果可为后续锌污染场地治理修复提供技术参考和借鉴。     

废旧印刷线路板矿浆电解过程中金属的浸沉规律

以废旧印刷线路板粉末(WPCBs)为原料,采用矿浆电解法回收WPCBs中金属,研究CuSO_4·5H_2O浓度、NaCl浓度、H_2SO_4浓度、电流大小、WPCBs加入量和电解时间对矿浆电解过程中金属的浸出和电沉积规律的影响。结果表明:CuSO_4·5H_2O浓度、WPCBs加入量对WPCBs中金属浸出率影响不大,增加NaCI浓度、H_2SO_4浓度、电流和电解时间有利于WPCBs中金属浸出;增加NaCl浓度、H_2SO_4浓度和电解时间有利于WPCBs中金属沉积,而增加CuSO_4·5H_2O浓度、WPCBs加入量和电流不利于金属沉积。当CuSO_4·5H_2O浓度、NaCl浓度、H_2SO_4浓度、电流、WPCBs加入量和电解时间分别为30 g·L~(-1)、60 g·L~(-1)、170 g·L~(-1)、0.5A、3g和9h时,WPCBs中金属的浸出率和沉积率分别为92.28%和67.04%。     

利用钝化剂控制城镇街道灰尘重金属污染

为控制城镇街道灰尘中重金属污染,降低重金属生物有效性,采用向街道灰尘样品加入钝化剂溶液的方法,分别研究了不同施用量的单一钝化剂K_2HPO_4和Na_2SiO_3以及2种钝化剂以不同质量比组成的混合钝化剂对成都市街道灰尘中的Cu、Pb和Cd的生物有效性的影响。结果表明,在K_2HPO_4或Na_2SiO_3施用量为灰尘质量的1%时,即可有效钝化灰尘中的Cu、Pb和Cd,使其生物有效性分别降低27.9%、33.9%、53.2%或36.1%、34.4%、48.5%;继续提高钝化剂的施用量对降低灰尘中重金属生物有效性无显著作用;当总钝化剂施用量不变时,K_2HPO_4和Na_2SiO_3以1∶1组成混合钝化剂对灰尘中Cu和Pb的钝化效果优于单一钝化剂。使用重金属钝化剂可降低街道灰尘中重金属的生物有效性,在城市环卫喷洒用水中添加适量钝化剂一定程度上会达到控制飞灰与控制重金属污染的双重目的。     

铁盐对污泥飞灰共热解产物浸出浓度的影响研究

采用热解法,研究了不同铁盐种类及添加量时污泥与飞灰共热解产物的重金属浸出浓度,同时对污泥飞灰的混合比例进行进一步讨论以确定经济有效的新型处置工艺。结果表明:整体上,不同铁盐对Cd、Pb、Cu和Zn浸出的影响差异显著;单独添加Fe_2(SO_4)_3时,热解炭中Cd、Pb、Cu和Zn浸出浓度比单独FeSO_4时低约67.8%、31.0%、62.8%、45.8%。添加Fe_2(SO_4)_3使Fe添加量为干污泥质量的0.5%时,可以有效降低大多数重金属的浸出浓度。污泥飞灰的混合比例对As、Cd、Pb和Zn浸出的影响差异显著。热解温度为500℃,干污泥∶飞灰质量比为2∶1时,加入Fe_2(SO_4)_3(Fe添加量为干污泥质量的0.5%)后,热解炭可在生活垃圾填埋场中填埋。     

氯化亚铁活化过一硫酸盐同步去除氮磷及磷的回收

采用氯化亚铁(FeCl_2)活化过一硫酸盐(PMS)产生硫酸根自由基(SO_4~(·-))和氯自由基(Cl·),实现了水中NH_4~+、PO_4~(3-)的同步无害化去除及磷的回收。研究了Fe~(2+)/PMS/Cr体系中的反应机制,考察了PMS浓度、Fe~(2+)/Cr、溶液pH、温度、溶液共存CO_3~(2-)浓度及腐殖酸(HA)浓度等条件对反应体系的影响。结果表明:当溶液pH为4.0、PMS投加量为20 mmol·L~(-1)、Fe~(2+)/Cl~-摩尔分数为1/12时,反应30 min后,溶液中的NH_4~+去除率高达100%且以氮气(N_2)形式实现NH_4~+无害化去除;PC_4~(3-)的去除率也高达100%且以磷酸铁(FePO_4)沉淀形式被回收;随着PMS浓度、Fe~(2+)/Cl~-以及温度的升高,Fe~(2+)/PMS/Cl~-体系中,NH_4~+去除率逐渐增大,但对PO_4~(3-)的回收无明显影响;溶液中CO_3~(2-)和HA的存在对NH_4~+去除有抑制作用。通过自由基淬灭实验和ESR分析证明,SO_4~(·-)和Cl·在Fe~(2+)/PMS/Cl~-体系中起主要作用。本研究结果可为氮磷废水的处理及磷回收提供参考。     

活化过硫酸钠氧化修复有机氯农药污染土壤

分别采用H_2O_2、Fe~(2+)、Fe~(2+)/H_2O_23种药剂活化过硫酸钠,组成复合氧化剂体系,用于降解土壤中的α-六六六,探究pH和不同氧化剂组合对α-六六六降解效果的影响。结果表明,Fe~(2+)/H_2O_2/Na_2S_2O_8较Fe~(2+)/Na_2S_2O_8及H_2O_2/Na_2S_2O_8组合体系对土壤中α-六六六的降解效果更好;当Fe~(2+)/H_2O_2/Na_2S_2O_8的摩尔比为2/10/10,pH为7时,α-六六六的降解率可达86.1%。以乙醇和硝基苯作为分子探针,利用分子探针竞争实验鉴定Fe~(2+)/H_2O_2/Na_2S_2O_8组合体系中产生的SO4·和·OH,发现该体系中同时存在SO·4·和·OH自由基。     

CuO-Y2O3/TS-1催化臭氧降解对苯二甲酸的机理

针对对苯二甲酸(TA)水污染问题,通过浸渍法制备CuO-Y_2O_3/TS-1催化剂,利用XRD、SEM、FT-IR、XRF等手段表征催化剂结构、形貌及骨架结构;构建非均相体系催化臭氧氧化降解对苯二甲酸(TA),考察催化剂的催化性能。结果表明:当Cu(NO_3)_2·3H_2O和Y(NO_3)_3·6H_2O浸渍液浓度均为0.5 mg·L~(-1)、臭氧通入量为6.3mg·min~(-1)、催化剂投加量为1.0 g和pH=9.0时,反应30 min后,TA降解率高达99.8%。经5次循环后,TA降解率仍稳定在98.2%。进一步研究表明,CuO-Y_2O_3/TS-1催化臭氧降解TA实验符合一级反应动力学方程。     

沙柳活性炭纤维的制备与表征

以(NH_4)_2HPO_4活化沙柳纤维制备活性炭纤维,L_(16)(4~5)正交实验优化制备工艺条件,重点研究了活化温度对活性炭纤维结构的影响。同时应用扫描电镜(SEM)对其表面形貌进行表征,通过N_2吸附-脱附测定其孔结构。结果表明,随着活化温度的升高,活性炭得率逐渐减小,碘吸附值先增大后减小,在浸渍比2.5∶1、预氧化温度200℃、预氧化时间90 min、活化温度为800℃、活化时间60 min的条件下,可以制备出比表面积为1 304 m~2·g~(-1)、总孔容为1.004 cm~3·g~(-1)、得率为31.6%、碘吸附值为1 321 mg·g~(-1)的纤维状活性炭。     

硫化氢对甲硫醇生物去除性能影响的研究

在硫化氢(H_2S)存在条件下,探究了H_2S对甲硫醇(MT)生物去除性能的影响。结果表明,H_2S的加入可以改变MT的生物降解途径。MT单底物体系,MT通过生成二甲基二硫醚(DMDS)最终转化为SO_4~(2-);MT、H_2S混合底物体系中,MT还可以和H_2S氧化生成的生物硫(S_8)反应生成DMDS和二甲基三硫醚(DMTS),再转化为SO_4~(2-)。MT去除性能受到H_2S浓度及H_2S与MT摩尔比的影响,在H_2S和MT摩尔比为1∶1、H_2S摩尔浓度为2.25mmol/L时,MT去除速率和DMDS降解速率均达到最大,分别为0.037、0.010mmol/(L·h)。