苦杏仁酸、苹果酸、乳酸对Cr(VI)还原作用的比较

不同温度和pH条件下,通过批式试验研究了苦杏仁酸、苹果酸、乳酸还原Cr(Ⅵ)的反应速率.结果表明,这3种α-OH酸还原Cr(Ⅵ)的能力表现为:苦杏仁酸＞苹果酸＞乳酸.苦杏仁酸对Cr(Ⅵ)的还原作用受pH变化的影响较大,而乳酸受温度变化的影响较大.同时研究了Mn(Ⅱ)对3种α-OH酸还原Cr(Ⅵ)反应速率的影响.结果表明,Mn(Ⅱ)对3种α-OH酸还原Cr(Ⅵ)均有催化作用,其中对苦杏仁酸表现更为明显.     

苦杏仁酸、苹果酸、乳酸对Cr(VI)还原作用的比较

不同温度和pH条件下,通过批式试验研究了苦杏仁酸、苹果酸、乳酸还原Cr(VI)的反应速率.结果表明,这3种α-OH酸还原Cr(VI)的能力表现为:苦杏仁酸>苹果酸>乳酸.苦杏仁酸对Cr(VI)的还原作用受pH变化的影响较大,而乳酸受温度变化的影响较大.同时研究了Mn(II)对3种α-OH酸还原Cr(VI)反应速率的影响.结果表明,Mn(II)对3种α-OH酸还原Cr(VI)均有催化作用,其中对苦杏仁酸表现更为明显.     

Al3+对酒石酸还原Cr(Ⅵ)的催化作用

为进一步了解土壤环境中有机物有效快速还原Cr(Ⅵ)的作用机理,通过批式试验研究了不同温度和pH条件下土壤中普遍存在的Al3 对酒石酸还原Cr(Ⅵ)反应速率的影响.结果表明,Al3 对酒石酸还原Cr(Ⅵ)有催化作用,且pH越低,Al3 的催化作用越明显;然而,当pH达4.5时,其催化作用几乎完全消失.前期试验结果指出,Al3 对只含有1个α-OH有机酸(如柠檬酸和乳酸)和只具有2个羧基的有机酸(如草酸和琥珀酸)还原Cr(Ⅵ)没有任何影响.因此,可得出Al3 的催化效应跟酒石酸分子中的2个α-OH与Al3 发生作用有关.在Al3 作用下,过量酒石酸对Cr(Ⅵ)还原反应符合零级反应动力学规律.     

天然水中Cr(Ⅵ)与硫化物的氧化还原反应环境动力学的研究

本文模拟研究了地表水及土壤水介质中Cr(Ⅵ)在硫系统作用下的氧化还原反应动力学.在通常的pH及夏、秋温度和厌氧还原条件下进行动力学实验,采用了流动注射技术分析测定.初步确定了在一定的温度及pH条件下,当Cr(Ⅵ)与硫化物浓度相近时,二者之间的氧化还原反应为二级反应,其反应速率与Cr(Ⅵ)及总硫化物浓度的一次方乘积成正比.其速率常数随温度升高而增大,随pH升高却产生较为复杂的变化,总的说来,在pH5.5—7.0范围内速率常数较大.而在pH>7时反应很慢,近于停止了.当硫化物浓度远大于Cr(Ⅵ)时,二者之间的反应为准一级反应,Cr(Ⅵ)的还原速率与Cr(Ⅵ)浓度的一次方成正比,其反应速率常数随温度升高而增大,在pH5.0—7.8范围内速率常数随pH升高而逐渐减小.     

pH、温度对土壤溶液中Cr(Ⅵ)减少速率的影响

本文主要研究了土壤溶液中Cr(Ⅵ)的减少速率与pH、温度等因子的关系。结果表明:土壤溶液中Cr(Ⅵ)减少动力学过程可以分为二个步骤,第一步为快速反应,它主要由吸附反应所控制;第二步为慢速反应,主要由Cr(Ⅵ)还原反应所控制。慢反应速率常数k_2值和土壤有机质含量显著相关。随着体系中pH值的升高,k_1、k_2值明显减少。温度对土壤溶液中Cr(Ⅵ)减少速率的影响主要取决于温度对土壤吸附Cr(Ⅵ)反应和Cr(Ⅵ)还原反应的消长情况。     

δ-MnO_2对Cr(Ⅲ)氧化动力学特征

采用分步离心法研究了δ-MnO2对Cr(Ⅲ)的氧化动力学.结果表明,δ-MnO2对Cr(Ⅲ)的氧化反应可以用一级动力学方程分段拟合.氧化反应是由2个速率不同的一级反应组成,Cr(Ⅲ)溶液在高浓度(400μmol/L)条件下,也可以用扩散方程和Elovich方程分段拟合.温度升高显著增加快反应阶段速率常数.随着反应的进行,MnO2表面吸附的Cr(Ⅵ)/Mn(Ⅱ)逐渐减小并远小于理论值(0.667),MnO2表面吸附的Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和Mn(Ⅱ)只占总量的0.1%～3%.溶液中的Cr(Ⅵ)/Mn(Ⅱ)逐渐减小并接近理论值.所以Mn(Ⅱ)向溶液中的扩散滞后于Cr(Ⅵ).Cr(Ⅲ)的氧化反应的速率控制步骤,在低浓度条件下是Cr(Ⅲ)的扩散和吸附,在高浓度条件下是Mn(Ⅱ)向溶液中的扩散.     

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.     

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.     

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.     

紫外活化甲酸产二氧化碳阴离子自由基还原Cr(Ⅵ)的研究

研究高效还原技术是去除废水中Cr(Ⅵ)的有效手段,本研究提出了一种新颖有前景的基于紫外(UV)活化甲酸(HCOOH)产还原性二氧化碳阴离子自由基(CO_2~(·-))去除Cr(Ⅵ)的方法.通过对比UV、HCOOH、UV/HCOOH三种体系对Cr(Ⅵ)还原效率和电子自旋共振(EPR)对体系中自由基的检测研究了其活化原理和还原机制.结果表明UV能显著活化HCOOH产生CO_2~(·-)(αH=19.08G,αN=15.86G,g=2.0036).此外,试验考察了主要影响因素对Cr(Ⅵ)去除效果的影响,包括初始Cr(Ⅵ)浓度、甲酸投加量、初始p H值、反应温度、有机污染物以及水中常见阴离子.结果显示当甲酸浓度为40mmol/L,Cr(Ⅵ)初始浓度为10mg/L,反应时间在60min内,UV/HCOOH体系对Cr(Ⅵ)的去除率能达到100%.在酸性条件下(pH≤3.5)能显著促进Cr(Ⅵ)的还原,且Cr(Ⅵ)去除效率随着初始HCOOH浓度和反应温度升高而增加.进一步研究表明,该体系下NO_3~-对Cr(Ⅵ)的还原有着显著的促进作用,而Cl~-、HCO_3~-和对硝基苯酚(pNP)则有抑制作用.不同温度下Cr(Ⅵ)去除率与时间关系的拟合结果表明,当反应时间t≥40min,UV/HCOOH体系去除Cr(Ⅵ)过程遵循准一级反应动力学,根据不同温度下对应的反应速率常数k,结合阿伦尼乌斯方程,计算求得准一级反应的活化能为15.9k J/mol.     

Cr(Ⅵ)在Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系中紫外光还原研究

研究了在紫外光照射下,Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐溶液对Cr(Ⅵ)的光还原反应.同时,考察了溶液pH值、Fe(Ⅲ)浓度、柠檬酸盐浓度、Cr(Ⅵ)初始浓度对光还原效率的影响,并分析了光还原反应的动力学.研究结果表明,Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系能光还原Cr(Ⅵ),在pH为2.0～6.0的范围内,Cr(Ⅵ)的还原率随着溶液初始pH值的降低而增大.当pH值为2.0、Fe(Ⅲ)浓度为10μmol·L-1、柠檬酸盐浓度为250μmol·L-1及Cr(Ⅵ)初始浓度为19.2μmol·L-1时,光照反应8min后Cr(Ⅵ)的最大还原率达到100%,但当pH值增加到6.0时,Cr(Ⅵ)的最大还原率下降到19%;当Cr(Ⅵ)的初始浓度在9.6～96.0μmol·L-1的范围内时,Cr(Ⅵ)光还原反应的初始速率随着Fe(Ⅲ)、柠檬酸盐(cit3)、Cr(Ⅵ)初始-浓度的增加而增加.表观动力学方程为:-dCCr(Ⅵ)/dt=0.1019[Cr(Ⅵ)]0.[Fe(Ⅲ)]0.[cit3]0..536-25     

铜绿假单胞菌在Cr(Ⅵ)还原中应用的研究

研究了铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa)对Cr(Ⅵ)的还原效果及碳源、pH和 Cr(Ⅵ)初始浓度对还原效果的影响,并对其还原机理进行了分析、探讨。结果表明:铜绿假单胞菌(P. aeruginosa)能有效还原Cr(Ⅵ),3种碳源的还原效果依次为苹果酸>琥珀酸>葡萄糖,其还原率分别为60.86%、43.76%、28.86%; pH=7.0时还原率最高,可达61.71%;随着Cr(Ⅵ)初始浓度的升高,还原量逐渐减少,当Cr(Ⅵ)初始浓度达到157.0mg/L时,Cr(Ⅵ)的还原受到强烈抑制。实验结果还表明:铜绿假单胞菌(P. aeruginosa)的正常生理活动受到影响时,其还原率下降;另外,还原Cr(Ⅵ)主要是菌种体内的溶解性酶起作用,细胞膜部分几乎无还原作用。     

抗坏血酸改性纳米硫化亚铁对水体Cr（Ⅵ）的还原特性及机制

为提高纳米硫化亚铁的稳定性及其对水体Cr(Ⅵ)的还原特征,本文通过化学共沉淀法制备抗坏血酸改性纳米硫化亚铁(VC-nFeS)并阐明其对水体Cr(Ⅵ)的还原特性与机制.实验结果表明,VC-nFeS对水中的Cr(Ⅵ)具有优良的还原效果,当pH为7.0,温度为25℃,材料中还原成分FeS与废水中Cr(Ⅵ)的物质的量比为1.5∶1时,还原率可达到99%以上.VC-nFeS投加量、反应温度、初始pH值等因素都会影响Cr(Ⅵ)还原,增加投加量和提高反应温度都能够提高还原速率,酸性和中性环境更有利于Cr(Ⅵ)的还原.VC-nFeS还原Cr(Ⅵ)的过程符合伪二级动力学反应模型,主要以化学吸附为主.等温吸附实验结果表明,两者之间的反应过程用Langmuir模型拟合程度较好,该材料在25℃条件下的最大吸附容量为595.24 mg·g^-1.扫描电镜(SEM)和Zeta电位测定结果表明,加入抗坏血酸改性能够有效分散纳米硫化亚铁.X射线衍射图谱(XRD)和红外光谱图(FTIR)结果显示,抗坏血酸改性处理能够提高纳米硫化亚铁的稳定性,并减少材料表面氧化.另外,产物表征结合水体实验结果表明反应...     

Mn2+对草酸还原Cr(Ⅵ)的强化效果及机理研究

地下环境中普遍存在的金属离子和小分子有机酸可以共同还原降解对环境和人体有害的Cr(Ⅵ)。通过探讨不同影响因素(体系组分、初始pH值、有机酸浓度、金属离子浓度)下,Cr(Ⅵ)的还原转化效果及其规律,确定了最佳反应组合,并探讨了Mn~(2+)对草酸还原Cr(Ⅵ)的强化效果及机理。结果表明:通过对比5种常见的小分子有机酸和5种常见的金属阳离子,确定了Mn~(2+)/草酸对Cr(Ⅵ)的还原效果最为显著;Mn~(2+)和草酸同时存在的反应体系中,Cr(Ⅵ)的还原反应分为缓慢诱导期和自动加速期,两个阶段均符合拟一级动力学;随着反应体系初始pH值的增大,Cr(Ⅵ)的还原反应速率逐渐减小;草酸和Mn~(2+)浓度分别上升时,明显加速了Cr(Ⅵ)的还原;在Mn~(2+)/草酸反应体系中引入乙二胺四乙酸(EDTA)对Mn~(2+)强化草酸还原Cr(Ⅵ)有较强的抑制作用;通过3次Cr(Ⅵ)循环还原试验,证实了Cr(Ⅵ)还原过程中Mn~(2+)/草酸/Cr(Ⅵ)和Mn~(3+)/草酸/Cr(Ⅵ)两种中间体络合物的重要作用,并且测定了Cr(Ⅵ)还原的最终产物为Cr(Ⅲ)。该研究结果对揭示地下环境中铬的形态变化及其迁移转化规律具有重要的环境意义。     

纳污河口水体中溶解有机物对Cr(Ⅵ)的还原作用--实验室模拟

工厂排放的含Cr(Ⅵ)废水注入河口之后,受水体中溶解有机物的还原,转化为低毒的Cr(Ⅲ).在天然水体中Cr(Ⅵ)被溶解有机物还原的反应动力学表明:该过程对Cr(Ⅵ)和H~ 均为一级反应.还原过程由两个反应组成,反应Ⅰ是Cr(Ⅵ)对酚羟基(φ—OH)的氧化,反应速度常数k_1~(18℃)=0.036min~(-1).反应Ⅱ是Cr(Ⅵ)对醇羟基(R—OH)的氧化,反应速度常数k_1~(＇18℃=1.5×10~(-3)min~(-1)。反应的活化能E_1=26kcal/mol,E_1~＇=40kcal/mol(18—28℃).利用正交设计实验测定该还原反应热力学的有关参数得出:溶解有机物对Cr(Ⅵ)的还原作用体系的反应物浓度和pH对反应平衡点有显著影响河口水域的水化学条件有利于Cr(Ⅵ)的还原.在反应平衡时六价铬的浓度(C_(Cr)~(eq)_(VI))与溶解有机物含量(DOC)之间的相关关系的基础上,外推得出不同环境功能水质要求的排放标准的计算通式:C_(Cr)~d_(VI)=α(Q/q)C_(Cr)~8_(VI) kDOC     

二硫代羧基化小麦秸秆对水中Cr（Ⅵ）的吸附性能及机理

选取小麦秸秆(WS)为原材料，采用化学合成法向WS上引入了二硫代羧基，制备了一种新型重金属吸附剂二硫代羧基化小麦秸秆(DTWS)，考察了DTWS投加量、振荡速率、pH值、吸附温度以及Cr(Ⅵ)初始浓度等对DTWS吸附Cr(Ⅵ)性能的影响，并通过吸附动力学、吸附等温线、吸附热力学、FTIR、SEM-EDS等方法探究了DTWS对Cr(Ⅵ)的吸附机制.结果表明，在振荡速率为200 r·min^-1、吸附温度为30℃时，DTWS对Cr(Ⅵ)初始浓度为25 mg·L^-1、pH值为6.0的含Cr(Ⅵ)水样吸附效果最好，最高去除率可达99.12%.DTWS对Cr(Ⅵ)的吸附更加符合准二级动力学方程和Langmuir模型，且DTWS对Cr(Ⅵ)的整个吸附过程是一个自发的放热过程.DTWS对Cr(Ⅵ)的吸附过程中主要发生了静电吸附、物理吸附以及包括氧化还原反应、配位反应在内的化学吸附，其中小麦秸秆中引入的二硫代羧基发挥了很大的作用.     

Fe(Ⅲ)-OH配合物同时引发水中Cr(Ⅵ)光还原和甲基橙光氧化

在250 W照明金属卤化物灯(λ≥313 nm)照射下,Fe(Ⅲ)-OH配合物能同时引发水中Cr(Ⅵ)的光还原和偶氮染料甲基橙的光氧化,并且同时Cr(Ⅵ)光还原和甲基橙光氧化效率都较Fe(Ⅲ)-OH配合物单独作用下的效率有明显提高.在c(Fe(Ⅲ)),c(Cr(Ⅵ))和c(甲基橙)为25～200 μmol/L时,pH=3.0是最佳值;c(Fe(Ⅲ))的增加同时有利于Cr(Ⅵ)光还原和甲基橙光氧化;c(Cr(Ⅵ))为25 μmol/L时,其自身光还原的初始速率最大,甲基橙光氧化反应初始速率则随c(Cr(Ⅵ))和c(甲基橙)的增大而减小.      

预处理烟束曲霉死菌体与Cr的相互作用及机理

采用投加预处理烟束曲霉(Aspergillus fumisynnematus)死菌体的方法去除含铬废水中的Cr(Ⅵ).考察了不同溶液初始pH值、Cr(Ⅵ)初始浓度、死菌体投加量及温度条件下,CTAB预处理烟束曲霉死菌体对Cr(Ⅵ)还原速率和总Cr的平衡吸附率的影响,并根据红外光谱分析初步探讨了CTAB预处理烟束曲霉死菌体与Cr的相互作用机理.结果表明:CTAB预处理烟束曲霉死菌体对总Cr有良好的吸附效果,在30℃.150 r·min-1,pH 2.0的条件下,在100mL浓度20gg·L-1的Cr(Ⅵ)溶液中投加0.5 g CTAB预处理烟束曲霉死菌体,2h内总Cr最大吸附率达到了72%,约为原死菌体总Cr吸附率的2倍,但反应达到平衡后的总Cr吸附率下降到30%左右.吸附平衡后的解吸实验结果表明Cr(Ⅵ)几乎全部被还原为Cr(Ⅲ).在实验pH值范围内,pH值越低、Cr(Ⅵ)初始浓度越小、预处理死菌体投加量越大以及温度越高,越有利于Cr(Ⅵ)的还原;pH值越高、Cr(Ⅵ)初始浓度越小、预处理死菌体投加量越大以及温度越低,对总Cr的平衡吸附率越大.预处理死菌体与Cr的相互作用主要是氨基和羧基与不同形态Cr的吸附作用以及菌体对Cr(Ⅵ)的还原作用.     

氢自养还原菌同步去除水中Cr(Ⅵ)和NO3-

本实验研究了序批式条件下Cr（Ⅵ）和NO₃^-浓度、pH值和H₂含量对于氢自养还原菌同步去除水中Cr（Ⅵ）和NO₃^-的性能及微生物群落的影响.结果表明：系统中存在氢气时,正常活性的氢自养还原菌可实现Cr（Ⅵ）的还原;Cr（Ⅵ）初始浓度不高于2000 μg/L时,Cr（Ⅵ）和NO₃^-的还原速率及氢自养还原菌的活性不会受到Cr（Ⅵ）初始浓度的影响;作为一种优先电子受体,NO₃^-会与Cr（Ⅵ）争夺电子,降低Cr（Ⅵ）的还原速率;氢自养还原菌同步还原Cr（Ⅵ）和NO₃^-的最佳pH值为7.0左右,酸性或碱性环境都会抑制Cr（Ⅵ）还原,且NO₂^-会随着pH值的升高逐渐积累;作为电子供体,H₂是还原Cr（Ⅵ）和NO₃^-的必要条件,但H₂足量后,过量提供H₂不能提高Cr（Ⅵ）和NO₃^-的还原速率.     

纳米零价铁铜双金属对铬污染土壤中Cr(Ⅵ)的还原动力学

采用液相还原法制备纳米零价铁铜双金属(n ZVI/Cu),通过扫描电子显微镜(SEM)和X射线衍射(XRD)对其进行形貌观测和表征分析,用制备的n ZVI/Cu修复Cr(Ⅵ)污染的土壤,研究了不同反应条件对修复效果的影响,探讨了还原动力学规律.结果表明,n ZVI/Cu对土壤中的Cr(Ⅵ)有很好的降解效果,反应初始p H为7,温度为30℃时,加入2 g·L~(-1)的n ZVI/Cu材料,在10 min内Cr(Ⅵ)含量为88 mg·kg~(-1)的污染土壤中的Cr(Ⅵ)去除率可以达到99%以上.改变n ZVI/Cu加入量、p H值、反应温度以及添加腐殖酸都会对Cr(Ⅵ)的去除效果产生影响.改变p H值和反应温度对去除土壤中Cr(Ⅵ)的影响都比较明显,p H值越小,反应温度越高Cr(Ⅵ)的去除效果越好,添加腐殖酸对去除土壤中的Cr(Ⅵ)有一定的影响.n ZVI/Cu降解Cr(Ⅵ)的过程符合伪一级还原动力学模型,还原速率与反应温度的关系符合阿仑尼乌斯(Arrhenius)定律,反应活化能Ea为104.26 k J·mol~(-1).