吩嗪在铜绿假单胞菌去除六价铬中的作用

研究了铜绿假单胞菌的吩嗪类分泌物:绿脓菌素(pyocyanine,PYO)和1-羟基吩嗪(1-hydroxyphenazine,POH),在铜绿假单胞菌去除Cr(Ⅵ)中的作用。采用分光光度法和原子吸收光谱法测定样品中Cr(Ⅵ)和总铬在不同时间点的浓度,结果表明,铜绿假单胞菌可吸附并还原Cr(Ⅵ),并且PYO和POH均可加速菌体对Cr(Ⅵ)的还原,随着吩嗪浓度增大,还原速率加快,当PYO或POH的浓度为50μmol/L时,12 h内的Cr(Ⅵ)还原量分别为12 mg/L和16 mg/L。     

水体中常见无机阳离子对TiO_2薄膜光催化还原Cr(Ⅵ)的影响

选择了6种水体中常见的阳离子(Na+、Mg2+、Ca2+、Al3+、Cu2+、Ni2+),分别考查了其对TiO2薄膜光催化还原Cr(Ⅵ)的影响;从光吸收、无机离子本身的性质对光生电子的捕获及传递等讨论了上述离子影响TiO2薄膜光催化还原Cr(Ⅵ)的反应速率的原因。结果表明:由于其不能捕获光生电子,Na+、Mg2+、Ca2+本身对TiO2薄膜光催化还原Cr(Ⅵ)的反应速率影响不大;Al3+吸引电子能力较强,成为光生电子和Cr(Ⅵ)之间的桥梁,促进了Cr(Ⅵ)的还原;浓度为1 mmmol/L时,Cu2+显著地促进了Cr(Ⅵ)的光催化还原,其主要原因是Cu2+捕获光生电子的能力很强,起到了催化剂的作用,而浓度大于10 mmol/L时,Cu2+形成单质Cu以及对紫外光的吸收都使促进作用降低;Ni2+未充满的d轨道具有获得并传递光生电子的能力,也促进了Cr(Ⅵ)的还原;在浓度同为1mmol/L时,对Cr(Ⅵ)光催化还原的促进作用依次为:Cu2+Al3+Ni2+Na+、Ca2+、Mg2+。     

TiO2/石墨烯应用于Cr (Ⅵ) 和苯酚复合体系的光催化研究

以溶胶凝胶法制备的TiO_2/石墨烯复合材料为光催化剂,对Cr(Ⅵ)和苯酚的复合体系进行光催化实验。考察了污染物浓度、反应气态氛围、光照时间等因素对光催化效果的影响。结果表明,Cr(Ⅵ)和苯酚的去除率均随光照时间的延长而提高。苯酚质量浓度为0～150mg/L时,Cr(Ⅵ)的去除率随着苯酚浓度的增大而升高,当苯酚质量浓度为150mg/L时,Cr(Ⅵ)的最终去除率可达到100.0%;而Cr(Ⅵ)质量浓度为0～50mg/L时,苯酚的光催化氧化去除率随Cr(Ⅵ)浓度的增大先升高后降低,当Cr(Ⅵ)质量浓度为15mg/L时,苯酚的最终去除率最高,为92.2%。综合考虑,空气为最佳气态氛围。Cr(Ⅵ)和苯酚的光催化去除反应均符合一级反应动力学规律。Cr(Ⅵ)和苯酚的光催化协同去除机理为:在光照射下,TiO_2被激发产生光生电子和光生空穴,Cr(Ⅵ)被光生电子还原成Cr(Ⅲ),苯酚主要被光生空穴氧化,光生电子和光生空穴的复合被阻止起到了协同促进作用。     

异化铁还原细菌Klebsiella sp.KB52还原重金属Cr(Ⅵ)

以分离自海洋沉积物中异化铁还原细菌Klebsiella sp. KB52为研究对象,分析微生物异化铁还原过程对还原Cr(Ⅵ)的影响。菌株KB52是一株非典型耐铬细菌,在Cr(Ⅵ)浓度10～50 mg·L~(-1)范围内,该菌株生长受到明显抑制。当将Fe(OH)~3添加至培养体系,菌株KB52能够良好生长并具有铁还原性质,同时提高了Cr(Ⅵ)还原效率。Fe(OH)~3浓度为300 mg·L~(-1)时,菌株KB52细胞生长指标OD600和累积产生Fe(Ⅱ)浓度最高,分别是1.4760±0.04和(39.79±1.45)mg·L~(-1),Cr(Ⅵ)还原率(42%)是对照组的5.25倍。当柠檬酸铁作为电子受体,菌株KB52还原Fe(Ⅲ)效率最高,Fe(Ⅱ)累积浓度达到(109.87±1.27)mg·L~(-1),Cr(Ⅵ)还原率提高至67%。上述结果表明,菌株KB52能够利用可溶性和不可溶性Fe(Ⅲ)作为电子受体进行生长,同时其异化铁还原过程偶联Cr(Ⅵ)还原。研究结果可为利用异化铁还原细菌还原Cr(Ⅵ)提供理论依据,拓宽微生物治理重金属污染的应用范围。     

紫外活化过硫酸盐/甲酸体系还原水中Cr(Ⅵ)机理及影响因素

采用紫外活化过硫酸盐/甲酸体系所产生的还原性二氧化碳阴离子自由基(CO_2~(·-)),研究了水溶液中高浓度Cr(Ⅵ)的去除效果;使用电子自旋共振(ESR)技术,鉴定识别了体系中产生的活性自由基;分析了体系的活化机理及其对Cr(Ⅵ)的还原机制;考察了过硫酸盐投加量、初始pH、腐殖酸、无机阴离子(Cl~-、HCO_3~-和NO_3~-)及初始Cr(Ⅵ)浓度等对Cr(Ⅵ)去除的影响。结果表明:紫外活化过硫酸盐/甲酸体系可以有效还原Cr(Ⅵ),当过硫酸钠与甲酸浓度分别为20 mmol·L~(-1)和40 mmol·L~(-1),未调初始pH为2.4时,初始浓度为200 mg·L~(-1)Cr(VI)在50 min内基本完全可被还原;此外,Cr(Ⅵ)还原去除率随过硫酸盐浓度升高而增强,在酸性条件下(pH=2.4),体系对Cr(Ⅵ)的还原效率最高,随着pH的增大,还原效率明显降低。进一步研究表明, Cl~-、HCO_3~-和NO_3~-对Cr(Ⅵ)的还原都存在抑制作用,在相同浓度下,其抑制程度分别为HCO_3~-NO_3~-Cl~-,腐殖酸也对Cr(Ⅵ)的去除存在抑制作用。紫外活化过硫酸盐/甲酸体系还原Cr(Ⅵ)过程符合零级反应动力学方程,其动力学常数为78.467μmol·(L·min)~(-1)。本研究结果为Cr(Ⅵ)废水的处理提供了一种高效的还原新技术。     

磁性海泡石吸附Cr(VI)特性及动力学

采用化学共沉淀法合成磁性海泡石,通过静态吸附实验研究磁性海泡石对Cr(Ⅵ)的吸附特性及其动力学。结果表明,磁性海泡石对Cr(Ⅵ)的吸附在90 min内即可达到平衡;体系的初始pH是影响磁性海泡石吸附Cr(Ⅵ)性能的重要因素;当废水中Cr(Ⅵ)的初始浓度为50 mg/L时,磁性海泡石的适宜投加量为10 g/L;随反应温度的升高,磁性海泡石对Cr(Ⅵ)的吸附量增加;温度为25、35和45℃时,磁性海泡石对Cr(Ⅵ)的饱和吸附量分别为3.32、3.72、4.08 mg/g;吸附动力学曲线可以用拟二级反应动力学模型拟合;内扩散和液膜扩散联合控制Cr(Ⅵ)在磁性海泡石上的吸附过程,其中内扩散的控速作用大于液膜扩散。     

铝污泥吸附六价铬的特征和机理

铝污泥是给水处理过程中不可避免的副产物,为了解其资源化利用作为吸附剂对Cr(Ⅵ)的吸附行为和吸附特征,本研究通过静态实验研究了铝污泥的水解特征、Cr(Ⅵ)在铝污泥上的吸附机理和影响因素。结果表明,(1)铝污泥表面的主要官能团为羟基、SO24-和Cl-;(2)铝污泥与Cr(Ⅵ)的吸附过程中,液相中Cr(Ⅵ)的浓度随吸附时间延长而降低(由20 mg/L降为15.42 mg/L),同时,液相中pH由6.01升高为7.06、SO24-由8.79 mg/L升高为11.40 mg/L、Cl-由10.54 mg/L升高为11.88 mg/L,这一结果表明,HCrO4-与铝污泥表面的羟基、SO24-、Cl-等官能团交换,其吸附机理为配体交换;(3)pH是影响Cr(Ⅵ)在铝污泥上的吸附量的主要因素,当pH由4.0升高至10.0时,吸附容量由7.63 mg/g下降为0.70 mg/g。实验表明,铝污泥作为一种新型的Cr(Ⅵ)吸附剂具有较高吸附能力和应用前景,并为优化吸附工艺提供了技术支撑。     

不同还原剂对某铬渣污染场地修复效果的实验研究

分别向某铬渣污染场地土样中投加7种还原剂(糖蜜、七水合硫酸亚铁、硫代硫酸钠、硫化钠、多硫化钙、硫化亚铁及还原性铁粉),还原剂投加量均为3%(质量分数,下同),考察了不同养护时间(1、5、12、28d)下土样中Cr(Ⅵ)含量及其浸出液中Cr(Ⅵ)浓度,对比7种还原剂对Cr(Ⅵ)的稳定效果。实验结果表明,糖蜜和多硫化钙对Cr(Ⅵ)的稳定化效果最佳,养护时间为28d时,土样中Cr(Ⅵ)质量浓度从3 094.78mg/kg分别降至26.14、5.45mg/kg,土样浸出液Cr(Ⅵ)质量浓度从98.42mg/L分别降至0.09、0.07mg/L,土样中Cr(Ⅵ)还原率均在99%以上。糖蜜和多硫化钙对土样的处理成本分别为60、150元/t,糖蜜的处理成本相对较低,具有较好的工程应用前景。     

改性天然磷灰石去除废水中Cr(Ⅵ)

用改性天然磷灰石处理低浓度含Cr(Ⅵ)废水,考察反应时间、改性天然磷灰石用量、反应温度和初始pH对Cr(Ⅵ)去除的影响,研究了Cr(Ⅵ)去除的动力学及热力学,分析了反应机理。结果表明:(1)在改性天然磷灰石用量为10g/L、Cr(Ⅵ)初始质量浓度为10.000mg/L、初始pH为2.0、反应温度为283.15K、反应时间为90min的条件下,Cr(Ⅵ)去除率为99.38%,Cr(Ⅵ)残余质量浓度为0.062mg/L,低于《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中Ⅴ类标准限值(0.1mg/L)。(2)改性天然磷灰石去除Cr(Ⅵ)的反应符合一级反应动力学模型,是放热反应,反应温度低于410.83K时反应能自发进行。作用机理主要是以络阴离子形式存在的Cr(Ⅵ)自发吸附在磷灰石溶解形成的带正电荷表面,然后与溶解的Ca2+反应,形成铬酸钙沉积在固体表面,实现相转移。     

多硫化钙与亚铁盐联用去除工业废水中的Cr(Ⅵ)

还原稳定化修复技术是当前重金属污染修复领域的主要技术,其中,重金属去除率和环境扰动是评价修复效果的重要指标.以不同pH重铬酸钾溶液模拟Cr(Ⅵ)污染水体,分别研究了多硫化钙、硫酸亚铁和二者联用对水体重金属Cr(Ⅵ)的还原稳定性,同时考察了环境因素对药剂联用的影响并探究各药剂对Cr(Ⅵ)的去除机理.结果表明:当多硫化钙与硫酸亚铁投加比例为1:2时,药剂联用对Cr(Ⅵ)和总Cr的去除效果均优于单独施加药剂时的去除效果且还原产物较稳定,对体系扰动作用相对较小;低pH和较高温度有利于联用药剂对Cr(Ⅵ)的去除,HCO3-、Cl-、Mn2+的加入有利于去除Cr(Ⅵ),Fe3+对 Cr(Ⅵ)去除表现为低浓度抑制、高浓度促进;经反应产物成分分析,多硫化钙与硫酸亚铁反应生成了具有催化效果的FeS,提高了修复效果.以上研究结果可为后期Cr(Ⅵ)污染水体的控制和修复提供参考.     

水体中常见无机阳离子对TiO2薄膜光催化还原Cr（Ⅵ）的影响

选择了6种水体中常见的阳离子（Na^＋、Mg^2＋、Ca^2＋、Al^3＋、Cu^2＋、Ni^2＋）,分别考查了其对TiO2薄膜光催化还原Cr（Ⅵ）的影响;从光吸收、无机离子本身的性质对光生电子的捕获及传递等讨论了上述离子影响TiO2薄膜光催化还原Cr（Ⅵ）的反应速率的原因。结果表明：由于其不能捕获光生电子,Na^＋、Mg^2＋、Ca^2＋本身对TiO2薄膜光催化还原Cr（Ⅵ）的反应速率影响不大;Al^3＋吸引电子能力较强,成为光生电子和Cr（Ⅵ）之间的桥梁,促进了Cr（Ⅵ）的还原;浓度为1 mmmol/L时,Cu^2＋显著地促进了Cr（Ⅵ）的光催化还原,其主要原因是Cu^2＋捕获光生电子的能力很强,起到了催化剂的作用,而浓度大于10 mmol/L时,Cu^2＋形成单质Cu以及对紫外光的吸收都使促进作用降低;Ni^2＋未充满的d轨道具有获得并传递光生电子的能力,也促进了Cr（Ⅵ）的还原;在浓度同为1mmol/L时,对Cr（Ⅵ）光催化还原的促进作用依次为：Cu^2＋〉Al^3＋〉Ni^2＋〉Na^＋、Ca^2＋、Mg^2＋。     

铁碳微电解处理饮用水源中Cr(Ⅵ)污染

选用铁碳微电解处理水源中的Cr(Ⅵ),研究其对Cr(Ⅵ)的去除效果和各种因素的影响。结果表明,在不调p H的条件下(原水p H=5.8~6.4),反应时间为40 min,六价铬为1 mg/L,Fe/C=7/3,总量为14 g的铁碳,重复处理100m L的铬液可以利用6~8次,水样经该条件处理后去除率达95%以上,效果良好。在此基础上进行动态连续实验,流量为8m L/min,铬液为1 mg/L,不调节p H情况下,蒸馏水配铬液的可以运行60 d,出水浓度为0.007~0.012 mg/L,处理率都达95%以上,出水达到《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)中六价铬的要求0.05 mg/L,总铁的要求0.3 mg/L。该技术在实验室实验的基础上,取得了较好的处理效果,对于研究水源水处理新技术有参考价值。     

光和TiO2对酒石酸还原Cr(Ⅵ)的催化作用研究

研究了避光、可见光照及紫外光照条件和TiO2对酒石酸还原Cr(Ⅵ)的催化作用及其作用机制.结果表明:(1)避光条件下,酒石酸对Cr(Ⅵ)的还原作用很微弱,外加TiO2对该反应也仅有微小变化.TiO2对酒石酸还原Cr(Ⅵ)的催化作用只有在光照下才能产生.紫外光照下,仅酒石酸存在时,150 min后Cr(Ⅵ)即被反应完全,外加TiO2催化7 min后Cr(Ⅵ)即被反应完全.(2)光照能诱导并加速酒石酸还原Cr(Ⅵ)的光催化作用,紫外光照下的光催化还原反应速率远快于可见光照.(3)pH对TiO2光催化酒石酸还原Cr(Ⅵ)的反应速率有明显的影响,pH越小,光催化还原反应速率越快.(4)酒石酸初始浓度的增大有利于Cr(Ⅵ)光催化还原.     

新型微生物脱盐电池处理重金属铬废水

构建一种新型三室微生物脱盐电池(MDC),研究其脱盐产电并同步处理污染废水的效果。结果表明,阳极室为葡萄糖溶液,中间室盐溶液浓度5 g/L,阴极室为铁氰化钾溶液,闭合体系瞬时获得最高电压650 mV,同时脱盐效果良好,该MDC成功启动。其后,阴极室以重金属铬(200 mg/L)废水作为电子受体,中间室初始盐浓度为20 g/L、35 g/L,Cr(Ⅵ)平均还原率分别为1.06 mg/(L.h)和0.64 mg/(L.h),两者Cr(Ⅵ)的去除率均能达到80%以上,脱盐率分别为81.64%(20 g/L)和88.95%(35 g/L)。中间室盐浓度20 g/L时,获得最大输出电压466.6 mV,最大体积功率密度98.6 mW/m3,最佳内阻655.8Ω,库仑效率1.16%。表明该MDC系统具有良好的脱盐效果和处理废水效果。     

还原剂添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)的解毒/固化

在对现有Cr(Ⅵ)污染控制方法分析的基础上,提出用还原剂添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)进行解毒/固化的研究思路。以煤矸石为原料,以水玻璃和Na OH为碱性激发剂,合成矿物聚合物;以Fe Cl2·4H2O为还原剂,用还原剂添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)进行解毒/固化实验,并采用XRD、TEM/EDS、XPS对固化体进行检测。当添加的Fe(Ⅱ)与Cr(Ⅵ)的摩尔比≥3∶1时,矿物聚合物中总铬的浸出浓度小于1 mg/L,铬固化率大于99%。还原剂添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)最大固化量为0.8%。在合成过程中,Fe(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)添加的矿物聚合物发生了氧化还原反应,Fe(Ⅱ)被氧化成了Fe(Ⅲ),Cr(Ⅵ)被还原成了Cr(Ⅲ),随后Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)同时被矿物聚合物中的—OAl(-)(OH)3吸引,并固化在非晶质结构中。     

EGCG-Fe配合物对水中Cr(Ⅵ)还原

通过实验对水溶液中EGCG-Fe(Ⅱ)、EGCG-Fe(Ⅲ)还原Cr(Ⅵ)进行了研究。结果表明,EGCG-Fe(Ⅱ)能高效的还原六价铬,其反应速率与EGCG-Fe(Ⅱ)的分布以及溶液pH有关。提高反应物浓度和pH有利于EGCG-Fe(Ⅱ)的形成从而提高Cr(Ⅵ)的还原速率;与之相反,EGCG-Fe(Ⅱ)与Cr(Ⅵ)的反应速率常数则随pH的升高而降低,在pH=3.75、4.02、4.32以及4.61的条件下分别为3 556.3、2 049.5、1 453.7和1 022.0 L·(mol·s)-1。在pH5的条件下EGCG还可以还原Fe(Ⅲ)并形成EGCG-Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)循环,其间产生的多种中间体可能对Cr(Ⅵ)具有较强的反应活性,并大幅提高Cr(Ⅵ)的还原速率。在pH5的条件下由于水中溶解氧的竞争反应会降低EGCG-Fe(Ⅱ)对Cr(Ⅵ)的还原效率,而对于pH4的情形则可忽略溶解氧的影响。     

内聚乙醇固定化硫酸盐还原菌同步处理废水中硫酸盐和铬

含Cr(Ⅵ)和硫酸盐废水对生态环境构成严重威胁。以聚乙烯醇和海藻酸钠为交联剂制备一种内聚已醇固定化硫酸盐还原菌(SRB)小球(简称固定化小球),探讨这种新型吸附剂对Cr(Ⅵ)、SO2-4分别为100、200mg/L废水的处理效果。结果表明,固定化小球对废水中Cr(Ⅵ)和SO2-4具有较好去除效果,Cr(Ⅵ)和SO2-4去除量分别高达341.87、1 680μg/g,去除率分别高达97.43%、99.30%。红外谱图、电子扫描图分析表明,固定化小球网状结构构成了细菌免受环境因素干扰的亲水微环境,硫酸盐还原在去除Cr(Ⅵ)和SO2-4过程中发挥了重要作用。     

生物炭携载纳米零价铁对溶液中Cr(Ⅵ)的去除

利用液相还原法,使生物炭携载纳米零价铁,可以有效解决纳米零价铁在水处理应用中自身团聚问题,从而提高Cr(Ⅵ)的去除效率。研究发现:在添加相同剂量纳米的条件下,当炭铁质量比为5∶1时,生物炭携载纳米零价铁对溶液中Cr(Ⅵ)的去除率可达到96.8%,比纯纳米零价铁去除Cr(Ⅵ)的效率高35.9%;TEM和BET分析表明,生物炭携载纳米零价铁比纯纳米零价铁有更好的分散性和更高的比表面积,这是其去除Cr(Ⅵ)效果更好的主要原因;当溶液中Cr(Ⅵ)的反应初始浓度从25 mg/L提升至125 mg/L时,表观速率常数kobs从0.104 1 min~(-1)降低至0.023 5 min~(-1),说明反应速率随着Cr(Ⅵ)初始浓度的增大而降低;当反应溶液初始p H在4.5~8.5之间时,携载纳米零价铁的生物炭对溶液中Cr(Ⅵ)的去除率均达到92.1%以上,表明生物炭携载纳米零价铁具有较广的p H适应范围,且对Cr(Ⅵ)具有较好的去除效果。     

固定化啤酒废酵母对Cr(VI)的吸附

用2%海藻酸钠与1%明胶混合作为包埋剂固定啤酒废酵母,研究固定化啤酒废酵母对Cr(Ⅳ)的吸附特性.结果表明,固定化啤酒废酵母吸附Cr(Ⅵ)受吸附时间、起始pH、固定化菌体浓度、cr(Ⅵ)起始浓度及共存离子等因素的影响.确定固定化啤酒废酵母对Cr(Ⅵ)最佳吸附条件为:pH 2,Cr(Ⅵ)起始浓度100 mg/L,固定化菌体浓度2 g/L,吸附90 min.此条件下Cr(Ⅵ)的吸附率可达96.8%.Pd2+等并存离子可抑制固定化啤酒废酵母对Cr(Ⅵ)的吸附.用1 mol/L盐酸洗脱固定化啤酒废酵母所吸附的Cr(Ⅵ)3 h,解吸率为93.6%.     

不同电子供体和受体对零价铁与微生物协同还原六价铬的影响

采用间歇实验考察了有机质及氧、硝酸盐和硫酸盐对零价铁(Fe0)与微生物协同还原Cr(Ⅵ)过程的影响。实验结果表明,对于Cr(Ⅵ)的去除协同体系明显优于Fe0和微生物单独作用;外加有机质如乙酸钠、乙醇、葡萄糖和腐殖酸可显著地提高协同体系去除Cr(Ⅵ)的效果,反应3 d后Cr(Ⅵ)去除率分别提高了33%、19%、16%和11%;空气对协同体系还原Cr(Ⅵ)过程影响不明显,但硝酸盐明显地抑制Cr(Ⅵ)的还原,且抑制作用随硝酸盐浓度升高而增强;硫酸盐诱导微生物在Fe0表面生成具有强吸附能力和强还原能力的硫铁矿物,促进Cr(Ⅵ)的去除。当硫酸根浓度为960 mg·L~(-1)时,反应2 d后Cr(Ⅵ)去除率提高了39%。在零价铁与微生物协同修复Cr(Ⅵ)污染水体中应充分考虑电子供体和受体的影响。