纤维改性硫酸亚铁还原铬渣水泥固化体研究

以浸出毒性、表面浸出率、抗日晒能力和抗压强度为指标考察了纤维改性硫酸亚铁还原铬渣水泥固化体的性能。实验结果表明：纤维改性硫酸亚铁还原铬渣水泥固化体养护7d和28d后的浸出毒性均低于国家标准、抗压强度均大于10MPa,可以做最终处置或进行综合利用;与普通铬渣水泥固化体相比,纤维改性硫酸亚铁还原铬渣水泥固化体在加入植物纤维为0．8g时的处理效果最好,浸出毒性、表面浸出率分别降低了76．I％和76．8％;抗日晒能力、抗压强度分别提高了36．4％和52．1％。     

铬渣的长期稳定性试验研究

采用硫酸亚铁为还原剂，粉煤灰为添加剂对铬渣进行固化／稳定化处理，并通过冻融、碳化、模拟酸雨淋溶以及表面浸出实验研究了固化体的长期稳定性。冻融后固化体的质量损失小于1％，强度损失小于10％；碳化后其碳化深度在8mm～15mm之间；抗压强度均大于30Mpa，可用于建筑用途；六价铬的浸出毒性均低于国家标准的1．5mg／L：表明固化体长期稳定性良好，用于填埋，安全、可靠。     

还原剂对偏高岭土基矿物聚合物解毒铬渣的影响

目前常用的铬渣处理方法存在铬形态不稳定、残留的酸溶性Cr(Ⅵ)易淋出等问题,该研究以添加还原剂的偏高岭土基矿物聚合物来直接处理铬渣,探索铬渣的一步解毒/固化及无害化利用。实验中将铬渣和偏高岭土混合用于制备矿物聚合物,加入Na_2S、Na_2SO_3、FeSO_4和FeCl_2作还原剂,改变还原剂的添加比例,对比制备的偏高岭土/铬渣基矿物聚合物固化体的浸出性毒性实验中Cr的浓度,选择最佳还原剂种类及比例。并在最佳还原剂的基础上,探索铬渣的最大处理量。     

硫化砷渣的固化/稳定化处理

为了解决硫化砷渣对环境的污染,采用了单因素分析法,研究了飞灰、三氧化二铁、PFS、磷酸钠、硫酸亚铁和水泥对硫化砷渣的固化/稳定化效果,研究结果表明:当飞灰加入量为硫化砷渣质量的9倍、水泥的加入量为硫化砷渣质量的4倍、三氧化二铁加入量为硫化砷渣质量的20%、磷酸钠加入量为硫化砷渣质量的10%时,对处理后的样品使用HJ/T 299—2007《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》浸出,浸出液中砷的质量浓度为1.12 mg/L,浸取液的p H值为11.5,达到了危险废物填埋污染控制标准。     

还原法修复六价铬污染土壤的研究

摘要：铬渣中含有毒性较强的六价铬化合物,其严重污染环境。本文通过实验室模拟试验,研究了硫代硫酸钠、亚硫酸钠、抗坏血酸和硫酸亚铁等还原剂对铬渣污染土壤中六价铬的解毒效果。探讨了还原剂的浓度、pH和反应时间对六价铬还原效果的影响。结果表明：亚硫酸钠浓度为1mol／L、pH9．5和反应时间为15min时对六价铬的还原效果最佳。     

高温自蔓延还原解毒固化铬渣技术研究

采用高温自蔓延技术处置铬渣,探讨了高温自蔓延技术还原解毒固化铬渣的机制。以铝粉和三氧化二铁作铝热剂,与铬渣充分混合,用镁条点燃引发自蔓延反应,最终得到铬渣固化体。实验结果表明:高温自蔓延技术能有效固化铬渣,铬渣的掺渣率高达44.94%。浸出实验结果表明:A组(铬渣原样)铬渣固化体总铬浸出浓度未检出;B组(铬渣原样+重铬酸钾)铬渣固化体总铬浸出浓度为0.117 76 mg/L,远远低于国标(GB 5085.3-2007)限值15 mg/L,六价铬浸出浓度未检出。XRD分析表明:铬渣还原解毒固化机制主要是六价铬在自蔓延反应中被还原为三价铬,再与其他金属化合物在高温熔融状态下生成含铬尖晶石,铬以离子键Cr—O的形式参与尖晶石的晶格形成。     

两段式还原铬渣中Cr(Ⅵ)的试验研究

比对了多种还原剂处理六价铬的解毒效果,确定了焦亚硫酸钠、硫酸亚铁两段式还原处理铬渣浸出液中六价铬和总铬的还原剂投加顺序和投加量。结果表明,该技术能使解毒后铬渣中Cr6+浓度达到0.17 mg/L,满足HJ/T 301—2007《铬渣污染治理环境保护技术规范(暂行)》解毒后铬渣六价铬≤0.5 mg/的要求,且具有较好的长期稳定性,解毒彻底,可为该技术的工程应用提供理论依据。     

零价铁和碱激发矿渣稳定/固定化处理铬渣研究

采用零价铁和碱激发矿渣对铬渣进行稳定/固定化处理,考察了处理后固化体的毒性浸出水平,矿物组成及Cr形态分布变化情况,并对铬渣的处置和利用的有效性进行评价.结果表明,还原固定化处理后的样品硫酸硝酸法浸出毒性可满足作为砖或砌块使用的标准,抗压强度均高于15 MPa,其中Cr主要以Fe/Mn氧化物结合态存在,可被用于采石场修复、封闭泻湖以及作为路基材料等一些特殊用途.     

湿法解毒还原工艺对铬渣中Cr(Ⅵ)的治理特性

以治理铬渣中的Cr(Ⅵ)污染为目的,提出了硫酸浸出-硫酸亚铁还原的铬渣湿法解毒工艺,在对铬渣处理前后的表面形貌进行表征的基础上,探究了不同处理条件下铬渣中Cr(Ⅵ)的处理效果及其修复机理。结果表明:铬渣湿法球磨时间为20 min时,铬渣颗粒98.68%过200目筛,水溶性Cr(Ⅵ)的浸出率可达40.96%;铬渣硫酸添加量为60%,液固比为4∶1,酸溶时间为2.5 h时,Cr(Ⅵ)浸出趋于饱和,此时浸出终点pH为5.8,水溶性和酸溶性Cr(Ⅵ)总浸出率为95.38%;硫酸亚铁添加量为40%时,铬渣中Cr(Ⅵ)含量下降为1.38 mg/kg。铬渣中Cr(Ⅵ)的去除主要与硫酸对含Cr(Ⅵ)矿物的溶解、SO₄2-和CrO₄2-的离子交换以及Fe(Ⅱ)对溶液中Cr(Ⅵ)的还原作用有关。     

铬渣处理前后的毒性比较

铬的毒性研究报告较多,而制铬工厂排出的铬渣造成严重污染环境和水源是长期以来未解决的问题,因此铬渣的处理和综合利用已成为当前急需解决的问题。目前一般采用硫酸亚铁作还原剂,经干法低温解毒工艺使铬渣的六价铬逐渐转变为三价铬从而达到处理目的。为鉴定铬渣处理前后的毒性比较,笔者作了铬渣处理前后的动物急性蓄积性毒性试验。     

硫铁矿对Cr(Ⅵ)污染土壤的长效还原稳定化研究

针对酸溶态占比高的Cr(Ⅵ)污染土壤还原解毒不彻底、后期易返黄的问题,确定了水溶态Cr(Ⅵ)快速还原、酸溶态Cr(Ⅵ)长效缓释还原的修复思路。试验考察了单独添加硫铁矿对Cr(Ⅵ)处理的效果,并采用FeSO₄·7H₂O、硫铁矿分步还原法探究处理后污染土壤的长效稳定性,进行了540 d的长期监测。结果表明:FeSO₄·7H₂O还原药剂长效性较差,在自然环境中容易发生氧化,失去还原效能,无法完全还原缓慢释放的酸溶态Cr(Ⅵ),有必要加入长效还原缓释药剂对酸溶态Cr(Ⅵ)进行持续还原。硫铁矿单独修复水溶态Cr(Ⅵ)为主的污染土壤,在添加20%的硫铁矿,反应14 d的条件下,土壤中Cr(Ⅵ)浸出浓度降至30.4 mg/L。采用FeSO₄·7H₂O和硫铁矿分步还原酸溶态Cr(Ⅵ)污染土壤,先加入2%的FeSO₄·7H₂O,养护3 d后再加入3%的硫铁矿反应27 d,Cr(Ⅵ)浸出浓度即降至0.29 mg/L,加入5%的硫铁矿,反应4 d后Cr(Ⅵ)浸出浓度即可降至0.43 mg/L,之后Cr(Ⅵ)浸出浓度保持稳定。经过540 d的长期监测未发现浸出浓度有上升情况。     

铁基固体材料对钒矿污染土壤的固化效果研究

选用还原性材料铁粉、硫酸亚铁,氧化性材料三氧化二铁,吸附性材料钢渣、针铁矿,共5种3类铁基固体材料对钒冶炼渣污染的土壤进行了固化研究.结果表明,固定效率由高到低依次为硫酸亚铁>铁粉>针铁矿>钢渣>三氧化二铁.在1%的添加量、固化7d的固化条件及水平振荡的检测方法下,铁粉、硫酸亚铁对V的固定效率分别达到了97.7%和98.8%.模拟酸雨的浸出环境对还原性材料影响不大.还原性材料固化1d内对V和Cr便达到较高固定效率,之后30d内固定效率呈现轻微下降趋势.随材料用量增加,还原性材料对V和Cr的固定效率增大,实验最大用量2%时,铁粉对两者固定效率分别达到99.6%和78.5%,硫酸亚铁达到99.9%和90.6%.BCR分析表明,还原性材料对实验土样固化后,大幅降低了V的酸提取态,增加了V的可氧化态.     

用盐酸/正丁胺/硫酸铜法浸出废线路板中的铜

采用盐酸-正丁胺-硫酸铜混合体系,以铜为目标模拟物,通过改变盐酸浓度、正丁胺浓度、硫酸铜质量、温度等条件,建立并优化了废旧线路板中铜的浸出方法.结果表明,在盐酸浓度为1.75 mol/L、正丁胺浓度为0.25 mol/L、硫酸铜质量为0.96 g、温度为50℃的条件下,8 h后0.25 g铜可以完全被浸出.在此条件下,9 h后1 g废旧线路板样品中铜的浸出率可以达到95.31%.该体系对铜有较好的浸取效果,有反应条件温和、浸出液可以再利用等优点.     

回收电镀废液制取鞣革剂方法的研究

在高浓度的含铬、铜电镀废液中加入亚硫酸钠还原Cr6+为Cr3 +;再加入硫化钠去除铜 ;然后加入氢氧化钠调节pH值使Cr3 +生成氢氧化铬沉淀 ;最后加入一定量硫酸溶解氢氧化铬制成鞣革剂———碱式硫酸铬 ,且出水水质达到国家工业废水排放标准     

AOD渣中铬的连续淋溶特性及其动力学模型的构建

为评价AOD(氩氧脱碳炉)渣的淋溶毒性,采用连续20 d的静态淋溶试验,研究了中性和酸性淋溶液对AOD炉渣中Cr(铬)淋溶特性的影响,以累积溶出率构建了Cr淋溶动力学模型. 结果表明:在连续淋溶过程中,淋溶液pH(9.6~11.5)始终保持碱性,DO(溶解氧)基本处于饱和状态,淋溶液还原性呈降低趋势;随着淋溶时间的延长,淋溶液中Cr6+、TCr和Cr3+的累积溶出率呈增加趋势,不同初始淋溶液pH(2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0)下,连续淋溶20 d时Cr6+、TCr和Cr3+的累积溶出率分别是淋溶2 d时的10.1~22.2、7.5~15.6、6.3~17.1倍;与中性和弱酸性淋溶液相比,连续淋溶20 d,酸性较强的淋溶液中Cr6+、TCr和Cr3+的累积溶出率分别为其3.1~6.6、1.6~3.2和1.8~2.1倍;与短期静态淋溶相比,连续淋溶增加了淋溶液总量,尽管ρ(Cr)变化较小,但TCr累积溶出率显著增加;双常数速率、抛物线和指数模型均可拟合淋溶液中Cr6+、TCr和Cr3+的累积溶出率,其中,抛物线模型的相关系数均在0.99以上,是最佳模型. AOD渣中Cr的连续淋溶动力学模型的构建可为不锈钢渣中Cr的淋溶毒性及其生态风险评价奠定试验和理论基础.      

硫酸根对有机废水厌氧生物处理的影响

利用连续流上流式厌氧污泥床在控制和不控制H_2S浓度两种情况下,考察SO_4~(2-)对有机物厌氧生物处理的影响。试验表明,硫酸根本身对厌氧处理没有毒害作用,它对厌氧处理过程的破坏主要是其还原产物H_2S造成的。在用Fe~(2+)控制H_2S的情况下,硫酸根的存在和浓度大小对出水TOC、TOC去除率、产气量、气化率无不利影响,但会使气体中甲烷含量及甲烷产率逐渐减小而二氧化碳含量及二氧化碳产率逐渐增大,     

难溶态Cr (Ⅵ)对重度铬污染土壤淋洗还原修复效果的影响

通过对某铬渣堆场的重度铬污染土壤进行解吸动力学和难溶态Cr (Ⅵ)还原实验,揭示限制重度铬污染土壤有效修复的关键因素。结果表明:室温下,采用柠檬酸淋洗可显著降低土壤中难溶态Cr (Ⅵ)浓度,将淋洗温度提高至90℃,可进一步显著降低难溶态Cr (Ⅵ)浓度。淋洗后土样中难溶态Cr (Ⅵ)浓度越低,其还原效果越好。供试土样经柠檬酸高温淋洗+FeSO₄高温还原工艺修复后,Cr (Ⅵ)浓度从(1813.2±59.8) mg/kg降至(99.1±8.8) mg/kg。此外,淋洗实验中柠檬酸对难溶态Cr (Ⅵ)的还原可忽略不计;土样中残留的柠檬酸对土壤Cr (Ⅵ)的检测结果无显著影响。研究证明了难溶态Cr (Ⅵ)的还原效果是重度铬污染土壤修复的关键限制因素,结果可为铬污染土壤修复工艺研发提供参考。     

沼渣与硫酸亚铁共处置含铬土壤的协同机制研究

利用沼渣和硫酸亚铁对含铬土壤进行共处置,在初步优化处置工艺参数后对共处置的协同效应进行验证,并通过XPS分析和微生物群落分析揭示了协同效用机理.结果表明,沼渣和硫酸亚铁共处置含铬土壤可实现土壤Cr (VI)含量低至未检出(检出限0.2mg/kg),优于硫酸亚铁处置法.共处置还原速率高于沼渣单独处置.微生物群落结构分析表明共处置组别细菌群落丰度与多样性高于沼渣单独处置,共处置土壤铬还原菌的相对丰度明显提高.此外,共处置组别内铁还原菌和硫酸盐还原菌的相对丰度也显著提升.通过XPS分析,共处置后的土壤中存在Fe (Ⅱ)、亚硫酸盐和硫化物,结合微生物群落分析结果,证实了铁和硫催化微生物还原六价铬过程.本研究为低碳型高浓度Cr (VI)污染土壤的治理提供新的思路.     

基于固化法共处置飞灰和浓缩液浸出特性研究

在水泥固化时将生活垃圾焚烧飞灰（简称飞灰）以不同的比例代替复合硅酸盐水泥并且用垃圾渗滤液浓缩液代替水进行固化实验,研究了飞灰掺量（40%、50%、60%）、浓缩液替代水对水泥固化法固化效果及重金属（Zn、Pb、Cd、Cr、As、Ba）浸出的影响.结果表明：飞灰掺入量的增加会降低固化体的抗压强度,但浓缩液替代水对固化体的抗压强度没有显著影响.不同重金属的浸出行为受掺灰率的影响不同,掺灰率的增加会减少固化体中Zn的浸出,增加Pb和Cd的浸出,Zn、Pb、Cr、As在第36d可达到稳定浸出量不再增加,Ba的累积浸出量持续增加,加入浓缩液后固化体中Pb、Zn、Cd、Cr、As等重金属的浸出量未超过标准限值,可以满足固化处理对浸出毒性的要求.