电镀废水的电凝聚处理

电镀废水的处理,较普遍的是采用铁板电解法,尚未见有使用(铝板)电凝聚法的。我们认为,电凝聚法具有一定的优越性。电凝聚法的原理是: 铝板经电解后,阳极溶解,金属离子进入水中,Al—3e→Al~(3 ),水被电解,H_2O→H~ OH~-。H~ 在阴极上得到电子成为氢气,2H~ 2e→H_2↑,OH—向阳极移动,在阳极放电。放电后,生成新生态氧,4OH~-—4e→2H_2O 2[O]。在阳极产生氧气泡,H~ 在阴极产生氢气泡,随着气泡的上升将悬浮物带到水面,在水面上形成浮     

锅炉给水除氧及氧化还原树脂除氧技术

一、水中溶氧对锅炉的腐蚀1.溶氧腐蚀的原理锅炉钢铁表面与水接触会发生电化学腐蚀.2Fe→Fe~(3+)+2e 阳极反应Fe~(2+)→Fe~(2+)+eO_2+2H_2O+4e→4OH~-阴极反应溶氧腐蚀的电化学反应式为:     

取代氢气瓶的新型设备——超纯氢气发生器正式投产

在环境监测工作中,常常需要超纯氢气做为载气或燃气用以分析大气中的污染物质。超纯氢气发生器就是用贵金属钯、银合金材料做阴极,用镍做阳极电解水产生纯度极高的氢气,并放出氧气。其电化学反应如下: 阳极:OH~-→H_2O+O O+O→O_2↑阴极:H_2O+Pd-e→[PdH_n]+OH~- [PdH]→Pd+H H+H→H_2↑阴极透氢过程为 [PdH_n](?)[PdH_(n-1)]+H(?)……(?)与Pd+H_2↑这里最主要的是钯阴极的活性表面。它是产氢吸氢、透氢的关键所在。     

生物阳极及其反转为生物阴极降解氯霉素

为了探讨生物阳极能否降解氯霉素以及生物阳极反转为生物阴极后能否替代生物阴极,通过驯化生物阳极降解氯霉素和生物阳极反转为生物阴极的实验,表明生物阳极经过长期氯霉素浓度梯度增加(5~80 mg·L-1)的驯化,具有较好产电能力的同时,对氯霉素也具有一定的降解能力(k=0.098 5).生物阳极反转为生物阴极后并将电位恒定在-0.40 V vs.SHE时,该生物阴极相对于反转前生物阳极的电位(-0.20 V vs.SHE)有了明显的降低,导致微生物活性受到一定的影响,但阴极生物膜仍具有较强的催化降解氯霉素的能力,其还原降解速率常数k为0.264 3,明显高于非生物阴极对照(k=0.160 9).生物阳极反转生物阴极的模式不仅实现了氯霉素的硝基还原,而且发生了芳香胺产物侧链的完全脱氯和羰基还原反应.     

铜离子对双室微生物燃料电池电能输出的影响研究

通过分别或同时向阳极室和阴极室添加Cu2+,借助铜在体系中的分布解析,研究了Cu2+对体系内阻及其分布、电能输出、库仑效率等的影响,以期为微生物燃料电池(microbial fuel cell,MFC)处理含铜废水的相关研究提供有益参考.结果表明,阳极添加10 mg·L-1的Cu2+会增大体系阳极反应的活化内阻及总体表观内阻,降低体系的电能输出和库仑效率,而阴极添加500 mg·L-1的Cu2+可显著降低阴极反应的活化内阻及总体表观内阻,提高体系产电效率.铜在体系中分布的研究表明,阳极室Cu2+不会向阴极室迁移扩散;当阴极添加Cu2+时,大部分被还原沉淀,另一部分因浓度梯度透过质子交换膜(proton exchange membrane,PEM)迁移扩散至阳极室(2.8%),影响产电微生物活性及系统的电能输出,仅有少部分Cu2+残留于阴极上清液中.     

电Fenton试剂助TiO_2可见光催化降解水中的特丁津

以网状铱钽钛涂层电极为阳极、石墨板为阴极,设计了一种在线生成H_2O_2的电化学反应器,并研究了电Fenton试剂(电生H_2O_2及Fe~3+)助TiO2可见光催化降解特丁津的情况.结果表明:电化学法在线生成H_2O_2能助TiO~2可见光催化降解特丁津,反应180min降解率近100%;而以Fe~3+协同TiO_2则显著加快反应速率,反应30min降解率达100%;特丁津的降解始于脱氯,然后脱特丁基、乙基、氨基;通过对反应体系的光谱分析显示,特丁津的降解涉及羟基自由基(·OH)及超氧自由基(·O_2~-)的产生与参与.     

g-C3N4修饰的TiO2纳米阵列光电催化氧化去除氰化物

通过水热法制备了TiO_2纳米棒(TiO_2NRs)电极,然后通过液相生长法将石墨相氮化碳(g-C_3N_4)负载到TiO_2NRs电极上制备出TiO_2NRs/g-C_3N_4电极.电极的XRD和SEM表征结果表明,g-C_3N_4成功负载到了TiO_2NRs上.将TiO_2NRs/g-C_3N_4电极作为光阳极用于光电催化体系中,并于反应体系中不断曝入O_2,结果发现,与钛片相比,碳气凝胶(CA)电极作为阴极时,反应150 min后CN~-的去除率由13.4%提高到53.1%.与PC过程和EC过程相比,PEC过程对CN~-的去除效果最好.不同光阳极的对比表明,g-C_3N_4与TiO_2的复合可以大大提高阴极H_2O_2产量从而促进CN~-的去除.实验表明,外加偏压的增大可以提高体系中H_2O_2的产量从而增强CN~-的去除效果,CN~-的去除率随CN~-初始浓度的增大而减小.体系的稳定性实验表明,制备的TiO_2NRs/g-C_3N_4电极具有较好的稳定性.最后提出了通过碳气凝胶阴极利用光生电子原位产H_2O_2,强化了TiO_2NRs/g-C_3N_4复合电极作为光阳极对水中CN~-的去除效果的反应机理.     

废旧印刷线路板电解过程中铜的分布特性

以废旧印刷线路板粉末为原材料,采用压片电解方法回收单质铜,研究了CuSO_4·5H2O浓度、H_2SO_4浓度、电流密度、电解时间和NaCl浓度对电解过程中Cu分布特性的影响。结果表明:废旧印刷线路板中的Cu以Cu2+的形式进入溶液,最终以粉末形式沉积在阴极;过高的H_2SO_4浓度、电流密度和NaCl浓度会导致析氢反应等,从而降低Cu在阴极和溶液中的分布;当CuSO_4·5H_2O浓度、H_2SO_4浓度、电流密度、电解时间、NaCl浓度分别为50 g/L、6 mol/L、80 m A/cm~2、5 h、40 g/L时,Cu在阴极、溶液、阳极泥中的分布比率分别为63.16%、34.14%和2.70%。     

阴极原位产H2O2强化光电催化降解水中EDTA的研究

本研究构建了以活性碳纤维(Activated Carbon Fiber,ACF)为阴极,TiO_2/Ti与Ru O_2/Ti为双阳极的光电催化体系.该体系中,Ru O_2/Ti电阳极和TiO_2/Ti光阳极均有氧化作用,可同时氧化降解污染物;且电阳极具有较强析氧作用,能产生大量O_2;ACF阴极具有还原作用,可将体系中产生的O_2原位还原为H_2O_2;H_2O_2在紫外光下产生·OH,进而强化光电催化与电催化氧化过程,实现对水中乙二胺四乙酸二钠(EDTA)的高效去除.本论文详细考察了电流密度、pH、曝气等因素对EDTA降解效果的影响.结果表明,在EDTA初始浓度为300 mg·L~(-1)、溶液初始pH=4.84、电流密度为12 m A·cm~(-2)和光电流密度为0.012 m A·cm~(-2)的条件下,反应90 min后,EDTA降解率高于90%.该催化体系实现了EDTA的高效降解.     

极板材料对三维电极反应器处理苯酚模拟废水的影响

采用铁板、石墨、钛涂钌铱3种阳极材料和多孔石墨、活性炭纤维、不锈钢3种阴极材料对三维电极反应器处理苯酚模拟废水进行研究,并分析了不同极板材料对H2O2产量及对苯酚去除率的影响.结果表明,不同的阴阳极材料体系中,H2O2产量和苯酚的去除率有较大差异,钛涂钌铱电极更适合作为反应体系的阳极,铁板作为阳极存在着在电解过程中产生大量铁泥污染以及损耗严重等缺点.多孔石墨、活性炭纤维、不锈钢3种阴极材料中,活性炭纤维显示出了良好的矿化能力.当采用钛涂钌铱极板作为阳极,活性炭纤维作阴极,此时苯酚的最大去除率可达到92.1%.     

臭氧和总氧化剂自动连续测定仪的研制

本仪器采用双铂阴极和炭阳极的示差原电池法,以卤化物的中性缓冲溶液为电解质。当含有臭氧或其它氧化剂的试样气体进入测定池后与电解质中的卤化物反应,析出的卤素被电解液带到阴极并重新还原为卤素离子,而电解液则通过阴极连续循环。臭氧浓度可按法拉第定律进行计算。 本仪器可单独测定大气中的臭氧或总氧化剂,也可二者同时测定。最小检量为10ppb,平均相对误差约5％,响应时间小于5分钟,背景电流稳定,在长时间使用中非累积性漂移很小。     

离子交换膜应用于光/电/化学协同催化反应器

在光/电/化学协同催化反应器中,以离子交换膜代替盐桥连通阴、阳两室,以30 mg/L的甲基红溶液为目标降解物,考察了不同连通方式、初始pH和阴极电位对反应的影响. 结果表明:甲基红在阳离子膜型反应器中的表观反应速率常数明显高于盐桥型及阴离子交换膜型反应器,这是由于阳离子交换膜可以及时有效地将阳极室中产生的H+转移至阴极室中参与阴极反应. 甲基红在阳离子膜型反应器中的去除率随溶液初始pH的增高而降低,随阴极电位的增加先增大后减小,最佳反应条件为pH=2.0～3.0,阴极电位(-E_c)=0.6 V.      

从氯碱厂的废气中回收氯

由于电解槽和液化装置的设计特点和工作条件,盐水电解所产生的氯气中有2～3%会在液化时以稀薄气体的形式排放浪费掉,这是因为电解槽气体含有少量氧、氮、氢等气体。尽管大部分废气被氢氧化钠溶液处理后变成了次氯酸盐,但如果设法回收浓缩氯,总是一件好事。日本研究推出了 CuCl_2和 HCl 混合溶液的电解工艺:阳极放出氯,铜氯络离子在阴极还原。从电解槽出来的阴极液在另一个反应装置里被废气中的氯氧化,然后重新循环进入电解槽。整个工艺流程由于分解电压以及阳极过电压和阴极过电压比较小,因而耗电     

Ti/SnO_2-Sb阳极-空气阴极电催化降解染料废水

为解决电化学法处理高盐染料废水存在的能耗大、成本高等问题,分别采用溶胶-凝胶法和辊压法制备Ti/SnO_2-Sb阳极和空气阴极,构建了Ti/SnO_2-Sb阳极-空气阴极双极体系(TSSA-ADC)。甲基橙(MO)作为高盐染料废水的典型污染物,考察了电流强度、MO浓度、电解液浓度和初始p H对TSSA-ADC体系和TSSA单阳极体系降解MO的影响。结果表明:与TSSA单阳极体系相比,TSSA-ADC体系具有更好的抗有机负荷冲击、抗盐分冲击、抗酸碱波动能力,能够维护酸碱平衡防止硬度离子结垢。最佳反应条件为电流强度为0.030 A,电解液浓度为3%,MO浓度为100 mg/L,初始pH=6。以MO去除率达到98%为基准,TSSA-ADC体系比TSSA体系可节能74.26%。     

Ti/SnO_2-Sb阳极-空气阴极电催化降解染料废水

为解决电化学法处理高盐染料废水存在的能耗大、成本高等问题,分别采用溶胶-凝胶法和辊压法制备Ti/SnO_2-Sb阳极和空气阴极,构建了Ti/SnO_2-Sb阳极-空气阴极双极体系(TSSA-ADC)。甲基橙(MO)作为高盐染料废水的典型污染物,考察了电流强度、MO浓度、电解液浓度和初始p H对TSSA-ADC体系和TSSA单阳极体系降解MO的影响。结果表明:与TSSA单阳极体系相比,TSSA-ADC体系具有更好的抗有机负荷冲击、抗盐分冲击、抗酸碱波动能力,能够维护酸碱平衡防止硬度离子结垢。最佳反应条件为电流强度为0.030 A,电解液浓度为3%,MO浓度为100 mg/L,初始pH=6。以MO去除率达到98%为基准,TSSA-ADC体系比TSSA体系可节能74.26%。     

溶液浓差能驱动的逆电渗析有机废水氧化降解机理研究

将逆电渗析(RED)电极氧化还原反应作用于有机废水降解,可以达到利用低品位热氧化降解有机废水的目的.RED反应器阳极产生氧化反应生成的HClO及阳极表面直接电化学氧化反应对有机废水产生氧化降解作用,阴极发生电芬顿反应生成H_2O_2对有机废水产生氧化降解作用.为了验证溶液浓差能驱动的RED有机废水氧化降解工作机理,通过搭建一个由40对膜电池单元所构成的实验室规模的RED有机废水氧化降解反应器及相应的实验系统,对偶氮染料——酸性橙Ⅱ模拟废水进行氧化降解机理研究.通过3次重复性实验研究发现:在通过正交试验确定的最佳降解条件下,浓度为150 mg·L~(-1)各500 mL的酸性橙Ⅱ模拟废水分别流经RED反应器阴、阳两极,阴、阳极12 min酸性橙Ⅱ平均降解率分别可达90.14%和97.87%,20 min酸性橙Ⅱ平均降解率分别达到97.56%和99.81%.初步研究结果表明,溶液浓差能驱动的RED反应器对难生化降解有机物有较好的降解效果,为后续相关理论和实验研究提供了参考依据.     

β-环糊精促进土壤中DDTs和HCHs电动迁移特性研究

为研究β-环糊精促进DDTs和HCHs电动影响因素及特性,以我国西南地区已停产的某DDTs(滴滴涕)、HCHs(六六六)生产企业厂区的污染土壤为研究对象,分析样品中污染物残留量、电动力学过程中w(β-环糊精)和土壤含水率、温度的改变等因素。结果表明,企业生产导致土壤中DDTs、HCHs污染严重,其中DDTs的土壤浓度高于HCHs;β-环糊精可以促进电动迁移效果。当w(β-环糊精)为4%时,DDT与DDD在阳极迁移量最大,当w(β-环糊精)为8%时,DDE在阴极迁移量最大;当w(β-环糊精)为2%时,HCHs在阳极的迁移量均为最大。电动试验结束后,土壤含水率由阴极向阳极逐渐降低,其阴极最终含水率为45.8%~52.4%,其阳极最终含水率为18.2%~20.1%;阴极和阳极的土壤温度分别在4 h和2 h达到最高,为33.5℃和45.7℃,而128 h后最终稳定在23.1~24.7℃。     

微生物光电还原CO2合成乙酸对外电压的响应机制

以TiO₂光阳极结合自养型生物阴极,构建双室微生物光电合成（MPES）系统,以光能作为主要的能量来源,探究MPES还原CO₂合成乙酸的性能及其限制因素.结果表明,光阳极取代纯电化学阳极显著降低了MPES生物阴极对外电压的需求.MPES能持续稳定运行,平均产乙酸速率为（1.18 ±0.11） mmol/（L·d）,法拉第效率为45.75%±3.97%.光阳极驱动阴极产生氢气,推测阴极微生物倾向于利用氢转移的方式来进行电子传递.外加电压通过影响光阳极的给电子能力从而对MPES的性能产生显著的影响,当外电压从0.4V升高至0.6V时,MPES的电流,乙酸产量和法拉第效率都显著提高,系统的性能主要受限于阳极.当外电压高于0.6V,系统电流,乙酸产量的增速减缓,法拉第效率在外加电压0.8V时达到最大值,随后下降,表明生物阴极的得电子能力已经达到饱和,此时MPES的性能主要受限于阴极.作为电子传递中间体,H₂的不完全利用是法拉第效率没有随着外电压的增加进一步提升的原因.     

电极成对电解苋菜红脱色研究

采用恒电流模式,同时以活性炭纤维(ACF)为阳极和阴极,在无隔膜电解槽中研究了不同电流密度下偶氮染料苋菜红的电化学脱色。结果表明在0.6～1.5 mA/cm2时,电解槽中发生阳极电氧化和阴极电还原同时进行的成对电解脱色。成对电解的发生,可以提高电解槽的工作处理能力。当电流密度为0.9 mA/cm2时,脱色率达到95.5%。     

感应电芬顿降解二甲基砷的效果与机理研究

二甲基砷作为甲基砷的主要种类之一,主要由含砷废水的排放和农药滥用进入环境水体,进而严重威胁着人类的健康.通过改进电芬顿反应中Fe~(2+)的投加方式,构建了以铁棒为感应阳极、RuO_2/Ti网为阳极、2个活性炭纤维为双阴极的感应电芬顿体系.为探究感应电芬顿体系对二甲基砷的降解效果与机理,考察了反应过程中初始pH、电流密度、反应物初始浓度等因素对二甲基砷去除效果的影响.结果表明,在初始pH值为3,电流密度为2 m A·cm~(-2),二甲基砷初始浓度为5 mg·L~(-1)的最佳条件下,经感应电芬顿反应240 min后,二甲基砷去除率高达94.4%.在此体系中,感应铁电极不断释放的Fe~(2+)与阴极产生的H_2O_2发生电芬顿反应产生羟基自由基将二甲基砷降解为一甲基砷、As(Ⅲ)和As(V),同时,铁离子水解生成的铁的羟基络合物将二甲基砷、一甲基砷、As(III)和As(V)吸附在其表面,从而达到二甲基砷的高效去除.