离子交换法分离和富集水中微量Cr(Ⅲ)及Cr(Ⅵ)的研究

应用离子交换法分离、富集和准确测定水中ppb数量级的Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)。水样以逆流方式连续通过阴(717~#,SO_4~-型)、阳(732~#H~+型)树脂柱,使Cr(Ⅵ)及Cr(Ⅵ)分别交换在阴、阳柱体的最下层,然后分开淋洗。阴柱上加入小体积还原 性酸液将CrO_4~=还原为Cr(Ⅵ)迅速洗脱,阳柱上只加少量酸液即可将Cr(Ⅲ)完全洗脱,回收液中的铬含量用DPC比色法测定。本文通过官厅水样中Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)的回收实验证明此方法适用于环境样品中不同价态铬的分离与测定。     

螯合萃取分离富集原子吸收法测定海水中Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和总铬

建立了以吡咯烷二硫代氨基甲酸铵(APDC)为络合剂、甲基异丁基酮(MIBK)为萃取剂,用原子吸收光谱法测定海水中Cr(III)、Cr(VI)和总铬的方法。实验最优条件是pH 2.0~5.0,APDC浓度为2%、用量1~5 mL。研究结果显示,该方法适用的线性范围宽,根据Cr浓度可采用石墨炉或火焰原子吸收法测定;相对标准偏差5%~1 2%,回收率85%~102%。该方法操作简单,测定结果准确可靠,适合在实际应用中大力推广。     

Fe(Ⅲ)-(S,S)-乙二胺-N,N'-二琥珀酸体系中Cr(Ⅵ)的紫外光还原

将易生物降解的天然螯合剂乙二胺-N,N'-二琥珀酸(EDDS)与Fe(Ⅲ)结合形成Fe(Ⅲ)-EDDS体系并用于处理水中Cr(Ⅵ).在紫外光照射下利用该体系对Cr(Ⅵ)进行光还原,考察了溶液p H值、Fe(Ⅲ)-EDDS和Cr(Ⅵ)的初始浓度对Cr(Ⅵ)去除率的影响.结果表明,UV/Fe(Ⅲ)-EDDS体系对Cr(Ⅵ)有光还原作用,且紫外光是反应进行的必要条件.在p H为3.0~8.0的范围内,反应顺利进行,且溶液的p H值越小,Cr(Ⅵ)的还原效果越好,去除率越高.Fe(Ⅲ)-EDDS浓度的增加对Cr(Ⅵ)还原有促进作用,Fe(Ⅲ)-EDDS浓度在0.10~0.30 mmol·L-1之间时,随着Fe(Ⅲ)-EDDS浓度的增大,Cr(Ⅵ)的还原率增大;当溶液中Fe(Ⅲ)-EDDS浓度不变,Cr(Ⅵ)浓度在5~20 mg·L-1之间时,Cr(Ⅵ)的去除率随其浓度的增加而降低.     

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     

生物制备β-FeOOH光催化酒石酸还原Cr(Ⅵ)的研究

Cr(Ⅵ)不同于Cr(Ⅲ),它具有明显的毒性、致癌性、致突变性,且在水体和土壤中迁移性强,因此,将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)继而以Cr(OH)3沉淀形式去除,是治理Cr(Ⅵ)污染的重要措施之一.本文研究了生物制备β-Fe OOH光催化酒石酸还原Cr(Ⅵ)的效率及影响因素.结果表明:在生物合成的β-Fe OOH存在条件下,光催化酒石酸还原Cr(Ⅵ)的效率大幅提高,是没有β-Fe OOH对照处理的4.35倍.β-Fe OOH存在下光催化酒石酸还原Cr(Ⅵ)受p H、β-Fe OOH浓度和酒石酸浓度的影响.在p H 2.0~5.0实验范围内,p H越低,还原率越高.当p H=5.0时,Cr(Ⅵ)还原率只有45%,p H=2.0时,Cr(Ⅵ)还原率可达到90%.β-Fe OOH浓度为0.6 g·L-1时,Cr(Ⅵ)还原率达到最高.酒石酸浓度的增加有利于Cr(Ⅵ)的光催化还原.在β-Fe OOH浓度为0.6 g·L-1,酒石酸浓度为200μmol·L-1,溶液p H=2.0的最佳条件下,溶液中Cr(Ⅵ)可在80min内100%光催化还原成Cr(Ⅲ).本研究为生物制备β-Fe OOH的应用和Cr(Ⅵ)污染治理提供了新的选择.     

活性氧化铝分离—分光光度法测定工业废水中Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)

在0.001～0.01mol/L NaOH碱度条件下用活性氧化铝分离工业废水中Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ),吸附的Cr(Ⅲ)用1mol/LH_2SO_4从柱上洗脱,Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)分別用分光光度法测定。本法回收率为98～112％,相对标准偏差小于8％。     

利用水华微藻生物质去除水中Cr(Ⅵ)离子的研究

将野生水华微藻生物质作为吸附材料去除水中Cr(Ⅵ)离子。实验发现温度对去除效率没有显著影响,而pH值和Cr(Ⅵ)离子去除率呈严格负相关。在微藻吸附剂浓度为5.0 g/L、温度25℃、pH值5.0和初始Cr(Ⅵ)离子浓度30.0 mg/L条件下,经过2次吸附可以将水中Cr(Ⅵ)离子降低到0.45 mg/L,去除率达到98.5%。进一步分析表明,溶液中Cr(Ⅵ)浓度随着吸附时间逐步下降,Cr(Ⅲ)浓度会随着吸附时间逐步上升,逐渐接近总Cr浓度,这表明吸附过程中微藻生物质会将部分Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)。本研究表明,野生水华微藻生物质是一种低成本的吸附材料,可以用于去除废水中Cr(Ⅵ)离子。     

碱性异化金属还原菌T.magadiensis对Cr(Ⅵ)的还原研究

铬(Cr)作为一种环境中常见的重金属污染物,可以通过还原作用,从Cr(Ⅵ)降低价态至Cr(Ⅲ),实现减毒。该研究探讨了碱性厌氧异化金属还原菌Tindallia magadiensis对模拟含铬废水的减毒能力,分别研究了初始Cr(Ⅵ)浓度、碳源、初始p H和共存金属离子对其生长和Cr(Ⅵ)还原能力的影响。结果表明：该菌具有较好的Cr(Ⅵ)耐受能力,可在初始Cr(Ⅵ)浓度30 mg/L、pH 8、NaHCO₃为碳源时,实现96.9%的Cr(Ⅵ)还原;微量Cu²⁺的存在还可以进一步促进对Cr(Ⅵ)的还原;T. magadiensis为碱性环境中少量Cr(Ⅵ)的微生物减毒提供了新的研究思路和菌种选择。     

烟束曲霉菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除-还原与吸附作用

采用投加烟束曲霉(Aspergillus fumisynnematus)菌丝球的方法去除含铬废水中的Cr(Ⅵ),通过研究模拟含铬废水中Cr(Ⅵ)与总Cr浓度及pH值的变化规律来确定烟束曲霉菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除作用.结果表明,烟束曲霉菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除作用包括还原与吸附,以还原作用为主,兼有一定程度的吸附.适宜条件(30℃,150 r·min-1,pH=1.30,投加量10.0 g)下菌丝球能在48 h内将100 mL浓度为10～200 mg·L-1Cr(Ⅵ)溶液中的Cr(Ⅵ)全部去除,其中对总Cr的吸附率为30%～50%,对Cr(Ⅵ)的还原率则达到了99%以上,吸附平衡后解吸出来的Cr的形态95%以上为Cr(Ⅲ).考察了溶液初始pH值、Cr(Ⅵ)初始浓度、菌丝球投加量及温度对菌丝球去除Cr(Ⅵ)作用的影响.结果表明,菌丝球只有在低pH值时才能达到对Cr(Ⅵ)较好的去除效果.溶液初始pH值及Cr(Ⅵ)初始浓度的降低、菌丝球投加量及温度的升高均能提高菌丝球对Cr(Ⅵ)的去除率,溶液初始pH值的降低及菌丝球投加量的增加均可提高菌丝球对总Cr的吸附率,温度则主要通过改变菌丝球的结构形态来影响菌丝球对总Cr的吸附作用.菌丝球对Cr(Ⅵ)及Cr(Ⅲ)均存在吸附作用,吸附在菌丝球上的Cr(Ⅵ)在酸性环境下易被还原成Cr(Ⅲ).     

2种植物组合在Cr(Ⅵ)胁迫下的生理响应

为了研究组合情况下植物对水中铬的去除效果,选取水生植物黑藻(Hydrilla verticillata)和陆生植物绿萝(Scindapsus aureus)为实验材料,通过水培实验,考察了2种植物组合对不同浓度铬[Cr(Ⅵ)]溶液的净化效果。培养6 d后,测定了植物组织中的叶绿素、丙二醛(MDA)和Cr(Ⅵ)的含量。结果表明,溶液中的Cr(Ⅵ)浓度随着处理时间的增加而降低。随着Cr(Ⅵ)处理浓度的增加2种植物中的叶绿素含量均逐渐降低,铬的富集量和MDA含量均呈增加趋势。这2种植物组合有利于对水溶液中Cr(Ⅵ)的去除。     

高分子絮凝剂DTMPAM复配FeCl3协同去除水中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的性能及机理

为了有效提高水中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)去除效果，将高分子絮凝剂二硫代羧基化羟甲基聚丙烯酰胺(DTMPAM)和三氯化铁(FeCl₃)进行复配应用到含铬废水的处理中，通过絮凝实验法分别考查了DTMPAM复配FeCl₃前后对含Cr(Ⅵ)水样和含Cr(Ⅲ)水样的去除性能.结果表明，DTMPAM在pH值分别为3.0、4.0、5.0时，单独投加DTMPAM对含Cr(Ⅲ)水样中Cr(Ⅲ)的去除效果均不太理想，Cr(Ⅲ)的最高去除率分别为23.80%、41.11%、42.38%;FeCl₃的投药顺序和浓度对DTMPAM复配FeCl₃去除水样中Cr(Ⅲ)具有较大影响，按照先投加FeCl₃后调节pH值再投加DTMPAM进行絮凝的投药顺序，且FeCl₃浓度为60 mg·L^-1时，含Cr(Ⅲ)水样中Cr(Ⅲ)的最高去除率可达到99.55%.单独投加DTMPAM对含Cr(Ⅵ)水样中Cr(Ⅵ)具有良好的去除效果，而对总Cr的去除效果较差，当pH值为3.0、DTM...     

不同pH对Cr(Ⅵ)在紫色土中的吸附影响

通过紫色土对Cr(Ⅵ)在不同酸度的静态吸附实验,用Langmuir吸附模型进行拟合得到土壤对Cr(Ⅵ)的吸附曲线和曲线方程,得到酸度影响紫色土对Cr(Ⅵ)的吸附的规律。结果显示:在pH为3.0、5.0和7.0的溶液中,紫色土对Cr(Ⅵ)的吸附随pH降低而降低;不同亚类紫色土吸附能力为石灰性紫色土中紫色土酸性紫色土。石灰性紫色土胶体核的碳酸钙含较高,加强了土壤中碳酸盐、氧化物对铬的吸附和固定作用;不同pH环境紫色土对Cr(Ⅵ)吸附的不同,一方面是pH影响了土壤的电势,部分Cr(Ⅵ)转变为Cr(Ⅲ)而沉淀;另一方面是pH影响了土壤中的H+浓度,使胶体团的电位平衡发生破坏,土壤中活性铝和铁溶蚀作用使H+和Cr(Ⅵ)竞争吸附加强,降低对Cr(Ⅵ)的吸附。     

新型高分子絮凝剂对废水中Cr(Ⅵ)的捕集性能

研究了新型高分子絮凝剂聚乙烯亚胺基黄原酸钠(PEX)对废水中Cr(Ⅵ)的捕集性能,考察了Cr(Ⅵ)初始浓度、p H值、共存无机物以及共存浊度对PEX处理含Cr(Ⅵ)废水的影响.结果表明,PEX在强酸条件下对废水中不同浓度的铬均具有很好的去除效果,体系p H值为2.0时,Cr(Ⅵ)和总Cr的最高去除率可分别达到99.1%和96.6%.废水中共存的影响物质Na Cl、Na F、Na2SO4、Ca Cl2和浊度均会抑制Cr(Ⅵ)的去除,促进总Cr的去除.红外光谱显示,PEX高分子链上的二硫代羧基可将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ),还原产物Cr(Ⅲ)进一步与PEX分子链上的二硫代羧基、胺基发生螯合反应.     

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     

铬(Ⅵ)在铁(Ⅲ)-丙酮酸盐体系中的紫外光还原研究

初步研究了含有Fe(Ⅲ)及丙酮酸盐的溶液在紫外灯照射下对铬(Ⅵ)的光还原反应．考察了溶液pH值、Fe(Ⅲ)浓度、丙酮酸钠浓度、Cr(Ⅵ)浓度对反应的影响;分析了光还原反应的动力学及反应机制．结果表明,铁．丙酮酸盐体系能够光还原Cr(Ⅵ);最佳pH为3．0;Cr(Ⅵ)光还原的初始速率随着加入的铁(Ⅲ)、丙酮酸盐、Cr(Ⅵ)初始浓度的增加而增加;表观动力学方程为-dCcr(Ⅵ)／dt=0．023[Cr(Ⅵ)]^0.25[Fe(Ⅲ)^0.96[CH3COCOONa]^0.66;Fe(Ⅲ)-丙酮酸盐配合物光解产生的Fe(Ⅱ)是Cr(Ⅵ)的主要还原剂．     

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.     

“Achromobacter sp. CH-1-Cr(Ⅵ)-H2O”体系Cr(Ⅵ)还原的电化学行为

采用循环伏安法探明了"Achromobacter sp.CH-1-Cr(Ⅵ)-水"体系的电化学行为.结果表明:循环伏安曲线上-0.62V(相对于SCE)的电流峰对应的反应为Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)的反应,在电势为-0.82V时Cr(Ⅲ)开始还原为零价铬.体系中的电极反应为不可逆过程,阳极扫描时Cr(Ⅲ)不会被重新氧化为Cr(Ⅵ).细菌的存在使Cr(Ⅵ)的还原更容易进行,其还原峰电势正移约0.2 V,细菌对体系中的电化学反应起了催化作用.随细菌量的增加,氢气的析出、六价铬还原为三价铬及三价铬进一步还原为零价铬的电势均发生了正移,过高的细菌量主要影响三价铬还原沉积为金属铬的过程.铬浓度对细菌还原Cr(Ⅵ)溶液的循环伏安曲线的影响不大.初始pH值为10是细菌还原Cr(Ⅵ)的最佳pH值.     

阳极溶出伏安法、石墨炉原子吸收法测定海水中总铬的方法比较研究

铬是海洋水体中的痕量重金属之一,海水的高盐基体对铬的测定有严重的干扰,而且海水中同时存在Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ),两种不同价态给测定也带来了一定难度。文章从Cr(Ⅲ)的氧化率、方法检出限、精密度、实际样品加标等方面对过氧化氢氧化-阳极溶出伏安法与传统的MIBK萃取-无火焰原子吸收分光光度法进行了比较研究,发现两种方法在测试结果上无显著差异,但是过氧化氢氧化-阳极溶出伏安法具有更高的精密度,更低的检出限,且对Cr(Ⅲ)的回收率略有提升。     

铁氧化物改性黏土对Cr(Ⅵ)的吸附性能研究

利用铁氧化物对黏土进行了包覆改性,采用静态吸附法对该改性黏土吸附Cr(Ⅵ)的特性进行了研究,并考虑了反应时间、pH、浓度、温度对吸附的影响。实验结果表明,整个吸附过程基本在3h内完成;改性黏土对Cr(Ⅵ)的吸附量随溶液初始pH的增大而明显减小;随着溶液初始浓度和温度的增大而增大。同时,在初始pH为3.0的条件下,研究了改性黏土吸附Cr(Ⅵ)的动力学和热力学特性,结果表明,改性黏土对Cr(Ⅵ)吸附能较好地符合准二级动力学方程和Langmuir等温式。由Langmuir等温式得出,在293K、初始pH为3.0条件下的单层饱和吸附量为12.91 mg•g-1。确定了改性黏土吸附Cr(Ⅵ)的热力学参数,表明该吸附过程是一个吸热的自发过程。与原土的对比实验表明,改性黏土对Cr(Ⅵ)的吸附能力大大增强。     

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.