硅藻泥包埋纳米零价铁处理含铬废水的研究

采用环境友好型矿物材料硅藻泥(Diatom Mud)包埋纳米零价铁(nZVI)得到复合材料(D-nZVI),分别用XRD、SEM和TEM对样品分析表征.同时,通过考察D-nZVI中硅藻泥的用量、投加量、含Cr(VI)废水浓度、p H值、处理时间等对Cr(VI)去除率的影响,进一步研究了反应动力学等.结果表明,在25℃的条件下,D-nZVI中硅藻泥的用量为20%时,D-nZVI对Cr(VI)的去除效率要高于nZVI.p H值较低时D-nZVI的处理效果更好,并且含Cr(VI)废水的浓度越高,去除率越低,投加量增多和反应时间越长,Cr(VI)的去除率越高.当D-nZVI的用量为16 g·L-1,Cr(VI)废水浓度为10 mg·L-1,p H=3时,Cr(VI)的去除率达99%.从SEM和TEM样品分析结果可以看出,硅藻泥表面有很多小而均匀的小孔,较好地包埋或附着在纳米零价铁的表面上,起到了很好的抗氧化作用,为D-nZVI吸附、还原和共沉淀降解Cr(VI)提供了有力依据.     

生物硫铁复合材料处理含铬废水及铬资源化研究

研究了由硫酸盐还原菌(SRB)与其原位生成的纳米硫铁化合物组成的生物硫铁复合材料(生物硫铁)的耐铬性能和再生性能,并利用其再生特性,设计了处理高浓度含铬废水及铬资源化的还原-再生循环处理工艺.结果表明,生物硫铁处理含铬废水后,污泥中的SRB仍具有活性,能以反应产物Fe3+和S单质为电子受体,重新生成生物硫铁;而且SRB在Cr(VI)浓度600mg/L的废水中仍能存活并逐渐将Cr(VI)去除.还原-再生循环处理工艺处理含铬废水结果表明,出水Cr(VI)低于0.019mg/L,总Cr低于0.929mg/L,能达标排放.经10个循环处理后污泥中铬(Cr2O3)含量达到40.47%,铬铁比达到6.98,污泥达到冶金级(湿法冶炼铬)铬矿标准和化工级铬矿标准,可资源化利用.     

聚乙烯塑料/铬渣共热解还原Cr(Ⅵ)的实验研究

在分析聚乙烯热解特性的基础上,研究热解时间、热解温度及聚乙烯与铬渣质量比对Cr(VI)还原的影响,并运用XANES和EXAFS光谱研究铬元素的形态变化,并对反应机制进行分析.结果表明,(1)聚乙烯在热解过程中可以有效将Cr(VI)还原,还原率随着温度的升高而升高,当热解温度达到550℃,还原率为99.93%;随着PE投加量增大,Cr(VI)还原率逐渐上升,当质量比超过0.05时趋于稳定;Cr(VI)还原伴随塑料热解反应进行,6min后趋于稳定;最优反应条件为热解温度550℃、热解时间6min、PE/铬渣质量比0.05.(2)使用XAS铬形态分析过程中以Cr2O3作为Cr(Ⅲ)的参考物较CrCl_3更为合理,铬渣中Cr(VI)还原产物为无定型Cr_2O_3;(3)由于PE主要由C、H两种元素组成,不含O元素,相比生物质还原剂,可以更高效还原Cr(VI);(4)Cr(VI)与挥发份充分接触反应条件下,Cr(VI)可持续还原.     

EDTA增强Cr(VI)共存时Burkholderia cepacia降解孔雀绿的效率

重金属共存严重抑制了微生物降解染料的效率,本研究拟采用EDTA螯合Cr提高Burkholderia cepacia C09G降解复合污染中孔雀绿的效率.实验结果表明,0.1 mmol·L~(-1)孔雀绿单独存在条件下,24 h的生物降解率达到96.2%;然而,在0.5 mmol·L~(-1)Cr(VI)共存条件下,60 h的降解率仅为6.7%.当加入0.5 mmol·L~(-1)EDTA螯合剂后,60 h时孔雀绿的降解率提高到18.8%.当EDTA浓度为0.5 mmol·L~(-1)时,最佳螯合Cr(VI)的浓度为0.7 mmol·L~(-1),此时,60 h后孔雀绿的降解率达到35.3%,对Cr(VI)的吸附率为24.6%.此外,通过EDS、SEM、XPS分析证明,EDTA可以减小Cr(VI)的毒性,Burkholderia cepacia C09G可将吸附的Cr(VI)还原为Cr(III).     

生物催化合成的施氏矿物对废水中Cr(VI)的吸附

在模拟多种金属离子[Cr(VI),Cu²⁺,Zn²⁺和Cd²⁺共存的电镀废水中,采用新型生物催化合成矿物无定型羟基硫酸高铁(Schwertmannite,施氏矿物)去除废水中的Cr(VI).实验结果表明,施氏矿物对Cr(VI)络阴离子具有很强的选择性吸附,整个吸附过程符合Langmiur方程.吸附的最佳pH值为6.0～7.0,最大吸附量为55mg/g,且当Cr(VI)初始浓度≤100mg/L时,去除率达90%以上.在温度20～50℃范围内,温度变化对吸附的影响较小.一价阴离子(如Cl^-和NO₃^-)对Cr(VI)的去除干扰极小,而仅当介质中SO₄^2-和PO₄^3-与Cr(VI)的摩尔比分别超过5:1和1:5时,2种无机阴离子才影响施氏矿物对Cr(VI)的吸附.     

硫酸根离子强化零价铁去除Cr(Ⅵ)的试验研究

普通零价铁去除Cr（VI）的反应活性较低且Cr（VI）会导致零价铁较快钝化.通过连续流实验,研究了硫酸根离子提高零价铁去除水中Cr（Ⅵ）的可行性与反应机理.实验结果表明,在未加入硫酸根离子时,运行5.5h后柱子出水总铬及Cr（VI）已开始超出饮用水标准.而在加入1~3mmol/L SO₄^2-后,出水总铬及Cr（VI）持续降低,并最终降至饮用水水质标准以下且稳定运行长达240h以上.XPS分析结果表明,还原作用是零价铁除Cr（Ⅵ）的主要机理,硫酸根离子加速了零价铁的腐蚀进而促进了Cr（VI）的去除.     

玉米麸质铁去除废水中的Cr(Ⅵ)

本文研究了玉米麸质铁去除废水 Cr(VI)过程中酸度、流速对去除率的影响以及再生和实验室放大试验等问题.结果表明,Cr(VI)去除率可达99.9％,动态饱和吸附量是27mg/g.实验室放大试验结果满意.用0.3mol·L~(-1)NH_3·H_2O可以再生.为小规模含铬废水的治理提供了一种价格便宜,操作简单可靠的方法.     

改性污泥活性炭吸附废水中Cr(Ⅵ)的性能研究

以污水处理厂剩余污泥为原料,1.0 mol/L KOH做活化改性剂,制备污泥活性炭,探讨不同条件下其对废水中Cr(VI)的吸附性能.结果表明,污泥活性炭对Cr(VI)吸附的最佳条件为:pH为2,温度为25℃,污泥活性炭投加量为5 g/L,吸附时间为40 min.此条件下,废水中Cr(VI)的去除率可达99%以上.动力学分析表明,污泥活性炭对Cr(VI)废水的吸附符合准二级动力学方程与Langmuir等温式.     

腐植酸对nZVI去除水中Cr(VI)的抑制及抑制作用的消除

以纳米级零价铁(nZVI)为主要工具修复受污染水体中的Cr(VI),考察了腐植酸(HA)对nZVI去除水中Cr(VI)的抑制作用,并初步探讨了淀粉稳定化nZVI对HA抑制作用的消除.结果表明,随着HA初始浓度由0增加大5,10,15,20,30mg/L,反应10min nZVI对Cr(VI)的去除效率分别达到91.9%,82.6%,78.6%,70.4%,70.0 %和69.4 %.可见,HA对nZVI去除Cr(VI)的影响是双方面的,一方面,HA会吸附在nZVI的表面,占据nZVI表面的活性反应部位,导致反应速率的下降;另一方面,HA表面带有大量的活性基团, 有较大的负电性,会起到一定传递电子的作用,进一步促进反应的进行.由于nZVI的比表面积较大,HA的吸附作用占据主导地位, 导致HA的加入对nZVI去除Cr(VI)反应产生明显的抑制作用. 适量淀粉(0.5g/L)的加入确实能够起到阻碍nZVI颗粒团聚和HA在nZVI颗粒表面吸附的作用,从而维持nZVI较高的反应活性,消除HA对nZVI去除Cr(VI)的抑制作用.     

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     

纳米零价铁在含Cr（VI）水相中的结构性能演变研究

纳米零价铁（nZVI）进行土壤及水体中污染物的修复过程中, 结构和成分发生演化,生成铁氧化合物对污染物在环境中的迁移、转化和归宿等产生影响. 本文研究了nZVI在充氧水介质中与铬酸根（Cr（VI））的反应, 结果表明： nZVI的表面化学及晶相结构随溶液初始pH值、Cr（VI）浓度和反应时间等变化而变化. 低浓度Cr（VI）（≤20 mg?L^-1）的存在使得nZVI的腐蚀加速, 单个颗粒由链球状结构演变为片状和针状结构,主要腐蚀产物成为γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄、γ-FeOOH的混合物. 溶液中高浓度Cr（VI） （≥50 mg?L^-1）与nZVI反应前后产物颗粒保持球形, 证明其抑制nZI颗粒的腐蚀. 这是由于Cr（VI）在nZVI表面还原产生Cr（OH）₃或Cr_xFe_1-x（OH）₃或Cr_xFe_1-xOOH, 覆盖在表面阻止进一步的腐蚀. 塔菲尔（Tafel）曲线测试发现, Cr（VI）浓度低于0.1 mg?L^-1时, nZVI反应后固体产物制备的电极腐蚀电压负移, 腐蚀电流密度增大; 而当Cr（VI）浓度（≥20 mg?L^-1）增高时, 腐蚀电位正移, 腐蚀电流密度减少; 且腐蚀电位随着Cr（VI）含量的增加而向正向移动, 而腐蚀电流密度则减小, 证明了腐蚀速率越慢. 塔菲尔腐蚀电流测试结合扫描电镜、X-射线电子衍射和X-射线光电子能谱分析, nZVI中Cr（VI）含量越高抗腐蚀能力越强. 本文对研究复杂环境条件nZVI与Cr（VI）反应后的最终产物以及其环境归趋具有重要意义.     

乳化油碳源原位治理地下水中Cr(Ⅵ)静态批试验研究

通过投加碳源原位治理地下水中Cr(VI)的应用越来越广泛,碳源的选择是影响治理效果好坏的重要因素。实验中使用实际污染场地的土壤和含有Cr(VI)的溶液模拟地下水环境,加入自行配置的乳化油作为碳源促进土著微生物还原Cr(VI),分别探讨了乳化油碳源的作用,不同初始p H值和NO-3的存在对微生物还原Cr(VI)的影响。结果表明乳化油可以有效的促进土著微生物还原水中的Cr(VI),在2个周期内Cr(VI)的浓度分别从5.25 mg/L和5.1 mg/L降至0.05 mg/L和0 mg/L,还原率分别为99.05%与100%,与未加入乳化油碳源的组分相比还原率分别提高了33.33%和49.02%。实验中Cr(VI)的还原符合一级反应动力学,一级衰减速率常数保持在0.689 1~0.765 9 d-1,经过估算乳化油作为碳源促进微生物还原Cr(VI)的能力远大于0.986 mg/m L。NO-3能促进微生物利用乳化油还原Cr(VI),平均还原速率为0.138 2 mg/d,是未加入NO-3组分的2.1倍,这种促进作用在NO-3消耗殆尽之后依然能够继续发挥。乳化油的加入未引起p H值发生较大变化;p H值在8.8~9更有利于微生物还原Cr(VI)。     

琉基纤维素对水中Cr(VI)离子的吸附研究

制备了巯基纤维素并用其对含Cr(VI)离子的溶液进行了静态吸附实验.研究了pH值、吸附时间、反应温度、吸附剂用量等因素对吸附性能的影响.结果表明:在pH值为2、Cr(VI)浓度为50 mg/L和吸附剂为0.5 g时,常温条件下吸附6h后,Cr(VI)去除率达到99.2%,吸附反应符合Langmuir和Freundlich等温方程.     

琉基纤维素对水中Cr(VI)离子的吸附研究

制备了巯基纤维素并用其对含Cr(VI)离子的溶液进行了静态吸附实验.研究了pH值、吸附时间、反应温度、吸附剂用量等因素对吸附性能的影响.结果表明:在pH值为2、Cr(VI)浓度为50 mg/L和吸附剂为0.5 g时,常温条件下吸附6h后,Cr(VI)去除率达到99.2%,吸附反应符合Langmuir和Freundlic...     

使用红色花生衣提取液绿色合成铁纳米颗粒（Fe NPs）去除水中的Cr(VI)：去除机制和废水处理初探

以花生（Arachis hypogaea）衣提取物为原料,合成粒径为（11.32±2.47） nm且表面富含有机质的铁基纳米颗粒（Fe NPs）.利用傅里叶变换红外光谱（FTIR）、X射线衍射仪（XRD）、扫描电子显微镜能谱技术（SEM-EDS）对反应前后Fe NPs的主要成分及微观结构进行表征,发现反应后的Fe NPs表面均匀的分散着铬（Cr）及其配合物,表明六价铬（Cr(VI)）被Fe NPs去除.其次,Cr(VI)的去除实验表明Fe NPs表面的有机物对Cr(VI)的去除具有促进作用,且在反应条件为：T=25℃、pH=4.7、Cr(VI)初始浓度为40 mg·L-1、Fe NPs投加量为1.0 g·L-1,Cr(VI)的去除量最高为40 mg·g-1.Cr(VI)的去除过程符合准二级动力学模型和Langmuir等温模型（R2≥0.9999）,表明此过程是单分子层吸附和以化学吸附为主.Fe NPs对电镀废水中Cr(VI)的去除率及总Cr的去除率分别为95.5%和83.6%.最后,提出Cr(VI)可能的去除机制包括还原、形成沉淀物（氢氧化铬及配合物）和化学吸附.     

Cr(VI)对活性污泥硝化活性的抑制及在污泥中的分布特点

重金属铬(Cr(VI))是废水中常见的、困扰很多污水生物处理系统运行效果的污染物.本文通过静态试验和静态冲击试验,研究了Cr(VI)在活性污泥系统中的分布特点和对硝化效率、活性等的影响,并进行了模型分析.结果表明,活性污泥对Cr的吸附很快,但吸附量有限,Cr(VI)投加浓度为1、5、10和30 mg · L^-1的溶液中,Cr的12 h-吸附量分别为0.79、1.98、3.19和5.78 mg · g^-1.Cr(VI)投加到活性污泥混合液中后形态分为溶解态、可洗脱和不可洗脱态,可洗脱的Cr能够向不可洗脱态转变.Cr(VI)对活性污泥硝化活性的抑制程度随着Cr(VI)浓度的增大而提高.静态试验中,1、3、5、10和30 mg · L^-1 Cr(VI)对氨氮平均降解速率的抑制率分别为5.25%、9.80%、10.41%、17.54%和21.38%.Cr(VI)对微生物的抑制作用大小是:氨氧化菌 >亚硝酸盐氧化菌 >异养菌.模型分析发现,Cr(VI)对氨氧化菌和异养菌比耗氧速率的抑制符合Haldane动力学模型,属于非竞争性抑制.冲击试验表明Cr对硝化等的抑制主要是不可洗脱的Cr造成的,抑制效果的出现具有滞后性.     

油菜秸杆外壳对水溶液中六价铬的吸附作用

为探讨油菜秸秆外壳去除水溶液中重金属铬的可能性及其影响因素,并研究其吸附性能和吸附机制.采用Box-Behnken Design实验设计研究了水溶液中六价铬[Cr(VI)]初始浓度、pH值范围、油菜秸秆外壳添加量和吸附温度4个因素对油菜秸秆外壳去除溶液中Cr(VI)的影响作用;用吸附等温方程、吸附动力学方程与热力学方程分别探讨了油菜秸秆外壳去除水溶液中Cr(VI)的行为;采用红外光谱技术对油菜秸秆外壳吸附水溶液Cr(VI)前后进行表征,探讨其吸附机制.油菜秸秆外壳去除溶液中Cr(VI)的最佳条件组合为:在吸附时间为1440min时,Cr(VI)初始浓度为99.15mg/L、pH值为1.01、油菜秸秆外壳添加量为2.90g/L和吸附温度35.70℃,Cr(VI)去除率为91.97%;吸附等温线拟合,吸附Cr(VI)行为符合Freundlich方程,为优惠吸附;热力学研究表明:溶液中Cr(VI)吸附属吸热反应,且为自发吸附行为;吸附动力学显示:油菜秸秆外壳去除溶液Cr(VI)符合准二阶动力学方程,吸附过程中存在离子交换;红外光谱提示:吸附过程中,O—H、C—H、NH3+、N—H和C—O基团与Cr(VI) 络合吸附发挥了重要作用.油菜秸秆外壳能够有效吸附水溶液中的Cr(VI),pH值是最为重要的影响因素.     

硫代硫酸钠、磷酸钠联合处理铬渣中的六价铬

以硫代硫酸钠为还原剂,将铬渣中的六价铬(Cr(VI))解毒转化为三价铬(Cr(III)),并加入磷酸盐作为稳定剂稳定解毒后的铬渣,考察不同反应时间和药剂用量对铬渣中Cr(VI)去除效果的影响.结果表明:硫代硫酸钠可以有效去除铬渣中的Cr(VI),当其与Cr(VI)的摩尔比为理论摩尔比的12倍、处理时间15d时铬渣中Cr(VI)的去除率达到最高(70%),继续增加还原剂用量或延长反应时间均不能有效提高Cr(VI)的去除率.随后加入磷酸钠作为稳定剂,当其物质的量为生成Cr(III)的4倍时,硫代硫酸钠与磷酸钠分步加入(两步法)比同时加入(一步法)处理铬渣的效果较好,处理效果最好时总铬浸出浓度为6.1mg/L,低于危险废物浸出鉴别的总铬标准(15mg/L),而且形成稳定的铬的化合物(CrPO4·6H2O).铬渣pH值变化、五态变化、XRD及XPS分析等结果表明,两步法的处理效果好于一步法.     

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.     

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。