钒铬浸出渣脱除六价铬综合利用工业试验

前文对钒、铬浸出渣脱除六价铬综合利用的工艺进行的试验室研究中得出这样的结果,即:采用钒、铬渣按合适的配比制出自熔性烧结矿后,可使浸出渣中的六价铬含量由1%左右降低到0.01%以下.基本上消除了六价铬的污染.烧结矿可用作高炉冶炼含钒铬生铁的原料.经高炉冶炼模拟试验结果证明:产品(含钒铬的生铁)中不含六价铬,炉渣中Cr~(+6)低到0.001%以下,彻底消除了对城市环境的污染,以及对城市生态的危害.在工艺过程中不发生污染转移和不产生新的二次污染.并且经济效益高,     

天津市铬渣处理及利用途径

国外铬渣主要是经无害化处理后堆存、填海和垫地.我国对铬渣的处理仍以贮存为主.全国铬盐厂排出铬渣量约10万t/a堆存量达100万t,在铬渣综合利用技术方面我国在国际上占有领先地位.天津同生化工厂应主要考虑工艺的改进和废渣的综合利用.     

铬渣中Cr(Ⅵ)的浸出及强化研究

采用ICP-OES,XRD,SEM,EDX和电导率在线监测等手段分析铬渣浸取前后的变化及各种元素浸出量随pH值的变化,考察了添加化学悬浮剂、浸取体系和超声处理对铬渣中Cr（Ⅵ）浸出行为的强化作用.结果表明,浸取过程基本不改变铬渣的结构;pH为5-7,使用合适的浸取介质有利于Cr（Ⅵ）的溶出,通过添加化学悬浮剂APG650可提高浸取效率3倍,超声处理可提高浸取效率70多倍.     

铬污染土壤的微生物修复工艺及中试

本研究利用土柱试验研究了铬污染土壤微生物修复的各工艺参数,结果表明:土壤粒径、喷淋强度、以及修复工艺对铬污染土壤的修复效果有很大的影响.最佳的工艺参数为:土壤粒径1～2 cm、喷淋强度在29.6～59.2 mL·min-1、工艺制度Ⅱ(先用自来水淋洗1 d,接着用菌液循环喷淋).在土柱试验的基础上开展了25吨/批的中试试验,铬污染土壤经过7～10 d的处理,土壤中Cr(Ⅵ)浸出毒性浓度由53.8 mg·L-1降低至0.4 mg·L-1,达到《铬渣污染治理环境技术规范》(HJ/T301～2007)中铬渣用作路基材料和混凝土骨料的标准限值,证明铬污染土壤微生物修复工业化具有可行性,为铬污染土壤工程化修复提供了技术支撑.     

酸雨淋溶对铬渣中Cr6+释放的影响

采用人工柱对3个不同年代的铬渣进行为期5年不同pH值(4.0,5.0,6.0)下的模拟酸雨淋溶实验,结果表明:淋溶前铬渣具有很强的腐蚀性,pH值达到12以上,总铬和Cr6 分别占铬渣的4.68%-4.86%和1.19%-1.73%;Cr6 溶出浓度在淋溶初期大,随着淋溶时间的增加,溶出浓度急剧下降,淋溶接近第二年雨量时,溶出浓度减小且趋于稳定.5年模拟酸雨淋溶后,Cr6 累积溶出范围在2138-4490mg,浸出液浓度稳定范围50-127mg·l-1,仍然远高于排放标准.铬渣淋溶后,残渣态和结晶铁锰氧化物结合态铬含量保持不变,水溶态、酸溶态和稳定铁锰氧化物结合态铬有不同程度减小.     

一株铬还原菌的分离鉴定及铬还原特性研究

铬污染是目前最为普遍的重金属污染物之一,一定浓度的Cr(Ⅵ)会威胁动植物健康。用微生物修复技术降解高毒性的Cr(Ⅵ)可为环保高效的铬污染治理开辟新途径。针对从湖南某铬盐厂污染区土壤中分离筛选出的铬还原菌G12进行菌种鉴定及铬还原特性研究,明确该菌株的最适生长条件,考察其在不同环境条件下的铬还原效果,为原位微生物修复技术实际工程应用提供理论依据。通过菌株形态特征和16S r RNA基因序列分析,确定该菌株为革兰氏阳性芽孢杆菌,鉴定为短小芽孢杆菌(Bacillus pumilus)。研究发现B.pumilus G12的最佳生长温度和p H分别为30℃和9.0;且菌株铬还原能力随着初始Cr(Ⅵ)浓度的升高而下降;在50、100、200、400和600 mg·L~(-1)初始Cr(Ⅵ)浓度条件下其铬还原率分别为66.2%,35.7%,26.1%,16.0%和6.0%。在改变环境过程中,该菌株以甘油为外加碳源电子供体时对Cr(Ⅵ)的还原率可达100%,在60 h可将50mg·L~(-1)Cr(Ⅵ)还原为零;菌株G12培养可耐受较高盐浓度,在10 g·L~(-1) Na Cl盐浓度下菌株的还原能力最佳,Cr(Ⅵ)的去除率为70%;将菌株分别培养在含不同重金属离子的培养液中,菌株G12还原能力均受到抑制。对菌株G12的铬还原能力的初步研究结果表明,菌株G12在铬污染修复中具有良好的应用潜力。     

铜镉渣中Cd的生物浸出技术

以课题组分离纯化后的Bacillus spp.菌属为原始菌种,经扩大培养后用于浸出铜镉渣中的有价金属Cd,通过摇瓶实验考察浸出时间、矿浆浓度、培养基pH值及浸出温度对Cd浸出率的影响,并初步探索Bacillusspp.菌属浸出铜镉渣中有价金属的浸出机制.研究结果表明,该Bacillus spp.菌属能够有效浸出铜镉渣中的Cd,浸出效果受浸出时间、矿浆浓度、培养基pH及浸出温度的影响.最佳浸出条件为,浸出时间为5 d、矿浆浓度为4%、培养基pH为3、浸出温度为30℃;在最优条件下Cd浸出率高达99%;在最优浸出条件下对铜镉渣Zn也具有良好的浸出效果,浸出率可达95%以上,但对Pb、Cu、As等金属的浸出效果不佳.     

亚铁盐添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)的解毒与固化研究

中国铬盐生产量及消费量均居世界第一,铬盐生产排放的铬渣量很大,其中Cr(Ⅵ)是一种高毒性物质,是国家重点控制的重金属污染物之一,寻找经济、高效的Cr(Ⅵ)去除方法一直是研究的热点。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,用亚铁盐添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)进行解毒与固化研究,并采用XRD、TEM/EDS、XPS对固化体进行检测。结果发现,当添加的Fe(Ⅱ)与Cr(Ⅵ)摩尔比大于3∶1时,矿物聚合物中总铬浸出的质量浓度小于1 mg·L-1,铬固化率大于99%。以亚铁盐Fe SO4·7H2O作还原剂,矿物聚合物对Cr(Ⅵ)的最大固化量为0.8%。随着Fe SO4·7H2O和Cr(Ⅵ)添加量按3∶1的摩尔比增加,矿物聚合物的抗压强度减小。XRD检测表明,Fe SO4·7H2O和Cr(Ⅵ)添加的矿物聚合物为非晶质结构。TEM/EDS检测表明,矿物聚合物的非晶质结构中含有Fe和Cr。XPS检测结果证明,矿物聚合物中Fe和Cr分别为Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)。亚铁盐添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)的解毒与固化是基于氧化还原反应。在Fe(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)添加的矿物聚合物合成过程中,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)被矿物聚合物中的-OAl(-)(OH)3吸引,并被固定在非晶质结构中。     

大气降尘与土壤中重金属铬的形态分布规律

主要对成都理工大学校园内大气降尘和土壤中重金属铬的形态分布进行了分析比较,得出以下结论:重金属铬在大气降伞和土壤中的含量存在差别,大气降尘中铬的最明显大于土壤中的量,且基本上是土壤的两倍左右.且形态分布规律不同,大气降尘中铬含量的形态分布由大到小的次序是:残渣晶格态,铁锰氧化物结合态,有机结合态,碳酸盐结合态,可交换态;土壤中南大到小的次序是:残渣品格态,有机结合态,铁锰氧化物结合态,碳酸盐结合态,可交换态;铬在大气降尘中多存在于残渣晶格态(35.35%～59.82%)和铁锰氧化物结合态(25.97%～40.23%),且两者相差不大.而在土壤中多存在于残渣晶格态(37.22%～75.06%)和有机结合态(4.30%～12.98%),且主要以残渣品格态为主.形态分离方法采用Tessier五步连续提取法,重金属铬的测定方法采用国标方法(GB/T 5009.123-2003)示波极谱法.     

城市河流中铬污染的迁移

本文着重探讨城市河流中铬(Ⅲ)的迁移、沉积和溶出规律,以野外实测及模拟试验数据论证了水中悬浮物的吸附是铬沉降到底泥中的主要途径。发现铬污染物沉积至底泥的量是呈等比级数规律增加的,但底泥中的铬一般不易被水解吸,不会造成对水质的影响。     

模拟铬鞣废水中铬的电化学沉积

制革鞣制废水含有高浓度的铬(Ⅲ)、氯化钠以及甲酸盐等组分,适宜通过电化学沉积方法回收废水中的Cr(Ⅲ).实验通过调整液体的pH值尝试在不同的电流密度下获得铬的沉积层.同时,对钛电极在溶液中的极化行为进行了研究,采用SEM与EDS对沉积层的表面形貌,组成元素进行分析,结果表明,在pH2.8和电流密度为60 A·dm-2条件下可得到致密沉积层且能耗较低.综合X射线光电子能谱对沉积层中铬的价态进行分析得到沉积层中主要成分为金属铬、氧化态铬和铬的氢氧化物.     

掷孢酵母吸附去除铬的性能研究

通过菌种培养、分离与筛选 ,获得一株对铬具有很强还原与吸附性能的掷孢酵母(Sporobolomycetaceaesp ) .该菌株适宜的吸附pH值是 6— 9,1g培养 60h的菌体在 2 0mlpH 7的 1 5mg·l- 1 铬液中 ,吸附 8h后 ,对铬的去除率最高达到 1 0 0 % .在浓度分别为 1 5 ,30 ,5 0 ,1 0 0 ,30 0mg·l- 1 的铬液中 ,每克菌体对铬的吸附量与对数曲线y=1 72 5 8ln(x) - 2 0 9 49相吻合 ,相关系数为 0 9889,对吸附后菌体破壁测得细胞质内含铬量最高 ,达 65 5 % .通过扫描电子显微镜发现 ,处理 1 5mg·l- 1 铬液 8h后 ,菌体细胞壁的表面结构不发生形态变化     

离子色谱法测定水溶性铬（Ⅵ）

自然界中的铬主要以铬(Ⅲ)和铬(Ⅵ)的形式存在.铬(Ⅲ)在生物体中少量存在,用以维持新陈代谢.铬(Ⅵ)在工业生产中具有极其广泛的应用,但是对环境造成了严重的污染,特别是对人体本身危害极大.美国Dionex(戴安)公司采用双官能基的 CS5分离柱可以同时检测铬(Ⅲ)和铬(Ⅵ),但灵敏度不是很高.鉴于铬(Ⅵ)的毒性,作为环境治理的主要目标,应该针对其特性进一步提高检测灵敏度和抗基体干扰的能力.     

镁渣的资源利用特性与重金属污染风险

研究了镁渣的资源化利用与重金属污染特性.结果表明,镁渣粒径主要分布在147μm以下,不同粒径镁渣的化学组成存在差异;镁渣的主要组分为Ca O、Si O2、Mg O、Fe2O3、Al2O3,主要矿物相为β-Ca2Si O4、γ-Ca2Si O4、方镁石和f-Ca O,重金属含量低于有机无机复混肥国家标准(GB18877—2009),可以进行农业资源化利用;重金属浸出质量浓度远低于危险废物鉴别标准限值,且重金属主要以稳定的有机态和残渣态存在;即使在最不利条件下,镁渣中重金属的浸出毒性也非常小;含量最高的Cr主要以毒性较小的Cr3+存在;Cr、Cu和Ni的浸出量与浸出剂的p H值表现出强的相关性,浸出质量浓度均低于标准限值;因此,镁渣的重金属污染风险较低.     

铬渣污染土壤PM10和PM2.5组分中六价铬的生物可给性及健康风险评估

为获取土壤细颗粒组分中污染物的浓度及其生物可给性,分析了某铬渣污染场地土壤PM_(10)和PM_(2.5)组分中六价铬的浓度分布特征,并采用统一生物可给性测试方法(Unified Bioaccessibility Method,UBM)和呼吸吸入生物可给性测试方法(Inhalation Bioaccessibility Method,IBM) 2种体外模拟法测试了六价铬在胃、肠及肺中的生物可给性。结果显示:(1)六价铬和总铬在PM_(10)和PM_(2.5)组分中的含量大多明显低于PM_(250)组分,PM_(10)组分中六价铬和总铬的累积因子(accumulation factors,AF)分别为0.080#12.297和0.008#0.261,PM_(2.5)组分中六价铬和总铬的AF分别为0.019#5.721和0.005#0.342,相比于总铬而言,六价铬在细颗粒中的累积程度更高。较低的有机质(organic matter,OM)含量可能导致了六价铬AF的明显增加。不同组分中六价铬占总铬的比例分别为2%#17%(<250μm)、21%#98%(<10μm)和22%#82%(<2.5μm),表明在土壤细颗粒中,铬更多地以六价铬的形式存在;(2)通过UBM获取的PM_(250)组分中六价铬在胃提取阶段的生物可给性因子为0.0301%#0.9483%,平均值为0.4821%;肠阶段可给性因子为0.0018%#0.3934%,平均值为0.1578%,约为胃提取阶段的0.33倍;(3)通过IBM获取的PM_(10)组分中六价铬在肺阶段的生物可给性因子为2.52%#41.50%,平均值14.47%; PM_(2.5)组分中六价铬的生物可给性因子为2.40%#88.12%,平均值为48.86%,约为PM_(10)组分的3.38倍;(4)在考虑生物可给性条件下,六价铬产生的人体总致癌风险水平从2 430.04×10~(-6)下降至125.83×10~(-6),而且,六价铬呼吸途径产生的致癌风险水平极高,是经口摄入的5.04#176.38倍(胃)、10.92#10 198.00倍(肠),表明呼吸吸入是六价铬致癌风险最为关键的暴露途径。因此,通过测定土壤细颗粒组分中六价铬的生物可给性,能够显著提高铬渣污染土壤健康风险评估的可靠性。     

不同燃烧温度下煤中铬迁移和释放特性

煤燃烧过程中,铬会挥发到大气中,污染环境.选取淮北临涣煤,利用温控电阻炉在不同温度下进行室内燃烧实验,采用逐级提取方法分析原煤及燃烧产物中铬的赋存形态,研究不同燃烧温度下煤中铬的迁移和释放特性.结果表明,煤燃烧过程中铬的释放率基本随温度的升高而升高,且不同温度下铬的释放强度不同.铬在900℃后释放较快,主要是由于高温下铁锰氧化矿物中的铬发生剧烈的氧化分解,导致铬的释放.随着燃烧温度的升高,可交换态铬、碳酸盐结合态铬、铁锰氧化物结合态铬、有机物结合态铬和残渣态铬都发生了不同程度的迁移和转化,1000℃时,5种形态铬都出现了明显地减少,表明铬发生了从固相到气相的迁移.这一结论为研究煤中铬在燃烧过程中的迁移转化提供了一定的依据.     

土著微生物浸出有色冶炼废渣中的镉

通过摇瓶实验证明含镉冶炼废渣中具有能浸出Cd的土著微生物.为提高该微牛物对Cd浸出率,采用单因素实验考察土著微生物处理含镉冶炼废渣过程中浸出时间、矿浆浓度、pH值及浸出温度对Cd浸出率的影响,并对浸出过程废渣中镉含量及渣样颜色进行分析.研究结果表明,废渣中Cd的浸出受浸出时间、矿浆浓度、浸出体系pH及浸出温度的影响,土...     

四川某铜矿选冶渣综合理化特性及环境污染特性评价

针对铜矿选冶渣组成复杂、环境特性不清和治理修复难度大等问题,采用矿物解离分析仪（MLA）、X射线光电子能谱仪（XPS）和同步热分析仪-傅里叶变换红外气相色谱质谱联用仪（STA-FTIR-GCMS）等分析测试仪器研究铜矿选冶渣的综合理化特性;运用毒性浸出程序（TCLP）、改进的三步提取（BCR）、风险评估编码（RAC）和次生相与原生相比值（RSP）等方法研究铜矿选冶渣的环境污染特性.结果表明,铜矿选冶渣多呈团聚状,体积平均粒径为54.18μm,主要含铁橄榄石（75.33%）、磁铁矿（12.15%）、黑云母等物相.硫酸硝酸法测得的铜矿选冶渣Cr、Cu、Zn和Pb浓度未超过《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》规定的危废限值,该铜矿选冶渣为一类一般工业固体废物.RAC法和RSP法评价结果表明,Cu是铜矿选冶渣的主要防治对象,Fe、Zn、Pb是铜矿选冶渣的次要防治对象.研究结果为铜矿选冶渣的安全处理和处置提供了基础数据.     

离子色谱法测定铬

铬主要以三价铬（Cr,Ⅲ）和六价铬（Cr,Ⅵ）两种氧化物的形式存在,其中最简单的三价铬形式为Cr^3＋.Cr^3＋在酸性条件下溶于水,但是在碱性条件下却会以氢氧化物的形式产生沉淀.由于三价铬（Cr,Ⅲ）的配体交换速度很慢,所以其在自然界中活性较低,非常稳定.六价铬（Cr,Ⅵ）主要以铬酸盐（CrO4^2-）和重铬酸盐（Cr2O7^ 2-）的离子形式存在,不同pH条件下两种离子可以相互转化.在酸性条件下,六价铬是以重铬酸盐（Cr2O7^2-）形式存在,而在碱性条件下,则是以铬酸盐（CrO4^2-）形式存在.无论以哪种氧化态存在,六价铬都具有强氧化性,所以在生态环境系统中它可能造成一定污染.……     

生物吸附剂的制备及其对铬的吸附性能

通过对吸附时间、吸附液pH值、溶液含铬浓度与菌丝球投加量的效应值与极值进行正交分析 ,确定出影响生物吸附效果的各因素依次是 :吸附时间→吸附液pH值→菌丝球投加量→铬浓度 .实验筛选出了两个对铬具有良好吸附性能的菌种 :黄曲霉 (Aspergillusflavus)、曲霉属 (Aspergillussp .) .在吸附 8h的条件下 ,它们对含铬 1 5mg·l- 1的吸附液除铬率分别达 6 7 1 %和 71 2 % ,两者的最佳吸附条件是 :pH =5 ,铬菌投加比为 5mg·g- 1.以这两种霉菌为主 ,通过吸附性能实验 ,探讨了多种因素对生物吸附剂除铬性能的影响 .