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我厂黄铜保持架钝化液是一种高浓度的含铬液,在生产过程中由于产生大量的三价铬、铜、锌离子等杂质,使产品质量达不到要求而报废.六价铬以及铜、锌离子对生物 相似文献
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铬的毒性与其存在价态有关,六价铬的毒性比三价铬高100倍,是环境监测的重要项目之一。但混浊水样中六价铬的测定需用锌盐沉淀分离法后取滤液才能测定。 我们根据三价铬不干扰六价铬测定的原理,选择适当的还原剂,将混浊水样中六价铬还原为三价铬后加显色剂的溶液作为参比,测定了混浊水样中六价铬,浊度的影响能被参比溶液自动扣除。方法简单、实用,测定结果较为满意。1 实验方法1.1 仪器 722型分光光度计。1.2 试剂 还原剂:盐酸羟氨10%,碘化钾10%,抗坏血酸10%,亚硫酸钠10%; 相似文献
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《环境工程学报》2017,(4)
通过室内模拟培养实验,探讨了甘蔗渣修复铬污染土壤的效果、土壤中六价铬初始浓度和甘蔗渣添加量对六价铬还原反应一级动力学的影响、微生物对甘蔗渣修复铬污染土壤效果的影响及甘蔗渣修复铬污染土壤的机理。结果表明,甘蔗渣能有效地降低污染土壤中铬的浸出毒性和去除土壤中的六价铬。当甘蔗渣的添加量为5%,六价铬浓度低于1 740 mg·kg~(-1)时,培养70 d内,土壤样品的浸出液中六价铬未检出,培养90 d内,土壤中六价铬的去除率趋近100%。土壤中六价铬的还原反应速率随六价铬初始浓度的增加而减小,随甘蔗渣添加量的增加而增大。同时,灭菌和未灭菌条件下,甘蔗渣对铬污染土壤的修复效果差异性不显著。甘蔗渣修复铬污染土壤的机理可能是甘蔗渣中的蔗糖和纤维素先降解生成葡萄糖和果糖,接着葡萄糖和果糖将土壤中的六价铬还原成三价铬。 相似文献
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自来水或河水中铬(V1)的测定:量取自来水或河水50—200毫升于分液漏斗中,加入硫酸使酸度为0.5N(0.2—1N均可),2毫升0.5M的硫酸钠溶液,准确加入3%的N-235甲苯溶液5.0毫升,振荡1分钟,分层弃去水相。有机相加2N硫酸5毫升,0.3%的二苯偕肼溶液2毫升,以水稀至10毫升,涤荡显色2分钟,分层弃去水相。将有机相离心分离,转入1厘米吸收池中,于560nm处测量。电镀车间排放废水中铬的测定:取10—50毫升废水,调节酸度后按自来水或 相似文献
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水中六价铬的测定较常采用的方法是二苯基碳酰二肼分光光度法,该法具有操作方便、设备简单和较低检出下限等优点。总铬的测定则系先将三价铬氧化,使成为六价铬离子后,再用二苯基碳酰二肼显色。三价铬的测定通常是以水中总铬量减去六价铬量的差值计算而得。 相似文献
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《环境工程学报》2016,(11)
土壤理化性质、污染物的分布及赋存特征是土壤异位淋洗技术是否可行的关键依据。以西北某废弃铬盐厂铬污染场地土壤作为研究对象,测定了土壤基本理化参数及各粒径污染物的浓度,探究总铬和六价铬在不同粒径土壤中的分布特征,并通过铬的赋存形态分析确定清水作为淋洗剂,开展异位清水淋洗实验。结果表明:供试土壤粗颗粒物料(粒径分别为:9.50 mm、2.00~9.50 mm、0.841~2.00 mm及0.25~0.841 mm)占土壤总质量的比例达到93.36%,总铬和六价铬污染物富集于土壤细颗粒(粒径0.25 mm);同时,土壤各级粒径颗粒中水溶态和弱酸提取态铬所占比例均大于50%;以清水做淋洗剂时,总铬和六价铬的去除率分别高于60%和80%,且淋洗后土壤各级粒径中六价铬含量均低于30 mg·kg~(-1),达到修复标准要求。 相似文献
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生物墙对地下水中六价铬的去除效果模拟研究 总被引:1,自引:0,他引:1
通过土柱实验模拟地下水环境,研究以发酵树皮为主要反应介质的渗透性生物墙对地下水中六价铬的去除效果,为六价铬污染地下水的修复提供方法和依据。结果表明,模拟生物墙运行数天后,墙内形成弱碱性(pH 7~8)、强还原(Eh<-100 mV)环境,有利于六价铬转化为三价铬并生成沉淀。在进水六价铬浓度为20 mg/L、水流速度为3.7 cm/d的运行条件下,3周期间生物墙对六价铬的去除率稳定在98%左右,生物墙内沿水流方向三价铬的浓度先上升后下降(最高达6.6 mg/L),出水三价铬约为1.0 mg/L。吸附和微生物转化是生物墙对水中六价铬去除的主要反应。 相似文献
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本文综述和评论了有关环境含铬物质的价态分析的现状及其发展前景。目前,含铬物质酌价态分析以检测六价铬和三价铬为主,前者采用直接测定法,而后者则多采用总量与六价铬之减差法求得。继续改进六价铬和探索三价铬较理想的直接测定法,仍然是今后环境含铬物质价态分析研究工作的主要方向。 相似文献
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高原地区铬渣污染场地污染特性研究 总被引:12,自引:1,他引:11
在我国高原地区某铬渣污染场地进行钻孔取样,分析场地工程地质特性,对场地铬的污染状况及空间分布特征进行研究。结果表明:场地地质结构较单一,地下水丰富,土质的渗透性强,渗透系数在1.78×10-3~0.243 cm/s之间;场地铬污染严重,总铬与六价铬的浓度最大值分别为22 485.6 mg/kg和7 495.2 mg/kg,地下水中六价铬的浓度最大值为107.2 mg/L;通过剖面铬浓度分析:铬在纵向上浓度分布受土壤质地的影响,均呈现表层4 m浓度较高,4 m以下浓度较低且变化较小的规律。由Kriging插值法绘的铬浓度分布等值线图可清晰看出场地表层土表现出向沟谷位置迁移趋势,地下水中残留的铬向地下水流场方向迁移。 相似文献
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铬污染土壤的还原稳定化修复 总被引:1,自引:0,他引:1
《环境工程学报》2017,(11)
以湖南某工业场地的铬污染土壤为修复对象,投加不同比例的Fe SO4·7H2O、Fe SO4·7H2O和Ca(OH)2混合物及Na HSO3,通过测定土壤及浸出液中六价铬、总铬以及铬的形态,比较3种稳定剂对该污染土壤的还原稳定化作用。结果表明,Fe SO4·7H2O和Na HSO3对铬污染土壤的还原稳定效果都较好,可以有效还原土壤中六价铬并能降低土壤中总铬的浸出浓度。当Fe SO4·7H2O投加量为2%时,土壤六价铬和总铬浸出浓度降幅分别达到99.0%和57.5%;当Na HSO3投加量为0.8%时,六价铬和总铬浸出浓度降幅分别达到97.7%和42.2%,与前二者相比,Fe SO4·7H2O和Ca(OH)2混合物还原稳定化效果较差。投加Fe SO4·7H2O能够将土壤中活性大的可交换态和碳酸盐态铬转化为稳定的有机态和残渣态铬;而Na HSO3主要将可交换态和碳酸盐态铬转化为相对稳定的铁锰氧化态铬,其稳定化效果要差于Fe SO4·7H2O。 相似文献
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《环境工程学报》2016,(5)
选用铁碳微电解处理水源中的Cr(Ⅵ),研究其对Cr(Ⅵ)的去除效果和各种因素的影响。结果表明,在不调p H的条件下(原水p H=5.8~6.4),反应时间为40 min,六价铬为1 mg/L,Fe/C=7/3,总量为14 g的铁碳,重复处理100m L的铬液可以利用6~8次,水样经该条件处理后去除率达95%以上,效果良好。在此基础上进行动态连续实验,流量为8m L/min,铬液为1 mg/L,不调节p H情况下,蒸馏水配铬液的可以运行60 d,出水浓度为0.007~0.012 mg/L,处理率都达95%以上,出水达到《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)中六价铬的要求0.05 mg/L,总铁的要求0.3 mg/L。该技术在实验室实验的基础上,取得了较好的处理效果,对于研究水源水处理新技术有参考价值。 相似文献
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二苯碳酰二肼[CO(NH·NH·C_6H_5)_2,Diphenyl—carbaZide,又名二苯卡巴氮]比色法测定水中微量六价铬,是国内外通用的分析方法。这一方法从配制铬标准储备液至绘出标准曲线,操作手续颇为繁杂。 相似文献
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铬在农作物体内属于难迁移元素,其生物吸收系数极小,仅为0.00n。我们在北京地区做的铬化合物拌土盆栽试验表明:水稻籽粒对三价铬的吸收系数为0.004—0.04,平均值为0.032;水稻籽粒对六价铬的吸收系数为0.03—0.07,平均值为0.056。这样的吸收系数只相当于镉、汞、砷的百分之一至十分之一(表1),因此,铬属于生物微度摄取的元素。 相似文献