牺牲铁阳极法修复铬(Ⅵ)污染土壤实验研究

以重庆某铬渣堆场的污染土壤作为研究对象,利用直流电场将阳极(铁片)电解产生的Fe2+离子输送进入土壤,还原土壤中的Cr(Ⅵ);实验结果表明,电解产生的Fe2+进入了土壤,并由阳极迁移至阴极;土壤中的Fe含量较初始值有明显增加,而Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)含量均低于初始值;实验过程中,沉淀物在靠近阳极端的集中沉积导致Cr(Ⅵ)在土壤中去除率分布严重不均。     

EB/g-C3N4/Fe3O4复合光催化剂的制备及其在铬污染土壤中的应用

采用水热法将g-C3 N4和Fe3 O4负载在剥离膨润土(EB)载体上,制备出具有光催化活性的EB/g-C3 N4/Fe3 O4磁性复合材料,进一步将其用于还原土壤中的高价态铬离子,考察了不同土壤pH值、土壤初始Cr(Ⅵ)含量、催化剂剂量等因素对土壤中Cr(Ⅵ)光还原率的影响.实验结果表明:在500 g Cr(Ⅵ)含量...     

一种铬污染土壤的EK-Fe~(2+)-PRB概念设计及实验

电动-可渗透反应墙(EK-PRB)技术是电动修复技术与可渗透反应墙技术的组合,可应用于铬(VI)污染土壤的修复;实验在PRB中设置一组通过变阻器相连的铁质被动电极,电动修复的外电场在被动电极中诱导出电势差,使得一个被动电极被氧化释放出Fe2+离子,另一个电解水产生OH-离子;Fe2+离子将电迁移进入PRB的Cr(VI)离子还原成Cr3+离子,而OH-离子与Cr3+离子反应生成Cr(OH)3沉淀将铬固定在PRB中;实验还通过改变两个被动电极之间的电阻,利用聚焦现象研究EK-Fe2+-PRB的拦截效果;结果表明,EK-Fe2+-PRB技术可原位产生Fe2+离子将Cr(VI)有效地还原和拦截在PRB中,且PRB中的沉淀物不能阻止Fe2+离子的释放和迁移;电压梯度阱效应引起的聚焦现象虽然可有效地将Cr(VI)富集和暂时拦截至PRB中,但其单独作用无法实现对Cr(VI)的持久拦截。     

含Cr(Ⅵ)废渣中Fe(Ⅱ)(FeSO_4)测定法

本文介绍一种经处理过的含Cr(Ⅵ)废渣中Fe(Ⅱ)(FeSO_4)的测定方法;样品在pH为4.5～5.0的HAc～NaAc介质中用H_2O_2浸取12～24小时,样品中的Fe(Ⅱ)以Fe(Ⅲ)的形式进入溶液,弃去滤渣,用NaOH将滤液中Fe(Ⅲ)沉淀,过滤,用1:1HCl溶液将Fe(OH)_3沉淀溶解,用常法测定溶液中的铁含量,即得样品中Fe(Ⅱ)(FeSO_4)的含量。样品中的Fe(OH)_3和Cr(Ⅵ)化合物对测定结果无影响。     

铬污染土壤浸泡与无水电解电动联合修复实验

对TCr质量分数为2 312 mg/kg的污染土壤进行7轮蒸馏水预浸泡处理,然后再进行无水电解电动修复.污染土壤经过水浸泡、85.4 h和203 h的无水电解电动修复后,TCr去除率分别为45％、67％和84％,表明预浸泡处理可以显著降低铬污染土壤电动修复的负荷.通过采用铁阳极和CuSO4阴极工作液,抑制水的电解,使Fe2+离子和SO42-离子分别替代H+离子和OH-离子进入土壤,可以提高铬(Ⅵ)的电迁移数,提高铬污染土壤电动修复的电流效率.     

土壤Cr(Ⅵ)稳定化修复材料的野外应用研究

以河南某铬渣堆Cr(Ⅵ)污染严重的土壤为研究对象，选取腐殖酸(HA)、多硫化钙(CPS)、FeSO₄、Na₂S、Na₂S₂O₃、抗坏血酸(VC)6种稳定剂开展Cr(Ⅵ)污染土壤稳定化实验，通过考察土壤及其浸出液中的Cr(Ⅵ)含量和pH在3～28 d内的变化情况，筛选出适合实际场地修复的最佳稳定剂。结果表明：CPS对Cr(Ⅵ)污染土壤的稳定化修复具有良好的效果，极大地降低土壤Cr(Ⅵ)及其浸出液Cr(Ⅵ)含量，但造成了土壤碱性问题；将酸性稳定剂FeSO₄和碱性稳定剂CPS按照质量分数3%和2%制成的混合稳定剂(T3稳定剂)作用于Cr(Ⅵ)污染土壤，表现出显著稳定化效果同时几乎不影响土壤pH；将T3稳定剂应用于野外Cr(Ⅵ)污染场地的稳定化修复，修复后的土壤及其浸出液的Cr(Ⅵ)含量均低于相关标准限值。研究显示，该技术可为后期Cr(Ⅵ)污染场地大规模土壤修复应用提供工作方法和技术支撑。     

稻草对土壤中铬的形态变化及微生物活性的影响

通过向添有外源Cr(Ⅵ)的土壤中施入一定量的粉碎稻草, 研究了稻草对土壤中铬的形态变化特征:包括Cr(Ⅵ)含量的变化、有效态铬含量的变化以及铬形态分布特征的影响. 实验结果表明, 施入稻草可以促进Cr(Ⅵ)的还原, 加快土壤中Cr(Ⅵ)和有效态铬含量的降低; 同时, 铬的形态分析表明, 施入稻草的土壤水溶态和交换态铬含量比未施稻草的土壤低, 而沉淀态和有机结合态铬含量比未施稻草的土壤高. 实验还探讨了稻草对Cr(Ⅵ)污染土壤微生物活性的影响. 结果表明, 施入稻草的土壤呼吸强度和微生物数量都比未施稻草的土壤高, 增施稻草对缓解Cr(Ⅵ)对土壤微生物的抑制作用有一定的效果.     

隔膜辉光放电降解酸性橙同步还原Cr(Ⅵ)（英文）

通过隔膜辉光放电反应器进行染料酸性橙降解和Cr(Ⅵ)还原实验.实验结果表明,阴极腔中,酸性橙的降解和Cr(Ⅵ)的还原均高于阳极腔.DGD可实现酸性橙降解并同步还原Cr(Ⅵ).二者同步进行时,阳极腔Cr(Ⅵ)对酸性橙降解作用明显;而酸性橙在两腔中均对Cr(Ⅵ)的还原作用较小.     

硫酸盐还原菌还原Cr(Ⅵ)的初步研究

从土壤中分离筛选出几株抗Cr(Ⅵ)的硫酸盐还原菌(SRB),能在含800mg/L Cr(Ⅵ)的培养基中生长,其中2-S-8菌株在含75mg/LCr(Ⅵ)的培养基中生长36h后,培养液中的Cr(Ⅵ)已全部消失.该菌株经初步鉴定为脱硫弧菌.试验结果表明：高毒的Cr(Ⅵ)可被SRB还原成为低毒的Cr(Ⅲ),SRB对Cr(Ⅵ)的还原与SO₄^2-还原作用密切相关,主要是由SRB的代谢作用所产生的还原性产物(S^2-)来完成.     

壳聚糖稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的去除

研究了壳聚糖稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ) 的去除效果. 实验结果表明: 去除效率随零价铁投加量的增加而增大, 最大去除效率达95.9%, 是100目铁屑去除效率的6倍; 土壤pH值和土壤中Cr(Ⅵ)的初始含量与去除效率成反比; 零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的去除是吸附作用与还原作用共同发生的结果; 纳米零价铁对Cr(Ⅵ)的还原过程符合伪一级反应动力学,其表观速率常数kobs为0.016/min.     

Fe3O4/纳米级Fe0去除水中Cr（Ⅵ）的研究

考察了Fe3O4/纳米级Fe0对污染水中Cr(Ⅵ)的去除效果,以及Fe3O4投加量、腐殖酸投加量、温度对Fe3O4/纳米级Fe0去除水中Cr(Ⅵ)的影响。结果表明:Fe3O4/纳米级Fe0对水中Cr(Ⅵ)的去除效果很好,在2 min时Cr(Ⅵ)的去除率就能够达到91.4%;这个值比纳米级Fe0单独作用120 min时对Cr(Ⅵ)的去除率还要高。Fe3O4与纳米级Fe0的配比为7.5:1时,Fe3O4/纳米级Fe0对Cr(Ⅵ)的去除效果最好。温度的升高加速了Fe3O4/纳米级Fe0对水中Cr(Ⅵ)还原降解反应的进行。     

低温电解条件下铝电解用NiFe_2O_4-10NiO基金属陶瓷阳极Fe元素腐蚀行为研究

采用粉末冶金技术制备出铝电解用NiFe2O4-10NiO陶瓷基体和30(40Cu-Ni)/(NiFe2O4-10NiO)金属陶瓷阳极,并在低温电解条件下,对NiFe2O4陶瓷相中Fe元素的腐蚀行为进行研究。结果表明,在烧结过程中,NiFe2O4尖晶石陶瓷基体会在氮气中发生离解,在动态化学腐蚀试验和电解试验中,陶瓷相中的Fe元素更容易进入电解质;电解24h后,铝液中Fe、Ni、Cu的含量分别为0.45%、0.13%和0.03%。     

某铬渣污染场地不同粒径土壤中六价铬的分布特征及其淋洗修复工艺

为研究铬渣污染场地不同粒径土壤占比及其对Cr(Ⅵ)分布特征的影响,探讨铬渣场地修复工艺,采集杭州某化工铬渣污染场地土壤,采用湿筛法分别将渣土(0～0.5 m)、杂填土(0.5～0.8 m)和原土(0.8～4.0 m)3类土壤样品的粒径划分为7个不同等级,分析了渣土、杂填土和原土的土壤粒径组成及Cr(Ⅵ)的分布特征.结果表明,渣土和杂填土粒径分布较均一,但原土各粒径分布存在显著差异,其中粒径0.15 mm的原土占其总量的82.88%.Cr(Ⅵ)在3类土壤各粒径中的分布显示,渣土和杂填土各粒径土壤中的Cr(Ⅵ)含量显著高于原土,而不同粒径原土中Cr(Ⅵ)含量差异较大.湿筛法粒径分级后发现,粒径0.15 mm原土中含Cr(Ⅵ)量接近修复目标值(30 mg·kg~(-1)),采用0.006 mol·L~(-1)柠檬酸淋洗可一步达到修复目标.因此,本铬渣污染场地原土可采用"水力筛分+化学淋洗"组合技术修复.     

曝气铁炭内电解处理电镀废水

采用曝气铁炭内电解工艺处理电镀废水,探讨不同的曝气方法、Fe/C体积比、进水酸度、水力停留时间等因素对电镀废水中Cr(Ⅵ)和CN-去除率的影响.结果表明:1)在Cr(Ⅵ)初始质量浓度为62.013mg·L~(-1)的电镀废水中,控制Fe/C体积比为1∶1,调节进水pH为1,选择连续曝气方式,并设定水力停留时间为100min,Cr(Ⅵ)去除率可达96.0%,处理效果最佳;2)当CN-进水质量浓度为162.361mg·L~(-1)时,控制Fe/C体积比为1∶1,调节进水pH为4,连续曝气运行2.5h后,CN-去除率达76.3%.     

土著微生物柱浸修复铬渣堆场土壤污染

采用柱浸试验研究土著微生物对铬渣堆场污染土壤中Cr(Ⅵ)的修复.通过单因素实验测定土壤初始Cr(Ⅵ)浓度、浸出液pH值及循环淋溶时间对修复效果的影响,结果表明：加入培养基能完全修复铬渣堆场污染土壤中水溶性Cr(Ⅵ),柱浸实验结束后,浸出液中Cr(Ⅵ)浓度由初始的700.3 mg/kg降低至检出限以下;土壤中初始Cr(Ⅵ)浓度越低修复效果越好;培养基最佳pH值范围为7.5~8.5;循环淋溶修复效果好于非循环柱浸修复,循环时间越长,修复效果越好,最佳循环时间为全天循环.     

阳极电解氧化Cr^3＋工艺研究

采用隔膜式板框压滤自动循环电解装置,以纯铅板为电极,研究了影响Cr3+阳极氧化的工艺条件.实验结果表明提高电解时[C3-+]、阳极电流密度和温度,电流效率都有不同程度提高.当[Cr3+]=1.20mol·L-1、DA=800A·m-2、温度为50℃、液体循环速度为0.3～0.4 m·s-1时,阳极电流效率达71%,Cr3+转化率在80%以上.     

水样中Cr（Ⅵ）的测定

铬及其化合物在工业中应用广泛,对环境造成了较大的污染,是环境污染监测中的必测项目之一.在酸性溶液中,通过用Fe2＋标准溶液滴定Cr（Ⅵ）,使其还原成Cr3＋,以二苯胺磺酸钠作指示剂,根据Fe2＋标准溶液所消耗的体积,计算出水中Cr（Ⅵ）的含量（mg L）.本实验操作简单,快速,通过对实际样品的测量,结果令人满意.     

水样中Cr（Ⅵ）的测定

铬及其化合物在工业中应用广泛,对环境造成了较大的污染,是环境污染监测中的必测项目之一.在酸性溶液中,通过用Fe2＋标准溶液滴定Cr（Ⅵ）,使其还原成Cr3＋,以二苯胺磺酸钠作指示剂,根据Fe2＋标准溶液所消耗的体积,计算出水中Cr（Ⅵ）的含量（mg L）.本实验操作简单,快速,通过对实际样品的测量,结果令人满意.     

电解还原法处理含铬废水

采用电解还原方法模拟工业含铬废水的处理。试验以普通铁极板作阴阳极,在直流电的作用下,铁阳极溶解生成的Fe2 和硫酸亚铁中的Fe2 把废水中的六价铬离子还原成三价铬离子;随着氢离子阴极放电使废水pH值逐渐升高,Cr3 和Fe3 便形成氢氧化铬及氢氧化铁沉淀,同时氢氧化铁有凝聚作用,能促进氢氧化铬的迅速沉淀。在实验最佳条件下,废水初始含铬浓度在600mg/L及600mg/L以下、反应pH=3、加入FeSO4的量1.20g(Fe2 与Cr2O72 比例1∶1)、反应时间40min、换极周期10min、电流密度0.085A/cm2,出水浓度达到0.57mg/L,去除率为94%。出水浓度达到国家排放标准。     

FeCrAl不锈钢的平衡凝固相变与析出行为

借助Thermo-calc软件对FeCrAl不锈钢所属的Fe-(18~21)Cr-(3~5)Al-(0~0.03)C-(0~0.2)Si-(0~0.2)Mn多元体系在凝固过程中的相变及析出行为进行了研究.采用Thermo-calc中TCFE7数据库对该体系的垂直截面图进行计算,分析了不同组元对凝固和冷却过程中相变的影响,并得到FeCrAl不锈钢的平衡凝固相变路径图.结果表明FeCrAl不锈钢由1600℃平衡冷却至300℃的过程中完整的平衡相变路径为:L→AlN+αδFe→AlN+αδFe+Cr7 C3→AlN+αδFe+Cr7 C3+Cr23 C6→AlN+αδFe+Cr23 C6→AlN+αδFe+Cr23 C6+σ→AlN+αδFe+Cr23 C6+σ+α'→AlN+αδFe+Cr23 C6+α'.凝固过程中Cr7 C3与σ相是否析出分别取决于体系中C、Si含量;Al含量的提高可扩大αδFe+Cr7 C3的稳定区,降低α'相的析出温度,抑制σ相的析出;Cr含量的提高可以减小αδFe+Cr7 C3的稳定区,扩大σ相和α'相的稳定区.