生物铁修复Cr(Ⅵ)污染土壤的试验研究

将海绵铁介于活性污泥中以SBR法培养得到生物铁,通过单因素实验对生物铁修复模拟Cr(Ⅵ)污染土壤的影响因素及效果进行了研究。结果表明:生物铁修复Cr(Ⅵ)污染土壤受时间、pH值、生物铁投加量、Cr(Ⅵ)初始浓度的影响;生物铁投加量越大,Cr(Ⅵ)初始浓度越低,Cr(Ⅵ)的修复效果越好,pH值对修复效果影响较小。Cr(Ⅵ)初始浓度为333.33mg/kg,投加1 440mg/kg生物铁,7d后土壤中Cr(Ⅵ)的浓度为42.87mg/kg,去除率为87.14%,达到国家土壤环境质量一级标准。生物铁通过氧化还原、电化学、物理吸附、络合沉淀及生物作用修复土壤Cr(Ⅵ)。     

改性粉煤灰对废水中Cr（VI）的吸附研究

含Cr(VI)废水对环境危害巨大,对其处理技术的研究也越来越受到关注.本文对改性粉煤灰吸附处理模拟含铬废水进行了试验研究,并探讨了吸附时间、改性粉煤灰投加量、Cr(VI)初始浓度、pH值和温度等因素对除铬效果的影响.结果表明,改性粉煤灰能有效吸附含Cr(VI)废水,其吸附过程符合Langmuir模型.     

基于《水处理工程》的酸性高铁矿井水综合实验设计

菱镁矿尾矿煅烧后产生的轻烧镁粉对于酸性矿井水的处理具有效果好、操作条件良好、沉渣少等优点。通过对轻烧镁粉的成分分析可知,主要成分氧化镁占比高于90%。以山西某煤矿酸性矿井水为研究对象,对其进行常规水质分析可知,总铁浓度为230.01mg/L、亚铁离子浓度为66.98mg/L、pH值为3.24。采用轻烧镁粉进行酸性矿井水处理,设计正交实验,分析初始pH值、药剂投加量、曝气量、曝气时间等对处理效果的影响。实验结果表明,在投加轻烧镁粉量为0.50～1.00g/L时,酸性矿井水初始pH值可由3.15～3.31提高到6～9左右,缓冲性能较好,较容易控制投加量使pH值控制在6～9;轻烧镁粉处理酸性矿井水时三个主要因素的影响程度大小为:投加量搅拌时间搅拌速度,当轻烧镁粉投加量为0.85g/L、搅拌速度为400r/min、搅拌时间为12min时,实验效果较好;利用轻烧镁粉提高酸性矿井水的pH值到7.48时,曝气5min,曝气量为0.5m3/h,聚合氯化铝(PAC)投加量为10mg/L时,经处理矿井水中亚铁离子和总铁浓度可分别降至0.07mg/L和0.17mg/L,满足排放或回用水对总铁的要求,且改善了沉渣的沉降性能,大大缩短了沉降时间。     

用Mn3O4吸附水中Cr(Ⅲ)的试验研究

以合成的Mn₃O₄为吸附剂,研究了pH、吸附时间、Mn₃O₄投加量和Cr(Ⅲ)浓度对Cr(Ⅲ)吸附效果的影响,并测定了吸附等温线。结果表明：当Cr(Ⅲ)初始浓度为10 mg/L时,发生吸附的pH范围为3.0～7.2, pH=6.5时吸附率达到93.7%,pH＞7.2时容易出现Cr(OH)₃沉淀;在25 ℃及pH=5.5的条件下,Mn₃O₄对Cr(Ⅲ)的吸附量经历一个先快速上升,后逐渐增大并达到平衡的过程,达到平衡的时间为17 h;Cr(Ⅲ)的吸附量随Mn₃O₄投加量和Cr(Ⅲ)浓度的增加而增大,吸附等温线符合Freundlich方程。     

改性海藻酸钠凝胶球去除稀土废水中U(VI)

通过一步滴定凝胶法制备了三聚氰胺协同戊二醛改性海藻酸钠复合生物材料(Me@SA/GA),用于稀土废水中U(VI)的去除。结果表明,材料制备上Me@SA/GA的SA:Me最优比例为3:1,当U(VI)初始浓度为5mg/L,pH值为5时,静态吸附试验中,Me@SA/GA投加量0.1g/L,吸附15h,对水中U(VI)的吸附量达到19.75mg/g；动态吸附试验中,以1mL/min的流速过柱,Thomas模型拟合其饱和吸附量为526.6mg/g。FTIR、XPS表征结果表明Me@SA/GA吸附U(VI)的相互作用包括静电吸引、颗粒内扩散以及水凝胶的官能团(羧基、氨基和羟基)与U(VI)的配位。Me@SA/GA投加量1g/L对某实际稀土废水试验,其出水U(VI)浓度为0.02mg/L,可达到我国稀土工业污染物排放标准(GB26451-2011)要求。     

粉煤灰-硅藻土复合材料对选矿废水中Cr(Ⅵ)的吸附行为研究

将粉煤灰、硅藻土复合焙烧改性后制得吸附剂——粉煤灰-硅藻土复合材料,并将其应用于吸附选矿废水中的Cr(Ⅵ),考察了溶液Cr(Ⅵ)初始浓度、pH值、吸附剂投加量、吸附温度、吸附时间等参数对吸附剂吸附Cr(Ⅵ)效果的影响。结果表明:粉煤灰与硅藻土复合焙烧改性后,材料孔隙增加,比表面积增大; 粉煤灰-硅藻土复合材料对Cr(Ⅵ)的吸附是一个自发的吸热过程,以物理吸附为主。在溶液Cr(Ⅵ)初始浓度10 mg/L、pH=2、粉煤灰-硅藻土复合材料投加量20 g/L、吸附温度60 ℃、吸附时间6 h条件下,500 ℃焙烧2 h制得的粉煤灰-硅藻土复合材料对废水中Cr(Ⅵ)去除率可达70.6%。     

偕胺肟基改性满江红干粉对水中U(VI)的吸附

采集池塘中的野生满江红制成满江红干粉后,经偕胺肟基改性,合成了偕胺肟基满江红干粉（AI-g-AO）。通过扫描电子显微镜、红外光谱、X射线光电子能谱表征分别表征了吸附前、后的AI-g-AO的微观组织结构。单因素实验用于研究pH、反应时间、初始U(VI)浓度、吸附剂用量等对AI-g-AO吸附U(VI)的影响。吸附过程运用准一级、准二级动力学模型、Langmuir和Freundlich等温线研究。结果表明,在30℃、初始U(VI)浓度15 mg/L、吸附剂：U(VI)溶液=1 g:1 L、pH为6条件下,U(VI)的最大吸附量为14.98 mg/L。准二级动力学、Langmuir等温线适用于吸附过程。综上,AI-g-AO是一种较好的U(VI)生物吸附材料。     

大同膨润土对阳离子蓝吸附作用的研究

以大同地区两种膨润土为吸附材料,研究了膨润土对阳离子蓝(X-GRRL)的吸附作用,通过改变膨润土的粒度、投加量、吸附时间、染料废水初始浓度、初始pH值及吸附温度等条件,分析其对阳离子蓝(X-GRRL)的吸附量与脱色率的影响。结果表明,反应初始温度为室温(25℃),pH值为7,A、B两种膨润土投加量为0.4 g/L,阳离子蓝质量浓度为20 mg/L时,脱色效果最佳,脱色率分别为91.13%与99.67%,吸附量分别为47.78 mg/g、49.82 mg/g。吸附结果更符合Lagergren准二级动力学模型。热力学结果与Langmuir型拟合度较高。     

铜渣改性制备多孔硅酸盐负载微纳米零价铁及其去除废水中的Cr(VI)

本研究以铜渣为原料，通过碳热还原法制备多孔硅酸盐负载型微纳米铁(简称微纳米铁)，用于去除废水中的Cr(VI)。研究了微纳米铁的制备条件和废水降解条件对去除Cr(VI)的影响，并探究了相关的反应机理。结果表明，在焙烧温度为1 150℃、焙烧时间为40 min、煤用量为25%的条件下制备的微纳米铁去除Cr(VI)的效率最高。扫描电子显微镜和能谱分析表明，铜渣还原焙烧后形成多孔结构，硅酸盐孔洞表面镶嵌大量纳米级至微米级零价铁颗粒。增加微纳米铁的用量、提高废水温度和降低溶液的初始p H值，可以提高Cr(VI)的去除率。在微纳米铁用量为1 g/L、废水温度为27℃、初始p H为3的条件下，处理浓度为10 mg/L的废水，反应2.5 min即可去除100%的Cr(VI)。机理分析表明，微纳米铁与Cr(VI)发生了氧化还原反应，Cr(VI)被还原生成Cr(Ⅲ)并被矿化为铬铁矿。     

酸改性高岭土对Cr(VI)印染废水的吸附性能研究

通过电子扫描电镜(SEM)、傅立叶变换红外光谱(FTIR)表征酸改性高岭土,并分别研究了平衡时间、高岭土用量、pH值对Cr(VI)在酸改性高岭土上吸附性能的影响.结果表明,酸改性高岭土对Cr(VI)具有较强的吸附能力,在Cr(VI)初始浓度为9.375×10~(-3 )g/L的情况下,4 h时达到吸附平衡;高岭土浓度在0.75 g/L时,吸附效果好;Cr(VI)在膨润土上的吸附受pH值影响较大, pH值在6.0～7.0时去除率达到最大值95.5%.高岭土对Cr(VI)的吸附等温线表明,高岭土吸附能力随着温度的升高而增大,其吸附是吸热过程.     

铜渣改性制备多孔硅酸盐负载微纳米零价铁及其去除废水中的Cr(VI)

本研究以铜渣为原料，通过碳热还原法制备多孔硅酸盐负载型微纳米铁（简称微纳米铁），用于去除废水中的Cr（VI）。研究了微纳米铁的制备条件和废水降解条件对去除Cr（VI）的影响，并探究了相关的反应机理。结果表明，在焙烧温度为1 150℃、焙烧时间为40 min、煤用量为25%的条件下制备的微纳米铁去除Cr（VI）的效率最高。扫描电子显微镜和能谱分析表明，铜渣还原焙烧后形成多孔结构，硅酸盐孔洞表面镶嵌大量纳米级至微米级零价铁颗粒。增加微纳米铁的用量、提高废水温度和降低溶液的初始pH值，可以提高Cr（VI）的去除率。在微纳米铁用量为1 g/L、废水温度为27℃、初始pH为3的条件下，处理浓度为10 mg/L的废水，反应2.5 min即可去除100%的Cr（VI）。机理分析表明，微纳米铁与Cr（VI）发生了氧化还原反应，Cr（VI）被还原生成Cr（Ⅲ）并被矿化为铬铁矿。      

Biosorption of Cr(VI) from aqueous solutions by nonliving green algae Cladophora albida

Biosorption of Cr(VI) from aqueous solutions by nonliving green algae Cladophora albida was investigated in batch experiments. The influence of pH, algal dosage, initial Cr(VI) concentration, temperature and co-existing anions on removal efficiencies of C. albida was studied. Cr(VI) removal process was influenced significantly by the variation of pH, and the optimum pH was chosen at a range of 1.0–3.0. The optimum algal dosage 2 g/L was used in the experiment. The removal rate of Cr(VI) was relatively rapid in the first 60 min, but then the rate decreased gradually. Removal mechanism was studied by analyzing Cr(VI) and total Cr in the solution. Biosorption and bioreduction were involved in the Cr(VI) removal. Biosorption of Cr(VI) was the first step, followed by Cr(VI) bioreduction and Cr(III) biosorption on the algal biomass. Actual industrial wastewater was used to evaluate the practicality of the biomass C. albida. From a practical viewpoint, the abundant and economic biomass C. albida could be used for removal of Cr(VI) from wastewater by the reduction of toxic Cr(VI) to less toxic Cr(III).     

表面活性剂改性膨润土吸附水中六价铬

采用十六烷基三甲基氯化铵(HTMAC)作为有机改性剂制备有机改性膨润土(HTMAC-Bent),用于吸附水中六价铬(Cr(Ⅵ)),并考察了反应时间、初始p H值、投加量、初始浓度、温度等影响因素对HTMAC-Bent吸附水中Cr(Ⅵ)的影响。试验结果表明,HTMAC-Bent对水中Cr(Ⅵ)的吸附具有较好p H值适应性,去除率可达90%以上,投加量和初始浓度对吸附过程影响显著。     

碱洗—氧化钙煅烧两段法改性粉煤灰脱除废水中Cr（VI）的性能研究

采用碱洗—氧化钙煅烧两段法对粉煤灰进行改性处理,利用红外光谱和扫描电镜对改性前后的粉煤灰的键位基团及形态进行表征,以投加量、pH值、煅烧温度和吸附时间作为变量对含Cr（VI）废水进行吸附处理。结果表明,当改性粉煤灰投加量为6 g/L、废水初始pH值为8、第二段煅烧温度为800℃、粉煤灰与氧化钙配比为3∶1时,吸附容量为16.06 mg/g,吸附效率达96.38%。动力学拟合过程表明该改性粉煤灰对Cr（VI）的吸附符合伪二阶动力学方程,以化学吸附为主,吸附过程具有持续性。      

改性煤矸石吸附Cr（VI）的研究

以改性煤矸石对模拟含Cr(VI)废水进行吸附实验。结果表明,在pH值为1.0、吸附时间60min、改性煤矸石用量5g/L时,对进水Cr(VI)为50mg/L的废水进行处理,Cr(VI)的去除率达到99.98%,处理后水样中Cr(VI)含量小于0.50mg/L,达到国家排放标准。利用Freundlich等温式和Langmuir等温式对其吸附进行描述,表明改性煤矸石易于吸附Cr(VI),吸附属于化学吸附。     

基于植酸水解液的酸法地浸铀矿污染地下水修复试验

酸法地浸铀矿山铀污染地下水的修复是亟待研究解决的重大问题。本文采用水热反应法水解植酸制备了植酸水解液,根据酸法地浸铀矿山铀污染地下水的理化特性制备了模拟铀污染地下水,试验研究了植酸水解液添加量及其pH值对模拟铀污染地下水修复效果的影响,同时对修复过程中模拟铀污染地下水的pH值、铀浓度以及磷酸根离子、钙离子、总铁离子、锰离子、锌离子和镁离子的浓度进行了监测,并结合XRD、SEM、TEM和XPS表征分析,探讨了其修复模拟铀污染地下水的机理。试验结果表明,当植酸水解液的添加量为2 mL,磷酸根浓度为24.562 g/L,初始pH值为6,模拟铀污染地下水的水量为100 mL,初始铀浓度为5 mg/L,初始pH值为3,反应12 h后,铀的去除率达到了99%以上,pH值升高到5.9,本项研究验证了采用植酸水解液修复酸法地浸铀矿山铀污染地下水的可行性。植酸价廉易得,可作为一种经济的磷源代替价格昂贵的磷酸盐化合物,在铀污染地下水修复领域展现其潜在的应用价值。     

膨润土对溶液中阴离子态Cr(VI)的吸附特性及机理

研究了阴离子态Cr(VI)在膨润土中的吸附行为,并对吸附机理进行了分析。结果表明,pH=2~12,膨润土表面ζ电位均为负值,随着溶液pH值提高,膨润土对Cr(VI)的吸附效率明显下降。膨润土对Cr(VI)的吸附符合准2级动力学模型,吸附传质速率主要受膜扩散过程影响。Freundlich方程能够更精确的描述膨润土对Cr(VI)的吸附行为。热力学分析结果说明膨润土吸附Cr(VI)是一个自发的吸热反应。低pH条件下少量Cr(VI)会发生还原反应从而生成Cr3 ,导致部分Cr(VI)以Cr3 的形式被去除。综合分析认为Cr(VI)的初始浓度较低时,内界表面配合是主要去除机制;初始浓度较高时,同时存在物理吸附以及内界表面配合作用。     

炉渣-粉煤灰地聚合物固化铜污染土的试验研究

利用低钙粉煤灰、炉渣为原料制备的炉渣-粉煤灰地质聚合物（BA-FAG）作为固化剂,开展铜污染土的固化试验研究。通过无侧限抗压强度试验和毒性浸出试验,探讨了养护龄期、固化剂掺量及初始铜离子浓度对BA-FAG固化铜污染土效果的影响,并利用X射线衍射（XRD）分析、扫描电镜（SEM）测试及X射线光电子能谱（XPS）分析等手段进行了表征。结果表明,增大固化剂掺量及养护龄期,可以提高BA-FAG固化铜污染土的无侧限抗压强度（UCS）,以及减少铜离子浸出,而污染土中初始铜离子浓度与固化土的强度负相关,并与毒性浸出浓度正相关;掺入20%和30%的BA-FAG可分别固化浓度不超过6000mg/kg与10000mg/kg的铜污染土,固化土28d的UCS值分别不低于0.358MPa和0.457MPa,且在酸性和中性淋滤下毒性浸出浓度均低于100mg/L;重金属铜在被BA-FAG物理封存过程中主要以Cu2+离子和Cu(OH)2沉淀的形式存在。     

Physico-Chemical Analysis and Correlation Study of Water Resources of the Sukinda Chromite Mining Area,Odisha, India

The Sukinda Valley of the Jajpur district of Odisha produces 98 % of India’s chromite ore. The region’s groundwater and Damsal Nala, the valley’s primary stream, have been contaminated by Cr(VI) due to surface runoff and leachates from overburden dumps. Samples of mine water, surface water, and groundwater were analyzed. The concentration of total Cr in the mine water ranged from 0.46 to 1.26 mg/L before treatment and between 0.03 and 0.45 mg/L after treatment. Effluent Cr(VI) ranged between 0.02 and 0.3 mg/L. Thus, discharge water at some mine sites still contain Cr(VI) at concentrations above the permissible effluent limits of 0.1 mg/L for inland surface water. Concentrations of Cr(VI) ranged from 0.02 to 0.23 mg/L in the Damsal Nala and nil to 0.13 mg/L in tube well water, sometimes exceeding the permissible limits, but were acceptable in dug wells. Pearson’s correlation analysis revealed that Cr(VI) positively correlated with sulfate (0.854) in surface water, hardness (0.379) and pH (0.361) in groundwater, and total Cr (0.970) in mine water.