含Cr废水（共8篇）
含Cr废水 篇1
Cr被广泛应用于钢铁、冶炼、电镀、制革、印染、造纸、纺织、制药等行业中,这些行业生产过程中产生的废水、废渣都能释放出Cr(Ⅵ),从而严重污染土壤和地下水[1]。Cr在自然界中主要以Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)两种形态存在,Cr(Ⅲ)不容易迁移且毒性很低,而Cr(Ⅵ)在环境中易溶于水、迁移能力强且毒性在Cr(Ⅲ)的100倍以上[2]。Cr(Ⅵ)是地下水、土壤和底泥中第二大危害重金属[3,4,5],对人体各项机能危害巨大。因此,将土壤、废水、废渣中的Cr(Ⅵ)转化为Cr(Ⅲ))是一种有效降低Cr(Ⅵ)毒性的方法。
目前,将Cr(Ⅵ)转化为Cr(Ⅲ)的方法主要有物理法、化学法和生物法[6],但物理法和化学法存在成本高、工艺复杂等缺点。由于生物法具有成本低、操作简单、不形成二次污染等特点,近年来,利用微生物去除Cr(Ⅵ)危害的研究得到了研究者的广泛关注。微生物去除Cr(Ⅵ)的方法主要有吸附和还原两种。目前利用微生物吸附法去除Cr(VI)的研究较少,且效果欠佳。Gong等[7]的研究表明,黑曲霉作吸附剂能去除部分Cr(Ⅵ)。目前,关于微生物还原Cr(Ⅵ)研究较多,研究表明Pseudomonas sp.[8,9],Bacillus sp.[10],Escherichia coli[11],Shewanella putrefaciens[12],Pseudomonas putida[13],Brucella sp.[14]都能直接将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)。Wielinga等[15]发现Shewanella alga能通过酶的作用直接还原Cr(Ⅵ)。
本研究采用实验室前期分离、培养、驯化出的Cr(Ⅵ)高效还原菌Pannonibacter phragmitetus处理Cr渣堆场附近含Cr的废水,并优化相关工艺参数,建立了含Cr废水的微生物处理方法。
1 实验部分
1.1 含Cr废水、菌种来源及培养
含Cr废水取自某冶炼厂Cr渣转移后所形成的大型集水池,废水中Cr(Ⅵ)质量浓度为301.4 mg/L,SS为104 mg/L,类大肠杆菌浓度为58 个/L。菌种取自Cr污染土壤,经反复富集培养、平板纯化、高浓度Cr(Ⅵ)逐渐驯化[16,17]得到,优化培养基成分及培养条件,最终获得Cr(Ⅵ)高效还原菌。培养后菌液用氢氧化钠和盐酸调pH为9.5,细菌浓度约为2×108 个/mL。
1.2 实验仪器及试剂
丙酮、二苯碳酰二肼、盐酸(质量分数38%)、硫酸、磷酸、NaOH、NaCl均为分析纯;蛋白胨、葡萄糖作为微生物生长所需氮源和碳源。
U2021型紫外分光光度计:日本日立公司;HZ-92123型恒温振荡箱:太仓市科教仪器厂;XMT型干燥箱:上海市实验仪器总厂;AB204N型电子天平:Mettler-Toledo公司;LRH-250A型生化培养箱:广东省医疗器械厂;HR2050型高速冷冻离心机:湖南湘仪集团。
1.3 摇瓶还原实验
取废水90 mL,按一定体积分数加入菌液,控制一定还原温度及废水pH,在一定震荡速率下进行还原反应。每6 h取样2 mL,测定废水中Cr(Ⅵ)质量浓度。考察Cr(Ⅵ)初始质量浓度、细菌接种量、废水pH、反应温度及震荡速率对细菌还原废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响。实验重复3次,同时设置对照实验。
1.4 分析方法
采用二苯碳酰二肼分光光度法[18]测定Cr(Ⅵ) 质量浓度,波长540 nm。
2 结果与讨论
2.1 细菌对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当初始Cr(VI)质量浓度为301.4 mg/L、细菌接种量为10%、还原温度为35 ℃、废水pH为10.0、震荡速率为100 r/min时,细菌对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图1。由图1可见:加有菌液的废水中Cr(Ⅵ)质量浓度随着时间延长逐渐减小,42 h后废水中Cr(Ⅵ)质量浓度由初始的301.4 mg/L减小至0,说明Cr(Ⅵ)被完全还原;在只加入培养基的空白对照实验中,废水Cr(Ⅵ)质量浓度随时间的延长基本不变。因此,实验证明所加入的细菌可还原废水中的Cr(Ⅵ)。
2.2 Cr(Ⅵ)初始质量浓度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当反应温度为35 ℃、细菌接种量为10%、废水pH为10.0、震荡速率为100 r/min时,Cr(Ⅵ)初始质量浓度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图2。
由图2可见:不同Cr初始质量浓度废水中Cr(VI)质量浓度随着反应时间延长逐渐减小,说明Cr(VI)完全还原所需要的时间随着初始质量浓度的增大而延长。通过对不同初始质量浓度的Cr(VI)还原曲线拟合可知,质量浓度由高到低还原曲线斜率绝对值分别为1.52、4.36、7.47、8.33和9.90。斜率绝对值越大,还原速率就越大,这是因为细菌还原Cr(VI)具有一个质量浓度阈值,当Cr(VI)质量浓度超过此值时,Cr(VI)毒性影响到微生物活性,导致细菌的还原能力减弱甚至消失。因此,Cr初始质量浓度越小还原速率就越大。
2.3 细菌接种量对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、反应温度为35 ℃、废水pH为10.0、震荡速率为100 r/min时,细菌接种量对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图3。由图3可见,细菌接种量在5%~50%范围内,反应48 h后废水中Cr(VI)质量浓度基本为0,说明Cr(VI)全部还原;随着细菌接种量增大,曲线斜率的绝对值增大,说明还原速率增大,但当细菌接种量超过20%时,细菌接种量增加曲线倾斜率没有明显变化,即Cr(VI)的还原速率没有明显提高,因此本研究选择最佳细菌接种量为20%。
2.4 废水pH对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、还原温度为35 ℃、细菌接种量为10%、震荡速率为100 r/min时,废水pH对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图4。由图4可见:在较宽的pH范围内,细菌都可使Cr(VI)质量浓度减小,说明该菌的pH适应性较强;当废水pH为10.0时,曲线斜率绝对值最大,还原速率最高。因此,选择废水最佳pH为10.0。
2.5 反应温度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、废水pH为10.0、细菌接种量为10%、震荡速率为100 r/min时,反应温度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图5。由图5可见:细菌在较宽温度范围内都可使Cr(VI)质量浓度减小 [19,20];当反应温度为30 ℃时,反应36 h后废水中Cr(VI)质量浓度为3.4 mg/L,而35 ℃时废水中Cr(VI)质量浓度为36.4 mg/L。因此选择还原温度为30 ℃。
2.6 震荡速率对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、废水pH为10.0、细菌接种量为10%、还原温度为35 ℃时,震荡速率对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图6。由图6可见,震荡速率为50~200 r/min都能使Cr(Ⅵ)质量浓度减小到0,完全还原Cr(Ⅵ);当震荡速率大于100 r /min时,曲线几乎重合,说明细菌还原Cr(Ⅵ)效果相同。本研究选择最佳震荡速率为100 r /min。
2.7 含Cr废水连续处理实验结果
在细菌还原废水中Cr(Ⅵ)的最佳条件下,进行模拟化工废水连续处理实验。结果表明,处理后废水的色度、SS以及细菌浓度分别为48倍、65 mg/L和60个/L,分别小于GB8978—1996《污水综合排放标准》的50倍、100 mg/L和100个/L。通过各级处理,含Cr废水可达排放标准。
3 结论
a)采用从Cr污染土壤中分离纯化的Cr(Ⅵ)高效还原菌处理含Cr废水。实验结果表明,当废水Cr(Ⅵ)质量浓度为301.4 mg/L时,最优的处理条件为细菌接种量20%,还原温度30 ℃,废水pH 10.0,震荡速率100 r /mim。
b)模拟化工废水连续处理实验表明,在最佳条件下,处理后废水的色度、SS以及细菌浓度分别为48 倍、65 mg/L和60 个/L,达到GB8978—1996《污水综合排放标准》。
含Cr废水 篇2
活性炭吸附处理实验室含Cr(Ⅵ)废水的研究
摘要：采用静态和动态吸附实验,探讨了溶液pH值、活性炭用量对Cr(Ⅵ)吸附的.影响以及活性炭动态吸附含Cr(Ⅵ)废水的效果及活性炭的再生.结果表明,利用活性炭处理实验室含Cr(Ⅵ)废水,具有处理效果好、再生容易等特点.作 者：李冬 席晓晶 LI Dong XI Xiao-jing 作者单位：洛阳理工学院环境工程与化学系,河南,洛阳,471023期 刊：环境科学导刊 Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE SURVEY年，卷(期)：2010,29(2)分类号：X703关键词：活性炭 pH 吸附 含Cr(Ⅵ)废水 研究
含Cr废水 篇3
大块液膜法是一种操作简单的液膜萃取技术,无需在液膜相中加入表面活性剂、增稠剂等添加物,也无需进行制乳、破乳等工序[1]。由于大块液膜膜层较厚,界面平稳,界面积恒定,迁移过程接近稳态,在获取传质过程的热力学及动力学数据方面具有很强优势[2,3,4,5,6]。目前尚无大块液膜法处理含Cr(Ⅵ)废水工业化应用的报道。三辛胺是一种中等强度的碱性萃取剂,在络合萃取方面已有许多应用[7,8,9],但作为液膜流动载体,对金属离子的分离和富集的影响研究较少[10]。
本工作对Cr(Ⅵ)在以三辛胺为载体、煤油为膜溶剂、Na OH为反萃剂的大块液膜分离体系中的迁移过程进行了考察,探讨了影响Cr(Ⅵ)迁移和浓缩的因素,以期为大块液膜处理含Cr(Ⅵ)废水的工业化应用提供理论和技术支持。
1 实验部分
1.1 试剂与仪器
Na OH、硫酸、磷酸、硫酸亚铁铵、重铬酸钾、苯基代邻氨基苯甲酸:分析纯;三辛胺:优级纯;煤油:工业级;实验用水为一次蒸馏水。
Cl-4型恒温加热磁力搅拌器:巩义市予华仪器有限责任公司;直流电机搅拌器:巩义市予华仪器有限责任公司;FG2/EL2型便携式p H计:梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司。
1.2 实验原理
C r(Ⅵ)的迁移过程见图1。首先三辛胺、Cr2O72-和H+在液膜相与料液相的界面上发生反应,生成络合物,反应方程见式(1)[11]。
在传质力的作用下,该络合物往液膜相与反萃相界面迁移,并与反萃相中的OH-发生可逆的化学反应,生成的铬盐不溶于液膜相,从而在反萃相中累积,反应方程见式(2)。
反应生成的游离胺易溶于液膜相,在外界力的作用下,从反萃相界面扩散至料液相界面,继续发生如式(1)所示的化学反应,使得整个过程循环进行,直至达到化学平衡。
1.3 实验方法
自制大块液膜实验装置示意见图2。在室温条件下,从料液相入口处注入100 m L一定p H、质量浓度为1 043.6 mg/L的模拟含Cr(Ⅵ)废水(简称废水),从反萃相入口注入100 m L一定质量分数的Na OH溶液,从装置上端缓慢加入含有三辛胺的煤油作为液膜相。开启直流电机搅拌器和装置底部的磁力搅拌,反应至料液相中Cr(Ⅵ)质量浓度达到GB8978—1996《污水综合排放标准》[12]后,将废水从料液相中抽出,再注入新的废水,直至反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度不再发生变化。
1.4 分析方法
按照GB7466—87《水质总铬的测定》测定Cr(Ⅵ)质量浓度[13];采用p H计测定料液相进水p H。
2 结果与讨论
2.1 料液相进水p H对Cr(Ⅵ)去除率的影响
在反萃相中Na OH质量分数为20%、液膜相体积为100 m L、液膜相中三辛胺体积分数为20%、反应时间为30 min的条件下,料液相进水p H对Cr(Ⅵ)去除率的影响见图3。由图3可见,料液相进水p H大于1.1时,Cr(Ⅵ)去除率急剧降低。由此可见,Cr(Ⅵ)与三辛胺在强酸性条件下更容易络合。因此,以下实验选择料液相进水p H为1.1。
2.2 液膜相体积对Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
在反萃相中Na OH质量分数为20%、液膜相中三辛胺体积分数为20%的条件下,液膜相体积对料液相和反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响分别见图4和图5。由图4可见:当反应时间为0~50 min时,随液膜相体积增加,料液相中Cr(Ⅵ)质量浓度下降的速率增加;在相同反应时间条件下,随液膜相体积增加,料液相中Cr(Ⅵ)质量浓度逐渐降低。由图5可见:随液膜相体积的增加,反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度增加的趋势减缓;在相同反应时间条件下,随液膜相体积的增加,反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度逐渐降低。综合考虑,以下实验选择液膜相体积为100 m L。
2.3 液膜相中三辛胺体积分数对Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
在反萃相中Na OH质量分数为20%的条件下,液膜相中三辛胺体积分数对料液相和反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图6和图7。由图6可见:随液膜相中三辛胺体积分数的增加,料液相中Cr(Ⅵ)质量浓度下降的速率增加;在相同反应时间条件下,料液相中Cr(Ⅵ)质量浓度逐渐降低。由图7可见:随液膜相中三辛胺体积分数的增加,反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度增加的趋势减缓;在相同反应时间条件下,反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度逐渐降低。综合考虑,以下实验选择液膜相中三辛胺体积分数为15%。
2.4 反应时间对Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
在反萃相中Na OH质量分数为20%的条件下,反应时间对Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图8。由图8可见:随反应时间的延长,料液相中Cr(Ⅵ)质量浓度急剧下降,反应50 min左右基本趋近0;液膜相中Cr(Ⅵ)质量浓度先增加后降低,在20 min时出现极大值;反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度逐渐增加,反应50 min后增势减缓。由此可见,在反应的前20min是一个以络合为主、解络为辅的过程;随着料液相中的Cr(Ⅵ)质量浓度不断减少,反应20 min后以解络为主,液膜相中的Cr(Ⅵ)质量浓度不断减少,反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度不断增加。因此以下实验选择反应时间为50 min。
在料液相进水Cr(Ⅵ)质量浓度为1 043.6 mg/L、料液相进水pH为1.1、反萃相中Na OH质量分数为20%、液膜相体积为100 m L、液膜相中三辛胺体积分数为15%、反应时间为50 min的条件下,料液相出水Cr(Ⅵ)质量浓度为0.5 mg/L,可达到国家排放标准。
2.5 反萃相中Na OH质量分数对Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
在反萃相中Na OH质量分数分别为5%,10%,15%的条件下,萃取批次与反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度的关系见图9~图11。由图9~图11可见,随萃取批次的增加,反萃相中Cr(Ⅵ)质量浓度逐渐增加。以Na OH质量分数为5%的溶液作为反萃相、萃取15批废水,以Na OH质量分数为10%的溶液作为反萃相、萃取21批废水,以Na OH质量分数为20%的溶液作为反萃相、萃取36批废水,浓缩比(反萃相中Cr(Ⅵ)质量与总进水中Cr(Ⅵ)质量的比)分别为86.4%,90.9%,94.2%。
3 结论
a)以三辛胺为载体、煤油为膜溶剂、Na OH为反萃剂,采用大块液膜法处理模拟含Cr(Ⅵ)废水。当料液相进水Cr(Ⅵ)质量浓度为1 043.6 mg/L、料液相进水p H为1.1、反萃相中Na OH质量分数为20%、液膜相体积为100 m L、液膜相中三辛胺体积分数为15%、反应时间为50 min时,料液相出水Cr(Ⅵ)质量浓度为0.5 mg/L,达到国家排放标准。
b)以Na OH质量分数为20%的溶液作为反萃相,萃取36批废水后,浓缩比为94.2%。
摘要：以三辛胺为载体,煤油为膜溶剂,NaOH为反萃剂,采用大块液膜法处理模拟含Cr(Ⅵ)废水。考察了Cr(Ⅵ)迁移的影响因素,实验结果表明:在料液相进水Cr(Ⅵ)质量浓度为1 043.6 mg/L、料液相进水pH为1.1、反萃相中NaOH质量分数为20%、液膜相体积为100 mL、液膜相中三辛胺体积分数为15%、反应时间为50 min的条件下,料液相出水Cr(Ⅵ)质量浓度为0.5 mg/L;萃取36批废水后Cr(Ⅵ)浓缩比可达94.2%。
含Cr废水 篇4
以天然高分子物质为原料, 经提取、改性制得的水处理剂, 具有来源广、效益高、无二次污染等优点。本试验以β-环糊精和聚丙烯酰胺为原料进行接枝反应合成β-CD-PAM絮凝剂, 并将其用于处理含微量Cr3+废水。β-CD-PAM既保留了β-CD的疏水空腔和外侧羟基, 可与Cr3+形成主客体包合物和络合物;又引入新的基团-NH-O-CH-能和Cr3+能形成稳定的配合物;引入PAM增大了β-CD相对分子质量, 有利于絮凝及沉降。
1.试验部分
(1) 主要仪器与药品。
紫外-可见分光光度计 (UV-1800) 、傅立叶红外光谱仪 (Nicolet Nexus 670) ;β-环糊精、聚丙烯酰胺、乙腈、对甲苯磺酰氯、二苯碳酰二肼、高锰酸钾、硫酸铬等均为分析纯。
(2) β-环糊精接枝聚丙烯酰胺试验。
(1) 合成β-环糊精磺酸酯。
称取4g重结晶的β-CD置于50m L蒸馏水中;将0.5g Na OH加到β-CD悬浮液中搅拌直至溶液变澄清;称取1g对甲苯磺酰氯溶于2m L乙腈, 在0℃下缓慢滴加到β-CD的混合溶液中;在4℃下搅拌5h, 用稀盐酸中和至p H=6, 过滤并收集沉淀, 在50℃下真空干燥得到白色固体, 即β-CD-6-Ots。
(2) β-环糊精接枝聚丙烯酰胺。
称取4g PAM加入到150m L蒸馏水中, 在50℃水浴锅中搅拌使其溶解;将3gβ-CD-6-Ots逐步加入到PAM水溶液中, 于50℃水浴锅中搅拌20h;将反应产物在50℃真空干燥, 所得固体分别用甲醇、乙醚洗涤数次, 用布氏漏斗过滤;真空干燥得到白色固体, 即β-CD-PAM。
(3) 含铬废水处理试验。
配制100mg/L的Cr3+标准贮备溶液;再用标准贮备溶液配制标准溶液;采用正交试验方法, 研究药品投加量、温度、p H值等因素对Cr3+废水处理效果的影响。
(4) 依据国标GB7466-87确定铬去除率。
绘制Cr3+浓度对吸光度的标准曲线;将处理过的Cr3+水样过滤, 用高锰酸钾氧化滤液, 稀释, 以二苯碳酰二肼做显色剂, 在波长540nm下测定吸光度, 利用标准曲线方程, 计算去除率。
2.实验结果与讨论
(1) 样品的红外光谱表征。
称取经干燥处理的1~2mg试样与200mg纯KBr在玛瑙研钵充分均匀研磨到粒度小于2微米, 将混合粉末用107Pa压力在油压机上压成透明薄片, 设置波长4000~500cm-1, 扫描次数32, 分辨率4cm-1, 测得红外光谱如图1:PAM在3300cm-1附近是伯酰胺的伸缩振动吸收;β-CD在3400cm-1附近出现-OH键伸缩振动吸收峰, 1000~1200cm-1是葡萄糖单元的特征吸收;β-CD-6-Ots保留了β-CD的葡萄糖单元特征吸收及-OH吸收峰, 且出现1178cm-1和1368 cm-1的磺酰基峰和1600cm-1附近苯的特征吸收峰, 在2971cm-1和2927cm-1附近出现了甲基的对称和非对称伸缩振动双峰;β-CD-PAM的红外光谱保留了β-CD的特征吸收峰, 且出现3340cm-1处的仲酰胺特征吸收峰, 证明β-CD接枝到了PAM上。β-CD-6-OTs与β-CD-2-OTs的红外图谱相似, 故需用其在水中溶解度区分:β-CD-2-OTs大于35g/100m L, β-CD-6-OTS则小于0.04g/100m L。
(2) 处理含铬废水的影响因素。
(1) 药品用量对去除率的影响。
分别称取0.05、0.1、0.15、0.2、0.25、0.3g的β-CD-PAM、β-CD、PAM, 加入到100m L浓度10mg/L的Cr3+溶液, 在30℃水浴锅静置1h后过滤溶液, 计算Cr3+去除率。处理结果如图3:β-CD-PAM的去除率大于PAM和β-CD, 这是由于其-NH-O-CH-基团中的氧原子为给电子原子增加了氮原子周围电子云密度, 即增强了配体的碱性, 配体的碱性愈强, 和同一金属离子形成配合物的稳定性愈强, 且羟基对Cr3+具有络合作用;β-CD-PAM、β-CD、PAM的质量与水样体积比分别超过1.5%、2%、0.5%时, 絮凝剂过量会使之与水样难于分离, 导致滤液吸光度上升从而去除率下降。
(2) 温度对去除率的影响。
称取0.15gβ-CD-PAM、0.2gβ-CD、0.05g PAM, 分别加入到100m L浓度10mg/L的Cr3+溶液, 在20、25、30、35、40、50、60℃水浴锅静置1h后过滤溶液, 计算Cr3+去除率。处理结果如图4:低于20℃, 微粒扩散慢, 絮凝速率低, 铬去除率较低;随着温度升高, β-CD-PAM分子运动加快, 扩散快, 利于氧化还原反应及络合反应进行, PAM分子热运动剧烈, β-CD的溶解度增大, 能充分与Cr3+进行络合, 从而去除效率升高;超过50℃, β-CD-PAM会部分分解断链, 吸附粒子极易解吸, 影响絮凝效果, 导致去除率降低。
(3) p H值对去除率的影响。
称取0.15gβ-CD-PAM、0.2gβ-CD、0.05g PAM, 分别加入到100m L浓度10mg/L的Cr 3+溶液, 分别调节p H值为1、2、4、5、6、7, 在35℃水浴锅静置1h后过滤溶液, 计算Cr 3+去除率。处理结果如图5:当p H小于7时, 随着p H升高, β-CD-PAM、PAM和β-CD对Cr 3+的去除率都升高, 因为在络合的过程中, 配体的碱性越强, 和金属离子形成的配合物稳定性就越强, 碱性溶液可以提供电子, 增强配体的碱性;而当p H大于7时, Cr 3+在碱性溶液会逐步沉淀, 影响了测量结果, 故需在适宜p H范围内方能达到最佳包合效果。
(4) 最优化条件下Cr3+去除率。
经过正交试验, 如图6, 处理10mg/L的Cr 3+水样, 最佳条件组合为:β-CD-PAM投加量1.5g/L、温度35℃、p H值5~6, 去除率可达到87.23%;β-CD投加量2g/L、温度50℃、p H值为7, 去除率可达到63.51%;PAM投加量0.5g/L、温度40℃、p H值为7, 去除率可达到56.72%。
3.结论
(1) β-CD-6-OTs是合成6位取代环糊精衍生物必须经过的一种中间产物, 环糊精的磺酰化反应是酰化基与羟基的反应, 其产物结构受反应试剂活性和环糊精包结效应的影响。
(2) β-CD-PAM、β-CD、PAM对废水中Cr3+均有一定去除能力;β-CD-PAM与β-CD、PAM相比, 对Cr 3+去除能力有明显提高;β-CD-PAM处理微量Cr3+废水, 主要依靠絮凝作用、络合作用、共沉淀作用等, 其最优化条件组合为:药品投加量1.5g/L、温度35℃、p H值5~6, 去除率可达到87.23%。
参考文献
[1]陈林.含铬废水处理技术概述[J].铁合金, 2012 (2) .
[2]周圩群.单-[6-对甲苯磺酰基-6-脱氧]-β-环糊精的制备及影响因素[J].硅谷, 2011 (22) .
工业废水中六价Cr的测定 篇5
1.1仪器和试剂
仪器:UV2300分光光度计 (天美公司) ;HY-2台式振荡器 (常州普达仪器公司) ;pHS-3C精密酸度计 (上海精密科学仪器有限公司) ;SHB~3真空泵 (郑州长城科工贸公司) ;
试剂:重铬酸钾 (基准级) ;硫酸 (分析纯) 二苯基碳酰二肼显色液 (分析纯) 氢氧化钠 (分析纯) 废水水样:工业区废水口。
1.2实验步骤
1.2.1溶液的配制
重铬酸钾标准储备液:取0.1444g在105℃下干燥到恒重的重铬酸钾, 用纯水定容到500m L, 得到0.1mg/m L的储备液, 稀释50倍后得到2ug/m L的标准。硫酸液:10m L浓硫酸用蒸馏水稀释至80m L。氢氧化钠液:称取2.0g氢氧化钠固体溶于适量蒸馏水后, 并用蒸馏水稀释至500m L。
二苯基碳酰二肼显色液:将4.0g二苯基碳酰二肼先溶于100m L丙酮中, 再用蒸馏水稀释至200m L, 置棕色瓶中保存。
模拟水样:根据实际废水的色度、Cr (VI) 的含量, 称取一定量的重铬酸钾和染料, 配制成与之相仿的一系列模拟水样。
1.2.2建立工作曲线
分别吸取1mg/L重铬酸钾标准溶液2.0m L、4.0m L、6.0m L、8.0m L、10.0m L置入50 m L比色管中。按GB8538.19-2008测定步骤。以试剂空白为参比, 在540nm波长处测得吸光度A, 以吸光度A为横坐标、Cr (Ⅵ) 质量m为纵坐标, 建立工作曲线。
1.2.3水样的测定
1) 水样预处理。称取20g脱色剂置于温度为800℃的马弗炉中, 灼烧4h后放在干燥器中冷却待用。称取1.5g活化后的脱色剂放入250 m L三角瓶中, 定量加入100m L待测样品, 并用氢氧化钠溶液调节p H至8.0。室温下, 在恒温振荡器上脱色0.5h后, 将脱色液倒入布氏漏斗进行抽滤, 得待测液;
2) 测定和计算。移取50m L待测液于50 m L比色管中, 按GB8538.19-2008测得溶液吸光度为△A, 根据标准工作曲线就可得出Cr (Ⅵ) 的含量。
2 结果与讨论
2.1 色度对Cr (Ⅵ) 测定的影响
分别配制Cr (Ⅵ) 浓度相同, 但色度不同的模拟水样, 按l.2.3 (2) 测定, 结果见表l。
由表l可知, 当透射率<50%时, 色度Cr (VI) 的测定有很大干扰, 必须经过脱色处理才可准确测定。
2.2 脱色剂的选择
在5个50m L碘量瓶中分别量入50m L相同的模拟水样和1.5g脱色剂, 于室温下振荡摇动1h后, 测定结果见表2。
由表2可知在上述脱色剂中氧化镁具有最好的脱色效果。
2.3 氧化镁用量对脱色效果的影响
在4个250 m L碘量瓶中各量入100 m L相同的模拟水样, 并加入不同量的氧化镁, 于室温下摇动1h。测得结果见表3。
由表3可知, 少量的氧化镁就具有很高的脱色率, 在实际测试中可根据水样的色度使用适量的氧化镁。
2.4 氧化镁对Cr (Ⅵ) 的吸附影响
在4个250m L碘量瓶中各量入100m L不同浓度的Cr (Ⅵ) 标准液, 并加入1.5g氧化镁, 于室温下摇动1h, 测得结果见表4。
由表4可知, 氧化镁对Cr (Ⅵ) 的吸附率较低, 对样品的测试结果干扰很小。
2.5 回收率和精密度测定
实取3个深色废水, 按本法测出试样中Cr (Ⅵ) 的量, 再在其中添加一定量的Cr (Ⅵ) , 测得结果见表5。
由表5可知本方法具有较高的准确性。
3 结论
本法操作简捷、结果准确, 对工业废水的脱色处理效果良好, 有利于工业废水中Cr (Ⅵ) 的测定。
摘要：本文主要讲述通过加入无机吸附脱色剂消除干扰, 拓展GB8538.19-2008生活饮用水水中Cr (VI) 测定方法的适用范围, 建立可靠、简洁的测定工业废水中Cr (VI) 的含量的方法。
关键词：工业废水,Cr (VI) ,脱色
参考文献
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[4]章永良.土壤中六价铬的吸附与提取[J].环境化学, 1990, 9 (4) :43-48.
[5]周华, 冀小元.被土壤吸附的六价铬的最佳提取剂的选取[J].农业环境保护, 1997, 16 (2) :79-81.
含Cr废水 篇6
本文对钙铝石 (Ca12Al14O33) 处理含铬废水机理和部分影响因素进行探索分析, 并讨论了最佳处理条件, 结果表明, 钙铝石对Cr6+的吸附能力大, 去除率高, 而且处理含Cr6+废水后的底渣量少, 固液分离所需的时间短。
1 实验仪器
cjj-781磁力加热搅拌器;PHB-2便携式酸度计;722分光光度计;日本理学D/Max2500PC全自动粉末X射线衍射仪;硅钼棒高温炉 (温度上限1600℃) 。
2 实验部分
2.1 钙铝石制取
取适量铝土矿与石灰石按专利“一种高效SO
2.2 实验用水及方法
南通某钢丝绳厂表面处理废水, pH 3.5, Cr6+含量24.93mg/L。
称取一定量的K2Cr2O7配制成实验用的模拟废水。
3 结果与讨论
3.1 搅拌时间 (t)
选取废水初始浓度为25mg/L左右, 调节pH=10.00左右, 吸附剂的投加量为3g/1000mL左右, 搅拌不同时间测定废水残留浓度, 试验结果如表1所示。
实验结果表明:搅拌时间越长, 去除率越高, 效果越显著。如pH=10.02时, 铬 (Ⅵ) 浓度25.15mg/L的废水中, 搅拌时间由2.0h延长2.5h时, 水样中的铬 (Ⅵ) 去除率由99.72%到大于99.84%。而去除量在搅拌初期吸附剂对铬 (Ⅵ) 的去除率较大, 达到99.16%, 在其它时间变化程度则不大。搅拌时间延长对去除率的影响呈直线变化趋势, 即在1.0h后, 单位时间的去除率的变化量为恒定值, 为0.24%/h, 而去除量则基本不变化。其最终水质状况达到饮用水水质标准中单因素铬的水质标准。
3.2 吸附剂的投加量
在pH=10.02的废水中加入不同量的吸附剂搅拌2.0h后, 分析废水中铬 (Ⅵ) 的浓度, 结果如图1所示。
实验结果表明:固液比的改变对去除率的影响较大, 即吸附剂的用量越大, 去除率越高, 效果越显著。如pH=10.02时, 铬 (Ⅵ) 浓度25mg/L左右的废水中, 固液比由1.0026g/L变为2.001g/L时, 水样中的铬 (Ⅵ) 去除率由80.55%变为98.88%。当吸附剂用量与溶液之比, 即固液比达到2以上时, 铬离子的去除率的变化率不是很明显, 基本上保持在98%到99.7%左右。当吸附剂的用量达到4g时 (废水溶液为1000mL) , 搅拌2h后, 废水水质中单因子铬 (Ⅵ) 的浓度达到饮用水水质标准。因此, 增加吸附剂的用量有利于废水中微量铬 (Ⅵ) 的去除。而去除量随吸附剂投加量的增大反而减小。
3.3 废水初始浓度
在pH=10.02的废水中加入一定量的吸附剂3.000g, 处理不同初始浓度的废水, 搅拌2.0h后, 分析废水中铬 (Ⅵ) 的浓度, 结果如图2。
由图2可知, 废水初始浓度的不同是影响处理效果的重要因素之一。如上述实验中, 投加3g/L的药剂, 含铬 (Ⅵ) 浓度为25mg/L时其去除率最大。可见, 一定量的吸附剂对于不同浓度得初始废水有一个吸附峰值。此时, 去除量随废水浓度的增大呈线性增大的趋势。
3.4 介质pH值
在一定固液比及其他相同条件下, 取不同pH值得含铬 (Ⅵ) 废水, 搅拌2h后, 观察去除效果的变化, 结果列于表2中。
由数据可知, pH值得变化对处理效果基本上没有影响。较高的pH值 (碱性条件下) 和较低的pH值 (酸性条件下) , 处理效果相当。如表2中所示, 在pH=2.04下和pH=10.02下, 处理效果都为99.7%。可见, pH值得变化对处理效果基本上无影响。
3.5 沉降放置时间
在pH=10.02得含铬 (Ⅵ) 废水中, 加入一定量的吸附剂3g, 搅拌2h后, 静置固液混合物, 实验数据见表3。
结果表明, 在实验室条件下, 该吸附剂对铬 (Ⅵ) 的去除是稳定的, 不存在宏观上再溶现象。
3.6 其他因素对去除效果的影响
在不同温度条件下进行处理, 对铬的去除有一定的影响。一般来讲, 温度升高, 有利于铬的去除, 但不明显。
吸附剂的颗粒粒径对去处效果也有影响, 当粒径大于200目, 去除效果不是很明显, 而当小于200目时, 处理效果明显上升, 这可能是由于颗粒达到200目以下时, 吸附剂能够充分水化, 形成与铬 (Ⅵ) 反应的化合相有关。
3.7 干扰电解质对吸附剂吸附行为的影响
实验过程中, 一定量的无机阴离子会对铬 (Ⅵ) 的去除产生一定的干扰, 如碳酸根离子 (CO
现取固液比为3g/L、 Cr (Ⅵ) 浓度为50mg/L模拟废水, 在CO
实验结果表明, 投加一定量的CO
3.8 吸附机理
水合铝酸四钙C4AHx主要是由类似于氢氧化钙的层状物构成[4,5], 在这些层中, 有1/3的Ca2+离子所在的位置被Al3+离子所占据。因此, 伴随着Ca2+离子被Al3+离子替代, 在这些层上产生带正电的静电荷, 这时CrO
而C4AHx相的结构随水化程度和补偿离子特性的变化而变化, 这些补偿离子主要是用来补偿主要组分[Ca4Al2 (OH) 12]2+层状物的正电荷。当补偿离子为CrO
4 结 论
(1) 将1g钙铝石加入1L含Cr6+废水中, 搅拌2.0h, 沉淀, 废水中Cr6+即可达到废水排放标准。
(2) 水处理后的沉渣经一定时间的静置未发现再溶现象, 说明钙铝石对Cr6+的去除是稳定的。
(3) 钙铝石的水解产物与CrO
摘要：在不同用量、搅拌时间以及静置时间等试验条件下, 研究了在不同条件下钙铝石 (Ca12Al14O33) 处理含Cr6+废水的效果。利用XRD衍射对钙铝石水化产物以及水处理的沉渣进行分析, 初步探讨了钙铝石去铬的机理。结果表明:钙铝石去除废水中Cr6+用量少、去除率高、效果稳定。
关键词：含铬废水,钙铝石,机理
参考文献
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含Cr废水 篇7
关键词：工业废水,粉煤灰,六价铬离子,吸附处理
各种各样的六价铬化合物分别被应用于制革、纺织品生产、印染、颜料以及镀铬等行业中。其它排放铬的途径包括燃油和燃煤、不锈钢焊接、制钢、水泥厂、工业油漆和涂料制造以及冷却塔等。据估计, 有80种不同行业的生产一线的从业工人可能与六价铬接触。
1 利用粉煤灰吸附废水中的六价铬离子
目前含铬废水的处理方法很多。常见的方法有化学法 (还原沉淀法) 、生物处理法、离子交换法、活性炭法、膜分离法、电解法、电渗析法、生物法、离子交换法、吸附法等, 每种方法各有其优缺点, 其中的一些方法不同程度地存在二次污染或成本过高等问题。其中吸附法是去除重金属的一种较为有效的方法。
该方法由于具有设备简单、操作方便、占地面积小、处理成本低、处理效果好、可循环使用等优点而被广泛使用, 但常规吸附剂价格昂贵。因此新型吸附剂的研究开发是目前的热点。
粉煤灰是冶炼厂、化工厂、燃煤电厂排放的非挥发性煤残渣, 它是高温下高硅铝质的玻璃态物质, 经快速冷却后形成的蜂窝状多孔固体集合物。大量的粉煤灰堆积起来不加处理, 就会产生扬尘, 会污染大气;若排入水系会造成河流淤塞, 其中的有毒化学物质甚至会对人体和生物造成危害。粉煤灰的主要成分是二氧化硅 (Si O2) 、三氧化二铝 (Al2O3) 、氧化钙 (Ca O) 、三氧化二铁 (Fe2O3) 、氧化亚铁 (Fe O) 等和未燃尽的炭[1]组成的海绵状和空心球状的细小颗粒, 比表面积较大。根据废水处理的吸附理论, 吸附剂比表面积越大, 吸附效果越好[2]。用粉煤灰吸附处理含铬废水, 既可提高废水处理的经济效益, 又可以解决粉煤灰对环境的污染问题。
但是相对于活性炭等一些吸附剂而言, 粉煤灰的吸附容量比较小, 导致用其处理废水投灰量过大, 污泥产量过多, 这也限制了它在废水处理领域中大规模的使用。若将粉煤灰进行适当的改性, 则可以大大提高粉煤灰的吸附效果。
2 改性粉煤灰对废水中六价铬离子的吸附处理
不加处理的粉煤灰对废水中的六价铬的去除效果并不理想, 但是对三价铬有较强的去除作用。利用粉煤灰为主要原料, 按一定比例添加粘结剂 (如粘土) 和造孔剂 (如木炭粉、粉煤等固体燃料) , 制备出的多孔陶粒用来处理含六价铬废水的效果较好[1]。
林文壮[3]用含钡粉煤灰陶粒处理含铬废水, 在废水p H值为5.5, 接触时间为20 min, 温度在10~45℃范围内, 按Cr (Ⅵ) 与含钡陶粒重量比为1/1000投加含钡粉煤灰陶粒, Cr (Ⅵ) 浓度在100 mg/L以内, 经过处理可使Cr (Ⅵ) 的去除率达到99%以上, 处理后的出水符合国家排放标准。在含钡粉煤灰陶粒吸附Cr (Ⅵ) 达到饱和失去处理能力后, 还可以再用盐酸等溶剂进行洗脱。
再生后的粉煤灰陶粒用氯化钡溶液处理后又可重新用于处理含Cr (Ⅵ) 的废水。粉煤灰陶粒价廉易得, 制备含钡陶粒的方法简便, 用它来处理含铬废水, 对酸度适应范围较宽 (p H≥4) , Cr (Ⅵ) 去除效率也较高。
因此用含钡粉煤灰陶粒处理含铬废水具有良好的应用前景。
经酸活化改性的粉煤灰表面变得粗糙产生空洞, 铝、铁、硅等均可被较好的浸出, 粉煤灰的比表面积增大, 活性增强。尹宏生等[4]利用经2 mo L/L的硫酸改性粉煤灰, 去除废水中的Cr (Ⅵ) 效果较好, 去除率达到90%左右。当改性粉煤灰的用量增加到10 g时, Cr (Ⅵ) 的去除率可达到96%。但考虑到吸附剂的用量增加, 相应产生的污泥量也会增加, 因此吸附剂的最佳用量为8 g左右。最佳的吸附条件为在室温下, 处理100 m L含Cr (Ⅵ) 浓度为50 mg/L的废水, 调节p H值为2~3时, 投加8 g改性粉煤灰, 搅拌反应80 min后Cr (Ⅵ) 的去除率达到90%以上。
朱洪涛[5]采用盐酸浸泡方法对粉煤灰进行改性, 在改性灰投加量为20 g/L、p H值为6、吸附时间为90 min的最佳条件下, 改性粉煤灰处理含铬废水, Cr (Ⅵ) 去除率达93.2%。随着溶液中Cr (Ⅵ) 起始浓度增大, 改性灰对Cr (Ⅵ) 的吸附率增大。原灰处理含铬废水达到吸附平衡的时间为120 min, 改性灰为90 min, 改性灰更易达到平衡, 且吸附平衡时改性灰对Cr (Ⅵ) 的去除率可达93.2%, 明显高于原灰51.0%的去除率。
赵艳锋等[6]用盐酸、硫酸按体积比为1∶3的比例对粉煤灰进行酸改性处理。经过酸改性后的粉煤灰对Cr (Ⅵ) 具有很强的吸附能力, 其对Cr (Ⅵ) 的去除率可达99%以上。其中温度对Cr (Ⅵ) 的去除率影响明显, 在20~45℃范围内, 改性粉煤灰对C (Ⅵ) 的去除率随温度的升高而明显增大。温度为20℃时, Cr (Ⅵ) 的去除率为63.42%, 当温度上升到45℃时, Cr (Ⅵ) 的去除率达到73.65%。当p H值为2时, 去除率最大, 为81.34%, p H值为4时去除率只有60.35%, p H值为6时, 去除率降到52.73%, 之后随着p H值的增大, Cr (Ⅵ) 的去除率基本不变。对于浓度为l00 mg/L的含Cr (Ⅵ) 废水100 m L, 粉煤灰的最佳投加量为2 g, 在200 r/min条件下, 吸附平衡时间为180 min, Cr (Ⅵ) 的去除率为73.29%。
由于高分子絮凝剂聚二甲基二烯丙基氯化铵 (PDMDAAC) 具有沉降性能高、絮凝剂用量少、吸附效果好等优点, 所以邓书平等[7]采用絮凝剂聚二甲基二烯丙基氯化铵对粉煤灰进行改性。其结果证明影响废水中Cr (Ⅵ) 去除率的各因素重要性顺序为:改性灰投加量>p H值>反应时间>反应温度。最佳处理条件为:改性粉煤灰投加量为1.0 g (投加浓度为20 g/m L) , 废水p H值为12, 吸附平衡时间60 min, 吸附温度为40℃。在此条件下进行试验, 废水中Cr (Ⅵ) 去除率可达97.8%。
从上述实验中可以看出, 粉煤灰经过适当的改性后, 对废水中的Cr (Ⅵ) 离子均有较好的吸附性能。
3 用于吸附废水中六价铬离子吸附剂的前景展望
近年来, 为了满足环境保护和节约成本的需要, 对工、农、林业废弃物的研究利用越来越多, 关于“廉价”吸附剂去除重金属离子的研究也很多。一些工业废物、农业废料等均可用于去除重金属离子。这不仅可以保护环境, 而且还可以将废弃物进行再利用, 达到以废治废的目的。
参考文献
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[5]朱洪涛.改性粉煤灰处理含铬废水的试验研究[J].粉煤灰综合利用, 2007, (1) :28-29.
[6]赵艳锋, 胡亚楠, 宿伟.粉煤灰处理含铬废水的研究[J].粉煤灰综合利用, 2010, (1) :40-42.
含Cr废水 篇8
农林废弃物价格低廉,来源广泛,是十分重要的生物质资源,在重金属废水处理领域具有一定的优势,且易再生[7]。为了得到吸附性能更好的吸附剂,国内外学者做了许多的研究,采用炭化[8]、皂化[9]和交联[10]等化学处理可改善吸附剂的吸附效果。
本工作对核桃壳进行了炭化处理,采用SEM,EDX,FTIR等方法对炭化核桃壳进行了表征,研究了炭化核桃壳对废水中Cr(Ⅵ)的吸附效果,优化了吸附处理的工艺条件,探讨了其吸附等温线和吸附动力学。
1 实验部分
1.1 材料、试剂和仪器
新疆核桃壳。重铬酸钾:优级纯;硫酸、丙酮、二苯基碳酰二肼、氢氧化钠、磷酸和盐酸:化学纯。
QSH-ABF-1400T型箱式气氛炉:上海全硕电炉有限公司;AL204型电子分析天平:上海梅特勒-托利多仪器有限公司;DR/2500型分光光度计:美国HACH公司;PHS-3E型p H计:上海精科雷磁仪器厂;SHZ-82A型数显测速恒温摇床:金坛市华城开元实验仪器生产厂;SHZ-82型数显水浴恒温振荡器:金坛市晶玻实验仪器厂;DHG-9101-2S型电热鼓风干燥箱:上海三发科学仪器有限公司;S-570型扫描电子显微镜:日本日立公司;Spectrum one NTS型傅立叶变换红外光谱仪:美国Per Kin Elmer公司。
1.2 实验方法
1.2.1 炭化核桃壳的制备
将被碾碎成粒径为1.0~1.6 mm的核桃壳用蒸馏水洗净,于120℃下烘干5 h,然后置于干燥箱中备用。称取一定量的干燥核桃壳置于坩埚中,将其置于箱式气氛炉中,用120 min从室温均速升温至400℃,自然冷却至室温后取出,置于干燥箱中备用。
1.2.2 模拟废水的配制
称取于120℃下干燥2 h的重铬酸钾2.829 g,将其配制成Cr(Ⅵ)质量浓度为1 000 mg/L的模拟废水,实验所需其他质量浓度的水样均由此模拟废水稀释配制。
1.2.3 吸附实验
量取50 m L废水置于锥形瓶中,加水配制成Cr(Ⅵ)质量浓度为20 mg/L的模拟废水,调节废水p H,加入一定质量的炭化核桃壳,在一定转速、25℃下振荡吸附一段时间,过滤后移取上清液,测定其中的Cr(Ⅵ)含量。
采用式1和式2计算Cr(Ⅵ)的去除率(η,%)和平衡吸附量(qe,mg/g)。
式中:ρ0为吸附前废水中的Cr(Ⅵ)质量浓度,mg/L;ρe为吸附平衡时废水中的Cr(Ⅵ)质量浓度,mg/L;m为炭化核桃壳的质量,g;V为废水的体积,L。
1.2.4 分析方法
采用二苯碳酰二肼分光光度法测定废水中的Cr(Ⅵ)含量[11]。
2 结果与讨论
2.1 炭化前后核桃壳的表面结构表征
2.1.1 SEM
炭化前后核桃壳的SEM照片见图1。
由图1a可见,炭化前的核桃壳孔隙结构发达,孔的形状为蜂窝状,且排列均匀,孔径主要集中在2 nm以上,即为大孔和中孔,有部分微孔被遮盖;由图1b可见,炭化后的核桃壳为片状结构,且形成了大量的微孔,微孔数量的增加使得核桃壳的比表面积明显增大,可促进吸附过程的进行。
2.1.2 EDX
炭化前后和炭化吸附后核桃壳的EDX谱图见图2。由图2a可见,炭化前的核桃壳主要由C、O和Ca组成。由图2b可见,炭化后的核桃壳中的C和Ca的含量明显增加,O的含量有所减少,并且检测出了Mg、Cl和K,但其含量均较少。由图2c可见,炭化吸附后的核桃壳中未检测出Mg和K,其中C、O、Cl和Ca的含量有所变化,最主要的是检测出了Cr,说明吸附反应后核桃壳吸附了Cr(Ⅵ)。
2.1.3 FTIR
炭化前后核桃壳的FTIR谱图见图3。由图3a可见:未炭化的核桃壳在3 553.0,3 477.5,3 415.0,3 236.8 cm-1处的吸收峰为O—H键的伸缩振动;1 744.2 cm-1处的吸收峰为C=O键的伸缩振动;1 617.7 cm-1处的吸收峰为N—H键的面内弯曲振动;619.5 cm-1处的吸收峰为—NH2的面外振动;477.9 cm-1处的吸收峰为C—I键的伸缩振动。由图3b可见:炭化后的核桃壳在3 553.0,3 415.0,3 236.8 cm-1处的O—H键的伸缩振动吸收峰消失;在3 477.5 cm-1处的O—H键的伸缩振动吸收峰移至3 437.2 cm-1处;2 904.6 cm-1处的吸收峰为C—H键的伸缩振动;1 705.3 cm-1处的吸收峰为C=O键的伸缩振动,1 617.7 cm-1处N—H键的面内弯曲振动吸收峰移至1 586.2 cm-1处;1 433.5 cm-1处的吸收峰为C—H键的伸缩振动;1 243.9 cm-1处的吸收峰为C—O键的伸缩振动;872.2 cm-1处的吸收峰为N—H键的弯曲振动;555.3 cm-1和504.1 cm-1处的吸收峰为C—I键的伸缩振动[12]。炭化后核桃壳的化学结构发生了很大的变化,产生了新的含氧官能团谱带,这可能是因为炭化过程中空气中的氧气参与了反应的进行。
2.2 吸附实验条件的优化
2.2.1 初始废水p H
研究发现,p H是影响Cr(Ⅵ)去除效果的关键因素之一,p H的变化会影响Cr(Ⅵ)在水中的存在形态,也会影响炭化核桃壳表面活性基团的存在状态[13,14,15,16]。在吸附温度为25℃、炭化核桃壳加入量为16 g/L、吸附时间为180 min、转速为150 r/min的条件下,初始废水p H对Cr(Ⅵ)去除率的影响见图4。由图4可见:随着初始废水p H的升高,Cr(Ⅵ)去除率先略微升高后逐渐下降;当初始废水p H为2.0时,Cr(Ⅵ)去除率最高,为98.7%。这是因为,核桃壳中含有大量的羟基、羧基和羰基等活性官能团[17],当初始废水p H小于4.0时,废水中的Cr(Ⅵ)主要以HCr O4-的形态存在,吸附效果较好;随着初始废水p H的升高,体系中OH-的含量逐渐增加,吸附过程中存在竞争吸附,从而削弱了对Cr(Ⅵ)的吸附能力。相关研究也得出了类似的结果,在偏酸性条件下更有利于核桃壳对重金属离子的吸附[18,19]。本实验选择初始废水p H为2.0较适宜。
2.2.2 炭化核桃壳加入量
在初始废水p H为2.0、吸附温度为25℃、吸附时间为180 min、转速为150 r/min的条件下,炭化核桃壳加入量对Cr(Ⅵ)去除率的影响见图5。
由图5可见:随着炭化核桃壳加入量的增加,Cr(Ⅵ)去除率逐渐升高;当炭化核桃壳加入量为16 g/L时,Cr(Ⅵ)去除率达98.7%;再继续增加炭化核桃壳加入量,Cr(Ⅵ)去除率没有明显的变化,这可能是Cr(Ⅵ)与炭化核桃壳表面的官能团反应时受到了阻力作用,抑制了吸附过程的进行[20]。综合考虑,本实验选择炭化核桃壳加入量为16 g/L较适宜。
2.2.3 吸附时间
在初始废水p H为2.0、炭化核桃壳加入量为16 g/L、吸附温度为25℃、转速为150 r/min的条件下,吸附时间对Cr(Ⅵ)去除率的影响见图6。由图6可见:随着吸附时间的延长,Cr(Ⅵ)去除率逐渐提高;当吸附时间为180 min时,Cr(Ⅵ)去除率达98.7%;再继续延长吸附时间,Cr(Ⅵ)去除率没有明显的变化。故本实验选择吸附时间为180 min较适宜。
2.2.4 转速
在初始废水p H为2.0、炭化核桃壳加入量为16g/L、吸附时间为180 min、吸附温度为25℃的条件下,转速对Cr(Ⅵ)去除率的影响见图7。
由图7可见:随着转速的增加,Cr(Ⅵ)去除率逐渐提高,这是因为转速增加使得炭化核桃壳颗粒的运动速率变快,提高了与Cr(Ⅵ)的碰撞概率,有利于吸附Cr(Ⅵ);当转速为150 r/min时,Cr(Ⅵ)去除率达95.8%;随着转速的继续增加,炭化核桃壳对Cr(Ⅵ)的去除率和吸附量均有所提高,但增加的幅度相对较平缓。综合考虑,本实验选择转速为150 r/min较适宜。
2.3 吸附等温线
在初始废水p H为2.0、炭化核桃壳加入量为16 g/L、转速为150 r/min、吸附时间为12 h的条件下,炭化核桃壳吸附Cr(Ⅵ)的吸附等温线见图8。由图8可见,炭化核桃壳吸附Cr(Ⅵ)的吸附等温线属于Ⅰ型[21]。随吸附温度升高,炭化核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附量逐渐增加,这可能是因为升高温度使得Cr(Ⅵ)进入吸附剂微孔的内扩散传输速率加快,也可能是因为吸附质与吸附剂之间的化学交互作用加强,有利于反应的进行,在吸附温度为298,308,318 K时,其饱和吸附量分别为8.731,8.949,9.142 mg/g。
将实验数据依次带入Freundlich等温吸附方程和Langmuir等温吸附方程中,以lnqe对lnρe、ρe/qe对ρe来作图,进行等温吸附方程的拟合,在298 K下得到的拟合方程和相关系数见表1。由表1可见,Langmuir吸附等温模型可更好地描述炭化核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附行为,吸附属于单分子层吸附。
2.4 吸附动力学
在初始废水p H为2.0、炭化核桃壳加入量为16 g/L、吸附温度为25℃、转速为150 r/min的条件下,炭化核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附动力学曲线见图9。由图9可见:在吸附的前90 min内,吸附量增长速率较快;当吸附时间达到180 min后,吸附基本达到平衡。
在多孔性吸附材料的吸附动力学中,拟二级动力学方程应用较多[22,23,24]。将实验数据分别用拟一级动力学方程、拟二级动力学方程、叶洛维奇动力学方程进行拟合,结果见表2。由表2可见,拟二级动力学方程能更好地描述炭化核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附行为,且线性拟合较好,相关系数为0.988 0。此吸附过程以化学吸附为主控步骤[25]。
3 结论
a)炭化后的核桃壳为片状结构,且形成了大量的微孔,微孔数量的增加使得核桃壳的比表面积明显增大。
b)炭化核桃壳吸附处理含Cr(Ⅵ)废水的最佳工艺条件为:初始废水p H 2.0、炭化核桃壳加入量16 g/L、吸附温度25℃、转速150 r/min、吸附时间180 min,在此最佳工艺条件下吸附处理Cr(Ⅵ)质量浓度为20 mg/L废水,Cr(Ⅵ)去除率高达98.7%,最大吸附量为8.731 mg/g。
c)炭化核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附等温曲线属于Ⅰ型。Langmuir吸附等温模型可更好地描述炭化核桃壳对Cr(Ⅵ)的吸附行为,吸附属于单分子层吸附。
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