硫化零价铁去除水体中Cr(Ⅵ)的性能及机理研究
《生物炭负载纳米零价铁去除水中铬、硒的研究》
《生物炭负载纳米零价铁去除水中铬、硒的研究》摘要：本文重点探讨了生物炭负载纳米零价铁（BC-nZVI）复合材料对水中铬、硒等重金属离子的高效去除。
研究通过对BC-nZVI 的制备工艺进行优化，分析其去除水中铬、硒的机理，并对其实际应用效果进行评估。
研究结果表明，BC-nZVI具有优异的重金属离子吸附性能，为水处理领域提供了新的思路和方法。
一、引言随着工业化的快速发展，水体中的重金属污染问题日益严重。
铬、硒等重金属离子因其高毒性、难降解的特性，对环境和人体健康造成了严重威胁。
因此，研究开发高效、环保的水体重金属离子去除技术显得尤为重要。
生物炭负载纳米零价铁（BC-nZVI）作为一种新兴的重金属离子吸附材料，具有吸附性能强、环保、易回收等优点。
本研究以BC-nZVI为研究对象，深入探讨其对水中铬、硒等重金属离子的去除机制。
二、材料与方法1. BC-nZVI的制备本研究所用BC-nZVI采用生物炭为载体，通过化学还原法制备纳米零价铁。
具体步骤包括生物炭的制备、纳米零价铁的合成及与生物炭的复合。
2. 实验方法（1）实验设计：设置不同浓度的铬、硒溶液，探究BC-nZVI的吸附性能。
（2）吸附实验：在特定条件下进行吸附实验，记录不同时间点的吸附量。
（3）数据分析：通过数据分析，研究BC-nZVI对铬、硒的吸附机制及影响因素。
三、结果与讨论1. BC-nZVI的表征通过扫描电子显微镜（SEM）和透射电子显微镜（TEM）观察BC-nZVI的形貌，发现其具有多孔结构，有利于重金属离子的吸附。
同时，X射线衍射（XRD）分析表明BC-nZVI中含有铁氧化物和铁单质等成分。
2. 铬、硒的去除效果实验结果表明，BC-nZVI对水中铬、硒等重金属离子具有优异的去除效果。
随着溶液中铬、硒浓度的增加，BC-nZVI的吸附量也相应增加。
同时，BC-nZVI对铬、硒的去除效率受pH值、温度等因素的影响。
在适当的条件下，BC-nZVI可以实现对水中铬、硒的高效去除。
《负载型零价铁复合纳米材料的制备及其去除Cr(Ⅵ)研究》范文
《负载型零价铁复合纳米材料的制备及其去除Cr（Ⅵ）研究》篇一一、引言随着工业化的快速发展，重金属污染问题日益严重，尤其是铬（Cr）的污染问题备受关注。
铬（Ⅵ）是一种有毒的重金属离子，对环境和生物体具有极大的危害。
因此，开发高效、环保的方法来去除水体中的Cr（Ⅵ）显得尤为重要。
负载型零价铁复合纳米材料因其高反应活性、大比表面积和良好的环境相容性，被广泛应用于重金属离子的去除。
本文旨在研究负载型零价铁复合纳米材料的制备方法及其对Cr（Ⅵ）的去除效果。
二、负载型零价铁复合纳米材料的制备1. 材料与方法本实验采用化学共沉淀法结合高温煅烧法制备负载型零价铁复合纳米材料。
具体步骤如下：首先，将一定量的铁盐与载体材料混合，加入适量的沉淀剂，在一定的温度和pH值下进行共沉淀反应；然后，将得到的沉淀物进行高温煅烧，得到负载型零价铁复合纳米材料。
2. 结果与讨论通过XRD、SEM、TEM等手段对制备得到的负载型零价铁复合纳米材料进行表征。
结果表明，该材料具有较高的结晶度和良好的分散性，且铁元素成功负载在载体上。
此外，该材料具有较大的比表面积，有利于提高对Cr（Ⅵ）的吸附和还原能力。
三、负载型零价铁复合纳米材料去除Cr（Ⅵ）的研究1. 实验方法以负载型零价铁复合纳米材料为吸附剂，研究其对Cr（Ⅵ）的去除效果。
通过改变吸附剂的投加量、pH值、温度等条件，探究各因素对去除效果的影响。
同时，采用紫外-可见分光光度法等方法对Cr（Ⅵ）的浓度进行测定。
2. 结果与讨论实验结果表明，负载型零价铁复合纳米材料对Cr（Ⅵ）具有较好的去除效果。
随着吸附剂投加量的增加和pH值的降低，去除效果逐渐增强。
此外，温度对去除效果也有一定影响，在一定范围内，升高温度有利于提高去除效果。
通过对吸附动力学和吸附等温线的研究发现，该材料对Cr（Ⅵ）的吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型。
这表明该材料对Cr（Ⅵ）的吸附过程主要是化学吸附和单层吸附。
凹土负载零价铁去除水中Cr(Ⅵ)的研究
吸附作用于一身的特点使它在降解和去除各种污染物中具有很大的优势 ， 是 当今研究的前沿领域 ． 尽管 纳米零价铁在许多方面获得了广泛的应用 ， 但也有一些制约其发展 的因素 ， 由于纳米铁超细 的粒径和巨 大的表面积使其极易氧化和团聚 ， 从而影响其反应活性 ， 这样的纳米铁既不易于保存也会因其团聚而大 大影响使用效果 ． 可将纳米铁有效分散到固相负载材料 ， 如硅胶 、 碳、 聚合树脂等， 一方面可以增加纳米 颗 粒 的有效 表 面积 ， 从 而 能增 强其 反应 活性 ， 另 一方 面也 可 以防止 纳米 颗 粒 团 聚 ， 同 时负 载 材料 还 可 能 具有 强 化 电子转 移或 辅助 污染 物质 预 富集 的功 能 驯．
性 和 致癌 、 致 畸作 用 ． 铬对 水体 的 污染不 仅在 我 国而且 在全 世 界各 国都 已相 当严重 ， 世 界 各 国普遍 把 铬
污染列为重点防治对象¨ Ｊ ． 因此 ， 在环境修复领域引起了越来越多的关注 ， 我 国将其纳人第一类污染物 并规定其最高排放浓度为 Ｏ ． ５ Ｌ ， 铬污染污染治理是一项十分紧迫的任务 ．
第 １ ２ 卷第 ２期 ２ ０ １ ３ 年 ６月
淮 阴师范学院学报（ 自然科学版 ）
Ｊ Ｏ Ｕ Ｒ Ｎ Ａ Ｌ Ｏ Ｆ Ｈ Ｕ Ａ Ｉ Ｙ Ｉ Ｎ Ｔ Ｅ Ａ Ｃ Ｈ Ｅ Ｒ Ｓ Ｃ Ｏ Ｌ Ｌ Ｅ Ｇ Ｅ（ Ｎ Ａ Ｔ Ｕ Ｒ Ａ Ｌ Ｓ Ｃ Ｉ Ｅ Ｎ Ｃ Ｅ Ｅ Ｄ Ｉ Ｔ Ｉ Ｏ Ｎ） ＶLeabharlann ｏ １ ． １ ２№ ． ２
Ｊ ｕ ｎ．２ ０ ｌ ３
纳米零价铁的制备及其对废水中铬的去除作用研究
纳米零价铁的制备及其对废水中铬的去除作用研究辛梓弘;凡小梅;倪海晨;曹广霞【摘要】Nano zero-valent iron was prepared by liquid phase reduction method,and the morphology of the prepared materials was analyzed by SEM.The nano zero-valent iron was used to treat the wastewater containing Cr.The effects of nano zero-valent iron dosage,initial concentration of Cr(Ⅵ) in wastewater,initial pH value of wastewater and reaction time on the removal rate of Cr(Ⅵ) were investigated.The optimum experimental conditions were as follows: the initial concentrat ion of Cr(Ⅵ) in wastewater was 20 mg/L,the dosage of nano zero-valent iron was 500 mg/L,the initial pH value of wastewater was about 3,and the reaction time was 4.5 h.Under the optimum conditions,the removal rate of Cr(Ⅵ) can reach 99.45%.%采用液相还原法制备了纳米零价铁材料,借助扫描电镜对制备材料进行了微观形貌分析.利用制备的纳米零价铁对配制含铬废水的处理效果进行了考查,探究了纳米零价铁投加量、废水中Cr(Ⅵ)初始浓度、废水初始pH值及反应时间对Cr(Ⅵ)去除率的影响.实验结果表明使用该纳米零价铁处理含铬废水的最佳工艺条件为:废水中Cr(Ⅵ)初始浓度为20 mg/L、纳米零价铁投加量为500 mg/L、废水初始pH值为3、反应处理时间为4.5 h.在最佳工艺条件下Cr(Ⅵ)的去除率可达99.45%.【期刊名称】《广州化工》【年(卷),期】2017(045)011【总页数】3页(P74-76)【关键词】纳米零价铁;Cr(Ⅵ);影响因素;吸附;还原【作者】辛梓弘;凡小梅;倪海晨;曹广霞【作者单位】钦覃(上海)环境工程有限公司,上海 202232;钦覃(上海)环境工程有限公司,上海 202232;钦覃(上海)环境工程有限公司,上海 202232;钦覃(上海)环境工程有限公司,上海 202232【正文语种】中文【中图分类】X703.1随着工业的发展，铬(Cr)及其化合物作为冶金、电镀、制革、印染、制药等行业的重要原料，得到了广泛应用。
零价铁改性生物碳材料去除废水中六价铬的研究
山东化工SHANDONGCHEMCCALCNDUSTRY・262・2021年第50卷零价铁改性生物碳材料去除废水中六价锯的研究刘合印1* ,郭奎1,陈凡立3，彭成法3(1•滕州市主要污染物总量控制中心，山东滕州277500；2.滕州市环境监测站，山东滕州277500；3•济南天正环境科技有限公司，山东济南250014)摘要:含珞废水由于毒性大，难降解的特点而成为当下水处理技术研究的重点之一。
该研究采用生物质为原料制备生物炭，并引入铁基及催化剂合成制备还原性吸附材料，用于处理含/—VI)废水。
该研究探索了生物炭的制备，铁基生物炭材料的合成过程。
其次研究了铁基生物炭吸附/—VC)的机理，再通过动力学和及pH值对吸附量的影响。
结果表明铁基生物炭材料对/—VC)的吸附符合拟二级动力学方程，平衡吸附时间为420mi—,最适pH值为3；吸附质在炭材料的表面的分布符合La—gmuls模型，其中最大吸附量q m=19.41m—/ (318.15K),是生物炭吸附量的65倍;是硝酸改性活性炭的55倍。
这是由于除生物炭的吸附作用外，零价铁对六价珞的还原作用增加了对/—VC)的去除°关键词:六价珞废水;零价铁改性生物炭;动力学模型中图分类号:X705文献标识码:A文章编号:1008-011X(1011)05-0161-05Research on the Removai of Hexavalent Chromium from Wastewaterby Zero-valent Iron Modifed Biologicai CarUon MateriaiLiu Heyii*,Guo K u U,Chen.FanlC,Peng Chengfa3( 1.Main Po e u tantsContooeCenteootTengehou City,Tengehou277500,China；2.TheEneioonmentaeMonitooingStation otTengehou City,Tengehou277500,China；3.Jinan TianehengHuanJingTechnoeogyCo.,Ltd.,Jinan250014,China)Abstract:Chromium-conmining wastewater has become one of the focuses of current water Weatment technology research due to itshigh toiicityand di t icuetdegoadation chaoacteoistics.Theoeseaoch usesbioma s asoaw mateoiaestopoepaoebiochao,and int eoduces i eon-based and cataeystsynthesistopeepaeeeeducingadsoeption mateeiaestoetheteeatmentotCe(VC)-containing wastewatee.Thiseeseaech eipeoeed thepeepaeation otbiochaeand thesynthesispeocessotieon-based biochaemateeiaes.Secondey, themechanism otieon-based biochaeadsoeption otCe(VC)isstudied,and then thee t ectotkineticsand pH on theadsoeption capacity.Theeesuetsshowthattheadsoeption otCe(VC)byieon-based biocha emate eia es con to ems to the pseudo-second-o ede e kineticequation,theequieibeium adsoeption timeis420min,and theoptimum pH is3；thedisteibution otadsoebateson the suWace of the carbon mate/als conforms to the Langmuir model,with the Nrgest The adsorption capacity q m=29.41m—/(31805 K),which is6.9timestheadsoeption capacit otbiochaeand5.5timesthatotniteicacid moditied actieated caebon.Thisis becausein addition totheadsoeption otbiochae,theeeduction otheiaeaeentcheomium bPeeeo-eaeentieon inceeasestheeemoeae otCe(VC).Key words:hexavalent ch—mium wastewater；zero-vaOnt i—n modified biochar；Kinetic model=及其化合物广泛被应用于冶金，电镀,制革等众多行业。
零价铁反应型地下水循环井修复六价铬污染地下水的实验研究＊
DOI ：10.15913/ki.kjycx.2024.06.027零价铁反应型地下水循环井修复六价铬污染地下水的实验研究＊杜 宁，李 超，袁浩巍，陈韦砚，张起萌（防灾科技学院，河北 廊坊 065201）摘 要：近20年来，中国污染场地修复行业发展迅速，修复技术的研发及工程应用成为热点。
针对重金属场地，尤其是受污染地下水的修复技术开发虽已取得了长足的进步，但仍有大量Cr 6+等重金属污染场地未开展彻底修复。
因此，研究此类场地污染地下水的修复技术具有重要的现实意义。
将零价铁添加在地下水循环井的特定位置，利用零价铁的还原特性实现对Cr 6+污染的去除。
在实验室中开展了静态摇瓶实验和动态模拟实验。
结果表明，该技术对Cr 6+污染有着较好的修复效果，在反应40 h 左右时可以使Cr 6+的质量浓度下降88%左右。
研究结果可为未来重金属污染地下水的修复工程提供工艺参数和技术储备。
关键词：Cr 6+；零价铁；反应型循环井；原位修复中图分类号：X781.1 文献标志码：A 文章编号：2095-6835（2024）06-0097-04——————————————————————————＊［基金项目］河北省省级科技计划资助项目“地下水中苯污染的原位零价铁修复研究”（编号：22E50464D ）；中央高校基本科研业务费项目（编号：ZY20210304）；廊坊市科学技术研究与发展计划（编号：2020013159）在中国，重金属铬在冶金、制革、印染等行业有着广泛的应用[1]，历史遗留原因所致的环保措施不到位、原材料使用不当、生产和使用过程的跑冒滴漏等问题，容易导致土壤及地下水环境受到铬污染，尤其铬污染地下水的修复问题日益突出[2-3]。
在地下水体环境中，铬主要以三价和六价2种形式存在，相比Cr 3+，Cr 6+存在较强毒性，约是Cr 3+的100倍。
受Cr 6+污染的地下水与皮肤接触可能导致过敏，甚至可能造成遗传性基因缺陷，如果不慎吸入呼吸道，可能致癌。
零价铁对水中六价铬还原性能及沉淀污泥中铬的固定化
杨美蓉"李坤权"徐恩兵"乔小朵"潘根兴"郑"正(%9& 城市污水处理过程中不同形态氮类营养物的转化特性 金鹏康"宋"利"任武昂(%!' 曝气对潜流人工湿地中木本植物的影响 陈永华"吴晓芙"纪智慧"马"群"陈明利(%!! 变权组合模型在景观水体水质模拟中的应用 赵加斌"赵新华"彭"森(#$? 鱼菜共生系统氮素迁移转化的研究与优化 邹艺娜"胡"振"张"建"谢慧君"梁"爽(#%% 基于虚拟治理成本法的生态环境损害量化评估 蔡"锋"陈刚才"彭"枫"杨清玲"赵士波"鲜思淑"吴"飞(#%) 漂浮型可见光催化剂 45-8-=>,# +4@-1=A 的制备及其对溶解性柴油的降解
固体废物处置
市政污泥干化动力学研究 范海宏"武亚磊"李斌斌"马"增((99 响应曲面法优化 1,# 活化制备夏威夷坚果壳基活性炭 程"松"张利波"夏洪应"彭金辉"张声洲"周朝金((!& 胞外聚合物对生物浸出线路板金属粉末中铜的作用 杨"崇"朱能武"崔佳莹"吴平霄(&$' 微波超声协同处理废弃印刷线路板中非金属 蔡丽楠"殷"进"张"桐"孔晓露(&$! 水淬钢渣碳酸化固定 1,# 涂茂霞"雷"泽"吕晓芳"赵宏欣"王丽娜"张军玲"陈德胜"宋文婉"齐"涛(&%( ,# +1,# 气氛下市政污泥混煤燃烧及动力学特性 邵志伟"黄亚继"严玉朋"刘长奇(&%! 提高硅钙渣胶凝活性的热活化实验 杨志杰"孙俊民"张战军"苗瑞平(&#? 医疗废物处理中生物指示剂湿热灭菌动力学方程 靳登超"李"阳"鲍振博"刘"娜(&'% 三七渣固态发酵生产康宁木霉生防菌 谭显东"王君君"王"浪"羊依金"郭俊元"彭"兰"覃璐琳(&'& ' 种畜禽粪便产气特性差异分析 陈"芬"李"伟"刘奋武"张吴平"李筱梅"卜玉山(&($ 黑曲霉固态发酵三七渣产纤维素酶 黄"凡"谭显东"胡"伟"羊依金"林巧玉"任晓霞(&() 常温下好氧颗粒污泥的形成过程及除污性能 姚"力"信"欣"郭"毅"宋"幻"李"姣(&&' 垃圾填埋场 DH@I膜漏洞密度及其影响因素的统计分析 徐"亚"能昌信"刘玉强"刘景财"董"路(&&9 富集同型产乙酸菌污泥厌氧产酸 王"晋"李习伟"符"波"杨"彦"刘"和(&?&
《绿茶提取液合成纳米零价铁铜双金属对Cr(Ⅵ)的修复研究》范文
《绿茶提取液合成纳米零价铁铜双金属对Cr(Ⅵ)的修复研究》篇一一、引言随着工业化的快速发展，重金属污染问题日益严重，特别是铬（Cr）的污染问题备受关注。
铬的常见形态为Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)，其中Cr(Ⅵ)具有极强的毒性和致癌性，对环境和生物体造成严重危害。
因此，如何有效去除水体中的Cr(Ⅵ)成为环境保护领域的重要课题。
近年来，纳米零价铁（nZVI）因其良好的还原性能在重金属修复领域得到广泛应用。
然而，nZVI易团聚、易氧化等问题限制了其应用效果。
为此，本研究提出利用绿茶提取液合成纳米零价铁铜双金属（nZVI-Cu），并探讨其对Cr(Ⅵ)的修复效果及机制。
二、材料与方法1. 材料准备本研究所用材料包括绿茶提取液、纳米零价铁、纳米铜以及Cr(Ⅵ)污染水样等。
其中，绿茶提取液的制备方法为……（具体方法）。
2. nZVI-Cu的合成利用绿茶提取液作为还原剂和稳定剂，通过化学还原法合成nZVI-Cu。
具体步骤为……（详细步骤）。
3. 实验方法在一定的pH值和温度条件下，将nZVI-Cu投入含Cr(Ⅵ)的水样中，观察并记录Cr(Ⅵ)浓度的变化。
同时设置对照组，分别使用nZVI和绿茶提取液进行实验，以对比不同材料的修复效果。
三、结果与分析1. nZVI-Cu的表征通过透射电子显微镜（TEM）和X射线衍射（XRD）等技术对nZVI-Cu进行表征，结果显示……（具体结果）。
2. Cr(Ⅵ)的修复效果实验结果显示，nZVI-Cu对Cr(Ⅵ)的修复效果明显优于nZVI 和绿茶提取液。
在一定的pH值和温度条件下，nZVI-Cu能够快速还原Cr(Ⅵ)，降低水样中Cr(Ⅵ)的浓度。
同时，nZVI-Cu的稳定性较好，不易团聚和氧化。
3. 修复机制探讨nZVI-Cu对Cr(Ⅵ)的修复机制主要包括两个方面：一是nZVI 和Cu的还原作用，能够将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)；二是绿茶提取液中的多酚类物质对nZVI和Cu的稳定作用，提高了材料的稳定性和反应活性。
Cr(Ⅵ)污染修复细菌的性质研究
Cr（Ⅵ）污染修复细菌的性质研究一、引言六价铬（Cr（Ⅵ））是一种常见的重金属污染物，由于其高毒性和持久性，对环境和人类健康造成了严重的影响。
现有的Cr（Ⅵ）污染修复技术成本高、效率低，并且存在一定的风险，寻找一种安全、高效的修复方法具有重要的意义。
细菌具有自然修复Cr（Ⅵ）的潜力，目前对于Cr（Ⅵ）污染修复细菌的性质研究还比较有限，本文将对此进行综述和分析。
二、Cr（Ⅵ）污染修复细菌的分类目前已经发现了多种能够修复Cr（Ⅵ）污染的细菌，主要包括革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌两大类。
革兰氏阳性菌包括变形杆菌、放线菌、芽孢杆菌等，而革兰氏阴性菌主要包括弯曲菌、假单胞菌、铬还原菌等。
在这些细菌中，铬还原菌是修复Cr（Ⅵ）最主要的微生物。
这类细菌在二价铬（Cr（Ⅵ））的还原中发挥关键作用，其还原过程主要通过铬还原酶（ChrR）来完成，其在微生物体内占据了非常重要的地位。
1. Cr（Ⅵ）还原能力Cr（Ⅵ）污染修复细菌具有很强的Cr（Ⅵ）还原能力，其铬还原酶能够将Cr（Ⅵ）还原成为无毒的三价铬（Cr（Ⅲ）），从而达到修复的效果。
Cr（Ⅵ）还原能力是评价细菌用于Cr（Ⅵ）污染修复的重要指标之一。
2. 适应性强Cr（Ⅵ）污染修复细菌在环境中有较强的适应性，能够在不同的环境条件下生存和繁殖，包括酸性、碱性环境以及高温、低温环境。
这一特点保证了细菌在实际应用中的稳定性和效果。
3. 抗重金属性在Cr（Ⅵ）污染修复的过程中，修复细菌还需要具备抗重金属的能力。
由于修复现场常常存在着其他重金属的污染，因此细菌需要具备耐受这些重金属的特性，以保证修复的顺利进行。
4. 生长速度快细菌的生长速度也是影响Cr（Ⅵ）修复效果的重要因素之一。
修复细菌的生长速度越快，修复过程越快速，从而减少了对环境的进一步危害。
5. 生态友好Cr（Ⅵ）污染修复细菌的最终目的是保护环境和人类健康，因此其自身也需要具备生态友好的特性，包括不产生有害物质，不影响土壤和水体的生态平衡等。
纳米零价铁去除水中重金属离子的研究进展
纳米零价铁去除水中重金属离子的研究进展纳米零价铁去除水中重金属离子的研究进展摘要：水污染是影响人类健康和生态环境的重要问题之一。
重金属离子是常见的水污染物之一，其具有毒性和蓄积性，对人体和生态系统造成潜在危害。
纳米零价铁（nZVI）因其卓越的还原性能和高效的去除能力，成为一种重要的去除重金属离子的材料。
本文综述了纳米零价铁在去除水中重金属离子方面的研究进展，包括合成方法、去除机理、影响因素以及应用前景。
1. 引言水是维持生命和支持人类社会发展的基本资源，但随着工业化和城市化的快速发展，水污染问题日益严重。
重金属离子是水污染中的重要成分，常见的包括铅、铬、镉、汞等。
这些重金属离子在水体中经过生物积累，会对人体健康和生态系统造成潜在危害，因此寻找一种高效可行的去除方法变得迫切。
2. 纳米零价铁的合成方法纳米零价铁是一种由纳米级铁粒子组成的材料，其具有很高的比表面积和活性。
目前，常见的合成方法包括还原法、凝胶法、气相法等。
还原法将铁盐与还原剂反应生成纳米零价铁，可通过调控反应条件（温度、pH值等）和添加助剂来控制纳米零价铁的尺寸和形貌。
3. 纳米零价铁的去除机理纳米零价铁能够与重金属离子发生还原反应，将其转化为可沉淀的金属颗粒或生成难溶的金属化合物，从而实现重金属离子的去除。
此外，纳米零价铁还具有表面吸附能力，可以通过静电作用或络合反应吸附重金属离子。
4. 影响因素纳米零价铁去除重金属离子的效果受多种因素影响，如纳米零价铁的粒径、溶液pH值、溶液温度、重金属离子浓度等。
这些因素的改变会影响重金属离子与纳米零价铁的接触面积、还原速率和吸附能力，从而影响去除效果。
5. 应用前景纳米零价铁作为一种高效的去除重金属离子的材料，具有广阔的应用前景。
目前，纳米零价铁已被广泛应用于地下水、饮用水和废水处理领域。
未来，随着合成方法和性能的不断改进，纳米零价铁在水污染治理中的应用前景将更加广阔。
6. 结论纳米零价铁是一种有效去除水中重金属离子的材料，具有良好的应用前景。
《纳米零价铁体系对土壤中Cr(Ⅵ)的去除和滤出特性影响及转化机理研究》范文
《纳米零价铁体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性影响及转化机理研究》篇一摘要：本文针对纳米零价铁体系在土壤中去除和滤出Cr（Ⅵ）的特性及其转化机理进行了深入研究。
通过实验分析，探讨了纳米零价铁与Cr（Ⅵ）之间的相互作用，以及这一过程对土壤环境的影响。
研究结果表明，纳米零价铁体系在去除土壤中Cr（Ⅵ）方面具有显著效果，并揭示了其转化机理。
一、引言随着工业化的快速发展，重金属污染问题日益严重，其中铬（Cr）的污染尤为突出。
铬在自然界中主要以Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）两种形态存在，而Cr（Ⅵ）因其高毒性和高迁移性成为土壤污染的主要来源之一。
纳米零价铁作为一种新型的环境修复材料，因其高反应活性和低成本在重金属污染治理中受到广泛关注。
本研究旨在探讨纳米零价铁体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性的影响及其转化机理。
二、研究方法本研究采用纳米零价铁与土壤中Cr（Ⅵ）进行反应实验，通过分析反应前后土壤中Cr（Ⅵ）的含量变化，研究纳米零价铁的去除效果。
同时，利用扫描电镜、X射线衍射等手段对反应过程中产生的物质进行表征，以揭示其转化机理。
三、实验结果与分析1. 去除效果分析实验结果显示，纳米零价铁体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除效果显著。
随着反应时间的延长和纳米零价铁用量的增加，土壤中Cr（Ⅵ）的含量逐渐降低。
这一结果表明纳米零价铁能够有效地与土壤中的Cr（Ⅵ）发生反应，并将其转化为低毒性的物质。
2. 滤出特性分析纳米零价铁在反应过程中能够有效地将土壤中的Cr（Ⅵ）滤出。
通过分析滤出液中的Cr含量，发现随着反应的进行，滤出液中的Cr含量逐渐增加。
这一结果表明纳米零价铁体系不仅能够去除土壤中的Cr（Ⅵ），还能够将其从土壤中滤出，从而降低土壤中Cr的总量。
3. 转化机理研究通过扫描电镜和X射线衍射等手段对反应过程中产生的物质进行表征，发现纳米零价铁与Cr（Ⅵ）发生还原反应，生成了低毒性的Cr（Ⅲ）以及铁的氧化物等物质。
这一转化过程主要涉及电子转移和氧化还原反应等化学过程。
《强化稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除及其机理》范文
《强化稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除及其机理》篇一一、引言随着工业化的快速发展，重金属污染已成为当前环境领域面临的重要问题之一。
其中，铬（Cr）因其高毒性和环境持久性而备受关注。
铬在土壤中主要以Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)两种形态存在，而Cr(Ⅵ)具有更强的毒性和迁移性。
因此，有效去除土壤中的Cr(Ⅵ)对于保护环境和人类健康具有重要意义。
近年来，纳米零价铁（nZVI）因其良好的还原性能被广泛应用于重金属污染土壤的修复。
本文旨在探讨强化稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除效果及其机理。
二、方法1. 材料与试剂实验所用纳米零价铁为稳定型纳米零价铁，土壤取自受铬污染的地区。
实验中所用试剂均为分析纯。
2. 实验方法（1）纳米零价铁的制备与表征采用化学还原法制备稳定型纳米零价铁，并通过透射电子显微镜（TEM）对其形貌和粒径进行表征。
（2）土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除实验将制备的纳米零价铁与铬污染土壤混合，设置不同剂量和反应时间，测定土壤中Cr(Ⅵ)的去除率。
（3）机理研究通过X射线衍射（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）和能谱分析（EDS）等手段，研究纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除机理。
三、结果与讨论1. 纳米零价铁的表征结果制备的稳定型纳米零价铁呈球形或类球形，粒径分布较为均匀，平均粒径约为50nm。
2. 土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除效果实验结果表明，纳米零价铁能有效去除土壤中的Cr(Ⅵ)，且去除率随纳米零价铁剂量的增加和反应时间的延长而提高。
当纳米零价铁剂量为1g/kg，反应时间为7天时，土壤中Cr(Ⅵ)的去除率可达90%。
《纳米零价铁体系对土壤中Cr(Ⅵ)的去除和滤出特性影响及转化机理研究》范文
《纳米零价铁体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性影响及转化机理研究》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，重金属污染已成为当今环境科学领域亟待解决的重要问题之一。
铬（Cr）作为一种常见的重金属污染物，在工业废水和土壤中广泛存在，其毒性主要表现为Cr（Ⅵ）形态的毒性作用。
近年来，纳米零价铁因其高反应活性、大比表面积和良好的环境相容性，被广泛应用于重金属污染土壤的修复。
本研究以纳米零价铁体系为研究对象，探讨其对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性的影响及转化机理。
二、研究方法本研究采用纳米零价铁作为修复剂，通过实验室模拟实验，探究其对土壤中Cr（Ⅵ）的去除效果、滤出特性的影响以及可能的转化机理。
首先，通过化学合成法制备纳米零价铁，并对其性能进行表征。
然后，将纳米零价铁与含Cr（Ⅵ）的土壤混合，在一定条件下进行反应，观察并记录反应过程中Cr（Ⅵ）的去除效果及滤出特性的变化。
三、结果与讨论1. Cr（Ⅵ）的去除效果实验结果表明，纳米零价铁体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除效果显著。
在一定的反应时间内，纳米零价铁能够有效地将土壤中的Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ），从而实现重金属的固定和去除。
这主要归因于纳米零价铁的高反应活性，能够快速与Cr（Ⅵ）发生还原反应。
2. 滤出特性的影响纳米零价铁的加入对土壤的滤出特性产生了显著影响。
由于纳米零价铁的高比表面积和良好的吸附性能，它能够吸附土壤中的有机物和重金属离子，从而改变土壤的孔隙结构和渗透性。
这有助于提高土壤对污染物的吸附能力和滤出效率。
3. 转化机理研究转化机理方面，纳米零价铁与Cr（Ⅵ）之间的反应主要涉及电子转移和化学吸附过程。
纳米零价铁通过提供电子将Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ），同时自身被氧化为Fe（Ⅱ）或Fe（Ⅲ）。
此外，纳米零价铁还具有较强的物理吸附能力，能够吸附土壤中的有机物和重金属离子。
这些过程共同作用，实现了对土壤中Cr （Ⅵ）的去除和滤出特性的改善。
四、结论本研究表明，纳米零价铁体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性具有显著影响。
《纳米零价铁体系对土壤中Cr(Ⅵ)的去除和滤出特性影响及转化机理研究》
《纳米零价铁体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性影响及转化机理研究》篇一摘要：本文旨在研究纳米零价铁（nZVI）体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性的影响，以及其转化机理。
通过实验数据和理论分析，探讨了nZVI体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除效率、滤出特性的变化以及在反应过程中的转化机制。
本文的研究结果对于理解和利用nZVI体系在环境修复和污染土壤治理方面具有重要的科学和实践意义。
一、引言随着工业化的快速发展，重金属污染已经成为影响环境和人类健康的重要问题。
铬（Cr）作为一种常见的重金属污染物，特别是其六价形态（Cr（Ⅵ）），因其高毒性和高迁移性而备受关注。
土壤作为环境的重要组成部分，常常受到重金属污染的影响。
纳米零价铁（nZVI）因其高反应活性、大比表面积和良好的还原性能，被广泛应用于重金属污染土壤的修复。
因此，研究nZVI 体系对土壤中Cr（Ⅵ）的去除和滤出特性的影响及其转化机理具有重要意义。
二、实验方法本研究采用实验室模拟方法，将nZVI体系应用于含Cr（Ⅵ）的土壤中，通过化学分析和表征手段，观察nZVI对Cr（Ⅵ）的去除效果，并对其滤出特性进行评估。
同时，通过X射线衍射（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）和能谱分析（EDS）等手段，对反应过程中的物质形态变化和转化机理进行探究。
三、实验结果1. 去除效果：实验结果表明，nZVI体系能够有效去除土壤中的Cr（Ⅵ），去除率随nZVI投加量的增加而提高。
2. 滤出特性：nZVI体系处理后的土壤中，Cr（Ⅵ）的滤出浓度明显降低，表明nZVI体系能够有效地固定土壤中的Cr（Ⅵ），减少其向地下水等环境的迁移。
3. 转化机理：XRD、SEM和EDS分析显示，nZVI与Cr（Ⅵ）反应后，生成了Cr（Ⅲ）为主的物质形态，表明nZVI通过还原作用将Cr（Ⅵ）转化为低毒性的Cr（Ⅲ）。
同时，nZVI表面形成的铁氧化物也有助于固定 Cr 离子，进一步减少了其滤出。
硫酸根离子强化零价铁去除Cr(Ⅵ)的试验研究
硫酸根离子强化零价铁去除Cr(Ⅵ)的试验研究胡艺泓;黄廷林;孙远奎【摘要】普通零价铁去除Cr(Ⅵ)的反应活性较低且Cr(Ⅵ)会导致零价铁较快钝化通过连续流实验,研究了硫酸根离子提高零价铁去除水中Cr(Ⅵ)的可行性与反应机理.实验结果表明,在未加入硫酸根离子时,运行5.5h后柱子出水总铬及Cr(Ⅵ)已开始超出饮用水标准.而在加入1～3mmol/L SO42-后,出水总铬及Cr(Ⅵ)持续降低,并最终降至饮用水水质标准以下且稳定运行长达240h以上.XPS分析结果表明,还原作用是零价铁除Cr(Ⅵ)的主要机理,硫酸根离子加速了零价铁的腐蚀进而促进了Cr(Ⅵ)的去除.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2018(038)004【总页数】6页(P1318-1323)【关键词】零价铁;铬污染;硫酸根离子;模拟地下水【作者】胡艺泓;黄廷林;孙远奎【作者单位】西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西西安710055;西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西西安710055;同济大学环境科学与工程学院,上海200092【正文语种】中文【中图分类】X703铬是人们普遍关注的致癌物质[1-2],冶金、制革、纺织品生产、印染、颜料以及电镀等行业排放的含铬废水是铬污染的主要来源[3-5].水体中铬通常以无机态的Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)形式存在[6-7].其中,Cr(Ⅵ)是一种潜在的致癌物质,有较高的迁移性和很强的毒性[8].通常零价铁(Fe0)在水中发生一系列腐蚀反应生成 Fe2+[9-11],其与 Fe0可将Cr(Ⅵ)还原为毒性较小的Cr(Ⅲ)[12-14],Cr(Ⅲ)可进一步转化为Cr(OH)3沉淀或与Fe(Ⅲ)形成配合物而从水中去除[15-16].然而, Fe0在生产过程中表面会形成一层铁氧化物膜使其活性较低[17],且Cr(Ⅵ)也会导致Fe0较快钝化.因此,提高 Fe0的反应活性对推动Fe0的实际应用具有重要意义.大量研究表明,水中共存阴离子可显著影响 Fe0的反应活性[18-19],其中一些阴离子能够与Fe0表面发生反应而使其钝化[20-22],另一些则会攻击其钝化膜从而促进腐蚀[23].最近研究[24]发现与 Cl-、ClO4-、NO3-等离子相比,SO42-能显著提高 Fe0除As(Ⅲ)的性能且随着浓度增大而促进作用愈加明显,但当浓度增加到一定程度后会趋于稳定,促进效果不再有明显上升.同样,前人在研究 Fe0去除 4-氯硝基苯的反应活性影响时也发现,SO42-能大大提高去除效果[25].虽然上述结果表明SO42-也许可以促进零价铁去除 Cr(VI)的效果,但考虑到前人研究多采用间歇实验来考察共存离子的影响,且未全面监测反应过程中其他相关指标变化,不能完全反映共存离子在连续流、长期运行条件下的作用.因此本文拟通过柱子实验来研究连续流条件下硫酸根离子对零价铁柱去除水中 Cr(VI)的作用,分析硫酸根离子存在时零价铁去除Cr(VI)的机理.1 材料与方法1.1 实验材料实验所用铁粉购自深圳市创辉磁材厂,粒径100目,其表面形貌如图 1所示.实验所用试剂主要有:NaCl、Na2SO4、Na2SiO3、NaH2PO4、K2Cr2O7、二苯基碳酰二肼等均为分析纯级别,对应试剂储备液均采用 ELGA超纯水机提供的超纯水配制,4℃下保存.图1 原始零价铁表面形貌Fig.1 SEM image of the pristine ZVI1.2 实验方法实验用水由蒸馏水配制,且加入 3mmol/L NaCl、0.1mmol/L Na2SiO3、0.01mmol/L NaH2PO4以模拟地下水.反应开始时不加入 SO42-,后续以Na2SO4的形式加入,为不超出饮用水标准的限制,硫酸根离子的浓度控制在 1～3mmol/L.进水初始pH 值为 9.0～9.5,DO 约为 5.8mg/L,初始Cr(Ⅵ)浓度为1mg/L.实验装置为长300mm、内径为16mm的有机玻璃柱,柱子上下两端分别填充50mm的粒径为6～10目的粗砂,中间200mm填充铁粉(30g)和细砂(45g)的混合物,细沙粒径为 40目.上向流进水,流速为 3mL/min.反应启动后,按照一定的时间间隔收集出水,用注射器取10mL过0.22 µm滤头,加酸酸化后保存待测.总铬及总溶解性铁使用ICP-MS测定,Cr(Ⅵ)使用二苯基碳酰二肼分光光度计法测定.所收集的出水同时测定pH值、DO值.pH值使用奥豪斯 STARTER 2100pH 计测定,DO测定使用雷磁JPBJ-608溶解氧仪.反应结束后,分别收集柱子上、中、下部的固相物质,并利用场发射扫描电子显微镜(SEM)和 X射线光电子能谱仪(XPS)进行表征,XPS 结果采用AvantageXPS软件分析.2 结果与讨论2.1 硫酸根离子对零价铁柱去除水中Cr(Ⅵ)的影响硫酸根投加前后零价铁柱去除水中Cr(Ⅵ)的运行效果如图2所示.可以看到,在运行初期的5.5h内,柱子出水中基本未检测到 Cr的存在,说明此时 Fe0可有效去除水中的 Cr(VI).然而随着反应的进行,出水中的Cr(VI)及总Cr的浓度逐渐升高并超出了饮用水的最高允许浓度(50 µg/L).需要指出的是,在这一过程中出水中的总Cr浓度要高于出水中 Cr(VI)的浓度,这说明出水中含有其他价态的溶解性Cr,结合前人的研究结果推测其应为Cr(III),这也可通过后续的XPS表征得到验证.随着时间的推移,出水中的 Cr逐渐增加,在运行 49.5h后,出水中的总 Cr浓度已高达～630µg/L,而此时柱子中仍含有大量未反应的Fe0(总投量为 30g).即,随着反应的进行 Fe0的反应活性逐渐降低,其已不能有效地去除水中的Cr(VI),这造成了 Fe0的大量浪费.Hu 等人[26]也曾报道Fe0还原Cr(Ⅵ)的过程是一个自抑制的过程,这是由于反应过程中生成的铁氢氧化物及铬氢氧化物膜会覆盖在Fe0表面阻碍Cr(Ⅵ)与零价铁的进一步接触.为了解决这一问题,本研究尝试向水中投加SO42-来提高Fe0去除Cr(VI)的反应活性.具体来说,在运行 49.5h后,向进水中投加 1mmol/L的SO42-(为保证处理效果,在286h时将SO42-的浓度提高至约3mmol/L)并监测水中Cr(VI)、总Cr等参数的变化.如图2所示,在加入SO42-后,出水中的Cr(VI)和总Cr开始逐渐降低:投加SO42- 仅3h后,出水中的总Cr即已降低至268µg/L;而经过约50h后,出水中的Cr(VI)、总Cr进一步降低至《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)[27]所规定的限值50µg/L以下,此后的240h内这一处理效果保持稳定.这些说明硫酸根离子确实能提高已钝化Fe0的反应活性并能缓解Cr(VI)对Fe0的致钝效应.图2 出水中总Cr和Cr(VI)随运行时间的变化规律Fig.2 The variation of residual total Cr and Cr(VI) in effluent with running time2.2 反应过程pH值、DO及总溶解性Fe的变化规律在 Fe0体系中加入硫酸根离子后,Cr(VI)去除效果的提高说明Fe0的腐蚀得到了加速.为了更好地了解Fe0柱去除Cr(VI)的反应过程,本研究还监测了反应过程中溶液pH值、DO值及总溶解性Fe的变化规律,结果如图 3所示.在有氧的条件下,Fe0被水中的溶解氧氧化生成 Fe2+[式(1)],同时过程中还将伴随着pH值的上升.随着反应的进行,溶液中的Fe2+会继续被氧气氧化生成Fe3+[式(2)],紧接着Fe3+发生水解生成Fe(OH)3沉淀[式(3)],而Fe3+水解过程中将伴随着pH值的降低.如图3a所示,与进水pH值(9.0～9.5)相比,不加硫酸根离子时出水pH值略有上升而加入硫酸根离子后出水pH值没有明显的变化,这主要是由于在未投加硫酸根离子前,零价铁腐蚀[式(1)]、Fe2+氧化速度[式(2)]快于Fe3+水解[式(3)]速度所致.图3 反应过程中各指标随运行时间的变化规律Fig.3 The variation of (a) pH, (b) DO, (c) total dissolved Fe during the running time(a)pH值,(b)DO值,(c)总溶解性Fe如图 3b所示,因发生有氧腐蚀,出水中的DO总体呈降低趋势:与原水DO相比,不加硫酸根离子时出水DO从5.8mg/L约降低至5.0mg/L;而在加入硫酸根离子后,出水DO的波动更为明显且其最高可降低至2.5mg/L.这一区别进一步说明硫酸根离子的加入能促进 Fe0的腐蚀进而可提高其去除 Cr(VI)的反应活性.Fe0的腐蚀将向溶液中释放 Fe2+,尽管碱性条件下,Fe2+的能迅速被氧化成 Fe3+并形成沉淀,但溶液中仍难免会残留部分溶解性铁.如图3c所示,本实验中的出水溶解性铁浓度相对较低(0～800µg/L),在加入硫酸根离子后,溶解性总铁的浓度会有所升高并有可能超出饮用水限值.但考虑到 Fe2+的去除比较容易,在实际应用过程中其可通过曝气或加大柱子上方石英砂厚度的方式得以解决.2.3 Fe0腐蚀固相产物的形貌分析图4 反应结束后固相产物SEM图Fig.4 SEM images of solid corrosion products collected at (a) Top layer, (b) Middle layer, (c) Bottom layer(a)上层,(b)中层,(c)下层位置为更好地了解反应前后Fe0表面形貌的变化,在反应结束后分别收集了上、中、下不同位置的固相物质并进行了SEM分析.由图 4可以看到,与原始零价铁相比,反应后的 Fe0表面有球状或粒状的腐蚀产物生成,而且沿水流方向自下而上腐蚀产物的量越来越少,这说明下部零价铁的腐蚀程度更高.此外,仔细观察各部分Fe0的SEM 图还可发现, Fe0表面有网状及片状腐蚀产物生成,其中在图4b中还观察到了一个较完美六边形铁氧化物,结合这一独特形状及本文的实验条件可推测其应为硫酸盐型绿铁锈[Fe4IIFe2III(OH)12SO4⋅yH2O],其相关生成特性及对除铬效果的影响有待进一步研究.2.4 硫酸根存在时Fe0去除Cr(VI)的机理目前,国内外研究者普遍认为 Fe0除铬的机理为:Fe0在水中发生电化学腐蚀产生Fe2+,Cr(Ⅵ)被 Fe0和Fe2+还原为Cr(Ⅲ),生成的Cr(Ⅲ)可在水中形成微溶的Cr(OH)3或Fe-Cr配合物而从水中分离.主要相关反应方程式如下:因此,为了探明硫酸根存在时Fe0去除Cr(VI)的机理,本文对反应结束后的固相物质进行了XPS分析,结果如图5所示.由图5b和图5c可以看到,中部和下部Fe0的XPS谱图中光电子峰均在576.9eV(Cr 2p3/2)及 586.7eV(Cr 2p1/2)处出现,而此结合能及谱线与Cr(Ⅲ)的结合能及线型对应.此外,两个峰之间的自旋轨道分裂值为9.8eV,半峰宽为3.0eV,这些都是Cr(Ⅲ)的特征.因此可以推断本实验固体样品中的Cr主要是以Cr(Ⅲ)的形式存在,即Cr(Ⅵ)可被 Fe0 柱还原为Cr(Ⅲ)而被去除.另一方面,尽管 SO42- 能够强化零价铁的反应活性,但其并未改变零价铁去除Cr(VI)的机理.通过对比图5中Cr(Ⅲ)的峰强度及峰面积还可以发现,下部样品中Cr(Ⅲ)的峰强度最高,中部样品次之而上部样品基本没有Cr(III)的峰.这一现象说明在本实验的运行时间内,Cr(VI)的去除主要是通过中下部的 Fe0来实现的,而上部的 Fe0还未得到充分利用.这也与图 2中在 Fe0填充柱运行近350h后Cr(VI)依然能被有效去除相一致.图5 反应结束后固相产物的Cr 2p XPS谱图Fig.5 XPS survey of chromium 2p of solid corrosion products after reaction. (a) Top layer, (b) Middle layer, (c) Bottom layera上层,b中层,c下层位置2.5 硫酸根提高零价铁反应活性的机理探讨有研究表明[28],硫酸根离子能促进零价铁的腐蚀,进而能提高 Fe0去除某些污染物的反应活性.本文的实验结果也证明,在硫酸根离子加入后,Fe0的腐蚀得到了加速(图3).但到目前为止,关于硫酸根离子如何加速 Fe0腐蚀的机理尚不清晰.其中,较可能的解释之一是SO42-能促进Fe0表面钝化膜的溶解,其反应式如公式9.具体来说,硫酸根离子可作为配体(L-)取代铁氧化物表面的羟基并与表面的铁形成溶解态的单齿或双齿配合物,这一过程导致钝化膜的破坏从而能维持或加速Fe0铁的腐蚀[29-30].3 结论3.1 当原水中没有硫酸根离子存在时,Fe0柱去除Cr(Ⅵ)的活性较差,运行5.5h后出水总铬浓度即已超出饮用水标准限值(50µg/L);向原水中投加 1～3mmol/L的硫酸根离子后出水总铬浓度逐渐降低至50µg/L以下,并保持这一效果长达240h以上.由此可见,硫酸根离子能大大提高零价铁去除Cr(Ⅵ)的反应活性,进而使 Fe0柱的出水铬浓度能满足国家饮用水标准,且该效果具有长效稳定性.3.2 向 Fe0体系中加入硫酸根离子后,溶解氧的消耗(最高可从 9.5mg/L降低至2.5mg/L)及铁氧化物的生成均得到了提高,表明硫酸根离子能加速Fe0的腐蚀.3.3 XPS的分析结果显示固相产物中的 Cr主要以Cr(III)形式存在,说明Fe0去除Cr(Ⅵ)的机理主要为还原作用,且硫酸根离子的加入并未改变此机理,尽管其能够强化Fe0活性.参考文献：[1]EPA. U. S. Field applications of in situ remediationtechnologies:Permeable reactive barriers [M]. Washing, DC: EPA, 1999. [2]Katz S, Salem H. The biological and environmental chemistry of chromium [M]. Weinheim: VCH Publisher, 1994.[3]Auden W H. Handbook of groundwater remediation using permeable reactive barriers-applications to radionuclides, trace metals, and nutrients [M]. 2002.[4]Pratt A, Blowes D, Ptacek C. Products of chromate reduction on proposed subsurface remediation material [J]. Environmental Science & Technology, 1997,31(31):2492-2498.[5]周密.腐殖酸对零价铁去除污染水体中六价铬的影响 [D].杭州:浙江大学, 2007.[6]秦泽敏,董黎明,刘平,等.零价纳米铁吸附去除水中铬的研究[J]. 中国环境科学, 2014,34(12):3106-3111.[7]张珍,沈珍妙,范天恩,等.腐殖酸对nZVI去除水中Cr(Ⅵ)的抑制及抑制作用的消除 [J]. 中国环境科学, 2013,33(1):63-68.[8]Zazo J, Paull J, Jaffe P. Influence of plants on the reduction of hexavalent chromium in wetland sediments [J]. Environmental Pollution,2008,156(1):29-35.[9]Guan X, Sun Y, Qin H, et al. The limitations of applying zero-valent iron technology in contaminants sequestration and the corresponding countermeasures: The development in zero-valent iron technology in the last two decades (1994～2014) [J]. Water Research, 2015,75:224-248. [10]Noubactep C. The fundamental mechanism of aqueous contaminant removal by metallic iron [J]. Water Sa, 2010,4738(4738):663-670.[11]孙远奎.水中 As(III)的短程去除新方法及其反应机制研究 [D].上海:同济大学,2015.[12]杜珮雯,党宏钰,张永祥,等.改性沸石和铁粉的复合材料理水中六价铬的研究 [J]. 中国环境科学, 2015,35(5):1384-1390.[13]聂宁,丁远昭,李喜青.制备斜发沸石和零价铁复合材料处水中的六价铬污染 [J]. 中国环境科学, 2013,33(3):443-447.[14]Guertin J, Jacobs J, Avakian C, et al. Chromium (vi) handbook[M]. Florida: CRC Press, 2004.[15]Li X, Cao J, Zhang W. Stoichiometry of Cr(VI) immobilization using nanoscale zerovalent Iron (nZVI): A study with high-resolution X-ray photoelectron spectroscopy (HR-XPS) [J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2008,47(7):2131-2139.[16]王吟,赵建夫,王学江,等.零价铁修复铬污染水体研究进展[J]. 安徽农业科学, 2010,38(6):3117-3119.[17]Gheju M. Hexavalent chromium reduction with zero-valent iron(ZVI) in aquatic systems [J]. Water Air & Soil Pollution,2011,222(1-4):103-148. [18]Farrell J, Kason M, Melitas N, et al. Investigation of the long-term Performance of zero-valent iron for reductive dechlorination of trichloroethylene [J]. Environmental Science &Technology, 2000,34(3):514-521.[19]Klausen J, Ranke J, Schwarzenbach R. Influence of solution composition and column aging on the reduction of nitroaromatic compounds by zero-valent iron [J]. Chemosphere, 2001,44(4):511-517.[20]Kohn T, Roberts A L. The effect of silica on the degradation of organohalides in granular iron columns [J]. Journal of ContaminantHydrology, 2006,83(1/2):70-88.[21]Kohn T, Kane S, Fairbrother D, et al. Investigation of the inhibitory effect of silica on the degradation of 1,1,1-trichloroethane by granular iron [J]. Environmental Science &Technology, 2003,37(24):5806-5812.[22]Su C, Puls R. Arsenate and arsenite removal by zerovalent iron:effects of phosphate, silicate, carbonate, borate, sulfate, chromate,molybdate, and nitrate, relative to chloride [J]. Environmental Science & Technology, 2001,35(22):4562-4568.[23]Gotpagar J, Lyuksyutov S, Cohn R, et al. Reductive dehalogenation of trichloroethylene with zero-valent iron: surface profiling microscopy and rate enhancement studies [J]. Langmuir,1999,15(24):8412-8420.[24]Sun Y, Hu Y, Huang T, et al. Combined effect of weak magnetic fields and anions on arsenite sequestration by zerovalent Iron:kinetics and mechanisms [J]. Environmental Science &Technology, 2017,51(7):3742-3750.[25]Devlin J, Allin K. Major anion effects on the kinetics and reactivity of granular iron in glass-encased magnet batch reactor experiments [J]. Environmental Science & Technology, 2005,39(6):1868-1874.[26]Hu C, Lo S, Liou Y, et al. Hexavalent chromium removal from near natural water by copper-iron bimetallic particles [J]. Water Research, 2010,44(10):3101-3108.[27]GB5749-2006 生活饮用水卫生标准 [S].[28]Sun Y, Li J, Huang T, et al. The influences of ironcharacteristics,operating conditions and solution chemistry oncontaminants removal by zero-valent iron: A review [J]. Water Research, 2016,100:277-295.[29]Zhu M, Northrup P, Shi C, et al. Structure of sulfate adsorption complexes on ferrihydrite [J]. Environmental Science &Technology Letters, 2014,1(1):97-101.[30]Jeong D, Kim K, Min D, et al. Freezing enhanced dissolution of iron oxides: Effects of inorganic acid anions [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(21):12816-12822.。
《强化稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除及其机理》范文
《强化稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除及其机理》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，重金属污染已经成为我国土壤环境保护面临的严重问题之一。
其中，铬（Cr）是一种常见的重金属污染物，尤其以Cr(Ⅵ)的形式具有较高的毒性和迁移性。
纳米零价铁（nZVI）因其强大的还原性能，被广泛应用于土壤中Cr(Ⅵ)的去除。
然而，nZVI在应用过程中存在稳定性差、易团聚等问题，影响了其去除效率。
因此，强化稳定纳米零价铁对土壤中Cr(Ⅵ)的还原去除及其机理研究显得尤为重要。
二、纳米零价铁的稳定化与还原能力为提高nZVI的稳定性和还原能力，本研究通过表面修饰、包覆等方法对nZVI进行改性。
改性后的nZVI不仅具有更强的还原能力，还增强了在土壤环境中的稳定性，有效避免了团聚和氧化。
三、Cr(Ⅵ)的还原去除过程在土壤环境中，改性后的nZVI能够与Cr(Ⅵ)发生有效的化学反应，将其还原为毒性较低的Cr(Ⅲ)。
这一过程包括电子转移、Cr(Ⅵ)的还原以及产物的沉淀等步骤。
通过一系列的化学反应，Cr(Ⅵ)被有效去除，同时nZVI的稳定性得到增强。
四、还原机理研究本研究通过X射线衍射（XRD）、扫描电镜（SEM）和能谱分析（EDS）等手段，对nZVI与Cr(Ⅵ)的相互作用过程进行深入分析。
研究发现，改性后的nZVI表面形成了稳定的铁氧化物层，有效防止了nZVI的进一步氧化。
同时，nZVI与Cr(Ⅵ)之间的电子转移机制是Cr(Ⅵ)还原的主要途径。
此外，土壤中的其他成分如有机质、黏土矿物等也参与了这一过程，共同促进了Cr(Ⅵ)的去除。
五、实验结果与讨论通过对比实验，我们发现改性后的nZVI在土壤中对Cr(Ⅵ)的去除效率明显高于未改性的nZVI。
此外，我们还发现改性nZVI的稳定性与其在土壤中的分布和团聚情况密切相关。
合理的团聚可以增加nZVI的有效表面积，从而提高其反应效率。
同时，我们观察到改性nZVI在土壤中的迁移能力也有所提高，这有助于其在更大范围内与Cr(Ⅵ)发生反应。
高级还原技术降解水中Cr(Ⅵ)的性能及机理
高级还原技术降解水中Cr(Ⅵ)的性能及机理程爱华;包乐【摘要】以连二亚硫酸钠为还原剂,在紫外光照射下,用高级还原技术降解水中Cr(Ⅵ),研究反应影响因素及机理.在溶液pH为3、原水Cr(Ⅵ)为10 mg/L、还原剂投加量为0.1 g/L的最佳条件下,高级还原技术对Cr(Ⅵ)的去除率达到98.62％,反应过程符合二级动力学方程,高级还原技术大大加快了降解速率.【期刊名称】《工业水处理》【年(卷),期】2019(039)004【总页数】4页(P37-40)【关键词】高级还原;连二亚硫酸钠;六价铬【作者】程爱华;包乐【作者单位】西安科技大学地质与环境学院,陕西西安710054;西安科技大学地质与环境学院,陕西西安710054【正文语种】中文【中图分类】X703目前，Cr（Ⅵ）常见的处理方法有膜分离法〔1〕、化学沉淀法〔2〕、生物修复法〔3〕、吸附法〔4〕、高级还原技术等。
但吸附法、膜分离法仅能富集水中的Cr（Ⅵ），化学沉淀法也存在沉淀不完全、运行成本高、生成污泥等缺点〔5〕。
近年来，高级还原技术在水处理领域得到广泛关注。
其通过活化手段活化还原剂，生成强还原性的eaq-、H·、SO3·－等，从而还原降解污染物〔6-7〕。
笔者用紫外光活化连二亚硫酸钠的高级还原技术降解水中的 Cr（Ⅵ），考察了pH、Cr（Ⅵ）初始浓度、还原剂连二亚硫酸钠投加量对Cr（Ⅵ）降解效果的影响，优化了最佳条件，并探讨了高级还原技术降解水中Cr（Ⅵ）的机理，为废水中Cr （Ⅵ）的去除提供新思路。
1 实验部分1.1 试剂与仪器试剂：重铬酸钾（K2Cr2O7）、亚硫酸钠（Na2SO3）、连二亚硫酸钠（Na2S2O4）、浓硫酸（H2SO4）、浓盐酸（HCl）、浓磷酸（H3PO4）、氢氧化钠（NaOH）、丙酮（CH3COCH3）、四氯化碳（CCl4）、溴酸钾（KBrO3）、二苯碳酰二肼，均为分析纯，购于国药集团。
仪器：CREATOR UVC 20 W紫外灯（厦门壬祥电子科技有限公司），pHS-3C电子pH计（上海仪电科学仪器股份有限公司），TU-19紫外分光光度计（北京普析通用仪器有限责任公司），SHA-B型恒温振荡器（常州国华电器有限公司）。
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硫化零价铁去除水体中Cr(Ⅵ)的性能及机理研究水体中重金属的污染给自然环境和人类健康构成严重威胁,已经成为环境领域的热点和难点问题。
由于重金属铬(Cr)广泛应用于制革、电镀以及采矿行业,导致大量含Cr废水产生。
零价铁(ZVI)技术因其原料来源广泛、成本低廉、无毒以及具有较高的还原性而具有广阔的应用前景,但是由于ZVI表面钝化膜的生成极大限制了污染物与内部零价铁的进一步接触反应,导致ZVI反应活性的下降。
本研究基于硫(S)的腐蚀特性,利用含硫化合物对ZVI进行硫化改性,有效提高了 ZVI对于水体中Cr(VI)的去除效率。
研究利用硫化钠对普通微米零价铁进行硫化改性合成粒径大约为30μm的硫化零价铁(S-ZVI)颗粒,并通过控制硫化钠含量制备出不同S/Fe的S-ZVI材料。
合成后的S-ZVI通过扫描电子显微镜(SEM)、能量色散X射线能谱(EDS)、X射线光电子能谱(XPS)、原子力显微镜(AFM)等固相表征探究S-ZVI的物理化学性质。
结果表明,与ZVI相比,S-ZVI表面更为粗糙并呈现多孔结构,负载在ZVI表面的S多以FeS形式存在。
同时由于S/Fe的不同,S-ZVI呈现出不同物理性质,当S/Fe为0.056时,S-ZVI达到最大比表面积以及粗糙度。
实验系统研究了 ZVI和S-ZVI(S/Fe = 0.056)材料分别在厌氧和好氧条件下对Cr(Ⅵ)去除情况。
结果表明,硫化和溶解氧之间的耦合作用显著改善了 ZVI
对于Cr(Ⅵ)的去除,同时反应活性符合以下规律:S-ZVI + aerobic>S-ZVI
+anaerobic>ZVI + anaerobic>ZVI + aerobic。
为了进一步探究氧气和 S/Fe 对 S-ZVI去除Cr(Ⅵ)的影响,分别选取S/Fe 为0.056时的S-ZVI在不同氧气浓度以及好氧条件时不同S/Fe条件下S-ZVI对
Cr(Ⅵ)的去除。
研究结果表明,随着氧浓度从0%增加到100%,S-ZVI对Cr(Ⅵ)的去除率不断增加,但是与之不同的是不同S/Fe对Cr(Ⅵ)去除效率的趋势却是呈山峰分布,当S-ZVI的S/Fe为0.056时Cr(Ⅵ)达到最佳的去除效率,S/Fe过高或者过低都会影响S-ZVI最佳反应活性。
基于S-ZVI最佳S/Fe条件,探究在好氧条件下,S-ZVI在各种实验因素下,如Cr(Ⅵ)初始浓度、S-ZVI投加量、反应转速、初始pH对Cr(Ⅵ)去除效果的影响。
同时通过分析不同时刻液相中Cr(Ⅵ)浓度变化、反应后材料SEM、EDS、XPS以及反应过程添加邻菲罗啉作为Fe(Ⅱ)络合剂,探究了 S-ZVI对Cr(Ⅵ)去除的动力学以及反应机理。
结果表明,所有实验结果均符合伪一级动力学反应,根据拟合出来的表观速率常数可以看出不同反应因素对S-ZVI去除Cr(Ⅵ)的影响。
S-ZVI对Cr(Ⅵ)去除是还原过程,主要通过Fe(Ⅱ)作为还原剂使得Cr(Ⅵ)还原生成Cr(Ⅲ),进而沉淀去除。
此外,利用在反应体系中邻菲罗啉存在/不存在条件下所检测到的水溶液中Fe(Ⅱ)产生量和Cr(Ⅵ)去除量之间的时间序列相关性,用以分析反应时间过程
中还原剂的变化。
实验结果分析表明,通过利用Fe(0)还原去除Cr(Ⅵ)的部分是非常少的而且是在反应的刚开始时间段,实验过程中最主要的还原剂是S-ZVI在水体中释放出的Fe(Ⅱ),腐蚀释放出的Fe(Ⅱ)对Cr(Ⅵ)的还原去除占控制地位。
尽管反应后期的时间序列相关斜率随实验条件而变化,但还是要远远高于
Cr(Ⅵ)和Fe(Ⅱ)之间的理论化学计量比(1:3),所以实验结果表明除了 S-ZVI在水体中腐蚀释放出的Fe(Ⅱ)对Cr(Ⅵ)还原去除起重要作用以外,必然存在着其他的还原剂。
最终通过结合邻菲罗啉络合水体中Fe(Ⅱ)的实验研究结果推测是
Fe(Ⅱ)的再生导致Cr(Ⅵ)的去除作用,即Fe(0)和Fe(Ⅲ)结合反应进一步生成Fe(Ⅱ)用于去除水体中Cr(Ⅵ)。