L35-硫酸铵双水相体系萃取水溶液中Cr(Ⅵ)

以L35-(NH4)2SO4-H2O双水相体系萃取模拟废水中Cr(Ⅵ),考察了初始Cr(Ⅵ)浓度、水相p H值、胶束电荷调节剂1812用量、萃取时间、相分离时间、L35浓度、(NH4)2SO4浓度及萃取温度对Cr(Ⅵ)萃取率的影响.结果表明,溶液p H值对Cr(Ⅵ)萃取率和分配系数影响最大;加入1812后,Cr(Ⅵ)萃取率和分配系数明显提高;随温度升高,两者均逐渐降低;随L35和(NH4)2SO4浓度增加,Cr(Ⅵ)萃取率逐渐提高并趋于恒定;萃取和相分离时间均较短;在最佳萃取条件下,Cr(Ⅵ)单级萃取率达92%(w),分配系数达15以上.四级错流萃取的理论计算和实验结果基本一致,Cr(Ⅵ)浓度由2 g/L降到0.5 mg/L以下,达到国家排放标准.Cr(Ⅵ)依靠其相对疏水性以增溶方式及静电引力方式进入L35胶束内部而被萃取.用Na OH水溶液对萃取相单级反萃取,Cr(Ⅵ)反萃率达99.5%(w)以上,浓缩倍数4.     

对叔丁基杯[4]芳烃Schiff碱衍生物处理含铬(Ⅵ)废水的研究

以含N,N-二甲基苯胺基团的对叔丁基杯[4]芳烃Schiff碱衍生物为萃取剂对工业含铬(Ⅵ)废水进行萃取处理,考察了水相pH值、振荡时间、干扰离子和萃取温度对铬(Ⅵ)去除率的影响,探讨了萃取与反萃取机理,同时进行了反萃取试验。结果表明,在pH值为1.0,振荡时间为15 min,温度为25℃的条件下,废水中铬(Ⅵ)的去除率可达到95%以上,以NaOH溶液为反萃取剂可对铬(Ⅵ)进行反萃取,反萃取率可达到81.98%,实现了铬(Ⅵ)的回收和萃取剂的循环利用。     

铬酸洗液中Cr(Ⅵ）萃取回收研究

针对铬酸洗液的排放,为解决其对环境环境污染和资源浪费问题,以三辛胺(TOA)为萃取剂,采用萃取法对铬酸洗液中的Cr(Ⅵ)进行回收。研究了稀释剂在高酸、强氧化性条件下的选择、硫酸和Cr(Ⅵ)浓度对萃取率的影响以及Cr(Ⅵ)的反萃取实验。结果表明,以TOA为萃取剂,以1,2-二氯乙烷为稀释剂,当硫酸浓度为92 g/L,萃取率最高,可达到96.3%;以4 mol/L的氢氧化钠溶液为反萃剂,反萃取率为100%。采用溶剂萃取法回收铬酸洗液中的Cr(Ⅵ),不仅有益于环境保护与资源节约,而且为铬酸洗液资源化利用提供新途径。     

L35-硫酸铵双水相体系萃取水溶液中Cr(VI)

以L35-(NH4)2SO4-H2O双水相体系萃取模拟废水中Cr(VI),考察了初始Cr(VI)浓度、水相pH值、胶束电荷调节剂1812用量、萃取时间、相分离时间、L35浓度、(NH4)2SO4浓度及萃取温度对Cr(VI)萃取率的影响. 结果表明,溶液pH值对Cr(VI)萃取率和分配系数影响最大;加入1812后,Cr(VI)萃取率和分配系数明显提高;随温度升高,两者均逐渐降低;随L35和(NH4)2SO4浓度增加,Cr(VI)萃取率逐渐提高并趋于恒定;萃取和相分离时间均较短;在最佳萃取条件下,Cr(VI)单级萃取率达92%(w),分配系数达15以上. 四级错流萃取的理论计算和实验结果基本一致,Cr(VI)浓度由2 g/L降到0.5 mg/L以下,达到国家排放标准. Cr(VI)依靠其相对疏水性以增溶方式及静电引力方式进入L35胶束内部而被萃取. 用NaOH水溶液对萃取相单级反萃取,Cr(VI)反萃率达99.5%(w)以上,浓缩倍数>4.     

用磷酸三丁酯萃取分离Cr(Ⅵ)

用w=60%的磷酸三丁酯-二甲苯溶液为萃取剂,采用溶剂萃取法处理含铬废水。预先调节废水中ρ[Cr(Ⅵ)]约为100 mg/L,pH=1.0,V油相∶V水相为1∶1,t振荡为5min,θ为25℃,进行二次萃取处理,Cr(Ⅵ)的萃取率可达到99.76%以上。排放水中ρ[Cr(Ⅵ)]降至0.5mg/L以下,达到国家排放标准。而含Cr(Ⅵ)的油相用2.0moL/L NaOH溶液进行反萃取,即可得到再生,循环使用。     

D2EHPA萃取回收Cr(Ⅲ)的研究

以回收废水中Cr(Ⅲ)为目的,选择2-乙基己基磷酸(D2EHPA)为萃取剂,煤油为稀释剂,进行了萃取回收Cr(Ⅲ)的实验研究.考察了皂化剂种类、溶液pH值、助溶剂种类、萃取剂浓度等因素对于萃取平衡影响以及三种无机酸、两种有机酸对于负载Cr(Ⅲ)的D2EHPA反萃效果的影响.结果表明,pH值是影响D2EHPA/煤油萃取Cr(Ⅲ)的重要因素, 在pH＜2时,D2EHPA几乎不萃取Cr(Ⅲ),通过萃取剂的皂化,提高水相pH值,可以实现D2EHPA萃取Cr(Ⅲ).随平衡水相pH值的升高,D2EHPA显示出良好的萃取效果.NaOH溶液作为皂化剂比氨水的分相效果好.加入助溶剂后萃取效率提高,其中10%～20%正辛醇是适宜的助溶剂选择.D2EHPA/正辛醇/煤油萃取Cr(Ⅲ)后立即用无机酸或有机酸反萃,其中硫酸、盐酸或草酸的反萃率能够达到90%以上.     

用固定膜萃取装置进行CYANEX 272萃取钼(Ⅵ)的机理研究

本论文用悬滴法测定了 CYANEX 272-正庚烷溶液在水相、有机相界面的张力、并根据 langmuir 吸附等温式和 Gibbs 吸附式进行理论解析,探明了 CYANEX272具有界面活性,在界面上发生吸附的作用,并且被吸附的 CYANEX 272单体在界面上发生酸解离。使用多孔质中空丝固定膜萃取进行了 CYANEX 272萃取钼(Ⅵ)的动力学研究,测定了萃取速度,并进行了理论解析,探明了 CYANEX 272萃取钼(Ⅵ)的动力学过程可以用扩散-界面反应模型进行说明。     

溶剂萃取法精制磷酸新工艺

该工艺过程:直接利用低品位磷矿制取的的粗稀磷酸,先用化学法净化,再用有机溶剂萃取,萃取后荷载磷酸的确机相以含有一定量的稀磷酸(水相)洗涤,再用蒸馏工序的冷凝水进行反萃,反翠后的水相(稀磷酸)经浓缩和脱色,即为精制纯磷酸。     

原子吸收法测定水中微量的Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)

在0.15mol·L~(-1)H_2SO_4介质中,以氯化三辛基甲胺(TOMAC)为萃取剂,Cr(VI)被TOMAC定量萃取,而Cr(Ⅲ)不被萃取。将Cr(Ⅲ)氧化成Cr(Ⅵ)后可测水中总铬含量,通过差减法求出Cr(Ⅲ)含量。该方法快速、准确,可用于测定水中痕量的Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)。     

分光光度法同时测定水中Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)和总铬的条件优化

实验中用过硫酸铵代替高锰酸钾将Cr(Ⅲ)氧化成Cr(Ⅵ),再与二苯碳酰二肼(DPCI)进行显色反应.利用Cr(Ⅵ)与DPCI的显色反应及可见光谱法建立了同时测定水样中痕量Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的方法.用此方法对含有Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的混合水样进行测定,分析效果良好.对影响各反应的条件及检测条件进行了优化研究,建立了快速、简便、可靠地测定水样中铬含量的方法.     

水泥、粉煤灰及其硬化体中Cr(Ⅵ)溶出条件与其影响因素

分析了国内外现行的溶出试验方法,研究了不同溶出试验条件对水泥、粉煤灰及其硬化体中Cr(Ⅵ)溶出的影响,探讨了粉煤灰中可溶性Cr(Ⅵ)最大溶出量的测定方法.结果表明:静置时间、温度、液固比、颗粒细度、振荡频率及振荡容器尺寸对水泥和粉煤灰及其硬化体中Cr(Ⅵ)的溶出及测定都具有一定的影响,其中振荡时间和浸提液pH值的影响较为显著.粉煤灰中Cr(Ⅵ)的溶出是一个缓慢连续的过程,其可溶性Cr(Ⅵ)最大含量的测定以多级萃取溶出试验为宜.     

质子化甲壳素吸附铬(Ⅵ)的机理研究

研究了天然高分子甲壳素作为固体萃取剂吸附Cr(Ⅵ)的机理。动力学研究表明：在初始浓度Cr(Ⅵ)20mg／L和pH=4．5时,甲壳素对Cr(Ⅵ)的吸附1h内可达90％,按Lagergren方程计算一级速率方程为4．19h^-1,吸附平衡的实验数据符合Langmuir关系式。认为质子化甲壳素吸附Cr(Ⅵ)主要是基于—NH2^ —CO—CH3与Cr2O7^2-之间的强静电相互作用力。     

离子交换-ICP发射光谱法测定水中微量Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)

本文研究了用国产树脂分离富集水中微量Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ),并用ICP发射光谱法直接测定洗脱液中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的方法。文中用正交试验法选择离子交换条件,方法快速、准确。本方法可将0.05PPm数量级的Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)进行较完全的分离和有效的富集。适于环境监测工作中对有害铬的测定。     

纳米Zr2和FeO3在处理含铬(Ⅵ)废水中的研究与应用

本文采用较简单方法合成了光催活性较低、吸附性能较好的纳米ZrO2及纳米Fe2O3,分别研究了两种纳米金属氧化物对Cr(Ⅵ)的吸附行为并进行了相应的比较.结果表明,两种纳米金属氧化物对Cr(Ⅵ)的吸附酸度较宽,吸附效率较高,吸附时间短,吸附Cr(Ⅵ)后的纳米金属氧化物用2.0mol/LNaOH洗脱处理后均可重复使用,应用于环境水样中Cr(Ⅵ)的处理,效果很好,同时,综合考虑两种金属氧化物对Cr(Ⅵ)吸附行为的差异及制备成本,可认为纳米Fe2O3是更佳的Cr(Ⅵ)处理剂.     

黄腐酸和湖泊孔隙水对Fe(Ⅱ)还原Cr(Ⅵ)为Cr(Ⅲ)的影响

考查了缺氧条件下Fe(Ⅱ)-有机质(DOM)的络合物将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)的还原能力。研究发现在没有或有萨旺尼河黄腐酸(SRFA)和波尼湖黄腐酸(PLFA)存在的情况下,Fe(Ⅱ)都能够将Cr(Ⅵ)快速地还原(几分钟)。Fe(Ⅱ)-DOM溶液不一定比仅含有Fe(Ⅱ)单一的体系具有更强的还原力。DOM的组成也影响了Cr(Ⅲ)的还原机制,湿地(俄亥俄州老妇人河河口区)沉积物进行缺氧萃取得到的沉积物孔隙水能够将Cr(Ⅵ)更快地还原。这些研究数据表明自然界中富含Fe(Ⅱ)和DOM的缺氧孔隙水对Cr(Ⅵ)的非生物还原反应速率远大于生物还原反应速率,并且这一非生物还原反应是自然环境中Cr(Ⅵ)被还原的主要途径。     

应用纸电泳-光密度扫描法同时测定电镀废水中的Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)

本文提出了用纸电泳—光密度扫描法同时测定电镀废水中的Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)。其原理在于水溶液中Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅶ)所带电荷不同,在高压电场中可以快速分离,六价铬向阳极移动,三值铬向阴极移动。将分离后的Cr(Ⅲ)氧化为Cr(Ⅵ),用二苯卡巴肼喷雾显色后,用光密度扫描法对Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)同时进行定量扫描测定。本法快速,简便选择性高。用本法对电镀废水进行测定的结果令人满意。     

废白土榴莲壳黏土生物炭的制备及其对Cr(Ⅵ)的吸附

以废白土与榴莲壳为原料制备了黏土生物炭吸附剂(SBEC),以废白土为原料制备了黏土炭基吸附剂(SBE),并用于去除废水中的Cr(Ⅵ).用SEM、XRD、FTIR、BET对吸附剂进行了表征.考察了溶液初始pH、初始Cr(Ⅵ)质量浓度、吸附剂投加量、吸附时间和吸附温度对Cr(Ⅵ)吸附效果的影响.在Cr(Ⅵ)初始质量浓度为1...     

颗粒活性炭载纳米零价铁去除水中的Cr(Ⅵ)

以Fe~(2+)溶液为原料、NaBH_4为还原剂,采用传统液相还原技术合成了颗粒活性炭(GAC)载纳米零价铁(n ZⅥ)复合材料GAC-n ZⅥ,用扫描电镜对GAC-n ZⅥ进行表征,通过间歇实验考察了其对去除Cr(Ⅵ)的影响。结果表明,GAC能阻止n ZⅥ颗粒聚集,合成的GAC-nZⅥ能有效去除水中的Cr(Ⅵ)。在Cr(Ⅵ)初始浓度50 mg/L、温度40℃和pH=2.0、投加GAC-nZⅥ3.0g/L的条件下反应5min,Cr(Ⅵ)去除率为99.4%。pH=2.0～4.0时,处理后水中总铬浓度均低于1mg/L,表明残留少量Cr(Ⅲ)。随pH值和Cr(Ⅵ)浓度增加,Cr(Ⅵ)去除率降低;随反应温度和GAC-nZⅥ投加量增加,Cr(Ⅵ)去除率增加。准一级动力学模型可用于描述Cr(Ⅵ)的去除过程。相同条件下,GAC-n ZⅥ去除Cr(Ⅵ)的反应速率常数达0.19797min~(-1),为原颗粒活性炭反应速率常数0.0023min~(-1)的86倍。随pH值降低或反应温度和GAC-n ZⅥ投加量增加,反应速率常数增加。     

增敏碘量法同时测定含铬废水中Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)

介绍了同时测定微克数量级Cr(Ⅲ )和Cr(Ⅵ )的简单、快速增敏碘量法。Cr(Ⅵ )用Na2 SO3 预先还原 ,在pH值为 3.0的醋酸盐介质中 ,Cr(Ⅲ )用过量的KIO4 氧化 ,多余的IO-4 用钼酸根掩蔽 ;加入KI ,用Na2 S2 O3 滴定游离出来的单质碘。用此法成功测定了含铬废水中Cr(Ⅲ )和Cr(Ⅵ ) ,结果满意 ,相对于EDTA滴定法 ,对铬的测定增敏 12倍     

离子浮选—分光光度法测定水中痕量六价铬

Cr(Ⅵ)的毒性较大,已被单独列为水中重要监测项目之一。虽然测定水中痕量Cr(Ⅵ)已有不少方法,但均需经过分离富集手段。常用的有沉淀分离和离子交换法,但操作手续较烦,且影响测定准确度和灵敏度。我们在前人基础上,应用离子浮选技术选择性地富集Cr(Ⅵ),以分光光度法测定其含量,取样仅150毫升,低限可达0.001mg/l。其原理为:Cr(Ⅵ)与二苯卡巴肼(DPCI)反应形成稳定的Cr(Ⅵ)一二苯卡巴腙(DPCO)螯合物—Cr(DPCO)~(2+),与阴离子表面活性剂(十二烷基硫酸钠,SLS)结合成疏水性物质,被上升的空气吸附,从而聚集在水相表层达到富集与分离的目的。