高岭石表面吸附态Mn(Ⅱ)对有机酸还原Cr(Ⅵ)的影响

通过批式试验研究了高岭石表面吸附态Mn(Ⅱ) 对草酸、柠檬酸和酒石酸还原Cr(Ⅵ) 的影响.结果表明,高岭石表面吸附态Mn(Ⅱ) 对3种有机酸还原Cr(Ⅵ) 均有良好的催化作用,其效果大小依次为:草酸、柠檬酸、酒石酸.酒石酸为还原剂,当其初始浓度≤2.0 mmol·L-1时,高岭石表面吸附态Mn(Ⅱ) 对酒石酸还原Cr(Ⅵ) 的催化作用小显著,但其催化作用随酒石酸初始浓度的增加而明显提高.温度和pH对高岭石表面吸附态Mn(Ⅱ) 催化草酸和柠檬酸还原Cr(Ⅵ) 有显著影响,温度越高,反应速率越快;当pH在3.5～4.5范围内,草酸对Cr(Ⅵ) 的还原反应速率随pH的降低而显著升高;然而,柠檬酸对Cr(Ⅵ) 的还原速牢却在pH=4.0时为最快.     

紫外光照和Fe(Ⅲ)存在下苯酚氧化与Cr(Ⅵ)还原的协同作用

研究了紫外光照下Fe(Ⅲ)为光催化剂促进苯酚(C6H5OH)与Cr(Ⅵ)氧化还原反应作用机制及其影响因素。结果表明:200μmol·L-1Fe(Ⅲ)存在下初始浓度为200μmol·L-1苯酚的氧化速率和初始浓度为200μmol·L-1Cr(Ⅵ)的还原速率均得到明显提高,平均速率分别为3.4和4.0μmol·L-1·min-1,均比无Fe(Ⅲ)时的速率提高了1倍;降低溶液pH值有利于反应速率的增加,但温度的变化对反应速率影响不显著。增加初始Fe(Ⅲ)和苯酚浓度,同样能有效提高Cr(Ⅵ)的还原速率。Cr(Ⅵ)还原和苯酚的氧化均符合一级反应动力学规律。     

控制光照条件下添加SO_4~(2-)对水稻土中Fe(Ⅲ)还原的影响

为探讨光照和硫酸盐对微生物Fe(Ⅲ)还原的影响,在光照和光暗转换条件下,采用厌氧泥浆恒温培育方法分别在四川和天津2种石灰性水稻土中添加不同浓度硫酸盐溶液(20、50、800mmol·kg-1),培养过程中定期测定土壤泥浆的Fe(Ⅱ)、叶绿素a含量和pH值。结果表明:光照条件下,添加20mmol·kg-1和50mmol·kg-1硫酸盐能减缓光照培养中因为蓝细菌光合作用放氧引起的Fe(Ⅱ)氧化反应,Fe(Ⅱ)氧化反应启动时间与对照处理相比延迟3～7d;蓝细菌在光照培养5d后开始迅速繁殖生长,叶绿素a增长速率表现为随硫酸盐浓度增大而增加,其最终含量在四川和天津水稻土中分别为20mg·kg-1和16mg·kg-1;800mmol·kg-1硫酸盐则完全抑制了Fe(Ⅱ)的重新氧化,且在整个培养周期中没有发现光合细菌存在。pH值变化呈现先微弱下降后升高的趋势,但始终维持在弱碱性范围内。当由光照转入避光培养后,Fe(Ⅱ)累积量又重新回升,增长速率表现为对照>20mmol·kg-1S处理>50mmol·kg-1S处理。表明光照并非直接影响铁还原微生物,而是通过光合微生物繁殖间接影响铁还原过程。     

控制光照条件下添加SO2-4对水稻土中Fe（Ⅲ）还原的影响

为探讨光照和硫酸盐对微生物Fe(Ⅲ)还原的影响,在光照和光暗转换条件下,采用厌氧泥浆恒温培育方法分别在四川和天津2种石灰性水稻土中添加不同浓度硫酸盐溶液(20、50、800 mmol · kg-1),培养过程中定期测定土壤泥浆的Fe(Ⅱ)、叶绿素a含量和pH值.结果表明:光照条件下,添加20 mmol· kg-1和50 mmol· kg-1硫酸盐能减缓光照培养中因为蓝细菌光合作用放氧引起的Fe(Ⅱ)氧化反应,Fe(Ⅱ)氧化反应启动时间与对照处理相比延迟3～7 d;蓝细菌在光照培养5d后开始迅速繁殖生长,叶绿素a增长速率表现为随硫酸盐浓度增大而增加,其最终含量在四川和天津水稻土中分别为20 mg· kg-1和16 mg· kgq-1;800 mmol.kg-1硫酸盐则完全抑制了Fe(Ⅱ)的重新氧化,且在整个培养周期中没有发现光合细菌存在.pH值变化呈现先微弱下降后升高的趋势,但始终维持在弱碱性范围内.当由光照转入避光培养后,Fe(Ⅱ)累积量又重新回升,增长速率表现为对照＞20 mmol·kg-1 S处理＞50 mmol·kg-1S处理.表明光照并非直接影响铁还原微生物,而是通过光合微生物繁殖间接影响铁还原过程.     

水体铬污染的防治

通过调查及室内模拟实验,研究了水体Fe(Ⅱ)—Cr(Ⅵ)系统中,铬的形态转化条件和Cr(OH)_3沉淀的pH范围。结果表明,在水体Fe(Ⅱ)—Cr(Ⅵ)系统中,要使Cr(Ⅵ)绝大部分转化为Cr(Ⅲ),必须控制溶液的pH≤3.5,Fe/Cr(摩尔比)位于7.0—10.0之间;为使Cr(Ⅲ)全部转化为Cr(OH)_3沉淀,pH应保持在7.5—8.5之间较好,但不得高于9.0,低于5.6。     

一株Cr(Ⅵ)还原菌的筛选鉴定及其还原特性研究

从山西某铬渣堆场土壤中分离得到一株能还原Cr(Ⅵ)的细菌C2L,通过形态特征、生理生化反应和分子生物学鉴定确定该菌株为霍氏肠杆菌(Enterobacterhormaechei).该菌株能在较宽的pH 值(5~9)和温度(25~45 ℃)范围内还原Cr(Ⅵ),最佳反应条件为pH8和30 ℃.在Cr(Ⅵ)初始浓度为50、100、200、400、800 mg·L^-1时,C2L菌株对Cr(Ⅵ)的还原效率分别为99.3%、94.2%、85.6%、82.1%、58.2%.实验结果表明,该菌株在高Cr(Ⅵ)浓度下仍可表现出良好的还原能力,具有独特的还原Cr(Ⅵ)性能,在处理Cr(Ⅵ)污染土壤中存在极大的应用潜力.     

腐植酸、EDTA、Cr(Ⅵ)调控猪粪尿废水异化Fe(Ⅲ)还原偶联VFAs的转化能力比较

以人工合成Fe(OH)3作为电子受体,在猪粪尿废水中添加具有铁还原能力的菌株,厌氧恒温培养,通过对猪粪尿废水中添加不同浓度腐植酸、EDTA、Cr(Ⅵ),揭示3种典型理化因素调控猪粪尿废水中异化Fe(Ⅲ)还原偶联挥发性脂肪酸(Volatile fatty acids,VFAs)转化能力。结果表明,电子穿梭体腐植酸促进Fe(Ⅲ)还原,加速VFAs降解,而络合剂EDTA和重金属Cr(Ⅵ)则会阻碍Fe(Ⅲ)还原,减缓VFAs降解。虽然三种影响因子影响机理不同、途径不同,但最终Fe(Ⅲ)还原和VFAs平衡点不变。     

季也蒙毕赤酵母菌还原Cr（Ⅵ）的特性研究

从喂食聚乙烯塑料印度谷螟(Plodia interpunctella (Hübener))幼虫的肠道液中分离筛选出1株能还原Cr(Ⅵ)的酵母菌ZJH-1,通过形态特征和分子生物学鉴定该菌株为季也蒙毕赤酵母菌(Pichia guilliermondii)。该菌株对Cr(Ⅵ)的最小抑菌浓度(MIC)为17mmol/L,在含有50mg/L Cr(Ⅵ)的条件下,对其他重金属的MIC分别为Cu(Ⅱ)13 mmol/L、Pb(Ⅱ)6 mmol/L、Ag(Ⅰ)4 mmol/L、Mn(Ⅱ)16 mmol/L、Ni(Ⅱ)3mmol/L、Co(Ⅱ)3mmol/L、Cd(Ⅱ)0.9mmol/L和Hg(Ⅱ)0.2mmol/L。以Cr(Ⅵ)还原率为指标,考察了温度、pH、接种量、供电子体以及不同重金属离子对Cr(Ⅵ)还原率的影响,结果表明:在酵母浸出粉胨葡萄糖液体培养基(YPD)中,菌株ZJH-1还原Cr(Ⅵ)的较优pH和温度分别为9.0和40℃;在最适条件下,接种量为8%时,Cr(Ⅵ)的还原效果最佳;当葡萄糖作为供电子体时,48h内Cr(Ⅵ)的还原率为100%;菌株在含有不同重金属离子的培养液中,除Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)和Co(Ⅱ)外,菌株ZJH-1还原Cr(Ⅵ)的能力和生长能力均受到抑制,抑制顺序为Mn(Ⅱ)Hg(Ⅱ)Ag(Ⅰ)Ni(Ⅱ)Cd(Ⅱ)。对菌株ZJH-1还原Cr(Ⅵ)能力的初步研究结果表明,菌株ZJH-1在Cr(Ⅵ)污染修复中具有良好的应用潜力。     

纳米Fe2O3光催化还原Cr(Ⅵ)的研究

用纳米Fe2O3悬浮体系成功地进行了光催化还原Cr(Ⅵ)，提出了光催化还原Cr(Ⅵ)的最佳条件，确立了在溶液中H2SO4浓度为0．5mol/dm^3，在质量浓度为80mg/dm^3的50cm^3Cr(Ⅵ)溶液中，催化剂用量为0.2g，光照时间5h，Cr(Ⅵ)的光还原率达87％以上。同时，还探讨了无机离子对光催化还原Cr(Ⅵ)的影响。试验结果表明：纳米Fe2O3光催化还原Cr(Ⅵ)是可行的，符合一级反应速率方程：InC=-0．3623t 3．908。     

溶液化学环境对Cr（Ⅵ）和As（Ⅴ）在农田土壤中吸附和垂向迁移的影响

选择工业固体废物附近的农田土壤,研究共存金属离子、无机盐、有机质、pH值及温度对土壤吸附Cr(Ⅵ)和As(Ⅴ)的影响.结果表明,在众多影响因素中,pH值和KH2PO4是对Cr(Ⅵ)和As(Ⅴ)吸附影响最明显的两个因素,pH值的升高(2.0～8.0)和KH2PO4(0.01～1.0 mol·L-1)的存在不利于Cr(Ⅵ)和As(Ⅴ)的吸附.利用土柱淋溶实验考察pH值和KH2PO4对Cr(Ⅵ)和As(Ⅴ)在土壤中迁移、转化的影响发现,较高的pH值(7.0)和KH2PO4(0.1 mol·L-1)的存在有利于Cr(Ⅵ)和As(Ⅴ)的迁移.低pH(4.0)下的淋溶增加了土壤中交换态Cr和As的相对和绝对含量,提高了重金属的生物可利用性.高pH(7.0)及KH2>PO4>存在时的淋溶减小了交换态Cr和As的含量,降低了重金属的生物可利用性.淋溶实验后,土壤中分别平均有95%的Cr(Ⅵ)和11%As(Ⅵ)发生了还原反应生成了Cr(Ⅲ)和As(Ⅲ).从而在一定程度上降低了Cr(Ⅵ)和As(Ⅴ)的迁移性.     

克雷伯氏菌(Klebsiella)Z3的分离鉴定 和对铬(Ⅵ)还原特性研究

从河南某矿渣堆放区土壤中筛选到1株高效还原Cr(Ⅵ)的菌株,经形态观察、生理生化特性鉴定以及16S rRNA核酸序列系统发育分析,该菌株为克雷伯氏菌(Klebsiella),命名为Z3。抗逆分析表明,Z3是1株嗜碱耐盐的好氧菌。通过正交优化试验确定Z3还原Cr(Ⅵ)的最适温度为36℃,最适p H值为9. 0,对70 mg·L-1Cr(Ⅵ)在24 h的还原率高达92%。Cr(Ⅵ)还原动力学分析表明,在静息条件下,Z3对Cr(Ⅵ)的还原呈现零级反应动力学特征;在生长状态下,Z3对Cr(Ⅵ)的还原呈现一级反应动力学特征。     

1株Cr(Ⅵ)抗性菌株的筛选鉴定及去除Cr(Ⅵ)特性

从东北林业大学林场土壤中筛选分离出1株六价铬[Cr(Ⅵ)]抗性菌株ng 05,经形态、生理生化分析及16S r DNA序列比对研究其分类;同时研究反应温度、溶液p H值以及Cr(Ⅵ)初始质量浓度对该菌去除Cr(Ⅵ)效果的影响,进而确定最佳去除条件;此外,利用傅氏转换红外线光谱分析仪(FTIR)研究菌株去除的机制。结果表明,该菌株为芽孢杆菌属;最佳反应温度为35℃,溶液p H值为9,Cr(Ⅵ)初始质量浓度为5 mg/L,在此条件下可以达到很好的去除效果,菌株ng 05对Cr(Ⅵ)的去除效率高达99%以上;对比反应前后的红外光谱图可知,菌体表面的羟基作为电子供体将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ),氨基、羧基、C—H与Cr(Ⅲ)在菌体表面形成络合物。     

黑土无机纳米微粒对Cr(VI)光催化还原的试验条件研究

从黑土中提取铁、铝氧化物为主的无机纳米微粒,在紫外光照射下光催化还原Cr(Ⅵ),研究其行为及影响因素。结果表明:对50 mL反应液[(Cr(Ⅵ)质量浓度30 mg/L,黑土无机纳米微粒质量浓度6.5 mg/mL,H2SO40.5 mol/L]光照时间7 h,Cr(Ⅵ)的光催化还原率在90%以上,符合一级反应速率方程lnc=-0.366t 3.489。芳香族化合物对Cr(Ⅵ)的光催化还原有一定影响。     

树脂负载Fe(Ⅲ)/Cu(Ⅱ)非均相光Fenton体系降解罗丹明B模拟废水研究

采用浸渍法制备负载有Fe(Ⅲ)/Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cu(Ⅱ)的阳离子交换树脂(R)催化剂,在H_2O_2和节能灯照射条件下降解罗丹明B(Rh B)模拟印染废水。在H_2O_2浓度为20 mmol/L、曝气、30℃和光照条件下,0.05 g/L Fe(Ⅲ)/Cu(Ⅱ)/R催化剂在29 h内将20 mg/L的Rh B溶液降解完全,30 h后COD去除率为73.7%,且Fe(Ⅲ)/Cu(Ⅱ)/R催化剂具有最大的反应速率。Fe(Ⅲ)/Cu(Ⅱ)/R催化剂的稳定试验和重复试验表明,该催化剂在78 h光催化反应后,溶液中含有的Fe(Ⅲ)和Cu(Ⅱ)浓度分别为0.5和0.2 mg/L,且在连续使用6次后仍具有较高的催化效率。Fe(Ⅲ)/Cu(Ⅱ)/R催化剂对Rh B的较高催化性能主要归因于铁、铜离子间的协同作用及光照的共同作用。     

硫掺杂零价铁去除Cr（Ⅵ）的机理及环境影响因素

为提高对六价铬[Cr_2O_7~(2-),Cr(Ⅵ)]的去除能力,采用硫代硫酸钠对零价铁(ZVI)进行改性。采用吸附实验研究所制备的硫化零价铁(S-ZVI)在不同环境条件下对溶液中Cr(Ⅵ)的去除能力,结合对材料的表征分析,探讨了S-ZVI去除Cr(Ⅵ)的机理。结果表明:硫掺杂后形成FeSx并覆盖在ZVI表层,所得S-ZVI的表面积约为ZVI的2倍。硫化改性有效地提高了材料对水体中Cr(Ⅵ)的吸附和还原能力。在pH为3时的吸附数据更符合准二级动力学模型和Langmuir吸附等温模型,其中S-ZVI对Cr(Ⅵ)的去除量约为ZVI的3倍。反应后材料的解吸实验和XPS分析显示Cr(Ⅵ)大部分被还原为Cr(Ⅲ),并进一步被吸附沉淀。硫化改性提高了ZVI的导电能力,从而提高了ZVI在Cr(Ⅵ)还原过程中的电子传递速率。低pH值和高温更有利于两种吸附剂对Cr(Ⅵ)的去除,而腐植酸(HA)抑制Cr(Ⅵ)的去除。因此,S-ZVI对Cr(Ⅵ)的去除包括还原、吸附和共沉淀机制,S-ZVI较好的性能可能与其良好的电化学特性和较大的表面积有关。     

Fe(Ⅲ)异化还原对聚磷菌厌氧性能的影响

以污水处理厂活性污泥中主要除磷功能菌为研究对象,探讨了Fe(Ⅲ)的异化还原对菌株生长和除磷特性的影响,并比较了不同Fe(Ⅲ)的质量浓度和不同pH值条件下的情况。实验表明,Fe(Ⅲ)的异化还原有利于菌株的生长,促进了菌株释磷和厌氧吸磷。Fe(Ⅲ)质量浓度为0.078 g/L时,菌生长情况较好,厌氧释磷和吸磷效果较佳;pH=6.5时,菌株释磷和厌氧吸磷效果较好。     

微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度的关系

【目的】探讨水稻土中微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度之间的关系。【方法】以6种不同来源(吉林永吉、黑龙江东宁、天津宝坻、天津塘沽、四川邛崃和江西南昌)的水稻土为材料,对水稻土浸提液和泥浆进行厌氧培养试验,向培养体系中添加磷酸盐后,使土壤浸提液中磷酸盐质量浓度分别为30.97,61.94,123.88,247.66和371.64mg/L,泥浆培养体系中最终磷含量分别为52,103,206,413和619mg/kg,均以不添加磷酸盐为对照,测定培养期间土壤浸提液和泥浆中Fe(Ⅱ)、有效磷含量的变化。【结果】在土壤浸提液培养试验中,添加30.97mg/L的磷酸盐对微生物Fe(Ⅲ)还原过程有明显促进作用,而高质量浓度(371.64mg/L)磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原具有明显抑制作用;采自江西南昌和四川邛崃的水稻土浸提液中Fe(Ⅲ)还原比较迅速,而采自吉林永吉和天津塘沽的土壤浸提液中Fe(Ⅲ)还原较为缓慢;采自天津宝坻和四川邛崃的土壤浸提液中Fe(Ⅲ)还原微生物对磷酸盐质量浓度的适应范围较大,采自江西南昌、吉林永吉、黑龙江东宁的酸性水稻土浸提液中Fe(Ⅲ)还原微生物对磷酸盐质量浓度变化比较敏感;有效磷质量浓度在不同pH值的土样中表现出不同的变化趋势,采自江西南昌、吉林永吉、黑龙江东宁的酸性土壤浸提液体系中有效磷质量浓度没有明显改变,而采自天津宝坻、四川邛崃、天津塘沽的石灰性土壤浸提液体系中有效磷质量浓度在培养初期呈降低趋势。在泥浆厌氧培养试验中,磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原的影响程度与土壤浸提液的培养试验相比明显减弱,通过Fe(Ⅲ)还原特征参数可以看出,不同磷酸盐处理间仍然存在一定的显著性差异。在酸性水稻土中,被固持的有效磷随Fe(Ⅲ)还原过程的进行被不断释放,有效磷的增加幅度与Fe(Ⅲ)还原能力的排序一致;在碱性水稻土中,加入的磷酸盐在培养前期被大量固定,有效磷含量均明显降低。【结论】厌氧环境中的微生物Fe(Ⅲ)还原过程与磷酸盐质量浓度相互影响,高质量浓度磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原均具有明显的抑制作用。磷酸盐对Fe(Ⅲ)还原的影响与pH值有关,在酸性条件下,随着Fe(Ⅲ)被微生物还原成Fe(Ⅱ),被吸附的磷得以释放,有效磷质量浓度增加;在碱性条件下,有效磷质量浓度随Fe(Ⅲ)被还原而降低。     

羟基铝改性有机膨润土对Cr(Ⅵ)吸附效果的研究

采用羟基铝改性有机膨润土(organic bentonite modified by hydroxy aluminum,OBA),以提高改性有机膨润土(organic bentonite,OB)对Cr(Ⅵ)的吸附能力。探讨了OBA用量、温度和p H值对Cr(Ⅵ)吸附能力的影响,以及OBA对Cr(Ⅵ)的吸附热力学和吸附动力学过程。结果表明,OBA对Cr(Ⅵ)的吸附能力显著高于OB;温度越高,吸附能力越差,最佳温度为25℃左右;在酸性条件下,p H值对OBA吸附Cr(Ⅵ)的影响较小;在碱性条件下,随着p H值提高,其吸附率降低;OBA对Cr(Ⅵ)的吸附符合Langmuir吸附等温曲线,最大吸附量为14.992 5 mg·g-1;OBA对Cr(Ⅵ)的吸附动力学方程符合伪二级动力学方程;OBA吸附Cr(Ⅵ)后可以脱附再生,但是,脱附再生后,Cr(Ⅵ)的吸附能力降低。     

Fe(Ⅲ)对不同来源溶解性有机质的光化学活性的影响

为研究水环境中普遍存在的Fe(Ⅲ)对溶解性有机质(DOM)的光化学活性的影响,分别以糠醇(FFA)、对氯苯甲酸(pCBA)和2,4,6-三甲基苯酚(TMP)作为1O2、·OH和3DOM*的分子探针,研究了不同光源和pH条件下,Fe(Ⅲ)对不同DOM产生1O2、·OH的稳态浓度和TMP降解的反应速率的影响。结果表明:汞灯照射下DOM产生活性物种的能力显著高于氙灯照射条件下,说明光强越大,DOM产生的活性物种越多;不同光源和pH条件下,不同DOM产生活性物种的能力是不同的,总体上表现为Suwannee河腐植酸(SRHA)和Suwannee河天然有机物(SRNOM)具有更高的1O2和·OH生成效能,而污水处理厂二级出水有机物(EfOM)具有更高的3DOM*生成效能。低浓度的Fe(Ⅲ)(10μmol·L~(-1))对DOM产生活性物种的能力无显著影响,高浓度的Fe(Ⅲ)(25～50μmol·L~(-1))则会抑制DOM产生活性物种的能力,且随Fe(Ⅲ)浓度的增加,抑制效应增强。DOM/Fe溶液的E2/E3值随Fe(Ⅲ)浓度的增加而逐渐减小,其与单一DOM/Fe体系产生的1O2、·OH的稳态浓度以及TMP的光降解反应速率常数具有正相关关系。在实际水体中,Fe(Ⅲ)的存在可能会抑制DOM的光化学活性,进而抑制水体中有机污染物的光化学转化,导致有机污染物的生态风险提高。     

氧化锰(γ-MnO2)氧化Cr(Ⅲ)的影响因素研究

[目的]研究土壤氧化锰对Cr(Ⅲ)的氧化反应。[方法]以γ-MnO_2为研究对象,研究了pH、陪伴离子等溶液因素及陪伴矿物对Cr(Ⅲ)氧化的影响。[结果]在0.1~1.0 mmol/L Cr(Ⅲ)溶液中,Cr(Ⅵ)生成量随Cr(Ⅲ)浓度的升高而增大,未达到γ-MnO_2最大氧化容量。Cr(Ⅲ)氧化过程分为快、慢2个阶段,初期较为迅速,而后期则较为缓慢。提高pH抑制了Cr(Ⅲ)氧化,其主要原因是羟基态Cr(Ⅲ)的活性较游离态低;Cu(II)存在同样不利于Cr(Ⅲ)氧化,这时因为前者亦可被γ-MnO_2吸附,从而占据表面氧化位点;同时,Cr(Ⅲ)与EDTA和柠檬酸形成络合物后,也较难被氧化。当氧化铝与γ-MnO_2共存时,由于二者存在竞争吸附Cr(Ⅲ),因而也不利于Cr(Ⅲ)向Cr(Ⅵ)转化。[结论]该研究可为全面了解Cr(Ⅵ)污染风险提供科学依据。