CN111717981A - 一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法 - Google Patents
一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法 Download PDFInfo
- Publication number
- CN111717981A CN111717981A CN202010583807.8A CN202010583807A CN111717981A CN 111717981 A CN111717981 A CN 111717981A CN 202010583807 A CN202010583807 A CN 202010583807A CN 111717981 A CN111717981 A CN 111717981A
- Authority
- CN
- China
- Prior art keywords
- oxalic acid
- nabh
- reduction
- concentration
- hexavalent chromium
- Prior art date
- Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
- Granted
Links
Images
Classifications
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F1/00—Treatment of water, waste water, or sewage
- C02F1/70—Treatment of water, waste water, or sewage by reduction
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F2101/00—Nature of the contaminant
- C02F2101/10—Inorganic compounds
- C02F2101/20—Heavy metals or heavy metal compounds
- C02F2101/22—Chromium or chromium compounds, e.g. chromates
Landscapes
- Life Sciences & Earth Sciences (AREA)
- Hydrology & Water Resources (AREA)
- Engineering & Computer Science (AREA)
- Environmental & Geological Engineering (AREA)
- Water Supply & Treatment (AREA)
- Chemical & Material Sciences (AREA)
- Organic Chemistry (AREA)
- Treatment Of Water By Oxidation Or Reduction (AREA)
Abstract
一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,属于污水处理技术领域。本发明的目的是为了进一步强化水体中Cr(VI)的处理效果,所述方法步骤如下:将草酸钠倒入含有Cr(VI)的溶液中,混合均匀,调节混合溶液的pH为3~7,控制溶液中Cr(VI)与草酸的摩尔浓度比为1.92:0.10~10;在650r/min的搅拌情况下,加入粉末状的NaBH4还原剂,搅拌均匀5min,沉降15min或20h。本发明使用的还原剂和强化剂具有无毒、安全、环保等优点,操作简单、方便。通过草酸对NaBH4水解的催化作用,使得NaBH4的还原能力大幅度提高,在适量的草酸浓度下,Cr(VI)还原率得到有效提高,此过程中草酸并未被消耗而可循环利用。
Description
技术领域
本发明属于污水处理技术领域,具体涉及一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法。
背景技术
铬及其化合物是一种重要的化工产品,广泛应用于木材防腐、皮革鞣制、电镀和金属加工等领域。Cr(VI)被认为是所有铬化合物中毒性最大的,其毒性大约是Cr(III)的300倍。在水环境中,Cr(VI)在整个pH范围内都是可溶的,因此具有很高的迁移率,这加剧了其潜在的危害。此外,Cr(VI)在强酸性条件下是一种强氧化剂,当与还原剂或具有可氧化官能团的有机分子共存时,Cr(VI)很容易变得不稳定并转化为Cr(III)。在特定的反应条件下,水环境中存在许多可以降低Cr(VI)的有机化合物,包括醛、酮、酚、羧酸和芳香烃。但对于大多数有机化合物,由于其还原能力有限,Cr(VI)的还原速率非常缓慢。此外,天然水体的酸性不足,即使存在还原性物质,Cr(VI)转化为Cr(III)的速度也很慢。因此,一旦Cr(VI)进入水体,就会成为一种持久性无机污染物。尽管人们认为环境中绝大多数的Cr(VI)来自人类活动,然而,在自然条件下,Cr(III)氧化为Cr(VI)也会助力于增加环境中Cr(VI)的含量。因此,有必要对含Cr(VI)和Cr(III)的废水进行人为干预,以降低Cr(VI)和总铬(CrT)排放量。
草酸是一种具有还原性的小分子二元羧酸([E0(CO2/H2C2O4)]=-0.49),是自然界中最常见的小分子酸。草酸及其盐类通常存在于天然水中,用于许多工业过程,包括制药,木材防腐,化学合成,金属表面清理与处理,纺织印染,皮革加工,催化剂制备,冶金。它们与某些过渡金属元素结合时也表现出很强的配位性,从而形成可溶性配合物,从而大大提高了它们的溶解度。草酸和草酸盐作为还原剂或促进剂处理Cr(VI)已得到广泛的研究。尽管如此,与其他有机化合物类似,草酸或草酸盐单独还原Cr(VI)的速度非常缓慢。Mn2+、Fe3+、Al3+、光照和光催化材料能够促进草酸或草酸盐对Cr(VI)的还原。通常利用电子供体来增强Cr(VI)的光催化还原,即利用太阳光或紫外光的诱导作用,建立“Cr(VI)–草酸–还原材料”体系。然而,即使在较低的pH下,低浓度Cr(VI)的完全还原也需要几十分钟到几个小时,式(1)给出了Cr(VI)还原为Cr(III)和草酸氧化为CO2的总反应式。
NaBH4作为一种反应条件温和的还原剂,在中性甚至弱碱性条件下都能还原Cr(VI),NaBH4的水解能自然提高溶液体系的pH,无需添加沉淀剂即可完成Cr(III)的自然沉降。此外,NaBH4水解可以被催化,这样在较高的pH条件下几乎可以完全去除Cr(VI),并且可以产生大量可回收的H2。因此,NaBH4对高浓度Cr(VI)的处理具有一定的应用潜力。
目前,高浓度Cr(VI)废水处理策略主要是将Cr(VI)转化为低价态的Cr(III),常见的化学还原法以铁及其亚铁盐或硫化物、亚硫酸盐和水合肼为还原剂。硫系还原剂的问题主要是对pH要求极为苛刻,初始pH需控制在1.0~3.0;此外,还原剂需要过量投加3.5~5倍,直接导致成本增加和产生浓度较高的含硫废水;尤其值得指出的是,还原剂局部浓度过高可产生有毒的SO2气体,导致严重的二次污染。
发明内容
本发明的目的是为了进一步强化水体中Cr(VI)的处理效果,提供一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法。
为实现上述目的,本发明采取的技术方案如下:
一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,所述方法步骤如下:
步骤一:将草酸钠加入含有Cr(VI)的溶液中,混合均匀后形成混合溶液,控制所述混合溶液中草酸钠的浓度为0.1~10mM;所述含有Cr(VI)的混合溶液中Cr(VI)的浓度为1~100mg/L;
步骤二:调节混合溶液的pH为3~7,控制溶液中Cr(VI)与草酸的摩尔浓度比为1.92:0.1~10;
步骤三:在650r/min的搅拌情况下,加入粉末状的NaBH4还原剂,搅拌均匀5min,所述NaBH4还原剂与含有Cr(VI)的溶液的添加比例为0.02~0.12g:550mL;
步骤四:沉降15min或20h。
本发明相对于现有技术的有益效果为:采用化学还原技术将Cr(VI)转化为Cr(Ⅲ)是解决高浓度Cr(VI)废水的有效途径,也是工业废水常用的处理方法。尽管化学还原方法在理论和技术上都比较成熟,但它们需要过量的还原剂和强酸环境,才能取得良好的效果。常见的还原剂为Na2S2O5和Na2SO3,两者在强酸条件下使用易生成SO2而造成空气污染,在pH大于3的条件下,又表现为对Cr(VI)的还原速率缓慢和还原率有限。NaBH4作为一种反应条件温和的还原剂,水解的副产物之一是H2,安全无毒且回收价值高。因此,以NaBH4代替硫还原剂,可以减轻SO2和硫酸根离子对环境的潜在释放,具有潜在的应用价值。本发明基于NaBH4水解反应可被催化,经催化后的NaBH4还原能力有较大幅度提升,故选用草酸为强化剂,在适量的草酸浓度下,强化NaBH4还原Cr(VI),结果表明Cr(VI)还原率得到有效提高,5min可实现Cr(VI)的快速完全还原,此过程中草酸并未被消耗而可循环利用。
本发明使用的还原剂和强化剂具有无毒、安全、环保等优点,操作简单、方便。通过草酸对NaBH4水解的催化作用,使得NaBH4的还原能力大幅度提高,在适量的草酸浓度下,具有强化NaBH4还原Cr(VI),Cr(VI)还原率得到有效提高,在pH3.0条件下,5min即可实现100mg/L Cr(VI)的快速且完全还原,此过程中草酸并未被消耗而可循环利用。
本发明中,相比于硫系还原剂,NaBH4还原Cr(VI)的同时可产生高纯度高附加值的H2能源,这相比于Na2S2O5、Na2SO3等所产生副产物SO2具有更加明显的优势,可以减轻SO2和硫酸根离子对环境的潜在释放,具有一定的应用前景。通过NaBH4与草酸的配合使用,使得草酸对NaBH4水解起到促进作用,可提高NaBH4在较高pH条件下对Cr(VI)的还原率,解决NaBH4还原。
附图说明
图1为草酸浓度对Cr(VI)–草酸–NaBH4中Cr(VI)还原和CrT去除的影响示意图;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0~10mM,pH=3.0,0.10g NaBH4,650r/min搅拌5min,静沉15min;
图2为草酸浓度对NaBH4-CaO处理Cr(VI)时的CrT去除和浊度的影响示意图;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0~2.0mM,pH=3.0,0.10g NaBH4,650r/min搅拌5min,0.3CaO,继续以650r/min搅拌0.5min,静沉15min;
图3为草酸浓度对NaBH4-CaO处理Cr(VI)时的Cr(III)沉淀的影响示意图;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0~2.0mM,pH=3.0,0.10g NaBH4,650r/min搅拌5min,0.3CaO,继续以650r/min搅拌0.5min,静沉15min;
图4为NaBH4投加量对Cr(VI)–草酸–NaBH4体系中Cr(VI)还原的影响;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0~10.0mM,pH=3.0,0.02~0.12g NaBH4,650r/min搅拌5min,静沉15min;
图5为初始pH对Cr(VI)–草酸–NaBH4体系中Cr(VI)还原的影响示意图;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0,0.20,2.0,10.0mM,pH=3.0~8.0,0.10g NaBH4,以650r/min搅拌5min,静沉15min;
图6为离子形态分布图;[草酸]=10mM,温度25℃,离子强度I=0.01;
图7为pH变化曲线图;[草酸]=0~10mM;
图8为草酸浓度对草酸–Cr(VI)–Na2S2O5体系中Cr(VI)还原的影响示意图;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0~10mM,pH=3.0,0.10~0.30g Na2S2O5和Na2SO3,650r/min搅拌5min,静沉15min;
图9为草酸浓度对草酸–Cr(VI)–Na2SO3体系中Cr(VI)还原的影响示意图;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0~10mM,pH=3.0,0.10~0.30g Na2S2O5和Na2SO3,650r/min搅拌5min,静沉15min;
图10为草酸浓度对NaBH4水解产H2的影响示意图;[草酸]=0~10mM,pH=3.0,0.10g NaBH4,650r/min搅拌20min;
图11为浊度与吸光度的关系图;
图12为浊度变化曲线图;[Cr(VI)]0=100mg/L,[草酸]=0,0.10,0.20,0.30,0.40mM,pH=3.0,0.10g NaBH4,650r/min搅拌5min,静沉时间0~20h;
图13为草酸浓度对Cr(III)在固液两相分布的影响图,静沉15min;
图14为草酸浓度对Cr(III)在固液两相分布的影响图,静沉20h;
图15为Na2C2O4和Cr(OH)3的红外光谱图;Cr(OH)3制备:1M NaOH逐滴滴入CrCl3溶液中,得到的絮体经过滤干燥步骤;
图16为不同体系得到沉淀物的XRD衍射图;
图17为红外光谱图对比图;(a)Cr(VI)–NaBH4体系获得的沉淀物;(b)0.10mM草酸–Cr(VI)–NaBH4体系获得的沉淀物;(c)0.20mM草酸–Cr(VI)–NaBH4体系获得的沉淀物;(d)0.30mM草酸–Cr(VI)–NaBH4体系获得的沉淀物;
图18为絮体或胶体AFM图像,Cr(VI)–0.10g NaBH4体系,静沉15min;
图19为絮体或胶体AFM图像,Cr(VI)–0.10g NaBH4体系,静沉20h;
图20为絮体或胶体AFM图像,0.10mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4,静沉15min;
图21为絮体或胶体AFM图像,0.10mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4,静沉20h;
图22为絮体或胶体AFM图像,0.40mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4,静沉15min;
图23为絮体或胶体AFM图像,0.40mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4,静沉20h。
具体实施方式
下面结合附图和实施例对本发明的技术方案作进一步的说明,但并不局限于此,凡是对本发明技术方案进行修改或者等同替换,而不脱离本发明技术方案的精神和范围,均应涵盖在本发明的保护范围中。
具体实施方式一:本实施方式记载的是一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,所述方法步骤如下:
步骤一:将草酸钠加入含有Cr(VI)的溶液中,混合均匀后形成混合溶液,控制所述混合溶液中草酸钠的浓度为0.1~10mM;所述含有Cr(VI)的混合溶液中Cr(VI)的浓度为1~100mg/L;
步骤二:调节混合溶液的pH为3~7,控制溶液中Cr(VI)与草酸的摩尔浓度比为1.92:0.1~10;
步骤三:在650r/min的搅拌情况下,加入粉末状的NaBH4还原剂,搅拌均匀5min,以实现Cr(VI)与还原剂的充分接触;所述NaBH4还原剂与含有Cr(VI)的溶液的添加比例为0.02~0.12g:550mL;
步骤四:沉降15min或20h。
具体实施方式二:具体实施方式一所述的一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,步骤二中,使用1.2M盐酸调节溶液pH。
具体实施方式三:具体实施方式一所述的一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,步骤二中,当Cr(VI)与草酸的摩尔浓度比为1.92:0.10~2.0时,加入CaO作为絮凝剂和沉淀剂,去除还原得到的三价铬,以650r/min搅拌0.5min,以确保CaO完全分散;在300r/min的慢速搅拌模式下混凝5min,然后沉降15min。
具体实施方式四:具体实施方式一所述的一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,步骤三中,所述NaBH4还原剂与含有Cr(VI)的混合溶液的添加比例为0.10~0.12g:550mL。
实施例1:
向100mg/L高浓度Cr(VI)废水中加入草酸,使得Cr(VI)与草酸的摩尔比为1.92:10,采用1.2M HCl调节上述含草酸的Cr(VI)废水的pH至3.0,然后向废水中投加0.10~0.12g NaBH4,此时,Cr(VI)、草酸和NaBH4的摩尔比例为1.92:10:4.8~5.7(0.10~0.12g),Cr(VI)的还原率在99.1%以上。
液相部分用于分析浊度、CrT和Cr(VI)浓度等。沉淀物进行FTIR、AFM和XRD表征。一定浓度的Na2C2O4(CmM)加入到溶液中,根据体系的pH,溶液中主要存在的离子类型为HC2O4 -、C2O4 2-和H2C2O4,因此,当以总离子浓度C,可表示为C=[HC2O4 -]+[C2O4 2-]+[H2C2O4]。为了便于表达,在不区分离子类型的情况下,本发明中将这三种离子统称为草酸。
采用美国Perkinelmer的5300 DV型电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP–OES)测定液相中CrT的浓度。在测量之前,需调整样品的酸度,以确保呈胶体态的Cr(III)完全溶解。采用标准的1,5–二苯碳酰二肼法测定了液相中Cr(VI)的浓度,该法基于在酸性条件下形成的红紫色络合物,该络合物可在540nm波长处利用分光光度法定量。采用德国WTW的Turb555IR型浊度仪对不连续时间点的液体样品浊度进行测定。采用日本岛津的UV-2550型紫外可见分光光度计连续测定液体样品的浊度曲线。利用德国Bruker的Bioscope型原子力显微镜(AFM)在tapping模式下观察絮体的形态。利用分辨率为4cm-1的美国PerkinElmer的Spectrum One型红外光谱仪(FTIR)表征了固体样品的功能性质。采用传统的KBr压片法制备固体样品。波数范围为4000~400cm-1。采用德国Bruker的D8-ADVANCE型X射线衍射仪(XRD),测定了固体样品的物相,散射角设置为10°~90°,扫描速度设置为6°/min。
(1)草酸浓度对Cr(VI)还原和CrT去除的影响
在含有不同浓度草酸的Cr(VI)溶液中添加0.10g NaBH4,草酸浓度对Cr(VI)还原和CrT去除的影响如图1所示。由图可知,当草酸的浓度由0增加至0.40mM时,Cr(VI)的还原率几乎保持不变,这意味着草酸在这些实验条件下不起任何作用,进一步表明草酸在此体系中未能起到还原剂的作用,这与草酸还原Cr(VI)速率缓慢有关。然而,CrT的去除率却表现为逐渐降低,说明该体系产生的Cr(III)不能通过自沉淀而去除,当草酸浓度增加至0.4mM时,Cr(III)的沉降率接近于零。随着草酸浓度由1.0增加至10mM,Cr(VI)的还原率逐渐升高,可显著提高至最高99.1%。然而,由于Cr(III)几乎没有沉淀,CrT去除率接近于零,这与草酸和Cr(III)形成络合物有关。在Cr(OH)3·(H2O)3的八面体结构中,作为配体的H2O通过氢键与相邻的Cr(III)结合,随着Cr(OH)3逐渐老化,两个相邻且相同的Cr(III)中心将协同释放水分子,然后由相邻Cr(III)的OH配体取代,两个单体将结合形成一个羟基二聚体。然而,由于溶液中存在草酸配体,这些配体可能会填补水分子留下的空位,阻止相邻Cr(III)中心的OH配体加入空位,从而减少二聚体甚至聚合物的形成,使沉降更加困难。
在Cr(VI)还原反应进行5min时,加入一定量的CaO,CrT去除结果如图2所示,与图1相比,CaO的加入提高了0~2.0mM草酸–Cr(VI)–NaBH4体系中CrT的去除率,并在一定程度上降低了反应体系的浊度,这原于还原生成的Cr(III)在0~2.0mM草酸溶液几乎完全沉降,如图3所示。当CaO加入溶液中时,与水解产物Ca(OH)2(s)之间存在溶解平衡,生成OH-(aq)和溶解性的Ca2+(aq)。一些研究表明,高电荷的阳离子是一种有效的胶体破坏剂。因此,Cr(III)的快速沉降可能是由多价Ca2+离子对胶体的破坏作用所引起的。此外,Ca2+和草酸很容易形成几乎不溶的草酸钙(Ksp=2.32×10-9),这也可能有助于从Cr(III)–草酸络合物中释放草酸,减少草酸与Cr(III)的结合。
综上所述,1.0~10mM草酸可强化NaBH4对Cr(VI)的还原,且当草酸浓度处于0~2.0mM范围时,由还原所生成的Cr(III),可采用CaO为沉淀剂,以实现Cr(III)的快速沉降。
(2)NaBH4投加量对草酸存在下Cr(VI)还原的影响
将不同投加量的NaBH4添加到草酸–Cr(VI)溶液中,Cr(VI)还原效果如图4所示。当草酸浓度为0.20mM时,Cr(VI)的还原率与对照组相比无显著性差异,说明低浓度草酸根对NaBH4还原Cr(VI)无影响。当草酸浓度为2.0mM时,随着NaBH4投加量的增加,Cr(VI)还原率逐渐增大。此外,当草酸浓度为10mM时,它也表现出类似的趋势。通过比较相同投加量NaBH4对Cr(VI)还原的影响,结果表明,当NaBH4投加量大于0.06g时,10mM草酸比在2.0mM草酸更能促进NaBH4对Cr(VI)的还原。同时,当NaBH4投加量从0.02g增加到0.04g时,10mM草酸对NaBH4还原Cr(VI)的强化作用弱于对2.0mM草酸。因此,草酸和NaBH4的比例影响Cr(VI)的还原。当草酸和NaBH4的摩尔浓度比例在10:3.8~5.7(0.08~0.12g)时,Cr(VI)的还原率在97.8%以上;当草酸和NaBH4的摩尔浓度比例在10:4.8~5.7(0.10~0.12g)时,Cr(VI)的还原率在99.1%以上。
(3)初始pH对草酸存在下Cr(VI)还原和CrT去除的影响
不同pH条件下,草酸对NaBH4还原Cr(VI)的影响如图5所示。如图可知,当初始pH大于或等于6.0时,草酸对Cr(VI)的还原没有明显的影响;当初始pH为5.0时,10mM草酸对Cr(VI)的还原有强化作用,而在初始pH为3.0和4.0时,2.0mM和10mM草酸对Cr(VI)的还原均有强化作用。以上结果表明,初始pH对草酸强化NaBH4的还原行为有一定的影响,这可能与草酸在水溶液中的缓冲行为有关。
在水溶液中,草酸以H2C2O4、HC2O4 -和C2O4 2-离子形态存在,其分布取决于pH,如图6所示。pH在1.23~4.19之间,溶液中以HC2O4 -为主,而C2O4 2-在pH大于4.19情况下占优势。图7显示了将NaOH逐滴加入不同浓度的草酸溶液后,每个体系的pH变化。随着各溶液体系pH从3.0增加到10.0,pH曲线呈现由缓变到陡的变化趋势。草酸浓度越高,平缓区越宽,说明溶液体系对NaOH的缓冲能力随着草酸浓度的增加而增强(>1mM)。这可归因于溶液中共轭酸碱对HC2O4 -–C2O4 2-的存在,如式(2)所示。HC2O4 -因加入的OH-逐渐电离生成C2O4 2-,直到C2O4 2-的浓度足够大,从而产生了抑制HC2O4 -电离的同离子效应。当溶液体系中碱的引入并没有引起过大的pH变化,因此草酸对NaBH4还原Cr(VI)的影响可以归因于HC2O4 -–C2O4 2-所组成的缓冲体系,使Cr(VI)还原环境保持在较低的pH水平,Cr(VI)的氧化还原电位与pH密切相关,pH越低对Cr(VI)还原越有利。另一方面,pH越低,NaBH4作为还原剂的水解能力越强。
草酸浓度越高,缓冲能力越强,能抵抗NaBH4水解和Cr(VI)还原反应引起的pH升高,对Cr(VI)还原反应的促进作用越强,这可以解释图1所示的现象,由于草酸浓度较低,缓冲容量相对较弱,导致强化效果较差。此外,如图7所示,0.20mM和2.0mM草酸溶液在pH大于5.0时的缓冲能力基本上消失,因此处于此pH条件下的草酸起不到强化Cr(VI)还原的作用,如图5所示的结果正好说明了这一点。
综上所述,草酸对NaBH4还原Cr(VI)的强化作用受初始pH的影响。在pH3.0和4.0时,高浓度的草酸(10mM)对Cr(VI)还原的强化作用较强,Cr(VI)还原率可达到88.6%以上,而当pH小于5.0时,即使是高浓度的草酸(10mM),对Cr(VI)还原的强化作用不明显。这与HC2O4 -–C2O4 2-缓冲行为有关,较高的pH不利于其发挥缓冲作用。
(4)NaBH4与硫系还原剂的对比研究
图8和图9分别显示了两种还原剂,包括Na2S2O5和Na2SO3,对草酸-Cr(Ⅵ)溶液体系中Cr(VI)还原的影响。如图8所示,当草酸浓度从2.0增加至10mM时,其对0.10g Na2S2O5还原Cr(VI)的强化作用很小。Cr(VI)的还原率可从45.4%(0mM草酸)提高到52.7%(10mM草酸),而0.10g NaBH4处理的10mM草酸–Cr(VI)溶液中,Cr(VI)的还原率达到99.1%,如图1所示。当Na2S2O5用量为0.20g时,6~10mM草酸对Cr(VI)还原率有较弱的强化作用,最大可达98.9%。而0.30g Na2S2O5本身对Cr(VI)的还原程度较高,因此表现为草酸对Cr(VI)还原的强化作用不明显。从图9可以看出,在草酸–Cr(VI)溶液体系中,用0.10~0.30g的Na2SO3作为还原剂,2.0~10mM草酸的存在可以显著提高Cr(VI)的还原率。采用0.30g Na2SO3处理草酸–Cr(VI)溶液,Cr(VI)的最高还原率可达99.7%,与相同剂量的Na2S2O5的还原率相近,这与以往的研究不同。
表1显示了草酸–Cr(VI)–Na2S2O5和草酸–Cr(VI)–Na2SO3两个体系的在20min时的pH。草酸–Cr(VI)–0.10g Na2S2O5体系的pH随草酸浓度的增加而降低。已知Na2S2O5还原Cr(VI)是一个消耗H+的过程。如图8所示,随着草酸浓度的增加,Cr(VI)的还原率增加,因此,溶液体系中H+的消耗会逐渐增加,导致体系pH呈上升趋势。然而,这一趋势与表1所示的实际测量值相反,由此可推断溶液体系中的其他因素会影响体系的pH,一方面,pH降低可能是Na2S2O5自水解生成H+的结果,另一方面,来源于HC2O4 -–C2O4 2-的缓冲作用。草酸–Cr(VI)–0.10g Na2SO3体系的pH也遵循这一规律,即随着溶液中草酸浓度的增加,pH变小。这一现象与HC2O4 -–C2O4 2-的缓冲作用有关,它减缓了Na2SO3水解产生的OH-对Cr(VI)还原的负面影响,这与用NaBH4观察到的结果相似。
通过NaBH4与两种常见Cr(VI)还原剂对比可知,草酸对Na2S2O5还原Cr(VI)的强化作用不明显,而对高投加量的Na2SO3强化作用明显,然而达到99%以上的去除率,Na2SO3投加量是NaBH4的三倍,从节省还原剂的角度讲,草酸用于强化NaBH4更适合。
表1 Na2S2O5和Na2SO3处理草酸–Cr(VI)溶液后体系的pH(20min)
(5)草酸强化NaBH4还原去除Cr(VI)的潜在机制
a.草酸与NaBH4间的相互作用规律
通过向不同浓度的草酸水溶液中加入一定量的NaBH4,研究草酸与NaBH4的相互作用,结果如图10所示。当草酸浓度大于0.40mM时,NaBH4水解产H2的速率增加,说明草酸对NaBH4水解有一定的强化作用。NaBH4水解伴随着氧化还原反应,因此,水解能力提升的同时也强化了NaBH4的还原Cr(VI)的能力,并由此可以解释随着草酸浓度的增加Cr(VI)还原率的增加这一现象,如图1所示。
b.固相沉淀物的表征
制备了一系列浊度标准溶液。图11显示了浊度与吸光度之间的关系。由图可知,在600nm、650nm、680nm和700nm处,浊度与吸光度均呈良好的线性关系,因此,利用吸光度的变化来评价浊度的变化是可行的。图12显示了停止搅拌后0~0.40mM草酸–Cr(VI)–0.10gNaBH4反应系统的浊度变化。对于Cr(VI)–0.10g NaBH4对照体系,搅拌后0min浊度最高,然后在短时间内浊度迅速下降。这可能表明,所制备的Cr(III)是不溶性的Cr(OH)3,在停止搅拌前便大量生成,停止搅拌后迅速沉淀。而对于0~0.30mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4体系,出现最大浑浊的时间发生延迟。特别是对于0.3mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4体系,浊度从8h开始上升,然后在19h时达到最大值。如前所述,由此可以推断,0.30mM草酸的存在导致溶液中Cr(III)在前8h以稳定的胶体形式存在,胶体在凝聚成絮状物后,逐渐失稳并沉淀下来。不稳定过程可以解释为Cr(OH)3老化过程中,悬浮液在不同pH下的总含量变化。在碱性条件下,Cr(OH)3单体含量随老化时间的延长而降低,而低聚物和高低聚物含量则增加。对于0.40mM草酸–Cr(VI)–0.10g体系,浊度始终保持在较低水平,这表明生成的Cr(III)在0.40mM草酸溶液中稳定,很难形成胶体,这可归因于Cr(III)与草酸配体形成不易水解的可溶性或不溶性Cr(III)配合物。
图13和图14分别显示了在停止搅拌后的15min和20h时,0~0.40mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4体系中的Cr(III)在固液相中的分布。由Cr(VI)–0.10g NaBH4体系中获得的Cr(III)基本上在15min内完全沉淀,从图13可以看出,从0.10~0.20mM草酸–Cr(VI)–0.10g体系中获得的Cr(III)在静止15min后呈现少量沉淀,但沉降持续20h可分别达到84.3%和95.8%的沉淀率,如图14所示。0.30~0.40mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4体系生成的Cr(III)在15min时几乎没有沉淀,但在20h时分别达到15.3%和8.8%的沉淀率。由以上结果可以推断,随着草酸浓度的增加,草酸阻止Cr(III)沉淀的能力增强。然而,浓度为0.10~0.40mM的草酸不足以完全结合液相中的生成的Cr(III);作用在Cr(III)上的分子间作用力会使其逐渐聚集,直至随时间变化而沉淀,而其沉淀速率和程度取决于草酸浓度。
c.沉淀物形态和结构特征
图15显示了Na2C2O4、制备的Cr(OH)3和来自Cr(VI)–NaBH4体系的沉淀物的FTIR光谱。由于–COO-是一个多电子共轭物,其两个氧原子之间没有差别,因此没有观察到C–O弯曲振动吸收峰。当两个C=O振动耦合时,在1610~1560cm-1处会出现反对称拉伸振动,而在1440~1360cm-1处,由于对称拉伸振动会出现两个或三个吸收带,其强度比前者弱。因此,光谱中1637cm-1和1345cm-1处的C2O4 2-吸收带分别对应于C=O伸缩振动和781cm-1处的O–C=O弯曲振动。对于制备的Cr(OH)3,1633cm-1处的吸收峰可归因于与Cr(III)相连自由水的弯曲振动。在1560~1300cm-1区域有两条谱带,这可能来源于Cr(III)与羟基的相互作用,为羟基化合物的Cr–OH弯曲振动。860和500cm-1处的谱带归因于束缚水分子的弯曲振动。对于来自Cr(VI)–NaBH4体系的沉淀,其FTIR光谱与制备的Cr(OH)3相似。两个红外光谱的区别在于,制备的Cr(OH)3处于结晶状态,如图16所示,但Cr(VI)–NaBH4体系得到的沉淀为非晶态Cr(OH)3。已有研究表明,在含有结晶水的Cr(III)以Cr(OH)3·3H2O的形式存在。结晶态Cr(OH)3经加热干燥后,易失去结晶水,转变为非晶态。无定Cr(OH)3可表示为Cr(OH)3·xH2O,其中x小于3。因此,这些样品具有不同的结晶度,可能导致它们的红外光谱略有不同。
图17显示了0~0.30mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4体系静沉20h后获得的沉淀物的红外光谱图。比较Cr(VI)–0.10g NaBH4体系和0.10~0.30mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4体系产生的沉淀物,从草酸存在的体系中获得的沉淀物显示出五个新吸收峰,分别位于1708cm-1,1685cm-1,1407cm-1,1275cm-1和805cm-1。随着草酸浓度的增加,1483cm-1(仅归属于Cr(OH)3·xH2O)与1708cm-1,1685cm-1,1407cm-1,1275cm-1和805cm-1的峰强比值也逐渐增大。从这两类沉淀物的来源来看,它们之间唯一的区别是草酸的存在与否。由此可以推断,在这些沉淀物中观察到的新吸附峰来自草酸。这五条谱带与草酸谱图不一致的原因与草酸与Cr(III)配合物的形成有关。当Cr(III)与草酸配合时,O–C=O的电子云密度降低,多电子共轭体系消失,与C相连的两个O原子不再相同。因此,O–C=O的弯曲振动由781cm-1变为805cm-1,其中一个C=O的伸缩振动峰出现在1708cm-1和1685cm-1处,另一个C=O在1345cm-1处的伸缩振动峰变成了C–O,导致在1275cm-1处观察到吸收峰。1407cm-1处的新吸收峰可能是由Cr(III)与草酸配合形成的Cr–O振动,但由于这条谱带与1379cm-1处的Cr–OH弯曲振动非常接近,两个位置的峰都变成了复合峰,而且更宽。随着沉淀物中草酸含量的增加,Cr–O在沉淀物中的比例增加,1407cm-1处的峰值更明显。图16显示出了每个体系的沉淀物的XRD衍射图。相比之下,草酸–Cr(VI)–0.10g–NaBH4体系生成的沉淀物没有发现草酸结晶相,说明Cr(III)与草酸的配合作用破坏了草酸的晶体结构。
图18~23显示了静沉15min和20h后不同体系中的絮体或胶体的AFM图像。静沉15min的Cr(VI)–0.10g NaBH4体系产生的絮体小而致密,20h时絮体的形态变化不大。而0.10mM草酸–Cr(VI)–0.10g–NaBH4体系的胶体颗粒在15min时较疏松,沉淀困难,故形成较大的浊度,20h时颗粒结构致密,可能表现为由胶体向絮体转变的过程,从而形成沉淀。对于0.40mM草酸–Cr(VI)–0.10g NaBH4体系,在15min和20h时絮体的大小和形态没有显著变化,因此在20h时Cr(III)的沉淀率是有限的,如图14所示。
采用草酸强化NaBH4处理Cr(VI),Cr(VI)的还原率与初始pH、草酸浓度和NaBH4投加量有关。低浓度(0.10~0.40mM)草酸对NaBH4还原Cr(VI)几乎没有影响,但生成的Cr(III)的自沉降效应受到阻碍,这是由沉淀15min后Cr(III)的自沉降速率受到限制而决定的。然而,当自沉降时间延长到20h时,0.10~0.20mM草酸溶液中Cr(III)的沉淀率分别达到84.3%和95.8%,且草酸与可参与到Cr(III)沉淀物中。当草酸浓度大于或等于1.0mM时,草酸强化了NaBH4对Cr(VI)的还原。共轭酸碱对HC2O4 -–C2O4 2-缓冲作用强化了NaBH4水解生成OH-的过程,而OH-的生成同样促进了形态C2O4 2-的浓度,有利于共轭酸碱对的形成。具有较强缓冲作用的共轭酸碱对的总浓度越大,Cr(VI)的还原率越高。Na2SO3水解生成OH-的特性与NaBH4相似,这使HC2O4 -–C2O4 2-在促进Cr(VI)还原方面所发挥的作用更明显。而初始pH和NaBH4投加量影响体系的pH,影响HC2O4 -–C2O4 2-缓冲对中HC2O4 -和C2O4 2-分配比例的,对缓冲能力产生影响,从而影响NaBH4对Cr(VI)的还原。
Claims (4)
1.一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,其特征在于:所述方法步骤如下:
步骤一:将草酸钠加入含有Cr(VI)的溶液中,混合均匀后形成混合溶液,控制所述混合溶液中草酸钠的浓度为0.1~10mM;所述含有Cr(VI)的混合溶液中Cr(VI)的浓度为1~100mg/L;
步骤二:调节混合溶液的pH为3~7,控制溶液中六价铬离子与草酸的摩尔浓度比为1.92:0.1~10;
步骤三:在650r/min的搅拌情况下,加入粉末状的NaBH4还原剂,搅拌均匀5min,所述NaBH4还原剂与含有六价铬离子的溶液的添加比例为0.02~0.12g:550mL;
步骤四:沉降15min或20h。
2.根据权利要求1所述的一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,其特征在于:步骤二中,使用1.2M盐酸调节溶液pH。
3.根据权利要求1所述的一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,其特征在于:步骤二中,当六价铬离子与草酸的摩尔浓度比为1.92:0.10~2.0时,加入CaO作为絮凝剂和沉淀剂,去除还原得到的三价铬,以650r/min搅拌0.5min,在300r/min的慢速搅拌模式下混凝5min,然后沉降15min。
4.根据权利要求1所述的一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法,其特征在于:步骤三中,所述NaBH4还原剂与含有六价铬离子的混合溶液的添加比例为0.10~0.12g:550mL。
Priority Applications (1)
Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
---|---|---|---|
CN202010583807.8A CN111717981B (zh) | 2020-06-23 | 2020-06-23 | 一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法 |
Applications Claiming Priority (1)
Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
---|---|---|---|
CN202010583807.8A CN111717981B (zh) | 2020-06-23 | 2020-06-23 | 一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法 |
Publications (2)
Publication Number | Publication Date |
---|---|
CN111717981A true CN111717981A (zh) | 2020-09-29 |
CN111717981B CN111717981B (zh) | 2022-05-24 |
Family
ID=72568550
Family Applications (1)
Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
---|---|---|---|
CN202010583807.8A Active CN111717981B (zh) | 2020-06-23 | 2020-06-23 | 一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法 |
Country Status (1)
Country | Link |
---|---|
CN (1) | CN111717981B (zh) |
Cited By (2)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
CN113023949A (zh) * | 2021-03-17 | 2021-06-25 | 哈尔滨工业大学 | 一种催化还原耦合膜过滤强化去除六价铬的方法 |
CN113526731A (zh) * | 2021-07-26 | 2021-10-22 | 哈尔滨工业大学 | 一种六价铬-乙酸盐复合体系中六价铬的强化去除方法 |
Citations (4)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
CN104761084A (zh) * | 2015-04-08 | 2015-07-08 | 山东大学 | 一种基于还原沉淀的水中六价铬快速去除方法 |
CN104876318A (zh) * | 2015-05-29 | 2015-09-02 | 华中师范大学 | 一种二氧化锰/草酸物质还原去除六价铬的水处理方法 |
CN106929679A (zh) * | 2015-12-29 | 2017-07-07 | 核工业北京化工冶金研究院 | 一种硫酸中性浸出-还原法处理铬渣的方法 |
CN107699403A (zh) * | 2017-09-11 | 2018-02-16 | 济南大学 | 一种固体花岗岩表面除锈清洗剂的制备方法 |
-
2020
- 2020-06-23 CN CN202010583807.8A patent/CN111717981B/zh active Active
Patent Citations (4)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
CN104761084A (zh) * | 2015-04-08 | 2015-07-08 | 山东大学 | 一种基于还原沉淀的水中六价铬快速去除方法 |
CN104876318A (zh) * | 2015-05-29 | 2015-09-02 | 华中师范大学 | 一种二氧化锰/草酸物质还原去除六价铬的水处理方法 |
CN106929679A (zh) * | 2015-12-29 | 2017-07-07 | 核工业北京化工冶金研究院 | 一种硫酸中性浸出-还原法处理铬渣的方法 |
CN107699403A (zh) * | 2017-09-11 | 2018-02-16 | 济南大学 | 一种固体花岗岩表面除锈清洗剂的制备方法 |
Non-Patent Citations (1)
Title |
---|
SHENGXIN ZHAO AL ET.: "Enhanced Cr(VI) removal based on reduction-coagulation-precipitation by NaBH4 combined with fly ash leachate as a catalyst", 《CHEMICAL ENGINEERING JOURNAL》 * |
Cited By (3)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
CN113023949A (zh) * | 2021-03-17 | 2021-06-25 | 哈尔滨工业大学 | 一种催化还原耦合膜过滤强化去除六价铬的方法 |
CN113526731A (zh) * | 2021-07-26 | 2021-10-22 | 哈尔滨工业大学 | 一种六价铬-乙酸盐复合体系中六价铬的强化去除方法 |
CN113526731B (zh) * | 2021-07-26 | 2022-07-01 | 哈尔滨工业大学 | 一种六价铬-乙酸盐复合体系中六价铬的强化去除方法 |
Also Published As
Publication number | Publication date |
---|---|
CN111717981B (zh) | 2022-05-24 |
Similar Documents
Publication | Publication Date | Title |
---|---|---|
Gan et al. | Potential of titanium coagulants for water and wastewater treatment: Current status and future perspectives | |
Tong et al. | Magnetic Fe3O4-deposited flower-like MoS2 nanocomposites for the Fenton-like Escherichia coli disinfection and diclofenac degradation | |
CN111717981B (zh) | 一种基于草酸强化的NaBH4快速还原六价铬离子的方法 | |
Peng et al. | Activation of peroxymonosulfate (PMS) by spinel ferrite and their composites in degradation of organic pollutants: A Review | |
Zhou et al. | Facile synthesis of superparamagnetic β-CD-MnFe2O4 as a peroxymonosulfate activator for efficient removal of 2, 4-dichlorophenol: structure, performance, and mechanism | |
Wang et al. | High-efficient removal of arsenite by coagulation with titanium xerogel coagulant | |
Zhao et al. | Enhanced Cr (VI) removal based on reduction-coagulation-precipitation by NaBH4 combined with fly ash leachate as a catalyst | |
Njoya et al. | Performance and potential mechanism of Cr (VI) reduction and subsequent Cr (III) precipitation using sodium borohydride driven by oxalate | |
Zhang et al. | Zinc ferrite catalysts for ozonation of aqueous organic contaminants: phenol and bio-treated coking wastewater | |
Liu et al. | Efficient degradation of Rhodamine B in water by CoFe2O4/H2O2 and CoFe2O4/PMS systems: A comparative study | |
CN110894084B (zh) | 一种纳米零价铁负载材料及其制备方法和污水中六价铬的净化方法 | |
Song et al. | Ultrafast activation of peroxymonosulfate by reduction of trace Fe3+ with Ti3C2 MXene under neutral and alkaline conditions: Reducibility and confinement effect | |
Zhang et al. | Efficient As (III) removal directly as basic iron arsenite by in-situ generated Fe (III) hydroxide from ferrous sulfate on the surface of CaCO3 | |
CN102153183A (zh) | 纳米氧化铁-阳离子聚电解质耦合多元复合絮凝剂 | |
Guan et al. | Decomplexation of heterogeneous catalytic ozonation assisted with heavy metal chelation for advanced treatment of coordination complexes of Ni | |
Yue et al. | Design and coagulation mechanism of a new functional composite coagulant in removing humic acid | |
Hossain et al. | Preparation and characterization of TiO2 generated from synthetic wastewater using TiCl4 based coagulation/flocculation aided with Ca (OH) 2 | |
Poursaberi et al. | Application of synthesized nanoscale zero-valent iron in the treatment of dye solution containing basic yellow 28 | |
Liao et al. | Precise decomplexation of Cr (III)-EDTA and in-situ Cr (III) removal with oxalated zero-valent iron | |
Ghazzaf et al. | Synthesis of heterogeneous photo-Fenton catalyst from iron rust and its application to degradation of Acid Red 97 in aqueous medium | |
Pan et al. | Application of Fenton pre-oxidation, Ca-induced coagulation, and sludge reclamation for enhanced treatment of ultra-high concentration poly (vinyl alcohol) wastewater | |
Zong et al. | Assessing the performance of coral reef-like floc towards the removal of low molecular weight organic contaminant | |
Liu et al. | The interactions between Al (III) and Ti (IV) in the composite coagulant polyaluminum-titanium chloride | |
Chen et al. | Interface mechanisms of the catalytic ozonation of humic acids over siliceous ferrihydrite: Morphology, stability, and the catalytic process | |
Gadore et al. | SnS2 modified carbonate-intercalated Ni-Zn-Fe trimetallic LDH as a novel photocatalyst for persulfate activation: Influence of operational parameters, co-existing ions and organic compounds |
Legal Events
Date | Code | Title | Description |
---|---|---|---|
PB01 | Publication | ||
PB01 | Publication | ||
SE01 | Entry into force of request for substantive examination | ||
SE01 | Entry into force of request for substantive examination | ||
GR01 | Patent grant | ||
GR01 | Patent grant |