发布日期：2018-11-08 10:11 来源：活性炭网 作者：活性炭网 浏览数：
抽象 本文介绍了应用修复系统的可行性的研究，该系统将电动修复（EKR）与渗透性反应屏障（PRB）概念结合用于城市固体废物焚烧（MSWI）飞灰，活性炭作为PRB材料。 本研究的实验结果
在中国，燃烧发电厂发电所需的城市固体废物总容量每年呈指数增长。对电力的需求显著的不断增加，导致并加速通过垃圾焚烧（垃圾焚烧）产生的粉煤灰堆积1，2。在许多国家中，垃圾焚烧飞通过的不同的原始源焚烧产生的被归类为危险废物灰由于其高的重金属含量（HMS）和有毒含氯有机物3，4，5。目前，传统的开挖和填埋方法仍然是我国处理MSWI粉煤灰的主要方法，在一定条件下可能需要大量的市政土地和广泛的污染。存在许多用于重金属污染固体的补救处理的技术，包括物理分离和分离，固定，冲洗，毒性降低和植物修复。但是，考虑到这些技术用于与垃圾焚烧使用时飞灰，问题，包括不完整的金属去除，试剂和能量，低选择性的高消耗和二次废物的产生是不可避免的，并且难以减轻6，7，8。
近年来，电动修复已被证明是清理的有效工具重金属污染的细粒土，并吸引了显著瞩目重金属去除低渗透土壤9，10。电动力修复可以原位或非原位应用于受污染的土壤，沉积物，污水污泥和矿山尾矿，并且通常涉及通过将电极对嵌入污染的固体中而使低直流电流通过基质。从由EKR多孔溶液的污染物的去除主要由电解，电迁移和电渗电泳完成11，12。固体类型，污染物类型和浓度，zeta电位，电极间距和耦合增强技术被认为是影响固体基质中有机和无机污染物去除效率的主要因素。EKR技术主要用于去除和浓缩聚焦区域或储层溶液中的污染物; 所提取的污染物的任何后续处理程序差可以引起二次或进一步的污染9，13。因此，EKR技术必须与其他有效技术14结合使用。在20世纪90年代早期开发并且在1994年首次有效使用的渗透性反应性屏障（PRBs）在原位获得了普及治疗近年来地下水的污染，由于其优异的性能，低成本和简单的控制程序，15，16。典型地，一个PRB系统被放置跨越污染羽流的流动路径中的自然梯度保留或通过中和所述屏障的污染物之间吸附，沉淀和氧化还原反应的羽流降解污染物17。选择了多种材料并用于制备阻挡层，例如Fe（0），活性炭，沸石，针铁矿。近年来，随着材料的研究，炭化食物垃圾，木质纤维素的农业废弃物，复合材料，生物吸附剂的开发和环保型填充物或吸附剂也正在PRB应用的开发过程18，19。
近年来，组合电动力学和PRB中已广泛应用在重金属和有机污染物的补救20，21。通过这种组合方法的协同效应，污染物流过屏障的力由电迁移，电渗和电泳提供，取代了地下水的天然水力梯度。由PRB中的EKR过程产生的pH梯度可能影响PRB 9中反应介质的化学和电化学特性。翁等人。研究了安装在超Cr 6+中间的粒状零价铁（ZVI）PRB的有效性电化学修复的污染土壤样品。通过ZVI PRB显示Cr 6+离子的量显着减少，将它们转化为Cr 3+离子22。元和蒋研究了EKR与ZVI和FeOOH制成的PRB对土壤中砷的去除机理。砷的提取效率提高了60-120％，并且在土壤样本23的中间安装了FeOOH层，实现了最大效率。Kimura 等。通过将EKR与铁素体处理区（FTZ）耦合，修复了铜污染的高岭石; 发现受污染的高岭石中92％的Cu离子在处理48小时后迁移到FTZ中24。韩等。使用EKR加上由碳化食物垃圾（CFW）制成的PRB来解毒铜污染的高岭石。将乙酸从阳极注入电解槽中以提高实验期间的去除效率。发现用作PRB反应介质的CFW的吸附能力比沸石25的效率高4-8倍。袁等人。应用增强的EKR与涂有钴（CNT-Co）的碳纳米管偶联以除去As 5+。由于As 5+的吸附效率较高，这可归因于CNT-Co，在实验26后实现了62％的修复效率。
尽管将EKR和PRB结合用于处理受污染的土壤已经变得普遍使用，但是用这种方法修复MSWI飞灰是很少的。为了增加这种耦合技术的应用数量，并研究修复有毒细粒MSWI粉煤灰的可行性，本研究提出了EKR技术与活性炭PRB相结合，以提高MSWI粉煤灰的去除效率。在EKR-PRB过程之前，在不同的pH，吸附剂剂量和处理时间条件下进行水平衡吸附的批量测试，以了解PRB介质对HM的去除行为，并为随后的耦合测试获得合适的实验参数。报告并分析了EKR和EKR-PRB测试的pH和电密度趋势，分别研究了不同加工电解槽中HMs的迁移特性。然后，评估实验后粉煤灰基质中HM的去除效率和浸出毒性，以确定HM的去除并直接测量样品中偶联系统的修复效果。X射线衍射，扫描电子显微镜与能量色散光谱仪和FTIR光谱仪被用来进一步分析和了解通过EKR与活性炭PRB结合从MSWI飞灰颗粒中去除重金属的机理。评估实验后粉煤灰基质中HMs的去除效率和浸出毒性，以确定HM的去除并直接测量样品中偶联系统的修复效果。X射线衍射，扫描电子显微镜与能量色散光谱仪和FTIR光谱仪被用来进一步分析和了解通过EKR与活性炭PRB结合从MSWI飞灰颗粒中去除重金属的机理。评估实验后粉煤灰基质中HMs的去除效率和浸出毒性，以确定HM的去除并直接测量样品中偶联系统的修复效果。X射线衍射，扫描电子显微镜与能量色散光谱仪和FTIR光谱仪被用来进一步分析和了解通过EKR与活性炭PRB结合从MSWI飞灰颗粒中去除重金属的机理。
MSWI粉煤灰样品来自中国重庆市北District县同古溪镇同兴垃圾发电厂。同兴垃圾发电厂的这些抽样活动没有特定的许可，抽样活动不涉及濒危或受保护物种。取样飞灰在恒温加热器中在120℃下干燥2小时，并用200目筛筛分。通过X射线荧光（XRF，1800CCDE）测量MSWI飞灰样品的元素分析。通过X射线衍射（Shimadzu XRD-6000）测量飞灰样品的主相和次相，并基于样品的衍射图案通过MDI Jade 5.0软件分析8。试验中使用的活性炭（ACCs）由中国重庆的化学试剂公司（Chemical Reagent co。，LTD）通过热分解法制造。通过激光粒度分析仪（Microtrac S3500，USA）检测并报告MSWI飞灰样品的粒度分布。通过BET表面积分析仪（ASAP 2010，Micromeritics，USA）测量和分析PRB材料的孔隙率和比表面积。通过zeta计（Pen 3.0 +，Kem Inc.，USA）19测定对应于ACC 的零电荷点（pH zpc）的pH 。
使用ZnCl 2，PbCl 2，CuCl 2和CdCl 2在去离子水中制备HMs的储备溶液; 加入的这些物质的量分别为250mg / L，25mg / L，100mg / L和15mg / L. 基于飞灰样品的浸出毒性结果确定HM的添加量。考虑到在EKR过程中飞灰中Ca 2+的高含量和铝线的氧化，还向重金属溶液中加入500 mg / L的CaCl 2和500 mg / L的Al 2 O 3。pH对活性炭平衡吸附Zn 2 +，Pb 2+的影响，Cu 2+和Cd 2+的评价范围为4.0-13。将0.5g，1g和5g干燥的活性炭加入到100-mL溶液中以达到吸附平衡。将锥形瓶中的反应混合物在振荡摇床上以150rpm和25℃摇动24小时。在实验结束时，通过以10,000rpm离心5分钟将溶液与吸附剂分离。使用ICP-OES分析溶液中四种HM元素的浓度。使用等式（1）计算在平衡时来自模拟溶液的HM的去除百分比。（1）：
其中，α 0和α ë（毫克/升）是在初始和平衡状态HMS的液相浓度，分别。所有实验一式三份进行，平均值用于下面的数据分析。
EKR和EKR-PRB实验在矩形玻璃盒中进行。用于相应实验的测试装置的示意性横截面显示在图1中。测试装置由两个主要部分组成：容纳MSWI飞灰样品的室和电极隔室。对于所有实验，将腔室（150mm×100mm×100mm）均匀地分成从阴极到阳极的三个区域（S1，S2和S3）。使用塑料网（Φ0.25mm）分离S1和S2。将石墨电极（10mm×100mm×100mm）放置在电极室中的样品室的端部附近作为阳极和阴极。对于EKR实验，在测试之前仅将去离子水倒入腔室中的S1区域。对于EKR-PRB实验，将活性炭颗粒置于S1区域并与去离子水9混合。对于增强的EKR-PRB（ENEKR + PRB）实验，以规则的间隔（例如，每两天）将给定量的草酸（0.05mol / L）添加至PRB培养基区域。三种批量试验的实验条件如表1所示。为了进一步提高粉煤灰中HMs的去除效率并获得最佳性能，考虑三个因素，包括电压梯度，处理时间和草酸浓度，每个在三个不同的水平，设计增强EKR的正交试验-PRB（ENEKR + PRB）系统。正交试验的详细信息如表2所示。
| 类型 |
样品室
|
电极电解质
|
实验条件
|
||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| S1 | S2 | S3 | 阳极 | 阴极 | VoltageGradient（V / cm）的 | 提议时间（d） | |
| EKR | 去离子水 | 飞灰 | 飞灰 | 去离子水 | 去离子水 | 1.5 | 10D |
| EKR + PRB | 活性炭 | 飞灰 | 飞灰 | 去离子水 | 去离子水 | 1.5 | 10D |
| 增强的EKR + PRB | 活性炭+草酸 | 飞灰 | 飞灰 | 草酸 | 草酸 | 1.5 | 10D |
| TestNo | 电压梯度（V / cm） | ProposingTime（d） | 草酸浓度（mol / L） |
去除率（％）
|
|||
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| 锌 | 铅 | 铜 | 光盘 | ||||
| T-1 | 1（1 V / cm） | 1（5d） | 1（0.05 mol / L） | 54.32 | 42.12 | 47.16 | 34.91 |
| T-2 | 2（1.5 V / cm） | 1 | 2（0.1 mol / L） | 57.11 | 46.33 | 53.26 | 36.15 |
| T-3 | 3（2 V / cm） | 1 | 3（0.2 mol / L） | 58.49 | 51.12 | 57.45 | 40.02 |
| T-4 | 1 | 2（10d） | 2 | 60.78 | 56.45 | 54.12 | 39.87 |
| T-5 | 2 | 2 | 3 | 73.65 | 69.34 | 70.43 | 44.79 |
| T-6 | 3 | 2 | 1 | 65.25 | 47.32 | 73.12 | 49.23 |
| T-7 | 1 | 3（15d） | 3 | 61.11 | 59.83 | 65.67 | 39.12 |
| T-8 | 2 | 3 | 1 | 76.65 | 54.34 | 74.23 | 41.34 |
| T-9 | 3 | 3 | 2 | 78.34 | 62.45 | 80.14 | 46.25 |
在实验结束时，在微波炉中消化S2和S3区域中的飞灰样品，以确定来自飞灰样品的HM污染物的总浓度和去除速率。将固体物质（0.2克）用5mL HNO的混合3，2毫升水2 ö 2（30％）和3毫升HF，并在200℃温度下在微波消解系统（MDS）消化两小时（GB5085）。使用去离子水将消化溶液稀释至100mL，然后通过电感耦合等离子体发射光谱法（ICP-OES）进行研究。根据毒性特征浸出程序（TCLP）27确定了Zn，Pb，Cu和Cd的浸出毒性。将MSWI飞灰样品（10g）与200mL的0.0992M乙酸和0.0643M NaOH混合，在旋转振荡器上以约300rpm摇动18小时，并将混合物中的pH维持在4.93±0.05。然后，通过硝酸调节滤液并通过ICP-OES测量以确定HM元素的浓度。粉煤灰样品中HM的去除率计算为Eq。（2）：
其中δ是飞灰样品中重金属的去除率（％），δ（t）是样品在时间t的HM浓度（mg / L），
是初始浓度（mg / L）实验前样品中的HMs。
通过能量色散谱（SEM-EDS）扫描电子显微镜分析ACCs的形态和化学。测定并分析了PRB介质表面结构和元素含量在测试前后的变化。
为了检测金属吸附中涉及的表面官能团并改进EKR-PRB系统中HMs去除机理的分析，使用傅里叶变换红外光谱（Nicolet 5DXC FT-IR）分析实验前后获得的ACC样品。 ）在400-4000 cm -1范围内。
将从电解槽中加入的ACC加入100mL 0.05mol / L NaNO 3溶液中，搅拌4-12小时。将卸载的PRB介质与溶液分离并用去离子水洗涤三次以除去吸附在表面上的离子和无机酸。将滤液掺杂并隐藏在污水收集系统中。将经处理的固体介质在100℃的温度下干燥以再循环用于下一个EKR-PRB过程。MDS和ICP-OES的方法结合使用以检测和计算ACC 25中HM的解吸效率。
飞灰样品的元素相和主相分析的半定量结果分别显示在表3和图2中。MSWI飞灰样品中的主要元素是Ca，O和Cl，这三种元素的累积百分比为82.9269％。在样品中检测到四种可测量的HM元素（Zn，Pb，Cu和Cd），其累积百分比为0.9666％。通过ICP-OES从消化溶液测量的原始飞灰样品中这四种HM元素的总浓度分别为5256.25mg / kg，2047.26mg / kg，593.33mg / kg和149.02mg / kg，以及它们的总浓度为8045.86 mg / kg（表4）。粉煤灰样品中包含的主要相包括石盐（NaCl），氯化钠（Na 0.903 Ag 0.097 Cl），钾盐（KCl），方解石（CaCO 3，Mg 0.03 Ca 0.97 CO 3）和氯化硅（SiCl 4） 。通过将fom值（<10）标准化为MDI Jade软件中的匹配标准，发现飞灰样品中的HM元素主要以次要和痕量相的形式存在。HM的相的详细信息如表4所示。粉煤灰样品的粒度分布如图3所示。
| 元件 | 电子内容（％） | 氧化 | O含量（％） |
|---|---|---|---|
| 钙 | 34.8684 | 氧化钙 | 53.6008 |
| Ø | 32.4644 | - | - |
| 氯 | 15.5941 | - | - |
| 娜 | 4.5340 | Na 2 O. | 6.3662 |
| ķ | 3.7446 | K 2 O. | 4.9066 |
| 小号 | 2.6689 | 所以3 | 7.0578 |
| 硅 | 1.8508 | SiO 2 | 4.1694 |
| 镁 | 1.0573 | 氧化镁 | 1.8378 |
| 铁 | 0.8769 | Fe 2 O 3 | 1.4133 |
| 锌 | 0.6364 | 氧化锌 | 0.8923 |
| 人 | 0.5204 | A1 2 O 3 | 1.0331 |
| P | 0.3279 | P 2 O 5 | 0.7939 |
| 钛 | 0.2289 | TiO 2 | 0.4284 |
| 铅 | 0.2070 | 的PbO | 0.2518 |
| BR | 0.1006 | - | - |
| 铜 | 0.0691 | - | - |
| 光盘 | 0.0541 | - | - |
| 锰 | 0.0441 | MnO的 | 0.0639 |
| 元件 | 相 | 化学式 | TotalConcentration（毫克/千克） |
|---|---|---|---|
| 锌 | 红锌矿 | 氧化锌 | 5256.25 |
| 硅酸锌 | ZnSiO 3 | ||
| 铅 | 氧化铅 | 的PbO | 2047.26 |
| 氯化铅-HP | PbCl 2 | ||
| 光盘 | 氧化镉 | 氧化镉 | 149.02 |
| 氯化镉 | CdCl 2 | ||
| 铜 | 氯化铜 | CuCl 2 | 593.33 |
ACC的BET表面积，总孔体积和平均孔径分别为852.83m 2 / g，0.501cm 3 / g和4.41nm。平均孔径为4.41nm表明PRB材料处于中孔区域（R = 2-50nm）。PRB介质的pH zpc为2.6，这表明当电解槽中溶液的pH大于该值时，吸附剂的颗粒表面将带负电，反之亦然。
进行批量平衡测试以研究HM在所选ACC介质上的平衡吸附。研究了初始pH值和吸附剂用量对吸附量或去除效率的影响; 其他因素，如接触时间和摇动速度保持不变。在EKR过程中，飞灰的处理时间通常持续两到四周，这明显长于平衡吸附测试的接触时间，这确定了耦合系统的处理时间。
HMs从模拟溶液中的去除效率受液相pH的高度控制，这可显着影响吸附剂的电性质，电离度和吸附物的形态。平衡试验后Zn，Pb，Cu和Cd的去除结果如图4所示。发现Zn，Pb，Cu和Cd的去除显着高于在较低pH范围内的对应物，其基本上随着水溶液中pH的增加而增加。可能的原因归结为竞争离子的减少，例如氢离子，Al 3+和Ca 2+ ; 形成一价阳离子（如Me（OH）+）或不溶性氢氧化物（如Me（OH））2）; 以及HM离子与吸附剂表面上的官能团的组合。在该研究中，向溶液中加入大量的Al 3+和Ca 2+离子以精确模拟电解质的吸附环境; 除吸附竞争外，还应考虑Al 3 +，Ca 2+和HMs 的氢氧化物之间的共沉淀。随着pH值的持续增加，Pb和Cd的一些阴离子，如[Pb（OH）3 ] -，[Cd（OH）4 ] 2-和[Cd（OH）3 ] -在溶液中产生，排斥吸附剂的带负电表面的吸附，这在一定程度上通过下降斜率和Pb和Cd的去除结果的波动得到证实（图4）。
在溶液中恒定浓度的HMs下，在不同吸附剂量（2,5和10 g / 100 mL）下吸附Zn，Pb，Cu和Cd，分析剂量对HM离子去除效率的影响。发现吸附剂剂量与污染物保留，吸附和解吸效率有关。在平衡测试中HM的去除结果（图4）显示HM的吸附百分比都随着吸附剂剂量的增加而增加。在任何一种重金属离子的pH条件下，10 g / 100 ml的吸附总是最高的; 这可以通过以下事实来解释：随着吸附剂剂量的增加，更多的表面积和因此更多的活性位点可用于HM离子的结合或吸附。
基于水平衡吸附测试的结果，进行三种类型的批次EKR-PRB测试（表1）以测量偶联系统对从MSWI飞灰中去除HM的影响。来自样品室的S2和S3区域中的飞灰的HM的去除速率（δ）显示在图5中。表5列出了使用函数ttest2（Matlab）进行的不同实验系统之间统计显着性的相应分析。很明显，在EKR，EKR + PRB，ENEKR + PRB系统中去除HM的差异是显着的。如图5所示与EKR过程相比，S2或S3区耦合系统中HMs（Zn，Pb，Cu和Cd）的δ值显着升高。在偶联过程中，S3区域（即阳极附近）的ENEKR + PRB（草酸添加）过程中的HM的δ值均高于EKR-PRB测试中的δ值。基于偶联系统，草酸的添加显示出对HM，特别是Cu的去除有一些影响。造成这种现象的根本原因可能是粉煤灰基质表面污染物解吸的增加以及活性炭颗粒表面复杂反应的增强。
| ttest2 | H | SIG。一个 | Df b | 标准c | |
|---|---|---|---|---|---|
| 去除率 | EKR-EKR + PRB | 1 | 0.0027 | 14 | 6.5621 |
| EKR-ENEKR + PRB | 1 | 2.9940e-004 | 14 | 11.8468 | |
| EKR + PRB-ENEKR + PRB | 1 | 0.0189 | 14 | 12.3009 | |
| 酸碱度 | EKR-EKR + PRB | 0 | 0.7231 | 64 | 3.2029 |
| EKR-ENEKR + PRB | 1 | 2.8877e-005 | 64 | 2.6909 | |
| EKR + PRB-ENEKR + PRB | 1 | 9.1453e-005 | 64 | 2.6295 | |
| 当前密度 | EKR-EKR + PRB | 0 | 0.4342 | 20 | 0.8014 |
| EKR-ENEKR + PRB | 0 | 0.2561 | 20 | 0.8225 | |
| EKR + PRB-ENEKR + PRB | 0 | 0.0673 | 20 | 0.8276 | |
默认意义。
一 0.05。
b自由度。
c标准差异。
在EKR过程中，HM离子在飞灰样品多孔水中的迁移受到若干相互作用机制的控制，包括污染物的解吸和吸附，平流，扩散和酸前沿向阴极电极方向的迁移。 。然而，矿物相的化学相和形态，电渗透的条件以及飞灰基质和电极的极化都受到样品室中pH分布的显着影响。水电解发生在电极储存器中，在阳极产生氢离子（H +），在阴极产生氢氧离子（OH -），产生氢（H 2）和氧（O 2））。在室内的电场下，H +离子的迁移率几乎是OH -离子的两倍，OH -离子在实验的中后期将主导EKR系统。H +离子倾向于与基质表面上的阳离子污染物交换，导致相应污染物的释放。样品室区域中批次EKR-PRB测试的pH趋势如图6所示。表5中显示了三种实验系统中pH变化的统计显着性的相应分析。ERK和EKR + PRB之间的差异是微不足道的，这意味着PRB在电解槽中的放置不会显着影响实验期间的pH分布。EKR-ENEKR + PRB和EKR + PRB-ENEKR + PRB的重要性反映了草酸对pH变化的明显影响。所有三种条件下pH的一般趋势（图6）显示出类似的模式：在所有情况下，阳极附近的pH值随时间逐渐降低，而阴极附近的pH值先升高后降低。在测试的第一天之后，S2区域中的pH值有效地限制在S1和S3区域中的pH值之间。S2和S3区域之间存在的pH梯度高于S1和S2区域之间的pH梯度。这些发现的可能原因是界面的转变（即，从固 - 固到固 - 液）和由化学沉淀的产生引起的孔的堵塞。如图5所示，在ENEKR + PRB过程中添加草酸可以减轻观察到的pH梯度并在一定程度上缩小S2和S3区域的pH值之间的差异。
批量耦合测试中电流密度的趋势如图7所示。通过测量的电流通过电解槽中的样品室的横截面计算电流密度。添加PRB和草酸不会显着影响电流密度变化（表5）。EKR和EKR + PRB测试中的初始电流密度为0.5-1.0 mAcm -2，如图7所示。。早期阶段的低值可能是由于溶解污染物浓度低和酸前沿迁移缓慢造成的。随着pH的变化，在三种条件下电流密度的一般趋势也显示出类似的模式：电流密度先增加然后减小。最快的变化出现在实验的早期和中期阶段。电流密度的初始增加主要是由溶解的自由离子浓度升高，酸前沿的流动迁移和金属离子的持续释放引起的。从图7中所示的电流密度的变化很明显，与EKR过程的趋势相比，使用PRB（即活性炭）和添加复合试剂（即草酸）导致相应的峰向左移动，这表明在耦合系统下，电解槽中的最大电流密度的时间出现得更早。在实验结束时，所有条件下的电流密度逐渐降低至低状态。电流密度的降低主要是由于浓度极化，由多孔水中离子浓度下降引起的电阻增加和一些沉淀物的产生。
为了进一步提高MSWI飞灰样品中HMs（Zn，Pb，Cu和Cd）的去除率并确定最重要的因素，基于ENEKR + PRB批次测试设计了正交试验。在设计的实验条件（L9（34））下S3区域中相应HM的去除结果示于表2中。如图所示，Zn的最大去除率为78.34％，这是在2V / cm电压梯度，15d处理时间和0.1mol / L草酸时获得的; 在上述批次耦合试验中，这比仅在EKR，EKR + PRB和ENEKR + PRB条件下高1.045,0.389和0.088倍（图5））， 分别。Pb的最大去除率为69.34％，这是在1.5V / cm电压梯度，处理时间10d和草酸0.2mol / L的条件下实现的; 这分别是上述间歇耦合试验中相应条件下的1.327,0.521和0.072倍。当采用2V / cm电压梯度，15d处理时间和0.1mol / L时，Cu的最大去除率为84.14％; 这比批量耦合试验的相应条件下高1.126,0.776和0.0157倍。当使用2V / cm电压梯度，10d处理时间和0.05mol / L草酸时，Cd的最大去除率为49.23％; 这分别是批量耦合试验的相应条件下的0.817,0.2246和0.1291倍。图8 ; 正交试验的方差分析结果也列于表6中。从分析结果（表6，图8）可以清楚地看出，电压梯度和处理时间的变化对耦合系统中Cu和Cd的去除具有显着影响。此外，添加的草酸量的变化对Pb的去除产生的影响比对其他HM的影响更大; 然而，这并不显着（0.238> 0.05）。通常，对于MSWI飞灰样品的偶联系统中HM的去除速率，提议时间比其他两个因素更重要。
| 来源 | 元件 | 第二类平方和 | DF | 均方根 | F | SIG。 |
|---|---|---|---|---|---|---|
| 电压梯度 | 锌 | 185.678 | 2 | 92.839 | 2.130 | 0.320 |
| 铅 | 24.907 | 2 | 12.454 | 0.354 | 0.738 | |
| 铜 | 337.518 | 2 | 168.759 | 14.218 | 0.066 | |
| 光盘 | 79.061 | 2 | 39.531 | 20.287 | 0.047 | |
| 提议时间 | 锌 | 365.318 | 2 | 182.659 | 4.190 | 0.193 |
| 铅 | 278.884 | 2 | 139.442 | 3.969 | 0.201 | |
| 铜 | 661.063 | 2 | 330.531 | 27.847 | 0.035 | |
| 光盘 | 90.683 | 2 | 45.341 | 23.269 | 0.041 | |
| 草酸浓度 | 锌 | 1.967 | 2 | 0.983 | 0.023 | 0.978 |
| 铅 | 224.432 | 2 | 112.216 | 3.194 | 0.238 | |
| 铜 | 9.571 | 2 | 4.786 | 0.403 | 0.713 | |
| 光盘 | 1.718 | 2 | 0.859 | 0.441 | 0.694 | |
| 错误 | 锌 | 87.180 | 2 | 43.590 | ||
| 铅 | 70.272 | 2 | 35.136 | |||
| 铜 | 23.739 | 2 | 11.869 | |||
| 光盘 | 3.897 | 2 | 1.949 |
使用alpha = 0.05计算。
如图6所示通过耦合实验，固液界面（即S2和S3之间）总是存在pH梯度，这通常被认为是离子迁移阻力增加的主要原因之一，浓度极化电解质和特定相的转化。因此，为了清楚地了解在测试期间样品区域中HM的重新分布并分析PRB介质（即ACC）的可能吸附机制，有必要检测MSWI飞灰样品的相位变化和在修复实验之后，在ERK-PRB和ENEKR + PRB系统的界面附近的PRB介质。因此，在耦合实验后，界面附近的MSWI飞灰样品和S1区域的PRB介质的XRD图显示于图9显示了MSWI飞灰样品和ACC的相应相结果，如表7所示。在ENEKR + PRB实验中，在2V / cm的电压梯度和15d的处理时间以及0.1mol / L的草酸下进行实验。从图9可以看出，不管在两种不同系统中使用的MSWI飞灰或PRB介质，通常发现不同2θ值的主峰是相似的。如表7所示，ENEKR + PRB系统中的MSWI飞灰比EKR + PRB系统中MSWI飞灰的相结果具有更少的相物质，这表明更多的污染物被溶解，并且这些离子的迁移更有效。样本区域。基于这些发现，检测到在草酸电解质中吸附在ACC中的更多相物质比在EKR + PRB系统中更多，这直接反映了ACC在ENEKR + PRB系统中增加的吸附能力。
| Phasetype |
MSWI飞灰
|
活性炭
|
||
|---|---|---|---|---|
| （a）阶段 | （b）阶段 | （a）阶段 | （b）阶段 | |
| 重大的 | Ca（OH）2 Ca（CO3） | Ca（OH）2 Ca（CO3） | CaCO3 SiO2 NaAlH4 | CaCO3 SiO2 Mg5H2W12O42（H2O）3（C6H9NO3）n |
| 次要 | （Mg0.03Ca0.97）（CO3）（Mg0.064Ca0.936）（CO3）Ca（SO4）（H2O）0.662 Ca（SO4）（H2O）0.67 | （Mg0.03Ca0.97）（CO 3） | （Mg0.06Ca0.94）（CO3）Cu2O（NH2）2SO2 | Ba2Cu（PO3）8 C17H251NO2·H2O C45H33AlO6 C16H40Cl4N2Zn Mn（HSO4）2（H2O）（Zn，Mg，Mn）4Zn3（CO3）2（OH）10 |
| 跟踪 | C16H40Br4N2Zn Pb4（NO3）2O3 | - | 的Ba（Bi0.4Pb0.6）O3 | 巴（PbO3） |
（a）EKR + PRB（b）增强的EKR + PRB。
在修复实验之后，通过SEM-EDS扫描来自EKR + PRB和ENEKR + PRB系统的未使用的原始ACC和使用的ACC材料的样品。的扫描电子显微照片并从EDS谱图相应定量元素组成示于图10和和11，11分别。基于这些图，与原始ACC相比，来自EKR + PRB系统（图10b）的ACC表面充满了许多颗粒状沉积物颗粒（即颗粒沉淀）（图10a）; 此外，清楚地观察到来自ENEKR + PRB过程的介质表面上的絮凝凝固（图10c））。相对于来自EDS光谱的元素组成（图11）的重量百分比（Wt％），来自ENEKR的ACC表面上的碳（C），氧（O）和钙（Ca）的Wt值+ PRB系统显着低于非增强测试的相应部分，而其他元素，特别是HM（Zn，Pb，Cu和Cd）的那些都更高。两种不同的形态表明两种体系中的吸附过程不同，定量元素组成直接说明了在偶联实验过程中掺杂草酸增强HM在ACC表面吸附的有效性。
（a）原料活性炭（×4000），（b）来自EKR + PRB系统的活性炭（×5000），（c）来自增强型EKR + PRB系统的活性炭（×5000）。
傅里叶红外光谱通常被认为是定性或半定量测定存在的化学元素并分析有机，无机和化合物分子的结构特征和官能团的有效方法。通过对谱图中特征吸收峰的比较和分析，可以清楚地确定吸附剂表面上官能团的变化。已经研究了原始活性炭（a）和来自EKR + PRB（b）和ENEKR + PRB（c）系统的FTIR光谱，并显示在图12中。原始ACC的FTIR光谱（图12（a）））显示-OH拉伸在3452.56cm -1处的光谱带，C = C在1637.69cm -1处的移位拉伸，在1120.00cm -1处的COC弯曲和在623.14处的CH变形。来自EKR + PRB系统的ACC样品的光谱带包括在3449.59cm -1处的-OH拉伸，在1628.76cm -1处的C = C拉伸，在1423.47cm -1处的-OH面内拉伸，在1316.36处的C = N拉伸。 cm-1，COC在1316.00cm -1处弯曲，CH弯曲在777.85cm -1和620.17cm -1处。-OH拉伸的光谱带为3443.64cm-1，C = C拉伸为1637.69cm-1，CH变形为1426.45，COC弯曲为998.02cm-1,873.06cm-1和679.52cm-1，CH弯曲为605.29。 cm-1也存在。发现来自两个不同耦合系统的原始ACC和ACC样品的表面化学性质不同：一些官能团被转移，由于存在不同的化学途径而消失或添加，包括电解质中pH环境的变化，有机酸接枝，吸附物和吸附剂之间的HM和质子的吸附和解吸。比较EKR + PRB和ENEKR + PRB系统的ACC样品与原始样品的光谱图，-OH面内外观和C = N拉伸，COC弯曲谱带的增加直接反映了羟基的影响（哦-）在反应部位水解产生，草酸接枝和一些无机污染物吸附在ACC颗粒上。
（a）原料活性炭，（b）来自EKR + PRB系统的活性炭，（c）来自增强型EKR + PRB系统的活性炭的FTIR光谱。
用于模拟通过填埋场浸出HM的浸出毒性特征也被认为是反映污染固体的最终修复效率的指标。表8中显示了在实验后在样品室的S2和S3区域中发现的飞灰的浸出毒性。在原始MSWI飞灰中，Zn，Pb，Cu和Cd的浸出毒性分别为145.21 mg / L，8.79 mg / L，21.34 mg / L和5.73 mg / L. 在相同的测试条件下，发现Zn的浸出活性高于其他三种元素。比较来自不同处理系统（EKR，EKR + PRB，ENEKR + PRB）的飞灰样品的浸出结果，来自ENEKR + PRB系统的每种HM的浸出值最低，并且显示出它们的最小差异。 S2和S3区域之间的值。此外，尽管来自EKR + PRB试验的样品的浸出毒性低于增强偶联试验（ENEKR + PRB），但相对于未偶联处理（EKR），每种HM的浸出毒性显着降低，
| HM | 区域 |
浸出毒性（mg / L）
|
|||
|---|---|---|---|---|---|
| EKR | ERK + PRB | ENEKR + PRB | 生的 | ||
| 锌 | S2 | 83.2 | 60.73 | 32.24 | 145.21 |
| S3 | 110.2 | 76.23 | 34.11 | ||
| 铅 | S2 | 1.12 | 0.61 | 0.14 | 8.79 |
| S3 | 2.02 | 0.72 | 0.23 | ||
| 铜 | S2 | 7.12 | 5.12 | 3.14 | 21.34 |
| S3 | 9.67 | 5.67 | 3.32 | ||
| 光盘 | S2 | 1.21 | 0.87 | 0.1 | 5.73 |
| S3 | 2.01 | 0.92 | 0.12 | ||
进行HMs解吸实验以将HM转移到无机酸溶液中并再生PRB介质。再生的ACC将在以下实验中用于再循环使用。如图13所示，在搅拌时间8h，Zn和Cu的解吸稳定，效率分别为96％和93％，10h时，所有四种HM（Zn，Pb，Cu和Cd）均有进入高原期，效率分别为95％，92％，92％和85％，12小时内只有很小的变化。由破碎剂中间的搅拌板产生的气泡强烈地剪切ACC颗粒，促进在孔表面上发生阳离子交换。
关于MSWI粉煤灰样品的毒性，在原始粉煤灰样品中发现了四种可测量和可检测的HM元素Zn，Pb，Cu和Cd，样品中累积百分比为0.9666％，相应浓度为5256.25 mg / kg，2047.26 mg / kg，593.33 mg / kg和149.02 mg / kg。与EKR过程相比，S2和S3区域中耦合系统（EKR + PRB，ENEKR + PRB）中HM的δ值均较高，ENEKR + PRB系统中S3区域的δ值均达到每个HM的最大值。这些结果表明，所提出的组合方法可以提高修复效率，在耦合系统之前向PRB介质中添加草酸可以通过降低S2和S3区域之间的pH梯度并将电流密度峰值移动到x轴的左侧来进一步增强修复过程。根据设计的优化试验结果，在不同的实验条件下实现了Zn，Pb，Cu和Cd的最大去除率。通过对各实验因素的分析，发现电压梯度和处理时间对Cu和Cd的去除有显着影响，草酸的添加对Pb的去除影响大于对Cd的去除。其他的HM。通常，对于MSWI飞灰样品的增强耦合系统中的处理时间对HM的去除速率具有比其他两个因素更显着的影响。在讨论来自MSWI飞灰的HM的去除机理时，发现来自ENEKR + PRB系统的样品具有比来自EKR + PRB系统的样品显着更少的相物质，这表明更多的污染物被溶解，并且在电解槽中离子的迁移更有效。然而，与EKR + PRB系统相比，检测到在草酸电解质中吸附在ACC中的其他相物质，其证明了ACC在ENEKR + PRB系统中的增强吸附能力。来自EKR + PRB和ENEKR + PRB系统的ACC表面上的两种不同形态显示在两个系统的测试期间发生了不同的吸附过程。相应的定量元素组合物直接说明了掺杂草酸以增强PRB介质上HM吸附的有效性。通过ENEKR + PRB系统修复的样品显示S2和S3区域中每种HM的最低浸出值。
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