高濃度含鉻電鍍廢水主要來源于廢鍍液和鍍件清洗水，其中含有大量Cr（Ⅵ），若處理不當將嚴重威脅生態環境。據了解，目前國內很多中、小型電鍍廠都采用zui簡單的化學還原法處理高濃度含鉻廢水，產生大量含鉻污泥，易造成二次污染，且需高價轉到有資質的固廢處理單位進行無害化處理，造成大量人力、物力的浪費，并不可取。

   青島某電子公司產生的高濃度含鉻電鍍廢水為研究對象，探討其資源化、無害化處理途徑，采用回收鉻黃和鐵氧體處理相結合的方法，回收廢水中的鉻，使廢水達到國家排放標準要求。此方法可將污泥量及其二次污染可能性盡可能地降低。

  1 實驗部分

  1.1 廢水來源及性質

  該含鉻電鍍廢水取自青島某電子公司電鍍車間，主要來源于鉻電鍍廢液和鍍件清洗水，為強酸性高濃度含鉻廢水，并含有大量硫酸根離子和少量鐵離子，廢水出水量約1.639 t/d。測得該廢水水質為：總鉻5.078 g/L、Cr（Ⅵ）4.303 g/L、SO42- 4.44 g/L、總鐵357.5 mg/L、色度45 000 倍、pH=1.0。可以看出該廢水酸性強，色度高（不透明）且鉻濃度高，若采用普通的化學法處理會造成金屬鉻的浪費，并產生大量污泥；采用生物法則負荷過大。因此筆者采用先回收、后處理的方法對廢水進行資源化處理，既節約了資源又消除了污染。

  1.2 實驗儀器及試劑

  儀器：T6 紫外可見分光光度計（北京普析通用儀器有限公司）；85-2 恒溫磁力攪拌器（常州國華電器有限公司）；HDM-500 恒溫電熱套（常州國華電器有限公司）；202-2AB 電熱恒溫干燥箱（天津市泰斯特儀器有限公司）；pHS-2F pH 計（上海精密科學儀器有限公司）；ALC-1100.2 型Acculab 電子天平（賽多利斯科學儀器北京有限公司）。

  試劑：過氧化氫（質量分數30%）、*、氫氧化鈉、、氯化鐵、二苯基碳酰二肼、重鉻酸鉀、濃硫酸、磷酸、高錳酸鉀、鹽酸、碘化鉀、硫代硫酸鈉，均為分析純。

  1.3 實驗方法

  實驗分3 個階段進行：（1）除雜、氧化階段，除去廢水中的雜質金屬離子并將三價鉻氧化成六價鉻；（2）合成鉻黃；（3）鐵氧體法后處理，進一步除去殘余鉛、鉻離子，確保廢水達標。實驗流程如圖1所示。

  圖1 實驗流程

  1.4 分析方法

  六價鉻采用二苯碳酰二肼分光光度法測定；總鉻采用高錳酸鉀氧化-二苯碳酰二肼分光光度法測定；總鐵采用鄰菲啰啉分光光度法測定；總鉛采用火焰原子分光光度法測定；色度采用稀釋倍數法〔1〕測定。鉛鉻黃中的鉻酸鉛采用 硫代硫酸鈉標準滴定法測定。

  2 結果與討論

  2.1 除雜、氧化階段

  除雜、氧化目的是除去影響下一階段合成鉻黃的雜質，使除鉻之外的金屬離子生成沉淀而被分離，同時用過量H2O2使三價鉻氧化為六價鉻，提高鉻的回收率。選擇初始pH、反應時間、溫度為考察因素，采用三因素三水平正交實驗，以三價鉻轉化率為評價指標，確定各影響因素的主次關系：pH>反應溫度>反應時間。為確定*反應條件，進行單因素優化實驗。

  2.1.1初始pH 對Cr（Ⅲ）轉化率的影響

  取一定量廢水于6 個燒杯中，調節pH 分別為1.0、3.0、5.0、7.0、9.0、11.0，加入雙氧水10 mL/L，在一定溫度及氧化時間下，考察初始pH 對廢水中Cr（Ⅲ）轉化率的影響，結果如圖2 所示。

  圖2 初始pH 對廢水中Cr（Ⅲ）轉化率的影響

  由圖2 可見，隨著廢水初始pH 的增加，Cr（Ⅲ）的轉化率提高；當pH＞9.0 時可達95%以上，說明堿性條件下過氧化氫易將Cr（Ⅲ）氧化。綜合考慮，選定除雜、氧化階段廢水初始pH 為9.0。

  2.1.2反應溫度對Cr（Ⅲ）轉化率的影響

  取一定量廢水，調節pH 為9.0，分別倒入7 個燒杯，加入雙氧水10 mL/L，調節反應溫度分別為20（不加熱）、30、40、50、60、70、80℃，氧化時間60 min，考察反應溫度對Cr（Ⅲ）轉化率的影響，結果見圖3。

 

  圖3 反應溫度對廢水中Cr（Ⅲ）轉化率的影響

  由圖3 可見，隨著溫度的升高，廢水中Cr（Ⅲ）的轉化率大幅提高；當反應溫度為70 ℃時，轉化率zui高，之后呈下降趨勢，因此選定除雜、氧化階段反應溫度為70 ℃。

  2.1.3反應時間對Cr（Ⅲ）轉化率的影響

  取一定量廢水，調節pH 為9.0，分別倒入6 個燒杯，加入雙氧水10 mL/L，調節反應溫度70 ℃，氧化時間分別為15、30、45、60、90、120 min，考察反應時間對Cr（Ⅲ）轉化率的影響。

  實驗結果表明，隨著時間的延長，廢水中Cr（Ⅲ）的轉化率大幅提高，30 min 后隨反應時間延長Cr（Ⅲ）轉化率提高緩慢，60 min 時Cr（Ⅲ）轉化率達95.15%。綜合考慮，選定除雜、氧化階段反應時間為60 min。
綜上得到除雜、氧化階段的*反應條件：初始pH＝9.0，反應溫度70 ℃，氧化時間60 min。在此條件下，廢水中Cr（Ⅲ）的轉化率zui高可達95.23%。

  2.2 鉻黃合成階段

  將除雜、氧化后的廢水過濾，得到制備鉛鉻黃的母液（pH 約8.5）。取適量母液，調節pH 后加入過量Pb（NO3）2，過濾，得到鉻黃。

  2.2.1母液pH 的影響

  分別取母液100 mL 于6 個燒杯中，調節其pH 分別為5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0，加入過量Pb（NO3）2，在60 ℃下反應10 min。實驗結果見表1。

  表1 母液pH 的影響

  從表1 可見，隨著pH 的增加，鉻的回收率逐漸增大，鉻黃質量和PbCrO4質量分數也逐漸提高，但堿性過大時有所下降。因此將母液pH 調整至9.0。

  2.2.2  Pb（NO3）2添加量的影響

  分別取母液100 mL 于6 個燒杯中，調節其pH為9.0，加入不同質量的Pb（NO3）2，在60 ℃下反應10 min。實驗結果見表2。

  表2 Pb（NO3）2添加量的影響

  廢水中的SO42-*生成PbSO4沉淀所需Pb （NO3）2的理論質量是1.52 g，CrO42 -*生成PbCrO4沉淀需Pb（NO3）2的理論質量是3.10 g。SO42-和CrO42-同時與Pb2+發生反應。因此，要使鉻的回收率達到，Pb（NO3）2添加量需足夠使2 種離子*反應，但不能過量太多，否則會殘余較多的Pb2+。實驗得出Pb（NO3）2*添加量為5.26 g。

  2.2.3反應溫度的影響

  分別取母液100 mL 于10 個燒杯中，調節其pH為9.0，加入Pb（NO3）2 5.26 g，分別調節反應溫度為20 （室溫）、40、45、50、55、60、65、70、75、80 ℃，測定濾液中Cr（Ⅵ）和Pb2+的濃度，結果見圖4。

  圖4 反應溫度的影響

  溫度主要影響反應速率和鉻酸鉛的溶解度。在較低溫度下，鉻與鉛反應不充分，濾液中殘余的鉻、鉛離子濃度很高，鉻回收率低；60 ℃左右時反應*，濾液中的鉻、鉛離子濃度zui低，鉻回收率達到；但當溫度升高至70 ℃以上時，鉻酸鉛的溶解度增大，濾液中鉻、鉛離子的濃度增加，且鉛比鉻升高快。因此將鉻黃合成反應溫度控制在60 ℃。

  綜上，合成鉻黃階段的*反應條件（母液100 mL）：初始pH=9.0，Pb（NO3）2添加量5.26 g，反應溫度60 ℃。得到產品鉻黃4.96 g，PbCrO4質量分數為72.08%，鉻回收率達。

  2.3 鐵氧體法后處理階段

  鐵氧體法是日本電氣公司先提出的一種處理含重金屬離子廢水方法〔2〕。從效果與成本來看，鐵氧體法較理想實用，因此在工業廢水處理中得到廣泛應用〔3〕。鐵氧體法在處理含鉻電鍍廢水、含鉛廢水中已有研究。金焰等〔4〕在常溫下對模擬含鉛廢水進行處理，在pH=8、投料比為2 的*條件下，對0～400mg/L 含鉛廢水的去除率達99%以上。

  用鐵氧體法處理濾液，可除去鉛離子及因反應不穩定而存在的鉻離子。取多次反應后的濾液進行混合，其鉛離子為20.35 mg/L，六價鉻0.077 6 mg/L。取50 mL 該濾液，加入0.01 mol/L FeSO4溶液1.2 mL、0.01 mol/L FeCl3溶液2.0 mL，攪拌10 min，調節pH為10 左右，加熱攪拌產生黑褐色沉淀，10 min 后沉淀*。測定上清液，其中鉛離子為0.10 mg/L，六價鉻為0.038 2 mg/L，低于GB 21900—2008 中的污染物排放限值（六價鉻0.2 mg/L，總鉛0.2 mg/L）。

  3 結論

  （1）除雜、氧化的*反應條件：初始pH＝9.0，反應溫度70 ℃，雙氧水10 mL/L，氧化時間60 min。*條件下，廢水中三價鉻的轉化率zui高可達95.23%。

  （2）合成鉻黃的*反應條件：初始pH＝9.0，*添加量52.6 g/L，反應溫度60 ℃。鉻回收率達，所得產品鉻黃中PbCrO4質量分數為72.08%，符合GB/T 3184—1993 中鉻黃的技術要求。

  （3）用鐵氧體法處理鉻黃合成反應后的濾液，出水中鉛離子為0.10 mg/L，六價鉻為0.038 2 mg/L，低于GB21900的污染物排放限值。