一种畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法和EKR-PRB耦合装置

一种畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法和ekr
‑
prb耦合装置
技术领域
1.本发明涉及农业环保技术领域，具体涉及一种畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法和ekr
‑
prb耦合装置。


背景技术：

2.畜禽养殖中饲料添加剂的不合理使用已造成粪便中重金属高残留问题。畜禽粪便中的重金属主要为cu、zn和cd。粪便中重金属主要通过厌氧消化和好氧堆肥进行处理，在厌氧和好氧发酵过程中畜禽粪便有机质可以通过微生物的分解转化成腐殖质，从而起到钝化重金属的作用。此外，通过在厌氧和好氧处理环节投加物理、化学和生物钝化剂能够进一步降低重金属的迁移能力和生物有效性。然而，上述处理方法并不能减少重金属总量，钝化的重金属随有机肥进入农田后仍然存在再次释放的环境风险。
3.畜禽粪便/沼渣中的有机质含量较高，重金属结合牢固而较难去除。去除畜禽粪便/沼渣重金属的化学和生物沥浸技术有较多研究，发现通过对畜禽粪便/沼渣进行酸化能够提高重金属的去除率。例如，杨慧敏(参见：杨慧敏.畜禽粪便中重金属的去除研究[d].中国矿业大学(北京),2010.)探究了硫酸、盐酸和硝酸去除畜禽粪便重金属的工艺参数，发现反应体系的ph越低越有利于重金属的去除。魏孝承等(参见：魏孝承,刘东方,廖力锐,王振东,李文姣,杜丽琼,李振东.利用土著硫杆菌生物沥浸去除猪粪中重金属的研究[j].农业环境科学学报,2018,37(11):2594
‑
2602.)利用氧化硫硫杆菌沥浸去除畜禽粪便重金属，结果也发现只有当粪便的ph值下降到2以下才能实现重金属较高的去除率。然而，上述方法去除重金属过程中对畜禽粪便过度酸化，导致沥浸后的畜禽粪便固相ph过低，不利于后期的堆肥利用。因此，亟需研发一种对于畜禽粪便/沼渣ph影响小的有效去除重金属的方法。


技术实现要素：

[0004]
有鉴于此，本发明的目的在于提供一种畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法和ekr
‑
prb耦合装置，本发明提供的去除方法对于畜禽粪便/沼渣的ph影响小且对于重金属的去除率高。
[0005]
为了实现上述发明目的，本发明提供以下技术方案：
[0006]
本发明提供了一种畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法，包括以下步骤：
[0007]
将畜禽粪便/沼渣与浸提剂溶液混合，进行沥浸处理后固液分离，得到固体组分和浸提废液；所述浸提剂溶液中的浸提剂包括乙二胺四乙酸和/或乙二胺四乙酸二钠；
[0008]
将所述浸提废液进行ekr
‑
prb耦合处理，得到处理液。
[0009]
优选的，所述重金属包括cd、cu和zn中的一种或几种。
[0010]
优选的，所述浸提剂溶液的浓度为0.01～0.15mol/l；
[0011]
所述畜禽粪便/沼渣与浸提剂溶液的固液比为1kg:5～10l。
[0012]
优选的，所述沥浸处理的温度为15～35℃，时间为10min～24h。
[0013]
优选的，所述ekr
‑
prb耦合处理采用的吸附材料包括具有亚氨基二乙酸官能团的
弱酸型离子交换树脂ch
‑
90、含氨甲膦酸基官能团的强酸性阳离子交换树脂ch
‑
93、表面有二氧化锰涂层的katalox light滤料、生物质炭、天然累托石和天然沸石中的一种或几种。
[0014]
优选的，所述ekr
‑
prb耦合处理的工作参数包括：直流电压为0.5～1v/cm，电解时间为40～60h。
[0015]
本发明提供了上述技术方案所述的去除方法采用的ekr
‑
prb耦合装置，包括电解槽1，分别设置于所述电解槽1两端的第一电极板21和第二电极板22，与所述第一电极板21和第二电极板22连接的直流电源3；
[0016]
所述电解槽1内设置有处理室4、prb渗透墙5和阳极室6；所述prb渗透墙5内填充有吸附材料51；
[0017]
所述阳极室6内设置有可拆卸隔离板61。
[0018]
优选的，所述吸附材料51的两侧设置有烧结玻璃52。
[0019]
优选的，所述第一电极板21和第二电极板22的材质包括钛合金、石墨或不锈钢。
[0020]
优选的，所述可拆卸隔离板61的材质包括钢、聚四氟乙烯或聚氯乙烯。
[0021]
本发明提供了一种畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法，包括以下步骤：将畜禽粪便/沼渣与浸提剂溶液混合，进行沥浸处理后固液分离，得到固体组分和浸提废液；所述浸提剂溶液中的浸提剂包括乙二胺四乙酸和/或乙二胺四乙酸二钠；将所述浸提废液进行ekr
‑
prb耦合处理，得到处理液。本发明提供的去除方法，将沥浸技术和ekr
‑
prb技术有机结合，以乙二胺四乙酸和/或乙二胺四乙酸二钠作为浸提剂，经沥浸技术处理后的固体组分的ph值为6.1～8.0，对于畜禽粪便/沼渣的ph值影响小，所得固体组分可直接作为堆肥原料使用；沥浸废液经ekr
‑
prb处理实现了cd、cu和zn重金属的高效去除，且沥浸废液经ekr
‑
prb处理后所得处理液可以作为沼液肥使用，尤其是可以作为水稻、蔬菜等作物的沼液肥使用。本发明提供的去除方法减少了粪污农用的环境风险；而且，本发明提供的去除方法操作简单，适宜规模化应用。如实施例结果所示，本发明提供的去除方法，经沥浸处理后畜禽粪便/沼渣中cd、cu和zn的去除率分别为46％、34％和45％，平均减少42％；经ekr
‑
prb处理后浸提废液中cd、cu和zn分别降低了99％、40％和72％，其中cd≤0.01mg/l，可达到水稻、蔬菜等作物的沼液肥农用要求。
[0022]
本发明提供了上述技术方案所述畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法采用的ekr
‑
prb耦合装置。本发明提供的装置结构简单，能够实现畜禽粪便/沼渣和沥浸废液中cd、cu和zn重金属的高效去除，不影响固态部分后续堆肥，且沥浸废液经ekr
‑
prb耦合装置处理后可以作为水稻、蔬菜等作物的沼液肥使用，减少了粪污农用的环境风险。
附图说明
[0023]
图1为去除浸提废液中重金属采用的ekr
‑
prb耦合装置的立体示意图；
[0024]
图2为去除浸提废液中重金属采用的ekr
‑
prb耦合装置的平面示意图；
[0025]
图3为浸提剂种类对畜禽粪便/沼渣固相重金属去除的影响结果图；
[0026]
图4为na2edta溶液浓度对畜禽粪便/沼渣中重金属去除的影响结果图；
[0027]
图5为浸提时间对畜禽粪便/沼渣中重金属去除的影响结果图；
[0028]
图6为固液比对畜禽粪便/沼渣中重金属去除的影响结果图；
[0029]
图7为因素交互作用影响畜禽粪便/沼渣中cd去除的响应曲面图；
[0030]
图8为不同电压对浸提废液中残存重金属浓度的影响效果图；
[0031]
图9为电解时间对浸提废液中残存重金属浓度的影响结果图；
[0032]
图10为吸附材料种类对浸提废液中重金属的去除效果图。
具体实施方式
[0033]
本发明提供了一种畜禽粪便/沼渣中重金属的去除方法，包括以下步骤：
[0034]
将畜禽粪便/沼渣与浸提剂溶液混合，进行沥浸处理后固液分离，得到固体组分和浸提废液；所述浸提剂溶液中的浸提剂包括乙二胺四乙酸和/或乙二胺四乙酸二钠；
[0035]
将所述浸提废液进行ekr
‑
prb耦合处理，得到处理液。
[0036]
在本发明中，若无特殊说明，所有的原料组分均为本领域技术人员熟知的市售商品。
[0037]
本发明将畜禽粪便/沼渣与浸提剂溶液混合，进行沥浸处理后固液分离，得到固体组分和浸提废液。
[0038]
在本发明中，所述畜禽粪便/沼渣优选包括畜禽粪便和/或沼渣。在本发明中，所述浸提剂溶液中的浸提剂包括乙二胺四乙酸(edta)和/或乙二胺四乙酸二钠(na2edta)；所述浸提剂为工业级纯商品；所述浸提剂的作用是络合畜禽粪便/沼渣中的重金属至浸提废液中；所述重金属优选包括cd、cu和zn中的一种或几种；所述浸提剂溶液的浓度优选为0.01～0.15mol/l，更优选为0.01～0.1mol/l，进一步优选为0.03～0.06mol/l；所述浸提剂溶液的浓度增大会导致浸提废液的ph值降低，本发明将所述浸提剂溶液的浓度控制在上述范围内，能够在保证畜禽粪便/沼渣中重金属的去除率的情况下不会显著影响畜禽粪便/沼渣的ph值(6.1～8.0)，不影响后续堆肥，且所得浸提废液经过后续处理后能够作为沼肥利用，可降低经济成本。在本发明中，所述畜禽粪便/沼渣与浸提剂溶液的固液比优选为1kg:5～10l，更优选为1kg:5～7l，进一步优选为1kg:5l；所述浸提剂溶液的用量过多会产生大量的废液，进而增加后期处理的经济成本。
[0039]
在本发明中，所述沥浸处理的温度优选为15～35℃，更优选为20～25℃；在本发明的实施例中，所述沥浸处理优选在室温条件下进行；所述沥浸处理的时间优选为10min～24h，更优选为10min～10h，进一步优选为10min～4h，最优选为10～30min；所述沥浸处理优选在震荡器中进行，所述震荡器的震荡速度优选为150～200rpm，更优选为160～190rpm，进一步优选为170～180rpm。
[0040]
本发明在上述条件下进行沥浸处理，对畜禽粪便/沼渣的ph值影响较小，对重金属cd、cu和zn的去除率分别为46％、34％和45％，平均为42％，不影响畜禽粪便/沼渣后续的堆肥使用且处理成本低。
[0041]
在本发明中，所述固液分离的方式优选为离心分离，所述离心分离的速度优选为4000～5000rpm，更优选为4500rpm；所述离心分离的时间优选为8～10min，更优选为9min。
[0042]
在本发明中，所述固体组分可直接用于堆肥。
[0043]
得到浸提废液后，本发明将所述浸提废液进行ekr
‑
prb耦合处理，得到处理液。
[0044]
在本发明中，所述ekr
‑
prb耦合(电动
‑
可渗透反应墙耦合)处理采用的吸附材料优选包括具有亚氨基二乙酸官能团的弱酸型离子交换树脂ch
‑
90、含氨甲膦酸基官能团的强酸性阳离子交换树脂ch
‑
93、表面有二氧化锰涂层的katalox light滤料、生物质炭、天然累
托石和天然沸石中的一种或几种；所述具有亚氨基二乙酸官能团的弱酸型离子交换树脂ch
‑
90、含氨甲膦酸基官能团的强酸性阳离子交换树脂ch
‑
93和表面有二氧化锰涂层的katalox light滤料优选购买于科海思(北京)科技有限公司。
[0045]
在本发明中，所述生物质炭优选自制得到，所述生物质炭优选由花生壳隔氧加热裂解得到。在本发明中，所述隔氧加热裂解前优选还包括将所述花生壳进行粉碎后过筛，本发明对于所述粉碎的方式没有特殊限定，能够将花生壳粉碎至粒径≤2mm即可；所述过筛采用的筛的筛孔优选为2mm，筛下部分进行后续的隔氧加热裂解。在本发明中，隔氧加热裂解温度优选为450～550℃，更优选为500℃；所述隔氧加热裂解时间优选为3.5～4.5h，更优选为4h。
[0046]
在本发明中，所述天然累托石在使用前优选进行粉碎和过筛；本发明对于所述粉碎和过筛没有特殊限定，能够使得天然累托石的粒径≤0.15mm即可；在本发明的实施例中，所述过筛的筛孔径优选为0.15mm；所述天然累托石优选产自湖北省荆门市。
[0047]
在本发明中，所述沸石优选为天然沸石，所述沸石的粒径优选≤1mm；所述天然沸石优选购买于赤峰恒源矿产品有限公司。
[0048]
在本发明中，所述ekr
‑
prb耦合处理的工作参数优选包括：直流电压优选为0.5～1v/cm，更优选为0.8～1v/cm，进一步优选为0.9～1v/cm；电解时间优选为40～60h，更优选为50～60h，进一步优选为55～60h。在本发明中，所述ekr
‑
prb耦合处理过程中，浸提废液中的络合态重金属阴离子在电场作用下会往阳极室迁移，被靠近阳极室的prb截获。
[0049]
本发明提供了上述技术方案所述的去除方法采用的ekr
‑
prb耦合装置，包括电解槽1，设置于所述电解槽1两端的第一电极板21和第二电极板22，与所述第一电极板21和第二电极板22连接的直流电源3；
[0050]
所述电解槽1内设置有处理室4、prb渗透墙5和阳极室6；所述prb渗透墙5内填充有吸附材料51；
[0051]
所述阳极室6内设置有可拆卸隔离板61。
[0052]
在本发明中，所述ekr
‑
prb耦合装置的立体示意图如图1所示，平面示意图如图2所示，下面结合图1～2对所述ekr
‑
prb耦合装置进行详细说明。
[0053]
本发明提供的ekr
‑
prb耦合装置包括电解槽1。在本发明中，所述电解槽1的两端分别设置有第一电极板21和第二电极板22；所述第一电极板21和第二电极板22的材质包括钛合金、石墨或不锈钢。在本发明中，所述电解槽1内设置有处理室4、prb渗透墙5和阳极室6。
[0054]
在本发明中所述处理室4和阳极室6中盛有浸提废液；所述阳极室6中的浸提废液能够循环利用；为了便于后续取样，优选将所述处理室分为s5、s4、s3、s2和s1五个区域。
[0055]
在本发明中，所述prb渗透墙5内填充有吸附材料51，所述吸附材料51的作用是截获在电场作用下向阳极移动的edta络合态重金属阴离子；所述吸附材料51的两侧优选设置有烧结玻璃52，用于固定所述吸附材料51；烧结玻璃52优选购买于如东东进玻璃仪器厂。
[0056]
在本发明中，所述阳极室6内设置有可拆卸隔离板61；所述可拆卸隔离板61的材质优选包括钢、聚四氟乙烯或聚氯乙烯pvc硬塑料；所述可拆卸隔离板61优选设置于所述阳极室6中靠近所述prb渗透墙5的一侧。
[0057]
本发明对于所述ekr
‑
prb耦合装置的尺寸没有特殊限定；在本发明的实施例中，所述第一电极板21和第二电极板22的尺寸优选为18cm
×
10cm
×
1mm(长
×
宽
×
厚)；所述电解
槽1的尺寸优选为30cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)；所述处理室4的尺寸优选为24cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)；所述prb渗透墙5的尺寸优选为20cm
×
10cm
×
4cm(长
×
宽
×
厚)；所述烧结玻璃52的尺寸优选为20cm
×
10cm
×
3mm(长
×
宽
×
厚)；所述阳极室6的尺寸优选为2cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)；所述可拆卸隔离板61的尺寸优选为20cm
×
10cm
×
1mm(长
×
宽
×
厚)。
[0058]
本发明提供的ekr
‑
prb耦合装置包括直流电源3，所述直流电源3与所述第一电极板21和第二电极板22电连接。
[0059]
下面结合图1～2说明采用本发明提供的ekr
‑
prb耦合装置去除浸提废液中重金属的具体方法，包括以下步骤：向阳极室6和处理室4加入所述浸提废液，拆掉所述可拆卸隔离板61使阳极室6和处理室4联通，通入直流电源进行电解，所述电解后，将所述可拆卸隔离板61安装上使阳极室6和处理室4隔开，处理室液体可作为水稻、蔬菜等作物的沼液肥使用，阳极室液体可持续电解利用。
[0060]
下面将结合本发明中的实施例，对本发明中的技术方案进行清楚、完整地描述。显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
[0061]
实施例1
[0062]
(1)沥浸技术去除重金属
[0063]
将畜禽粪便/沼渣与浓度为0.1mol/l的na2edta水溶液按照固液比为1:10(kg:l)的比例混合，在室温下沥浸处理4h，然后以5000rpm的速度离心分离8min，得到固体组分和浸提废液，其中，畜禽粪便/沼渣中cd初始浓度为3.70mg/kg，cu初始浓度为27.1mg/kg，zn初始浓度为172mg/kg。
[0064]
(2)ekr
‑
prb耦合技术去除重金属
[0065]
采用图1～2所示的ekr
‑
prb耦合装置，向阳极室6和处理室4加入所述浸提废液至高度的3/4处，拆掉所述可拆卸隔离板61使阳极室6和处理室4联通，通入直流电源进行电解，所述电解后，将所述可拆卸隔离板61安装上，使阳极室6和处理室4隔开，处理室4中得到的处理液可作为水稻、蔬菜等作物的沼液肥使用，阳极室液体可持续电解利用。
[0066]
其中，ekr
‑
prb耦合装置中，第一电极板21和第二电极板22的尺寸为18cm
×
10cm
×
1mm(长
×
宽
×
厚)；电解槽1的尺寸为30cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)；处理室4的尺寸为24cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)；prb渗透墙5的尺寸为20cm
×
10cm
×
4cm(长
×
宽
×
厚)，烧结玻璃52的尺寸为20cm
×
10cm
×
3mm(长
×
宽
×
厚)；阳极室6的尺寸为2cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)，可拆卸隔离板(61)的尺寸为20cm
×
10cm
×
1mm(长
×
宽
×
厚)；处理室4平均分为s5、s4、s3、s2和s1五个区域进行取样，样品经硝酸消煮至澄清后，利用icp
‑
ms测定cd、cu和zn含量。
[0067]
ekr
‑
prb耦合的工作参数：采用的吸附材料为具有亚氨基二乙酸官能团的弱酸型离子交换树脂ch
‑
90(简写为树脂ch
‑
90，购买于科海思(北京)科技有限公司)，温度为室温，直流电压为1v/cm，电解时间为60h。
[0068]
实施例2～13
[0069]
按照实施例1的方法去除畜禽粪便/沼渣中的重金属，实施例2～13步骤(1)去除条
件如表1所示。
[0070]
对比例1～4
[0071]
按照实施例1的方法去除畜禽粪便/沼渣中的重金属，对比例1～4步骤(1)去除条件如表1所示。
[0072]
表1实施例1～13和对比例1～4的步骤(1)中沥浸技术去除重金属的条件
[0073][0074][0075]
实施例1～14和对比例1～4的步骤(1)中畜禽粪便/沼渣的重金属的去除率结果如表2和图3～6所示，其中，图3为实施例1～2和对比例1～4的步骤(1)中畜禽粪便/沼渣的重金属cu和zn的去除率结果，图4为实施例1、实施例3～6的步骤(1)中畜禽粪便/沼渣的重金属cd、cu和zn的去除率结果，图5为实施例1和实施例7～12的步骤(1)中畜禽粪便/沼渣的重金属cd、cu和zn的去除率结果，图6为实施例1和实施例13～14的步骤(1)中畜禽粪便/沼渣的重金属cd、cu和zn的去除率结果。
[0076]
表2实施例1～14和对比例1～4的步骤(1)中畜禽粪便/沼渣的重金属去除率结果
[0077][0078][0079]
由图3和表2可知，edta和na2edta对畜禽粪便/沼渣的重金属的去除效果明显优于其他类型的浸提剂，其中，na2edta的水溶性优于edta，na2edta为最佳浸提剂。
[0080]
由图4和表2可知，随着na2edta浓度的增加，其对畜禽粪便/沼渣重金属的去除率也明显增加，其中对cd和zn的影响较大。但是，由于na2edta浓度过高会降低畜禽粪便/沼渣ph值，当na2edta浓度为0.15mol/l时，畜禽粪便/沼渣的固体组分的ph值为6.1，当na2edta浓度继续增大会增加经济成本且ph值进一步降低，不利于沥浸处理后所得固体组分的堆肥使用(例如，当与实施例1步骤(1)的区别仅在于na2edta浓度提高至0.2mol/l时，沥浸处理后所得固体组分的ph值为5.1，此时固体组分的酸性强而影响了后续堆肥使用)。
[0081]
由图5和表2可知，随着沥浸时间的增加，na2edta对畜禽粪便/沼渣的重金属的去除效果呈现先快速增加然后趋于平缓的趋势，其中0～0.5h之间为快速增加阶段，当沥浸时间≤30min时，消耗的时间成本低。
[0082]
由图6和表2可知，三种固液比之间没有明显差异，其中固液比越小，浸提废液产生量越少。因此，当固液比为1:5时，产生的浸提废液量最少，后续处理耗能最低。
[0083]
实施例15
[0084]
响应曲面法优化沥浸处理技术参数
[0085]
以na2edta为浸提剂，na2edta水溶液浓度分别为0.01mol/l、0.02mol/l和0.03mol/l，沥浸时间分别为10min、20min和30min；固液比分别为1:5(kg:l)、1:6(kg:l)和1:7(kg:l)的组合工艺参数进行优化，具体参数设计如表3所示。
[0086]
表3响应曲面法中各技术参数设计
[0087][0088]
将表3中各参数提交至design expert软件上，实验设计方法采用box
‑
behnken设计，基于box
‑
behnken设计的实验方案如表4所示。
[0089]
表4基于box
‑
behnken的实验设计方案
[0090]
[0091][0092]
每个实验编号设置3次重复试验，在180rpm、室温下沥浸处理10～30min，然后以5000rpm的速度离心分离8min，得到固体组分和浸提废液，测定固体组分中重金属的含量，计算畜禽粪便/沼渣的重金属去除率(重金属去除率(％)＝(初始固相重金属含量
‑
浸提后固相重金属含量)/初始固相重金属含量
×
100)，将重金属去除率结果填入每个实验编号对应的结果栏中进行响应曲面模型拟合，结果如图7所示。由图7可知，na2edta的浓度对畜禽粪便/沼渣中cd的去除效果影响较大，而沥浸时间和固液比的影响较小。增加na2edta浓度会显著提高cd的去除率，但也会降低畜禽粪便/沼渣ph和增加经济成本。综合考虑，最终确定na2edta溶液的浓度为0.01mol/l。在此基础上，响应曲面模型拟合的最佳技术工艺为：na2edta水溶液的浓度为0.01mol/l，沥浸时间为21min，固液比为1:5，此条件下步骤(1)畜禽粪便/沼渣的cd的去除率为46％。
[0093]
实施例16
[0094]
(1)沥浸技术去除重金属
[0095]
将畜禽粪便/沼渣与浓度为0.01mol/l的na2edta溶液按照固液比为1:5(kg:l)的比例混合，在室温下沥浸处理21min，然后以4000～5000rpm的速度离心分离8～10min，得到固体组分和浸提废液，其中，畜禽粪便/沼渣中cd初始浓度为3.70mg/kg，cu初始浓度为27.1mg/kg，zn初始浓度为172mg/kg，cd的去除率为46％，cu的去除率为34％，zn的去除率为45％。
[0096]
(2)ekr
‑
prb耦合技术去除重金属
[0097]
采用图1～2所示的ekr
‑
prb耦合装置，向阳极室6和处理室4加入所述浸提废液至高度的3/4处，拆掉所述可拆卸隔离板61使阳极室6和处理室4联通，通入直流电源进行电解，所述电解后，将所述可拆卸隔离板61安装上使阳极室6和处理室4隔开，处理室4中得到的处理液可作为沼液肥使用，阳极室液体可持续电解利用。
[0098]
其中，ekr
‑
prb耦合装置中，第一电极板21和第二电极板22的尺寸为18cm
×
10cm
×
1mm(长
×
宽
×
厚)；电解槽1的尺寸为30cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)；处理室4的尺寸为24cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)；prb渗透墙5的尺寸为20cm
×
10cm
×
4cm(长
×
宽
×
厚)，烧结玻璃52的尺寸为20cm
×
10cm
×
3mm(长
×
宽
×
厚)；阳极室6的尺寸为2cm
×
20cm
×
10cm(长
×
宽
×
高)，可拆卸隔离板61的尺寸为20cm
×
10cm
×
1mm(长
×
宽
×
厚)；处理室4平均分为s5、s4、s3、s2和s1五个区域进行取样，样品经硝酸消煮至澄清后，利用icp
‑
ms测定cd、cu和zn含量。
[0099]
ekr
‑
prb耦合的工作参数：采用的吸附材料为具有亚氨基二乙酸官能团的弱酸型离子交换树脂ch
‑
90(简写为树脂ch
‑
90，购买于科海思(北京)科技有限公司)，温度为室温，直流电压为1v/cm，电解时间为60h。
[0100]
实施例17～21
[0101]
按照实施例16的方法去除畜禽粪便/沼渣中的重金属，实施例17～21步骤(2)的ekr
‑
prb耦合处理条件如表5所示。
[0102]
对比例5
[0103]
按照实施例16的方法去除畜禽粪便/沼渣中的重金属，对比例5步骤(2)的ekr
‑
prb耦合处理条件如表5所示。
[0104]
表5实施例16～21和对比例5中ekr
‑
prb耦合技术去除重金属的条件
[0105] 吸附材料种类直流电压(v/cm)电解时间(h)实施例16树脂ch
‑
900.524实施例17树脂ch
‑
90124对比例5树脂ch
‑
90224实施例18树脂ch
‑
90112实施例19树脂ch
‑
90136实施例20树脂ch
‑
90148实施例21树脂ch
‑
90160
[0106]
实施例16～21和对比例5的步骤(2)中浸提废液的残存的重金属浓度如表6和图8～9所示，其中，图8为实施例16～17和对比例5的步骤(2)中浸提废液的重金属cd、cu和zn的残存浓度，图9为实施例17～21的步骤(2)中浸提废液的重金属cd、cu和zn的残存浓度。残存重金属浓度越低表明去除效果越好。
[0107]
表6实施例16～21和对比例5的步骤(2)中浸提废液的残存重金属浓度
[0108] cd(mg/l)cu(mg/l)zn(mg/l)实施例160.321.4713.8实施例170.241.355.85对比例50.040.744.14实施例180.281.589.11实施例190.091.314.77实施例200.041.284.36实施例210.0031.134.22
[0109]
由图8和表6可知，随着电压的升高，浸提废液的重金属的浓度也显著降低。但在实验过程中观察到2v/cm电压处理下浸提废液电流过大，温度急剧升高，液体蒸发严重，同时电极板腐蚀也较为严重。
[0110]
由图9和表6可知，在1v/cm的直流电压电解作用下，处理室中浸提废液中重金属的浓度随着电解时间的增加而降低，电解60h后，沥浸废液中cd、cu和zn的去除率分别为99％、40％和72％，其中cd≤0.01mg/l，可达到水稻、蔬菜等作物的沼液肥农用要求。
[0111]
实施例22
[0112]
在实施例16步骤(1)得到的浸提废液中按照治理体积比为1％(g/ml)的比例加入含亚氨基二乙酸官能团的弱酸型离子交换树脂ch
‑
90(简写为树脂ch
‑
90，购买于科海思(北京)科技有限公司)，在室温下、180rpm条件下处理24h，然后在2000rpm下离心10min，将所得上清液经硝酸消煮至澄清后，利用icp
‑
ms测定cd、cu和zn含量。
[0113]
实施例23
[0114]
按照实施例22的方法去除重金属离子，与实施例22的区别在于吸附材料为含氨甲膦酸基官能团的强酸性阳离子交换树脂ch
‑
93(简写为树脂ch
‑
93，购买于科海思(北京)科技有限公司)。
[0115]
实施例24
[0116]
按照实施例22的方法去除重金属离子，与实施例22的区别在于吸附材料为表面二氧化锰涂层的katalox light滤料(简写为kl滤料，购买于科海思(北京)科技有限公司)。
[0117]
实施例25
[0118]
按照实施例22的方法去除重金属离子，与实施例22的区别在于吸附材料为生物质炭。
[0119]
其中，生物质炭由花生壳经粉碎后过2mm筛，将筛下部分花生壳粉在500℃、隔氧加热裂解4h得到。
[0120]
实施例26
[0121]
按照实施例22的方法去除重金属离子，与实施例22的区别在于吸附材料为天然累托石(产自湖北省荆门市，粉碎后过0.15mm筛，取筛下部分)。
[0122]
实施例27
[0123]
按照实施例22的方法去除重金属离子，与实施例22的区别在于吸附材料为天然沸石(购买于赤峰恒源矿产品有限公司，粒径<1mm)。
[0124]
实施例22～27的浸提废液中重金属的去除效果如图10和表7所示。
[0125]
表7实施例22～27中浸提废液的重金属去除率结果
[0126] cd去除率(％)cu去除率(％)zn去除率(％)实施例2276.036.668.7实施例2361.329.749.7实施例2463.723.456.2实施例2567.627.656.8实施例2658.626.850.7实施例2760.622.546.7
[0127]
由表7和图10可知，在相同的重金属去除条件下，具有亚氨基二乙酸官能团的弱酸型离子交换树脂ch
‑
90对沥浸废液中cd、cu和zn的去除效果优于其他5种吸附材料，该材料对三种重金属的去除率由高至低依次为cd、zn和cu。
[0128]
以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下，还可以做出若干改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。