电絮凝同步去除水中铜(Ⅱ)和铬(Ⅵ)复合污染物的影响因素及其作用机理

郝雅荣; 吕建波; 高雪; 孙力平; 陈茜敏; 张劲

doi:10.12030/j.cjee.201708076

电絮凝同步去除水中铜(Ⅱ)和铬(Ⅵ)复合污染物的影响因素及其作用机理

1.
天津城建大学环境与市政工程学院,天津300384
2.
天津市水质科学与技术重点实验室,天津300384
3.
烟台大学土木工程学院,烟台264005
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51478292)

天津市水质科学与技术重点实验室开放基金资助项目(TJKLAST-PT-2016-05)

Influencing factors and mechanisms of simultaneous removal of copper(Ⅱ) and chromium(Ⅵ) from aqueous solutions by electrocoagulation

1.
School of Environmental and Municipal Engineering, Tianjin Chengjian University, Tianjin 300384,China
2.
Tianjin Key Laboratory of Aquatic Science and Technology, Tianjin 300384,China
3.
School of Civil Engineering, Yantai University, Yantai 264005,China
Fund Project:

摘要: 铜(Cu(Ⅱ))和铬(Cr(Ⅵ))是水和废水中一类重要的重金属复合污染物。电絮凝(electrocoagulation, EC)是目前很有效的重金属深度处理技术,因此,采用电絮凝静态反应器对水中Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ) 的复合污染物的同步去除进行研究。在单极式连接条件下,考察电极材料、电流密度、初始pH、极板间距和电导率等因素对电絮凝效果的影响。结果表明,与铁电极相比,铝电极显示出更好的Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)同步去除效果。因此,采用铝电极进行因素筛选实验,筛选出的实验条件为:Cu(Ⅱ)的进水浓度为18.73~20.08 mg·L-1,Cr(Ⅵ)的进水浓度为12.98~14.35 mg·L-1,在初始pH为3~6,电流密度为11.57 A·m-2,极板间距为1 cm,电导率在899~2 000 μS·cm-1的范围内。去除结果表明,总铬(TCr)、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率均在94%以上,出水Cu(Ⅱ)、TCr和Cr(Ⅵ)的浓度分别为0.081.24、0.491.21和0.120.49 mg·L-1,出水pH在6~9之间,可以满足《污水综合排放标准》(GB 8978-7996)要求。
- 电絮凝 /
- Cu(Ⅱ) /
- Cr(Ⅵ) /
- 铝电极 /
- 复合污染物
Abstract: Hexavalent chromium (Cr(Ⅵ)) and copper (Cu(Ⅱ)) are important heavy metal contaminants in water body and wastewater. Electrocoagulation (EC), as an effective heavy metal removal technology, has been commonly applied currently, therefore, an electrocoagulation static reactor was used for simultaneous removal of combined contaminants of Cr(Ⅵ) and Cu(Ⅱ) in this study. The effects of electrode material, current density, initial pH, plate spacing and conductivity on electrocoagulation were investigated under monopolar connection conditions. The results showed that the aluminum electrode exhibits better simultaneous removal efficiency of Cr(Ⅵ) and Cu(Ⅱ) than the iron electrode. Factor screening experiment was done by using aluminum electrode and the results indicated that, when the experimental conditions were designed as follows: the influent concentration of Cr(Ⅵ) was from 12.98 mg·L-1 to 14.35 mg·L-1 and the influent concentration of Cu(Ⅱ) was from 18.73 mg·L-1 to 20.08 mg·L-1, the initial pH was in the range of 3 to 6,the current density was 11.57 A·m-2, the plate spacing was 1 cm and the conductivity was in the range of 899 μS·cm-1 to 2 000 μS·cm-1, then the removal efficiencies of total chromium(TCr),Cr(Ⅵ) and Cu(Ⅱ) were all beyond 94%. Accordingly, the effluent concentrations of Cu(Ⅱ), TCr and Cr(Ⅵ) were from 0.08 mg·L-1 to 1.24 mg·L-1,0.49 mg·L-1 to 1.21 mg·L-1 and 0.12 mg·L-1 to 0.49 mg·L-1, individually, and the effluent pH were between 6 and 9,which met the comprehensive wastewater discharge standard(GB 8978-7996).
- electrocoagulation /
- Cu(Ⅱ) /
- Cr(Ⅵ) /
- aluminum plate /
- combined contaminants

重金属工业废水主要来自于电镀^[1-5]、金属加工^[3]、冶金^[5]、机械加工^[3]和半导体^[6-9]等行业。这些行业的生产工艺会产生大量废弃的含酸废水(硝酸和铬酸等)，同时含有各种重金属阳离子污染物(铜、镍、锌和银等)^[9]。尤其是铜离子，其浓度在废水中相对较高且常与铬酸共存，且易形成复合污染物。传统工艺多采用化学沉淀法^{[1-2, 9]}和化学还原法^[2]去除高浓度的Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)，但是化学沉淀法不仅会产生大量的污泥且容易造成二次污染，对低浓度的重金属污染物往往处理效果不佳，难以适应日益严格的废水排放标准。近年来，电絮凝法被广泛运用于工业废水处理系统^[10-16]。该技术能有效地同时去除水中的多种金属离子^{[4, 9, 16]}。电絮凝法是利用阳极金属溶出，原位生成高活性的多形态絮凝剂，通过吸附、络合和共沉淀等将水中污染物微粒聚集成团进而分离的除污工艺，具有高效、产泥量少、易于自动化控制等优点。电絮凝法是具有良好应用潜力的重金属深度处理技术，但是关于电絮凝深度去除重金属复合污染物的工艺效果和机理仍不明晰。

本文选用电絮凝法，研究不同工艺参数对水中Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)同步去除的效果，并对其机理进行探讨，以期为工业废水的深度处理提供技术支持。

1 实验部分

1.1 模拟废水水质

模拟废水采用去离子水、K₂Cr₂O₇和Cu(NO₃)₂配制，废水中Cr(Ⅵ)的浓度为12.98~14.35 mg·L^-1，Cu(Ⅱ)的浓度为18.73~20.08 mg·L^-1，pH为3.5~4.0。采用NaOH(1 mol·L^-1)和HNO₃(1 mol·L^-1)调节模拟废水pH。使用NaNO₃调节模拟废水电导率。实验所用药品均为分析纯。

1.2 实验装置与仪器

如图 1所示，电絮凝反应体系由有机玻璃反应槽、铝电极和铁电极(30 cm×8 cm×2 mm)、磁力搅拌器(欧诺，EMS-3B)和直流稳压电源(安泰信，TPR3010S)组成，其中反应槽的内径为11 cm，外径为16 cm，高为22 cm，有效容积2.2 L。水质指标测定仪器：分光光度计(普析，T6)、电导率测定仪(三信，SX813)、pH计(Mettler Toledo)、电感耦合等离子体质谱(Agilent，7700e)、激光粒度计数仪(IBR，Versacount)和Zeta电位分析仪(英国马尔文，Nano ZS)。

图1 电絮凝反应实验装置示意图和实物图
Fig. 1 Schematic representation of EC process and EC reaction device

1.3 实验与分析测试方法

每次实验用水1.5 L，配制后立即进行实验，反应时将铝电极或铁电极插入电解槽，采用单极式连接，极板的有效面积0.086 4 m²，有效极板面积与反应器内模拟废水体积的比为57.6 m^-1，保证反应时所有溶液都能够有效参与电絮凝反应。通过加入氢氧化钠或硝酸调节模拟废水初始pH，磁力搅拌速度400 r·min^-1。实验中接取水样后，立即测定pH，并使用针式过滤器进行过滤(0.45 μm滤膜)，待测试使用。使用1-5二苯卡巴肼法(紫外分光光度计，普析，T6)测定Cr(Ⅵ)；使用电感耦合等离子体质谱(Agilent，7700e)测定TCr和Cu(Ⅱ)。

2 结果与分析

2.1 铁电极和铝电极对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响

不同的电极材料具有不同的电化学特性，所以选择合适的电极材料对于提高EC的效率至关重要^[17]。使用铁电极和铝电极在酸性(pH=3.7)条件下进行实验，考察铁电极和铝电极作电极时，TCr、Cr(Ⅵ)、Cu(Ⅱ)处理效果和反应过程的pH值变化。实验结果如图 2所示。图 2中c₀为初始金属离子的浓度，c_t为时刻t出水中金属离子浓度。

图2 不同极板对EC的影响和Al(Ⅲ)形态图
Fig. 2 Effects of different plates on EC and Al(Ⅲ) morphology

由图 2(a)~(c)可知，使用铝电极的EC对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除效果均优于使用铁电极的EC，所以选择铝电极进行后续的实验。因为反应30 min后TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率基本不变，所以反应时间选30 min较适宜。

结合反应过程中pH的变化和Al(Ⅲ)的形态图(图 2(e))，推测使用铝电极的EC过程发生的反应。

首先阳极溶解产生Al³⁺(式(1))，随着反应过程中pH的上升，Al³⁺会与阴极生成的OH^-发生反应(式(2)和式(3))，形成AlOH²⁺、Al(OH)₂⁺、Al(OH)₃和Al₃(OH)₄⁵⁺等形态物质(图 2(e))，最终以Al(OH)₃的形式促进污染物沉淀。反应过程中Cr(Ⅵ)可能在阴极发生还原反应(式(4)和式(5))，生成Cr³⁺与溶液中的OH^-发生反应(式(6))，使得Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)得以去除。Cu(Ⅱ)的去除有2种途径：Cu²⁺与Al在阴极的置换反应(式(7))，使Cu沉积在阴极表面被去除；Cu²⁺也可以与阴极生成的OH^-发生反应(式(8))，以Cu(OH)₂形式去除。

阳极：

${\rm{Al}} \to {\rm{A}}{{\rm{l}}^{{\rm{3 + }}}} + 3{{\rm{e}}^ - }$

(1)

阴极：

${\rm{3}}{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O + 3}}{{\rm{e}}^ - } \to \frac{3}{2}{{\rm{H}}_{\rm{2}}} \uparrow {\rm{ + 3O}}{{\rm{H}}^ - }{\rm{(}}{E^{\rm{0}}}{\rm{ = }} - {\rm{0}}{\rm{.828 V)}}$

(2)

${\rm{A}}{{\rm{l}}^{{\rm{3 + }}}} + 3{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{Al}}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_3} + 3{{\rm{H}}^ + }$

(3)

${\rm{C}}{{\rm{r}}_{\rm{2}}}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - }{\rm{ + 3}}{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{Cr}}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_{\rm{3}}}{\rm{ + CrO}}_4^{{\rm{2}} - }$

(4)

${\rm{C}}{{\rm{r}}_{\rm{2}}}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - } + 6{{\rm{e}}^ - } + 7{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to 2{\rm{C}}{{\rm{r}}^{3 + }} + 14{\rm{O}}{{\rm{H}}^ - }\;\;({E^0} = 1.33{\rm{ V}})$

(5)

${\rm{C}}{{\rm{r}}^{3 + }} + 3{\rm{O}}{{\rm{H}}^ - }{\rm{Cr}}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_3}$

(6)

${\rm{3C}}{{\rm{u}}^{{\rm{2 + }}}}{\rm{ + 2Al}} \to {\rm{3Cu + 2A}}{{\rm{l}}^{{\rm{3 + }}}}$

(7)

${\rm{C}}{{\rm{u}}^{{\rm{2 + }}}}{\rm{ + 2O}}{{\rm{H}}^ - } \to {\rm{Cu}}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_{\rm{2}}}$

(8)

另外，反应过程中生成的AlOH²⁺、Al(OH)₂⁺、Al(OH)₃和Al₃(OH)₄⁵⁺等形态物质，具有吸附带负电离子Cr(Ⅵ)的作用，而在形成Al(OH)₃的过程中也可以和TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)发生共沉淀作用，这也是TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)得以去除的一种主要机制。

静电引力主导的吸附：

${\rm{AlO}}{{\rm{H}}^{2 + }} + {\rm{C}}{{\rm{r}}_{\rm{2}}}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - } \to {\rm{AlO}}{{\rm{H}}^{2 + }} - {\rm{C}}{{\rm{r}}_2}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - }$

(9)

${\rm{2Al}}\left( {{\rm{OH}}} \right)_2^ + {\rm{ + C}}{{\rm{r}}_{\rm{2}}}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - } \to {{\rm{(Al}}\left( {{\rm{OH}}} \right)_2^ + {\rm{)}}_{\rm{2}}}{\rm{ - C}}{{\rm{r}}_{\rm{2}}}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - }$

(10)

$2{\rm{A}}{{\rm{l}}_3}\left( {{\rm{OH}}} \right)_4^{5 + } + 5{\rm{C}}{{\rm{r}}_2}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - } \to {({\rm{A}}{{\rm{l}}_3}\left( {{\rm{OH}}} \right)_4^{5 + })_2} - {({\rm{C}}{{\rm{r}}_2}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - })_5}$

(11)

羟基交换主导的吸附：

${\rm{A}}{{\rm{l}}_n}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_{3n}} + m{\rm{C}}{{\rm{r}}_2}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - } \to {\rm{A}}{{\rm{l}}_n}{({\rm{C}}{{\rm{r}}_2}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - })_m}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_{3n - 2m}} + 2m{\rm{O}}{{\rm{H}}^ - }$

(12)

共沉淀：

$n{\rm{A}}{{\rm{l}}^{3 + }} + (3n - 2m){\rm{O}}{{\rm{H}}^ - } + m{\rm{C}}{{\rm{r}}_2}{\rm{O}}_7^{{\rm{2}} - } \to {\rm{A}}{{\rm{l}}_n}{({\rm{C}}{{\rm{r}}_2}{{\rm{O}}_7})_m}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_{3n - 2m}}$

(13)

$n{\rm{A}}{{\rm{l}}^{3 + }} + (n + m){\rm{O}}{{\rm{H}}^ - } + m{\rm{C}}{{\rm{r}}^{3 + }}{\rm{A}}{{\rm{l}}_n}{\rm{C}}{{\rm{r}}_m}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_{n + m}}$

(14)

$n{\rm{A}}{{\rm{l}}^{3 + }} + (n + m){\rm{O}}{{\rm{H}}^ - } + m{\rm{C}}{{\rm{u}}^{2 + }}{\rm{A}}{{\rm{l}}_n}{\rm{C}}{{\rm{r}}_m}{\left( {{\rm{OH}}} \right)_{n + m}}$

(15)

2.2 电流密度对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响

电流密度是电化学水处理技术中一个非常重要的参数，其不仅对反应效果有显著影响，对能耗等经济性因素也有至关重要的影响。本研究中不同的电流密度对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响如图 3所示。

图3 不同电流密度对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除的影响
Fig. 3 Effect of different current density on removal of TCr, Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)

由图 3可知，当电流密度从5.79 A·m^-2升高到11.57 A·m^-2时，随着电流密度的增加，TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率显著上升。这是由于在相同的电解时间内，随着电流密度的增加，Al³⁺的溶出量增加，生成的有效Al形态物质增加^[16]，使得TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率增加，且在此电流密度范围(5.79~11.57 A·m^-2)内，可以观察到反应过程中产生的絮体较少且悬浮于溶液之上。当电流密度从11.57 A·m^-2增加到46.3 A·m^-2时，TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率变化较小，但是反应过程中生成的絮体增多，极板耗损严重。综合考虑TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除效果和极板的消耗情况，选择电流密度为11.57 A·m^-2进行后续实验。

2.3 不同进水pH对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响

进水pH也是决定处理效率的主要因素^[13]，在初始pH值为2~6的范围内进行实验，考察其对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除效果的影响及出水pH的变化，实验结果如图 4(a)所示。

图4 初始pH对EC的影响及TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)形态图
Fig. 4 Effects of initial pH on EC and TCr, Cr(Ⅵ) and Cu(Ⅱ) morphology

由图 4可知，当进水pH为2时，TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率分别为36.06%、38.49%和8.9%，且几乎观察不到反应过程中有絮体生成。这是因为在pH为2时，Cr(Ⅵ)主要以Cr₂O₇^2-和CrO₄^2- 2种形态存在(图 4(b))，电解过程中主要发生反应(式(4))，由于此时溶液中OH^-很少，所以不利于反应(6)和反应(8)的进行，造成TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率均较低。结合图 4(a)和Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)与Cu(Ⅱ)的型态分布可知，在进水pH为3~4的情况下，溶液中的Cr(Ⅲ)和Cu(Ⅱ)呈离子状态，且随着出水pH值的增加可知，对2.1中提到的反应均是有利的，推测此时的Cr(Ⅲ)与CuCr(Ⅱ)主要是通过被电絮凝过程中原位生成的絮体共沉淀而去除的。在进水pH为4~6的情况下，TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率均在90%以上，推测此时以反应(5)~反应(8)为主，且从实验过程可以看出，随着进水pH值的增大，反应中生成的絮体逐渐增多，出水的pH值逐渐稳定，这种变化较利于Al(OH)₃絮体生成，使得Cu(Ⅱ)的去除率均有所提高。在pH为3~6时，TCr和Cr(Ⅵ)的去除效果较好，此结果与KESHMIRIZADEH等^[14]的研究一致。

2.4 极板间距对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响

极板间距可能会影响水流运动、质量传递和能耗，因此，极板间距也是影响EC的重要因素^[17]，不同极板间距对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响如图 5所示。由图 5可知，TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)在极板间距为1 cm时，处理效果均最佳。当极板间距从0.5 cm增加到2 cm，对Cr(Ⅵ)的去除率几乎没有影响，而TCr和Cu(Ⅱ)的去除率都是在极板间距为1 cm时达到最大值，这是因为在极板面积和槽电压不变时，极板间距越小，电流密度越大，理论上产生的Al³⁺和H²就越多，对EC越有利，但是极板间距越小，电极钝化越严重，会使极板间的电场分布不均匀性增大。由图 5还可以看出，随着极板间距的增加，能耗呈直线上升，由2.6 kW·h^-1很快增加到4.75 kW·h^-1。综合考虑TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除效果和能耗，选择极板间距为1 cm进行后续实验。

图5 不同极板间距对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响和能耗的变化
Fig. 5 Effect of different plate spacing on removal efficiency of TCr, Cr(Ⅵ) and Cu(Ⅱ) and change of energy consumption

2.5 不同的电导率对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响

不同电导率(899~2 300 μS·cm^-1)对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响如图 6所示。由图 6可知，电导率在899~2 300 μS·cm^-1的范围内，Cu(Ⅱ)的去除率从93.52%增加到99.81%，呈上升趋势；而TCr和Cr(Ⅵ)的去除率在电导率为899~2 000 μS·cm^-1的范围内，去除率均从96%增加到99%，呈上升趋势，电导率在2 000~2 300 μS·cm^-1的范围内，去除率均从99%下降到90%。虽然在本实验中，溶液电导率没有电流密度和初始pH对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响大，但适当提高溶液电导率可以保证在电流密度不变的情况下有效地减少能耗^[18]。总体而言，在保证合理电导率的范围内，EC对水中的污染物可以保持很好的去除效果。

图6 不同的电导率对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)去除效果的影响
Fig. 6 Effect of different conductivity on removal efficiency of TCr, Cr(Ⅵ) and Cu(Ⅱ)

2.6 能谱分析

将电絮凝反应完成后得到的絮体进行离心，冷冻后进行干燥，制得的粉末状样品进行能谱(EDS)分析，图谱结果见图 7，原子百分比结果见表 1。

图7 絮体EDS谱图
Fig. 7 EDS image of floc

表1 EDS原子百分比
Table 1 EDS atomic percentage

%
元素	原子百分比
O	59.42
Na	0.85
Al	34.93
N	0.16
Cr	1.20
Cu	2.09
Pt	1.35
总量	100.00

由图 7可以看到，处理后的废水中产生的絮体有明显的Cu和Cr的吸收峰，证明从废水中去除的Cu和Cr进入产生的絮体当中。由表 1可知，EC反应过程中生成大量的羟基铝化合物，所以氧原子和铝原子所占比重最大。实验过程中使用NaNO₃调节溶液电导率，所以EDS分析中含有钠原子和氮原子。EC过程生成的絮体对TCr、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)有网捕和卷扫作用，使其从溶液去除，进入产生的絮体当中，所以EDS分析中含有铬原子和铜原子。EDS分析前需对样品进行喷金处理，所以会含有铂原子。

3 结论

1) EC能够有效地处理含有复合污染物Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的废水，适用于废水的深度处理，其中EC反应使用的极板种类、电流密度和溶液的初始pH对于EC效果的影响较大；而极板间距和溶液电导率对EC过程的影响较小。

2) 本实验条件下，铝电极比铁电极显示出更好的同步去除Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)的效果，采用铝电极的EC反应，最佳电流密度为11.57 A·m^-2，进水pH为3~6，极板间距为1 cm，电导率为899~2 300 μS·cm^-1的范围内，可以取得令人满意的处理效果，总铬(TCr)、Cr(Ⅵ)和Cu(Ⅱ)的去除率均在96%以上，使出水满足《污水综合排放标准》(GB 8978-7996)。

3) 分析铝电极电絮凝过程和絮体EDS结果，推测Cr(Ⅵ)去除的主要机理是阴极还原、静电引力、羟基交换和共沉淀；Cu(Ⅱ)去除的主要机理是阴极还原、沉淀和共沉淀。

参考文献

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本文选用电絮凝法，研究不同工艺参数对水中Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)同步去除的效果，并对其机理进行探讨，以期为工业废水的深度处理提供技术支持。