水体重金属

水体重金属（精选八篇）

水体重金属 篇1

天然粘土矿物由于具有大的比表面积、特殊的孔道结构、表面负电荷及大量的吸附位点, 对水体中的重金属离子有很好的吸附性能, 作为价格低廉的吸附剂得到较广泛的应用。本文查阅国内外文献, 归纳总结了粘土矿物用于处理重金属离子废水的研究情况。

1 高岭石

高岭石 (英文名称kaolinite, 化学式:Al4[Si4O10] (OH) 8) 是一种层状结构的铝硅酸盐粘土矿物。Suraj等[1]对高岭石进行了煅烧和酸化处理, 考察其对Cu2+和Cd2+的吸附。结果表明:经600℃煅烧和2M HCl酸化处理后, 高岭石的比表面积增加, 对Cd2+、Cu2+的吸附量明显提高。Bhattacharyya等[2]将高岭石在500℃煅烧10h, 吸附水体中Fe3+、Co2+和Ni2+。结果表明:高岭石对Fe3+、Co2+、Ni2+的附量分别为6.0、5.3、5.2mg/g。Gupta和Bhattacharyya[3]用二氯氧化锆和四丁基溴化铵对高岭石进行改性, 并用于对Ni2+的吸附。发现改性后吸附量下降, 分析原因是由于改性剂分子屏蔽了粘土表面负电荷, 且堵塞吸附孔道所致。吴宏海等[4]考察了高岭石对Cu2+, Pb2+的吸附, 提出吸附模式为离子交换和表面配位吸附模式并存。

2 蒙脱石

蒙脱石 (英文名称montmorillonite, 化学式: (Al2, Mg3) Si4O10OH2·n H2O) 是一种含水的2:1型层状铝硅酸盐矿物。Bhattacharyya和Gupta[5]用0.25 M硫酸对蒙脱石活化3h, 再在500℃煅烧10h。活化后的蒙脱石对Cd2+、Co2+、Cu2+、Pb2+、Ni2+的吸附量分别提高至33.2、29.7、32.3、34.0、29.5 mg/g。热力学研究表明蒙脱石-Pb2+、-Ni2+、-Co2+的相互作用是放热过程, 而蒙脱石-Cu2+、-Cd2+的相互作用是吸热过程。De Pablo等[6]用1 N Ca Cl2溶液将蒙脱石钙化, 并对Hg2+、Cr3+、Pb2+、Cu2+、Zn2+、Ba2+、Ni2+、Mn2+、Cd2+、Ba2+、Ag+等吸附, 并考察了不同p H值的影响及其沉淀物物种。结果表明:钙基蒙脱石的吸附量均高于原蒙脱石。当p H<5, Cr3+、Pb2+、Cu2+以氧化物及氢氧化物沉淀的形式存在于溶液中, 当p H值较大时, Hg22+、Zn2+、Ba2+、Cd2+、Ni2+、Mn2+、Ag+以阳离子的形式存在于溶液中, 或者吸附在粘土矿物上, 吸附量由大到小排序为Hg22+>Zn2+>Ba2+>Cd2+>Ni2+>Mn2+。杜培鑫等[7]研究了钙基蒙脱石对Sr2+、Cs+、Pb2+的吸附效果, 结果表明:初始浓度、p H值对吸附量的影响差别很大, Sr2+、Cs+的最佳p H=4, 最佳质量浓度分别为0.4g/L、1.0g/L;Pb2+的最佳p H=8, 最佳质量浓度为0.8g/L。

3 凹凸棒石

凹土棒石 (英文名称attapulgite, 化学式:Mg5Si8O20 (OH) 2 (OH2) 4) 是一种2:1型链层状结构的含水富镁硅酸盐粘土矿物。王文己等[8]用盐酸活化凹凸棒石, 增大了凹凸棒石对Cd2+的吸附率。陈浩、赵杰[9]研究了Pb2+和Zn2+在凹凸棒石及酸化凹凸棒石中的竞争吸附特征, 发现样品对Pb2+的吸附性均优于Zn2+, 但酸化凹凸棒石较原土对Zn2+具有更高的选择吸附性。Fan等[10]报道了凹凸棒石对Ni2+的吸附受p H值的影响明显, 在p H<8时外球面络合或离子交换是凹凸棒石对Ni2+吸附的主要机制, 而在p H值>8时内球络合是主要的吸附机理。

4 其它矿物

除了上述粘土矿物报道较多外, Zazzi等[11]研究了p H值对绿泥石吸附Ni2+的影响, 发现吸附量只能在很小的p H值范围内增加。刘霞等[12]报道了伊利石在p H=2~6时对Cd2+的吸附率随p H的升高而增加, 随离子强度的增强而降低。朱健等[13]较详尽地阐述了硅藻土对重金属离子吸附性能、行为、机制等方面的研究情况。

5 结束语

水体重金属污染治理技术 篇2

底泥疏浚是一种能够有效降低重金属污染负荷的水污染治理方法，主要控制水体内源污染。国内外目前广泛应用的环保疏浚利用机械疏浚方法来清除江河湖库污染底泥，在挖泥，输送过程中和疏浚工程完成后对环境及周围水体的影响都较小。我国太湖五里湖区生态疏浚工程治理重金属污染效果良好，减少了底泥和水体中的重金属含量。环保疏浚技术是复杂的系统工程，对操作精度要求较高，目前环保疏浚业普遍致力于改造和设计环保疏浚设备，以提高疏浚工程的针对性和高效性。引水截污

减少进入水体的污染物总量是水体修复的前提条件，通过截流河道，截污管道等截污工程将污水引入污水处理厂进行处理，然后循环利用或排入水体，可以有效阻止重金属废水向水体排放。在截污的基础上，通过适当引水，补水缩短河流，湖泊等水体的换水周期，促进水体交换，加快重金属迁移速度，可降低水体中的重金属浓度。引水截污在我国有很多工程实例，水体修复效果良好。生态修复技术

水体生态修复技术利用参与生物修复过程的生物类群，包括微生物，植物，动物以及它们构成的生态系统对污染物进行转移，转化及降解作用，从而使水体得到净化的技术。具有处理效果好，耗能少，工程造价和运行成本低等优点，还可以与绿化环境及景观改善结合起来，实现生态修复的最大效益。目前国际和国内应用的生态修复技术包括人工浮岛，人工湿地，水生植物净化景观化等，其原理是将生态系统结构与功能应用于水体净化，充分利用自然净化与水生植物系统中各类水生生物间功能上相辅相成的协同作用来净化水质。如在水体中适当种植对重金属具有吸附作用的浮水植物和挺水植物，投撒菌种和养殖水生动物，可达到既净化水质，又改善生态环境的目的。生物修复技术符合可持续发展原则，目前已成为全世界普遍关注的水环境修复技术，这种廉价实用的技术也很仕用于我国江河湖库大范围的污水治理。但生态修复技术也存在一些问题，如生长性强的水生植物易形成单优群落，被重金属饱和后的植物以及水生生物排泄物和尸体堆积形成的污泥等会产生负面环境效应等都有待研究解决。

浅析水体重金属污染的危害及对策 篇3

【关键词】水体；重金属；污染；危害；对策

水是人类赖以生存的基本物质，是人类社会可持续发展的制约因素。随着我国经济的迅速发展，对水资源的需求量也越来越大，但同时水资源的污染问题也日益严重，重金属污染已成为一种常见的水污染。水体重金属污染来源广泛，主要来自电镀业、机械加工业、矿山开采业、钢铁业、造纸业、有色金属冶炼业等工业活动以及农业生产、生活垃圾等排放的水体。所谓重金属污染，一般是指比重大于4或5的金属，如汞（Hg）、铅（Ph）、铁（Fe）、铬（Cr）、镉（Cd）、砷（As）、铜（Cu）、钴（Co）、镍（Ni）等金属通过各种途径进入到环境中，对环境造成危害[1]。随着人们对环境、健康的日益重视，面对日益短缺的水资源，保护水环境、防止水污染、治理水污染已经成为全人类达成的共识。因此，如何对水体中过量的重金属进行科学、有效的治理，成为了当今环境保护工作者研究的热点问题和十分紧迫需要解决的任务。笔者现结合多年的工作实践，将水体重金属污染的危害及对策分析介绍如下，以期寻求更加安全和经济的方法来处理水体重金属污染问题，以减少或消除重金属在环境中的积累，具有重大的社会、经济和环境意义。

1.水体重金属污染的危害

重金属是典型的无机有毒物质，在水体中不能被微生物降解，只能以不同的价态在水、底质和生物之间迁移转化（某些重金属在微生物的作用下可转化为金属有机化合物，产生更大的毒性），发生分散和富集作用，当它们在水体中积累到一定的限度时，就会对水体一水生植物一水生动物系统产生严重危害，并可能通过食物链影响到人类的自身健康[2]。重金属污染具有高毒性、持久性、难降解性等特点，即使浓度很小，也可能造成危害，当生物体内重金属积累到一定程度后就会出现受害症状，导致生理受阻、发育停滞，甚至死亡。重金属对人体健康的危害是多方面、多层次的，其毒理作用主要表现在影响胎儿正常发育、造成生殖障碍、降低人体素质等。秦俊法[3]等研究表明，水体铬污染不仅可引起水生生态变化，严重的水污染使水生生物死亡，轻度的水污染也影响生物的生长，而且可引起人体肾、肺、肝、骨和生殖效应以及癌症。

2.水体重金属污染的治理对策

传统的重金属水体处理技术包括化学沉淀法、絮凝沉淀法、氧化还原法、碳吸收法、离子交换法、蒸发法、膜处理法等，然而这些传统技术都存在一定程度的局限性，普遍存在着处理效率低、运行条件严、处理费用高以及会产生二次污泥污染等问题，因此开发和研究水体重金属污染高效、实用的处理方法是当前治理水体重金属污染的关键所在。笔者现将3种新型处理技术介绍如下：

2.1藻类生物吸附法

藻类的细胞壁由多糖、蛋白质和脂类组成，具有较大的表面积和粘性，带一定的负电荷，可提供氨基、酰氨基、羰基、醛基、羟基、硫醇、硫醚、咪唑、磷酸根和硫酸根等官能团与金属离子结合，对许多金属具有较强的富集能力。利用藻类吸附回收重金属离子的技术是目前国内外研究较多的一种处理水体重金属元素污染的新方法，具有较好的经济价值和社会效益。应用藻类生物吸附法处理重金属水体具有应用范围广泛、高效实用、经济简便、高选择性、吸附剂易、成本低、二次污染少等优点。并且即使在低浓度下重金属可以被选择性的去除，可对特定金属进行选择性去除。藻类吸附机理主要包括离子交换、表面络合反应和特殊基团的静电吸附等。

陈志勇[4]等用多细胞藻海带处理含Cu2+、Ni2+水体，结果表明在适宜的条件下，海带对Cu2+、Ni2+的去除率分别为95.17%、97.23%。Mohamed[5]等研究发现，死亡蓝藻比活体对Cd2+和Mn2+的吸附量更高。王宪[6]等研究发现，褐藻Au2+、Ag+、Cu2+、Ni2+的吸附能力强。

2.2电化学法

电化学法是近年发展起来的颇具竞争力的重金属水体处理方法，被称为清洁处理法，备受国内外关注。所谓电化学法是是指应用电解的基本原理，使水体中重金属离子在阳极和阴极上分别发生氧化还原反应，使重金属富集，从而去除水体中重金属，并且可以回收利用，具有处理效果好、运行成本低、产生污泥量少、自动化程度高、易于操作管理和能同时去除多种污染物等优点。电化学法是集氧化还原、分解和沉淀为一体的处理方法，包括电凝聚、电气浮、电解氧化和还原等多种净化过程。用的电化学处理工艺有电凝聚法、磁电解法、电渗析法、电还原法、内电解法、络合一超滤一电解集成技术等[7]。

2.3农业废弃物吸附法

采用农业废弃物吸附去除水体中重金属离子，既有原料价廉易得、工业操作简单等优点，而且可解决废水废渣的环境污染以及回收再利用的问题，达到以废治废的目的，具有明显的经济效益和社会意义，近年来，各种农业废弃物对水体中重金属离子的去除效果得到了广泛的研究。目前，国内外研究使用的农业废弃物主要有稻壳、麦麸、甘蔗渣、锯屑、坚果壳、棉籽壳、废茶叶、玉米芯、甘蔗渣干等，这些物质具有巯基、氨基、酰胺基、邻醌和羟基等各种官能团，这些官能团对重金属离子都具有很强的亲和力。如Faraizadeh[8]等利用麦麸和黑米壳等谷物类农业废弃物进行了研究，发现它们在水体对Pb存在很强的吸附性。

【参考文献】

[1]孟祥和，胡国飞.重金属水体处理[M].北京：化学工业出版社，2000.

[2]王韬，李鑫钢，杜启云.含重金属离子水体治理技术的研究进展[J].化工环保，2008，28（4）：323-326.

[3]秦俊法，李增禧.镉的人体健康效应[J].广东微量元素科学，2004，11（6）：1-10.

[4]陈志勇，李德周，孙俊永，李宁等.多细胞藻海带对Cu2+、Ni2+的吸附性能研究[J].信阳师范学院学报（自然科学版），2003，16（4）：413-415.

[5]Mohamed Z A.Removal of cadmium and manganese by anon.-toxic strain of the freshwater cyanobacterium Gloeothece nmgna[J].Wat Res，2001，35（18）：4405-409.

[6]王宪，何园，郑盛华.褐藻对电镀水体中Au2+、Ag+、Cu2+、Ni2+生物吸附-解吸作用[J].华侨大学学报（自然科学版），2008，29（1）：22-25.

[7]胡志军，李友明.环境友好的电化学水处理技术[J].西南造纸，2006，35（3）：13-15.

水体重金属 篇4

关键词：分子筛,改性,吸附,重金属离子

随着经济的发展,工业化进程的加快,环境污染也日趋严重。各种废水的排放,严重污染水体。而污水中 的重金属 离子能通过食物链富集,一旦其进入人体,便与组织蛋白发生配位反应,使蛋白质丧失正常生理功能,甚至致人死亡,给人类的生存与发 展带来严 重的危害。如何有效 地治理重 金属污染,创建良好的生态环境,已成为人类共同面临的课题。

目前,去除污水中重 金属离子 的方法主 要有:化学沉淀 法、电化学法、溶剂萃取分离、氧化还原法、膜分离技 术、吸附法等。其中沉淀法易造成二次污染;电化学法耗电大,电解成本高;溶液萃取法在萃取过程中溶剂流失大和再生过程中耗能高;氧化还原法和膜分离法处理重金属的成本高[1];而吸附法因其易于操作、设计简单、吸附效率好、重复利用率 高等优点被广泛应用于去除污水中重金属离子的研究。

1 分子筛及其吸附机理

吸附法去除重金属的关键在于选择合适的吸附剂。在众多的吸附材料中,分子筛是孔径介于2~50nm之间,有很大比表面积和有序孔道结构的多孔材料。与其他材料相 比,分子筛具有规则的介孔孔道、高孔隙率、大小可调的孔径、大的比表面积、稳定的理化性质、表面可“官能化”等特殊优 势[2],更适合作为优良的吸附剂。

当分子筛与重金属离子溶液接触时,溶质的疏 水特性以 及由溶质与吸附剂之间的静电引力、范德华力和化学键决定 的溶质对吸附剂的高度亲和力,导致重金属离子与分子筛表 面基团发生反应,富集在分子筛表面,即发生吸附[3]。

吸附主要分为物理吸附和化学吸附。物理吸附是由分子间的范德华力引起的,不具有选择性,吸附量较小,吸附效果 和分子筛的孔径、吸附容量、比表面积等成正比。化学吸附则指溶质分子与吸附剂表面发生化学反应,形成牢固的化学键 和表面络合物而发 生的选择 性吸附。分子筛以 化学吸附 为主,吸附效果受被吸附物质的浓度和溶解度、温度、吸附剂用 量、吸附时间、吸附剂表面性质及体系的pH值等因素的影响。

2 分子筛在去除水中重金属离子中的应用

2.1 分子筛的吸附性能

起初人们利用只含 羟基官能 团的分子 筛吸附重 金属离子。余锋伟等[4]用分子筛SBA-15吸附水中铬离子,得出的结论是低温、低铬离子浓度、较低的酸度、长吸附时间 和高吸附 剂用量有利于SBA-15对铬的去 除,去除率可 达99% 以上。 金政伟等[5]在不同酸性介质中制备出SBA-16,研究两种分子筛对溶液中Cd2+的吸附性 能,得出的结 论是在相 同条件下, 分子筛的孔径越大、比表面积越高、孔壁表面残留的硅羟基越多,对Cd2+的吸附性能越好。杨静等[6]通过测试并对比13X沸石和MCM-41对Cd2+的吸附性 能。 得出的结 论是尽管MCM-41的比表面积和孔径远大于13X沸石,但由于和13X沸石的孔道结构类型、化学组成、表面电荷性质的不 同,导致其对水中Cd2+的处理效果远低于13X沸石。

目前,硅基分子筛的合成技术已经很成熟,利用易得的分子筛,去除水中重金属离子,既方便又快捷。但由于其结构简单,孔道内只含单一的硅羟基,纯硅骨架材料的酸强 度较弱、 离子交换能力小等缺点,使其选择吸附的重金属离子种类少, 吸附量小。并且验证可得:SBA-15和MCM-41对Cu2+等一些常见离子的选择吸附效果较差。

2.2 改性分子筛的吸附性能

为了提高分子筛吸附重金属的种类和效果,通过改性 的方法有目的地改变其骨架结构或表面化学性质,提高吸附能力,获得满足特定需要的新型吸附剂,已成为现阶段吸附领域一个新的研究方向。

2.2.1 无机改性分子筛的吸附性能

(1)氧化改性

利用强氧化剂,如HF、H2SO4、HNO3等氧化分 子筛表面,对其进行改性。可以增加分子筛表面羧基及含氧 酸性基团的含量,增强吸附剂表面的极性和亲水性,还可去除矿物通道中的有机杂质,疏通矿物 内部孔道,提高分子 筛的吸附 性能[3]。

Shawabkeh R等[7]将油页岩灰渣(主要成分SiO2)分别与5mol/L的H2SO4、HNO3、NaOH等进行酸化或碱化处理,制备不同类型的改性油页岩灰渣吸附剂,分别对溶液中的Cu2+和Zn2+进行吸附性能测试。结果表明:经不同处理的油页岩灰渣,其吸附性能 有所不同。酸化的油 页岩灰渣 对Cu2+和Zn2+的吸附性能相比从前有所提高。

利用强酸、强碱来浸泡分子筛,是简单有 效、成本较低 的改性方法。但用H2O2、HNO3等氧化改性分子筛时会破坏其介孔结构,使比表面积减小,影响吸附效果,而且在氧 化反应过程中可能会产生有毒的NOX气体,对环境造成污染。

(2)负载金属或金属氧化物改性

负载金属或金属氧化物改性常用Al、Fe、Zn及其金属氧化物,改性后金属离子与被吸附物之间存在较强的结合力,从而提高了吸附剂的吸附性能。

方璐希等[8]在MCM-41中引入Al3+和Ti4+两种诱因金属离子,合成Al-Ti-MCM-41和Ti-Al-MCM-41,评价其对 水中Cd2+的吸附行为。得出:改性分子筛Al-Ti-MCM-41(nA1/ nTi=1)对污水中Cd2+的吸附率 高达99.8%,吸附容量 随Cd2+初始浓度的增大而增加。许思维[9]分别考察吸附剂分子筛SBA-15、介孔吸附剂SBA-15-8%Fe、斜发沸石、辉沸石和介孔氧化铁对As(V)的去除效 果。发现SBA-15-8%Fe对As (V)的吸附效果最好。Liu M等[10]以粉煤灰和浸渍A型沸石前体制备出新 型复合介 孔硅铝分 子筛 (HMAS),提高了对Hg2+的吸附效果,且HMAS对Hg2+的吸附率 高于MCM41。

金属改性分子筛的吸附性能良好,但改性产 物的稳定 性还需进一步研究,以免金属离子溶出,带来二次污染。并且用于加载分子筛的金属种类较少,负载金属或金属氧化物改性 的分子筛大多被作为反应催化剂来研究,对其在吸附重金属 离子方面的研究,更待进一步深入。

2.2.2 有机改性分子筛的吸附性能

有机改性主要是在适当温度下利用有机功能化试剂将有机基团嫁接到吸附材料表面,再利用有机基团的络合能力去 除水中的重金属离子,以达到更好的去除效果[11]。

(1)巯基修饰改性

1997年FengX等[12]最早描述了疏基改性分子筛在吸附Hg2+中的应用。加载10% ~25% 巯基的分子筛 能够有效 的吸附Hg2+,吸附后溶液中Hg2+残留量检测结果低于美国环保署(EPA)对污水甚至饮用水中有害物质的最低含量标 准。 由此可得:巯基改性 的分子筛 对Hg2+有较强的 吸附去除 能力。周乐舟等[13]采用共表面活性剂法和嫁接法合成SBA-15 (—SH),核磁共振与红外光谱结果显示巯基覆盖率达65%, 在pH=7.5,常温下,Hg2+、Cd2+、Pb2+、Ag+、Cr3+、Cr6+、 Cu2+、Mn2+和Zn2+可被该材料定量吸附,动态吸附容量分别为17.1、18.7、22.6、12.7、9.7、10.8、10.8、19.2和15.5mg/g。 Rostamian R等[14]制备巯基官能化的SiO2空心球,用于去除污水中有毒重金属,如Hg2+、Pb2+和Cd2+。得出的结论是巯基官能化的SiO2纳米空心球对Hg2+的吸附能力高于Pb2+和Cd2+。

巯基改性的分子筛对多种重金属离子表现出良好的吸附性能,特别是对Hg2+具有较强的吸附去除能力。

(2)氨基修饰改性

张萌等[15]制备出二胺基改性分子筛2N-SBA-15,改性后显著增强了SBA-15对Cd2+的吸附能 力,在100mL 25mg/L的Cd2+溶液中2N-SBA-15的用量在7.5~20mg之间均能对Cd2+的吸附率达95% 左右。可知2N-SBA-15是一种对 水中Cd2+具有较好吸附能力的材料。Sayar O等[16]通过水热法合成纳米多孔碳(NPC),对其进行氨基改性后,作为吸附剂来去除重金属离子。通过对Pb2+、Cd2+、Ni2+、Cu2+的吸附性能研究,得出氨基改性NPC适用于去除水中的重金属离子。张丹等[17]将氨基成功引人SBA-15表面,并测试其 对重金属 离子的吸附效果,得出:NH2-SBA-15对水溶液 中的Pb2+、Cr3+、 Cd2+、Ag+和Cu2+的吸附率 分别为99.9%、99.7%、99.8%、 99.5%和99.9%。

氨基修饰的分子筛同样对多种重金属离子有很好的吸附效果,在处理重金属污水中也有广泛的应用前景。

(3)双官能团修饰改性及复杂大分子修饰改性

有机改性发展出的双官能团修饰、复杂大分 子修饰改 性的分子筛也均被应用于吸附重金属离子的研究。如Burke A M等[18]通过嫁接法合成的含有巯丙基和 丙基二亚 乙基三胺 的介孔HMS材料对Cr、Ni、Fe、Mn、Pd的吸附量 分别为0.384、0.340、0.358、0.364、0.188mmol/g。Awual M R等[19]将(3-(3-(甲氧基羰基)亚苄基)肼基)苯甲酸直接嫁接到介孔SiO2表面制备出介孔吸附剂,测试其在对水中Cu2+的感应和去除方面的潜在应用。数据表明,该新型吸附剂对Cu2+具有高的吸附能力和离子竞争超选择性。在吸附Cu2+的有效pH范围(中性区域)内,吸附剂的 最大吸附 容量高达145.98mg/ g。而且能有效利用该吸 附剂进行Cu2+的检测和 吸附,并表现出良好的可回收性。另外Cidesda S L C等[20]研究发现腐植酸嫁接到介孔 硅(FDU-1)上可以很 好地吸附Cu2+、Pb2+、 Cd2+等离子。

有机改性分子筛相 比改性前 对重金属 有更好的 吸附性能,吸附容量大、种类多,重复利用率高。因为加载 氨基等官 能团的分子筛引入了新的活性位,活性位上的孤对电子会和金属离子提供的空轨道形成配合物,而且加载在分子筛孔隙内的官能团会缩小孔隙结构,更有利于“捕获”通过孔隙的重金属离子。大大弥补了单一分子筛在吸附重金属离子方面的缺陷,具有较强的适用性。但改性分子筛的稳定性仍 有待考验,以免修饰剂析出造成二次污染。而且,所有的分子筛在合成时需额外制备 硬模板剂,煅烧时要 牺牲模板,制备过程 复杂,成本较高,应用上有较大的局限性,这一缺陷严重 影响了分子筛在吸附重金属方面的发展。

3 结论与展望

分子筛以其一系列独特的优越 性质,受到广泛 关注。本研究通过参考大量文献资料,总结前人在分子筛吸附重金属离子方面的研究进展,得出有机改性分子筛对水中的重金属离子有良好的吸附效果,吸附速率快、吸附率高、吸附量大,能够循环利用,而且吸附的污染物易被回收和处理,具有很强的实用价值。

安阳市洪河水体中重金属污染研究 篇5

摘要：洪河是安阳市的重要河流,近年来由于大量工业污水和生活污水直接排入河道,但是污染治理措施滞后,致使河水污染逐渐加重.为了初步查清洪河水体中重金属污染状况,文章选择Pb、Cd、Cu、Zn四种常见重金属元素为研究对象,研究了洪河水体中的重金属元素含量,采用单因子污染指数法对重金属污染程度进行了评价,为洪河水环境污染治理提供一定的依据.作 者：阎冬 李垒 张长松 Yan Dong Li Lei Zhang Changsong 作者单位：阎冬,张长松,Yan Dong,Zhang Changsong(安阳工学院,化学与环境工程系,河南,安阳455000)

李垒,Li Lei(安阳市环境保护监测中心站,河南,安阳,455000)

水体重金属 篇6

1 材料与方法

1.1 材料

供试菌种:香菇912、黑平菇AS101和鸡腿菇2011三种, 菌种由沈阳师范大学特种菌业研究所提供。

培养基:PDA培养基。

监测水样:沈阳市沈北新区蒲河水样, 沈阳师范大学梵玲湖水样。

1.2 方法

1.2.1 培养基制作

经前期实验, 确定Pb、Cd浓度, 见下表。与基础培养基混合成所需培养基, 每个浓度3次重复。

1.2.2 接种与培养

取相同菌龄的菌种接种于平板培养基中央, 置于20℃的恒温箱中培养, 9天后观察并测定菌落直径。

1.2.3 测量方法

测量每个菌种每个浓度培养基的菌落直径, 做记录并求出平均值。

1.2.4 筛选最适监测菌种

建立重金属与三种食用菌菌落关联模型。筛选出菌落直径与重金属浓度存在相关性的菌种作为监测菌种。

1.2.5 确定监测菌种与重金属关联度评价指标

根据监测菌种菌落直径与重金属培养基浓度, 确定评价指标。

1.2.6 水样采集监测

用采集的水样培养监测菌, 测定两种水样所培养食用菌菌落大小, 根据食用菌与重金属关联度评价指标, 评价监测水体污染程度。

2 结果 (图1、图2)

2.1 最适监测菌种的筛选结果

据图显示, 香菇菌落直径与重金属浓度相较鸡腿菇、黑平菇与pb、Cd浓度的负相关性更为明显、稳定, 所以选取香菇作为监测菌。Pb的浓度在0.02~0.06 mg/m L, 香菇菌丝生长旺盛, 菌丝生长较致密, 说明低浓度Pb促进菌丝生长。随着Pb浓度的增加, 菌丝生长受到抑制, 菌落直径与Pb浓度负相关性较明显。在整个浓度范围内, 香菇菌菌丝生长与Cd浓度呈负相关。

2.2 建立重金属水体监测标准

根据香菇菌落直径范围, 确定污染等级。见下表

备注:表中数据指香菇菌落直径

2.3 水体污染度监测结果

用采集的沈阳市沈北新区蒲河水样, 沈阳师范大学梵玲湖水样分别培养香菇菌种。根据香菇菌落生长情况来确定两样水体分别属于何种等级。

2.4 水体检测结果与分析

注:为保证所采集水样具有代表性, 水样采集工作分三个不同的采水点进行。

根据两种重金属评价等级标准确定两水体污染等级。根据Pb标准污染指标, 经比对确定蒲河水体为优质水质, 而梵玲河水体为一度污染。根据Pb标准污染指标, 经比对确定蒲河水体为一度污染, 而梵玲河水体为二度污染。

3 结论与讨论

蒲河作为景观路水系近几年经过治理水质大为改观, 梵玲河作为沈阳师范大学校内人工水体, 水体相对封闭不循环, 以及生活污水排放等现象, 所以水污染度要大于蒲河水体。所以两种重金属污染评价指标都反应出两种水质污染度的差异。由于香菇本身对重金属Pb和Cd的敏感性不同, 所表现出来的应激反应也不相同。所以二种重金属的评价等级标准也有所不同, Cd标准评价体系要比Pb标准评价体系更严格, 对水质要求也就更高。

摘要：为评估水体污染程度, 本文以香菇为指示菌株, 通过研究香菇菌丝对重金属Pb和Cd的毒性反应, 以重金属浓度与香菇菌丝菌落生长直径为参数建立了一种新型的食用菌与重金属污染关联度评价模型, 并以模型为评价体系, 研究了沈阳市沈北新区蒲河和梵玲河水质污染程度。实验结果表明:香菇的菌落生长直径与重金属浓度呈负相关, 供试的2个水样, 蒲河水样属于Pb标准0度污染, 采用Cd标准评价属于1度污染, 属优良水质;而梵玲河水质属于Pb标准1度污染, Cd标准2度污染, 属于一般性水质。

关键词：香菇菌丝,重金属Pb,重金属Cd,水体污染度

参考文献

[1]胡桂仙, 王小骊, 董秀金, 等.3种干食用菌中汞、砷、铅、镉重金属的污染的检测与评估[J].浙江农业学报, 2011, 23 (2) :349-352.

[2]于德洋, 程显好, 罗毅, 李维焕.大型真菌重金属富集的研究进展[J], 中国食用菌, 2011 (1) :10-13.

[3]徐丽红, 吴应淼, 陈俏彪, 叶长文, 王钢军, 张永志.香菇 (Lentinus edodes) 对重金属镉 (Cd) 的吸收规律及控制技术研究[J].农业环境科学学报, 2011, 30 (7) :1300-1304.

[4]谢宝贵, 刘洁玉.重金属在三种食用菌中的累积即对其生长的影响[J].中国食用菌, 2005 (2) :35-37.

[5]刘洁玉, 谢宝贵.利用食用菌菌丝处理重金属污染的初步研究[J].农业环境科学学报, 2005, (24) :48-51.

[6]黄晨阳, 张金霞.食用菌重金属富集研究进展[J].中国食用菌, 2004, 23 (4) :7-9.

重金属污染水体的植物修复研究进展 篇7

关键词：植物修复,重金属,污染水体

近几年来, 随着民用固体废弃物不合理填埋和堆放, 大量污染物的排放导致各种重金属污染物进入水体, 使水体悬浮物和沉积物中的重金属含量急剧升高。重金属污染水体在许多的污染水体中相比, 其具有难度较高、花费较大的特点, 重金属污染水体传统的处理投资巨大以及效果不理想。植物修复技术是新近发展起来的生物修复技术的一个分支。相比传统的方法, 具有成本低廉的优势。本文针对植物修复技术的原理、工程应用及发展进行了综述。

1 植物修复技术原理与类型

植物修复技术是一种新原位治理环境污染技术, 机理是利用植物或微生物的新陈代谢进行积累及化解污染物。

目前发现的重金属超积累植物有700多种, 凤眼莲、水芹菜、香蒲、芦苇、香根草等都对重金属具有良好的吸收积累效应。根据植物修复的作用机理, 总体上可分为:植物吸收、植物挥发、植物吸附和植物固定等[3]。

1.1 植物吸收

植物吸收指植物根系对重金属进行吸收, 并转移到地上部分, 最后收获茎叶, 离地处理。根袋 (rhizobag) 试验表明, T.caerulescens可以将土壤中的Zn从不溶态转化为可移动态, 活化土壤中不溶态的重金属。

1.2 植物挥发

目前在这方面研究最多的是金属元素汞和类金属元素硒。实践证明, 利用分子生物学技术将细菌中汞抗性基因导入植物后, 使其具有汞浓度条件继续生存的能力以及所吸取的汞还原成单质汞。

1.3 植物吸附

表面吸附是选择性吸收和螯合离子交换等物理和化学过程共同作用的结果。是沉水植物和浮叶根生植物消除重金属的主要方式。

1.4 植物固定

植物固定, 是利用植物与添加物质致使环境中的金属流动性降低。但不能主要问题是暂时性的, 不能彻底去除重金属污染问题, 容易受到环境条件的影响。

2 植物修复工程的应用

植物修复技术广泛应用于污水治理中, 重金属污水方面应用得人工湿地技术以及生物塘工程比较多。

2.1 人工湿地

人工湿地对重金属的去除主要集中在植物对重金属的去除作用上, 包括植物的稳定、生物富集和摄取吸附。还可以通过植物挥发、甲基化等作用达到目的。另外, 就是湿地填料对重金属的固着和吸附[9]。人工湿地生态结构比较复杂, 再者重金属容易对植物产生毒害, 因此, 当植物吸收达到一定程度, 就不利于重金属的持续去除。Yang B[10]等研究了铅/锌矿废水经过人工湿地长期处理, 该湿地建设至今已有十几年的光阴, 镉、铅和锌去除率效果显著, 分别为94.0%, 99.0%和97.3%, 若人工湿地和氧化塘进行结合处理, 可以达到更好的净化效果。

2.2 氧化塘

氧化塘是一种利用天然净化能力处理污水的生物处理设施, 其处理污水的过程实质上是一个水体自净的过程。在净化过程中, 既有物理因素, 如沉淀、凝聚, 还有化学因素, 如氧化和还原, 以及生物因素。我国韶关对净化塘系统对重金属净化后均达到国家排放要求[7]。

3 植物修复技术的发展

利用植物单一的处理技术, 容易受环境影响, 效果波动可能性很大。如果在利用新技术进行改造, 可以加强其修复效果。

3.1 前处理技术

污水里有毒物质过高时对植物会产生毒害, 此时处理效果不佳, 甚至导致植物死亡。严寒时期植物生长受抑, 处理效果同样不佳。一般植物修复处理高浓度废水时进行前处理, 以提高处理效果。常用前处理有物理沉降及过滤系统, 以减少人工湿地堵塞。采取降解有机污染物的措施, 如利用厌氧或好氧生物反应器或热处理、超声波等方法将固体颗粒物破碎等。

3.2 微生物的应用

在修复重金属污染方面, 一方面, 微生物能增强植物对污染环境的适应能力, 促进植物对有机物的吸收而间接加速有机污染物的降解[8]。闻岳等[13]研究认为, 植物根际微生物在湿地物质和能量代谢中发挥着重要的作用。另一方面, 微生物能通过增加金属的生物可利用性, 或促进植物生长的作用来使植物累积金属量增加。孙乐妮等采用稀释平板涂布法从海州香薷根际筛选铜抗性菌株, 分离纯化到27株抗Cu2+20mg/L的细菌, 菌株的这些生物学功能可能对海州香薷的生长及根际铜的活化起到一定促进作用[14]。

3.3 基因工程的应用

野生植物量小而限制了它在实际工程中的应用, 若是能利用克隆技术分离出其基因, 培养大量植物, 对植物的修复能力将得到大幅度提高。根据笔者查阅资料, 植物体内的组氨酸含量具有重金属的富集作用[11]。我国目前已克隆出镉敏感性基因、高亲和性锌等基因, 这些对于生物技术的应用提供了很好的平台[12]。

4 总结与展望

综上所述, 植物修复技术具有以下优点: (1) 处理费低, 与常规的填埋法等相比具有明显的优势; (2) 属于原位处理技术, 具有保护表土、减少侵蚀和水土流失等功效, 对环境影响最小, 是目前最清洁的污染处理技术; (3) 产生的废物量较小; (4) 能处理的重金属种类相对较多, 是一种“广谱”的处理技术。局限性在于运作条件高、处理时间长、占地面积大及受气候影响严重。

植物修复作为一项新兴的绿色污染治理技术, 当前仍处于实验研究阶段, 要真正在实践中广泛应用, 还需要不断深入研究和实践才能使植物修复技术更加完善。

(1) 继续寻找生物量大、适应性强和具有累积效应的植物, 还需研究提高超富集植物的重金属浓度水平和产量的方法和技术。

(2) 其他方法与植物修复技术的结合。在有其他非生物修复技术的辅助下, 植物修复技术能够发挥最大的功效。

(3) 结合植物分子生物学、植物生理学、遗传学或微生物学等学科能更好地发展植物修复技术。例如, 对生理学、生物化学的基础研究的增加将有助于迁移、积累和螯合机制的理解;用分子生物学手段来培养实用的转基因植株。

参考文献

[1]旷远文, 温达志, 周国逸.有机物及重金属植物修复研究进展[J].生态学杂志, 2004, 23 (1) :90-96.

[2]何池全, 李蕾, 顾超.重金属污染土壤的湿地生物修复技术[J].生态学杂志, 2003, 22 (5) :78-81.

[3]姚超英.重金属废水的植物修复技术[J].中国科技信息, 2006, 16:39-40.

[4]桑伟莲, 孔繁翔.植物修复研究进展[J].环境科学进展, 1999, 7 (3) :40-44.

[5]窦磊, 周永章.酸矿水中重金属人工湿地处理机理研究[J].环境科学与技术, 2006, 29 (11) :109-111.

[6]肖瑾, 成水平, 吴振斌, 朱邦科.植物修复技术及其在污水处理中的应用[J].淡水农业, 2003, 36 (5) :60-63.

[7]范修远, 陈玉成.重金属污染水域的植物修复[J].研究报告, 2003 (4) :12-16.

[8]夏会龙, 吴良欢, 陶勤南.凤眼莲植物修复水溶液中甲基对硫磷的效果与机理研究[J].环境科学学报, 2002, 22 (3) :329-332.

[9]闻岳, 周琪, 蒋玲燕, 等.水平潜流人工湿地对污水中有机物的降解特性[J].中国环境科学, 2007, 27 (4) :508-512.

[10]孙乐妮, 何琳燕, 张艳峰, 张文辉, 王琪, 盛下放.海州香薷 (Elsholtzia splendens) 根际铜抗性细菌的筛选及生物多样性[J].微生物学报, 2009, 49 (10) :1360-1366.

[11]Kramer U, Cotter-Howells J D, Charnock J M.et al.Free histidine as a metal chelator in plants that accumulate nickel.Nature.1996, 379:635-638.

水体重金属 篇8

1.1水体重金属污染来源

水体重金属污染是指含有重金属离子的污染物进入水体对水体造成的污染。在许多工业生产如机械制造、化工、电镀、采矿冶炼、电子以及仪表等生产过程中产生的重金属废水 (含有铬、 镉、铜、汞、镍、锌等重金属离子) 是对水体污染最严重和对人类危害最大的工业废水之一;每年报废没有回收的废电池中也含有大量的有害物质, 这些物质主要有Cd、Pb、Cr以及Hg、Ni等。这些重金属有害物质被泄漏到环境中, 极大地污染了环境, 危害了人体健康。

1.2重金属污染的危害

重金属被泄露到水体中, 又不能被微生物降解, 所以, 也就难以通过水体自净作用把其危害消除掉。重金属污染水体后, 会对水生植物产生非常恶劣的影响, 这些影响主要表现为:抑制水生植物的光合作用、呼吸作用, 同时也会抑制酶的活性, 这就造成核酸组成发生变化, 导致水生植物细胞的体积缩小, 生长受到抑制等。

2水体重金属污染的治理途径

2.1化学沉淀法

化学沉淀法, 顾名思义就是利用化学方法开展治理。具体来说, 主要是利用化学反应实现对水体重金属污染的治理。化学沉淀法的具体原理是:为使化学药剂和水中呈溶解态的重金属之间发生化学反应, 需要向被处理的水中投加如沉淀剂的化学药剂。 这些化学药剂会在废水中生成重金属化合物, 这些化合物不溶于水。之后, 可以通过多种方法从水溶液中去除沉淀物。采用的方法有气浮、沉降、过滤、离心等。通过这些方法可以达到消除污染的目的。铝盐沉淀法、碳酸盐沉淀法都属于化学沉淀法, 除了这两种, 还有硫化物沉淀法、氢氧化物中和沉淀法以及铁氧体共沉淀法等。

2.2电解法

废水重金属具有这样一个性质有利于对其进行治理, 即金属离子在电解时能够从相对高浓度的溶液中分离出来。而电解法正是利用了废水中重金属的这个性质。对于电镀废水的处理, 电解法比较适合。

2.3生物法

生物法也是治理重金属污染的一个常用方法。目前, 无论在国内还是国外, 利用生物修复水体重金属污染的研究都比较多。

在生物法的运用中, 需要用到不同的生物对象。根据所用生物对象的不同, 生物法可以被分为以下三种:

植物修复法:这种方法是利用绿色水生植物来转移、容纳或转化污染物使其对环境无害, 主要通过水生植物吸收、挥发、吸附和根过滤等方式来积聚或清除水体中重金属。

动物修复法:这种方法主要是应用水中一些优选的鱼类以及其它水生动物品种来达到水体重金属污染修复的目的。通过水生动物品种在水体中对重金属的吸收、富集, 实现把它们驱除出水体的目的。

微生物和藻类修复法:对不同重金属, 不同种类植物具有不同的吸收富集能力, 而且其耐毒性也各不相同。该技术主要是利用水体中的微生物或者向污染水体中补充经驯化的高效微生物对水体重金属进行固定和形态的转化。该方法主要针对重金属具有很强的耐毒性和积累能力的特点。

2.4物理化学吸附法

通过该方法, 材料的高表面积的蓬松结构或者特殊官能基团可以吸附水中重金属离子, 这种吸附有的属于物理吸附, 有的属于化学吸附。其具体应用为:通过物理或化学方法, 利用载体经预处理固定微生物吸附剂, 增强吸附剂的吸附机械强度以及化学稳定性, 延长其使用周期, 提高废水处理的深度和效率。同时, 减少吸附—解吸循环中的损耗。在该方法中, 所用到的吸附剂包括膨润土、活性炭、木质素、壳聚糖等。

2.5膜分离技术法

该方法以外界能量差为推动力, 主要是利用特殊的薄膜对溶液中的双组分或多组分进行选择性透过。通过这种方法可以实现分离、分级、提纯或富集。渗析、电渗析法、反渗透、纳滤、微滤和超滤都是废水处理中常用的膜分离技术法。电渗析膜装置包含有一个阳离子交换膜, 还包含一个阴离子交换膜。电渗析法就是指在直流电场的作用下, 溶液中的带电粒子选择性地透过离子交换膜。

2.6蒸发法

蒸发法的原理一部分溶剂 (通常是水) 被蒸发, 溶液被浓缩。 蒸发产生的浓缩液含有原水中所有非溶性固体或溶质。浓缩倍数越大, 蒸发速率越小。

3结语

综上所述, 在进行重金属废水的处理时, 其方法不止一种。这些方法有自己的优点, 同时也有缺点。因此, 在废水处理中, 为满足日益严格的环保要求, 要结合实际情况, 选择合适的处理方法。 也可以将几种技术集成起来进行重金属废水的处理, 即联合使用几种方法, 既可以充分发挥各种技术的长处, 也有利于取得较好的处理效果。

参考文献

[1]张学洪, 王敦球, 程利, 等.铁氧体法处理电解锌厂生产废水[J].环境科学与技术, 2003, 26.

[2]刁维萍, 倪吾钟, 倪天华, 等.水环境重金属污染的现状及其评价[J].广东微量元素科学, 2004, 11 (3) :1-5.