重金屬污染處理精選(九篇)

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第1篇：重金屬污染處理范文

關鍵詞：生物吸附　菌劑　海藻酸鈉　固定化　重金屬污水　Cr

一、水體重金屬污染現(xiàn)狀

重金屬是非降解型有毒物質，由其引發(fā)的水環(huán)境重金屬污染可導致生物急性或慢性中毒，而且由于重金屬在環(huán)境中不能被降解具有累積效應，會通過食物鏈的富集放大其生物毒性，存在顯著的生態(tài)和健康風險。現(xiàn)有的重金屬污染處理工藝主要有物理-化學法和生物吸附法兩大類?；瘜W法、物理-化學法普遍存在成本高、能耗大、操作困難、易造成二次污染等缺陷，且對低濃度重金屬的處理效果不太理想。微生物處理法作為治理重金屬污染的一項新技術，具有微生物吸附材料來源廣泛、成本低、對低濃度重金屬廢水處理徹底、可對某些貴重金屬進行高效回收等優(yōu)點[1,2]。

本文研究使用海藻酸包埋法固定菌體，將微生物細胞截留在水不溶性的凝膠聚合物孔隙的網絡空間中,阻止了微生物細胞的泄漏，同時能讓六價鉻滲入，去除水中六價鉻的污染。

二、實驗設備、材料及方法

1.主要實驗設備

原子吸收分光光度計AA600，恒溫振蕩器HZ-9211K，高速冷凍離心機KDC-160HR，小型高速離心機TCL-16H Centrifuge，掃描電子顯微鏡PHILIPS XL-3 0ESEM

2.實驗材料

酵母菌R32：通過電場誘導融合構建，出發(fā)菌株是解脂假絲酵母(Candida ipolytica)和熱帶假絲酵母(Candida tropicalis)。對Cr6+具有較好的吸附還原能力。

含鉻模擬污水（15-30mg/L）、酵母培養(yǎng)基、海藻酸鈉、CaCl2、活性碳

3.實驗方法

從實驗室菌種庫中接種酵母菌R32，活化、擴大培養(yǎng)36h后,菌液經4000rpm離心分離20min得到工程菌菌體。稱取一定量的海藻酸鈉及50g/L的酵母R32工程菌混合后加入定量蒸餾水配置成海藻酸鈉-菌體混合液，用注射器將混合液注入過量的15%的CaCl2溶液中（1L CaCl2溶液適合制備100ml混合液），得到海藻酸鈣包埋菌球(直徑約為2mm)。穩(wěn)定清洗晾干后，得到吸附用的固定化菌劑（含水率約為95%）。用掃描電鏡觀察固定化菌劑內部機構[3,4]，長時間震蕩方式判定菌劑含量不同的固定化菌劑的抗破碎能力和菌體泄露情況。將固定化菌劑按一定的投加量投加到30mg/L含鉻模擬污水瓶中， 120rpm振蕩吸附一定時間。吸附完成后取上清液稀釋一定倍數，用原子吸收分光光度法測定樣品中的金屬濃度。

三、實驗結果與分析

1.海藻酸鈉固定化菌劑掃描電鏡觀察

實驗結果如圖2，未固定菌體的海藻酸鈣小球具有較松散的溶洞結構。圖3的海藻酸鈉固定化菌劑中，工程菌以圓形顆粒的形式被緊密包埋于海藻酸鈣所形成的包囊里，圓形顆粒間緊密相連。這能最大量將工程菌緊密的包埋于海藻酸鈉包囊中，避免菌體泄露，最大化體系比表面積，提高工程菌的吸附能力。同時圓形顆粒間又充滿了微小的孔隙，保證了整個菌劑的通透性，使包囊中的菌體能很好的與金屬污水接觸。實驗測得菌劑具有更好的抗振能力，增加了其抗破碎的性能?？梢?，以海藻酸鈉為載體固定化菌劑具有優(yōu)越的微觀結構，保證了菌劑的物理性能和吸附性能。

2.海藻酸鈉含量對固定化菌劑吸附能力的影響

制造海藻酸鈉含量分別為1%、1.5%、2.0 %、2.5 %和3.0 %(m/v)的固定化菌劑，以一定的投加量投加含鉻模擬污水中。振蕩吸附8h，測其對Cr的去除率。結果如圖3所示，在海藻酸鈉含量為1%時，固定化菌劑對Cr的去除率最大。隨著海藻酸鈉含量的增加，Cr離子進入固定化菌劑的傳質阻力增加，菌劑對Cr的去除率略有下降。同時，實驗證明，1.0%的海藻酸鈉作為載體的菌劑無論在抗破碎能力和菌體抗泄漏能力均優(yōu)于其他海藻酸鈉含量的菌劑。因此，選擇選1.0%的海藻酸鈉作為載體較為合適。圖1 海藻酸鈣對照掃描電鏡圖(2um)圖2海藻酸鈉固定化菌劑掃描電鏡圖(10um) 圖3海藻酸鈉含量對固定化菌體吸附能力的影響

3. 投加量對海藻酸鈉固定化菌劑吸附Cr的影響

選擇了含量為1%和1.5%海藻酸鈉的固定化菌劑進行投加量實驗，其結果如圖4所示。在海藻酸鈉含量為1%和1.5%的條件下，固定化菌劑對Cr的去除率隨投加量的增加而增加，在10~40g/L的區(qū)間增加的速度最快。當投加量增加到40g/L后，菌劑投加量的增加不能再使Cr的去除率產生顯著的提高。

對于未包埋菌體的對照組，其吸附曲線呈不規(guī)則變化，這是因為Cr的吸附主要靠包埋在小球內的菌體的生物吸附，而對照組對Cr的吸附主要是通過材料表面快速的吸附和解析動態(tài)平衡實現(xiàn)，因此具有波動性。

從以上兩組實驗可以得40g/L的固定化菌劑可以很好的處理中低濃度含Cr污水。 圖4海藻酸鈉含量為1%和1.5%時菌劑投加量對吸附效果的影響

4.調理劑加入對海藻酸鈉包埋菌劑吸附Cr的影響

實驗發(fā)現(xiàn)，固定化菌劑對Cr的吸附速度較慢，為使菌劑的吸附速率加快在工程菌固定化的過程中加入活性炭作為調理劑，從而改善固定化菌劑的通透性，改善菌劑的吸附效果及重金屬的去除速度。在1%海藻酸鈉中分別加入 0.01%、0.03%、0.05%、0.07%（m/v）的活性碳制成固定化菌劑，活性碳調理菌劑對含Cr模擬污水的吸附去除率曲線如圖5所示?？梢?，活性碳的加入對固定化菌劑的吸附速度具有一定的促進作用，當活性碳的加入量為0.05%時，菌劑在吸附3h時達到吸附平衡，此時，菌劑對Cr去除率達到90%。 圖5 活性碳的加入對固定化菌劑吸附能力的影響

5.處理含Cr污水固定化菌劑吸附動力學

為了更好的將菌劑應用于實際，研究了處理含Cr污水固定化菌劑的吸附動力學，并對其進行了動力學方程擬合。菌劑的吸附動力學曲線如圖6所示。從實驗結果可見，固定化吸附菌劑的吸附動力學能夠很好的用準二級吸附動力學方程擬合，其R2達到了0.9941?？梢姽潭ɑ鷦┑奈绞嵌鄬游?，并伴隨有內部擴散現(xiàn)象。由表1的參數還可以看出該吸附是一個較慢的吸附過程，在實際應用過程中應保證足夠的吸附處理時間。表3-2　各動力學方程擬合參數　圖3-13菌劑吸附動力學曲線

四 、結論

1.無毒無害的天然高分子凝膠海藻酸鈉是較為環(huán)境友好型的固定化載體。包埋后菌劑具有良好微觀埋結構，有利于最大量的包埋細菌，同時有留有空隙，為重金屬的滲入提供良好的通透性。

2.用1%(m/v)海藻酸鈉包埋固定化酵母R32制得的Cr高效吸附菌劑具有良好的物理特性和Cr吸附性能。菌劑投加量為40g/L(濕重含水率約為95%)，吸附時間為8h時其對Cr的最高去除率可達98%。在固定化菌劑中加入0.05%的活性碳作為調理劑能提高固定化菌劑的吸附速率。

第2篇：重金屬污染處理范文

Key word: water treatment; chironomus larva; prevention

搖蚊幼蟲（紅蟲）大量孳生是由于水體污染導致的富營養(yǎng)化而變得日益突出的困擾供水界的新問題。搖蚊幼蟲的抗氧化性較強，常規(guī)水處理的消毒工藝難以將其有效地殺滅，使得在我國一些大中城市的水廠清水池乃至管網水中都曾發(fā)現(xiàn)過搖蚊幼蟲。在我國南方一些城市，由于氣候具有常年溫暖潮濕的特征，適于昆蟲繁殖，問題更加突出。搖蚊幼蟲不僅給用戶帶來了不良的感官影響，引起用戶對水質信心的下降與恐慌，更為重要的是搖蚊幼蟲還是人類多種傳染疾病的傳播媒介，對居民的飲用水安全帶來極大的威脅。

1.搖蚊幼蟲的生活習性及分布

搖蚊分屬昆蟲雙翅目搖蚊科[1]，由于身體內含有血紅蛋白而成紅色。搖蚊的生活史經過卵—幼蟲—蛹—成蟲四個階段。有的兩年只有一個世代，有的一年卻有七個世代，但大多數每年有兩個世代，第一個在春季（5~6月），第二個在夏季（8~9月）。

搖蚊的卵產于水面，卵塊內有300~700個卵。初孵的搖蚊幼蟲具趨光性，經過3~6天浮游生活后，轉入底棲生活，利用藻類、腐屑、細沙、淤泥、唾液腺所分泌絲狀物筑巢，多數種類筑成兩頭開口的管型巢。隨著幼蟲轉入底棲，幼蟲由趨光性改為背光性。幼蟲經四次蛻皮后進入蛹階段，每蛻皮1次，體色加深，從淡紅色、鮮紅色、深紅色至變成黑褐色的蛹。幼蟲的食性，除了環(huán)足搖蚊屬Cricotopus中某些專吃植物的種類外，其余種類可分肉食性與雜食性兩大類。肉食性種類以甲殼類、寡毛類和其他搖蚊幼蟲為食。而雜食性則以細菌、藻類、水生植物和小動物為食。幼蟲的攝食方式有：粘食、濾食、沉食、采食和捕食幾種[2]。

搖蚊分布很廣，其幼蟲幾乎在任何水域中均可見到，它們適應性亦強，如在海拔3200余米的青海湖、海拔4000多米的西藏阿里班公湖附近均有分布。在阿塞拜疆，一年積雪達8個月之久的哈里湖，也有羽搖蚊的棲息。大多數種類幼蟲生活在淡水中，但也有在鹽份很高的水體中生活的，如鹽生搖蚊T.gr.salinarius，它不但在氯離子濃度較高的青海湖中生存，也能在堿性蘇打型的水體中生存[2]。

2 影響搖蚊生長繁殖的主要環(huán)境因素

環(huán)境因子對搖蚊生長繁殖的影響作用是一個十分復雜的論題，表現(xiàn)為不僅因子眾多，加之在不同的底棲環(huán)境中因子有不同的影響作用，因此至今尚未有一個較全面的理解，一般文獻中探討的內容主要從以下幾個方面來進行闡述。

2.1溫度

在食物和其他環(huán)境條件適宜的條件下，升高溫度可加快搖蚊的生長發(fā)育速度，縮短周轉率[3]。溫度與世代時間呈負相關性，搖蚊完成一個世代的時間隨溫度的變化情況如圖1[4]。

2.2 溶氧

許多深水湖泊或其他遭受有機污染的水體中底質環(huán)境的溶氧常處于相對較低水平，這對于生活在這種環(huán)境中的底棲動物來說，溶氧明顯地成為它們的限制因子。Kitagawa認為，決定搖蚊幼蟲分布的主要因素是湖體底部的溶解氧含量[5]。也有研究發(fā)現(xiàn)，含氧量與搖蚊羽化成蟲數量呈負相關，即含氧量增高時羽化成蟲數量卻減少 [6]。有研究認為，搖蚊幼蟲的呼吸是通過體壁從水中交換氣體的。體色血紅色的幼蟲體內含有血紅蛋白，它比非紅色幼蟲耐缺氧，甚至在無氧條件下也能生存30~120天。這是體內營養(yǎng)物質不經氧化分解成乳酸或脂肪酸，以釋放能量維持生命[2]。

2.3 pH值

pH值也是影響搖蚊幼蟲生長的環(huán)境因素之一。搖蚊的多數種類能生存于pH為6～8的水域，個別種類如Cacerbiphilus能生活在pH為1.4的極酸性水域中[2]。在實際的水廠生產中，水的pH值一般都控制在7.0~8.0，是搖蚊幼蟲生長的最佳pH值范圍，為搖蚊幼蟲的孳生提供了良好的水質環(huán)境。

2.4底質

無論在湖泊還是河流，底質的特性與組成都是一個影響搖蚊幼蟲的重要環(huán)境因子。搖蚊幼蟲能夠直接利用有機物，可以認為，水體中搖蚊幼蟲的分布在很大程度上由底質中的有機物含量所決定，而有機物的含量在一定程度上反映了水體的富營養(yǎng)化狀態(tài)和污染水平。Lundbeak的研究成果認為:湖泊與水庫水體中底質中的有機質含量決定了搖蚊幼蟲的種類組成和數量[7]。據劉建康等的資料，武漢東湖腐泥底質中搖蚊幼蟲密度和生物量大于沙泥等其他底質[8]。所以有機物耗氧量的年平均值與底棲動物生物量之間存在非常顯著的正相關。

轉貼于 3搖蚊幼蟲在水處理流程中的發(fā)生與分布規(guī)律

天然水體污染程度的加重，直接導致底棲動物多樣性明顯降低，而適應富營養(yǎng)水體的搖蚊類水生昆蟲在水體中卻占優(yōu)勢地位，在水體富營養(yǎng)嚴重時?？砂l(fā)現(xiàn)大量的搖蚊科幼蟲。搖蚊幼蟲在水廠中的產生經由兩個方面，一方面搖蚊在水源的地表水體水面產卵并在水中繁殖，大量的搖蚊幼蟲及蟲卵個體隨著水流進入水處理系統(tǒng)，通過掛網實驗發(fā)現(xiàn)進入水廠的原水中含有大量的搖蚊蟲卵及低齡的幼蟲；另一方面，搖蚊成蟲在水處理流程中的沉淀池等敞開水面產卵并在水中繁殖。這兩個形成因素協(xié)同作用，使得搖蚊幼蟲污染問題很難通過單一的辦法來解決。

搖蚊幼蟲孳生要有理想的筑巢場所，觀察發(fā)現(xiàn)在水處理工藝中平流沉淀池由于只有四壁可以適合幼蟲的筑巢，所以搖蚊幼蟲污染現(xiàn)象比較輕微；而對于斜板（斜管）沉淀池，由于斜板（斜管）表面粗糙，易于沉積礬花淤泥，因而搖蚊幼蟲可以在斜板（斜管）上及沉淀池的池底利用絮凝體、泥土等筑巢，以水中的藻類、有機物為食，并羽化為搖蚊成蟲；搖蚊成蟲在沉淀池池壁上產卵，卵孵化成幼蟲后，一些幼蟲沉入池底生長，一些就隨水流進入濾池。由于剛孵化的幼蟲直徑僅80μm，對常規(guī)的濾池有可能穿透并進入清水池，就可能在清水池內進行二次繁殖或直接進入管網(如圖2所示) [9]。

4 搖蚊幼蟲污染防治技術

國內自1996年起至今，在上海、廣州、北京和寧波等地城市供水系統(tǒng)發(fā)生了搖蚊幼蟲污染事件[10]，引起了水處理工作者的關注，一些研究者對搖蚊幼蟲污染防治技術進行了研究，主要包括如下幾個方面。

4.1物理防治

物理防治是利用機械方法，以及聲、光、電、溫度等條件，捕殺、誘殺或驅除害蟲。近年來，在這方面研究得較多的是光電誘殺，利用蚊蟲的趨光性，用一定波長的燈光，將害蟲誘來，再用燈外的高壓電去殺，或用機電動力將蚊蟲吸入網內。

抑制搖蚊成蟲產卵，從而可以達到控制搖蚊幼蟲數量的目的。由于水池池壁是搖蚊棲息、產卵的主要場所。在沉淀池面上架裝噴霧裝置來隔斷搖蚊成蟲后到水面上產卵的途徑，同時迫使羽化不久的成蟲翅被打濕而不能飛起、，基本上能達到杜絕搖蚊在水池池壁上產卵的目的[11]。

代田昭彥指出[12]，搖蚊產卵大體與成蟲形成蚊柱的時間一致，光強在300lx以上搖蚊就不再產卵。400W橘黃色探照燈較為合適，該光源光束集中，穿透力強，當光強超過300lx時，光照能從很大程度上抑制搖蚊產卵，但還不能徹底根除[11]。

超聲波對大齡搖蚊幼蟲殺滅率隨著溶解氧濃度的提高和超聲波幅射時間的延長而上升；而且超聲波與二氧化氯、液氯之間存在著明顯的協(xié)同增效效應，且余氯的效果要優(yōu)于二氧化氯，這可能與大齡搖蚊幼蟲身體構造有關[13]。

由于水廠的原水中含有大量的搖蚊蟲卵及低齡的幼蟲，造成了搖蚊幼蟲在水處理工藝中富集，使物理方法不能從根本上抑制搖蚊幼蟲在水廠中的孳生，所以物理方法只能作為一種輔助手段來使用。

4.2化學防治

化學藥劑對生物的滅活作用主要是由于生物接觸藥劑后其體內的蛋白酶遭到破壞，不能參與氧化還原系統(tǒng)的活動，代謝機能發(fā)生障礙而引起的[14]?；瘜W藥劑可通過吸附、滲透作用或直接破壞生物體壁的結構而進入到生物體中。藥劑氧化性能的高低導致其在搖蚊幼蟲滅活率方面的差異，需要有強氧化能力的化學藥劑、并且有足夠的作用時間，才能對其進行有效滅活。John.C.Hoff與Edwin E.Geldreich對大腸桿菌和病原體的滅活試驗研究表明，幾種氧化劑的氧化能力由高到低依次為：O3>ClO2>Cl2>NH2Cl，可見二氧化氯和臭氧的氧化能力高于氯氣。但是由于臭氧在水體中的分解速度較快很難保證較長時間的持續(xù)滅活能力[15]，所以盡管它的氧化能力比二氧化氯強，但由于有效滅活作用的接觸時間短使得它達到100％滅活率時的投藥量高于二氧化氯。

無論是二氧化氯、液氯還是過氧化氫、臭氧，只要保證在一定的投加量（表1）以上，都能在較短時間內將搖蚊幼蟲殺滅。在幾種藥劑的對比中，現(xiàn)場發(fā)生二氧化氯的殺蟲能力最強，適宜的投加量很低[11]。

Michael K.Alexander曾采用美國卡爾崗公司生產的絮凝劑和濃度為35％的過氧化氫溶液進行針對搖蚊幼蟲的短期和長期殺滅實驗，得出了短期半致死濃度均為112 mg/L，長期半致死濃度分別為13 mg/L和51 mg/L [16]。

葉勁[10]進行了過氧化氫、次氯酸鈉、高錳酸鉀、石灰水等化學藥劑噴灑和浸泡殺滅實驗。結果表明：噴灑5%濃度的過氧化氫效果最佳，能在短時間內殺死搖蚊幼蟲，而過氧化氫、次氯酸鈉的浸泡殺滅效果較佳。在成都市某水廠快濾池的生產實驗表明，過氧化氫實際濃度為0.23％（有效濃度），浸泡時間2h，殺滅搖蚊幼蟲效果顯著。

液氯是水處理工藝中最常用的化學氧化劑，但是搖蚊幼蟲的生物體對不良環(huán)境會產生一定的抗性，若連續(xù)提高投氯量會使搖蚊幼蟲對氯產生較強的抗性，所以可以采用間歇提高前加氯量的方法，使搖蚊幼蟲未來得及產生抗性前毒殺它們，這樣效果較顯著，且節(jié)約了氯耗。但搖蚊的蟲卵對水中余氯有較強的抵抗力，2mg/L的余氯量對之并無影響，在自來水中蟲卵孵化率可達95%以上[17]。

深圳水司的實踐表明，采用一定濃度的液氯浸泡沉淀池，可以長時間抑制搖蚊幼蟲的發(fā)生與孳生。但是由于液氯浸池的時間長達24h，影響了水廠的正常供水，所以這種方法可以在搖蚊幼蟲大規(guī)模爆發(fā)時采用。在不影響水廠正常生產的情況下，在沉淀池中投加化學氧化劑，可以利用搖蚊幼蟲在凝絮體中筑巢的生理特點，往往使滅活率較高。但是該方法既增加了生產成本，又由于加大氧化劑的投量而加劇了副產物的生成，給出廠水的水質安全造成新的問題。

4.3 微生物防治

微生物防治害蟲是生物防治的一個重要組成部分。特定微生物能直接殺死害蟲，不污染環(huán)境。目前國內外尚無微生物殺蟲劑用于飲用水的報道。1987年后期美國印第安那州的洛厄爾城發(fā)生了城市供水系統(tǒng)搖蚊幼蟲污染。洛厄爾城實施了清洗消毒等處理措施，但是沒有取得明顯的效果。他們曾嘗試利用蘇云金桿菌以色列變種(以下簡稱Bti)來治理，但提案被印第安那州政府否決，首先是因為Bti尚未被批準應用在飲用水中，其次是因為在相關法規(guī)上，不允許在飲用水中投加殺蟲劑。最后他們采用Cat-floc Ls食品級聚合物來治理，其作用是作為水絮凝劑去除搖蚊幼蟲所需的食物—硫化細菌和鐵細菌[16]。

4.4 環(huán)境防治

環(huán)境防治是通過環(huán)境改造以防止或減少害蟲的孳生繁殖。環(huán)境防治是對昆蟲生態(tài)學的實際應用，它是根據害蟲生物學的特點，對害蟲生活環(huán)境治理，使之不利于害蟲的生長、繁殖，而達到防治害蟲的目的。

搖蚊幼蟲以水中的有機物碎屑、細菌及藻類為食[10]。強化混凝，通過投加聚丙烯酰胺助凝，控制待濾水濁度小于3NTU，可以提高原水中有機物和藻類等的去除率，減少幼蟲的食物來源，使其生活環(huán)境質量下降，降低幼蟲的生存機率；針對搖蚊幼蟲可在沉淀池底泥中越冬生活的特點，增加冬季和秋季的大強度清洗工作，可以除去底泥中存在的搖蚊幼蟲，抑制其再度生長繁殖；加強濾池管理，保證濾池的正常運行，濾池池壁要勤洗刷，對氣水反沖洗濾池的池底水區(qū)要經常排空，以保持池體的清潔，同樣可以減少搖蚊幼蟲的滋生機率[9]。

4.5 生物操縱技術

“生物操縱”技術其內容就是利用生態(tài)系統(tǒng)食物鏈攝取原理和生物的相生相克關系，通過改變水體的生物群落結構來達到改善水質恢復生態(tài)平衡的目的[18]。搖蚊幼蟲是多數經濟魚類的優(yōu)良天然餌料，在浮游階段時，可被不少幼魚攝取；當轉入底棲時，則是底層魚類鯉、鯽、青魚等的良好鉺料。魚類屬于水生生態(tài)系統(tǒng)中食物網的頂級消費者，放養(yǎng)大型不同食性的魚類，勢必影響魚類的群落結構，并對其他生物群落，特別對餌料生物群落產生極大的影響，進而影響整個生態(tài)系統(tǒng)的結構和功能[19]。所以利用生物種群間的捕食關系，從生態(tài)學的角度入手，可以通過生物操縱技術來抑制搖蚊幼蟲的滋生。

周令等人[11]對原水前加氯的情況下沉淀池養(yǎng)魚的可行性進行了試驗研究，試驗魚種采用鯽魚魚苗。結果表明：(1)沉淀水余氯＜1.0mg/L，魚苗在沉淀水中生長良好，沒有出現(xiàn)不適應癥狀；(2)魚喜食搖蚊幼蟲特別是老齡紅蟲，有利于滅蚊和控制紅蟲數量；(3)幾種魚類配合放養(yǎng)，使魚在沉淀池中呈立體分布，有利于消滅不同生活習性的各發(fā)育階段的搖蚊幼蟲；(4)放養(yǎng)魚苗的沉淀池出水濁度及氨氮含量與未放養(yǎng)魚沉淀池出水相差不大，說明魚的正?；顒蛹捌渑判刮锊粫绊懗恋硇Ч?。

沉淀池養(yǎng)魚由于可操作性差，有一定的局限性，但此方法可在水源中使用以控制原水中的搖蚊幼蟲及蟲卵。在水體中實施以生態(tài)治理為目的的魚類放養(yǎng)，其放養(yǎng)的生物量應遠低于以提高魚產量為目標的水體漁業(yè)養(yǎng)殖中的高密度放養(yǎng)量。在微型生態(tài)系統(tǒng)中魚類放養(yǎng)實驗表明，在放養(yǎng)生物量為30g/m3的條件下，水體中的氮、磷等營養(yǎng)物質得到了一定程度的去除，有機物的指標下降、溶解氧的濃度有所提高，浮游植物藻類尤其是藍、綠藻的生物量也被控制在較低的水平，有效地控制和緩解了水體富營養(yǎng)化的進程?！吧锊倏v”技術可以在水體生態(tài)治理中發(fā)揮重要作用，這也是解決水處理工藝中搖蚊幼蟲污染問題的重要途徑之一。

總之，單憑某一種物理、化學或生物的方法還不能對城市給水處理過程中搖蚊幼蟲的孳生進行卓有成效的控制，必須各種方法兼用，互相滲透，多級設防，多層屏障，貫穿于整個凈水廠凈水工藝系統(tǒng)中。

5研究展望

水處理過程中搖蚊幼蟲污染問題的研究，目前仍處于探索階段，今后應從以下幾個方面進行深入研究，以期早日實現(xiàn)搖蚊幼蟲污染防治的系統(tǒng)化，確保飲用水的安全。

5.1進行傳統(tǒng)制水工藝的各凈水單元對搖蚊幼蟲去除的特性研究，了解搖蚊幼蟲在工藝中的孳生規(guī)律及機理，以指導水廠在其暴發(fā)期間采取強化工藝或應急措施。

5.2進行搖蚊幼蟲在飲用水深度處理工藝(如紫外—臭氧氧化、膜濾、臭氧—生物活性炭等)中的去除規(guī)律及機理研究，為水廠采用深度處理工藝去除搖蚊幼蟲污染提供理論指導。

5.3從生態(tài)學角度出發(fā)，研究搖蚊幼蟲、魚類、營養(yǎng)物質水平之間的關系，建立有效的生物控制方法。

水處理工藝中搖蚊幼蟲污染控制是一項復雜的系統(tǒng)工程，應結合污染的實際狀況采取適當的措施，把水源水富營養(yǎng)化控制與凈水處理工藝有機地結合起來。從長遠來看，強化水源水體的保護與管理，對已被污染的水源采取有效方法治理，是解決飲用水搖蚊幼蟲污染乃至水體富營養(yǎng)化的根本措施。

轉貼于 [1] 王俊才，鞠復華.搖蚊幼蟲的水生態(tài)研究進展[J].遼寧城鄉(xiāng)環(huán)境科技.1998，18(3):83-84.

[2] 何志輝.淡水生物學[M].北京：農業(yè)出版社.1994.336-339.

[3] Armitage P，Cranston P S，Pinder L C V.The Chironomidae :The biology and ecology of non-biting midges[J].London :Chapman＆Hall，1995.225-268.

[4] 朱利斌.花翅搖蚊生物學及實驗種群生態(tài)學的研究[D].中山大學碩士論文.1997.10-11.

[5] 孫剛，盛連喜，李明全.長春南湖底棲動物群落特征及其與環(huán)境因子的關系[J].應用生態(tài)學報.2001，12(2):319-320.

[6] 薛瑞德，Arshad Ali，趙彤言.用于殺蟲劑評價的水池中無脊椎動物的群落結構及其種群動態(tài)[J].寄生蟲與醫(yī)學昆蟲學報.1996，3(1):50-57.

[7] 吳潔，王國龍.西湖與青山水庫底棲動物群落的研究[J].環(huán)境監(jiān)測管理與技術.2000，12(增刊):17-19.｜

[8] 劉建康.武漢東湖生態(tài)學研究[M].北京:農業(yè)出版社.1990，415-421.

[9] 章詩芳，劉韋宏.有關搖蚊幼蟲的習性及其防治問題的探討[C].第二屆環(huán)境模擬與污染控制學術研討會.2001.

[10]葉勁，李彬，劉恒，唐雪惠，李朝暉.搖蚊幼蟲殺滅試驗及相關問題的初步探討[C].中國土木工程學會水工業(yè)分會給水委員會第八次年會.成都，2001.

[11]周令，張金松，雷萍，梁明.凈水工藝中紅蟲污染治理的研究動態(tài)[J].給水排水.2003，29(1):25-28.

[12]代田昭彥著，魯守范等譯.搖蚊幼蟲的研究—養(yǎng)魚餌料的飼育培養(yǎng)法[M].北京:農業(yè)出版社，1998.

[13]盧靖華，周廣宇.超聲波對自來水中大齡搖蚊幼蟲的殺滅作用[J].中國給水排水.2003，19(1):91.

[14]Huang J L ， Wang L， Ren N Q.Disinfection Effect of Chlorine Dioxide on Viruses， Algae and Animal Plankton in Water[J]. Water Research， 1997，31(3):455-460.

[15]王曉昌.臭氧用于給水處理的幾個理論和技術問題[J].西安建筑科技大學學報.1998，30(4):307-311.

[16]Michael K，Alexander.New Strategies for the Control of the Parthenogenetic Chironomid[J]. Journal of the American Mosquito Control Association1997，13(2):189-192.

[17]盧靖華.自來水中塞氏搖蚊幼蟲的生長規(guī)律及防治對策[J].中國給水排水.2001，17（6）：53-54.

第3篇：重金屬污染處理范文

關鍵詞：危害 重金屬污染 土壤修復

土壤是地球表面的疏松表層，它是人類賴以生存的重要自然資源，并且在生態(tài)環(huán)境中占有重要地位。而近年來，隨著工業(yè)的快速發(fā)展和鄉(xiāng)鎮(zhèn)城市化，土壤重金屬污染日益嚴重，由此會破壞人類生態(tài)環(huán)境，從而影響人們的健康，因此，土壤重金屬污染的修復技術已成為一個研究熱點。

一、土壤重金屬污染的危害

隨著工農業(yè)的快速發(fā)展，多種工業(yè)如采礦、冶煉、電鍍、廢電池處理、金屬加工等的排放以及農業(yè)中各種農藥，化肥的施用均是土壤重金屬污染的來源。據報道，全世界平均每年排放Hg約1.5萬噸，Cu 340萬噸，Mn 1500萬噸，Pb 500萬噸，Ni 100萬噸[1]。土壤重金屬污染具有污染面積達、積累時間長、不易被微生物降解、有明顯的生物富集作用等特點，被重金屬污染的土壤會嚴重影響到農作物的生長和發(fā)育，從而導致農作物的減產并污染農作物。安志裝等人[2]研究發(fā)現(xiàn)鎘與巰基氨基酸和蛋白質的結合會引起氨基酸蛋白質的失活，甚至使植物死亡。另外，土壤中的重金屬會被農作物吸收并在農作物體內富集，通過食物鏈進入人體，從而嚴重危害人體健康。

二、土壤重金污染修復技術

1.物理化學修復技術

1.1化學固化

化學固化法指的是通過在土壤中加入土壤固化劑來改變土壤的有機質含量、礦物組成、pH值和Eh值等理化性質，再經重金屬的吸附或共沉淀作用來調節(jié)其在土壤中的移動性，從而降低其共生物有效性。固化劑將污染土壤中的重金屬固定后，不僅可以減少重金屬通過徑流和淋洗作用對地表水和地下水的污染，而且被污染的土壤還有可能重建植被[3]。雖然化學固化法可以固化土壤中的重金屬，但固化劑只是改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，重金屬仍留在土壤中，因而該方法還有待進一步的研究探討。

1.2電動修復

電動修復是近年來快速發(fā)展的技術，其作用機理是將電極對插入被污染的土壤中，在通入微弱電流形成電場，使土壤中的重金屬在電場形成的各種電動力學效應下定向移動，在電極區(qū)附近富集，從而將重金屬處理或分離。

對于低滲透的粘土和淤泥土的修復，電動修復是常用的技術。鄭喜坤等人[4]研究了電動修復技術對沙土中Pb2+、Cu3+等重金屬離子的去除效果，結果表明，重金屬離子的去除率達99%以上。電動修復技術是一種原位修復技術，它可以有效的去除土壤中的重金屬離子，并且經濟效益好，是一種可行的修復技術。

1.3土壤淋洗

土壤淋洗是一種適用于治理大面積重廢污染土壤的方法。所謂淋洗，是指利用提取劑（包括有機或無機酸、堿、鹽、表面活性劑和聚合劑等）將土壤中的固相重金屬轉化為液相，土壤在經水淋洗處理后可歸回原位利用，而對于富含重金屬的廢水也可進行回收處理，從而達到修復土壤的目的[5]。吳華龍等人[6]研究了被銅污染土壤修復的有機調控機理，研究結果表明，外加EDTA對降低紅壤對銅的吸收率與加入的EDTA量的對數量顯著負相關。土壤淋洗法雖然處理量大，處理效率高，但會造成二次污染，因此，尋找一種既能提取各種形態(tài)重金屬又不破壞土壤結構的提取劑將成為土壤淋洗法的研究熱點。

2.植物修復

植物修復是指在被重金屬污染的土壤中，種植某種特定的植物，利用該植物對重金屬的耐性和超富集作用將重金屬移出土壤，使土壤中的重金屬降低到可接受的濃度，達到重金屬污染修復的目的。

根據其修復過程和作用機理可將植物修復技術分為4種：①植物萃取技術，即利用超富集植物將重金屬從土壤提取出來，并將其轉移，貯存到地上部分，然后通過植物收割來對重金屬進行集中處理的過程[7]。韋朝陽等人[8]研究發(fā)現(xiàn)了一種大葉井口草，它對As的富集有明顯的效果，其地上部分最大含量可達694mg/Kg。②植物固化技術，即利用耐金屬植物及其根系微生物的一些生物化學作用降低重金屬的活性，使其固化，從而減少對土壤的危害。該方法主要適用于有機質含量的礦區(qū)污染土壤的修復。③根圈生物技術，即利用植物根際分泌物和根際脫落物刺激細菌和真菌的生長，通過細菌和真菌對重金屬的吸附固定作用，是重金屬礦化的過程。④植物揮發(fā)技術，即利用植物根系的吸收、積累和揮發(fā)作用減少土壤中一些揮發(fā)性污染物，及植物將污染物吸收到體內后將其轉化為氣態(tài)物質釋放到大氣中[9]。

3.工程措施

工程措施是比較經典和傳統(tǒng)的修復土壤重金屬污染的方法，主要包括客土、換土及深耕翻土等方法。通過客土、換土或者將深耕翻土與污土混合，使土壤中重金屬的含量降低，減少重金屬對土壤植物的毒害，從而使農產品達到食品衛(wèi)生標準[10]。

客土法是將干凈的土壤覆蓋在已受污染的土壤上混勻，從而降低土壤中污染物的濃度；換土法是用干凈的土壤代替受污染的的土壤，對于換出的土壤應進行處理，防止二次污染的發(fā)生；深耕翻土是將表層已受到污染的土壤翻至深層，從而使土壤中污染物的濃度降低。

三、結語

目前運用于修復土壤重金屬污染的技術有很多，但每種修復技術對于土壤重金屬污染修復均有一定的弊端，并且對于不同類型的土壤受重金屬的污染的程度的不同，單一的使用某種技術并不能達到理想的效果，因此，在實際應用中，應綜合多種修復技術的優(yōu)點，互取優(yōu)勢，研究出新型的具有高效，低耗的修復技術。

參考文獻

[1]周澤義.中國蔬菜重金屬污染及控制[J].資源生態(tài)環(huán)境網絡研究動態(tài).1999，10（3）：21-27.

[2]安志裝，王校常.重金屬與營養(yǎng)元素交互作用的植物生理效應[J].土壤與環(huán)境，2002，11（4）：392-296.

[3]Vangronsveld J F. Asschc V and Clijsters H.1995.Reclamation of a bare industrial area contaminated by norrferrous metals： In situ metal immobilization and revegetation. Environ Poll ，87：51-59.

[4]鄭喜坤，魯安懷，等. 土壤重金屬污染現(xiàn)狀與防治方法[J].土壤與環(huán)境，2002，11（1）：79-84.

[5]龍新憲，楊肖娥，倪吾鐘. 重金屬污染土壤修復技術研究的現(xiàn)狀與展望[J].應用生態(tài)學報，2002，13（6）：757-762.

[6]吳龍華，駱永明，黃煥忠. 銅污染土壤修復的有機調控研究I.可溶性有機物和EDTA對污染紅壤的釋放作用[J].土壤，2000，（2）：62-66.

[7]丁華，吳景貴. 土壤重金屬污染及修復研究現(xiàn)狀[J].安徽農業(yè)科學。2011.39（13）：7665-7666，7756.

[8]韋朝陽，陳同斌，黃澤春，等. 大葉井口邊草—一種新發(fā)現(xiàn)的富集砷的植物[J].生態(tài)學報，2002，22（5）：777-778.

第4篇：重金屬污染處理范文

關鍵詞 重金屬；河道整治；修復；東大溝上游河道；甘肅白銀

中圖分類號 X522 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）16-0224-01

白銀市地處黃河中上游，東大溝地區(qū)作為白銀市的主要工業(yè)區(qū)之一，流域內分布著以資源開發(fā)、加工為主的有色金屬、化工行業(yè)企業(yè)，流域周邊企業(yè)排放廢水和廢渣中含有大量重金屬，重金屬具有高度遷移性，長期堆置不僅造成大量有價金屬流失，而且對土壤、地下水等周邊生態(tài)環(huán)境構成潛在污染威脅[1]。

1 東大溝污染現(xiàn)狀

1.1 水環(huán)境質量現(xiàn)狀

東大溝流域多個斷面水質監(jiān)測數據均不能滿足《污水綜合排放標準（GB 8978-1996）》中一級標準的要求。水質偏酸，氟化物含量超標，上游Zn、Cd的污染較為突出，下游COD、Cu、As污染顯著。

1.2 土壤質量現(xiàn)狀

東大溝上游有色金屬加工企業(yè)重金屬粉塵、尾水、廢渣排放，導致河岸兩側土壤中重金屬嚴重超標，土壤中重金屬主要富集在地表以下0～20 cm，部分區(qū)域污染深度達到50 cm，土壤污染現(xiàn)狀呈現(xiàn)以Zn為主的多種重金屬復合污染現(xiàn)象。

1.3 底泥質量現(xiàn)狀

底泥的污染來源于有色金屬加工企業(yè)冶煉廢渣堆放以及含重金屬廢水排放，通過對底泥樣品的采樣調查，底泥中重金屬As、Pb、Cu、Zn的含量最高值均高于加拿大制訂的NOAA標準，Pb、Zn 2種重金屬的最大峰值分別出現(xiàn)于20、80 cm，而Cu的最大峰值則出現(xiàn)于40、80 cm，As的最大峰值出現(xiàn)于80 cm。

2 治理工藝及技術可行性

重金屬污染河道治理工程主體工藝包括廢渣及表層污染底泥異位貯存，表層污染底泥重金屬固化/穩(wěn)定化修復工程以及重金屬污染植物修復[2-3]。

2.1 廢渣及表層污染底泥異位貯存

2.1.1 治理工藝。由于河道自身情況較為復雜，底泥的深度也難以在抽樣調查中完全體現(xiàn)，根據已有的調查數據，研究區(qū)域河道底泥挖掘深度擬定為50～120 cm，具體的挖掘情況應根據現(xiàn)場挖據底泥的顏色等進行定性判斷，并且在挖掘過程中對50 cm深度的底泥進行再次取樣分析，如果效果仍不能達標，需要繼續(xù)向下挖掘，具體深度視分析結果而定。

河道疏浚的目的是對污染底泥沉積層采用工程措施，最大限度地將儲積在該層中的污染物質移出，改善水生態(tài)循環(huán)，遏制自然水體退化。該次治理區(qū)域大部分底泥含水量較低，為了不增加底泥的水力負荷以及廢水處理強度，采用機械疏浚的方式，底泥自然蒸發(fā)脫水干化與廢渣密閉運至棄渣場妥善處置。

2.1.2 技術可行性。含Cu、Pb、Zn、As等重金屬的廢渣、底泥及土壤均未列入《國家危險廢物名錄》。根據對研究區(qū)域廢渣及表層污染底泥的重金屬濃度監(jiān)測，pH值均在6～9，未超出《危險廢棄物鑒別標準——浸出毒性鑒別（GB5085.3-2007）》中要求的pH值范圍，屬于一般工業(yè)固廢。采用異位貯存方式是一種最為經濟、適宜處理大量工業(yè)廢渣且不受工業(yè)廢渣種類限制的處理方式。

2.2 表層污染底泥重金屬固化/穩(wěn)定化修復

2.2.1 治理工藝。通過采樣分析，選取含As、Zn、Cu、Pb等重金屬離子污染程度均嚴重區(qū)域底泥進行固化/穩(wěn)定化修復，由于底泥中含有As、Zn、Cu、Pb等多種重金屬離子，且所含各種重金屬離子的種類和含量存在不穩(wěn)定性，為確保固化/穩(wěn)定化處理達標，需要根據污染元素和污染濃度來選取藥劑。

針對Zn、Cu、Pb的固化，通過加入天然礦物質混合藥劑，經氧化還原反應、礦化作用、分子鍵合反應和共沉淀反應將交換態(tài)重金屬離子轉化為重金屬的單質、硅鋁酸鹽、硅酸鹽和多金屬羥基沉淀物等自然環(huán)境中極穩(wěn)定的物質，防止其被植物的根系所吸收；針對As的固化，采樣鐵錳復合氧化物，經吸附、氧化作用，實現(xiàn)重金屬污染底泥的固定化修復。

2.2.2 技術可行性。固化/穩(wěn)定化是向污染底泥、土壤或廢渣中投加固化/穩(wěn)定化制劑，改變土壤的酸堿性、氧化還原條件或離子構成情況，進而對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用產生影響的穩(wěn)定化技術，實現(xiàn)重金屬污染土壤的修復。采用該工藝處理后底泥中重金屬的浸出濃度低于一般工業(yè)固廢的入場標準，滿足Pb浸出毒性低于5 mg/L、Cu浸出毒性低于75 mg/L、Zn浸出毒性低于75 mg/L、As浸出毒性低于2.5 mg/L的要求。

2.3 重金屬污染植物修復

2.3.1 治理工藝。在清除廢渣和淺層底泥后回填基質土種植重金屬超富集植物，對剩余底泥和部分河岸進行植物修復。普通植物體內Pb含量一般不超過5 mg/kg，Cu的正常含量為5～20 mg/kg，過量重金屬對普通植物有很大的毒性，在Zn、Pb、Cu復合污染土壤中，種植普通植物很難達到從污染土壤中快速清除Zn、Pb、Cu復合污染物目的。因此，需要選擇對重金屬有較強耐受及吸收能力的植物作為首選修復物種，并且超富集植物必須適應白銀市當地氣候，能夠在當地很好地生長，才能保證較好的修復效果[4]。根據白銀市當地土質情況及需修復的土壤現(xiàn)狀，選取的修復植物為枸杞、紅柳、沙棗、國槐、火炬、垂柳、土荊芥、披堿草、蘆葦、紫花苜蓿等。

研究發(fā)現(xiàn)，禾本科多年生草本植物披堿草具有修復Pb污染土壤的潛力，狗尾草等對As有一定累積效果，且生物量大，為適宜的土壤重金屬污染修復植物。紫花苜蓿等牧草對Pb等有較強的富集能力，是土壤Pb污染的理想修復植物，且擁有強大的根系和頑強的生命力，兼具水土保持效果，可用于干旱地區(qū)重金屬污染的修復。灌木燈心草中的Pb含量測定符合Pb超富集植物，地上部分Pb富集量大于1 000 mg/kg的臨界標準，轉運系數大于1，在重金屬污染土壤修復方面具有潛在的應用價值。上述植物均為當地常見物種，可以很好地適應當地環(huán)境，確保生長，同時對重金屬具有一定的修復效果。

2.3.2 技術方案可行性。植物修復技術是利用植物來轉移、容納或轉化污染物，通過植物的吸收、揮發(fā)、根濾、降解、穩(wěn)定等作用達到土壤修復目的的方法，是一種成熟且發(fā)展迅速的清除環(huán)境污染的綠色技術[5]。該項目建設區(qū)表層50～120 cm表層污染底泥、廢渣經處理后，剩余底泥仍具有不同程度的污染，需種植適應在當地生長的重金屬超富集植物，以達到較好的治理效果。植物修復技術成本低廉，能增加土壤有機質肥力，且環(huán)境擾動小，大面積處理易為公眾所接受，并有很好的綠化作用。

3 結語

由于長期遭受重金屬毒害作用，東大溝河道生態(tài)功能已經完全喪失。針對東大溝典型重金屬復合污染問題及生態(tài)脆弱的現(xiàn)狀，采用異位貯存、固化/穩(wěn)定化修復以及植物修復等重金屬治理技術對區(qū)域內的底泥、廢渣等介質進行無害化處理與處置，并建立重金屬污染土壤植物修復示范區(qū)，可實現(xiàn)河道生態(tài)恢復和景觀重建，初步恢復遭到重金屬污染脅迫的東大溝河道生境。

4 參考文獻

[1] 黃河上游白銀段東大溝流域重金屬污染整治與生態(tài)系統(tǒng)修復規(guī)劃[M].北京：北京大學出版社，2012.

[2] 蔣培.土壤鎘污染對蘆蒿生長和品質安全的影響及調控措施研究[D].南京：南京農業(yè)大學，2009.

[3] 卜全民，李鳳英.污染河道生態(tài)修復技術研究[J].安徽農業(yè)科學，2008（36）：16084-16085，16090.

第5篇：重金屬污染處理范文

1.土壤重金屬污染現(xiàn)狀 目前我國受重金屬污染的耕地面積近2000萬公頃，約占耕地總面積的1/5。受礦區(qū)污染土地達200萬公頃，石油污染土地約500萬公頃，固體廢棄物堆放污染約5萬公頃，“工業(yè)三廢”污染耕地近1000萬公頃，污水灌溉的農田面積達330多萬公頃。土壤污染使全國農業(yè)糧食減產已超過1300萬噸，因農藥和有機物污染、放射性污染、病原菌污染等其他類型的污染所導致的經濟損失難以估計。由于污染，土壤的營養(yǎng)功能、凈化功能、緩沖功能和有機體的支持功能正在喪失。

2.土壤重金屬污染產生的嚴重后果 ①土壤污染使本來就緊張的耕地資源更加短缺。②土壤污染給人民的身體健康帶來極大的威脅。③土壤污染給農業(yè)發(fā)展帶來很大的不利影響。④土壤污染也是造成其他環(huán)境污染的重要原因。⑤土壤污染中的污染物具有遷移性和滯留性，有可能繼續(xù)造成新的土地污染。⑥土壤污染嚴重危及后代子孫的利益，不利于農村經濟的可持續(xù)發(fā)展。

3.土壤重金屬污染來源 ①隨著大氣沉降進入土壤的重金屬。大氣中的重金屬主要來源于能源、運輸、冶金和建筑材料生產產生的氣體和粉塵。除汞以外，重金屬基本上是以氣溶膠的形態(tài)進入大氣，經過自然沉降和降水進入土壤。經自然沉降和雨淋沉降進入土壤的重金屬污染，與重工業(yè)發(fā)達程度、城市的人口密度、土地利用率、交通發(fā)達程度有直接關系，距城市越近，污染的程度就越重。②隨污水進入土壤的重金屬。污水按來源和數量可分為城市生活污水、石油化工污水、工業(yè)礦山污水和城市混合污水等。生活污水中重金屬含量很少。但是，由于我國工業(yè)迅速發(fā)展，工礦企業(yè)污水未經分流處理而排入下水道與生活污水混合排放，從而造成污灌區(qū)土壤重金屬鉛、鎘、汞、溴、鉻等含量逐年增加，隨著污水灌溉而進入土壤的重金屬，以不同的方式被土壤截留固定。③隨固體廢棄物進入土壤的重金屬。固體廢棄物種類繁多，成分復雜，不同種類其危害方式和污染程度不同。其中礦業(yè)和工業(yè)固體廢棄物最為嚴重。這類廢棄物在堆放或處理過程中，由于日曬、雨淋、水洗，重金屬極易移動，以輻射狀、漏斗狀向周圍土壤、水體擴散。有一些固體廢棄物被直接或通過加工作為肥料放入土壤，造成土壤重金屬污染。如隨著我國畜牧生產的發(fā)展，產生大量的家畜糞便及動物加工產生的廢棄物，這類農業(yè)固體廢棄物中含有植物所需氮、磷、鉀和有機質，同時由于飼料中添加了一定量的重金屬鹽類，因此作為肥料施入土壤增加了土壤鋅、錳等重金屬元素的含量。固體廢棄物也可以通過風的傳播而使污染范圍擴大，土壤中重金屬的含量隨距污染源的距離增大而降低。④隨農用物資進入土壤的重金屬。農藥、化肥和地膜是重要的農用物資，對農業(yè)生產的發(fā)展起著重大的推動作用，但長期不合理施肥，也可以導致土壤重金屬污染。重金屬元素是肥料中最多的污染物質，氮、鉀肥料中重金屬含量較低，磷肥中含用較多的有害重金屬，復合肥的重金屬主要來源于母料及加工流程所帶入。

第6篇：重金屬污染處理范文

1 土壤重金屬污染物的來源

土壤重金屬污染是指土壤中重金屬過量累積引起的污染。污染土壤的重金屬包括生物毒性顯著的元素如Cd、Pb、Hg、Cr、As，以及有一定毒性的元素如Cu、Zn、Ni等[1]。成土母質本身含有一定量的重金屬，但由于土壤環(huán)境是個開放的體系，外源重金屬通過各種途徑不可避免地進入土壤，包括人為污染源和天然污染源，土壤重金屬污染的控制在源頭上主要是人為源的控制。人為污染源的污染途徑主要包括大氣沉降、污水灌溉、固體廢棄物的處理，以及農用物資的不合理施用等。

1.1 大氣沉降

工業(yè)生產（如能源、冶金和建筑材料等）產生了大量廢氣和粉塵，其中含有重金屬的部分在大氣中通過自然沉降和降水淋洗進入土壤。Lisk估計全世界每年約有1600噸的Hg通過煤及其他化石燃料的燃燒排放到大氣中，例如比利時每年從大氣進入土壤的重金屬每公頃達到Pb 250g、Cd 19g、As 15g、Zn 3750g[2]。這些污染物以工廠企業(yè)的煙塵為中心，順著風向向外延伸，污染范圍一般呈圓形或橢圓形。

另外，繁忙的運輸也使得公路、鐵路兩側的土壤中重金屬（Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu等）遠高于土壤背景值。在法國索洛涅地區(qū)A-71號高速公路沿途，重金屬Pb、Zn、Cd的沉降粒子濃度超過當地土壤背景值2～8倍，而公路旁土壤重金屬濃度比沉降粒子的濃度還要高7～26倍[3]。這些重金屬主要來自于含鉛汽油的燃燒和汽車輪胎磨損產生的粉塵，以公路為中心，向四周及兩側擴散，污染范圍呈條帶狀。

1.2 污水灌溉

污水灌溉一般指使用經過一定處理的城市污水灌溉農田、森林和草地。城市污水包括生活污水、商業(yè)污水和工業(yè)廢水。[4]隨著城市工業(yè)化的迅速發(fā)展，大量未經處理或處理不到位的工礦企業(yè)污水進入城市污水，通過污灌造成土壤中重金屬Hg、Cd、Cr、Pb、Cd等含量的逐年增加[5]。其中Cd污染最為嚴重。在日本，有472125公頃農田被Cd污染，占重金屬污染總面積的82%。[6]我國有140萬公頃污灌區(qū)，64.8%受重金屬污染，其中嚴重污染的占8.4%[7]，沈陽張士灌區(qū)、上海沙川灌區(qū)、廣東廣州和韶關地區(qū)、廣西陽朔、湖南衡陽、江西大余等地，因長期污灌Cd污染嚴重，頻頻出現(xiàn)“鎘米”[8]。

1.3 固體廢棄物的處理

在工礦業(yè)固體廢棄物的堆放、填埋等處理過程中，由于日曬、雨淋、水洗等，重金屬極易移動，以輻射狀、漏斗狀向周圍土壤、水體擴散。煤矸石的堆放對土壤會造成嚴重的重金屬污染[9]。沈陽冶煉廠的礦渣自1971年開始就堆放在一個洼地，主要含Zn、Cd，目前已擴散到離堆放場700米以外的范圍；武漢市垃圾堆放場、杭州鉻渣堆放區(qū)附近土壤中重金屬Cd、 Hg、Cr、 Cu、Zn、Pb、As等的含量均高于當地土壤背景值[10]。

有一些固體廢棄物被作為肥料施入土壤，造成土壤重金屬污染。磷石膏是化肥工業(yè)廢物，含有一定量的正磷酸以及不同形態(tài)的含磷化合物，并可改良酸性土壤，因而被大量施入土壤，造成了土壤中Cr、 Pb、Mn、As含量增加。同樣的，磷鋼渣也常作為磷源施入土壤，造成土壤中Cr累積。污水處理廠產生的污泥含有較高的N、P養(yǎng)分及有機質，常回填農田以肥田，而污泥中的Cr、 Cu、Zn、Pb、As往往超標，所以污泥回填也可使土壤重金屬含量增加[11]。

1.4 農用物資的不合理施用

農田耕種過程中為了增產、穩(wěn)產，必須使用農藥、化肥和地膜等農用物資。這些農用物資如果長期不合理施用，也會導致土壤重金屬污染。少數農藥含重金屬，如殺菌劑抗枯寧、菌枯靈等含Cu、Zn，被大量地施用于果樹和溫室作物，造成土壤Cu、Zn累積；殺菌劑西力生含Hg，它的使用使每公頃土壤中的Hg增加6～9 g。馬耀華等對上海地區(qū)菜園土研究發(fā)現(xiàn)，施肥后，Cd的含量從0.134 mg/kg升到0.316 mg/kg，Hg的含量從0.22 mg/kg升到0.39 mg/kg，Cu、Zn 增長2/3[12]。Taylor對新西蘭施用磷肥達50年的同一地點的58個土樣進行分析，發(fā)現(xiàn)Cd從0.39 mg/kg升至0.85 mg/kg[13]。在阿根廷由于傳統(tǒng)無機磷肥的施入，導致土壤重金屬Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、Pb的污染[14]。

隨著近年來地膜的大面積推廣使用，不僅造成了土壤的白色污染，而且地膜生產過程中加入的熱穩(wěn)定劑含Cd、Pb，又增加了土壤重金屬污染來源。

2 土壤重金屬的污染特性

與大氣、水體及廢棄物污染相比，土壤重金屬污染有比較明顯的隱蔽性與滯后性，以及累積性與可變性，使污染治理和土壤修復的效果沒有大氣及水體污染治理那么見效明顯，并且治理周期長，通常成本較高，大大增加了土壤污染控制的難度。

2.1 隱蔽性與滯后性

土壤有巨大的自凈化能力，其體系內的重金屬容納量其實是比較大的，所以，重金屬污染物進入土壤后，很長一段時間都不會體現(xiàn)出其污染性，往往要通過土壤樣品分析、農殘檢測及有關人畜健康狀況檢查，才能發(fā)現(xiàn)和確定。因此土壤重金屬污染有明顯的隱蔽性。而發(fā)現(xiàn)土壤受重金屬污染時，往往土壤中重金屬的含量已經遠遠超標，受污染局部區(qū)域及其周邊的生態(tài)環(huán)境已經呈現(xiàn)出明顯的毒害副作用，這一特點也使得土壤重金屬污染的治理往往具有滯后性，所采取的各種方法、措施是補救性質的，因此對土壤重金屬污染的控制，預防更顯重要。

2.2 累積性與可變性

土壤中的固相物質占土壤總體積的50%，占總重量的95%以上，重金屬污染物進入土壤體系后不象在流體態(tài)環(huán)境中那樣比較易于擴散和稀釋，所以重金屬污染物在土壤的局部空間容易積累并達到很高濃度，其污染具有很強的累積性，污染物量越大，污染越嚴重。

然而重金屬在土壤中的存在狀態(tài)會受很多因素影響，重金屬元素在土壤中主要以可溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機態(tài)及殘渣態(tài)的形式存在，外源重金屬進入土壤之后，其形態(tài)不斷變化，氧化還原電位、pH值、離子強度、金屬元素濃度、各種無機及有機組分的種類和濃度等因素都可能引起土壤重金屬形態(tài)的變化，其中可溶態(tài)和可交換態(tài)重金屬的生物有效性最強，易于被生物吸收、吸附，使重金屬能在土壤中的空間位置進行一定的遷移轉化，由此出現(xiàn)重金屬富集或分散，因此土壤重金屬污染又具有可變性。根據這一特點，對土壤重金屬污染進行控制的時候，可以通過改變重金屬存在狀態(tài)，增大或者減小其生物有效性，從而達到污染治理的目標。

參考文獻

[1] 徐良將，張明禮，楊浩.土壤重金屬污染修復方法的研究進展[J].安徽農業(yè)科學，2011，39（6）：3419～3422.

[2] Lisk D. Environment implications of incineration of municipal solid waste and disposal [J]. Sci Total Environ，1998，74，（1）：39-66.

[3] Pyeong-Koo Lee. Heavy metal contamination of settling particle in a retention pond along the A-71 motorway in Sologne，F(xiàn)rance [J]. Sci. Total Environ，1997，201（1）：1-15.

[4] 鄭喜珅，魯安懷，高翔等.土壤中重金屬污染現(xiàn)狀與防治方法[J].土壤與環(huán)境，2002，11（1）：79～84.

[5] 張書海，沈躍文. 污灌區(qū)重金屬污染對土壤的危害[J].環(huán)境監(jiān)測管理與技術，2000，12（2）：22～24.

[6] 廖自基.微量元素的環(huán)境化學及生物效應[M].北京：中國環(huán)境科學出版社.1993：301～303

[7] 楊科壁.中國農田土壤重金屬污染與其植物修復研究[J]. 世界農業(yè)，2007（8）：58～61.

[8] 顧繼光，周啟星，王新.土壤重金屬污染的治理途徑及其研究進展[J]. 應用基礎與工程科學學報，2003，11（2）：143～151.

[9] 李東艷，方元元，任玉芬等.煤矸石堆周圍土壤重金屬污染特征分析[J]. 煤田地質與勘探，2004，32（5）：15～17.

[10] 張孝飛，林玉鎖，俞飛等.城市典型工業(yè)區(qū)土壤重金屬污染狀況研究[J].長江流域資源與環(huán)境，2005，14（4）：512～515.

[11] 王靜，王鑫，吳宇峰等.農田土壤重金屬污染及污染修復技術研究進展[J].綠色科技，2011，3（3）：85～88.

[12] 馬耀華，劉樹應 . 環(huán)境土壤學[M].西安：陜西科技出版社，1998，198～201

[13] Taylor M D. Accumulation of cadmium derived from fertilizers in New Zealand soil [J]. Sci. Total Environment，1997，208（1/2）：123～126.

[14] Lidia GiuffreI De Lopez Came. Eavy metals input with phosphate fertilizers used in Argentina [J]. Sci.Total Environment，1997，204（3）：245～250.

基金項目：中央財政支持作物生產技術專業(yè)

第7篇：重金屬污染處理范文

[關鍵詞]土壤；蔬菜；重金屬污染

[DOI]10.13939/ki.zgsc.2016.51.181

目前，蔬菜水果的農藥殘留早已經引起人們的重視，而蔬菜水果的重金屬超標及污染問題因為其生態(tài)毒性的滯后效應尚未引起人們足夠的重視。關于蔬菜水果的重金屬污染源，人們對金屬礦產開采及加工區(qū)域的農產品重金屬污染情況關注很多，而較少地關注畜禽養(yǎng)殖廢物農用作為重金屬污染源帶來的污染。本研究對養(yǎng)豬場固廢農用對環(huán)境和土壤的影響、蔬菜重金屬污染等方面進行了相關的關注。

1 養(yǎng)豬場固廢農用的環(huán)境影響研究進展

隨著生活水平的提高，人們飲食結構中動物蛋白比例的增加，帶來畜禽養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展。畜禽養(yǎng)殖廢物逐漸成為區(qū)域水環(huán)境、大氣環(huán)境和土壤環(huán)境的重點污染源，僅次于工業(yè)點源污染。養(yǎng)豬場固廢農用是傳統(tǒng)的生態(tài)農業(yè)循環(huán)經濟模式，但其環(huán)境影響卻為人們所忽視。我國是世界上畜禽養(yǎng)殖大國，據估算2003年我國畜禽糞便為31.9億噸[1]，規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展產生了大量的畜禽糞便，多數有機肥施入土壤進入養(yǎng)分循環(huán)。研究表明，以畜禽糞便為原料堆制的有機肥會帶來土壤重金屬的累積[2]，多數有機肥施入土壤會進入養(yǎng)分循環(huán)，但是有機肥中除了含有氮、磷、鉀等養(yǎng)分外，還含有一些重金屬元素，這些元素難降解、毒性強，在土壤中長期積累會通過食物鏈傳遞到人體，對人類健康構成威脅。因此，對畜禽糞便農用所帶來的對土壤重金屬形態(tài)的影響進行關注，對重金屬與作物吸收的關系進行研究，對減少畜禽糞便施用帶來的生態(tài)環(huán)境風險具有重要的意義。

2 養(yǎng)豬場固廢農用對土壤環(huán)境影響研究進展

畜禽養(yǎng)殖廢物農用的環(huán)境影響人們常常認為具有正面的積極作用，這與傳統(tǒng)生態(tài)農業(yè)模式有關。但現(xiàn)代規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展已經與飼料添加劑的廣泛使用密不可分，繼而帶來的畜禽養(yǎng)殖廢物農用的負面環(huán)境影響日漸顯露，但尚未被人們所關注。例如飼料添加劑中鉻的使用，促使大量鉻元素通過畜禽養(yǎng)殖廢物進入土壤-植物生態(tài)系統(tǒng)中，其生態(tài)影響機制和過程尚未被人們所關注。

隨著微量元素作為飼料添加劑在畜禽養(yǎng)殖中的廣泛使用，而這些重金屬元素很難被畜禽完全吸收利用，導致大量重金屬（95%以上）會隨糞尿排出體外[3]。由于重金屬在土壤中相對穩(wěn)定、難降解、毒性強、有積累效應等，因此，近年來飼料添加劑對畜禽產品的品質影響一直是國內外研究的焦點。人體中的重金屬元素主要來自農產品，主要是農作物，而作物中重金屬元素又主要來自土壤。作物中重金屬元素含量很大程度上取決于作物自身的特性和作物種類。荊旭慧等[4]的研究表明土壤的基本理化性質對土壤重金屬的富集有一定的影響。目前關于土壤-農作物系統(tǒng)中重金屬的研究已經很多，已經關注了不同種類的植物中鉻和硒的含量，研究了蔬菜作物不同器官吸收和積累鉻的能力，以及重金屬在人類所攝入的食物鏈中的土壤這一系統(tǒng)的含量，來評價土壤重金屬毒性閾值。

3 蔬菜中的重金屬污染研究進展

近年來人們對蔬菜的消費除了對蔬菜感官口味的要求外，對蔬菜的安全也日益重視。以往的大多數研究主要是針對氮、磷等營養(yǎng)元素對蔬菜的影響，以及以生活污水和工業(yè)廢水灌溉農業(yè)土壤造成的蔬菜重金屬污染影響、工業(yè)廢水灌溉的農業(yè)土壤和大型排污口附近通道重金屬的積累和相關理化性質、未經處理的工業(yè)廢水灌溉土壤后蔬菜中重金屬的含量、未經處理的生活廢水灌溉菜園可能存在的健康風險等；消費者對蔬菜特別是可食用部分中重金屬濃度重點關注，并從植物生物量和輸給、淋溶等計算植物獲得的年凈平衡，評價生長在這些領域的蔬菜是否適合人類食用。中國北京、上海、杭州、南京等大中城市都曾較系統(tǒng)地調查研究了城市郊區(qū)菜園蔬菜中的重金屬污染狀況，基本摸清了蔬菜重金屬污染現(xiàn)狀[5]。

另外，國內外有些學者也研究了空氣作為重金屬的污染源對蔬菜作物的影響，例如通過空氣傳播的鎘、鉻、銅、鎳、鉛等重金屬對蔬菜的污染影響；以及通過對積累在土壤、降塵（衡量空氣污染）和地下水位的重金屬進行含量測定，并評價蔬菜產量的質量，分析蔬菜器官的重金屬含量。

國內主要從研究蔬菜重金屬污染的現(xiàn)狀、蔬菜對重金屬的吸收與富集規(guī)律、重金屬污染對蔬菜生長發(fā)育的影響、蔬菜重金屬污染后的生理生化反應、控制蔬菜重金屬污染的途徑與對策、今后蔬菜重金屬污染研究的方向與展望等方面概述了蔬菜重金屬污染的研究進展[6]。

重點討論農作物污染的重要因素，并在農業(yè)生產中有意識地控制這些因素，為保證蔬菜基地生產的安全性做一定的工作，對畜禽養(yǎng)殖業(yè)廢物無害化處理，畜禽養(yǎng)殖廢物農用的生態(tài)影響分析和農產品食品安全等具有重要的理論指導和實踐意義。

4 該領域的研究方向

以往的研究主要是關注畜禽糞便中的重金屬含量累積及形態(tài)變化，或者畜禽糞便農用對植物吸收方面的影響，養(yǎng)豬場固廢-土壤-蔬菜幾個系統(tǒng)互相結合的報道很少，因此對飼料-養(yǎng)豬場固廢-土壤-蔬菜進行系統(tǒng)的、全面的調查，具有較重要的意義。生態(tài)分布模型可以直觀表現(xiàn)出某種化學物質在多個環(huán)境系統(tǒng)中的濃度，具體研究實例中的重金屬物質污染。目前已有的植被對城市污泥中重金屬的吸收模型，沒有考慮其他的污染源、植物的不食用部分，以及因大氣沉降導致的植物吸附作用；同時對植物而言，也應重視在生長季和收獲季的區(qū)別。普通的吸收模型可以根據土壤成分，有可能找到不同重金屬離子的分配系數，也就是溶解在土壤間隙水中的部分占總量的百分比。通過分析多種土壤類型中的重金屬重量和相應的溶解態(tài)重金屬的量，就可以找出分配系數。一方面確定土壤中的pH、腐殖質、黏土和沙土的相關關系；另一方面確定分配系數，對重金屬的吸收被認為是溶解重金屬的一級反應。研究飼料、畜禽糞便、土壤、大氣沉降等源及蔬菜中不同部分重金屬的含量分布，并構建生態(tài)分布模型，判斷農作物污染的重要因素，值得進一步深入。

⒖嘉南祝

[1]王方浩，馬文奇，竇爭霞，等.中國畜禽糞便產生量估算及環(huán)境效應[J].中國環(huán)境科學，2006，26（5）：614-617.

[2]郝秀珍，周東美.畜禽糞便中重金屬環(huán)境行為研究進展[J].土壤，2007，39（4）：509-510.

[3]閆秋良，劉福柱.通過營養(yǎng)調控緩解畜禽生產對環(huán)境的污染[J].家禽生態(tài)，2002，23（3）：68-70.

[4]荊旭慧，李戀卿，潘根興.同環(huán)境下土壤作物系統(tǒng)中重金屬元素遷移分配特點[J].生態(tài)環(huán)境，2007，16（3）：812-817.

第8篇：重金屬污染處理范文

關鍵詞：重金屬污染；河道疏浚；污染危害

中圖分類號：X324 文獻標識碼：A

1前言

隨著經濟的飛速發(fā)展，我們國家的科技水平越來越高，工業(yè)和制造業(yè)的發(fā)展也越來越快，但是工業(yè)和制造業(yè)的發(fā)展而帶來的環(huán)境污染也越來越嚴重，其中就有重金屬污染。重金屬污染不僅破壞自然環(huán)境、危害生命，還使河道淤堵，給航運帶來不良影響。而且重金屬很難降解，難以降解的重金屬，還會加深重金屬的污染程度，從而使重金屬的污染不斷加劇。重金屬可以通過水和土壤、大氣，進入生命體，使生命體的一些蛋白質失去活性，讓生命體中毒，從而導致生命體的病變甚至死亡[1]。同時重金屬還會對河道產生嚴重的不良影響，使河道的疏浚工作難以展開，因此，無論從哪一方面講，重金屬污染的治理都十分重要。

2治理水體中重金屬污染的方法

由于本文的主題是討論重金屬污染對河道的影響，所以文章著重分析水體中的重金屬污染的治理方法。

從總體上看，治理水體中重金屬污染的方法，通常有三個基本思路：一是，徹底清除水體中的重金屬，讓水體完全沒有重金屬或者只含有極少量的重金屬，但這種思路的實施通常需要在一定條件下進行，即不是任何水體都能夠采取這種思路進行重金屬污染的治理；二是，盡量降低水體中的重金屬含量，或者降低水體中重金屬的擴散能力，這種治理思路，實施時受到的條件限制相對較少，所以其可行性相對較高；三是，研究高效的重金屬降解技術，通過植物、動物、細菌的正常生物活動，對重金屬進行環(huán)保的降解，讓重金屬的含量大幅降低，這種治理思路，是最具環(huán)保性的，因此也最被推崇。根據這三種思路，可以研究出具體的治理方法，而通常采用的具體治理方法就主要有以下兩種。

2.1綜合化學和物理的治理方法

對水體中的重金屬的治理可以通過物理方法和化學方法來實現(xiàn)。用來治理水體重金屬的物理和化學方法通常就有：離子交換法、明礬沉降發(fā)、化學沉淀法、電解法、分子篩選法、萃取法等。這些方法各具優(yōu)點，都可以將大部分重金屬從水體中清除，是十分高效的治理重金屬污染的方法，而且在具體實施時，技術難度較小，條件限制較少，通用性較強。但是由于這些方法普遍能耗較高，在具體實施時成本過高，需要的工作人員和設備較多，最關鍵的是這種治理方法容易對水體產生二次污染，比如化學沉淀法，因此物理、化學方法，不是最理想的重金屬治理方法。

2.2生物治理方法

利用生物技術對重金屬進行治理，是一種最新的治理重金屬污染的方法。該種方法利用植物、動物、細菌的正常生物活動，吸收、轉化水體中的重金屬[2]。由于生物材料造價較低而且來源廣泛，因此生物治理方法在具體實施時沒有較大困難，得到業(yè)界廣泛支持，也具有比較成熟的技術；同時由于其完全采用生物材料進行重金屬污染的治理，對環(huán)境完全無污染，更不會產生二次污染，所以這種治理方法受到業(yè)界青睞，水體重金屬污染治理領域擁有極大發(fā)展?jié)摿Α?/p>

3河道的疏浚方法及應用

由于要維持河流的生態(tài)平衡，和河道的正常運行，也需要保持一定厚度的泥沙，所以河水中的泥沙較多。同時，由于重金屬污染，河水中的重金屬經過一系列化學、物理作用，就會吸附魚類尸體、營養(yǎng)物，形成淤泥；同時這些淤泥成為河流的內污染源，進一步吸附河道中的泥沙，使河道形成較多的淤泥，讓河道無法暢通，不僅影響河道的航運和沿河兩岸的漁業(yè)，還會使河流的生態(tài)環(huán)境遭受嚴重破壞[3]。因此，在治理河道的重金屬基礎上，還要對河道進行疏浚，采取有效措施，保障河流的生態(tài)平衡。

因此研究河道疏浚的具體方法就十分重要，在實際疏浚中通常采用以下疏浚方法。

3.1挖河疏浚法及應用

這種方法，不需要抽干河道中的流水，而主要通過挖泥船挖出河道的淤泥，來疏浚河道，使河道暢通。使用這種疏浚方法，挖出的淤泥含水量較大，淤泥的清除不夠徹底，從而作業(yè)精度較低；而且，無法準確找到污染源頭，所以這種疏浚方法的效率較低；同時，目前疏浚作業(yè)普遍使用的挖泥船，還容易對河道造成二次污染，即治理河道污染的同時又污染了河道，形成一定的惡性循環(huán)；因此挖河疏浚的可行性較低。同時，挖泥船的疏浚成本很低，幾乎任何單位都有能力配備，而且挖泥船不受環(huán)境限制，可以隨時開展疏浚工作，所以挖河疏浚更適合于經濟實力較弱并且河道不能停流的地方。比如為了有效改善黃河潼關淤積抬升問題，降低由于潼關高程的抬升對渭河下游防洪與黃河小北干流造成的一些不利影響，充分發(fā)揮其三門峽水庫綜合效益，在1996年和1997年的時候，在三門峽庫區(qū)潼關河段實施了挖河疏浚方法，并取得了一定的效果，但是由于其清淤規(guī)模比較小，作業(yè)河段比較有限，同時其所采用的沖淤清淤機械不是很完善，不能將將河道中的淤泥清除干凈[4]。

隨著科技的迅速發(fā)展，如今挖泥船已逐漸有一定技術改良，在挖泥船上配備了先進儀器、設備，使挖泥船的作業(yè)精度有一定提高；對其挖掘部件也做了較大改進，使挖泥過程淤泥的擴散得到有效控制，減少了挖泥船的二次污染。

3.2抽水疏浚法及應用

這種方法，主要是利用抽水機將河道的水抽干，再用挖土機、刮泥機等疏浚設備清除河道的淤泥，使河道暢通。抽水疏浚法在清除河道淤泥時，可以一次性清除河底的淤泥和河道兩旁的淤泥，而且，能找到重金屬污染的源頭，斷絕所有的污染源，從而達到“一勞永逸”的效果。

這種疏浚方法，可以準確挖出淤泥，挖出的淤泥濃度較高，因此作業(yè)精度極高。但是這種疏浚方法的成本極高，使得疏浚工作開銷極大；同時，抽水疏浚法在實際使用時，由于這種方法需要將河道的水抽干，即河道必須停流，所以實施時有明顯限制。

4重金屬污染對河道疏浚的影響

通過對大多數受重金屬污染的河道進行化學、物理分析時發(fā)現(xiàn)，大部分河道的重金屬污染程度，遠比沿河兩岸的土壤受到的污染程度低，相對來說，河道的重金屬污染不很嚴重。而且大部分受污染河道的各種重金屬含量，均低于用于農田施肥污泥重金屬含量的最低標準。因此，就可以將河道疏浚的淤泥，用于農田施肥，不僅將重金屬污染物清除，還將重金屬污染的不良影響變?yōu)橛袃r值的農田肥料。

但是，也有一小部分河道受到嚴重的重金屬污染，這一部分河道的重金屬含量均高于用于農田施肥污泥重金屬含量的最高標準。因此，不僅不能將其河道疏浚的淤泥用于農田施肥，而且還要特別注意將河道疏浚的淤泥環(huán)保處理，使其不能破壞淤泥處理地的生態(tài)環(huán)境，降低其不良影響。

比如蘇州河作為黃浦江的主要支流，在引排水、灌溉以及通航等方面有著非常重要的作用，蘇州河是一種典型的平原河流，由于其河道蜿蜒曲折，其水流不是很暢，同時其流速也較為緩慢，再加上河道與支流沿岸的人口比較多，其工農業(yè)比較發(fā)達，所排放的各種污染物隨著河流懸浮物沉積于河道底部，長期下來成為了污染底泥，在這些污染物中，由于重金屬污染物不能降解，同時在一定條件下經過螯合、吸附以及絡合等方式溶于水中，如果被生物體吸收以后，就可能隨著食物鏈逐漸地累積，其產生的危害將會非常大[5]。

通過大量的資料顯示，在蘇州和市郊段底，重金屬在不同河段的分布差異也比較大，但是其各元素的分布趨勢大致一樣。從蘇州河市郊段河道的底泥和沿岸的土壤比較情況來看，該河段總體上的重金屬污染還不是很嚴重，各重金屬不管是平均含量還是其峰值含量均比1984年原城鄉(xiāng)所頒布的關于《農用污泥中污染物控制標準》中農田施用污泥最高的容許含量規(guī)定要低。同時由于該地區(qū)的土壤屬于偏堿性，且含有相應的石灰性物質，在這種土壤環(huán)境下，可降低重金屬活動性，對此，該河段疏浚出的這些底泥基本上均可就近用于農田肥料。[6]此外，由于該河段底泥的重金屬分布不是很均勻，有些河段的重金屬含量遠比沿岸土壤的背景值大，再加上該河段市郊的農田是蔬菜地，其地下水位比較高，因此必須要特別注意金屬對于地下水源的影響以及對人體的危害等，針對這一問題，對于重金屬含量很高的河段，所疏浚出的底泥不能作為農田的肥料，但可作為花卉用土或者進行垃圾場的埋填。

5結束語

綜上所述，文章通過介紹重金屬污染的嚴重性，提出了關于治理水體重金屬的各種方式，并基于此提出了河道疏浚的的多種方式以及其具體的應用。在實際河道疏浚過程中，可結合重金屬污染的具體情況，采取相應的治理措施。隨著科學技術的進步，在今后河道疏浚過程中，應該加大對新技術和新方法的研究，對其技術進行不斷地創(chuàng)新，同時還要加大環(huán)境保護重要性的宣傳，提高人們的環(huán)保意識，這樣才能有效防止對河道的污染，推動城市生態(tài)化的可持續(xù)發(fā)展。

參考文獻：

[1] 吳卿,高亞潔,李東梅等.紫花苜蓿對重金屬污染河道底泥的修復能力研究[J].安徽農業(yè)科學,2011,39(28):17376-17378.

[2] 李靚亮,李文全,王志軍等.吹填采砂、河道疏浚與航道維護結合的應用與啟發(fā)[J].水運工程,2012,(9):132-135

[3] 辛小康,葉閩,王鳳等.河道疏浚工程懸浮物影響預測模型[J].水利水電科技進展,2011,31(1):8-10,49.

[4] 朱廣偉,陳英旭,王鳳平等.城市河道疏浚底泥農田應用的初步研究[J].農業(yè)環(huán)境保護,2001,20(2):101-103.

第9篇：重金屬污染處理范文

關鍵詞：螯合劑　土壤　運用

一、螯合劑的種類

標準的分類不同使螯合劑也呈現(xiàn)不同的種類，當下比較常見的分類方式主要有效果與作用機理分類、化學組成分類。螯合劑根據效果與作用機理的分類能夠分為穩(wěn)定、固化以及活化的重金屬螯合劑。依照螯合劑所顯示出來的化學組成分類，螯合劑能夠分為天然的低分子有機酸以及氨基多羧酸類。具體分類入下圖：

二、螯合劑在重金屬污染土壤修復中的運用

對于農產品而言，土壤遭受到重金屬的污染會影響著其安全，嚴重的情況會威脅到人類的健康以及整個生態(tài)系統(tǒng)，這個問題已經逐漸蔓延開來，當下世界已經將土壤的重金屬污染問題納入全球性環(huán)境問題中。如果土壤遭受到重金屬的污染，會極大的降低土壤中生物的有效性，使栽植的植物難以吸收土壤中的養(yǎng)分，在現(xiàn)實當中，螯合劑就能夠很好的解決這一難題，其能夠有效的對土壤中重金屬所具備的移動性予以改變，這里所說的改變主要就是指將土壤重金屬予以鈍化或者活化，這樣就能夠極大提高修復重金屬土壤的效率，因此在當下修復重金屬土壤的中廣泛將螯合劑運用進來。

1.氨基多羧酸類

就當下形式而言，氨基多羧酸類的螯合劑在一定程度上含有活化效率高的特征，在我國對于修復土壤重金屬污染的報道非常多。例如在研究擁有半年開采歷史以及我國億噸煤建設基地的淮南礦區(qū)，土壤所遭受的重金屬污染主要就是鉛污染，我國已經有很多專家以及學者對淮南礦區(qū)這一現(xiàn)狀以及危害進行了仔細分析，與此同時還研究出了修復土壤鉛污染的最新技術、修復栽植植物的機理以及技術特征。再例如我國很多專家以及學者認為將DTPA、EDTA以及HCL作為化學螯合劑，在這三種浸提劑中，對于鎘、銅、鉛、鋅這四種重金屬而言，HCL的浸提效果相對于DTPA以及EDTA要好的多。我國還有一些專家以及學者通過研究得出，泥炭以及螯合劑能夠對苧麻吸收土壤中重金屬鎘起到一定的影響，根據相關實驗表明，檸檬酸與泥炭兩者組合起來進行配施處理能夠幫助所栽植植物的生長，針對植物吸收重金屬鎘的實際能力來看，泥炭與螯合劑（檸檬酸、EDTA）兩者組合起來進行配施處理能夠有效的幫助苧麻更好的吸收土壤中的重金屬鎘。我國很多專家以及學者都認為小白菜能夠對土壤中的重金屬鎘污染植物進行有效的修復，然后經過盆栽試驗，我們能夠得出小白菜在重金屬鎘土壤中的富集指標以及耐受性，然后根據此指標去施加不同水平的螯合劑，這樣做的主要目的就是讓修復效果得到強化。我國還有一些專家以及學者還做了土培盆栽試驗，我們能夠得知油菜以及甘藍也能夠在吸收土壤中重金屬鎘起到有效的生物凈化作用，在此基礎之上，很多專家以及學者還對甘藍富集鎘受到螯合劑的影響進行了詳細的研究，通過這個研究我們能夠得出，甘藍在進行修復土壤中重金屬鎘污染的效果并不是那么明顯，但是油菜在修復土壤中重金屬鎘污染卻有著非常顯著的效果，但是EDTA化學螯合劑在提高修復水平方面的效果就不是那么明顯，因此，我們就可以認定油菜這種植物比較合適去對土壤中的重金屬鎘污染進行修復，但是對于螯合劑的添加還是要根據實際情況來決定。

2.低分子有機酸

低分子有機酸相對于氨基多羧酸類來說，在進行修復土壤重金屬污染的相關研究報道中，偏向于低分子有機酸的研究報道要相對要少一點。我國一些專家以及學者就當下土壤重金屬污染的實際情況進行篩選活化重金屬土壤中天然植物螯合劑的研究，根據此研究我們能夠得知植物的類別不同所產生出來的汁液也能夠對土壤中不同的重金屬成分起到不同的活化能力，為此我們做了一個排序：馬尾松

三、存在的問題與展望

在運用螯合劑對土壤重金屬污染進行修復的時候會在不同程度上受到螯合劑種類所呈現(xiàn)出來的效應、金屬種類、螯合劑所呈現(xiàn)出來的濃度效應、整合劑的酸堿值效應、土壤的基本特質效應以及植物的具體種類效應等方面的影響。例如，EDTA能夠在一定范圍內的酸堿值內與其他金屬復合成為一種具有一定穩(wěn)定性的復合物，其不僅能夠對土壤中的重金屬予以吸附，還能夠將土壤中的重金屬化合物予以溶解，但是不溶性，與此同時酸堿值、提取液與土壤之間的比例、電解質、重金屬在土壤中的具體形態(tài)以及土壤的具體性質都會對EDTA清除土壤中的重金屬的實際效果造成影響，并且EDTA具有價格昂貴以及回收率低的問題，這就使得EDTA不能夠被廣泛的運用起來。

而對于螯合劑修復土壤的重金屬污染來說，其不僅是一項耗費低的修復技術，還具備在一定的范圍內對受到污染的土壤予以修復的潛能，但是就目前形勢而言，還缺乏對螯合劑在土壤中以及重金屬在植物內部的累積、遷移和重金屬的絡合作用的機制的研究。與此同時，螯合劑不僅能夠對土壤中、低濃度重金屬污染予以處理，還能夠與其他土壤重金屬污染修復技術相結合，以此來作為整個修復工作的最后一項內容，但是螯合劑不能夠對土壤遭受的所有重金屬污染予以處理。

在未來我們能夠要求螯合劑的來源植物要具備對重金屬有一定的耐性，因此，我們能夠將基因工程技術運用進來，這樣做的主要目的就是對超富集植物的培育，通過基因工程技術培育后的植物具有重金屬生物量大以及累積量大的特點，這樣就能夠提高植物的生物量，從而提高植物的土壤重金屬污染的修復效果。

參考文獻

[1]白雪,程國玲.螯合劑在重金屬污染土壤中的應用[J].現(xiàn)代農業(yè)科技,2011,(1):289-289,292.

[2]李玉紅,宗良綱,黃耀等.螯合劑在污染土壤植物修復中的應用[J].土壤與環(huán)境,2002,11(3):303-306.