❶ 鉛中毒的機理和過程
成年人鉛中毒後經常會出現：疲勞、情緒消沉、心臟衰竭、腹部疼痛、腎虛、高血壓、關節疼痛、生殖障礙、貧血等症狀。孕婦鉛中毒後會出現流產、新生兒體重過輕、死嬰、嬰兒發育不良等嚴重後果。而兒童經常會出現：食慾不振、胃疼、失眠、學習障礙、便秘、惡心、腹瀉、疲勞、智商低下、貧血等症狀。
鉛中毒的危害主要表現在對神經系統、血液系統、心血管系統、骨骼系統等終生性的傷害上：
鉛對多個中樞和外圍神經系統中的特定神經結構有直接的毒害作用。在中樞神經系統中，大腦皮層和小腦是鉛毒性作用的主要靶組織；而在周圍神經系統中，運動神經軸突則是鉛毒害的主要靶組織。其中鉛對神經系統的毒害主要表現為以下4種：（1）使鉛中毒者的心理發生變化，例如成人鉛中毒後會出現憂郁、煩躁、性格改變等症狀，而兒童則表現為多動。（2）鉛中毒會導致智力下降，尤其是兒童會出現學習障礙，據報道高鉛兒童的IQ值平均比低鉛兒童低4－6分。（3）鉛中毒會導致感覺功能障礙，例如很多鉛中毒病人時會出現視覺功能障礙：視網膜水腫、球後視神經炎、盲點、眼外展肌麻痹、視神經萎縮、眼球運動障礙、瞳孔調節異常、弱視或視野改變；或嗅覺、味覺障礙等。（4）鉛對周圍神經系統的主要影響是降低運動功能和神經傳導速度，肌肉損害是嚴重鉛中毒的典型證明之一。
鉛對血液系統的主要作用表現在2個方面，一是抑制血紅蛋白的合成，二是縮短循環中的紅細胞壽命，這些影響，最終會導致貧血。
鉛對心血管系統的傷害主要表現在：（1）心血管病死亡率與動脈中鉛過量密切相關，心血管病患者血鉛和24小時尿鉛水平明顯高於非心血管病患者。（2）鉛暴露能引起高血壓。（3）鉛暴露能引起心臟病變和心臟功能變化。
骨骼是鉛毒性的重要靶器官系統，鉛一方面通過損傷內分泌器官而間接影響骨功能和骨礦物代謝的調節能力，另一方面通過毒化細胞、干擾基本細胞過程和酶功能、改變成骨細胞－破骨細胞耦聯關系並影響鈣使系統從而直接干擾骨細胞的功能。
由此可見鉛中毒的危害之嚴重，因此預防和檢測工作就變得非常重要。可是鉛中毒後的症狀往往非常隱蔽難以被發現，所以目前最可靠的方法就是血檢。
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鉛是一種嚴重危害人類健康的重金屬元素，它可影響神經、造血、消化、泌尿、生殖和發育、心血管、內分泌、免疫、骨骼等各類器官，主要的靶器官是神經系統和造血系統。更為嚴重的是它影響嬰幼兒的生長和智力發育，損傷認知功能、神經行為和學習記憶等腦功能，嚴重者造成痴呆。
我國兒童鉛中毒的嚴重性
鉛中毒的概念已經發生了根本性的變化，人們的注意力已轉向亞臨床型無症狀性鉛中毒。以往被認為安全的血鉛水平已一再被證實對兒童健康有害，兒童鉛中毒的標准已從20世紀70年代以前的600μg/L降為目前的100μg/L，而且發現表明，即使血鉛水平降到10μg/L，也不存在任何鉛安全閾值。生命早期的鉛暴露不僅危害兒童期智能和行為發育，而且對成年後心血管異常、骨質疏鬆等也有影響。
國內外的大量研究表明，嬰幼兒和兒童的血鉛水平與智商(IQ值)顯著相關。世界衛生組織1994年報告，兒童血鉛水平為140μg/L時，IQ值降低3-7分。兒童血鉛水平每增加100μg/L，IQ值平均降低1-3分。發展中國家兒童鉛中毒問題嚴重。印度主要城市中2.2萬名12歲以下兒童血鉛篩查顯示，有51.4%的兒童血鉛超過中毒標准值100μg/L；墨西哥城40%以上的學齡兒童血鉛也大於100μg/L以上。我國目前兒童鉛中毒狀況十分嚴重。對沈陽、北京、西安、上海、福州、廣州等大城市工業區的調查表明，有85%的兒童的血鉛水平超過100μg/L，處於無症狀的亞臨床鉛中毒狀態。另據1997年-1999年我國部分城市調查，有38.8%的城市兒童超過鉛中毒標准。按此比例，我國3.3億14歲以下兒童中有1億以上受到鉛中毒威脅。世界衛生組織1999年呼籲發展中國家採取緊急措施，對付日益嚴重的鉛污染。
目前存在的主要問題
近年來，我國科學工作者在鉛中毒研究和防治工作中取得了突出的成果，正在趕上國際研究的潮流。但是，當前缺乏針對我國區域環境特點，從宏觀和微觀結合上研究我國鉛中毒的環境地域差異的成果；對環境因素與人體鉛中毒作用機理深入研究不夠；缺少適合我國國情的防治鉛中毒的新葯物。
目前存在的主要問題有：
1.對我國主要鉛污染來源缺乏定量的評估。我國鉛污染、鉛中毒狀況較為嚴重和普遍，大氣、水源、土壤、食物都遭到了不同程度的污染。已經知道造成危害的重要途徑除工業污染外，還有含鉛汽油的廢氣污染，鉛作業工人對家庭環境的污染，燃煤污染，室內油漆、學慣用品及玩具和食物攝入等途徑。但是，目前特別缺乏對我國不同區域、城鄉與工礦區鉛的來源及其危害差異的研究。
2.鉛影響兒童智力發育的機理仍不很清楚。
3.防治鉛中毒葯物缺少更多的突破。目前，治療鉛中毒的葯物主要是用依地酸鈣(Ca-EDTA)、鈣促排靈(Ca-DTPA)和二巰基丁二酸鈉(NaDMS)等絡合型驅鉛劑。但這些制劑有一定的副作用，且不具備專一性，在排鉛的同時，體內必需的微量元素，如鋅、銅、錳、鐵等也隨著排出。由於鉛中毒的早、中期症狀不明顯，鉛一旦蓄積起來又很難充分排出，引起不可逆的組織損害。因此，及早對「無症狀」的鉛吸收進行驅鉛治療、阻鉛預防是非常必要的。近年來，針對低水平的鉛接觸，國內外先後開發了驅鉛鹽、營養性驅鉛飲料、驅鉛茶等，探討了一些營養素、微量元素等對鉛毒性的影響作用，但至今尚未研製出較為成熟的產品。為此，亟待研製出適合早期服用、副作用小、服用方便、經濟有效的防治鉛中毒葯物。
因此，針對目前存在的問題，開展我國區域鉛污染的環境健康風險評價，探討鉛影響兒童智力發育的機理，研究推廣防治鉛中毒的新葯物，具有重要的理論和現實意義。
開展我國鉛污染的區域健康風險評價，加強防治鉛中毒葯物的研究
針對我國區域環境特點，研究環境中鉛的低劑量長周期暴露對人體潛在影響、暴露途徑的區域風險，從細胞和分子水平上探討鉛致病機理，開發適合我國國情的防治鉛中毒的新葯物，形成自主知識產權，很有必要。
建議開展研究的主要內容有：
1.區域環境鉛健康危害的風險評價研究
對我國主要鉛污染來源、歷史變化進行定量評估，研究區域環境中鉛從環境到人體的傳輸和暴露特徵，探索鉛中毒發生的環境條件和變化趨勢，定量評估我國主要鉛污染的來源，特別注重不同區域、城鄉和工礦區鉛的來源、暴露途徑及其危害差異的研究，分析鉛中毒劑量-效應的區域差異，為制定防治鉛中毒的相關標准和法規提供科學依據。
2.環境鉛污染致病機理研究
從分子和細胞水平探討鉛的致病機理，深入研究鉛影響兒童智力發育的機制。研究鉛損傷突觸可塑性(LTP、LTD)、離子通道、受體、遞質、基因調控的作用機理。包括鉛對發育過程中海馬神經元突觸可塑性的影響；鉛對發育過程中海馬神經元離子通道特性的影響；鉛對學習記憶過程中腦內神經遞質的動態變化的影響；鉛對鈣調素、蛋白激酶、一氧化氮信使及谷氨酸受體亞單位基因表達的影響；鉛損傷兒童學習記憶功能的作用機理；直接觀察鉛引起的兒童腦結構和功能的變化，及其與兒童血鉛濃度的關系。
3. 高效驅鉛新制劑的應用研究
模擬人體胃液、胃腸蠕動情況，研究驅鉛新制劑對鉛的吸附作用，探討排鉛機理；通過動物實驗，觀察制劑對大鼠血鉛、骨鉛、臟器鉛的排除作用，對大鼠臟器系數的影響和對大鼠血鈣、血鋅的影響，探討制劑對鉛中毒大鼠的排毒作用及對身體的保護作用；進行毒理學研究和臨床實驗，開發出新型防治鉛中毒的高效葯物並推廣應用。
加強跨學科多部門的綜合協調，有效推進預防兒童鉛中毒的工作
隨著工業化、城市化進程的加快，鉛中毒問題已經發展成為不僅僅是一個醫學問題，而成為大家普遍關注的社會問題。解決有關健康與環境的問題，必須靠多部門綜合協調。
上述研究問題緊密圍繞國家需要和科學研究前沿，從環境-機體-細胞分子水平把環境因素與鉛致病機理緊密聯系，把環境健康風險研究、機理研究與防治鉛中毒葯物開發應用相結合，是跨學科的交叉和結合，應組織地學、醫學、環境科學、化學、生物學等多部門協作完成，更有效地推進預防兒童鉛中毒的工作。
中國科學院是最早開展環境與疾病關系研究的單位，多年來，與中國醫學科學院、中國預防醫學科學院、高等醫學院校和地方疾病防治研究部門長期合作，在地方病防治研究中取得了巨大的成績，在地方病地理生態、地理流行病學、環境病因學、環境生命元素亞細胞-分子生物學致病機理、醫學地理制圖、經濟-生態綜合防治等領域形成了一支能從事宏觀外環境-微觀內環境-病因-環境致病機理-防治研究一體化的多學科交叉的綜合研究力量。這充分說明只有加強跨學科多部門的綜合協調，才能解決好環境與健康的問題。
❷ 談談處理重金屬污染物的微生物方法和原理有哪些
2.1 生物化學法
生物化學法指通過微生物處理含重金屬廢水,將可溶性離子轉化為不溶性化合物而去除。硫酸鹽生物還原法是一種典型生物化學法,該法是在厭氧條件下硫酸鹽還原菌通過異化的硫酸鹽還原作用,將硫酸鹽還原成H2S,重金屬離子和H2S反應生成溶解度很低的金屬硫化物沉澱而被去除,同時H2SO4的還原作用可將SO2-4轉化為S2-而使廢水的pH值升高,從而形成重金屬的氫氧化物而沉澱。中國科學院成都生物研究所從電鍍污泥、廢水及下水道鐵管內分離篩選出35株菌株,從中獲得高效凈化Cr(VI)復合功能菌[3]。
袁建軍等[4]利用構建的高選擇型基因工程菌生物富集模擬電解廢水中的汞離子,發現電解廢水中其他組分的存在可以增大重組菌富集汞離子的作用速率,且該基因工程菌能在很寬的pH范圍內有效地富集汞。但高濃度的重金屬廢水對微生物毒性大,故此法有一定的局限性,不過,可以通過遺傳工程、馴化或構造出具有特殊功能的菌株,微生物處理重金屬廢水一定具有十分良好的應用前景。 2.2 生物絮凝法
生物絮凝法是利用微生物或微生物產生的具有絮凝能力的代謝物進行絮凝沉澱的一種除污方法。生物絮凝劑又稱第三代絮凝劑，是帶電荷的生物大分子，主要有蛋白質、黏多糖、纖維素和核糖等。目前普遍接受的絮凝機理是離子鍵、氫鍵結合學說。目前對於硅酸鹽細菌絮凝法的應用研究已有很多[5-6]，有些已取得顯著成果[7]。運用基因工程技術，在菌體中表達金屬結合蛋白分離後，再固定到某些惰性載體表面，可獲得高富集容量絮凝劑。
Masaaki Terashima 等[8]利用轉基因技術使 E.coli表達麥芽糖結合蛋白（pmal）與人金屬硫蛋白（MT）的融合蛋白pmal-Ml並將純化的 pmal-MT 固定在Chitopeara 樹脂上，研究其對 Ca2+和 Ga2+的吸附特性，該固定了融合蛋白的樹脂具有較強的穩定性，並且其吸附能力較純樹脂提高十倍以上。 2.3生物吸附法
生物吸附是對於經過一系列生物化學作用使重金屬離子被微生物細胞吸附的概括理解, 這些作用包括絡合,螯合,離子交換,吸附等。活的微生物和死的微生物對重金屬離子都有較大的吸附能力,藻類中的某些種屬對於重金屬的吸附容量可達400Hg/kg(生物乾重),例如甲囊馬尾藻(Sargassummatans)。
吸附法分為物理吸附法和離子吸附法兩種,前者使用具有高度吸附能力的硅膠、活性碳、多孔玻璃、石英砂和纖維素等,吸附劑將生物細胞吸附到表面上使之固定化。這是一種最古老的方法,操作簡單,反應條件溫和,載體可反復利用,但結合不牢固,細胞易脫落。後者根據細胞在離解狀態下可因靜電引力(即離子鍵合作用)而固著於帶有異相電荷的離子交換劑上,如DEAE2纖維素、DEAE2Sephadex,CM2纖維素等。
Green使用藻類去除水的金,Tsezos,Mara2no使用真菌吸附水中的鈾,Ferguson和Breuer等利用泥炭蘚去除水中的Fe,Al,Pb,Cu,Cd,Zn等金屬離子。Barkley利用藻類吸附有機廢水中的Cd,Cu等金屬離子。MarkSpinti等把泥炭蘚固定在多孔的聚合碸基質中成功地應用於去除含Zn,Cd,Mg等金屬離子的酸性礦井水中,用聚合碸固定泥炭蘚製成的球狀小粒機械強度大,化學性能穩定,容易再生,不膨脹不收縮。生物吸附法以其獨特的優點近年來在含重金屬廢水處理領域引起了人們普遍的關注,進行了廣泛的研究,取得了可喜的成果。但生物吸附技術還只是處於經驗、實驗室階段,在實用化和工業化應用中還存在著諸多問題有待研究解決,還需通過進一步的研究和開發工作完善此項技術。
❸ 鉛污染的治理
關注焦點一：土地
其實類似事件在其他地區也有發生，甚至受污染區的范圍更大
陳同斌：中國科學院地理科學與資源研究所環境修復研究中心主任、地表環境化學過程與健康實驗室主任、國家傑出青年基金獲得者
近年來，土地(土壤)鉛污染對人類健康的威脅開始受到關注。土壤中的鉛是通過食物鏈、揚塵等途徑進入人體的。其中，兒童是鉛污染的易感人群。幼兒和兒童體內鉛含量過高，會直接影響其體格和智力的發育。這種影響是全身性的，具有不可逆性。目前我國兒童血鉛水平整體已有所下降，但部分地區兒童血鉛水平仍然較高，這與其居住環境和食物鉛超標等因素密切相關。
現在所報道的導致土地鉛含量升高並危害人體健康的主要來源有：含鉛礦的開采和冶煉、蓄電池加工生產、電子廢棄物回收拆解和尾氣等。
在礦業活動影響區域，土地鉛含量能達到非常高的水平。根據中國科學院地理科學與資源研究所環境修復中心對我國南部20多個有色金屬礦區的調查結果發現，礦區土地的鉛含量普遍較高，最高含量可達每千克土壤含鉛數千甚至數萬毫克，周邊農田常遭受鉛污染，導致作物減產甚至絕收。這次甘肅徽縣的集體性鉛中毒事件，就是因為不規范的冶煉活動導致的。
當然，我也在懷疑，導致人體中毒的污染物可能還不僅僅局限於鉛，很可能同時還會有其他污染問題。
而且，此次事件是因媒體和國家環保總局的介入才受到廣泛關注的。根據我們的取樣調查，其實類似事件在其他地區也有發生，甚至受污染區的范圍更大。如在湖南郴州發生過因鉛鋅冶煉活動致使近萬畝果樹死亡；貴州六盤水市某鉛鋅冶煉廠周邊出現嚴重的鉛污染。媒體也曾報道，甘肅天水市的某鉛鋅廠附近發生過數十位兒童鉛中毒的事件。蓄電池生產及電子廢棄物拆解等工業也可能導致嚴重的局部鉛污染事件，在汕頭市貴嶼鎮就因此而出現135名兒童鉛中毒。
另外，根據我們對幾個城市的土地(土壤)鉛污染研究表明，交通主幹線周邊土地的鉛污染出現頻率較高，城市人類活動密集區會也存在土地鉛含量升高的趨勢。但由於其社會影響程度較輕而常常被人們所忽略。
目前，全國范圍內土壤鉛污染現狀還不完全清楚，但局部地區的鉛污染及其健康影響是比較嚴重的。
此次事件也引發出一系列深層次的問題：企業關閉後如何控制鉛污染土地的二次污染風險？如何治理被污染的土地？
由於種種原因，目前國內對於鉛污染土地的修復技術研究不多。但根據我們的研究工作經驗，大致有下述方案可供選擇。
傳統治理土壤鉛污染的方法有客土法、隔離法、填埋法和淋洗法等，但因為治理費用高或存在二次環境風險而難以大面積推廣應用。植物提取和植物固定屬於新興的污染土地修復技術，具有廉價、易操作、二次風險低等優點，在國際上也已有成功範例。對於礦山廢棄地或工廠附近的高鉛含量土地，可採用植物固定技術固定或鈍化土壤鉛，限制其向周邊區域擴散。對於中低濃度鉛污染土地可採用植物提取技術，通過種植鉛超富集植物大量吸收並帶走土壤中的鉛，以達到去除土壤鉛、恢復土地資源的利用價值。
在目前沒有有效治理技術的前提下，可以採取一些切實可行的措施，盡量減少鉛進入人體的風險。例如：在受污染的農田中，可以選種棉花、花卉、苗木等非食用作物。另外，根據我們對北京市100多種蔬菜的調查結果，大部分葉菜和果菜類蔬菜吸收鉛的能力相對差一些，對土壤鉛污染有一定的「抗性」。因此，對於鉛污染程度較輕的農田，可通過選種這類抗鉛污染的作物種類，以減少鉛進入食物鏈的風險。但這些措施都是治本不治標的，不會減少土壤中的鉛含量，因此不能從根本上解決土壤的鉛污染問題，對後人和後代的污染風險並未消除。
❹ 有關環境問題的論文
題目：鉛污染土壤的修復技術
雖然鉛在土壤中的溶解度低, 且不易移動, 但由於人類對自然的不斷開發和破壞, 加上工業
的發展, 造成了日益嚴重的全球性鉛污染。鉛對人體的毒害作用具有潛伏性和長期性的特點[1 ] 。
由於鉛中毒事件的不斷發生, 有關鉛污染及鉛毒害的研究越來越受到國內外學者的重視[1 ,2 ] 。有
研究表明, 人體血鉛水平和土壤鉛含量之間存在直接的關系[2 ] 。要最終解決鉛污染問題, 一方面
應減少污染的來源; 另一方面則要對已被污染的土壤進行治理和修復。本文就鉛對土壤的污染及
其修復技術作一綜述, 為修復鉛污染土壤的研究和實踐提供依據。
1 土壤的鉛污染
鉛在地殼中的平均豐度為1215μg/ g。土壤鉛含量一般在2～200μg/ g , 平均變化幅度為13～
42μg/ g。全國土壤背景值基本統計量的結果表明, 我國土壤鉛含量最高可達到1143μg/ g , 最低
為0168μg/ g , 平均可達到26μg/ g [3 ] 。根據來源不同, 環境中的鉛可分為「原生」和「外源」
兩種。土壤成土過程中保留在土壤母質中的鉛稱為原生鉛, 主要來源於岩石礦物。岩石在風化成
土過程中, 大部分鉛仍保留在土壤中。無污染土壤鉛含量大都僅略高於母質母岩含量。除母質母
岩風化保留在土壤中的天然原生鉛以外, 由於人類活動也可造成污染, 引起土壤中鉛含量升高。
通過塵埃沉降及各種污染途徑進入土壤的鉛稱為外源鉛。土壤外源鉛主要來源於大氣傳輸和沉
降。鉛的密度較大, 空氣中的含鉛顆粒容易沉降下來, 不斷積累在土壤里。
表1 70 年代～90 年代鉛的全球產量
1975 1980 1985 1990
Pb 產量/ 103t/ 年- 1 343212 344812 343112 336712
表1 列出了70 年代到90 年代鉛的全球產量。據統計, 80 年代釋放到土壤中的鉛達到796 ×
103t/ 年[4 ] 。人類對鉛的開采和使用, 打破了鉛在生物地球化學循環中的平衡, 造成嚴重的污染。
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1923 年開始在汽油中加入鉛用作抗爆劑以後, 更加速了全球性鉛的污染。因此可以說如今世界
上已難找到土壤鉛含量不受人類活動影響的一片「凈土」。Kabata - Pendias 和Rendias[5 ]報道在靠
近公路的某一塊土壤鉛含量高達7000μg/ g。潘如圭等[6 ]研究了汽車尾氣中鉛對公路兩側蔬菜的
污染情況。試驗結果表明: 在公路兩側200 m 范圍內生長的蔬菜均受到汽車尾氣中鉛的污染。管
建國[7 ]等研究了在金屬冶煉廠周圍和公路兩側200 m 范圍內蔬菜的受污染情況, 發現所調查的普
通葉菜的鉛含量均超過國家食品衛生標准。彭珊珊等[8 ]對我國一些常用茶中Pb 進行了測定, 結
果表明茶葉中的鉛超過一般標准, 應引起重視。
土壤中的鉛大部分形成PbS , 少部分形成PbCO3 、PbSO4 和PbCrO4 等無機化合物, 或與有機
物螯合。鉛的無機化合物大多難以溶解, 而且因受到下列因素影響, 鉛在土壤中的遷移能力也很
弱: (1) 土壤有機質對鉛的絡合作用。土壤有機質的—SH , —NH2 基因能與鉛離子形成穩定的
絡合物。(2) 土壤粘土礦物對鉛的吸附作用。粘土礦物的陽離子交換位點可對鉛離子進行交換性
吸附。另外, 鉛離子進入水合氧化物的配位殼, 直接通過共價鍵或配位鍵結合於固體表面。由於
鉛在土壤中遷移能力弱, 而且溶解度低, 因而人為因素造成的鉛污染大多停留在土壤表層, 隨土
壤深度的增加其含量急劇降低, 20 cm 以下趨於自然水平。
進入土壤中的鉛有可能被植物吸收, 或溶解到地表水中, 通過食物鏈和飲用水進入動物和人
體, 進而影響人類健康。近年來的研究發現, 鉛對人類健康的影響具有不可逆性和遠期效應[9 ] 。
Page[2 ]等研究表明, 人體血鉛與土壤鉛含量存在一定關系:
0112 (Pb - B , μg/ 100mg) = ln (Pb - S ,μg/ g) - 4185
這一關系式僅說明了某一地區的特殊情況, 並無廣泛適用價值, 但它足以表明土壤鉛含量與
人體健康有直接關系。
2 鉛污染土壤的修復技術
由於鉛對人體具有很強的毒性, 近年來對鉛污染土壤的修復引起了人們的普遍關注。鉛污染
土壤的修復技術可以分為兩大類: 物理化學修復技術和生物修復技術。物理化學修復技術又可分
為隔離包埋技術、固化穩定技術、Pyrometallurgical Separation 、化學穩定技術和電動修復技術等。
生物修復技術又可分為微生物修復技術和植物修復技術等。
211 隔離包埋技術(isolation and containment)
該法採用物理方法將鉛污染土壤與其周圍環境隔離開來, 減少鉛對周圍環境的污染或增加鉛
的土壤環境容量。具體措施為: 以鋼鐵、水泥、皂土或灰漿等材料, 在污染土壤四周修建隔離
牆, 並防止污染地區的地下水流到周圍地區。其中以水泥最為便宜, 應用也最為普遍。為減少地
表水的下滲, 還可以在污染土壤上覆蓋一層合成膜, 或在污染土壤下面鋪一層水泥和石塊混合
層。
212 固化穩定技術(solidification and stabilization)
固化穩定技術包括兩個方面: 採用化學方法降低鉛在土壤中的可溶性和可提取性, 同時採用
物理方法將污染土壤包埋在一個堅固基質中。Wheeler 報道[10 ]將水泥、爐渣和石灰混合物加入污
染土壤中, 攪拌均勻凝固之後, 形成一個大石塊, 將污染土壤包埋在其中。也有人採用電導產熱
原理給土壤加熱升溫, 當土壤冷卻後, 土壤凝固成玻璃樣塊狀結構, 稱之為玻璃化。該方法包括
三個具體步驟: (1) 在土壤兩端插上電極電流通過土壤形成環路, 土壤溫度上升並熔化。(2) 在
自然冷卻過程中, 土壤凝固形成玻璃樣土塊。(3) 在土塊上覆蓋一層干凈土壤。這一技術已經實
際應用於鉛污染土壤的修復。
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213 Pyrometallurgical Separation
在一定溫度下, 金屬就會熔解或升華為氣態。Pyrometallurgical separation 技術利用這一原理,
將鉛等重金屬從污染土壤中「蒸發」出來以達到凈化土壤的目的。「蒸發」出來的金屬可以再回
收或固定, 同時富含金屬的剩餘爐渣也可用於進一步提煉[11 ] 。鉛污染土壤在高溫熔化之前要進
行預處理, 以促進鉛的熔解。這一技術主要應用於具有較高回收效率的嚴重污染土壤(5 %～
20 %) 。
214 化學穩定技術(chemical stabilization)
化學穩定技術就是應用化學反應將污染土壤中的重金屬氧化或還原, 從而達到降低土壤中重
金屬的活性[11 ] 。對於鉛污染土壤, 可用還原劑(二氧化硫、亞硫酸鹽或硫酸亞鐵) 將鉛離子還
原, 以減少土壤中鉛的可提取量。這一技術也可作為其他修復技術(如固化穩定技術) 的前處理
步驟。但必須注意的是, 還原劑的施用可能會造成二次污染。初步研究表明, 施用石灰調節土壤
PH7 可降低鉛在土壤中的溶解度, 減少植物對鉛的吸收[13 ] 。研究表明, 施用羥基磷灰石[14 ] 、水
合氧化錳[15 ] 、磷灰岩[16 ,17 ]也可促進鉛的沉澱, 減少土壤中的可溶態和可提取態鉛。Vidac 和
Pohland[18 ]已將這一技術運用於地下水的修復。
215 電動修復技術(electrokinetice technology)
在污染土壤兩端插上電極, 接通電源後, 土壤中的帶電粒子向電性相反的電極移動, 最終積
聚或沉澱在電極上, 以達到清除污染土壤中重金屬的目的。在歐洲, 這一技術不僅應用於鉛污染
土壤[19 ] , 同時也應用於銅、鋅、鉻、鎳和鎘等污染土壤的修復。
216 微生物修復技術(microremediation)
微生物修復主要是藉助微生物的生化反應來清除或穩定環境中的有害物質。根據原理不同可
分為生物還原沉澱、生物甲基化和生物吸附三種。生物還原沉澱是應用硫酸還原菌(SRB) 將硫
酸根還原為HS - 再與鉛生成不溶性的Pb2S。生物甲基化是利用微生物將土壤中的重金屬甲基化,
甲基化的金屬更容易蒸發, 可做為Pyrometallurgical Separation 的預處理。生物吸附是利用細菌細
胞和藻類來吸附地下水或其他污染水體中的有害物質。Leusch 等[20 ]報道一種海藻( S . f luitans )
對鉛的最大吸附量可達到369 mg/ g。Rahmani 等[21 ]研究了浮萍(Lemna minor) 對污染水體中鉛
的清除能力。結果表明浮萍在亞致死水平下也能有效清除水體中的鉛。
217 植物提取修復技術(phytoextration)
植物提取修復技術主要是利用超積累植物, 將土壤中各種過量元素或化合物大量轉移到植株
體內特別是地上部分, 從而修復污染土壤[22 ] 。超積累植物相當於一個太陽能驅動泵將土壤中的
過量元素不斷泵到植株體內[23 ] 。植物修復技術可分為兩種, Salt 等[24 ]把利用超積累植物來吸收
土壤重金屬的方法稱之為持續植物提取(continuous phytoextraction) ; 而把利用螯合劑來促進植物
吸收土壤重金屬的方法稱之為誘導植物提取(incced phytoextraction) 。
21711 持續植物提取(continuous phytoextraction)
運用持續植物提取技術來修復鉛污染土壤的關鍵是植物超積累鉛的能力。一般認為, 只有鉛
積累量達到1000μg/ g (乾重) 才能稱為鉛超積累植物[25 ] 。已見報道的鉛超積累植物有Brassica .
nigua [26 ] , Brassica . pekinensis [27 ] , Brassica . juncea [27 ]和T. rotungifolium [28 ] 。其中T. rotungi2
folium 的鉛積累量最大, 可達到8200μg/ g (乾重) [28 ] 。目前對於植物吸收、運輸和積累鉛以及耐
鉛脅迫的機制研究甚少。Liu 等[29 ]研究發現印度芥菜( Brassica juncea) 可在根部積累大量的鉛
但只有極少部分運輸到地上部。原因一方面可能是由於根部細胞內存在高濃度磷酸鹽或碳酸鹽,
在細胞內近中性pH 條件下, 鉛主要以磷酸鹽或碳酸鹽形式沉澱在根細胞壁或細胞內; 另一方面
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廣東微量元素科學
2001 年 GUANGDONG WEILIANG YUANSU KEXUE 第8 卷第9 期
&; 1995-2006 Tsinghua Tongfang Optical Disc Co., Ltd. All rights reserved.
鉛從根部向中柱遷移的過程還會受到內皮層凱氏帶的阻攔。Wozny 等[30 ]認為鉛進入中柱後隨蒸
騰流被動運輸到地上部分。運輸過程中鉛可能會與中柱內的陽離子交換位點結合, 從而被固定在
莖部中柱內。研究表明, 鉛可與多種小分子有機物螯合[31～33 ] 。推測鉛也有可能與各種小分子有
機酸、植物螯合肽結合, 減少與陽離子交換位點結合的機會, 從而增加進入了葉部的數量。作者
在對浙江西部的某一鉛鋅礦土壤進行調查時, 發現一種可高濃度積累鉛和鋅的植物, 據初步調查
結果, 其地上部分鋅和鉛的最高積累量分別達到了5000μg/ g 和1182μg/ g。對於這種植物超積
累鋅和鉛的生理生化機制, 正在進一步的研究中。
21712 誘導植物提取(incced phytoextraction)
對於在土壤中極難移動的鉛元素, 施用螯合劑可促進植物對其的吸收。施用螯合劑誘導植物
超富集作用被稱為螯合誘導修復技術。Romheld 和Marschner[34 ]認為螯合物與金屬結合後, 金屬
螯合物可以從內皮層裂口處進入根內, 然後被迅速地轉移到莖葉。在用14C - EDTA - Pb 作標記
的試驗中, Blaylock 等[35 ]發現, 在含這種標記物的介質中生長的植物地上部能快速積累鉛, 表明
鉛與螯合物結合有利於植物對鉛的吸收。Salt 等[36 ]認為金屬與螯合物結合後阻止了金屬的沉澱
和吸附, 從而提高了金屬的可提取性。螯合誘導修復技術既可選用一般植物也可選用超積累植
物。在土壤鉛濃度為2500μg/ g 的污染土壤上種植玉米和豌豆, 加入EDTA 後, 植物地上部鉛的
濃度從500μg/ g 提高到10000μg/ g ; 而且EDTA 還能極大的提高鉛從根系向地上部的運輸能力,
每千克土中加入110 g EDTA , 24 h 後, 玉米木質部中鉛的濃度是對照的100 倍, 從根繫到地上
部的運輸轉化量是對照的120 倍[37 ] 。不同螯合劑促進植物對鉛吸收的效應與螯合劑促進鉛從土
壤解吸的效應相一致: EDTA > HEDTA >DTPA > EGTA > EDDHA。螯合誘導技術對超積累植物吸
收金屬的強化效應也很明顯。印度芥菜是一種可富集多種金屬的植物。Blaylock 等[35 ]研究了檸檬
酸、蘋果酸、乙酸、EDTA、EGTA、CDTA 對印度芥菜( Brassica juncea) 吸收Cd 和Pb 的效應,
發現土壤酸化與施加螯合物相結合可顯著增加鉛的吸收效率。Vassil 等[38 ]報道用鉛和EDTA 共同
處理印度芥菜, 其地上部分含量高達55 mmol/ kg (乾重) , 相當於培養液鉛濃度的75 倍。對印度
芥菜莖部提取液的直接測定證明, 莖部的大部分鉛是與EDTA 結合的形式運輸的。由於螯合劑的
價格一般較貴, Blaylock 等[35 ]指出螯合劑( EDTA 和乙酸) 將使每噸鉛污染土壤修復成本增加
715 美元。此外螯合劑在增加土壤中重金屬生物有效性的同時, 也增加了重金屬離子的移動性。
因而對於螯合誘導修復技術的環境風險應加以系統評價。
由於已發現的鉛超積累植物種類極少, 而且植物生長慢、生物量小, 因而螯合誘導修復技術
比持續提取技術更引人注目。但不論哪種植物修復技術都具有其它物理化學方法所沒有的優點:
(1) 成本低。據估計, 如果某種植物的莖部鉛積累量達到1 % , 且每年產量40 t/ hm2 , 那麼通過
10 年種植將土壤鉛含量從114 %下降為014 %所需費用是245000 美元, 而用物理化學修復技術則
需要1600000 美元。(2) 植物利用太陽能, 不破壞生態平衡, 同時還能美化環境, 易為公眾所接
受。(3) 將富鉛植物殘體用於植物煉礦, 可產生經濟效益。相比之下, 雖然植物修復技術所需時
間較長, 而且植物的生長要受到環境的影響, 但這些缺點都不成為重要問題。可以預言, 植物修
復將成為一種應用廣泛、環境良好和經濟有效的修復鉛污染土壤的方法。
❺ 目前中國有機廢氣治理的現狀
VOCS有機廢氣治理技術現狀及進展
有機廢氣的來源多種多樣，其產生方式及排放方式也不盡相同。因此，有機廢氣的治理技術也多種多樣，各種治理技術也存在自己不同的優缺點。在實際生產過程中，根據不同的情況，選擇合適的方法是有機廢氣治理的關鍵。有機廢氣治理的方法主要有回收法和消除法兩類。有機廢氣主要回收技術有：吸附法、吸收法、冷凝法、膜分離技術及變壓吸附技術等；有機廢氣消除技術可分為物理一化學法和生物法兩類。物理一化學法包括熱破壞法、光分解法、電暈法、臭氧分解法等;生物法包括生物過濾器，生物滴濾器，生物沖刷塔，膜生物反應器，活性污泥法等。
活性炭吸附法凈化率可達95%以上，若無再生裝置，則運行費用太高，若用蒸汽回收，則工藝流程過長，操作費用高，回收的溶劑和水的混合物利用價值也不高；再生時需要有穩定的蒸汽源，且活性炭經反復吸附脫附後吸附能力會逐漸降低，一般使用二三年後就得更換。液體吸收法凈化率只有6O%－8O%，而且存在著二次污染問題。催化燃燒法凈化率可達95%，但適合於處理高濃度、小風量且廢氣溫度較高的有機廢氣，而且要求氣體的溫度較高，為了提高廢氣溫度，要消耗大量的能源。目前應用最多的方法是吸附一催化燃燒法，它主要以顆粒炭或蜂窩炭為吸附劑，為了保證生產的連續性，一般設置兩個吸附床交替使用，由於切換的周期至少為1d，因此吸附床體積大，吸附劑用量多，設備笨重，投資大，操作麻煩；由於床層體積大，容易出現因吸附熱的積蓄引起的燃燒爆炸等現象。針對這些問題，現有新型裝置的吸附器採用一種多單元分流組合結構，並以新型材料――活性炭纖維作為吸附劑，採用PLC電腦來實現整個系統的連續運行。
❻ 我國治理水污染的目的和方法是什麼
目的：隨著人口的迅速增長，人們對水資源的需求量不斷增大，與此同時對其造成的污染也日趨嚴重。2000年我國7大水系57.7%的斷面滿足III類以上水質要求；21.6%的斷面為IV類水質；6.9%的斷面為V類水質；13.8%的斷面屬劣V類水質。另外據統計，我國有80%以上的污水未經處理直接排入水域，90%以上的城市水域污染嚴重。
方法：一、水污染的預防
1.1 減少城市生活污水 1.2 減少農業污水1.3 減少工業污水
二、水污染的治理方法
1、生物法：水污染的治理包括內環境治理和外環境治理。前者是對污染源的治理, 其難度大, 耗資多。後者是利用自然環境凈化能力對水污染的治理。生物凈化就是外環境治理的重要手段, 它是一種符合我國國情的水污染治理方法。
由於地球上到處都有能參與凈化活動的生物種屬, 它們通過本身特有的新陳代謝活動, 吸收積累分解轉化污染物, 降低污染物濃度, 使有毒物變為無毒, 最終達到水排放標准。因此利用生物凈化污水受到人們的重視。
（1）沉澱處理法（2）水生生物養殖法（3）生物稱定塘法（4）活性污泥法（5）生物膜法
（6）生物接觸權化法 （7）土地處理系統（8）固定化細胞法
2、物理法（纖維素基吸附法）：
物理法處理水污染有許多種方法，主要包括膜工程法, 吸附法。其中，吸附法由於具有多樣性、高效、易於處理, 可重復利用,而且可能實現低成本而最受重視。活性炭是現在用得最廣泛的吸附劑, 主要用來吸附有機物, 也可以用來吸附重金屬, 但是價格比較昂貴。磁性海藻酸鹽不僅可以吸附有機砷, 還可以用來吸附重金屬。 殼聚糖作為一種生物吸附劑, 可以在不同的環境中分別吸附重金屬陽離子和有害陰離子。骨碳、鋁鹽、鐵鹽以及稀土類吸附劑都是有害陰離子的有效吸附劑。稻殼、改性澱粉、羊毛、改性膨潤土等都可以用來吸附重金屬陽離子。隨著水質的日益復雜和科技的進步, 水處理用的吸附劑不僅要求高效, 還要廉價, 而纖維素作為世界上最豐富的可再生聚合物資源, 非常廉價, 可以成為理想的吸附劑基體材料。
（1）纖維素的來源（2）改性纖維素在水處理中的應用
3、化學法：利用化學反應的作用, 通過改變污染物的性質降低其危害性或有利於污染物的分離去除。包括向各類廢水中投加各類絮凝劑, 使之與水中的污染物起化學反應,生成不溶於水或難溶於水的化合物,析出沉澱,使廢水得到凈化的化學沉澱法;利用中和作用處理酸性或鹼性廢水的中和法;利用液氯、臭氧等強氧化劑氧化分解廢水中污染物的化學氧化法;利用電解的原理, 在陰陽兩極分別發生氧化和還原反應,使水質達到凈化的電解法等（1）氧化法 （2） 電解法（3）超臨界技術
揮之不去的霧霾對人的呼吸系統心血管有危害美國進口普衛欣京.東有效減少霧霾的吸入。
❼ 鉛污染源有哪些
第一種鉛污染源是汽油。「爆震」，是介於燃燒和爆炸之間的一種現象，會直接使汽車的汽缸等相關零件壽命大減，還會使效率大大降低，增加油耗。這就是被稱為嚴重地阻礙汽油機發展的「爆震障」。為了防止爆震，美國通用汽車公司研究實驗室的托馬斯.米格萊(1889～1944)、鮑義德(T.A.Boyd)和查爾斯.凱特林(Charles Kettering)等，於1921～1922年在汽油中加入少量無色有劇毒和芳香味的油狀液體四乙基鉛［分子式為Pb(C-2H-5)-4］。
但是，摻入汽油中的鉛，只有約20%被用來抗爆震，其餘約80％都隨汽車尾氣排放到大氣之中而形成了鉛污染。據估計，全球每年僅此一項排入大氣的鉛就超過25萬噸，佔大氣總鉛污染的60％。而面積則覆蓋整個地球，連「冰清玉潔」的南北極也不能倖免。例如，瑞典科學院曾對斯德哥爾摩市中心一座公園內的幾棵400歲以上的老橡樹進行過研究，發現樹中鉛含量在19世紀僅為0.01ppm(1ppm=10-6)，到20世紀中葉增加了一倍，到20世紀70年代末則增加了10倍。而在「汽車輪子上的國家」——美國，國民平均吸入的汽車尾氣中的鉛，比東方人多好幾倍。
為了改變含鉛汽油造成的鉛污染，人們已經找到了替代物——無鉛汽油。例如，日本和美國分別在20世紀70年代初和1975年開始生產無鉛汽油，又分別在1975年和1988年實現了汽油無鉛化。美國國會還於1990年11月立法規定嚴禁在美國使用含鉛汽油，歐共體在1991年也頒布了用無鉛汽油的規定。到1994年，世界上已有約99％的國家禁止使用含鉛汽油。中國石油部門也在1991年頒布了「無鉛車用汽油」的國家標准，一些大城市相繼規定必須使用無鉛汽油，例如北京在1997年1月1日就禁用含鉛汽油。
第二種鉛污染源是油漆和一般油墨。.四氧化三鉛(俗名鉛丹或紅丹)、鹼式碳酸鉛(俗名鉛白或白鉛粉)、鉛鉻黃(即鉻黃)、鉛鉻橙(即鉻橙)等油漆原料中都含鉛。為了防止這類污染，許多國家規定不準在油漆中加入含鉛成分。例如，英國在1981年就立法作了這種規定。
說到油漆鉛污染，還有一個故事。在巴黎東郊建於1948年前的陳舊住宅里，住著一些城市貧民和來自北非等地的移民。這里的兒童經常發生一種怪病：突然驚厥、昏迷，甚至不明不白突然死亡。經過對102處住宅調查後發現，這些住宅內30％的兒童血液中的鉛濃度達到150微克／升，超過「嚴重鉛中毒」的標准100微克／升。那麼，這些鉛從何而來呢?原來，這些房屋年久失修，牆上油漆剝落，孩子們常把剝落的漆片放到嘴裡咀嚼而進入血液。那他們對漆片為何「情有獨鍾」呢?原來，漆片是甜膩膩的，嚼起來「味道好極了」，孩子們不知道它是「甜蜜的殺手」。
第三種鉛污染源是飲用水。1971年，世界衛生組織規定的水質標准中，鉛含量應小於0.1ppm，而銅、鎘、汞則分別為0.05ppm、0.001ppm和0.001ppm。通過輸水金屬管道進入水中、通過其他污染源在入管之前進入水中的鉛都是水中鉛的來源。
第四種鉛污染源是葯物，特別是中葯。例如鉛丹、鉛粉、鉛霜、黃丹、密陀僧等。一些膏葯中也含有不少的鉛。所以，這類葯物不宜久用或用量過大。
第五種鉛污染源是劣質化妝品。
第六種鉛污染源來自各種場合排出的廢氣、廢物(例如報廢的儀器、家電)等。
❽ 怎樣利用微生物處理廢水
廢水生物處理法
隨著工業的發展，污水成分已愈來愈復雜。某些難降解的有機物質和有毒物質，需要運用微生物的方法進行處理，污水具備微生物生長和繁殖的條件，因而微生物能從污水中獲取養分，同時降解和利用有害物質，從而使污水得到凈化。廢水生物處理是利用微生物的生命活動，對廢水中呈溶解態或膠體狀態的有機污染物降解作用，從而使廢水得到凈化的一種處理方法。廢水生物處理技術以其消耗少、效率高、成本低、工藝操作管理方便可靠和無二次污染等顯著優點而備受人們的青睞。
定義
利用微生物的代謝作用除去廢水中有機污染物的一種方法，亦稱廢水生物化學處理法，簡稱廢水生化法。由於傳統治理方法有成本高、操作復雜、對於大流量低濃度的有害污染難處理等缺點，經過多年的探索和研究，生物治理技術日益受到人們的重視。隨著耐重金屬毒性微生物的研究進展，採用生物技術處理電鍍重金屬廢水呈現蓬勃發展勢頭，根據生物去除重金屬離子的機理不同可分為生物絮凝法、生物吸附法、生物化學法以及植物修復法。
特點
1、用生物方法去除有機物最經濟；
2、90%廢水處理工藝屬於生物處理工藝；
3、水中氨氮用生物處理方法去除最有效；
4、絕大多數工業廢水也是以生物處理方法為主
分類
生物化學法
生物化學法指通過微生物處理含重金屬廢水，將可溶性離子轉化為不溶性化合物而去除。硫酸鹽生物還原法是一種典型生物化學法。該法是在厭氧條件下硫酸鹽還原菌通過異化的硫酸鹽還原作用，將硫酸鹽還原成H2S，廢水中的重金屬離子可以和所產生的H2S反應生成溶解度很低的金屬硫化物沉澱而被去除，同時H2SO4的還原作用可將SO42-轉化為S2-而使廢水的pH值升高。因許多重金屬離子氫氧化物的離子積很小而沉澱。有關研究表明，生物化學法處理含Cr6+濃度為30—40mg/L的廢水去除率可達99.67%—99.97%。有人還利用家畜糞便厭氧消化污泥進行礦山酸性廢水重金屬離子的處理，結果表明該方法能有效去除廢水中的重金屬。趙曉紅等人用脫硫腸桿菌(SRV)去除電鍍廢水中的銅離子，在銅質量濃度為246.8 mg/L的溶液，當pH為4.0時，去除率達99.12%。[2]
生物絮凝法
生物絮凝法是利用微生物或微生物產生的代謝物進行絮凝沉澱的一種除污方法。微生物絮凝劑是一類由微生物產生並分泌到細胞外，具有絮凝活性的代謝物。一般由多糖、蛋白質、DNA、纖維素、糖蛋白、聚氨基酸等高分子物質構成，分子中含有多種官能團，能使水中膠體懸浮物相互凝聚沉澱。至目前為止，對重金屬有絮凝作用的約有十幾個品種，生物絮凝劑中的氨基和羥基可與Cu2+、 Hg2+、Ag+、Au2+等重金屬離子形成穩定的鰲合物而沉澱下來。應用微生物絮凝法處理廢水安全方便無毒、不產生二次污染、絮凝效果好，且生長快、易於實現工業化等特點。此外，微生物可以通過遺傳工程、馴化或構造出具有特殊功能的菌株。因而微生物絮凝法具有廣闊的應用前景。[2]
生物吸附法
生物吸附法是利用生物體本身的化學結構及成分特性來吸附溶於水中的金屬離子，再通過固液兩相分離去除水溶液中的金屬離子的方法。利用胞外聚合物分離金屬離子，有些細菌在生長過程中釋放的蛋白質，能使溶液中可溶性的重金屬離子轉化為沉澱物而去除。生物吸附劑具有來源廣、價格低、吸附能力強、易於分離回收重金屬等特點，已經被廣泛應用。[2]
需氧生物處理法
利用需氧微生物在有氧條件下將廢水中復雜的有機物分解的方法。生活污水中的典型有機物是碳水化合物、合成洗滌劑、脂肪、蛋白質及其分解產物如尿素、甘氨酸、脂肪酸等。這些有機物可按生物體系中所含元素量的多寡順序表示為 COHNS。
生物體系中這些反應有賴於生物體系中的酶來加速。酶按其催化反應分為：氧化還原酶：在細胞內催化有機物的氧化還原反應，促進電子轉移，使其與氧化合或脫氫。可分為氧化酶和還原酶。氧化酶可活化分子氧，作為受氫體而形成水或過氧化氫。還原酶包括各種脫氫酶，可活化基質上的氫,並由輔酶將氫傳給被還原的物質,使基質氧化，受氫體還原。水解酶：對有機物的加水分解反應起催化作用。水解反應是在細胞外產生的最基本的反應，能將復雜的高分子有機物分解為小分子，使之易於透過細胞壁。如將蛋白質分解為氨基酸，將脂肪分解為脂肪酸和甘油，將復雜的多糖分解為單糖等。此外還有脫氨基、脫羧基、磷酸化和脫磷酸等酶。
許多酶只有在一些稱為輔酶和活化劑的特殊物質存在時才能進行催化反應，鉀、鈣、鎂、鋅、鈷、錳、氯化物、磷酸鹽離子在許多種酶的催化反應中是不可缺少的輔酶或活化劑。
在需氧生物處理過程中，污水中的有機物在微生物酶的催化作用下被氧化降解，分三個階段：第一階段，大的有機物分子降解為構成單元──單糖、氨基酸或甘油和脂肪酸。在第二階段中，第一階段的產物部分地被氧化為下列物質中的一種或幾種：二氧化碳、水、乙醯基輔酶A、α-酮戊二酸(或稱 α-氧化戊二酸)或草醋酸（又稱草醯乙酸）。第三階段（即三羧酸循環，是有機物氧化的最終階段）是乙醯基輔酶A、α－酮戊二酸和草醋酸被氧化為二氧化碳和水。有機物在氧化降解的各個階段，都釋放出一定的能量。
在有機物降解的同時，還發生微生物原生質的合成反應。在第一階段中由被作用物分解成的構成單元可以合成碳水化合物、蛋白質和脂肪，再進一步合成細胞原生質。合成能量是微生物在有機物的氧化過程中獲得的。
厭氧生物處理法
主要用於處理污水中的沉澱污泥，因而又稱污泥消化，也用於處理高濃度的有機廢水。這種方法是在厭氧細菌或兼性細菌的作用下將污泥中的有機物分解，最後產生甲烷和二氧化碳等氣體，這些氣體是有經濟價值的能源。中國大量建設的沼氣池就是具體應用這種方法的典型實例。消化後的污泥比原生污泥容易脫水，所含致病菌大大減少，臭味顯著減弱，肥分變成速效的，體積縮小，易於處置。城市污水沉澱污泥和高濃度有機廢水的完全厭氧消化過程可分為三個階段（見圖）。在第一階段,污泥中的固態有機化合物藉助於從厭氧菌分泌出的細胞外水解酶得到溶解，並通過細胞壁進入細胞中進行代謝的生化反應。在水解酶的催化下，將復雜的多糖類水解為單糖類，將蛋白質水解為縮氨酸和氨基酸，並將脂肪水解為甘油和脂肪酸。第二階段是在產酸菌的作用下將第一階段的產物進一步降解為比較簡單的揮發性有機酸等，如乙酸、丙酸、丁酸等揮發性有機酸，以及醇類、醛類等；同時生成二氧化碳和新的微生物細胞。
反應原理
第一、二階段又稱為液化過程。第三階段是在甲烷菌的作用下將第二階段產生的揮發酸轉化成甲烷和二氧化碳，因此又稱為氣化過程，其反應可用下式表示：
一些有機酸或醇的氣化過程舉例如下：
乙酸：
CH3COOH─→CO2+CH4
丙酸：
4CH3CH2COOH+2H2O─→5CO2+7CH4
甲醇：
4CH3OH─→CO2+3CH4+2H2O
乙醇：
2CH3CH2OH+CO2─→2CH3COOH+CH4
為了使厭氧消化過程正常進行，必須將溫度、pH值、氧化還原電勢等保持在一定的范圍內，以維持甲烷菌的正常活動，保證及時地和完全地將第二階段產生的揮發酸轉化成甲烷。
生物化學反應的速度直接受溫度的影響。進行厭氧消化的微生物有兩類：中溫消化菌和高溫消化菌。前者的適應溫度范圍為17～43℃，最佳溫度為32～35℃；後者則在50～55℃具有最佳反應速度。
近年來，厭氧消化處理法發展到應用於處理高濃度有機廢水，如屠宰場廢水、肉類加工廢水、製糖工業廢水、酒精工業廢水、罐頭工業廢水、亞硫酸鹽制漿廢水等，比採用需氧生物處理法節省費用。
利用生物法處理廢水的具體方法有活性污泥法、生物膜法、氧化塘法、土地處理系統和污泥消化等
❾ 土壤鉛污染 能不能種農作物
現代農業生產中農葯和化肥的大量使用，汽車尾氣的大量排放，城市污水及垃圾處理不當，工業生產所產生的「三廢」的不合理排放以及因采礦造成的廢棄地等問題，導致土壤中重金屬含量急劇增加，土壤一植物系統中重金屬污染問題日趨嚴重。1955～1972年，日本富山縣的「骨痛病」，就是由於居民食用了含cd量高的稻米和引用含cd量高的水中毒而引起的。因此，重金屬污染土壤的修復問題日益引起了社會的普遍關注。植物修復技術具有成本低、工程量小、無二次污染、能減少土壤侵蝕、美化景觀、提高土壤有機質和培肥地力等優點，受到科學家們的普遍關注。目前對於超富集植物的研究大多停留在對野外品種的篩選階段，多集中於植物對重金屬的積累量、耐性及積累機理，究竟如何有效地將其應用到實踐當中的研究並不多見。影響植物修復效果好壞的一個重要因素就是超富集植物地上部生物量的大小，通過改善栽培技術，提高超富集植物地上部生物量和重金屬積累量，是值得關注的一個重要方面。
1 超富集植物在植物修復方面存在的問題
植物修復技術主要是通過超富集植物根系吸收固定重金屬，並轉移到地面部分，採用收割植物的方式去除土壤中重金屬。這項技術具有越來越廣闊的前景。
植物修復中使用的修復植物是一類超富集植物(hyperaccumulators)。超富集植物是能超量吸收重金屬並將其運移到地上部的植物。通常，超富集植物的界定可考慮以下兩個主要因素：①植物體內富集的重金屬應達到一定的量；②植物地上部的重金屬含量應高於根部，由於各種重金屬在地殼中的豐度及在土壤和植物中的背景值存在較大差異，因此，對不同重金屬，其超富集植物富集濃度界限也有所不同。目前，採用較多的是BAKER和BROOKSt提出的參考值，即把植物葉片或地上部(乾重)中含Cd達到100μg，含Co，Cu，Ni，Ph達到l
000
t~g／g，Mn，zn達到10000μg／g以上的植物稱為超富集植物。同時這些植物還應滿足植物地上部重金屬的含量／根部重金屬的含量>1。
理想的超富集植物應具有生長速率快、生長周
期短、地上部生物量大、能同時富集兩種或兩種以上重金屬的特點，但現實中其應用具有一定的局限性。一般認為植物修復技術在污染量較低和中等地塊或污染處於相對淺表層的區域最為有效。採取適宜的栽培調控措施可以促進超富集植物對土壤中重金屬吸收是值得研究的重要問題。例如，通過調節諸如土壤水分、土壤養分、土壤pH值以及利用土壤改良劑和生物螯合劑促進土壤結構、生物多樣性以提高超富集植物的修復效果。
2超富集植物的栽培措施
2．1 品種選擇
首先要調查土壤的污染程度和污染土壤主要重金屬的類型，根據土壤的污染程度和污染重金屬的類型選擇相應的超富集植物品種進行修復。從金屬礦區篩選來的重金屬超富集植物是一個有效途徑。ZU等從Pb，zn礦區篩選到了多種具有明顯效果的重金屬超富集植物，如中華山蓼(Oxyria
isnensis Var．Hemsl)、圓葉無心菜(Are— TtaT~a rotumdifolia
Var．Bieberstein)、續斷菊(Son— chus
asper(L．)Var．Hill)和小花南芥(Arabis alpinal
Var．parviflora Franch)等。
國內外對此方面作了較多的研究，現將部分常見的超富集植物及其積累的重金屬含量歸納於表1。
2．2 幼苗繁育
超富集植物多數是野生植物，人們對它們的生活習性了解甚少，幾乎沒有完善的幼苗繁育技術。通常可以借鑒農作物的馴化栽培經驗對其幼苗進行繁育。野生植物的種子一般都很小，可以利用種子包衣技術促進超富集植物種子萌發。首先採用收集種子的方式進行直接繁育，如果沒有採到成熟的種子可以移栽植物待其成熟後進行採收。育苗的過程中要保證充足的養分、濕度和溫度，土壤不可過於貧瘠、板結，培育出健壯的小苗是試驗能否繼續的關鍵因素。其次可以將收集到的苗進行組織培養，以頂芽或帶節的嫩莖為材料，用這種繁育方法可以生產無病毒種苗，有的植物要靠分株來增加數量是非常難的，此時可以利用組織培養的方法在短期時間內迅速而且大量的繁殖與母株一模一樣的種苗，以組織培養繁殖的種苗與母株有著相同的遺傳基因。這項技術可讓優良的品種不斷地延續。
一般情況下，為了縮短植物修復的周期，在育苗方面還可以採取移栽的方法縮短植物的生育期。在植物收割前的一段時間培育秧苗，等到植物收割後，將適宜移栽的秧苗移栽到污染土壤區，可以節省種子播種到出苗之間的時間。例如在塑料大棚內，利用其適宜的溫度、濕度等條件對植物進行繁育，若是喜蔭植物則可利用遮蔭設備促進其萌發生長，還可施乾冰提高二氧化碳的濃度，進而提高植物的光和強度促進植物幼苗生長。
2．3施肥措施
超富集植物的施肥研究主要包括施有機肥和化肥對超富集植物吸收重金屬效果的影響。
2．3．1有機肥
有機肥料包括動物廄肥、綠肥和堆肥等，它不僅可以改善土壤的理化性狀、增加土壤的肥力，而且可以影響重金屬在土壤中的形態及植物對它的吸收，施用有機肥可以提高超富集植物地上部分生物量
也有人研究表明使用有機肥必須注意腐殖質的性質和種類。土壤有機質的礦化可以提高土壤中重金屬的活性，從而更容易被植物吸收。若長期施用人糞尿，不僅易使土壤板結，其中的cl-可絡合汞，造成被汞污染的土壤汞活性增強。利用有機肥改良Cd污染土壤，由於有機肥在礦化過程中分解出的低分子量的有機酸和腐殖酸組分對土壤中的Cd起到了活化作用，從而有利於超富集植物對重金屬的吸收。
有機肥的使用要注意土壤中腐殖酸組分和土壤環境條件。主要是由於有機肥在礦化過程中分解出的低分子量的有機酸和腐殖酸組分對土壤中的cd起到了活化作用，關鍵取決於腐殖酸組分和土壤環境條件，如果能夠系統地掌握不同pH，
Eh，質地等土壤條件下，腐殖酸組分對cd的移動性和生物有效性的影響，就能夠合理利用有機肥更好的應用於植物修復。
2．3．2化肥
不同形態的N，P，K化肥，對土壤理化性質和根際環境具有明顯的影響，選擇適宜的化肥，既是一種簡便的提高植物生物量的方式又有利於植物修復中超累積植物對土壤中重金屬的吸收。
氮肥施入土壤後，首先改變了土壤的pH，一般情況下pH降低，土壤溶液電導值增大，離子強度增強，植物從土壤中吸收重金屬的能力就會增強。因此，如果施氮肥使土壤變酸，就會增大土壤中重金屬的溶解度，減少了土壤中吸附重金屬的量，提高了超富集植物對重金屬的積累量。從根際環境看，當植物吸收NH和N0，根系分泌不同的離子，吸收NH-N時引起H+的分泌，造成根際周圍酸化。而吸收NO2-N植物分泌OH－，造成根際鹼化。利於超富集植物累積重金屬的氮肥其作用強度順序為(NH4)2SO4>
NH4N03>ca(NO3)2。即不同形態的氮肥，由於對土壤酸化、根際環境及競爭作用的影響程度不同，對超富集植物累積重金屬的量也不同。一般情況下施加氮肥能增加土壤中重金屬的植物活性，利於超富集植物對土壤中重金屬的吸收。
磷肥對植物吸收重金屬的作用有所不同，有促進植物活性，也有抑制。磷肥對土壤重金屬的作用機制之一就是沉澱效應，使土壤溶液中的重金屬離子發生沉澱，降低植物的吸收。磷還通常用來改良砷污染土壤，使生長的蔬菜可食部分砷含量降至食品衛生標准以下。但最新的研究表明，施人較多的磷時，砷超富集植物蜈蚣草對磷砷(V價鹽)的吸收表現為協同作用。說明磷肥的種類對重金屬在土壤中的形態有不同的影響。因此合理的選用磷肥才能增加超富集植物對土壤中重金屬的吸收。研究表明能提高超富集植物地上部分生物量和重金屬鎘濃度的積累量的化肥形態是：①氮肥：
(NH4)2S04>CO(NH2)2>
NH4HC03>Ca(N03)2；②磷肥：Ca(H2P04)2>鈣鎂磷肥；③鉀肥：KCI>K2S04。
綜上所述，由於N，P肥和有機肥能改變土壤重金屬的化學行為，因而植物對其吸收也會有所不同。一般來說，參與根際環境中污染物降解的微生物群落結構復雜，往往包含微生物多種類型。N，P肥和有機質對土壤重金屬的影響離不開環境條件。所以，實踐中通過施肥來增加超富集植物對土壤中重金屬的吸收應考慮土壤環境條件，從而提高超富集植物地上部的生物量，進而更好的應用到重金屬污染土壤的植物修復中。
2．4土壤中施用螯合劑和改良劑
向土壤中施用螯合劑和改良劑能誘導、強化植物超富集作用，提高超富集植物地上部的生物量和重金屬積累量。理想的螯合劑應具有3個特點：專一性靶絡合金屬；促進植物對重金屬的吸收和轉移；降解快，無殘留毒性。生產中常用的螯合劑如：EDTA，DTPA，EG-TA，檸檬酸等。
施用螯合劑可提高超積累植物對重金屬的吸收，如在鉛污染的土壤中，能被植物利用的Ph僅為0．1％，增施螯合劑以後，可顯著提高土壤中植物可利用Pb的量達100倍以上；Pb在土壤中的移動性和生物可利用性增強，使某些植物超富集Pb，達到修復Pb污染土壤的目的。螯合劑的主要作用體現在：增加了土壤中的Pb溶解度；提高了Pb的根際擴散能力；增加了Pb從根系向地上部的轉運系數。近年來，施加螯合劑不但提高了某些植物對Pb的吸收量，更重要的是促進了
Pb在植物地上部分的生物量和累積量。
己研究過的影響Pb遷移性的螯合劑有：乙二胺四乙酸(EDTA)、環己烷二胺四乙酸(CD—
TA)、二次乙基三胺五乙酸(DTPA)、乙二胺(氧乙基氮基)四乙酸(EGTA)、乙二胺二(0一羥基苯)乙酸(EDDHA)、羥乙基替乙二胺三乙酸(HEDTA)和氮川三乙酸(NTA)等。不同螯合劑促進植物對Pb吸收的效應與螯合劑對土壤
Pb的活化效應相一致，其強弱順序為：EDTA>
HEDTA>CDTA：DTPA>EGTA>EDDH>NAT．因此，EDTA被證明是最有效的螯合劑。
土壤酸化與施加螯合物相結合可顯著增加印度芥菜對Ph的吸收效率。VASSIL等報道用Pb和EDTA共同處理印度芥菜，其地上部分Pb含量高達55
mmol／kg(乾重)，相當於培養液Pb濃度的75倍，對印度芥菜莖部提取液的直接測定證明，莖部的大部分Pb是以與EDTA結合的形式存在的。
在土壤中施加改良劑可降低重金屬在土壤中的活性。由於污染土壤結構較差，養分缺乏，重金屬以毒性較強的形態存在，從而影響植物的生長。通常要加入各種改良劑以改善土壤的物理化學性質，促進植物生長，增加生物量，增強植物修復的效果。除了必要的氮、磷、鉀肥料外，常用的改良劑包括石灰、磷礦物、鐵錳氧化物、粉煤灰、生物活性污泥、合成鋯石等。不同改良劑適用於不同的重金屬污染土壤，石灰適用大多數重金屬的穩定化過程，但不適用砷的穩定，因為砷在鹼性土壤環境中吸附性降低而趨於釋放，二巰基丁二酸鹽是一種砷的螯合劑，加入後可促進印度芥菜對砷的吸收。
2．5土壤水分條件
合理的灌水是促進超富集植物生長和增加地上部生物量的主要因素，了解超富集植物需水的關鍵期，對於科學用水和提高超富集植物地上部生物量具有重要意義的。
從超富集植物生育前期、中期和後期的需水量情況看，是一個由少到多再到少的變化過程。因此，要根據植物生長發育的不同時期及生理特性進行灌溉，營養生長初期階段應適量澆水，營養生長和生殖生長階段應保證植株充足的水分，開花以後隨耗水量降低而減少水量。過量灌水既浪費資源也不利於植物生長，直接影響土壤的pH和氧化還原條件，還可能引起土壤中重金屬的擴散。濕地中微量和有毒金屬元素的移動性較旱地條件下高，淹水(厭氧)條件下普通植物對土壤中重金屬的吸收較非淹水條件下的低。
2．6群落構建
要合理做好喬、灌、草的搭配，喬木、灌木、草本植物、藤本植物都有其特定的植物生態功能，各自在自然界中發揮著自身的作用，可以充分利用周圍的環境資源。通過這種方式可以提高生物量和重金屬積累量。
重金屬污染土壤多是幾種重金屬混合在一起的復合污染，而超富集植物往往只對其中一種重金屬具有提取作用，只種植一種超富集植物每次僅能治理一種重金屬，待這一種重金屬治理完之後再種植理一種超富集植物去治理其餘的重金屬，如此進行下去既費工又耗時。因此，根據土壤污染的情況，將幾種具有不同修復功能的超富集植物搭配種植，既可以提高修復效果又可以節省修復時間。在cu，Zn污染的土壤上可種植印度芥菜、黑麥草、海州香薷、天藍遏藍菜、東南景天等。對於Cd，Pb，zn和Cu含量較高的污染土壤，可種植野菊花、旋鱗莎草和五節芒3種植物。在cd污染的植物修復中，已篩選出了湖桑、薴麻、紅麻、棉花等一批耐cd作物品種，種植後使土壤cd含量普遍下降。通過套種超富集植物天藍遏藍菜Thlaspi
caerulescens和非超富集植物 Thlaspi
arvense，發現當這兩種植物的根系交織在一起時，Thlaspi
carulescens對zn的富集能力顯著提高。通過盆栽試驗研究了套種超富集植物 Thlaspi
carullesce和非超富集植物黑麥草(Lolium perence
L)對重金屬污染土壤的處理效果，結果表明Thlaspi
carulescens對土壤中Cd的去除率3個月達35％，是黑麥草吸收能力的10倍。對於
Thlaspi carulescens和非超富集植物玉米處理zn和
Cu超標的城市污泥進行研究，結果表明，植物修復半年後，污泥體積降低為原來的1／4，EDTA浸取zn明顯降低。而且用該處理技術產出的玉米，經多次試驗均表明符合食品衛生標准(cu<lO
mg／kg)。MOUSSA等通過套種Thlaspi carules-
cens和非超富集植物玉米(Huidan-4)，收獲的玉米子粒中含cu 4．72
mg／kg，符合食品衛生標准(Cu<10
mg／kg)。這種套種生物量大的富集植物和經濟植物的方法為zn污染污泥的植物修復與利用提供了新的思路。目前，人工濕地常用的植物為水生或半水生的維管植物，如鳳眼蘭、破銅錢、印度葵等，它們能在水中長期吸收zn，cd和Cu等金屬。
3展望
在重金屬超富集植物中，應注意以下方面：
(1)將轉基因技術應用於超富集植物品種的培育中，培育出生物量大、重金屬累積量大的超富集植物。
(2)加強對已經發現的超富集植物栽培措施的研究，使超富集植物能夠最大限度增加生物量累積重金屬，從而提高超富集植物的修復效果。
❿ 《哪些生物與我們的生活密切相關》的1000字的小論文
摘要：、有效、易獲得的生物和礦物（及二者的副產物）可替代活性炭或離子交換樹脂處理含Pb廢水, 也可以用於修復Pb污染土壤和水域。本文綜述了微生物、廢棄物、植物和非金屬礦物材料處理Pb污染的研究及進展。
關鍵詞：Pb 微生物 農林廢棄物 植物 礦物材料 污染
;
鉛作為一種重金屬元素進入後不能被生物降解，並通過進入食物鏈在生物體內累積，影響生物正常生理代謝活動，危害動物及人體健康。近幾十年來，電鍍、采礦、製革等許多排放的廢水、廢氣和廢渣不斷增加了環境中鉛污染負荷，超出了環境自凈能力，致使土壤、湖泊和海洋都出現了不同程度的鉛污染。據報道，地中海和太平洋表層水含鉛量分別超過了0.20mg/L和0.35mg/L，大約為工業生產前海水含鉛量的10倍以上[1]。國家環保總局發布的2003中國近海公告中指出，中國2/3的近海海域出現鉛含量超標。對含鉛廢水進行有效處理、對鉛污染水域、土壤進行修復成為環境治理中越來越突出的問題。
傳統的重金屬污染處理技術包括：化學沉澱、滲透膜、離子交換、活性炭吸附和電解等，但是這些方法普遍存在著二次污染、高、對低濃度重金屬廢水處理和污染水域、土壤修復效果不理想等問題。近年來，環境工程界越來越重視廉價高效替代技術的研究及其在實際工程上的應用，生物、農林廢棄物和礦物材料以其低成本、處理效果好等優點受到人們的青睞。本文就利用生物和礦物材料處理重金屬鉛污染的研究進行綜述。
1 微生物
自Ruchhoft在上世紀四十年代提出用生物法處理含重金屬廢水以來，人們分別研究了細菌、放線菌、酵母菌和黴菌對各種重金屬元素的富集能力和作用機理，並發現微生物材料可以作為重金屬離子的吸附劑。下面主要對關於微生物吸附鉛的研究進行闡述。
1.1 吸附機理
微生物處理重金屬污染的研究在近十年來取得了長足進展，研究發現微生物主要是通過吸附作用去除廢水中的重金屬離子。生物吸附機理的研究一直是探討的熱點，目前的理論觀點認為微生物吸附作用主要包括靜電吸引、絡合、離子交換、微沉澱、氧化還原反應等過程。主要是依靠生物體細胞壁表面的一些具有金屬絡合、配位能力的基團起作用，如巰基、羧基、羥基等基團。這些基團通過與吸附的金屬離子形成離子鍵或共價鍵達到吸附金屬離子的目的，其吸附金屬的能力有時甚於合成的化學吸附劑。如在適宜的條件下，黑根黴菌絲體對鉛飽和吸附量可以達到135.8 mg/g（未經處理）和121mg/g（明膠包埋）[2]；鹼處理可以除去白腐真菌細胞壁上的無定形多糖，改變葡聚糖和甲殼質的結構，從而允許更多的Pb2+吸附在其表面上，同時NaOH可以溶解細胞上一些不利於吸附的雜質，暴露出細胞上更多的活性結合位點，使吸附量增大。此外NaOH還可以使細胞壁上的H+解離下來，導致負電性官能團增多，在最佳條件下（0.1mol/L的NaOH溶液浸泡40min）吸附量可以達到23.66 mg/g，較未經任何處理的白腐真菌的吸附量（16.06 mg/g）大大提高[3]。
吳涓等研究了黃孢原毛平革菌吸附Pb2+的機理[4]，通過對吸附前後的黃孢原毛平革菌菌絲球進行電鏡觀察和x射線能譜測定，發現黃孢原毛平革菌對Pb2+的吸附過程是一個以表面絡合反應為主要機理的化學吸附過程，雖然也存在離子交換機理，但並非重要機理。王亞雄等對細菌吸附的特性研究發現[5]，細菌對Pb2+的吸附分為兩個階段：一是細胞表面的絡合，在3min內吸附量達總吸附量的75%；二是向細菌內部緩慢的擴散過程。此外，活細胞的吸附量並沒有因為有能量代謝系統參與而比死細胞高[6]， Niu等[8]證實死的Chrysogenum盤尼西林生物體對Pb2+的吸附能力為116 mg/g。
1.2 應用
目前國內外普遍應用工業發酵工程中產生的廢棄菌絲體作為生物吸附材料，開辟一條「以廢治廢」的新途徑。胡罡等[9]研究了制工業廢渣龜裂鏈黴菌菌體對Pb2+吸附特性，發現該菌體對重金屬的吸附性具有一定的選擇性，吸附Pb2+的能力最強，飽和吸附量達112mg/g（PH=4），其吸附過程是一吸熱過程，以單分子層吸附為主；用NaOH處理龜裂鏈黴菌菌體可以提高吸附Pb2+的能力，Ca2+對吸附有競爭。胡罡等[10]還研究了選用適當的包埋技術對龜裂鏈黴菌菌體進行固定，以製得Pb2+生物吸附劑用於含鉛廢水處理。研究發現用10%的聚乙烯醇和0.2%的海藻酸鈉，在含CaCl2的飽和硼酸溶液中固定化24hr，為最佳包埋條件，包埋後的飽和吸附量達73 mg/g，比不包埋下降47.1%。
李請彪等[11]研究了白腐真菌菌絲球形成的物化條件及其對鉛的吸附，通過選擇適當的培養基和培養條件，可以形成直徑在1.5-1.7mm范圍內的菌絲球，菌絲球光滑均勻並具有一定強度，對Pb2+的吸附能力最強；用NaOH溶液對菌絲球進行處理後，對25mg/g的鉛溶液的吸附率達到95%以上，這種菌絲球用於吸附水溶液中的Pb2+是可行的。
徐容[12]等研究了固定化產黃青黴廢菌體吸附鉛後的脫附平衡，研究發現 EDTA是洗脫固定化產黃青黴廢菌體上所吸附Pb2+的最佳脫附劑。在保持脫附率為100%的條件下，EDTA的初濃度、固定化廢菌顆粒的吸附量與最大固液比之間存在正相關關系。0.1mol/L的EDTA在脫附Pb2+時終質量濃度最高可達20 700mg/L，最大固液比可達290以上，濃縮因子可達113，對廢水中的Pb2+有很好的回收作用。
2 農林廢棄物
2.1 富含丹寧酸的物質
丹寧酸中多羥基酚是吸附作用的活性組分。當金屬陽離子取代相鄰的羥基酚時，離子交換作用發生，並形成螯合物。富含丹寧酸的物質主要有樹皮、花生皮和鋸末等廢棄物。已有學者把一些富含丹寧酸的副產品用作金屬吸附劑。這些物質對鉛吸附的實驗數據見表1[13]。含丹寧酸物質在應用中的問題是可溶性酚引起的水變色現象。但是研究表明，一些化學預處理如甲醛、酸、鹼處理可以消除有色化合物的浸漬而不會顯著影響其吸附能力。雖然預處理會增加成本，但通過預處理控制顏色還是有必要的。
表1 含丹寧酸的物質吸附鉛的實驗數據
物質 黑櫟樹皮 花生皮 紅木樹皮
吸附Pb的能力 153.3 205 182
2.2 木質素
木質素是從造紙廠黑液中提取出來的，它的成本比活性炭低約20倍。Srivasta 等[14]研究了木質素對Pb和Zn的吸附，發現在30℃時對Pb的吸附能力為1 587 mg/g，40℃時為1 865 mg/g。木質素的強吸附能力在一定程度上歸於多元酚和其它表面官能團，離子交換也有一定的作用。
2.3 甲殼質
甲殼質是幾丁質的脫已醯衍生物。幾丁質存在於甲殼動物的外殼和真菌細胞壁中，在自然界中的豐度僅次於植物纖維，它是海產品加工的廢棄物，因此幾丁質數量豐富而且價格低廉。幾丁質具有較強的重金屬吸附能力，甲殼質在脫已醯過程中自由氨基裸露，使得它吸附重金屬的能力比幾丁質的吸附能力高56倍[15]。有報道甲殼質對鉛的吸附能力達796mg/g和430 mg/g[15]。
甲殼質的吸附能力隨水的結晶度和親水性、脫已醯程度和氨基含量不同而變化。實驗證明脫已醯約50%的甲殼質的吸附能力很強，但是此時甲殼質的溶解度很高。Kurita[16]嘗試把甲殼質與戊二醛鬆散交聯，不過這樣會降低甲殼質的吸附能力，但是在實際應用中還是有必要的。Rorrer等使甲殼質與戊二醛交聯，並添加磁鐵礦使之具有磁性，這樣製得的甲殼質珠的表面積比甲殼質片的表面積大100倍，可以增加吸附能力[17，18]。將某些官能團，如：氨基酸脂、吡啶、鄰-2-戊二酸和聚乙烯亞胺等，取代到甲殼質上可以提高甲殼質的吸附能力。
3 植物
生活在重金屬含量較高環境中的植物在長期的生物適應進化工程中，逐漸形成了對金屬的抗逆行，其中一些植物能大量吸收中的金屬元素並蓄積在體內，同時植物仍能正常生長。西班牙Rio Tinto河口受當地采礦業影響，水體和底部沉積物被Pb、Cd、Cu、Zn等金屬污染，對該河口的海草分析發現，海草中富集了1800M的Pb[19]。陸鍵鍵等[20]對崇明東灘濕地生態系統的研究中發現，灘塗植物蘆葦和海三棱草對Pb有較強的富集能力，而且地下部分Pb的含量顯著高於地上部分。昆明滇池水體中鳳眼蓮對Pb的濃縮系數達16190[21]。還有人研究利用香蒲植物建造的人工濕地處理含Pb廢水。
利用植物治理鉛污染的技術稱為植物修復，就是利用植物的根系（或莖葉）吸收、富集、降解或固定受污染的土壤、水體和大氣中的鉛，以實現消除或降低污染現場的污染強度，達到修復環境的目的。在廢物或城市污泥使用而引起的Pb污染土壤上，連續種植幾次超富集植物，就有可能去除Pb的毒性，特別是生物有效性部分，從而復墾和利用污染的土壤或資源化利用。
4 礦物
4.1 沸石
沸石是最早用於重金屬污染治理的礦物材料[22]。Leppert研究證實沸石，尤其是斜發沸石，對Pb有很強的親和力，吸附能力為55.4mg/g[23]。斜發沸石是天然沸石中儲量最豐富的一種，廉價易獲得。沸石的吸附特性源於它們離子交換的能力。沸石的三維結構使之具有很大的空隙，由於四面體中Al3+取代Si4+而使局部帶負電荷，Na、Ca、K和其它帶正電荷的可交換離子占據了結構中的空隙，並可被Pb替代。
在美國幾個超級基金（Superfund）污染治理場地進行的研究證實了斜發沸石的有效性。在愛達荷州的Bunker Hill超級基金污染治理場地的現場應用情況表明，即使在有競爭離子存在的情況下，斜發沸石也吸附大量的Pb。不同沸石礦物對Pb的吸附能力有所區別，但多在155.4mg/g左右[23]。Desborough初步研究發現富含斜發沸石的岩石優先吸附Pb[24]。而且對斜發沸石Pb的淋濾性研究表明，斜發沸石用於去除廢水中的Pb，而後可以作為無害廢物處置。
4.2 粘土
粘土礦物具有比表面積大，空隙率高，極性強等特徵，對水中各種類型的污染物質有良好的吸附[25]。粘土對重金屬的吸附能力歸因於細粒的硅酸鹽礦物的凈負電荷結構：負電荷需吸附正電荷而被中和，這就使粘土具備了吸引並容納陽離子的能力。粘土的表面積很大（達800m2/g），這也有利於增強其吸附能力。對粘土進行改性處理可提高它的吸附能力。Cadena用有機陽離子—四甲銨離子取代粘土中天然可交換的陽離子後，膨潤土吸附鉛的能力提高。天然膨潤土對吸附鉛的能力為6 mg/g，處理後為58 mg/g[26]。用簡單的酸、鹼處理和熱處理也可以提高粘土的吸附能力。表2列出了幾種粘土吸附鉛的能力。
表2 粘土吸附鉛的實驗數據
物質 膨潤土 改性膨潤土 陶瓷粘土 硅灰石
吸附Pb的能力 6 58 0.289 0.217
無論是天然的或改性的粘土，由於其儲量豐富，低，而且吸附能力強，因此它可能替代活性炭作為Pb的吸附劑。但是由於粘土的弱滲透性，所以應用前需要造粒[28]。
粉煤灰、海泡石等礦物材料也有吸附Pb的能力，其吸附機理與沸石、粘土的吸附機理類似，在此不在贅述。
3 結論
、有效、易獲得的生物和礦物材料（及二者的廢棄物）可用來取代活性炭或離子交換樹脂用於去除水中的Pb污染。其中，礦物材料在環境中的利用已經引起了環境工程界的重視。因地制宜的開放環保礦物資源，對其進行合適的改性處理，提高吸附Pb的能力，為環境Pb污染的治理提供了一條低成本、無毒副作用的有效途徑。另外，還可以探索礦物材料與生物材料相結合的處理含鉛廢水的方法，礦物材料可以作為生物材料的載體，避免了微生物固定包埋工藝帶來的成本附加和降低吸附能力的影響。
利用礦物材料的保水性和固定性，結合對Pb有特異吸附能力的植物、微生物，建立人工濕地處理含Pb廢水，對於凈化河流湖泊的水源，修復鉛污染土壤、濕地都有重要意義。
富含丹寧酸的廢棄物和木質素對Pb有良好的吸附性能，但是國內對這方面的研究鮮見報道。木質素作為造紙廠的副產品資源豐富，目前我國造紙廠提出的木質素大多都作為燃料燃燒，沒有得到很好的利用。開發木質素吸附劑為木質素的利用提供了一條新思路。
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