❶ 铅中毒的机理和过程
成年人铅中毒后经常会出现：疲劳、情绪消沉、心脏衰竭、腹部疼痛、肾虚、高血压、关节疼痛、生殖障碍、贫血等症状。孕妇铅中毒后会出现流产、新生儿体重过轻、死婴、婴儿发育不良等严重后果。而儿童经常会出现：食欲不振、胃疼、失眠、学习障碍、便秘、恶心、腹泻、疲劳、智商低下、贫血等症状。
铅中毒的危害主要表现在对神经系统、血液系统、心血管系统、骨骼系统等终生性的伤害上：
铅对多个中枢和外围神经系统中的特定神经结构有直接的毒害作用。在中枢神经系统中，大脑皮层和小脑是铅毒性作用的主要靶组织；而在周围神经系统中，运动神经轴突则是铅毒害的主要靶组织。其中铅对神经系统的毒害主要表现为以下4种：（1）使铅中毒者的心理发生变化，例如成人铅中毒后会出现忧郁、烦躁、性格改变等症状，而儿童则表现为多动。（2）铅中毒会导致智力下降，尤其是儿童会出现学习障碍，据报道高铅儿童的IQ值平均比低铅儿童低4－6分。（3）铅中毒会导致感觉功能障碍，例如很多铅中毒病人时会出现视觉功能障碍：视网膜水肿、球后视神经炎、盲点、眼外展肌麻痹、视神经萎缩、眼球运动障碍、瞳孔调节异常、弱视或视野改变；或嗅觉、味觉障碍等。（4）铅对周围神经系统的主要影响是降低运动功能和神经传导速度，肌肉损害是严重铅中毒的典型证明之一。
铅对血液系统的主要作用表现在2个方面，一是抑制血红蛋白的合成，二是缩短循环中的红细胞寿命，这些影响，最终会导致贫血。
铅对心血管系统的伤害主要表现在：（1）心血管病死亡率与动脉中铅过量密切相关，心血管病患者血铅和24小时尿铅水平明显高于非心血管病患者。（2）铅暴露能引起高血压。（3）铅暴露能引起心脏病变和心脏功能变化。
骨骼是铅毒性的重要靶器官系统，铅一方面通过损伤内分泌器官而间接影响骨功能和骨矿物代谢的调节能力，另一方面通过毒化细胞、干扰基本细胞过程和酶功能、改变成骨细胞－破骨细胞耦联关系并影响钙使系统从而直接干扰骨细胞的功能。
由此可见铅中毒的危害之严重，因此预防和检测工作就变得非常重要。可是铅中毒后的症状往往非常隐蔽难以被发现，所以目前最可靠的方法就是血检。
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铅是一种严重危害人类健康的重金属元素，它可影响神经、造血、消化、泌尿、生殖和发育、心血管、内分泌、免疫、骨骼等各类器官，主要的靶器官是神经系统和造血系统。更为严重的是它影响婴幼儿的生长和智力发育，损伤认知功能、神经行为和学习记忆等脑功能，严重者造成痴呆。
我国儿童铅中毒的严重性
铅中毒的概念已经发生了根本性的变化，人们的注意力已转向亚临床型无症状性铅中毒。以往被认为安全的血铅水平已一再被证实对儿童健康有害，儿童铅中毒的标准已从20世纪70年代以前的600μg/L降为目前的100μg/L，而且发现表明，即使血铅水平降到10μg/L，也不存在任何铅安全阈值。生命早期的铅暴露不仅危害儿童期智能和行为发育，而且对成年后心血管异常、骨质疏松等也有影响。
国内外的大量研究表明，婴幼儿和儿童的血铅水平与智商(IQ值)显着相关。世界卫生组织1994年报告，儿童血铅水平为140μg/L时，IQ值降低3-7分。儿童血铅水平每增加100μg/L，IQ值平均降低1-3分。发展中国家儿童铅中毒问题严重。印度主要城市中2.2万名12岁以下儿童血铅筛查显示，有51.4%的儿童血铅超过中毒标准值100μg/L；墨西哥城40%以上的学龄儿童血铅也大于100μg/L以上。我国目前儿童铅中毒状况十分严重。对沈阳、北京、西安、上海、福州、广州等大城市工业区的调查表明，有85%的儿童的血铅水平超过100μg/L，处于无症状的亚临床铅中毒状态。另据1997年-1999年我国部分城市调查，有38.8%的城市儿童超过铅中毒标准。按此比例，我国3.3亿14岁以下儿童中有1亿以上受到铅中毒威胁。世界卫生组织1999年呼吁发展中国家采取紧急措施，对付日益严重的铅污染。
目前存在的主要问题
近年来，我国科学工作者在铅中毒研究和防治工作中取得了突出的成果，正在赶上国际研究的潮流。但是，当前缺乏针对我国区域环境特点，从宏观和微观结合上研究我国铅中毒的环境地域差异的成果；对环境因素与人体铅中毒作用机理深入研究不够；缺少适合我国国情的防治铅中毒的新药物。
目前存在的主要问题有：
1.对我国主要铅污染来源缺乏定量的评估。我国铅污染、铅中毒状况较为严重和普遍，大气、水源、土壤、食物都遭到了不同程度的污染。已经知道造成危害的重要途径除工业污染外，还有含铅汽油的废气污染，铅作业工人对家庭环境的污染，燃煤污染，室内油漆、学习用品及玩具和食物摄入等途径。但是，目前特别缺乏对我国不同区域、城乡与工矿区铅的来源及其危害差异的研究。
2.铅影响儿童智力发育的机理仍不很清楚。
3.防治铅中毒药物缺少更多的突破。目前，治疗铅中毒的药物主要是用依地酸钙(Ca-EDTA)、钙促排灵(Ca-DTPA)和二巯基丁二酸钠(NaDMS)等络合型驱铅剂。但这些制剂有一定的副作用，且不具备专一性，在排铅的同时，体内必需的微量元素，如锌、铜、锰、铁等也随着排出。由于铅中毒的早、中期症状不明显，铅一旦蓄积起来又很难充分排出，引起不可逆的组织损害。因此，及早对“无症状”的铅吸收进行驱铅治疗、阻铅预防是非常必要的。近年来，针对低水平的铅接触，国内外先后开发了驱铅盐、营养性驱铅饮料、驱铅茶等，探讨了一些营养素、微量元素等对铅毒性的影响作用，但至今尚未研制出较为成熟的产品。为此，亟待研制出适合早期服用、副作用小、服用方便、经济有效的防治铅中毒药物。
因此，针对目前存在的问题，开展我国区域铅污染的环境健康风险评价，探讨铅影响儿童智力发育的机理，研究推广防治铅中毒的新药物，具有重要的理论和现实意义。
开展我国铅污染的区域健康风险评价，加强防治铅中毒药物的研究
针对我国区域环境特点，研究环境中铅的低剂量长周期暴露对人体潜在影响、暴露途径的区域风险，从细胞和分子水平上探讨铅致病机理，开发适合我国国情的防治铅中毒的新药物，形成自主知识产权，很有必要。
建议开展研究的主要内容有：
1.区域环境铅健康危害的风险评价研究
对我国主要铅污染来源、历史变化进行定量评估，研究区域环境中铅从环境到人体的传输和暴露特征，探索铅中毒发生的环境条件和变化趋势，定量评估我国主要铅污染的来源，特别注重不同区域、城乡和工矿区铅的来源、暴露途径及其危害差异的研究，分析铅中毒剂量-效应的区域差异，为制定防治铅中毒的相关标准和法规提供科学依据。
2.环境铅污染致病机理研究
从分子和细胞水平探讨铅的致病机理，深入研究铅影响儿童智力发育的机制。研究铅损伤突触可塑性(LTP、LTD)、离子通道、受体、递质、基因调控的作用机理。包括铅对发育过程中海马神经元突触可塑性的影响；铅对发育过程中海马神经元离子通道特性的影响；铅对学习记忆过程中脑内神经递质的动态变化的影响；铅对钙调素、蛋白激酶、一氧化氮信使及谷氨酸受体亚单位基因表达的影响；铅损伤儿童学习记忆功能的作用机理；直接观察铅引起的儿童脑结构和功能的变化，及其与儿童血铅浓度的关系。
3. 高效驱铅新制剂的应用研究
模拟人体胃液、胃肠蠕动情况，研究驱铅新制剂对铅的吸附作用，探讨排铅机理；通过动物实验，观察制剂对大鼠血铅、骨铅、脏器铅的排除作用，对大鼠脏器系数的影响和对大鼠血钙、血锌的影响，探讨制剂对铅中毒大鼠的排毒作用及对身体的保护作用；进行毒理学研究和临床实验，开发出新型防治铅中毒的高效药物并推广应用。
加强跨学科多部门的综合协调，有效推进预防儿童铅中毒的工作
随着工业化、城市化进程的加快，铅中毒问题已经发展成为不仅仅是一个医学问题，而成为大家普遍关注的社会问题。解决有关健康与环境的问题，必须靠多部门综合协调。
上述研究问题紧密围绕国家需要和科学研究前沿，从环境-机体-细胞分子水平把环境因素与铅致病机理紧密联系，把环境健康风险研究、机理研究与防治铅中毒药物开发应用相结合，是跨学科的交叉和结合，应组织地学、医学、环境科学、化学、生物学等多部门协作完成，更有效地推进预防儿童铅中毒的工作。
中国科学院是最早开展环境与疾病关系研究的单位，多年来，与中国医学科学院、中国预防医学科学院、高等医学院校和地方疾病防治研究部门长期合作，在地方病防治研究中取得了巨大的成绩，在地方病地理生态、地理流行病学、环境病因学、环境生命元素亚细胞-分子生物学致病机理、医学地理制图、经济-生态综合防治等领域形成了一支能从事宏观外环境-微观内环境-病因-环境致病机理-防治研究一体化的多学科交叉的综合研究力量。这充分说明只有加强跨学科多部门的综合协调，才能解决好环境与健康的问题。
❷ 谈谈处理重金属污染物的微生物方法和原理有哪些
2.1 生物化学法
生物化学法指通过微生物处理含重金属废水,将可溶性离子转化为不溶性化合物而去除。硫酸盐生物还原法是一种典型生物化学法,该法是在厌氧条件下硫酸盐还原菌通过异化的硫酸盐还原作用,将硫酸盐还原成H2S,重金属离子和H2S反应生成溶解度很低的金属硫化物沉淀而被去除,同时H2SO4的还原作用可将SO2-4转化为S2-而使废水的pH值升高,从而形成重金属的氢氧化物而沉淀。中国科学院成都生物研究所从电镀污泥、废水及下水道铁管内分离筛选出35株菌株,从中获得高效净化Cr(VI)复合功能菌[3]。
袁建军等[4]利用构建的高选择型基因工程菌生物富集模拟电解废水中的汞离子,发现电解废水中其他组分的存在可以增大重组菌富集汞离子的作用速率,且该基因工程菌能在很宽的pH范围内有效地富集汞。但高浓度的重金属废水对微生物毒性大,故此法有一定的局限性,不过,可以通过遗传工程、驯化或构造出具有特殊功能的菌株,微生物处理重金属废水一定具有十分良好的应用前景。 2.2 生物絮凝法
生物絮凝法是利用微生物或微生物产生的具有絮凝能力的代谢物进行絮凝沉淀的一种除污方法。生物絮凝剂又称第三代絮凝剂，是带电荷的生物大分子，主要有蛋白质、黏多糖、纤维素和核糖等。目前普遍接受的絮凝机理是离子键、氢键结合学说。目前对于硅酸盐细菌絮凝法的应用研究已有很多[5-6]，有些已取得显着成果[7]。运用基因工程技术，在菌体中表达金属结合蛋白分离后，再固定到某些惰性载体表面，可获得高富集容量絮凝剂。
Masaaki Terashima 等[8]利用转基因技术使 E.coli表达麦芽糖结合蛋白（pmal）与人金属硫蛋白（MT）的融合蛋白pmal-Ml并将纯化的 pmal-MT 固定在Chitopeara 树脂上，研究其对 Ca2+和 Ga2+的吸附特性，该固定了融合蛋白的树脂具有较强的稳定性，并且其吸附能力较纯树脂提高十倍以上。 2.3生物吸附法
生物吸附是对于经过一系列生物化学作用使重金属离子被微生物细胞吸附的概括理解, 这些作用包括络合,螯合,离子交换,吸附等。活的微生物和死的微生物对重金属离子都有较大的吸附能力,藻类中的某些种属对于重金属的吸附容量可达400Hg/kg(生物干重),例如甲囊马尾藻(Sargassummatans)。
吸附法分为物理吸附法和离子吸附法两种,前者使用具有高度吸附能力的硅胶、活性碳、多孔玻璃、石英砂和纤维素等,吸附剂将生物细胞吸附到表面上使之固定化。这是一种最古老的方法,操作简单,反应条件温和,载体可反复利用,但结合不牢固,细胞易脱落。后者根据细胞在离解状态下可因静电引力(即离子键合作用)而固着于带有异相电荷的离子交换剂上,如DEAE2纤维素、DEAE2Sephadex,CM2纤维素等。
Green使用藻类去除水的金,Tsezos,Mara2no使用真菌吸附水中的铀,Ferguson和Breuer等利用泥炭藓去除水中的Fe,Al,Pb,Cu,Cd,Zn等金属离子。Barkley利用藻类吸附有机废水中的Cd,Cu等金属离子。MarkSpinti等把泥炭藓固定在多孔的聚合砜基质中成功地应用于去除含Zn,Cd,Mg等金属离子的酸性矿井水中,用聚合砜固定泥炭藓制成的球状小粒机械强度大,化学性能稳定,容易再生,不膨胀不收缩。生物吸附法以其独特的优点近年来在含重金属废水处理领域引起了人们普遍的关注,进行了广泛的研究,取得了可喜的成果。但生物吸附技术还只是处于经验、实验室阶段,在实用化和工业化应用中还存在着诸多问题有待研究解决,还需通过进一步的研究和开发工作完善此项技术。
❸ 铅污染的治理
关注焦点一：土地
其实类似事件在其他地区也有发生，甚至受污染区的范围更大
陈同斌：中国科学院地理科学与资源研究所环境修复研究中心主任、地表环境化学过程与健康实验室主任、国家杰出青年基金获得者
近年来，土地(土壤)铅污染对人类健康的威胁开始受到关注。土壤中的铅是通过食物链、扬尘等途径进入人体的。其中，儿童是铅污染的易感人群。幼儿和儿童体内铅含量过高，会直接影响其体格和智力的发育。这种影响是全身性的，具有不可逆性。目前我国儿童血铅水平整体已有所下降，但部分地区儿童血铅水平仍然较高，这与其居住环境和食物铅超标等因素密切相关。
现在所报道的导致土地铅含量升高并危害人体健康的主要来源有：含铅矿的开采和冶炼、蓄电池加工生产、电子废弃物回收拆解和尾气等。
在矿业活动影响区域，土地铅含量能达到非常高的水平。根据中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心对我国南部20多个有色金属矿区的调查结果发现，矿区土地的铅含量普遍较高，最高含量可达每千克土壤含铅数千甚至数万毫克，周边农田常遭受铅污染，导致作物减产甚至绝收。这次甘肃徽县的集体性铅中毒事件，就是因为不规范的冶炼活动导致的。
当然，我也在怀疑，导致人体中毒的污染物可能还不仅仅局限于铅，很可能同时还会有其他污染问题。
而且，此次事件是因媒体和国家环保总局的介入才受到广泛关注的。根据我们的取样调查，其实类似事件在其他地区也有发生，甚至受污染区的范围更大。如在湖南郴州发生过因铅锌冶炼活动致使近万亩果树死亡；贵州六盘水市某铅锌冶炼厂周边出现严重的铅污染。媒体也曾报道，甘肃天水市的某铅锌厂附近发生过数十位儿童铅中毒的事件。蓄电池生产及电子废弃物拆解等工业也可能导致严重的局部铅污染事件，在汕头市贵屿镇就因此而出现135名儿童铅中毒。
另外，根据我们对几个城市的土地(土壤)铅污染研究表明，交通主干线周边土地的铅污染出现频率较高，城市人类活动密集区会也存在土地铅含量升高的趋势。但由于其社会影响程度较轻而常常被人们所忽略。
目前，全国范围内土壤铅污染现状还不完全清楚，但局部地区的铅污染及其健康影响是比较严重的。
此次事件也引发出一系列深层次的问题：企业关闭后如何控制铅污染土地的二次污染风险？如何治理被污染的土地？
由于种种原因，目前国内对于铅污染土地的修复技术研究不多。但根据我们的研究工作经验，大致有下述方案可供选择。
传统治理土壤铅污染的方法有客土法、隔离法、填埋法和淋洗法等，但因为治理费用高或存在二次环境风险而难以大面积推广应用。植物提取和植物固定属于新兴的污染土地修复技术，具有廉价、易操作、二次风险低等优点，在国际上也已有成功范例。对于矿山废弃地或工厂附近的高铅含量土地，可采用植物固定技术固定或钝化土壤铅，限制其向周边区域扩散。对于中低浓度铅污染土地可采用植物提取技术，通过种植铅超富集植物大量吸收并带走土壤中的铅，以达到去除土壤铅、恢复土地资源的利用价值。
在目前没有有效治理技术的前提下，可以采取一些切实可行的措施，尽量减少铅进入人体的风险。例如：在受污染的农田中，可以选种棉花、花卉、苗木等非食用作物。另外，根据我们对北京市100多种蔬菜的调查结果，大部分叶菜和果菜类蔬菜吸收铅的能力相对差一些，对土壤铅污染有一定的“抗性”。因此，对于铅污染程度较轻的农田，可通过选种这类抗铅污染的作物种类，以减少铅进入食物链的风险。但这些措施都是治本不治标的，不会减少土壤中的铅含量，因此不能从根本上解决土壤的铅污染问题，对后人和后代的污染风险并未消除。
❹ 有关环境问题的论文
题目：铅污染土壤的修复技术
虽然铅在土壤中的溶解度低, 且不易移动, 但由于人类对自然的不断开发和破坏, 加上工业
的发展, 造成了日益严重的全球性铅污染。铅对人体的毒害作用具有潜伏性和长期性的特点[1 ] 。
由于铅中毒事件的不断发生, 有关铅污染及铅毒害的研究越来越受到国内外学者的重视[1 ,2 ] 。有
研究表明, 人体血铅水平和土壤铅含量之间存在直接的关系[2 ] 。要最终解决铅污染问题, 一方面
应减少污染的来源; 另一方面则要对已被污染的土壤进行治理和修复。本文就铅对土壤的污染及
其修复技术作一综述, 为修复铅污染土壤的研究和实践提供依据。
1 土壤的铅污染
铅在地壳中的平均丰度为1215μg/ g。土壤铅含量一般在2～200μg/ g , 平均变化幅度为13～
42μg/ g。全国土壤背景值基本统计量的结果表明, 我国土壤铅含量最高可达到1143μg/ g , 最低
为0168μg/ g , 平均可达到26μg/ g [3 ] 。根据来源不同, 环境中的铅可分为“原生”和“外源”
两种。土壤成土过程中保留在土壤母质中的铅称为原生铅, 主要来源于岩石矿物。岩石在风化成
土过程中, 大部分铅仍保留在土壤中。无污染土壤铅含量大都仅略高于母质母岩含量。除母质母
岩风化保留在土壤中的天然原生铅以外, 由于人类活动也可造成污染, 引起土壤中铅含量升高。
通过尘埃沉降及各种污染途径进入土壤的铅称为外源铅。土壤外源铅主要来源于大气传输和沉
降。铅的密度较大, 空气中的含铅颗粒容易沉降下来, 不断积累在土壤里。
表1 70 年代～90 年代铅的全球产量
1975 1980 1985 1990
Pb 产量/ 103t/ 年- 1 343212 344812 343112 336712
表1 列出了70 年代到90 年代铅的全球产量。据统计, 80 年代释放到土壤中的铅达到796 ×
103t/ 年[4 ] 。人类对铅的开采和使用, 打破了铅在生物地球化学循环中的平衡, 造成严重的污染。
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1923 年开始在汽油中加入铅用作抗爆剂以后, 更加速了全球性铅的污染。因此可以说如今世界
上已难找到土壤铅含量不受人类活动影响的一片“净土”。Kabata - Pendias 和Rendias[5 ]报道在靠
近公路的某一块土壤铅含量高达7000μg/ g。潘如圭等[6 ]研究了汽车尾气中铅对公路两侧蔬菜的
污染情况。试验结果表明: 在公路两侧200 m 范围内生长的蔬菜均受到汽车尾气中铅的污染。管
建国[7 ]等研究了在金属冶炼厂周围和公路两侧200 m 范围内蔬菜的受污染情况, 发现所调查的普
通叶菜的铅含量均超过国家食品卫生标准。彭珊珊等[8 ]对我国一些常用茶中Pb 进行了测定, 结
果表明茶叶中的铅超过一般标准, 应引起重视。
土壤中的铅大部分形成PbS , 少部分形成PbCO3 、PbSO4 和PbCrO4 等无机化合物, 或与有机
物螯合。铅的无机化合物大多难以溶解, 而且因受到下列因素影响, 铅在土壤中的迁移能力也很
弱: (1) 土壤有机质对铅的络合作用。土壤有机质的—SH , —NH2 基因能与铅离子形成稳定的
络合物。(2) 土壤粘土矿物对铅的吸附作用。粘土矿物的阳离子交换位点可对铅离子进行交换性
吸附。另外, 铅离子进入水合氧化物的配位壳, 直接通过共价键或配位键结合于固体表面。由于
铅在土壤中迁移能力弱, 而且溶解度低, 因而人为因素造成的铅污染大多停留在土壤表层, 随土
壤深度的增加其含量急剧降低, 20 cm 以下趋于自然水平。
进入土壤中的铅有可能被植物吸收, 或溶解到地表水中, 通过食物链和饮用水进入动物和人
体, 进而影响人类健康。近年来的研究发现, 铅对人类健康的影响具有不可逆性和远期效应[9 ] 。
Page[2 ]等研究表明, 人体血铅与土壤铅含量存在一定关系:
0112 (Pb - B , μg/ 100mg) = ln (Pb - S ,μg/ g) - 4185
这一关系式仅说明了某一地区的特殊情况, 并无广泛适用价值, 但它足以表明土壤铅含量与
人体健康有直接关系。
2 铅污染土壤的修复技术
由于铅对人体具有很强的毒性, 近年来对铅污染土壤的修复引起了人们的普遍关注。铅污染
土壤的修复技术可以分为两大类: 物理化学修复技术和生物修复技术。物理化学修复技术又可分
为隔离包埋技术、固化稳定技术、Pyrometallurgical Separation 、化学稳定技术和电动修复技术等。
生物修复技术又可分为微生物修复技术和植物修复技术等。
211 隔离包埋技术(isolation and containment)
该法采用物理方法将铅污染土壤与其周围环境隔离开来, 减少铅对周围环境的污染或增加铅
的土壤环境容量。具体措施为: 以钢铁、水泥、皂土或灰浆等材料, 在污染土壤四周修建隔离
墙, 并防止污染地区的地下水流到周围地区。其中以水泥最为便宜, 应用也最为普遍。为减少地
表水的下渗, 还可以在污染土壤上覆盖一层合成膜, 或在污染土壤下面铺一层水泥和石块混合
层。
212 固化稳定技术(solidification and stabilization)
固化稳定技术包括两个方面: 采用化学方法降低铅在土壤中的可溶性和可提取性, 同时采用
物理方法将污染土壤包埋在一个坚固基质中。Wheeler 报道[10 ]将水泥、炉渣和石灰混合物加入污
染土壤中, 搅拌均匀凝固之后, 形成一个大石块, 将污染土壤包埋在其中。也有人采用电导产热
原理给土壤加热升温, 当土壤冷却后, 土壤凝固成玻璃样块状结构, 称之为玻璃化。该方法包括
三个具体步骤: (1) 在土壤两端插上电极电流通过土壤形成环路, 土壤温度上升并熔化。(2) 在
自然冷却过程中, 土壤凝固形成玻璃样土块。(3) 在土块上覆盖一层干净土壤。这一技术已经实
际应用于铅污染土壤的修复。
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213 Pyrometallurgical Separation
在一定温度下, 金属就会熔解或升华为气态。Pyrometallurgical separation 技术利用这一原理,
将铅等重金属从污染土壤中“蒸发”出来以达到净化土壤的目的。“蒸发”出来的金属可以再回
收或固定, 同时富含金属的剩余炉渣也可用于进一步提炼[11 ] 。铅污染土壤在高温熔化之前要进
行预处理, 以促进铅的熔解。这一技术主要应用于具有较高回收效率的严重污染土壤(5 %～
20 %) 。
214 化学稳定技术(chemical stabilization)
化学稳定技术就是应用化学反应将污染土壤中的重金属氧化或还原, 从而达到降低土壤中重
金属的活性[11 ] 。对于铅污染土壤, 可用还原剂(二氧化硫、亚硫酸盐或硫酸亚铁) 将铅离子还
原, 以减少土壤中铅的可提取量。这一技术也可作为其他修复技术(如固化稳定技术) 的前处理
步骤。但必须注意的是, 还原剂的施用可能会造成二次污染。初步研究表明, 施用石灰调节土壤
PH7 可降低铅在土壤中的溶解度, 减少植物对铅的吸收[13 ] 。研究表明, 施用羟基磷灰石[14 ] 、水
合氧化锰[15 ] 、磷灰岩[16 ,17 ]也可促进铅的沉淀, 减少土壤中的可溶态和可提取态铅。Vidac 和
Pohland[18 ]已将这一技术运用于地下水的修复。
215 电动修复技术(electrokinetice technology)
在污染土壤两端插上电极, 接通电源后, 土壤中的带电粒子向电性相反的电极移动, 最终积
聚或沉淀在电极上, 以达到清除污染土壤中重金属的目的。在欧洲, 这一技术不仅应用于铅污染
土壤[19 ] , 同时也应用于铜、锌、铬、镍和镉等污染土壤的修复。
216 微生物修复技术(microremediation)
微生物修复主要是借助微生物的生化反应来清除或稳定环境中的有害物质。根据原理不同可
分为生物还原沉淀、生物甲基化和生物吸附三种。生物还原沉淀是应用硫酸还原菌(SRB) 将硫
酸根还原为HS - 再与铅生成不溶性的Pb2S。生物甲基化是利用微生物将土壤中的重金属甲基化,
甲基化的金属更容易蒸发, 可做为Pyrometallurgical Separation 的预处理。生物吸附是利用细菌细
胞和藻类来吸附地下水或其他污染水体中的有害物质。Leusch 等[20 ]报道一种海藻( S . f luitans )
对铅的最大吸附量可达到369 mg/ g。Rahmani 等[21 ]研究了浮萍(Lemna minor) 对污染水体中铅
的清除能力。结果表明浮萍在亚致死水平下也能有效清除水体中的铅。
217 植物提取修复技术(phytoextration)
植物提取修复技术主要是利用超积累植物, 将土壤中各种过量元素或化合物大量转移到植株
体内特别是地上部分, 从而修复污染土壤[22 ] 。超积累植物相当于一个太阳能驱动泵将土壤中的
过量元素不断泵到植株体内[23 ] 。植物修复技术可分为两种, Salt 等[24 ]把利用超积累植物来吸收
土壤重金属的方法称之为持续植物提取(continuous phytoextraction) ; 而把利用螯合剂来促进植物
吸收土壤重金属的方法称之为诱导植物提取(incced phytoextraction) 。
21711 持续植物提取(continuous phytoextraction)
运用持续植物提取技术来修复铅污染土壤的关键是植物超积累铅的能力。一般认为, 只有铅
积累量达到1000μg/ g (干重) 才能称为铅超积累植物[25 ] 。已见报道的铅超积累植物有Brassica .
nigua [26 ] , Brassica . pekinensis [27 ] , Brassica . juncea [27 ]和T. rotungifolium [28 ] 。其中T. rotungi2
folium 的铅积累量最大, 可达到8200μg/ g (干重) [28 ] 。目前对于植物吸收、运输和积累铅以及耐
铅胁迫的机制研究甚少。Liu 等[29 ]研究发现印度芥菜( Brassica juncea) 可在根部积累大量的铅
但只有极少部分运输到地上部。原因一方面可能是由于根部细胞内存在高浓度磷酸盐或碳酸盐,
在细胞内近中性pH 条件下, 铅主要以磷酸盐或碳酸盐形式沉淀在根细胞壁或细胞内; 另一方面
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铅从根部向中柱迁移的过程还会受到内皮层凯氏带的阻拦。Wozny 等[30 ]认为铅进入中柱后随蒸
腾流被动运输到地上部分。运输过程中铅可能会与中柱内的阳离子交换位点结合, 从而被固定在
茎部中柱内。研究表明, 铅可与多种小分子有机物螯合[31～33 ] 。推测铅也有可能与各种小分子有
机酸、植物螯合肽结合, 减少与阳离子交换位点结合的机会, 从而增加进入了叶部的数量。作者
在对浙江西部的某一铅锌矿土壤进行调查时, 发现一种可高浓度积累铅和锌的植物, 据初步调查
结果, 其地上部分锌和铅的最高积累量分别达到了5000μg/ g 和1182μg/ g。对于这种植物超积
累锌和铅的生理生化机制, 正在进一步的研究中。
21712 诱导植物提取(incced phytoextraction)
对于在土壤中极难移动的铅元素, 施用螯合剂可促进植物对其的吸收。施用螯合剂诱导植物
超富集作用被称为螯合诱导修复技术。Romheld 和Marschner[34 ]认为螯合物与金属结合后, 金属
螯合物可以从内皮层裂口处进入根内, 然后被迅速地转移到茎叶。在用14C - EDTA - Pb 作标记
的试验中, Blaylock 等[35 ]发现, 在含这种标记物的介质中生长的植物地上部能快速积累铅, 表明
铅与螯合物结合有利于植物对铅的吸收。Salt 等[36 ]认为金属与螯合物结合后阻止了金属的沉淀
和吸附, 从而提高了金属的可提取性。螯合诱导修复技术既可选用一般植物也可选用超积累植
物。在土壤铅浓度为2500μg/ g 的污染土壤上种植玉米和豌豆, 加入EDTA 后, 植物地上部铅的
浓度从500μg/ g 提高到10000μg/ g ; 而且EDTA 还能极大的提高铅从根系向地上部的运输能力,
每千克土中加入110 g EDTA , 24 h 后, 玉米木质部中铅的浓度是对照的100 倍, 从根系到地上
部的运输转化量是对照的120 倍[37 ] 。不同螯合剂促进植物对铅吸收的效应与螯合剂促进铅从土
壤解吸的效应相一致: EDTA > HEDTA >DTPA > EGTA > EDDHA。螯合诱导技术对超积累植物吸
收金属的强化效应也很明显。印度芥菜是一种可富集多种金属的植物。Blaylock 等[35 ]研究了柠檬
酸、苹果酸、乙酸、EDTA、EGTA、CDTA 对印度芥菜( Brassica juncea) 吸收Cd 和Pb 的效应,
发现土壤酸化与施加螯合物相结合可显着增加铅的吸收效率。Vassil 等[38 ]报道用铅和EDTA 共同
处理印度芥菜, 其地上部分含量高达55 mmol/ kg (干重) , 相当于培养液铅浓度的75 倍。对印度
芥菜茎部提取液的直接测定证明, 茎部的大部分铅是与EDTA 结合的形式运输的。由于螯合剂的
价格一般较贵, Blaylock 等[35 ]指出螯合剂( EDTA 和乙酸) 将使每吨铅污染土壤修复成本增加
715 美元。此外螯合剂在增加土壤中重金属生物有效性的同时, 也增加了重金属离子的移动性。
因而对于螯合诱导修复技术的环境风险应加以系统评价。
由于已发现的铅超积累植物种类极少, 而且植物生长慢、生物量小, 因而螯合诱导修复技术
比持续提取技术更引人注目。但不论哪种植物修复技术都具有其它物理化学方法所没有的优点:
(1) 成本低。据估计, 如果某种植物的茎部铅积累量达到1 % , 且每年产量40 t/ hm2 , 那么通过
10 年种植将土壤铅含量从114 %下降为014 %所需费用是245000 美元, 而用物理化学修复技术则
需要1600000 美元。(2) 植物利用太阳能, 不破坏生态平衡, 同时还能美化环境, 易为公众所接
受。(3) 将富铅植物残体用于植物炼矿, 可产生经济效益。相比之下, 虽然植物修复技术所需时
间较长, 而且植物的生长要受到环境的影响, 但这些缺点都不成为重要问题。可以预言, 植物修
复将成为一种应用广泛、环境良好和经济有效的修复铅污染土壤的方法。
❺ 目前中国有机废气治理的现状
VOCS有机废气治理技术现状及进展
有机废气的来源多种多样，其产生方式及排放方式也不尽相同。因此，有机废气的治理技术也多种多样，各种治理技术也存在自己不同的优缺点。在实际生产过程中，根据不同的情况，选择合适的方法是有机废气治理的关键。有机废气治理的方法主要有回收法和消除法两类。有机废气主要回收技术有：吸附法、吸收法、冷凝法、膜分离技术及变压吸附技术等；有机废气消除技术可分为物理一化学法和生物法两类。物理一化学法包括热破坏法、光分解法、电晕法、臭氧分解法等;生物法包括生物过滤器，生物滴滤器，生物冲刷塔，膜生物反应器，活性污泥法等。
活性炭吸附法净化率可达95%以上，若无再生装置，则运行费用太高，若用蒸汽回收，则工艺流程过长，操作费用高，回收的溶剂和水的混合物利用价值也不高；再生时需要有稳定的蒸汽源，且活性炭经反复吸附脱附后吸附能力会逐渐降低，一般使用二三年后就得更换。液体吸收法净化率只有6O%－8O%，而且存在着二次污染问题。催化燃烧法净化率可达95%，但适合于处理高浓度、小风量且废气温度较高的有机废气，而且要求气体的温度较高，为了提高废气温度，要消耗大量的能源。目前应用最多的方法是吸附一催化燃烧法，它主要以颗粒炭或蜂窝炭为吸附剂，为了保证生产的连续性，一般设置两个吸附床交替使用，由于切换的周期至少为1d，因此吸附床体积大，吸附剂用量多，设备笨重，投资大，操作麻烦；由于床层体积大，容易出现因吸附热的积蓄引起的燃烧爆炸等现象。针对这些问题，现有新型装置的吸附器采用一种多单元分流组合结构，并以新型材料――活性炭纤维作为吸附剂，采用PLC电脑来实现整个系统的连续运行。
❻ 我国治理水污染的目的和方法是什么
目的：随着人口的迅速增长，人们对水资源的需求量不断增大，与此同时对其造成的污染也日趋严重。2000年我国7大水系57.7%的断面满足III类以上水质要求；21.6%的断面为IV类水质；6.9%的断面为V类水质；13.8%的断面属劣V类水质。另外据统计，我国有80%以上的污水未经处理直接排入水域，90%以上的城市水域污染严重。
方法：一、水污染的预防
1.1 减少城市生活污水 1.2 减少农业污水1.3 减少工业污水
二、水污染的治理方法
1、生物法：水污染的治理包括内环境治理和外环境治理。前者是对污染源的治理, 其难度大, 耗资多。后者是利用自然环境净化能力对水污染的治理。生物净化就是外环境治理的重要手段, 它是一种符合我国国情的水污染治理方法。
由于地球上到处都有能参与净化活动的生物种属, 它们通过本身特有的新陈代谢活动, 吸收积累分解转化污染物, 降低污染物浓度, 使有毒物变为无毒, 最终达到水排放标准。因此利用生物净化污水受到人们的重视。
（1）沉淀处理法（2）水生生物养殖法（3）生物称定塘法（4）活性污泥法（5）生物膜法
（6）生物接触权化法 （7）土地处理系统（8）固定化细胞法
2、物理法（纤维素基吸附法）：
物理法处理水污染有许多种方法，主要包括膜工程法, 吸附法。其中，吸附法由于具有多样性、高效、易于处理, 可重复利用,而且可能实现低成本而最受重视。活性炭是现在用得最广泛的吸附剂, 主要用来吸附有机物, 也可以用来吸附重金属, 但是价格比较昂贵。磁性海藻酸盐不仅可以吸附有机砷, 还可以用来吸附重金属。 壳聚糖作为一种生物吸附剂, 可以在不同的环境中分别吸附重金属阳离子和有害阴离子。骨碳、铝盐、铁盐以及稀土类吸附剂都是有害阴离子的有效吸附剂。稻壳、改性淀粉、羊毛、改性膨润土等都可以用来吸附重金属阳离子。随着水质的日益复杂和科技的进步, 水处理用的吸附剂不仅要求高效, 还要廉价, 而纤维素作为世界上最丰富的可再生聚合物资源, 非常廉价, 可以成为理想的吸附剂基体材料。
（1）纤维素的来源（2）改性纤维素在水处理中的应用
3、化学法：利用化学反应的作用, 通过改变污染物的性质降低其危害性或有利于污染物的分离去除。包括向各类废水中投加各类絮凝剂, 使之与水中的污染物起化学反应,生成不溶于水或难溶于水的化合物,析出沉淀,使废水得到净化的化学沉淀法;利用中和作用处理酸性或碱性废水的中和法;利用液氯、臭氧等强氧化剂氧化分解废水中污染物的化学氧化法;利用电解的原理, 在阴阳两极分别发生氧化和还原反应,使水质达到净化的电解法等（1）氧化法 （2） 电解法（3）超临界技术
挥之不去的雾霾对人的呼吸系统心血管有危害美国进口普卫欣京.东有效减少雾霾的吸入。
❼ 铅污染源有哪些
第一种铅污染源是汽油。“爆震”，是介于燃烧和爆炸之间的一种现象，会直接使汽车的汽缸等相关零件寿命大减，还会使效率大大降低，增加油耗。这就是被称为严重地阻碍汽油机发展的“爆震障”。为了防止爆震，美国通用汽车公司研究实验室的托马斯.米格莱(1889～1944)、鲍义德(T.A.Boyd)和查尔斯.凯特林(Charles Kettering)等，于1921～1922年在汽油中加入少量无色有剧毒和芳香味的油状液体四乙基铅［分子式为Pb(C-2H-5)-4］。
但是，掺入汽油中的铅，只有约20%被用来抗爆震，其余约80％都随汽车尾气排放到大气之中而形成了铅污染。据估计，全球每年仅此一项排入大气的铅就超过25万吨，占大气总铅污染的60％。而面积则覆盖整个地球，连“冰清玉洁”的南北极也不能幸免。例如，瑞典科学院曾对斯德哥尔摩市中心一座公园内的几棵400岁以上的老橡树进行过研究，发现树中铅含量在19世纪仅为0.01ppm(1ppm=10-6)，到20世纪中叶增加了一倍，到20世纪70年代末则增加了10倍。而在“汽车轮子上的国家”——美国，国民平均吸入的汽车尾气中的铅，比东方人多好几倍。
为了改变含铅汽油造成的铅污染，人们已经找到了替代物——无铅汽油。例如，日本和美国分别在20世纪70年代初和1975年开始生产无铅汽油，又分别在1975年和1988年实现了汽油无铅化。美国国会还于1990年11月立法规定严禁在美国使用含铅汽油，欧共体在1991年也颁布了用无铅汽油的规定。到1994年，世界上已有约99％的国家禁止使用含铅汽油。中国石油部门也在1991年颁布了“无铅车用汽油”的国家标准，一些大城市相继规定必须使用无铅汽油，例如北京在1997年1月1日就禁用含铅汽油。
第二种铅污染源是油漆和一般油墨。.四氧化三铅(俗名铅丹或红丹)、碱式碳酸铅(俗名铅白或白铅粉)、铅铬黄(即铬黄)、铅铬橙(即铬橙)等油漆原料中都含铅。为了防止这类污染，许多国家规定不准在油漆中加入含铅成分。例如，英国在1981年就立法作了这种规定。
说到油漆铅污染，还有一个故事。在巴黎东郊建于1948年前的陈旧住宅里，住着一些城市贫民和来自北非等地的移民。这里的儿童经常发生一种怪病：突然惊厥、昏迷，甚至不明不白突然死亡。经过对102处住宅调查后发现，这些住宅内30％的儿童血液中的铅浓度达到150微克／升，超过“严重铅中毒”的标准100微克／升。那么，这些铅从何而来呢?原来，这些房屋年久失修，墙上油漆剥落，孩子们常把剥落的漆片放到嘴里咀嚼而进入血液。那他们对漆片为何“情有独钟”呢?原来，漆片是甜腻腻的，嚼起来“味道好极了”，孩子们不知道它是“甜蜜的杀手”。
第三种铅污染源是饮用水。1971年，世界卫生组织规定的水质标准中，铅含量应小于0.1ppm，而铜、镉、汞则分别为0.05ppm、0.001ppm和0.001ppm。通过输水金属管道进入水中、通过其他污染源在入管之前进入水中的铅都是水中铅的来源。
第四种铅污染源是药物，特别是中药。例如铅丹、铅粉、铅霜、黄丹、密陀僧等。一些膏药中也含有不少的铅。所以，这类药物不宜久用或用量过大。
第五种铅污染源是劣质化妆品。
第六种铅污染源来自各种场合排出的废气、废物(例如报废的仪器、家电)等。
❽ 怎样利用微生物处理废水
废水生物处理法
随着工业的发展，污水成分已愈来愈复杂。某些难降解的有机物质和有毒物质，需要运用微生物的方法进行处理，污水具备微生物生长和繁殖的条件，因而微生物能从污水中获取养分，同时降解和利用有害物质，从而使污水得到净化。废水生物处理是利用微生物的生命活动，对废水中呈溶解态或胶体状态的有机污染物降解作用，从而使废水得到净化的一种处理方法。废水生物处理技术以其消耗少、效率高、成本低、工艺操作管理方便可靠和无二次污染等显着优点而备受人们的青睐。
定义
利用微生物的代谢作用除去废水中有机污染物的一种方法，亦称废水生物化学处理法，简称废水生化法。由于传统治理方法有成本高、操作复杂、对于大流量低浓度的有害污染难处理等缺点，经过多年的探索和研究，生物治理技术日益受到人们的重视。随着耐重金属毒性微生物的研究进展，采用生物技术处理电镀重金属废水呈现蓬勃发展势头，根据生物去除重金属离子的机理不同可分为生物絮凝法、生物吸附法、生物化学法以及植物修复法。
特点
1、用生物方法去除有机物最经济；
2、90%废水处理工艺属于生物处理工艺；
3、水中氨氮用生物处理方法去除最有效；
4、绝大多数工业废水也是以生物处理方法为主
分类
生物化学法
生物化学法指通过微生物处理含重金属废水，将可溶性离子转化为不溶性化合物而去除。硫酸盐生物还原法是一种典型生物化学法。该法是在厌氧条件下硫酸盐还原菌通过异化的硫酸盐还原作用，将硫酸盐还原成H2S，废水中的重金属离子可以和所产生的H2S反应生成溶解度很低的金属硫化物沉淀而被去除，同时H2SO4的还原作用可将SO42-转化为S2-而使废水的pH值升高。因许多重金属离子氢氧化物的离子积很小而沉淀。有关研究表明，生物化学法处理含Cr6+浓度为30—40mg/L的废水去除率可达99.67%—99.97%。有人还利用家畜粪便厌氧消化污泥进行矿山酸性废水重金属离子的处理，结果表明该方法能有效去除废水中的重金属。赵晓红等人用脱硫肠杆菌(SRV)去除电镀废水中的铜离子，在铜质量浓度为246.8 mg/L的溶液，当pH为4.0时，去除率达99.12%。[2]
生物絮凝法
生物絮凝法是利用微生物或微生物产生的代谢物进行絮凝沉淀的一种除污方法。微生物絮凝剂是一类由微生物产生并分泌到细胞外，具有絮凝活性的代谢物。一般由多糖、蛋白质、DNA、纤维素、糖蛋白、聚氨基酸等高分子物质构成，分子中含有多种官能团，能使水中胶体悬浮物相互凝聚沉淀。至目前为止，对重金属有絮凝作用的约有十几个品种，生物絮凝剂中的氨基和羟基可与Cu2+、 Hg2+、Ag+、Au2+等重金属离子形成稳定的鳌合物而沉淀下来。应用微生物絮凝法处理废水安全方便无毒、不产生二次污染、絮凝效果好，且生长快、易于实现工业化等特点。此外，微生物可以通过遗传工程、驯化或构造出具有特殊功能的菌株。因而微生物絮凝法具有广阔的应用前景。[2]
生物吸附法
生物吸附法是利用生物体本身的化学结构及成分特性来吸附溶于水中的金属离子，再通过固液两相分离去除水溶液中的金属离子的方法。利用胞外聚合物分离金属离子，有些细菌在生长过程中释放的蛋白质，能使溶液中可溶性的重金属离子转化为沉淀物而去除。生物吸附剂具有来源广、价格低、吸附能力强、易于分离回收重金属等特点，已经被广泛应用。[2]
需氧生物处理法
利用需氧微生物在有氧条件下将废水中复杂的有机物分解的方法。生活污水中的典型有机物是碳水化合物、合成洗涤剂、脂肪、蛋白质及其分解产物如尿素、甘氨酸、脂肪酸等。这些有机物可按生物体系中所含元素量的多寡顺序表示为 COHNS。
生物体系中这些反应有赖于生物体系中的酶来加速。酶按其催化反应分为：氧化还原酶：在细胞内催化有机物的氧化还原反应，促进电子转移，使其与氧化合或脱氢。可分为氧化酶和还原酶。氧化酶可活化分子氧，作为受氢体而形成水或过氧化氢。还原酶包括各种脱氢酶，可活化基质上的氢,并由辅酶将氢传给被还原的物质,使基质氧化，受氢体还原。水解酶：对有机物的加水分解反应起催化作用。水解反应是在细胞外产生的最基本的反应，能将复杂的高分子有机物分解为小分子，使之易于透过细胞壁。如将蛋白质分解为氨基酸，将脂肪分解为脂肪酸和甘油，将复杂的多糖分解为单糖等。此外还有脱氨基、脱羧基、磷酸化和脱磷酸等酶。
许多酶只有在一些称为辅酶和活化剂的特殊物质存在时才能进行催化反应，钾、钙、镁、锌、钴、锰、氯化物、磷酸盐离子在许多种酶的催化反应中是不可缺少的辅酶或活化剂。
在需氧生物处理过程中，污水中的有机物在微生物酶的催化作用下被氧化降解，分三个阶段：第一阶段，大的有机物分子降解为构成单元──单糖、氨基酸或甘油和脂肪酸。在第二阶段中，第一阶段的产物部分地被氧化为下列物质中的一种或几种：二氧化碳、水、乙酰基辅酶A、α-酮戊二酸(或称 α-氧化戊二酸)或草醋酸（又称草酰乙酸）。第三阶段（即三羧酸循环，是有机物氧化的最终阶段）是乙酰基辅酶A、α－酮戊二酸和草醋酸被氧化为二氧化碳和水。有机物在氧化降解的各个阶段，都释放出一定的能量。
在有机物降解的同时，还发生微生物原生质的合成反应。在第一阶段中由被作用物分解成的构成单元可以合成碳水化合物、蛋白质和脂肪，再进一步合成细胞原生质。合成能量是微生物在有机物的氧化过程中获得的。
厌氧生物处理法
主要用于处理污水中的沉淀污泥，因而又称污泥消化，也用于处理高浓度的有机废水。这种方法是在厌氧细菌或兼性细菌的作用下将污泥中的有机物分解，最后产生甲烷和二氧化碳等气体，这些气体是有经济价值的能源。中国大量建设的沼气池就是具体应用这种方法的典型实例。消化后的污泥比原生污泥容易脱水，所含致病菌大大减少，臭味显着减弱，肥分变成速效的，体积缩小，易于处置。城市污水沉淀污泥和高浓度有机废水的完全厌氧消化过程可分为三个阶段（见图）。在第一阶段,污泥中的固态有机化合物借助于从厌氧菌分泌出的细胞外水解酶得到溶解，并通过细胞壁进入细胞中进行代谢的生化反应。在水解酶的催化下，将复杂的多糖类水解为单糖类，将蛋白质水解为缩氨酸和氨基酸，并将脂肪水解为甘油和脂肪酸。第二阶段是在产酸菌的作用下将第一阶段的产物进一步降解为比较简单的挥发性有机酸等，如乙酸、丙酸、丁酸等挥发性有机酸，以及醇类、醛类等；同时生成二氧化碳和新的微生物细胞。
反应原理
第一、二阶段又称为液化过程。第三阶段是在甲烷菌的作用下将第二阶段产生的挥发酸转化成甲烷和二氧化碳，因此又称为气化过程，其反应可用下式表示：
一些有机酸或醇的气化过程举例如下：
乙酸：
CH3COOH─→CO2+CH4
丙酸：
4CH3CH2COOH+2H2O─→5CO2+7CH4
甲醇：
4CH3OH─→CO2+3CH4+2H2O
乙醇：
2CH3CH2OH+CO2─→2CH3COOH+CH4
为了使厌氧消化过程正常进行，必须将温度、pH值、氧化还原电势等保持在一定的范围内，以维持甲烷菌的正常活动，保证及时地和完全地将第二阶段产生的挥发酸转化成甲烷。
生物化学反应的速度直接受温度的影响。进行厌氧消化的微生物有两类：中温消化菌和高温消化菌。前者的适应温度范围为17～43℃，最佳温度为32～35℃；后者则在50～55℃具有最佳反应速度。
近年来，厌氧消化处理法发展到应用于处理高浓度有机废水，如屠宰场废水、肉类加工废水、制糖工业废水、酒精工业废水、罐头工业废水、亚硫酸盐制浆废水等，比采用需氧生物处理法节省费用。
利用生物法处理废水的具体方法有活性污泥法、生物膜法、氧化塘法、土地处理系统和污泥消化等
❾ 土壤铅污染 能不能种农作物
现代农业生产中农药和化肥的大量使用，汽车尾气的大量排放，城市污水及垃圾处理不当，工业生产所产生的“三废”的不合理排放以及因采矿造成的废弃地等问题，导致土壤中重金属含量急剧增加，土壤一植物系统中重金属污染问题日趋严重。1955～1972年，日本富山县的“骨痛病”，就是由于居民食用了含cd量高的稻米和引用含cd量高的水中毒而引起的。因此，重金属污染土壤的修复问题日益引起了社会的普遍关注。植物修复技术具有成本低、工程量小、无二次污染、能减少土壤侵蚀、美化景观、提高土壤有机质和培肥地力等优点，受到科学家们的普遍关注。目前对于超富集植物的研究大多停留在对野外品种的筛选阶段，多集中于植物对重金属的积累量、耐性及积累机理，究竟如何有效地将其应用到实践当中的研究并不多见。影响植物修复效果好坏的一个重要因素就是超富集植物地上部生物量的大小，通过改善栽培技术，提高超富集植物地上部生物量和重金属积累量，是值得关注的一个重要方面。
1 超富集植物在植物修复方面存在的问题
植物修复技术主要是通过超富集植物根系吸收固定重金属，并转移到地面部分，采用收割植物的方式去除土壤中重金属。这项技术具有越来越广阔的前景。
植物修复中使用的修复植物是一类超富集植物(hyperaccumulators)。超富集植物是能超量吸收重金属并将其运移到地上部的植物。通常，超富集植物的界定可考虑以下两个主要因素：①植物体内富集的重金属应达到一定的量；②植物地上部的重金属含量应高于根部，由于各种重金属在地壳中的丰度及在土壤和植物中的背景值存在较大差异，因此，对不同重金属，其超富集植物富集浓度界限也有所不同。目前，采用较多的是BAKER和BROOKSt提出的参考值，即把植物叶片或地上部(干重)中含Cd达到100μg，含Co，Cu，Ni，Ph达到l
000
t~g／g，Mn，zn达到10000μg／g以上的植物称为超富集植物。同时这些植物还应满足植物地上部重金属的含量／根部重金属的含量>1。
理想的超富集植物应具有生长速率快、生长周
期短、地上部生物量大、能同时富集两种或两种以上重金属的特点，但现实中其应用具有一定的局限性。一般认为植物修复技术在污染量较低和中等地块或污染处于相对浅表层的区域最为有效。采取适宜的栽培调控措施可以促进超富集植物对土壤中重金属吸收是值得研究的重要问题。例如，通过调节诸如土壤水分、土壤养分、土壤pH值以及利用土壤改良剂和生物螯合剂促进土壤结构、生物多样性以提高超富集植物的修复效果。
2超富集植物的栽培措施
2．1 品种选择
首先要调查土壤的污染程度和污染土壤主要重金属的类型，根据土壤的污染程度和污染重金属的类型选择相应的超富集植物品种进行修复。从金属矿区筛选来的重金属超富集植物是一个有效途径。ZU等从Pb，zn矿区筛选到了多种具有明显效果的重金属超富集植物，如中华山蓼(Oxyria
isnensis Var．Hemsl)、圆叶无心菜(Are— TtaT~a rotumdifolia
Var．Bieberstein)、续断菊(Son— chus
asper(L．)Var．Hill)和小花南芥(Arabis alpinal
Var．parviflora Franch)等。
国内外对此方面作了较多的研究，现将部分常见的超富集植物及其积累的重金属含量归纳于表1。
2．2 幼苗繁育
超富集植物多数是野生植物，人们对它们的生活习性了解甚少，几乎没有完善的幼苗繁育技术。通常可以借鉴农作物的驯化栽培经验对其幼苗进行繁育。野生植物的种子一般都很小，可以利用种子包衣技术促进超富集植物种子萌发。首先采用收集种子的方式进行直接繁育，如果没有采到成熟的种子可以移栽植物待其成熟后进行采收。育苗的过程中要保证充足的养分、湿度和温度，土壤不可过于贫瘠、板结，培育出健壮的小苗是试验能否继续的关键因素。其次可以将收集到的苗进行组织培养，以顶芽或带节的嫩茎为材料，用这种繁育方法可以生产无病毒种苗，有的植物要靠分株来增加数量是非常难的，此时可以利用组织培养的方法在短期时间内迅速而且大量的繁殖与母株一模一样的种苗，以组织培养繁殖的种苗与母株有着相同的遗传基因。这项技术可让优良的品种不断地延续。
一般情况下，为了缩短植物修复的周期，在育苗方面还可以采取移栽的方法缩短植物的生育期。在植物收割前的一段时间培育秧苗，等到植物收割后，将适宜移栽的秧苗移栽到污染土壤区，可以节省种子播种到出苗之间的时间。例如在塑料大棚内，利用其适宜的温度、湿度等条件对植物进行繁育，若是喜荫植物则可利用遮荫设备促进其萌发生长，还可施干冰提高二氧化碳的浓度，进而提高植物的光和强度促进植物幼苗生长。
2．3施肥措施
超富集植物的施肥研究主要包括施有机肥和化肥对超富集植物吸收重金属效果的影响。
2．3．1有机肥
有机肥料包括动物厩肥、绿肥和堆肥等，它不仅可以改善土壤的理化性状、增加土壤的肥力，而且可以影响重金属在土壤中的形态及植物对它的吸收，施用有机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机肥必须注意腐殖质的性质和种类。土壤有机质的矿化可以提高土壤中重金属的活性，从而更容易被植物吸收。若长期施用人粪尿，不仅易使土壤板结，其中的cl-可络合汞，造成被汞污染的土壤汞活性增强。利用有机肥改良Cd污染土壤，由于有机肥在矿化过程中分解出的低分子量的有机酸和腐殖酸组分对土壤中的Cd起到了活化作用，从而有利于超富集植物对重金属的吸收。
有机肥的使用要注意土壤中腐殖酸组分和土壤环境条件。主要是由于有机肥在矿化过程中分解出的低分子量的有机酸和腐殖酸组分对土壤中的cd起到了活化作用，关键取决于腐殖酸组分和土壤环境条件，如果能够系统地掌握不同pH，
Eh，质地等土壤条件下，腐殖酸组分对cd的移动性和生物有效性的影响，就能够合理利用有机肥更好的应用于植物修复。
2．3．2化肥
不同形态的N，P，K化肥，对土壤理化性质和根际环境具有明显的影响，选择适宜的化肥，既是一种简便的提高植物生物量的方式又有利于植物修复中超累积植物对土壤中重金属的吸收。
氮肥施入土壤后，首先改变了土壤的pH，一般情况下pH降低，土壤溶液电导值增大，离子强度增强，植物从土壤中吸收重金属的能力就会增强。因此，如果施氮肥使土壤变酸，就会增大土壤中重金属的溶解度，减少了土壤中吸附重金属的量，提高了超富集植物对重金属的积累量。从根际环境看，当植物吸收NH和N0，根系分泌不同的离子，吸收NH-N时引起H+的分泌，造成根际周围酸化。而吸收NO2-N植物分泌OH－，造成根际碱化。利于超富集植物累积重金属的氮肥其作用强度顺序为(NH4)2SO4>
NH4N03>ca(NO3)2。即不同形态的氮肥，由于对土壤酸化、根际环境及竞争作用的影响程度不同，对超富集植物累积重金属的量也不同。一般情况下施加氮肥能增加土壤中重金属的植物活性，利于超富集植物对土壤中重金属的吸收。
磷肥对植物吸收重金属的作用有所不同，有促进植物活性，也有抑制。磷肥对土壤重金属的作用机制之一就是沉淀效应，使土壤溶液中的重金属离子发生沉淀，降低植物的吸收。磷还通常用来改良砷污染土壤，使生长的蔬菜可食部分砷含量降至食品卫生标准以下。但最新的研究表明，施人较多的磷时，砷超富集植物蜈蚣草对磷砷(V价盐)的吸收表现为协同作用。说明磷肥的种类对重金属在土壤中的形态有不同的影响。因此合理的选用磷肥才能增加超富集植物对土壤中重金属的吸收。研究表明能提高超富集植物地上部分生物量和重金属镉浓度的积累量的化肥形态是：①氮肥：
(NH4)2S04>CO(NH2)2>
NH4HC03>Ca(N03)2；②磷肥：Ca(H2P04)2>钙镁磷肥；③钾肥：KCI>K2S04。
综上所述，由于N，P肥和有机肥能改变土壤重金属的化学行为，因而植物对其吸收也会有所不同。一般来说，参与根际环境中污染物降解的微生物群落结构复杂，往往包含微生物多种类型。N，P肥和有机质对土壤重金属的影响离不开环境条件。所以，实践中通过施肥来增加超富集植物对土壤中重金属的吸收应考虑土壤环境条件，从而提高超富集植物地上部的生物量，进而更好的应用到重金属污染土壤的植物修复中。
2．4土壤中施用螯合剂和改良剂
向土壤中施用螯合剂和改良剂能诱导、强化植物超富集作用，提高超富集植物地上部的生物量和重金属积累量。理想的螯合剂应具有3个特点：专一性靶络合金属；促进植物对重金属的吸收和转移；降解快，无残留毒性。生产中常用的螯合剂如：EDTA，DTPA，EG-TA，柠檬酸等。
施用螯合剂可提高超积累植物对重金属的吸收，如在铅污染的土壤中，能被植物利用的Ph仅为0．1％，增施螯合剂以后，可显着提高土壤中植物可利用Pb的量达100倍以上；Pb在土壤中的移动性和生物可利用性增强，使某些植物超富集Pb，达到修复Pb污染土壤的目的。螯合剂的主要作用体现在：增加了土壤中的Pb溶解度；提高了Pb的根际扩散能力；增加了Pb从根系向地上部的转运系数。近年来，施加螯合剂不但提高了某些植物对Pb的吸收量，更重要的是促进了
Pb在植物地上部分的生物量和累积量。
己研究过的影响Pb迁移性的螯合剂有：乙二胺四乙酸(EDTA)、环己烷二胺四乙酸(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(0一羟基苯)乙酸(EDDHA)、羟乙基替乙二胺三乙酸(HEDTA)和氮川三乙酸(NTA)等。不同螯合剂促进植物对Pb吸收的效应与螯合剂对土壤
Pb的活化效应相一致，其强弱顺序为：EDTA>
HEDTA>CDTA：DTPA>EGTA>EDDH>NAT．因此，EDTA被证明是最有效的螯合剂。
土壤酸化与施加螯合物相结合可显着增加印度芥菜对Ph的吸收效率。VASSIL等报道用Pb和EDTA共同处理印度芥菜，其地上部分Pb含量高达55
mmol／kg(干重)，相当于培养液Pb浓度的75倍，对印度芥菜茎部提取液的直接测定证明，茎部的大部分Pb是以与EDTA结合的形式存在的。
在土壤中施加改良剂可降低重金属在土壤中的活性。由于污染土壤结构较差，养分缺乏，重金属以毒性较强的形态存在，从而影响植物的生长。通常要加入各种改良剂以改善土壤的物理化学性质，促进植物生长，增加生物量，增强植物修复的效果。除了必要的氮、磷、钾肥料外，常用的改良剂包括石灰、磷矿物、铁锰氧化物、粉煤灰、生物活性污泥、合成锆石等。不同改良剂适用于不同的重金属污染土壤，石灰适用大多数重金属的稳定化过程，但不适用砷的稳定，因为砷在碱性土壤环境中吸附性降低而趋于释放，二巯基丁二酸盐是一种砷的螯合剂，加入后可促进印度芥菜对砷的吸收。
2．5土壤水分条件
合理的灌水是促进超富集植物生长和增加地上部生物量的主要因素，了解超富集植物需水的关键期，对于科学用水和提高超富集植物地上部生物量具有重要意义的。
从超富集植物生育前期、中期和后期的需水量情况看，是一个由少到多再到少的变化过程。因此，要根据植物生长发育的不同时期及生理特性进行灌溉，营养生长初期阶段应适量浇水，营养生长和生殖生长阶段应保证植株充足的水分，开花以后随耗水量降低而减少水量。过量灌水既浪费资源也不利于植物生长，直接影响土壤的pH和氧化还原条件，还可能引起土壤中重金属的扩散。湿地中微量和有毒金属元素的移动性较旱地条件下高，淹水(厌氧)条件下普通植物对土壤中重金属的吸收较非淹水条件下的低。
2．6群落构建
要合理做好乔、灌、草的搭配，乔木、灌木、草本植物、藤本植物都有其特定的植物生态功能，各自在自然界中发挥着自身的作用，可以充分利用周围的环境资源。通过这种方式可以提高生物量和重金属积累量。
重金属污染土壤多是几种重金属混合在一起的复合污染，而超富集植物往往只对其中一种重金属具有提取作用，只种植一种超富集植物每次仅能治理一种重金属，待这一种重金属治理完之后再种植理一种超富集植物去治理其余的重金属，如此进行下去既费工又耗时。因此，根据土壤污染的情况，将几种具有不同修复功能的超富集植物搭配种植，既可以提高修复效果又可以节省修复时间。在cu，Zn污染的土壤上可种植印度芥菜、黑麦草、海州香薷、天蓝遏蓝菜、东南景天等。对于Cd，Pb，zn和Cu含量较高的污染土壤，可种植野菊花、旋鳞莎草和五节芒3种植物。在cd污染的植物修复中，已筛选出了湖桑、苎麻、红麻、棉花等一批耐cd作物品种，种植后使土壤cd含量普遍下降。通过套种超富集植物天蓝遏蓝菜Thlaspi
caerulescens和非超富集植物 Thlaspi
arvense，发现当这两种植物的根系交织在一起时，Thlaspi
carulescens对zn的富集能力显着提高。通过盆栽试验研究了套种超富集植物 Thlaspi
carullesce和非超富集植物黑麦草(Lolium perence
L)对重金属污染土壤的处理效果，结果表明Thlaspi
carulescens对土壤中Cd的去除率3个月达35％，是黑麦草吸收能力的10倍。对于
Thlaspi carulescens和非超富集植物玉米处理zn和
Cu超标的城市污泥进行研究，结果表明，植物修复半年后，污泥体积降低为原来的1／4，EDTA浸取zn明显降低。而且用该处理技术产出的玉米，经多次试验均表明符合食品卫生标准(cu<lO
mg／kg)。MOUSSA等通过套种Thlaspi carules-
cens和非超富集植物玉米(Huidan-4)，收获的玉米子粒中含cu 4．72
mg／kg，符合食品卫生标准(Cu<10
mg／kg)。这种套种生物量大的富集植物和经济植物的方法为zn污染污泥的植物修复与利用提供了新的思路。目前，人工湿地常用的植物为水生或半水生的维管植物，如凤眼兰、破铜钱、印度葵等，它们能在水中长期吸收zn，cd和Cu等金属。
3展望
在重金属超富集植物中，应注意以下方面：
(1)将转基因技术应用于超富集植物品种的培育中，培育出生物量大、重金属累积量大的超富集植物。
(2)加强对已经发现的超富集植物栽培措施的研究，使超富集植物能够最大限度增加生物量累积重金属，从而提高超富集植物的修复效果。
❿ 《哪些生物与我们的生活密切相关》的1000字的小论文
摘要：、有效、易获得的生物和矿物（及二者的副产物）可替代活性炭或离子交换树脂处理含Pb废水, 也可以用于修复Pb污染土壤和水域。本文综述了微生物、废弃物、植物和非金属矿物材料处理Pb污染的研究及进展。
关键词：Pb 微生物 农林废弃物 植物 矿物材料 污染
;
铅作为一种重金属元素进入后不能被生物降解，并通过进入食物链在生物体内累积，影响生物正常生理代谢活动，危害动物及人体健康。近几十年来，电镀、采矿、制革等许多排放的废水、废气和废渣不断增加了环境中铅污染负荷，超出了环境自净能力，致使土壤、湖泊和海洋都出现了不同程度的铅污染。据报道，地中海和太平洋表层水含铅量分别超过了0.20mg/L和0.35mg/L，大约为工业生产前海水含铅量的10倍以上[1]。国家环保总局发布的2003中国近海公告中指出，中国2/3的近海海域出现铅含量超标。对含铅废水进行有效处理、对铅污染水域、土壤进行修复成为环境治理中越来越突出的问题。
传统的重金属污染处理技术包括：化学沉淀、渗透膜、离子交换、活性炭吸附和电解等，但是这些方法普遍存在着二次污染、高、对低浓度重金属废水处理和污染水域、土壤修复效果不理想等问题。近年来，环境工程界越来越重视廉价高效替代技术的研究及其在实际工程上的应用，生物、农林废弃物和矿物材料以其低成本、处理效果好等优点受到人们的青睐。本文就利用生物和矿物材料处理重金属铅污染的研究进行综述。
1 微生物
自Ruchhoft在上世纪四十年代提出用生物法处理含重金属废水以来，人们分别研究了细菌、放线菌、酵母菌和霉菌对各种重金属元素的富集能力和作用机理，并发现微生物材料可以作为重金属离子的吸附剂。下面主要对关于微生物吸附铅的研究进行阐述。
1.1 吸附机理
微生物处理重金属污染的研究在近十年来取得了长足进展，研究发现微生物主要是通过吸附作用去除废水中的重金属离子。生物吸附机理的研究一直是探讨的热点，目前的理论观点认为微生物吸附作用主要包括静电吸引、络合、离子交换、微沉淀、氧化还原反应等过程。主要是依靠生物体细胞壁表面的一些具有金属络合、配位能力的基团起作用，如巯基、羧基、羟基等基团。这些基团通过与吸附的金属离子形成离子键或共价键达到吸附金属离子的目的，其吸附金属的能力有时甚于合成的化学吸附剂。如在适宜的条件下，黑根霉菌丝体对铅饱和吸附量可以达到135.8 mg/g（未经处理）和121mg/g（明胶包埋）[2]；碱处理可以除去白腐真菌细胞壁上的无定形多糖，改变葡聚糖和甲壳质的结构，从而允许更多的Pb2+吸附在其表面上，同时NaOH可以溶解细胞上一些不利于吸附的杂质，暴露出细胞上更多的活性结合位点，使吸附量增大。此外NaOH还可以使细胞壁上的H+解离下来，导致负电性官能团增多，在最佳条件下（0.1mol/L的NaOH溶液浸泡40min）吸附量可以达到23.66 mg/g，较未经任何处理的白腐真菌的吸附量（16.06 mg/g）大大提高[3]。
吴涓等研究了黄孢原毛平革菌吸附Pb2+的机理[4]，通过对吸附前后的黄孢原毛平革菌菌丝球进行电镜观察和x射线能谱测定，发现黄孢原毛平革菌对Pb2+的吸附过程是一个以表面络合反应为主要机理的化学吸附过程，虽然也存在离子交换机理，但并非重要机理。王亚雄等对细菌吸附的特性研究发现[5]，细菌对Pb2+的吸附分为两个阶段：一是细胞表面的络合，在3min内吸附量达总吸附量的75%；二是向细菌内部缓慢的扩散过程。此外，活细胞的吸附量并没有因为有能量代谢系统参与而比死细胞高[6]， Niu等[8]证实死的Chrysogenum盘尼西林生物体对Pb2+的吸附能力为116 mg/g。
1.2 应用
目前国内外普遍应用工业发酵工程中产生的废弃菌丝体作为生物吸附材料，开辟一条“以废治废”的新途径。胡罡等[9]研究了制工业废渣龟裂链霉菌菌体对Pb2+吸附特性，发现该菌体对重金属的吸附性具有一定的选择性，吸附Pb2+的能力最强，饱和吸附量达112mg/g（PH=4），其吸附过程是一吸热过程，以单分子层吸附为主；用NaOH处理龟裂链霉菌菌体可以提高吸附Pb2+的能力，Ca2+对吸附有竞争。胡罡等[10]还研究了选用适当的包埋技术对龟裂链霉菌菌体进行固定，以制得Pb2+生物吸附剂用于含铅废水处理。研究发现用10%的聚乙烯醇和0.2%的海藻酸钠，在含CaCl2的饱和硼酸溶液中固定化24hr，为最佳包埋条件，包埋后的饱和吸附量达73 mg/g，比不包埋下降47.1%。
李请彪等[11]研究了白腐真菌菌丝球形成的物化条件及其对铅的吸附，通过选择适当的培养基和培养条件，可以形成直径在1.5-1.7mm范围内的菌丝球，菌丝球光滑均匀并具有一定强度，对Pb2+的吸附能力最强；用NaOH溶液对菌丝球进行处理后，对25mg/g的铅溶液的吸附率达到95%以上，这种菌丝球用于吸附水溶液中的Pb2+是可行的。
徐容[12]等研究了固定化产黄青霉废菌体吸附铅后的脱附平衡，研究发现 EDTA是洗脱固定化产黄青霉废菌体上所吸附Pb2+的最佳脱附剂。在保持脱附率为100%的条件下，EDTA的初浓度、固定化废菌颗粒的吸附量与最大固液比之间存在正相关关系。0.1mol/L的EDTA在脱附Pb2+时终质量浓度最高可达20 700mg/L，最大固液比可达290以上，浓缩因子可达113，对废水中的Pb2+有很好的回收作用。
2 农林废弃物
2.1 富含丹宁酸的物质
丹宁酸中多羟基酚是吸附作用的活性组分。当金属阳离子取代相邻的羟基酚时，离子交换作用发生，并形成螯合物。富含丹宁酸的物质主要有树皮、花生皮和锯末等废弃物。已有学者把一些富含丹宁酸的副产品用作金属吸附剂。这些物质对铅吸附的实验数据见表1[13]。含丹宁酸物质在应用中的问题是可溶性酚引起的水变色现象。但是研究表明，一些化学预处理如甲醛、酸、碱处理可以消除有色化合物的浸渍而不会显着影响其吸附能力。虽然预处理会增加成本，但通过预处理控制颜色还是有必要的。
表1 含丹宁酸的物质吸附铅的实验数据
物质 黑栎树皮 花生皮 红木树皮
吸附Pb的能力 153.3 205 182
2.2 木质素
木质素是从造纸厂黑液中提取出来的，它的成本比活性炭低约20倍。Srivasta 等[14]研究了木质素对Pb和Zn的吸附，发现在30℃时对Pb的吸附能力为1 587 mg/g，40℃时为1 865 mg/g。木质素的强吸附能力在一定程度上归于多元酚和其它表面官能团，离子交换也有一定的作用。
2.3 甲壳质
甲壳质是几丁质的脱已酰衍生物。几丁质存在于甲壳动物的外壳和真菌细胞壁中，在自然界中的丰度仅次于植物纤维，它是海产品加工的废弃物，因此几丁质数量丰富而且价格低廉。几丁质具有较强的重金属吸附能力，甲壳质在脱已酰过程中自由氨基裸露，使得它吸附重金属的能力比几丁质的吸附能力高56倍[15]。有报道甲壳质对铅的吸附能力达796mg/g和430 mg/g[15]。
甲壳质的吸附能力随水的结晶度和亲水性、脱已酰程度和氨基含量不同而变化。实验证明脱已酰约50%的甲壳质的吸附能力很强，但是此时甲壳质的溶解度很高。Kurita[16]尝试把甲壳质与戊二醛松散交联，不过这样会降低甲壳质的吸附能力，但是在实际应用中还是有必要的。Rorrer等使甲壳质与戊二醛交联，并添加磁铁矿使之具有磁性，这样制得的甲壳质珠的表面积比甲壳质片的表面积大100倍，可以增加吸附能力[17，18]。将某些官能团，如：氨基酸脂、吡啶、邻-2-戊二酸和聚乙烯亚胺等，取代到甲壳质上可以提高甲壳质的吸附能力。
3 植物
生活在重金属含量较高环境中的植物在长期的生物适应进化工程中，逐渐形成了对金属的抗逆行，其中一些植物能大量吸收中的金属元素并蓄积在体内，同时植物仍能正常生长。西班牙Rio Tinto河口受当地采矿业影响，水体和底部沉积物被Pb、Cd、Cu、Zn等金属污染，对该河口的海草分析发现，海草中富集了1800M的Pb[19]。陆键键等[20]对崇明东滩湿地生态系统的研究中发现，滩涂植物芦苇和海三棱草对Pb有较强的富集能力，而且地下部分Pb的含量显着高于地上部分。昆明滇池水体中凤眼莲对Pb的浓缩系数达16190[21]。还有人研究利用香蒲植物建造的人工湿地处理含Pb废水。
利用植物治理铅污染的技术称为植物修复，就是利用植物的根系（或茎叶）吸收、富集、降解或固定受污染的土壤、水体和大气中的铅，以实现消除或降低污染现场的污染强度，达到修复环境的目的。在废物或城市污泥使用而引起的Pb污染土壤上，连续种植几次超富集植物，就有可能去除Pb的毒性，特别是生物有效性部分，从而复垦和利用污染的土壤或资源化利用。
4 矿物
4.1 沸石
沸石是最早用于重金属污染治理的矿物材料[22]。Leppert研究证实沸石，尤其是斜发沸石，对Pb有很强的亲和力，吸附能力为55.4mg/g[23]。斜发沸石是天然沸石中储量最丰富的一种，廉价易获得。沸石的吸附特性源于它们离子交换的能力。沸石的三维结构使之具有很大的空隙，由于四面体中Al3+取代Si4+而使局部带负电荷，Na、Ca、K和其它带正电荷的可交换离子占据了结构中的空隙，并可被Pb替代。
在美国几个超级基金（Superfund）污染治理场地进行的研究证实了斜发沸石的有效性。在爱达荷州的Bunker Hill超级基金污染治理场地的现场应用情况表明，即使在有竞争离子存在的情况下，斜发沸石也吸附大量的Pb。不同沸石矿物对Pb的吸附能力有所区别，但多在155.4mg/g左右[23]。Desborough初步研究发现富含斜发沸石的岩石优先吸附Pb[24]。而且对斜发沸石Pb的淋滤性研究表明，斜发沸石用于去除废水中的Pb，而后可以作为无害废物处置。
4.2 粘土
粘土矿物具有比表面积大，空隙率高，极性强等特征，对水中各种类型的污染物质有良好的吸附[25]。粘土对重金属的吸附能力归因于细粒的硅酸盐矿物的净负电荷结构：负电荷需吸附正电荷而被中和，这就使粘土具备了吸引并容纳阳离子的能力。粘土的表面积很大（达800m2/g），这也有利于增强其吸附能力。对粘土进行改性处理可提高它的吸附能力。Cadena用有机阳离子—四甲铵离子取代粘土中天然可交换的阳离子后，膨润土吸附铅的能力提高。天然膨润土对吸附铅的能力为6 mg/g，处理后为58 mg/g[26]。用简单的酸、碱处理和热处理也可以提高粘土的吸附能力。表2列出了几种粘土吸附铅的能力。
表2 粘土吸附铅的实验数据
物质 膨润土 改性膨润土 陶瓷粘土 硅灰石
吸附Pb的能力 6 58 0.289 0.217
无论是天然的或改性的粘土，由于其储量丰富，低，而且吸附能力强，因此它可能替代活性炭作为Pb的吸附剂。但是由于粘土的弱渗透性，所以应用前需要造粒[28]。
粉煤灰、海泡石等矿物材料也有吸附Pb的能力，其吸附机理与沸石、粘土的吸附机理类似，在此不在赘述。
3 结论
、有效、易获得的生物和矿物材料（及二者的废弃物）可用来取代活性炭或离子交换树脂用于去除水中的Pb污染。其中，矿物材料在环境中的利用已经引起了环境工程界的重视。因地制宜的开放环保矿物资源，对其进行合适的改性处理，提高吸附Pb的能力，为环境Pb污染的治理提供了一条低成本、无毒副作用的有效途径。另外，还可以探索矿物材料与生物材料相结合的处理含铅废水的方法，矿物材料可以作为生物材料的载体，避免了微生物固定包埋工艺带来的成本附加和降低吸附能力的影响。
利用矿物材料的保水性和固定性，结合对Pb有特异吸附能力的植物、微生物，建立人工湿地处理含Pb废水，对于净化河流湖泊的水源，修复铅污染土壤、湿地都有重要意义。
富含丹宁酸的废弃物和木质素对Pb有良好的吸附性能，但是国内对这方面的研究鲜见报道。木质素作为造纸厂的副产品资源丰富，目前我国造纸厂提出的木质素大多都作为燃料燃烧，没有得到很好的利用。开发木质素吸附剂为木质素的利用提供了一条新思路。
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