Cd和Pb范文

Cd和Pb范文（精选7篇）

Cd和Pb 第1篇

动电修复是国内外近十几年出现的修复污染土壤的新技术[3,4,5,6]。其方法是在土壤-液相系统中插入电极,通直流电,土壤中的污染物(如重金属、放射性元素和有害有机物)在电场作用下迁移并富集于电极区,从而达到去除污染物的目的[3,4,5,7,8,9]。该技术较适用于治理多向异性和密质性污染土壤,具有使用试剂量少、安装方便、操作简单、能耗低和处理彻底等特点。在修复污染土壤中,具有其他污染土壤修复技术不可替代的优势[4,5,8,10]。

目前许多试验室已开展了固定电压条件下重金属污染土壤动电修复的研究,但固定电流密度条件下研究重金属污染土壤动电修复较少[11,12,13]。为此,该试验以重金属Cd和Pb污染土壤为研究对象,研究不同电流密度对土壤p H值、温度、总电压的影响;选择适合的电流密度,采用控制阴阳极液的p H值方法考察其对动电过程的影响,探讨在固定电流密度条件下动电处理Cd和Pb污染土壤作用机制及其处理效果,以为今后运用动电修复技术处理Cd和Pb污染土壤提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验土壤概况

福建多数土壤中的主要粘粒矿物是高岭土,其对土壤的化学性质有十分重要影响。同时,高岭土属1∶1型矿物,具有非膨胀性、电荷量少、胶体特性较弱、本底重金属含量很低的特点,因此,较适合模拟重金属污染土壤动电技术处理试验。该试验所用高岭土购于福州市闽候陶瓷厂,过2 mm尼龙筛作为试验备用土壤,其理化性质见表1。

注:pH值采用土水比1∶2.5 pH计测定。

1.2 污染土壤样品制备

将0.16 g硝酸镉(Cd(NO3)24H2O,分析纯)和0.85 g硝酸铅(Pb(NO3)2,分析纯)溶于2 L的二次去离子水中,待完全溶解后,将2.11 kg(含水率5.68%)的备用土壤倒入待用溶液中,同时用木铲充分搅匀。盖上桶盖(每天搅拌1次),让其自然浸泡20 d后翻盖,在太阳光下曝晒1 d,取出土样晾在铺有经硝酸液泡过并洗净的塑料膜的平台上,自然风干5 d后,即制成重金属污染土壤。污染土壤中的镉和铅含量见表2。

(mg/kg)

1.3 动电试验装置

如图1所示,该动电试验装置主体设备包括:电源、石墨电极、恒流泵、土壤室(主体腔室)、阳极室、阴极室,直流电源(0~150 V和0~2 A),石墨电极(9 cm×1 cm×5 cm),阴阳极室容积均为840 m L,电极槽上的盖面留有2个直径为1 mm的排气孔。圆管土壤室和石墨电极之间装有滤纸和尼龙网(孔径分别为1μm和1 mm)。滤纸用来防止土壤试样漏入电极槽中,尼龙网用于支撑滤纸。有机玻璃管两端与装有石墨电极槽相连,相当于在实际污染土壤层中插入1对阳极电极和阴极电极。为了便于采样和测定圆管横向土壤内的原位p H值和土壤中的重金属含量,在圆管上间隔一定距离处留有5个直径为12 mm的取样孔,孔与阳极距离分别为20、60、100、140、180 mm。

1.4 试验方法

分别设3个不控制阴阳极液p H值的试验(固定电流密度分别为T1:0.53 m A/cm2;T2:1.06 m A/cm2;T3:1.60 m A/cm2)和1个控制阴阳极液p H值的试验(T4:0.03 mol/L柠檬酸溶液控制阴极液,0.01 mol/L氢氧化钠溶液控制阳极液,固定电流密度为1.06 m A/cm2)。试验前称取700 g制备好的污染土壤装入内径为60 mm、长200 mm的透明有机玻璃管中,用直径为30 mm的圆木棍均匀压实,使整根管的土壤压实密度在1.273 g/cm3左右,随后安装好整套试验装置。向试验装置的阴阳极室倒入蒸馏水至水从溢流口溢出为止,当液面降低2~3 cm时继续往极室内加蒸馏水,24 h后液面不再降低,此时整个土壤室中的土壤被水饱和。盖上阴阳极盖并接好线路通电。T1、T2和T3通电时间为48 h,T4通电时间为144 h。T1、T2和T3试验过程中测定土壤p H值、土壤温度和运行总电压;T4试验过程中测定电极液p H值、土壤p H值、运行总电压和试验后土壤中Cd和Pb含量。

1.5 测定方法

1.5.1 土壤重金属含量的测定。

土壤Cd和Pb的全量和有效态含量测定采用国家标准分析方法[14]。土壤重金属全量采用HCl-FH-HCl O4消解法,有效态含量采用0.1 mol/L HCl浸提法。最后用原子吸收分光光度计测定(含石墨炉),通过空白试验和国家标准样品进行质量控制。

1.5.2 土壤理化性质测定。

pH值采用土水比1∶2.5 pH计测定,含水率采用减量法,阳离子交换量(CEC)采用乙酸铵法,有机质含量采用水合热重铬酸钾氧化-比色法[15]。

2 结果与讨论

2.1 不同电流密度条件控制对动电过程的影响

2.1.1 电流密度对土壤pH值的影响。

电极反应引起土壤pH值的分布变化见图2。可以看出,从阳极到阴极,土壤p H值分布逐渐从酸性向碱性转变,并在阳极相对距离/土壤室长度(Z/L)为0.5~0.9范围内急剧增加,出现一个pH值突跃区,说明电极反应引起的土壤酸区和碱区在该段土壤内相遇并中和,从而产生p H值的突跃。但电流密度的变化对土壤p H值突跃点的影响不大。结合表3不同电流密度下不同区域土壤pH值随时间的变化,可以看出在Z/L为0.1、0.3和0.5处的土壤酸化程度随电流密度的增加而加强,Z/L为0.9处的土壤碱化程度也随电流密度的增加而加强,但Z/L为0.7处的土壤p H值却变化不大,基本保持在4.11附近,说明电极反应产生的酸区和碱区在Z/L为0.7处的土壤附近相遇。

注:0.1、0.3、0.5、0.7和0.9为土壤p H值监测点位置,即距阳极距离土壤室长度(Z/L)。

2.1.2 电流密度对总电压的影响。

图3给出了不同电流密度条件下,总电压随运行时间的变化情况。3种电流密度条件下的总电压均随运行时间的延长而增大,在试验前12 h内总电压上升较缓,其后随运行时间的增加急剧增大,且电流密度越大总电压也越高。其原因是由于开始阶段土壤中的重金属解吸并溶于土壤孔隙液中,导致孔隙液的电导率较高、电阻率较小,使电压上升缓慢,其后随着阴极反应产生的OH-向阳极方向迁移,使阴极附近土壤层的p H值升高,溶于土壤孔隙液中的Cd、Pb离子与OH-反应生成氢氧化物沉淀,导致阴极附近的土壤电导率下降,电阻率升高,总电压急剧上升;在电阻相同情况下,根据U=IR,可知电流越大,总电压越高。从图3还可以看出,在通电48 h后3种电流密度下的瞬间总电压分别为96、117、143 V,而该试验所用的直流电源额定电压为150 V,可见若继续通电则最大电流密度条件下的总电压将会超过电源额定电压而损害电源。

2.1.3 电流密度对土壤温度的影响。

图4给出了不同电流密度条件下土壤温度的分布情况。可以看出,在同一电流密度条件下,土壤层的温度分布由阳极到阴极逐渐升高,不同电流密度条件下,相同区域的土壤温度也不同,其随电流密度的增加而升高。结合图2分析可知,随着试验的进行阴极附近的土壤逐渐呈碱性,土壤中的Cd和Pb开始以氢氧化物的形式沉降,土壤孔隙液中的电解质浓度降低,导致土壤的电导率下降,电阻增大,由欧姆定律可知发生了焦耳热现象导致温度升高;而不同的电流密度将产生不同的电压和电阻,因而上升的温度也不同。

此外,温度升高,土壤中的孔隙液粘度降低,有助于提高动电过程中的电渗流流速,从理论上讲有利于重金属的去除。但是在土壤中因焦耳热现象引起的过高温度,会使土壤中的水分大量蒸发而降低土壤的含水率,从而使土壤中的电渗流不明显甚至停止,最终影响重金属的去除效果。因此,在实际处理中不应选择过高的电流密度,以免引起不必要的水分蒸发而影响处理效果。

结合以上试验结果,确定合适的电流密度为1.06m A/cm2。

2.2 固定电流密条件下电极液控制对动电过程的影响

2.2.1 电极液和土壤层pH值。

图5给出了电流密度固定在1.06 mA/cm2条件下,阴阳电极液的pH值随试验运行时间的变化。可以看出,在前12 h内阳极液的pH值从4.54降到1.69,随后由于用0.01 mol/L氢氧化钠溶液调节而出现pH值回升现象,并最终稳定在5.0左右;阴极液在前12 h内p H值由4.54升至11.02,随后由于采用0.3 mol/L柠檬酸溶液调节而出现pH值回落现象,并最终稳定在6.90左右。

图6给出了试验前后土壤pH值分布情况。对照图5可以看出,图中的pH值分布与阴阳极液的pH值有密切关系,由于阳极产生的部分H+被中和,因而向阴极方向移动的H+较少,导致土壤中的pH值变化不大;但距阳极相对距离(Z/L)在0.1~0.7范围的土壤区域pH值比试验前略高。分析原因是由于在试验开始12 h内,阳极液未加碱调节而出现其pH值由原液的4.54降至1.69,电极产生的大量H+向阴极移动的过程中逐渐酸化其所经过的土壤区,在随后的时间里由于碱溶液的加入中和了大量H+,使其迁移量减少;同时在电渗流作用下的流体逐渐稀释了原孔隙液,从而引起0.1~0.7范围内土壤pH值比试验前略高。相应地从0.7~0.9(Z/L)区域的土壤pH值虽明显比试验前高,但未超过5.0,分析原因是由于试验前12 h阴极液中未加入柠檬酸而致使其附近土壤pH值上升(表3),其后随着柠檬酸的加入,中和作用以及稀释作用导致其pH值回落,但直到试验结束时仍明显高于初始值。

2.2.2 总电压。

图7给出了固定电流密度条件下总电压随运行时间的变化情况。可以看出,在前12 h总电压由23 V快速升至32 V,而其后的12~48 h内,总电压又从32 V迅速降至15 V,此后随着运行时间的延长总电压基本趋于稳定。对照图5可以看出,在前12 h内,阴极液为碱性,由阳极方向迁移过来的Cd和Pb离子在阴极附近土壤易形成氢氧化物沉淀,使电解质浓度降低,电导率减小,电阻增大,从而导致总电压上升。此后由于阴极液采用柠檬酸调节,其附近土壤p H值降低而不易形成沉淀,土壤中的电解质浓度升高,电导率增加而致使总电压下降并趋于稳定。由前面的原理分析可知,总电压的下降将不利于动电修复过程的顺利进行,而在固定电流的条件下维持电压不降低则需要更多的能耗。

分析图4可知土壤温度升高的原因是由于土壤层中产生沉淀物,导致电压升高和电导率降低引起的焦耳热现象。针对这一问题,该试验中采用加酸的方法防止在阴极附近土壤中产生沉淀物。试验过程发现阴极未加酸前的土壤温度略有上升,这是由于早期土壤的电压大,电场做功产生的热能所致;随着试验的进行,向阴极加酸以防止重金属沉淀物的产生,从而使土壤温度趋于稳定并与背景值相同,这是由于土壤中的电导率上升、电压下降,电场做功产生的热量减少以及散热作用所致。

2.2.3 土壤层Cd和Pb分布。

图8给出了试验结束后残留在土壤中的Cd和Pb的分布情况。可以看出,距阳极相对距离(Z/L)为0.1~0.7的土壤区域内重金属残留量相对较低,而0.7至阴极端的土壤中其残留量明显升高。结合图6、7可以看出,在靠近阴极附近土壤区的Cd和Pb没有发生沉淀,说明残留在该部分的Cd和Pb是以离子形式存在,分析其未能被完全去除的原因,可能是由于所提供的总电压随着通电时间的增加而降低,从而引起Cd和Pb迁移速率减慢,在断电瞬间迁移到阴极附近的Cd和Pb离子未能被彻底导出土壤,可见要想进一步去除阴极附近土壤区域中的Cd和Pb,还应继续通电。

经计算,整体土壤中有效态Cd(Ⅱ)的平均去除率约为95.6%,有效态Pb(Ⅱ)的平均去除率约为48.4%。可见固定电流密度条件下,动电修复技术对土壤中重金属污染物的去除仍可保持一定的去除效率,但应根据土壤性质,同时兼顾净化效率和控制电能消耗,选择适当的电流密度。

3 结论与讨论

同一电流密度条件下,总电压随运行时间的延长而升高;在不同电流密度条件下,电流密度越大总电压也越大。在同一电流密度条件下,土壤层的温度分布由阳极到阴极逐渐升高,不同电流密度条件下,相同区域的土壤温度也不同,其随电流密度的增加而升高。土壤温度过高会引起水分蒸发而降低土壤的含水率,从而影响动电去除效果。因此,应选择适当电流,控制土壤层温度过分升高,以免引起不必要的水分蒸发而影响处理效果。

在固定电流密度条件下,通过采取控制阴阳极液p H值的改良措施,有效提高动电去除效果,但总电压随运行时间的延长而降低,减缓重金属离子向阴极方向的迁移速率,解决此问题需要加大电流密度和外加电压,并适当控制试验通电时间,但同时也会使能耗增加。所以,兼顾去除效率和能耗控制,选择适当的电流密度和通电时间是非常重要的。同时,还应考虑将迁移于电极液中的Cd和Pb进行无害化处理,避免对周围环境造成二次污染。

摘要：以重金属Cd和Pb污染土壤为研究对象,研究固定电流密度对Cd和Pb在土壤中的动电过程的影响。结果表明:电流密度的大小直接影响土壤pH值降低程度,但土壤pH值的突跃点与电流密度大小关系不大;运行总电压和土壤层温度随电流密度的增加而升高。在固定电流密为1.06 mA/cm2时控制阴阳电极液的pH值,在阳极加入氢氧化钠在阴极加入柠檬酸钠进行调节,结果明显改变了动电过程中的运行总电压、土壤层pH值和温度;该试验条件下,整体土壤层中有效态Cd(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的去除率分别为95.6%和48.4%。

Cd和Pb 第2篇

重金属离子Cd2+、Pb2+污染对土壤酶活性的影响

通过对土壤中比较重要的两种酶 (过氧化氢酶、脲酶) 活性的测定,研究了重金属离子(Cd2+、Pb2+)单因素污染、复合污染对两种酶活性的影响,进而找出重金属污染程度与土壤酶活性的关系,为建立土壤中的酶活性可以表征重金属污染程度的生化指标平台提供试验依据.结果表明,在Cd2+、Pb2+单因素污染影响中,在一定浓度下的重金属离子对土壤酶活性会有激活效应,但大多表现为抑制效应;Cd2+、Pb2+复合污染对两种土壤酶活性的影响存在着明显差异,其复合污染对脲酶表现出协同抑制负效应的特征;对过氧化氢酶表现出一定的.屏蔽作用.通过重金属离子形态对土壤酶有效性影响的研究,脲酶活性可以作为土壤重金属离子(Cd2+、Pb2+)单因素和复合污染程度的主要生化指标.

作 者：刘敬武 单爱琴 揣小明 郝英豪 程伟 LIU Jing-wu SHAN Ai-qin CHUAI Xiao-ming HAO Ying-hao CHENG Wei 作者单位：中国矿业大学环境与测绘学院,江苏,徐州,221008刊 名：污染防治技术英文刊名：POLLUTION CONTROL TECHNOLOGY年，卷(期)：21(1)分类号：X132 X131.3 X53关键词：重金属 土壤酶活性 单因素污染 复合污染

Cd和Pb 第3篇

大米是我国居民特别是南方居民膳食的重要组成部分, 其安全性关系到居民的健康安全和生活质量。曝光的镉米事件引起了人民对粮食安全的恐慌和对政府粮食生产安全的信任危机。大米作为湖南省怀化市居民的主要消费食物, 有关其重金属污染状况及健康风险分析迄今没有报道。为了解该市粮食生产安全状况, 笔者应用单项污染指数法、综合污染指数法和美国环境保护局 (USEPA) 推荐的健康风险评价模型, 对该市市售大米中重金属含量及污染程度进行了分析, 并对其通过饮食途径可能引起的健康风险进行评价, 旨在为提高市售大米质量、保障食品安全、促进大米生产可持续发展和科学认识食品安全问题提供科学指导和决策依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

2013年5月在湖南省怀化市县农贸市场、部分超市和批发市场随机采集不同品牌、不同产地的散装或袋装样品221份。采集后的样品按取样要求进行缩分后粉碎, 过60目筛, 装密封袋干燥保存备用。

1.2 主要仪器与试剂

AFS-933原子荧光分光光度计 (北京吉天公司) , AA7000原子吸收光谱仪 (日本岛津公司) 。微波消解仪 (意大利Milestone公司) 。优级纯硝酸、高氯酸和盐酸 (均购自广州化学试剂厂) ;分析纯硼氢化钾 (天津光复化工研究所) 。Pb、Cd、As、Hg标准溶液购自国家环保总局标样所。

1.3 样品分析与质量控制

严格按国标要求对样品进行前处理和测定[2]。采取空白试验、平行试验、加标回收试验和带质控样试验作为质量控制措施。每份样平行测定2次, 按照总样本量的10%设质控样和加标回收试验。数据统计分析采用SPSS 13.0统计软件。

1.4 重金属污染评价方法[3,4]

采用单项污染指数法和综合污染指数法对该市市售大米中重金属的污染程度进行评价, 评价分级标准见表1。评价公式分别为Pi=Ci/Si和P综=[ (Pi平均) 2+ (Pimax) 2) /2]1/2。

式中:Pi为求出的重金属单项污染指数;Ci为该重金属的实测值;Si为国家规定的限量值;P综为综合污染指数;Pi平均为单项污染指数的平均值;Pimax为最大单项污染指数。

1.5 经饮食途径摄入重金属引起的人体健康风险评价方法[5,6,7]

健康风险评价是定量分析环境污染对人体健康产生的危害, 根据以下不同的健康风险评价模型对大米中重金属引起的人体健康风险进行评估。

式 (1) 为化学致癌物所致的健康风险评价模型, 其中RCig为化学致癌物i通过食入途径所致健康危害的平均个人致癌年风险 (a-1) ;Dig为化学致癌物i通过食入途径的单位体重日均暴露剂量[mg/ (kg·d) ];qig致癌物i通过食入途径的致癌强度[mg/ (kg·d) ];70为平均寿命。

式 (2) 中Qi为成人每天消费的某种食物的量 (kg/d) ;Cig为化学污染物在某种食物中的含量 (mg/kg) ;60为平均体重 (kg) 。

式 (3) 为化学非致癌物所致的健康风险评价模型, 其中RCig为化学非致癌物i通过食入途径所致健康危害的平均个人致癌年风险 (a-1) ;PADig为化学非致癌物i通过食入途径的调整剂量[mg/ (kg·d) ];调整剂量 (PADig) 可按公式 (4) 计算。其中RfDig为化学非致癌物i的食入途径参考剂量[mg/ (kg·d) ];此研究中的安全因子取10;化学致癌物Cd和As的qig分别为6.1和15.0mg/ (kg·d) ;化学非致癌物Pb和Hg的RfDig分别为1.4×10-3和1.0×10-3[mg/ (kg·d) ]。

2 结果与讨论

2.1 大米中重金属含量及污染状况

所采样本中Pb、Cd、As和Hg的超标率为8.60%、8.14%、10.41%和9.05%, 见表2。该调查结果与文献[8]报道的调查结果相近。其超标率依此为As>Hg>Pb>Cd, 由此可知该市市售大米主要受到As污染的潜在威胁。

对随机抽取的该市市售大米中Pb、Cd、As、Hg含量采用单项污染指数和综合污染指数法分别进行评价, 结果见表2。综合污染指数显示均1<P综<2, 说明该市大米综合污染指数评价结果属轻度污染, 应引起相关部门的高度重视。

2.2 健康风险分析

根据健康风险评价模型和大米重金属监测数据, 求出化学致癌物风险和非致癌污染物风险, 见表3、表4。

Pb、Cd和Hg污染的平均个人健康年风险水平均低于国际辐射防护委员会 (ICRP) 和USEPA推荐的最大可接受风险水平, 说明该市市售大米中Pb、Cd和Hg对人体健康危害的个人年风险较低, 处于安全水平。但As污染的平均个人健康年风险水平高于ICRP和USEPA分别推荐的最高值, 说明该市市售大米中As对人体健康危害的个人年风险较高, 具有潜在的危害性。假设大米中各种重金属对人体健康的毒作用呈相加关系, 则食入该市大米Pb、Cd、As和Hg的个人年风险总和为1.72×10-4/a, 超过USEPA与ICRP推荐的最大可接受风险水平, 说明该市大米中的重金属已具有潜在的健康威胁, 应引起相关部门的高度重视。

不同来源、不同品种的大米中重金属个人健康年风险存在明显的差别, 总风险值分别为农贸市场差于批发市场, 最好的是超市, 批发市场与农贸市场个人健康年风险总和均大于USEPA推荐的最大可接受风险水平;本地大米优于外地的;正规品牌大米优于杂牌的;提示当地居民应该选择环境好的销售点及正规品牌的大米, 在不知道情况的前提下优先购买本地大米。同时我们还发现致癌物的健康风险远大于非致癌物健康风险。

3 结论

笔者对该市售大米中重金属Pb、Cd、As和Hg的含量进行了抽样检测, 结果表明, Pb、Cd、As和Hg的超标率分别为8.60%、8.14%、7.69%和6.79%;综合污染指数评价结果表明该市售大米属轻度污染;健康风险评价结果显示, 该市售大米中的砷含量对人体健康风险影响较大, Pb、Cd和Hg含量对人体健康影响较小。鉴于本调查是针对市售流通大米中Pb、Cd、As和Hg含量的抽样调查, 存在一些不确定因素, 如抽样季节、样本量大小, 采样覆盖面是否全面等未能完全揭示该市售大米重金属污染的全貌, 调查结果可能存在偏差。因此, 今后应该开展大样本量、多季节的调查研究。

作者声明本文无实际或潜在的利益冲突

摘要：目的 了解湖南省怀化市市售大米中Pb、Cd、As和Hg的污染状况, 评价其对人体健康产生危害的潜在风险。方法 利用单项污染指数法、综合污染指数法和美国环境保护局 (USEPA) 推荐的健康风险评价方法对该市市售部分大米中Pb、Cd、As和Hg的污染状况与其导致的健康风险进行评价。结果 大米中Pb、Cd、As和Hg的含量超标率分别为8.60%、8.14%、7.69%和6.79%;综合污染指数值均大于1小于2;4种重金属对人体健康危害的年总风险值分别为1.70×10-7/a、4.88×10-5/a、1.23×10-4/a、9.31×10-9/a, 总和为1.72×10-4/a;结论 该市市售部分大米均有重金属超标;综合污染指数评价结果说明该市大米属轻度污染;健康风险指数表明, 该市售大米中Pb、Cd和Hg对人体健康危害的个人年风险处于安全水平, As对人体健康危害的个人年风险水平较高。该市居民通过饮食摄入大米的重金属已具有潜在的健康威胁。

关键词：大米,Pb,Cd,As,Hg,综合污染指数,健康风险

参考文献

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[3]何一宁, 成佩霞, 王明, 等.市售蔬菜铅、镉、砷含量检测与分析[J].安徽农业科学, 2014, 42 (15) :4804-4805, 4808.

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[5]申屠平平, 罗进斌, 陈高尚, 等.大米重金属污染的健康风险评价[J].浙江预防医学, 2014, 26 (2) :128-132.

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Cd和Pb 第4篇

1.1 土壤重金属污染现状及其来源

随着现代工业和城市的迅猛发展, 城市化、工业化、农业经营集约化以及公路交通扩大化, 加快了土壤重金属污染的进程。据报道, 目前我国受镉 (Cd) 、砷 (As) 、铬 (Cr) 、铅 (Pb) 等重金属污染的耕地面积近2. 0×107hm2, 约占总耕地面积的1/ 5;其中工业“三废”污染耕地面积1.0×106hm2, 污水灌溉的农田面积3.3×103hm2[1]。因此, 世界各国对其高度重视, 有关环境重金属问题的研究也日益增多, 并逐步成为国际科学界研究的热点[2]。

1.2 土壤中重金属Pb、Cd的概况与危害

重金属Pb、Cd属于潜在污染物, 在土壤中具有稳定、易于积累以及不易去除等特性[3]。重金属在土壤环境中主要以水溶态、交换态、有机结合态、沉淀或难溶态复合物、硅酸盐矿物等结构存在。其中, 水溶态的重金属易被植物直接吸收, 其释放的程度却需土壤环境因子的调节[4]。

2 国内外研究进展

2.1 重金属 Pb、Cd 污染对植株生长的影响

Pb、Cd进入植物, 集中并积累到一定程度, 表现出来的毒害症状通常为植株矮小、生长缓慢、退绿、产量下降等。大麦受Cd污染后, 种子的萌发率、根系生长的速率均下降, 并且随处理时间的延长和处理浓度增大而加剧。当土壤Pb含量达到1000mg/ kg时, 小麦叶色灰绿, 植株矮小、不分粟、成熟延迟、结实减少, 小麦子粒Pb含量可达1. 5 mg/kg[5]。种类不同, 植物出现的中毒症状和临界活度均有不同。不同Cd浓度下, 玉米和白三叶草在8 umol时出现了明显的症状, 黑麦草在28umol、卷心菜在14 umol时才能出现症状[6]。植物的不同部位, 对重金属蓄积的量不同。植物机体蓄积Pb的顺序是:根>茎>叶>果。Pb、Cd对植物生长影响的大小和植物的生长发育时期也有联系。向日葵的幼苗在0.01 mmo1. L-1Pb处理下, 幼苗生物量和根系长度与对照相比有所增大, 等到增长到0.1 mmo1. L-1时, 生物量和长度均随浓度的升高而下降, 叶片产生黄色斑点, 出现失绿等症状[7]。

2.2 重金属 Pb、Cd 污染对植物细胞结构的影响

重金属对线粒体膜上ATP酶活性的抑制, 是由于钾离子和水分子的渗透作用具有方向性, 终将引起线粒体结构发生改变。大蒜根尖细胞核中的核质经Cd处理后高度凝聚;近皮层2-3层细胞的胞质收缩明显, 出现质壁分离现象;线粒体壳的数量变少或减至为零, 大多数细胞液泡化程度升高, 高尔基体的数目严重减少[8]。

2.3 重金属 Pb、Cd 污染对植物细胞膜透性和 MDA 含量的影响

植物细胞膜系统是植物细胞和外界环境进行物质能量交换和信息交流的界面和屏障, 其稳定性是细胞进行正常生理功能的基础。此外, Cd能够加剧膜脂过氧化程度[9]。枇杷在不同浓度的Cd处理下, 叶片细胞的MDA含量和电解质渗出率均随Cd浓度的增大而增大[10], 说明是Cd胁迫引起枇杷叶片膜透性的破坏, 加剧了细胞膜脂过氧化活动。

2.4 重金属 Pb、Cd 污染对植物光合系统的影响

光合作用是植物的能量来源和物质基础, 重金属对光合作用的抑制是限制植物生长、影响植物产量最重要的因素[11]。过量的重金属Pb、Cd导致叶绿素a/b值发生变化, 叶绿素含量降低, 从而使光合作用受抑制[12]。土壤重金属Pb、Cd的污染对植物光合系统的影响与植物种类有关。谷绪环、金春文等[13]研究表明, 在Pb、Cd污染下, 两个不同品种苹果的光合特性所受的影响不同。

2.5 重金属 Pb、Cd 污染对植物可溶性糖和可溶性蛋白含量的影响

可溶性糖作为植物的代谢产物和结构底物参与胁迫反应, 可溶性蛋白则既作为构成生理生化过程的活性基础。植物可溶性糖和可溶性蛋白含量受土壤重金属Pb、Cd污染的影响, 并因处理浓度和植物种类的不同而变化[14]。学者研究结果表明, 随Pb、Cd处理浓度的增加, 大麦根系中可溶性糖含量降低。

3 总结与展望

Cd和Pb 第5篇

1 材料与方法

1.1 供试材料

试验材料大蒜 (Allium sativum L.) 购自本地市场, 为本地大蒜晾干表皮的鳞茎。

1.2 试验方法

剥去鳞茎外表皮, 取蒜瓣, 留一层外膜。选取大小一致的蒜瓣, 以扁塑料条穿成圆串, 每串13~21瓣。穿串时注意不要伤及蒜瓣的芯部, 以免影响蒜瓣的发芽和生长, 也不要造成伤口过大, 以免蒜瓣腐烂。试验过程中将串好的蒜串置于浅盘 (容量400m L) 中, 浇以不同浓度的重金属溶液。重金属铅 (Pb) 、镉 (Cd) 、铬 (Cr) 、铜 (Cu) 每种重金属为一组, 分设不同的梯度浓度, 每浓度为一处理, 3次重复。保持组内处理蒜瓣数及蒜瓣大小一致。试验中铅、镉每组设8个处理, 浓度由低到高分别为0.4 mg/L、2 mg/L、10mg/L、50mg/L、100mg/L、200mg/L、400mg/L、800mg/L;铬、铜每组设7个处理, 浓度由低到高分别为0.4mg/L、2mg/L、10mg/L、50mg/L、100mg/L、200mg/L、400mg/L。以自来水处理为空白对照。试验过程中不施加任何营养物质。始浇各种重金属溶液200m L, 随溶液吸收和蒸发, 每隔2天补充盘内水分到200m L。8月8日开始试验, 试验开始12天后每隔3天统计试验结果。统计内容为蒜瓣生根率及出芽率, 待蒜苗长到适宜时期, 测量芽高和鲜重。最后统计分析试验结果。

2 结果与分析

试验表明, 在不同的重金属溶液中, 蒜苗的生长受到明显影响。本文统计了试验第18天 (8月26日) 和试验第33天 (9月10) 生根率和出芽率 (表1) 及试验第50天 (9月27日, 表2) 芽高及芽的鲜重3组数据, 来说明蒜瓣在不同重金属溶液中生长变化情况。

从表1, 8月26日数据可以看出, 蒜瓣开始生根和发芽的初始阶段, 重金属溶液的作用明显, 既表现对生长的促进作用, 也有表现对生长的抑制。重金属Pb溶液主要表现对生长的促进, 当浓度≤200mg/L时, 有明显促进作用, 出芽率和生根率都好于CK, 但促进作用没有随浓度的增加明显减弱或增强, 促进作用与浓度高低没有明显相关。当浓度>200mg/L时则表现为抑制作用, 生根率和出芽率明显低于CK, 且降幅明显, 出芽率更降为零。重金属Cd溶液主要表现为抑制作用, 只是在低浓度 (0.4mg/L) 表现为促进作用, 生根率和出芽率好于CK, 而当浓度≥2 mg/L时表现为抑制生长, 特别是当浓度≥5 mg/L时, 抑制作用明显, 当浓度>200mg/L, 出芽率、生根率降为0。Cr、Cu 2种重金属溶液无论浓度的高低均表现为抑制作用, 当浓度≥100mg/L抑制作用增强, 出芽率和生根率明显下降, 出芽率降为0。4种重金属溶液对蒜苗生长的抑制和浓度的大小有明显的相关, 随着浓度的增加而增强。

从表1, 9月10日数据比看出, 和15天前数据比较, 随着时间的延长生根率和出芽率均有提高。Pb溶液的作用下的蒜苗变化尤其明显, 高浓度400mg/L、800 mg/L溶液中的苗生根率和出芽率明显提高, 浓度为400mg/L时生根率和出芽率更好于CK, 其对生长的抑制转为促进。重金属Cd溶液低浓度 (0.4 mg/L) 表现为促进, 高浓度表现抑制。Cr、Cu溶液仍表现为为抑制。尽管抑制作用有所减弱, 4种重金属对蒜苗的抑制作用随浓度的增加仍表现为增强。在重金属Cu溶液的作用下, 蒜苗受到影响愈加明显, 不仅生根、发芽受到抑制, 且伴有矮缩, 畸形, 甚至腐烂现象发生。

表2芽高、鲜重数据表明:重金属Pb溶液在浓度≤200mg/L时表现对生长的促进, 芽高和鲜重均好于CK, 当浓度>200mg/L时, 表现为对生长的抑制, 芽高和鲜重依次降低。重金属Cd溶液主要表现为对生长的抑制, 仅当浓度为0.4mg/L时, 芽高和鲜重好于CK, 浓度增加时表现抑制, 芽长和其鲜重随浓度的增加降低。当浓度≥50 mg/L时, 生长量下降明显。重金属Cr、Cu各种溶液浓度均表现对蒜苗生长的抑制, 随着浓度的增加芽长和鲜重降低, 当浓度≥100 mg/L时, 生长量下降明显。

3 结论与讨论

3.1 结论

本试验中, 在试验浓度范围内, 4种重金属铅 (Pb) 、镉 (Cd) 、铬 (Cr) 、铜 (Cu) 溶液对大蒜生长产生的影响, 其作用与重金属的种类和浓度有密切关系, Pb浓度≤200mg/L时具有刺激生长的作用, Pb浓度>200mg/L时产生抑制作用, Pb促进生长的作用和浓度没有明显相关;Cd低浓度0.4 mg/L产生刺激生长的作用, 浓度>0.4 mg/L时产生抑制;Cu和Cr各种溶液浓度均产生抑制作用。重金属溶液的抑制作用随浓度增加增强。依据同浓度生根率、发芽率、芽高、鲜重诸方面的数据, 4种重金属溶液对大蒜生长的抑制强度由小到大依次为铅 (Pb) <镉 (Cd) <铬 (Cr) <铜 (Cu) 。

3.2 讨论

依据试验中期 (表1, 9月10日) 对蒜苗生根率及生芽率的统计结果显示, 随着时间的延长, 重金属溶液对蒜苗生长的抑制作用明显减弱, 生根率和出芽率明显提高, 这可能与蒜苗生长的吸收作用导致重金属离子浓度降低有关, 另一方面也可能与蒜苗对重金属离子的适应性增强有关。本试验中表1 (8月26日) 生根率和出芽率的统计显示的结果和试验后期 (表2, 9月27日) 对芽高和鲜重统计所显示的结果基本一致, 说明尽管试验中期 (表1, 9月10日) 蒜苗的生根率、出芽率有所改变, 但重金属溶液初期对蒜苗生根率和出芽率的作用还是直接影响到最后产量。

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Cd和Pb 第6篇

重金属污染不但影响农作物的产量和质量,而且通过食物链影响人类健康,造成水环境质量恶化。在矿区开采过程中,地表塌陷与土壤退化,废弃矿渣、煤矸石和废弃土壤堆放引起水土流失和重金属污染。大量粉尘、污水( 矿井废水、酸性废水、洗煤水、生活污水) 、废气等含有大量的重金属( 包括汞、镉、铅、砷、铜、镍等) ,其中重金属污染以铅( Pb) 、镉( Cd) 为甚［1，2］,排放到土壤中会直接造成土壤结构疏松、肥力降低、荒漠化等形式的土壤退化和土壤重金属污染,引起矿区生态环境不断恶化,区域农林牧业生产水平和环境质量受到极大影响。

化学改良剂是一些具有特殊化学特性的材料,种类多、应用广泛。其中,退化土壤和污染土壤的改良制剂具有改善土壤结构、土壤水分、土壤肥力、土壤重金属的生态环境功能,称之为“生态环境功能材料”,如沸石、保水剂、腐殖酸、粉煤灰等。沸石是一种架状构造的,由碱金属和碱土金属构成的含水铝硅酸盐矿物。由于天然沸石具有非常强的吸附能力,沸石分子中具有独特的孔道结构,孔道中含有大量可用于交换的阳离子,使沸石具有很高的选择性阳离子交换性能量。其中,改进型的Na型沸石对重金属Pb、Cd的吸附值尤为明显［3］。保水剂( SAP)具有良好的絮凝性,能与水中悬浮的固体颗粒相结合［4］。一般认为,腐殖酸是复杂的、分子量不均一的羟基苯羧酸混合物［5］,其表面积大,粘度较高,吸附力强［6］。粉煤灰是沙粒和粘粒的组成结构,粉煤灰在重金属污染的土壤中使其具有超强的自净能力,且具有储量丰富、价格低廉［7］、较高的比表面积、良好的化学机械稳定性、特殊的晶层结构、良好的环境兼容性等诸多优点,近年来受到国内外学者的重视,开展了大量将粉煤灰应用于重金属污染土壤的修复研究［8，9］。

2 材料与方法

2.1实验材料

实验材料: 实验所采用的土壤取自北京市水科所通州永乐店节水试验站田间的表土,经自然风干、捣碎、剔除杂物后过2mm筛,其理化性能见表1。按照表2 的比例加入化学改良材料( 表3) ,将其装入盒内,每盒1kg; Pb、Cd的量以Cd Cl2·2. 5H2O和Pb( NO3)2国产分析纯化学试剂加入; 淋溶用水为自来水; 实验器材为塑料盒。

2. 2 实验处理

本研究采用小塑料盒土壤淋溶的试验方法,试验布置在实验室内进行。试验设置Pb、Cd单一,Pb、Cd复合共3 个实验组,每组有8 种材料组合,每个材料组合做3 个重复,共计72 盒; 总共淋溶4 次,每次间隔7天。

2. 3 实验方法

测定方法: 采用电感耦合等离子质谱仪测定法。首先将化学改良材料按一定的比例( 表2) 拌入土壤中再拌入重金属铅、镉( 表4) ,装入塑料盒中,每盒装入混合土壤1kg,在该塑料盒底部再放入干净的塑料盒,以备盛接淋溶液。放置一个星期后开始淋溶,浇水至初始重量( 即使土壤田间持水量达100% ) 。24 小时后,以一定的流速浇300m L自来水进行淋溶。淋溶试验每次持续3 天,共淋溶4 次。每次淋溶液都通过0. 45um滤膜过滤,装入25m L塑料盒中; 加0. 25m L优级纯硝酸进行酸化,在4℃冰箱中保存待测。

测定仪器: 采用ICP - MS( 电感耦合等离子体质谱仪) 。

3 结果与分析

3. 1 对重金属铅、镉单一处理的影响

腐殖酸结构复杂,但大都含有羧基、酚羟基、醇羟基、醌基、甲氧基、氨基、羰基等基团,这些基团使腐殖酸具有酸性、亲水性、离子交换性、络合能力和较高的吸附能力。由图1 可见,在淋溶试验中有腐殖酸材料的土壤中( F4) 铅含量均低于对照,其中在第二次淋溶时效果显著,表现出腐殖酸对重金属具有强的络合和吸附能力; 在镉淋溶液中,效果则不明显,初次淋溶和第三次淋溶液中镉含量均高于对照,可能是由于土壤中加入重金属镉含量较少( 20mg /kg) ,实验误差相对较大造成的,但在第二次和第四次淋溶液中镉含量略低于对照。总体来看,腐殖酸对重金属铅、镉的固化效果较明显。

由图2 可见,保水剂对减少重金属对铅、镉的淋失有很大的作用。本实验所用的材料为合成高分子的保水剂。该保水剂分子中含有羧基、羟基、酰胺基、磺酸基等亲水基团,对水分有强烈的缔合作用。通过本实验可得出: 保水剂具有较强的吸附能力、表面络合能力和离子交换能力,这些由其自身的结构决定。从图2可见,不论是重金属铅还是镉,加入保水剂后土壤淋出的重金属量明显低于对照的F8,对重金属镉的淋出效果尤为明显,说明保水剂对土壤中的重金属有一定的固化效果,且保水剂的持续作用效果明显。在进行的第四次淋溶结果中,保水剂对重金属的持续固化作用明显。

由图3 可见,在第一次淋溶时加入粉煤灰的土壤淋溶液中,重金属铅、镉浓度均高于对照,说明粉煤灰对重金属的固化效果不强,主要原因可能是粉煤灰使土质变疏松,不能与土壤形成吸附能力更强的胶体粒子。但在第四次淋溶时,加入粉煤灰的土壤淋溶液中的重金属浓度减少,低于对照,原因可能是前三次对重金属的淋出较多,在第四次剩余重的金属量小于对照而淋溶结果低于对照,或者可能是粉煤灰内部的多孔结构和大的比表面积对重金属产生的吸附量少,在重金属量减少时变得更为明显。

总体看来,粉煤灰对重金属的固化效果不佳,主要是由于粉煤灰的结构比较特殊,在其结构组成中91%是粉砂粒,只有9% 的粘粒。因此,粉煤灰施入土壤中能改善土壤的通透性,使土壤疏松,不利于土壤胶体对重金属的吸附,土质疏松使重金属离子在淋溶中更容易散失。

沸石的构造开放性较大,有很多大小相同的空洞和孔道,这些空洞和孔道被金属阳离子和水分占据,且沸石格架中的金属阳离子与格架的联系较弱,这就使沸石有很强的离子交换能力。沸石独特的结晶构造使其内部表面积很大,每克沸石的比表面积为355—1000m2,因此沸石的吸附量很大。

从理论上说,沸石对重金属具有很强的交换吸附功能,能使土壤中的重金属得到固化,不易被淋洗或被植物吸收。由图4 可见,经过四次淋溶以后发现,每次加入沸石的土壤淋溶液中重金属铅、镉的浓度均小于对照,对重金属铅的固化效率平均比对照高21. 3% ,对镉的固化率更是比对照高25. 2% 。由此可见,沸石在重金属固化方面的效果尤其明显,是一种良好的重金属固化材料。

复合材料合F1是四种化学改良材料按照一定的比例( 表2) 组合而成,即是粉煤灰、沸石、腐殖酸和保水剂的混合体。复合材料F1兼有各单材料的各种理化特性,同时也可以产生不同材料间理化特性的相互促进或排斥。根据实验结果( 图5) 表明,复合材料F1对土壤中重金铅、镉的固化效果较明显,对重金属铅、镉的固化效果分别比对照提高了31. 4% 、22. 8% ,总体效果优于单材料对重金属铅、镉的固化效果。这主要是由于沸石、腐殖酸、保水剂的吸附、离子交换和络合等共同作用的结果,本实验得出其效果优于单材料的结果。

复合材料F2是三种单材料沸石、腐殖酸和保水剂按一定比例( 表2) 混合而成。复合材料F2不同于F1,主要是F2中未加入粉煤灰。由于粉煤灰所占比例远大于其他各种材料( 表2) ,这会对土壤的通透性产生一定的影响。相比F1,由图2 可见加入F2后土壤中的EC值均低于加入F1中的值,说明加入复合材料F2的土壤中离子交换量低于加入复合材料合F1的土壤,这对加入如沸石等材料对重金属离子的交换吸附有不利影响。

通过实验( 图6) 可见,总体上加入复合材料F2后,土壤淋溶液中重金属浓度均低于对照。在第一次淋溶时效果不明显。主要是由于缺少粉煤灰的缘故。但在以后的三次淋溶试验中,它对重金属的固化效果逐渐明显,主要是由于在不断淋溶的情况下,土壤不断被淋洗,使土壤中离子交换量增大,更有利于复合材料的吸附和络合,因此固化效果明显。

复合材料F3是粉煤灰、腐殖酸和保水剂按照一定的比例( 表2) 混合而成。通过以上的实验结果可见,单材料对土壤中重金属的固化效果最好,其次为保水剂、腐殖酸,粉煤灰对土壤中重金属的固化效果相对较差( 复合材料F3中缺少沸石) 。

通过实验( 图7) 可见,加入复合材料F3的土壤淋溶液中重金属铅的浓度均高于对照,到第三次淋溶、第四次淋溶时逐渐与对照持平; 加入复合材料F3的土壤淋溶液中重金属镉浓度在第一次淋溶液中明显高于对照,而在随后的三次淋溶中重金属镉的浓度逐渐减少且均低于对照。其主要原因可能是: 加入粉煤灰使土壤胶粒对重金属离子的吸附效应减弱,且未添加沸石,使土壤中的重金属离子被吸附和络合的效率降低。对土壤重金属镉的影响中,淋溶液中镉浓度在四次淋溶过程中与对照相比,由高于对照到逐渐低于对照,这可能是该复合材料对重金属镉的固化效果优于对重金属铅的固化效果,但是具体的原因有待做进一步的实验证明。

3. 2 对重金属铅镉复合处理的影响

随着经济的迅速发展,越来越多的污染物进入土壤环境,对土壤造成污染,甚至通过污染地下水和污染物的迁移,对人类赖以生存的生态环境在多个层面上造成不良胁迫与危害,其中以重金属污染最为严重,而且以一种金属的复合污染居多。

注: 表中Pb - ( 1、2、3、4) 表示共淋溶4 次,每次淋溶液中重金属铅的浓度。

本研究以加化学改良材料的土壤和不加任何改良材料的土壤进行对照比较,模拟重金属铅、镉复合混入土壤,采用土壤反复淋溶的方法测定淋溶液中的重金属浓度。通过比较研究化学改良材料对铅、镉复合污染土壤中重金属铅、镉的固化效果,观察试验结果与以上对铅、镉单一处理的实验结果的一致性,进一步证明化学改良材料对土壤中重金属的固化效果。化学改良剂对土壤中重金属铅、镉复合的影响,其方法、步骤均与单一处理相同。

由表5 可见,在铅、镉复合处理淋溶试验中,单材料F6( 粉煤灰) 、复合材料F3( 粉煤灰、腐殖酸和保水剂的混合体) 效果差,在第一次淋溶液中重金属铅的浓度明显高于对照F8,与以上铅、镉单一处理淋溶时的结果一致,再次说明加入粉煤灰对土壤中重金属固化的效果不佳。而单材料在铅、镉复合处理中效果最优的是F4( 腐殖酸) ,其次为F7( 沸石) ; 复合材料效果最优的是F2( 腐殖酸、沸石和保水剂的混合体) ,这与前面的铅、镉单一处理的结果基本一致,说明单材料腐殖酸、沸石,复合材料F2在防止土壤重金属淋失方面的效果明显。

注: 表中Cd - ( 1、2、3、4) 表示共淋溶4 次,每次淋溶液中重金属镉的浓度。

由表6 实验结果可见,在对重金属铅、镉复合处理的淋溶试验中,对土壤中重金属镉的固化效果最明显的单材料是F5( 保水剂) ,其次为F4( 腐殖酸) 和F7( 沸石) ,这三种材料在每次淋溶液中的镉浓度均低于对照F8。复合材料合中仍是F2( 腐殖酸、沸石和保水剂的混合体) 的效果最好。单材料F6( 粉煤灰) 、复合材料F3( 粉煤灰、腐殖酸和保水剂的混合体) 的效果不佳,在第一次淋溶时淋溶液中镉浓度明显高于对照F8。该实验结果与表6 中分析的结果一致,与以上铅、镉单一处理的结果基本一致,说明单材料保水剂、沸石和腐殖酸对重金属镉的固化效果好,复合材料F2相比较其他复合材料对土壤中重金属镉的固化效果更优,同时也优于单材料。

4 结论与讨论

4. 1 结论

淋溶试验中化学改良材料在重金属铅、镉单一处理情况下对铅、镉的影响表明,在铅、镉单一处理中,单材料对土壤中重金属铅、镉的固化效果依次是F7( 沸石) > F5( 保水剂) > F4( 腐殖酸) > F6( 粉煤灰) ,其中F5保水剂对镉的固化效果优于对铅的固化。复合材料对铅、镉的固化效果依次是F2> F1>F3。其中,F1对土壤中重金属铅的固化效果比对镉的效果明显,而F3对铅镉的影响不大,与对照相比,F3的固化效果不佳,且对铅的固化效率比镉更低。

在淋溶试验中,化学改良剂在重金属铅、镉复合处理下对铅、镉的影响表明,铅、镉复合情况下化学改良剂对重金属铅、镉的固化效果与单一处理下的效果基本一致。单材料的固化效果依次是F4( 腐殖酸) > F7( 沸石) > F5( 保水剂) > F6( 粉煤灰) ,复合材料效果最优的是F2,最差的是F3。

4. 2 讨论

矿区尤其是金属矿区,土壤重金属污染严重,经雨水不断淋洗导致重金属元素迁移至周围土壤、水体,使重金属污染面扩大,危害加大。对矿区铅、镉污染的土壤,在客土不足的情况下,可直接按本研究比例在土壤中混入沸石、保水剂、腐殖酸,翻耕2—3 次,翻耕深度不大于30cm可有效控制作物、植被对土壤中重金属铅、镉的吸附量。化学改良材料可有效降低土壤中重金属Pb、Cd的淋洗迁移量,其中对各改良材料按不同组合、不同配比的试验表明,对重金属Pb、Cd的固化效果不同,需进一步研究。

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Cd和Pb 第7篇

膨润土是以蒙脱石为主要成分的粘土岩。具有比表面大、分散悬浮性、离子交换性等性质, 且储量丰富, 价格便宜, 故用粘土矿物及其改性材料来处理废水中的重金属离子已经越来越引起重视。本文采用邯郸地区的膨润土, 考察了其对几种常见重金属离子的吸附作用。

1 吸附实验

膨润土提纯后纯度≥90%, 试剂均为分析纯级试剂加去离子水配制而成, 两组平行实验。

1.1 吸附时间的影响

取50mg/L的Cu2+、Pb2+、Cd2+溶液各50mL, 各加入12g/L的膨润土, 在室温下分别振荡吸附, 得到不同吸附时间的吸附曲线图1。

吸附作用开始短时间内, 重金属离子在膨润土上的吸附速率增加很快, 原因在于膨润土结构内的大量可交换离子与重金属离子发生交换吸附, 同时膨润土表面的羟基与重金属离子的表面络合反应, 向粘土矿物晶格扩散, 最后在晶格内吸持与固定[1]。致使大量离子被吸附。随着表面羟基与结构中的可交换阳离子数量逐减, 去除率增加缓慢。120min之后, Pb2+的去除率开始下降可能是Pb2+发生解离, 导致在膨润土上的数量减小[2]。

1.2 pH值的影响

用0.1mol/L的NaOH或0.1mol/L的HCl调节溶液pH值, 加入12g/L膨润土室温下搅拌120min进行吸附, 考察不同pH值对吸附作用的影响 (图2) 。

图2反映出随pH值的增大, 膨润土对金属离子的去除率也随之增加。pH的影响可分两个阶段:pH<4时, 膨润土对重金属离子的吸附效果差, 去除率和平衡吸附量变化缓慢, 而在4~6之间, 则增长迅速。当pH值达到5时前, 重金属离子的去除率升高很快此后减缓。这是因为在pH值较低时溶液中H+多, 占据了膨润土上的吸附位, 随着p H值逐渐升高, 溶液中H+浓度减少, 对金属离子的竞争减弱, 越来越多的吸附位被释放, 当pH值达到中性或碱性条件时, 溶液中的Cu2+、Pb2+、Cd2+便会水解形成络合离子, 附在膨润土表面, 离子的吸附率就提升了。

1.3 温度的影响

加入12g/L的膨润土, 恒温振荡器调温, 振荡吸附120min后, 得温度的关系图3。

吸附曲线显示, 温度也会影响膨润土与重金属离子的吸附作用, 温度的升高引起重金属离子去除率增大。当温度达到35℃时, Cu2+、Cd2+、Pb2+的去除率分别为95.13%, 92.42%, 88.75%, 随后变化不大。温度升高加速了体系中离子运动速度, 有利于离子交换反应。去除率的增大另一原因就是随着温度的增加, 促进了体系中的水分蒸发。

2 等温吸附

常用来描述吸附过程的等温线是Langmuir和Freundlich方程, 因其表现形式简单, 且得到的吸附常数有一定的物理意义, 有助于了解吸附机制。表1是温度30℃时, 吸附作用的拟合参数, pH4.5, 离子强度1×10-3mol/L。

由此可见, 膨润土对重金属离子吸附符合Freundlich吸附模型, 说明膨润土的吸附是介于单层或多层吸附之间, 且吸附表面是不均匀的。

3 结论

本文采用膨润土作为实验材料, 分别考察了pH值, 温度, 吸附时间等因素对Cu2+、Cd2+、Pb2+的吸附效果的影响, 实验结果表明:延长吸附时间能达到提高吸附率的效果, 吸附时间为120min时吸附效果最好;pH和温度的升高, 也会增大重金属离子的去除率;膨润土对重金属离子吸附符合Freundlich吸附模型。

摘要：本文选取膨润土作为实验材料, 采用静态吸附实验, 分别考察了pH值, 温度, 吸附时间等因素对吸附效果的影响。等温吸附实验显示, 膨润土对重金属离子吸附符合Freundlich吸附模型。

关键词：膨润土,重金属离子,吸附

参考文献

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