重金属铅污染

重金属铅污染（通用9篇）

重金属铅污染 篇1

0 引 言

重金属是农业生态系统中一类具有潜在危害的化学污染物。重金属Pb,Cd,Cr, Cu是污水的主要组分之一,它们对作物、土壤和地下水都有潜在的威胁。土壤中重金属积累到一定程度就会对植物系统产生毒害,导致土壤退化、农作物产量和品质降低,而且通过径流和淋洗作用污染地表水和地下水,恶化生态环境,并可能通过直接接触、食物链等途径危及人类的生命和健康。因此,研究污水灌溉带来的重金属污染问题,特别是重金属污染物对土壤-作物系统的影响显得尤为重要[1]。

1 试验场地基本情况[2,3,4]

污灌试验区选定在位于开封市东15 km的兴隆乡太平岗村二组。试验区紧邻惠济河,惠济河是淮河的一条重要支流,是开封市污染严重的一条河流。该区多年平均地下水埋深3.40 m。该地区地势平坦,地面比降为1/2 500～1/3 000。土壤为黄河冲积平原土质,质地为壤土或沙壤土,有机质少,pH值为8.45～8.60,孔隙度为43.40%～50.26%,密度为1.32%～1.50 g/cm3。主要作物有水稻、玉米、棉花、花生、大豆等,自然条件在河南省平原地区有一定的代表性。

2 实验观测内容

(1)水样的采集与处理[5,6,7]。

本次实验所选水样取自惠济河,监测项目主要有COD、BOD5、Cd、Cr6+、Pb和Cu。沿引水处的河流横断面取三个点,即左岸、中间、右岸。根据实验要求,用未加处理的水进行灌溉,对污水灌溉后土壤重金属污染进行监测。

(2)土壤样品的采集与处理[8]。

在污水灌溉试验小区距惠济河远近不同的3个位置(北、中、南)取样,其中,北距河40 m,中距河30 m,南距河20 m。土壤采样深度为0～20,20～40,40～60 cm。灌溉方法按照常规的方法进行。土壤采样时间为每个生育期取一次,灌溉后、降雨一天后加测一次,每次2个点。

(3)土壤重金属含量的测定[9]。

采用微波炉加热分解法消解土样,火焰原子吸收法测定金属含量[5]。土壤重金属测定所用仪器:原子吸收分光光度计,空气-乙炔火焰原子化器,背景扣附除装置,Pb,Cd,Cr, Cu空心阴极灯。

3 玉米对土壤中铅的吸收效应分析

3.1 不同生育期玉米根、茎、叶含铅量的分布

外源重金属污染物进入土壤后,作物可通过根系代谢吸收土壤中的重金属[10]。进入根细胞内的重金属,一部分滞留在根中,还有一部分可随原生质的流动运移给临近的细胞,并通过细胞间的运输,横穿过根的中柱鞘输送到导管中[12,13],随作物蒸腾作用向地上部移动,并积累在作物茎叶、籽实中。不同铅污染程度对玉米吸收重金属铅的影响,见图1、2和3。对于不同铅污染程度,玉米根、茎、叶中铅含量均随着土壤中铅浓度的增加不断增加。随着生长期的延长,不同生育阶段同一铅污染程度下玉米各个部位的铅含量也随着增加,且增加的速度减缓。

从图1、2和3还可以看出,玉米各主要器官铅含量存在显著差异,在污染土壤中,铅绝大部分迁移并积累到玉米根系,其次是茎、叶。一般新陈代谢旺盛器官积蓄量大,而营养储存器官积蓄量小,因此玉米的根部重金属含量会比茎、叶大。这一特征揭示,玉米根系可以作为一种过滤器,来阻止进一步向茎叶迁移,从而减少其毒害效应。

3.2 成熟期玉米主要部位对铅的吸收作用

表1所示,成熟期玉米根、茎、叶、籽实对土壤铅污染的吸收作用,从表中可以看出,玉米植株各主要部位对土壤铅污染的吸收随土壤铅污染浓度的升高而升高。

3.2.1 成熟期玉米根系对铅的吸收

由表1可知,随着土壤铅污染浓度的升高,根中的铅含量也升高,无铅污染的条件下,根中的铅含量为3.11 mg/kg,当土壤铅污染处理浓度为300 mg/kg时,根中的铅含量为82.55 mg/kg,与无铅处理的条件下相比,根中的铅含量大约增大了将近30倍。当土壤铅污染处理浓度达500 mg/kg时,根中的铅含量为105.47 mg/kg,比无铅污染的条件下增加了将近35倍。随着土壤铅污染浓度的升高,根中的铅含量还在进一步的增大。当土壤铅污染处理浓度达2 000 mg/kg时,根中的铅含量为214.89 mg/kg,比无铅污染的条件下增加了将近70倍。可见重金属铅对玉米根系有显著的影响。图4也表明,随着土壤铅处理浓度的增大,根中的铅含量也在不断地增加,通过统计分析表明,根中的铅含量与土壤铅污染浓度成二次多项式的回归关系。

3.2.2 成熟期玉米茎对铅的吸收

随着土壤铅污染浓度的升高,玉米植株的根系中铅含量升高,同时茎中的铅含量也随之升高(表1)。无铅污染的条件下,茎中的铅含量为2.42 mg/kg,当土壤铅污染处理浓度为300 mg/kg,茎中的铅含量为17.58 mg/kg,与无铅处理的条件下相比,茎中的铅含量大约增大了15.16 mg/kg。当土壤铅污染处理浓度达500 mg/kg时,茎中的铅含量为22.95 mg/kg,比无铅污染的条件下相比增加了将近10倍。随着土壤铅处理浓度的增大,玉米茎中的铅含量还在进一步的增大。当土壤铅污染浓度为2 000 mg/kg时,茎中的铅含量为49.61 mg/kg,与无铅处理的条件下相比增加了20倍多。与根相比,茎中的铅含量随土壤铅污染浓度的升高而增加的幅度小于根中铅含量的增加幅度。图5表明,随着土壤铅污染浓度的增大,茎中的铅含量也在不断地增加,通过统计分析表明,茎中的铅含量与土壤铅污染浓度也成多项式的回归关系。

3.2.3 成熟期玉米叶对铅的吸收

随着土壤铅污染浓度的升高,叶中的铅含量升高(表1)。无铅污染的条件下,叶中的铅含量为2.11 mg/kg,当土壤铅污染处理浓度为300 mg/kg时,叶中的铅含量为15.39 mg/kg,与无铅处理的条件下相比,叶中的铅含量大约增大了13.28 mg/kg。当土壤铅污染处理浓度达500 mg/kg时,叶中的铅含量为19.27 mg/kg,比无铅污染的条件下相比增加了将近10倍。随着土壤铅污染浓度的升高,叶中的铅含量还在进一步地增大。当土壤铅污染浓度为2 000 mg/kg时,叶中的铅含量为33.91 mg/kg,与无铅处理的条件下相比增加了16倍多。与根、茎相比,叶中的铅含量随土壤铅污染浓度的升高而增加的幅度小于根、茎中铅含量的增加幅度。图6也表明,随着土壤铅处理浓度的增大,叶中的铅含量也在不断的增加。通过统计分析表明,叶中的铅含量与土壤铅污染浓度成二次多项式的回归关系。

3.2.4 成熟期玉米籽实对铅的吸收

表1也表明,随着土壤铅污染浓度的升高,玉米籽实中的铅含量也升高。无铅污染的条件下,籽实中的铅含量为0.023 4 mg/kg。当土壤铅污染处理浓度为300 mg/kg时,籽实中的铅含量为0.390 2 mg/kg,与无铅处理的条件下相比,籽实中的铅含量大约增大了0.366 8 mg/kg。当土壤铅污染处理浓度达500 mg/kg时,籽实中的铅含量为0.545 8 mg/kg,比无铅污染的条件下增加了0.522 4 mg/kg。随着土壤铅污染程度的提高,籽实中的铅含量还在进一步地增大。图7表明,随着土壤铅污染浓度的增大,籽实中的铅含量也在不断地增加。通过统计分析表明,籽实中的铅含量与土壤铅污染浓度成二次多项式的回归关系。

根据国家食品卫生标准(GB14935-94)规定,铅在粮食中的卫生标准的上限指标为0.4 mg/kg。从表1中可以看出,当土壤铅浓度为300 mg/kg时,籽实中铅含量约0.390 2 mg/kg,产量下降21%左右,但植株的外部形态没有明显的受害症状。在土壤铅浓度为500 mg/kg时,籽实中铅含量约0.545 8 mg/kg,已经超出了食品中的卫生标准,但在植株的外形上仍看不到显著的受害症状。这也说明土壤铅污染对人类健康的危害具有一定的隐蔽性。

3.3 玉米对土壤中铅吸收的分异特性

进一步分析可知,玉米对土壤中铅的吸收具有很强的分异特性,如图8所示, 对铅吸收最强的是根系, 茎其次,再者是叶,最小者是籽实。根系中铅含量大约是茎的4倍、是籽实的130～450倍,这一特征揭示了,玉米根系可以作为一种屏障,来阻止重金属铅进一步向其茎和籽实中迁移,从而减少铅的毒害效应。其次,玉米茎中的铅含量大约是籽实的40～180倍,说明除根系外,茎也是阻止重金属铅进入籽实的二次重要屏障。由于根系和茎主要由植物纤维组成,而籽实的主要成分是淀粉。如图8可知,根系-茎-叶-籽实中铅含量依次大幅度降低,揭示作物对铅的吸收主要残留在纤维中,而淀粉中的铅的积存很弱。同样指示作物纤维对重金属铅的强烈吸收和过滤效应。

4 土壤中铅的迁移分析

试验测定了不同生育阶段土壤中铅的含量,从图9中可以看出,土壤中的含铅量是随着铅浓度的增加而增加的。同时,随着植株的生长,土壤中含铅量呈逐渐减少趋势,且趋势比较平缓。抽雄期,不同铅污染程度下土壤铅含量均有明显的下降。另外,从图中还可以看出,绝大部分铅仍然是残留在土壤中。当土壤中的铅含量过高会严重影响土壤的质量,被植物吸收后严重影响植株的生长,影响作物的产量。通过分析各个生育阶段不同铅污染程度对土壤中重金属铅残留量的影响可知,将污水稀释后,其对土壤环境的负面影响会有所减少,因此,在条件允许的情况下,可以考虑用清水将污水稀释后再用于灌溉,达到既节水,又环保的目的。

5 结 论

通过实验观测得出如下结论。

(1)对于不同铅污染程度,玉米根、茎、叶中铅含量均随着土壤中铅浓度的增加不断增加。随着生长期的延长,不同生育阶段同一铅污染程度下玉米各个部位的铅含量也随着增加,且增加的速度减缓。

(2)玉米各主要器官铅含量存在显著差异,在污染土壤中,铅绝大部分迁移并积累到玉米根系,其次是茎、叶。一般新陈代谢旺盛器官积蓄量大,而营养储存器官积蓄量小,因此玉米的根部重金属含量会比茎、叶大。这一特征揭示,玉米根系可以作为一种过滤器,来阻止进一步向茎叶迁移,从而减少其毒害效应。

(3)通过分析各个生育阶段不同铅污染程度对土壤中重金属铅残留量的影响可知,将污水稀释后,其对土壤环境的负面影响会有所减少,因此,在条件允许的情况下,可以考虑用清水将污水稀释后再用于灌溉,达到既节水,又环保的目的。

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重金属铅污染 篇2

铅污染

成因：

铅对环境的污染，一是由冶炼、制造和使用铅制品的工矿企业，尤其是来自有色金属冶炼过程中所排出的含铅废水、废气和废渣造成的。二是由汽车排出的含铅废气造成的，汽油中用四乙基铅作为抗爆剂（每公斤汽油用1～3克），在汽油燃烧过程中，铅便随汽车排出的废气进入大气。目前世界上已有两亿多辆汽车，每年排出的总铅量达40万吨，成为大气的主要铅污染源。

危害：

经饮水、食物进入消化道的铅,有5～10%被人体吸收。通过呼吸道吸入肺部的铅，其吸收沉积率为30～50%。蓄积在骨骼中的铅，当遇上过劳、外伤、感染发烧、患传染病、缺钙或食入酸碱性药物，使血液酸碱平衡改变时，铅便可再变为可溶性磷酸氢铅(PbHPO4)而进入血流，引起内源性铅中毒。

铅对神经系统的损害是引起末梢神经炎，出现运动和感觉障碍。此外铅随血流入脑组织，损害小脑和大脑皮质细胞，干扰代谢活动，使营养物质和氧气供应不足，引起脑内小毛细血管内皮细胞肿胀，进而发展成为弥漫性的脑损伤。经

幼儿大脑对铅污染比成年人敏感。大气中的铅对儿童的智力

发育和行为会有不良影响。儿童的血铅超过每100毫升60微克时,会出现智能发育障碍和行为异常。铅对儿童骨骼的生长发育也能造成损害，例如能使长干骨骺端钙化带密度增强、宽度加大和骨骺线变窄等。铅还能透过母体胎盘，侵入胎儿体内和脑组织。

白色污染

白色污染的主要来源有食品包装、泡沫塑料填充包装、快餐盒、农用地膜等。

白色污染是我国城市特有的环境污染，在各种公共场所到处都能看见大量废弃的塑料制品，他们从自然界而来，由人类制造，最终归结于大自然时却不易被自然所消纳，从而影响了大自然的生态环境。伴随人们生活节奏的加快，社会生活正向便利化、卫生化发展。为了顺应这种需求，一次性泡沫塑料饭盒、塑料袋、筷子、水杯等开始频繁地进入人们的日常生活。这些使用方便、价格低廉的包装材料的出现给人们的生活带来了诸多便利。但另一方面，这些包装材料在使用后往往被随手丢弃，造成“白色污染”;形成环境危害，成为极大的环境问题。

“白色污染”，的主要危害在于“视觉污染”和“潜在危害”：“视觉污染”

在城市、旅游区、水体和道路旁散落的废旧塑料包装物给人们的视觉带来不良刺激，影响城市、风景点的整体美感，破坏市容、景观，由此造成“视觉污染”。

“潜在危害”

重金属铅污染 篇3

关键词：油菜,铅,砷

1 引言

砷、铅作为环境中主要的重金属污染物, 广泛存在于城市污水、化肥、有机农药中。砷具有积累性中毒作用, 对人有致癌作用[1];铅对成人神经系统、消化系统以及心血管系统都有损伤作用, 其中神经系统比其它系统更容易遭受铅的毒害[2]。油菜是人们日常生活中不可缺少的副食品, 但在当前种植过程中普遍大量使用化肥、农药使其受重金属污染加剧。本文以固原市庙湾和沙涡两处蔬菜种植基地油菜为研究对象, 对油菜中砷、铅两种重金属的污染进行了分析, 旨在为当地蔬菜种植土壤的管理和环境保护提供参考依据。

2 实验部分

2.1 实验仪器

本论文所用主要实验仪器如表1。

2.2 供试材料

在庙湾和沙涡两处蔬菜地中以梅花形采样法采集油菜样品。具体操作为:选取5个点 (即中间1点, 周围4点) , 在各采样点上用铁铲将油菜及其根部全部取出, 去除周围土壤将剩余样品置于取样袋中。

2.3 实验方法

采回的油菜样品先用水冲洗, 再用去离子水漂洗。称取60 ℃ 干燥好的不锈钢刀切碎的样品茎叶、根各0.6g左右, 分别置于50mL锥形瓶中, 然后加入硝酸+高氯酸 (4+1) 混合酸10 mL摇匀后浸泡, 放置过夜。次日置于电热炉上加热消解, 至消化液呈淡黄色或无色, 稍冷后加入20mL蒸馏水分两次加热赶酸, 至消解液0.5~1.0mL止, 冷却后用少量水转入25mL容量瓶或比色管中。用原子荧光光谱法测定油菜中砷, 火焰原子吸收分光光度法测定油菜中的铅, 同时做空白试验, 平行测6次。

3 结果与讨论

3.1 油菜中砷、铅的含量

由表2可见, 庙湾和沙涡两处油菜中铅的含量均高于砷的含量, 庙湾油菜中铅、砷含量分别高于沙涡油菜庙铅、砷的含量, 油菜根中砷、铅含量均高于茎叶中的含量, 可见油菜根对重金属的吸收大于茎叶的吸收能力。绿色蔬菜即无公害蔬菜, 是指各项指标符合国家食品卫生标准, 长期食用对人体无害的蔬菜, 两处油菜食用部位茎叶中铅含量均超过国家无公害蔬菜的铅指标 (Pb≤0.2mg/kg) , 砷的含量都低于无公害蔬菜的砷指标 (As≤0.5mg/kg) [3]。

3.2 单因子污染指数评价

单因子评价是环境质量评价的最简单的方式, 也是其它评价方法的基础。单因子环境质量污染指数的表达式为:Ii=Ci/Pi。式中, Ci为蔬菜中某重金属元素的含量;Pi是国家蔬菜卫生标准) [4]。

注:Ii<1非污染;1<Ii<2*轻度污染;2<Ii<3**中度污染;Ii>3*** 重度污染

由表3可见, 铅的污染指数最大, 属重度污染, 油菜中砷未出现超标情况。

3.3 综合污染指数评价

根据综合污染指数并依据世界卫生组织及联合国粮农组织制定的两种元素每日允许摄入量及限制量的各项数据就能把蔬菜划分为4类[5]:清洁<0.75;轻度污染0.75~ 2.4;中等污染2.4~7.8;重度污染>7.8。两地区铅综合污染指数均大于7.8, 都属于重度污染区, 考虑到采样地区周边环境的影响, 采样地庙湾大种植地两边均有马路, 车辆燃料燃烧、轮胎磨损都是重金属元素的重要物质来源。

4 结语

通过对固原市庙湾和沙涡两处油菜中砷、铅含量的测定及污染指数评价, 得出如下结论: (1) 从庙湾和沙涡种植油菜砷、铅含量的总体情况来看, 砷的含量未超过国家无公害蔬菜的标准, 油菜食用部位茎叶中铅的含量远远超过了食品卫生标准, 属铅超标蔬菜; (2) 通过单因子污染指数和综合污染指数评价表明固原两处种植油菜中铅污染已达到重度污染且需要治理, 庙湾油菜铅污染比沙涡油菜严重。

参考文献

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[4]刘培桐.环境学[M].北京:高等教育出版社, 北京:2000.

广西矿区土壤镉、铅污染状况研究 篇4

广西矿区土壤镉、铅污染状况研究

对广西德保几个矿区尾矿土壤中镉和铅含量进行了测定,并初步探讨了土壤的污染状况.结果显示:土壤中镉和铅含量都超出了广西土壤环境质量标准的背景值(Cd 0.08 mg・kg-1,Pb 20 mg・kg-1),且镉含量明显超标,而铅在国家土壤环境质量标准下几乎无污染,但是已经达到广西土壤环境质量标准下的轻度污染;铜矿尾矿土壤中Cd的含量最高达2.16mg・kg-1,已超过国家的三级标准,对生态开始产生影响;硫铁矿尾矿下游土壤中Pb的含量达83.53 mg・kg-1对生态基本无影响.土壤中Cd的含量随着pH值的升高而显著增加,而Pb的.含量随着pH值的升高有所减少;土壤中Cd的含量不管就环境质量标准来说,还是单项污染指数,都属于严重污染级别,应减轻对生态环境的危害.因此应该引起相关部门的重视,及时采取措施控制污染源或者减轻污染程度.

作 者：王素娟 李正文 廖秋佳 陶兆锋 WANG Su-juan LI Zheng-wen LIAO Qiu-jia TAO Zhao-feng 作者单位：广西大学农学院,南宁,530004刊 名：生态科学英文刊名：ECOLOGICAL SCIENCE年，卷(期)：27(1)分类号：X53关键词：矿区尾矿 镉 铅 土壤污染

重金属铅污染 篇5

1 对象与方法

1.1 对象

整群抽取皖北某县从事铅回收作业的4个自然村的陈庙小学在校学生 (5～12岁) 261名, 对照组为3 km以外的非工业铅污染地区1所小学的109名在校生。调查对象都是在当地出生并长期居住的儿童, 自出生以来累计外出居住时间不超过30 d。调查前2个月没有进行过驱铅治疗。

1.2 环境监测

1.2.1 采样点选择

根据现场实地查看, 选择该地区距再生铅生产基地较近的大王庄、小尹庄、葛王庄和邓庄4个行政村为调查区域。在大王庄、小尹庄和葛王庄每个村设4个采样点 (其中包括大王庄小学和陈庙小学校内采样点) 。大王庄和小尹庄采样点采用随机原则抽取;葛王庄采样点根据儿童血铅调查, 以血铅值较高的儿童家庭为采样点。小尹庄村民较少, 仅设置1个采样点。对照组为3 km以外的非工业铅污染地区的1所小学, 采集对照组空气铅、土壤铅和学生血铅。

1.2.2 空气铅监测

按采样点设置要求, 在污染区内选择学校操场中央和农户庭院共计7个监测点, 在对照区内设1个监测点。采用粉尘采样器用微孔滤膜 (0.8 μm) 以10 L/min速度采样60 min, 每个监测点分别于上、下午各采样1次, 连续采样3 d;共采集48个样本。用石墨炉原子吸收光谱法测定空气中铅含量。

1.2.3 水铅监测

按采样点设置要求, 污染区和对照区饮用水源均为20 m左右的浅层地下水 (除葛王庄一池塘水为地表水) , 通过手压井采样, 取样前先放水1 min, 使用无色塑料瓶收集水样, 取水样500 mL, 共收集水样16份。用石墨炉原子吸收光谱法测定水中铅浓度。

1.2.4 土壤铅监测

按采样点设置要求, 用木制小手铲按梅花布点铲取5个质量大致相同的表层土壤 (深度约10 cm) , 混匀后按4分法取1 000 g土壤装入塑料袋内。共收集土壤样本16份。用石墨炉原子吸收光谱法进行土壤中铅含量的测定。

1.2.5 农作物的监测

采样布点同空气 (除小学外) 铅监测。采集当地的主要农作物小麦约500 g, 装入塑料袋内。用石墨炉原子吸收光谱法测定小麦中铅含量。

1.3 静脉血血铅监测

采集0.4 mL静脉血, 肝素抗凝后存放在无铅污染的微量采血管中, 于-20℃保存, 共收集血样370份。用石墨炉原子吸收光谱法测定血铅。

2 结果与分析

2.1 空气铅检测

共采集空气铅样本16份, 其中对照区2份。污染区空气铅超标率为14% (2/14) , 空气铅水平最高为5.74 μg/m3, 是标准值 (1.50 μg/m3) 的3.83倍;对照区空气铅均不超标。

2.2 水铅检测

共采集水样16份, 其中地下水 (饮用水水源) 15份, 地表水1份。15份地下水中铅含量均未超过国家生活饮用水卫生标准。但葛王庄地表水中铅质量浓度达到0.18 mg/L, 超过《地表水环境质量标准》中Ⅴ类标准0.1 mg/L的1.8倍。地表水铅含量超标, 可能与该村庄农户在自家房前拆卸废旧蓄电池, 清洗电池板的废水直接排入附近的水塘中, 造成水体污染。

2.3 土壤铅检测

共采集土壤样本15份, 其中污染区土壤样本16份, 对照区土壤样本1份。

表1提示, 污染区4个村庄, 除邓庄土壤中铅含量低于国家标准外, 其他3个村庄均有1个监测点土壤中铅含量超标。最大超标倍数达2.04倍, 污染区各监测点土壤铅含量明显高于对照区。

2.4 小麦监测结果

共采集小麦样本11份, 检测出4份超标, 超标率为36%。

大王庄一农户家庭小麦中铅含量超过国家标准42.5倍, 小尹庄一儿童家中小麦铅含量超过国家标准13.5倍, 另外7农户家小麦铅含量未超标, 可能与部分农户从外地购买小麦有关。

2.5 儿童血铅检测

铅接触组与对照组儿童血铅水平分别为 (258.2±97.8) 和 (115.0±27.0) μg/L, 接触组儿童血铅质量浓度明显高于对照组, 差异有统计学意义。

3 讨论

调查结果表明, 皖北某镇葛王庄、大王庄、小尹庄、邓庄和陈庙小学环境铅污染相当严重。陈庙小学监测点一次最高空气铅质量浓度达到5.74 μg/m3, 超过国家标准3.83倍。土壤铅最大超标倍数达2.04倍。主要农作物小麦铅平均含量为2.84 mg/kg, 最大超标倍数达42.5倍。该地区环境铅污染水平在经过当地政府实施禁止个人拆卸废旧蓄电池、关闭排污严重的作坊式小再生铅冶炼厂、规定区域、集中生产后有降低趋势。但本次调查中, 仍有个别村民在自家房前拆卸废旧蓄电池, 没有任何安全防护措施, 洗铅的废水直接排放到池塘中, 对地表水、土壤和空气造成污染。说明当地政府实施禁止个人拆卸废旧蓄电池工作不够完善, 村民对铅的防护意识不强。在污染源卫生防护距离内有大量的农田栽种小麦, 同时, 调查也发现部分村民进食的小麦中铅含量严重超标。对儿童进行血铅检查, 儿童体内铅负荷明显增高, 远远高于对照组儿童的平均水平115 μg/L。国内外大规模的流行病学调查和临床研究证实, 儿童血铅水平在100 μg/L左右已能对儿童的智能发育、体格生长、学习记忆能力和感觉功能产生不利影响[5]。1991年美国CDC将儿童血铅水平100 μg/L制订为社会干预水平, 同时作为儿童铅中毒的诊断标准。与上述标准比较, 该地区几乎所有小学生的血铅水平都超过标准, 部分儿童的血铅水平已达到需要治疗的程度。有关部门应对此高度重视, 采取相应措施降低环境中的铅浓度和儿童血铅水平, 以保障儿童健康成长。

参考文献

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重金属铅在油菜中的盆栽实验研究 篇6

土壤间的物质流动相对于大气和水体要慢得多, 因此土壤一旦被重金属Pb污染, 植物体内吸收大量的Pb, 不会轻易消散。土壤中影响作物对Pb吸收的主要因素有土壤的p H值、土壤有机质含量、阳离子交换能量等[1]。植物吸收Pb后, 富集在植物体内, 进而被作为食物链末端的人类吸收, 影响身体健康。

为了提供给更好的种植环境, 本研究选取市场上销售土壤进行研究。土壤的流动性和自净能力较大气和水体较弱, 更能够反映环境情况。研究通过观察作物不同部位的生长状况和对相关元素进行研究分析, 发现规律, 探讨植物体内的铅的富集规律。

1 盆栽实验的材料与方法

1.1 实验用品

A320原子吸收分光光度计 (上海精密仪器有限公司) 、ALC-210.4型电子分析天平、101-3C型烘箱 (上海实验仪器厂) 、硝酸铅、盐酸、硝酸、高氯酸、市售土壤、花盆、保鲜膜、标准筛、尼龙筛、容量瓶等。

所有药品均为分析纯。

1.2实验方法[1]

1.2.1 铅对植物生长的影响实验研究

在保鲜膜上将市场销售的土壤平铺晾干, 去除根系、石块等杂质, 用研钵捣碎, 用200目标准筛进行筛分。

在实验用花盆中称取1 000 g过筛的土。称取硝酸铅2.0 g, 溶于100 m L蒸馏水中配置成硝酸铅溶液, 备用。分别从硝酸铅溶液中取0 m L、5 m L、10 m L、15 m L、20 m L、25 m L于250 m L锥形瓶中, 并加入一定量蒸馏水, 分批次倒入实验所用的花盆中, 使得花盆中铅的含量为0 mg/kg、100 mg/kg、200 mg/kg、300 mg/kg、400 mg/kg、500 mg/kg。每组含铅土壤花盆做3个平行实验。将市场上销售油菜种子分别撒入编号为00、01、02、03、04、05土壤的花盆中, 加入蒸馏水, 定期进行观察, 保持花盆内可供作物正常生长充足的水分。待植物生长40 d后, 收获待测。

1.2.2 添加碳酸氢钠后铅对植物影响实验

在保鲜膜上将市售的土壤平铺晾干, 去除根系、石块等杂质, 用研钵捣碎, 用200目标准筛进行筛分。

在实验用花盆中称取1 000 g过筛的土。称取3.0 g硝酸铅和0.02 g碳酸氢钠分别溶于100 m L和200 m L蒸馏水中, 备用。分别取相同体积为10 m L的硝酸铅溶液8次以及0 m L、5 mL、10 m L、15 m L、20 m L、25 m L、30 m L、35 m L碳酸氢钠溶液置于8个编好号的锥形瓶中, 加入一定量蒸馏水, 分批次加入到编号为10、11、12、13、14、15、16、17的实验用花盆中, 使花盆中铅的含量为300 mg/kg, 碳酸氢钠 的含量分 别为0 mg/kg、0.5 mg/kg、1.0 mg/kg、1.5 mg/kg、2.0 mg/kg、2.5 mg/kg、3.0 mg/kg、3.5 mg/kg。每组样品做3次平行实验。将市售油菜种子撒入编号为10、11、12、13、14、15、16、17的花盆中。加入蒸馏水, 定期进行观察, 保持花盆内可供作物正常生长充足的水分。待植物生长40 d后, 收获待测。

1.2.3 作物样品的制备

40 d成长期过后, 将培养成熟的作物样品用清水冲洗, 确保无灰尘、杂质残留后, 再用蒸馏水少量多次冲洗。在105℃下杀青, 并于70℃烘干后, 平铺、冷却。将作物的根、茎、叶分别剪下、研磨、称重。分装在食品级保鲜袋中保存, 待分析使用。

1.2.4 土壤样品制备

收获作物后, 将实验用花盆中的土壤在干燥通风处风干后, 去除杂质等大颗粒物质, 碾碎研磨后, 倒在食品级保鲜膜上。过100目的尼龙筛。摇匀, 装入保鲜袋中待分析。

1.2.5 作物、土壤样品预处理

对上述作物进行仪器分析前的预处理, 采用王水———高氯酸消煮[1], 然后进行原子吸收分光光度法测定。同时做3个平行样, 3个空白。

1.3 测定过程

利用原子吸收分光光度计, 首先绘制出铅的标准曲线, 蒸馏水调零后, 进行测定, 读取相关吸光度值, 根据标准曲线与稀释倍数, 进行铅浓度计算。

2 实验结果与分析

2.1 土壤中铅不同浓度梯度下油菜根茎叶含铅量测定

依据观察记录数据, 计算土壤中铅不同浓度梯度下油菜根茎叶含铅量测定结果, 绘制如图1。

2.2 添加不同浓度碳酸氢钠后对油菜生长过程中根茎叶中铅含量的测定结果

依据观察记录数据, 计算碳酸氢钠对油菜不同部位吸收铅含量的影响, 绘制如图2。

2.3 讨论

通过两个实验的综合测定结果可知:油菜富集土壤中铅的部位根部最多, 叶子部位最少, 且根部富集铅的含量要远大于茎部和叶部;随着土壤中铅含量的增加, 植物根、茎、叶3个部位对于铅的吸收量也在不断增大, 土壤中铅的含量越高, 增长速度越快, 且增大的速度为根 > 茎 > 叶;添加碳酸氢钠调节p H值后, 随着土壤中其含量的增大, 油菜中根、茎、叶3个部位对于铅的吸收量均有所下降, 下降速度为根 > 茎 > 叶, 当土壤中碳酸氢钠的含量在1.5 mg/kg以下时, 油菜各部位对铅的吸收保持相对稳定, 而当土壤中碳酸氢钠的含量大于1.5 mg/kg时, 油菜中各部位铅含量均有明显下降趋势。

摘要：设计盆栽实验, 研究在同样的生长条件下, 分别施加不同含量 (低浓度、中等浓度和高浓度) 的Pb后, 选取不同的生长周期, 对比高生物量作物油菜的生长繁殖能力以及在植物体内的Pb含量的变化。通过改变土壤p H值, 利用原子吸收法测定植物体内不同部位的重金属Pb的含量, 进行检测和分析, 绘制图表并加以说明, 得出相应结论。

关键词：Pb,油菜,盆栽实验

参考文献

[1]汤莉莉, 牛生杰, 徐建强, 晏培, 杨雪贞, 谢学俭.铅对不同土壤中青菜生长的影响[J].南京气象学院学报, 2008 (2) :

重金属铅污染 篇7

关键词：原子吸收光谱法,铅含量,锌含量,皮蛋

皮蛋是一种营养丰富、口味独特和便于保存的传统食品, 其富含蛋白质、氨基酸、多种维生素以及微量元素, 营养组成比例适合人体需要[1], 深受人们喜爱。

在传统皮蛋制作过程中, 需使用纯碱、石灰、盐、黄丹粉, 按一定比例混合制作。其中黄丹粉, 又名铅丹, 主要成分是四氧化三铅 (Fe3O4) , 其作用原理是铅离子透过蛋壳使蛋白质变性, 从而在蛋清上出现“美丽的松花”, 由此致使皮蛋中含有微量铅。铅是一种对人体没有任何生理功效反而具有神经毒性的重金属元素, 铅进入人体后, 阻碍血液的合成, 导致人体贫血, 出现头痛, 晕眩, 乏力, 困倦, 便秘和肢体酸痛等症状。人体中重金属铅的累积如果超过一定量就会通过人体多种酶对人体产生严重影响, 尤其对神经系统, 智力及身体发育有极大的影响[2]。此外, 铅对儿童骨骼的代谢, 造血系统及肾脏系统亦造成一定的影响[3]。

近年来市场上出现了“含锌保健皮蛋”, 此类皮蛋利用锌、铁、铜和其他金属化合物也可以形成“美丽的松花”, 保持了传统皮蛋的色、香、味、型等特性和风味, 其蛋白及蛋黄的颜色比普通含铅皮蛋更加稳定且保存期更长[4,5]。锌元素是人体重要的微量元素之一, 是人体内某些酶、激素、维生素、核酸的活性中心, 对维持生命代谢起着重要作用[6]。锌能维持正常味觉和食欲, 促进人体的生长发育和组织再生, 增强免疫机制。若摄入过量锌, 对胃黏膜有强烈的腐蚀作用, 会抑制白细胞的吞噬作用, 影响人体内其他无机盐的吸收与代谢[7]。

检测皮蛋中Pb含量与Zn含量的方法有:火焰原子吸收光谱法[8]、微波消解-石墨炉原子吸收光谱法[9]、单扫描示波极谱法[10]、原子荧光光谱法[11]等。由于现今对成都市市售蛋制品中重金属含量缺少系统性的分析报道, 为调查研究成都市水禽蛋制品的质量安全情况, 探究“无铅皮蛋”中的重金属含量, 对成都市内某些超市、禽蛋市场及农家所售卖的皮蛋进行取样, 采用石墨炉原子吸收光谱法、火焰原子吸收光谱法分别对皮蛋中的重金属铅、锌含量进行测定, 旨在为广大市民选购禽蛋制品时提供有效的参考。

1 实验

1.1 实验仪器及试剂

试剂:过氧化氢 (30%) , 成都市科龙化工试剂厂;浓硝酸 (GR) , 成都市科龙化工试剂厂;盐酸 (GR) , 成都市科龙化工试剂厂;二次蒸馏水;10μg/m L铅的标准溶液;10μg/m L锌的标准溶液。配制浓度分别为0.0, 10.0, 20.0, 30.0, 40.0, 50.0μg/L的铅标准系列溶液;浓度分别为0.0, 50.0, 100.0, 150.0, 200.0, 400.0μg/L的锌标准系列溶液。

仪器:DF-101S集热式恒温加热磁力搅拌器 (DF-101S) , 河南省巩义予华仪器有限责任公司;原子吸收分光光度计 (AA-900T) , 珀金埃尔默股份有限公司;原子吸收分光光度计 (TAS-990) , 北京普析通用仪器有限责任公司;电炉;马弗炉;定氮烧瓶;容量瓶等。

1.2 样品预处理

将从市场上购买的皮蛋编号, 去壳, 用搅拌器搅拌均匀。备用。

1.2.1 湿式消解法

称取约5.0 g均匀样品, 置于定氮烧瓶中, 加入搅拌子, 装上分液漏斗, 缓慢加入硝酸7.0 m L, 过氧化氢7.0 m L, 待剧烈反应缓和后, 固定于DF-101S集热式恒温加热磁力搅拌器上进行油浴加热至有机物完全消解, 消化液呈澄清淡黄溶液。冷却至室温, 转移至50 m L容量瓶中, 定容。同时做空白溶液, 待测。

1.2.2 干式灰化法

称取约5.0 g均匀样品, 置于瓷坩埚中, 在电炉上加热至炭化, 再移入马弗炉中, (500±10) ℃灰化6 h, 冷却后取出, 以硝酸 (1∶1) 溶解灰分, 将溶液转入50 m L容量瓶中, 用少量蒸馏水洗涤瓷坩埚, 洗液转入容量瓶中并定容至刻度。若有少量样品未灰化完全, 加入3 m L硝酸或硝酸∶高氯酸=1∶1, 在电炉上小火加热, 反复多次直至消化完全。同时做空白溶液, 待测。

1.3 检测方法

采用石墨炉原子吸收光谱法测定Pb含量。检测条件:Pb在波长283.3 nm测定, 灯电流3 m A。干燥温度110℃, 保持时间20 s;灰化温度850℃, 持续时间20 s;原子化温度1 600℃, 持续10 s。

采用火焰原子吸收光谱法测定Zn含量。检测条件:Zn在波长213.9 nm测定, 灯电流3 m A, 燃气流量1 500 m L/min, 燃烧头高度6 mm。

2 结果与讨论

2.1 样品分析结果

如表1所示, 皮蛋1、2、3, 表示不同市场购买的皮蛋样品。皮蛋样品中铅含量为0.20μg/g, 0.31μg/g, 0.23μg/g。为验证本方法的准确度, 还进行了样品的回收率实验, 回收率为93.2%~108%。

如表2所示, 皮蛋1、2、3、4、5, 表示不同市场购买的皮蛋样品。皮蛋样品中锌含量在11.39~17.02μg/g之间。样品测定的回收率为94.2%~106%。

2.2 讨论

对于成都部分市场的皮蛋样品进行分析, 采用石墨炉原子吸收光谱法测定其中的铅含量, 火焰原子吸收光谱法测定其中的锌含量, 测定快速、方法简便。铅是一种神经毒性元素, 皮蛋中的铅测定采用湿法消解, 避免了使用干法灰化, 样品中铅蒸发的损失。

3 结论

根据《中华人民共和国国家标准皮蛋GB9694-1988》[12] (如表3) 中对皮蛋中重金属含量的规定, 传统工艺生产的皮蛋Pb含量最高标准为3.00μg/g, 其他工艺生产的皮蛋pb含量最高标准为0.50μg/g, 皮蛋中Zn含量最高标准为20.00μg/g。实验中成都部分市场所售的几种皮蛋中铅含量为0.20~0.31μg/g, 锌含量为11.39~17.02μg/g, 均符合国家蛋类重金属含量标准。

重金属铅污染 篇8

关键词：再生铅,物质流,铅污染,冶炼

再生铅行业是循环经济中的朝阳产业,同时也是铅污染的重点防控行业,其原料的85%以上来自废铅酸蓄电池。废铅酸蓄电池一般含有20%~25%(w)的电解液,其中,铅颗粒、溶解铅及砷的质量浓度分别达到60~240,1~6,1~6 mg/L［1］。 以2013年再生铅产量1 190 kt计,当年排放的废渣和烟尘高达360 kt和526 t［2］。这些含铅烟尘、含铅废渣以及含铅电解液对周边地区的水环境、大气环境以及土壤理化性质具有显著影响［3-5］。

物质流分析是一种在一个国家、地区或企业(宏观、中观及微观)3个层次内,对特定的某种物质进行工业代谢研究的有效手段,遵循质量守恒定律［6］。通过对微观层次的物质流分析,可以了解整个生产系统中元素的源、汇、流向、流量和库存等,分析某种元素的废物流、循环流及产品流,为企业提高资源回收率和降低污染排放提供新的方法和视角［7-9］。国外学者利用物质流分析对铅在宏观尺度的循环、库存及再生情况进行研究,以实现铅资源管理最优化和铅污染排放最小化［10-11］。国内学者构建了铅工业的物质流分析模型,分析了铅循环率低和排放率高的成因,并提出了改进对策［12-13］。但将物质流分析应用到微观层次,即对某企业生产工艺运用物质流进行分析［14-16］的报道还较少。

本工作以A企业为研究对象,开展了再生铅冶炼行业典型工艺(铅膏炼前预脱硫—还原熔炼—精炼)的铅物质流分析,构建了再生铅冶炼过程的铅元素流图,旨在为再生铅行业资源管理和环境监管提供技术支撑。

1生产工艺

A企业采用“铅膏炼前预脱硫—还原熔炼—精炼”的典型工艺进行铅的再生,工艺流程见图1。 整个流程由预处理、粗铅熔炼、电解精炼和合金化4个部分组成。废铅酸蓄电池经破碎、分选得到含铅原料,分选出的铅头铅网直接进入熔炼炉低温熔炼生产粗铅,再进入合金锅配制合金铅;分选出的铅泥进行熔炼生产粗铅,粗铅经去除杂质后,部分添加合金炼成合金铅,部分经铸极板电解成高纯铅。

2采样分析

在深入剖析A企业的生产工艺流程、产污节点、环境保护实施基本情况、工况、生产负荷、监测孔开设、监测断面布设及监测点位设置等的情况下,进行采样分析。试样涵盖各个环节中输入和输出的含铅物质。

2.1监测方法

大气监测点:重力除尘烟气、布袋除尘烟气、双减脱硫烟气、合金+电解精炼烟气;大气监测因子:烟气量、含铅量。

水监测点:破碎工序处理进口废酸、破碎工序处理出口废酸;水监测因子:流量、含铅量。

固体监测点:铅头铅网、铅泥、铅泥+返回烟灰、重力除尘灰、旋风除尘灰、布袋除尘灰、灰渣、除铜渣、锑锡渣、合金渣、阳极泥、精铅渣; 固体监测因子:含铅量。

监测频率:连续3天,每天1次。

2.2采样方法

大气采样参照GB/T 16157—1996《固定污染源排气中颗粒物测定与气态污染物采样方法》［17］; 水采样参照HJ 495—2009《水质采样方案设计技术规定》［18］、HJ 494—2009《水质采样技术指导》［19］和HJ 493—2009《水质样品的保存和管理技术规定》［20］;固体采样参照HJ/T 20—1998《工业固体废物采样制样技术规范》［21］。

2.3分析方法

2.3.1含铅量的测定

参照文献[22]测定大气的含铅量;参照GB7475—1987《水质铜、锌、铅、镉的测定原子吸收分光光度法》［23］测定水的含铅量;参照GB/T15555.2—1995《固体废物铜、锌、铅、镉的测定原子吸收分光光度法》［24］测定固体的含铅量。

2.3.2理化性质的分析

针对再生铅行业含铅烟尘污染突出的特点, 重点对烟尘进行理化性质分析。采用NKT6100-B型激光粒度分析仪(山东耐克特分析仪器有限公司)测定其粒径分布;采用欧盟提出的连续提取法(BCR法)测定其有效态(酸可提取态、可还原态、 可氧化态和残留态)重金属含量。

3结果与讨论

3.1铅元素流

依据企业生产报表和实测数据,对工艺系统中各工序含铅物料的输入、输出、库存、循环等进行核算,以1 t废铅酸蓄电池(以铅计,下同)为投入原料,再生铅冶炼过程中的铅元素流见图2。 根据图2及式(1)~(3)计算可得该再生铅典型工艺全过程的铅直收率(α,%)、铅回收率(β,%)、 铅废物循环利用率(γ,%)分别为85.38%, 93.96%,97.57%。

式中:m为含铅量,t;精铅冶炼渣包括精炼渣、氧化灰、除铜灰和合金灰渣。

3.2再生铅冶炼烟尘理化性质的分析结果

3.2.1粒径分布

再生铅冶炼过程中烟尘的粒径分布见表1。

由表1可见:熔炼炉冶炼系统产生的烟气经重力收尘—旋风收尘—布袋收尘处理后的布袋收尘灰中,粒径小于2.5 μm的颗粒物占烟尘总量的73%, 小于10.0 μm的颗粒物占98%;合金和电解冶炼系统产生的烟气经布袋收尘后的精铅收尘灰中,粒径小于2.5 μm的颗粒物占烟尘总量的43%,2.5~10.0 μm的颗粒物占37%。合金和电解冶炼系统捕集烟尘的效率(以PM2.5为指标)低于熔炼炉冶炼系统,分析其原因可能是缺少预处理收尘(重力+旋风)以及布袋材质不同。

3.2.2 BCR分析结果

再生铅冶炼过程中烟尘的BCR法分析结果见表2。由表2可见:酸可提取态铅的占比由高到低依次为布袋收尘灰、重力收尘灰、旋风除尘灰、精铅收尘灰,酸可提取态是铅等重金属影响生态环境和人类健康的最直接形态,具有较大的毒性［25］;可氧化态铅和可还原态铅的占比由高到低依次为布袋收尘灰、精铅收尘灰、旋风除尘灰、重力除尘灰, 可氧化态铅和可还原态铅在一定的物理化学条件下会释放出来而显示生物有效性［26-27］,对环境造成危害;残留态铅的占比由高到低依次为重力除尘灰、精铅收尘灰、旋风除尘灰、布袋收尘灰,残留态铅被镶嵌或包裹于矿物晶格中而不容易释放出来,对环境影响较小。

3.3物质流的分析结果

3.3.1有组织排放分析

再生铅典型工艺排放的污染物(以铅计,下同)为脱硫石膏渣(9.05 g)、熔炼渣(1.57 kg)以及外排烟气(0.2 g)。排放量由高到低依次为熔炼渣、脱硫石膏渣、外排烟气。熔炼渣和脱硫石膏渣属危险废物,需按危险废物贮存要求进行场地建设,暂存场地地面硬化并加盖雨棚和围墙,暂存熔炼渣和脱硫石膏渣采用封闭车辆及时清运。由于熔炼渣的含铁量较高,具有综合利用价值,可作为生产盐水泥的原料［28］。虽然熔炼渣和脱硫石膏渣的含铅量较高,但若严格按照危险废物进行处理处置,对环境的影响相对较小。

再生铅典型工艺中烟气经过重力除尘、旋风除尘、布袋收尘以及烟气脱硫处理后外排。由于在外排烟道进行的取样量达不到粒径分布、形态分析的要求,且采样滤膜在耐温耐压方面有限制,故本研究通过布袋收尘粒径分布间接反映外排颗粒物的粒径分布。由表1和表2可见,布袋收尘中PM2.5的占比为73%,酸可提取态、可氧化态及可还原态铅的占比总和为67%,而外排烟尘细颗粒物的占比较布袋收尘有所增加［29］,大部分为可吸入颗粒物且酸可提取态、可氧化态及可还原态铅的占比较大而易于释放出来［25-26］。因此,外排铅尘虽排放强度较小,但对环境的影响程度却相对较大。

综上所述,有组织排放中的外排烟气是重点污染物。针对外排烟气中铅烟尘的PM2.5占比高以及铅烟尘活性较高易于释放的特点,再生铅冶炼企业应选用微孔膜复合滤料等新型织物材料的布袋除尘器及其他高效除尘器,进一步提高细烟尘的捕集率,削减细颗粒物的排放量。

3.3.2无名损失分析

再生铅典型工艺中各冶炼工序铅无名损失由大到小依次为熔炼工序(0.030 09 t)、电解精炼工序(0.024 28 t)、合金熔铸工序(0.004 46 t),其中,电解精炼工序无名损失由粗铅熔炼到铸阳极板工序无名损失(0.013 63 t)和电解到铸锭工序无名损失(0.010 65 t)组成。

各冶炼工序无名损失主要由冶金烧损、计量误差以及无组织排放等部分组成。针对无名损失产生的原因,再生铅企业应采取以下措施:1)优化熔炼工序(铅泥熔炼)、电解工序(粗铅熔炼、精铅熔炼)、合金熔铸工序(合金熔炼)工艺参数,如熔炼设备、熔炼温度、熔炼时间、熔炼方式,减少各冶炼工序的冶金烧损;2)对各冶炼工序配置的称量、配料用计量器具、仪表进行全面检查,确保配置齐全、检测精度符合工艺过程控制要求,减少各冶炼工序的计量误差;3)在铅泥熔炼、粗铅熔炼、精铅熔炼的加料口以及出铅出渣口增设无组织废气捕集罩,提高无组织废气的捕集效率,减少各冶炼工序的无组织废气逸散。

3.3.3废物循环流分析

再生铅典型工艺共产生冶炼渣(包括除铜灰、 氧化灰、合金灰渣、精炼渣)0.035 77 t和烟灰(包括布袋收尘灰、精铅收尘灰、旋风除尘灰、重力除尘灰)0.028 88 t,其中,0.025 03 t的冶炼渣和0.020 22 t的烟灰进入到产品中,其余作为库存进入下个生产周期。

再生铅典型工艺的熔炼炉烟尘率一般为15%~20%,未加入循环流中的熔炼炉烟尘率为8%~10%。烟尘率的提高不利于余热锅炉清灰,且增加收尘设备和制酸洗涤系统的负荷及能耗［30-31］。 在提高铅直收率的同时降低烟尘率可采取以下措施:1)降低入炉料含硫量,尽量使用含硫量较低的无烟煤,并合理搭配返回品的比例(烟灰、熔炼渣);2)提高铅膏预脱硫效率,降低熔炼温度,减少含铅烟尘的挥发;3)循环流中的烟尘和熔炼渣不直接入炉熔炼,应增加制粒工序后再入炉。

4结论

a )再生铅典型工艺的铅直收率、 铅回收率、铅废物循环利用率分别为85.38%,93.96%, 97.57%。

b)再生铅典型工艺应重点监控的铅有组织排放依次为外排烟气、熔炼渣、脱硫石膏渣。针对外排烟气中铅烟尘的PM2.5占比高及铅烟尘活性较高易于释放的特点,应选用高效除尘器,进一步提高细烟尘的捕集率。

c)再生铅典型工艺的铅无名损失重点工序依次为熔炼工序、电解精炼工序、合金熔铸工序。

重金属铅污染 篇9

钢铁冶炼过程中会形成Zn、Cu、Pb等重金属污染物[1],这些污染物最终落户于企业空气污染治理所得粉尘或污泥、轧屑回收污泥、水处理污泥以及场地土壤等处,并形成属于国家危险废物名录列表的危险废物,由于其平均含量<100 mg/kg,回收利用成本高、难度大,国际上通常采用固化/稳定方法进行处理,以利于后续资源化利用或处置[2,3]。20世纪80年代起,固化/稳定技术被用于美国25%以上的大规模工矿区的有害废物处理。随着我国城市污泥和生活垃圾焚烧项目的不断落地,国内对焚烧灰渣中重金属固化也开展研究,部分研究表明[4,5,6,7],通过固化可以有效控制重金属环境风险。在众多固化/稳定技术中,粉煤灰与水泥的混合材料由于原料易得、成本低廉以及便于规模化实施等原因,而被广泛应用。但是,也有研究表明,重金属对火山灰反应具有一定程度的阻碍作用[8,9]。为了明确粉煤灰-水泥混合材料对重金属固化/稳定的适应性,本研究选取钢铁冶炼与冷轧过程中常见的重金属铅作为研究对象,通过分析其在纯水泥与粉煤灰-水泥2种固化/稳定体系中的迁移行为,以及对火山灰反应的影响特点,为重金属的固化/稳定材料选取提供理论支撑。

1 试验

1.1 原材料

水泥:宁国水泥厂P·Ⅱ52.5R水泥,比表面积360 m2/kg,密度3.16 g/cm3。

粉煤灰:上海吴泾电厂的Ⅱ级F型粉煤灰,45μm方孔筛筛余20%,烧失量6%。

重金属Pb:采用GR级分析纯Pb(OH)2,纯度99.5%。

毒性动态浸出溶液的p H值用AR级醋酸调配。

1.2 实验仪器和设备

微机屏显液压万能试验机MC009-WEW-300B:上海研润光机科技公司;N7/H型马弗炉:德国Nabertherm;AL204型电子天平:梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司;振荡设备:恒温摇床TS-2102C,上海科辰实验设备有限公司;PM33GT-17压汞仪:美国Quantachrome公司。

1.3 试验方法

根据表1配合比制备25 mm×50 mm的样品,在25℃、相对湿度100%的养护箱内养护28 d和90 d。样品中Pb含量按1份含铅高炉尘泥(平均含铅4.1%)配6份固化/稳定剂计。样品抗压强度取3个测试值的平均值,抗压强度测试所得碎块,按照HJ 557—2010《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》进行浸出试验。采用粉煤灰水化程度和动态浸出(DLT)试验[10]来表征重金属铅对火山灰反应的影响。含有粉煤灰的样品水化程度采用苦味酸-甲醇溶解法方法测试。采用丙酮终止样品水化后,利用PM33GT-17压汞仪测试样品的孔分布。

2 试验结果与分析

2.1 抗压强度(见表2)

从表2可以看出,含重金属铅的固化/稳定试样28 d、90d抗压强度均低于不含重金属铅的试样,其中纯水泥试样C在2个龄期的抗压强度均降低约15%;而掺加Ⅱ级F型粉煤灰的试样,固化/稳定重金属铅后,28 d抗压强度降低35%,90d抗压强度降低约46%。由此可以看出,重金属铅对于纯水泥水化反应的影响有限,但是对于粉煤灰的火山灰反应的影响则比较明显。

2.2 水化程度

水化程度试验结果显示,养护28 d后,不含重金属铅的CFA试样、含重金属铅的CFA-Pb试样粉煤灰水化程度分别为23.94%、27.19%;养护90 d后,CFA试样、CFA-Pb试样粉煤灰水化程度分别为37.31%、47.38%。由于水化程度测试方法不适用于纯水泥样品,故没有纯水泥试样的水化程度数据。

2.3 毒性浸出

毒性浸出试验结果显示,养护28 d后,纯水泥试样C-Pb、含粉煤灰的CFA-Pb试样中Pb浸出浓度分别为0.12、2.71mg/L;养护90 d后,C-Pb、CFA-Pb试样中Pb浸出浓度分别为0.89、0.05 mg/L。C-Pb、CFA-Pb试样中Pb的浸出率均远小于5 mg/L,满足毒性浸出安全控制指标。

Pb在DLT试验中的累积浸出率见图1。

由图1可见,对于养护28 d的试样,Pb的累积浸出率均随着浸出时间的延长而增加,纯水泥试样C-Pb中Pb的累积浸出率远大于含粉煤灰的试样CFA-Pb;养护90 d后,纯水泥试样C-Pb中Pb的累积浸出率几乎为0,含粉煤灰的试样CFA-Pb中的最大累积浸出率为0.37%。

2.4 孔径分布

对养护90 d的纯水泥试样C、C-Pb、C-Pb-DLT(经过DLT浸出的C-Pb试样)、含粉煤灰的试样CFA、CFA-Pb、CFA-PbDLT(经过DLT浸出的CFA-Pb试样)孔径分布进行测试,结果分别见图2、图3。

由图2、图3可见,重金属Pb对纯水泥试样的孔径分布影响很小,经历DLT浸出后的纯水泥试样仅增加了0.01~2μm内的孔。对于含粉煤灰的试样,添加重金属Pb后,CFA-Pb的孔呈减小趋势,但是经历DLT浸出后,CFA-Pb-DLT试样在0.01~20μm内的孔显著增加。

2.5 试验结果分析

重金属Pb对纯水泥试验的强度发展影响较小,说明Pb对C-S-H凝胶的形成影响较小,试样孔径分布的结果也证明了这一点。但是随着养护龄期延长,纯水泥试样中Ca(OH)2的供应减缓,进而导致90 d养护的纯水泥试样Pb浸出比粉煤灰-水泥试样高。这说明纯水泥固化/稳定化重金属Pb的过程中,化学稳定的作用不容忽视。结合DLT的结果可以得出,虽然纯水泥对于重金属Pb的固化/稳定效果非常好,但是当固化/稳定试样破损后,重金属Pb的浸出率会明显提高。

虽然添加重金属Pb可以使粉煤灰-水泥样品的抗压强度发生明显降低,但水化程度结果显示,添加Pb(OH)2能够促进粉煤灰中火山灰性物质的溶解与反应,而孔径分布结果也显示,添加Pb(OH)2后粉煤灰-水泥试样的孔隙率会降低。这意味着Pb(OH)2能够与粉煤灰中具有火山灰性的玻璃相物质发生反应。但是这种反应物可能与C-S-H凝胶不同,在试样中主要充当填充孔隙的物质而对试样强度产生的贡献较小。所以在经由动态连续浸出(DLT)后,试样中的孔体积显著增加,累积Pb浸出率也较高。

试验结果表明,在粉煤灰-水泥固化/稳定体系中,重金属Pb可以阻碍粉煤灰的火山灰反应,进而影响反应产物,无法有效形成网状致密的结构。因此,在利用粉煤灰-水泥材料固化/稳定重金属过程,应该通过有效的碱性激发方法[11],促使粉煤灰优先反应形成网状致密结构,从而可以利用粉煤灰中玻璃相与重金属的反应,以及粉煤灰孔隙对重金属的物理吸附,而实现对重金属的有效固化/稳定。

3 结论

(1)水泥以及粉煤灰-水泥混合材料均可以用作固化/稳定重金属Pb的材料。

(2)重金属Pb能够阻碍粉煤灰的火山灰反应,但对硅酸盐水泥强度发展的阻碍作用相对较弱。

(3)利用粉煤灰-水泥作为重金属Pb的固化/稳定材料,必需注意采用措施加快粉煤灰的火山灰反应。

摘要：研究重金属Pb对纯水泥和粉煤灰-水泥体系抗压强度、水化程度、毒性浸出以及孔径分布等性能的影响,结果表明,纯水泥和粉煤灰-水泥均可以有效固化/稳定重金属Pb。重金属Pb对水泥的水化反应影响较小,对纯水泥试样的强度发展以及孔分布影响较弱;Pb的添加可以促进粉煤灰的火山灰反应程度,但是反应产物对样品强度的贡献有限,从而明显减缓粉煤灰-水泥试样的强度发展。

关键词：固化,稳定,重金属,粉煤灰,水泥

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