土柱淋洗法修复铬污染土壤的水力梯度优化试验

针对重金属污染土壤的修复,淋洗法是一种比较成熟的方式,但目前研究主要聚焦于淋洗剂的选择,而关于水力停留时间对淋洗效果影响的研究相对较少.水力梯度是影响水力停留时间的重要因素,优化水力梯度能够缩短修复周期,降低淋洗成本,有效提高淋洗效率,为现场淋洗修复工程应用提供参考.本文针对人工制备的不同质地的铬污染土壤进行了土柱淋洗...     

沼渣协同硫酸亚铁修复Cr(Ⅵ)污染土壤

通过稳定化实验、连续提取实验及植物毒性实验,研究了沼渣对硫酸亚铁稳定化Cr （Ⅵ）污染土壤的促进效果与机制.结果表明,沼渣协同硫酸亚铁对土壤中Cr （VI）有良好的稳定化效果.最佳的修复条件为：n（Fe）/n（Cr）=3∶1,含水率为35%,沼渣投加量为4.5%,反应时间为12 d,此时Cr （VI）稳定化效率为99.85%,残余六价铬含量为1.49 mg·kg^-1,满足《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准》（GB 36600—2018）第二类用地筛选值5.7 mg·kg^-1的限值要求.由连续提取实验结果可知,沼渣+硫酸亚铁稳定化处理后酸溶态铬含量显著降低,而可还原态、可氧化态和残渣态铬含量明显增加.风险分析进一步表明,沼渣+硫酸亚铁稳定化处理后铬的风险等级由非常高风险降至低风险.植物毒性分析可知,沼渣+硫酸亚铁稳定化处理植物毒性显著降低.微生物多样性和群落结构分析可知,沼渣+硫酸亚铁稳定化处理后土壤中细菌群落的丰度和多样性均明显增加.     

硫酸/硫酸钠复合淋洗剂对铬渣的淋洗效果研究

以湖南长沙某铬盐厂铬渣为研究对象,通过室内模拟实验,采用振荡淋洗方法研究了硫酸-硫酸钠复合淋洗剂对铬渣污染场地Cr的淋洗效果,探讨了淋洗剂浓度、液固比和淋洗时间等对淋洗效果的影响,以及淋洗前后重金属形态的变化,并通过对比试验研究了硫酸钠、柠檬酸、草酸、Na2-EDTA、硫酸、柠檬酸-柠檬酸三钠以及盐酸-氯化钠作为淋洗剂对总铬和六价铬的淋洗效果。结果表明:硫酸/硫酸钠复合淋洗剂在浓度为0.4 mol/L,液固比为20∶1,反应时间为6 h,常温条件下可以达到最佳淋洗效果,总铬和六价铬的浸出效率分别为70.35%和71.56%;另外,重金属形态分析表明,该复合淋洗剂有效减少了铬渣中弱酸可提取态和有机物结合态Cr的百分比,使得残渣态Cr的百分比增加,从而降低了Cr的活性,达到修复目的。淋洗剂对比试验结果表明,与其他淋洗剂相比,硫酸-硫酸钠淋洗效果最好,其中的氢离子能与Cr~(3+)进行离子交换,而硫酸根能够有效地将钙与六价铬分离,对此高钙铬渣的处理更具针对性和有效性。     

1999年与2014年贡嘎山峨眉冷杉枝和叶中常见重金属的生物富集特征对比

经济的快速发展使得生态环境的承载力日益接近上限,而关于偏远地区森林系统的重金属污染的时间变化趋势却鲜有报道.本文测定了贡嘎山1999年与2014年采集的峨嵋冷杉枝、叶中的Pb、Hg、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn与Ba.结果表明：11999年枝、叶样品中Pb、Hg、As、Cd、Mn与Cu显著高于2014年的量,而2014年枝、叶样品中Cr、Zn和Ba高于1999年的量;2枝中Pb、Hg、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn和Ba与生长龄无统一的变化趋势,而在叶中的含量随着生长龄的增加有增加的趋势;3Hg易在叶中富集,而其它元素更易在枝中富集;通过在主成分分析的基础上进行多元线性回归判断常见重金属元素的来源,枝、叶中的Pb、Cr、As、Cd、Cu、Zn和Ba有42.3%~92.2%的含量来自于土壤,而枝、叶中的Hg有70.6%的含量来自于大气.这说明Hg存在与其他重金属在森林系统不同的累积机制.     

基于格网GIS的重点生态功能区生态系统敏感性研究:以贵州省雷山县为例

为了科学地诊断出存在的环境问题,实现对生态环境的保护,以重点生态功能区雷山县为例,结合地形、地貌与气候等数据,以格网为评价单元,构建生态系统敏感性评价指标体系。采用层次分析法、区域综合法及格网GIS技术,对评价体系中各指标进行10 m×10 m尺度下的格网化表达,运用栅格数据的空间叠加方法及生态系统敏感性评价模型,综合评价雷山县生态系统敏感性空间格局。结果表明:雷山县生态系统敏感性较高,其中非敏感区和轻度敏感区面积较小,仅占总面积的5%和13.4%;其次是中度敏感区和极度敏感区,分别占总面积的26.3%和17%;高度敏感区面积最大,占总面积的38.3%。     

运行参数对水蚯蚓生物吸持六价铬性能影响研究

水蚯蚓能通过摄食剩余污泥而使污泥减量,但剩余污泥中常含有各种重金属污染物.本文以颤蚓科蠕虫(Tubificidae)为研究对象,以六价铬为典型重金属污染物,考察运行工艺参数:初始铬浓度、p H、水蚯蚓投加量和温度对水蚯蚓吸持六价铬的影响.实验结果表明,在研究浓度范围内(0.1~8.0 mg·L-1),水蚯蚓对六价铬的吸持速率随铬浓度的增大而加快,单位质量吸持量从14.4 mg·kg-1(以干重计,下同)增加到312.7 mg·kg-1,但六价铬的吸持率却随Cr6+初始浓度的增加而降低;p H从6.0增加到8.0,水蚯蚓对六价铬的吸持速率随p H的上升而提高,吸持率和单位质量吸持量先明显增强,p H达到7.5后逐渐趋于平衡,即吸持最佳p H为7.5;水蚯蚓投加量从1.0 g(以湿重计,下同)增加到5.0 g时,吸持速率及吸持率均上升,但单位质量吸持量却随着水蚯蚓投加量的增加而减少;当温度在10~20℃范围内时,水蚯蚓对六价铬的吸持速率相对较慢,到25℃时,吸持速率明显加快,吸持率和单位质量水蚯蚓的吸持量的变化趋势与吸持速率的变化相一致,但当温度达到30℃,水蚯蚓会大量死亡,综合考虑,处理系统最佳温度宜控制在25℃.     

抗坏血酸和铁系还原剂修复铬污染土壤

通过投加抗坏血酸(C₆H₈O₆)或铁系还原剂(FeCl₂,(NH₄)₂Fe(SO₄)₂,FeS)对重庆某化工厂的Cr污染土壤进行修复。除FeS外,其余3种还原剂对土壤中Cr(Ⅵ)的还原率均达80%以上,稳定效率均超73%,且投加量为理论值3倍和4倍时的效果相差不大。C₆H₈O₆相比于铁系还原剂表现出更好的长期稳定性,4~30 d的Cr(Ⅵ)浸出质量浓度均低于《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889—2008)中Cr(Ⅵ)的浸出限值(1.5 mg/L)。投加3倍理论值C₆H₈O₆的土壤在30 d时的Cr(Ⅵ)浸出质量浓度仅为0.83 mg/L,稳定效率高达98.3%。除FeS外,其余3种还原剂均显著增加了土壤中Cr的残渣态占比。FeCl₂和(NH₄)₂Fe(SO₄)₂会导致土壤pH降低。4种还原剂均未对土壤晶体结构产生明显影响。     

磁性生物炭负载Mg-Fe水滑石的制备及其吸附水中Cd（Ⅱ）和Ni（Ⅱ）的性能

合成了一种高吸附容量的磁性生物炭负载Mg-Fe水滑石复合材料（L-BC）,并用于去除水中的Cd²⁺和Ni²⁺。表征结果表明,采用浸渍联合热解法成功制备了磁性生物炭（M-BC）,水热合成法成功地将Mg-Fe水滑石负载在M-BC上。动力学研究结果表明,Cd²⁺和Ni²⁺吸附符合伪二级动力学模型,化学吸附为速率控制步骤。等温吸附研究结果表明,L-BC对Cd²⁺和Ni²⁺的吸附符合Langmuir模型,为单分子层化学吸附,最大吸附量分别为263.156 mg/g和43.291 mg/g。吸附机理主要为Mg-Fe水滑石层间CO₃^2-和表面羟基与Cd²⁺和Ni²⁺产生表面共沉淀。L-BC具有良好的吸附和重复利用性能,是一种很有前景的去除Cd²⁺和Ni²⁺的吸附材料。     

1,3,5-triazine-triethylenetetramine polymer: an efficient adsorbent for removal of Cr(VI) ions from aqueous solution

The synthesis of 1,3,5-triazine-triethylenetetramine (TATETA), its characterization by infrared spectroscopy and elemental analysis, and its application for removal of Cr(VI) ions from aqueous solution is reported. The effects of pH, contact time, initial concentration of Cr(VI), sorbent dose, and temperature on adsorption were investigated and optimized by batch adsorption experiments. Adsorption was highest at acidic conditions with an equilibration time of 25 min. The adsorption followed a Langmuir model, with an adsorption capacity of 303 mg g^?1, was second order in its kinetics, and exothermic and thus spontaneous.     

Biochemical speciation in chromium genotoxicity

The biochemical speciation of chromium compounds in mammalian cells is discussed with respect to uptake, metabolism, DNA binding and damaging. Whereas soluble hexavalent chromium is taken up rapidly and accumulated intracellularly after its reduction, compounds of trivalent chromium penetrate biomembranes about three orders of magnitude slower. Cr(VI) after its uptake is metabolised by electron donating compounds via Cr(V) to Cr(III) compounds. Chromium from various Cr(III) compounds, but not chromate, binds to chromatin in isolated cell nuclei. The DNA‐protein crosslinks and DNA strand breaks observed in rat liver and kidney after chromate administration are also found in vitro, when Cr(III) compounds (but not chromate) interacts with isolated nuclei. In the Chinese Hamster cell HGPRT mutation assay, three out of four tested Cr(III) complexes were found to be mutagenic. In a direct DNA strand break assay with supercoiled bacteriophage PM 2 DNA, neither chromate nor the four Cr(III) compounds tested caused nicks. However, the combined action of chromate plus glutathione as well as the isolated complex of pentavalent chromium, Na₄Cr(glutathione)₄, did cause DNA breaks. Reactive oxygen species are inferred to be the ultimate DNA nicking agents in this assay. In conclusion there appear to be two mechanisms of chromate genotoxicity; one with direct DNA damage caused by Cr(V) species and one via DNA‐protein crosslinks formed with Cr(III), the final reduction state of chromate.