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典型汽車塗裝廢水處理工藝
摘 要：本文針對汽車塗裝廢水中含有樹脂、表面活性劑、重金屬離子，Oil、顏料等污染物，特別是其中的電泳廢水、噴漆廢水成份復雜，濃度高，可生化性差的實際情況，採用分質處理、混凝沉澱、混凝氣浮、砂濾等工藝對塗裝廢水進行處理，取得了良好效果：CODCr去除率大於80%。實際運行表明，該工藝在技術和經濟上均是合理可行的。
Treatment technics of representative coating wastewater of automobile manufacturing
Abstract：In this article, in allusion to the contamination of coating wastewater of automobile manufacturing which contains resin, surface active agent, heavy metal ion, oil, paint, dyestuff etc, especially the ELPO wastewater and painting wastewater which is complex, and has high concentration. we use separated pre-treatment, coagulating sedimentation, air flotation and sand filtration to treat coating wastewater and obtains good results: the removal rate of CODCr could be higher than 80%. The operate of the set proved that under this condition, it would be practicable both in technology and economy.
關鍵詞：塗裝廢水；分質處理；混凝沉澱；混凝氣浮；砂濾；Fenton試劑
Keywords：coating wastewater；separated pre-treatment；coagulating sedimentation；air flotation；sand filtration；Fenton reagent
http://203.208.33.132/search?q=cache:1mMFbNqlHpAJ:www1.eere.energy.gov/instry/chemicals/pdfs/ppgind.pdf+Treatment+Technology+for+WasteWater+from+Automobile+Painting&cd=10&hl=zh-CN&ct=clnk&gl=cn&st_usg=
翻譯
汽車及其零部件的塗裝是汽車製造過程中產生廢水排放最多的環節之一。塗裝廢水含有樹脂、表面活性劑、重金屬離子，Oil、PO43-、油漆、顏料、有機溶劑等污染物，CODCr值高，若不妥善處理，會對環境產生嚴重污染。對此類廢水，傳統的方法是直接對混合廢水進行混凝處理，治理效果不理想，出水水質不穩定，較難達到排放標准。特別是其中的噴漆廢水，含大量溶於水的有機溶劑，直接採用混凝法處理效果很差。我們在上海某汽車廠經過實地勘查、大量分析調研和小試，針對塗裝廢水的特點，採用分質預處理再進行後續處理的二步處理的方法，並選擇芬頓氧化—混凝沉澱，氣浮物化工藝進行處理，達到了排放標准，CODCr去除率達到80%以上。
1廢水的來源和主要污染物
1.1 塗裝廢水的來源及有害物質
塗裝廢水主要來自於預脫脂、脫脂、表調、磷化、鈍化等車身前處理工序；陰極電泳工序和中塗、噴面漆工序。
廢水中含有的主要有毒、有害物質如下：
塗裝前處理：亞硝酸鹽、磷酸鹽、乳化油、表面活性劑、Ni2+、Zn2+。
底塗：低溶劑陰極電泳漆膜、無鉛陰極電泳漆膜、顏料、粉劑、環氧樹脂、丁醇、乙二醇單丁醚、異丙醇、二甲基乙醇胺、聚丁二烯樹脂、二甲基乙醇、油漆等。
中塗、面塗：二甲苯、香蕉水等有機溶劑、漆膜、顏料、粉劑。
1.2 廢水水質、水量
本工程設計處理水量60m3/h。
油漆車間排放的廢水分為間歇排放的廢槽液和連續排放的清洗水。
間歇排放廢水主要來源於前處理槽的倒槽廢液、噴漆工段排放的廢液等，廢水濃度高，一次排放量大，水質如表1所示。
表1 間歇排放廢水的水質
污
染
物
源
來
水
廢
CODCr
mg/L
Oil
mg/L
PO43-
mg/L
Zn2+
mg/L
Ni2+
mg/L
Cd2+
mg/L
碳黑
mg/L
pH 其它
預脫脂槽、脫脂槽廢槽液、後噴淋、浸漬槽廢槽液 2500~
4000
300~
950
250~400 9.5~11
表調槽廢槽液 15~30 8.5~10.5
磷化槽廢槽液、後噴淋、浸漬槽廢槽液 400~600 100~150 20~30 6
鈍化槽廢槽液、後噴淋、浸漬槽廢槽液 50~100 1~3 4~5
電泳廢槽液 3000~
20000
81 7~9
中塗、面漆噴漆室水槽廢液 3000 5~6 漆渣
連續排放廢水主要來自於前處理工序的後噴淋、浸漬槽的溢流廢水等，相對間歇排放廢水，其濃度低、總排放水量大，其水質如表2所示。
表2 連續排放廢水的水質
源
來
水
廢
污
染
物
CODCr
mg/L
Oil
mg/L
PO43-
mg/L
Zn2+
mg/L
Ni2+
mg/L
Cd2+
mg/L
碳黑
mg/L
pH
脫脂後沖洗廢水 300 25 10~20 7~8
磷化後沖洗廢水 20~30 12 8 6
鈍化後沖洗廢水 10~15 0.1 5~6
DI水噴淋槽噴淋廢水 3900 1~3 4
循環去離子清洗廢水 400 6
自泳後水洗溢流廢水 100~1000 8 7~9
2．塗裝廢水處理工藝設計
汽車塗裝廢水處理工藝的關鍵之一在於合理的清濁分質。對部分難處理或影響後續處理的廢水，根據其性質和排放規律，先進行間歇的預處理，再和其它廢水集中連續處理，這樣不僅可以取得較好的和穩定的處理效果，而且在經濟上也合理可行。
2.1 塗裝廢水處理工藝流程
塗裝廢水處理工藝流程如圖1所示。
圖1某汽車廠塗裝廢水處理站處理流程
2.2 間歇預處理
2.2.1 脫脂廢液
對脫脂廢液採用酸化法進行破乳預處理，向脫脂廢液中投加無機酸將pH調至2～3，使乳化劑中的高級脂肪酸皂析出脂肪酸，這些高級脂肪酸不溶於水而溶於油，從而使脫脂廢液破乳析油。
另外，加酸後使脫脂廢液中的陰離子表面活性劑在酸性溶液中易分解而失去穩定性，失去了原有的親油和親水的平衡，從而達到破乳。經預處理後CODCr從2500～4000mg/L降低到1500～2400mg/L，去除率在40%左右；而含油量從300～950 mg/L降至50～70 mg/L，去除率高達90%～95%。
2.2.2 電泳廢液
在陰極電泳廢水中含有大量高分子有機物，CODCr最高可達20000mg/L，還含大量電泳渣，這些物質在水中呈細小懸浮物或呈負電性的膠體狀。處理中加入適當的陽離子型聚丙烯醯胺（PAM）和聚合氯化鋁（PAC）作混凝劑，利用絮凝劑的吸附架橋作用來快速去除廢水中的污染物。電泳廢液在預處理時要求pH值在11～12之間，有較好的沉澱效果。反應後的出水CODCr在2000 mg/L左右。
2.2.3 噴漆廢水
對噴漆廢水先採用Fenton試劑（H2O2+FeSO4）對其進行預處理，使其中的有機物氧化分解，CODCr去除效率約在30%左右，再加入PAC和PAM對其進行混凝沉澱，經過此兩步處理，CODCr的總去除率可達到60%～80％，由3000～20000mg/L降至1200～4000mg/L。出水排入混合廢水調節池。
Fenton試劑具有很強的氧化能力，當pH值較低時（控制在3左右），H2O2被Fe2+催化分解生成羥基自由基（·OH），並引發更多的其他自由基，從而引發一系列的鏈反應[1]。通過具有極強的氧化能力的·OH與有機物的反應，使廢水中的難降解有機物發生部分氧化、使廢水中的有機物C—C鍵斷裂，最終分解成H2O、CO2等，使CODCr降低。或者發生偶合或氧化，改變其電子雲密度和結構，形成分子量不太大的中間產物，從而改變它們的溶解性和混凝沉澱性。同時，Fe2+被氧化生成Fe(OH)3在一定酸度下以膠體形態存在，具有凝聚、吸附性能，還可除去水中部分懸浮物和雜質。出水通過後續的混凝沉澱進一步去除污染物，以達到凈化的目的[2]。
2.3 連續處理
經預處理的各類廢水排入均和調節池中，與其它廢水混合後進入連續處理流程。混合後的廢水CODCr約為700～900mg/L。連續處理分為二級：混凝沉澱和混凝氣浮。
在塗裝廢水中，油、高分子樹脂（環氧樹脂）、顏料（碳黑）、粉劑、磷酸鹽等在表面活性劑、溶劑及各種助劑的作用下，以膠體的形式穩定地分散在水溶液中。可以靠投加化學葯劑來破壞膠體的細微懸浮顆粒在水中形成的穩定體系，使其聚集成有明顯沉澱性能的絮凝體，然後形成沉澱或浮渣加以除去[3]。
在廢水中加入一定量的無機絮凝劑後，它們可中和乳化油或高分子樹脂的電位，壓縮雙電層，膠粒碰撞促進凝集，完成脫穩過程，形成細小密實的絮凝物。這樣可使塗裝廢水中的金屬離子和磷酸根離子在鹼性條件下生成的固體小顆粒形成沉澱物[4]。所以混凝處理可有效地去除汽車塗裝廢水中的油、高分子樹脂、顏料和粉劑[5]。
重金屬離子和磷酸鹽中，由於Ni2+生成Ni(OH)2沉澱以及PO43-生成Ca3 (PO4) 2沉澱的最佳pH值是10以上；而Zn2+生成氫氧化物沉澱的最佳pH值范圍是8.5～9.5，pH過高會形成ZnO22－而溶解。所以要分二級混凝反應以分別去除Ni2+，PO43-和Zn2+ 。同時，混凝反應後的固液分離分別採用的是斜板沉澱池和氣浮池，這樣既可以用斜板沉澱池來去除比重較大的重金屬化合物沉澱，又可以用氣浮池來去除比重較輕的有機物等。
2.3.1 混凝沉澱
第一級為混凝沉澱調節pH值為10～10.5。
反應槽採用推流式反應槽，分為三格。第一格加鹼將pH調高至10～10.5，加入CaCl2，第二格加FeSO4，第三格加混凝劑PAM，反應後進入斜板沉澱池進行固液分離。三格停留時間分別為15min、15min、7.5min。斜板沉澱池表面負荷按2m3/m2·h設計。一級反應CODCr去除率為50%～60%。圖2為一級反應槽示意圖。
圖2 一級反應槽示意圖
2.3.2 混凝氣浮
二級反應的反應槽，也採用推流式反應槽，分為三格。第一格加酸將pH回調至8.5～9，第二格加PAC，第三格加PAM，反應後進入氣浮池進行固液分離。二級反應槽三格停留時間分別為10min、10min、5min。氣浮池的溶氣水按處理水量的30%設計。二級反應CODCr去除率為20%～25%，同時氣浮也去除了Zn2+和一部分的表面活性劑。
2.4 深度處理
深度處理採用砂濾和活性炭過濾。從運行情況看，經砂濾後的出水即能達到排放標准（CODCr≤300mg/L）。砂濾裝置的過濾速度控制在10～12m3/（m2·h）。反沖洗水由監測水箱中的水加壓後提供，反沖洗強度控制在16～18L/（m2·s）。
砂濾後的出水已能達到排放要求，因此，活性炭過濾只是一個應急保證措施，一般情況下較少使用。
2.5 污泥處理
污泥處理的好壞，直接影響廢水處理站的運行。由於污泥含油量高，直接進行壓濾效果較差，在污泥濃縮槽中加入Ca（OH）2，pH調整至10左右，能達到較好的壓濾效果。污泥含水率經板框壓濾機後可由99%下降至75%～80%。
2.6 連續處理去除率分析
連續處理過程去除率如表3所示。
表3 連續處理效率
出水位置 CODCr去除率
斜板沉澱池出口 50%～60%
氣浮池出口 20%～25%
砂濾出口 15%
3處理效果分析
該工程自2002年運行至今，處理效果穩定，表4為上海市環境監測中心2004年對該廠的監測分析報告數據匯總。監測時間為3天，每天取樣12次（1小時取樣一次，包括廢水處理裝置進口和出口）。
表4 廢水處理設施總排口監測數據
監測
項目
廢水處理裝置進口* 廢水處理裝置出口 上海市《污水綜合排放標准》（DB31/199–1997）
濃度最小值(mg/L) 濃度最大值(mg/L) 濃度平均值(mg/L) 濃度最小值(mg/L) 濃度最大值(mg/L) 濃度平均值(mg/L)
pH 6.94 8.96 8.32 7.57 8.85 7.8 6~9
CODCr 434 759 625 73 132 115.6 300 三級標准
SS 93 351 204 21 145 29 350 三級標准
BOD5 36 145 87 4 83 16.9 150 三級標准
Oil 2.6 11.5 5.1 0.1 0.9 0.6 10 二級標准
Zn2+** - - - 0.02 1.6 0.09 4.0 二級標准
Mn2+** - - - 0.05 0.26 0.16 5.0 二級標准
Ni2+** - - - ND 0.18 0.09 1.0 第一類污染物排放標准
苯 ND ND ND ND ND ND 0.2 二級標准
甲苯 ND ND ND ND ND ND 0.2 二級標准
二甲苯 ND ND ND ND ND ND 0.6 二級標准
*廢水處理裝置進口指連續處理裝置進口。
** Zn2+、Mn2+、Ni2+本次監測未分析，表中所列為該廠廢水處理站日常分析數據。
由上表可以看出，經處理後的廢水以上海市《污水綜合排放標准》（DB31/199—1997）進行評價，其中CODCr、BOD5、SS按三級標准評價（廢水處理後排入安亭水質凈化廠），其餘採用二級標准及第一類污染物最高允許排放濃度，均能達到工程設計指標。
目前，處理裝置運行穩定，出水均能達標。
4．技術經濟分析
工程造價和運行費用是人們在選用處理方法時所必須考慮和關心的問題。本工程採用分質處理後，與一般的集中物化處理比較，節省了加葯量，污泥產量也有所減少，在一定程度上減少了運行費用，更重要的是保證了出水水質的穩定達標。本項目的技術經濟指標見表5。
表5 本處理工程技術經濟指標
總投資/萬元 單位體積污水投資/萬元 年運行費用/萬元 單位體積污水處理費/元/m3
800 1.11 30 1.67
*年工作日按250天計，日處理水量為720 m3。
5．結論
1、本工程採用分質處理、混凝沉澱、混凝氣浮、砂濾等工藝對汽車塗裝廢水進行處理在技術和經濟上是合理可行的。實際運行結果證明，此工藝對重金屬、SS、Oil的去除效率超過90%，對CODCr的去除率大於80%。
2、汽車塗裝廢水水量和水質變化大，要特別的重視廢水水量、水質均衡和分質預處理。根據工程實踐證明，對脫脂廢液，電泳廢水、廢液和噴漆廢水這三股廢水分別進行間歇預處理，這不僅有利於後續處理效率的提高，體現出技術和經濟的統一，而且對整個系統的穩定運行和出水的穩定達標至關重要。
參考文獻：
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劉紹根,汽車塗裝廢水處理技術[J] 工業用水與廢水，2001，32（2）：11～13
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廖亮，吳一飛等 磷化-噴漆線的廢水處理工藝研究[J] 環境技術，2000，18，（4）：18～21
② 求環境工程英語文獻及其翻譯，非常感謝，復試用的
小分子有機酸對煙草吸收土壤中鉛和鎘的影響評估
MichaelW.H.Evangelou,MathiasEbel,Andreas Schaeffer
Institut fu¨ r Biologie V, RWTH Aachen, Worringerweg 1, 52056 Aachen, Germany
Received 1 February 2005; received in revised form 23 August 2005; accepted 24 August 2005 Available online 6 December 2005
摘要：
植物修復就是運用植物提取土壤和地下水中的污染物，是凈化重金屬污染土壤很有前景的方法。然而它的用途被許多因素限制，如植物生長所需時間、養分供應，此外，還有金屬攝取量的限制。合成螯合劑已經表現出對重金屬提取有促進作用，但同時也暴露出一些負面影響。這個研究的目的在於探討三種天然低分子量有機酸（NLMWOA）（檸檬酸、草酸、酒石酸）作為合成螯合劑的替代物的作用。實驗包括：泥漿實驗、毒性實驗和列實驗。在植物提取實驗中，將三種低分子量有機酸分別添加到銅和鉛污染土壤中。與EDTA處理組（42 mgkg-1）相比，銅的攝取量有顯著增加的僅在檸檬酸處理組表現明顯。低分子量有機酸沒有顯示出對鉛的植物提取有促進作用。對這種結果的可能解釋可能是低分子量有機酸的降解率。對於像鉛這種有著低流動性和生物利用度的重金屬，這個比率可能過高。添加到土壤中的低分子量有機酸含量非常高（62.5 mmol. kg -1土壤）但作用很小。在這方面，用量很少(0.125 mmol .kg -1)的EDTA效果更好。由此得出，低分子量有機酸不適用於加強土壤中重金屬的植物提取。
關鍵詞：植物修復 重金屬 有機酸 螯合劑 煙草
引言
植物修復被定義為運用綠色植物清除環境中的污染物，或使其無害化(Raskin et al., 1997)。植物修復不僅可用於清除有機污染物還可用於清除無機污染物。比起其他治理技術，如填土、固定和淋失，它是經濟合算的，而且不會對土壤基質造成不良影響。把對環境的干擾降到最小。這些sites通常是美觀的，因此更容易被公眾接受。例如，德國人在萊比錫的植物修復基地已經很好地被附近居民接受。
盡管所有植物都有從土壤中提取金屬物質的潛力，但一些植物已表現出對高水平重金屬的提取、積累和耐受能力。按植物界中廣泛分類方法，這種植物被稱為超富集植物。金屬超富積是植物對金屬土壤生理生態的適應結果。超積累植物的潛力在生物修復中的應用是有限的，即他們是生長緩慢，生物量小。這些特徵恰好和（Robinson et al. (2000)）的提議相反，即用於植物修復的植物應是生長迅速、紮根深、容易和積累目標金屬的。根據（Ro¨ mkens et al. (2002)）的觀點，這種植物還應有高生物量。綜合這些因素，來自南美洲和拉丁美洲地區叫做Nicotiana tabacum的這種煙草適於植物修復。
螯合劑已經顯示出對植物修復重金屬污染土壤有促進作用的能力，一種可平衡高富集植物的能力。盡管像EDTA這種合成螯合劑表現出對重金屬污染土壤的植物修復有積極影響，但它的運用也有一些缺點。EDTA在提取金屬物質時沒有選擇性(Barona et al., 2001)，並且biodegradability低(Wasay et al., 1998)。它甚至在非常低濃度情況下還嚴重影響植物生長（Chen and Cutright.2001）。在自然發生螯合的系統中找到的合成螯合劑的替代品，我們把它叫做生物螯合劑。像胡敏酸這種生物螯合劑已經顯示對重金屬污染土壤的植物修復有積極作用（Evangelou et al.2004）。另一種可能選擇是被植物滲出到土壤中的低分子量有機酸（NLMWOA）。
我們知道，植物根滲出的有機化合物可能間接或直接影響原本的溶解度和有毒離子。間接影響，是通過影響微生物活動、根際土壤的物理性質和根的生長動態來實現的。而直接影響是通過在根際土的酸化、螯合、沉澱和氧化還原反應實現的（Uren and Reisenauer 1998;Marschner et al.1995）。在這些化合物中，NLMWOA因它們的綜合性能而顯得特別重要，在重金屬溶解性中扮演重要角色（Mench and Martin,1991;Krishnamurti et al,1997;Nigam et al,2000）。並且礦物營養（Zhang et al，1989；Jones et al，1996）的加入，甚至顯得比土壤PH更重要（Huang et al,1998）。
本次研究的目的是，在實驗室條件下運用煙草，探討低分子量有機酸有關增強銅、鉛污染土壤的植物提取能力。我們用低分子量有機酸替代EDTA或其他合成螯合劑等化合物作為植物修復重金屬污染土壤的促進劑，並對其潛能進行評估。
2. 材料和方法
2.1 土壤描述
這是一種粉質，壤質砂土農業土壤，美國農業部（Soil Survey Manual,1995），取自於德國亞琛Melaten農田0到30cm的表層土。把土樣在室溫下風干，研磨過2mm篩並做如下定性。用比重計測定土樣中的沙、粘土和淤泥分數（Bouyoucous,1952）。用沃克利黑法測定有機質含量（Nelson and Sommers,1996）。用氯化鈣方法測定PH（Lewandowski et al,1997）。土壤中初始總鉛和總銅含量，用王水消煮，過濾後用火焰原子吸收光譜法測定土壤中鉛、銅含量。原子吸收光譜法校準標準是通過在萃取液中分別適當增加銅和鉛的量來實現的。土壤的理化性質見表1。
2.2 盆栽試驗
2.2.1 土樣制備
盆栽實驗於3月至4月間在溫室中進行。400克過篩的土樣裝入0..5L桶底帶有六個小孔塑料桶中。塑料桶預先用稀硝酸洗去任何可能吸附於上面的金屬。每個盆下放置一個盆碟。每個盆中加入如下劑量的化肥：674.4 mg Ca(NO3)2. 4H2O, 175.6 mg KH2PO4, 使它們濃度分別在200 到100 mg. kg-1 之間。
表1 所用土壤的重金屬濃度和其它一些性質
Parameters Content
PH 6.8
Organic matter(%) 3.5
Soil fractions Sand(%) 49.4
Clay(%) 42.1
Silt(%) 8.5
Copper(mg.kg-1) 21.8
Lead(mg.kg-1) 48.7
2.2.2 育苗准備和植物生長
用於盆栽實驗的植物是煙草。這個選擇是基於這種植物能在很短時間能產出相對大的生物量來考慮的。種子在泥炭和沙的混合物中發芽。3個星期後，有相似生物量的幼苗用於盆栽實驗。全部的煙草生長在控制的環境條件下，每天16小時光照時間，光照和黑暗時的溫度分別為25℃和20℃，和60%的相對濕度（WalchLiu et al,2000）。
2.2.3. 毒性盆栽試驗
該試驗包括控制處理組（無螯合劑），低分子量有機酸含量為62.5,125, and 250 mmol kg -1的 實驗組，和濃度為250 mmol kg -1的EDTA。在添加螯合劑當天，將生物量相似的幼苗移栽到含有這種金屬和低分子量有機酸混合土壤的盆缽中。每盆植入一顆種子，此後，實驗真正開始了。該試驗分三組同時進行。毒性影響由植株乾重顯示。
2.2.4. 植物提取盆栽實驗
實驗包括控制組（無重金屬）和實驗組。實驗組分別添加CuCl2和Pb（NO3）2使銅的含量分別為225和450mg.kg-1,鉛的含量分別為300和600mg.kg-1。每種處理一式三份。再同一天添加銅、鉛、化肥、62.5mmolkg-1NLMWOA和0.125mmol.kg-1EDTA，隨後每盆移入一棵幼苗，此後，實驗開始。所有移入的幼苗生物量要求相似。為了避免銅和鉛從土壤中禽畜，用於澆灌的蒸餾水不能直接淋在土壤表面，必須澆在盆下的盤子里。
2..2.5. 植物收割和分析
實驗中的植物大約生長3周後收割。在收割期間，植物地上部分切成短節，莖和葉分開。接下來的步驟按照Jones and Case(1990)中所述的做。植物樣品（莖和葉）用去離子水簡要沖洗一下，用吸水紙吸干以去除表面污物，然後在70C下烘乾至恆重。稱重並將樣品在接地球磨機里磨成均質粒徑的顆粒。
在碾磨後，稱取200mg左右干植物組織，放入規格為15ml的瓷坩堝中。在馬弗爐中500下灰化5h並冷卻。在60C下，加2ml鹽酸並蒸發。在室溫下，再次加入2ml15%的鹽酸，灰分用玻璃棒引流，隨後通過定量濾紙過濾（595,Schleicher and Schuell Filters,pore size4lm）。濾液用去離子水定容到20ml，用AAS測定銅和鉛含量。
2.3. 泥漿實驗
向聚丙烯離心管中加入1g農用土壤，離心管事先用稀硝酸洗凈，以去除任何吸附的金屬。土壤用15ml濃度為62.5mM的溶液製成懸浮液，即用檸檬酸，草酸，酒石酸或者0.125mM的EDTA。每種懸浮液用1M的氫氧化鈉調到不同的PH值：9、7和5。離心管在70rpm的轉速下搖動18小時隨後離心10min到14g。每個樣品通過定量濾紙過濾（595, Schleicher and Schuell Filters,pore size 4lm）。為保存樣品，向每個樣品中加入100ml 65%的硝酸。銅和鉛的含量用AAS測定。每種處理一式三份。
2.4.列實驗
在這項研究中所用玻璃管內徑為24mm，長140mm。玻璃管事先用稀硝酸洗凈，以防止留有任何吸附的金屬物質。裝土，在玻璃管中裝入25g含有濃度為450mgkg-1形式為氯化銅的銅和600mgkg-1形式為硝酸鉛的鉛的土壤。在實驗之前，土壤已經沉化3個月，並且加入了大量低濃度的溶解的氯化銅和硝酸鉛以使它們能在土壤中均勻分配。玻璃管的孔容測量後得知為56%，相當於14ml。積水保持土壤以上6cm，並在禽出過程中維持這個水平。出水流量保持在平均一個孔容每小時（14+-1mlh-1）。每個玻璃管分別用60-100ml62.5mM的檸檬酸、酒石酸、草酸、0.125MmEDTA或10mM氯化鈣溶液洗脫。溶液水平根據滲濾液流的不同略有差異。在玻璃管的底部，滲濾液以14等分收集，並在同一天測定。為避免pH依耐效應，螯合劑溶液的pH值用1M氫氧化鈉溶液調至6.8即土壤pH值。10mM的氯化鈣相比於自然土壤有可比性的離子強度（Shuman,1990）。氯化鈣作為控制並作為植物提取實驗的對照。每個方案列實驗一式五份。銅和鉛的含量用AAS測定。
2.5. 統計分析
除列實驗設五個平行外，每種銅和鉛的濃度及每種螯合劑濃度都設三個平行。具體方法之間的差異用T檢驗法確定（P<0.05）。用Excel XP(Microsoft)進行數據分析。
3. 結果
3.1.毒性盆栽實驗
地上部分干物質的產量（葉和莖的總和），見圖1。添加的低分子量有機酸在濃度為62.5mmol.kg-1時，不會對植物乾重造成負面影響，但當螯合劑濃度更高時，像乾重小、萎黃這些中毒症狀就表現得很明顯。檸檬酸在濃度為125mmolkg-1是已顯著(P<0.05)表現出毒性影響。酒石酸和草酸在這個濃度僅表現出輕微毒性。EDTA在濃度為0.125mmolkg-1以下沒有顯示出任何負面影響。EDTA用量為1.25mmolkg-1時（見表1b），就發現葉子表現出壞死病變並且乾重小的可憐。EDTA濃度為0.25mmolkg-1時，乾重僅略有減少，但相比於濃度為0.125mmolkg-1的標准偏差更高。
3.2. 植物提取盆栽實驗
圖2說明了隨著土壤中銅和鉛的濃度增大，芽中銅和鉛的濃度相應增大。芽對銅和鉛的吸收被檸檬酸加強。用62.5mmolkg-1檸檬酸處理的組，芽中銅的濃度比控制組和其他低分子量有機酸及EDTA處理組中濃度顯然更高。在這種檸檬酸添加量情況下，芽中銅的濃度達到67mgkg-1。草酸和EDTA對植物吸收銅的影響不是那麼突出，但是不過比控制組和酒石酸組有所增加。酒石酸對植物吸收銅顯示無加強作用。對於鉛，僅EDTA表現出有增強效果，並且芽中鉛的含量大約為63mgkg-1；低分子量有機酸沒有顯著（P<0.05）影響，攝取鉛的平均量和控制組數量級相同。
3.3. pH 的改變
在植物提取實驗的初終的PH值見表二。在實驗開始時，對照組土壤的pH值比原本的pH值低0.3，可能是由於添加肥料的緣故。銅和鉛的添加進一步降低了pH。在實驗結束時，對照組土壤回到了原來的pH值。添加EDTA的組的pH改變與控制組相似。在實驗開始階段，低分子量有機酸的添加使PH降低到平均為5.6，在實驗末尾pH值達到平均為7.7左右，比土壤原始pH值高0.9
3.4.泥漿實驗
表一顯示了自然污染土壤中銅和鉛的百分含量，銅和鉛含量分別為21.8和48.7.7mgkg-1。在低分子量有機酸影響下的銅含量明顯高於EDTA。被不同低分子量有機酸影響的含量數量級順序相同。相比於初始濃度，低分子量有機酸調動大約為20%到25%的銅和約8%的鉛。雖然低分子量有機酸和EDTA在調動銅的能力方面差異很大，對鉛的調動量有相同順序的數量級。僅在pH值為5的檸檬酸調動能力突出，為36%。被孔隙水（對照組）調動的1%的銅和0.5%的鉛已扣除。
3.5.列實驗
表四表明了在列實驗中從經450mgkg-1銅和600mgkg-1的鉛處理的土壤調動的鉛和銅在土壤中含量的百分比。被低分子量有機酸調動的銅明顯比EDTA的高。EDTA比氯化鈣調動的多約0.4%，但兩者的評均水平數量級相同。比起低分子量有機酸，用氯化鈣作為控制組和EDTA對銅的調動量微不足道。檸檬酸在第一部分調動得最多，約25%。調動的量隨著孔容數量減少。草酸和酒石酸在第四孔容調動量達到最大。但分別僅約為9%和3%。被低分子量有機酸、EDTA和氯化鈣調動的量為相同數量級，在0.5%和2%之間。在比較草酸，酒石酸，檸檬酸顯示，鉛和銅萃取提取曲線不同。在鉛的提取曲線的第二個孔隙體積達到最大。
4.討論
植物毒性實驗表明了，低分子量有機酸和EDTA對植物的毒性有所差異。Chen and Cutright (2001)報道，EDTA表現出高毒性（圖一b），並且在EDTA在土壤中濃度為1.25mmolkg-1時表現出降低植物生長。EDTA濃度為0.125mmolkg-1時，植物沒有中毒跡象，平行之間之間只有很小的差異。濃度為0.25mmolkg-1時，植物乾重和對照相似。但標准偏差很高，因此選擇更低濃度的添加量用於植物提取實驗（如表一b）。添加量為62.5mmolkg-1的低分子量有機酸對植物芽的乾重產量沒有產生不利影響，甚至芽的產量有輕微增加（見表一a）。因此這個濃度選作植物提取實驗。更高濃度的低分子量有機酸導致生物量減少，可能是由於控制溶質吸收的生理系統被損壞造成的（Vassil et al., 1998）。低分子量有機酸可能破壞了通常情況下被Ca2+和Zn2+離子穩定的等離子膜(Pasternak, 1987; Kaszuba and Hunt, 1990)，並可以授予土壤溶液隨機金屬配合物通過蒸騰流到達根的木質部和芽(Vassil et al., 1998)。銅和鉛的毒性試驗在有機酸毒性試驗之前進行。在含銅450mgkg-1和含鉛600mgkg-1的土壤中，這些對植物中的銅和鉛沒有表現出明顯有害
影響（數據沒有列出）。通過植物材料的分析顯示，62.5mmolkg-1的檸檬酸和0.125mmolkg-1的EDTA處理過的土壤芽中銅的含量比對照組分別明顯（P<0.05）增加2.3倍和1.1倍（見圖2）。照Schmidt (2003) and Gramss et al. (2004)所述，銅和鉛的增加都沒這么多。盡管草酸表現出的調動潛能和檸檬酸一樣，但在所有的pH值中（見圖三），它並沒使芽中的銅濃度增加（見圖二）。草酸使銅濃度在芽中的增加量和EDTA的數量級相同。通過植物分析表明，低分子量有機酸對植物吸收鉛沒有促進作用。盡管低分子量有機酸實驗組在泥漿（見圖3b）和列實驗（見圖4b）中比EDTA表現出更高的調動量。EDTA處理組顯示在植物芽中鉛濃度約增加了三倍（見圖二）。但仍然比Grcman et al. (2001)所述的要低。關於在植物提取實驗中土壤中低分子量有機酸濃度比EDTA高出250倍，但效果是最小的，哪怕在加銅的土壤中。在植物提取實驗中，EDTA在這個劑量仍然沒有效果。EDTA僅在毒性影響明顯並且淋溶損失超過植物吸收時有效。
在泥漿實驗中，62.5mM的低分子量有機酸比0.125mM的EDTA表現出更強的調動能力。然而，低分子量有機酸相比於EDTA對鉛表現出很小的調動能力（見圖3b）。僅檸檬酸（圖3b）在pH為5時比EDTA、草酸和酒石酸調動多得多的鉛。其中一個原因可能是低pH值和鹽的轉移的結合，導致pH值調整，而這將導致更高的重金屬調動量。銅的溶解度隨PH降低而增加(Schmidt, 2003)。這個獨立實驗被重復了多次，並且結果都一樣。列實驗強調了低分子量有機酸對兩種金屬銅和鉛浸提能力的巨大差異，以及低分子量有機酸絡合能力的差異。被低分子量有機酸調動的鉛的量很小（見圖4）。這佐證了對於鉛的植物提取僅EDTA能增加它的吸收量。低分子量有機酸對銅的調動能力特別是檸檬酸比EDTA明顯（P<0.05）高出許多（見圖4a）。
關於在列實驗中低分子量有機酸的潛能，結合植物提取實驗中加標土壤沒有經過一個普通的干濕循環（兩個月）這一事實 ，吸收肯定被加強更多。這表明，這項技術將可能在野外條件下失敗。這種方法高效率的缺乏可能是由於低分子量有機酸的生物降解。這會因pH增加而受到影響，具體情況是，消耗羧酸中的H+，並釋放出OH-1和CO2(Gramss et al.,2004)。這導致了絡合劑的損失和pH的升高，進而降低銅和鉛的生物利用度。銅在土壤中比鉛更容易遷移，因此在有機酸降解之前從植物中提取。為解釋該技術的無效性，先排除無法進入植物的可能。因為在EDTA的情況下(Grcman et al.,2001)，它們的復合物通過木質部從根到芽轉運(Senden et al., 1990; Guo,1995)。如果低分子量有機酸在植物收割前幾天添加，這項技術的效率會提高。但考慮到每個盆缽添加約6g檸檬酸使得該方法相當昂貴的事實，也打消了這個念頭。另外，生物對金屬的利用度與土壤pH值(Schmidt,2003)有關，並且添加低分子量有機酸後土壤的最終pH至約為7.7，這將降低銅和鉛的生物利用度。因此連續添加低分子量有機酸會帶來長達幾年的清理，這是不可取的。但作為低分子量有機酸的替代，可用其他可生物降解的螯合劑，如nitrilo-triacetic acid(NTA)和[S,S]-ethvlenedia-mine-disuccinic acid(EDDS)。相比於低分子量有機酸，NTA是一種非常強的螯合劑。(Elliot and Denneny, 1982)，不過僅比控制組增加2.5倍，是不足以進行植物修復的(Kulli et al., 1999)。EDDS是種從東方側柏中提取的天然物質(Nishikiori et al., 1984)。它已顯示出運用於植物提取的潛能，但能實現的濃度Grcman et al. (2003)仍然與高效植物修復所需濃度相差甚遠。
5.結論
低分子量有機酸，尤其是檸檬酸，對銅的生物利用度有積極影響並且對銅的吸收加強了2.3倍。另外，EDTA的葯害不會產生負面影響。如低濃度土壤下芽的生物量嚴重減少。然而，不僅低分子量有機酸在對鉛的植物修復中效率低下，而且在任何影響出現之前添加低分子量有機酸的量很大。在這方面EDTA更高效。低效率可能是由於低分子量有機酸的生物降解引起的。他們能是因為降解得太快而沒有取得預期效果。因此低分子量有機酸不適用於植物修復的加強。並且不是作為螯合劑的替代物的一種經濟選擇。我們將尋找其它天然螯合劑替代合成螯合劑以達到我們的研究目的。
致謝
我們要感謝技術助理，因為他們在研究期間給予的技術幫助，也感謝Ingolf SchupHan, Rong Ji, PHilippe Corvini, Shelley Obermann給予的大力支持。
③ 急求一篇英文文獻，主題是「廢水中重金屬的回收」或者相關文獻！！
是我，驚雲飛雪，呵呵。hugj1217
Abslrat1: The effect of organic amendment~ on the oil content, heavy metsJs concentration and pH of petroleum contaminated sandy
loam ultisol obtained from Rumuekpe oil field in Emohua Loca.l Government Area of Rivers SUite, Nigeria. was determined, Petroleum
ronwminated !!Oils Wt-ft! tr'(:ated with wood ash, L":Omp:x;t and Mw.qt. The addition of organic amendment~ resulted in a significam(at
95% probability level) decrease in oil content by 92% for composting, 81% for !!cil trfu1lted with sawst and 58% for soil with a~h
suppltNUentati.on, ovfT 6 months. The effect of treatments on the iron( Fe), copper(Cu) and lead(Pb) concentration was &ignificant
at P < 0. 00 L The remediation also alfocted the pH of soil. This initial pH of S . 6 was depresseQ by the applk.ation of (."(lml);)st and
sawst supplements respecti\·rdy to a final pH of 5. 2 and 5 . 3. On the other hand, amending the soil with wcod ash mLqed the pH
from 5.6 to 6.2. Increased acidity caUSf'd a decrease in the heavy metals f'oncentration in the contaminated soil. Soil t~atrnent with
compost generally gave the best remedi.ation result&, followed by sawst and then ash. Adju:nLng the pH of oil conwmin.o.ted soil to
high acidic le\•els. may promote the avsJlability and mig't&tion of heavy metals in reme<liated soils and not necessarily th.e rate of oll
mineraliultion,
④ 急~~高分求助~~！！有關污水處理的英文文獻（附帶漢譯）
重金屬分離方面的行不？electrodialysis or electrodionization電滲析或電去離子技術在工業廢水重金屬組分的去除方面的？還有就是時間。
⑤ 重金屬廢水怎麼處理
目前，重金屬廢水處理的方法大致可以分為三大類:(1)化學法;(2)物理處理法;(3)生物處理法。
化學法
化學法主要包括化學沉澱法和電解法，主要適用於含較高濃度重金屬離子廢水的處理，化學法是目前國內外處理含重金屬廢水的主要方法。
2.1.1化學沉澱法
化學沉澱法的原理是通過化學反應使廢水中呈溶解狀態的重金屬轉變為不溶於水的重金屬化合物，通過過濾和分離使沉澱物從水溶液中去除，包括中和沉澱法、硫化物沉澱法、鐵氧體共沉澱法。由於受沉澱劑和環境條件的影響，沉澱法往往出水濃度達不到要求，需作進一步處理，產生的沉澱物必須很好地處理與處置，否則會造成二次污染。
2.1.2電解法
電解法是利用金屬的電化學性質，金屬離子在電解時能夠從相對高濃度的溶液中分離出來，然後加以利用。電解法主要用於電鍍廢水的處理，這種方法的缺點是水中的重金屬離子濃度不能降的很低。所以，電解法不適於處理較低濃度的含重金屬離子的廢水。
物理處理法
物理處理法主要包含溶劑萃取分離、離子交換法、膜分離技術及吸附法。
2.2.1溶劑萃取分離
溶劑萃取法是分離和凈化物質常用的方法。由於液液接觸，可連續操作，分離效果較好。使用這種方法時，要選擇有較高選擇性的萃取劑，廢水中重金屬一般以陽離子或陰離子形式存在，例如在酸性條件下，與萃取劑發生絡合反應，從水相被萃取到有機相，然後在鹼性條件下被反萃取到水相，使溶劑再生以循環利用。這就要求在萃取操作時注意選擇水相酸度。盡管萃取法有較大優越性，然而溶劑在萃取過程中的流失和再生過程中能源消耗大，使這種方法存在一定局限性，應用受到很大的限制。
2.2.2離子交換法
離子交換法是重金屬離子與離子交換劑進行交換，達到去除廢水中重金屬離子的方法。常用的離子交換劑有陽離子交換樹脂、陰離子交換樹脂、螯合樹脂等。幾年來，國內外學者就離子交換劑的研製開發展開了大量的研究工作。隨著離子交換劑的不斷涌現，在電鍍廢水深度處理、高價金屬鹽類的回收等方面，離子交換法越來越展現出其優勢。離子交換法是一種重要的電鍍廢水治理方法，處理容量大，出水水質好，可回收重金屬資源，對環境無二次污染，但離子交換劑易氧化失效，再生頻繁，操作費用高。
2.2.3膜分離技術
膜分離技術是利用一種特殊的半透膜，在外界壓力的作用下，不改變溶液中化學形態的基礎上，將溶劑和溶質進行分離或濃縮的方法，包括電滲析和隔膜電解。電滲析是在直流電場作用下，利用陰陽離子交換膜對溶液陰陽離子選擇透過性使水溶液中重金屬離子與水分離的一種物理化學過程。隔膜電解是以膜隔開電解裝置的陽極和陰極而進行電解的方法，實際上是把電滲析與電解組合起來的一種方法。上述方法在運行中都遇到了電極極化、結垢和腐蝕等問題。
2.2.4吸附法
吸附法是利用多孔性固態物質吸附去除水中重金屬離子的一種有效方法。吸附法的關鍵技術是吸附劑的選擇，傳統吸附劑是活性炭。活性炭有很強吸附能力，去除率高，但活性炭再生效率低，處理水質很難達到回用要求，價格貴，應用受到限制。近年來，逐漸開發出有吸附能力的多種吸附材料。有相關研究表明，殼聚糖及其衍生物是重金屬離子的良好吸附劑，殼聚糖樹脂交聯後，可重復使用10次，吸附容量沒有明顯降低。利用改性的海泡石治理重金屬廢水對Pb2+、Hg2+、Cd2+ 有很好的吸附能力，處理後廢水中重金屬含量顯著低於污水綜合排放標准。另有文獻報道蒙脫石也是一種性能良好的粘土礦物吸附劑，鋁鋯柱撐蒙脫石在酸性條件下對Cr 6+的去除率達到99%，出水中Cr 6+含量低於國家排放標准，具有實際應用前景。
生物處理法
生物處理法是藉助微生物或植物的絮凝、吸收、積累、富集等作用去除廢水中重金屬的方法，包括生物吸附、生物絮凝、植物修復等方法。
2.3.1生物吸附
生物吸附法是指生物體藉助化學作用吸附金屬離子的方法。藻類和微生物菌體對重金屬有很好的吸附作用，並且具有成本低、選擇性好、吸附量大、濃度適用范圍廣等優點，是一種比較經濟的吸附劑。用生物吸附法從廢水中去除重金屬的研究，美國等國家已初見成效。有研究者預處理假單胞菌的菌膠團後，將其固定在細粒磁鐵礦上來吸附工業廢水中Cu，發現當濃度高至100 mg/L時，除去率可達96%，用酸解吸，可以回收95%銅，預處理可以增加吸附容量。但生物吸附法也存在一些不足，例如吸附容量易受環境因素的影響，微生物對重金屬的吸附具有選擇性，而重金屬廢水常含有多種有害重金屬，影響微生物的作用，應用上受限制等，所以還需再進行進一步研究。
2.3.2生物絮凝
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。生物絮凝法的開發雖然不到20年，卻已經發現有17種以上的微生物具有較好的絮凝功能，如黴菌、細菌、放線菌和酵母菌等，並且大多數微生物可以用來處理重金屬。生物絮凝法具有安全無毒、絮凝效率高、絮凝物易於分離等優點，具有廣闊的發展前景。
2.3.3植物修復法
植物修復法是指利用高等植物通過吸收、沉澱、富集等作用降低已有污染的土壤或地表水的重金屬含量， 以達到治理污染、修復環境的目的。植物修復法是利用生態工程治理環境的一種有效方法，它是生物技術處理企業廢水的一種延伸。利用植物處理重金屬，主要有三部分組成:
(1)利用金屬積累植物或超積累植物從廢水中吸取、沉澱或富集有毒金屬: (2)利用金屬積累植物或超積累植物降低有毒金屬活性，從而可減少重金屬被淋濾到地下或通過空氣載體擴散: (3)利用金屬積累植物或超積累植物將土
壤中或水中的重金屬萃取出來，富集並輸送到植物根部可收割部分和植物地上枝條部分。通過收獲或移去已積累和富集了重金屬植物的枝條，降低土壤或水體中的重金屬濃度。在植物修復技術中能利用的植物有藻類植物、草本植物、木本植物等。
藻類凈化重金屬廢水的能力主要表現在對重金屬具有很強的吸附力。褐藻對Au的吸收量達400mg/g，在一定條件下綠藻對Cu、Pb、La、Cd、Hg等重金屬離子的去除率達80%~90%。浩雲濤等分離篩選獲得了一株高重金屬抗性的橢圓小球藻(Chlorella ellipsoidea)，並研究了不同濃度的重金屬銅、鋅、鎳、鎘對該藻生長的影響及其對重金屬離子的吸收富集作用。結果顯示，該藻Zn 和Cd 具有很高的耐受性。對四種重金屬的耐受能力依次為鋅>鎘>鎳>銅。該藻對重金屬具有很好的去除效果，15μmol/L Cu2+、300μmol/L Zn2+、100μmol/L Ni2+、30μmol/L Cd2+濃度72h處理，去除率分別達到40.93%、98.33%、97.62%、86.88%。由此可見，此藻類可應用於含重金屬廢水的處理。
草本植物凈化重金屬廢水的應用已有很多報道。風眼蓮(Eichhoria crassipes Somis)是國際上公認和常用的一種治理污染的水生漂浮植物，它具有生長迅速，既能耐低溫、又能耐高溫的特點，能迅速、大量地富集廢水中Cd、Pb、Hg、Ni、Ag、Co、Cr等多種重金屬。張志傑等的研究結果表明，乾重lkg的風眼蓮在7~l0d可吸收鉛3.797g、鎘3.225g。周風帆等的 研究發現風眼蓮對鈷和鋅的吸收率分別高達97%和80%。香蒲(Typhao rientaliS Pres1)也是一種凈化重金屬的優良草本植物，它具有特殊的結構與功能，如葉片成肉質、柵欄組織發達等。香蒲植物長期生長在高濃度重金屬廢水中形成特殊結構以抵抗惡劣環境並能自我調節某些生理活動， 以適應污染毒害。招文銳等研究了寬葉香蒲人工濕地系統處理廣東韶關凡口鉛鋅礦選礦廢水的穩定性。歷時10年的監測結果表明，該系統能有效地凈化鉛鋅礦廢水。未處理的廢水含有高濃度的有害金屬鉛、鋅、鎘經人工濕地後，出水口水質明顯改善，其中鉛、鋅、鎘的凈化率分別達99.0%，97.%和94.9%，且都在國家工業污水的排放標准之下。此外，還有很多草本植物具有凈化作用，如喜蓮子草、水龍、刺苦草、浮萍、印度芥菜等。
採用木本植物來處理污染水體，具有凈化效果好，處理量大，受氣候影響小，不易造成二次污染等優點，越來越受到人們的重視。胡煥斌等試驗結果表明，蘆葦和池杉兩種植物對重金屬鉛和鎘都有較強富集能力，而木本植物池杉比草本植物蘆葦具有更好的凈化效果。周青等研究了5種常綠樹木對鎘污染脅迫的反應，實驗結果表明，在高濃度鎘脅迫下，5種樹木葉片的葉綠素含量、細胞質膜透性、過氧化氫酶活性及鎘富集量等生理生化特性均產生明顯變化，其中，黃楊、海桐,杉木抗鎘污染能力優於香樟和冬青。以木本植物為主體的重金屬廢水處理技術，能切斷有毒有害物質進入人體和家畜的食物鏈，避免了二次污染，可以定向栽培，在治污的同時，還可以美化環境，獲得一定的經濟效益，是一種理想的環境修復方法。
⑥ 同求一份關於重金屬污染的英文文獻，要帶中文翻譯的，要寫畢業論文用
@font-face { font-family: "Arial";}@font-face { font-family: "Wingdings";}@font-face { font-family: "宋體";}@font-face { font-family: "宋體";}@font-face { font-family: "@宋體";}p.MsoNormal, li.MsoNormal, div.MsoNormal { margin: 0 0 0; text-align: justify; font-size: 14px; font-family: "Times New Roman"; }span.shorttext1 { }span.mediumtext1 { }.MsoChpDefault { font-size: 13px; }div.WordSection1 { page: WordSection1; }ol { margin-bottom: 0; }ul { margin-bottom: 0; }
Environmental management forsustainable development is one alternative to overcome underdevelopment andhigh population growth rate. On the other hand, the implementation wouldrequire the processing of natural resources as an input to development willultimately have an impact on its surrounding environment.
環境管理的可持續發展是克服經濟不發達及人口高速增長問題的一個選擇。另一方面，可持續發展的環境管理的實施需要對自然資源作出加工處理，這最終將會對周圍環境產生影響。
This happens when theimplementation of development efforts are not based on achievement ofobjectives and the nature of environment.
當發展的努力不再以實現目標及環境性質為基礎實施的時候，這種情況就會發生了。
Law no.23 of 1997, impact isdefined as the influence of human development activities on the environment.This is understandable because the purpose of these laws intended to protectthe environment against unwise development.
1997年第23號法律將影響定義為人類發展活動對環境產生的影響。這是可以理解的，因為制定這些法律的目的就是為了防止盲目發展從而實現對環境的保護。
In the outlines of statepolicy (GBHN) of Republic of Indonesia states that sustainable development is anational policy. Sustainable development emphasizes on environment developmentwhich is a development concept in the utilization of natural resources and theenvironment for the purpose to monitor the balance of the environment andpreserving its function and capabilities, so while providing great benefits forthe development and welfare of the present generation, are also useful forfuture generations to come.
印度尼西亞共和國國家政策概述中陳述了可持續發展是一項基本國策。可持續發展強調對環境的發展，其發展觀是利用自然資源和環境以監測環境的平衡，維護其功能和能力，因此當可持續發展為現代人的發展和福利提供很大的好處同時也有益於孫後代。
One of the sectors thatinfluence such development is the mining sector. Mining sector is a sectorwhich derives from proction activities usage of the natural resources.
采礦部門是影響可持續發展的一個部門。他是源於利用自然資源進行生產活動的部門。
The mining sector shouldhave the goals of development which are:
采礦部門的發展目標如下：
1. Increased investment in theexpansion of mining employment and business opportunities.
1． 在礦業就業和商業機會增長的背景下增加投資；
2. Increased proction andadded value of mining proction.
2． 擴大生產規模及提升礦產品的價值；
3. Transfer of technology andworkforce competence.
3． 技術轉讓及人員競爭力；
4. Increased health and safetyof mining.
4． 增進采礦的健康和安全；
5. The decline of illegalmining activities.
5． 杜絕違規采礦活動。
While development targetsfor the environmental sector are:
環境部門發展的目標是：
1. Controllable water qualitythrough an integrated approach between the policy of conservation land and seaareas.
1． 在土地保護政策和海域之間通過整合的方法實現可控的水質；
2. Increasing public awarenessof the importance of maintaining natural resources and the environment.
2． 增加公眾對自然資源及環境保護重要性的意識。
Without leaving sustainabledevelopment objectives and with reference to the objectives of sustainabledevelopment, mining activities are expected to have negative and positiveimpacts on the environment. The entire action plan will be carried out indetailed consideration and assessment in the light of the benefits to theinitiators, community and nation.
不舍棄可持續發展的目標並考慮到可持續發展目標，采礦活動對環境可能產生積極和消極的影響。根據對發起者、集體及國家的利益的需要，整個行動規劃將在周密考慮及評估的基礎上的實施。
⑦ 跪求一篇關於重金屬廢水處理的英文文獻及翻譯
到學校圖書館找找 尤其去別的圖書館
⑧ 誰能幫我下載一篇關於英文文獻，謝謝
已發送，請查收看看，希望能幫到你，請多選賞點分吧，我從文獻資料中找也是很花時間的
⑨ 急找一篇論文（英語），發表在知名期刊上的，國內的不要，主題關於土壤重金屬污染修復！！！
對土壤重金屬污染修復的話題不熟悉，愛莫能助~~