離子交換法監測點位

⑴ 測試污染土壤中的Cd含量過程中，種植物前需要對土壤測什麼指標

應該測一下PH， 污灌農田土壤鎘污染狀況及分布特徵研究 王芸1 , 張建輝2 , 趙曉軍2 (1. 北京科技大學土木與環境工程學院, 北京100083;2. 中國環境監測總站, 北京100029) 摘要: 對沈陽郊區某河沿岸部分鄉鎮的污灌農田土壤中重金屬全鎘含量進行了分析,評價了土壤鎘污染狀況,並探討了該河沿岸土壤中鎘的沿程分布特徵、橫向分布特徵和垂向分布特徵。結果表明,農田土壤重金屬鎘含量范圍為0115～8123mgPkg, 均值為1175mgPkg。用土壤環境質量標准二級標准值對土壤中的全鎘含量進行評價,平均鎘污染指數為5195,為重度污染;用土壤背景值標准評價,平均鎘污染指數為5195, 超過當地背景值水平8139 倍,污灌已造成該地區重金屬鎘污染,且污染程度十分嚴重。該河渠從上游到下游,沿岸土壤鎘含量呈降低趨勢;橫向分布上,距離該河渠越遠,鎘含量有逐漸減少的趨勢;垂收稿日期:2006212229 作者簡介:王芸(1982- ) ,女,湖北荊州人,碩士研究生. 引用污水灌溉農田在我國尤其是北方缺水地區曾經被廣泛採用,工業及城市生活污水中有較高含量的N 和P 等營養物質[1] ,會對農作物生長起到一定的促進作用[2] 。污灌緩解了農業生產用水資源不足,解決了城市污水排放問題,同時也造成了土壤中鎘等重金屬的積累,進而導致農作物重金屬含量超標,並且危害灌區居民人體健康[3] ,成為影響農村生態環境安全和制約農業可持續發展的重要因素之一。位於沈陽市郊區的某河,自1957 年開始接納城市工業廢水和生活污水,水質受到嚴重污染,已經失去天然水體的功能,成為一條城市排污河渠。而沿岸地區引用該河河水灌溉農田長達40 多年,使部分農田土壤呈現典型的累積性重金屬污染,尤其以重金屬鎘污染最為嚴重。 本研究對沈陽郊區某河渠沿岸部分鄉鎮農田土壤的鎘污染狀況進行了評價,並且分析了表層(0～20cm) 土壤沿程分布、橫向分布及土壤的垂向分布特徵,為該區域鎘污染土壤的治理和灌區土地資源的合理利用提供科學、准確的依據。 1 研究方法 111 樣點布設 研究區域位於沈陽市西郊,屬渾河沖擊平原,表層亞粘土厚度為012～6125m, 表層土以下為砂和砂礫石,層厚達100m 以上,滲透性較強。上世紀五十年代,為解決農業生產缺水問題,該河與衛工、肇工明渠接通,接納沈陽市西部污水,用來灌 第23 卷第5 期2007 年10 月 中國環境監測 . http://www.cnki.net 溉該河沿岸的農田,近年來監測發現,土壤受到嚴重污染,尤其鎘污染超標嚴重。 11111 鎘污染狀況研究 選擇沿岸具有代表性的四個鄉鎮(A、B、C、D,採用網格法布點,即每個面積為1km2 的網格內布設1 個采樣點,共布設18 個點位,採集表層0～20cm 土樣分析鎘污染狀況。 11112 鎘污染分布特徵研究 對沿岸上游、中游、下游土壤進行了采樣並分析鎘含量;沿途選取6 個采樣點,分別採集0～20、 20～40、40～60、60～80、80～100cm 五個剖面層的土壤樣品;選取河渠的兩條斷面線路,對距河渠不同距離(015、110、115、210、215、3km) 的土壤進行了表層采樣。每個點位按梅花形取樣法,取5 點土樣均勻混合,反復四分法棄取後,自然風干,過 100 目尼龍篩,裝瓶備用,測定土壤樣品中全鎘含量。 112 測試分析方法 全鎘的分析方法採用KI-MIBK 火焰原子吸 收分光光度法(GBPT17140-1997 ) 測定。 113 評價標准 以沈陽市土壤中鎘元素的背景值[4] 和土壤 境質量標准( GB15618-1995 ) 中的二級標准(保障農業生產,維護人體健康的土壤限制值) 作為評價標准[5] (表1) 。土壤中鎘的含量採用單因子評價 模式: Pi = Ci PSi ,式中Pi 為污染物i 的單項污染指數; Ci 為污染物i 的實測濃度; Si 為污染物i 的評價標准。按照土壤環境質量標准,污染等級的劃分按照表2 劃分成4 級[6] 。 表1 土壤環境背景值及土壤 環境質量標准二級標准值 元素 土壤環境質量標准(mgPkg) pH<6 15 pH6 15～715 pH>7 15 背景值(mgPkg) Cd ≤0130 ≤0130 ≤0160 0119 表2 土壤中鎘污染的污染程度分級 級別1 2 3 4 污染指數P ≤1 1 <P ≤2 2 <P ≤3 P>3 污染程度未污染輕度污染中度污染重度污染 2 結果和分析 211 沿岸鄉鎮農田土壤中鎘污染的狀況 四個鄉鎮農田土壤表層中重金屬全鎘含量及其評價結果見表3。其中,P1 是以土壤環境質量標准評價的鎘污染指數,P2 是以當地土壤背景值評價的鎘污染指數。 表3 土壤全鎘含量及其評價結果 鄉鎮名稱采樣點pH 全鎘(mgPkg) 按照二級質量標准按照當地背景值標准P1 污染等級P2 超過背景值倍數 A 1 # 6153 116 5133 重污染8142 7142 2 # 315 319 13 重污染20153 19153 3 # 612 3106 1012 重污染16111 15111 4 # 6151 1143 4177 重污染7153 6153 5 # 6 211 7 重污染11105 10105 6 # 6102 8123 27143 重污染43132 42132 7 # 614 1196 6153 重污染10132 9132 8 # 6109 1128 4127 重污染6174 5174 B 9 # 5165 112 4 重污染6132 5132 10 # 6116 0176 2153 中污染4 3 11 # 5175 1119 3197 重污染6126 5126 12 # 6111 0144 1147 輕污染2132 1132 C 13 # 6118 119 6133 重污染10 9 14 # 6186 0125 0183 未污染1132 0132 15 # 5135 0115 015 未污染0179 - D 16 # 5189 1159 513 重污染8137 7137 17 # 5142 0121 017 未污染1111 0111 18 # 5193 0186 2187 中污染4153 3153 平均值5192 1178 5195 重污染9139 8139 7 2 中國環境監 測第23 卷第5 期 2007 年10 月 �0�8 1994-2008 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net 以土壤環境質量二級標准( GB15618-1995 ) 進行評價,四個鄉鎮農田土壤的18 個監測點位的平均鎘污染指數為5195, 屬於重度污染。其中6#點位鎘污染最重,污染指數為27143,15 # 點位最輕為015。根據表2 中污染等級的劃分,受到重度污染的點位佔6617%, 中度污染佔1111%, 輕度污染的佔516%, 未受污染的佔1617% 。可見大部分土壤都受到重度的鎘污染,應予充分重視。土壤背景值是以未受污染的土壤為依據實際測定的,是反映區域土壤質量比較真實的數據,也是當前人類保護土壤環境質量的目標。我國土壤鎘的背景值為01097mgPkg[4] ,而沈陽市土壤鎘的背景值為0119mgPkg[4] ,極顯著高於全國水平,屬於Cd 高背景區。採用沈陽市土壤重金屬鎘的背景值對沿岸鄉鎮農田土壤鎘污染狀況進行評價,除了15# 點位外,其餘的點位鎘含量均超過了當地的土壤鎘元素背景值水平,且大部分都遠遠超過當地背景值,最高超標倍數達42132。土壤由於地區背景差異較大,因此用當地背景值標准評價更反映出土壤的人為污染程度。以上可以看出,沿岸鄉鎮農田土壤已經受到了不同程度的鎘污染,大部分地區鎘污染十分嚴重,須採取環境修復技術或其它措施進行污染治理, 否則會給當地居民的生活和生產造成危害。 212 土壤中鎘污染的分布特徵 21211 表層(0～20cm) 土壤鎘污染的沿程分布 如表4 所示,該河上游土壤重金屬鎘平均含量達到1198mgPkg, 幾乎是中游和下游的3 倍,超標率(按照土壤環境質量標准評價) 也為中游和下游地區的212 倍和3 倍,處於重污染水平。中游和下游地區土壤重金屬鎘平均含量均處於中污染水平,但超標率中游地區比下游地區高出十個百分點。土壤鎘污染呈沿程降低趨勢,即上游污染最重, 向下游逐漸減輕, 但下游地區也超標2814%, 鎘污染不可忽視。在灌溉的過程中,水體中鎘主要以懸浮物形式輸送,在上游流程較短,重金屬凈化效果不大;到達下游時,經過沿途的凈水沉積,會降低水體中重金屬的含量[5] ,使得上游地區鎘含量高於中游和下游。 表4 某河沿程土壤中鎘污染及評價結果 點位含量范圍(mgPPkg) 含量均值(mgPkg) P1 平均超標倍數超標率( %) 污染等級 上游0115～40110 1198 616 516 8617 重度污染 中游0115～16134 0163 211 111 3816 中度污染 下游0115～13193 0161 2 1 2814 中度污染 21212 表層(0～20cm) 土壤鎘污染的橫向分布如圖1 所示, 兩條斷面線路中, 距離河渠015km以內的土壤鎘含量都相當高, 分別達到13120 和8171mgPkg,0 15km 以外范圍的土壤鎘含量均小於4mgPkg, 遠遠低於015km 以內的含量,且015km以外范圍的鎘含量都相差不大, 這表明015km 以內的土壤為主要受污染的區域。對土壤中的鎘含量與距某河的不同距離作回歸分析,計算二者之間的相關性。1 號線和2 號線的相關方程和相關系數分別為 y1 = 919633 -3 14400x , r1 = - 017031 y2 = 617133 -2 12543 x , r2 = - 01716 (r0101 = 01917 , r0105 = 01811) 結果表明,土壤中的鎘含量與距河岸的距離負相關,但相關性未達到顯著,二者並不呈線性相關。由此得出,距某河距離越遠,土壤中的鎘含量有逐漸減少的趨勢。 21213 土壤鎘污染的垂向分布 不同剖面層土壤全鎘含量如圖2 所示。總體圖1 距某河不同距離的表層土壤全鎘含量來看, 0～100cm 深度的5 個層面中, 土壤中鎘含量由上至下呈下降趨勢,且梯度變化較大;其中最高含量均分布在0～20cm 的土壤表層,且表層土壤的含鎘量大部分都遠高於20～40cm 土層。這與多數研究者認為重金屬在土壤中主要累積在0～20cm 耕層,縱向向下遷移較慢的研究結果[7,8] 是相符的。6 個采樣點中,40～60cm 的下層土壤鎘含量均高於該地區鎘的土壤背景值(0119mgP 王 芸等: 污灌農田土壤鎘污染狀況及分布特徵研究7 3 �0�8 1994-2008 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net kg) ,這說明在長期的污灌條件下,受污灌水不斷下滲的影響,不僅造成了該灌區表層土壤的污染,而且污染已經向縱向發展,應引起重視。 圖2 某河沿岸不同剖面層土壤全鎘含量 3 結論 (1) 對沈陽郊區某河沿岸部分鄉鎮農田表層土壤中重金屬全鎘含量的分析結果表明,該污灌區土壤重金屬鎘含量范圍為0115～8123mgPkg, 均值為1178mgPkg。用土壤環境質量標准二級標准值對土壤中的全鎘含量進行了評價,平均鎘污染指數分別為5195, 為重度污染; 用當地土壤背景值評價,平均鎘污染指數為9139, 超出當地背景值水平8139 倍,污灌已造成表層土壤重金屬鎘累積性污染,且污染程度較重。 (2) 土壤污染分布特徵:從上游到下游,土壤鎘含量呈沿程降低趨勢;橫向分布上,距河的距離越遠,土壤中的鎘含量有逐漸減少的趨勢;垂向分布上,鎘污染主要集中在表層,並且已向下遷移,但是遷移速度較慢。 4 討論 該河渠每年冬春兩季接納城市排放污水長達半年,城市污水進入河渠後,一些主要污染物滯留沉積,水質受到嚴重污染,使之失去天然水體的功能,成為一條城市排污河渠。灌溉期開始,引入外水,河槽在激流的沖擊下,沉渣泛起,這時沿岸幾十處泵站,抽水灌田,污水流入田間遣散,隨著懸浮物下降及土壤表層有機、無機膠體的吸附作用,大量重金屬沉積在0～20cm 表層中。重金屬鎘保持率為85% ～95%, 在土壤中有很大的累積性。沿岸農田土壤經多年污水灌溉,在灌渠渠底及表層土壤中會累積相當量的鎘,一旦受酸水浸洗,很易釋放鎘離子。土壤中重金屬鎘主要以酸溶性和交換態存在,具有較大活性,易被農作物吸收。土壤中80% 的鎘與占無機配位體中主導地位的Cl- 結合,形成可溶性的CdCl2 及CdCl- 離子,極易為水稻等作物吸收,導致稻米中鎘含量嚴重超標。 在土壤鎘污染的垂向分布的研究中還發現,2 # 、3 # 、4 # 和5 # 點位剖面層,出現下層土壤鎘含量高於上層土壤的情況。這表明在某些剖面中可能存在地下水鎘污染導致土壤下層含鎘量增高的可能性,但是這一現象仍有待進一步證實。 根據本次研究結果可以看出,雖然目前已經停止污水污灌,但是沿岸土壤中重金屬鎘污染程度仍然很嚴重。土壤鎘污染在短期內對其進行修復十分困難,該地區的農作物以及地下水都會受到污染,嚴重威脅該地區人群的健康,因此污水灌溉的危害仍然存在。 參考文獻: [1 ] 陳竹君,周建斌. 污水灌溉在以色列農業中的應用[J]. 農業環境保護,2001 ,20(6) :462～464. [2 ] 劉麗. 小凌河污水灌溉對水稻作物影響的分析[J]. 遼寧城鄉環境科技,1999 ,19(1) :43～46. [3 ] 黃正,王家玲. 城市污灌廢水的致突變性檢測及色譜P質譜分析[J]. 華中科技大學學報(醫學版) ,1992 ,(21) :25～261 [4 ] 吳燕玉. 遼寧省土壤元素背景值研究[M]. 北京:中國環境科學出版社,1994. [5 ] 吳燕玉,陳濤,張學詢. 沈陽張士灌區鎘的污染生態的研究[J]. 生態學報,1989 ,9 (1) :21～26. [6 ] 陳華勇,歐陽建平,馬振東. 大冶有色冶煉廠附近農田鎘污染的現狀與治理對策[J]. 土壤,2003 , (1) :76 ～82. 7 4 中國環境監 測第23 卷第5 期 2007 年10 月 向分布上,表層土壤鎘含量最高。

⑵ 離子交換層析法分離單核苷酸 求一份實驗結果

氨基酸的分離鑒定——紙層析法
一,實驗目的
掌握氨基酸紙層析的方法和原理,學會分析待
測樣品的氨基酸成分.
二,實驗原理
紙層析是以濾紙為惰性支持物的分配層析.濾紙纖維上的羥基具有親水性,吸附一層水作為固定相,有機溶劑為流動相.當有機相流經固定相時,物質在兩相間不斷分配而得到分離.
溶質在濾紙上的移動速度用Rf值表示:
Rf=原點到層析斑點中心的距離/原點到溶劑前沿的距離
在一定的條件下某種物質的Rf值是常數.Rf值的大小與物質的結構,性質,溶劑系統,層析濾紙的質量和層析溫度等因素有關.本實驗利用紙層析法分離氨基酸.
三,實驗器材
(1)大燒杯(5000mL):1隻/組
(2)微量注射器(100 L):1隻/ 組.
(3)噴霧器:公用.
(4)培養皿:1隻/組.
(5)層析濾紙(長22cm,寬14cm的新華一號濾紙):1張/組.
(6)直尺,鉛筆:自備.
(7)電吹風:1隻/組.
(8)托盤,針,白線:1套/組.
(9)手套:1雙/組.
(10)塑料薄膜:公用.
(11)小燒杯:50mL,1隻/組.
四,實驗試劑
(1)擴展劑:將4體積正丁醇和1體積冰醋酸放入分液漏斗中,與5體積水混合,充分振盪,靜置後分層,棄去下層水層.
(2)氨基酸溶液:0.5%的已知氨基酸溶液3種(賴氨酸,苯丙氨酸,纈氨酸),0.5%的待測氨基酸液1種.
(3)顯色劑:0.1%水合茚三酮正丁醇溶液.
實驗試劑
五,實驗操作
檢查培養皿是否乾燥,潔凈;若否,將其洗凈並置於乾燥箱內120℃烘乾.
(1)平衡:剪一大塊塑料薄膜鋪在桌面上,將層析缸或大燒杯到置於塑料薄膜上,再把盛有約20mL展層溶液的小燒杯置於倒置的層析缸或大燒杯中,用塑料薄膜密封起來,平衡20min.
(2)規劃:帶上手套,取寬約14cm,高約22cm的層析濾紙一張.在紙的下端距邊緣2cm處輕輕用鉛筆劃一條平行於底邊的直線A,在直線上做4個記號,記號之間間隔2cm,這就是原點的位置.另在距左邊緣1cm處畫一條平行於左邊緣的直線B,在B線上以A,B兩線的交點為原點標明刻度(以厘米為單位),參見左圖.
(3)點樣:用微量注射器分別取10mL左右的氨基酸樣品(每取一個樣之前都要用蒸餾水洗滌微量注射器,以免交叉污染),點在這四個位置上.擠一滴點一次,同一位置上需點2～3次,2～3mL/次,每點完一點,立刻用電吹風熱風吹乾後再點,以保證每點在紙上擴散的直徑最大不超過3mm.每人須點4個樣,其中3個是已知樣,1個是待測樣品.
(4)層析:用針,線將濾紙縫成筒狀,紙的兩側
邊緣不能接觸且要保持平行,參見圖3-3.向培養皿中加入擴展劑,使其液面高度達到1cm左右,將點好樣的濾紙筒直立於培養皿中(點樣的一端在下,擴展劑的液面在A線下約1cm),罩上大燒杯,仍用塑料薄膜密封.當擴展劑上升到A線時開始計時,每隔一定時間測定一下擴展劑上升的高度,填入表3-1中.當上升到15～18cm,取出濾紙,剪斷連線,立即用鉛筆描出溶劑前沿線,迅速用電吹風熱風吹乾.
(5)顯色:用噴霧器在通風廚中向濾紙上均勻噴上0.1%茚三酮正丁醇溶液,然後立即用熱風吹乾,即可顯出各層析斑點,參見左圖.
(6)計算各種氨基酸的Rf值,並判斷混合樣品中都有哪些氨基酸,各人將自己的實驗結果貼在實驗報告上,見表3-2.
(7)以層析時間為橫坐標,擴展劑上升高度為縱坐標畫圖,求出擴展劑上升到18cm時所需要的時間.
(8)將微量注射器內外用蒸餾水清洗干凈,倒掉用過的展層液和平衡液,將培養皿洗凈,整理好桌面上的儀器和試劑

⑶ 離子交換法有哪些優點

離子交換法是液相中的離子和固相中離子間所進行的一種可逆性化學反應，當液相中的某些離子較為離子交換固體所喜好時，便會被離子交換固體吸附，為維持水溶液的電中性，所以離子交換固體必須釋出等價離子回溶液中

⑷ 銫-137的監測方法

（1）γ能譜法。是利用137Cs的子體137mBa的γ射線可在γ譜儀上直接測量。此法簡便，但是靈敏度低，所以對於低含量的樣品還不能代替放化分離濃集後的β計數法測量。當樣品中同時存在有134Cs時，則必須用γ譜儀測量，才可將二者分開。
（2）離子交換法。無機離子交換法是銫分離濃集的常用方法，使用的無機離子交換劑有：磷鉬酸銨、亞鐵氰化鈷鉀、亞鐵氰化銅、亞鐵氰化鈷等，也可以將亞鐵氰化物吸附在陰離子交換劑上制備成亞鐵氰化物-交換樹脂。
食品中137Cs的測定採用磷鉬酸銨法或亞鐵氬鈷鉀法、γ能譜測定法，詳見《食品中放射性物質檢驗 銫-137的測定》（GB14883.10—94）。
（3）沉澱法。基於銫與四苯硼化物、碘鉍酸鹽、硅鎢酸鹽和氯鉑酸鹽等生成沉澱達到分離的目的。這些銫的沉澱物可以用於稱量和計數。
磷鉬酸銨（AMP）-碘鉍酸銫沉澱法：在酸性溶液中用AMP吸附分離銫，並將吸附了銫的AMP用氫氧化鈉溶液溶解，然後在檸檬酸和醋酸溶液中以碘鉍酸銫沉澱137Cs並測量其β或γ活度，此法是國內目前廣泛應用的方法。具體測量方法、採用設備及步驟參見《水中銫-137放射化學分析方法》（GB6767—86），生物樣品灰參檢測方法參見《生物樣品灰中銫-137的放射化學分析方法》（GB11221—89）。
（4）萃取法。可用4-仲丁基-2（α-甲苄基）酚（BAMBP）萃取137Cs。尿樣中137Cs的測定採用萃取法，具體如下：尿樣經酸化處理，其中的137Cs經金屬鹽陰離子交換樹脂-亞鐵氰化鈷鉀吸附，BAMBP萃取，硝酸反萃取等程序分離純化，制源並用低本底β計數器測量。本法主要試劑及儀器及分析步驟參見《輻射防護手冊第二分冊輻射防護監測技術》。
（5）人體內污染監測方法。全身計數：γ譜全身測量，典型探測限50Bq；尿樣分析：γ譜尿樣測量，典型探測限1Bq/L。

⑸ 離子交換法與反滲透法各有什麼特點

反滲透（RO）和離子交換（IE）的比較，反滲透與離子交換優缺點，由於水處理設備的工藝是根據不同的原水水質和出水要求而設計的，針對不同的原水水質特點而設計水處理方案才是最經濟有效的方案，同時也是出水水質長期穩定達到要求的保證。除鹽處理工藝的要求是多樣的，用戶對不同技術的看法也是不同。例如有些用戶希望用反滲透技術，而有些用戶則希望用更傳統的技術如離子交換，另外有些用戶則以低投資為主要考慮因素。

社會效益：反滲透是當今最先進的除鹽技術，利用反滲透對水進行除鹽，除鹽率在97％以上。該工藝工作量輕，維護量極小，反滲透實行自動操作，人員配置較少，操作管理方便。

離子交換是七十年代以來普遍採用的除鹽工藝，它是靠離子交換化學交換來完成對水進行除鹽。該工藝操作量較多名維護量較大，人員配置較多，從目前鍋爐除鹽水工藝系統應用來看，離子交換逐漸被反滲透工藝所取代。反滲透是以電能為動力，無需酸鹼再生，若離子交換的工作周期為1天，那麼採用反滲透脫除原水97%的鹽分，在用離子交換來擔負3%的鹽分，將使離子交換的工作周期延至長30天以上，極大程度減少酸鹼再生廢液的排放量，降低了對環境的影響，大大減輕了酸鹼排放廢水的處理負擔。離子交換除鹽化學交換，需要酸鹼再生，其再生頻率大，酸鹼用量大，對周圍的水和大氣環境均有較大程度的影響。

⑹ 電鍍廢水設計問題

高壓脈沖電凝－硅藻精土技術處理電鍍綜合廢水

文本

江蘇省環境科學研究院 鄒 敏
南京嘉慶環保工程有限公司 吳曉翔

摘 要：採用高壓脈沖電凝－硅藻精土新技術、新工藝應用於2000t/d電鍍混合廢水改造工程，Cr6+，Ni2+，Cu2+的去除率分別達到99.77%,99.90%和～100％，各項指標均達到了排放標准。該工藝與傳統的化學法比，具有處理能力強，速度快，佔地省，操作方便，運行可靠，投資省，處理成本低的特點。
關鍵詞：高壓脈沖電凝 硅藻精土 電鍍綜合廢水

一、前言
目前，我國某些地區的重金屬污染是比較嚴重的，究其原因是因為電鍍廠家多且分散，廢水實際達標排放率不高造成的。重金屬離子如六價鉻、鎳、銅、鋅、鎘等具有很強的毒性，對人、動物和農作物等會造成嚴重的危害，因此電鍍廢水超標排放對環境的影響是十分嚴重的，必須引起高度重視。
目前國內外治理電鍍廢水使用的幾種方法中，鐵氧化法原料方便、價廉，但出水色感差、污泥量大；電解法投資大、耗電多、不經濟；離子交換法和薄膜法水質好，但再生、更換樹脂和膜片操作復雜，不易掌握。從諸方法中比較，化學法是較為成熟可靠的處理工藝，但自動化程度要求高，工藝流程較復雜，必須按鉻系、氰系、酸鹼、油、磷等分類處理後再進行綜合處理，設備多，工藝流程長。另外化學法必須投加多種葯劑，造成操作繁瑣、廢渣量大。針對這些問題，我們提出了採用提出了高壓脈沖電凝－硅藻精土電鍍綜合廢水處理的新工藝和新技術，並在浙江益榮汽油機零部件有限公司得到成功應用。

二、工程概況
1、 工藝流程和處理設備
浙江益榮汽油機零部件有限公司電鍍綜合廢水排放量為2000t/d，排放標准執行（GB8978-96）《污水綜合排放標准》中表1和表2中的一級排放標准。原廢水處理系統採用化學法工藝，因電鍍生產工藝無法分流各類廢水且原廢水中重金屬離子濃度高，使得原處理系統沒有達到設計目標。表1為實測的原廢水水質指標。
表1 原廢水水質
項 目 pH CODCr（mg/L） Cr6+（mg/L） Ni2+（mg/L） Cu2+（mg/L）
平均值 2.13~10.65 348.5 28.6 362.3 5.0
變化范圍 142~871 14.5~63.6 115~985 1.18~15.7
改造後的廢水處理系統採用了高壓脈沖電凝－硅藻精土新工藝，工藝流程如圖1所示。

圖1 工藝流程圖

高壓脈沖電凝機是工藝中的關鍵設備，共添置4台，3用1備，單台處理能力30t/h，電凝槽凈尺寸為3000×3000×3000mm。混凝反應沉澱池利用現有設備，增加1台硅藻精土乾粉加葯裝置，並更新PAM投加設備。
2、 處理效果
2004年元月5日開始系統試運行，2004年12月27日－28日，環境檢測站對該改造工程進行了驗收監測。結果見表2。
表2 電凝機出口及總排口水質監測結果
監測點位 pH Cr6+（mg/L） Ni2+（mg/L） Cu2+（mg/L）
電凝機出口 平均值 4.32~5.83 0.018 91.66 2.23
變化范圍 0.014~0.020 67.4~161 1.60~2.85
去除率（%） 99.94 74.8 55.4
總排口 平均值 6.72~7.34 0.066（注1） 0.68 <0.05
變化范圍 0.055~0.093 0.058~0.88 <0.05
去除率（%） 99.77 99.90 ~100
注1: 總排口Cr6+的濃度高於電凝機出口，主要原因是清水池、排放口以及管道溝渠中積存的污泥中的Cr6+釋放所致。
3、 處理成本
直接運行費用為1.65元/t廢水，其中：電費0.5元/t廢水，極板消耗0.7元/t廢水，酸、鹼、PAM、硅藻精土等葯劑費0.45元/t廢水。加上維修和折舊，處理成本約為2元/t廢水。

三、高壓脈沖電凝和硅藻精土作用原理
1、 高壓脈沖電凝技術作用原理
該技術突破傳統的低電壓、大電流之電解法，而採用高電壓小電流——高壓脈沖電凝法（HVES）。該法乃採用電化學原理，藉助外加高電壓作用產生電化學反應，把電能轉化為化學能，經單一電凝設備即可對廢水中的有機或無機物進行氧化還原反應，進而凝聚、浮除，將污染物從水體中分離，可有效地去除電鍍綜合廢水中的Cr6+，Zn2+，Ni2+，Cu2+，Cd2+，CN，油，磷酸鹽以及COD，SS與色度。
高壓脈沖電凝設備系可溶性金屬鐵為極板，廢水進入電凝機在直流電的作用下，水溶液離解為H+與OH-。電凝機無需加葯的每個電解單元發生如下反應。
1.1 還原反應可去除Cr6+、色度
陰極上發生還原反應，產生氫分子。
2H+2e→2H→H2↑
此種新生態（H）既有很強的還原能力，可將六價鉻還原成三價鉻，並以氫氧化鉻沉澱去除。對於許多以氧化態成分為主的色素染料可將其還原為無色物質，而將廢水中色度去除。
Cr2O72-+6e+14H+→2Cr3++7H2O
CrO42-+3e+8H+→Cr3++4H2O
Cr3++3OH-→Cr(OH)3↓
1.2 除重金屬離子
重金屬離子與電解水中的OH—生成金屬氫氧化物，形成固態沉澱。
Cu2++2OH–→Cu(OH)2↓
Ni2++2OH–→Ni(OH)2↓
Cd2+2OHˉ→Cd(OH)2↓
Zn2++2OH–→Zn(OH)2↓
1.3 氧化反應可去除COD及CN—
陽極板主要反應：
Fe -2e→Fe2+
4OH–- 4e→2H2O+2O→2H2O+O2↑
陽極產生的新生態[O]具有很強的氧化能力，可以氧化水中有機或無機化合物，去除水中的COD。陽極上由於放出新生態（O）作為氧化劑，氧化CN—，將氰根破除。
CN—+ 2OH -2e→CNOˉ+ H2O
2CˉNO-+4OH-6e→2CO2+N2+ H2O
1.4 除磷
鐵極板受電化學作用析出的Fe2+被氧化成Fe3+和磷酸根反應沉澱，而且能與其它金屬形成共沉澱，達到最好的除磷效果。
Fe3+PO43–→FePO4 ↓
1.5 混凝作用去除SS
金屬極板在陽極板上離解出Fe2+與氧反應生成Fe3+，產生Fe(OH)3沉澱。
Fe2++2OH—→Fe(OH)2↓
4Fe(OH)2+O2+2H2O→4Fe(OH)3↓
上述反應產生的Fe(OH)3活性很強，能與水中有機和無機雜質凝聚產生膠羽，以除去廢水中的懸浮物，比鋁鹽、鐵鹽之混凝劑對廢水中的懸浮物以及難於沉澱的細微離子等凝聚去除的效果更好。
1.6 浮除作用去除油脂和膠體
在電凝過程中，陽極與陰極表面不斷產生氧氣和氫氣，並以微細氣泡逸出，可以粘附於廢水中的絮狀物及油類物，令其密度變小而浮至水面，產生氣浮作用。它比傳統氣浮法用釋放器溶氣水產生的氣泡微小，效果更強。
2、 硅藻精土技術在電鍍廢水處理中的作用
由於經過電凝技術處理後的上清液受到pH值的影響，仍然會存在著一些重金屬離子如Ni2+，Cu2+等。一般情況下，為了進一步去除這些重金屬，常規的方法是加鹼提高廢水的pH值至9.5或更高，然後再加酸將pH值調至6~9。但如加入硅藻精土處理劑，pH值在7.5左右時，即可獲得很高的重金屬離子去除率。在實際工程中本單元的Ni2+去除率達到99.925%，Cu2+出水小於0.05mg/L。
硅藻在精選過程中把與硅藻共生的雜質分離除去，這樣使硅藻表面本已平衡的電位形成不平衡電位，在水處理時，硅藻精土處理劑被微量加入污水中後，在高速攪拌，或抽吸污水的泵機葉片旋轉下，瞬間散於水體之中，硅藻表面的不平衡電位能中和懸浮粒子的帶電性，使其相斥電位受到破壞而與硅藻形成繆羽，產生電位中和與沉澱作用，凝集成較大的絮花，借重力沉澱至底部，加上硅藻巨大的表面積，巨大的孔體積和較強的吸附力，把金屬離子吸附到硅藻表面，形成鏈式結構。由非晶體活性二氧化硅組成的硅藻，具有在水體中相聚和自由沉降為硅藻絮團的性能。再加上硅藻精土被改性後產生的絮凝作用，加快了硅藻絮團的沉積速度，能在很短時間內下沉與水體分離，從而起到去除重金屬離子的作用。

四、工藝技術特點及先進性
（1）電鍍線上產生的各類污水可集中到一個廢水調節池，不同於化學法對不同廢水分別進行處理。這是由於電凝系統對電鍍綜合廢水中的有機物和無機污染物具有還原、氧化、中和、絮凝、浮除分離等功效，完成混合廢水的處理。
（2）廢水處理系統工藝流程簡短，設備佔地小，一次性投資少。
（3）對電鍍生產線產生的各類污染物有相當的安全系數及抗沖擊負荷能力。當廢水水質量變化時，調整靈活，應變快速。
（4）高壓脈沖電凝法突破傳統電解法固定使用極板，設備可定期自動將陰陽極板互換與活化。可撕裂極板鈍化膜，徹底解決了極板鈍化這一國內外電解設備普遍存在的問題。不僅兩極板互換延長了電極壽命，減少耗材，而且省電，僅為普通電解法的1/15～1/20。
（5）自動化程度高。處理系統可實現pH、ORP、液位等自動控制和自動加酸、加鹼、加葯等。
（6）運行費用低。綜合處理成本約為2.0元/廢水，僅為化學及其它處理方法的1/5～1/3。

五、結論和討論
（1）高壓脈沖電凝－硅藻精土電鍍綜合廢水處理的新工藝和新技術工藝流程簡單，處理電鍍綜合廢水能力強，速度快，佔地省，操作方便，運行可靠，處理成本低。
（2）處理出水不僅達標排放標准，且可部分回用與生產，節約水資源，具有良好的環境和經濟效益。
（3）從目前工程運行的經驗來看，控制適當的廢水pH值進入電凝機十分關鍵，最佳pH值為3~5，pH高於6時電極極板易鈍化，並影響到處理效果。
（4）廢水水質變化時，電凝機的電流必須作相應的調整，目前還只能人工控制，因此尚需進一步深入研究，以便實現完全自動化控制，確保處理效果。

⑺ 某蛋白質等電點為8.14,如採用離子交換色譜法來純化,如何選擇填料和緩沖體系

我的話，第一步會選擇pH7.0-7.4左右過陰離子交換，讓大多數雜蛋白（大多數雜蛋白pI在6左右）、核酸、色素等雜質結合，收集流穿液，此時蛋白溶液的純度和澄清度會大大提高，再校pH7.0或更低pH過陽離子交換進行純化。講究一點的話，在緩沖選擇上可以區分一下陰陽離子緩沖，多數情況影響不大，不必糾結。

⑻ 用離子交換劑測定蛋白質的等電點時,為什麼一定要用強性離子交換劑

選用纖維素離子交換劑抄。因為蛋白質不能擴散到樹脂的鏈狀結構中，而纖維素離子交換劑交換容量大。選用ph為5.0的磷酸鹽緩沖溶液和強酸型陽離子交換劑如SE-纖維素。裝柱氫氧化鈉處理，0.1mol/L起始緩沖液平衡，上樣，吸附目標蛋白，0.15mol/L緩沖液洗脫，之後再選用ph6.5,8.0的緩沖液梯度洗脫。等電點=4.0的蛋白質在5.0緩沖液中帶負電，不能被吸附，直接分離。隨後6.0的蛋白質被洗脫出來。再用ph6.5,8.0的緩沖液梯度洗脫。

⑼ 怎麼用離子交換層析分離等電點分別為4，6，7， 9 的蛋白質

6．洗脫：用含NaCL(0.2-0.6M)的0.02M Tris-HCL緩沖液pH7.4(內含0.等電聚焦電泳（IEF）分離蛋白及測定蛋白質等電點一、原理等電點聚焦（IEF）

⑽ 生物質吸附劑吸附重金屬離子後，應該怎麼處理

生物質吸附劑吸附重金屬離子後，應該怎麼處理
含重金屬廢水處理：為使污水中所含的重金屬達到排水某一水體或再次使用的水質要求，對其進行凈化的過程。

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。
2.1.3螯合法[1]
螯合法又稱高分子離子捕集劑法,是指在廢水處理過程中通過投加適量的重金屬捕集劑,利用捕集劑與金屬離子鉛、鎘結合時形成相應的螯合物的原理實現鉛、鎘的去除分離。該反應能在常溫和較大pH范圍(3?11)下發生,同時捕集劑不受共存重金屬離子的影響。因此該方法去除率高,絮凝效果佳,污泥量少且整合物易脫水。
2.1.4納米重金屬水處理技術
納米材料因其比表面積遠超普通材料，故同一種物質將會顯示出不同的物化特型，很多新型的納米材料都不斷地在水處理行業中實驗、實踐。被環保部、科技部、工信部、財政部四部委聯合審批立項為「2011年國家重大科技成果轉化項目」———納米水處理工藝及系列產品，在江西銅業股份有限公司應用取得了歷史性的突破，填補了國內空白。
國內通常採用的重金屬廢水處理方法，包括石灰中和法和硫化法等。這些傳統的處理工藝，雖然可以將廢水中的重金屬去除掉，但是處理效果並不穩定，處理後回收的清水水質仍難以確保穩定達標排放，而且還會產生二次污染。納米重金屬水處理技術不僅能使處理後的出水水質優於國家規定的排放標准且穩定可靠，投資成本和運行成本較低，與水中重金屬離子反應快，吸附、處理容量是普通材料的10倍到1000倍，而且使沉澱的污泥量較傳統工藝降低50%以上，污泥中雜質也少，有利於後續處理和資源回收。有數據顯示，同樣是每日處理300立方米重金屬污水量，傳統工藝每天要產生25噸石灰渣污泥，而採用納米技術後每月只產生25噸納米金屬泥。尤其值得關注的是，這種污泥中的重金屬單位含量提高了30倍。若以銅冶煉廠的廢水處理為例，其回收的納米銅泥品位已達到20%，完全可以作為銅礦資源再生利用。

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。還有黏土類吸附劑粉、煤灰吸附劑、生物質基材料和[1] 樹脂基吸附材料。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。