离子交换法监测点位

⑴ 测试污染土壤中的Cd含量过程中，种植物前需要对土壤测什么指标

应该测一下PH， 污灌农田土壤镉污染状况及分布特征研究 王芸1 , 张建辉2 , 赵晓军2 (1. 北京科技大学土木与环境工程学院, 北京100083;2. 中国环境监测总站, 北京100029) 摘要: 对沈阳郊区某河沿岸部分乡镇的污灌农田土壤中重金属全镉含量进行了分析,评价了土壤镉污染状况,并探讨了该河沿岸土壤中镉的沿程分布特征、横向分布特征和垂向分布特征。结果表明,农田土壤重金属镉含量范围为0115～8123mgPkg, 均值为1175mgPkg。用土壤环境质量标准二级标准值对土壤中的全镉含量进行评价,平均镉污染指数为5195,为重度污染;用土壤背景值标准评价,平均镉污染指数为5195, 超过当地背景值水平8139 倍,污灌已造成该地区重金属镉污染,且污染程度十分严重。该河渠从上游到下游,沿岸土壤镉含量呈降低趋势;横向分布上,距离该河渠越远,镉含量有逐渐减少的趋势;垂收稿日期:2006212229 作者简介:王芸(1982- ) ,女,湖北荆州人,硕士研究生. 引用污水灌溉农田在我国尤其是北方缺水地区曾经被广泛采用,工业及城市生活污水中有较高含量的N 和P 等营养物质[1] ,会对农作物生长起到一定的促进作用[2] 。污灌缓解了农业生产用水资源不足,解决了城市污水排放问题,同时也造成了土壤中镉等重金属的积累,进而导致农作物重金属含量超标,并且危害灌区居民人体健康[3] ,成为影响农村生态环境安全和制约农业可持续发展的重要因素之一。位于沈阳市郊区的某河,自1957 年开始接纳城市工业废水和生活污水,水质受到严重污染,已经失去天然水体的功能,成为一条城市排污河渠。而沿岸地区引用该河河水灌溉农田长达40 多年,使部分农田土壤呈现典型的累积性重金属污染,尤其以重金属镉污染最为严重。 本研究对沈阳郊区某河渠沿岸部分乡镇农田土壤的镉污染状况进行了评价,并且分析了表层(0～20cm) 土壤沿程分布、横向分布及土壤的垂向分布特征,为该区域镉污染土壤的治理和灌区土地资源的合理利用提供科学、准确的依据。 1 研究方法 111 样点布设 研究区域位于沈阳市西郊,属浑河冲击平原,表层亚粘土厚度为012～6125m, 表层土以下为砂和砂砾石,层厚达100m 以上,渗透性较强。上世纪五十年代,为解决农业生产缺水问题,该河与卫工、肇工明渠接通,接纳沈阳市西部污水,用来灌 第23 卷第5 期2007 年10 月 中国环境监测 . http://www.cnki.net 溉该河沿岸的农田,近年来监测发现,土壤受到严重污染,尤其镉污染超标严重。 11111 镉污染状况研究 选择沿岸具有代表性的四个乡镇(A、B、C、D,采用网格法布点,即每个面积为1km2 的网格内布设1 个采样点,共布设18 个点位,采集表层0～20cm 土样分析镉污染状况。 11112 镉污染分布特征研究 对沿岸上游、中游、下游土壤进行了采样并分析镉含量;沿途选取6 个采样点,分别采集0～20、 20～40、40～60、60～80、80～100cm 五个剖面层的土壤样品;选取河渠的两条断面线路,对距河渠不同距离(015、110、115、210、215、3km) 的土壤进行了表层采样。每个点位按梅花形取样法,取5 点土样均匀混合,反复四分法弃取后,自然风干,过 100 目尼龙筛,装瓶备用,测定土壤样品中全镉含量。 112 测试分析方法 全镉的分析方法采用KI-MIBK 火焰原子吸 收分光光度法(GBPT17140-1997 ) 测定。 113 评价标准 以沈阳市土壤中镉元素的背景值[4] 和土壤 境质量标准( GB15618-1995 ) 中的二级标准(保障农业生产,维护人体健康的土壤限制值) 作为评价标准[5] (表1) 。土壤中镉的含量采用单因子评价 模式: Pi = Ci PSi ,式中Pi 为污染物i 的单项污染指数; Ci 为污染物i 的实测浓度; Si 为污染物i 的评价标准。按照土壤环境质量标准,污染等级的划分按照表2 划分成4 级[6] 。 表1 土壤环境背景值及土壤 环境质量标准二级标准值 元素 土壤环境质量标准(mgPkg) pH<6 15 pH6 15～715 pH>7 15 背景值(mgPkg) Cd ≤0130 ≤0130 ≤0160 0119 表2 土壤中镉污染的污染程度分级 级别1 2 3 4 污染指数P ≤1 1 <P ≤2 2 <P ≤3 P>3 污染程度未污染轻度污染中度污染重度污染 2 结果和分析 211 沿岸乡镇农田土壤中镉污染的状况 四个乡镇农田土壤表层中重金属全镉含量及其评价结果见表3。其中,P1 是以土壤环境质量标准评价的镉污染指数,P2 是以当地土壤背景值评价的镉污染指数。 表3 土壤全镉含量及其评价结果 乡镇名称采样点pH 全镉(mgPkg) 按照二级质量标准按照当地背景值标准P1 污染等级P2 超过背景值倍数 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 轻污染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 中国环境监 测第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 以土壤环境质量二级标准( GB15618-1995 ) 进行评价,四个乡镇农田土壤的18 个监测点位的平均镉污染指数为5195, 属于重度污染。其中6#点位镉污染最重,污染指数为27143,15 # 点位最轻为015。根据表2 中污染等级的划分,受到重度污染的点位占6617%, 中度污染占1111%, 轻度污染的占516%, 未受污染的占1617% 。可见大部分土壤都受到重度的镉污染,应予充分重视。土壤背景值是以未受污染的土壤为依据实际测定的,是反映区域土壤质量比较真实的数据,也是当前人类保护土壤环境质量的目标。我国土壤镉的背景值为01097mgPkg[4] ,而沈阳市土壤镉的背景值为0119mgPkg[4] ,极显著高于全国水平,属于Cd 高背景区。采用沈阳市土壤重金属镉的背景值对沿岸乡镇农田土壤镉污染状况进行评价,除了15# 点位外,其余的点位镉含量均超过了当地的土壤镉元素背景值水平,且大部分都远远超过当地背景值,最高超标倍数达42132。土壤由于地区背景差异较大,因此用当地背景值标准评价更反映出土壤的人为污染程度。以上可以看出,沿岸乡镇农田土壤已经受到了不同程度的镉污染,大部分地区镉污染十分严重,须采取环境修复技术或其它措施进行污染治理, 否则会给当地居民的生活和生产造成危害。 212 土壤中镉污染的分布特征 21211 表层(0～20cm) 土壤镉污染的沿程分布 如表4 所示,该河上游土壤重金属镉平均含量达到1198mgPkg, 几乎是中游和下游的3 倍,超标率(按照土壤环境质量标准评价) 也为中游和下游地区的212 倍和3 倍,处于重污染水平。中游和下游地区土壤重金属镉平均含量均处于中污染水平,但超标率中游地区比下游地区高出十个百分点。土壤镉污染呈沿程降低趋势,即上游污染最重, 向下游逐渐减轻, 但下游地区也超标2814%, 镉污染不可忽视。在灌溉的过程中,水体中镉主要以悬浮物形式输送,在上游流程较短,重金属净化效果不大;到达下游时,经过沿途的净水沉积,会降低水体中重金属的含量[5] ,使得上游地区镉含量高于中游和下游。 表4 某河沿程土壤中镉污染及评价结果 点位含量范围(mgPPkg) 含量均值(mgPkg) P1 平均超标倍数超标率( %) 污染等级 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 表层(0～20cm) 土壤镉污染的横向分布如图1 所示, 两条断面线路中, 距离河渠015km以内的土壤镉含量都相当高, 分别达到13120 和8171mgPkg,0 15km 以外范围的土壤镉含量均小于4mgPkg, 远远低于015km 以内的含量,且015km以外范围的镉含量都相差不大, 这表明015km 以内的土壤为主要受污染的区域。对土壤中的镉含量与距某河的不同距离作回归分析,计算二者之间的相关性。1 号线和2 号线的相关方程和相关系数分别为 y1 = 919633 -3 14400x , r1 = - 017031 y2 = 617133 -2 12543 x , r2 = - 01716 (r0101 = 01917 , r0105 = 01811) 结果表明,土壤中的镉含量与距河岸的距离负相关,但相关性未达到显著,二者并不呈线性相关。由此得出,距某河距离越远,土壤中的镉含量有逐渐减少的趋势。 21213 土壤镉污染的垂向分布 不同剖面层土壤全镉含量如图2 所示。总体图1 距某河不同距离的表层土壤全镉含量来看, 0～100cm 深度的5 个层面中, 土壤中镉含量由上至下呈下降趋势,且梯度变化较大;其中最高含量均分布在0～20cm 的土壤表层,且表层土壤的含镉量大部分都远高于20～40cm 土层。这与多数研究者认为重金属在土壤中主要累积在0～20cm 耕层,纵向向下迁移较慢的研究结果[7,8] 是相符的。6 个采样点中,40～60cm 的下层土壤镉含量均高于该地区镉的土壤背景值(0119mgP 王 芸等: 污灌农田土壤镉污染状况及分布特征研究7 3 �0�8 1994-2008 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net kg) ,这说明在长期的污灌条件下,受污灌水不断下渗的影响,不仅造成了该灌区表层土壤的污染,而且污染已经向纵向发展,应引起重视。 图2 某河沿岸不同剖面层土壤全镉含量 3 结论 (1) 对沈阳郊区某河沿岸部分乡镇农田表层土壤中重金属全镉含量的分析结果表明,该污灌区土壤重金属镉含量范围为0115～8123mgPkg, 均值为1178mgPkg。用土壤环境质量标准二级标准值对土壤中的全镉含量进行了评价,平均镉污染指数分别为5195, 为重度污染; 用当地土壤背景值评价,平均镉污染指数为9139, 超出当地背景值水平8139 倍,污灌已造成表层土壤重金属镉累积性污染,且污染程度较重。 (2) 土壤污染分布特征:从上游到下游,土壤镉含量呈沿程降低趋势;横向分布上,距河的距离越远,土壤中的镉含量有逐渐减少的趋势;垂向分布上,镉污染主要集中在表层,并且已向下迁移,但是迁移速度较慢。 4 讨论 该河渠每年冬春两季接纳城市排放污水长达半年,城市污水进入河渠后,一些主要污染物滞留沉积,水质受到严重污染,使之失去天然水体的功能,成为一条城市排污河渠。灌溉期开始,引入外水,河槽在激流的冲击下,沉渣泛起,这时沿岸几十处泵站,抽水灌田,污水流入田间遣散,随着悬浮物下降及土壤表层有机、无机胶体的吸附作用,大量重金属沉积在0～20cm 表层中。重金属镉保持率为85% ～95%, 在土壤中有很大的累积性。沿岸农田土壤经多年污水灌溉,在灌渠渠底及表层土壤中会累积相当量的镉,一旦受酸水浸洗,很易释放镉离子。土壤中重金属镉主要以酸溶性和交换态存在,具有较大活性,易被农作物吸收。土壤中80% 的镉与占无机配位体中主导地位的Cl- 结合,形成可溶性的CdCl2 及CdCl- 离子,极易为水稻等作物吸收,导致稻米中镉含量严重超标。 在土壤镉污染的垂向分布的研究中还发现,2 # 、3 # 、4 # 和5 # 点位剖面层,出现下层土壤镉含量高于上层土壤的情况。这表明在某些剖面中可能存在地下水镉污染导致土壤下层含镉量增高的可能性,但是这一现象仍有待进一步证实。 根据本次研究结果可以看出,虽然目前已经停止污水污灌,但是沿岸土壤中重金属镉污染程度仍然很严重。土壤镉污染在短期内对其进行修复十分困难,该地区的农作物以及地下水都会受到污染,严重威胁该地区人群的健康,因此污水灌溉的危害仍然存在。 参考文献: [1 ] 陈竹君,周建斌. 污水灌溉在以色列农业中的应用[J]. 农业环境保护,2001 ,20(6) :462～464. [2 ] 刘丽. 小凌河污水灌溉对水稻作物影响的分析[J]. 辽宁城乡环境科技,1999 ,19(1) :43～46. [3 ] 黄正,王家玲. 城市污灌废水的致突变性检测及色谱P质谱分析[J]. 华中科技大学学报(医学版) ,1992 ,(21) :25～261 [4 ] 吴燕玉. 辽宁省土壤元素背景值研究[M]. 北京:中国环境科学出版社,1994. [5 ] 吴燕玉,陈涛,张学询. 沈阳张士灌区镉的污染生态的研究[J]. 生态学报,1989 ,9 (1) :21～26. [6 ] 陈华勇,欧阳建平,马振东. 大冶有色冶炼厂附近农田镉污染的现状与治理对策[J]. 土壤,2003 , (1) :76 ～82. 7 4 中国环境监 测第23 卷第5 期 2007 年10 月 向分布上,表层土壤镉含量最高。

⑵ 离子交换层析法分离单核苷酸 求一份实验结果

氨基酸的分离鉴定——纸层析法
一,实验目的
掌握氨基酸纸层析的方法和原理,学会分析待
测样品的氨基酸成分.
二,实验原理
纸层析是以滤纸为惰性支持物的分配层析.滤纸纤维上的羟基具有亲水性,吸附一层水作为固定相,有机溶剂为流动相.当有机相流经固定相时,物质在两相间不断分配而得到分离.
溶质在滤纸上的移动速度用Rf值表示:
Rf=原点到层析斑点中心的距离/原点到溶剂前沿的距离
在一定的条件下某种物质的Rf值是常数.Rf值的大小与物质的结构,性质,溶剂系统,层析滤纸的质量和层析温度等因素有关.本实验利用纸层析法分离氨基酸.
三,实验器材
(1)大烧杯(5000mL):1只/组
(2)微量注射器(100 L):1只/ 组.
(3)喷雾器:公用.
(4)培养皿:1只/组.
(5)层析滤纸(长22cm,宽14cm的新华一号滤纸):1张/组.
(6)直尺,铅笔:自备.
(7)电吹风:1只/组.
(8)托盘,针,白线:1套/组.
(9)手套:1双/组.
(10)塑料薄膜:公用.
(11)小烧杯:50mL,1只/组.
四,实验试剂
(1)扩展剂:将4体积正丁醇和1体积冰醋酸放入分液漏斗中,与5体积水混合,充分振荡,静置后分层,弃去下层水层.
(2)氨基酸溶液:0.5%的已知氨基酸溶液3种(赖氨酸,苯丙氨酸,缬氨酸),0.5%的待测氨基酸液1种.
(3)显色剂:0.1%水合茚三酮正丁醇溶液.
实验试剂
五,实验操作
检查培养皿是否干燥,洁净;若否,将其洗净并置于干燥箱内120℃烘干.
(1)平衡:剪一大块塑料薄膜铺在桌面上,将层析缸或大烧杯到置于塑料薄膜上,再把盛有约20mL展层溶液的小烧杯置于倒置的层析缸或大烧杯中,用塑料薄膜密封起来,平衡20min.
(2)规划:带上手套,取宽约14cm,高约22cm的层析滤纸一张.在纸的下端距边缘2cm处轻轻用铅笔划一条平行于底边的直线A,在直线上做4个记号,记号之间间隔2cm,这就是原点的位置.另在距左边缘1cm处画一条平行于左边缘的直线B,在B线上以A,B两线的交点为原点标明刻度(以厘米为单位),参见左图.
(3)点样:用微量注射器分别取10mL左右的氨基酸样品(每取一个样之前都要用蒸馏水洗涤微量注射器,以免交叉污染),点在这四个位置上.挤一滴点一次,同一位置上需点2～3次,2～3mL/次,每点完一点,立刻用电吹风热风吹干后再点,以保证每点在纸上扩散的直径最大不超过3mm.每人须点4个样,其中3个是已知样,1个是待测样品.
(4)层析:用针,线将滤纸缝成筒状,纸的两侧
边缘不能接触且要保持平行,参见图3-3.向培养皿中加入扩展剂,使其液面高度达到1cm左右,将点好样的滤纸筒直立于培养皿中(点样的一端在下,扩展剂的液面在A线下约1cm),罩上大烧杯,仍用塑料薄膜密封.当扩展剂上升到A线时开始计时,每隔一定时间测定一下扩展剂上升的高度,填入表3-1中.当上升到15～18cm,取出滤纸,剪断连线,立即用铅笔描出溶剂前沿线,迅速用电吹风热风吹干.
(5)显色:用喷雾器在通风厨中向滤纸上均匀喷上0.1%茚三酮正丁醇溶液,然后立即用热风吹干,即可显出各层析斑点,参见左图.
(6)计算各种氨基酸的Rf值,并判断混合样品中都有哪些氨基酸,各人将自己的实验结果贴在实验报告上,见表3-2.
(7)以层析时间为横坐标,扩展剂上升高度为纵坐标画图,求出扩展剂上升到18cm时所需要的时间.
(8)将微量注射器内外用蒸馏水清洗干净,倒掉用过的展层液和平衡液,将培养皿洗净,整理好桌面上的仪器和试剂

⑶ 离子交换法有哪些优点

离子交换法是液相中的离子和固相中离子间所进行的一种可逆性化学反应，当液相中的某些离子较为离子交换固体所喜好时，便会被离子交换固体吸附，为维持水溶液的电中性，所以离子交换固体必须释出等价离子回溶液中

⑷ 铯-137的监测方法

（1）γ能谱法。是利用137Cs的子体137mBa的γ射线可在γ谱仪上直接测量。此法简便，但是灵敏度低，所以对于低含量的样品还不能代替放化分离浓集后的β计数法测量。当样品中同时存在有134Cs时，则必须用γ谱仪测量，才可将二者分开。
（2）离子交换法。无机离子交换法是铯分离浓集的常用方法，使用的无机离子交换剂有：磷钼酸铵、亚铁氰化钴钾、亚铁氰化铜、亚铁氰化钴等，也可以将亚铁氰化物吸附在阴离子交换剂上制备成亚铁氰化物-交换树脂。
食品中137Cs的测定采用磷钼酸铵法或亚铁氩钴钾法、γ能谱测定法，详见《食品中放射性物质检验 铯-137的测定》（GB14883.10—94）。
（3）沉淀法。基于铯与四苯硼化物、碘铋酸盐、硅钨酸盐和氯铂酸盐等生成沉淀达到分离的目的。这些铯的沉淀物可以用于称量和计数。
磷钼酸铵（AMP）-碘铋酸铯沉淀法：在酸性溶液中用AMP吸附分离铯，并将吸附了铯的AMP用氢氧化钠溶液溶解，然后在柠檬酸和醋酸溶液中以碘铋酸铯沉淀137Cs并测量其β或γ活度，此法是国内目前广泛应用的方法。具体测量方法、采用设备及步骤参见《水中铯-137放射化学分析方法》（GB6767—86），生物样品灰参检测方法参见《生物样品灰中铯-137的放射化学分析方法》（GB11221—89）。
（4）萃取法。可用4-仲丁基-2（α-甲苄基）酚（BAMBP）萃取137Cs。尿样中137Cs的测定采用萃取法，具体如下：尿样经酸化处理，其中的137Cs经金属盐阴离子交换树脂-亚铁氰化钴钾吸附，BAMBP萃取，硝酸反萃取等程序分离纯化，制源并用低本底β计数器测量。本法主要试剂及仪器及分析步骤参见《辐射防护手册第二分册辐射防护监测技术》。
（5）人体内污染监测方法。全身计数：γ谱全身测量，典型探测限50Bq；尿样分析：γ谱尿样测量，典型探测限1Bq/L。

⑸ 离子交换法与反渗透法各有什么特点

反渗透（RO）和离子交换（IE）的比较，反渗透与离子交换优缺点，由于水处理设备的工艺是根据不同的原水水质和出水要求而设计的，针对不同的原水水质特点而设计水处理方案才是最经济有效的方案，同时也是出水水质长期稳定达到要求的保证。除盐处理工艺的要求是多样的，用户对不同技术的看法也是不同。例如有些用户希望用反渗透技术，而有些用户则希望用更传统的技术如离子交换，另外有些用户则以低投资为主要考虑因素。

社会效益：反渗透是当今最先进的除盐技术，利用反渗透对水进行除盐，除盐率在97％以上。该工艺工作量轻，维护量极小，反渗透实行自动操作，人员配置较少，操作管理方便。

离子交换是七十年代以来普遍采用的除盐工艺，它是靠离子交换化学交换来完成对水进行除盐。该工艺操作量较多名维护量较大，人员配置较多，从目前锅炉除盐水工艺系统应用来看，离子交换逐渐被反渗透工艺所取代。反渗透是以电能为动力，无需酸碱再生，若离子交换的工作周期为1天，那么采用反渗透脱除原水97%的盐分，在用离子交换来担负3%的盐分，将使离子交换的工作周期延至长30天以上，极大程度减少酸碱再生废液的排放量，降低了对环境的影响，大大减轻了酸碱排放废水的处理负担。离子交换除盐化学交换，需要酸碱再生，其再生频率大，酸碱用量大，对周围的水和大气环境均有较大程度的影响。

⑹ 电镀废水设计问题

高压脉冲电凝－硅藻精土技术处理电镀综合废水

文本

江苏省环境科学研究院 邹 敏
南京嘉庆环保工程有限公司 吴晓翔

摘 要：采用高压脉冲电凝－硅藻精土新技术、新工艺应用于2000t/d电镀混合废水改造工程，Cr6+，Ni2+，Cu2+的去除率分别达到99.77%,99.90%和～100％，各项指标均达到了排放标准。该工艺与传统的化学法比，具有处理能力强，速度快，占地省，操作方便，运行可靠，投资省，处理成本低的特点。
关键词：高压脉冲电凝 硅藻精土 电镀综合废水

一、前言
目前，我国某些地区的重金属污染是比较严重的，究其原因是因为电镀厂家多且分散，废水实际达标排放率不高造成的。重金属离子如六价铬、镍、铜、锌、镉等具有很强的毒性，对人、动物和农作物等会造成严重的危害，因此电镀废水超标排放对环境的影响是十分严重的，必须引起高度重视。
目前国内外治理电镀废水使用的几种方法中，铁氧化法原料方便、价廉，但出水色感差、污泥量大；电解法投资大、耗电多、不经济；离子交换法和薄膜法水质好，但再生、更换树脂和膜片操作复杂，不易掌握。从诸方法中比较，化学法是较为成熟可靠的处理工艺，但自动化程度要求高，工艺流程较复杂，必须按铬系、氰系、酸碱、油、磷等分类处理后再进行综合处理，设备多，工艺流程长。另外化学法必须投加多种药剂，造成操作繁琐、废渣量大。针对这些问题，我们提出了采用提出了高压脉冲电凝－硅藻精土电镀综合废水处理的新工艺和新技术，并在浙江益荣汽油机零部件有限公司得到成功应用。

二、工程概况
1、 工艺流程和处理设备
浙江益荣汽油机零部件有限公司电镀综合废水排放量为2000t/d，排放标准执行（GB8978-96）《污水综合排放标准》中表1和表2中的一级排放标准。原废水处理系统采用化学法工艺，因电镀生产工艺无法分流各类废水且原废水中重金属离子浓度高，使得原处理系统没有达到设计目标。表1为实测的原废水水质指标。
表1 原废水水质
项 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
变化范围 142~871 14.5~63.6 115~985 1.18~15.7
改造后的废水处理系统采用了高压脉冲电凝－硅藻精土新工艺，工艺流程如图1所示。

图1 工艺流程图

高压脉冲电凝机是工艺中的关键设备，共添置4台，3用1备，单台处理能力30t/h，电凝槽净尺寸为3000×3000×3000mm。混凝反应沉淀池利用现有设备，增加1台硅藻精土干粉加药装置，并更新PAM投加设备。
2、 处理效果
2004年元月5日开始系统试运行，2004年12月27日－28日，环境检测站对该改造工程进行了验收监测。结果见表2。
表2 电凝机出口及总排口水质监测结果
监测点位 pH Cr6+（mg/L） Ni2+（mg/L） Cu2+（mg/L）
电凝机出口 平均值 4.32~5.83 0.018 91.66 2.23
变化范围 0.014~0.020 67.4~161 1.60~2.85
去除率（%） 99.94 74.8 55.4
总排口 平均值 6.72~7.34 0.066（注1） 0.68 <0.05
变化范围 0.055~0.093 0.058~0.88 <0.05
去除率（%） 99.77 99.90 ~100
注1: 总排口Cr6+的浓度高于电凝机出口，主要原因是清水池、排放口以及管道沟渠中积存的污泥中的Cr6+释放所致。
3、 处理成本
直接运行费用为1.65元/t废水，其中：电费0.5元/t废水，极板消耗0.7元/t废水，酸、碱、PAM、硅藻精土等药剂费0.45元/t废水。加上维修和折旧，处理成本约为2元/t废水。

三、高压脉冲电凝和硅藻精土作用原理
1、 高压脉冲电凝技术作用原理
该技术突破传统的低电压、大电流之电解法，而采用高电压小电流——高压脉冲电凝法（HVES）。该法乃采用电化学原理，借助外加高电压作用产生电化学反应，把电能转化为化学能，经单一电凝设备即可对废水中的有机或无机物进行氧化还原反应，进而凝聚、浮除，将污染物从水体中分离，可有效地去除电镀综合废水中的Cr6+，Zn2+，Ni2+，Cu2+，Cd2+，CN，油，磷酸盐以及COD，SS与色度。
高压脉冲电凝设备系可溶性金属铁为极板，废水进入电凝机在直流电的作用下，水溶液离解为H+与OH-。电凝机无需加药的每个电解单元发生如下反应。
1.1 还原反应可去除Cr6+、色度
阴极上发生还原反应，产生氢分子。
2H+2e→2H→H2↑
此种新生态（H）既有很强的还原能力，可将六价铬还原成三价铬，并以氢氧化铬沉淀去除。对于许多以氧化态成分为主的色素染料可将其还原为无色物质，而将废水中色度去除。
Cr2O72-+6e+14H+→2Cr3++7H2O
CrO42-+3e+8H+→Cr3++4H2O
Cr3++3OH-→Cr(OH)3↓
1.2 除重金属离子
重金属离子与电解水中的OH—生成金属氢氧化物，形成固态沉淀。
Cu2++2OH–→Cu(OH)2↓
Ni2++2OH–→Ni(OH)2↓
Cd2+2OHˉ→Cd(OH)2↓
Zn2++2OH–→Zn(OH)2↓
1.3 氧化反应可去除COD及CN—
阳极板主要反应：
Fe -2e→Fe2+
4OH–- 4e→2H2O+2O→2H2O+O2↑
阳极产生的新生态[O]具有很强的氧化能力，可以氧化水中有机或无机化合物，去除水中的COD。阳极上由于放出新生态（O）作为氧化剂，氧化CN—，将氰根破除。
CN—+ 2OH -2e→CNOˉ+ H2O
2CˉNO-+4OH-6e→2CO2+N2+ H2O
1.4 除磷
铁极板受电化学作用析出的Fe2+被氧化成Fe3+和磷酸根反应沉淀，而且能与其它金属形成共沉淀，达到最好的除磷效果。
Fe3+PO43–→FePO4 ↓
1.5 混凝作用去除SS
金属极板在阳极板上离解出Fe2+与氧反应生成Fe3+，产生Fe(OH)3沉淀。
Fe2++2OH—→Fe(OH)2↓
4Fe(OH)2+O2+2H2O→4Fe(OH)3↓
上述反应产生的Fe(OH)3活性很强，能与水中有机和无机杂质凝聚产生胶羽，以除去废水中的悬浮物，比铝盐、铁盐之混凝剂对废水中的悬浮物以及难于沉淀的细微离子等凝聚去除的效果更好。
1.6 浮除作用去除油脂和胶体
在电凝过程中，阳极与阴极表面不断产生氧气和氢气，并以微细气泡逸出，可以粘附于废水中的絮状物及油类物，令其密度变小而浮至水面，产生气浮作用。它比传统气浮法用释放器溶气水产生的气泡微小，效果更强。
2、 硅藻精土技术在电镀废水处理中的作用
由于经过电凝技术处理后的上清液受到pH值的影响，仍然会存在着一些重金属离子如Ni2+，Cu2+等。一般情况下，为了进一步去除这些重金属，常规的方法是加碱提高废水的pH值至9.5或更高，然后再加酸将pH值调至6~9。但如加入硅藻精土处理剂，pH值在7.5左右时，即可获得很高的重金属离子去除率。在实际工程中本单元的Ni2+去除率达到99.925%，Cu2+出水小于0.05mg/L。
硅藻在精选过程中把与硅藻共生的杂质分离除去，这样使硅藻表面本已平衡的电位形成不平衡电位，在水处理时，硅藻精土处理剂被微量加入污水中后，在高速搅拌，或抽吸污水的泵机叶片旋转下，瞬间散于水体之中，硅藻表面的不平衡电位能中和悬浮粒子的带电性，使其相斥电位受到破坏而与硅藻形成缪羽，产生电位中和与沉淀作用，凝集成较大的絮花，借重力沉淀至底部，加上硅藻巨大的表面积，巨大的孔体积和较强的吸附力，把金属离子吸附到硅藻表面，形成链式结构。由非晶体活性二氧化硅组成的硅藻，具有在水体中相聚和自由沉降为硅藻絮团的性能。再加上硅藻精土被改性后产生的絮凝作用，加快了硅藻絮团的沉积速度，能在很短时间内下沉与水体分离，从而起到去除重金属离子的作用。

四、工艺技术特点及先进性
（1）电镀线上产生的各类污水可集中到一个废水调节池，不同于化学法对不同废水分别进行处理。这是由于电凝系统对电镀综合废水中的有机物和无机污染物具有还原、氧化、中和、絮凝、浮除分离等功效，完成混合废水的处理。
（2）废水处理系统工艺流程简短，设备占地小，一次性投资少。
（3）对电镀生产线产生的各类污染物有相当的安全系数及抗冲击负荷能力。当废水水质量变化时，调整灵活，应变快速。
（4）高压脉冲电凝法突破传统电解法固定使用极板，设备可定期自动将阴阳极板互换与活化。可撕裂极板钝化膜，彻底解决了极板钝化这一国内外电解设备普遍存在的问题。不仅两极板互换延长了电极寿命，减少耗材，而且省电，仅为普通电解法的1/15～1/20。
（5）自动化程度高。处理系统可实现pH、ORP、液位等自动控制和自动加酸、加碱、加药等。
（6）运行费用低。综合处理成本约为2.0元/废水，仅为化学及其它处理方法的1/5～1/3。

五、结论和讨论
（1）高压脉冲电凝－硅藻精土电镀综合废水处理的新工艺和新技术工艺流程简单，处理电镀综合废水能力强，速度快，占地省，操作方便，运行可靠，处理成本低。
（2）处理出水不仅达标排放标准，且可部分回用与生产，节约水资源，具有良好的环境和经济效益。
（3）从目前工程运行的经验来看，控制适当的废水pH值进入电凝机十分关键，最佳pH值为3~5，pH高于6时电极极板易钝化，并影响到处理效果。
（4）废水水质变化时，电凝机的电流必须作相应的调整，目前还只能人工控制，因此尚需进一步深入研究，以便实现完全自动化控制，确保处理效果。

⑺ 某蛋白质等电点为8.14,如采用离子交换色谱法来纯化,如何选择填料和缓冲体系

我的话，第一步会选择pH7.0-7.4左右过阴离子交换，让大多数杂蛋白（大多数杂蛋白pI在6左右）、核酸、色素等杂质结合，收集流穿液，此时蛋白溶液的纯度和澄清度会大大提高，再校pH7.0或更低pH过阳离子交换进行纯化。讲究一点的话，在缓冲选择上可以区分一下阴阳离子缓冲，多数情况影响不大，不必纠结。

⑻ 用离子交换剂测定蛋白质的等电点时,为什么一定要用强性离子交换剂

选用纤维素离子交换剂抄。因为蛋白质不能扩散到树脂的链状结构中，而纤维素离子交换剂交换容量大。选用ph为5.0的磷酸盐缓冲溶液和强酸型阳离子交换剂如SE-纤维素。装柱氢氧化钠处理，0.1mol/L起始缓冲液平衡，上样，吸附目标蛋白，0.15mol/L缓冲液洗脱，之后再选用ph6.5,8.0的缓冲液梯度洗脱。等电点=4.0的蛋白质在5.0缓冲液中带负电，不能被吸附，直接分离。随后6.0的蛋白质被洗脱出来。再用ph6.5,8.0的缓冲液梯度洗脱。

⑼ 怎么用离子交换层析分离等电点分别为4，6，7， 9 的蛋白质

6．洗脱：用含NaCL(0.2-0.6M)的0.02M Tris-HCL缓冲液pH7.4(内含0.等电聚焦电泳（IEF）分离蛋白及测定蛋白质等电点一、原理等电点聚焦（IEF）

⑽ 生物质吸附剂吸附重金属离子后，应该怎么处理

生物质吸附剂吸附重金属离子后，应该怎么处理
含重金属废水处理：为使污水中所含的重金属达到排水某一水体或再次使用的水质要求，对其进行净化的过程。

目前，重金属废水处理的方法大致可以分为三大类：(1)化学法；(2)物理处理法；(3)生物处理法。

化学法
化学法主要包括化学沉淀法和电解法，主要适用于含较高浓度重金属离子废水的处理，化学法是目前国内外处理含重金属废水的主要方法。
2.1.1化学沉淀法
化学沉淀法的原理是通过化学反应使废水中呈溶解状态的重金属转变为不溶于水的重金属化合物，通过过滤和分离使沉淀物从水溶液中去除，包括中和沉淀法、硫化物沉淀法、铁氧体共沉淀法。由于受沉淀剂和环境条件的影响，沉淀法往往出水浓度达不到要求，需作进一步处理，产生的沉淀物必须很好地处理与处置，否则会造成二次污染。
2.1.2电解法
电解法是利用金属的电化学性质，金属离子在电解时能够从相对高浓度的溶液中分离出来，然后加以利用。电解法主要用于电镀废水的处理，这种方法的缺点是水中的重金属离子浓度不能降的很低。所以，电解法不适于处理较低浓度的含重金属离子的废水。
2.1.3螯合法[1]
螯合法又称高分子离子捕集剂法,是指在废水处理过程中通过投加适量的重金属捕集剂,利用捕集剂与金属离子铅、镉结合时形成相应的螯合物的原理实现铅、镉的去除分离。该反应能在常温和较大pH范围(3?11)下发生,同时捕集剂不受共存重金属离子的影响。因此该方法去除率高,絮凝效果佳,污泥量少且整合物易脱水。
2.1.4纳米重金属水处理技术
纳米材料因其比表面积远超普通材料，故同一种物质将会显示出不同的物化特型，很多新型的纳米材料都不断地在水处理行业中实验、实践。被环保部、科技部、工信部、财政部四部委联合审批立项为“2011年国家重大科技成果转化项目”———纳米水处理工艺及系列产品，在江西铜业股份有限公司应用取得了历史性的突破，填补了国内空白。
国内通常采用的重金属废水处理方法，包括石灰中和法和硫化法等。这些传统的处理工艺，虽然可以将废水中的重金属去除掉，但是处理效果并不稳定，处理后回收的清水水质仍难以确保稳定达标排放，而且还会产生二次污染。纳米重金属水处理技术不仅能使处理后的出水水质优于国家规定的排放标准且稳定可靠，投资成本和运行成本较低，与水中重金属离子反应快，吸附、处理容量是普通材料的10倍到1000倍，而且使沉淀的污泥量较传统工艺降低50%以上，污泥中杂质也少，有利于后续处理和资源回收。有数据显示，同样是每日处理300立方米重金属污水量，传统工艺每天要产生25吨石灰渣污泥，而采用纳米技术后每月只产生25吨纳米金属泥。尤其值得关注的是，这种污泥中的重金属单位含量提高了30倍。若以铜冶炼厂的废水处理为例，其回收的纳米铜泥品位已达到20%，完全可以作为铜矿资源再生利用。

物理处理法
物理处理法主要包含溶剂萃取分离、离子交换法、膜分离技术及吸附法。
2.2.1溶剂萃取分离
溶剂萃取法是分离和净化物质常用的方法。由于液液接触，可连续操作，分离效果较好。使用这种方法时，要选择有较高选择性的萃取剂，废水中重金属一般以阳离子或阴离子形式存在，例如在酸性条件下，与萃取剂发生络合反应，从水相被萃取到有机相，然后在碱性条件下被反萃取到水相，使溶剂再生以循环利用。这就要求在萃取操作时注意选择水相酸度。尽管萃取法有较大优越性，然而溶剂在萃取过程中的流失和再生过程中能源消耗大，使这种方法存在一定局限性，应用受到很大的限制。
2.2.2离子交换法
离子交换法是重金属离子与离子交换剂进行交换，达到去除废水中重金属离子的方法。常用的离子交换剂有阳离子交换树脂、阴离子交换树脂、螯合树脂等。几年来，国内外学者就离子交换剂的研制开发展开了大量的研究工作。随着离子交换剂的不断涌现，在电镀废水深度处理、高价金属盐类的回收等方面，离子交换法越来越展现出其优势。离子交换法是一种重要的电镀废水治理方法，处理容量大，出水水质好，可回收重金属资源，对环境无二次污染，但离子交换剂易氧化失效，再生频繁，操作费用高。
2.2.3膜分离技术
膜分离技术是利用一种特殊的半透膜，在外界压力的作用下，不改变溶液中化学形态的基础上，将溶剂和溶质进行分离或浓缩的方法，包括电渗析和隔膜电解。电渗析是在直流电场作用下，利用阴阳离子交换膜对溶液阴阳离子选择透过性使水溶液中重金属离子与水分离的一种物理化学过程。隔膜电解是以膜隔开电解装置的阳极和阴极而进行电解的方法，实际上是把电渗析与电解组合起来的一种方法。上述方法在运行中都遇到了电极极化、结垢和腐蚀等问题。
2.2.4吸附法
吸附法是利用多孔性固态物质吸附去除水中重金属离子的一种有效方法。吸附法的关键技术是吸附剂的选择，传统吸附剂是活性炭。还有黏土类吸附剂粉、煤灰吸附剂、生物质基材料和[1] 树脂基吸附材料。活性炭有很强吸附能力，去除率高，但活性炭再生效率低，处理水质很难达到回用要求，价格贵，应用受到限制。近年来，逐渐开发出有吸附能力的多种吸附材料。有相关研究表明，壳聚糖及其衍生物是重金属离子的良好吸附剂，壳聚糖树脂交联后，可重复使用10次，吸附容量没有明显降低。利用改性的海泡石治理重金属废水对Pb2+、Hg2+、Cd2+ 有很好的吸附能力，处理后废水中重金属含量显著低于污水综合排放标准。另有文献报道蒙脱石也是一种性能良好的粘土矿物吸附剂，铝锆柱撑蒙脱石在酸性条件下对Cr 6+的去除率达到99%，出水中Cr 6+含量低于国家排放标准，具有实际应用前景。

生物处理法
生物处理法是借助微生物或植物的絮凝、吸收、积累、富集等作用去除废水中重金属的方法，包括生物吸附、生物絮凝、植物修复等方法。
2.3.1生物吸附
生物吸附法是指生物体借助化学作用吸附金属离子的方法。藻类和微生物菌体对重金属有很好的吸附作用，并且具有成本低、选择性好、吸附量大、浓度适用范围广等优点，是一种比较经济的吸附剂。用生物吸附法从废水中去除重金属的研究，美国等国家已初见成效。有研究者预处理假单胞菌的菌胶团后，将其固定在细粒磁铁矿上来吸附工业废水中Cu，发现当浓度高至100 mg/L时，除去率可达96%，用酸解吸，可以回收95%铜，预处理可以增加吸附容量。但生物吸附法也存在一些不足，例如吸附容量易受环境因素的影响，微生物对重金属的吸附具有选择性，而重金属废水常含有多种有害重金属，影响微生物的作用，应用上受限制等，所以还需再进行进一步研究。
2.3.2生物絮凝
生物絮凝法是利用微生物或微生物产生的代谢物进行絮凝沉淀的一种除污方法。生物絮凝法的开发虽然不到20年，却已经发现有17种以上的微生物具有较好的絮凝功能，如霉菌、细菌、放线菌和酵母菌等，并且大多数微生物可以用来处理重金属。生物絮凝法具有安全无毒、絮凝效率高、絮凝物易于分离等优点，具有广阔的发展前景。
2.3.3植物修复法
植物修复法是指利用高等植物通过吸收、沉淀、富集等作用降低已有污染的土壤或地表水的重金属含量， 以达到治理污染、修复环境的目的。植物修复法是利用生态工程治理环境的一种有效方法，它是生物技术处理企业废水的一种延伸。利用植物处理重金属，主要有三部分组成：
(1)利用金属积累植物或超积累植物从废水中吸取、沉淀
或富集有毒金属： (2)利用金属积累植物或超积累植物降
低有毒金属活性，从而可减少重金属被淋滤到地下或通过
空气载体扩散： (3)利用金属积累植物或超积累植物将土
壤中或水中的重金属萃取出来，富集并输送到植物根部可收割部分和植物地上枝条部分。通过收获或移去已积累和富集了重金属植物的枝条，降低土壤或水体中的重金属浓度。在植物修复技术中能利用的植物有藻类植物、草本植物、木本植物等。
藻类净化重金属废水的能力主要表现在对重金属具有很强的吸附力。褐藻对Au的吸收量达400mg/g，在一定条件下绿藻对Cu、Pb、La、Cd、Hg等重金属离子的去除率达80%~90%。浩云涛等分离筛选获得了一株高重金属抗性的椭圆小球藻(Chlorella ellipsoidea)，并研究了不同浓度的重金属铜、锌、镍、镉对该藻生长的影响及其对重金属离子的吸收富集作用。结果显示，该藻Zn 和Cd 具有很高的耐受性。对四种重金属的耐受能力依次为锌>镉>镍>铜。该藻对重金属具有很好的去除效果，15μmol/L Cu2+、300μmol/L Zn2+、100μmol/L Ni2+、30μmol/L Cd2+浓度72h处理，去除率分别达到40.93%、98.33%、97.62%、86.88%。由此可见，此藻类可应用于含重金属废水的处理。
草本植物净化重金属废水的应用已有很多报道。风眼
莲(Eichhoria crassipes Somis)是国际上公认和常用的一种治理污染的水生漂浮植物，它具有生长迅速，既能耐低温、又能耐高温的特点，能迅速、大量地富集废水中Cd、Pb、Hg、Ni、Ag、Co、Cr等多种重金属。张志杰等的研究结果表明，干重lkg的风眼莲在7～l0d可吸收铅3.797g、镉3.225g。周风帆等的 研究发现风眼莲对钴和锌的吸收率分别高达97%和80%。香蒲(Typhao rientaliS Pres1)也是一种净化重金属的优良草本植物，它具有特殊的结构与功能，如叶片成肉质、栅栏组织发达等。香蒲植物长期生长在高浓度重金属废水中形成特殊结构以抵抗恶劣环境并能自我调节某些生理活动， 以适应污染毒害。招文锐等研究了宽叶香蒲人工湿地系统处理广东韶关凡口铅锌矿选矿废水的稳定性。历时10年的监测结果表明，该系统能有效地净化铅锌矿废水。未处理的废水含有高浓度的有害金属铅、锌、镉经人工湿地后，出水口水质明显改善，其中铅、锌、镉的净化率分别达99．0%，97．%和94．9%，且都在国家工业污水的排放标准之下。此外，还有很多草本植物具有净化作用，如喜莲子草、水龙、刺苦草、浮萍、印度芥菜等。
采用木本植物来处理污染水体，具有净化效果好，处理量大，受气候影响小，不易造成二次污染等优点，越来越受到人们的重视。胡焕斌等试验结果表明，芦苇和池杉两种植物对重金属铅和镉都有较强富集能力，而木本植物池杉比草本植物芦苇具有更好的净化效果。周青等研究了5种常绿树木对镉污染胁迫的反应，实验结果表明，在高浓度镉胁迫下，5种树木叶片的叶绿素含量、细胞质膜透性、过氧化氢酶活性及镉富集量等生理生化特性均产生明显变化，其中，黄杨、海桐,杉木抗镉污染能力优于香樟和冬青。以木本植物为主体的重金属废水处理技术，能切断有毒有害物质进入人体和家畜的食物链，避免了二次污染，可以定向栽培，在治污的同时，还可以美化环境，获得一定的经济效益，是一种理想的环境修复方法。