水体重金属污染治理技术
1 底泥疏浚
底泥疏浚是一种能够有效降低重金属污染负荷的水污染治理方法，主要控制水体内源污染。国内外目前广泛应用的环保疏浚利用机械疏浚方法来清除江河湖库污染底泥，在挖泥，输送过程中和疏浚工程完成后对环境及周围水体的影响都较小。我国太湖五里湖区生态疏浚工程治理重金属污染效果良好，减少了底泥和水体中的重金属含量。环保疏浚技术是复杂的系统工程，对操作精度要求较高，目前环保疏浚业普遍致力于改造和设计环保疏浚设备，以提高疏浚工程的针对性和高效性。
2 引水截污
减少进入水体的污染物总量是水体修复的前提条件，通过截流河道，截污管道等截污工程将污水引入污水处理厂进行处理，然后循环利用或排入水体，可以有效阻止重金属废水向水体排放。在截污的基础上，通过适当引水，补水缩短河流，湖泊等水体的换水周期，促进水体交换，加快重金属迁移速度，可降低水体中的重金属浓度。引水截污在我国有很多工程实例，水体修复效果良好。
3 生态修复技术
水体生态修复技术利用参与生物修复过程的生物类群，包括微生物，植物，动物以及它们构成的生态系统对污染物进行转移，转化及降解作用，从而使水体得到净化的技术。具有处理效果好，耗能少，工程造价和运行成本低等优点，还可以与绿化环境及景观改善结合起来，实现生态修复的最大效益。目前国际和国内应用的生态修复技术包括人工浮岛，人工湿地，水生植物净化景观化等，其原理是将生态系统结构与功能应用于水体净化，充分利用自然净化与水生植物系统中各类水生生物间功能上相辅相成的协同作用来净化水质。如在水体中适当种植对重金属具有吸附作用的浮水植物和挺水植物，投撒菌种和养殖水生动物，可达到既净化水质，又改善生态环境的目的。生物修复技术符合可持续发展原则，目前已成为全世界普遍关注的水环境修复技术，这种廉价实用的技术也很仕用于我国江河湖库大范围的污水治理。但生态修复技术也存在一些问题，如生长性强的水生植物易形成单优群落，被重金属饱和后的植物以及水生生物排泄物和尸体堆积形成的污泥等会产生负面环境效应等都有待研究解决。 生物法处理重金属废水
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[6]。微生物絮凝剂是由微生物自身构成的，具有高效絮凝作用的天然高分子物，它的主要成分是糖蛋白、粘多糖、纤维素和核酸等。由于多数微生物具有一定线性结构，有的表面具有较高电荷或较强的亲水性，能与颗粒通过各种作用相结合，起到很好的絮凝效果。目前开发出具有絮凝作用的微生物有细菌、霉菌、放线菌、酵母菌和藻类等共17种。其中对重金属有絮凝作用的有12种。陈天等[7]利用从多种微生物中提取的壳聚糖为絮凝剂回收模拟工业废水中Pb2+、Cr3+、Cu2+，在离子浓度是100mg/Ｌ的200mL废水中加入10mg壳聚糖，处理后溶液中Cr3+、Cu2+浓度都小于0.1mg/Ｌ， Pb2+浓度小于1 mg/Ｌ，得到了令人满意的结果。用微生物絮凝法处理废水安全方便无毒、不产生二次污染、絮凝效果好，且微生物生长
快、易于实现工业化等特点。此外，微生物可以通过遗传工程、驯化或构造出具有特殊功能的菌株。因此微生物絮凝法具有广阔的发展前景。
生物吸附法
生物吸附是对于经过一系列生物化学作用使重金属离子被微生物细胞吸附的概括理解，这些作用包括络合、鳌合、离子交换、吸附等。这些微生物从溶液中分离金属离子的机理有胞外富集、沉淀；细胞表面吸附或络合；胞内富集。其中细胞表面吸附或络合对死活微生物都存在，而胞内和胞外的大量富集则往往要求微生物具有活性。许多研究表明活的微生物和死的微生物对重金属离子都有较大的吸附能力，作为生物吸附剂的生物源能够从低浓度的含重金属离子的水溶液中吸附重金属，且有实用价值的微生物容易获得。例如：发酵过程中的酵母菌是生物吸附剂很好的生物源，大量来自海洋中的藻类也是便宜的生物源[8、9]。赵玲等[9]用海洋赤潮生物原甲藻(Prorocentrum micans)的活体和甲醛杀死的藻体对Cu2+、Pb2+、Ni2+、Zn2+、Ag1+、Cd2+的吸附能力进行研究，实验证明，金属离子混合液经原甲藻吸附30min后，各离子的浓度显著下降且达到平衡，原甲藻的活体和死体对这六种金属离子具有相似的吸附能力。
利用载体通过物理或化学方法将微生物吸附剂经预处理固定后，吸附剂吸附机械强度和化学稳定性增强、使用周期延长、可以提高废水处理的深度和效率、减少吸附—解吸循环中的损耗。近年来，国内外很多学者开展了固定化细胞处理含重金属有毒废水的研究工作[10、11]。生物吸附剂具有来源广、价格低、吸附能力强、易于分离回收重金属等特点，而且使用死的微生物作为生物源具有容易固定化，并可根据需要制成特殊的生物吸附剂并反复使用。因此，生物吸附法有很好的工业应用前景。现阶段我国的污水处理厂大多数采用活性污泥处理法，因此可以考虑在需进行重金属去除的地域，通过对活性污泥的驯化（在此过程中应注意避免过量重金属使活性污泥中毒），以及生物接种法接种相应的菌种，达到对低浓度含重金属污水的处理。
物理化学法处理重金属废水
离子交换法和膜分离技术适用于含较低浓度重金属离子废水的处理。
离子交换法是在离子交换器中进行,此方法借助离子交换剂来完成。在交换器中按要求装有不同类型的交换剂，含重金属的液体通过交换剂时，交换剂上的离子同水中的重金属离子进行交换，达到去除水中重金属离子的目的。这种方法受交换剂品种、产量和成本的影响。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[4、5]。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。
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。
植物整治技术处理重金属废水
植物对重金属的吸收富集机理，主要为两个方面：一是利用植物发达的根系对重金属废水的吸收过滤作用，达到对重金属的富集和积累。二是利用微生物的活性原则和重金属与微生物的亲和作用，把重金属转化为较低毒性的产物。通过收获或移去已积累和富集了重金属的植物的枝条，降低土壤或水体中的重金属浓度，达到治理污染、修复环境的目的。
在植物整治技术中能利用的植物很多，有藻类植物、草本植物、木本植物等等。其主要特点是对重金属具有很强的耐毒性和积累能力，不同种类植物对不同重金属具有不同的吸收富集能力，而且其耐毒性也各不相同。
浩云涛等[12]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，该藻对Zn2+和Cd2+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，经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。
对重金属离子具有吸附作用的草本植物有凤眼莲(Eichhoria crassipes Somis)、香蒲(Typhao rientalis Presl)等[13、14]。香蒲是国际上公认和常用的一种治理污染的植物，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[15]。招文锐等[16]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、镉的净化率分别达到99.0%，97.%和94.9%。分析其pH和Pb、Zn、Cd、Hg、As质量分数的年份和月份变化趋势，发现经湿地处理的废水出水水质中的各指标的年份和月份变化幅度较小，且都在国家工业污水的排放标准之下，可见该湿地的污水净化具有很高的稳定性。
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[17]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[18]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。
化学法处理重金属废水
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[3]。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。
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。
活性污泥处理重金属废水
传统上处理重金属废水的方法主要是物理化学法，如吸附法、离子交换法、化学沉淀法、膜分离法、氧化还原法等，但这些方法都具有二次污染严重，处理成本高等问题。近年来人们开始为重金属废水的处理寻找新的方法。过去人们普遍认为活性污泥法不宜用来处理重金属废水，因为重金属废水中有机物质较少，而且重金属对污泥中的微生物有很强的毒害作用。但近年的研究结果表明，通过改造现行的活性污泥法可以处理重金属废水[1-2]。活性污泥法处理重金属废水主要是利用活性污泥中的细菌、原生动物等微生物与悬浮物质、胶体物质混杂形成的具有很强吸附分解能力的污泥颗粒来完成的。目前研究主要集中在活性污泥对重金属吸附能力以及活性污泥处理重金属废水的机理等方面。本文旨在通过对活性污泥处理重金属废水的工艺现状及其机理的分析，提出一些能提高活性污泥处理能力的切实可行的途径，为该方法的进一步研究和推广应用提供参考。
1 不同类型活性污泥的处理效果
活性污泥可分为厌氧污泥和好氧污泥。好氧污泥主要利用生物絮凝和细菌分泌的胞外聚合物吸附—螯合重金属，因为好氧污泥含有的胞外聚合物和所带负电荷均高于厌氧污泥，所以好氧污泥比厌氧污泥更易形成絮凝体，去除水中的重金属。厌氧污泥主要利用细菌分解产物沉淀重金属。本人对好氧污泥和厌氧污泥处理含铬废水进行了比较，通过两个月对污泥的驯化，厌氧污泥可以处理Cr(Ⅵ)的质量浓度为600mg/L的废水，而好氧污泥只能达到100mg/L左右，这主要是因为厌氧条件下，Cr(Ⅵ)被细菌产生的强还原性物质硫化氢还原成Cr(Ⅲ)，Cr(Ⅲ)以氢氧化物的形式从水中沉淀去除，而在好氧条件下，污泥中的氧化还原电位高，Cr(Ⅵ)不易被还原。
此外，不同类型的污泥吸附重金属的效果也不尽相同。E．Bux等，对剩余活性污泥和消化污泥吸附锌作了对比研究。当处理锌的质量浓度为1 200mg/L的废水时，剩余活性污泥与消化污泥各自的最大吸附量为22.65和16.8mg/g，剩余污泥吸附锌的能力要强于消化污泥，同时随着锌浓度的提高剩余污泥的吸附总量也提高了，这是因为剩余污泥比消化污泥具有更高电负性。
2 活性污泥对不同重金属的去除效果
不同重金属对活性污泥的毒害机制是不同的，这就决定了活性污泥对其去除效果的差异性。
2.1 锌
B．W．Atkinson等研究了剩余活性污泥处理电镀废水，该电镀废水中主要含有110mg/L锌，同时还含有少量的Cu2+，Cd2+，Ni2+，Cr3+和Cr6+户，其研究结果表明活性污泥对锌的去除率高达96%，其他金属平均去除率均为80%以上。马晓航等，研究了用SRB(硫酸盐还原菌)处理含锌废水的活性污泥
床工艺及影响运行的主要因素，该工艺可在进水COD和锌的质量浓度分别为320mg/L与100mg/L时有效运行，有机物和Zn2+的去除率分别达到73.8%和99.63%。在水力滞留时间降至6h时，Zn2+的去除率仍可达94.55%。进水Zn2+的质量浓度低于500mg/L时装置可以稳定运行，而当质量浓度达到600mg/L时，硫酸盐还原菌受到Zn2+的明显毒害，去除效果显著降低。
2.2 铅
王士龙等利用活性污泥对含铅废水进行了研究。结果表明，当废水pH值控制在4-9范围内，ρ(Pb2+)小于100mg/L，铅与活性污泥的质量比为1：300时，铅的去除率均在99%以上，而其它酸度范围去除率均较低。
2.3 铬
王士龙等还利用活性污泥处理含铬废水，当Cr(Ⅵ)在20mg/L以内的电镀废水，pH值控制在3-10之间时；其去除率达到95%以上。
Song等研究了硫酸盐还原菌处理含铬废水的能力。在厌氧条件下，硫酸盐还原菌可以还原130mg/L Cr(Ⅵ)，同时还可降解废水中的硫酸盐。
当前的研究情况表明，活性污泥几乎可以应用到所有重金属废水的处理中，其中以培养含有SRB的厌氧活性污泥最具有发展潜力，这与其能同时处理多种重金属和硫酸根的特点有关。
颜料生产废水中重金属治理
颜料生产企业的生产废水多含铅、铬重金属等有毒物质，一直没有得到妥善处理和回收利用，这样既造成了资源浪费，又污染了环境。因此，笔者对颜料废水治理关注的重点不仅仅是解毒、达标排放问题，而是资源的回收利用，防止一切可能的污染发生，达到经济效益、环境效益和社会效益的和谐统一。
某化工厂在2005年试生产期问采用了环境影响评价中推荐的“硫酸亚铁还原法”治理铅、铬废水，运行一段时间后却产生了不经济、操作性差的实际问题而没有连续使用，2006年该厂技术人员采用铅铬黄生产工艺对铅、铬废水进行回收治理，不仅治理了重金属污染，同时把铅、铬回收制成了低档颜料出售，取得了良好的经济效益和社会效益。
治理工艺原理污水
采用硫酸亚铁还原废水中的6价铬，并用石灰中和，形成难溶于水的氢氧化铬。利用硫酸亚铁在酸性条件下，将6价铬还原成3价铬，在一定温度和碱度条件下，产生氧化铁和氧化铬共沉淀，利用压滤机对废渣进行分离，达到废水治理的目的。
废水进入预混池，在预混池中加入硫酸亚铁，Fe2+还原Cr6+形成Cr3+，经过反应后，在废水中加入石灰石，形成Cr(OH)3、Fe(OH)3、Pb(OH)2沉淀。其中Fe(OH)3形成胶体，吸附水中的阳离子，形成沉淀。经过沉淀池沉淀后排放废水。
技术经济评价
效果稳定可靠，排放水Cr6+≤0.5mg/L，总铅≤1.0mg/L，总铬≤1.5ms/L；对于各种不同浓度的含铬废水均适应；装置及工艺较简单，对水质无特殊要求不需预处理；采用空气搅拌可使沉淀转变为铁氧体结构，易于过滤分离。
问题分析
该工艺最终产生大量含Cr6+、Pb2+的污泥产生量约0.5t/年，其主要成分为Pb(OH)2、Cr(OH)3和Fe(OH)3，都属于危险废物，不可做焚烧处理，只能做安全填埋。因此，这种处理方法对某些企业来讲可操作性不高，经济性差，若处理不当，容易产生二次污染。
废水处理改进工艺的分析
鉴于上述废水处理中的实际问题，该公司进行废水治理工艺改造，采用Al2(SO4)3硝酸、烧碱和硝酸铅溶液等铅铬黄生产原辅材料作为药剂来治理污水中的总铅、总铬和Cr6+超标问题。
1 废水处理工艺
原理与铅铬黄生产工艺基本相同，针对铅或铬过量问题分别加入碳酸钠或硫酸铝溶液，使铅离子转化成硫酸铅沉淀，铬离子生成铬酸铅沉淀。分离后得到的硫酸铅和铬酸铅混合物作为铅铬黄低等颜料出售。不仅治理了废水污染，还实现了固废零排放。
2 废水治理工艺流程
铅铬黄生产废水经管道收集一并送到污水收集罐，先由清水泵把废水抽到800型箱式压滤机进行过滤，然后由试管滴定查验废水的pH值，通过加入硝酸或片碱以调节废水pH值为7左右，再根据水中铅离子或铬离子超标情况分别添加硝酸铅或硫酸铝溶液使铅离子或铬离子形成沉淀析出。为了去除污水中多余的铅离子，需加入一定量的Al2(SO4)3溶液，使得铅离子转化为PbSO4沉淀；若去除过量铬离子可加入硝酸铅溶液，反应生成铬酸铅。 废水经沉淀后再经清水泵抽到1000型箱式压滤机进行第2次过滤。过滤后废水收集到排放池，此时水池的水质基本可达标排放；如果检测还达不到标准要求，在排放池底部设有自吸泵可以把不合格水再抽到废水收集罐进行再次治理，最终使污水达标排放。硫酸铅和铬酸铅经过滤析出后，分散包膜、压滤、烘干等工序处理可制得低等颜料作为副产品出售，这样废水治理，既保护环境又带来了经济效益，一举两得。
4 治理工艺技术可行性分析
由该公司技术员提供的污水治理资料可知，铅铬黄车间废水包括两部分：①铅铬黄冲洗废水水量为31.5m3/d；②冲洗地面水和车间洗手水5.0m3/d，共计36.5m3/d；污水中铅过量机会较多，约占污水总
量的70%，铬过量机会占30%。由于该污水处理装置采用无机反应去除金属离子，因此，出水中金属离子的浓度只受到生成物溶解度的影响，与进水水质无关。硫酸铅、铬酸铅在水中不同温度下的溶解度。
(1)铅过量情况。污水中总铅浓度为1.500mg/L，总铅量为16.970kg/年，和硫酸铝反应生成硫酸铅24.840kg/年。硫酸铅在40℃下的溶解度最大，取值为0.056kg，由此可计算出废水中的总铅浓度为
0.018mg/L，远远小于《污水综合排放标准)(GB8978.1996)第1类污染物最高允许排放浓度表1中的限值，因此，污水中总铅污染的治理能够达标。
(2)铬过量情况。污水中总铬浓度为2.100mg/L，Cr6+浓度为0.600mg/L，由此计算出污水中总铬量为23.760kg/年，Cr6+为6.790kg/年，和硝酸铅反应可生成铬酸铅21.960k年。铬酸铅在20℃下的溶解度为0.070kg，其他温度下不溶解，由此可计算得出20℃下废水中铬浓度为4.160×10-8mg/L。可见，加入硝酸铅可以使溶液中的Cr6+几乎沉淀完全。因此污水中Cr6+浓度也符合《污水综合排放标(GB897~1996)第i类污染物最高允许排放浓度6价铬0.500mg/L、总铬1.500mg/L的限值要求。