水體重金屬污染修復技術(shù)研究進展

中圖分類號：X703 文獻標志碼：A 文章編號：1004-0935（2025）07-01222-04

重金屬是一類密度較大、相對原子質(zhì)量較大的金屬元素，具有高毒性和難降解的特性，還能夠在食物鏈的生物放大作用下富集。這些重金屬物質(zhì)如鉛、汞、鎘、鉻、銅等，即使微量存在也會對環(huán)境和人類健康造成巨大的威脅。重金屬污染是水體污染的主要問題之一，隨著工業(yè)（鋼鐵、紡織、印染、化工等）的快速發(fā)展，大量含有高濃度重金屬的污染物質(zhì)被排放到環(huán)境中，給土壤、水體和生態(tài)系統(tǒng)帶來了嚴重的危害[1]。廢水中重金屬污染修復技術(shù)分為物理修復、化學修復、生物修復三大類2，并對這些方法進行了分析總結(jié)，以期對未來重金屬污染物的有效去除和資源的可循環(huán)利用提供參考。

物理修復技術(shù)

1.1 吸附法

吸附法主要是由于多孔性固體對廢水中重金屬離子具有吸附能力，吸附劑表面擁有大量的孔隙和吸附位點，污染廢水中的重金屬離子與吸附劑相互作用，從而被吸附在吸附劑的固體內(nèi)表面上，實現(xiàn)對廢水中重金屬的分離與富集。

邱磊等[3]利用廢棄雞蛋殼來吸附含鉛鎘廢水，并建立強化吸附數(shù)學模型將其與傳統(tǒng)吸附對比分析發(fā)現(xiàn)蛋殼粉對鉛和鎘均有較強的吸附作用。相同條件下，強化吸附比傳統(tǒng)吸附對鉛和鎘的吸附性能更好，分別使鉛和鎘的平均出水濃度降低 14.54% 和44.58% 。馬爍等[4]對海泡石進行改性，研究了改性后的海泡石對鎘和砷的吸附效果，發(fā)現(xiàn)改性后的海泡石內(nèi)部網(wǎng)孔變大，表面更加粗糙，對砷和鎘的吸附效果明顯提高，最大吸附容量分別提高了9倍和2.5倍。許江[5同樣對海泡石進行改性，將磁性海泡石負載鐵酸銅，改性后的海泡石通過靜電吸附等作用吸附 Pb⁺ ，吸附量比未改性前提高了6倍。

1.2 離子交換法

離子交換法就是用離子交換樹脂過濾原水，離子交換樹脂具有特殊功能基團，且表面含有大量的離子交換位點，重金屬離子與其他離子交換后被去除，可以有效降低重金屬廢水的污染濃度[。樹脂對于不同的重金屬離子吸附效果不同，因此可以通過吸附作用的選擇性對特定的金屬離子進行分離。

劉美君等[7采用了離子交換法提取水中的6種重金屬（鎘、鉛、銅、鈷、鋅、鎳）離子，選擇了D402亞氨基二乙酸型螯合樹脂作為吸附劑，通過實驗發(fā)現(xiàn)，當樹脂用量達到 3g 、振蕩溫度保持在 55°C 時，對水中6種重金屬離子均有良好的提取效果。雷軍鵬等[8]為了將鎳鐵從高鐵低鎳硫酸亞鐵溶液里成功分離，使用離子交換樹脂去除溶液中的鎳離子。結(jié)果表明，通過離子交換法處理后鎳去除率可達到87% ，剩余鎳質(zhì)量濃度為 0.3g?L^-1 ，隨后通過吸附等溫線和動力學研究證實了吸附過程以離子交換為主

1.3 膜分離法

膜分離法是利用介質(zhì)的選擇性，利用膜兩側(cè)所存在的壓力、濃度、電等動力，使污染廢水中的重金屬被截留，讓水或其他溶質(zhì)通過，從而實現(xiàn)重金屬離子的分離和濃縮等目的[9。目前常使用的膜分離技術(shù)主要有微濾、超濾、反滲透、電滲析等。

朱建陽等[10]使用納濾膜錯流處理過濾含銅的污染廢水，考慮了多種因素對過濾效果的作用，設置單因素控制實驗。研究結(jié)果表明，在一定壓力下、pH 為3、產(chǎn)生作用的陰離子為 SO₄^2- 時，對質(zhì)量濃度為 250mg^.L^-1 的銅離子去除率極佳，去除率可達98.82% 。吳俊等[11]以無機陶瓷膜為媒介處理含鎳廢水，通過膠團強化超濾法考察pH、鎳離子濃度、膜孔徑等因素對實驗結(jié)果的影響，發(fā)現(xiàn)多種因素都對Ni²⁺ 截留率產(chǎn)生重要影響，其中 pH 在4～8時， Ni²⁺ 的截留效果最好。

1.4物理修復方法去除水體重金屬比較分析

通過對上述各方法的分析，對不同的物理修復方法進行了對比，結(jié)果如表1所示。

2化學修復技術(shù)

2.1 化學沉淀法

化學沉淀法就是利用不同物質(zhì)之間溶解度的差異，在被重金屬污染的廢水中加入特定的化學劑，使化學劑與重金屬離子產(chǎn)生化學反應，重金屬離子形成沉淀并以固體的形式從污染廢水中分離出來達到去除的目的[12]。

劉亞鵬等[13]用共沉淀法制備了2種LDHS重金屬吸附劑，探究多種因素對重金屬去除效果的影響，并通過動力學說明了吸附劑對重金屬的吸附機理。結(jié)果表明，LDHS對重金屬陽離子快速吸附的同時高效去除重金屬離子。彭素英等[14]采用鐵氧體共沉淀技術(shù)去除廢水中的鉻，主要原理是向廢水中投加硫酸亞鐵，通過調(diào)節(jié) ΔpH ，使 Cr³⁺ 與 Fe²⁺ 、Fe發(fā)生反應，以鐵氧體的形式從廢水中分離，同時發(fā)現(xiàn)向沉淀體系中加入一定量的 H₂O₂ 會加快鉻從廢水中產(chǎn)生沉淀的速度。KUMARI等[15]用共沉淀法合成了鎳鐵氧體和堿土金屬摻雜的鎳鐵氧體，經(jīng)研究發(fā)現(xiàn)，摻雜后的鎳鐵氧體對Pd（Ⅱ）和Cd（Ⅱ）的去除率可以達到 97% 和 80% ，比未摻雜的鐵鎳氧體的金屬去除率分別提高了 14% 和 35% 。

2.2 混凝/絮凝法

混凝絮凝劑具有一定的吸附能力，可以吸附水中的重金屬離子。重金屬離子通常帶有正電荷，而混凝絮凝劑帶有負電荷，因此可以通過靜電作用或化學吸附將重金屬離子吸附在絮凝物表面。經(jīng)過混凝絮凝處理后的水中，大部分的懸浮物、渾濁物和重金屬離子已經(jīng)聚集成較大的絮凝物，這些絮凝物可以通過沉降或過濾等方式進行分離，從而實現(xiàn)去除重金屬污染物的目的[16]。

連曉燕等[17]通過比較多種混凝劑及可能對混凝效果產(chǎn)生影響的各種因素探究了混凝法除銻的機理，并分析了混凝法與其他工藝聯(lián)用的可能性。結(jié)果表明，混凝法與其他工藝的組合會對銻的去除有更加良好的效果，可以最大程度發(fā)揮各工藝最大優(yōu)勢。祝瑄等[18]為了處理鉛鋅硫化礦浮選廢水，以解淀粉芽孢桿菌（ZWG）產(chǎn)生的微生物絮凝劑（MBF）去除廢水中的Pb（Ⅱ）與黃藥。結(jié)果標目，MBF上的羥基和羧基官能團可以高效吸附廢水中的黃藥和Pb（I），溶液中的Pb（ⅡI）會與陰離子型MBF之間發(fā)生電性中和反應，通過各種反應后MBF對Pb（Ⅱ）的去除率可以達到 87.8% 。

2.3 電化學法

電化學法去除廢水中重金屬離子的原理是利用電解池中的電流作用，將廢水中的重金屬離子通過電化學反應轉(zhuǎn)化為可沉淀的固體物質(zhì)或沉積在陽極表面，從而實現(xiàn)廢水中重金屬離子的去除[19]。

劉鵬宇等[20]以鋁屑等作為反應原料，采用微電解法去除廢水中的六價鉻，通過單因素實驗和多種測試手段分析鋁炭去除鉻的微電解原理，在各因素都達到最適宜的條件下可去除廢水中 95.4% 的鉻。周杰等[21]通過電解法和離子交換法的組合工藝，將污染廢水中的銅分離出來。通電后陰陽極通過得失電子反應將 Cu²⁺ 還原成單質(zhì)銅，可以有效地處理高濃度含銅電鍍廢水。郭軍等[22]通過恒壓電絮凝實驗對電絮凝法去除Cr的效果進行研究，發(fā)現(xiàn)AI陽極比Fe陽極更適合電絮凝處理，優(yōu)化實驗條件下，Cr（I） 一方面可以被 Fe（OH）₃ 吸附沉淀下來，另一方面則形成 Cr（OH）₃ 沉淀， Cr 去除率達到了 99.86% 。

2.4化學修復方法去除水體重金屬比較分析

通過對上述各方法的分析，對不同的化學修復方法進行了對比，結(jié)果如表2所示。

3生物修復技術(shù)

3.1 藻類修復法

生物吸附和生物吸收是藻類去除重金屬的重要機制，前者是通過重金屬陽離子與藻細胞功能基團進行表面絡合作用來實現(xiàn)對重金屬離子的吸附，后者則是藻類細胞內(nèi)的酶將重金屬離子吸收到細胞內(nèi)來去除。

蔣心誠等[23]對小球衣藻、銅綠微囊藻、鈍頂螺旋藻和四尾柵藻4種活體微藻富集 Cd²⁺ 的機理進行探究。結(jié)果表明，4種活體微藻對 Cd²⁺ 的吸附能力都良好，富集過程中同時含有化學行為、物理吸附以及生物吸收，說明微藻對重金屬的吸附效果顯著。羅曉暄等[24]分析了蛋白核小球藻等3種藻類對鎘的去除機理，發(fā)現(xiàn)活性微藻對鎘的胞內(nèi)吸收率高于胞外吸附率，吸附率均在 90% 以上。曹欣等[25]研究了蛋白核小球藻對鎘的去除效果，通過設置不同的單因素實驗發(fā)現(xiàn)鎘會抑制蛋白質(zhì)小球EPS（胞外多聚糖）、葉綠素a等的產(chǎn)生，在鎘初始質(zhì)量濃度為15mg?L^-1 時去除率可以達到 89.93% 。

3.2 菌類修復法

菌類修復重金屬主要通過生物吸附、生物轉(zhuǎn)化和生物沉淀等機制，菌類的細胞壁和細胞膜上含有多種功能基團，可以與重金屬離子發(fā)生絡合或螯合作用，從而將重金屬離子吸附在菌體表面和內(nèi)部；還可以通過生物轉(zhuǎn)化作用將重金屬離子轉(zhuǎn)化為無毒或低毒性形態(tài)，其生長過程中分泌的多糖、蛋白質(zhì)等可以使重金屬離子形成沉淀。

王敏等[26對2株產(chǎn)脲酶菌株混合培養(yǎng)，對水體中的重金屬進行礦化固定，以減少水體中 Cd²⁺ 的毒性，發(fā)現(xiàn)混合培養(yǎng)的細菌對 Cd²⁺ 的去除率高于單一培養(yǎng)的產(chǎn)脲酶菌株， Cd²⁺ 去除率可達到 80.09% 。陳宇婷等[27]對枯草芽孢桿菌株進行了馴化，發(fā)現(xiàn)馴化過程中產(chǎn)生的炔烴有效地提高了枯草芽孢桿菌對鎘的去除能力，在菌株生長穩(wěn)定時的去除效果最好。徐韶足等[28]將烏拉爾菌進行 ΔNH₄Cl 改性作為吸附劑探究了其對重金屬離子的吸附性能，結(jié)果表明改性后的烏拉爾菌對鎘的吸附能力顯著提高。

3.3 植物修復法

植物對于重金屬的修復一方面在于植物的根系可以吸收水體中的重金屬離子，然后轉(zhuǎn)運到葉、莖、果實等部位；另一方面是通過細胞內(nèi)部轉(zhuǎn)化機制將吸收的重金屬離子轉(zhuǎn)化為無毒或低毒化合物。

張秋卓等[29]研究了鳳眼蓮和檸檬酸桿菌對含Cd²⁺ 水體的修復效果，結(jié)果表明鳳眼蓮可以通過根部對 Cd²⁺ 進行富集，富集系數(shù)可達6.8～144.0，適宜修復開放性水體中的 Cd²⁺ 污染。周佳棟等[30以水芙蓉、鳳眼蓮和綠蘿為實驗主體，并將這3種植物進行不同的組合，通過測定植物生長代謝的狀況，研究其對水體中銅、錳、鎘等凈化能力。結(jié)果表明，不同的植物對不同的重金屬富集程度不同，植物的組合可在一定程度上優(yōu)化對重金屬的凈化能力。李一丹等[31]利用狐尾藻等4種植物探究沉水植物對重金屬的修復效果，發(fā)現(xiàn)狐尾藻可以有效地富集銅和鉛，范草對鋅有較高的吸附能力。陳冬華等[32]對再力花、鳶尾等兩兩進行組合，探究組合植物對Pb的富集效果，并研究了在吸收重金屬的過程中植物的生理指標變化，發(fā)現(xiàn)3種植物組合對于重金屬的富集能力明顯大于2種組合和單獨1種植物。

3.4生物修復方法去除水體重金屬的比較分析

通過對上述各方法的分析，對不同的生物修復方法進行了對比，結(jié)果如表3所示。

4結(jié)束語

物理修復方法主要通過物理過程來去除廢水中的重金屬離子，特點是操作簡單、效果明顯，但處理效率低，處理量有限。化學修復方法主要通過添加化學藥劑來使廢水中重金屬離子變?yōu)椴蝗苡谒墓腆w沉淀物，特點是處理效率高，能夠處理高濃度廢水，但處理過程中產(chǎn)生的沉淀物需要進行后續(xù)處理。生物修復方法主要利用微生物或植物來吸收廢水中的重金屬離子，特點是成本低、可處理大面積的重金屬污染廢水，但處理周期較長，處理效果受環(huán)境因素影響較大。

在未來處理重金屬污染廢水中，一方面應重視重金屬的回收，將重金屬從廢水中提取出來進行資源化利用，另一方面應重視各修復技術(shù)之間的聯(lián)用組合，可以將物理化學修復和生物修復技術(shù)組合使用。如在物理吸附和化學沉淀后可以利用微生物對沉淀物進行后續(xù)生物降解及轉(zhuǎn)化，如電化學-膜分離法、光催化-吸附法、微生物-植物法、菌藻共處理法等。最后要加強重金屬污染廢水的源頭控制，減少重金屬污染物質(zhì)的排放。

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Research Progress of Remediation Technologies for Heavy Metal Pollution in Water Bodies

WANGHan，KANGHan，WANGBoshi （School ofMunicipal and Environmental Engineering，Shenyang Jianzhu University， Shenyang Liaoning ， China）

Abstract：Heavymetalisakindofighlytoxicsubstancethatisdiiculttodegrade，ndheavymetalpollutioninwaterbodieswil causeserious impactsonhumanbodyandecologicalenvironment.Inthispaper，throughreviewingtherelevantliteratureonheavy metalpolltionremediationtechologyinaterodiesathomendabroadincentyears，curretreseachprogressofhaymetal pollutionremediationtechnologyinwaterbodieswasintroduced，andtheadvantagesanddisadvantagesofvarioustypesof remediation technology in practical application were compared.

Keywords：Water pollution; Heavy metals; Physical remediation; Chemical remediation; Bioremediation