地下水污染与防治报告

第一篇：地下水污染与防治报告

地下水污染与防治的研究进展

摘要：地下水是人类宝贵的淡水资源，由于受到人类活动的影响，目前却在遭受着日益严重的污染,地下水污染防治迫在眉睫。本文通过介绍地下水资源现状、地下水污染状况、污染的途径和污染防治的研究进展，提出了几种治理地下水污染的技术方法，例如，微生物修复技术，原位修复技术，地下水原位治理的渗透性反应墙技术。

关键词：地下水污染；防治；研究进展；

Abstract：Groundwater is a kind of precious fresh water resource．However，groundwater is becoming seriously polluted due to human activities so that the measure of preventing groundwater pollution must be taken.Through introducing groundwater resource situation,groundwater pollution situation，pollution ways and progress in pollution prevention to propose several management in technology of groundwater pollution.Such as microbial remediation,situ repair technology and permeable reactive barrier technology of groundwater in situ treatment.Key words：groundwater pollution；prevention；research progress；

第一章 前言

1.1日益严峻的地下水环境问题

地下水是水资源的重要组成部分，已经成为城市和工农业用水的主要水源。在干旱、半干旱地区，地下水则是主要的，甚至是唯一的可用水源。在全国660多个城市中，利用地下水作为饮用水的城市有400多个，全国有近1/3人口饮用地下水。由于地下水自净能力较弱，一旦受到污染，将难以更新和恢复，会对生态环境造成严重影响，直接对人类及其活动造成危害。大量未经处理或未达到一定排放标准的生活和工业污水的无序排放、工业废水和城市垃圾填埋场渗滤液的泄漏、农药化肥的生产及超量施用、生活和工业有害固体废弃物的随降雨入渗，致使中国地下水污染的问题日益突出。因此，了解地下水的污染现状，加强对地下水污染的防治，开发相应的一些高新技术来挽救我们日益恶化的地下水环境，是我们当前所面临的一项迫切的任务。

随着人口的增长和社会经济的快速发展，对水资源的需求量也大幅度增长。近30年来，我国地下水的开采量以每年25亿立方米的速度递增，全国有400个城市开采地下水，40%的耕地部分或全部依靠地下水进行灌溉，地下水的供给量已经占到了全国总供水量的20%，北方缺水地区占到了52%，在华北和西北城市供水中占到了72%和66%，有些城市基本上是依靠地下水来满足对水资源的需求。而在广大的农村，地下水更成为主要的饮用水源。对地下水资源的过度开发利用，导致地下水位下降，水源枯竭，有些地区还形成了严重的地下水漏斗。根据国土资源部发布的《我国主要城市和地区地下水水情通报(2005年度)》，2005年在具备系统统计数据的171个地下水漏斗中，漏斗面积扩大的就有65个，占到了统计数的38%，面积扩大了6 736平方公里，仅河北沧州第Ⅲ承压含水层漏斗面积就扩大了2 089平方公里，最大水位埋深达到101米。由此导致了湿地消失、植被死亡和土地沙漠化等严重的生态灾难，以及地面沉降、岩溶塌陷、海水入侵等自然灾害的频频发生。地表环境污染加剧引发地下水污染，构成对人体健康和生命财产安全的严重威胁。根据中国地质环境监测院公布的信息，目前，我国地下水污染呈现由点到面、由浅到深、由城市到农村的扩展趋势，污染程度日益严重。全国195个城市监测结果表明，97%的城市地下水受到不同程度污染，40%的城市地下水污染趋势加重；北方17个省会城市中16个污染趋势加重，南方14个省会城市中3个污染趋势加重。在一些地区，地下水污染已经造成了严重危害，危及到供水安全。辽宁省海城市污水排放造成大面积地下水污染，附近一个村因长期饮用受污染的地下水，多数人患上当地未曾有过的特殊病症，造成160人因饮用受污染的地下水而亡；淮河安徽段近5 000平方公里范围内，符合饮用水标准的浅层地下水面积仅占11%；由于地下水的严重污染，淄博日供水量51万立方米的大型水源地面临报废，国家大型重点工程—齐鲁石化公司水源告急，在首都北京，浅层地下水中也普遍检测出了具有巨大潜在危害的DDT、六六六等有机农药残留和尚没有列入我国饮用水标准的单环芳烃、多环芳烃等“三致”(致癌、致畸、致突变)有机物。这些“三致”有机物在我国东部其他城市和地区很可能同样存在。

地下水超采与污染互相影响，形成恶性循环。水污染造成的水质性缺水，进一步加剧了对地下水的超采，使地下水漏斗面积不断扩大，地下水水位大幅度下降；地下水位的下降又改变了原有的地下水动力条件，引起地面污水向地下水的倒灌，浅层污水不断向深层流动，地下水水污染向更深层发展，地下水污染的程度不断加重。日益严峻的地下水环境问题已经成为自然、社会、经济可持续发展的制约因素。

1.2地下水污染源成因分析

按照污染物产生的行业类型，可以将地下水污染源分为工业污染源、农业污染源、生活污染源和自然污染源。(1)工业污染源

工业污染源主要指未经处理的工业“三废”，即废气、废水和废渣。工业废气如二氧化硫、二氧化碳、氮氧化物等物质会对大气产生严重的一次污染，而这些污染物又会随降雨落到地面，随地表径流下渗对地下水造成二次污染，未经处理的工业废水如电镀工业废水、工业酸洗污水、冶炼工业废水、石油化工有机废水等有毒有害废水直接流入或渗入地下水中，造成地下水污染；工业废渣如高炉矿渣、钢渣、粉煤灰、硫铁渣、电石渣、赤泥、洗煤泥、硅铁渣、选矿场尾矿及污水处理厂的淤泥等，由于露天堆放或地下填埋隔水处理不合格，经风吹、雨水淋滤，其中的有毒有害物质随降水直接渗入地下水，或随地表径流往下游迁移过程下渗至地下水中，形成地下水污染。(2)农业污染源

农业用水占全部用水量的70%以上，污染的影响面广泛。一是过量施用农药、化肥，残留在土壤中的农药、化肥随雨水淋滤渗入地下，引起地下水污染；二是由于地表水污染严重，农业灌溉使用被污染的地表水，造成污水中的有毒有害物质侵蚀土壤，并下渗到地下水中，造成污染。(3)生活污染源

随着我国城镇化步伐的加快，生活垃圾与生活污水量激增，由于无害化处理率低，造成对陆地生态环境和水生态环境的严重污染。我国每年累计产生垃圾达720亿吨，占地约5.4亿平方米，并以每年占地约3000万平方米的速度发展，全国已有200多个城市陷入垃圾重围之中。

1.3地下水资源现状

全国地下淡水的天然补给资源约为每年8840亿m3，占水资源总量的三分之一，其中山区6 560亿m3，平原区2 280亿m3；地下淡水可开采资源为每年3 530亿m3，其中山区为1 970亿m3，平原区为1 560亿m3。按赋存介质划分，地下水主要有孔隙水、岩溶水和裂隙水三种类型，孔隙水天然淡水资源量每年2 500亿m3，可开采资源量每年l 686亿m3，岩溶水天然淡水资源量每年2 080亿m3，可开采资源量每年870亿m3，裂隙水天然淡水资源量每私260亿m3，可开采资源量每年971亿m3。总体上，中国地下水资源地域分布差异明显，南方地下水资源丰富，北方相对缺乏，南、北方地下淡水天然资源分别约占全国地下淡水总量的70%和30%。北方地区70%生活用水、60%工业用水和45%农业灌溉用水来自地下水。据统计，全国181个大中城市，有61个城市主要以地下水作为供水水源，40个城市以地表水、地下水共同作为供水水源，全国城市总供水量中，地下水的供水量占30%。

1.4地下水污染状况

中国90%城市地下水不同程度遭受有机和无机有毒有害污染物的污染，已呈现由点向面、由浅到深、由城市到农村不断扩展和污染程度日益严重的趋势。由中国118个大中城市近年来的地下水监测结果得出，较重污染的城市占64%，较轻污染的城市占33%。在区域上，中国地下水“三氮”污染突出，主要分布在华北、东北、西北和西南地区，淮河以北10多个省份约有3000万人饮用高硝酸盐水，海河流域受污染的地下水资源量占地下水总资源量的62%，农村约有3.6亿人喝不上符合标准的饮用水。

1.5地下水污染的途径

1.5.1间歇入渗型

污染物通过大气降水或灌溉水的淋滤，使固体废物、表层土壤或地层中的有害或有毒组分，周期性地从污染源通过包气带深入含水层。这种渗入多半是呈非饱和状态的淋雨状渗流形式，或者呈短时间的饱水状态连续渗流形式．此种污染，无论在其范围或浓度上，均可能有季节性的变化。主要污染对象是潜水。1.5.2连续入渗型

污染物随污水或污水溶液连续不断地渗入含水层。最常见的是污水聚积地段(污水池、污水渗坑、污水快速渗滤场、污水管道等)的渗漏，以及被污染地表水体和污水渠的渗漏。其主要污染对象也多半是潜水。1.5.3越流型

污染物通过层间弱透水层以越流的形式转移到其他含水层。这种转移或者是通过天然途径(水文地质天窗)，或者通过人为途径(结构不合理的井管、破损的老井管等)，或者人为开采引起的地下水动力条件的变化而改变了水流方向，是污染水流通过大面积的弱透水层越流转移到其他含水层。其污染来源可能是地下水环境本身的，也可能是外来的，它可能污染承压水也可能污染潜水。研究这一类型污染的困难之处是难于查清越流具体地点及地质部位。1.5.4径流型

污染物通过地下径流的形式进入含水层，即通过废水处理井，或者通过岩溶发育的巨大岩溶通道，或者通过废液地下储存层的隔离层的破裂进入其他含水层。海水入侵是海岸地区地下淡水超量开采而造成海水向陆地流动的地下径流。此种形式的污染。其污染物可能是人为来源也可能是天然来源，可能污染潜水也可能污染承压水。其污染范围可能不很大，但其污染程度往往由于缺乏自然净化作用而显得十分严重。

1.6地下水污染防治的研究进展

国外，尤其是欧美，自20世纪70年代以来在地下水污染点源污染治理方面取得了较大的进展，涌现出了许多地下水污染的预防及治理方法。中国在地下水污染调查及地下水污染物迁移转化模式方面已做了一些基础性工作，但地下水污染治理技术刚刚起步，工程应用实例不多。1980年初首先由山东省地质局等单位在济宁市郊区进行了现场试验研究工作，并建立了中国第一个为预测地下水污染发展趋势的地下水水质模型。1982年武汉水利电力学院应用伽辽金有限元法求解了在渗流区有抽水井条件下的二维溶质迁移及在自由表面上有人渗补给时二维渗流中的溶质迁移问题。此后，许多学者开始进行这方面的理论和工程应用研究。其中对流弥散模型是使用最多的数学模型，许多研究者将该模型加以修正以使模型适用于不同的工程情况。国家环保局与清华大学于1991年-1995年以山东淄博大武水源地石油类污染为研究对象，深人开展了一系列室内和现场试验研究，在lOkm2范围内布置了213口抽水井和观测井。监测资料表明，该地区地下水中石油类污染物浓度平均达到1.0mg/L,最高达到30mg/L。

2004年3月，中国地质调查局编制《中国首轮地下水污染调查评价》立项建议书。2004年4月，国家自然基金委地学部主持召开“地下水污染控制与修复战略研讨会”。2004年开始，国家环保局与国土资源部等决定编制《中国地下水污染防治规划》，并在修改《水污染防治法》时补充了大量有关地下水污染内容。2005年2月25日，国家发改委在重庆主持召开了“城市饮用水有机污染问题调研座谈会”，拟编制《主要城市饮用水有机污染深度处理规划>。2005年6月1日，《城市供水水质标准》>正式实施，与现行的国标《生活饮用水卫生标准》(1985年颁布)相比，检测指标由35项增加至93项，包括一些分量检测，总项目达101项，其中常规检测项目42项，非常规检测项目59项。

胡国臣、张清敏等口1采用室内土柱实验法．研究了向土壤中掺入活性炭纤维对地下水硝酸盐氮污染的防治效果。结果表明，将活性炭纤维掺人土壤中，可以强化土壤反硝化作用，防止硝酸盐氮对地下水的污染。这种防治技术简单、有效，并且能增加土壤的肥力和保墒能力。环境效益和经济效益皆佳。吕春玲、李烨等通过对乌鲁木齐市地下水污染现状、污染源及污染途径分析，认为工业废水、生活污水、固体废弃物、农药和化肥等是造成地下水污染的主要原因，并针对乌鲁木齐市具体情况提出了相应的水环境污染防治、水资源保护利用对策。姬亚东、张黎等通过对银川地区1991年-2000年的地下水水质动态监测数据分析发现地下水氮污染严重，其中尤以氨氮污染最为严重，对氮污染的成因作进一步分析得出：引起潜水氮污染的主要因子是农田大量施用化肥和地面污水下渗。引起承压水氮污染的主要因子是大量开采承压水造成的潜水对其越流补给，最后提出了相应的防治措施。马荣欣、张玉珍等根据福建省东山县地下水水质监测结果，结合《地下水质量标准》(GBl4818—93)中的地下水质量分类指标，确定东山县地下水水质评价指标，在单项组分评价的基础上，运用内梅罗指数法对东山县的地下水水源地的水质进行评价分级，针对污染现状，提出科学合理的污染防治措施。张力、宗岩等以黑龙江省地下水为研究对象，揭示了地下水环境存在的天然水质不良、土壤盐渍化导致的原生盐渍化水环境问题及地下水污染、区域性地下水位持续下降等导致的次生地下水环境问题，并分别从开发和推广节约用水的新技术及新工艺、对企业进行清洁生产评估和技术改造，减少工业污染排放、建立地下水水源保护工程及预警监测工程、完善地下水开采法律及法规等方面，提出了地下水保护的主要对策。梁靖、郑王琼采用了单要素污染指数法和多要素综合污染指数法评价了湛江冯村垃圾场对周边浅层地下水的污染，提出了设立地下水污染防治分区，建立地下水动态监测网络系统，建立地下水管理模型的防治对策，贯彻以防为主、防治结合的原则。陈咏芳、周小龙等通过分析天水市麦积区老虎沟垃圾填埋处理场地质环境，结合挥发酚弥散试验资料，对垃圾处理场渗滤液中挥发酚的运移特征、污染地下水机理进行了探讨，为垃圾填埋处理场有效防渗提供了设计依据。毕桂超、孙红继通过对锦州地区地下水饮用水源水质监测数据分析，评价地下水饮用水源水质现状。针对部分水源水质超标现象，分析其成因，并在实地考察的基础上从工矿企业污染源、生活污染源、养殖业污染源、农业污染源和不合理开采等几方面进一步阐述水源地潜在污染因素，在此基础上从预防、治理、生态修复及加强监管等方面提出地下水饮用水源污染防治对策。

第二章 微生物修复

微生物修复技术是20世纪80年代以来出现和发展的治理环境污染的微生物工程技术。它以微生物的代谢活动为基础，通过对有毒有害物质进行降解和转化，修复受破坏的生态平衡以达到治理环境的目的。微生物修复的关键是能针对处理体系中的污染物找到相应的高效降解菌株。在水污染治理中，高效菌株既可以从长期污染的水体或废水生物装置中筛选、分离、富集培养得到，也可以通过诱变、原生质体融合、基因工程等技术来构建。因其可以施行原位治理，并以其技术可行和成本相对低廉而己被人们普遍接受强，具有广泛的发展前景。

2.1微生物修复技术治理污染问题的特点

科技的发展也充分证明微生物修复技术是环境保护的理想武器，这一技术在解决环境问题过程中所显示的独特功能和显著优越性充分体现在它是一个纯生态过程。微生物修技术在处理环境污染物方面具有速度快、消耗低、效率高、成本低、反应条件温和等显著优点。随着生物技术研究的进展和人们对环境问题认识的深入，人们已越来越意识到，现代生物技术的发展，为从根本上解决环境问题提供了无限的希望。目前微生物修复技术已是环境保护中应用最广的、最为重要的单项技术，其在水污染控制、大气污染治理、有毒有害物质的降解、清洁可再生能源的开发、废物资源化、环境监测、污染环境的修复和污染严重的工业企业的清洁生产等环境保护的各个方面，发挥着极为重要的作用。应用微生物技术处理污染物时，最终产物大都是无毒无害的、稳定的物质，如二氧化碳、水和氮气。利用微生物方法处理污染物避免了污染物的多次转移，因此它是一种消除污染安全而彻底的方法。特别是现代微生物技术的发展，使微生物处理具有更高的效率，更低的成本和更好的专一性，为微生物修复技术在环境保护中的应用展示了更为广阔的前景。

2.2微生物修复技术

生物修复技术可分为原位生物修复和异位生物修复两种。原位生物修复是指对受污染的介质(土壤、水体)不作搬运或输送，在原位污染地进行的生物修复处理，修复过程主要依赖于被污染地自身微生物的自然降解能力和人为创造的合适降解条件；异位生物修复是指将被污染介质(土壤、水体)搬动和输送到它处进行生物修复处理。但这里的搬动和输送是低限度的，而且更强调人为调控和创造更加优化的降解环境。我们主要介绍原位生物修复技术。(1)生物通气法

这是一种强迫氧化生物降解法，用于修复地下水上部受挥发性有机物污染的透气层土壤。它是在污染的土壤上打至少两口井，安装鼓风机和抽真空机，将空气强排入土壤中，然后抽出，土壤中的挥发性有机物也随之去除。这种处理系统要求污染土壤具有多孔结构以利于微生物的快速生长。另外，污染物是挥发性的，这才适于通过真空抽提加以去除。(2)生物注射法

将空气加压后注射到污染地下水的下部，气流加速地下水和土壤中有机物的挥发和降解，它和生物通气法都是在广泛应用的土壤气提法的基础上发展起来的。

(3)生物培养法

定期地向污染环境中投加H202和营养，以满足污染环境中已经存在的降解菌的需要，使微生物把污染环境中的污染物彻底矿化成C02和H2O。(4)投菌法

直接向污染的环境中接入外源的污染降解菌，同时提供这些细菌生长所需的营养。(5)农耕法

对污染土壤进行耕耙处理，在处理进程中施入肥料，进行灌溉，加入石灰，使其有充足的营养、水分和适宜的PH值，从而尽可能地为微生物降解提供一个良好的环境，保证污染物降解在土壤的各个层次上都能发生归。

2.3生物修复技术在污染治理中的应用

近年来研究人员把煤的物理选煤技术之一的浮选法和微生物处理相结合，即把煤粉碎成微粒与水混合，并将微生物加入溶液中，让微生物附着在黄铁矿表面，使其表面变成亲水性，能溶于水。在浮选中其难以附着在气泡上，下沉至底部，从而把煤和黄铁矿分开。由于它仅处理黄铁矿的表面，因此脱硫时间只需数分钟即可，从而大幅度缩短了处理时间，可脱除无机硫约70%。另外，该法在把煤中的黄铁矿脱硫时，灰分也可同时沉底，所以也具有脱去灰分的优点。我国造纸行业年排放废水量达40亿吨，其中有机污染物(以BOD计)达170万吨，约占全国工业废水中有机污染物总量的1/4。在用植物材料进行化学制浆与化学漂白过程中，含有大量木质素、半纤维素和有害物质的废液被倾倒入江河湖泊中，造成严重的环境污染和生态破坏。造纸工业中的制浆和漂白工序是污染物产生的主要工序。磨木浆的能量消耗很大，而且成品纸的强度等质量性能不如硫酸盐浆，因而限制了这项技术的发展。利用微生物与微生物酶类进行微生物制浆与微生物漂白具有很大的优势和潜力，因为微生物极易生长繁殖，酶催化反应具有高度专一性，反应条件温和，并且高效无污染。把过氧化氢作为氧源注入到受污染地下水中，过氧化氢分解以后产生氧以供给微生物生长。过氧化氢常常要与催化剂一起注入，催化剂用以控制过氧化氢的分解速度，使之与微生物的耗氧速度相一致，从而缩短处理时间。最近，台湾学者C.11.Kao和S.E.Lei又提出了一种叫泥炭生物屏障的原位生物修复技术，该技术能有效地降解地下水污染物中广泛存在的氯化污染物如三氯乙烯(TCE)和四氯乙烯(PCE)等。其原理是利用微生物的共代谢作用。因为TCE和PCE均不能作为微生物的生长基质，所以需要为微生物提供另外的碳源，微生物利用提供的碳源生长，然后去降解TCE和PCE等污染物。

第三章 地下水污染原位修复技术的研究

地下水污染修复技术包括异位修复、原位修复和监测自然衰减技术。异位修复技术是将受污染的地下水抽出至地表再进行处理的技术。该技术在短期内处理量大、处理效率较高，但长期应用普遍存在着拖尾、反弹等现象，最终降低了处理效率，增加处理成本。监测自然衰减技术是充分依靠自然净化能力的修复技术，需要的修复时间很长。加之地下水中污染物的种类日益增多，除有机物外，还包括重金属、无机盐和放射性元素等，于是地下水污染原位修复技术便以其修复彻底、处理污染物种类多、时间相对较短、成本相对低廉等优势在地下水污染修复领域崭露头角，到今天得到了广泛应用。

3.1地下水污染原位修复技术

地下水污染原位修复技术是在人为干预的条件下省去抽出过程在原位将受污染地下水修复的技术。根据修复机理不同，可分为物理修复、化学修复、生物修复和可渗透反应格栅修复技术。3.1.1物理修复技术

常用的物理修复技术有地下水曝气技术和电动修复技术。（1）地下水曝气技术

地下水曝气技术(Air sparging,AS)是从土壤抽气技术(Soil vapor extraction，SVE)发展而来的。SVE技术是利用真空泵产生负压使空气流过受污染的土壤层进入空气井，挥发性有机污染物会随着流动的空气被抽提出来嗍。AS技术正是在此基础上，将空气井深入含水层饱水带中把负压抽气改为正压曝气，使空气扰动水体而促进有机物的挥发嘲。AS是去除土壤和地下水中挥发性和半挥发性有机物的最有效方法之一。（2）电动修复技术

电动修复技术是利用电动效应将污染物从土壤和地下水中去除的原位修复技术。电动效应包括电渗析、电迁移和电泳。电渗析是在外加电场作用下土壤孔隙水的运动，主要去除非离子态污染物；电迁移是离子或络合离子向相反电极的移动，主要去除地F水中的带电离子；电泳是带电粒子或胶体在直流电场作用下的迁移，主要去除吸附在可移动颗粒上的污染物。时文歆等利用电动修复技术修复重金属污染的土壤和地下水，试验证明，该技术对低渗透性含水层中砷、镉、铬、汞和铅等重金属的去除率高达85%～95%，而对多孔、高渗透性的含水层中重金属的去除率低于65%。尹晋等通过电动修复不同形态铬污染含水层时发现，电动修复技术对六价铬的去除效率明显高于三价铬。电动修复技术在应用过程中常出现活化极化、电阻极化和浓差极化等现象从而导致处理效率降低。后来，为了增强该技术的修复能力，有许多学者又开始寻找一些化学强化剂。Pazos等对RB5染料污染的高岭土进行电动修复试验研究，以电解质K2S04来提高修复体的导电性和促进染料的解吸，用H2SO4。和NaOH作为pH调节剂，试验结果表明，RB5染料的去除率高达94%。

3.2化学修复技术

化学修复技术主要是利用氧化还原试剂与土壤及地下水中污染物发生反应从而达到净化效果的一种地F水污染原位修复技术。常见的有原位化学氧化技术。原位化学氧化是将化学氧化剂引入到地下，通过氧化还原来去除土壤和地下水中的污染物。ISCO技术所采用的氧化和种类很多，如过氧化氢、Featon试剂、高锰酸钾和臭氧等

（1）过氧化氢和fenton试剂

通过研究表明，由于过氧化氢的氧化能力还不够强，所以处理效果常不明显。为了提高过氧化氢的氧化能力，人们加入亚铁离子，形成fenton试剂，使其在酸性条件下反应生成HO.自由基：

Fe+H2O2═Fe+HO.+HO

2+3+-HO.自由基是一种很强的氧化剂，具有很高的电负性或亲电子性，可通过脱氢反应、不饱和烃加成反应、芳香环加成反应及与杂原子氮磷硫的反应等方式与烷烃、烯烃和芳香烃等有机物进行氧化反应。其结果是自由基无选择性地分裂和氧化有机物形成小链碳氢化合物，形成的中间产物可以是一个或两个羧基酸。这些物质随后又可容易地被氧化成C02。（2）高锰酸钾氧

高锰酸钾是一种固体氧化剂，具有较大的水溶性，可通过水溶液的形式导入受污染的土壤和地下水中。高锰酸钾适用的pH范围较广，它不仅对三氯乙烯、四氯乙烯等含氯溶剂有很好的氧化效果，且对烯烃、酚类、硫化物和MTBE等其他污染物也很有效。（3）臭氧氧化

臭氧以气体的形式通过注射井进入污染区。臭氧的强氧化性不仅可以氧化大分子及多环类有机污染物，也可氧化分解柴油、汽油、含氯溶剂等。臭氧在水中的溶解度是氧气的12倍，因此它可迅速溶于水并与污染物反应。臭氧自身分解产生的氧气可被土壤中的微生物利用。

3．3生物修复技术

生物修复技术是一种通过微生物的吸收、吸附、降解等作用净化土壤及地下水中污染物的原位修复技术。常用的技术有原位生物处理技术。地下水原位生物处理技术是一种在饱水带利用土著或人工驯化的微生物降解污染物的原位修复方法。该方法实际上是监测自然衰减技术的拓展与改进，它增加了许多人为干预手段，如将空气、营养、能量物质注入水层中促进微生物的降解等。早在1984年，美国就应用原位生物处理技术修复了密苏里州西部的石油泄漏场地。该技术在应用初期主要是进行有机污染修复，后来随着反硝化菌的发现，又逐渐被应用于地下水硝态氮污染的修复中。

3.4 可渗透反应格橱修复技术

可渗透反应格栅(Permeable reactive barriers，PRB)是一个填充有活性反应介质的被动反应区，污染物通过与反应介质发生吸附、沉淀、过滤、降解等作用而从地下水中去除。其中填充的活性反应介质可根据污染物的种类进行调整，但都应具有抗腐蚀性好、活性持续久、粒径均匀等特点。该技术综合有物理、化学、生物3种修复机理。目前对PRB系统的研究与应用已经屡见不鲜。

3.5地下水污染原位修复技术的性能比较及适用性分析

综上所述，本文介绍了5种地下水污染原位修复技术，它们的特点各不相同。表l为地下水污染原位修复技术性能比较表，从处理对象、处理时间、是否破坏生态环境、安装操作过程、能耗和处理成本6个方面进行了比较。从表1中分析得出，地下水曝气技术适合处理挥发性和半挥发性有机物污染的土壤及地下水，且其处理时间短、安装操作简便，但能耗较高；电动修复技术最常应用于土壤及地下水的重金属污染修复，其具有不破坏生态环境、处理成本较低等特点；针对难生物降解的有机物污染，应优先考虑原位化学氧化技术，其不仅处理时间短，且安装操作简便、能耗低，但在应用时要注意控制化学药剂的使用量，以免过量投加而导致破坏生态环境、增加处理成本；针对可生物降解的有机物污染，应优先考虑原位生物处理技术，其能耗低、处理成本低，但需较长的处理时间：可渗透反应格栅技术，由于所填充的活性介质种类多样，则可用于修复多种污染物污染的地下水，该技术具有处理时间短、不破坏生态环境、安装操作简便、能耗低、处理成本低等特点。

表1.地下水污染原位修复技术性能比较

修复技术 地下水曝气技术 电动修复技术 原位化学氧化技术 原位生物处理技术 可渗透反应格栅技术 处理对象 挥发性和半挥发性有机

物 重金属、有机物 难生物降解的有机物

处理时间 较短 较短 短

是否破坏安装操作生态环境 过程 否 否 可能 否

较简便 较简便 较简便 较简便

能耗 较高 较低 较低 低

处理

成本 较低 较低 高 低 可生物降解的有机物、硝

较长

态氮

有机物、重金属、硝态氮、氟化物、砷、放射性元素较短

等

否 较简便 低 低

3.6地下水污染原位修复技术前景展望

目前，地下水污染问题在一定程度上得到了缓解，但离最终的解决还存在着较远的差距。再加之，地下水资源日益短缺且社会发展对水资源需求量不断扩大，修复被污染的地下水使其成为可用资源则成了当前最重要的课题之一。地下水污染原位修复技术以其独特的优势从上个世纪末迅猛发展至今，对其未来的发展方向可以总结为以下3个方面：

(1)针对每项技术自身的改进和完善。如可渗透反应格栅技术，虽然现有的研究成果和应用实例很多，但一些反应机理至今尚不清晰，而且PRB的应用受水文地质条件的限制较大，在修复裂隙水污染中仍存在较大的难度。

(2)多项地下水污染原位修复技术的复合应用研究。地下水污染原位修复的每项技术都具有各自的特点和优势，应结合污染现场情况，取长补短、综合利用，选择恰当的技术组合形式。如原位化学氧化技术，为了避免应用过程中对生态环境可能造成的二次污染，可以组合原位生物处理技术或PRB技术协同应用。(3)地下水污染原位修复技术与异位修复和监测自然衰减技术的复合应用研究。地下水污染异位修复和监测自然衰减技术发展至今已经成为了一类相对成熟的技术类型，但其在应用过程中出现的一些缺陷至今没得到很好的完善，原位修复技术的优势恰好弥补了这一点。如果能够合理组合不同技术类型进行应用，必将事半功倍。总之，地下水污染原位修复技术是一种有效可行的地下水污染修复技术，具有广阔的发展前景。

第四章 地下水原位治理的渗透性反应墙技术

渗透性反应墙(permeable reactive barrier)是20世纪90年代在欧美等发达国家新兴起来的用于原位去除污染水中污染组分的方法⋯。它是一种被动处理系统，具有时效长，运行、维护费用低等优点，主要用于地下水污染的治理。其主要机理是把合适的反应材料填充于墙内，然后把墙体设置在垂直污染水的流向上。当污染水流经反应墙时，水中的污染组分与墙内的填充物发生反应，或被降解，或被去除，以此达到治理污染的目的。

4.1 渗透性反应墙的结构、类型与反应介质

4.1.1渗透性反应墙的结构

渗透性反应墙由反应单元和隔水漏斗两部分组成，其中反应单元用来放置反应介质(如铁屑)，当污染的地下水流经反应单元时，有机氯化物与反应介质接触，被降解为无毒的去卤化有机化合物和无机氯化物(见图1)。最简单渗透反应墙就是一个放置在有机污染物羽状体运移路径上的反应材料带(如铁屑)。研究和实际应用表明，该方法的最大优点在于不需要用泵抽到地上处理，反应墙在安装后自动运行，不需要安装地面以上的处理设施，因此只要运行得当，便可以取得很好的处理效果，同时，由于反应介质消耗得很慢，故渗透反应墙对于羽状体的处理可持续几年，甚至几十年，除了定点监测和反应介质更换外，每年几乎不需要任何的运行费用。

图1.渗透性反应墙剖面图

4.1.2渗透性反应墙的类型 渗透性反应墙主要有连续墙式反应墙系统、隔水漏斗一导水门系统和多沉箱隔水漏斗一导水门系统。其中，连续墙式反应墙系统由含有渗透性反应介质的反应单元组成(见图2a)；隔水漏斗一导水门系统有一个不透水部分(或隔水漏斗)将截获的地下水导向渗透部分(或导水门)(见图2b)这种结构有时能更好地控制反应单元的安装和羽状体的截获。当地下水流过的场地是菲均质时，隔水漏斗一导水门系统允许反应单元被安置在含水层中渗透性较好的地方。在污染物分布不均的条件下，隔水漏斗一导水门系统能更好地将进人反应单元的污染物浓度均匀化。在有较宽的羽状体和较大地下水流速的地方(尤其是当每个反应单元或导水门尺寸的安装受到限制时)，采有多沉箱隔水漏斗一导水门系统能够保证有足够的停留时间(见图2c)。

图2 几种实用有效的隔水漏斗-导水门结构

4.1.3反应介质

反应介质是渗透性反应墙最主要的构成要素。反应介质的种类很多，主要包括零价铁、双金属和新型反应介质(如陶瓷状铁泡沫、胶状铁等)。在研究地区的背景资料基础上，包括地下水渗流特征、地下水中有机物的组成与浓度、含水层类型、地质结构等，选择合适的反应介质，同时受下列因素控制：①反应性最好选择使污染物反应速率快的介质，以在经济可行的渗流厚度(停留时间)内还原污染物；②稳定性反应介质或混合介质所能保持反应时间的长短是需要考虑的一个重要因素，可保证在场地特有的地球化学条件下，在较长时间内(几年或几十年)维持其反应性；③介质存在和价格较便宜的与较贵的介质相比，当两者的性能差别不大时，应优先考虑较便宜的介质，因此要求反应介质价格合理，容易获得；④水力性能反应介质的粒径应该确保反应墙有足够的能力截获污染羽状体，且在特定的地球化学条件下，通过限制沉淀的生成，能够长时间的维持其孔隙度(渗透性)水平；⑤环境兼容性反应产物(如Fe2+、Fe3+、氧化物、氢氧化物和碳酸盐)要与环境兼容，不能向下游环境产生有害的副产物；在实际应用过程中应综合考虑这些因素，并综合特定场地各种特定因素来确定反应介质的类型。

4.2渗透性反应墙的反应机理

渗透性反应墙去除污染物的机理分为生物的和非生物的两种，主要包括吸附、沉淀、氧化一还原和生物降解，但人们对去除水中有机物最感兴趣的还是还原性脱氯，即应用氧化一还原反应使有机物降解为无毒害的物质。目前，零价的颗粒金属(特别是铁)是在实验室批量试验、中试和现场应用最广泛的反应介质，最常用的是零价铁屑。零价铁发生氧化一还原反应，产生电子活性将氯化物转化为潜在的无毒物质。虽然其它的反应介质也能产生类似的反应，但是反应速率不同，以下以铁为例介绍其反应的机理。4.2.1化学反应

Sweey等研究表明，尽管存在其它降解机理，但主要是卤素原子被氢原子取代:

Fe+H2O+RCL→RH+Fe+OH+CL(1)

卤素原子被氢氧基取代：

2+--Fe+2H2O+2RCL→2ROH+Fe+H2+2CL(2)

铁被水消耗，这个反应进行很慢：

2+-

Fe+2H2O→2OH+Fe+H2(3)

如果地下水进入反应单元过程中有氧存在，铁会被氧化并产生氢氧根离子式，即：

-2+

Fe+O2+2H2O→2Fe+4OH(4)

铁会以Fe(OH)：或Fe(OH)，形式沉淀，阻碍反应的进一步进行。因此，在地下水进入反应单元之前，应采取措施降低或消除水中的溶解氧。一旦去掉溶解氧，像TCE这样的有机氯化物由于卤素的存在而处于氧化状态，铁可以通过电子转移与有机氯化物反应，主要产物是乙烯和氯化物，如下式所示：

2+-

3Fe→3Fe+6e

+

2+-C2HCL3+3H+6e→C2H4+3CL

+

(5)3Fe+C2HCL3+3H→C2H4+3CL+3Fe

2+

上述几个反应都产生OH-，所以会使反应单元中水的pH值升高，pH值升高会导致TCE降解速率的降低。其间接影响是易形成氢氧化物沉淀而将铁的表面包围起来，从而降低了铁的活性和反应单元的导水性。在天然地下水中，溶解的碳酸及重碳酸盐起了缓冲体系的作用，限制了pH值的升高和沉淀的生成。在碱性条件下，大量CO32-形成FeCO3，沉淀，反应到一定程度时，CO32达到平衡，则不能限制pH值的升高。

H2CO3 +2OH→CO3+2H2O(6)HCO3 +OH→CO3+H2O(7)

4.2.2生物反应

Gillham和0'Iannesin分别用加入和不加入生物杀虫剂对受TCE污染的水进行土柱实验。在这两种情况下，得到了相近的降解速率，这说明TCE的降解是非生物的过程，能够在没有生物参与的情况下进行。在加利福尼亚Sunnyvale一个工厂里进行的一个中试研究中，对地下水进行了微生物分析，结果表明在含水层

--2-

-2-的反应介质中并不存在微生物。但是，在一定的条件下，反应单元中有可能发生生物反应。到目前为止，在实地装置中的反应单元中没有发现明显的生物活动。

4.3 渗透性反应墙的安装

4.3.1反应单元的安装

反应单元就是污染羽状体流过的、装填有反应介质的部分含水层，其常用安装技术有：传统沟槽式开挖(Conventional trench excavation)、沉箱式安装、芯轴式安装(mandrel-based emplacement)、连续挖掘填埋(confinous trenching)。这4种安装技术都曾用于现场反应单元的安装，其中沟槽式安装应用最广。尽管不同场地有所不同，但考虑到地下水位波动和反应介质的固结，反应单元应的上缘一般位于地下水位以上60cm左右，而下部要嵌人隔水层至少30cm。在隔水漏斗一渗透门系统中，漏斗壁部分一般要嵌入隔水层1．5 m。如果隔水层是不连续的，土工织物和水泥板需要铺设在建反应单元底部，防止任何污染物通过地下流绕过反应单元。在单元建设期间，监测井群可以安装在反应介质中或者上游和下游的细砾石中。

(1)传统沟槽开挖(Conventional trench excava—don)根据渗透性反应墙的设计，安装反应单元需要挖一条装填反应介质的沟槽。传统开挖沟中最常用的设备是反铲挖土机(深度小于24 m)和蚌壳式挖泥机(深度大于24 m)。开挖前先沿着拟建反应单元的周围打入临时性的钢板桩，并用支撑加固。板桩也可以用于暂时隔离细砾石部分和反应介质。如果高水位使板桩不能阻止地下水进入反应单元，将需要对沟排水。为保持反应单元安装期间沟壁的整体性，要在生物高聚物泥浆压力下进行开挖，这种生物高聚物泥浆由粉末状瓜耳木胶构成。反应墙安装完之后，大部分瓜耳木胶将降解成为水，对传统沟槽式反应墙的渗透性影响很小。(2)沉箱式安装

沉箱是一种空的、承受荷载的围栏，其形状和大小可根据需要而变化。为了安装反应单元，一个预制开口的钢制沉箱可用于暂时帮助开挖。通常，直径为2.4 m或更小的沉箱可以推入或夯入地下，其直径越小，越易驱入，并且能保持竖直状态。直径大于2.4 m对反应单元的安装来说是不经济的，这对反应单元内渗透厚度和停留时间都将受到限制，所以在污染羽状体较宽、浓度较高、水流速度较大的地方，用多沉箱的隔水漏斗一导水门系统提供适当的停留时间。(3)芯轴式安装

该方法是用一个中空钢轴或芯轴来开辟一个垂直的空间，然后将反应介质填进去。在被打入地下以前，芯轴的下部放上一个有利于驱动的金属套头。一旦空间形成，使用一个漏斗管直接将介质倒入孔中，到达要求的深度后．把芯轴取出来，留下反应介质和金属套头。其缺点是，反应单元的尺寸受到芯轴尺寸的限制，芯轴一般是5cm×13 cm，因此安装一个反应单元不可能一次成功；在用振动锤向下安装芯轴时，可能由于地下的障碍物芯轴偏离方向，而且土壤被压实后渗透性将降低。优点是费用低，不产生泥和石头，减小了有害废物的暴露和处置，而且可安放直到粒径2.5 cm的反应材料。(4)连续式开挖安装

该方法受开挖深度限制，不如其它挖土机使用那样普遍，但连续式开挖机对深度为10 m-12 m的墙是一个很好的选择。它能连续开挖一个40 cm-60 cm的窄槽，同时立即用反应介质回填或放人防渗的高密度聚氯乙烯(HDPE)连续隔膜。这种挖掘机开挖时，不需要对含水的沟槽排水，也不需要安装钢板桩暂时支护沟槽墙壁。因为开挖时吊杆几乎是垂直而没有坡度，可以最大限度地减小开挖时产生的泥土和岩石，而且开挖的效率也很高。4.3.2隔水墙的安装

反应单元的设计也包括引导或汇聚地下水向渗流门的侧面隔水墙，最常用的是钢板桩隔水墙和泥浆隔水墙，一般都将其嵌人隔水层中防止地下水向下游迁移，有时用悬挂式隔水墙的来阻止悬浮的污染物。如果含水层缺乏连续性或部分缺失，灌浆防渗底板可达到36m深。(1)钢板桩

钢板桩在岩土工程建设中是一种常用的地下工程。它通常在开挖过程中用做固定墙来防止沟槽的崩塌和阻止地下水的流入。它以其强度和完整性而闻名，并且可以防止水力压裂。根据土壤中的氧含量和污染物的腐蚀性，钢板墙的有效使用期在7到40年之间。一般板桩的长度为12 m，但如果需要更大的深度可将其焊接在一块。在放入地下之前，将他们在边缘的嵌连处连接起来。虽然在过去曾放到过24 m的深度，可在18m左右就偏离了垂直方向。在多岩石的土壤中安装时可能被损坏或放不下去，且板桩嵌连处会发生渗漏，使应用受到限制。滑铁卢大学开发了一种渗透性低、安装速度决、扰动小的无缝板桩，并已经在几个污染区用作隔离墙。像一般的钢板桩一样，为了保证板桩的完整性，新型板桩的安装深度也应该限制在18 m以内，而由于多岩石的土壤或高度固结的沉积物在安装过程中会损坏板桩，所以施工受到地质条件的限制。同时，受密封性、形状和使用要求影响。沉箱式隔水漏斗一渗透门系统很难应用板桩。目前。这种无缝板桩只在加拿大的一个地区生产．其推广和使用也受到限制。(2)泥浆墙 泥浆墙是改变污染水流方向最常用的地下墙。首先在膨润土和水混合的泥浆压力下开挖一道壕沟，通过在沟壁上形成泥饼来保持沟的稳定性。壕沟被开挖后，迅速用选择的回填材料与膨润土混合物回填。最常见的泥浆墙是土壤一膨润土泥浆墙、水泥一膨润土泥浆墙、塑料一膨润土泥浆墙和复合泥浆墙。由于泥浆墙和反应单元的密封容易解决，因此特别适合于沉箱式隔水漏斗一导水门系统。其中，土壤一膨润土泥浆墙应用最普遍。它安装费用较少，渗透性很低，能承受各种溶解性的污染物的化学侵蚀，墙的建造也非常简单。开挖一开始就引入膨润土泥浆。挖出的土壤可与水和膨润土混合，当沟槽达到需要的深度和一定的长度时，混合的充填物就可进行回填。水泥一膨润土泥浆墙主要应用于没有足够空地混合回填物的情况，在水、膨润土和水泥组成的泥浆压力下挖一条沟槽，不回填土壤，泥浆慢慢凝固，和土壤一起形成粘土墙。填沟时需要大量的水泥，故其造价高，同时，因挖出的土壤不回填，需要额外的处置费用；墙体中大部分都是水，而固体少，故渗透性较高，易被污染物渗透，因此，水泥一膨润土泥浆墙在环境中的应用受到限制。其优点是强度大、可在特殊地形条件下进行安装。塑料混凝土泥浆墙是由水、膨润土、水泥和聚集体的混合物组成，具有很大的剪切强度和韧性。塑料混凝土泥浆墙是在膨润土泥浆的压力下分段建造的，当一端挖好后，就用导管灌入水泥浆替换膨润土泥浆，然后留下凝固。塑料混凝土泥浆墙用在需要对强度和变形有要求的地方。它有相对低的渗透性，能抵抗污染物的渗透。复合泥浆墙由三层组成，每一层都增加对化学侵蚀的抵抗力，降低渗透性。最外一层是厚度为3cm的膨润土过滤层，中间层是30 cm-60 cm厚的土壤一膨润土、水泥一膨润土或塑料一混凝土填充物，最里面是10cm的高密度聚氯乙烯膜(HDPE)。HDPE的渗透性为l×10-12 cm/s。复合泥浆墙的安装需要在膨润土或水泥浆的压力下开挖沟槽，可挖至30 m深。但很难将HDPE衬垫放到这么深，并且安装费用很高使得HDPE的利用限制在15 m以上。当放好HDPE后，就可在膜的两侧回填。在膜的里面放入排水系统，并设取样点来监测系统的运行。其优点是渗透系数非常小，不用除去地质膜就可以密封和修理墙体部分。

4.4展望

(1)渗透性反应墙在处理污染方面的现场应用较少，目前仍处于技术开发及其推广阶段；

(2)渗透性反应墙降解机理还有待于进一步深入和完善；

(3)实际应用和数值模拟的结果都表明，渗透性反应墙具有很好的综合去除污染物的作用；(4)渗透性反应墙的安装对现场条件和开挖技术的要求很高，应加大研究力度；

(5)渗透性反应墙具备良好的长时间运行的特性，在高效去除污染物的同时能节约运行成本，是一项值得推广的污染物治理与控制技术。

第五章 地下水污染预防及措施

地下水污染与地表水污染、空气污染、固体废物污染等各种环境污染都有密切关系，交织在一起，因此，地下水污染和防护除其特殊性外，应与各种污染防治相联系，综合考虑。然而，由于地下水污染的复杂性表现在污染物种类繁多、污染途径隐蔽、污染机理复杂、污染防治系统庞大、地下水流缓慢等，一旦污染很难治理，即使花费很大的代价，耗时较长，也难奏效，故应以预防为主，应充分考虑地下水污染特征、污染源、污染途径、污染机理及地下水污染引起的主要 问题，用多种手段，采用系统分析的方法，全面控制地下水的污染。

5.1 预防措施

5.1.1加大宣传力度，提高公众环境意识

要努力贯彻有关法规政策，坚决贯彻执行《中华人民共和国水法》、《中华人民共和国环境保护法》和《水污染防治法》。完善地方法规，实行谁污染谁治理，谁开发谁保护的原则。有步骤、有重点地解决水环境污染问题。小而散、多的污水厂建设不仅给国家和企业造成巨大的投资浪费。还由于企业负担过重、管理水平较低等原因，使预想的环境治理目标大打折扣。为此，笔者认为集中建设规模化污水厂，变“谁污染谁治理”为“谁污染谁掏钱”的政策时机已成熟。加快建设污水处理厂，处理工业废水及生活污水，是保护水环境的一个重要途径。在经济技术许可的情况下，在污染较为严重的城市，如榆次、介休、灵石、和顺，有计划地兴建一些污水处理厂，加快建设速度、提高处理能力加强水质监测、发现问题及时解决。

5.1.2统筹规划，合理开发地下水资源

增强全民环保意识，强化节约用水，推广节水新技术，加强对用户尤其是大户的用水量控制，扶持企业搞环保，推广洁净新能源外，应把能源基地作为一个生态系统予以全面规划。把单个污染源的孤立治理，变以水系或地区为单位进行防治，以全面改善生态环境。此外，还要加强环境地质科学研究，尽快摸清各地区的水环境容量，并以其指导规划和建设。如工业布局要考虑环境承载能力，在水环境容量超负荷地区，要严格控制高耗能、重污染工业的发展。限制重污染工业发展，对县属中小企业及乡镇企业要严格管理，不能只考虑地方利益而弃环保于不顾。建立排污许可证制度，同时提高排污收费标准，新、扩建企业，必须执行“三同时”，使环保与建设同步或超前进行，对污染严重而又不能治理的企业，要限期转产或搬迁。

5.1.3建立水质监测网，加强水质监测，发现问题及时解决

建立水质监测站网，逐步建立和完善水环境监测体系，对重点污染地区(段)进行重点监测，系统掌握城市(区域)地表水、地下水水质的污染发展变化及动态特征，为保护水环境提供科学依据。

5.2 治理措施

治理已污染的地下水是比较困难的。水污染后的治理措施，要根据污染状况、范围、性质、水文地质条件和使用要求，通过经济技术比较确定。发现地下水污染后，首先应当切断污染源，然后立即采取防止污染物进一步扩散的补救措施。治理措施大致有以下几种。

（1)人工补给被污染的地下水，使其稀释和净化发现地下水有污染物质后，采取强排方法，使已被污染的水直接排出，促进净化。改变地下水径流条件，加速水的交替循环，以达到改善水质之目的。对污染的地下水应采用防渗墙或防渗帷幕进行堵塞或截流，通常应穿透含水层直达隔水层。

（2）防止工业“三废”对地下水污染要切实贯彻执行“预防为主、防治结合”的方针，采用先进技术、改进生产工艺、采取闭路循环、把工业“三废”的污染消化在生产过程中。防止地下水污染的继续扩大。工业“三废”达标排放、合理布局，强化水资源的保护和管理，严禁渗坑渗井排放，所有排污沟、渠应全部硬化和密封，严禁下渗污染。特别应注重对化工、造纸、制革、制药等用水量较大企业的排污治理，实行达标排放。对缺乏有效治理措施的，视其情况予以关、停、并、转、迁。尤其是在新建和改建城市中，应按“先地下、后地上，先基础、后主体”的原则；通过规划布局调整结构来控制污染，和对控制新污染源的产生有重要的作用。

（3）对污染的地下水进行水处理，采用物理、化学和生物方法进行处理。建立“闭路循环”式的生产和消费系统，可以大大减少工厂和城市送进垃圾填埋场、下水道和垃圾站的废物，从而保护地下蓄水层免受渗漏的污染物的危害。一家企业生产过程中产生的工业废水和固体废弃物，也许正是另一家企业生产所需要的原料，这样既可以“变废为宝”，又大大减少污染物质的排放。在一些发达国家，废物的分类、收集、回收、再利用已形成一个专门行业。而我国在这方面虽然也做了一些工作，但在废物的交换种类、规模及市场容量等方面还有待于迸一步完善。综上所述，地下水污染是一个全球性的问题，污染防治需要全世界每个人的关心和参与。虽然一些地下蓄水层的破坏已无法挽回，但大部分地区的蓄水层目前相对纯洁。为了挽救地下水质，从根本上来说要对全球经济进行根本的结构调整，鼓励利用再生资源，城市小型化，人类活动环保化，减轻地球的负担。如果人人都行动起来，则最终人类不会因干渴而焦虑了。

参考文献

【1】王焰新．地下水污染与防治[M]．武汉：中国地质大学出版社.2002：363-383． 【2】束善治，袁勇．污染地下水原位处理方法：可渗透反应墙[J]．环境污染治理技术与设备，2002，3(1)：47-51．

【3】吕俊文，熊正为，杨勇．PRB技术处理铀水冶尾矿酸性渗滤水的可行性研究，怀化学院学报，2007，26(2)：23-25．

【4】陈梦熊，马风山著.中国地下水资源与环境[M].北京:地震出版社，2002，337-338.【5】王琪等编著.城市环境问题[M].贵阳：贵阳科技出版社.2001，102。【6】孙讷正．地下水污染[M]．地质出版社1989，1-3．

【7】王玉秋，钱茜．浅谈地下水污染来源危害及防止对策[J]．山东环境，2000(增刊)：204-205．

【8】陈家军，张俊丽，裴照滨．垃圾填埋二次污染的危害与防治[J]．安全与环境学报，2002，2(3)：27-30．

【9】钟佐.地下水有机污染控制及就地恢复技术研究进展(一)[J]．水文地质工程地质，2001(3)：1-3．

【10】倪深海，郑天柱，徐春晓．地下水超采引起的环境问题及对策水咨源保护[J]．2003(4)：5-6．

【11】王超．土壤及地下水污染研究综述[J]．水利水电科技进展，1996，16(6)：I-4． 【12】张红梅，速宝玉．土壤及地下水污染研究进展[J]．灌溉捧水学报，2004，23(3)：70-74． 【13】郑西来，钱会，席临平等．地下水系统中石油污染物的吸附转移研究[J]．勘察科学技术，1998(1)：26-29．

【14】蔡绪贻，陈明佑．利用地下水污染事件的观测资料估算弥散度[J]．成都地质学院学报，1993，20(2)：101-105．

【15】丁家平,李樟苏．地下水弥散系数的野外试验新方法[J]．水利学报，1998(8)：38-42． 【16】胡国臣，张清敏，王忠等．地下水硝酸盐氪污染防治研究[J]．农业环境保护，1999，18(5)：228-230．

【17】吕春玲，李烽，孔凡林．乌鲁木齐市地下水污染分析及防治对策[J]．环境科学动态，2002，(4)：24-27．

【18】姬亚东，张黎，钱会．银川地区地下水氮污染原因及防治[J]．地球科学与环境学报，2005，27(3)：100-103．

【19】马荣欣，张玉珍，林振芳等．东山县地下水质量评价及污染防治对策[J]．环境影响评价.2008(6)：29-32．

【20】张力，宗岩，董云庆．黑龙江省地下水污染防治对策[J]．环境科学与管理，2008，33(8)：70-71．

【21】粱靖，郑王琼．广东湛江冯村垃圾场对浅层地下水污染评价与防治对策[J]．地质灾害与环境保护，2009，20(3)：63-67．

【22】陈咏芳，周小龙．垃圾填埋处理场渗滤液污染地下水的防治途径探讨[J]．地下水，2009，31(141)：105-106．

【23】毕桂超，孙红继．锦州地区地下水饮用水源污染因素及防治对策研究[J]．中国环境管理干部学院学报，2010，20(3)：65．

【24】范春辉．浅析地下水资源的污染与防治[J]．环境科学与管理，2007，32(8)：35-37． ．

【25】彭文启,张样伟．现代水环境质量评价理论与方法[M]．北京t化学工业出版社，2005． 【26】赵章元．地下水污染不容忽视[J]．环境经济，2006，(4)．

【27】张天柱，傅平，陈吉宁．完全成本水价与水价改革[J]．环境经济，2004.(9)． 【28】刘涉打：生物固定化双层PRB技术去除地F水中MTBE的研究[D]．天津：天津大学，2007：1-137．

【29】渠光华，胡澄．地下水BTEX自然衰减的研究进展[J]．广西轻工，2008，(5)：84-85． 【30】冉德发，王建增．石油类污染地下水的原位修复技术方法论述阴．探矿工程(岩土钻掘工程)，2005，(S 1)：206-208．

【31】黄国强，李凌，李鑫钢等．土壤污染的原位修复[J]．环境科学动态；2000，(3)：25．27． 【32】胡黎明，刘毅．地下水曝气修复技术的模型试验研究[J]．岩士工程学报，2008，30(6)：835-839．

【33】郊艳梅，王战强，黄围强等．地下水曝气法处理土壤及地下水中甲基叔丁基醚(MTBE)[J]．农业环境科学学报，2004，23(6)：1200-1202．

【34】武强，王志强，杨淑君，等．地下水曝气工程技术研究一以德州胜利油嘲地下水石油污染治理为例[J]．地学前缘,2007，14(6)：214-221．

【35】张玉平．地下水石油污染曝气修复理论探讨[J]．山西建筑，2007，33(30)：348-349． 【36】时文歆，邱晓霞，于水利等．重金属污染土壤和地下水的动电修复技术[J]．哈尔滨商业大学学报：自然科学版，2003，19(6)：670-673．

【37】尹晋，码小东，孙红文．电动修复不同形态铬污染土壤的研究[J]．环境工程学报，2008，2(5)：684-689．

【38】纪录，张晖．原位化学氧化法在十壤和地下水修复中的研究进展[J]．环境污染治理技术与设备,2003,4(6)：37-42．

【39】崔英杰，杨世迎，方萍，等．Fenton原位化学氧化法修复有机污染[J]：壤和地下水研究[J]．化学进展，2008，20(7)：I 196-1201．

【40】张玉，韦鹏，张晟南，等．地下水水环境污染特征及其生物修复技术[J]．国土资源，2008，(S1)：93-95．

【41】张胜，张云，张风娥，等．地下水NOx污染的原位微生态修复技术试验研究[J]．农业环境科学学报,200423(6)：1223-1227．

【42】万尔锦，刘会娟，雷鹏举等．硫白养反硝化去除地下水中硝酸盐氮的研究[J]．环境工程学报，2009，（30)：1-5．

【43】胡黎明．地下水污染修复的活性渗滤墙技术[J]．水利水电技术，2003．34(7)：1 1-13． 【44】孔繁鑫，陈洪斌．原何生物修复脱氮墙去除地下水硝酸盐的进展[J]．安徽农_k科学，2008，36(29)：12879-12881．

【45】田廷山．地下水合理开发与保护的战略对策[J]．国土论坛，2005，(7).【46】白大勇，范金霞，鲍万民.受污染地下水的处理技术发展与探讨.齐鲁石油化工，2004,32(3):185-188.【47】陈秀成，曹瑞钰.地下水污染治理技术的进展.中国给水排水，2001,17（4）：23-26.【48】徐鸣，罗建中，肖明威.微污染水源水预处理技术进展.水资源与水工程学报，2005,16(3):65-67.【49】张希衡.水污染控制工程.2版.北京:冶金工业出版社，1993.【50】高廷耀.水污染控制工程，下册.北京：高等教育出版社，1989.【51】高廷耀，顾国维.水污染控制工程，下册.2版.北京：高等教育出版社，1999.【52】王宝贞.水污染控制工程.北京：高等教育出版社1990.【53】罗固源.水污染化控制原理与技术.北京：化学工业出版社，2003.【54】陆柱，蔡兰坤，丛梅.给水与用水处理技术.北京：化学工业出版社环境科学与工程出版中心，2004.【55】王业耀，孟凡生.石油烃污染地下水原位修复技术研究进展.化工环保，2005.25（2）：117-120.【56】张国俊，孟洪，薛峰等.TCE/PCE的DNAPL污染及零价铁墙防治技术，环境污染治理技术与设备，2006,7（4）：12-18.

第二篇：地下水污染与防治-研究生论文

PRB技术修复重金属污染地下水

摘要：地下水是人类宝贵的淡水资源，然而随着现代社会工业化进程的不断发展和人类活动的急剧增加，污染程度也不断加重，这将对人类健康和社会发展造成极大危害，因此必须要研究出行之有效的治理方法，以达到最佳的地下水污染修复。该文在大量搜集国内外地下水重金属污染状况与修复技术研究资料的基础上，总结了重金属污染的分类与危害，针对性的对可渗透反应墙(PRB)技术的概念、原理、活性材料的选取、结构类型、常见类型总结，并以湖南省镉污染场地为例进行了修复效果的研究，得出结论选用石灰石（80-100目）与砾石（10-20目）作为PRB 的介质材料，最优配比为0.45时，能最经济有效去除地下水污染中的Zn、Cd，最后提出了目前PRB 技术存在的问题及前景展望。

关键词：PRB；重金属污染；地下水；污染修复

目录

1绪论.............................................................................................................1

1.1重金属污染的分类与危害..............................................................1 1.2重金属污染地下水修复技术..........................................................4 2 PRB技术....................................................................................................9

2.1概念..................................................................................................9 2.2 PRB技术的原理.............................................................................9 2.3 PRB的结构类型...........................................................................10 2.4 PRB设计的主要参数选择...........................................................11 2.5几种常见的PRB类型..................................................................12 3 PRB对湖南省镉污染场地的修复分析..................................................14

3.1湖南省硫酸锌行业分布................................................................14 3.2 PRB结构的选择...........................................................................15 3.3 PRB介质的选择...........................................................................16 3.4试验结果分析................................................................................16 4结语...........................................................................................................17 参考文献......................................................................................................19

中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

1绪论

重金属污染土壤和地下水成因复杂，土壤结构混杂和地下水污染相对隐蔽，人们对其严重性及治理难度远没达到应有的关注。土壤和地下水一旦遭受到重金属的污染，对人民的生产生活都是灾难。地下水虽说属于可再生资源，但是其更新和自净非常缓慢，一旦遭受到重金属的污染，往往相当长的一段时间难以修复。土壤遭受到重金属污染时，不仅会污染地下水，而且会造成地上植物和土壤中生物的污染，这些重金属污染物会通过食物链的富集作用威胁人类的健康。近年来，重金属污染土壤和地下水的治理引起很多国家高度重视，已经成为环保领域急需解决的任务。

1.1重金属污染的分类与危害

在化学领域中，重金属通常指的是密度大于 5．0g·cm-3的一类金属元素[1]。在环境污染方面所指的重金属主要是指铅(Pb)、汞（Hg）、镉(Cd)、铬(Cr)和类金属砷(As)等生物毒性较为显著的元素，同时还包括具有毒性的重金属锌(Zn)、铜(Cu)、镍(Ni)等污染物。众所周知，砷和硒都是非金属，但是它们的毒性及某些性质与重金属相似，所以环境方面通常将砷和硒列入重金属污染物范围内。随着全球经济迅速发展，各行业在生产运输等过程中产生含有大量的重金属污染物，而这些含有大量重金属的污染物会以各种化学形态通过多种途径扩散迁移到深层土壤或地下水，从而造成土壤和地下水环境中的重金属污染。目前污染土壤和地下水的重金属种类较多，现介绍一些毒性较强且对人类生活和健康构成很大威胁的重金属。

（1）铅污染，铅是可以在人体和动物组织中积蓄的重金属，它的毒性较强。如果铅在人体中蓄积达到一定浓度时，会对人体造成贫血、肾损伤和神经机能失调等症状，其中儿童、老人和免疫低下人群是最易受害的人群。目前，冶炼、五金、机械、油漆、涂料、蓄电池、电镀、化妆品、燃煤、餐具、膨化食品、染发剂、自来水管等是环境中铅的主要来源[2,3]。这些排放到环境中的铅会通过人体消化道、呼吸道和皮肤等途径进入人体内，从而造成人体多种器官的损伤。有关资料表明，铅对水生生物的安全浓度为 0.16mg/L，当用含铅 0.1～4.4mg/L的水来灌溉水稻和小麦等农作物时，会使农作物中铅含量明显升高，通过食物链的富集作用，这些富集在农作物中的铅会迁移并富集到人体中，对人类的健康造成很 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

大危害。人体内正常的铅含量应该在 0.1 毫克/升，如果体内铅含量超标，将会损伤大脑中枢及周围神经系统，引起儿童多动、注意力不集中、学习困难、任性冲动、脾气急躁；破坏造血系统，阻碍血红素的合成,导致贫血；影响消化系统功能，导致孩子厌食、异食癖、味觉丧失或错乱等；抑制生长激素的合成与释放，使孩子发育迟缓；抑制免疫系统功能，使孩子体质差，感染机率增加；影响身体对其他金属元素的吸收、代谢，导致进补铁、锌、钙等无效或吸收少；对生殖器官，尤其是对肾脏损害极大，引起肾功能障碍[3-6]。

（2）汞污染，汞在常温下为银白色的液体，通常称之为水银，其熔点为 38.87℃，它是室温下唯一的液态金属，具有流动性[7]。汞在自然界中以很多种形式存在如金属汞、无机汞和有机汞化合物。汞极易蒸发，汞和汞蒸气及其化合物都有很强的毒性，并且可以在人体内蓄积。汞主要来源于贵重金属冶炼、化妆品、照明用灯、齿科材料仪表厂、食盐电解、燃煤、水生生物等[8,9,10]。环境中的汞会通过各种途径进入到人体血液中，当金属汞通过血液进入脑组织后，会在脑组织中蓄积，当汞的含量达到一定程度时就会对脑组织及周围神经系统造成损害，进入到血液中的游离态汞离子会通过血液循环作用转移到人体的肾脏等器官，从而对人体内脏器官造成损害。水体中的无机态汞离子在水体环境作用下发生生物化学反应转变为毒性更大的有机态汞，这些有机汞通过会食物链进入人体，从而引发人体中毒[11-16]；容易受汞危害的人群主要有女性，孕妇、嗜好海鲜人士；因为天然水中含汞量极少，一般都不会超过 0.1μg/L。正常人血液中汞的含量均小于 5-10μg/L，尿液中汞的浓度小于 20μg/L。如果人体发生急性汞中毒，将会诱发肝炎和血尿的病症。

（3）铬污染，铬是人体内微量元素之一，其主要来源于劣质化妆品原料、皮革制剂、金属部件镀铬部分，工业颜料以及鞣革、橡胶和陶瓷原料等。铬在水中通常以六价和三价存在，其中六价铬的毒性相对较高[17,18]，因此作为环境污染物通常所指的是六价铬，当人体大量摄入六价铬引起人体急性中毒，长期少量摄入也可能会引起人体慢性中毒；例如误食饮用含铬食物，会致腹部不适及腹泻等中毒症状，铬化合物对皮肤有刺激和致敏作用，皮肤会出现湿疹和过敏性皮炎等症状，含铬的烟雾和粉尘会对人体呼吸系统造成损害，可引起咽炎、支气管炎等。受铬污染严重地区的居民，由于经常接触或过量饮用受铬污染水，造成该地区居 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

民容易得鼻炎、结核病、腹泻、支气管炎、皮炎等[19,20]。

（4）镉污染，镉是人体非必要元素，在自然界中通常以化合物状态存在。镉的毒性很大，镉可以再生物体内富集，通过食物链作用进入人体并蓄积在肾脏，造成人体慢性中毒；环境中的镉主要来源于冶炼、燃料、电池、电镀、采矿和化学工业等三废排放[21-25]；废旧电池中镉的含量也比较高、受污染的水果和蔬菜中会富集大量的镉，尤其是蘑菇和一些谷物对镉有一定的富集作用。当人体内镉含量超标时，会引起人体中毒，如使骨骼严重软化，骨头寸断，另外镉也会引起胃脏功能失调，影响人体和生物体内锌的酶系统，导致人体血压升高。矿业工作者、免疫力低下者最易受镉危害。水体中镉含量为 0.1mg/L 时，会轻度抑制地面水的自净作用[26,27]，在用含镉 0.04Mg/L 的水进行灌溉时，土壤和农作物会受到明显污染，农灌水中含镉 0.007mg/L 时，即可造成污染[28-32]。正常人血液中的镉浓度应小于 5 微克/升，尿液中镉的浓度应小于 1 微克/升。当人体血压和尿液中含量超过此范围时，会通过血液循环等作用危害人体健康，如引起骨质疏松，软化变形等症状，在日本曾发生的痛痛病就是慢性镉中毒最典型的例子。

（5）砷污染，砷是人体的非必需元素，环境中的砷主要来源于采矿、冶金、化化学制药、玻璃工业中的脱色剂、各种杀虫剂、杀鼠剂、砷酸盐药物、化肥、硬质合金、皮革、农药等[33,34,35]；元素砷的毒性极低，但是由砷元素组成的化合物均有剧毒，其中三价砷化合物在所有砷化合物中毒性是最强的。受砷危害的人群有农民、家庭主妇、特殊职业工人群体。砷通过呼吸道、消化道和皮肤接触进入人体，如摄入量超过排泄量，砷就会在人体的肝、肾、肺、子宫、胎盘、骨骼、肌肉等部位蓄积，与细胞中的酶系统结合，使酶的生物作用受到抑制失去活性，特别是在毛发、指甲中蓄积，从而引起慢性砷中毒，潜伏期可达几年甚至几十年，慢性中毒有消化系统症状、神经系统症状和皮肤病变等[36-39]。砷还有致癌作用，能引起皮肤癌，在一般情况下，土壤、水、空气、植物和人体都含有微量的砷，对人体不会构成危害。地面水中含砷量因水源和地理条件不同而有很大差异，淡水为 0.2～230μm/L，平均为 0.5μm/L，海水为 3.7μm/L[40]。如果 24 小时内尿液中的砷含量大于 100 微克/升就使中枢神经系统发生紊乱，并有致癌的可能。而且如果孕妇体内砷超标还会诱发畸胎。作用而进入人体，当铜在人体内含量达到到一定程度后就会对人类的健康产生很大危害。中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

（6）铜污染，受污染环境中铜主要来自于选矿、矿山开采、金属加工、冶炼、有机合成、机器制造和其他工业的废水等行业的排放[41,42,43]，金属加工、电镀工厂在这些行业中向环境排放的铜含量是最高的，排放的每升废水中铜的含量可达几十毫克甚至几百毫克。由于这些行业对废水处理的不当，因此造成环境中水体和土壤的污染，从而影响人类健康。有关研究表明当水体中铜的含量达到 0.01 毫克/升时，这将会对对水体自我修复能力有明显的抑制作用；当含量超过 3.0 毫克/升时,受污染水体会产生难闻气味;污染空气环境，含量超过15 毫克/升时候，受污染的水就无法被人类使用[44,45]。这些含铜废水若处理不当会污染土壤环境，尤其是对农业用地的危害非常之大，农业灌溉水中铜对水稻危害的临界浓度为 0.6 毫克/升，当超过这些浓度时，会造成造成水稻生长状况不佳，并通过食物链的作用威胁人类健康。另外，铜对水生生物的毒性也很大[46]，其中铜对鱼类危害临界浓度为 0.002 毫克/升,但一般认为水体中含铜量达到 0.01 毫克/升时对鱼类的生命活动影响不大[47]。在一些小河中，曾发生铜污染引起水生生物的急性中毒事件；在沿海地区，曾发生铜污染水体事件，水体中的铜对水中生物产生很大影响并导致海水中牡蛎肉变绿。在农业生产过程中也会对土壤和地下水环境造成铜污染，例如农田灌溉、化学试剂的使用等等通过各种途径进入到土壤和水体环境中。铜在植物体中各部分的累积情况也大不相同[48-52]，大多数植物中铜分布的情况是根>茎和叶>果实，只有少数植物体内铜的分布与之相反，例如丛桦叶果实部分铜元素的含量在所有部分中是最高的。除此之外，水生生物铜也有很好的富集作用，环境中的铜会通过食物链的富集作用而进入人体，当铜在人体内含量达到到一定程度后就会对人类的健康产生很大危害。

1.2重金属污染地下水修复技术

全球化经济的快速发展和城市化进程的加快给人类的生活带来了翻天覆地的变化，然而人类生活得到改善的同时却让我们生存的环境付出了很大的代价。各行业在生产、运输及三废排放等过程中向环境排放了大量的重金属，由于这些重金属在环境中难以修复，对土壤和地下水造成了严重的污染[53]，重金属污染地下水修复技术的研究已经成为环保领域十分迫切的任务。

目前已有很多国家采取了相应的重金属地下水的防护措施,并且投入大量资金和精力开展了有关重金属污染地下水修复研究。当前的重金属污染地下水修复 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

技术主要可分为异位修复技术和原位修复技术两类。其中异位修复技术主要是抽出处理法[54]，原位修复技术则包括地下帷幕阻隔与水力控制技术、渗透反应墙和电动处理技术。

1.2.1 异位修复技术

在重金属污染地下水治理过程中，应用最多的是异位修复技术，该技术主要原理是将受重金属污染的地下水抽出至地表，然后通过各种方法再进行处理。该处理技术在对重金属污染地下水修复在短期内具有很高的处理效果，但是在长期的工程应用上，可能会出现拖尾反弹等现象，从而使得处理效率降低，增加处理成本。近年来，国内外普遍采用一种异位处理技术即泵—处理技术[55]来修复重金属污染地下水，该技术在很多国家都有广泛的应用，且成熟度较高。该技术的主要方法是在重金属污染地下水流经方向开设多个抽水井，从抽水井中抽取被重金属污染的地下水，然后将抽出来的地下水运送到附近污水处理厂或者其他地上处理设施进行处理，从而达到净化地下水的目的。在治理的过程中为了不对地下水的补给和地下水抽出后可能造成地面沉降等问题的影响，通常会另打几口注水井，把处理过的地下水回灌到地下当中。井群系统的设计是该项技术能够很好应用的关键，对于井口位置的设计，应满足流经井群的地下水包含整个受污染的地下水，以便把受污染的地下水全部抽出来进行异位处理。地下水修复技术最早使用的方法就是抽出处理技术，根据美国环保局的统计[56]，在 1982－2002 的 20 年间，在工程应用上该项技术的使用比例高达 68%，远远超过其它修复技术。抽出处理技术对于突发性或高强度的地下水污染具有快速处理和效率高等优点，但是处理过程较为繁琐且抽取和处理所需费用高,并且需要对其进行长期监测和维护,同时该技术对重非水溶相液体(DNAPL s)的去除效果甚微[57]。

1.2.2 原位修复技术

由于异位修复技术需要长期监控和维护并且成本较高，因此对于重金属污染地下水原位修复技术得到了国内外学者的广泛关注，原位修复技术是指人为控制在不影响地下水水力条件的的情况下，在原位将受重金属污染地下水修复的一种技术。该技术主要可分为渗透反应墙技术、地下帷幕阻隔技术及电动处理技术。

（1）渗透反应墙技术渗透反应墙(PRB)技术修复地下水的主要原理是在垂直于重金属污染的地下水流经方向设置由活性反应介质组成的可渗透反应墙，在 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

重金属污染物随着水体流动经过反应墙时可与活性反应介质发生吸附、沉淀、降解等作用，从而将重金属污染物从地下水中去除，净化地下水体环境。PRB活性材料可根据污染物的种类进行选择，活性材料的选择是处理重金属污染地下水的关键，选择的依据主要是活性材料具有持久性强，抗腐蚀性好、粒径均匀并且无二次污染等特点。该技术对重金属污染地下水主要有物理、化学、生物三种修复机理。可渗透反应墙技术最早是在 1982 年由美国环保局提出的,在20 世纪 90 年代初期得到了深入研究。渗透反应墙的安装同样相当重要，通常将其安装在地下蓄水层并垂直于地下水流方向。在水力梯度作用下，当重金属污染的地下水流经渗透反应墙时,地下水中的重金属污染物会与渗透反应墙活性材料发生反应，从而将其从地下水中去除[58-60]。渗透反应墙技术不同于异位修复技术，它不需要将污染的地下水抽出地面进行处理，这个过程同样可以省去地面处理系统，从而降低了处理成本,通常所选的活性介质都是些价格低廉或者一些行业生产过程中的废弃物，这使得该技术在材料成本上又优于抽出处理技术。反应墙的活性材料一般消耗的很慢,有的几年甚至十几年对重金属污染地下水还有很强的处理能力，重金属污染物在随着地下水流经反应墙时，经过反应墙活性材料的吸附、降解等作用而被去除，不需要人为为其提供动力条件。渗透反应墙安装完成后，一般情况下几乎不需要其他运行和维护费用。与传统的异位修复技术相比, 该技术在操作费用至少可以节省 30 %以上[61]。渗透反应墙技术对地下水生态环境的影响较小,是一项最具发展潜力的重金属污染地下水修复方法。可渗透反应墙通常可分为连续墙型和烟囱—门型两种。连续墙指的是在蓄水层安装连续的可渗透反应墙，确保遭受重金属污染所有区域内的地下水都能得到渗透反应墙的处理。这种反应墙的使用并不现实，因为该处理方法是根据土壤蓄水层厚度来确定安装的连续墙所需面积，蓄水层厚度越大，或者说地下水污染区域越大,则安装的反应墙的面积就越大，因此该处理技术的造价就会越高。然而烟囱-门型渗透反应墙相对于连续墙来说在造价费用上要低很多，该方法是在地下水流动区域内填充造价较低的阻隔墙,将受重金属污染的地下水汇集在一起，然后设置活性渗透墙，将这些汇集起来的地下水流经活性渗透墙，从而达到集中处理的目的，该方法不仅造价成本较低，而且不会降低渗透反应墙的处理效果。该方法中使用的活性渗透墙与障隔墙的组合被称为烟囱-门型渗透反应墙。该方法具有反应区域较小, 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

造价成本低，易于清除和更换等优点，因此更适合于原位处理重金属污染的地下水。该方法使用的渗透墙通常可分为两种，即单通道系统和多通道系统。而多通道又可分为串联多通道系统和并联多通道系统。当地下水中污染物混合情况下较为复杂时通常采用串联多通道系统来处理重金属污染地下水，当重金属污染地下水区域较宽时,可采用并联多通道系统对地下水进行修复。另外，活性材料的选择是可渗透反应墙修复效果良好与否的关键。通常来说，活性材料的选择应该考虑以下几点[62,63]：①抗腐蚀性好，活性保持时间长，活性材料的粒度要均匀。②对重金属污染物吸附和降解能力强，在地下水环境中稳定不会对环境造成污染。③易于施工安装，环境相容性好，在对重金属污染物处理后不会对地下水环境产生二次污染。目前实验室研究中的活性材料主要有活性炭、沸石、粉煤灰、磷酸盐、石灰石、Fe0 和一些微生物材料等。渗透反应墙技术的应用也比较早，在十九世纪八十年代，加拿大滑铁卢大学成功地将该方法应用污染地下水修复的现场演示。到目前为止，渗透反应墙技术在欧美等国已进行了大量研究，并且已经开始商业应用[60]。例如 F Di Natale等用活性炭作为作为渗透反应墙的活性材料来修复镉污染的地下水，实验结果表明，在高 pH 值和含盐量地的情况下，活性炭对地下水中镉的吸附能力最强。Maria Rosaria Boni等用体积比为 1:1 的青草堆肥和硅土砾石作为 PRB 的混合活性材料，实验结果显示，该反应墙对六价铬的去除率可达 99%以上。近年来该项技术在我国也得到了很多学者的关注，目前有很多学者对该项技术开展研究，但绝大部分都还处于实验室的理论研究阶段，工程上的应用较少。杜连柱等[64]实验模拟地下水环境，以受重金属离子Pb、As、Cd、Cr、Fe 和总Mn污染的地下水为研究对象，利用还原铁粉、铸铁粉、铸铁粉与颗粒活性炭的混合物为可渗透反应墙(PRB)的主要介质，石英砂为辅助介质，设计了 3 种反应器。在有效孔隙率为 60%～65%、水力停留时间为 12.0～14.4h 的条件下，考察其对污染物的去除效果。结果表明：3 种反应器对Pb、As、Cd、Cr 均有较高的去除效果，去除率达 98%以上；总Mn的去除率分别达 98%、89%和 66%，Fe 的去除率分别达 83%、56%和 49%。考察了 3 种反应器内 pH、Eh、DO 的关系及对重金属离子去除效果的影响，分析了污染物的去除机理。综合考虑处理效果与成本，杜连柱等人认为以铸铁粉与石英砂的混合物为 PRB 的反应介质，应用 PRB 技术原位处理受上述重金属离子污染的地下水是可行的。中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

董军等人[65-68]通过实验模拟对地下水和垃圾渗滤液等方面进行了大量的研究。然而在国内实地应用研究非常少。由于资金的紧缺、人们对于污染地下水修复缺乏足够的关注，加之对污染地下水地区的土壤类型、地质状况、污染组分、污染强度、影响深度、范围、平均污染响应时间和气候水文等基础数据都非常欠缺等因素都限制了该项技术在我国的发展。

（2）地下帷幕阻隔技术，地下帷幕阻隔技术主要是通过在地下构筑隔水帷幕，形成垂向和水平方向的地下水物理隔离带，防止地下水向外渗流。具体措施为：以钢铁，水泥等材料，在受污染地区修建隔离墙，防止污染地区的地下水流到周围地区，其中以水泥最为便宜，应用也最为普遍。还可以在污染土壤上覆盖一层合成膜，或在污染土壤下面铺一层水泥和石块混合层以减少地表水的下渗[69]。地下帷幕阻隔技术目前比较成熟，只有在处理小范围的剧毒，难降解污染物时才可考虑的一种永久性封闭方法[70]，多数情况下，它只是在地下水污染治理初期，被用作一种临时性的控制方法，但对于重大环境突发事件污染场地的地下水污染隔离有其明显的特殊性，各种帷幕技术必须保证能够在短时间内快速有效实施、帷幕材料能够有效防止污染物的腐蚀破坏且不对地下水产生不良影响。

（3）电动处理技术，电动力修复技术是利用地下水和污染电动力学性质对环境进行修复的新技术,电动修复技术具有人工耗费少，接触有害物质少并经济效益较高等优点，其原理主要是通过在污染土壤两侧施加直流电压形成电场梯度使污染物质在电场作用下以电迁移、电渗流和电泳的方式迁移到电极两端从而清洁污染土壤[71-72]。到目前为止，已有美国、加拿大、德国、荷兰、日本等国家和地区开展该技术的研究与应用。Kim 等采用该技术修复土壤中的Pb和Cd 污染的实验表明，土壤中重金属能被有效去除且修复效果受电压和土壤的pH 值及渗透性等因素影响，Gidarakos等研究土壤中 Zn 和 Cd 污染的电动修复效率，实验表明鳌合剂和 pH 值等对污染土壤的修复效果影响明显，Genc等也应用电动修复技术进行实验研究河流底泥中的Mn和 Cu 及Pb和zn等污染物的去除效果，R Lageman[73]对Pb和 Cu 污染的泥炭土就地进行了现场研究。原土壤中的Pb和 Cu 质量分数分别为 300～1000mg•kg-1和 500～1 000 mg•kg-1，动电试验面积为 70m×3 m，每天通电 10h，43d 后，发现Pb的去除率达 70%，Cu 的去除率达 80%，能耗为 65kWh•m-3。国内也开始利用动电技术对重金属污染场地 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水 的修复研究，如王业耀和孟凡生[74]对 Cr6+污染土壤的电动修复作了实验室研究，实验结果表明，电动修复可以有效去除高岭土中存在的 Cr6+，最高去除效率可达 97.8%；用蒸馏水冲洗和乙酸中和阴极电解产生的 OH-1，可以提高铬的去除效率，周东美等[75,76]在实验室条件下，对黄棕壤中 Cr6+的电动修复作了较为深入的研究。在控制阴极液酸度条件下，研究施加不同电压对铬污染黄棕壤中铬的电动过程的影响。结果显示，施加 20V 电压处理获得了较好的铬去除率和较低的能耗，576h 后土壤中总铬和 Cr6+的去除率分别达到 41.11%和77.17%。另外，添加络合剂和控制阴极池溶液酸度也会影响 Cr6+的去除。他们还用该技术对铜污染的红壤修复作了中试研究[77]。近年来，国内外的研究人员开发了一些电动修复与其它方法联用的技术，如 EK—生物联用技术、EK—Fenton 联用技术、EK—PRB 联用技术等等。其中 EK—PRB 联用技术可以将毒性较高的重金属及有机物质用电动力使其向电极端移动，使污染物质与渗透性反应墙内的填充基材反应，从而使得污染物质的毒性降低[77]。美国、加拿、大英国等对该技术的研究较早在室内和现场研究方面均取得了一定的成果[78]，国内针对 EK—PRB 联用技术的研究还主要处于实验室小试规模其中大陆地区对该技术的研究比较少。

2PRB技术

2.1概念

可渗透反应墙(Permeable Reactive Wall)技术又称渗透反应格栅(Permeable reactive barrier, PRB)技术，在1982 年由美国环保局提出，20 世纪90 年代初期得到深入研究[64]，是以活性填料组成的构筑物，垂直立于地下水水流的方向，污水流经过反应格栅，通过物理、化学及生物反应，使污染物得以有效去除的地下水净化技术，具有经济、便捷、处理效果好等优点。

2.2 PRB技术的原理

PRB主要由透水的反应介质组成。它通常置于地下水污染羽状体的下游，与地下水流相垂直：污染地下水在自身水力梯度作用下通过PRB时，产生沉淀、吸附、氧化还原和生物降解反应。使水中污染物能够得以去除，在PRB下游流出处理后的净化水[79-81]。可渗透反应墙示意图如图1所示。中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

图1 可渗透反应墙示意图

2.3 PRB的结构类型

PRB按结构类型可分为两种类型[82]：连续墙式和隔水漏斗-导水门式，如图所示：

图2 PRB结构类型[82]

连续墙式PRB，即当地下水污染的羽状体较小时，在流动下游区域内安装连续的活性渗透墙，墙体垂直污染迁移途径，注意墙体的厚度和深度以确保能让整个污染羽状体通过。其优点是对天然地下水流动情况干扰小，但如果污染区域较大，设计连续墙的造价也随之增大。

隔水漏斗-导水门式PRB，即在地下水流动区域内设置障碍墙，将隔水漏斗 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

嵌入其中，受污染地下水通过导水门汇集到较窄范围，再设置活性渗透墙，地下水经渗透反应介质处理后得到修复。此类PRB 结构介质装填料少，反应区域小，但干扰天然地下水流场。

连续墙式PRB结构比较简单．用于地下水形成污染羽状体影响范围较小场地；隔水漏斗一导水门式反应墙主要由不透水的介质和导水门及渗透反应介质组成，通过引导或汇集地下水流进入导水门．然后再由渗透反应介质进行处理，主要用于潜水埋藏浅的大型地下水污染羽状体[83]。

2.4 PRB设计的主要参数选择

PRB的结构设计主要考虑的核心问题有：确保PRB能够嵌插到隔水层或者弱透水层中，防止地下水通过渗透墙底部穿过；确保足够的水力停留时间．防止水体处理达标；确保良好的透水性，防止堵塞一因此，PRB参数选择主要包括结构的选型、水力停留时间和反应墙的渗透系数等[84]。

2.4.1 PRB结构参数的选择

PRB的宽度主要由污染物羽流的尺寸决定，考虑到地下水流向的不稳定和污染羽尺寸进一步扩大的可能，PRB的实际宽度一般是污染物羽流宽度的1.2-1.5倍。PRB的高度主要由不透水层或弱透水层的埋深和厚度决定，根据国外的PRB 工程经验可知[85]．PRB的底端嵌入不透水层或弱透水层至少0.6 m．防止污染物羽流绕过反应墙流向下游，PRB的顶端需高于地下水最高水位，防止地下水溢出或地下水位的季节性波动。反应墙的厚度（B）主要南地下水的水流速度（v）和水力停留时间（t）来确定。

B=vt

式中：v为地下水流速，m／s；

t为修复污染物所需的反应时间

地下水流速(v)一般指地下水的平均流速，主要由反应介质的孔隙率和含水层的渗透系数决定．在长期运行中，反应介质的孔隙率有逐渐减小的趋势．因此，在设计中一般采用最大流速。

2.4.2水力停留时间的选择

污染物羽流在反应墙的停留时间（t）主要由污染物的半存留期和污染羽流 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

经反应器初始浓度决定：现场的地下水污染物浓度分布不均匀，基于工程安全性考虑，设计按照污染物的场地内最大的浓度值计算。计算可采用：

t=nt0.5u1u2R[86]

式中：n为半存留期的次数；t0.5为半存留期，t0.5=ln2/k，(k为一次反应速率)；u1为温度校正因子，可取2.0-2.5。正常温度为20-25℃；u2为密度校正因子，可取1.5-2.0；R为安全系数，可取2.0-3.0。

2.4.3渗透系数的选择

渗透系数又称水力传导系数(hydraulic conductivity)，是表示流体通过孔隙骨架的难易程度一表达式为：

K=kρg／η

式中：K为渗透系数；k为孔隙介质的渗透率，它只与固体骨架的性质有关；η为动力粘滞性系数；ρ为流体密度；g为重力加速度。

渗透系数是反应墙正常运行的关键参数之一，在PRB的设计中。必须要优化配置，满足良好的修复效果同时，必须选择合理渗透系数的填充介质：对填充介质的选择必须大于甚至远大于含水层的渗透系数：如果反应介质的渗透系数小于含水层渗透系数，反应产物会富集沉淀在反应墙的表面，造成反应墙的堵塞，使地下水的滞留现象，造成PRB的效果不好甚至不能使厢、根据US EPA研究数据[85]显示反应墙的渗透系数必须大于含水层渗透系数的2倍以上才能发挥较好效果．因此，反应墙通常设计选择渗透率大的滤层(砂层)、筛网和高渗透率反应材料组成。

2.5几种常见的PRB类型

2.5.1Fe0—PRB和双金属反应墙

资料显示[87-89]，零价铁是一种常见的用作于土壤修复中的反应物，主要是因为土壤中的污染物会和化学性质活波的颗粒铁起作用二零价铁对挥发性有机氯化物的降解主要涉及的三个过程为：①Fe0的电子转移到碱金属氯化物。②Fe0在水中氧化为Fe2+，Fe2+在水中进一步氧化为Fe3+。③零价铁在氧化过程中产生的氢离子与氯化物发生反应：除铁作为反应墙外，很多研究员对铜、银、锌、锰的研究也有较好的效果。中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

近年的科学研究，提出了双金属和多金属系统。是指在Fe0颗粒上镀上第2种或第3种金属：MuftikianR等，研究认为Fe0表面的Pd加速了目标污染物的脱氯，反应速率可以比Fe0系统大10倍。ChioJH等运用反应介质为Pd/Fe二元金属和接种了厌氧菌的砂砾的连续式PRB还原脱氯和生物降解2.4.6-三氯苯酚（2.4.6-TCP），体系反应时间为30.2-21.2h时，可将质量浓度为100mg/L的2.4.6-TCP全部还原成苯酚，而PRB生物部分在反应时间为7-8d时可将100μmol/L的苯酚完全去除。因此，在生物处理前预先进行还原脱氯会提高整个PRB系统的处理效果。Prusse等应用Pd-Cu/Al2O3、Pd-Sn/Al2O3和Pd-In/Al2O3三种不同催化剂催化还原硝酸盐，研究表明Pd-Sn/Al2O3和Pd-In/Al2O3，催化剂较Pd-Cu/Al2O3，催化剂的选择性有所提高，在双金属催化剂中，NO2-只能吸附于Pd的催化点位，单金属Pd表现出对NO3-的还原没有催化活性。

2.5.2生物反应墙（BiologicaI reaction barrier）

生物反应墙是指在污染的地下水流向相垂直的方向用泥土建成长条形修复带，通过向土中注入反应剂的方法促使或加速污染物的降解．生物反应墙主要应用于有机物降解，分为好氧型和厌氧型。好氧型需要良好的氧化条件，主要应用于苯类、轻质油类和氯乙烯的降解；厌氧型生物墙具有强还原条件下对卤化物的脱卤过程。

马会强等[90]以功能微生物泥炭和粗砂为填充介质设计新型生物反应墙，对苯系物、萘系物及菲去除率可达到83.6％-99.85％；孙本山等[91]，可吸附生物反应墙修复地下水中BTEX的研究表明，加硝酸盐的生物反应墙和对照组对BTEX的总去除效率可达到86％-97％。有研究表明睁[92,93]，在生物修复方面，生物反应墙在土壤修和地下水复方面更具高效、节能和环保，但原位生物修复的设计会受到众多因素的干扰。例如，污染物浓度，水层渗透系数、地下水水质和土壤特性等二因此，进行生物反应墙必须建立等够反应污染物情况的模型，确保全面的描述污染源、羽流和地下土壤特性的情况，精确注入的反应剂的量和浓度，减少能源消耗总量和增加叮再生能源的使用。

2.5.3水漏斗-导水门反应系统(funnel-and-gate system)隔水漏斗一导水门反应系统采用不透水的斗形装置将被污染的地下水带人反应区中，在反应区将污染物从地下水中去除。由于导水漏斗具有导流后叮以选 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

择特定的方式处理污水中污染物，因此该系统可以融入铁反应墙、生物、化学和混合式处理方法，该方法在欧美发达国家有较多的使用。

2.5.4其它新型反应墙

土壤修复作为庞大的系统性工程，选择分块的解决各个问题，必须找到快速、高效、稳定的治理土壤的方法。目前，国外正在研究的反应墙较多，由于存在实际的应用难度，多作为理论研究。2.5.4.1纳米铁微粒反应墙

采用纳米级的铁微粒作为反应物，该微粒比表面积大，和乳化液、水混合后能够直接注入土壤中：亲油性的挥发性有机氯化物与化学性质活波的铁微粒的反应在乳化液的作用下进行，因而能够在较短时间完成反应。2.5.4.2电动生物反应墙

电动生物反应墙是新探索的土壤和地下水修复方法，主要原理是水在电极的作用下形成氧气和氢气，氧气和氢气在微生物的作用下，对挥发性有机氯化物、苯类和油类物质进行分解。因同时具备了生物性和电化学性，是比较新型的修复技术，目前在这方面得到成功应用的案例还没有报道。PRB对湖南省镉污染场地的修复分析

3.1湖南省硫酸锌行业分布

根据2014 年现场调研，湖南省主要以硫酸锌为最终产品的企业共有14 家，3家在建，1家停产整治，10 家企业正常生产。企业生产能力均不大于2 万t /a(一家5 万t /a 除外)。企业约86%分布在衡阳，14%分布在株洲。用GPS 对14 家生产企业定位发现，这类企业集中在112°35'-113°33'E，26°23'-27°50'N，均沿湘江及其支流而建，约79%的企业分布在湘江中上游（图3），是湘江主要重金属污染源之一，已列入《湘江流域重金属污染治理方案》中。硫酸锌生产过程中产生的铜镉渣，随废水、废渣等释放到环境中，随地表水渗入地下，造成地下水Cd污染严重。中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

图3湖南省硫酸锌企业沿水系分布情况

3.2 PRB结构的选择

湖南省衡阳地区气候温暖湿润，雨量充沛，属亚热带季风气候。地貌类型以丘岗为主，四周山、丘围绕，中部平、岗丘交错，整个地形比降为7.9‰。地质构造简单，无活动断裂通过，未发现不良地质现象，场地和地基稳定。区域地层依次为碳酸盐岩、碎屑岩与页岩、红色碎屑岩。区域内地震基本烈度＜6度，设计地震加速度＜0.05 g，未发现饱和砂土层。地下水类型为上层滞水及基岩裂隙水，水量贫乏;透漏分析发现岩石土层透水性为中等－弱透水，底部下伏基岩风化较为强烈，透水性强，因此适宜建可渗透反应墙。拟建可渗透反应墙采用天然地基浅基础，持力层选择全风化板岩或强风化板岩，为防止可渗透反应底部有毒有害元素通过底部基岩渗漏到下游，需对基础底部基岩进行防渗处理。

该地区含水层埋藏浅，地下水污染物羽流规模小，因此PRB 结构选用连续反应墙式。在污染区下游修建一个连续反应墙，墙体的宽度及高度能保证整个污染羽状体通过，墙体的厚度能切断整个污染羽状流，保证污染区域内的地下水得到修复［94］。区域硫酸锌企业生产能力和生产工艺基本相同，区域污染物特征也类似。根据该区域水流特征、污染物浓度和排放标准计算，拟建可渗透反应墙可按照顶部厚度约2.0 m，底部厚度约1.3 m，反应墙宽度约15 m，高度约6 m 的模式选择，采用砾石基体材料，修复Cd、Pb、Zn 等重金属的活性材料建造。反 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

应墙的使用寿命按30 年设计，重金属离子与活性材料发生物理吸附及化学反应形成重金属碳酸盐沉淀，达到地下水重金属Cd 含量＜0.10 mg /L，Zn 含量＜2.0 mg /L 的要求。

3.3 PRB介质的选择

PRB 介质材料选择时应该考虑下列几个方面: 第一，介质材料能否与地下水中的污染物发生一定的物理、化学或生物反应，从而使污染物能够全部被清除;第二，介质材料能否大量取材，同时在反应中不易溶解或消耗，从而使PRB 系统达到30年设计要求;第三，介质材料既经济又不产生二次污染[95]。

3.3.1试验方法

该次试验以湖南省硫酸锌行业污染场地产生的渗滤液原样进行分析，渗滤液水质特性为Zn = 36.30mg /L，Cd = 1.53 mg /L。通过实验室土柱试验模拟PRB 可渗透反应墙，探索石灰、石灰石混合料等不同介质材料与填充方式对渗滤液中Zn、Cd 等重金属在不同渗透时间下的去除效果，并判断介质材料的最佳细度、最优配比和反应时间，确定PRB 技术防治地下水Cd 污染的可行性。

3.3.2介质的选材

试验设计了3 个塑料柱(1、2、3)，每个反应器的总高度为50 cm，内径为5 cm，底部填充5 cm 厚的砂层，起过滤、缓冲和保护作用;上部为10 cm 厚的砂层，以隔绝空气;中间为反应器主体部分，高度为20 cm。试验几种不同填充方式的反应效果: 1 号柱内填充砾石+ 石灰单层，2号柱内填充砾石+ 石灰+ 砾石多层，3号柱内填充石灰+ 砾石混合料。

3.3.3反应柱运行

该次试验分析多种介质及其细度和配比对Zn、Cd 的去除效果。根据试验需要，选择需混合的活性材料，装入混合机充分混合。反应柱运行14 h，且均以4mL /min左右的流速往塑料柱内滴加渗滤液，每隔2 h 左右取一次样进行重金属定量检测，分析3 个柱内Zn、Cd 达标持续的时间。参考柱试验结果，估算工程应用中所需的原料和数量，完善可渗透反应墙的设计方案。

3.4试验结果分析

装置运行后，3个塑料柱同步运行监测，样品送化验室分析各塑料柱输出液 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

Zn、Cd 浓度，综合对比介质细度、介质配比对Zn、Cd 的去除情况。3 个塑料柱出水Cd 和Zn 浓度值随渗透时间的变化曲线见图4。由图4可知，试验效果较好的是3 号柱。3 号柱的介质材料是石灰石和砾石混合柱，石灰石细度为80-100 目，砾石细度为10-20 目，石灰石与砾石的比例为0.45。在该配比中，2-11 h任意点取样，去除Cd 的效率都在97%以上，而10 h 时，出水Zn 浓度为1.468 mg /L，达到环境标准要求，11 h 时出水Zn浓度为5.186 mg /L，超出环境标准要求。因此取该试验出水达标时间为10 h，即10 h 时最优配比为0.45 的石灰石混合柱达到吸附饱和状态。

介质材料之所以选择石灰石是因为在特定可行性测试中，它的重金属负载能力和去除能力比其他材质好（石灰石≈骨炭粉＞硅肥＞高炉渣），且石灰石比骨炭粉经济。因此，工程应用上，可渗透反应墙选择石灰石(80-100 目)与砾石（10-20目）混合，比例为0.45为宜。

图4 不同介质材料下出水Cd(a)、Zn 浓度(b)随时间的变化曲线

4结语

该文总结了重金属污染的分类与危害，针对性的对可渗透反应墙(PRB)技术的概念、原理、活性材料的选取、结构类型、常见类型总结，并以湖南省镉污染场地为例进行了修复效果的研究，得出结论：以石灰石（80-100目）与砾石（10-20目）作为PRB的介质材料，最优配比为0.45时，可以经济有效去除污染地下水中的Zn、Cd浓度，满足环境标准要求。

可渗透反应墙（PRB）技术造价低廉、维护简单，对于处理各种地下水污染具有良好的效果，是今后地下水修复技术的发展方向。但是，这项技术仍存在很多问题：地下水中的污染物在墙体表面不断积累，使得墙体活性介质饱和，甚至失去活性，则必须定期更换反应物质，以保证处理效率。当介质材料的粒径过小、中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

介质的截留沉淀等作用，可能造成反应器的堵塞，影响PRB 的使用寿命，而更换下来的活性材料需作为有害废弃物加以处置。此外，传统施工技术即土体开挖方法有待研究、改进和提高；PRB 长期运行的稳定性和有效性也是不容忽视的。

因此，在研究可渗透反应墙(PRB)技术时要注意，（1）反应材料应易得有效、费用低廉、不产生二次污染；（2）多种污染组分应设计多个反应器的有效组合（包括不同类型、不同结构、不同反应材料等）；（3）保证反应材料的有效使用，延长PRB 系统使用寿命；（4）设计施工过程中要考虑地下水水流、地质环境、渗透性、人类活动等的影响。一般而言，PRB 去除地下水中污染物的针对性较强，即对某一类污染物的去除效果较好而对其它污染物的去除效果较差。但是，地下水污染物不是单一的，所以在选取反应材料时要综合考虑，采用混合介质材料。而采用混合材料时要做一定的条件试验，确定最佳配比，提升综合处理效果，以确保PRB 系统的有效性、经济性、长期性，并达到最佳的地下水污染修复。

我国大部分地区水资源短缺、地下水污染严重，研究人员应借鉴国外经验，不断完善PRB 系统的理论和技术，使PRB 的发展趋于多元化、多级化，从而能够适应复杂的污染地下水。因此，PRB 技术是一种很有前途的污染治理技术，将会成为今后地下水污染修复技术的发展方向。中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

参考文献

[1] 张英,周长民.重金属铅污染对人体的危害[J].辽宁化工,2007,36(6):395-397.[2] 陆泗进,王红旗,杜琳娜等.污染地下水原位治理技术-透水性反应墙法[J].环境污染与防治,2006,28(6):452-457.[3] 姜楠 , 王鹤立 , 廉新颖等.地下水铅污染修复技术应用与研究进展 [J].环境科学与技术,2008,31(2):56-60.[4] 时文歆 ,于水利 ,邱晓霞等.动电修复铅污染土壤和地下水的初步研究 [J].环境科学与技术,2005,28(1):21-23.[5] 胡宏韬,侯玲娟.铅污染地下水电动修复研究[J].水处理技术,2009,35(9):56-59,63.[6] 张军丽 ,李瑞玲 ,张燕等.改性壳聚糖吸附剂的合成及对镉离子的吸附性能 [J].环境科学与技术,2011,34(7):87-89,170.[7] 胡月红.国内外汞污染分布状况研究综述[J].环境保护科学,2008,34(1):38-41.[8] Cordy, P., Veiga, M.M., Salih, I.et al.Mercury contamination from artisanal gold miningin Antioquia, Colombia: The world's highest per capita mercury pollution[J].Science ofthe Total Environment,2011,410/411:154-160.[9] 覃东立,姜秋俚,付友生等.全球汞污染回顾与分析[J].环境保护科学,2009,35(4):75-78.[10] Ping Li, Xinbin Feng, GuangleQiu et al.Mercury pollution in Wuchuan mercury miningarea, Guizhou, Southwestern China: The impacts from large scale and artisanal mercurymining[J].Environment international,2012,42:59-66.[11] Laiguo Chen, ZhenchengXu, Xiaoyong Ding et al.Spatial trend and pollution assessmentof total mercury and methyl mercury pollution in the Pearl River Delta soil, SouthChina[J].Chemosphere,2012,88(5):612-619.[12] 荆延德 , 何振立 , 杨肖娥等.汞污染对水稻土微生物和酶活性的影响 [J].应用生态学报,2009,20(1):218-222.[13] 张磊,王起超,李志博等.中国城市汞污染及防治对策[J].生态环境,2004,13(3):410-413.中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

[14] P.Li, X.B.Feng, G.L.Qiu et al.Mercury pollution in Asia: A review of the contaminatedsites[J].Journal of hazardous materials,2009,168(2/3):1082-1091.[15] Sinha, RK, Sinha, SK, Kedia, DK et al.A holistic study on mercury pollution in theGanga River system at Varanasi, India.[J].Current Science,2007,92(9):1223-1228.[16] 万双秀,王俊东.汞对人体神经的毒性及其危害[J].微量元素与健康研究,2005,22(2):67-69.[17] 胡宝伽.铬同位素分馏及其在湖北某无机盐厂地下水污染研究中的应用[J].中国地质大学(武汉),2008.[18] 宋华晓.铜绿假单胞菌还原 Cr(Ⅵ)和降解苯酚的实验研究[J].湖南大学,2010.[19] N.K.Chandra Babu,K.Asma,A.Raghupathi et al.Screening of leather auxiliaries for their role in toxic hexavalent chromium formation in leather—posing potential health hazardsto the users[J].Journal of Cleaner Production,2005,13(12):1189-1195.[20] PellerinC.,BookerSM.Reflections on hexavalent chromium-Health hazards of an industrial heavyweight[J].Environmental Health Perspectives,2000,108(9):402-407.[21] 韩瑾 , 李星 , 杨艳玲等.饮用水源突发镉污染的应急处理技术研究 [J].中国给水排水,2012,28(21):1-4.[22] 袁珊珊,肖细元,郭朝晖等.中国镉矿的区域分布及土壤镉污染风险分析[J].环境污染与防治,2012,34(6):51-56,100.[23] 陈志良 , 莫大伦 , 仇荣亮等.镉污染对生物有机体的危害及防治对策 [J].环境保护科学,2001,27(4):37-39.[24] Tang Xiang Yu,Katou, H.,Suzuki, K.et al.Air-drying and liming effects on exchangeablecadmium mobilization in contaminated soils: a repeated batch extraction study.[J].Geoderma:An International Journal of Soil Science,2011,161(1/2):18-29.[25] Michael A.Pinto.An Environmental “Mash-Up”-Part 3: Mercury, Lead & CadmiumHazards[J].Cleaning & restoration,2011,48(2):8,32-33.中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

[26] 陈志良 , 莫大伦 , 仇荣亮等.镉污染对生物有机体的危害及防治对策 [J].环境保护科学,2001,27(4):37-39.[27] 胡宏韬.电动与渗透反应格栅联合修复镉污染地下水实验[J].环境工程学报,2009,3(10):1773-1777.[28] 文秋红,史锟.部分植物富集镉能力探讨[J].环境科学与技术,2006,29(12):90-92.[29] 李仰锐 ,徐卫红 ,吴艳波等.有机酸、EDTA 对镉污染土壤上稻米品质的影响 [J].中国农学通报,2012,28(9):102-105.[30] 梁彦秋,刘婷婷,铁梅等.镉污染土壤中镉的形态分析及植物修复技术研究[J].环境科学与技术,2007,30(2):57-58,106.[31] 王利,李永华,姬艳芳等.羟基磷灰石和氯化钾联用修复铅锌矿区铅镉污染土壤的研究[J].环境科学,2011,32(7):2114-2118.[32] 姜春晓 , 孙红文 , 孙铁珩等.生物处理镉污染土壤及其酶活性研究 [J].环境污染与防治,2009,31(2):42-46.[33] 王新,贾永锋.土壤砷污染及修复技术[J].环境科学与技术,2007,30(2):107-110.[34] 李艺.有色多金属矿山砷污染对生态环境的影响及其治理分析[J].地球与环境,2008,36(3):256-260.[35] Uhegbu, F.O,Chinyere, G.C,Ugbogu, A.E etal.Arsenic and chromium in sea foods fromNiger Delta of Nigeria: a case study of Warri, Delta State.[J].Bulletin of EnvironmentalContamination and Toxicology,2012,89(2):424-427.[36] 李圣发.土壤砷污染及其植物修复的研究进展与展望[J].地球与环境,2011,39(3):429-434.[37] 苑宝玲,李坤林.邢核等.饮用水砷污染治理研究进展[J].环境保护科学,2006,32(1):17-18,27.[38] 崔岩山,陈晓晨,付瑾等.污染土壤中铅、砷的生物可给性研究进展 [J].生态环境学报,2010,19(2):480-486.[39] Tripathi,RD,Srivastava,Setal.Arsenic hazards strategies for tolerance and remediation byplants.[J].Trends in Biotechnology,2007,25(4):158-165.[40] Thomas S.Y.Choong,T.G.Chuah,Y.Robiahetal.Arsenic toxicity health hazards and removal techniques from water [J].Desalination,2007,217(1/3):139-166.中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

[41] 张鑫.安徽铜陵矿区重金属元素释放迁移地球化学特征及其环境效应研究

[D].合肥工业大学,2005.[42] Chau, ND,Jodlowski, P,Kalita, SJ et al.Natural radiation and its hazard in copper oremines in Poland[J].Acta Geophysica,2008,56(2):505-517.[43] 韩雪.铜存在形态对其从土壤向地下水沥滤的影响研究[D].南开大学,2006.[44] 李志鸿 ,王明玉.复合介质人工浮岛对含铜废水净化效果试验研究[J].环境科学与技术,2011,34(2):129-135,168.[45] 曹德菊 , 岳永德 , 黄祥明等.巢湖水体Pb,Cu,Fe污染的环境质量评价 [J].中国环境科学,2004,24(4):509-512.[46] 张宏,沈章军,陈政等.铜尾矿区 9 种优势植物体内重金属和氮磷含量研究[J].生态环境学报,2011,20(10):1478-1484.[47] 梁斌,杭小帅,王文林等.渔业用水水质管理中铜的控制限值的探讨[J].中国水产,2011,(11):63-65.[48] 单正军,王连生,蔡道基等.果园土壤铜污染状况及其对作物生长的影响[J].农业环境保护,2002,21(2):119-121.[49] Feng Wu,YanliLiu,Yan Xia et al.Copper contamination of soils and vegetables in the vicinityof Jiuhuashan copper mine, China[J].Environmental earth sciences,2011,64(3):761-769.[50] 陈清敏 , 张晓军 , 胡明安等.大宝山铜铁矿区水体重金属污染评价 [J].环境科学与技术,2006,29(6):64-65,71.[51] 秦文淑,仇荣亮.Cu污染土壤对菠菜的特征影响研究[J].环境科学与技术,2008,31(6):89-93,100.[52] Hernández-Soriano, M.D.C.,Pea, A.,Mingorance, M.D.et al.Environmental hazard ofcadmium, copper, lead and zinc in metal-contaminated soils remediated by sulfosuccinamateformulation[J].Journal of environmental monitoring,2011,13(10):2830-2837.[53] 廉新颖.硫化沉淀-膜组合技术处理重金属污染地下水试验研究 [D].中国地质大学(北京),2010.[54] 廉新颖,王鹤立,漆静娴等.突发性重金属污染地下水应急处理技术研究进展 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

[J].水处理技术,2010,36(11):11-14.[55] 陈秀成,曹瑞钰.地下水污染治理技术的进展[J].中国给水排水,2001,17(4):23-26.[56] Fetter C W.Contaminants hydrogeology[M].NY:Macmillan PublishingCompany,1993:1-25.[57] Mackay D M , Cherry J A.Groundwater contamination : pump2and2t reatremediation.Environmental Science and Technology ,1989 ,23(6):630～636 [58] JanthawanWantanaphong,Sacha Jon Mooney,Elizabeth Helen Bailey et al.Natural andwaste materials as metal sorbents in permeable reactive barriers(PRBs)[J].EnvironmentalChemistry Letters,2005,3(1):19-23.[59] Indraratna, B.,Regmi, G.,Nghiem, L.D.et al.Performanceof a PRB for the remediation ofacidic groundwater in acid sulfate soil terrain[J].Journal of geotechnical andgeoenvironmental engineering,2010,136(7):897-906.[60] Francesca Pagnanelli.Assessment of solid reactive mixtures for the development of biologicalpermeable reactive barriers[J].Journal of hazardous materials,2009,170(2/3):998-.999.[61] Gillham R W,O’Heannesin S F.Enhanced degradation of halogenated aliphatics byzero2valent iron.Ground Water , 1994 , 32(6):958-967 [62] 杨维,王立东,杨军锋等.PRB 技术对 PCBs 及重金属污染地下水的试验研究[J].环境保护科学,2007,33(2):15-18,64.[63] 王俊辉,宋玉.地下污染水原位处理PRB技术研究进展[J].中国资源综合利用,2007,25(10):25-29.[64] 杜连柱,张兰英,王立东等.PRB 技术对地下水中重金属离子的处理研究[J].环境污染与防治,2007,29(8):578-582.[65] 董军 ,赵勇胜 ,赵晓波等.PRB 技术处理污染地下水的影响因素分析 [J].吉林大学学报（地球科学版）,2005,35(2):226-230 [66] 董军 , 赵勇胜 ,赵晓波等.垃圾渗滤液对地下水污染的 PRB 原位处理技术 [J].环境科学,2003,24(5):151-154 [67] 宗芳 ,赵勇胜 ,董军等.混合 PRB 介质处理渗滤液污染地下水的可行性研 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

究 [J].世界地质,2006,25(2):182-186.[68] 董军.渗滤液污染地下水 PRB 处理技术可行性研究[D].吉林大学,2003.[69] 廉新颖 ,王鹤立.突发性重金属污染地下水修复技术研究进展 [C].2009 重金属污染监测、风险评价及修复技术高级研讨会论文集.2009:52-56.[70] 胡宏韬.电动与渗透反应格栅联合修复镉污染地下水实验[J].环境工程学报,2009,3(10):1773-1777.[71] 孙英杰 ,王辉霞 ,闫鹏飞等.EK-PRB 联合修复技术及其应用进展 [J].青岛理工大学学报,2011,32(6):76-80.[72] 张瑞华.铁-PRB 去除地下水重金属污染及其与电动技术联用修复土壤铬（Ⅵ）污染基础性研究[D].南开大学,2006.[73] ReinoutLageman, Robert L Clarke, Wiebe Pool.Electroreclamation,a versatile soilremediation solution[J].Engineering Geology,2005, 77:191-201.[74] 孟凡生,王业耀,汪春香等.铬污染地下水的PRB修复试验[J].工业用水与废水,2005,36(2):22-25.[75] 周东美 , 仓龙 , 邓昌芬.络合剂和酸度控制对土壤铬电动过程的影响 [J].中国环境科学, 2005, 25(1): 10-14.[76] 仓龙 , 周东美.施加不同电压对铬污染黄棕壤电动过程的影响[J].土壤学报 , 2005,46:999-1005.[77] Zhou D M, Cang L, Alshawabkeh A N, et al.Pilot scale electrokinetic treatment of a Cucontaminated red soil [J].Chemosphere,2006, 63:964-971.[78] 张瑞华,孙红文.电动力和铁PRB技术联合修复铬(Ⅵ)污染土壤[J].环境科学,2007,28(5):1131-1136.[79]United States EnvimnmPntal Protection Agency，Penlleahle reactive harriertechnologies for contaminant remediation[R]．USEPA，l 998． [80] 陈仲如，张澄博，李洪艺，等．可渗透反应墙的结构与设计研究[J]．安全与环境学报．2012，(04)：56-61．

[81]熊雪萍，李福林，陈学群．地下水污染修复中的PRB技术研究[J]．水科学与T程技术．2010，(04)：51-53．

[82]罗育池，李传生．PRB 技术及其在地下水污染修复中的应用[J]．安徽农业 中国地质大学（武汉）研究生课程论文——PRB技术修复重金属污染地下水

科学，2007，35(27)：8656-8657，8660．

[83]钟佐粲，刘菲．地下水有机污染控制及就地恢复技术研究进展(三)[J]．水文地质工程地质．200l，(05)：76-79．

[84]崔海炜、孙继朝，向小平等．PRB技术在地下水污染修复中的研究进展[J]．地下水，2010，(03)：81-83．

[85]崔俊芳，郑西来，林国庆．地下水有机污染处理的渗透性反应墙技术[J]．水科学进展．2003，(03)：363-367．

[86] GaVaskar A R．Design and constnlrtion techniques for pemeahle reactive barriers [J]．Journal of Hazardous Materials，1999，(68)：41-47．

[87] Canell K J，Kaplan D I，Wiets ma T W．Zero—valent iron forthe insitu remediation of selected metals in groundwater [J]．Joumal of Hazardous Materials，1995，(2)：201-212．

[88] 井柳新，程丽．地下水污染原位修复技术研究进展[J]．水处理术．2010，(07)：6-9．

[89] 周启星，林海芳．污染土壤及地下水修复的PRB技术及展望[J]．环境污染治理技术与设备，2001，(05)：48-53．

[90]马会强，张兰英，张洪林，等．新型生物反应墙原位修复石油烃污染地下水[J]．重庆大学学报．20ll，(05)：99-l04．

[91]孙本山，崔康平，洪天求．可吸附生物反应墙修复地下水中BTEX [J]．环境工程学报．2014，(10)：4215-4220．

[92] 马会强，张兰英，张洪林，等．泥炭生物反应墙构建及修复地下水中石油烃[J]．土木建筑与环境丁程，20l 1，(03)：129-135．

[93] 张胜，毕二平，陈立，等．微生物修复石油污染地下水的实验研究[J]．现代地质．2009，(01)：120-124．

[94]牛少凤，李春晖，富强，等．PRB连续反应单元模拟与敏感性分析［J］．环境科学研究，2009，22(6):718-722．

[95] 彭利群，张澄博，李洪艺，等．介质材料在可渗透反应墙中的应用进展［J］．环境科学与管理，2011，36(10):47-52．

第三篇：地下水污染防治报告(砷处理)

目录

一、概述..............................................................................................................................1.1地下水中砷的物理化学性质................................................................................1.2砷污染概况............................................................................................................1.3原生高砷地下水赋存环境和砷的来源................................................................二、地下水除砷技术..........................................................................................................2.1 物理化学方法.......................................................................................................2.1.1 离子交换法................................................................................................2.1.2 吸附-过滤法..............................................................................................2.1.3 氧化法......................................................................................................2.1.4 膜分离法....................................................................................................2.2 生物方法...............................................................................................................2.2.1 植物类......................................................................................................2.2.2 微生物类....................................................................................................2.2.3 生物源性类................................................................................................三、结论和展望................................................................................................................参考文献............................................................................................................................0

地下水除砷技术

摘 要： 砷是一种毒性很高的物质,地下水中存在砷污染, 将对人体健康产生危害。重点介绍了地下水除砷技术的研究进展，包括物理化学方法以及生物方法。

关键词： 地下水 除砷

物理化学方法

生物方法

一、概述

1.1地下水中砷的物理化学性质

砷在氧化环境中以As(V)为主,在还原环境中以As(III)为主。砷化合物具有致癌性，易导致皮肤癌、肺癌等，其毒性高度依赖于它们的形态,其中三价砷的毒性比五价砷和元素砷高。，三价砷进入人体内,可与蛋白质的巯基结合，形成特定的结合物,阻碍细胞的呼吸而显毒性作用 ,而且三价砷对线粒体呼吸作用也明显;五价砷离子毒性不强 ,当吸人五价砷离子时,产生的中毒症状较慢 ,要在体内被还原转化为三价砷 离子后，才发挥其毒性作用[1]。在地下水中，砷以溶解态和颗粒态两种形式存在。颗粒态砷是由具有吸附性的物质，如氢氧化铁微粒，吸附溶解态砷而形成的。溶解态砷主要是砷酸盐和亚砷酸盐，在天然地下水中的存在形式有 H

都会产生大量的含砷超标废水;而且，很多地区的地下水或地表水的砷含量也大大超过了上述标准。因此，对工业生产中的废水和生活中的饮用水的除砷，是一个关系民生的重要课题[5]。

1.3原生高砷地下水赋存环境和砷的来源

原生高砷地下水的水文地球化学条件比较复杂。不同的地质条件、沉积环境、水化学特征等对环境中砷的释放和富集的影响程度不同。在不同区域,高砷地下水可以存在于还原环境中,也可以存在于氧化环境中。蒸发浓缩作用被认为是干旱区高砷地下水形成的一个重要过程。高砷地下水一般形成于干旱或半干旱地区的内陆或封闭盆地,且发育有细粒湖沼相沉积层、三角洲沉积层或冲洪积层等。这些沉积物中往往富含有机质,为还原环境。地形是平坦低洼的地下水滞留区。这类含水层水流更新交替缓慢,为地下水砷富集提供了良好的条件[6]。大量研究结果表明,地下水普遍处于还原态，在自然界中，砷主要来源于铁的氢氧化物和含砷矿物还原溶解而释放出的。同时，人类活动也直接或间接导致地下水中砷的含量增加。砷通常以硫化物形式夹杂在铜、铅、锡、镍、钴、锌、金等矿石中，并在这些矿石的开采和提炼过程中随尾渣、废水和废气进入环境。农业生产过程中使用的含砷肥料和农药 ,以及半导体工业中的废水 ,都会向环境中释放大量的砷。这些砷进入到含水层中,便造成了地下水的污染[7]。

Guha等人[12]报道，可以用作砷吸附剂的材料有天然珊瑚、膨润土、沸石、红泥、椰子壳、涂层砂、活性氧化铝和活性炭以及天然或合成的金属氧化物及其水合氧化物等。Soner A ltundgan等人[13]采用红泥和膨润土改型的方法提高砷的吸附容量，使五价砷的去除率达 96.5%，三价砷的去除率达 87.5%。使用天然无机矿砂往往是考虑因地制宜和综合利用，尤其是砷含量高的地区土壤和水体的修复。该方法的特点是具有成本低廉，材料充足，就地取材的优势，在某些场合有较好的效果。

肖兵等人[14]用纳米二氧化钛作为吸附剂，使砷的去除率达到 99 %。但由于该材料颗粒小，回收困难，难以应用到大量的水处理中。W erner[15]、Raichur[16]、欧阳通[17]等人用铝和稀土元素的金属氧化物或氢氧化物做除砷吸附剂，取得较好的效果。但这些材料对三价砷吸附性较差。Edwine等人[18]采用阳离子聚合电解质吸附除砷，对五价砷的去除率可达到 99.[19]8~ 99.98%，使用后可以用三氯化铁溶液再生。张昱、杨敏等合成了一种铈铁复合材料。该材料优点是成本低廉，对砷具有良好的去除效果，去除后水体中金属离子溶出少，符合国家水质标准，是很有发展前景的砷的新型吸附材料。

吸附法的优点是，将废水中的有害物去除，而不增加水体的盐度。缺点是，吸附剂与砷的化合物之间有较强地吸附作用，这往往使吸附剂的再生、回收和再利用上存在一定的难度。另外，在废水处理时还要考虑到共存离子的竞争作用。

2.1.3 氧化法

研究表明,三价砷的毒性高出五价砷60倍。并且As(Ⅲ)的去除远比As(Ⅴ)困难的多。许多试剂对五价砷有较好去除作用,但对三价砷去除作用较差。如50mg/L的FeCl3对As(Ⅴ)的去除率可达95%以上,但对As(Ⅲ)去除率50~60%,而Al2(SO4)3对As(Ⅲ)的去除率极低[20]。所以通常用氧化剂将其氧化为五价砷,然后去除。常用的氧化剂有:游离氯、次氯酸盐、臭氧、高锰酸盐和H2O2-Fe2(Fenton试剂)都是有效的化学氧化剂，表2为各氧化剂优缺点对比表。

表2 各氧化剂优缺点比较

氧气 臭氧 过氧化氢 液氯 次氯酸盐

高锰酸盐 高铁酸盐 优点

随处可得，没有危害 就地生产，接触减少 使用安全，溶液可以人工或自动计量加入 氧化作用非常快 氧化作用相对很快

缺点

氧化作用慢，需要附加设备提高氧化速度，增加投资与运行费用

臭氧对身体健康有害，氧化系统的运行费用与维护费用高

对于实际应用，氧化作用可能太慢，氧化剂氧化能力会失去

储存与运载存在危险，会腐蚀系统部件 会腐蚀系统部件，附着时间推移，氧化剂溶液会失去氧化能力

生成的固态锰化合物可能会影响一些系统运行 大规模的生产与应用还不成熟 使用安全，溶液可以人工或自动计量加入

氧化作用快，兼有混凝剂的作用

近年来,光催化氧化成为环境领域的研究热点。Ement和Khoe用紫外光照射氧化As(Ⅲ),在体系中通入氧,并加入可溶性Fe(Ⅲ)来吸收氧化生成的As(Ⅴ)达到较好的效果[21]。TiO2也

靠物理筛分作用来除砷，其孔径较大，因而往往不能单独使用，需要与其他工艺联合使用，以提高除砷效果。

白艳等人采用壳聚糖絮凝-超滤法进行饮用水除砷效果的研究，研究表明：在模拟水中，五价砷的去除率在90%以上，三价砷的去除率可达到80%[33]。超滤时砷的去除率随温度升高而有下降的趋势；膜通量随驱动压力#膜面流速和温度的增高而有增大的趋势。HaticeGecol等人采用表面活性剂-超滤法来研究饮用水除砷效果，原水中添加表面活性剂后，五价砷的去除率提高，低于美国环保署制定的砷的最高污染物水平（MCL）。原水的砷去除率和流量取决于膜的材质#膜的截留分子量和原水pH。一些研究者已经发现带有电荷排斥作用的超滤膜比只依靠物理筛分作用的超滤膜有更好的除砷效果[34]。

②微滤（MF）。微滤膜的孔径较超滤膜大，驱动压力低于超滤膜。由于微滤膜孔径太大，不能有效地去除溶解状态和胶体状态的砷，因而和超滤膜一样，其需要与其它工艺配合使用，已达到除砷目的。

李晓波等人对铁盐和铝盐混凝微滤工艺进行实验，结果表明：在混凝剂的投加量适当时，铁盐和铝盐混凝微滤对五价砷的去除效果大致相同，铝盐的抗冲击负荷能力稍高于铁盐。铁盐和铝盐对膜污染的贡献基本相同。都不是膜通量下降的主要原因[35]吴水波等人对膜混凝反应器除砷进行研究。膜混凝反应器采用混凝剂铁盐和聚偏氟乙烯(PVDF)中空纤维微滤膜组件。砷的去除率为92.8%~98.2%，出水砷的浓度满足城市供水水质标准。铁盐对膜污染的贡献较小。膜污染主要原因是有机污染物[36]

③低压驱动膜的缺点。低压驱动膜最主要的不足是砷的去除率低。需要与其它工艺（如混凝）联合使用。以提高去除率。

（3）方法综述

膜技术作为一种新型的除砷技术。因其较好的除砷效果而得到广泛的关注。低压驱动膜和高压驱动膜各有自己的优势。对于相对较贫困的地区。采用低压驱动膜。如混凝和超滤/微滤联合使用； 对于对水质要求较高的行业部门或家庭净水器。可采用高压驱动膜。随着技术的不断发展。高压驱动膜的缺点会逐渐被克服。反渗透和纳滤除砷具有更好的发展前景。

2.2 生物方法

砷在天然水体中主要以无机砷酸盐 As（Ⅴ）和亚砷酸盐 As（Ⅲ）的形态存在，其中地下水中主要是后者。As（Ⅲ）与 As（Ⅴ）相比，毒性更强，对土壤、沉积物及金属氧化物等亲和力较差[37]，因此对 As（Ⅲ）的去除，采用吸附-过滤法、离子交换法、氧化法、膜过滤等方法效果较差。生物除砷因无需添加化学药剂、作用时间持续、更加经济环保等优点而被普遍看好。

生物除砷技术的关键是除砷材料性能的优劣，按照除砷材料的不同，可以将生物除砷技术分为植物类、微生物类以及生物源性类三种。

2.2.1 植物类

关于植物除砷，目前的研究已发现藤黄(Garcinia cambogia)、高粱苔(Sorghum biomass)、水葫芦(Water hyacinth)、水浮莲(Pistia stratiotes L)、蜈蚣草(Pteris vittata)、欧洲蕨(Bracken

土壤物化修复技术(掩埋、化学反应等)相比，植物修复技术有许多优点，如操作简单，系统运行经济、高效，且二次污染小等，因此，植物除砷是一种十分具有发展前景的水处理技术。此外，利用超富集植物还能构建不同类型的人工湿地系统来处理含砷废水，也为植物除砷提供了一个较好的研究和应用方向。

2.2.2 微生物类

微生物除砷是指从环境中筛选得到耐砷的微生物，利用这类微生物实现去除环境中砷的目的。其主要机理包括:微生物积累、微生物作为电子的传递体或受体氧化三价砷、利用微生物分泌的相关生物酶甲基化砷等。微生物除砷作为生物除砷技术的组成部分，是一种非常具有发展潜力的除砷技术手段。由于有机砷的毒性远小于无机砷，所以微生物对砷的甲基化成为了生物除砷技术中新的研究热点。

（1）硫酸盐还原菌除砷

Steed[48]等人在不同的厌氧反应器(上向流厌氧反应器，复合厌氧反应器)中利用硫酸盐还原细菌处理含砷的多种金属离子的水体，试验结果表明，复合厌氧反应器处理污染水体的效果最好。Ke-imowitz 等人[49]评价了环境因素对于硫酸盐还原菌除砷效果的影响。Jong 和 Parry 通过在厌氧反应器里接种能去除硫酸盐的混合菌种除砷，77.5%以上的砷被去除[50]；Mokashi 和 Paknikar 做了通过 lacticum 杆菌氧化地下水中As（Ⅲ）的研究[51]；D.Pokhrel 和 T.Viraraghavan 研究了被铁氧化物覆盖的不活跃的黑曲霉菌经改性后在 pH=6 时能去除大约 95%As（Ⅴ）的和 75%的 As（Ⅲ）[52]。

（2）亚砷酸盐氧化菌除砷

Lie 'vremont 等人[53]将盐氧化菌氧化水体中的砷，然后再通过镁锰方解石吸附除砷。研究结果表明，这一处理方法对于亚砷酸盐浓度低于 100mg/L的砷污染水体处理效果显著。

（3）砷酸盐还原菌除砷

砷酸盐还原菌或者异化的砷酸盐还原菌作为诸多学者的研究对象，已经被广泛的用于除砷的研究[54]。研究发现，利用砷酸盐还原菌处理含砷污染水体的方法对于处理矿场污水有较为理想的效果[55]。

（4）铁和锰的氧化菌除砷

铁和锰的氧化物通常对砷酸盐的吸附效率较高。研究发现，在铁和锰的氧化细菌的参与下，铁和锰的氧化物对砷的吸附效率和速率都有一定的提高[56]。已发现的铁氧化菌有很多，如铁锈色披毛菌和赭色纤毛菌[57 58 59]。如果在填料柱上有合适的滤料，如多孔聚苯乙烯，再加上合适的氧化环境，会有利于这类微生物的沉积和富集。该工艺的机理是，氧化后的铁形成了生物膜和四氧化三铁，和微生物一起沉积在滤料上。铁氧化菌会把三价砷氧化成五价砷，形成的砷酸盐溶液中的砷会被微生物进一步吸附成为生物氧化铁。该工艺的砷去除效率达到

浓度为 360μg/L 条件下，头发的最大吸附容量是 12.4μg/ L。

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参考文献

[1]曹会兰.砷对人体的危害与防治 [J].化学世界, 2003(10): 559-560 [2]牛凤奇, 纪锐琳,朱义年,等.地下水砷污染的研究进展[J].广西轻工 业, 2007(4): 85-86 [3]Krishna M , Chandrasekaran K, Karunasagar D,et al.A combined treatment ap-proach using Fenton.s reagent and zero valent iron for the removal of a-rsenic from drinking water [J].Journal of Hazardous Materials, 2001, 84: 229-240 [4]Smedley P L, Kinniburgh D G.A review of the source, behavior and distrib-ution of arsenic in natural waters [J].Appllied Geochemistry, 2002, 17: 517-568.[5]赵素莲,王玲芬,梁京辉?饮用水中砷的危害及除砷措施[J].现代预防医学,2002, 29(5))[6]郭华明,杨素珍,沈照理.富砷地下水研究进展[J].地球科学进展, 2007, 22(11): 1109-1110 [7]冯丙义.地下水除砷技术的研究[J].城市公用事业,2010,24(1):22 [8] Cumbal L,Sengupta A K.Arsenic removal using polymer-supported hydrated ir-on(III)oxide nanoparticles: role of Donnan membrane effect.Environ Sci-Technol, 2005.39: 6508—6515 [9] Sengupta A K, Cumbal L.Method of manufacture and use of hybrid anion exch-anger for selective removal of contaminating ligands from fluids.US Patent Appl, 2005 [10]Cumbal L.Polymer-supported hydrated Fe oxide(HFO)nanoparticles: Characterization and environmental application.Ph.D.thesis, Lehigh University,2004 [11]潘丙才,张庆建,陈新庆,张炜铭,潘丙军,张全兴.基Donnan膜效应的树脂基水合氧化铁的制备 及对砷的吸附性能研究[J].中国科学, 2007, 37(5): 426-431 [12] Guha S and chaudhuri M.Removal of arsenic from groundwater by low-cost material [J].Asian Environ, 1990 , 12(1): 42 [13] Soner Altundogan H,et a.l Arsenic adsorption from aqueous solutions by activated redmud[J].Waste management, 2002, 22: 357-363 [14]肖亚兵,钱沙华,黄进泉, 等.纳米二氧化钛对砷(Ⅲ)砷(Ⅴ)吸附性能的研究 [J].分析科学学报, 2003, 19(2):172-174

21108 [17]欧阳通.稀土材料氢氧化铈吸附水中亚砷酸与砷酸阴离子的特性效果 [J].环境科学, 2004 , 25(6): 43-47 [18] Edwin ET, Sherril DC, John F.Removing anions from water [P].United State Patent, Patent Number: VS005456840A, 1996 [19]张昱, 杨敏, 高迎新, 等.用于地下水中砷去除的铈铁复合材料的制备和作用机制

[J].中国科学(B)辑, 2003 , 33(2): 127-132 [20]李树猷, 何淑敏, 郑宇.活性氧化铝吸附法饮水除砷研究[ J].卫生研究,1990 ,19(3):13 [21] Ement M T, Khoe G H.Photochemical oxidation of arsenic by oxygen and iron in acidic solution [J].Water Research, 2001, 35(13): 649-656 [22]付登科.浅谈含砷废水的治理技术[ J].江西能源,2006(4): 75-76 [23]顾伟, 朱建耀.膜分离技术及其在污水处理中的应用[J].哈尔滨职业技术学院学报,2007(5):117-118 [24] MING

[32]Yuko Sato, Meea Kang, et al.Performance of nanofiltration for arsenic Rem-oval.Water Research, 2002,36 [33]白艳，王志等.壳聚糖絮凝一超滤法去除水中微量砷.膜科学与技术，2008, 28（3）[34]Hatice Gecol, Erdogan Ergican, Alan Fuchs.Molecular level separation of arsenic（V）from water using cationic surfactant micelles and ultra-filtration membrane.Journal of Membrane Science,2004, 241 [35]李晓波，吴水波，顾平.铁盐和铝盐混凝微滤工艺除 As（V）的比较研究.环境科学，2007, 28（10）[36]吴水波，李晓波，顾平.膜混凝反应器除砷.膜科学与技术，2008, 28（5）[37]Masscheleyn PH, Delaune RD, William HPJ.Effect of redox potential and pH on arsenic speciation and solubility in a contamnated soil [J].Environ.Sci.Technol., 1991,25(8): 1414-1419 [38]Kamala C T，Chu K H，Chary N S，et al Removal of arsenic(Ⅲ)from aque-ouss solutions using fresh and immobilized plant biomass［J］ Water Res，2005，39(13):2815－2826 [39]Cano-Aguilera I，Haque N，Morrison G M，et al Use of hydride generate-on-atomic absorption spectrometry to determine the effects of hard ions，i-ron salts and humic substances on arsenic sorption to sorghum biomass［J］M-icrochem，2005，81(1):57－60 [40]Haque M N，Morrison G M，Perrusqu' la G，et al Characteristics of arsenic adsorption to Sorghum biomass［J］ Hazard Mater，2007，145(1－2):30－35 [41]Shaban W，Rmalli A，Harrington C F，et al A biomaterial based approach for arsenic removal from water［J］ Environ Monit，2005，7:279－282 [42]Misbahuddin M，Fariduddin A Water hyacinth removes arsenic from arsenic c-ontaminated drinking water［J］ Arch Environ Health，2002，57(6):516－518 [43]Basu A，Kumar S，Mukherjee S Arsenic reduction from aqueous environment by water lettuce(Pistia stratiotes L)［J］ Environ Health，2003，45(2):143－150 [44]Srivastava M，MA L Q，Santos J A G，Three new arsenic hyperaccumulating ferns

[56]Battaglia B F，Itard Y，Garrudo F A simple biogeochemical process remov-ing arsenic from a mine drainage water［J］Geomicrobiol，2006，23:201 －211 [57]Samuel M.Webb, Gregory J.Dick , John R.Bargar, and Bradley M.Tebo.Ev-idence for the presence of Mn(III)intermediates in the bacterial oxidation of Mn(II)[J].pnas, April 12,2005, Vol.102(15): 5558-5563 [58]Damodar Pokhrel, Thiruvenkatachari Viraraghavan.Biological filtration for removal of arsenic from drinking water[J].Journal of Environmental Man-agement, 90(2009): 1956–1961 [59]Danladi Mahuta Sahabi, Minoru Takeda, Ichiro Suzuki, Jun-ichi Koizumi.Ad-sorption and abiotic oxidation of arsenic by aged biofilter media: Equilibr-ium and kinetics[J].Journal of Hazardous Materials,(2009)HAZMAT-9683: 1-9 [60]郑文飞.发展中国家饮用水除砷技术探讨[J].化学工程与装备 2009, 10 [61]Jean D.MacRae CAREER:The Role of Microorganisms in Arsenic[C] Contaminati-on of Groundwater：2007 [62]Ioannis A.Katsoyiannis, Anastasios I.Zouboulis Kinetics of Bacterial As-(Ⅲ)Oxidation and Subsequent As(Ⅴ)Removal by Sorption onto Biogenic Man-ganese Oxides during Groundwater Treatment :Kinetica,Catalysis, and Reaction Engineering: 2004,43,486-493 [63]杨宏 ,尹 瑞 ,张 杰.生 物除锰滤池对砷的去除效果研究[J].中国给水排水2006,22(7):85-88 [64]Sag Y Biosorption of heavy metals by fungal biomass and modeling of fungal biosorption:a review［J］ Sep Purif Methods，2001 30(1):1 －48 [65]Murugesan G S，Sathishkumar M，Swaminathan K.Arsenic removal from gro-undwater by pretreated waste tea fungal biomass［J］ Bioresour Technol，2006，97(3):483 －487 [66]Ridvan S，Nalan Y，Adil D Biosorption of cadmium，lead，mercury，and arsenic ions by the fungus Penicillium purpurogenum［J］ Sep Sci Technol，2003，38(9):2039 －2053 [67]Mcafee B J，GOULD W D，NEDEAU J C，et al Biosorption of metal ions usi-ng

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第四篇：浅析我国地下水污染及防治措施范文

浅析我国地下水污染及防治措施

摘 要

地下水是水资源的重要组成部分, 是人类生存、生活和生产活动必不可少的宝贵的自然资源。随着经济的发展,人口的激增以及城市规模的不断扩展，地下水资源越来越稀少,地下水被污染后，反过来对工业生产造成危害，并严重威胁着人们的健康，保护地下水资源迫在眉睫。我国社会经济的发展进步，很多工业的兴起对水资源造成了不少的浪费和污染，特别是对地下水的污染尤其值得关注，再加上地下水的自净能力有限，严重破坏了地下水资源的使用，导致多个地区发生干旱、缺水。所以，运用先进的地下水污染防治措施，对地下水污染和防治非常必要。

关键字：地下水、污染、污染途径；防治措施

绪论：随着科技的发展，大量的工业废水、城市垃圾及农药化肥等被生产出来。水是生命的源泉，地下水相比地表水而言有水质好、不易被污染、调蓄能力强、供水保证率高等特点，是我国重要的饮用水水源。而地下水是全国近三分之一人口饮用的主要水资源，是城市和工农业的主要用水资源。由于一些管理体制的不完善，以及很多企业没有认真做好排污项目，还有一些市民对于保护地下水资源的意识不够等，我国的地下水资源在逐渐受到污染，这对我国经济社会的可持续发展都是很大的阻碍，对人们正常生活和饮水安全也是很大的威胁。加大对地下水资源的关注程度，采用有效的措施保护地下水资源，防治地下水资源受到污染，为我国的发展提高更为良好的契机。

一、地下水的污染现状

中国水资源总量的1/3是地下水，中国地质调查局的专家在国际地下水论坛的发言中提到，全国90%的地下水遭受了不同程度的污染，其中60%污染严重。据新华网报道，有关部门对118个城市连续监测数据显示，约有64%的城市地下水遭受严重污染，33%的地下水受到轻度污染，基本清洁的城市地下水只有3%。曾获“绿色中国人物”的北京公众环境研究中心负责人马军说，饮用水源地所受污染尤其重金属污染、持久性有机物污染很难被传统水处理工艺消灭，饮用水源地的产业转型升级成本，不仅大于水厂升级改造成本，也大于城市管网改造成本。环境保护部、国土资源部、住房和城乡建设部以及水利部联合印发《华北平原地下水污染防治工作方案》，这是我国为解决日益严重的地下水污染问题迈出的重要一步。按照“预防为主、协同控制，分区防治、突出重点，加强监控、循序渐进”的原则，方案提出到2015年底，初步建立华北平原地下水质量和污染源监测网，基本掌握地下水污染状况；加快华北平原地下水重点污染源和重点区域地下水污染防治。到2020年，全面监控华北平原地下水环境质量和污染源状况，科学开展地下水污染修复示范，地下水环境监管能力全面提升，地下水污染风险得到有效防范。

合肥地区主要为丘陵地带，地形岗沟起伏，降水流失，入渗补给少。大部分地区地下水位低，蕴藏深，储量少，地下水资源贫乏。随着城市建设的发展，大多水井已经填埋，所剩井眼十分有限。目前合肥市地下水环境监测点位仅有夏龚岗1个。对照《地下水质量标准》，总大肠菌群数为Ⅴ类，氨氮、氟化物和总硬度为Ⅲ类，其他指标均优于Ⅱ类。

二、地下水污染来源

面对地下水严重的污染现状和特殊的污染特点, 为了人类的生存与可持续发展, 必须采取有效的措施进行预防和治理, 清查污染源是地下水污染防治的前提。

工业废水、废物及生活污水的大量排放, 农业生产中的污水灌溉, 化肥、农药的滥用等是造成地下水污染的主要途径。因此, 地下水污染源可以分为以 下几类: 工业污染、农业污染、生活污染和自然界自身污染。1)工业污染

工业污染源主要是指未经处理的工业“三废” 即废气、废水和废渣。工业废气如二氧化硫、二氧化碳、二氧化氮等物质会随大气降水落到地面, 随地表径流下渗对地下水造成二次污染。未经处理的工业废水如冶炼废水、工业酸洗废水、电镀废水、石油化工有机废水等有毒有害废水直接流入或渗入地下水中, 造成地下水污染;工业废渣如高炉废渣、钢渣、粉煤灰、硫铁矿烧渣、电石渣、赤泥、洗煤泥、硅铁渣、选矿场尾矿及污水处理厂的淤泥等, 由于露天堆 放或是地下填埋防渗处理不合格, 经雨水淋滤, 其中的有毒有害物质随滤液直接渗入地下水中, 或随地表径流往下游迁移过程中下渗至地下水中形成污 染。2)农业污染

主要来自于土壤中的剩余农药、化肥和污水灌溉等。一些畅销农药如 DDT, 六六六, 由于它们在自然界比较稳定, 在一定时间内会残留在土壤、水域及生 物体内, 并随食物链逐渐富集在人体内。常用的化肥有氮肥、磷肥、钾肥等, 土壤中这些剩余的肥料将随下渗水一起淋滤渗入地下水中引起地下水污染。污水 灌溉虽然在一定程度上可以使土壤肥力增加, 但另一方面因污水含有各种有毒有害物质, 长期使用污水灌溉可能引起对农作物、土壤及地下水的污染。3)生活污染

人类生活活动会产生各种废弃物和污水, 污染环境。特别是城市, 由于人口密集, 面积狭小, 相对来说生活污染比较严重。城市生活垃圾、废塑料、废纸、金 属、煤灰、渣土等, 若直接堆放、掩埋, 将会造成地下水的污染。城市生活污水包括城市居民生活污水、科研、文教单位实验室排放的污水、医院污水等, 若未经处理直接排放, 将直接或间接对地下水造成污染, 进而对城市下游人们用水产生极大的威胁 4)自然界自身污染

自然界中本身就存在着许许多多种对人类有毒有害的化学物质, 正常情况下它们以一种相对稳定的状态存在于大自然中, 对人类不构成威胁, 有些元素 还是人类生存所必须的微量元素。但是由于人类活动改变了这些微量元素的稳定存在条件, 这些元素及其化合物就会超量的释放出来, 污染地下水在有些地区,由于特殊的地质环境, 地下水天然背景不良, 有毒有害成分超标。根据中国地质环境监测院调查统计, 我国部分地区分布有高砷水、高氟水、低碘 水等。全国约有 1亿多人在饮用不符合标准的地下水, 使这些地区长期以来一直遭受砷中毒(皮肤癌)、地甲病、地氟病、克山病等地方病的困扰。

三、地下水污染的危害

地下水的污染从污染类型来分可分为有机污染和无机污染。石油及化工产品苯及同系物、苯酚、高分子聚合物等有机物都是生物难以降解的, 对人类健康危害极大的, 有许多是致癌物质, 可以说地下水中石化产品的广泛存在, 是构成全球性恶性肿瘤的一个重要因素。人及动物饮用农药污染的地下水会引起各种怪病, 如怪胎、肿瘤、皮肤及神经系统疾病等。农业灌溉水、农村家畜产生的有机废水、城镇居民产生的生活垃圾和生活污水。其中含有纤维素、淀粉、尿素、洗涤剂, 还含有多种微生物, 这些污染物质渗入地下水中引起水的理化指标变差, COD、BOD升高, 严重者出现水质浑浊、恶臭以至于不能引用, 并且由于微生物的作用使含氮的有机物转变为亚硝酸盐和硝酸盐, 长期饮用高硝酸盐浓度的地下水会引起消化道疾病、婴儿高铁血红蛋白症, 导致婴儿窒息或死亡。

地下水中含有超量的汞、铬、镉、砷及铅等金属元素及其化合物。每一种物质的超量存在都会对人及动物造成严重的危害。这些金属元素及其化合物 在自然界生物体内都有蓄积作用, 即通过生物链的传递使污染物的浓度不断扩大, 造成的危害也就越来越大。它们可以在人体肝、肾、脾以及脑组织、骨 组织等重要部位富集, 长期饮用汞含量超标的地下水可引起肝炎、肾炎、运动失调等疾病, 往往导致死亡或遗患终生。镉在人体中有很强的富集作用, 饮用被镉污染的水往往引起慢性中毒, 损害人的肝、肾和骨骼等。砷及其化合物都是强毒性的, 摄入超量的砷会引起慢性中毒, 潜伏期可长达几年甚至几十年, 最终将造成癌变或畸变。

四、地下水污染防治措施

地下水污染的治理修复技术对于地下水污染的治理有着明显作用，国内外学者进行了广泛的研究, 取得了很大的进展, 并且逐渐发展成为较为系统的地下水污染治理技术地下水污染治理技术归纳起来主要有: 物理处理法,稳定和固化技术、抽出处理法以及原位处理法。1)物理处理法

物理法是利用物理手段对受污染的地下水进行治理的一种方法, 主要包括屏蔽法、被动收集法和水动力控制法等。屏蔽法是在地下建立各种物理屏障, 将受污染的地下水体圈闭起来, 以防止污染物进一步扩散蔓延。它只在处理小范围的剧毒、难降解污染物时才可考虑作为一种永久性的封闭方法, 在多数情况下只是在地下水污染治理的初期被用作一种临时性的控制方法。被动收集法是指在水流的下游挖一条足够的沟道, 在沟内布置收集系统, 将水面漂浮的污染物质,如油类污染物质等, 或将所有受污染的地下水收集起来以便处理的一种方法。水动力控制法是利用井群系统, 通过抽水或是向含水层注水, 人为的改变地下水的水力坡度, 从而将受污染的水体与清洁的水体分隔开来, 以达到使清洁水体免遭污染的目的。2)稳定和固化技术

稳定化是指将污染物转化为不易溶解、迁移和毒性比较小的状态或者形式。而固化是指将污染物质包存起来, 呈小颗粒状或者大块形状, 使污染物质 处于稳定状态, 不再影响周围环境。稳定化和固化技术通常用于重金属离子和放射性物质的稳定化和固化处理。一般的步骤包括:(1)中和过量的酸度;(2)破坏金属络合物;(3)控制金属的氧化还原态;(4)转化为不溶性的稳定形态;(5)采用固化剂形成稳定的固体形态物质。3)抽出处理法

抽出处理法即是将埋藏在地下的受污染的地下水抽到地表进行处理的技术。受污染的地下水抽出后的处理方法与地表水的处理相同, 可以根据除去污染物的基本原理大致分为以下几类:(1)物理法,包括吸附法、重力分离法、过滤法、反渗透法、气提法、空气吹脱法和焚烧法;(2)化学法, 包括混凝沉淀法、氧化还原法、离子交换法和中和法等;(3)生物法, 包括活性污泥法、生物膜法、厌氧消化法和土壤处置法。由于抽出处理法需要将污染的地下水抽出地面, 因此处理成本高, 并且地下水被抽出后, 就会改变地下水原有的天然流场, 可能会引发一系列的问题, 如地面塌陷等。因此, 这些因素是在选择该项处理技术时必须要加以考虑的。4)原位处理技术

原位处理法是地下水污染治理技术研究的热点, 不但处理费用相对节省, 而且还可减少地表处理设施, 最大程度的减少污染物的暴露, 减少对环境的扰动, 是一种很有前景的地下水污染处理技术。原位处理技术又包括物理化学处理法及生物处理法。活性渗滤墙(或称活性反应渗透格栅)就是一种原位被动修复技术, 一般安装在地下蓄水层中, 垂直于地下水流方向。当地下水流在自身水力坡度作用下通过活性渗滤墙时, 污染物与活性墙体材料发生物理化学反应而被除去, 从而达到修复的目的。生物修复就是利用原生微生物在污染场地不同区域的好氧、兼氧、厌氧微生物反应降解污染物质的污染水体的修复方法。一般单纯的利用原生微生物降解污染物的效率低, 所需时间长。因此, 通常是人为的强化原生微生物降解污染物的效率。对于难降解的污染物, 原生微生物的降解速率并不高, 有必要驯化培养一些具有特定性能、能高速分解难降解化合物并能与原生微生物共存的特异微生物。将这些高效的微生物添加到污染的地下水环境中来降解那些难降解的有机物, 从而使污染的地下水得到净化。

五、地下水污染的预防措施

在掌握了一些处理技术后, 还要加强行政管理、经济管理和法律管理, 尽量做到预防为主, 防治结合, 把污染的危害减小到最低限度 1)完善地下水环境保护的法律法规体系建设: 面对地下水污染的严峻形势, 以及地下水环境管理中存在的诸多问题, 应进一步加强地下水污染防治的有关法律法规体系建设, 为地下水环境的保护提供完备的法律依据与政策支持。

2)加强地下水监测网络建设: 国家应加大对地下水环境监测基础设施的投入, 建立完备的地下水监测网络, 统一地下水监测的有关技术规范, 不断完善水环境监测体系。对现有多部门建设的监测网络进行有效集成, 建成国家地下水监测数据公用平台。

3)进行系统的全国地下水污染情况调查: 我国还从未系统的开展过全国地下水污染调查工作。水质总体状况、污染来源不清, 难以划分地下水质量区域、科学制定水资源保护与防治规划。因此急需开展全国地下水污染调查评价, 并建立地下水污染区域的评价指标体系, 为地下水污染的防治工作提供基础资料。4)建立全国地下水污染预警与应急预案, 实现

大区域范围内的地下水污染信息进行实时监控, 对地下水污染严重的地区及时预报, 使我们能够在第一时间掌握地下水污染的情况并及时采取措施控制污染的蔓延。

5)加大宣传力度, 提高公众环保意识。可通过广播、电视、报纸等信息媒体及培训班等不同宣传手段提高全社会对地下水污染危害的认识, 增强全民的环境意识, 提高公众环境保护的参与意识。

六、结束语

地下水是水资源的重要组成部分, 在经济发展和社会进步中发挥着重要的作用。然而由于受到人类生产、生活的影响, 地下水污染问题日益突出, 严重威胁着人类的生存与发展。为保障人类的健康和经济社会的可持续发展, 必须对地下水污染的治理及预防措施展开深入的研究。对于已经污染的地下水, 要查明污染源, 切断污染途径, 努力开发研究有效的污染治理技术。对于没有污染的区域, 要未雨绸缪, 防范于未然, 积极采取预防措施, 避免污染的发生。全面贯彻预防为主, 防治结合的方针。

参考文献

1] 张华海 1贵州野生珍贵植物资源 [M ].北京: 中国林业 出版社, 2000190-91.[ 2] 禹玉婷, 徐刚标, 等.珙桐研究进展 [ J].经济林研究, 2006, 24(4): 92-94.[ 3] 肖开煌, 苏智先, 等.不同海拔珙桐群落乔木物种多样 性与土壤因子关系研究 [ J].云南大学学报, 2007 , 29(4): 408-413.[ 4] 张家勋, 李俊清, 等.珙桐的天然分布和人工引种分析 [ J].北京林业大学学报, 1995, 17(1): 25-30.[ 5] 范川, 李贤伟, 等.珙桐的研究现状与展望 [ J].林业科 技, 2004, 29(6): 55-57.[ 6] 马宇飞, 李俊清.湖北七姊妹山珙桐种群结构研究进展 [ J].北京林业大学学报, 2005, 27(3): 12-16.[ 7] 彭玉兰, 胡运乾, 等.光叶珙桐的等位酶分析及其生物 地理学意义 [ J].云南植物研究, 2003, 25(1): 55-62.[ 8] 杨心兵, 刘胜祥, 等.湖北省后河自然保护区光叶珙桐种 群结构的研究 [ J].生物学杂志, 2000 , 17(1): 15-17.[ 9] 陈波涛, 杨成华, 等.大方箐梁子珙桐调查 [ J].贵州林 业科技, 1994, 23(3): 30-31.[ 10] 吴征镒.中国种子植物属的分布区类型 [ J].云南植物 研究, 1991.增刊 4: 1-1

第五篇：地下水污染防治工作情况汇报

地下水污染防治工作情况汇报

地下水污染防治工作情况汇报

尊敬的******主任，各位领导：

大家好！下面，我代表******市政府，将******市水源地保护与地下水污染防治工作情况做以汇报，不当之处，敬请批评指正。

一、******市地下水及水源地基本情况

我市可开发利用的地下水包括三部分：一是浅层地下水，年补给量5.48亿立方米，可开采量5.21亿立方米；二是中深层地下水，年补给量6401万立方米，可开采量3851万立方米；三是岩溶地下水，由于特殊的水文地质条件，在******市城区一带拥有较为丰富的岩溶地下水，年补给量2.34亿立方米，可开采量2.2亿立方米。目前，全市地下水年补给总量8.46亿立方米，可开采量7.8亿立方米。

******市辖6县（市）4区和1个******新区，共有10个饮用水水源地，除******县为河流型饮用水水源地外，市城区及其余5个县（市）均为地下水饮用水水源地。根据长期监测结果，全市9个地下水饮用水水源地水质均达到《地下水质量标准》（GB/T14848-93）Ⅲ类标准，******县丹河饮用水水源地水质基本达到Ⅱ类标准。目前，******市城区共有新城、峰林、太行、中站、中马5个水厂，管网长度879.22公里，日供水设计能力32.8万立方米，装备能力23.8万立方米，实际日供水15.7万立方米，担负着全市居民生活用水和工业生产供水任务。2012年，******市城区地下水质量级别为良好（Ⅰ类），与上年相比，******市城区地下水水质级别不变，水质保持稳定。

我市作为******省政府批准的中原经济区经济转型示范市，坚持把生态文明建设融入经济转型发展全过程，作为改善地下水质量和保护水源地的重要举措，强力推进城市水系建设，通过一系列水利工程的实施，到2015年，我市将形成贯穿城区东西总长达48公里的水体景观、南北总长达50公里的城市带状公园，初步建成城市水系，打造泛舟河上、人水相依的宜居之城，打造碧波荡漾、河清水秀的中原明珠，打造水在城中、城在水中的新******；加快建设北部山区绿色生态屏障等景观，积极创建国家森林城市，形成绿色生态网络体系。到2015年，中心城区绿化覆盖率达到44%，空气质量优良天数比例和主要河流地表水责任目标断面达标率超过省定目标，大幅度改善水资源环境质量，为我市地下水质量及水源地保护提供坚强保障，使******的天更蓝、水更清、人与自然更和谐。

二、主要措施

（一）加强组织领导，强化宣传教育。为切实加强对饮用水源地保护工作的组织领导，我市成立了以市长为组长、主管市长为副组长，相关部门负责人为成员的环境综合整治领导小组，将饮用水源地和地下水保护工作纳入环境综合整治工作中。市>环境保护、水利、黄河河务等部门建立了河流突发水污染事件通报与沟通协作机制，确保河流突发水污染事件报送渠道畅通、应急处置及时。市环境保护、住房城乡建设、水利等部门在水法宣传周、“6·5”世界环境日、“世界水日”和“中国水周”等时期，开展全方位、多层次宣传，进一步强化各级各部门“抓一方发展、保一方净土”的责任意识，增强企业“节能减排、循环发展”的理念，倡导群众“珍爱家园、保护环境”的行为，使珍惜水资源、保护水环境日益成为社会共识。

（二）坚持科学规划，实施整体推进。一是制定了《******市环境保护“十二五”规划》、《******市农村环境保护“十二五”规划》，加强水源地保护与地下水污染防治。完成了******市水资源评价、水资源开发利用评价、水资源配置、节约用水、水资源保护等规划编制工作和******市城市供水水源地保护区保护方案编制工作，为开展地下水管理和保护提供了科学依据。二是科学划定饮用水源保护区。2007年，省政府印发的《******省城市集中式饮用水源保护区划》（******政办〔2007〕125号），将******市城区4个集中式饮用水水源地划定为一级保护区，将******市地下水饮用水源地划定为一级保护区、二级保护区和准保护区，将******市地下水饮用水源地划定为一级保护区、二级保护区。******、******县、******县、******县县城饮用水水源地保护区划定方案于2013年1日上报省政府待批，各县（市）乡镇集中式饮用水水源地保护区划定正在开展。三是做好突发水污染事件应急工作。2010年，我市制定了《******市城市供水系统重大事故应急预案》（焦政办〔2010〕4号），相关部门按照预案要求，积极做好物资、设备等各项应急工作，强化水源水质动态监测和水情变化监测，建立水源地预警机制。各水厂分别建立了供水系统重大事故、防投毒、漏氯、停电等多项应急抢险预案，完善了水源地危险化学品管理制度，确保饮用水水源地水质安全。

（三）采取有效措施，加强地下水管理和保护。一是认真落实取水许可、水资源有偿使用、水资源论证和用水定额制度。近年来，全市共发放取水许可证500余套，审批水量2亿余立方米，2012年，共征收水资源费3600万元。二是开展市城区供水管网覆盖范围内自备井封闭工作，严格控制地下水开采。2006年以来，市城区共封闭自备井132眼，在供水管网覆盖范围内不再审批开凿新的自备井，全面实现集中供水。三是实施引水补源工程，增加地下水回补量。建设了******引黄补源生态治理工程和******县引黄续建配套工程，2012年，共引黄河水约3000万立方米。利用现有灌区回补地下水，如：广利灌区年引补源水量4000余万立方米，有效回补地下水。四是大力发展节水灌溉，减少农业开采地下水量。截止2012年底，全市共发展农业节水灌溉面积120.15千公顷，其中喷灌5.24千公顷，低压管灌73.55千公顷，渠道防渗40.02千公顷，微灌及其它节水灌溉面积1.34千公顷，农业节水灌溉面积占全市有效灌溉面积的74%，农业灌溉水利用系数达到0.6，年减少地下水开采2亿立方米以上。

（四）严格环境准入，控制水源地新污染产生。一是严格建设项目环境准入。在项目环评审批中，认真贯彻执行国家产业政策、建设项目分类管理和分级审批各项规定，禁止在饮用水源地保护区内新建各类建设项目。二是强化建设项目“三同时”和验收管理。规范建设项目的环保审查、环境影响评价及环保竣工验收程序，项目验收后及时移交转入日常监管。三是强化执法监督工作。通过大力度的水源地环境执法，督促项目建设单位按规定办理有关环保手续，认真落实环保“三同时”制度，及时解决项目建设过程中水环境污染问题。四是开展水源地建设项目环保巡回服务和环保预评估。对重点建设项目开展上门咨询服务和预评估活动，对拟上项目提前把关，切实做好环保政策指导。2009年以来，共否决不符合环保要求的水源地建设项目120个。

（五）强化综合整治，提升达标水平。一是开展重点工业源环境综合整治。2011年以来，全市共完成工业治理项目374个，关闭企业64家，淘汰落后生产工艺5项，搬迁污染企业12家，完成农村连片环境综合整治项目9个。开展了大沙河上游清水专项行动，通过集中治理大沙河两岸企业污水和生活污水排放，保证大沙河水质安全。二是加强工业固废污染整治，严防废渣液渗漏污染地下水。对******电厂王掌河灰场提出了具体的整治任务，焦煤集团电冶分公司、******佰利联化学股份有限公司、多氟多化工股份有限公司等工业固废排放企业，通过实施清洁生产审核和技术改造，最大限度减少固体废物产生量，防止固废堆存引起地下水污染。三是开展饮用水源地专项执法检查。彻底排查与清理饮用水水源保护区内的排污企业，整治影响饮用水质安全的违法排污企业和建设项目，确保饮用水安全。******市、******市和解放区三个饮用水源保护区内的56家养殖企业全部关闭搬迁到位。四是加快环境基础设施建设。截止2012年底，全市共建成12座污水处理厂，日处理污水能力达到49.5万吨，各县（市）均有污水处理厂；建成7座垃圾填埋场，日处理垃圾1665吨；建成医疗废物处理中心，日处理医疗废物5吨。

（六）建立工作机制，加强水环境监管。一是建立“常规化明查、常态化暗访、反时差检查”环境监管制度，推行“责任化、精细化、规范化、网格化、信息化”监管，将所有区域和污染源进行分片包干，责任到人。二是建立政府领导约谈机制。对问题突出的县（市）区，约谈相关县（市）区主管领导。三是建立“区域限批、挂牌督办、黑名单”制度。对一些环境问题突出的地方和工业企业，实行地方“区域限批”、实施工业企业“挂牌督办”或列入环保“黑名单”。四是开展工业集聚区及周边地下水环境监测工作。市环保部门每年对工业集聚区及周边村庄集中饮用地下水进行布点监测，调查地下水质量现状，掌握地下水变化趋势，适时开展地下水污染预警预报，确保饮水安全。五是建立水环境生态补偿机制。2003年，我市在全国率先实行了以控制断面浓度为主要扣缴依据的流域水环境生态补偿，有力促进了河流水质大幅度改善，提高了各级政府和企业落实环保责任的积极性。

（七）强力推进南水北调替代地下水水源地建设。******市城区南水北调替代地下水水源地建设工程包括府城水厂和苏蔺水厂两个水厂建设、口门与两水厂的管网连接、水厂与城区管网之间连接等工程。设计日供水能力61万立方米，预计>投资9.31亿元，建设用地330亩，供水范围以塔南路-解放路-民主北路为分界线，将全市分东西两个供水区域，供水面积140平方公里。目前，我市先期建设府城水厂一期，规模6.5万立方米/日，投资估算1.93亿元，今年5月底前完成勘察、测量、环评、可行性研究、初步设计和施工图设计招标工作，2013年8月20日前完成施工、监理和设备招标工作，2014年7月完成主体施工，2014年9月30日前完成水厂生产运行联合试车，正式供水。

（八）全面加强南水北调总干渠两侧水源保护管理。南水北调中线工程总干渠在******市境内全长76.41公里，沿线有4个分水口门，分别向******市城区及******、******县、******县供水，年供水量2.69亿立方米，总干渠一级保护区面积16.54平方公里，二级保护区面积255.52平方公里。一是下发了《做好南水北调中线工程两侧水源保护工作的通知》，明确了各单位的工作职责，制定了水源保护区建设项目专项审核工作方案。二是建立了市县两级水源保护工作联席办公会议制度，定期会商，统一管理、统一协调南水北调水源保护工作。严格总干渠两侧水源保护区内新建、扩建项目的审批关，确保保护区内不出现与文件相抵触的新建、扩建项目。三是针对总干渠两侧水源保护区内已经出现的群众建造住房、养殖场等现象，各级各部门根据职责，加大对违法违章建筑的查处和清理力度，有效遏制了水源保护区内私搭乱建现象，建立了水源保护长效工作机制，确保水源保护区的水质安全。

三、存在问题

近年来，虽然我市水源地保护和地下水污染防治工作取得了一些成绩，但与全面建设中原经济区经济转型示范市和人民群众期望和要求相比，还存在一些问题，主要表现为：一是局部区域地下水超采问题突出。由于我市南部平原区无地表水源，生产生活用水全靠地下水解决，造成地下水超采问题较为严重，形成了地下水漏斗区，地下水位自上世纪七十年代以来，以年均近30厘米的速度下降，为全省第二大地下水漏斗区。二是由于资金不足等原因，市县城区部分道路雨污分流不到位，对河流和地下水水质造成一定影响。三是大部分农村污水收集、生活垃圾收集设施建设需要进一步加强。四是******县饮用水源来源为山西省晋城市丹河、白水河的河水以及青天河水库的泉水，目前晋城市来水水质时有超标，不符合《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅲ类标准，由于我市属缺水地区，该水源地暂无更好的替代水源。

四、下步工作措施

（一）进一步加强水资源保护。完成水资源管理指标方案编制工作，实施用水总量尤其是地下水用水总量控制制度。对******市城区、******县、******县、******城区等南水北调受水区，在抓好配套工程建设同时，早规划，早布置，做好地下水限采和压采工作。积极推进小浪底北岸灌区、西霞院灌区、沁北引黄灌区、孤山水库、九渡水库以及其它水源工程建设，减少地下水开采并有效回补地下水。

（二）继续深化水源地污染整治。强力开展以污染物总量减排、环境质量改善为中心的“53120环境综合整治工程”，即围绕“化学需氧量、氨氮、二氧化硫、氮氧化物、主要防控重金属”等5项（类）污染物总量削减，以大气污染防治、流域水污染防治、重金属污染防治为重点，完成120项污染整治任务，持续改善城市环境空气质量、水源地环境、流域地表水环境质量。

（三）加快环境基础设施建设。将污水处理厂建设作为水污染防治工作重点来抓，采取强有力的措施，加快各污水处理厂和配套管网建设的推进力度，确保今年年底前污水处理厂二期工程全部建成投运。

（四）加强农村水源地保护。推进农村生活垃圾户分类、村收集、乡转运、县（市）集中处理，防止垃圾废液疏漏。因地制宜开展农村生活污水处理，对居住分散、经济条件差、边远地区的村庄，推广分散型、低成本、易管理的污水处理模式，提高农村生活污水处理率。

（五）更加严格落实环保要求。杜绝在饮用水源保护区内新建产生污染的项目，严格实施水污染物排放总量控制制度，严把环境准入关，将新建项目总量审核与减排任务完成情况挂钩，对未完成减排任务的地区实行区域限批。

（六）加强社会监督。邀请市人大代表、政协委员对水源地重点区域、地下水污染情况进行视察和调研；组织新闻媒体就水源地保护与地下水污染防治进行宣传报道；严肃查处人民群众来电、来信、来访反映的相关问题，在全社会营造人人关心支持水源地保护工作的强大合力。