礦山廢棄地土地復(fù)墾與生態(tài)修復(fù)的案例研究-以磷礦為例(南京培訓).ppt

1、1,礦山廢棄地土地復(fù)墾與生態(tài)修復(fù)的案例研究-以磷礦為例,主講: 龍健 教授 電話 貴州師范大學 2016.9.24,“礦山地質(zhì)環(huán)境恢復(fù)治理與土地 復(fù)墾技術(shù)”研修班 （南京）,2,報告提綱,礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的關(guān)鍵理論與技術(shù) 案例1.甕福磷礦山廢棄地生態(tài)護坡機理及其應(yīng)用研究 案例2.赤泥對含磷廢水中磷的去除效果及生物毒性效應(yīng) 案例3.磷石膏堆場排水浮床植物處理技術(shù)及凈化效果評價,礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的關(guān)鍵理論與技術(shù),礦業(yè)廢棄地的定義,因礦冶活動所破壞的，非經(jīng)治理而無法使用的土地,生態(tài)恢復(fù)與植物修復(fù),生態(tài)恢復(fù)（Ecological Restoration）是幫助退化、受損或

2、毀壞生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的過程。 植物修復(fù)（Phytoremediation）就是利用植物去治理水體、土壤和底泥等介質(zhì)中的污染的技術(shù)。,生態(tài)恢復(fù),污染環(huán)境,植物修復(fù),植物修復(fù)與生態(tài)恢復(fù)的關(guān)系,礦業(yè)廢棄地及其環(huán)境問題,礦業(yè)廢棄地是一種典型的極度退化生態(tài)系統(tǒng)。 礦業(yè)廢棄地不僅破壞和占用大量的土地資源，而且礦山廢棄物的排放和堆存也帶來了一系列影響深遠的環(huán)境問題。,重金屬礦業(yè)廢棄地（尾礦）,重金屬礦業(yè)廢棄地的污染情況,鉛鋅礦區(qū)附近水稻受重金屬危害情況,國外研究現(xiàn)狀,在理論方面，礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)研究直接推動了恢復(fù)生態(tài)學的誕生；重金屬耐性生態(tài)型或種的形成已成為污染情況下物種進化研究的重要模式； 在實踐方面，發(fā)展

3、了直接植被法、覆土與隔離覆土植被法以及表土轉(zhuǎn)換與復(fù)原技術(shù)； 生態(tài)恢復(fù)的過程可作為檢驗經(jīng)典或理論生態(tài)學的重要手段 。,20世紀50年代，歐、美等國率先開展生態(tài)恢復(fù)研究，1997年，“SCIENCE”發(fā)表長文高度評價生態(tài)恢復(fù)的意義。,國內(nèi)研究現(xiàn)狀,我國有關(guān)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的理論研究起步于20世紀80年代，90年代以后才初具規(guī)模； 一、煤礦廢棄地與土地利用； 二、重金屬礦業(yè)廢棄地與污染控制和生態(tài)恢復(fù)。,Integrated Remediation Technique,Phytostabilization,Phytoextraction,Phytofiltration,問題的提出,理論上，生態(tài)系統(tǒng)退化與

4、恢復(fù)的過程與機理尚不清楚，恢復(fù)生態(tài)學的核心理論（自然演替、集合、恢復(fù)閾值、自我設(shè)計）有待檢驗和完善，以構(gòu)成這一新學科的理論框架； 實踐上，需要重點解決生態(tài)恢復(fù)的最小化投入及與之相關(guān)的生態(tài)系統(tǒng)安全性、穩(wěn)定性問題； 以退化與恢復(fù)閾值的研究為核心，重點研究重金屬礦業(yè)廢棄地退化與恢復(fù)的過程與機理。,廣東樂昌：重金屬廢棄地植被重建,廣東韶關(guān)：冶煉廠重金屬廢棄地生態(tài)恢復(fù),廣東凡口：植被重建與重金屬廢水處理,關(guān)鍵理論,生態(tài)系統(tǒng)退化與恢復(fù)閾值 植物自然定居、群落集合的過程與機理 適應(yīng)機制與遺傳多樣性,關(guān)鍵技術(shù),植物的篩選與生態(tài)配置 基質(zhì)改良（理化性質(zhì)，重金屬，酸化） 植物微生物動物強化修復(fù) 安全性： 穩(wěn)定性：

5、 目標：自維持的生態(tài)系統(tǒng),生態(tài)恢復(fù)調(diào)控實踐,生態(tài)恢復(fù)閾值研究,適應(yīng)機制與遺傳多樣性研究,植物群落結(jié)構(gòu)與功能研究,已取得的研究成果 尾礦影響植物定居的主要限制因子及基質(zhì)改良措施; 尾礦植物自然定居的過程和機理、重金屬耐性植物與超富集植物的篩選與機理; 尾礦酸化的預(yù)測與控制、重金屬廢水的人工濕地處理。,總結(jié)本研究所要解決的幾個關(guān)鍵理論問題,指導(dǎo),檢驗,重金屬礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的理論與技術(shù)體系,典型重金屬礦業(yè)廢棄地受損生態(tài)系統(tǒng)調(diào)查 確定典型退化和恢復(fù)序列,科學價值,礦業(yè)廢棄地的生態(tài)恢復(fù)是恢復(fù)生態(tài)學的四個最主要研究領(lǐng)域之一。 在理論上可深刻揭示這一極端類型生態(tài)系統(tǒng)的退化與恢復(fù)的過程和機理，并可構(gòu)成恢復(fù)

6、生態(tài)學這一新興學科的核心理論。,典型生態(tài)退化系列,實踐意義,我國重金屬礦業(yè)廢棄地的污染控制是我國實施可持續(xù)發(fā)展戰(zhàn)略應(yīng)優(yōu)先關(guān)注的問題之一，而生態(tài)恢復(fù)則是礦業(yè)廢棄地污染控制的一個重要的、長期有效的手段。 結(jié)合已有的研究成果，將構(gòu)建一個較完善的、經(jīng)濟有效的礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)理論框架與技術(shù)體系，對指導(dǎo)我國重金屬礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的實踐具有重要意義。,31,案例1： 甕福磷礦山廢棄地生態(tài)護坡 機理及其應(yīng)用研究,32,提綱,1.選題背景,2.研究內(nèi)容,3.結(jié)果與分析,4.實例分析,5.結(jié)論與展望,33,選題背景,我國露天礦山的開采導(dǎo)致大量水土流失，滑坡及泥石流等。 對礦山進行植被生態(tài)護坡，是改善生態(tài)環(huán)境的

7、基本途徑。,34,坡面的生態(tài)防護恢復(fù)被破壞的生態(tài)環(huán)境，從景觀上讓人們體驗到美感。 生態(tài)護坡具有明顯的經(jīng)濟效益和生態(tài)效益。,選題背景,35,前人研究存在的問題,缺乏專門針對礦山邊坡領(lǐng)域生態(tài)護坡的機理及應(yīng)用方面的研究,過多引進外來草種，可能會造成生物多樣性損失、物種入侵等生態(tài)問題,選題背景,前人研究存在的問題,并沒有針對性的選擇植被，不同的邊坡巖土，其土壤特性不同。,36,研究目的,根系在固坡保土增強土 體穩(wěn)定性的作用機理。,為提高土體抗拉強度， 減少水土流失提供理論 依據(jù)。,為甕福磷礦生態(tài)護坡 提供理論依據(jù)。,選題背景,37,研究框架,38,狗牙根根系密度及根量的分布特征。 對狗牙根、三葉草、紫

8、穗槐及胡枝子根系進行抗拉試驗。 對不同含根量對根土復(fù)合體的抗剪強度及其粘聚力和內(nèi)摩擦角值進行分析。 結(jié)合甕福磷礦山廢棄地邊坡土層特性，對廢棄地邊坡的生態(tài)護坡形式進行探討。,研究內(nèi)容,39,根系密度測定：采用挖根法。 根系分布特征測定：用根系重量來表示。在1000cm3(10cm10cm10cm)土中所含烘干根的重量的多少，即為根系重量Rw（Root weight）。,研究內(nèi)容,植物根系密度和根量的分布特征,40,根系的制作：試驗選擇長約7cm的根，將根側(cè)須根剪除。兩端被夾長度各1cm，受拉長度為5cm。試樣采回后，輕輕沖去泥土，擦干水分，即作測定。 所用的毛根拉力測定裝置。具體操作為：根系上端

9、用夾子固定于鐵架，下端用夾子固定并連接一彈簧秤，彈簧秤下端吊一沙桶。往桶里緩慢、連續(xù)地加入細沙，直至根系被拉斷。用游標卡尺測出根系拉斷面的直徑，每試樣重復(fù)測四次，然后求其平均值作為計算直徑。,研究內(nèi)容,根系抗拉力試驗,41,植物根系,沙 桶,42,植被采用狗牙根、三葉草、紫穗槐及胡枝子根系，進行室內(nèi)直剪（快剪）試驗，分別在四種不同法向應(yīng)力：100kPa、200kPa、300kPa及400kPa下進行抗剪強度試驗。,研究內(nèi)容,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,43,表4.3-2 不同含根量試樣表,研究內(nèi)容,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,在含水量不變的前提下，分別進行五組不同含根量試驗與無根系巖土樣進行對比。

10、,44,稱取800g巖土試樣，利用輕型擊實儀將試樣擊實25次，注意保證所有試樣所受的擊實功相同。具體步驟是：先擊5次試樣使試樣初步成型。接著把統(tǒng)一長2cm、含根量為0.1g/60cm3的根系垂直均勻的倒插入環(huán)刀面積范圍內(nèi)，然后再擊實20次，得到根土復(fù)合土餅。,研究內(nèi)容,試樣的制備,45,0.3g/60cm3,0.1g/60cm3,46,47,根(直徑d1.0mm）密度Rd與土層深度Z關(guān)系統(tǒng)計表,結(jié)果與分析,根系密度與土層關(guān)系,48,根直徑（d1.0mm）密度Rd與土層深度Z關(guān)系統(tǒng)計表,結(jié)果與分析,根系密度與土層關(guān)系,49,對于根直徑d1.0mm及d1.0mm的狗牙根，其根密度與土層關(guān)系都可建立

11、如下關(guān)系： 式中：y狗牙根根密度；x土層深度；m、n經(jīng)驗常數(shù),結(jié)果與分析,根系密度與土層關(guān)系,50,根量Rw（g/1000cm3）與土層深度Z關(guān)系表,根系重量隨土層變化特征,結(jié)果與分析,51,根量與土層深度的關(guān)系可建立如下函數(shù)式： 式中：y狗牙根根量；x土層深度；m、n經(jīng)驗常數(shù),結(jié)果與分析,根系重量隨土層變化特征,52,結(jié)果與分析,根系抗拉力試驗,狗牙根根系抗拉力F（N）與其根的直徑D（mm）之間的關(guān)系統(tǒng)計表,53,結(jié)果與分析,根系抗拉力試驗,三葉草根系抗拉力F（N）與其根的直徑D（mm）之間的關(guān)系統(tǒng)計表,54,結(jié)果與分析,根系抗拉力試驗,紫穗槐根系抗拉力F（N）與其根的直徑D（mm）之間的關(guān)

12、系統(tǒng)計表,55,結(jié)果與分析,根系抗拉力試驗,胡枝子根系抗拉力F（N）與其根的直徑D（mm）之間的關(guān)系統(tǒng)計表,56,得出狗牙根、三葉草、紫穗槐和胡枝子根系的抗拉力與其根系直徑之間的關(guān)系均服從二次三項式分布，相關(guān)性顯著。 式中y根系抗拉力，x根系直徑，a、b、c經(jīng)驗常數(shù) 這與劉世奇、鐘亮根及程洪等的研究結(jié)論是相似的。 根據(jù)實驗所得的根系直徑、抗拉力等，可計算根斷的抗拉強度。,結(jié)果與分析,根系抗拉力試驗,57,由以上擬合方程式可知，對于狗牙根、三葉草的根系直徑與其抗拉強度之間的關(guān)系滿足指數(shù)函數(shù)式： 式中：y狗牙根、三葉草根系抗拉強度；x狗牙根、三葉草根系直徑； 經(jīng)驗常數(shù),結(jié)果與分析,根系抗拉力試驗,

13、58,對于紫穗槐、胡枝子的根系直徑與其抗拉強度之間的關(guān)系滿足二次三項式： 式中y紫穗槐、胡枝子根系抗拉強度；x紫穗槐、胡枝子根系直徑；a、b、c經(jīng)驗常數(shù),結(jié)果與分析,根系抗拉力試驗,59,含根量為0.0 g/60cm3時，,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,抗剪強度與剪切面上的法向應(yīng)力成正比。,60,含根量為0.1 g/60cm3時，,61,含根量為0.3 g/60cm3時，,62,含根量為0.5 g/60cm3時，,63,含根量為0.7 g/60cm3時，,64,含根量為1.0 g/60cm3時，,65,根土復(fù)合體抗剪強度隨著法向應(yīng)力的增大而不斷增大，每組數(shù)據(jù)基本為線性趨勢，且抗剪強度與

14、剪切面上的法向應(yīng)力總成正比，由此可知根土復(fù)合體均符合庫侖定律： 上式形式與粘性土的抗剪強度表達式一致，但其物理意義卻相異。,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,66,結(jié)果與分析,不同含根量在相同法向力下的抗剪強度曲線,67,結(jié)果與分析,相同含根量在不同法向力下的抗剪強度曲線,68,結(jié)果與分析,不同含根量在200kPa法向應(yīng)力下的抗剪強度分析圖,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,69,根據(jù)圖4.3-94.3-11中峰值出現(xiàn)的位置可知，狗牙根和三葉草根土復(fù)合體的峰值均為0.50.7g/60cm3；紫穗槐和胡枝子根土復(fù)合體的峰值為0.7g/60cm3。,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,70,結(jié)果與分

15、析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,71,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,72,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,73,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,74,由圖知，粘聚力、內(nèi)摩擦角的變化趨勢為先增大后減小。有根系土體的粘聚力、內(nèi)摩擦角均比無根系土體的粘聚力、內(nèi)摩擦角大。 原因是：當土中的含根量較少時，根土可充分接觸并發(fā)揮摩阻作用，另一方面，根系的深入形成根土復(fù)合體，使根的抗拉及抗剪能力傳入到土的抗剪能力中，進而約束了土體在橫向和軸向的變形，因此粘聚力、內(nèi)摩擦角增大，但是，當根系含量達到一定含量時，因為根系數(shù)量過度增加會使根系之間互相交錯，導(dǎo)致根系與土體不能充分形成根土復(fù)合體，因此對

16、土體的加筋效應(yīng)有所減低。,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,75,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,76,對于草本植物，三葉草根系對土體粘聚力的提高程度比狗牙根根系的大（圖4.3-14、圖4.3-16），故三葉草的固土護坡作用大于狗牙根的固土護坡作用，推薦三葉草作為甕福磷礦山邊坡生態(tài)護坡的植物；對于灌木植物，紫穗槐根系對土體粘聚力的提高程度比胡枝子根系的大（圖4.3-14、圖4.3-16），推薦紫穗槐作為甕福磷礦山邊坡生態(tài)護坡的植物。,結(jié)果與分析,根土復(fù)合體抗剪切強度試驗,77,實例分析,78,79,80,對生態(tài)護坡水文效應(yīng)、草本植物根系及喬灌類植物根系的固土作用進行總結(jié)性研究。 在植

17、物根系作用下，土體的內(nèi)摩擦角值和粘聚力c值均會有所提高，這與第四章的研究結(jié)果相符。 推薦三葉草、紫穗槐為甕福磷礦山廢棄地邊坡生態(tài)護坡植物。 對生態(tài)護坡和工程護坡進行了探討，可較好的解決礦山邊坡的防護問題。,結(jié)論與展望,結(jié)論,81,沒有對多個因素共同影響土體的抗剪強度進行分析，對多個因素的共同影響及量化分析是將來研究的重點之一。 本文的根土復(fù)合體試驗中插入的根為非活性的根，這與土體中的活性根系的力學特征存在一定的差距。因此還需要進一步研究如何在現(xiàn)場取含根系土體做直剪試驗。 由于受時間和試驗條件的影響，本文只選狗牙根、三葉草、紫穗槐和胡枝子各根系做根土復(fù)合體試驗，還可進一步選多種植物進行試驗。 文

18、中根土直剪試驗只適用于表層土體，對邊坡深層失穩(wěn)及滑坡不適用。,結(jié)論與展望,展 望,82,赤泥對含磷廢水中磷的去除效果及生物毒性效應(yīng),案例2：,83,赤泥對模擬含磷廢水中磷的去除效果及其影響因素研究 赤泥的改性及其除磷性能研究 鹽改性赤泥處理磷石膏堆場滲水的條件優(yōu)化 處理后廢水的生物毒性效應(yīng)評價 結(jié)論與展望,匯報提綱,84,來源,污染特征,含 磷 廢 水,來源廣 難控制 危害嚴重,生活污水 農(nóng)業(yè)化肥流失 養(yǎng)殖廢水 工業(yè)廢水 底泥沉積物中磷的重新釋放 滲濾液 其他來源,選題依據(jù),85,赤泥是鋁土礦經(jīng)強堿浸出氧化鋁后產(chǎn)生的殘渣，含有Fe、 Ca、A1、Na、K等元素；赤泥堆放耗費大量土地，剩余堿pH

19、可達12，向地下滲透，造成地下水污染。 目前，赤泥的綜合利用較低，大量以堆存為主，因此對赤泥的資源化利用迫在眉睫。,選題依據(jù),86,選題意義,為磷礦企業(yè)磷石膏堆場周邊高含磷廢水的治理提供理論依據(jù)及技術(shù)支撐； 為鋁工業(yè)發(fā)展過程中大量堆存赤泥的資源化利用探索新的利用途徑。,87,實驗設(shè)計,實驗設(shè)計,88,正交試驗設(shè)計,89,正交試驗結(jié)果,90,各主要因素對赤泥除磷效果的影響,赤泥對不同磷濃度中磷的去除效果,91,各主要因素對赤泥除磷效果的影響,赤泥與含磷廢水固液比對磷的去除效果影響,92,各主要因素對赤泥除磷效果的影響,赤泥對不同pH值含磷廢水中磷的去除效果,93,各主要因素對赤泥除磷效果的影響,

20、不同反應(yīng)時間對磷的去除效果影響,94,改性赤泥的制備,稱取氯化鋁、氯化鐵、氯化鈣、硫酸亞鐵配制成一定濃度的改性溶液，按固液比為1:50向溶液中加入經(jīng)風干、研磨、過200目篩后的原狀赤泥粉末，在振蕩頻率200 r/min、溫度20 條件下進行改性，振蕩一定時間后取出靜置、抽濾，取固體置于干燥箱中100 烘干，研磨過200目篩備用。,95,實驗方案,改性時間,改性劑的配比,改性劑濃度,改性劑選取,96,改性物質(zhì)的確定,CaCl2+FeCl3,不同改性劑對改性赤泥除磷性能的影響,1AlCl3 2CaCl2+FeCl3 3FeSO4+ AlCl3 4CaCl2+ AlCl3 5CaCl2+ FeSO4

21、 6AlCl3+FeSO4 7CaCl2 8AlCl3+ FeCl3 9FeCl3 10FeSO4,97,改性赤泥除磷性能研究,改性劑濃度對改性赤泥除磷性能的影響,98,改性赤泥除磷性能研究,改性劑配比對改性赤泥除磷性能的影響,99,改性赤泥除磷性能研究,改性時間對改性赤泥除磷性能的影響,100,101,102,改性赤泥處理磷石膏堆場水實驗研究,103,改性赤泥投加量對去除效果的影響,改性赤泥投加量對磷、氟離子去除效率的影響,104,改性赤泥投加量對去除效果的影響,不同改性赤泥投加量處理后溶液中重金屬濃度,105,不同攪拌時間對去除效果的影響,攪拌時間對磷、氟離子去除效率的影響,106,不同攪

22、拌時間處理后溶液中重金屬濃度,不同攪拌時間對去除效果的影響,107,攪拌速度對磷、氟離子去除效率的影響,不同攪拌速度對去除效果的影響,108,不同攪拌速度對去除效果的影響,不同攪拌速度處理后溶液中重金屬濃度,109,反應(yīng)溫度對磷、氟離子去除效率的影響,不同反應(yīng)溫度對去除效果的影響,110,不同反應(yīng)溫度對去除效果的影響,不同反應(yīng)溫度處理后溶液中重金屬濃度,111,小 結(jié),改性赤泥對磷石膏堆場滲水中的磷、氟離子、鋅、鎘均有很好的去除效果，在反應(yīng)條件為改性赤泥與磷石膏堆場滲水固液比8:100（g/mL），攪拌速度250 r/min，反應(yīng)溫度30，攪拌時間1 h時，溶液中剩余磷濃度54.63 mg/L

23、，氟離子濃度0.62 mg/L，鋅濃度1.8110-3 mg/L，鎘濃度7.2810-4 mg/L，鉛濃度1.0210-2 mg/L，銅濃度1.7910-2 mg/L，為考察以廢治廢過程中會否產(chǎn)生二次污染，取該反應(yīng)條件處理后溶液考察其生物毒性效應(yīng)。,112,處理后廢水的生物毒性效應(yīng)評價,選取生物,113,處理后廢水對隆線溞的毒性效應(yīng),114,種子發(fā)芽試驗,生菜,水稻,黑麥草,115,處理后廢水對植物幼苗生長的影響,116,結(jié) 論,在赤泥處理含磷廢水過程中，各因素對除磷效果影響的大小順序為：磷濃度赤泥與含磷廢水的固液比含磷廢水的pH值反應(yīng)時間反應(yīng)溫度振蕩頻率，未經(jīng)活化的赤泥適宜于處理磷濃度為10

24、.00 mg/L100.00 mg/L的酸性含磷廢水。在赤泥與含磷廢水的固液比1:25、磷濃度10.00 mg/L、振蕩頻率200 r/min、反應(yīng)時間1 h、含磷廢水的pH值2.00、反應(yīng)溫度20 時，赤泥對含磷廢水中磷的去除率可達98.63%。,117,在利用金屬鹽（FeCl3、FeSO4、AlCl3、CaCl2）對赤泥進行改性的過程中，鈣鐵氯化物復(fù)合改性赤泥對磷表現(xiàn)出最佳的去除效率。對于初始磷濃度為1000 mg/L的含磷廢水，鈣鐵氯化物復(fù)合改性赤泥對磷的去除效率可達91.45%，此時改性赤泥對磷的吸附量為229 mg/g。,結(jié) 論,118,結(jié) 論,改性赤泥對磷石膏堆場滲水中的磷、氟離子

25、、鋅、鎘均有很好的去除效果，在反應(yīng)條件為改性赤泥與磷石膏堆場滲水固液比8:100(g/mL)，攪拌速度250 r/min，反應(yīng)溫度30，攪拌時間1 h時，改性赤泥對磷的去除效率為98.41%，對氟的去除效率為98.85%，此時溶液中剩余磷濃度為54.63 mg/L，氟離子濃度0.62 mg/L，鋅濃度1.81 10-3 mg/L，鎘濃度7.28 10-4 mg/L，鉛濃度1.02 10-2 mg/L，銅濃度1.79 10-2 mg/L。,119,磷石膏堆場滲水經(jīng)改性赤泥處理后其環(huán)境生物毒性效應(yīng)有了很大程度的降低，經(jīng)處理后的磷石膏堆場滲水對隆線溞24 h時的LC50值由4.02%升至62.76%

26、，對種子發(fā)芽和幼苗生長的影響也有了很大程度的降低。,結(jié) 論,120,存在問題及展望,深入進行改性過程中赤泥表面形貌、內(nèi)部晶體結(jié)構(gòu)變化特征的研究，以期進一步改善活化條件以提高吸附性能和反應(yīng)活性，在保證較高的除磷效果的前提下，對實際受污染水體中其他污染物質(zhì)也有很好的控制效果。 對改性赤泥用于處理含磷廢水，尤其是實際含磷廢水的機理進行研究，如反應(yīng)過程中各離子間的相互作用，含磷廢水與赤泥組分在界面的相互作用關(guān)系。,121,開展改性赤泥用于實際污染水體的可行性研究，并對處理后的溶液及殘渣的生物毒性效應(yīng)進行進一步的深入研究，為活化赤泥吸附劑的產(chǎn)業(yè)化制備提供充分的理論依據(jù)和實踐基礎(chǔ)。,存在問題及展望,122

27、,案例3：,磷石膏堆場排水 浮床植物處理技術(shù)及凈化效果評價,123,二、磷石膏堆場周邊排水的污染特征及評價,三、磷石膏堆場排水改良劑的篩選,四、浮床植物對磷石膏堆場排水的凈化效果評價,五、結(jié)論與建議,一、研究背景,124,1、研究背景,種植草坪,a石膏膠凝材料 b制建筑石膏 c紙面石膏板 d纖維石膏板 e非燒結(jié)磚石膏砌塊 f石膏陶瓷飾面磚 g新型建筑材料,a制硫酸聯(lián)產(chǎn)水泥 b水泥緩凝劑 c生產(chǎn)低堿度水泥 d水泥制品 e公路路基,改良土壤,a磷石膏制備硫酸銨 b磷石膏制硫磺 c制取硫酸鉀副產(chǎn)氯化銨或碳酸鈣 d制硫脲和碳酸鈣 e磷石膏制硫氨 f工業(yè)填料,磷石膏處理及資源化利用現(xiàn)狀（1）,125,磷

28、石膏放射性物質(zhì),堆場地理位置,磷石膏處理及資源化利用現(xiàn)狀,當?shù)亟?jīng)濟條件,126,處理磷石膏堆場排水方法,80年代：由石乳灰中和，再排放附近河流 現(xiàn)階段： 1.中和沉淀法 2.堿過量酸反調(diào)法 3.多段中和+膜過濾法。,127,存在問題： 費用過高,尋找一種經(jīng)濟、有效的去磷方法,128,研究區(qū)概況,研究區(qū)為貴州省天峰化工有限公司的磷石膏堆場。 天峰化工有限公司原名平壩化肥廠，地處安順市平壩縣高峰區(qū)境內(nèi)，位于紅楓湖上游11.55km的羊昌河畔。堆場位于貴州高原中部的巖溶地區(qū)，距羊昌河最近處僅有550m。 紅楓湖近80%的磷污染,129,堆場排水,堆場的磷石膏來自于磷酸銨生產(chǎn)線 2007年主動停止了磷

29、銨生產(chǎn)線及磷石膏的堆放 300萬t新堆場 200 m3/d滲濾液處理站 暫行使用沉淀池和電石灰,130,雖然該磷石膏堆場已采取相關(guān)措施來減少磷石膏堆場排水對環(huán)境的污染問題，但堆場周邊地表水水環(huán)境是否還遭到威脅，須調(diào)查研究才能進一步了解,131,研究內(nèi)容,周邊水調(diào)查,改良劑方案篩選,植物凈化效果評價,132,采樣時間,133,磷石膏堆場滲濾液收集池,134,1#監(jiān)測點,135,136,137,8#監(jiān)測點,138,監(jiān)測點布設(shè),供試水樣中重復(fù)采樣點共10個 堆場周邊地表積水樣為5個 1#，4#、5#，6#，7# 羊昌河河水樣5個 8#11#，T,139,硝酸鹽氮的測定紫外分光光度法.,磷的測定鉬氨酸

30、分光光度法,氨氮的測定靛酚藍比色法,堆場周邊水體調(diào)查,pH、溶解氧、電導(dǎo)率,140,PH-EC-TDS系列測定儀,721型可見分光光度計,實驗設(shè)備,141,周邊水調(diào)查結(jié)果,pH EC TDS pH 1#平水期枯水期豐水期的趨勢 EC:值在0.460.62ms/cm TDS:在230310ppm 降雨量的大小，存在著豐水期平水期枯水期的變化特征,142,143,可溶性正磷酸鹽、氨氮、硝酸鹽氮的變化特征,可溶性正磷酸鹽的濃度最大，氨氮的次之 沉積物釋放,144,防滲膜剝落、錯位（左圖為8月，右圖為11月）,145,2#采樣點(左圖為8月，右圖為11月),146,評價方法及結(jié)果,水質(zhì)評價結(jié)果 磷石膏

31、堆場周邊排水為低pH值，高電導(dǎo)率和高TDS的水體。這類水體具有酸度大，污染物成分復(fù)雜的特點。 水樣測定項目中的濃度最大的為可溶性正磷酸鹽，最高可達到3810.44mg/L，次之為氨氮，最高可達31.75mg/L。磷石膏堆場周邊排水對羊昌河河水造成了嚴重污染，其中可溶性正磷酸鹽為主要污染物。,147,磷石膏堆場周邊地表水的pH值、可溶性正磷酸鹽、氨氮、硝酸鹽氮含量未跟堆場距離的遠近呈連續(xù)性的變化趨勢。經(jīng)過現(xiàn)場調(diào)查發(fā)現(xiàn)，周邊地表積水的污染并不是由磷石膏堆場滲濾液收集池池水為起點的簡單性的擴散性污染，在這其中可能還跟地表積水的沉積物中的污染物的釋放有關(guān)。,148,以地表水環(huán)境質(zhì)量標準（GB3838-

32、2002）作為評價標準，對水樣進行了水質(zhì)評價。評價結(jié)果顯示，磷石膏堆場周邊地表水水質(zhì)100%超過地表水環(huán)境質(zhì)量的類標準，即劣類，主要超標因子為可溶性正磷酸鹽除了可溶性正磷酸鹽外，還有pH值和氨氮。 羊昌河河水水質(zhì)未到達貴州省水功能區(qū)域劃分等級中所規(guī)定的類水水質(zhì)，而屬于劣類，主要超標因子為可溶性正磷酸鹽。,149,改良劑的篩選,正交試驗設(shè)計的方法篩選 驗證試驗,采用原料,赤泥,粉煤灰,150,改良劑的配比篩選,材料與方法 實驗材料 150ml三角瓶，過80目的赤泥、粉煤灰，磷石膏滲濾液。 實驗方法 采用正交表L9（34）進行試驗設(shè)計。,151,正交試驗材料,實驗用水： pH值為3.825 可溶性

33、正磷酸鹽為612.5mg/L 氨氮為3.95mg/L 硝酸鹽氮為0.08mg/L,152,正交試驗水平表,153,正交試驗結(jié)果,154,利用spss軟件的一般線性模型中的單變量處理正交試驗數(shù)據(jù)：,SPSS分析結(jié)果匯總,155,這四指標的主次順序為： 主次 DP的下降率；pH值的上升率；氨氮的上升率，硝酸鹽的上升率 確定該改良劑的最佳組合，即是: 赤泥取1.60g，粉煤灰0.80g，水樣100ml，停留時間4d。,156,驗證試驗,157,處理1L磷石膏堆場排水（pH值3.825，可溶性正磷酸鹽612.5mg/L，氨氮3.95mg/L） 使用16g的赤泥和8g粉煤灰處理四天后，pH值可上升72.

34、60%73.86%，可溶性正磷酸鹽含量可下降79.12%80.31%，氨氮含量可下降13.51%16.22%。,158,浮床植物對磷石膏堆場排水的凈化效果評價,植物篩選,植物凈化評價,植物+改良劑凈化效果評價,159,1野外調(diào)查,2市場調(diào)研,3相關(guān)文獻查閱相結(jié)合,植物篩選,綜合馴化結(jié)果、耐污實驗結(jié)果、植物來源的難易程度、植物移出后的可再利用的經(jīng)濟效益,160,植物樣的采集,161,適生濃度范圍實驗,162,美人蕉,白掌,水毛花,全綠 富貴竹,供試植物,163,水毛花Sclrpus triangulatus Roxb. 莎草科多年生草本，根莖短，具密須根。稈叢生，高50120厘米，三棱形，無葉片

35、，僅稈基部生2枚葉鞘；苞片1，為稈的延長，長29厘米。小穗59，聚成頭狀，卵形至披針形，有多數(shù)花。鱗近革質(zhì)，長約4毫米，淡棕色，具紅棕色短紋，花果期79月。喜光，耐寒，喜生于淺水處及潮濕地，在貴州產(chǎn)于平壩、遵義、貞豐等地，生于海拔13001840m的山腳、溝邊、潮濕處(貴州植物志，1988)。,164,植物凈化裝置,165,166,植物凈化實驗內(nèi)容,2010年9月17日開始進行，2010年10月30日結(jié)束 第一組：磷石膏堆場排水原液+供試植物 第二組：改良劑+磷石膏堆場排水+供試植物 每組四種植物，1個平行，共計16個實驗,167,去除率的計算方法如下(葛瀅等，1999),為了使試驗水中的凈化效果與自然狀態(tài)更符合，本研究采用不添加水量，而是通過換算來計算排水各種化學物質(zhì)的去除率的方法，這樣還能克服因添加水對植物吸收營養(yǎng)的影響,168,供水水質(zhì)：,169,不同植物的凈化效果,170,第一組：植物