草酸在污水处理中的作用范文1
关键词：水生植物；生活污水；相对生长速率；生理指标；抗逆能力
中图分类号：X173；Q948.8 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）17-4058-04
Physiological Responses of 5 Kinds of Hydrophytes to Domestic Sewage
QIN Xiao-yan，LIN Ping，MA Jia，ZHAO Song-yi，LI Dong-hai
（Faculty of Landscape Architecture， Southwest Forestry University， Kunming 650224， China）
Abstract： Experiment was carried out to study the effects of domestic sewage with different concentration， （of which total nitrogen content was 26.560， 18.150， 10.760 mg/L， total phosphorus content was 2.566， 1.710， 0.855 mg/L， NH4+-N content was 23.880， 16.190， 7.970 mg/L， NO3-N content was 0.100， 0.068， 0.032 mg/L respectively） on relative growth rate and physiological indices （relative conductivity， content of MDA， proline and soluble sugars） on 5 kinds of hydrophytes （Zizania caduciflora， Schoenoplectus tabernaemontani， Potamogeton distinctus， Ceratophyllum demersum， Vallisneria natans）， aiming at exploring the physiological response and resistance to domestic sewage of the plants. The results showed that resistance of emergent plant was stronger than submerged plant. Resistance of emergent plant S. tabernaemontani was stronger than Z. caduciflora. The rank of resistance of the submerged plant from strong to weak was V. natans > P. distinctus > C. demersum. Comparative analysis on the response of same plants to different concentration of sewage revealed that Z. caduciflor grew well in sewage with high concentration， S. bulrush and P. distinctus could adapt to the sewage with middle concentration， V. natans could adapt to the sewage with low concentration， and C. demersum was not suitable for growing in the sewage.
Key words： hydrophyte； domestic sewage； relative growth； physiological index； resistance
收稿日期：2012-11-05
基金项目：国家自然科学基金项目（40971285）；园林植物与观赏园艺省级重点学科项目；园林植物与观赏园艺省高校重点实验室和西南林业
大学大学仪器共享平台基金项目
作者简介：覃晓艳（1988-），女，湖北荆州人，硕士，主要从事植物生理方面的研究，（电话）15987145515（电子信箱）；
通讯作者，林 萍，教授，硕士生导师，主要从事园林植物方面的研究，（电子信箱）。
由于工农业发展迅速，人口不断增长，需水量与日俱增，水体环境的污染及淡水资源的短缺已经成为世界共同的话题。据调查，中国现今废水排放量与20世纪80年代初期相比增加了1倍以上，90%以上的城市水域受到严重污染，但污水处理率仅为15.8%[1，2]。据世界卫生组织报道，全世界80%的疾病与水有着密切关系，污水治理迫在眉睫[3]。国内外研究者针对污染水体的修复提出了一系列行之有效的方法，其中生物修复技术因其高效、生态、低成本及其景观效益的特点成为了污水净化的一个研究热点。
植物利用生物代谢功能担负着分解、富集和稳定污染物的作用[4]。不同水生植物的去污抗逆能力不同[5]。目前，国内外已有一些关于水生植物去污抗逆能力的研究报道[6]。但涉及茭草（Zizania caduciflora）、水葱（Schoenoplectus tabernaemontani）、眼子菜（Potamogeton distinctus）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）、苦草（Vallisneria natans）在不同浓度生活污水胁迫中的生理响应，评定水生植物耐污水胁迫能力强弱及植物适应生长的污水浓度的研究鲜有报道。试验通过研究茭草、水葱、眼子菜、金鱼藻、苦草5种水生植物在不同浓度生活污水中的生长状况，旨在了解水生植物对污水的生理响应及其与污水浓度之间的关系，并筛选出抗逆境能力较强的水生植物，为污水净化实践及人工湿地的建设提供一定的理论依据与实践参考。
1 材料与方法
1.1 供试材料
供试植物材料采自云南剑湖，选择剑湖优势种群且净化效果良好的5种水生植物作为研究对象，分别是挺水植物茭草、水葱和沉水植物眼子菜、金鱼藻及苦草。将采集的植物培养于1.00 m×1.20 m×0.85 m的培养槽中，以30 cm厚的细沙作为栽培基质净水栽植一段时间，以使植物生长稳定且生长状况基本一致。
1.2 试验设计与取样
植物生长稳定后第一次测定其鲜重及生理指标，后改为污水培养，污水来源于西南林业大学生活污水。模拟自然污水设定高、中、低3种不同浓度污水，其成分详见表1。在污水中培养60 d，每隔20 d更换1次污水，然后测定植物鲜重，并取植物叶片进行指标测定，取样时采取多点随机采样法。
1.3 测定项目及方法
1）相对生长速率。RGR=（lnW1-lnW0）/t[7]，其中，RGR为植物相对生长速率；W0为试验开始时植物干重；W1为试验结束时植物干重；t为试验时间。
2）生理指标。游离脯氨酸含量采用酸性茚三酮比色法测定；电导率利用电导仪测定，取相对电导率；丙二醛（MDA）含量采用硫代巴比妥酸法测定；可溶性还原糖含量采用蒽酮硫酸法测定[8]。各生理指标含量比指各指标试验终值与初值的比值。
1.4 数据统计与分析
采用Microsoft Excel 2007和SPSS 11.0进行数据统计分析。
2 结果与分析
2.1 不同浓度污水对植物相对生长速率的影响
供试植物在培养槽中长势良好，从外观观察无明显差异。但从相对生长速率（表2）来看，供试植物相对生长速率均受到污水的影响，挺水植物茭草和水葱的相对生长速率明显高于沉水植物眼子菜、金鱼藻及苦草。茭草在高浓度污水中的相对生长速率为中浓度以及低浓度中的1.14和1.74倍。水葱、眼子菜在污水中的相对生长速率为中浓度>高浓度>低浓度。金鱼藻对污水较为敏感，高、中、低浓度污水中相对生长速率均为负值，分别为-0.001 8、
-0.001 3、-0.001 4 g/（g·d）。苦草在低浓度污水中相对生长速率分别为高、中浓度中的3.56、1.39倍，差异较明显。
2.2 不同浓度污水对植物生理指标的影响
2.2.1 不同浓度污水对植物MDA含量的影响 为了抵御损害，植物细胞具有细胞质膜保护系统[9]。植物在逆境胁迫或衰老过程中，细胞原生质膜中的不饱和脂肪酸发生过氧化作用产生MDA，使质膜系统受到伤害，其选择透性降低，细胞内电解质外渗量增加，因而MDA含量可以反映膜脂过氧化水平和质膜破坏程度[10]。
如图1所示，挺水植物中，茭草在高、中、低不同浓度污水中MDA含量比分别为2.33、2.54、2.80，与污水浓度呈负相关，其平均比值为水葱平均比值的2.50倍；水葱在3种浓度污水中含量比相近，均在1左右，中浓度与高、低浓度中的比值相比分别低0.10、0.09，说明试验期间，水葱细胞膜脂过氧化现象较轻，几乎不受影响或在此期间植物通过自身调节逐渐适应了污水环境[11]。沉水植物中，不同浓度污水中各植物MDA含量比存在差异。眼子菜在高、中、低浓度污水中MDA含量比分别为1.38、1.00、1.48，中浓度污水中眼子菜MDA含量在试验前后基本无变化；金鱼藻及苦草MDA含量比与污水浓度呈正相关；低浓度污水中苦草MDA含量比最小，为0.79，说明低浓度污水中氮、磷可能对苦草生长有利，能缓解污水对苦草的胁迫。
2.2.2 不同浓度污水对植物相对电导率的影响 细胞膜系统在逆境下会膨胀或破损，选择透性发生改变，细胞可溶性内含物外渗。膜损伤是导致相对电导率发生变化的一个原因，细胞内其他调节物质的产生也导致了相对电导率的变化[12]。因此细胞膜透性的变化反映了外部不良环境对细胞的伤害程度，同时细胞膜在逆境下的稳定性也反映了植物抗逆性的高低。
如图2所示，5种植物的相对电导率比值均小于1.00。原因可能是植物在由外界移栽的过程中根系受到一定程度损伤，驯养期未得到完全修复，因而试验开始时相对电导率偏高，后期植物根系及自身逐渐得到修复，相对电导率下降。挺水植物中，茭草相对电导率比明显大于水葱，且中浓度茭草相对电导率比值较高，为0.60，其次为高浓度的0.55，再次为低浓度的0.47。水葱在3种不同浓度污水中比值基本一致，中浓度污水中的比值与高、低浓度污水中比值相比分别低0.01、0.03。沉水植物中，眼子菜在中浓度污水中比值稍低于高、低浓度中比值，为0.43；金鱼藻及苦草相对电导率比值与污水浓度呈正相关，且高浓度污水中苦草相对电导率增长较为明显，为0.78，分别是中、低浓度污水中比值的2.44、3.07倍，说明细胞质膜受损较为严重。
2.2.3 不同浓度污水对植物脯氨酸含量的影响 脯氨酸是一种抗逆调节物质[13]。植物在逆境中，脯氨酸的积累量发生变化，脯氨酸的特性使得它成为植物体内一种理想的渗透调节物质，对来自环境的各种胁迫具有保护作用，植物体内脯氨酸的含量在一定程度上反映了植物的抗逆性[14]。
如图3所示，5种植物在不同浓度污水中脯氨酸含量比均大于1.00，说明在培养的60 d中，植物体内均积累了一定量的脯氨酸。挺水植物中，水葱的脯氨酸含量增长明显，高、中、低浓度中的植物脯氨酸含量比分别为23.95、27.28、40.86，与污水浓度呈负相关，说明水葱产生了大量的脯氨酸来缓解逆境胁迫；茭草在污水中脯氨酸含量比由大到小依次为中浓度、高浓度、低浓度，其中高、中浓度中的比值相差0.65，中、低浓度中的比值相差2.90。在沉水植物中，眼子菜与金鱼藻在各浓度污水中的脯氨酸含量比均较低，在高、中、低3种浓度污水中含量比分别为2.96、3.92、2.44和1.40、3.37、2.04，两者在中浓度污水中的比值均大于高、低浓度污水中的比值；苦草在污水中脯氨酸含量比明显高于眼子菜及金鱼藻，说明苦草中积累了一定量的脯氨酸以缓解污水胁迫，其比值与污水浓度呈负相关。
2.2.4 不同浓度污水对植物可溶性还原糖含量的影响 植物细胞中可溶性糖含量反映植物细胞碳同化作用积累的情况。在逆境条件下，植物的生长和代谢产生相应的变化，可溶性还原糖含量也随之发生变化[9]。植物体内的碳素营养状况等常以糖含量来作为标示，植物为了适应逆境条件，如干旱、低温等，会主动积累一些可溶性还原糖，降低渗透势，以适应外界环境的变化[10]。
如图4所示，挺水植物中，茭草可溶性还原糖含量比与污水浓度呈正相关，水葱可溶性还原糖含量比与污水浓度呈负相关，且比值均大于1.00，分别为1.49、1.31、1.06和1.95、2.19、2.46，前者小于后者，两种植物均产生了较多的可溶性还原糖来调节细胞渗透势，维持细胞正常状态。沉水植物中，苦草在高浓度污水中可溶性还原糖含量比最低，为0.51，而中、低浓度污水中比值相近，分别为0.91、0.86；眼子菜在低浓度污水中的比值接近于1，说明细胞中可溶性还原糖含量变化幅度不大，渗透势维持稳定，但在中、高浓度污水中可溶性还原糖含量比迅速下降，说明可溶性还原糖含量迅速减少；金鱼藻在污水的胁迫下可溶性还原糖含量比较低，中浓度污水中比值最大，为0.17，其次为低浓度的0.13，再次为高浓度的0.12，均小于1.00，说明在60 d的培养中，金鱼藻中可溶性还原糖含量下降。
3 小结与讨论
由于植物生长在一个复杂的环境中，受到不同因素的影响，包括生物因素和非生物因素，因此植物所呈现出的生理反应也存在着差异。植物自身的生理过程对各环境要素的响应也是一个敏感而复杂的过程，不同植物由于自身生长特性的不同，对环境胁迫的响应程度也不同，因此对植物生理指标的抗逆性指示效果不能达到完全一致，只能通过综合评价来分析比较植物对胁迫的抗逆能力及对不同浓度污水的适应能力[15]。植物在一定污水浓度范围内具有一定的抵抗胁迫的能力，根据植物生长对氮、磷需求的不同，在不同浓度污水中植物会呈现出不同的长势及响应，当污水浓度适当时，植物生长非但不受抑制，反而可能出现促进生长的现象，当污水浓度超过植物所能耐受的范围时，植物生长就会受到抑制，抗逆能力也受到影响[16]。
供试的5种水生植物在相同浓度的生活污水中发生了不同程度的响应，其抗逆能力存在差异。研究结果表明，挺水植物的相对生长速率明显大于沉水植物。挺水植物中，茭草的相对生长速率小于水葱；水葱的丙二醛含量及相对电导率变化明显小于茭草，细胞受损情况较轻，水葱体内脯氨酸及可溶性还原糖含量的增长速度要远远大于茭草，适应性反应更为明显。沉水植物中，苦草相对生长速率最大，其次为眼子菜，再次为金鱼藻，金鱼藻相对生长速率为负值，在污水中呈现出衰亡现象；在MDA测定中，金鱼藻MDA含量比与同浓度下其他两种沉水植物相比要高；脯氨酸含量比为苦草>眼子菜>金鱼藻。综上分析，挺水植物抗逆能力强于沉水植物，在挺水植物中，水葱的抗逆能力强于茭草；在沉水植物中抗逆能力为苦草>眼子菜>金鱼藻。
由于植物对氮、磷具有一定的耐受范围，同种植物在不同浓度污水中适应性也不相同，生长状态呈现差异。茭草在3种浓度污水中，相对生长速率以及MDA含量比与污水浓度呈负相关，与脯氨酸及可溶性还原糖含量比总体上呈正相关，说明茭草在高浓度污水中生长速度快，细胞受损情况较轻，自身调节作用更大。可能高浓度污水中的氮、磷等元素能够更好地提供茭草生长所需的营养物质，维持植物细胞渗透势。水葱及眼子菜在中浓度污水中相对生长速率较大，MDA含量比、相对电导率比小于高、低浓度污水中比值，说明水葱及眼子菜在中浓度污水中生长较好，细胞膜脂过氧化程度轻，表现出较好的适应性。金鱼藻的相对生长速率为负值，说明金鱼藻不适合在污水中生长。苦草相对生长速率与污水浓度呈负相关，其MDA含量比和相对电导率比均与污水浓度呈正相关，脯氨酸与可溶性还原糖含量比在中、低浓度污水中相差不大，均高于高浓度污水中的比值，说明苦草对低浓度污水所产生的胁迫有一定的抵抗能力，能更好地适应低浓度污水环境。
参考文献：
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草酸在污水处理中的作用范文2
二、关键词：反硝化聚磷菌 脱氮除磷 水体富营养化
三、实验材料方法
1.菌株的筛选
（1）样品的采集
本实验所用的活性污泥取自污水处理厂的缺氧段。
（2）配制筛选用培养基
反硝化菌分离培养基：15g琼脂、2g硝酸钾、0.2g七水硫酸镁、1g磷酸一氢钾、1g磷酸二氢钾、5g柠檬酸钠、1000mL蒸馏水、pH 7.2~7.5。
聚磷菌分离培养基：3.68g三水醋酸钠、28.73mg二水磷酸一氢钠、57.27mg氯化铵、131.82mg七水硫酸镁、26.74mg硫酸钾、17.2mg二水二氯化钙、12gHEPES缓冲溶剂、15g 琼脂、2mL微量元素、1000mL蒸馏水。微量元素构成：50g EDTA、5g七水硫酸铁、1.6g五水硫酸铜、5g四水二氯化锰、1.1g(NH4)6Mo7O24.4H2O、50mgH3BO3、10mg碘化钾、50mg六水二氯化钴。
（3）分离与鉴定
采用平板分离法分离菌株，对菌落形态进行观察。再对分离纯化后的菌株进行革兰氏染色，葡萄糖氧化发酵试验，接触酶（过氧化氢酶），氧化酶等一系列生理生化实验，然后进行检索鉴定。
（4） 反硝化聚磷试验分析方法
将分离出来的反硝化菌和聚磷菌富集培养，并在20摄氏度~40摄氏度设置温度梯度，在限磷培养液（PO4
(4-1)麝香草酚分光光度法测定步骤：
（Ⅰ）绘制硝酸盐氮校准曲线
a.在一组7支50ml比色管中，分别加入0、0.05、0.1、0.3、0.5、0.7和1.0ml硝酸盐氮标准溶液，加纯水稀释至1.0ml。加0.1ml氨基磺酸铵溶液，放置5min。
b.从管中央加入0.2ml麝香草酚溶液（勿使沿管壁流下），加2.0ml硫酸银硫酸溶液，混匀，放置5min。
c.加8ml纯水，混合后，加浓氨水至出现的黄色不再加深且氯化银沉淀溶解为止（约9ml左右）。
d.在波长420nm处，用光程10mm比色皿(G)，以无氨水为参比，测量吸光度。
由测得的吸光度，减去参比水样的吸光度后，得到校正吸光度，绘制以硝酸盐氮含量(μg)对校正吸光度的校准曲线。
（Ⅱ） 测定水样
分别取水样（原水1ml，出水0.1ml）加入干燥的比色管中，然后按校准曲线绘制的相同步骤操作，测量吸光度。
（Ⅲ） 计算
由水样测得的吸光度减去空白试验的吸光度后，从校准曲线上查得硝酸盐氮含量。
(4-2)钼锑钪比色法测定步骤：
（Ⅰ） 待测液的制备：称取5.0g（精确到0.01g）通过2mm筛孔的风干土样于浸提瓶中。加25ml双酸浸提液剂，振荡5min，过滤，待测液供测有效磷用。同时做试剂空白试验。
（Ⅱ） 测定：吸取待测液2-10ml于50ml容量瓶中，加1滴2，4-二硝基酚指示剂，用2mol/L氢氧化钠溶液调到黄色，然后用0.5mol/L硫酸溶液调ph到溶液刚呈微黄色。用吸管加5ml钼锑抗显色剂，用水定容到标度，摇匀。30min后，在分光光度计上用2cm光径比色皿（如含磷量较高，应用1cm的比色皿）、700nm波长比色，以空白试验溶液为参比液，调吸收值到零，然后测定待测显色液的吸收值。在工作曲线上查出显色液的磷ppm数，颜色在8h内可保持稳定。
（Ⅲ） 工作曲线的绘制：分别吸取5ppm磷的标准溶液0、1、2、3、4、5、6ml于50ml容量瓶中，与测定时同样进行显色，得0、0.1、0.2、0.3、 0.4、0.5、0.6ppm磷标准系列显色液。用0ppm磷标准系列显色液作参比，调吸收值到零，由稀到浓测标准系列显色液的吸收值。在方格纸上以吸收值作纵坐标，磷ppm数为横坐标绘制工作曲线。
（Ⅳ） 结果计算
（5）筛选和繁殖
从中筛选高效反硝化脱氮除磷菌株，进行扩大培养。
（6）处理污水
取污水处理厂的未处理过的污水，先检测污水中氮磷的质量浓度，以及pH。通过调节适宜的pH，再将这些菌株接种到污水中，同样设置20摄氏度~40摄氏度的温度梯度在上述条件中培养，而后检测检测培养基中硝酸氮和磷的质量浓度变化。再筛选出脱氮除磷效果相对最好的菌株，进行扩大培养，再应用到污水处理中，达到高效脱氮除磷。
四．结果与结果分析
此次试验通过采用硝酸根-N麝香草酚分光光度法和磷酸根-P钼锑钪比色法来检测培养基中硝酸氮和磷的质量浓度变化。探究得到适宜且高效脱氮除磷的条件，同时也将反硝化菌和聚磷菌有系列的结合在一起，达成一个共同生态系统，从而达到高效处理污水中氮磷元素的目的，防止水体的富营养化。
五．参考文献
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草酸在污水处理中的作用范文3
1 畜禽粪便恶臭处理
养殖业是农业的重要组成部分，养殖业的发展直接丰富了人们的餐桌。然而另一方面，与日俱增的畜禽排泄物的无害化集约化处理又成了一道困扰我们的难题，其中就包括了畜禽排泄物的无臭处理。数据表明，与人的污物排放量对比，畜禽养殖排放的粪便和污水量平均是人的十倍至几十倍[1]，因此，实现畜禽污物的高效除臭，是新型微生物除臭剂开发的重点方向之一。
籍景淑比较了不同类型的除臭剂对猪粪的除臭效果并研究其对动物生理的影响，针对性的分析了乙酰氧肟酸、枯草芽孢杆菌、地衣芽孢杆菌和啤酒酵母对猪粪中NH3的清除效果及清除机理，发现复合菌剂联合乙酰氧肟酸作用，对猪粪NH3清除的效果更加显著[2]。曾晰菀以兔粪、马粪、菌渣、稻草牛粪堆腐物、腐熟猪粪五种材料为筛选对象，得到3株耐高温菌，形成复合菌剂添加到猪粪堆肥中，经检测该菌剂在猪粪腐熟过程中可有效降低NH3的生成[3]。刘鸫将枯草芽孢杆菌、活性炭和茶渣组成的复方除臭剂，发现按照2%的添加量进行猪饲料添加，不仅能够显著降低粪便臭味化合物的散逸量，还能显著提高饲料内纤维物质的表观消化率。近几年也不乏针对畜禽养殖过程恶臭处理的除臭剂专利，贵州大学文明等发明了一种可对畜禽B殖场开展有效恶臭处理的复合型微生物除臭剂，包含了嗜酸乳杆菌、短小芽孢杆菌、枯草芽孢杆菌、荧光假单胞菌、沼泽红假单胞菌、班图酒香酵母菌、平常假丝酵母菌、扩张青霉、米根霉、绿色木霉、细黄链霉菌和灰色链霉菌。吕津东发明了由乳酸菌、芽孢杆菌和酵母菌组成的微生物除臭剂，可广泛用于畜禽粪尿除臭。
2 固体垃圾恶臭处理
现代社会城市化的进程越快，城市产生的固体垃圾越多，面对堆积如山的固体废弃物，最传统的垃圾填埋法无疑会产生强烈的恶臭，因此利用微生物除臭剂开展城市固体垃圾堆放和处理过程中的除臭，也是今后微生物除臭剂极具潜力的应用方向之一。
崔玉雪2011年报道，从垃圾填埋场的污泥和垃圾渗滤液中分离得到7株具有较好环境适应性的菌株，经鉴定分别属于产碱杆菌属、芽抱杆菌属、无色菌属、显核菌属及溶藻菌属，并开发成为复合除臭菌剂，该除臭菌剂的效果与EM菌剂相比，对NH3的消除效果更佳。
湖南省微生物研究所许丽娟等发明了一种有效消除城市生活垃圾填埋场、垃圾中转站异味的微生物除臭剂，实验得到除臭微生物混合发酵的稳定工艺，可大幅降低生产成本。宜宾万华生物姜德油发明的微生物环保剂将沼泽红假单孢菌、枯草芽孢菌、德氏乳酸杆菌以中草药提取液作为发酵基质，发酵工艺简单，使用操作简便，除臭灭蝇效果显著，较好的解决了垃圾填埋场、垃圾中转站及化粪池的蚊蝇和恶臭问题。
3 污水集中处理
城市生活、农业、养殖、工业等都会源源不断产生废水、污水，现代污水的处理过程中必备除臭阶段，以污水处理设备中最常见的生物滤塔为例，污水净化的同时或在下游实现脱臭，对减少污水的二次污染意义重大。
田顺从污水处理厂污泥中筛选分离到一株具有高效蛋白降解特性的功能菌枯草芽孢杆菌，并经过配比试验与嗜酸乳杆菌制成复合除臭菌剂，表现出良好的除臭性能。2011年葛洁对除臭生物滴滤塔的工艺进行优化研究，实验确定了适于生物滴滤塔特性的净化H2S混合菌种及改性陶粒填料。北京工业大学刘春敬研究生物滴滤塔中优势微生物固定化微球对H2S的降解作用。张钊彬针对污水处理厂恶臭问题提出利用化学-生物联合除臭法解决污水处理厂对环境的二次污染问题，采用化学试剂喷雾结合生物滴滤塔处理恶臭气体，可达到兼顾降低生物处理部分原料成本和化学处理部分运行成本的目的。
4 景区环境维护
旅游业的兴旺带来了我国新的经济增长点，而景区剧增的游客量却导致了游客粪便处理问题日渐棘手，处理不善引起的恶臭不仅影响游客心情也严重影响景区的环境。目前有不少研究者也从景区生态环境建设方面着手进行景区厕所除臭剂的研究。
唐微微报道了针对景区生态厕所的除臭剂的开发及应用研究，获得植物乳杆菌、东方伊萨酵母、干酪乳杆菌、公牛链霉菌等六株除臭性能较好的菌株。按合适配比开发出除臭菌剂结合10%木屑添加，除臭效果检测四个指标均比市售的EM菌液略胜；中国科学院成都生物研究所闫志英等发明的复合生物制剂包含乳杆菌、嗜热链球菌和橘皮提取液，可直接用于公厕除臭；上海澄思源生物科技朱恩灿等发明了由光合细菌、酵母菌、乳酸菌复合菌群和香精、乙酸、乳酸组成的混合除臭剂，直接喷洒至厕所即可达到吸收臭气、抑制臭味物质产生的目的。
另外，除了喷洒微生物菌液直接进行恶臭处理，微生物除臭菌剂的效果优劣还与其添加的填料直接相关，填料对除臭效力的影响主要来自于物理吸附作用以及为除臭微生物提供附着载体。文献大量报道的填料有沸石粉、硅藻土、膨润土、泥炭土、生物活性炭、锯末、煤粒、陶粒等，而最近一些研究发现，聚氨酯泡沫塑料表面多孔，表面积大，并且微生物只在填料的孔中生长，不易造成填料堵塞，因此适合制作成生物反应器的填料，利于促进生物反应器净化效率提高并降低运行成本。孙绍堂等发明了一种微溶性矿物质材料焙烧形成的惰性填料，其特点是在填料微孔结构和孔隙表面包覆营养膜，使其具有为微生物缓释补充营养物质的功能，使生物填料的性能具有可控性和自培育性，降低成本，解决传统生物填料的微生物优势菌群培育问题及营养供给问题。
对具有有效面积更大、孔隙多、交换能力强等特点的新型填料的发掘还在不断进展之中，材料的吸附性能、通气性能、保水性能、能否为微生物的生长提供营养源，都是研究者需要重点考虑的方向。
综上，新型除臭微生物的发现为新型微生物除臭剂的开发提供了基础，另一方面，也可以依靠分子生物学的手段对微生物进行定向改造，创造出更符合实际需求的工程菌株。由于分子改造的周期较长、成本较高，越来越多的研究则侧重于将微生物的转化与除臭剂中填充剂的理化作用相结合，形成多种作用机制联合的复合型微生物除臭剂。未来，随着微生物处理能力的提高、单位体积填料有效面积的增加、以及合理的操作参数的确定，复合型除臭制剂必将在恶臭问题治理过程发挥更加强大的作用。
【参考文献】
[1]崔玉雪.（2011）.用于填埋场臭气控制的微生物除臭剂开发与除臭机理研究. [硕士学位论文]华东师范大学.
草酸在污水处理中的作用范文4
关键词：人工湿地；植物配置；生活污水；处理效果；应用
中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）11-2748-03
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.11.009
人工湿地污水处理系统是一项运用生态学原理加上工程方法而形成的生态工程水处理技术。人工湿地处理污水的方法同时还兼具生物滤池法和活性污泥法处理污水的某些性能[1，2]。人工湿地对污水处理效果受植物种类、温度以及根区微生物等多种因素的制约[3-7]。因此，人工湿地植物选择是否恰当，配置是否合理，将直接影响到人工湿地的处理效果。已有研究表明，多种植物的合理搭配较单一植物具有较好的处理效果，混合种植不仅使湿地净化率提高，且净化效果更稳定[8，9]。植物根系发达程度、放氧速率和微生物活性等对污水的净化效果同样有影响[10，11]，且不同植物的净化效果差异很大[12]。
本研究以贵州省人工湿地常用植物风车草（Cyperus alternifolius）、再力花（Thalia dealbata）、菖蒲（Acorus calamus Linn.）、千屈菜（Lythrun salicaria）、水葫芦（Eichoimia crassips）、美人蕉（Canna indica）、花叶芦竹（Arundo donax var.versicolor）、香蒲（Typha orientalis Presl）、茭白（Zizania latifolia）、水葱（Scirpus validus Vahl）、睡莲（Nymphaea tetragona Georgi）作为配置植物，试验样地均采用表面流+潜流+垂直复合流的人工湿地类型。通过检测出水水质研究不同植物配置下的人工湿地对生活污水的净化效果及作用机理，为喀斯特地区人工湿地植物配置提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 试验样地的选取
试验样地选择贵州省内处于正常运行，且湿地类型和基质一致，仅在植物配置类型上有差异的人工湿地作为本研究的试验样地，试验样地的基本特性如表1所示。
试验样地基质为砾石+沙土。湿地生物反应床底部和四周均以水泥沙浆封闭，并进行防渗处理，每一级生物反应床种植不同植物，相对独立。收集的城镇生活污水依次经过沉沙-曝气-沉淀，然后由布水管接入第一级生物反应床，出水经收集后再经布水管接入第二级生物反应床，以此类推，直至污水经处理后排放。3个人工湿地污水处理系统均采用全天候连续供水模式。对3个样地进行连续3年的取样分析，各试验样地的化学需氧量（COD）、生化需氧量（BOD）、磷酸盐、氨氮、总磷（TP）等水质因子浓度见表2。
1.2 试验样地中植物配置
3个人工湿地试验样地中，各级的生物反应床种植不同的植物，各人工湿地的植物种植详见表1。
1.3 水样采集及测定
2011年12月至2014年8月，对各人工湿地进行了水样采集分析，在人工湿地各级生物床进出口均进行采样，每个采样点同时采集3个平行样用于水样分析，每个采样点分别测定COD、BOD、磷酸盐、氨氮、TP等水质因子。各水质因子检测方法见表3。
1.4 统计分析
数据在Excel软件中进行初步录入和处理。使用SPSS19.0软件对数据进行初步计算和统计分析，即计算均值和标准差，利用配对t检验（Pair sample t-test）和一般线性模型（General linear model）对数据进行方差分析（One-way ANOVA），分别按湿地类型来分析其效应（基于Type Ⅲ平方和基础上）。同时，差异显著性用Tukey检验，统计显著性α=0.05，且所有数据以均值±标准差表示。
2 结果与分析
2.1 不同植物配置人工湿地对污水处理效率的差异
不同植物配置人工湿地的水质因子去除率的方差分析结果见表4。由表4可知，3种植物配置的人工湿地在COD、BOD的去除率上存在极显著差异（P
2.2 单个水质因子的处理效率
由表5可以看出，3种人工湿地对COD的去除率均在80%以上，BOD、氨氮在70%以上，对磷酸盐和TP的去除率在64%以上。草海人工湿地（CH）对COD、磷酸盐的去除率最高，朱昌镇人工湿地（ZC）对BOD的去除率最高，枫香镇人工湿地（FX）对TP、氨氮的去除率最高，对COD的去除率较低。
2.3 不同植物配置人工湿地对污水处理效果的影响
不同植物配置的人工湿地在COD、BOD的处理效率上存在差异。
COD处理效率以草海人工湿地的处理效率为最高，枫香镇人工湿地最低；而BOD的处理效率以朱昌镇人工湿地的处理效率为最高，草海人工湿地的处理效率为最低。针对其他3种污染物，虽然在不同植物配置湿地间没有显著差异，但从表5可以看出，草海人工湿地对磷酸盐和氨氮的去除率较高，而对总磷的去除率在3种人工湿地中是最低的。
根据湿地的植物配置可以看出，草海人工湿地与其他两种人工湿地植物不同，主要有茭白、水葱、睡莲3种植物，其对COD、磷酸盐、氨氮去除率较高的原因可能是：①选择效应导致[13，14]，即植物丰富度高的植物群落越有可能选中生产力高的物种，如本研究中草海人工湿地的美人蕉、香蒲、茭白和水葱等；②植物多样性对根区微生物生物量C、N与酶活性有显著影响[4]，进而影响基质中的N[15]，以及植物吸收、生长速率（生产力）[16]；③多个对氮磷有较强吸收作用的植物共同作用。有研究表明，单位面积上水葱对氮磷的吸收速率高[17]，美人蕉对总氮的去除效果好[18]，茭白对总磷的去除效果好[19]。
BOD去除率较高的两种人工湿地为枫香镇人工湿地和朱昌镇人工湿地，从两者的植物配置中可以看出，枫香镇人工湿地比朱昌镇人工湿地多了千屈菜、菖蒲和花叶芦竹3种植物，但对BOD去除率并无太大影响（表5）。由此可见，对BOD去除效率较高的植物配置组合为水葫芦、风车草、美人蕉、再力花和香蒲。
3 结论
1）比较不同植物配置人工湿地的污水处理效果，对COD的去除效率以香蒲+茭白+美人蕉+水葱+睡莲的植物配置的去除率为最高，去除率达到86.36%。
2）对BOD的去除率以风车草+再力花+菖蒲+千屈菜+水葫芦+美人蕉+花叶芦竹的组合与水葫芦+风车草+美人蕉+再力花+香蒲的组合较好，分别为79.21%和81.28%；而香蒲+茭白+美人蕉+水葱+睡莲这种植物配置的人工湿地对BOD的去除率较低，只有70.26%。
3）风车草+再力花+菖蒲+千屈菜+水葫芦+美人蕉+花叶芦竹这种植物配置人工湿地对氨氮的去除率较高，为75.96%。
4）磷酸盐的去除率在不同植物配置湿地间没有显著差异（P>0.05）。香蒲+茭白+美人蕉+水葱+睡莲植物组合最高，达到73.20%。
5）对总磷的去除率，不同植物配置间的人工湿地处理效率没有显著差异，以风车草+再力花+菖蒲+千屈菜+水葫芦+美人蕉+花叶芦竹植物组合最高，为72.28%。
参考文献：
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草酸在污水处理中的作用范文5
1． 掌握测试不同废水的色度、浊度、COD、电导、pH等水质指标的分析方法。
2． 增强对污染物综合分析能力。
3．根据废水水质选择所用的混凝剂、吸附剂类型；根据实验结果计算出所选混凝剂、吸附剂对废水的去除效率。
4．对废水的进一步治理提出可行性治理方案。
二、实验内容
1．根据高锰酸钾法测定废水的COD，利用pH酸度计，光电浊度计，色带，色度计分别测定pH值、浊度、色度，并预习实验内容，进行实验准备。
2．按照自己所取锅炉排污水、洗衣废水或其他废水的水质特点，自己设计实验方案。
3．针对某一废水，实验比较后确定自己认为合适的处理流程。 确定每种处理流程最佳投药量、pH值、搅拌速度及其他操作条件。给出治理结果。
4．处理结果达不到排放标准或回用标准的提出进一步治理方案。
三、实验原理
由于胶粒带电，将极性水分子吸引到它的周围形成一层水化膜，水化膜同样能阻止胶粒间相互接触。因此胶体微粒不能相互聚结而长期保持稳定的分散状态。投加混凝剂能提供大量的正离子，可以压缩双电层，降低ζ电位，静电斥力减少，水化作用减弱；混凝剂水解后形成的高分子物质或直接加入水中的高分子物质一般具有链状结构，在胶粒与胶粒之间起吸附架桥作用，也有沉淀网捕作用。这样投加了混凝剂之后，胶体颗粒脱稳后相互聚结，逐渐变成大的絮凝体后沉淀。
活性炭吸附就是利用活性炭的固体表面对水中一种或多种物质的吸附作用，以达到净化水质的目的。活性炭的吸附作用产生于两个方面，一是由于活性炭内部分子在各个方向都受着同等大小的力而在表面的分子则受到不平衡的力，这就是其他分子吸附于其表面上，此为物理吸附；另一个是由于活性炭与被吸附物质之间的化学作用，此为化学吸附。活性炭的吸附是上述两种吸附综合作用的结果。
离子交换或臭氧氧化属于深度净化，可以有效降低废水中的含盐量、COD、色度等。 强酸H交换器失效后，必须用强酸进行再生，可以用HCl，也可以用H2SO4。相对来说，由于HCl再生时不会有沉淀物析出，所以操作比较简单。再生浓度一般为2%~4%，再生流速一般为5m/h左右。强碱OH交换树脂再生液浓度一般为1%~3%，流速≤5m/h。GB12145—1999水汽质量标准规定一级复床出水水质为：电导率≤5?S/cm。混床出水残留的含盐量在1.0mg/L以下，电导率在0.2S/cm以下，残留的SiO2在20?g/L以下，pH值接近中性。
四、实验仪器，设备及试剂
六联搅拌器，pH酸度计，光电浊度计，温度计1支，色度计 1000ml烧杯6个，1000ml量筒1个 1ml、2ml、5ml、10ml移液管各一支 200ml烧杯一个，吸耳球、FeCl3、 Al2(SO4)3、FeSO4、 NaSiO3 10%的NAOH溶液和10%HCl溶液500ml各1瓶 振荡器，离子交换拄，臭氧发生器，水浴锅，活性炭 电厂污水或工业废水水样
五、实验装置及方法
1）高锰酸钾法测定废水COD
1、实验原理
高锰酸钾指数是指在一定条件下，以高锰酸钾为氧化剂，处理水样时所消耗的氧量，以氧的mg/L来表示。水中部分有机物及还原性无机物均可消耗高锰酸钾。因此，高锰酸钾指数常作为水体受有机物污染程度的综合指标。
水样加入硫酸使呈酸性后，加入一定量的高锰酸钾溶液，并在沸水浴中加热反应一定的时间。剩余的高锰酸钾加入过量草酸钠溶液还原，再用高锰酸钾溶液回滴过量的草酸钠，通过计算求出高锰酸盐指数。
2、仪器
水浴装置 250mL锥形瓶 50mL酸式滴定管
3、试剂
1．高锰酸钾溶液（C(1/5 KMnO4)=0.1mol/L）:称取3.2g高锰酸钾溶于1.2L水中，加热煮沸，使体积减少到约1L，放置过夜，用G－3玻璃砂芯漏斗过滤后，滤液储于棕色瓶中保存。
2．高锰酸钾溶液（C(1/5 KMnO4)=0.01mol/L）：吸取25mL上述高锰酸钾溶液，?用水稀释至250mL，储于棕色瓶中。使用前进行标定，并调节至0.01mol/L准确浓度。
3．1+3硫酸
4．草酸钠标准溶液（C(1/2Na2C2O4)=0.1000mol/L）?：称取0.6705g在105-110℃烘干一小时并冷却的草酸钠溶于水，移于100mL容量瓶中，用水稀释至标线。
5．草酸钠标准溶液（C(1/2Na2C2O4)=0.0100mol/L）?：吸取10.00mL上述草酸钠溶液移入100mL容量瓶中，用水稀释至标线。
4、实验步骤
1．取100mL混匀水样（如高锰酸盐指数高于5mg/L，则酌量少取，并用水稀释至100mL）于250mL锥形瓶中。
2．加入5mL（1+3）硫酸，摇匀。
3．加入10.00mL0.01mol/L高锰酸钾溶液，摇匀，立即放入沸水浴中加热30分钟（从水浴重新沸腾起计时）。沸水浴液面要高于反应溶液的液面。
4．取下锥形瓶，趁热加入10.00mL0.0100mol/L草酸钠标准溶液，摇匀，?立即用0.01mol/L高锰酸钾溶液滴定至显微红色，记录高锰酸钾溶液消耗量。
5．高锰酸钾溶液浓度的标定：将上述已滴定完毕的溶液加热至70℃，?准确加入10.00mL草酸钠标准溶液（0.0100mol/L）再用0.01mol/L高锰酸钾溶液滴定至显微红色。记录高锰酸钾溶液的消耗量，按照下式求得高锰酸钾溶液的校正系数（K）：
K=10.00V
式中：V—高锰酸钾溶液消耗量（mL）。若水样经稀释时，?应同时另取100mL水，同水样操作步骤进行空白实验。
2）混凝沉淀实验
1.试验机理: 根据研究，胶体微粒都带有电荷。天然水中的粘土类胶体微粒以及污水中的胶态蛋白质和淀粉微粒等都带有负电荷。微粒一般由胶核、固定层和扩散层组成。胶核和固定层一般称为胶粒，胶粒与扩散层之间有一个电位差，此电位称为ζ电位。胶粒在水中受几方面的影响：
①带相同电荷的胶粒之间产生的静电斥力；
②胶粒在水中作的不规则运动，即“布朗运动”；
③胶粒之间的范德华引力；
④水化作用，由于胶粒带电，将极性水分子吸引到它的周围形成一层水化膜，水化膜同样能阻止胶粒间相互接触。
因此胶体微粒不能相互聚结而长期保持稳定的分散状态。投加混凝剂能提供大量的正离子，可以压缩双电层，降低ζ电位，静电斥力减少，水化作用减弱；混凝剂水解后形成的高分子物质或直接加入水中的高分子物质一般具有链状结构，在胶粒与胶粒之间起吸附架桥作用，也有沉淀网捕作用。这样投加了混凝剂之后，胶体颗粒脱稳后相互聚结，逐渐变成大的絮凝体后沉淀。
2.试验器材: 六联搅拌器或磁力搅拌器1台 pH酸度计1台或pH试纸 光电浊度计1台 温度计1支 200ml烧杯4个 1000ml烧杯1个 1ml、2ml、5ml、10ml移液管各一支 10%的FeCl3、Al2(SO4)3、NaSiO3溶液各1瓶 500ml 的NaOH溶液和的HCl溶液各1瓶。
3.试验步骤：
最佳投药量实验步骤
1、测定原水温度、浊度及pH值。
2、分别取200ml水样于250ml烧杯中，每组4个水样，将4个水样置于搅拌器上，分
别加入数滴浓度为10％的Al2(SO4)3药液于各烧杯中。
3、投药后迅速启动搅拌机，使搅拌机快速运转，同时开始记时，快速搅拌30S，快速搅拌完成后，迅速将转速转制慢速搅拌阶段，时间15分钟。
4、搅拌过程中观察记录矾花形成的过程、矾花外观、大小、密实程度（记录于表1中）。
5、搅拌完成后停机，将水样杯取出置一旁静沉，并观察矾花形成及沉淀的情况，待沉淀20分钟后，取烧杯中清液分别测定其pH值、浊度，同时记录于表1中。
6、确定最佳投药量。
最佳pH值实验步骤
1、在4个250ml烧杯分别放入200ml原水样，置于实验搅拌器的平台上。
2、确定原水特征（包括原水浊度、pH值、温度）。
3、向各烧杯中加入相同量的混凝剂。（投加剂量按照最佳投药量实验中得出的最佳投药量而确定）。
4、用HCl或NaOH调整至各杯水样的pH至分别为6、7、8、9，记录所用酸碱的投加量（表2）。
5、启动搅拌器，快速搅拌30秒；然后同（一）。
6、关闭搅拌机，将水样取出置一旁静沉并观察矾花形成及沉淀的情况，20分钟后，取烧杯的上清液，分别测定其浊度，记录于表2中。
7、确定最佳pH.。
完成第一组水样后，按同样步骤，用第二种混凝剂做第二组实验。
六、 实验数据及数据处理结果
表二 最佳投药量结果记录
原水温度 10 C 浊度 31.3 pH 6 混凝剂的种类、浓度 FeCl3 10％
表三 最佳pH试验结果记录
原水温度 10 C 浊度 31.3 pH 6 使用混凝剂的种类、浓度 FeCl3 10％
1. 高锰酸钾溶液的校正系数（K）：
K=
已知：V=18.2ml-10.4ml=7.8ml 得： K=1.28 2．水样不经稀释
高锰酸钾指数(O2,mg/L)=10.00V
[(1V1)K10]M81000
100
已知：V1 =7.80ml K=1.28 M=0.01mol/L 得;高锰酸钾指数(O2,mg/L)=10.23 3．水样经稀释
高锰酸钾指数(O2,mg/L)＝
{[(10V1)K10][(10V0)K10]C}M81000V2
已知：V1 =7.80ml K=1.28 M=0.01mol/L V0=ml C=0.5 V2=100ml 得：高锰酸钾指数(O2,mg/L)=4.58
六．实验结果讨论
由以上数据及处理结果可知水样高锰酸钾指数(O2,mg/L)=10.23，PH=6； 当混凝剂滴入0.4ml时混凝效果最好，PH为9时混凝效果最好。
七．思考题
1、为什么最大投药量时，混凝效果不一定好？
投入的药量应根据胶体浓度及无机金属盐水解产物的分子形态、荷电性质和荷电量等而确定。当高分子混凝剂投药量最大时，会产生“胶体保护”作用。胶体保护可理解为：当全部胶粒的吸附面均被高分子覆盖以后，两胶粒接近时，就受到高分子的阻碍而不能聚集，这种阻碍来源于高分子之间的相互排斥。排斥力可能来源于“胶粒－胶粒”之间高分子受到压缩变形而具有排斥势能，也可能由于高分子之间的电斥力（对带电高分子而言）或水化膜。而且投药量大也容易出现产生大量含水率很高的污泥的问题。这种污泥难于脱水，会给污泥处置带来很大困难。所以投药量最大时，混凝效果不一定是好的，应该根据具体废水的性质以及共存杂质的种类和浓度，通过实验，选定出适当的混凝剂种类与投加的剂量。
2、助凝剂的作用是什么？
助凝剂的作用机理是桥接固体炫富颗粒，从而使悬浮物迅速下沉。
3、臭氧氧化的影响因素有哪些？
温度、pH值、处理时间、空气湿度等。
草酸在污水处理中的作用范文6
论文摘要：本文阐述了砷的毒性以及其引起的环境污染，并详细说明了国内砷污染的现状，随后总结了砷污染防治的方法，及砷污染的主要对策—生物法。生物法是一种环境友好的方法，它包括微生物法和植物法以及微生物和植物联合修复法。其中利用微生物和植物联合修复法具有很好的发展前景，是未来治理受砷污染的水体和土壤的主要方法。
1.砷的毒性
砷属类金属，但因其行为与来源都与重金属相似，常被列为霓金属来研究。在自然界有三价无机态As(II1)、五价无机态As( V)和有机砷MMA(甲基肿酸).DMA(二甲基肿酸)，TMA(三甲基砷酸)等。有机砷中除了砷化氢衍生物外一般毒性较弱。无机砷有剧毒，其中三价砷As(II1)较五价砷As( V)毒性高约100倍。砷化合物可从呼吸道、食道和皮肤接触进入人体。进入人体的三价砷化合物能和硫基作用，抑制蛋白酶的活性并致癌;五价砷其结构类似磷化合物，能干扰人体代谢。砷对人体内许多器官都会造成损伤，是环境中重要的致癌物。今天的卫生学和环境学研究者应该意识到，剧毒的砷对人体造成的危害往往是一个长期的、慢性的健康效应，即砷对那些长时间与之接触(如通过食物链)的人群产生健康负效应。在人类大规模经济活动之前，砷处于自然循环的平衡之中，由于人类工业活动扩张，加快了砷在环境中的迁移和转化，在局部地区造成了砷在环境中的积累，从而危害动植物，甚至威胁到人类的健康，这种状况就是通常所说的砷污染。世界上曾发生多次砷中毒事件，因此含砷化合物污染和防治已日益引起人们的普遍关往。因此，研究已有砷污染的对策是必要的。
2砷污染现状
砷污染目前己经是个全球性问题。亚洲是砷污染最为严重的地区，目前世界上的砷污染主要是在孟加拉国、印度和中国，以砷污染地下水为主。当孟加拉东部和西部的饮用水出现高砷水平，超过4000万人暴露在含超过50 ppb砷的环境中时，砷污染就己经严重到成为灾难的地步了。由于目前全世界采用地下水源作为饮用水，并试图取代严重污染地表水源的趋势的生长，砷引起了全球范围的中毒性流行病，以致在许多国家近上千万人被认为处于极度危险中。
砷污染虽然有地质的原因但在中国主要来源于采矿及冶金业废水，污染土壤、地下水及河流。我国在很早以前就已发现了饮用水型砷中毒的存在，远早于备受国际关注的孟加拉国和印度。我国的很多省市都存在着不同程度的砷污染情况。据新闻报道，目前已有至少十个省、自治区发现了饮用水型砷中毒。在土壤砷污染方面，我国南方地区如湖南、广东和广西的某些地区，由于矿冶、制酸造成的砷污染已相当严重。据新闻报道，广西、湖南两省至少有上千平方公里的土壤正遭受着砷污染，而云南、贵州，包括湖北一些地区也面临着严重的砷污染问题。这些地区除地质因素造成的砷污染外，在矿藏开采中忽略了对环境的保护，使得这些矿区周围3040公里都受到砷的污染。具体的砷污染源一是土法炼砷，即把毒砂矿(FeAsS)用上窑焚烧，生成砒霜蒸气，再冷凝结晶即可制得砒霜，污染源主要是砒霜蒸气外逸及矿渣;二是制酸企业使用的黄铁矿。
中含有砷，在拂腾炉中焚烧时生成砒霜蒸气，经过水洗后进入废水中，处理不达标排放，造成水体的砷污染。经过焚烧后，水溶态的砷不可能经微生物的作用转化回毒砂矿。
3砷污染的防治技术发展趋势
矿业及冶金业是造成砷污染的主要原因。开采、焙烧、冶炼含砷矿石以及生产水溶性含砷产品过程中产生的含砷“三废”是环境中砷污染的主要来源。而砷污染对人类造成的影响主要是饮用水源污染及地方性砷中毒。避免砷进入食物链，是防治砷污染的关键。由于砷这种类金属元素是不能被降解的，其在地球中的含量也不能减少，只能采取一些方法把砷转移到安全的地方或者把高毒性的砷转化为低毒性的砷，甚至转化为低水溶性或不溶于水的矿化物质，使其对人类和环境的影响降到最小。
3.1预防措施
(1)加强环境监测，建立重点地区空气、饮用水源等流体中的砷污染预报机制，同时加强重点地区土壤中砷的监测，解决好高砷地区人畜用水及农业灌溉用水问题。
(2)加强含砷矿藏及其冶炼过程的管理，取缔土法炼砷的工厂，冶炼砷的工厂和其它冶金工厂的“三废”必须达标排放，对高砷煤采取强制性脱砷处理，从根本上降低空气中砷含量。
(3)加强含砷化工产品管理，特别要加强对含砷农药和医药的监管，要加强这些毒性药物的使用常识培训，最大程度减少人为中毒情况的发生。
3.2治理策略
砷污染治理方法主要包括物理方法、化学方法和生物方法。
物理法主要是采用一些过滤器，例如活性炭过滤器吸附来减少废水中砷的浓度。对于土壤砷污染，若面积不大，可采用客土法，对换出土壤要妥善处理，防止二次污染。亦可将污染土壤翻到下层，深埋程度以不污染作物而定。
化学法则指采用化学试剂使砷变成人体难以吸收的化合物。如在含砷废水中投加石灰、硫酸亚铁和液氯(或漂白粉)，将砷沉锭然后对废渣进行处理，也可以让含砷废水通过硫化铁滤床或用硫酸铁、氯化铁和氢氧化铁凝结沉锭等。
物理法和化学法的缺点是费用高，二次污染大等。
生物法则指生物转化法或者植物修复法。生物法具有物理和化学法所没有的优点，环保，低成本，高效益，能够进行原位修复，所以是砷污染治理技术发展的主要方向。
4砷污染治理技术主要方向—生物法
4.1微生物法
微生物不仅种类繁多，数量极大，分布广泛，而且具有繁殖迅速，个体微小，比表面积大，对环境适应能力强等特点，因而成为人类最宝贵、最具开发潜力的资源库之一。基本上所有的细菌都有对付毒性金属离子的抗性基因，其中最大(数量最多)的抗性系统是由耗能的毒性离子外排系统起作用，其次为通过酶来转化的系统(氧化还原，甲基化和脱甲基化)，或者由金属结合蛋白解毒(如金属硫蛋白Smta， Chaperon Copt和周质银结合蛋白。微生物参与了砷在环境中循环的多个环节，如土壤/水体中砷的相互转化、砷由地表向地下和水体的迁移、生物甲基化产生的气态砷和微生物对砷的吸附、固定等。砷虽然对人体有毒，但微生物对砷的适应性极强，甚至有的微生物以砷作为其生长的能源。细菌对砷的抗性和代谢系统有三种模式:一是最为广泛存在的为砷操纵子，它们存在于大多数细菌的基因组和质粒中;二是最近发现的arr基因，这是周质区的As( V)还原酶它在厌氧呼吸中起作用，使As( V)作为末端电子受体;三是aso基因编码周质As( III )氧化酶，它在好氧环境下发挥抗耐As( III)作用，使As( III)成为电子供体，转化为低毒的As( V )。鉴于这三种模式，我们可以从受砷污染或者未受砷污染的环境中筛选得到抗耐砷菌，把环境中的砷吸附和解毒。例如日本研究人员利用微生物对砷的吸附特性将砷从水体中去除最近还有被提到微生物甲基化砷，由于砷甲基化三甲基砷最终产物是无毒的，因此微生物甲基化砷成为了新的研究热点。
4.2植物修复法
植物修复是利用某种植物来净化受重金属及/或有机污染物如原油、溶剂以及聚合碳氢化学物(PAHs)污染的土壤、沉淀和水体。植物修复按其修复的机理和过程可分为植物萃取、植物固定、植物挥发、根系过滤、植物降解。其中，植物萃取(Phytoextraction)是指利用植物根系吸收土壤污染物质并运送至植物地部，通过收割地部物质而达到去除土壤中污染物的一种方法。
对于不同的要修复的污染点要联合植物生理学、农学、微生物学、水文地质学以及工程学来选择适当的植物和条件。适当的植物有两种，一种是转基因植物，另一种是超富集植物。陈同斌等人在中国境内找到砷的超富集植物凤尾蔗属的蚁蚁草(Pteris vittata L.)，经野外调查表明，蚁蚁草对砷具有很强的富集作用，在含砷9 mg/kg的正常土壤中，蚁蚁草地下部和地上部对砷的生物富集系数分别高达71和80 Ma等人也报道在美国发现的蚁蛤草能在23400 mg As/kg的矿渣上正常生长。除了蚁蚁草，还有大叶井口边草(Pteris creticaL.)。大叶井口边草地上部的平均含砷量为418 mg/kg(干重，下同)，最大含砷量可达694 mg/kg;地下部(根)的平均含砷量为293 mg/kg，最大含砷量552 mg/kg，地上部含砷量均大于土壤砷含量，且随土壤砷含量的增加而增加，其生物富集系数为1.34.8。我们可以通过利用种植砷超富集植物来提取受砷污染土壤中的砷，并通过收割其地上部并进行处置来净化土壤。至于转基因植物就是利用改变植物的基因，使得某种植物具备抗耐砷并且能够富集砷的基因。Dhankher等将细菌的砷还原酶基因arsC和谷氨酞半脱氨酸合成酶基因同时转入拟南芥植株中，得到了砷高耐受和高积累的转基因植株。转基因植物虽然当前尚无实用价值，但为植物修复开辟了新途径。
4.3微生物与植物联合修复
自然界许多微生物都有抗砷耐砷转化砷价态的功能，同样的不少根际微生物细菌有促进植物生长的功能。如果将这些有促进蚁蛤草生长的抗砷菌种，接种到娱蛤草的幼苗，然后用到砷污染土壤的整治上，将可以提高砷的去除率。因此利用微生物与植物联合修复受砷污染的水体和土壤不失为一种好方法，使得砷最终能够从污染的环境中分离出来。目前对微生物和植物联合修复受砷污染土壤的报道还比较少，但这方面应用前景很大，充分结合了微生物和植物修复的优点，既环保，又经济，最大的优点是能把受污染点的砷转移到安全的地方进行集中处理处置。