含Pb(II)廢水的輻射還原處理及其機制

王志浩 王運龍 洪勇智 馬 駿

（南京航空航天大學 材料科學與技術學院 南京211106）

工業化和城市化產生的有機物和重金屬離子對水環境的污染正在嚴重威脅人類的健康。近年來，利用高能商業電子束射線處理水體中的污染物被認為是一種新的途徑，國內外研究人員對水溶液中有機物的輻射分解機理進行了大量的研究［1-2］。但使用輻射法處理廢水中的重金屬離子的研究較少，特別是對輻射還原過程中影響去除效率的因素研究仍不充分。

含重金屬離子廢水具有來源廣泛，排放地點分散，污染面積較大，污染物濃度不穩定，難于控制等特點，這使得其處理難度較大。傳統的處理方法有中和法、吸附法和人工濕地法等，但這些方法存在成本高，生成物不穩定和處理時間長等問題。因此，根據重金屬離子廢水的形成和危害特點，研究和探索一些更經濟高效的處理方法是目前廢水處理領域重點關注的焦點［3］。

輻射技術還原處理重金屬離子的研究可以追溯到20世紀70年代末，研究表明一定劑量的電子束輻照能還原水溶液中有毒的金屬鹽［4］，將其轉化為穩定的價態，使其不易被植物吸收，從而有效地降低其毒性及其對生態環境的影響；此后，Lyu 等［5］研究了電離輻射對污泥和重金屬的影響，證實了利用輻射技術結合浮洗的方式可以有效去除工業廢水中的汞。在輻射去除機制以及優化處理工藝方面，相關研究指出了羥基自由基屏蔽劑的重要性；Breitenkamp等［6］以甲酸或異丙醇（1 mol/L）為添加劑，研究了高氯酸鉛和醋酸鉛水溶液中Pb（II）的γ輻射還原，實驗測定了鉛離子的還原產額G為3/100 eV，研究表明氫自由基不能直接還原Pb（II），而是通過與Pb（I）絡合-歧化反應進行還原；Chaychian［7］使用輻照法還原Pb（II）和Hg（II），實驗結果顯示，以乙醇作為羥基清除劑時，從1×10-3mol/L 溶液中去除96%的鉛離子，需吸收劑量高達40 kGy；Drtinova 等［8］使用甲酸鉀和異丙醇作為羥基清除劑，研究輻射誘導鉛離子的去除，研究表明當甲酸鉀濃度高于鉛離子的濃度時，將會產生碳酸鉛沉淀；上述結果表明屏蔽劑的種類會極大影響重金屬離子的去除效率，因此設計新的對照實驗以闡明其中的輻射還原與自由基轉化機制是十分必要的。

國內的研究學者也對輻射技術應用于金屬廢水處理比較關注：袁守軍等［9］利用電離輻射還原水中的六價鉻離子，結果表明通入氮氣會增強還原效果，氧氣的存在會抑制還原；南京大學郭照冰老師課題組［10］研究了γ 射線去除鎘離子和鉛離子的效果，研究表明溶液的酸度越大，含氧量越低，越有利于鉛離子的還原，此外，隨著吸收劑量的增加，溶液的pH會降低，但其中的變化機理尚不清晰；中國科學技術大學林銘章老師課題組［11］提出了γ射線還原是分離放射性核素99Tc的有效方法，并對反應機理進行了詳細的研究。上述研究工作表明，輻射技術是處理重金屬與放射性核素污染的潛在途徑之一，但其處理效率還與眾多因素相關，需進行深入探索。

在實際應用中，含重金屬離子廢水的組成往往要比單純的模擬溶液更為復雜。在礦山開采、金屬冶煉與加工等行業中，廢水中除含有大量的重金屬離子污染物外，還具有不同含量的固體顆粒懸浮物。此外，在電鍍等重金屬離子污染行業所產生的廢水中，重金屬離子濃度通常較高，其輻射還原機理可能與通常研究中所使用的稀溶液體系存在差異。為了考察輻射技術在真實環境中的適用性，研究低濃度固體雜質存在及不同重金屬離子濃度下的輻照還原機制是非常有必要的。本文以Pb（II）為例，考察了不同氣體氛圍、陰離子種類、羥基清除劑、Pb（II）濃度以及硅溶膠含量等因素對重金屬離子去除的影響。

1 材料與方法

1.1 原料與試劑

氯化鉛（PbCl2，分析純，99.5%）、高氯酸鉛（Pb(ClO4)2·3H2O，97%）、乙 酸 鉛（Pb(C2H3O2)2，分析純，99.5%）、兩種不同粒徑納米二氧化硅（99.5%，直徑(15±5)nm；(50±5)nm）均購自上海麥克林生化科技有限公司；甲酸（HCOOH，分析純）、甲醇（CH3OH，分析純）、乙醇（C2H5OH，分析純）、異丙醇（(CH3)2CHOH，分析純）、叔丁醇（(CH3)3COH，分析純）均購自南京化學試劑股份有限公司；中性硅溶膠（ZS-30，質量分數30%）購自浙江宇達化工有限公司；實驗用水均為18 MΩ超純水。（試劑性質：在20 ℃下氯化鉛溶解度1 g/100 mL，在20 ℃下高氯酸鉛溶解度440 g/100 mL，在20 ℃下乙酸鉛溶解度44.3 g/100 mL）。

1.2 儀器

火焰原子吸收分光光度計，TAS-990，北京普析通用儀器有限責任公司；離心機，H1650-W，湖南湘儀離心機儀器有限公司；pH計，STARTER 3100，奧豪斯儀器（上海）有限公司。

1.3 方法

（1）溶液配制。配置不同濃度的Pb（II）溶液：1.035×102mg/L（0.5 mmol/L），2.07×103mg/L（0.01 mol/L），2.07×104mg/L（0.1 mol/L），8.073×104mg/L（0.39 mol/L）；加入羥基清除劑：濃度為0.5 mmol/L 的鉛離子溶液中分別加入1 mol/L 羥基清除劑（甲酸/甲醇/乙醇/異丙醇/叔丁醇），其他濃度鉛離子溶液中加入1 mol/L 羥基清除劑（異丙醇）。在空氣氛圍下或通氮氣15 min。

（2）γ射線輻照。將配置好的樣品密封后置于南京航空航天大學輻照中心60Co 源（7.4×1015Bq）進行輻照，劑量率為0.48 kGy/h，劑量率使用Fricke劑量計進行標定。

（3）后處理與檢測。輻照后的樣品以11 000 r/min（8 150 g）的轉速離心10 min，取上清液，按比例稀釋后使用火焰原子吸收分光光度計進行檢測。溶液中的Pb（II）離子濃度依據標準溶液的工作曲線（線性系數R2=0.999 8）計算。

2 結果與討論

為了評估輻射技術處理重金屬廢水的可行性，并進一步優化相關工藝與縮減成本，需系統研究真實環境中不同變量的影響。本文在使用輻照還原法去除Pb（II）的過程中，研究了各類因素（包括吸收劑量、氣體氛圍、陰離子種類、羥基屏蔽劑、雜質顆粒、Pb（II）離子濃度等）對Pb（II）去除效率的影響。

2.1 氣體氛圍、陰離子種類和羥基屏蔽劑對Pb(II)去除效率的影響

稀水溶液的輻射化學效應主要是水輻解產生的自由基與溶質之間的反應引起的［12］，初始自由基主要包括?H、eaqˉ和?OH，如式（1）所示［13］。

式中：eaqˉ是高效的還原性自由基（標準電勢Eo=-2.87 V），可以將Pb（II）還原為Pb（I），經歧化反應后轉化為固態Pb（0），氫自由基也是還原性自由基，但其不能直接將Pb（II）還原。Pb（II）的輻照還原途徑見式（2）［14］。

羥基自由基?OH 是氧化性自由基，在中性和酸性溶液中，其氧化還原電位分別為1.90 V、2.72 V。它與還原性自由基競爭會抵消Pb（II）的還原，也可將被還原的Pb（II）重新氧化，見式（4）和（5）。

因此，為了抑制?OH 對還原產物的氧化，在體系中添加了過量（1 mol/L）的羥基屏蔽劑來消除其影響。

在含鉛廢水的去除過程中，溶液的氣體氛圍（氮氣與空氣），陰離子種類和不同羥基屏蔽劑等都會對Pb（II）的還原產生影響。因此本文研究了上述條件下Pb（II）去除率隨吸收劑量的變化（0.5 mmol/L Pb2+（如無說明默認為PbCl2）+1 mol/L羥基清除劑（如無說明默認為異丙醇）+不同氣體氛圍（如無說明默認為氮氣氛圍）），實驗數據如圖1所示。

2.1.1 氣體氛圍的影響

圖1（a）為樣品溶液（1.035×102mg/L 氯化鉛，1 mol/L 異丙醇）分別在在氮氣與空氣氛圍下Pb（II）去除率隨吸收劑量變化的曲線。隨著吸收劑量的增加，兩種氛圍下Pb（II）去除率均持續增加，但氮氣氛圍下去除效率與去除效果較空氣氛圍下高。例如，在氮氣氛圍下，當吸收劑量達到20 kGy 和50 kGy 時，Pb（II）的去除率已經達到70%和95%，而在空氣氛圍下，相應去除率僅為20% 和84%。溶液中的溶解氧（9.089 mg/L，20 ℃）可能通過兩種途徑影響Pb（II）的去除效率：第一，溶解氧可將還原后的0價鉛重新氧化為二價鉛［7］；第二，溶解氧的存在會與水中的溶劑化電子、氫自由基和醇自由基反應［15-16］，阻礙離子的還原。具體反應見式（6）～（9）。

圖1 不同氣體氛圍(a)、不同陰離子(b)以及不同羥基清除劑(c)下Pb(II)去除率隨吸收劑量的變化Fig.1 Removal ratios of Pb(II)with the absorbed dose under different gas atmosphere(a),different anionic(b),and different hydroxyl scavenger(c)

溶劑化電子與氧氣反應過程中，按照近似一級反應，溶劑化電子的消耗速率為keaq-+O2[O2]=1.9×1010×2.8×10ˉ4=5.32×106sˉ1；溶劑化電子還原Pb （II） 時 ， Pb （II） 還 原 速 率 為[Pb(II)] =3.9×1010×5×10-4=1.95×107s-1。 上兩式為消耗eaqˉ競爭反應，溶劑化電子還原Pb（II）的速率為O2消耗溶劑化電子速率的3.7倍，故溶解氧影響Pb（II）去除的原因主要是其將還原后的零價鉛重新氧化為二價鉛。

氮氣氛圍下，還原速率隨吸收劑量的增加而降低，這是由于隨著Pb（II）不斷被還原，溶液中Pb（II）的濃度下降，導致體系中還原反應速率變慢；相反，在空氣氛圍下，鉛離子的還原速率隨吸收劑量而增加，這是因為體系中的氧氣不斷被消耗，氧氣參與的競爭反應逐漸消失，使得還原速率加快。因此，通過在輻照前去除溶液中的溶解氧能夠提高Pb（II）的去除效率，降低去除Pb（II）所需的時間，此實驗結果與袁守軍等［9］和Guo 等［10］的實驗結果一致。當吸收劑量為20 kGy時，溶液經氮氣保護后提升效率最大，約空氣氛圍下的2.5倍。

2.1.2 不同陰離子的影響

圖1（b）為不同陰離子對Pb（II）去除率的影響。當吸收劑量達到50 kGy 時，不同陰離子條件下的Pb（II）去除率近乎一致。由于過量異丙醇的存在，羥基自由基不和陰離子反應，在高氯酸根離子存在的體系中（初始pH=5.2），Pb（II）的去除率略低于氯離子和乙酸根離子體系（初始pH=6），這可能是因為不同溶液的初始pH 略有差異，導致自由基的活性不同。初始pH低的溶液中自由基的活性相對較低。

在水輻解產生的主要自由基中，起還原作用的主要是esolˉ（標準還原電位Eo=-2.87 V），且僅當pH＜4 時，氫自由基才會發揮作用，因此氫自由基在中性或堿性溶液中不是重要的還原劑。尚云等［11］在研究輻射法去除水溶液中的錸時，發現隨著NaOH/HCl 的增加，水中錸的去除率也隨之增加，但隨著pH的下降，由于初始產物的還原性下降，導致還原速率降低。由圖1（b）結合pH測量結果可以看出，初始的pH相同時，圖1（b）中Pb（II）的去除速率相同，初始pH 低，Pb（II）的去除速率低，這與尚云等的研究結果一致。由于不同陰離子存在的條件下初始pH差距較小，與還原過程中pH的變化相比可忽略不計。因此，隨著吸收劑量的增加，不同陰離子Pb（II）溶液去除率差距逐漸減小，最終可忽略不計。

2.1.3 不同羥基屏蔽劑的影響

為了提高Pb（II）的還原效率，本文研究了5種典型的羥基屏蔽劑下Pb（II）去除量隨吸收劑量的變化（羥基屏蔽劑自身的輻解產物影響忽略不計），如圖1（c）所示。實驗結果表明，羥基自由基清除劑對Pb（II）去除效果由高到低依次為甲酸＞異丙醇＞甲醇＞乙醇＞叔丁醇。該實驗數據結果與自由基的動力學理論數據保持一致。

以甲酸作為羥基屏蔽劑的體系中，會發生如下反應［8］，見式（10）～（13）。

甲酸與羥基自由基和氫自由基反應后均能產生COO?ˉ，COO?ˉ可進一步將Pb（II）和Pb（I）還原為Pb（0）。

在以甲醇作為羥基屏蔽劑的溶液體系中，發生如下反應［17］，見式（14）～（17）。

在甲醇體系中，甲醇自由基能夠將Pb（II）還原為Pb（I），促進Pb（II）的還原。

在以乙醇作為羥基屏蔽劑的體系中，乙醇與羥基自由基和氫自由基反應見式（18）和（19）［18］。

乙醇自由基和Pb（II）的反應被認為十分緩慢，反應速率常數k=3×104L/(mol?s)［6］。但乙醇自由基卻能夠和Pb（I）快速反應，反應速率常數為k=1.7×109L/(mol?s)，反應見式（20）和（21）。

在高劑量下，會有如下乙醇自由基的反應與式（21）競爭［19］，如式（22）所示。

異丙醇作為羥基自由基清除劑的體系中［20］，異丙醇和?OH 與H?反應生成異丙醇自由基，反應見式（23）和（24）［21］。

異丙醇自由基能夠將Pb（II）還原為Pb（I），如式（25）所示［22］。

在以叔丁醇作為羥基清除劑的體系中，發生下列反應，見式（26）和（27）。

由叔丁醇形成的自由基的還原能力小于COO?ˉ、甲醇自由基、乙醇自由基和異丙醇自由基［23］，且叔丁醇自由基能夠將Ni+和Cd+氧化為二價［24］，因此，在叔丁醇體系中，Pb（II）還原效率低的可能原因見式（28）。

比較分析不同羥基清除劑清除羥基的能力及其產生的自由基與Pb2+的反應速率，結果表明，不同的羥基清除劑對Pb（II）還原效果由高到低依次為甲酸＞異丙醇＞甲醇＞乙醇＞叔丁醇，與圖1（c）所示實驗結果一致。由于COO·ˉ能夠同時將Pb（II）和Pb（I）還原為Pb，而甲醇、乙醇、異丙醇等自由基僅能將Pb（II）還原為Pb（I），因此甲酸對Pb（II）還原效果的提高較低元醇類更為明顯。因此，在輻射法去除重金屬離子時，甲酸作為羥基清除劑是去除廢水中重金屬離子最好的輔助劑，在較小的吸收劑量（10 kGy）時，去除率已經達到78%。

2.2 高濃度Pb(II)輻照還原過程中熱電子效應

重金屬離子廢水處理所面臨的關鍵挑戰之一為濃度跨度大，為了進一步優化工藝條件，需全面考察鉛離子濃度的影響。前期皮秒脈沖輻解研究表明，當水溶液中重金屬離子（如Cd2+）濃度較高時，有預溶劑化電子參與重金屬離子的還原，且其反應速率常數通常高于溶劑化電子1～2個數量級［25］。為此，本文研究了不同Pb（II）濃度在輻照還原過程中隨吸收劑量的變化（0.01/0.1/0/39 mol/L Pb2+（Pb（ClO4）2）+1 mol/L 異丙醇+氮氣氛圍），如圖2所示。

圖2 不同濃度Pb(II)對還原的影響Fig.2 Effects of different concentrations of Pb(Ⅱ)on reduction

在以異丙醇作為羥基清除劑的溶液體系中，Pb（II）還原的理論產額G為G（Pb）=（1/2）G（eˉ）+（1/2）G（·H）+（1/2）G（·OH）。在稀溶液中（如2.07×103mg/L），相關的自由基擴散反應時間約為10-7s，因此，水輻解初始產物的G值/100 eV分別為G（eaqˉ）=2.7，G（·H）=0.6，G（·OH）=2.7。當溶液中Pb（II）的濃度升高到0.1 mol/L，其自由基平均反應時間為10-10s，此時的理論G（eaqˉ）=4.25，羥基產額為G（·OH）=4.8，實驗結果高于理論產額，推測有預溶劑化電子參與了還原反應。然而，當Pb（II）濃度進一步升高到8.073×104mg/L（0.39 mol/L）時，實驗所測Pb 去除的產額遠高于理論值，推測除有預溶劑化電子參與反應外，還有其余途徑導致鉛離子的去除。Jonah 等［26］也曾對預溶劑化電子產額做出估計，當時間尺度為10-14s 時，其估計值約為5.4，相應羥基產額也大于4.8。

當溶質濃度高于2.07×104mg/L 時，溶質鉛鹽所沉積的射線能量較大，溶液吸收劑量不能再用D（H2O）近似，需要采用相應修正因子F（見式（29））進行修正。

式中：dsol為溶液密度；Z 為電子數；A 為質量數；p為溶質的質量分數。

此外，當鉛離子濃度為0.01～0.1 mol/L 時，Pb（II）會和Pb（I）反應，與還原反應競爭，如式（30）所示［7］。

此反應速率遠低于還原速率，且對火焰原子吸收分光光度計檢測鉛離子含量的結果無影響，故不考慮此反應。實驗所測的Pb（II）的去除量產額如表1所示。

表1 不同濃度下Pb(II)在吸收100 eV能量的去除產額Table 1 Removal yield under different concentrations of Pb(II)after absorbing 100 eV

由圖2 和表1 可以看出，隨著Pb（II）濃度的增加，溶液中Pb（II）的去除量也在增加，且去除量產額高于稀水溶液輻解還原的理論條件下的G值，推測有預溶劑化電子參與了還原反應或其與高度激發的溶劑化電子前體H2O**發生了反應［27］，詳細反應機理還需后續進一步研究。但目前現象表明輻射技術對于處理高濃度的廢水效率較高，對高濃度廢水的處理尤其具有優勢。

2.3 溶液中硅溶膠和納米二氧化硅對Pb(II)去除的影響

在固-液界面輻射化學中，固體會吸收一部分能量從而被活化和離子化，并進一步將其電荷轉移到液相中，該過程為固液兩相中的能量轉移過程［28］。在真實環境中，含鉛廢水一般不會是澄清的溶液，溶液中會含有少量懸浮雜質顆粒。本文將硅溶膠添加到溶液中形成懸浮液，模擬廢水中的固體懸浮顆粒，同時使用固體納米二氧化硅作為添加物進行對照（0.5 mmol/LPb2+(PbCl2)+1 mol/L異丙醇+氮氣氛圍+不同雜質顆粒），如圖3所示。

很多研究表明，溶液中的固體添加物會對輻射化學反應產生影響。例如，水溶液輻解產生的氫氣會隨二氧化硅溶膠的濃度的增加，呈現先增加后減小的趨勢［29］。在輻射場中，二氧化硅納米顆粒吸收能量后，在固液界面處可發生電荷轉移并產生水合電子［30］。對于金屬離子的輻射還原，前期研究發現，較高質量分數（10%）的二氧化硅溶膠，能夠提高輻射還原的效率［31］。本研究添加低濃度的納米二氧化硅和二氧化硅溶膠，模擬了低濃度水體固態懸浮雜質對輻射去除重金屬離子的影響。結果表明，與高濃度情況下不同，低濃度溶膠的存在對金屬離子的還原起到抑制作用。

圖3（a）和（b）表明，氣相納米二氧化硅納米粒子的添加并不會影響Pb（II）的去除率，原因在于其在水中分散性能較差，從而產生團聚及沉淀，無法產生大量的固液界面，因而對輻射化學過程影響有限；與之相比，由于硅溶膠在水中具有良好的分散性，在水中分散后可以產生大量的固液界面。

圖3 不同濃度的二氧化硅對Pb(Ⅱ)去除的影響Fig.3 Effects of different concentration of SiO2 on Pb(Ⅱ)removal

實驗結果表明，同等質量分數硅溶膠的存在會顯著抑制Pb（II）的還原，且在實驗添加的范圍內，隨著硅溶膠質量分數的增加，其抑制效果相應增強。隨著硅溶膠質量分數不斷增加，Pb（II）的去除率會相應降低，當吸收劑量為80 kGy 時，加入5 mmol/L、25 mmol/L、50 mmol/L硅溶膠后，去除率僅為43%、37%、8.9%。其原因可能在于硅溶膠中的二氧化硅顆粒有較大的表面電勢，能夠和Pb（II）形成靜電作用，使Pb（II）還原所需的電勢升高，從而使相同劑量下Pb（II）的輻射還原去除率降低。在真實污水中，懸浮固體顆粒也可能會產生類似的結果，因此，在輻射還原去除金屬離子的實際應用中，也應考慮并科學評估固體懸浮物的影響。

2.4 Pb(II)輻射還原過程中pH的變化

在輻射還原過程中，溶液的pH 也會隨吸收劑量而變化，其趨勢如圖4所示。

圖4 不同條件下輻解溶液pH的變化Fig.4 pH of radiolysis solution under different conditions

由式（18）、（22）、（26）可知，初始pH 較高的甲醇、乙醇、異丙醇體系中，有機溶液中被羥基自由基氧化后的醇自由基能夠將Pb（II）還原，同時產生氫離子，因而溶液的pH隨吸收劑量的增加而下降；而叔丁醇自由基無法將Pb（II）離子進一步還原產生氫離子，故添加叔丁醇的Pb（II）離子溶液pH下降幅度最小，其輕微下降可能是叔丁醇的輻解產生少量氫離子導致。郭照冰等［10］的研究也發現，隨著吸收劑量的增加及金屬離子的還原，溶液的pH 也隨之下降，與本研究的結果一致。

與氮氣氛圍不同，空氣氛圍中的溶解氧會與氫離子、溶劑化電子反應，使得溶液的pH下降較小。與其他陰離子相比，由于乙酸根離子在水中會水解，故而乙酸鉛溶液輻解過程中pH均高于其他陰離子溶液。而低濃度二氧化硅的添加，對溶液的pH幾乎沒有影響，pH隨吸收劑量的變化與未添加雜質時并無區別。

在甲酸的酸性條件下，氫離子可以與溶劑化電子通過如下反應形成H·自由基，并成為主要的還原性物種，如式（31）所示。

因而，在添加甲酸后，隨著吸收劑量的增加，氫離子不斷被消耗，使得溶液的pH隨輻解進程反而升高。

3 結論

本文研究了不同條件下γ輻射去除廢水中的Pb（II）的效果與機制。結果表明：Pb（II）的去除率隨著吸收劑量而增加，通過優化條件，當吸收劑量為50 kGy 時，去除率可達98%。氮氣氛圍下Pb（II）去除率較空氣氛圍高，當吸收劑量為20 kGy時，去除率為空氣氛圍下的3.5倍；不同陰離子存在的體系中，陰離子對Pb（II）離子去除效率影響可忽略不計；添加不同羥基清除劑能顯著提高Pb（II）的去除率，提升效果由高到低依次為甲酸＞異丙醇＞甲醇＞乙醇＞叔丁醇，甲酸的添加可以大幅降低處理所需的吸收劑量，僅在較小的吸收劑量（10 kGy）下，去除率就高達78%，因此，在輻射法去除廢水中的重金屬離子時，甲酸為效果最佳的羥基清除劑；Pb（II）的輻射還原產額隨著Pb（II）離子濃度而增加，當Pb（II）濃度達到0.39 mol/L（80.73 g/L）時，其輻射去除產額為G=17.66/100 eV，遠高于稀水溶液輻解還原的理論G值（4.8/100 eV），推測在高濃度下，除有預溶劑化電子或高度激發的溶劑化電子前體H2O**參與還原反應外，還有其余反應途徑導致鉛離子的去除。這表明廢水中鉛離子濃度較高時，輻射法去除鉛離子較低濃度時更具有優勢；此外，低濃度（5～50 mmol/L）硅溶膠的存在，大大降低了Pb（II）的去除率。這可能是由于硅溶膠具有負電性，與帶正電的Pb（II）存在靜電力導致還原電勢升高造成，這為真實環境中輻射法去除廢水中的重金屬離子提供了實驗依據與借鑒。本文對輻射還原Pb（II）離子廢水各種潛在影響因素進行了研究，研究表明，使用γ射線輻照法去除水中的重金屬是處理污染物的潛在途徑之一，同時對其他放射性核素的輻射還原去除以及納米金屬催化劑的輻射合成，也提供了一些值得借鑒的經驗和方法。