污染土壤修复技术分析

污染土壤修复技术分析（精选12篇）

污染土壤修复技术分析 篇1

1 概述

随着工农业生产的快速发展, 土壤污染问题日益凸显, 特别是镉、汞、铜、铅、镍等重金属污染问题较突出, 对农产品安全生产和人体健康造成严重威胁。土壤污染成因复杂, 主要有:一是化工、五金电镀、印染等企业产生的“三废”未经处理后直接排放, 导致土壤中重金属不断累积;二是长期以来利用率低和畜禽养殖废弃物无序排放造成部分耕地土壤重金属和有机物污染。当前随着国家“退二进三”政策的实施, 成批的工业企业关停转迁, 遗留了大量污染场地, 土地再开发利用环境安全隐患突出。因此, 对污染场地遗址进行技术修复是改善土壤环境质量的迫切要求, 也是当今环境保护领域的研究热点。本文将着重介绍近年来污染土壤修复技术的研究现状与发展趋势, 以促进土壤修复科学技术的发展。

2 污染土壤修复技术

2.1 工程修复技术

工程修复技术主要包括客土、换土和深耕翻土等措施。客土法是向污染土壤加入大量干净土壤, 覆盖在表层或混匀, 使污染物浓度降低或减少污染物与植物根系的接触。换土法就是把污染土壤取走, 换入新的干净土壤。深耕翻土就是深翻土壤, 使聚集在土壤表层的污染物分散到土壤深层, 达到稀释的目的。通过这些方法可以降低土壤中污染物的含量, 减少污染物对土壤-植物系统产生毒害, 从而使农产品达到食品卫生标准。该技术的治理效果较为彻底稳定, 但工程量大、治理费用高、会破坏土壤结构, 引起土壤肥力下降, 并且还要对换出的污土进行堆放或处理, 容易造成二次污染。

2.2 物理-化学修复技术

物理-化学修复是利用污染物或污染介质的物理化学特性, 以破坏 (如改变化学性质) 、分离或固化污染物, 具有实施周期短、可用于处理各种污染等优点。主要包括热处理、玻璃化、电动修复、固化-稳定化、土壤淋洗、土壤性能改良修复等技术。

2.2.1 热处理技术

热处理技术是指利用热传导或辐射的方式, 将污染介质及其所含有机污染物加热到足够温度, 以促进半挥发性有机物的挥发。该技术适用于处理卤代有机物、非卤代的半挥发性有机物、多氯联苯以及高浓度的疏水性液体等污染物, 不适用于处理土壤中的重金属 (Hg和Se除外) 、活性氧化剂和还原剂等。但该技术能耗大, 同时高温会破坏土壤结构, 且高水分和黏土含量会增加处理成本, 实施过程中, 需严格设计并操作好加热和蒸汽收集系统, 以防止产生二次污染。

2.2.2 玻璃化技术

玻璃化是指向污染土壤插入电极, 对污染土壤固体组分施加1600℃~2000℃的高温处理, 使有机污染物和部分无机污染物如硝酸盐、硫酸盐和碳酸盐等得以挥发或热解去除, 无机污染物如重金属和放射性物质等被包覆在冷却后形成化学性质稳定、非扩散性的坚硬玻璃体中。该技术适用于修复含水量较低、污染物埋深不超过6m的土壤, 但在实地应用中会出现难以达到统一熔化以及地下水渗透等问题, 且熔化过程能耗大, 这使得玻璃化技术成本较高, 限制了它的推广应用。

2.2.3 电动修复技术

电动修复是将电极插入受污染土壤或地下水区域, 通过施加微弱电流形成电场, 利用电场产生的电动力学效应驱动土壤污染物沿电场方向定向迁移, 从而将污染物富集至电极区然后进行集中处理或分离。该技术修复速度较快、成本较低, 特别适用于小范围的黏质的多种重金属污染土壤和可溶性有机污染土壤的修复, 但该技术对电荷缺乏的非极性有机污染物去除效果不好, 对于不溶性有机污染物, 需要化学增溶, 且易产生二次污染。

2.2.4 固化-稳定化技术

固化-稳定化是将污染物在污染介质中固定, 使其处于长期稳定状态, 是较普遍应用于土壤重金属污染的快速控制修复方法, 对同时处理多种重金属复合污染土壤具有明显的优势, 但所需仪器设备较多, 同时污染物埋藏深度、土壤p H和有机质含量等在一定程度上都会影响该技术的有效应用。美国非有机物污染超级基金项目中大部分采用固化-稳定化技术处理, 而我国一些搬迁企业场地重金属污染土壤和铬渣清理后的堆场污染土壤也采用了该修复技术, 如上海世博会场地、武汉硚口化工企业搬迁场地以及重庆杨家山污染场地等修复项目。

2.2.5 土壤淋洗技术

土壤淋洗是指将水或含有冲洗助剂的水溶液、酸碱液、络合剂或表面活性剂等淋洗剂注入到污染土壤中, 洗脱和清洗土壤污染物的过程。淋洗法可用于大面积、重度污染土壤的治理, 尤其是在轻质土和砂质土中效果较好, 但对渗透系数较低的土壤效果不好。土壤淋洗的关键是淋洗助剂的选择, 既能提取污染物又不破坏土壤结构, 但事实上很难找到, 而且引入的淋洗助剂很可能造成二次污染, 因此研发高效的表面活性剂, 提高修复效率, 降低设备与污水处理费用, 防止二次污染等依然是该技术重要的研究课题。

2.2.6 土壤性能改良技术

该技术的关键是根据土壤的物化特性、污染物的类型选择合适的改良剂。改良剂能有效降低污染物的水溶性、扩散性和生物有效性, 减轻它们对生态环境的危害。应用较多的改良剂有:石灰性物质、有机物质、离子拮抗剂以及化学沉淀剂等。石灰能够提高土壤p H, 促使一些重金属形成氢氧化物沉淀, 改良酸性土壤。此外, 硫磺及某些还原性有机化合物可以使重金属成为硫化物沉淀, 磷酸盐类物质与重金属反应形成难溶性磷酸盐, 因此可考虑少量投加沉淀剂如磷酸肥料, 减少植物对重金属的吸收。

2.3 生物修复法

2.3.1 植物修复

植物修复法就是利用植物吸收污染土壤中积累的重金属, 将重金属从土壤中萃取出来, 富集并转移到植物收获的部位和地上枝条部位, 或利用植物根系特有的酶系统和微生物系统来络合土壤中重金属, 从而降低重金属的活性和生物毒性, 以减轻重金属被淋滤进入地下水或通过空气进一步扩散而污染环境。该技术的应用关键在于筛选具有高产和高去污能力的植物吧, 摸清植物对土壤条件和生态环境的适应性。近年来, 国内外先后利用遏蓝菜与蜈蚣草等实现对含Cd、As污染土壤的修复。

2.3.2 微生物修复

微生物修复是指利用微生物的代谢过程将土壤中的污染物转化为二氧化碳、水、脂肪酸等无毒物质的修复过程。目前, 该研究工作主要体现在筛选和驯化特异性高效降解微生物菌株, 提高功能微生物在土壤中的活性、寿命和安全性, 修复过程参数的优化和养分、温度、湿度等关键因子的调控等方面。

2.4 联合修复技术

单项修复技术都有一定适用范围的限制, 协同两种或两种以上修复方法, 形成联合修复技术, 不仅可以提高污染土壤的修复效率, 而且可以克服单项修复技术的局限性, 实现对多种污染物复合/混合污染土壤的修复。近年来, 发展协同联合的土壤联合修复模式已成为场地和农田土壤污染修复的主要研究方向, 例如:土壤动物-植物-微生物组合修复, 化学氧化-生物降解修复, 电动修复-生物修复等。

3 污染土壤修复技术的发展趋势

从2000、2004、2008和2012年连续4届的土壤污染与修复国际会议主题及交流情况来看, 污染土壤修复技术未来的发展趋势主要表现为: (1) 向绿色与环境友好的土壤生物修复技术发展; (2) 从单项向联合、杂交的土壤综合修复技术发展; (3) 从异位向原位的土壤修复技术发展; (4) 基于环境功能修复材料的土壤修复技术发展; (5) 基于设备化的快速场地污染土壤修复技术发展; (6) 向土壤修复决策支持系统及后评估技术发展。

结语

污染土壤修复是去污染、复质量、再开发、保安康的民生工程, 需要科学、技术、工程和管理的支撑。发展绿色、可持续的场地修复产业, 是我国土壤与地下水环境保护的需要, 也是使我国这一新兴战略环保产业进入国际环境修复市场竞争的需要。然而, 针对我国污染场地土壤修复技术、工程化应用和设备研发起步较晚, 现阶段无论是引进国际上的先进技术, 还是自主研发都需要理性思考, 应该在借鉴国外成熟修复技术和先进设备的基础上, 从我国场地污染特征、国家经济社会发展、国家科研水平及现阶段技术储备等多方面综合考虑修复技术的选择和发展方向。

摘要：本文综述了污染土壤修复技术的研究现状和发展趋势, 并初步提出了我国污染场地土壤修复技术发展建议。

关键词：污染土壤,土壤修复技术

参考文献

[1]杨勇, 何艳明, 栾景丽, 等.国际污染场地土壤修复技术综合分析[J].环境科学与技术, 2012, 35 (10) :92-98.

[2]赵金艳, 李莹, 李珊珊, 等.我国污染土壤修复技术及产业现状[J].中国环保产业, 2013.

[3]黄宗益, 郝晓伟, 雷鸣, 等.重金属污染土壤修复技术及其修复实践[J].农业环境科学学报, 2013, 32 (03) :407-417.

[4]胡明亮.污染土壤修复技术研究[J].贵州化工, 2010, 35 (02) :40-43.

[5]骆永明.污染土壤修复技术研究现状与趋势[J].化学进展, 2009, 21 (2/3) :558-565.

污染土壤修复技术分析 篇2

摘要：土壤污染是当今社会面临的`重要环境问题之一,已经对人体健康构成了严重威胁.本文将土壤污染物分为有机污染物、无机污染物、生物污染物和放射性污染物,并阐述了各类污染物对人体健康的危害,介绍了具有广阔应用前景的污染土壤修复技术,即植物修复技术和微生物修复技术.最后,本文还对解决土壤污染问题提出了具体的建议.作 者：张桂香    赵力    刘希涛    ZHANG Gui-xiang    ZHAO Li    LIU Xi-tao  作者单位：张桂香,刘希涛,ZHANG Gui-xiang,LIU Xi-tao(北京师范大学环境学院环境模拟与污染控制国家重点实验室,北京,100875)

赵力,ZHAO Li(吉林省环境科学研究院,长春,130012)

期 刊：四川环境  ISTIC  Journal：SICHUAN ENVIRONMENT 年，卷(期)：2008, 27(3) 分类号：X503.1 关键词：土壤污染    人体健康    危害    修复技术   

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土壤重金属污染及治理修复技术 篇3

关键词：土壤;重金属污染;治理修复技术

1、土壤中的重金属存在形态和转移形式

重金属物质在土壤介质中的存在形态是衡量其对周围环境影响程度的关键指标，重金属在土壤中的主要存在形态有自由离子形态、可溶化合物形态、可交换离子形态、有机束缚形态或与其它离子形成氧化物硅酸盐氮化物等形态。一般情况下，可以通过重金属形态的探测和提取法将一些交换态和结合态的或者残渣态的金属络合物进行提取和分析，可用于这类技术方法提取的重金属有铅、镉、铜、锌等。^[1]目前已知的重金属在土壤中有三种迁移方式，即由于植物对周围金属离子有吸附作用，重金属离子被移入植物体内，并随着食物链进入动物或人体内，也可能会随着植物的枯萎和腐朽再次回到土壤中。一些重金属物质以离子形式存在于地下水和河流中，并随地下水和河流的四处流动而进行扩散，这就加重了对重金属污染进行治理的难度。最后一种方式就是重金属物质残留在土壤中，随着时间的推移慢慢氧化作用或者进行其他化学作用，在化学作用后与其他物质进行化合，最后将毒害作用减少。

2、传统的土壤重金属污染修复技术

2.1物理化学修复技术

物理化学修复过程即通过各种物理和化学手段从土壤中除去或者分离含重金属的污染物，比如利用淋洗液将土壤中的固相重金属转移到土壤的液相中，再利用络合或者沉淀的方法使土壤富集，然后将富集液中含重金属的沉淀进行过滤并除去。在进行淋洗时，淋洗剂的选择是非常关键的问题。除此之外，可以用电动修复的方法，就是在固液相的土壤中插入电极，利用重金属导电性的原理，充分在电场的作用下引导并从土壤中移动出。然后进行筛选和过滤。也可以利用重金属与某些非金属阴离子在土壤中化合形成化合物的方法，在土壤中掺入适量的含有非金属阴离子的物质，使重金属阳离子和非金属阴离子不易分解的无害的化合物，或者可直接分离提取的化合物^[2]。

2.2农业化学修复技术

农业化学修复技术就是采用大面积种植一些可以对重金属物质进行有利吸收的农作物，从而利用植物自身的吸收作用将土壤中的一些化合态和游离态的重金属离子进行吸收或者进行有利的化学转化，从而降低重金属离子对周围环境的污染。植物吸收重金属物质的过程大致是，首先植物利用自身的根系和植物根尖部分的内外层水分平衡的作用来吸收土壤中的水分，其次由根尖生长区和分生区向上将水分运输，从而将水分中含有的重金属离子运走，是根尖部分内侧始终保持较低的重金属离子浓度，从而使根尖内外产生浓度差，使根尖继续大量吸收重金属离子。

2.3有机物吸收重金属离子作用

有机物吸收重金属离子作用就是利用某些有机物或者是有机物的堆肥可以与重金属离子产生一定的反应，从而使重金属物质失去对生物和其他环境破坏性的原理，对被重金属污染的土壤进行修复。一些有机物如动物的粪便、植物的秸秆堆肥产物等可以与土壤中的重金属离子产生非常强烈的络合作用或者螯合作用，通过这些作用可以使重金属离子大大减小甚至失去一些本身的性质，比如对周围环境的生物毒性和破坏性，从而降低重金属危害。比如蚯蚓粪或者奶牛的粪便可以有效减少周围环境中的铅的毒性效果，而咖啡豆的果皮和果肉对于降低铅的生物毒性作用具有更好的效果。

3、新型的重金属污染修复技术

3.1微生物修复技术

微生物修复技术是指某些微生物在进行自身新陈代谢过程中，需要吸收一些特定的重金属离子并将其转化为自身所需化合物的方法，利用这种方法可以有效針对土壤中的一些特定的重金属离子进行修复和处理。微生物的金属离子吸收过程基本就是利用重金属离子完成自身的氧化和代谢作用。通过微生物体内代谢作用的一系列转变，使得重金属游离态物质转变为对周围环境毒害作用减小的次级代谢化合产物。^[3]

3.2化学淋洗和化学固定

化学淋洗和化学固定的方法都是单纯利用化学技术对土壤中的重金属物质进行固定和分离。化学淋洗是通过化学洗脱作用将重金属物质从土壤中洗脱出去，从而达到清洁土壤的作用。采用这种化学洗脱的方法即相当于利用另一种化学试剂将原本土壤中的许多种金属物质进行替换和洗脱，从而将重金属物分离出来。近几年的实验证明这种方法非常有效，可以大量的洗脱出一些重金属物质，但由于洗脱作用，也是的土壤中原本有的一些金属离子一同被洗脱出来，所以经过洗脱后的土壤一般不能在种植任何农作物。化学固定就是在土壤中加入适当的化学试剂使土壤中的重金属离子的迁移性降低，或者直接由游离态转变为固定的化合态。在转变的过程中，就会使重金属离子的生物毒性大大降低。

3.3整合离子交换树脂处理土壤重金属污染

以铜离子为例，可以采用大孔型强酸性的阳离子树脂进行处理。吸附树脂的功能取决树脂的孔表面积的大小和孔表的性质，一般情况下吸附重金属离子得大孔型交换树脂表面具有解离性或者非解离型的功能基，这些功能及可以与重金属离子发生付氏反应，并与中技术离子进行一系列交联作用。使重金属离子转化成交联化合物，从而达到吸附和筛选的作用。适当改变空的表面积大小的时候，就可以调节离子交换树脂对于土壤中的粒子的吸附能力，避免出现过度吸附的现象，使土壤保持生物活性;同时可以通过改变是指孔表的性质来对树脂进行改造，使其对离子具有选择性的吸附能力。

4、结束语：

当前我国土壤重金属污染问题十分严重，对于土壤污染修复的问题也成为了科研工作的热点问题。虽然目前许多新的实验成果和对土壤的新的修复技术仍处于实验室的研究阶段，能直接应用的技术还非常少，但一旦有所突破，将会有很大的应用前景。目前的土壤治理和修复问题除了要考虑污染程度外，还要考虑预期修复的目标，时间修复的成本等等，因此，一个低成本高效果的土壤修复技术才是目前现实中最需要的。

参考文献：

[1]孙德伟.土壤重金属污染的研究[J]环境和治理.，2012（5）.

[2]李超.我国土壤污染治理和修复技术[J]重金属与土壤治理 2012（6）.

石油污染场地土壤修复技术 篇4

土壤生物修复技术出现于20世纪80年代, 由于操作简单、有机物降解彻底、不会造成二次污染等特点, 受到各国高度重视, 成为当前土壤修复技术研究领域的前沿技术。生物修复技术主要包括植物修复技术、微生物修复技术、植物—微生物联合修复技术。

1.1植物修复技术

植物修复技术, 是利用植物积累性功能对土壤吸取修复, 利用植物根系对污染扩散进行控制, 利用植物的代谢功能进行降解修复, 通过植物根系的吸附功能对土壤进行过滤修复。

通过研究人员的深入研究, 已经研究出了络合诱导强化修复技术。植物对土壤的修复的关键是选择高产和高去污的植物, 研究出土壤条件是否适应具有高去污能力的植物种植。我国植物对重金属土壤污染物的修复已经开始引领国际前沿。

目前, 我国已经开始利用苜蓿、黑麦草等植物对土壤的石油污染进行修复。然而, 有机土壤, 炸药和放射性核素土壤污染, 利用植物进行修复的技术研究较少。农田土壤污染可以用植物进行修复, 人工湿地建设等工程建设, 石油对土壤造成的污染也可以利用植物进行修复。植物对石油污染的修复技术已经被人们接受, 并且大范围应用。

1.2微生物修复技术

微生物修复技术是利用微生物促进有毒、有害物质降解, 主要是利用微生物生长过程中的代谢过程对土壤中的有机污染物进行转化, 把石油污染物转化成无毒性的形式, 从而使石油类污染物在微生物的新陈代谢循环中得到转化和去除。

目前, 微生物对土壤污染的修复的理论比较成熟。微生物对土壤的修复技术可以分为原位和异位两种技术, 这两种修复技术都是以石油烃为碳源, 通过微生物的代谢, 对石油类污染物进行降解。原位土壤修复技术更加注重自然过程属性的修复, 对各种生态因子能进行有效的优化。异位土壤修复技术对工艺参数能够协同调控。在微生物的土壤污染修复技术中, 最核心的技术是对通过降解对菌株筛选和功能菌剂的制备技术。此外, 生物表面活性剂的应用也是一种非常重要的微生物修复技术, 具有广阔的发展前景。

2物理修复技术分析

物理修复技术主要以物理手段修复为主, 主要有客土法、焚烧法、物理分离法、热脱附法及电动力法等石油污染场地修复技术。客土法、焚烧法、物理分离法等修复技术在早期土壤污染修复中都充分发挥了土壤和污染物的各自特性, 不用外加其他化学药剂或生物来进行处理, 但也存在处理成本高, 工作量大, 并只能处理小面积污染土壤的局限性。

热脱附法、电动修复等经济可行的土壤修复技术已经开始发挥自身优势, 并且已经广泛应用。

热脱附技术是利用热使污染介质中的污染物和水挥发出来, 通常利用载气或真空系统将挥发出的水蒸气和有机污染物传输到后续的譬如热氧化或回收等单元中进一步处理。根据解吸塔操作温度的不同, 热脱附过程可以分为高温热脱附 (320℃~560℃) 和低温热脱附 (90℃~320℃) 。

1992~1993年间, 热脱附技术曾应用于处理美国密歇根州一个被PAHs和重金属污染的土壤, 该土壤锰的含量高达100g/kg。 先将污染土壤挖掘、过筛、脱水。土壤在热反应器中处理90min (245℃~260℃) , 处理后的土壤用水冷却, 然后堆置于堆放场。排除的废弃先经过纤维筛过滤, 然后经过冷凝器以除去水蒸气和有机污染物。

电动力修复技术是利用插入介质中的两个电极在污染介质两端加上低压直流电场, 在低强度直流电源的作用下, 水溶的或者吸附在土壤颗粒表层的污染物根据各自所带电荷的不同而向不同的电极方向运动, 打破污染物与介质的结合键, 将溶解到介质溶液中的污染物吸收至土壤表层得以去除。

3化学修复技术分析

化学修复技术是发展最早最成熟的一项技术。化学技术对土壤的修复会对土壤的物理结构和生物学活性产生一定的影响, 此外, 这项技术的成本比较高, 而且会有二次污染产生, 因此, 化学修复技术的使用具有一定的局限性。现阶段, 我国的石油污染化学修复技术主要包括溶液淋洗萃取法、光催化氧化法和化学氧化法等修复技术。这些技术都是通过一些化学反应对石油污染场地的土壤进行修复和处理, 适合在特定情况下使用。

以化学氧化法为例, 化学氧化修复主要是向污染环境中加入化学氧化剂, 依靠化学氧化剂的氧化能力, 分解破坏污染物的结构, 是污染物降解或转化为低毒、低转移性物质的一种修复技术。对于污染土壤来说, 化学氧化技术不需要将土壤全部挖出, 只是在污染区不同深度钻井, 将氧化剂注入土壤, 通过氧化剂与污染物混合反应, 使污染物降解或形态发生改变, 达到修复环境污染的目的。进入土壤的氧化剂可以从另一个井抽提出来。含有氧化剂的废液可以重复使用。

4结语

综上所述, 现阶段, 我国石油对土壤的污染已经非常严重。土壤修复技术的社会需求越来越大, 各种修复技术对于油污染土壤都有一定的修复效果, 但都存在一定的限制与不足。生物修复技术因其巨大的经济及环境优势成为研究热点, 但大多局限于实验室研究, 真正应用于工业过程的并不多。如何根据特定的污染情况, 开发高效、低成本的系统化生物修复技术, 就显得尤为重要和迫切。

参考文献

污染土壤修复技术分析 篇5

土壤和地下水与我们人类息息相关.近些年随着工业的发展,土壤和地下水的重金属污染已经成为当今世界广泛关注的问题,人们致力于研究土壤和重金属的`修复技术.电动修复技术作为一种新兴的绿色技术,因其高效、节能、无二次污染,具有很好的发展前景.目前国外对电动修复技术研究已初有成果,我国在这方面的研究还处于刚起步阶段.通过查阅国内外大量文献,对电动修复技术的原理、研究概况、技术优势及缺点进行论述,为进一步研究电动修复技术提供理论依据.

作 者：陈锋 王业耀 孟凡生 Chen Feng Wang Yeyao Meng Fansheng 作者单位：陈锋,Chen Feng(北华航天工业学院,河北,廊坊,065000)

王业耀,孟凡生,Wang Yeyao,Meng Fansheng(中国环境科学研究院,北京,100012)

湘江污染土壤修复三大难题待解 篇6

11月，深秋，湖南某县郊农村的晚稻收割已经接近尾声，当地的农户仍在收割完了的稻田里忙碌，永清环保实验室主任、土壤学博士刘代欢正在指导他们进行土壤修复工作。

对于世代种粮的农民来说，“镉大米”的遭遇让他们很受伤。刘博士告诉他们，土壤中的有效态镉很容易被水稻吸收，积累到稻米中，危害身体健康。但是土壤在修复过程中加入离子矿化稳定剂后，可以大幅降低有效态镉含量，从而降低稻米镉污染风险。到2014年小区水稻种植试验如果达到预期的目标，则研究成果有望推广应用到湖南全省稻田镉污染治理上。

刘博士的话让参与实验的农民很受鼓舞，而这，仅仅是湖南推进湘江流域重金属污染防治和土壤修复的一个缩影。

土壤余毒难除

作为湖南人的“母亲河”，湘江近些年来经历着从未有过的尴尬。如果说因“镉大米”重金属土壤污染让种粮农民很受伤，那么，湘江流域重金属污染则成为湖南人心中的痛。

湖南是重要的有色金属之乡，湘江流域的锰矿开采历史可以追溯到明清，重金属污染是长期累积的结果。众多历史遗留问题和过去粗放式的发展方式，导致湘江流域土壤重金属污染严重，也成为全国14个重金属污染重点控制省份。

11月28日，湖南省政府出台《湖南省湘江污染防治第一个“三年行动计划”实施方案》，全面提出了未来3年湘江治理的目标任务、保障措施和考核奖惩体系，确保到2015年，湘江流域企业污水稳定达标排放，涉重金属企业数量和重金属污染物排放量比2008年下降50%，局部地区水质恶化趋势得到彻底遏制，全流域水质实现初步好转。

据湖南省环保厅副厅长谢立表示，湖南从2011年启动重金属污染治理，截至今年l0月，湘江流域共淘汰关闭涉重金属企业883家，通过关闭淘汰、结构调整和重点治理工程的实施，共削减废气、废水中汞、镉、铅、砷、铬五种重金属排放量359.03吨，较2008年削减了42.1%.

2011年湘江流域重金属污染治理启动以来，重金属污染严重的株洲市启动《湖南省重金属污染防治“十二五”规划》中的治理项目91个，投入治理资金44亿元，完成了清水塘工业废水处理利用工程、霞湾港清淤工程、大湖治理工程等一批重金属治理项目，消除了部分区域重金属污染隐患。治理后的霞湾港，已经清可见底。

不过，污染问题并未就此解决。株洲市环保局局长李必农说，污染土壤的治理依然是个令人头痛的问题。与水体相比，土壤污染具有潜在性、隐蔽性和滞后性，这使得土壤污染问题在过去受到的关注很少。

同时，污染物进入土壤环境后，便与复杂的土壤组成物质发生一系列迁移转化作用。其中，许多污染作用为不可逆过程，污染物最终形成难溶化合物沉积在土壤中。因而，土壤一旦遭受污染，极难恢复。

李必农表示，目前国内尚没有成熟的土壤修复技术。而且，每亩土地高达三五千元的治理成本，也使得相关技术很难推广。

技术难题亟待破解

与欧美等发达国家相比，我国土壤修复技术和装备研发薄弱。污染场地修复属生态学、土壤学、微生物学、生态毒理学、环境化学、工程学等十几个学科交叉融合的领域，是当前整个环境科学与技术研究的前沿。而我国的污染场地修复技术大部分仍停留在实验室研究阶段，工程应用很少；特别是经济、安全的原地修复和生物修复技术，更是少之又少。

鉴于中国土壤污染的种类繁多、浓度不同、污染现状不明的现实，目前我国各地的科研院所正在进行着不同的示范试验。单个技术的实验室研究，国内已积累了一定经验。但是，这些技术推广后能否解决实际问题，满足应用工程的需求，还处于探索阶段。

同时，在工程设计方面，我国也处于早期阶段，虽然国外有相关方面的设计经验，但是在实际应用时很难直接照搬。

不过，对经济有效的技术的探索从未停止。11月底，湖南省财政厅、湖南省长株潭“两型社会”试验区建设管理委员会、湖南省科学技术厅联合公布《湖南省两型产品政府采购名录》（第一批）。由永清环保研发投产的离子矿化稳定剂名列其中。《湖南省两型产品政府采购名录》的发布旨在推行绿色采购，充分发挥政府采购政策功能，鼓励和支持政府采购资源节约型和环境友好型产品，经企业申报、专家评审、网上公示等环节评选得出。

据了解，永清环保是目前A股市场上最先拥有土壤修复成功工程经验的公司。

继2012年7月该公司“重金属污染土壤离子矿化稳定化修复技术研究与应用”通过湖南省科技厅组织的科技成果鉴定之后，2013年7月，重金属污染土壤离子矿化稳定化技术被列为国家重点环境保护实用技术。

据了解，该技术不仅填补了国内空白，打破了长期依靠国外进口的困局，更为重要的是土壤重金属修复成本远低于国际水平，“我们的用量只有美国该同类产品的80%，成本只有国外同类产品的60%。”永清环保技术带头人冯延林介绍。

该技术目前已成功应用在永兴县重金属污染和湘江流域重金属污染综合防治一期项目中。据悉，永清药剂预计年产离子矿化稳定剂8万吨，可治理重金属污染土壤约140万-260万吨。

“这个技术最大的不同在于真正根据具体土壤的重金属污染展开针对性修复，药剂的原料配合比并不固定，真正做到对症下药。”冯延林说。

在四川绵阳一个镉污染土壤修复工程中，就全部采用了永清环保生产的离子矿化稳定剂。多家研究机构对修复后的土壤进行了检测，结果显示：稳定化技术修复后重金属浸出浓度大大降低，离子矿化稳定剂可用于治理铅、镉、砷、汞、铬、镍、铜、锌等重金属污染。根据治理对象和治理目标，通过实验室先期实验，优化离子矿化稳定剂配方，重金属稳定化率可达到90%以上。

期待成熟的商业模式

缺乏有效的资金来源是摆在土壤修复面前的另一难题。

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湖南省人大环资委副主任刘帅告诉记者，目前，株洲、衡阳、常德、郴州、永州等地正进行土壤修复试点，多是跟环保公司合作。

然而，土壤修复项目进行得并不顺利，困难重重。有业内人士估计，所有土壤修复项目中，因为资金延期或停滞的几乎占90%。

一业内人士告诉记者，以前国家按照“谁污染谁治理”的原则，土壤修复应由污染企业来做。现实的情况是，企业忙于关停并转、技术升级和员工安置，自顾不暇；开发商也不会花钱去买一块毒地；所以，土壤修复就落在了各级政府头上。

现在，十八届三中全会提出，坚持使用资源付费和谁污染环境、谁破坏生态谁付费原则，逐步将资源税扩展到占用各种自然生态空间，发展环保市场，推行节能量、碳排放权、排污权、水权交易制度，建立吸引社会资本投入生态环境保护的市场化机制，推行环境污染第三方治理。

值得注意的是，大多数污染治理项目都没有一个后期的持续盈利能力来收回成本。特别是湘江治污和土壤修复这样基础性的环保工程，环境污染第三方治理的动力仍然不足。

“政府也在四处找钱。”该业内人士举例说，株洲市清水塘工业区含重金属废渣综合治理工程2010年动工，原计划今年5月完工，但因资金缺位，3亿多元的土壤修复项目长时间停工。

另据《经济观察报》报道：一位土壤修复龙头企业的高层表示，“我们每天都会接待来自各地的官员，但能落地的项目却寥寥无几。主要是没有一种商业模式能赚钱，而且地方政府对于土地修复的资金，要么算不清账，要么没有资金。很多地方政府没有修复的动力，有的，也只有进行土地置换的冲动。”

土壤修复市场俨然成为一场“谁出钱治理”的博弈游戏。对此，全国工商联环境商会会长文一波对记者表示：“比如湘江流域重金属污染事件，就是和地方政府的出资博弈，到现在没有一个结果，其主要原因就是账算不清。”

“虽然土壤修复的市场空间巨大，但是在政策和商业模式上还没有解决。现在的主流商业模式主要是土地置换和房地产结合，但在这种模式里面，地方政府的手伸得太长。”文一波表示，“能开展这种模式的，都是房价高的城市。像二三线城市，房价每平方米只能卖三四千元，做不来，只有一线城市土地开发价值大，像北京这样的城市可以。”

所谓土地置换和房地产结合的模式，就是一块被污染的土地，在土地修复完以后可以变性为开发用地，通过土地升值来抵扣修复的资金。假设修复花了两亿元，招拍挂之后相比此前售地多出三亿元，这样就可以拿出两亿用于修复的成本。就是说，这种模式的前提是要开发之后的增值要大于等于修复的成本。

目前，有省份通过发行地方债的融资模式来进行土壤修复。但文一波表示，这种模式解决不了根本问题。

“所谓债，就是要还的，而且现在很多用于土壤修复的地方债发行后都被用于了其他方面。”

石油污染土壤修复技术研究进展 篇7

一、国内外石油污染土壤修复技术

1. 物理法

物理法主要包括隔离法、:焚烧法、换土法和光催化法。

隔离法用的是粘土或者其它人工合成的惰性材料, 从周围环境中把被污染土壤隔离开。修复成本低, 适用于渗透性较差的地带。但是因其只是阻止了污染物的迁移而并未破坏石油烃, 因此不宜作为永久的修复方法。

焚烧法对设备要求较高, 不仅温度要达到815到1200℃而且对于过程中所产生的有毒有害物质也要进行收集并处理, 处理费用高昂, 且设备要求高, 故只适用于小面积被污染土壤的治理, 不宜大范围的推广使用。

换土法则是用没有被污染过的土壤换过被污染的土壤, 以达降低污染物浓度的目的。换土法耗费大量的人力物力财力, 仅适用于小面积严重污染土壤的治理, 且对于换出的土壤需进行处理。

2. 光催化法

在氧气存在的情况下, 太阳光的照射就可以使石油烃发生分解反应, 但这个过程是十分缓慢的。国内外科学家经过多年的研究, 发现氧化锌、氧化钨、硫化锌、二氧化钛等物质作为光催化剂参与到石油烃的分解反应中去, 均可显著提高其降解率。光催化法, 大大降低了成本, 同时操作简单易行;但是受自然条件和天气因素的制约较大, 有很大的局限性, 因此更适用于太阳能丰富的地区和时间段。

3. 化学法

化学法一般包括化学氧化法、土壤洗涤法和萃取法。

化学氧化法[3]是向石油污染土壤喷洒化学氧化剂, 通过发生化学反应以进行石油污染土壤的净化。这种方法经济实用, 减少了对土壤结构的破坏, 且没有二次污染的顾虑。但是缺点是工艺复杂。

洗涤法是将污染土壤、水以及洗涤剂混合成浆液, 经静置后分离的方法。存在的缺陷是使用洗涤剂会造成二次污染。因此, 洗涤法适用于渗透系数大的土壤环境。

萃取法根据的是相似相溶的原理, 首先使用有机溶剂萃取被污染土壤中的原油, 再分离有机相。此法中的有机溶剂可循环使用。此法成本高昂, 工艺繁琐, 流程冗长, 更适于油污浓度较大的土壤。

4. 生物法

生物修复是人们目前比较关注的一种新型石油污染治理技术。它利用微生物、植物等, 将环境中的有毒有害物质降解为水和二氧化碳, 或是转化成其它不会造成环境污染的物质[4], 具有成本低、能耗低、降解率高、不会造成二次污染等诸多优点, 是一种高效、经济、环保的清洁技术。

(1) 植物修复技术

植物修复技术是利用污染物在植物体内的富集作用, 植物新陈代谢过程对污染物的矿化和转化作用, 以及植物根圈与根茎的共生作用来增加微生物的活性, 以提高污染物在土壤中的降解速度, 以达到对环境污染物处理的效果。具体包括植物的提取、植物的降解和植物的稳定化三种手段[5]。

(2) 微生物修复技术

微生物修复是在可变环境下, 利用自然界中已存在的或人工培养的微生物, 将有毒污染物转化为无毒污染物的技术手段[8]。微生物修复技术是目前研究较多且相对成熟的一种技术手段。根据其取土与否又能分成两类, 即异位生物修复和原位生物修复。

结束语

随着石油工业的不断进步与发展, 石油污染土壤现象日趋严重。对被污染土壤进行处理, 使其能在尽量短的时间里达到重复利用的标准, 是污染土壤治理过程中的重要问题。在生命科学急速发展的今天, 我们更应采用低成本、无污染、高效率的方法进行石油污染的治理。近年来, 物理、化学、生物技术在国内外都得到了较快的发展, 其中, 尤以生物技术更甚。各企业应充分结合传统技术与新兴技术, 发挥各自优点, 以更好地作用于土壤修复领域, 达到修复的系统化和最优化。同时, 也要综合考虑经济效益、环境效益和社会效益。

参考文献

[1].史红星, 黄廷林.黄土地区土壤对石油类污染物吸附特性的实验研究[J].环境科学与技术, 2002, 25 (3) :10-12.

[2].陆秀君, 郭书海, 孙清, 等.石油污染土壤的修复技术研究现状及展望[J].沈阳农业大学学报, 2003, 34 (1) :63-67.

[3].SA V HO.Integrated in situ soil remediation technology:theLasagna proceeds[J].Environment Science Technology, 1995, 29:2528-2534.

[4].马文漪, 杨柳燕.环境微生物工程[M].南京:南京大学出版社, 1998.

污染土壤电动修复专利技术综述 篇8

鉴于此, 污染土壤的修复技术开始得到政府、企业、研究机构等的关注。在众多涉及物理、化学、生物等原理的修复技术中, 污染土壤电动修复技术的发展起步相对较早、目前也已趋完善。污染土壤电动修复技术, 其基本原理是将电极插入受污染土壤的溶液中, 在电极上施加直流电压, 形成两电极之间的直流电场, 土壤中的污染物在电场作用下发生运动, 其主要运动机制有电迁移、电渗流以及电泳等, 在这些机制作用下, 污染物最终积累在电极附近, 再用其它方法加以去除, 如电镀 (吸附到电极上) 或抽取电极附近的水[1,2,3,4]。目前, 污染土壤的电动修复技术在工程上已有大量实践, 也涌现出了大批优秀的专利技术。

1污染土壤电动修复技术专利基础状况分析

(国别 (地区) 代码对应国家 (地区) 如下:BR巴西;DK丹麦;FR法国;GR希腊;SE瑞典;TW中国台湾;WO世界专利组织;EP欧洲专利局;RU俄罗斯;GB英国;DE德国;US美国;JP日本;KR韩国;CN中国)

在德温特 (DWPI) 数据库中进行检索和统计, 得到污染土壤电动修复技术在各国 (地区) 的专利申请量趋势图 (见图1) 。由图1可知, 污染土壤电动修复技术在全球范围的专利申请量主要集中在欧洲、美国和亚洲地区, 呈现波动趋势, 其中在2002年出现小高峰。结合各国 (地区) 专利申请量趋势图可以看出, 污染土壤电动修复技术专利申请情况以2002年为分水岭, 2002年以前, 该项技术在欧美起源并逐步发展, 而从2002年开始, 该项技术于欧美的申请量渐少甚至为零, 但在亚洲地区 (特别是日本、韩国和中国) 得到迅速推广。通过分析其主要申请人能够发现, 污染土壤电动修复技术主要以公司为主, 如ECOp HILE CO LTD、OHBAYASHI GUMI KK、UNIV NEWCASTLE VENTURES LTD, 说明该项技术已趋发展成熟并广泛得以投入生产应用;但这其中也不乏几个活跃的个人, 如HAN S J和KIM S S在污染土壤电动修复技术的专利申请量达11件, 数量上足以匹敌各大公司。

就污染土壤电动修复技术而言, 我国起步明显晚于其他主要申请国, 但在专利申请数量上增长迅速, 属“后起之秀” (见图2) 。通过分析国内主要申请人可以看出, 与其他主要申请国有着明显差异的是, 国内污染土壤电动修复技术以高校申请为主, 如四川大学、上海海事大学等, 这从侧面反映出, 在国内该项技术依然处于研发阶段。

2污染土壤电动修复专利技术改进点分析

2.1污染土壤电动修复技术改进点概述

通过浏览污染土壤电动修复专利技术, 分析该项技术的改进点如下:

2.1.1工艺改进:电动修复方法大多仅起到迁移富集作用, 不能直接原位降解污染物, 因此需要采用其他污染土壤修复方法与电动修复方法进行工艺上的联合使用, 可避免单个方法的不足。

2.1.1.1超声修复法和电动技术联用:利用超声促进污染物在电解液中的溶解, 从而加速其在电场作用下的迁移[5]。

2.1.1.2热力学修复法和电动技术联用:电动法迁移污染物至某一电极附近, 采用热力学 (如蒸汽抽提等) 方法将污染物抽提出并进行集中处理[6]。

2.1.1.3植物修复法和电动技术联用:电动法迁移污染物至某一电极附近, 超累积植物富集污染物达到去除的目的[7]。

2.1.1.4微生物修复法和电动技术联用:是通过特殊的生物电技术向土壤土著或添加微生物加入营养物质 (主要是硝酸盐类) , 由于微生物对外界供给的电化学能量有接受的本性, 添加的营养物能有效地增加微生物群体活性, 促进其生长、繁殖, 提高对污染物的降解能力[8]。

2.2系统结构改进:从电动修复系统结构方面进行改进, 可提高系统的修复效率, 降低基建及运行成本等。

2.2.1动力形式:从电动修复系统的动力供应形式进行调整, 如脉冲波等, 可降低其运行成本[9]。

2.2.2电极材料:电极是电动修复系统基建中最重要的一环, 其易损耗程度对系统的成本和修复效率起着重要的作用。因此, 选择高效且经济的电动修复系统的电极材料, 是衡量电动修复系统效率的一个重要指标。目前常见的电极材料有:碳毡、竹、富铁、铜、不锈钢等等。

2.2.3电极结构:电极结构决定了土壤中污染物的迁移方向, 对后续处理和运行成本等有着重要影响。通过对电极结构进行改进可提高修复效率, 降低成本等。

2.2.4可渗透反应墙:也称为渗透性反应墙 (Permeable Re⁃active Barrier) , 通过在电化学修复系统中设置可渗透反应墙, 在污染物在电场作用下迁移至某一区域附近, 即可借助充填于墙内的, 针对不同污染物质的不同反应材料与污染物质进行化学反应与生物降解, 达到污染物去除的目的。

2.2.5对电动修复过程中电解液或地下水等的循环, 可适时回收电解液, 节约成本, 防止二次污染[10]。

2.3电解液改进:通过对电解液进行改进, 促进土壤中污染物的溶解和可流动性能, 或可直接对污染物进行初步降解。

2.3.1氧化还原剂:向土壤体系中加入氧化还原试剂, 维持土壤中恰当的p H和p E值, 原先沉淀或者剧毒的金属形态被转变为可溶或者无毒的形态[11]。

2.3.2 p H调节剂:长时间的电化学反应后, 阴阳极由于电解水生成的OH-和H+, 系统修复效率大大降低, 对电极的损耗也有影响。通过向阴极和阳极加入酸性和碱性溶液, 中和水解生成的OH-和H+, 控制体系的p H变化[12]。

2.3.3络合剂:向土壤中加入络合剂, 络合剂通过配位机制和污染物形成稳态的并且在较大p H范围内都是可溶的配合物, 通过电迁移达到去除的目的[13]。

2.3.4表面活性剂:向土壤中加入表面活性剂, 用表面活性剂增强疏水性污染物的溶解度[14]。

2.4污染土壤电动修复技术改进点专利基础状况分析

根据分析得到的技术改进点在数据库中进行统计并作图 (见图2) , 能够发现:起步较早的技术改进主要在电极结构和添加氧化还原剂方面;而各技术改进点的申请量随时间呈现波动趋势, 与整体技术领域的申请量趋势相吻合;其中, 电极结构技术改进点方面的相关专利申请量长期位于首位, 得到最多关注。

对于专利技术而言, 技术功效是检验一项技术改进是否成功、能否产业化的标准, 也能够反映出在该项技术不同的发展时期, 研究者们所关注的研发方向, 而技术功效-技术手段矩阵图是解释该领域专利技术热点为何得到关注的有效方式。由污染土壤电动修复技术功效申请量趋势图 (见图3) 可看出, 提高修复效率一直都是该技术领域最主要的研发方向, 而节约成本也受到持续关注;而结合污染土壤电动修复技术功效-技术手段矩阵图 (见图4) 则能够客观且清晰地反映出为何电极结构技术改进点得到最多关注的原因——对于电动修复系统而言, 电极是基建中至关重要的一环, 不仅直接影响到基建成本和运行成本, 更对整个系统的修复效率起着决定性的作用;而电极结构更是直接决定了污染物的迁移方向, 对后续修复效率有着重大影响。

3结语

重金属污染土壤修复技术述评 篇9

重金属是指密度大于4.5×103 kg·m-3的金属,从环境保护角度所说的重金属是指汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的金属元素。其中对人体毒害最大的有铅、汞、铬、砷、镉等5种。2009年以来,中国已连续发生30多起重特大重金属污染事件,国家环保部数据显示,仅2009年重金属污染事件就致使4035人血铅超标、182人镉超标,引发32起群体性事件[1]。2010年2月环保部、国家统计局、农业部联合发布的《第一次全国污染源普查公报》显示,我国重金属污染物的排放总量为900吨,但并没有给出具体的分布情况说明。

采矿、冶炼、铅蓄电池、皮革及其制品、化学原料及其制品五大行业成为重金属污染的主要来源。特别是金属矿山开采过程中的重金属释放量大,延续时间长,往往造成矿区及周边土壤、水体的严重污染。如广西大厂矿区下游刁江沿岸的土壤与农田均存在严重的As、Pb、Cd、Zn复合污染。湖南长沙、株洲、衡阳、郴州等地区的典型矿冶污染土壤中重金属污染严重,其中株洲市镉污染超标5倍以上的土地面积达160 km2以上,重度污染面积达34.41 km2。福建重金属矿区Cd的最高质量分数分别达到2.481 mg·kg-1,达到重度污染;湖南省郴州市柿竹园钨锡铋钼矿区的才山选矿厂、才山尾砂库、牧场新尾砂库、牧场旧尾砂库和白露塘尾砂库5个典型地区土壤镉的变化范围为0.08~236 mg·kg-1,镉的最高含量达到了国家3级标准的236倍[2];贵州都匀牛角塘矿区选矿废水中Cd含量达6.1~7.5 mg·kg-1,超过工业废水排放标准(GB18918-2002)1000倍,土壤中Cd含量达210 mg·kg-1,超过三级土壤环境质量标准(GB 15618-1995)200倍[3];江西德兴铜矿及周边地区土壤中Cd含量变化范围为0.299~61.963 mg·kg-1,污染级别1 ~ 5级均有[4];云南金顶铅锌矿从1987~1992年仅5年时间共采矿31万吨,其中就损失镉五千多吨[5]。2011年2月国务院通过的《重金属污染综合防治“十二五”规划》列出了14个重金属污染综合防治重点省份、138个重点防治区域和4452家重点防控企业。《规划》提出到2015年,重点区域的重点重金属污染排放量比2007年减少15%,非重点区域的重点重金属污染排放量不超过2007年的水平,要达到这一目标需要多方面的努力。

2 重金属污染土壤的物理修复

重金属污染土壤修复是利用物理、化学和生物的方法转移、吸收、降解和转化土壤中的重金属,使其浓度降低到可接受水平,满足相应土地利用类型的要求。物理修复方法包括客土法、电动力学法、固化法等。

2.1 客土法

客土法是向污染土壤中加入大量干净土壤,覆盖在表层或混匀,使污染物含量下降到临界危害含量以下或减少污染物与根系的接触,从而达到减轻危害的目的。该法适用于污染面积不大的土壤,对于污染面积大的土壤来说,成本太高,操作复杂。

2.2 电动力学法

电动力学修复法是把惰性(石墨)电极插入受污染的土壤并通入直流电,使土壤中的污染物质在外加电场作用下发生定向移动并在电极附近累积,定期将电极附近的电渗液抽出处理,即可将污染物除去。污染物的去除速率受污染物浓度、荷电性质、荷电数量、土壤类型、结构、界面化学性质、土壤空隙水电流密度等因素影响[6]。美国环保署和辛辛那提大学针对低渗透性土壤提出了Lasagna工艺,可添加适当的物质(吸附剂、催化剂、缓冲剂等) 固定无机污染物再进行去除和处理,并通过大小规模的试验论证了处理效果[7,8]。有实验结果显示[9],Cu和Zn在沙土中5 d的去除效率可达96%以上。电动力学修复成本低廉、效率较高,但不适用于渗透性较高、传导性较差的土壤和沙性土壤修复。

2.3 固化法

固化是指将污染的土壤与固化剂按照一定比例混合,熟化或烧结形成渗透性很差的固体混合物,使污染物被包裹起来,处于相对稳定状态。所采用的固化剂有水泥、石灰、硅酸盐、高炉渣、窑灰、热塑性物质(如沥青)等[10]。硼硅酸盐玻璃可以作为氧化铬的固化载体,因为氧化铬在玻璃中的溶解率不到1%[11]。该技术可以从根本上消除土壤中重金属的污染且去除速度快,但其技术工程量大、费用高,且土壤的使用价值也完全消失,仅可用作建筑材料,故该法仅用于重金属重污染区的抢救性修复。

3 化学修复法

化学修复是根据土壤和重金属的性质,选择合适的化学修复剂(改良剂、淋洗剂等)加入土壤,去除或钝化土壤中的重金属,降低土壤中重金属的活性,达到污染治理和修复的目的。最重要的化学修复方法有淋洗法和改良剂法两种。

3.1 淋洗法

土壤淋洗法是先将淋洗液注入已污染的土壤,利用表面活性剂润滑、增溶、分散、洗涤等特性,改变土壤表面电荷和吸收位能,或从土壤表面将重金属置换出来,以络合、螯合物的形式存在于土壤溶液中,加快重金属在自然环境中的可流动性,再用泵将含有污染物的淋洗液抽吸至地面就地处理的修复方式。目前筛选出的淋洗剂的包括低分子有机酸如柠檬酸、酒石酸、草酸,阴离子型表面活性剂SDS、EDTA,以及无机萃取剂HCl和CaCl2等[12,13,14]。其中EDTA容易和各种重金属形成稳定易溶的络合物,对复合重金属污染土壤有很好的淋洗修复效果,但同时也会导致营养元素的流失,且EDTA生物降解周期较长,对土壤环境存在负面影响。淋洗法操作简便、成本低廉、见效快,适用于大面积、重度污染且透水性较好的土壤修复。缺点是在去除重金属的同时会造成土壤营养元素的流失和土壤结构破坏。淋洗废液的处理也不容易解决。

3.2 改良剂法

改良剂法是向土壤中添加一些改良剂,通过改良剂的沉淀、吸附、化学还原等作用钝化土壤中活性较大的重金属,降低重金属的生物有效性,达到修复目的。常用的改良剂有无机试剂和有机试剂。无机试剂如石灰、硅酸钙、硅酸镁钙和碳酸钙等[15,16],能与重金属结合形成溶解度很小氢氧化物、碳酸盐或其它难溶化合物,从而降低其活性,甚至使之脱离食物链,达到修复目的。重金属的磷酸盐溶度积通常都很小,因此加入羟基磷灰石、磷矿粉、磷酸氢钙等磷酸盐也可起到类似作用[17,18]。

利用某些矿物吸附土壤中重金属,减小其生物活性也能够起到改良、修复土壤的作用。如海泡石、沸石和膨润土等,因含有大量的三维结构、很强的离子交换能力及独特的分子结构,可以通过离子交换吸附或物理性吸附土壤中的 Zn、Cd、Cu、Ni等重金属[19],实现对污染土壤的修复。铁、锰氧化物、铁屑、以及一些含铁锰的工业废渣也能将重金属吸附、固定在其内部,从而钝化土壤中重金属[20]。

有机物质在提高土壤肥力的同时能增强土壤对重金属的吸附能力。有机物中的含氧官能团(如羧基、羟基和酚羟基等)、有机酸及含氮、硫杂环化合物等能与多种形态的金属形成化学和生物学稳定性不同的金属有机络合物,使植物难于吸收。当然,有机物结构、成份极其复杂,对重金属污染的抑制效果也千差万别[21]。常见土壤改良有机物质有生物体排泄物(如动物粪便、厩肥)、泥炭类物质、稻草和腐殖酸等。

各种改良剂虽然能够改变重金属在土壤的存在形态,钝化重金属活性,降低其生物有效性,但由于重金属仍然存在于土壤中,当外界条件改变时,容易导致重金属活化,因此并不能从根本上修复重金属污染土壤。

4 生物修复法

在人为调控下,微生物、动物或植物生物也能将土壤中重金属吸收、分解或转化为无害化物质,即生物修复。

微生物修复是利用微生物的生物活性对重金属的亲合吸附或转化为低毒产物,从而降低重金属的污染程度。如Xanthomonas maltophyla能将Cr6+还原成移动性差和毒性小的Cr3+。硫酸盐还原细菌的代谢活动可以间接使金属以不溶性硫化物的形式被固定。但更多真菌常通过增加植物根部与土壤的接触面积来提高超富集植物的生长和提高重金属在植物中的积累,以及通过协调金属与植物相互作用来保护植物免受重金属毒害等方式起到土壤修复目的[23]。

动物修复就是利用土壤中的某些低等动物(如蚯蚓、鼠类等)能吸收重金属的特性,在一定程度上降低了污染土壤中的重金属含量,达到了动物修复重金属污染土壤的目的。但更多地是通过动物的生命活动促进植物对重金属的吸收富集转移,如蚯蚓数量的增加可有效增加土壤Cd向油菜体内的转移,也能显著提高镉污染的高砂土中黑麦草地上部分的生物量,增幅可达33%~96%。

植物修复就是利用植物根系吸收水分和养分的过程来吸收、转化污染体(如土壤和水)中的污染物,以期达到清除污染、修复土壤目的的过程。对重金属污染比较有效的是植物萃取(phytoextraction)修复,即在受重金属污染的土壤上连续的种植专性植物(包括超富集植物和忍耐—富集型植物),用其根系吸收污染土壤中的有毒有害物质并运移至植物地上部,通过收割地上部物质带走土壤中污染物。该方法具有物理、化学修复方法所无法比拟的费用低廉、不破坏场地结构、不造成地下水二次污染、可以美化环境的作用、易为社会接受等优点,最具发展前景。目前已发现有700多种超富集重金属植物,其中镍超富集植物有Berkheya coddii等300多种,镉超富集植物有天蓝遏兰菜(Thlaspi caerulescens)等20多种。植物修复能在不破坏土壤生态环境,保持土壤结构和微生物活性的条件下,对土壤实现原位修复,并且成本低廉,操作安全而成为当前研究、开发的热点。

5 结 论

浅议铅污染土壤的修复技术 篇10

1 识别污染特性

各类土壤之中, 含有自然累积下来的铅元素、人为添加的铅。对于前一类别, 来自岩层蕴含着的这类矿物, 例如风化以后的岩层常常含有累积的红铅矿、其余方铅矿。在地壳之中, 平均数值的铅密度测得了15 mg/kg。各类土壤内, 铅总量特有的均衡数值, 是140mg/kg[2]。人为铅污染, 来自城区内的降落尘杂、城区堆积垃圾、矿物采掘及接续的加工。物质密度很大, 尾气夹带着的铅都渐渐被溶于土体。

在土壤之内, 铅污染整合了矿物形态、元素吸附形态、水溶形态、有机物特有的络合状态。在这其中, 吸附形态涵盖了铁锰形态;矿物涵盖红铅矿、白色这种铅矿、偏少硫酸铅矿, 它们凸显的水溶特性偏低。其余这类铅矿凸显了难以溶解的倾向, 含有络合形态。在区域土壤中, 铅很难迁移。

2 理化修复手段

2.1 稳定及固化

稳定固化手段, 含有双重层面:采用化学途径来缩减土体内的可溶铅;在另一层面, 采用物理途径, 把有着污染特性的铅掩埋在偏坚硬的基质内。例如:在土体中添加炉渣、调制成的混合物, 拌合并且凝结为偏大的石块, 包裹污染土壤。这类物理手段, 适宜污染层级偏轻的土体, 耗费金额很低, 修复成效也好。然而, 它并没能彻底除掉暗藏的铅, 如果环境变更, 铅可被重生为新的交换形态。

依托电导来供应热能, 也可处理污染。土壤被冷却后, 凝结为偏大的玻璃样态。着手操作时, 在筛选的土体两侧添加电极, 带来电流环路。这种态势下, 土体渐渐融化。在土壤层级上, 盖上洁净涂层, 即可修复土壤。

2.2 掩埋及隔离

填埋及隔离常常被用到。利用铅元素来阻隔周边环境, 减小周边地段内的总污染, 增添环境容量。选取原材含有调制成的水泥、灰浆及钢铁。被污染地段周边, 可建构隔离墙, 引导地下水流。在这种步骤中, 水泥原材可被广泛采纳, 耗费成本最小。

为了缩减渗透, 在土体固有的表层黏贴某一薄膜, 或添加混合层。然而, 这类流程耗费的劳动很多, 修复金额偏高, 余留二次污染。为此, 不可广泛运用。

3 运用生物清理

3.1 培植各类植被

培植植被以便修复土体, 要筛选可吸附重金属的这类植被。培植这种植物, 吸附累积的金属元素, 做到超量吸附。经过吸附之后, 整体拔掉这一植物, 集中处理根茎。然后接着培植近似的植被, 直至土壤达标。通常情形下, 土壤存留着的金属都可被植被吸附, 降解并且挥发。对于有些植物, 可同时吸纳、降解及挥发重金属。选取这种植被, 要侧重查验它的超强吸附特性。

植被吸附独有的优势:耗费成本很低, 常常没能超出理化修复耗费金额的1/4。植被吸纳了光照及热能, 美化周边环境。残存下来的富集铅, 用作后续冶炼。由此可见, 植被修复凸显了最优的经济成效, 含有最高效益[3]。

3.2 微生物特有的吸附

微生物特有的土体修复, 借助生化反应, 除掉了沉淀的重金属。依照修复机理, 微生物修复含有还原沉淀、植被吸附手段、甲基化手段等。生物还原机理, 是运用累积的硫酸还原菌, 把残存下来的硫酸根替换成不可溶解的硫酸铅, 然后即可沉淀。甲基化步骤, 是把土体之内的重金属历经甲基化步骤, 变为带有蒸发特性的新物质, 用作预处理。这类吸附流程整合了藻类、土壤菌类细胞, 吸纳地下水及余留的毒害物质。

4 其余修复途径

4.1 修复必备的工程步骤

工程修复手段, 含有换土步骤、深层翻土步骤。在工程方式中, 深层级的耕地及翻土, 用于污染形态偏轻的土体;换土适宜偏重态势下的铅污染。这类手段优势, 是修复十分彻底, 凸显稳定优势。然而, 真实态势下的修复量偏大, 耗费金额很多, 毁损了固有的土体架构, 缩减土体肥力。对于换填出来的土层, 还应予以堆放。

4.2 新式农艺手段

调研结论表示:添加各类农药、配套种植植被, 都可增添固有的土体吸收累积。这种农艺对策, 提升了原有的修复成效。农艺手段很近似常用的理化步骤, 现有技术成熟, 对于初始的土体干扰还是偏小的。

对比植被修复, 它规避了超累积特性的矮小植被。这是由于, 这类植被平日内的生长很慢, 修复成效并不优良。同时, 超累积植物很难被寻找出来;引进异类植被, 还会威胁生态[4]。运用单一植物, 很难修复土体;唯有采纳整合的对策, 才可提升效率。新式农艺方式, 可用于常规情形下的铅污染修复。

5 结语

从现有状态看, 土体污染渐渐变得更重, 土体及水体关联的环境被恶化。偏重的铅污染, 关系着矿藏采掘, 也密切关联着后续冶炼、各类含铅制品。对于含铅特性的区段土壤着手来修复, 能够恢复初始的土壤状态, 维持环境适宜。未来进展中, 不仅要摸索可用的修复技术, 还应缩减潜在的这类铅污染, 从源头范畴内保障安全。

参考文献

[1]高文谦, 陈玉福.铅污染土壤修复技术研究进展及发展趋势[J].有色金属, 2011 (01) :131-136.

改良剂对Cd污染土壤的修复作用 篇11

关键词：镉污染；土壤修复；改良剂；生物炭

中图分类号：S156.2 文献标志码： A 文章编号：1002-1302（2015）07-0423-03

可交换态Cd活性大，对植物Cd的吸收起着决定作用，其含量下降越多说明修复效果越好；残留态Cd属于强结合态，活性最低，不易被植物吸收，其含量增加越多说明修复效果越好。由图1可知，添加改良剂均能不同程度地降低Cd污染土壤中Cd的可交换态。与对照相比，投加石灰、骨炭、粉煤灰培养42 d后，土壤中Cd可交换态含量呈下降趋势，分别下降了12.42%、3.59%、5.56%。残留态Cd含量则较对照上升，投加石灰、骨炭、粉煤灰后培养42 d后，残留态Cd含量分别增长了14.25%、5.58%、9.96%。土壤中Cd的碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态含量则变化不大。这可能是由于改良剂导致土壤 pH 值升高，使得可交换态Cd通过配位、沉淀等作用转化为残留态Cd被固定下来；也可能是由于改良剂具有一定的孔隙、比表面，将可交换态Cd吸附转化为残留态Cd固定下来。不同的改良剂对土壤pH值影响及吸附作用大小不同，对土壤的修复效果也不同。碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态这3态短时间未看出明显变化。3种无机改良剂中对土壤中Cd的修复效果最好的是石灰改良剂，能够降低可交换态Cd含量并提高残留态Cd含量。粉煤灰修复效果也比较明显，骨炭修复效果最差。

2.2 有机改良剂对土壤Cd的修复效果

将秸秆、松木、牛粪生物炭分别以2%投加量加入供试土壤中，42 d后取样测定土壤中Cd的各形态含量，结果见图2。

由图2可知，与对照相比，投加松木生物炭、秸秆生物炭、牛粪生物炭培养42 d后，土壤中Cd可交换态含量分别降低了13.52%、9.98%、10.82%。投加松木生物炭的土壤可交换态Cd含量降低的幅度最大。土壤中Cd残留态含量都呈明显上升趋势，投加松木、秸秆、牛粪3种生物炭后，残留态Cd含量分别增长了18.80%、10.46%、7.71%。由此可知，对Cd污染土壤修复效果最好的是松木生物炭，秸秆生物炭与牛粪生物炭修复效果相当。

生物炭含有的大量碱性物质（碳酸盐类和氧化物类）导致土壤微域pH值增加。本试验中，松木生物炭提高了土壤pH值0.67个单位，使得Cd通过配位、沉淀等作用被固定下来，降低土壤中Cd活性，从而固定土壤中的Cd。生物炭还具有较大的比表面积、很强的吸附能力，可以直接吸附污染土壤中的Cd。生物炭含有大量有机官能团，可与金属离子发生配位，能够螯合土壤中的Cd，降低土壤中Cd的活性。生物炭的施用改变了原有土壤Cd的平衡，活性Cd被生物炭吸附、钝化，减少了土壤中活性Cd源，达到钝化修复重金属污染土壤的目的。

2.3 混合改良剂对土壤Cd的修复效果

将石灰+骨炭、石灰+牛粪、秸秆+牛粪混合改良剂分别以2%投加量加入供试土壤中，42 d后取样测定土壤中Cd各形态含量，结果如图3所示。

與对照相比，投加石灰+骨炭、石灰+牛粪、秸秆+牛粪混合改良剂培养42 d后，土壤中Cd可交换态含量分别降低了3.54%、12.81%、9.79%，投加石灰+牛粪、秸秆+牛粪后可交换态Cd含量降低幅度较大。投加混合改良剂土壤中Cd残留态含量都呈上升趋势，投加石灰+骨炭、石灰+牛粪、秸秆+牛粪后土壤中残留态Cd含量分别上升了9.15%、

1673%、9.78%，其中上升幅度最大的是石灰+牛粪混合改良剂。不同种类改良剂对碳酸盐结合态 Cd、铁锰氧化物结合态Cd和有机结合态Cd含量的影响不同。

2.4 不同类型改良剂的修复效果比较

将石灰、松木生物炭、石灰+牛粪混合改良剂分别以2%投加量加入供试土壤中，培养7、21、42 d分别取样测定土壤中Cd的各形态含量，结果见图4。

石灰、松木、石灰+牛粪混合3种改良剂都能够很好地降低土壤中可交换态Cd含量并提高残留态Cd含量。石灰改良剂可以提高土壤 pH 值，使得可交换态Cd通过配位、沉淀等作用转化为残留态Cd被固定下来。松木生物炭含有大量碱性物质（碳酸盐类、氧化物类），使土壤微域pH值增加，固定土壤中的Cd。松木生物炭具有较大的比表面积及很强的吸附能力，可以直接吸附污染土壤中的Cd。生物炭含有大量负电荷、有机官能团，可通过离子交换、协同、静电吸附、配位等作用降低土壤中Cd活性，吸附钝化作用效果与生物炭性质、重金属性质、污染程度以及土壤性质等有密切关系。牛粪改良剂能够和土壤中的离子发生交换作用，还能稳定土壤结构，从而间接影响土壤中Cd形态。此外，牛粪改良剂的腐化产物还能够再分配Cd的可溶态、交换态、碳酸盐结合态、残渣态，进而影响Cd的生物有效性。

松木生物炭在固定土壤中Cd残留态方面的效果优于石灰、石灰+牛粪混合改良剂，用松木生物炭作为改良剂修复土壤Cd污染，不但对土壤中Cd的迁移转化产生重要影响，还能保留土壤养分，影响土壤物理性质，改善土壤。作为具有高度稳定性的富碳物质，生物碳能够留存至少40%的有机碳，从而有效发挥土壤碳汇作用，起到增汇减排、影响气候变化的积极作用。

3 结论

本研究结果表明，投加不同类型的改良剂使土壤中Cd的形态分布发生了变化，可交换态Cd含量降低了3.54%～13.52%；残留态Cd含量升高了5.58%～18.80%。无机改良剂中石灰的改良效果最好，可交换态Cd含量下降了1242%，残留态Cd含量上升了14.25%。有机改良剂中松木生物炭的效果最佳，可交换态Cd含量下降了13.52%，残留态Cd含量上升了18.80%。混合改良剂中石灰+牛粪改良剂的修复效果最好，可交换态Cd含量下降了12.81%，残留态Cd含量上升了16.73%。将石灰改良剂、松木生物炭、石灰+牛粪改良剂进行对比，所有改良剂中效果最好的是松木生物炭。400 ℃热解制备的松木生物炭以2%的投加量加入Cd污染土壤，培养42 d后可使土壤中可交换态Cd含量降低901%，残留态Cd含量升高16.17%。用松木生物炭作为改良剂修复土壤Cd污染，不但能够固定土壤中的Cd，同时还能够改善表土的营养成分，影响土壤的物理性质，减少作物对化肥的需求，降低农业成本。

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污染土壤修复技术分析 篇12

电动修复技术是近20年才兴起的一种高效、原位修复技术。由于其无二次污染、对土壤的扰动小、特别适用于黏性土壤等优点而被广泛关注, 被称为一种新型的“绿色修复技术”, 显示出了巨大的应用前景。实验室证实了电动修复技术在修复重金属、多环芳烃、多氯联苯等有机污染物、以及放射性核素等污染土壤方面的有效性。文章主要阐述了电动修复法的技术原理及其增强电动法以提高电动修复效率的研究进展。

1 电动修复技术机理研究

19世纪初期俄国学者Reuss将直流电场加在泥水混合物两端时发现了电动力学现象, 此后该技术就广泛应用于土木工程领域。20世纪90年代初美国人Acar创先将电动修复技术用于污染土壤修复上, 并取得了较好的修复效果。

电动修复技术的基本原理类似于原电池, 即向插入土壤中的电极通入电流, 水溶的或者吸附在土壤颗粒表面的污染物在电场力的作用下通过电渗析、电迁移、电泳三种方式向电极区移动, 使污染物富集在电极区附近, 并最终通过电镀、共沉淀、抽取电极附近的污染水以及使用离子交换树脂等处理方式集中处理或者分离达到污染治理的目的。表1列出了几种主要的电动效应。

电动修复污染土壤时伴随着污染物的迁移在电极处会发生水的电解反应。即:

电解反应产生的H+、OH-会导致电解槽内电解液p H值发生剧烈改变, 可以使阳极区p H下降至2, 阴极区p H升至12左右。产生的H+、OH-在电迁移的作用下向中部的土壤室移动, 分别形成酸性、碱性迁移带。酸性区中的H+能够促进土壤矿物质的溶解, 增加孔隙水中的离子强度和导电性, 增强修复效果;但是过低的p H值也会造成电渗流减弱, 甚至改变方向, 从而影响离子型污染物的去除。发生迁移的金属离子在碱性区与OH-相遇形成氢氧化物沉淀, 会阻止其进一步的迁移, 并且还会堵塞土壤孔隙, 造成电流以及电导率降低, 导致电动修复效应的停止, 从而降低修复效率。因此在采用传统电动法修复污染土壤时, 修复效果常不尽人意, 在后续电动法的发展研究中, 研究者多采用各种增强方法以提高电动法的修复效率。

2 增强电动修复技术研究

通过分析电动法的修复原理, 各国研究者主要从以下几个方面着手来提高其修复效果。首先是控制因电解造成的酸碱度发生剧烈变化, 保持土壤p H值在适合的范围内;其次是促使吸附的污染物从土壤颗粒表面解吸出来成为游离态或者溶于液体中, 以利于后续电动效应的发生;最后是通过与其它技术联用以降解、破坏或者是改变原有污染物的状态来达到治理增强的效果。

2.1 控制土壤p H值

土壤p H值决定着土壤污染物的吸附与解吸、沉淀与溶解、络合与解离等作用, 从而影响污染物在土壤中的存在方式。H+的迁移速率大约是OH-的两倍, 因此迁移的H+、OH-会在靠近阴极的地方发生中和, 造成土壤p H阶跃, 促使游离的重金属离子在此点沉淀下来, 发生聚焦效应, 从而引起修复效率的降低。因此控制电动修复系统的p H值是电动修复的主要因素之一。

2.1.1 电极控制法。

由于阳极产生大量的H+造成阳极液成强酸性, 而阴极产生大量的OH-呈现出强碱性, 因此可以简单的通过交换阴阳电极或者循环阴、阳极电解液来中和水电解造成的酸碱突变, 以提高电动修复的效率。路平等采用交换电极法, 在交换频率分别为4d和2d, 在运行8d的情况下, 土壤中总铬的去除率从固定电极去除率的59.04%分别上涨到70.18%、86.10%, 土壤中总铬平均含量从506.36mg/kg降至73.56mg/kg, 得到了较好的修复效果。

在大量的电动修复室内研究和野外试验中, 正负电极的设置一般采取简单的一对正负电极 (即一维设置方式) 形成均匀的电场梯度。但是一维电极设置方式会在相同电极之间形成一定面积电场无法作用的土壤, 从而影响修复效率。为优化电极设置方式, 研究者提出二维电极设置方式, 即在中心设置阴极/阳极, 四周环绕阳极/阴极, 带正电/带负电污染物在电场作用下从四周迁移到中心的电极池中。电极设置形状可分为六边形、正方形和三角形等。范向宇等通过对几种电极的分析比较得出“中”字形和六边形为最优电极设置方式, 可节省电极材料费, 同时保持系统的稳定性和污染物去除的均匀性, p H波动小, 去除率高。罗启仕等通过小型实验得出非均匀电场对土壤的p H值影响较小, 并且对土壤水分的影响范围和程度比均匀电场小, 运行的稳定性较高。

2.1.2 阴极施加缓冲液。

大多数重金属污染物在低p H值下可以形成离子游离状态, 由此使土壤保持在较低的p H状态下有利于金属类污染物的去除。为了中和阴极电解反应产生的OH-, 研究者直接向阴极槽添加酸性缓冲溶液以抑制p H升高。实验室常添加的酸性缓冲溶液有盐酸、乙酸、柠檬酸、草酸等。王业耀等选用重铬酸钾作为污染物, 以盐酸、醋酸控制阴极p H值, 实验结果表明总铬的去除率在无p H控制状态下仅为37.6%, 当阴极添加醋酸缓冲液时去除效率升高到79.2%、添加盐酸时效果达到了90.8%。研究表明添加强酸作为缓冲液时能够很好的控制阴极p H值升高, 增强效果优于弱酸, 但是添加的SO4-、Cl-等阴离子可能会与土壤中迁移的重金属离子形成沉淀, 而且施加的Cl-可能会造成地下水污染, 并且Cl-会在阴极电极上参加电极反应, 产生有害的Cl2。有机酸不但能够有效的中和产生的OH-, 使土壤维持在酸性范围内, 而且能够促进土壤中的重金属离子解吸出来, 以及与重金属形成可溶性的络合物, 同时由于有机物的生物可降解性, 环境友好性等特点, 使其在增强电动法修复效果具有良好的应用前景。

由于去除有机物主要是通过电渗析方式, 为保证电渗流方向不发生改变, 土壤的p H应控制在电荷零点之上, 针对此类污染土壤电动修复应控制阳极产生的H+。常用的阳极缓冲液有Na OH、Ca (OH) 2和Na2CO3等。

2.1.3 离子交换膜。

利用阴离子交换膜的选择透过性可以有效的阻止阴极产生的OH-进入土壤中, 将高p H区间限制在靠近阴极的附近, 从而避免金属氢氧化物沉淀的形成。Puppala等使用Nafion TM离子交换膜处理伊利石矿床Pb污染, 这种膜能够让阳离子以及极性化合物顺利通过, 阻止阴离子及非极性化合物通过, 结果表明Nafion TM有效地限制了氢氧根离子往阳极的迁移。

使用离子交换膜不施加其他物质就可以很好的控制土壤p H值, 提高电动法的效果, 但是当重金属离子向膜迁移并在膜的表面发生沉淀时就会造成膜的污染, 从而使离子交换膜失去作用, 并且离子交换膜的价格昂贵也是限制其大规模使用的原因之一。

2.2 增强土壤中污染物质的溶解度

2.2.1 螯合剂。

当土壤的酸碱缓冲能力强时, 利用向土壤中施加酸碱缓冲溶液来调节土壤p H值是很困难的。因此通过向土壤中施加螯合剂以促使吸附在土壤颗粒表面的污染物解吸出来, 并使它们保持溶解状态是增强电动修复法的另一种常用方法。目前常用的增强剂有络合剂 (螯合剂) 、表面活性剂、氧化还原剂以及阴离子。络合剂能与重金属形成一种强水溶性的配合物, 使其从土壤颗粒表面解吸出来, 最终通过电渗流、电迁移的形式去除金属螯合物来实现去除重金属的目的。常用的螯合剂有羧酸、磷酸酯、多胺、工业废水、氨基羧酸盐类 (EDTA、DTPA、EDDS) 、柠檬酸等。卢静等向铬污染的沙土中分别施加0.1mol/L的乙酸、EDTA、柠檬酸来增强电动修复效率, 实验结果表明添加乙酸去除铬的效率最低仅为38%;施加EDTA的去除效率明显增加到71.88%;施加柠檬酸的效果最好, 去除率达到78.39%, 结果表明施加络合剂能够显著的提高电动法的去除效率。方一丰等通过向铅污染土壤中施加EDTA的实验结果显示Pb的去除率达到82.1%;但是EDTA的利用率仅在5%~10%之间。因此如何提高络合剂的利用率以及发展有效的络合剂再生法将大大提高络合剂强化电动法的经济可行性。但是一些常用的络合剂如EDTA等在自由的状态下对环境是有害的、不宜被生物降解的, 由此选用天然的环境友好型的螯合剂成为目前研究的热点。环糊精具有无毒、可生物降解性以及在较宽p H值范围内对土壤颗粒表面吸附能力弱等优点, 在利用环糊精增强电动法去除污染土壤中的有机污染物以及重金属方面取得了较大的成效。

2.2.2 表面活性剂。

土壤中的疏水性有机物 (HOCS) 在水相中的溶解度低, 对土壤表面和土壤矿物质有很强的吸附力, 因此在处理此类物质时有必要采取措施以增大疏水性物质在水相中的溶解度, 从而增强其迁移能力。向土壤中施加表面活性剂可以提高HOCS溶解性, 减少表面张力, 降低临界胶束浓度, 增强润湿能力和发泡容量。王焘等向苯酚污染土壤中添加十二烷基苯磺酸钠 (LAS) 增强电动修复效率, 当LAS的添加浓度为0.046mol/L时, 苯酚的去除效率达到91.16%。常施加的表面活性剂分为阳离子型、阴离子型、非离子型以及生物表面活性剂。由于阳离子型表面活性剂毒性强;阴离子型表面活性剂易于向阳极迁移, 与电渗流的方向相反, 所以通常选用非离子型表面活性剂或生物表面活性剂。鼠李糖脂是目前运用比较广泛的生物表面活性剂。Gonzini等施加鼠李糖脂以提高电动法治理汽油污染土壤中汽油的迁出率为86.7%, 并且施加的鼠李糖酯还提高了汽油的生物降解性。

2.2.2 氧化还原剂。

向土壤中施加氧化还原剂常利用于原位的化学及微生物修复法中, 目的是提高污染的移除率或是通过氧化还原作用降低污染物的毒性。汞在土壤中主要以不溶性的Hg S, Hg (I) 和Hg2Cl2等形式存在, 移动性较差。通过向土壤中加入I2/I-溶液将汞氧化为Hg2+, 并进一步与土壤中的I-反应生成Hg I2-, 可通过电迁移的方式迁移出污染土壤。

虽然向土壤中施加助溶剂能够有效的提高土壤中污染物的解吸, 但是由于有的助溶剂本身价格偏贵且在土壤中的利用率较低, 而且有的助溶剂由于其本身的毒性或者难降解性有可能会对土壤造成二次污染。因此在选用助溶剂增强电动修复效率时应充分考虑其环境友好性以及经济适用性。

2.3 电动法与其它技术联用

2.3.1 电动—Fenton联用法。

Fenton强化电动修复技术是通过在土壤离阳极区5cm处加入铁屑 (主要成分是Fe SO4或铁屑粉) , 充当类似的可渗透性反应墙, 同时用0.3%H2O2作为阳极区溶液。Fenton强化电动法处理有机污染土壤的机理首先是H2O2在电渗析的作用下向阴极区移动, 通过铁屑反应墙时被催化分解产生羟基自由基, 随后羟基自由基氧化降解土壤中的有机物。Fenton要求的最佳p H值条件在3~5左右, 而阳极反应造成的p H值降低正好利于Fenton反应的进行。Yang等首先将电动法与Fenton技术联用修复苯酚污染土壤, 通过10d的实验得出整体迁移、降解苯酚的效率达到99.7%。Tzai-Tang Tsai等设计了三种实验方法对比去除土壤中的总石油烃, 其中单独使用Fenton的去除率仅为27%, 单独使用电动法的去除率为55%, 以铁为电极, Fenton联合电动法的去除率达到97%, 表明Fenton法可以明显的提高电动法的修复效果。

2.3.2 电动—生物联合修复法。

电动—生物联合修复技术包括电动—微生物联用法、电动—植物联用两种方法。电动—微生物联用法是通过电渗析及电泳的方式向污染土壤中添加微生物、电子受体、营养物等以利于土壤中的微生物降解污染物质。由于电渗流方向比较容易控制, 并且电动法适用于黏性土壤, 使得向土壤中施加的各种物质能够得到很好的传输效果。阎朝霞等[]通过电动法向土壤中成功注入硫酸盐以及硝酸盐, 实验表明当采用变换电场方向的运行方式时可以使营养盐相对均匀的分布于土壤中;在较短时间内 (24~36h) 就可以使土壤中的硫酸盐达到或超过目标浓度;电场可能会导致不同氮的形式的转变, 造成氮营养盐的有效形态流失, 因此注入硝酸根的时间不宜过长。电动—生物联用技术最初用于研究处理污染土壤中的重金属, 目前已经越来越多地关注于土壤中的持久性有机污染物 (POPs) , 处理的POPs有烷烃类、卤代烃类、酚类和多环芳烃类等。

电动—植物联合修复技术可以促使土壤中的污染物质向植物的根部移动, 加强污染物的可生物利用性, 从而加强植物对污染物的效率。苍龙等通过施加直流电以影响印度芥菜在复合重金属污染土壤中吸收重金属及其生物利用度的盆栽实验研究中得出电动技术增加了印度芥菜吸收重金属的量, 并且得出电压梯度是影响植物生长的最重要因素, 土壤理化性质和重金属含量都会影响植物吸收土壤中的重金属。电解反应造成的土壤性质改变影响植物的生长是电动—植物联合修复技术需要值得注意的地方。

2.3.3 电动—可渗透反应墙。

可渗透反应墙 (PRB) 主要用于原位地下水污染修复中, 常用的处理介质有零价铁 (Fe0) , 螯合剂、吸附剂等。其原理是通过水利梯度流过反应墙而与地下水中的污染物反应以实现去除污染物的目的。PRB强化电动法则是通过电渗析, 电迁移等方式促使土壤中的污染物向反应墙迁移并发生反应以去除污染物。目前与电动法联用的PRB技术主要有以下几种:传统的Lasagna技术、零价铁PRB、不同反应介质的PRB、零价铁纳米粒子PRB。研究者通过多种实验证实了针对不同种类的污染物应选择不同媒介的PRB才可以取得好的修复效果。PRB联合电动法技术处理有机氯化污染物的最大特点是不仅能将污染物从土壤中移除, 而且能通过去氯作用减少其毒性。迄今为止不同的研究人员结果表明PRB联合电动法去除效率的主要贡献是PRB介质对污染物的吸附能力。

2.3.4 电动—超声波联合处理技术。

研究证明超声波可以加强土壤中有机或无机污染物质的迁移能力, 以提高后续处理的效率。超声波强化电动法可以不施加任何物质就可以提高污染物的迁移能力, 能最大限度的降低二次污染发生的可能性。目前这种方法常用于移除土壤中重金属以及有机污染土壤。Chung等利用超声波提高电动法修复Pb、菲复合污染土壤, 试验结果证明电渗流以及重金属的迁移量在加入超声波后都得到了有效的提高, 试验表明在添加超声波后Pb、菲的去除率达到了91%, 90%。郑雪玲等通过超声波强化电动法修复铜污染土壤的室内研究中也显示出在实验初始的3h内施加超声波可以加强Cu2+的迁移, 比未施加超声波提高了43%。

3 结论

电动修复技术应用于土壤修复至今仅有20余年, 目前大多数的研究还局限于实验室模拟阶段, 应用于工程实践的还不多, 因此该项技术的实用性还有待现场实践的检验。文中提及的各种增强方法都可以提高电动法的去除效率, 但是每种方法都还有其局限性。如向土壤中施加的酸碱缓冲溶液以及增强剂等都可能造成土壤以及地下水的二次污染, 并且增强剂的利用率低, 经济性不高;其次随着向土壤通电将造成土壤温度升高, 适当的升高温度可以提高土壤中污染物的迁移率, 加快土壤中微生物群体分解代谢污染物质, 但是过高的升高温度将影响微生物群落的分布, 影响微生物的生长;再次有机无机复合污染是目前土壤污染的现状, 针对不同种类的复合污染提出高效, 经济的电动强化技术是未来电动法的发展趋势之一。

摘要：电动修复技术是近年来快速发展的一种新型绿色土壤修复技术, 其原理是向土壤中施加直流电场, 利用电渗析、电迁移、电泳等方式去除土壤中的污染物。为提高电动法的修复效率, 目前已经发展了多种增强技术。从电极、污染物以及与其它技术联用三个方面出发, 对不同的增强方法进行了分析和讨论, 提出电动修复土壤的发展趋势和研究方向。