油田污染土壤修复技术

油田污染土壤修复技术（精选15篇）

1.油田污染土壤修复技术 篇一

污染土壤动电修复技术研究动态

介绍污染土壤原位动电修复技术的最新研究动态,探讨该技术的基本原理、改良技术、过程建模以及应用工艺方面的.研究现状与发展.说明动电修复技术是一种较有发展潜力的新型污染土壤修复技术,能显著强化土壤基质中污染物的传质过程,且具有成本低、操作简单、能耗低以及修复彻底等优点,目前已引起环境科学者广泛关注.

作 者：林君锋 杨江帆 杨广 LIN Jun-feng YANG Jiang-fan YANG Guang 作者单位：福建农林大学,资源与环境学院,福建,福州,350002刊 名：江西农业大学学报 ISTIC PKU英文刊名：ACTA AGRICULTURAE UNIVERSITATIS JIANGXIENSIS年，卷(期)：27(1)分类号：X53关键词：动电修复技术 污染土壤 技术工艺

2.油田污染土壤修复技术 篇二

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.

3.土壤重金属污染及治理修复技术 篇三

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）.

4.油田污染土壤修复技术 篇四

2土壤重金属来源

土壤中重金属来源主要有内部来源和外部来源两种。在内部来源中，由于成土母质、地形地貌、水文气象及植被和土地利用类型等的不同，对土壤重金属含量的影响有很大差异[7]，致使部分地区土壤背景值较高。外部原因主要是人为活动的影响，是土壤重金属污染的主要来源，主要包括以下几个方面：

2.1随大气沉降进入土壤中的重金属大气沉降是造成土壤重金属污染的一个重要途径[6]。工业生产、汽车尾气排放及轮胎摩擦可产生含有重金属的有毒气体和粉尘，经自然沉降和雨雪沉降进入土壤中，污染元素主要为Pb、Cu、Zn等。矿山开采和冶炼所带来的大气沉降也是土壤重金属的重要来源[5]。有毒气体和粉尘容易迁移和扩散，在工矿烟囱、废物堆和公路附近的土壤中，土壤重金属含量较高，向四周和两侧扩散减弱。研究人员对某铅锌冶炼厂的土壤重金属空间分布特征的研究发现，Zn、Pb、As的主要污染来源是废气的大气沉降，风力和风向是其空间分布的主要影响因子[7]。

2.2随污水灌溉进入土壤中的重金属污水灌溉一般是指利用经过一定处理的城市污水灌溉农田[6]，利用污水灌溉是农业灌溉用水的重要组成部分。但由于污水中含有大量的重金属，随污水进入到土壤中，使得土壤中重金属含量不断富集。我国自20世纪60年代至今，污灌面积迅速扩大，以北方旱做地区污染最为普遍，约占全国污灌面积的90%以上，污灌导致农田重金属Hg、Cd、Cr、Cu、Zn、Pb等含量的增加[7]。

2.3工矿企业生产带入土壤中的重金属工业生产中广泛使用重金属元素，工矿企业将未经严格处理的废水直接排放，导致废水中的重金属渗入到土壤中，使得土壤中有毒重金属含量增加[11]。矿业和工业固体废弃物露天堆放或处理过程中，经日晒、雨淋、水洗等作用，使重金属以射状、漏斗状向周围土壤扩散。南京某合金厂周围土壤中的Cr大大超过土壤背景值，Cr污染以工厂烟囱为中心，范围达到1.5km2[12]。电子废弃物在堆放和拆解过程中，会造成Pb、Cr等重金属进入农田土壤[13-14]。

5.油田污染土壤修复技术 篇五

重金属污染土壤H2O2预处理的植物修复技术研究

采用反应平衡法并结合盆栽试验研究了H2O2对重金属污染土壤的活化作用及对后续植物修复中重金属根际效应的影响.研究表明污染土壤施入H2O2后,水溶性总铜、总锌均较对照有显著的.增加,说明H2O2对污染土壤重金属的活化有很强的效果.Fe2+加入使重金属活性降低,施加量越高,土壤溶液水溶性铜锌含量越低.经H2O2预处理的土壤栽种黑麦草后将进一步溶出铜锌,其中,对黑麦草根际水溶态铜含量的影响比锌显著.H2O2预处理并不改变污染土壤重金属的主要存在形态,但经H2O2预处理的土壤栽种黑麦草后,水溶态+交换态铜含量增幅较大说明经H2O2预处理重金属在土壤中的结合强度可能减弱,易于受根际的影响而活化.H2O2预处理土壤栽种黑麦草后,弱专性吸附态铜锌均明显增加、残渣态铜锌减少.即提取试验和盆栽试验结果均表明H2O2预处理对提高土壤中重金属的生物有效性、促进植株吸收重金属效果显著.

作 者：杨强 林琦 王兆炜 王远鹏 YANG Qiang LIN Qi WANG Zhao-wei WANG Yuan-peng 作者单位：浙江大学,环境工程系,浙江,杭州,310029刊 名：浙江大学学报(农业与生命科学版) ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF ZHEJIANG UNIVERSITY(AGRICULTURE & LIFE SCIENCES)年，卷(期)：200531(3)分类号：X161关键词：H2O2预处理 铜 锌 植物修复

6.土壤重金属污染及其修复研究 篇六

土壤重金属污染及其修复研究

摘要：土壤重金属污染是环境和土壤科学研究者近年来研究的.热点问题.在此综述了土壤重金属污染的来源及其赋存形态,介绍了各种修复方法,提出生物修复是今后重金属污染治理技术的发展方向.作 者：俞佳 戴万宏 YU Jia DAI Wang-hong 作者单位：安徽师范大学环境科学学院,安徽,芜湖,241003期 刊：环境科技 ISTIC Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE AND TECHNOLOGY年，卷(期)：,21(z2)分类号：X5关键词：土壤 重金属 污染 生物修复

7.污染土壤电动修复专利技术综述 篇七

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

8.蓖麻对镉污染土壤的修复潜力 篇八

关键词：能源植物；蓖麻；镉；土壤；重金属污染；植物修复；积累；迁移；有机酸

中图分类号：X53文献标志码：A文章编号：1002-1302（2014）11-0386-03

土壤重金属污染是人类面临的重大生态环境问题，引起了国内外的普遍关注。由于重金属元素在土壤中一般不易随水移動，很难被植物、微生物降解，而在土壤中累积。甚至有可能转化成毒性更强的甲基化合物，容易通过食物链传递给人类和动物，极大地危害人体健康。植物修复技术因成本低、不破坏土壤、无二次污染而受到关注，被《国家土壤环境保护十二五规划》列为重点推广技术之一。普通植物由于不具备经济价值而难以推广，且在生育期结束后难以得到有效的处理，容易造成二次污染。一些研究表明，部分能源作物对重金属具有耐受性和吸收能力，有的能源作物甚至还是超累积植物。如果能够利用这些能源作物来修复重金属污染的土壤既能达到治理污染土壤的目的，还可以带来经济效益、缓解能源紧张的现状。因此，采用能源植物修复重金属污染土壤兼具环保、经济和能源效益[1]。本研究以蓖麻为例，分析蓖麻对镉的耐受性与积累特征，为能源植物修复重金属污染土壤提供技术支撑。

1材料与方法

1.1供试材料

淄蓖麻3、5、6、7、8号种子购于山东淄家祥博蓖麻研究所。

1.2主要仪器

PYX-400G-B光照培养箱、ZSX1000GS型植物生长箱、DHG-9246A型电热恒温鼓风干燥箱、多通量密闭微波化学工作站等。

1.3营养液的配制

1.3.110倍营养液的配制

分别称取硝酸钾、硫酸镁、磷酸二氢钾、Ca（NO3）2·4H2O6.07、4.93、1.15、9.45g，充分溶解一个药品后再加另一个药品进行溶解，用蒸馏水定容至1L容量瓶中。

1.3.2铁盐溶液的配制

分别称取EDTA-Na、FeSO4·7H2O3.73、2.78g，并将其溶解，然后合在一起煮沸，定容至500mL的容量瓶中。

1.3.3微量元素液的配制

分别称取碘化钾、硫酸锰、钼酸钠、氯化钴、硼酸、硫酸锌、硫酸铜0.0830、2.2300、0.0250、0.0025、0.6300、0.8600、0.0025g，用蒸馏水定容至1L容量瓶中获得微量元素储备液，使用时取1mL储备液定容至100mL容量瓶中。

1.3.41/4营养液的配制

取10倍稀释的营养液50mL、铁盐溶液1.25mL、微量元素溶液2.5mL，用蒸馏水定容至2L容量瓶中。

1.4方法

1.4.1水培试验

淄蓖麻3、5、6、7、8号5个品种的种子经消毒后，在光照培养箱沙培育种7d，再移至植物生长箱培育8～10d，挑选生长一致的幼苗用1/4营养液培养，3d更换1次营养液。待幼苗适应营养液3d后，更换营养液并添加0.1mmol/L镉溶液。5个蓖麻品种添加0.1mmol/L镉且每个品种各设1个对照（不加镉）共有10个处理，每个处理3次重复，8d后收获。

1.4.2盆栽试验

称取过筛风干土壤3kg/盆，以溶液态加入CdCl2·2.5H2O制成不同浓度的镉污染土壤，处理浓度为10、25、50、100、200mg/kg（不包括土壤背景值），并以未加CdCl2·2.5H2O的土壤作空白对照，3盆镉浓度为100mg/kg的溶液加入EDTA、乳酸、EDTA+乳酸，共9个处理，土样混合均匀后，装入塑料花盆，每天加入一定量的蒸馏水使土壤镉浓度混合更均匀，保持5d，种入在光照培养箱沙培育种5d的蓖麻，每盆6株。蓖麻生长10d后定苗，每盆留3株长势相同的蓖麻然后培育30d。每5d测量1次株高和叶片数。蓖麻生长周期内每天补水1次，30d后收获。

1.5检测方法

在收获蓖麻时将植株连根拔出，尽量不破坏根系，将根系洗净，并在蒸馏水中浸泡15min，以去除表面残留的金属离子，然后分离根、茎、叶部分并将其剪碎，105℃杀青30min，70℃烘干36h，分别测根、茎、叶的干质量。准确称量一定量烘干磨碎的根、茎、叶进行消解，最后用火焰原子吸收测定根、茎、叶中重金属镉的含量[2]。

2结果与分析

2.1蓖麻镉胁迫响应和积累特征的品种间差异

2.1.1生物量分析

由图1可知，3号品种的生物量是5个蓖麻品种中最多的，为1.91g；其次是7号品种，为1.72g；6号品种生物量是5个品种最低的，仅为0.7g，比其他品种低了1倍多。蓖麻叶片干质量占了植株干质量的大部分，叶片干质量几乎就能反映植株的干质量；除了6号品种以外，其余品种根和茎的干质量相差不大；茎干质量最多的是5号品种，为0.37g，根干质量最多的是3号品种，为0.46g。

2.1.2植株镉积累量分析

由图2可知，6号品种植株镉含量是5个品种中最高的，为2985.61mg/kg；3号品种植株镉含量是5个品种中最低的，为1637.30mg/kg；植株镉含量从高到低依次为6号>5号>8号>7号>3号。从蓖麻的各部分来看，植株镉含量绝大部分来源于根系，各器官镉含量从高到低依次为根>茎>叶。茎中镉含量最高的是5号品种，为418.29mg/kg；叶中镉含量最高的是8号品种，为48.33mg/kg。

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从图3可知，5号品种植株镉积累量是所有品种中最多的，为888.19μg/盆；其次是7号品种，为821.35μg/盆；植株镉积累量最差的是6号，仅为472.87μg/盆，6号品种单位镉含量是最高的，但是由于生物量太少，导致镉积累量很少。蓖麻镉积累量绝大部分在根系，各器官镉积累量从多到少依次为根>茎>叶。根中镉积累量最多的是7号品种，为769.50μg/盆；茎中镉积累量最多的是5号品种，为154.77μg/盆；叶片中镉积累量最多的是8号品种，为35.05μg/盆。

2.2蓖麻对土壤镉的迁移积累能力的影响

2.2.1镉对蓖麻生长的影响

不同浓度的镉处理对蓖麻种子的发芽以及幼苗的生长都有一定的影响。在镉处理浓度较低的污染土壤中，蓖麻种子催芽后约2d出土，而随着土壤镉含量的增加，催芽蓖麻种子比空白对照约晚1d破土发芽。

说明含镉量高的土壤对蓖麻种子发芽具有抑制作用。

由图4可知，随着土壤镉含量的增加，蓖麻的长势先上升后下降，在土壤镉含量为10mg/kg时，蓖麻株高最高，为15.1cm；随着土壤镉含量的增加，平均株高逐渐下降，当土壤镉含量为200mg/kg时，蓖麻株高仅为9.7cm，说明高浓度镉抑制蓖麻生长。0、50mg/kg镉处理的株高几乎一样，说明在土壤镉含量为0～50mg/kg时会促进蓖麻生长。在低浓度镉处理下，蓖麻生长良好，植株生长旺盛，叶片鲜绿、肥厚。在土壤镉含量为0～50mg/kg，蓖麻生长良好，但从土壤镉含量为100mg/kg开始出现新叶有所变黄、植株相对矮小、生长缓慢、重金属中毒的症状，随着土壤镉含量的不断地增加，蓖麻生长受抑制的现象逐渐明显；到土壤镉含量为200mg/kg时，根系短小发黑，植株矮小，叶片坏死，说明蓖麻重金属中毒严重。所以，严重毒害镉浓度在200mg/kg以上。

由图5可知，根部干质量变化不明显，只是在低浓度镉处理时表现出一定的促进作用。地上部叶和茎干质量受土壤中不同含量镉处理的影响较明显，当土壤镉含量为25mg/kg时，植株各部分干质量都最大，根、茎、叶分别为0.19、0.27、0.42g。随着土壤镉含量的增加，干质量逐渐下降，当土壤镉含量为200mg/kg时，干质量仅为0.47g。

镉是植物非必需元素，当镉在植物体内积累到一定程度时，会对植物生理代谢产生毒害作用，通常表现为生长缓慢、叶片发黄、植株矮小、产量下降等症状。有研究表明，土壤中镉含量较高会降低植物的光合作用，干扰植株体内营养物质的再分配和迁移，影响植物生长。当土壤镉含量很低时，农作物的产量会增加，说明低浓度的镉对某些植物的生长发育有一定的促进作用。本试验中蓖麻在含镉量低的土壤中生长旺盛，在含镉量高的土壤中植株矮小，证实了镉对植物的“低促高抑”现象[3]。

由于蓖麻在含镉量为0～100mg/kg的土壤中能够正常生长，未表出现明显的重金属中毒症状，因此蓖麻对镉土壤污染具有很好的耐性。根据我国土壤环境重金属污染程度分级标准，严重级镉污染土壤中镉含量只大于2mg/kg，因此蓖麻对严重级镉污染土壤的修复有一定的潜力。

2.2.2蓖麻对镉的吸收和积累

从图6可知，植株镉含量随着土壤镉含量的增加而增加，在土壤镉含量为200mg/kg时，植株镉含量最高，为613.28mg/kg。根中的镉含量在土壤镉含量为0～25mg/kg时缓慢增加，在土壤镉含量为25～100mg/kg时几乎不增加，在土壤镉含量为100～200mg/kg时迅速增加，当土壤镉含量为25、100、200mg/kg时，根中的镉含量为203.18、219.50、521.50mg/kg。茎中的镉含量在土壤镉含量为0～100mg/kg时缓慢增加，在土壤镉含量为100～200mg/kg时迅速增加，当土壤镉含量为100、200mg/kg时，茎中的镉含量为20.76、73.48mg/kg。叶片中镉含量随着土壤镉含量的增加而缓慢增加，但在土壤镉含量为50mg/kg时有所降低。

图7可知，植株镉积累量随着土壤镉含量的增加表现为增加—减少—增加的趋势。在土壤镉含量为0～25mg/kg时，蓖麻对镉的积累量随着土壤镉含量的增加而增加；在土壤镉含量为25～50mg/kg时有所减少，即在土壤镉含量为25mg/kg时镉能促进蓖麻生长，而在土壤镉含量为50mg/kg时镉会抑制蓖麻生长，在土壤镉含量为25～100mg/kg时蓖麻植株镉含量几乎没有增加，所以导致蓖麻对镉积累量减少；在土壤镉含量为100～200mg/kg时迅速增加。在土壤镉含量为200mg/kg时，植株镉积累量最高，为65.60μg/盆。

比较蓖麻根部和地上部对镉的积累量可知，蓖麻对重金属镉的积累主要集中在根部，表现为普通植物的特征，并不满足超积累植物的要求。但是，镉在蓖麻茎和叶中有较高的积累，说明蓖麻具有将镉从地下部转运到地上部的能力，且能够忍耐高浓度的镉污染。可见蓖麻是重金属镉的富集和耐性植物，因此蓖麻对修复镉污染土壤有很大的潜力。

从图8可知，蓖麻转移系数在土壤镉含量为0～50mg/kg时缓慢变小，主要是因为该浓度的镉能促进植物生长，根部分含镉量较大；在土壤镉含量为50～100mg/kg时，转移系数迅

速变大，说明该浓度的镉开始抑制蓖麻生长，蓖麻会将多余的镉往地上部分运输，所以转移系数变大；在土壤镉含量为100～200mg/kg时，转移系数迅速变小，说明过高浓度的镉会破坏植株体内细胞，所以对镉运输能力下降。富集系数随着土壤镉含量的增加而减少，在土壤镉含量为0～50mg/kg时，富集系数迅速变小；在土壤镉含量为50～200mg/kg时缓慢下降。因为低浓度促进植株生长，高浓度抑制植株生长，所以在低浓度时蓖麻主动吸收镉，高浓度时抑制鎘进入体内[4]。

3结论

本研究对淄蓖麻3、5、6、7、8号等5个品种的镉积累与分配特征进行比较分析，研究有机酸对蓖麻镉胁迫的调节作用，采用盆栽试验研究蓖麻对镉污染土壤的修复潜力，探索外源调节剂单施与配施对蓖麻修复镉污染土壤的强化效果。结果显示，淄蓖麻5号在5个品种中对镉的耐性与积累性最好。在含重金属镉的污染土壤中，镉对蓖麻的临界毒害浓度约50mg/kg，严重毒害的临界浓度200mg/kg，此时蓖麻仍能生长，表现出较强的耐性。

蓖麻的根对镉有较强的吸收和积累作用，并随着土壤镉含量的增加而增强，在土壤镉含量为200mg/kg时，叶、茎、根对镉的累积量分别达到51.89、9.25、4.46μg/盆。说明蓖麻这种植物适合高浓度镉污染土壤的植物修复。

参考文献：

[1]张慧，李宁，戴友芝.重金属污染的生物修复技术[J].化工进展，2004，23（5）：562-565，574.

[2]韦朝阳，陈同斌.重金属超富集植物及植物修复技术研究进展[J].生态学报，2001，21（7）：1196-1203.

[3]林肇信，刘天齐，刘逸农.环境保护概论[M].北京：高等教育出版社，2006.

[4]孙敬亮，武文钧，赵瑞雪，等.重金属土壤污染及植物修复技术[J].长春理工大学学报，2003，26（4）：46-48.

9.石油污染土壤的生物修复研究进展 篇九

石油污染土壤的生物修复研究进展

对于石油污染土壤的修复,其生物修复具有环境友好、费用较低等特点,是最具应用前景的土壤修复技术.本文较全面地介绍了石油污染土壤生物修复的`影响因素、石油污染土壤的生物修复技术,并对该领域今后的研究重点进行了展望.

作 者：刘五星 骆永明 滕应 李振高 吴龙华 LIU Wu-xing LUO Yong-ming TENG Ying LI Zhen-gao WU Long-hua  作者单位：刘五星,骆永明,LIU Wu-xing,LUO Yong-ming(中国科学院南京土壤研究所土壤与环境生物修复研究中心,南京,210008;土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所),南京,210008;中国科学院研究生院,北京,100049)

滕应,李振高,吴龙华,TENG Ying,LI Zhen-gao,WU Long-hua(中国科学院南京土壤研究所土壤与环境生物修复研究中心,南京,210008;土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所),南京,210008)

刊 名：土壤  ISTIC PKU英文刊名：SOILS 年，卷(期)：2006 38(5) 分类号：X13 关键词：石油污染   土壤   生物修复   影响因素  

10.油田污染土壤修复技术 篇十

摘要：为了修复西北黄土区石油污染土壤,利用优化原位土著微生物菌群辅以物理和化学相结合的修复技术,在野外调查取样的基础上,进行了土壤中石油污染的室内模拟降解实验.实验选择了不同温度(20℃、25℃、30℃、35℃),添加了氮、磷、镁、铁等元素和茅草类添加剂,适时补充氧气等.实验结果显示,土壤中石油含量在795.0 mg/kg、1 451.0 mg/kg、1 790.0 mg/kg、2 780.0 mg/kg时,经过30～45 d微生物的.降解实验,土壤中石油含量降解率可达77.27%～89.06%,为黄土土壤石油污染的修复提供了技术方法和应用的可行性.作 者：张胜 陈立 毕二平 崔晓梅 张翠云 韩占涛 石迎春 张发旺 何泽 ZHANG Sheng CHEN Li BI Er-ping CUI Xiao-mei ZHANG Cui-yun HAN Zhan-tao SHI Ying-chun ZHANG Fa-wang HE Ze 作者单位：张胜,陈立,张翠云,韩占涛,石迎春,张发旺,何泽,ZHANG Sheng,CHEN Li,ZHANG Cui-yun,HAN Zhan-tao,SHI Ying-chun,ZHANG Fa-wang,HE Ze(中国地质科学院水文地质环境地质研究所,石家庄,050061)

毕二平,BI Er-ping(中国地质大学(北京)水资源与环境学院,北京,100083)

崔晓梅,CUI Xiao-mei(中国地质科学院,北京,100037)

11.改良剂对Cd污染土壤的修复作用 篇十一

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。

参考文献：

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[4]罗绪强，王世杰，张桂玲. 土壤镉污染及其生物修复研究进展[J]. 山地农业生物学报，2008，27（4）：357-361.

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[6]何绪生，张树清，佘 雕，等. 生物炭对土壤肥料的作用及未来研究[J]. 中国农学通报，2011，27（15）：16-25.

[7]朱庆祥. 生物炭对Pb、Cd污染土壤的修复试验研究[D]. 重庆：重庆大学，2011.

12.石油污染土壤的微生物修复技术 篇十二

石油污染物进入土壤后,会破坏土壤结构,影响土壤的通透性。油污粘着在植物根系上,阻碍植物根系的呼吸与吸收,影响植物生长。被污染的土壤还可能对地表水和地下含水层造成二次污染,石油污染物在粮食中积累,给人类带来致癌、致畸、致突变的“三致”作用。多年来科学工作者一直在广泛研究,寻求经济、有效、安全、简便的方法来消除土壤石油污染。

油田污染土壤的修复,可以采用物理方法、化学方法和生物方法,其中生物修复技术被认为是最有生命力的土壤清洁技术、是实现生态效应恢复的最有效措施,与前两者相比,具有操作简单、处理效果好、不产生二次污染、不破坏土壤环境等优点,而其中的微生物修复技术更是生物修复的核心技术。

1 微生物修复技术简介

微生物修复技术是利用土壤中的土著微生物或向污染土壤中投入经驯化的高效微生物,在适宜条件下通过菌的代谢活动降解石油污染物、修复污染土壤。

按照是否取土操作可分为两类:原位生物修复和异位生物修复。

原位修复技术的主要处理方法有生物通风法、投菌法和生物培养法,此法工艺简单、费用低、但处理速度慢,适用于渗透性好的土壤的治理。异位修复主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法,但是费用昂贵,所以只有在土壤严重污染时才采用该技术。

2 用于生物修复的微生物菌种

用于生物修复的微生物有三类,土著微生物、外来微生物和基因工程菌。

自然界中能降解烃类的微生物约100余属、200多种,分属于细菌、放线菌、霉菌、酵母以及藻类。常见的细菌有假单胞菌属、黄杆菌属、棒杆菌属、微球菌属、弧菌属、放线菌属等[1]真菌有假丝酵母菌属、红酵母属、木霉属、青霉属和曲霉属。一般认为,细菌分解原油比真菌和放线菌容易,但真菌降解效果好于细菌[2],而藻类和原生动物的降解能力不太显著。

当受污染环境中的土著微生物生长过慢、代谢活性不高时,我们可人为投加一些适宜该污染物降解的高效外来菌帮助降解。另外,采用基因工程技术还可将降解性质粒转移到一些能在受污染土壤中生存的菌体内,定向地构建高效降解污染物的工程菌。到目前为止,已发现自然界所含的降解性质粒多达30余种,其中主要的有假单胞菌属中的石油降解质粒,能编码降解石油组分及其衍生物。

3 微生物修复技术的主要类型

3.1 原位微生物修复

原位修复是指不移动受污染的土壤,在原位投放氮、磷营养物质或供氧,促进土著微生物的生长繁殖,或接种经驯化培养的高效微生物,利用其代谢作用有效的降解土壤中的污染物。

3.1.1 生物通风

又称土壤曝气,是基于改变生物降解环境条件(如通气状况等)而设计的,是一种强迫氧化的生物降解方法。其原理是在待治理的土壤中打至少两口井,安装鼓风机和抽真空机,将空气(空气中加入氮、磷等营养元素)强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性毒物也随之去除。在抽提过程中可以加入一定量的氧气,有助于降解残余的有机污染物,如原油中沸点高、分子量大的组分。丁克强等研究了通气对石油污染土壤生物修复的影响,表明通气可为石油烃污染土壤中的微生物提供充足的电子受体,保持土壤pH稳定,从而促进了微生物的生物代谢活性,强化了对石油污染物的氧化降解作用[3]。

3.1.2 投菌法

投菌法是向受污染的土壤中投入高效降解菌,同时提供这些微生物生长所需营养,包括以N、P为主的常量营养元素和微量营养元素。其微生物可以是自然界筛选的微生物,也可以是基因工程菌。Mohn W W等对北极原油污染土壤现场接种抗寒微生物混合菌进行生物修复,1y后土壤中油浓度降到最初的1/20[4]。

研究表明,外源微生物由于对污染物的不适应而通常不能与土著微生物有效的竞争,因此只有在现存微生物不能降解污染物同时,我们才会考虑引进外源微生物。同时在应用时,我们还需在接种量上加大,使外源微生物形成优势菌群,以便迅速开始生物降解过程。

3.1.3 生物培养法

是以就地污染土壤作为接种物的好氧生物过程。即定期向土壤投加H2O2和营养,过氧化氢在代谢过程中作为电子受体,以满足土著降解菌的需要,将污染物彻底矿化成CO2和H2O。

Kaempfer向石油污染的土壤连续注入适量的氮、磷营养和NO-3、O2及H2O2等电子受体,经过2d后便可采集到大量的土壤菌株样品,其中大多为烃降解细菌[5]。

3.2 异位微生物修复

是把污染土壤挖出,在异地用生物手段进行处理,使污染物降解从而使污染土壤恢复原有的功能。主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法。

3.2.1 土地耕作法

土地耕作处理是现场处理土壤污染常用的方法。通过施肥、灌溉和耕作来增加土壤中的有效营养物和氧气,增加物质流动,同时控制一定的温度、湿度和pH值,以提高土壤微生物的活性,加快其对有机污染物的降解。

美国环保局1989年在阿拉斯加威廉王子湾采用生物耕作法对石油污染土壤进行生物修复。将8 600km海岸土壤中由于油轮泄漏造成的污去除时间由10~20y降低到2~3y[6]。

3.2.2 预制床法

土壤耕作处理最大的缺陷是污染物可能从处理区迁移,预制床的设计可以使污染物的迁移量减至最小,因为它具有滤液收集和控制排放系统。操作方法是在不泄露的平台上铺上沙子和石子,将污染土壤转移到平台上,并加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动供氧,充分满足土壤微生物的生长需要,处理过程中流出的渗滤液,及时回灌于土层,以彻底清除污染物。

张建等针对胜利油田滨一污水站产生的含油污泥,建立了面积2 400m2的预制床处理工程,使用石油降解菌菌剂对含油量为110 160mg的污泥进行了生物修复,经过160d的处理后,含油污泥中石油降解率可达52.75%[7]。

3.2.3 土壤堆肥法

是将含油废弃物与适当的材料相混合并堆放,依靠堆肥过程中微生物作用来降解石油烃类的过程,同时加入了土壤调理剂以提高微生物的生长和石油生物降解的能量。加入的调理剂可以是干草、割草、树叶、麦秆或肥料[8,9],其目的是为了提高土壤的渗透性,增加氧的传输,改善土壤质地,为建立庞大的微生物种群提供能源。

Balba M T等在科威特Burgan油田采用堆肥法处理石油污染土壤,连续处理10m后,土壤中石油污染物基本被降解[10]。

张文娟等研究堆制处理过程对污染土壤中的多环芳烃降解,结果表明堆制对6种难降解的多环芳烃都有不同程度的降解作用[11]。

3.2.4 泥浆生物反应器法

泥浆生物反应器法操作方法是先挖出土壤与水混合成泥浆,然后转入反应器,并将已被驯化的微生物加入到准备处理的土壤中[12]。同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,调节适宜的pH,底部鼓入空气充氧,加速污染物的降解。这种方法能很好地控制降解条件,因而处理效果好、速度快,但处理成本要比土地耕作、堆肥等技术高。

Robert M等在生物反应器中使用白腐真菌,处理多环芳烃污染土壤36d后,土壤中低分子量多环芳烃的降解率为70%~100%,高分子量多环芳烃的降解率为50%~60%[13]。

4 影响生物修复的因素

4.1 石油的理化性质

石油产品的可降解性随其组分的种类和大小的不同而改变。一般而言,各类石油烃被微生物降解的相对能力如下:饱和烃>芳香烃>胶质和沥青。在饱和烃部分中,直链烷烃最容易被降解;在芳香烃部分中,二环和三环化合物较容易被降解,胶质和沥青则极难被微生物所降解[14,15]。

其次,石油烃的物理状态对其生物降解也有明显的影响。一般来说,分散到水中的油组分形成油包水型乳化液,油滴表面积越大,细菌对烃的利用率越高。而在土壤系统中,油被植物或土壤吸附限制其扩散,使微生物不能与之充分接触,影响了降解效果。

4.2 石油的浓度

研究表明,少量烃类可作为土壤有机质促进微生物活性,有利于污染物的降解。但当油浓度过高时,表现出石油降解率随着浓度的增大而降低的趋势。

Dibble J T等报道,当向土壤中添加油泥使土壤中烃浓度达到1.25%~5%时,土壤的呼吸强度增大,当烃浓度达到10%时,土壤的呼吸强度不再增大,当烃浓度达到15%时,土壤的呼吸强度下降[16]。

4.3 共代谢作用

共代谢主要是指微生物的“生长基质”和“非生长基质”共酶。“生长基质”是可以被微生物利用作为惟一碳源和能源的物质。而非生长基质(有些污染物)不能作为某些微生物的碳源和能源,其降解并不导致微生物的生长和能量的产生,它们只是在其他微生物利用生长基质时,被微生物产生的酶降解或转化成为不完全的氧化产物,这种产物进而可以被别的微生物利用并彻底降解。

例如许多微生物能以土壤中低分子量的多环芳烃化合物(双环或三环)作为惟一的碳源和能源,并将其完全无机化,但是共代谢更能促进四环或多环高分子量芳烃的降解[17]。

4.4 环境因子

4.4.1 温度

温度对微生物降解石油烃的影响主要是对石油烃物理状态、化学组成以及对微生物本身代谢活性及降解酶的影响。能降解石油的微生物有嗜冷菌、嗜热菌和中温菌等,在进行微生物修复时,要紧密结合当地的气候条件和环境因子。

Ward等研究了环境因素对温暖湖水中烃降解速率的影响,发现烃降解微生物整年活动,但石油烃降解速率与季节相关[18]。

4.4.2 营养物质的供给

微生物的生长繁殖需要碳、氢、氧、磷和其它各种矿物质元素。TPH(石油烃)污染物含有大量的碳和氢,而氮和磷相对缺乏,氮源和磷源是常见的生物降解限制因素,因此适时适量施用氮、磷肥料可以加快石油污染物的降解。研究表明,氮、磷营养物质最佳质量比为5.67∶1。就降解效果而言,无机氮比有机氮效果要好,硝酸氮比铵态氮要好[19]。

4.4.3 氧气

微生物对石油烃的降解可以在有氧条件进行,也可以在厌氧条件下进。一般而言,烃化合物在厌氧条件下的生物降解速率要比在好氧条件下慢得多。因此对于绝大多数好氧微生物实际中可采用翻耕土地方法提供充足氧、或向污染土壤中投加H2O2为微生物降解提供电子受体,强化它们对烃类污染物的去除效果。实验表明,在有氧时烃类经14d可降解20%以上,而厌氧条件下经223d降解不到5%。

5 微生物修复技术的不足及展望

生物修复技术在快速发展的同时还存在着许多的局限性,主要体现在:

①环境因素或污染物存在状态的改变都会使微生物的降解难以进行。

②生物修复时,当污染物浓度太低不足以维持一定数量的降解菌时,残余的污染物就会留在土壤中,使污染物不能达到100%的降解。

③特定的微生物只能够降解特定的化合物类型,化合物形态一旦变化就难以被原有微生物酶系降解。

④其它物质对微生物修复的抑制及促进效应及修复过程中的基因调控机理还有待研究。

在今后工作中,我们应着重做好以下工作:

①深入了解生物修复机理、修复过程的基因调控机制。

②通过基因工程构建高效降解菌。

③尽可能将微生物修复过程与当地实际气候条件和环境因子紧密结合。

总之,微生物修复技术以其效率高、治理费用低和现场可操作性强的特点,仍广泛应用于污染环境的治理。随着生物技术的发展,利用微生物修复技术治理污染土壤将会有巨大的发展潜力。

摘要：该文介绍了微生物修复技术的最新研究内容和方法、重点对石油污染土壤的微生物原位修复、异位修复研究进展及各自的优点、局限性进行了综述,并就石油对微生物修复的影响因素进行探讨,最后讨论了该技术在我国的研究趋势和前景。

13.油田污染土壤修复技术 篇十三

采用水池栽培水葱(Scirpus tabernaemontani Gmel),研究了该植物对土壤中五氯酚(PCP)的生物富集能力.结果表明,供试污染土壤中五氯酚的起始浓度为2 O00.00 μg・kg-1,经30、60、90、120 d后种植水葱培养池土壤中五氯酚的含量分别为起始浓度的28.34%、1.03%、0.86%和0.088%;而对照未种植水葱的培养池土壤中五氯酚的.含量分别为起始浓度的95.09%、81.17%、71.32%和63.75%;水葱根部五氯酚的含量由起始的579.55 μg・kg-1,30 d后达到最高富集量即2 090.00 μg・kg-1,由此证实水葱对五氯酚具有一定的富集能力.因此,利用水葱修复土壤中难降解有机污染物五氯酚是一项可行的技术.

作 者：熊B 高创新 袁恒 杨劭 王学东 XIONG-Jun GAO Chuang-xin YUAN Heng YANG Shao WANG Xue-dong 作者单位：熊B,XIONG-Jun(华中师范大学化学学院,湖北,武汉,430079;武汉大学化学与分子科学学院,湖北,武汉,430072)

高创新,袁恒,杨劭,GAO Chuang-xin,YUAN Heng,YANG Shao(华中师范大学生命科学学院,湖北,武汉,430079)

王学东,WANG Xue-dong(华中师范大学化学学院,湖北,武汉,430079)

14.油田污染土壤修复技术 篇十四

石油污染土壤植物修复后对陆生高等植物的生态毒性

摘要：以经过5a植物修复处理后的石油污染土壤为供试土壤(柴油初始投加量分别为5 000,15 000,30 000 mg/kg),用重量法测定了土壤中残留矿物油含量,同时,以小麦(Triticum aestivum L.)为供试植物,以种子发芽及根伸长试验、早期幼苗生长试验、叶片内细胞色素P450单加氧酶(P450)含量、抗氧化酶(超氧化物歧化酶,SOD;过氧化物酶,POD)活性及脂质过氧化产物(丙二醛,MDA)含量等为指标对受试土壤进行生态毒理学综合评价.化学分析结果表明,各处理土壤中的矿物油均得到很好的去除,矿物油残留量为199～877 mg・kg-1,降解率为90.1%～97.2%.生态毒理学分析与化学分析的.结果间存在某种程度的差异,各处理土壤依毒理学指标不同显示不同的毒性效应.在各项指标中,初生根长(48h)、根鲜重(7d)、P450含量、SOD活性及MDA含量等对各处理土壤的毒性具有很好的毒性指示作用.化学分析与生态毒理学分析的综合评价结果表明,大部分中、高污染处理(即初始柴油投加量为15 000 mg/kg和30 000 mg/kg)土壤的生态风险较高.作 者：宋雪英    宋玉芳    孙铁珩    李昕馨    张薇    周启星    SONG Xue-ying    SONG Yu-fang    SUN Tie-heng    LI Xin-xin    ZHANG Wei    ZHOU Qi-xing  作者单位：宋雪英,宋玉芳,孙铁珩,SONG Xue-ying,SONG Yu-fang,SUN Tie-heng(中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室,沈阳,110016;沈阳大学环境工程重点实验室,沈阳,110041)

李昕馨,张薇,周启星,LI Xin-xin,ZHANG Wei,ZHOU Qi-xing(中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室,沈阳,110016)

期 刊：环境科学  ISTICPKU  Journal：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)：2006, 27(9) 分类号：X703 关键词：生态毒性    柴油    植物修复    土壤    小麦    抗氧化酶    幼苗生长   

15.油田污染土壤修复技术 篇十五

1 典型化工污染土壤微修复技术研究的必要性

在我国, 化工污染场地具有一定的特点, 如:范围广、数量多、毒害高等, 同时土壤中的污染物种类较多, 在经过化学作用后, 其毒性进一步增强, 其危害巨大。此类污染物利用不同的传播途径, 实现了挥发与扩散, 对大气、水质与土壤等均有着严重的污染, 同时, 通过食物链, 间接地危害着人的健康及生命安全。如今, 我国的土地资源十分紧缺, 因此, 对于污染场地进行了二次的开发, 为了促进此类场地功能的转换, 要对污染土壤进行修复, 使其适合居住与利用, 在此背景下, 对于化工污染土壤的微修复技术要求不断提高, 要求其不仅要具备较高的修复率, 还要具备良好的修复效果[1]。

2 典型化工污染土壤的微修复技术研究

(1) 抗生素污染土壤在制药工业中抗生素是最为重要的产品, 它能够对疾病进行有效的预防, 同时也能够促进动物的生长, 但这一产品在利用时, 对其吸收不彻底, 在此基础上, 部分抗生素存留在环境之中, 从而对环境造成了一定的污染。随着抗生素利用与排放的增多, 它已经成为了新型的污染物, 在世界范围内均得到了广泛的关注。

在众多污染场地中, 均含有较高浓度的抗生素污染, 主要源于农业生产中的有机肥料及污染水体, 在日积月累的作用下, 抗生素对土壤的污染是十分严重的。在土壤生态系统中, 抗生素直接影响着微生物、植物的生存与生长, 当植物吸收后, 经过食物链, 此类污染也会影响人的健康。抗生素对于人类的影响, 主要是影响人的健康, 最为明显的危害便是极易导致癌症、畸形与突变等, 同时对于人的生殖、神经及免疫力等均有一定的影响[2]。

在众多抗生素中。氯霉素具有广谱性, 它对于传染病的治疗有着显著的效果, 主要是其能够抑制病原菌。氯霉素具有较强的毒副作用, 经过持续的生产、使用与排入, 使得土壤中的氯霉素日益增多, 因此, 要对其进行处理。

对于氯霉素污染土壤的微修复技术主要为MW技术, 这一技术对水、活性炭及铁粉等因素进行了全面的考量, 从而实现了对土壤中氯霉素的降解。MW辐射在氯霉素污染土壤的修复中效果显著, 尤其是表现在对活性炭的敏化效果上。

(2) 硝基酚污染土壤在现代工业发展的背景下, 合成化学工业有着较快的发展速度, 有机化合物的排放也在逐渐增多, 硝基酚作为重要的原料, 在化学工业中的应用较为广泛, 这一化合物具有较强的毒性, 同时其降解也十分困难, 因此, 对于环境的污染十分严重。现阶段, 硝基酚已经被列为优先污染物, 在我国硝基酚的污染情况较为严重, 因此, 降低其污染得到了广泛的研究与关注。

将硝基酚作为目标污染物, 添加一定比例的水分, 土壤中的硝基酚便可以被去除;对于硝基酚污染土壤来说, MW辐射技术的应用在修复氯霉素污染土壤中具有显著的效果。

(3) 重金属铬污染土壤在众多微量金属元素中, 铬对于环境的污染较为严重, 其存在的形态为三价或者六价, 前者满足了人体的需求, 但后者具有较强的毒性, 极易危害人的健康。对于铬污染的处理主要方法为:一种是将铬的存在形态进行改变, 使其迁移能力及生物利用性等均逐渐降低;另一种是将污染土壤中的铬进行清除。本文对其研究主要采用的是第一种方法, 利用MW辐射技术对铬进行还原。通过研究表明, 铬污染土壤利用MW强化技术, 有着良好的效果, 其还原技术具有诸多的优点, 如:高效与快速等。

3 结语

综上所述, 当前, 化工污染问题得到了广泛的关注, 主要是由于人们的环保意识在逐渐增强, 化工污染场地在被二次利用过程中, 极易影响人身的安全与生态的环境, 因此, 化工污染土壤的处理十分紧迫。本文主要阐述了典型化工污染土壤微波修复技术研究的必要性, 同时分析了氯霉素与硝基酚污染土壤的微波修复技术。

参考文献

[1]吴健, 沈根祥, 黄沈发.挥发性有机物污染土壤工程修复技术研究进展[J].土壤通报, 2013, 03:430-435.

[2]周东美, 郝秀珍, 薛艳, 等.污染土壤的修复技术研究进展[J].生态环境, 2014, 02:234-242.