环境化学-第七章受污染环境的修复(1)

1、第七章第七章 受污染环境的受污染环境的修复修复修复修复是指采取人为或自然过程，使环境介质中的是指采取人为或自然过程，使环境介质中的污染物去除或无害化，使受污染场址恢复原有功污染物去除或无害化，使受污染场址恢复原有功能的技术。能的技术。当今环境科学的热点领域，也是最具有挑战性的当今环境科学的热点领域，也是最具有挑战性的研究方向之一，与环境化学研究领域互有交叉，研究方向之一，与环境化学研究领域互有交叉，可以作为环境化学的一个重要分支。可以作为环境化学的一个重要分支。 受污染环境修复受污染环境修复一、微生物修复技术一、微生物修复技术微生物修复微生物修复土著微生物（土著微生物（indigenous m

2、icroorganism），石油等天然存在的有机化合物），石油等天然存在的有机化合物外源微生物（外源微生物（exogenous microorganism），异生污染物），异生污染物微生物强化作用（微生物强化作用（bioaugmentation），除了加入外源微生物外，还需加入酶、），除了加入外源微生物外，还需加入酶、其它生长基质或氮、磷无机盐。其它生长基质或氮、磷无机盐。自然生物修复：不进行任何工程辅助措施或不调控生态系统，完全依靠自然自然生物修复：不进行任何工程辅助措施或不调控生态系统，完全依靠自然的生物修复过程，即靠土著微生物发挥作用。需要有以下条件的生物修复过程，即靠土著微生物发挥作用

3、。需要有以下条件（1）有充分稳有充分稳定的地下水流；（定的地下水流；（2）有微生物可利用的营养物；（）有微生物可利用的营养物；（3）有）有pH缓冲能力；（缓冲能力；（4）有使代谢能够进行的电子受体。有使代谢能够进行的电子受体。 原位生物修复原位生物修复人工生物修复人工生物修复 （in situ） 非反应器型非反应器型 异位生物修复异位生物修复 （ex situ） 反应器型反应器型影响微生物修复效率的因素1营养物质 典型的细菌细胞组成为50碳、14氮、3磷、2钾、1硫、0.2铁、0.5钙、镁和氯。土壤和地下水中，氮、磷往往是限制微生物活动的重要因素。为了达到完全的降解，适当添加营养物常常比接种特

4、殊的微生物更为重要。为达到良好的效果，必须在添加营养盐之前确定营养盐的形式、合适的浓度以及适当的比例。目前已经使用的营养盐类型很多，如铵盐、正磷酸盐或聚磷酸盐，酿造酵母废液和尿素等。一些微量营养素也需要考虑。如，在对土壤中多氯联苯生物修复的研究中发现，作为亲核试剂的维生素B12可催化多氯联苯所有位置上的脱氯反应，30下40天内多氯联苯分子脱氯率达40%；相比之下，在缺乏维生素B12时，其脱氯率小于10%。2电子受体 微生物氧化还原反应的最终电子受体分为三大类，包括溶解氧、有机物分解的中间产物和无机酸根（如硝酸根、硫酸根和碳酸根等），第一种为有氧过程，而后两种为无氧过程。 可以将压缩空气送入土壤

5、，添加过氧化物及其它产氧剂等。厌氧环境中，甲烷、硝酸根、硫酸根和铁离子等都可以作为有机物降解的电子受体。 当所加H2O2的量适当时，土壤样品中烃类污染物的生物降解速率较加入前增加3倍。这是因为H2O2不仅能直接降解部分有机污染物，还能为生物降解提供所需的电子受体。3污染物的性质 污染物的可降解性是关键。对于系列污染物，如多环芳烃其微生物降解性随着分子的增大而增大。污染物对生物的毒性以及其降解中间产物的毒性，也是决定微生物修复技术是否适用的关键。 污染物的挥发性，因为在微生物修复工程中，往往对环境介质进行充气，以保证微生物活动有足够的氧，如果一个化学物质挥发性太高，往往挥发部分就大于降解部分了，

6、造成污染从土壤迁移到大气中，而并非降解。 微生物往往只能利用土壤溶液溶解态的污染物，生物有效性。4环境条件；5微生物的协同作用原位强化生物修复技术原位强化生物修复技术 生物强化法生物强化法 生物通气法（生物通气法（bioventing）不饱和层污染物生物降解技术）不饱和层污染物生物降解技术 生物注射法（生物注射法（biosparging）饱和层）饱和层 生物冲淋法（生物冲淋法（bioflooding）补充微生物降解需要的氧和营养物）补充微生物降解需要的氧和营养物 土地耕作法（土地耕作法（land farming）不饱和层）不饱和层异位生物修复技术异位生物修复技术 堆肥法（堆肥法（compost

7、ing） 生物反应器处理（生物反应器处理（bioreactor）：土壤泥浆生物反应器）：土壤泥浆生物反应器（soil slurry reactor）;预制床反应器（预制床反应器（prepared bed reactor） 厌氧处理（厌氧处理（anaerobic treatment） 四 微生物修复的优缺点优点：可现场进行常以原位方式进行分解成CO2，H2O，无二次污染，不会使污染转移可与其他技术联用，处理复合污染降解过程迅速，费用低。缺点：不是所有的污染物都适用于生物修复有些化学品经微生物降解后，其产物的毒性和移动性比母体化合物反而增加。运作必需符合污染地的特殊条件。受环境污染的修复受环境污染

8、的修复二、植物修复技术二、植物修复技术 植物修复技术植物修复技术因较其它的物理化学和生物方法成本低，对环境扰动少，美化环境，易为社会接受。植物去除金属主要通过植物萃取技术和植物固定化技术。常用于土壤修复的植物，如印度芥菜根深0.3米，禾本植物根深0.6米，苜蓿根深1.21.8米，杨树根深4.5米。 植物修复去除污染物的方式有 4 种，植物提取(phytoextraction)：植物直接吸收污染物并在体内蓄积，植物收获后才进行处理。收获后可以进行热处理、微生物处理和化学处理；植物降解(phytodegradation)：植物本身及其相关微生物和各种酶系将有机污染物降解为小分子的CO2和H2O，或

9、转化为无毒性的中间产物；植物稳定(phytostabilization)：植物在与土壤的共同作用下，将污染物固定并降低其生物活性，以减少其对生物与环境的危害；植物挥发(phytovolatilization)：植物挥发是与植物吸收相连的，它是利用植物的吸取、积累、挥发而减少土壤挥发性污染物。图3显示了植物修复的几种作用过程。 植物修复案例沈阳张士灌区，由于常年污水灌溉，致使土壤镉污染严重，采取农作物、能源高粱、经济作物和乔木、灌木、草本植物相结合的复合生态结构，逐步使土壤得到净化。木本植物对土壤镉具有较强的耐性。旱柳幼树在50mg/kg镉污染土壤中生长，生物量未受到影响，加拿大杨生物量近下降1

10、7%。在一个生长期内，杨树人工可吸收消减土壤Cd0.6-1.2mg/kg， 而树木生长正常。龙玉堂等通过种植苎麻来净化稻田中的汞，收到了很好的效果。土壤含汞量在5-130mg/kg范围内，对苎麻产量和品质仍未造成影响。麻对土壤汞的年净化率高达41%，土壤的自净恢复年限比种植水稻缩短8.5倍。目前发现很多镍的超积累植物，干叶中镍的含量达1%，叶灰分中镍的含量达23%以上。正常植物忍受镍的含量范围为5-300mg/kg，而镍超积累植物的叶面镍含量高达19000mg/kg。植物修复的优缺点优点：对环境基本没有破坏不需废弃物处置场所高的公众接受性避免了挖掘与运输有同时处理不同类型的污染物的能力缺点：植

11、被的形成受环境毒性的限制吸收到叶中污染物会随着落叶再次释放到环境中污染物可能会积累在作为燃料的木材中会提高某些污染物的溶解度，从而导致更严重的环境危害可能会进入食物链对生态系统产生负面影响比别的技术花费更长的时间。植物修复有机污染物的过程和机理：最早考虑到使用植物来修复有机化合物污染土壤是由于人们观察到一种现象，有机化合物在有植被土壤中的消失快于周围无植被的土壤，由此引发了人们对这种现象进行深入的研究。植物去除有机污染物的机理主要有：直接吸收污染物，经体内代谢，积累在植物组织内，或挥发释放；根系产生一些分泌物和酶，促进污染物在体外发生生化转化；根系的作用增强土壤中微生物的降解活性，有利于污染物

12、的矿化。 直接吸收 有机污染物被植物吸收后，可直接以母体化合物或以不具有植物毒性的代谢产物的形态，通过木质化作用在植物组织中贮藏，也可矿化，或随植物的蒸腾（呼吸）作用排出植物体。 化合物的物化性质是控制吸收的重要因素，如辛醇水分配系数（logKow）、酸度常数、浓度等。最可能被植物吸收的有机物是中等疏水化合物（如BTEX、卤代烷烃、芳香族化合物、许多农药等），即辛醇水分配系数在0.53之间。对于logKow3的疏水有机物（如TCDD、PCBs、酞酸酯类、PAHs），由于它们强烈地吸附在根表面 而 很 难 迁 移 到 植 株 内 ； 水 溶 性 很 好 的 化 合 物（logKow 109/(m

13、ol/Ls)）与污染物反应，反应彻底，不产生副产物。因此，深度氧化技术为解决以前传统化学和生物氧化法难以处理的污染问题开辟了一条新途径。原位化学氧化技术（in-situ chemical oxidation，ISCO）1 高锰酸钾法 高锰酸钾在酸性溶液中具有很强的氧化性，反应式为: MnO4- + 8H+ + 5e- = Mn2+ + 4H2O (71) 其标准氧化还原电位为E0=1.51V。高锰酸钾在中性溶液中的氧化性要比在酸性溶液中低得多，反应式为: MnO4-+ 2H2O + 3e-=MnO2 + 4OH- (72) 其标准氧化还原电位为E0=0.588V。 2臭氧氧化有机污染物的机理2

14、.1 臭氧分子的直接氧化反应 臭氧的分子结构呈三角形，中心氧原子与其它两个氧原子间的距离相等，在分子中有一个离域键，臭氧分子的特殊结构使得它可以作为偶极试剂、亲电试剂和亲核试剂。在直接氧化过程中，臭氧分子直接加成到反应物分子上，形成过渡型中间产物，然后再转化成最终产物，臭氧与烯烃类物质的反应就属于此类型。臭氧能与许多有机物或官能团发生反应：如C=C，CC，芳香化合物，碳环化合物，=N-N=S， CN， CSi， OH，SH，NH2，CHO，N=N等。臭氧与有机物的反应是选择性的，而且不能将有机物彻底分解为CO2和H2O，臭氧化产物常常为羧酸类有机物，主要是一元酸，二元酸类有机小分子。臭氧与芳烃

15、类化合物发生反应，生成不稳定的中间产物，这些不稳定的中间产物很快地分解形成儿茶酚、苯酚和羧酸衍生物。苯酚能被臭氧进一步氧化为有机酸和醛。 与有机物的直接反应机理可以分为三类： 打开双键发生加成反应。 由于臭氧具有一种偶极结构，因此可以同有机物的不饱和键发生1，3偶极环加成反应，形成臭氧化的中间产物，并进一步分解形成醛、酮等羰基化合物和水。例如： R1C=CR2 + O3 R1C（-OOH，G）+ R2C=O 式中的G代表OH，OCH3，OC(O)CH3基 亲电反应 亲电反应发生在分子中电子云密度高的点。对于芳香族化合物，当取代基为给电子基团（OH，NH2等）时，它与邻位或对位碳具有高的电子云密

16、度，臭氧化反应发生在这些位置上；当取代基是吸电子基团（如COOH，NO2等）时，臭氧化反应比较弱，反应发生在这类取代基的间位碳原子上，进一步与臭氧反应则形成醌打开芳环，形成带有羰基的脂肪族化合物。 亲核反应 亲核反应只发生在带有吸电子基团的碳原子上。分子臭氧的反应具有极强的选择性，仅限于同不饱和芳香族或脂肪族化合物或某些特殊基团发生反应。2.2 自由基的反应 臭氧在碱性环境等因素作用下，产生活泼的自由基，主要是羟基自由基（OH），与污染物反应。臭氧在催化条件下易于分解形成OH，土壤中天然存在的金属氧化物(a-Fe2O3)，MnO2，和Al2O3通常可以作为这种催化反应的活性位点。因此，臭氧气体

17、能直接或通过在土壤中形成OH迅速氧化土壤中的许多有害污染物，使它们变得易于生物降解或者变成亲水性的无害化合物。进一步的研究发现，臭氧的氧化作用可以增大土壤中的小分子酸的比例和有机质的亲水性，并通过改变土壤颗粒的结构，促进有机污染物从土壤的脱附，从而提高有机物被生物降解的可能性。然而，臭氧的作用也会由于以下因素而受到限制，例如土壤有机质的竞争反应、土壤湿度、渗透性和pH值等。要提高臭氧的氧化速率和效率，必须采取其它措施促进臭氧的分解而产生活泼的羟基自由基。 2. 3过氧化氢及Fenton/氧化技术 过氧化氢溶液中存在微量的杂质，如金属离子(Fe3+， Cu2+)、非金属、金属氧化物等都能催化过氧

18、化氢的均相和非均相分解，Fenton试剂是指在天然或人为添加的亚铁离子（Fe2+），与过氧化氢发生作用，能够产生高反应活性的羟基自由基（OH）的试剂。过氧化氢还可以在其它催化剂（如Fe，UV254等）以及其它氧化剂（O3）的作用下，产生氧化性极强的羟基自由基（OH），使水中有机物得以氧化而降解。 2 反应路径及影响因素 Fenton反应体系中，过氧化氢产生羟基自由基的路径可由下图表示： H2O+ OH Fe(III) HO2 (O2-) H2O2 + H+ Fe(II) O2 ，OH(H+) 总方程式为： Fe2+ + H2O2 Fe3+ + O2 + OH 在水溶液中的主要反应路径是生成具有

19、高度氧化性和反应活性OH羟基自由基；但在过氧化氢过量情况下，还可生成HO2（O2-）等具有还原活性的自由基；另外过氧化氢还可自行分解或直接发生氧化作用，哪种路径占主导取决于环境条件。 Fenton试剂反应需在酸性条件下才能进行，因此对环境条件的要求比较苛刻。下面是影响Fenton反应主要条件： pH值的影响，Fenton试剂是在酸性条件下发生作用的，在中性和碱性的环境中，Fe2+不能催化H2O2 产生OH，因为Fe2+在溶液中的存在形式受制于溶液的pH值的影响。按照经典的Fenton试剂反应理论，pH值升高不仅抑制了OH的产生，而且使溶液中的Fe2+以氢氧化物的形式沉淀而失去催化能力。当pH值

20、低于3时，溶液中的H+浓度过高， Fe3+不能顺利地被还原为Fe2+，催化反应受阻。 H2O2浓度的影响，随着H2O2用量的增加，COD的去除首先增大，而后出现下降。这种现象被理解为在H2O2的浓度较低时，H2O2的浓度增加，产生的OH量增加；当H2O2的浓度过高时，过量的H2O2不但不能通过分解产生更多的自由基，反而在反应一开始就把Fe2+迅速氧化为Fe3+，并且过量的H2O2自身会分解。 催化剂(Fe2+)浓度的影响，Fe2+是催化产生自由基的必要条件，在无Fe2+条件下，H2O2难以分解产生自由基，当Fe2+的浓度过低时，自由基的产生量和产生速度都很小，降解过程受到抑制；当Fe2+过量时

21、，它还原H2O2且自身氧化为Fe3+，消耗药剂的同时增加出水色度。因此，当Fe2+浓度过高时，随着Fe2+的浓度增加，COD去除率不再增加反而有减小的趋势。 反应温度的影响，对于一般的化学反应随反应温度的升高反应物分子平均动能增大，反应速率加快；对于一个复杂的反应体系，温度升高不仅加速主反应的进行，同时加速副反应和相关逆反应的进行，但其量化研究非常困难。反应温度对COD降解率的影响由试验结果可知，当温度低于80时，温度对降解COD有正效应；当温度超过80以后，则不利于COD成分的降解。针对Fenton试剂反应体系，适当的温度激活了自由基，而过高温度就会出现H2O2分解为O2和H2O。 电动力学

22、修复技术（electrodynamics remediation technologies）电迁移指带电离子在土壤溶液中朝向带相反电荷电极向的运动；电渗析流指土壤微孔中的液体(一般带正电）在电场作用下的移动；电泳指土壤中带电胶体粒子的迁移运动相对于稳定液体的运动 。阳极阳极阴极阴极 土壤颗粒土壤颗粒土壤颗粒土壤颗粒土壤颗粒土壤颗粒土壤颗粒土壤颗粒 + 1 原理阳极: 2 H2O - 4e- O2 + 4H+阴极: 2 H2O + 2e- H2 + 2OH-电解反应导致阳极附近的pH呈酸性， 而阴极附近呈碱性。为了控制电极区的pH，可采取下列措施：通过添加酸来消除电极反应产生的OH-；在土柱与阴

23、极池之间使用阳离子交换膜；同样为了防止阳极池中的H+向土柱移动，引起土柱内pH降低，影响其电渗析作用，也可在阳极池与土柱间使用阴离子交换膜；采用钢材料的牺牲电极。使用这种电极时，铁会比水更优先氧化从而减少氢离子的产生； 定期交换两极溶液。 3 联用技术（1）与化学法联用 在修复有机污染物，在处理带中可以加入Fenton试剂，以提高土壤修复效率。该技术应用于美国91号废物控制区TCE污染土壤的修复，成功地使土壤中TCE的平均浓度由84 mgkg-1降低为0.38 mgkg-1。 （2）与PRB的联用 Chew利用把电动力学技术与铁墙技术结合起来，提出了一种去除硝酸盐的新工艺。电极插入土样两端的沙

24、/石墨层。在电场的作用下，NO3-通过电渗和电迁移作用流向阳极，被位于极阳的铁截留并还原。研究表明，动电/ 铁墙工艺可用于修复受NO3-污染的地下水，加入铁粉后， NO3-N 的转化率能提高24 倍，最高可达近90 %(恒压20V)。在恒压10V 时， NO3-去除率约70 % ，产物中NH3 占20 % ，N2 占50 % ，平均电耗约1315kWhm-3 。 （3）与微生物法的联用 单纯的生物修复周期可长达若干年，传统方法多用泵将营养物注入地下以提高微生物的活性和数量，但该方法成本较高，且不适用于密实性土壤。利用电修复技术可以有效地辅助微生物及营养物质在土壤中的输送和扩散，并且有高度定向性

25、，因此可显著节约营养物质的用量以降低成本。 电动力学强化生物修复技术一般有两种应用模式:（1）在土壤中设立生物降解区以去除清洗液中的污染物，（2）利用电场向土壤中扩散营养物质和降解性微生物。（4） 与离子交换联用 适用于从土壤中抽提重金属离子，卤化物以及部分有机污染物。在电极周围通入电解液以抽提自土壤中迁移而来的污染物，经离子交换，去除污染物后，电解液可再次通入地下循环利用。据报道，当离子交换器的污染物入口质量分数为10-500 mgkg-1，流出液的污染物含量可低于1 mgkg-1。该技术的不足在于需要专用的离子交换设备，因而在应用时可能受到一定限制。此外，当污染物含量较低时，修复成本也相应

26、升高。 （5） 电动吸附技术 由美国Isotron公司开发，用于去除土壤中的无机污染物，其特点是利用表面包覆有特殊高分子材料的电极捕捉迁移至电极区的污染物离子。为防止电极反应影响污染物富集能力，包覆电极所用的高分子材料中预先浸滞有酸碱缓冲试剂。此外，高分子包覆层中还可以加入离子交换树脂对污染物进行原位固定。该技术利用复合电极成功结合了污染物的清洗和富集过程，目前已经实现了商业化。可透过反应格栅技术（permeable reactive barrier，PRB）优 点不阻断水流，对环境的影响小省去泵提、挖掘及异地处理的费用因而在经济上和工程应用上均显示出优势在功能丧失后可直接取出处理维护容易作用

27、过程包括沉淀、吸附、氧化、还原、固定、作用过程包括沉淀、吸附、氧化、还原、固定、降解等过程。很多场合，多种过程同时起作用。降解等过程。很多场合，多种过程同时起作用。PRB使用的方法物理的物理的化学的化学的生物的生物的硅酸盐及铝硅酸盐矿物、沸石、煤飞灰、活性炭、黏土、橡胶屑及聚乙烯高分子材料等零价铁颗粒、磷灰石、碳酸钙等零价铁颗粒、磷灰石、碳酸钙等堆肥材料、泥炭、活性污泥、锯堆肥材料、泥炭、活性污泥、锯木屑等，主要提供细菌活动的有木屑等，主要提供细菌活动的有机碳机碳1 生物方法*反硝化作用修复硝酸盐污染，在不同条件下，硝酸盐还原主要产物不同。在厌氧条件下，从热力学角度上，保证NO3-生成N2*硫

28、酸还原细菌修复硫酸盐污染，将硫酸盐还原为二价硫，与铁或其它重金属形成沉淀，可以达到同时去除重金属离子和硫酸盐的目的。2CH2O + SO42- + 2H+ H2S + 2CO2 + H2OMe2+ + H2S MeS + 2H+物理-生物复合方法：泥炭和矿渣，同时通入空气，促进微 生物作用，修复石油污染地下水。2 物理方法T F Guerin， et al。，。， Water Res。，。， 2002， 36， 15-24 零价铁（Fe0）技术占整个PRB技术70 还原降解 零价铁（Fe0） 还原沉淀（沉积） 去除水中污染物 吸附 的机理 共沉淀 表面络合等3 化学方法零价铁技术可还原有机污染

29、物的去除 如氯取代、硝基取代化合物、偶氮染料等D Schafer， et al。， J Contam Hydro， 2003， 65， 183-202零 价 铁二 价 铁氢 气（2 2）重金属的去除）重金属的去除还原沉淀 应用于Cr、U、和Tc的去除，有较多实际应用的工程实例。 以Cr为例，Fe0 + CrO4 2- + 4 H2O （Fex，Cr（1x）（OH）3 5 OH S J Morrison， et al。， J Contam Hydrol， 2002， 56， 99-116(b) 吸附和共沉淀Fe(II) 和 Fe（III）混合（氢）氧化物的阳离子形成片层结构，阴离子在内部，主要有

30、Cl、 CO32、SO42 ,形成Fe6（OH）12SO4 nH2O， 及Fe6（OH）12CO3 nH2O其它沉淀，如针铁矿、赤铁矿、纤铁矿等，还可进一步与地下水中的其它成份形成共沉淀，如硅和钙等，等形成文石，方解石、四方硫铁矿等，成为新的吸附或共沉淀活性点位。Fe(II) Fe(II) ， FeFe（IIIIII），）， OOFe(II) Fe(II) ， FeFe（IIIIII），）， OOClCl、 COCO3 32 2、SOSO4 42 2Green RustMn+Mn+Mn+Mn+Mn+Mn+（C）还原沉积Cu 2+ + Fe0 = Fe 2+ + Cu0 HgCuNiCdCu 2

31、+ /Cu=0.337Cu + /Cu=0.521Fe 2 + /Fe= -0。440Cd 2 + /Cd= -0.403Ni2 + /Ni= -0.250Hg22 + /2Hg= 0.7892Hg22 + / Hg22 + = 0. 920（3 ）对无机阴离子的去除硝酸根NO3- + 3Fe0 + 8H+ 3Fe2+ + NH4+ + 2H2ONO2- + 4Fe0 + 10H+ 4Fe2+ + NH4+ + 3H2O硫酸根SO42- + 4Fe0 + 9 H+ 4Fe2+ + HS- + 4H2OSO42- +2CH2O + 2 H+ 2CO2+ H2S+ H2O电动力学与PRB联用技术修

32、复铬污染土壤 随着我国工业化进程的发展，机械、军事、皮革以及其他相关行业对铬的需求不断增多，促使铬化学工业规模逐年扩大。近几年，中国铬盐的消费年增长率一直保持在10以上，高于同期国民经济的增长速度，中国已经成为世界铬盐生产大国。中国铬盐生产普遍采用有钙焙烧的落后工艺技术，每生产1吨产品，会产生2.53吨铬渣。因此，全国每年实际产生约7590万吨含铬的新生有害废渣。常年积累，形成了行业特有污染铬渣山。一般铬渣中含有12的铬酸钙 (致癌物) 和0.51水溶性六价铬(剧毒物)。 如，重庆市民丰农化股份有限公司有着耀眼的光环：铬盐产业亚洲第一、世界第五。但同时也带来地面堆积有近20万吨铬渣，地下还封存

33、了9万多吨铬渣，加上总量超过100万吨被铬渣污染的土壤，共同堆积在长江重要支流嘉陵江边，且位于重庆主城区饮用水源地上游，直接威胁三峡库区水质。原天津同生化工厂是中国最早的铬盐生产企业，倒闭后给政府留下多达17万吨的巨大“铬渣山”，这无疑给政府留下一个沉重的包袱。国家环保总局也于2003年底发布了关于加强含铬危险废物污染防治的通知。多年的铬渣任意堆积，已经造成了严重的土壤和地下水污染。已有报道被铬渣山污染的水体、土壤超出环保标准500多倍甚至更多。被污染的土壤由于其长期性和后滞性，受污染土壤修复依然是急待解决的问题。因此国家环保总局已经将受铬污染的土壤及地下水的修复列为治理铬渣污染的一项重要内容

34、。 铬在土壤及水体中存在形态很复杂，主要以铬（III）、铬（VI）存在。 不同价态铬化学性质和生态毒性相差很大，铬（VI）的毒性较三价铬强得多，为致癌物质，铬（III）的生物毒性及生物可利用性则小很多。目前，治理铬污染土壤的技术有化学固定法、化学还原法、化学清洗法、生物修复法、电动修复法等。大多数方法都是将毒性高的铬（VI）转化为铬（III），并没有将土壤中的铬彻底清除。但是，如前所述，铬的价态和形态可相互转化，铬（III）很有可能重新再转化为铬（VI），使土壤毒性增加。 原天津同生化工厂铬渣山位于天津市西青区 表1 所采集土壤的铬含量（mg/kg）和pH土壤样品山下土河堤土林地土农田土总铬（

35、mg/kg）5.6010493.0427137铬（）（mg/kg） 4.001041.101.3011.3铬（III）（mg/kg） 1.6010491.9425.7125.7pH10.548.718.408.77土壤电动修复装置示意图 染毒1000、3000 mg铬（）/kg的土壤 表2 电动力学修复铬污染土壤始末状况对比 铬铬渣渣山山下下土土 染染毒毒土土 （加加入入 3000 mg 铬铬（）/kg） 初 始 总Cr 5.60104 3100 浓 度 Cr(III) 1.60104 100 （mg/kg） Cr() 4.00 104 3000 总运行时间（h） 325 218 13 (12

36、 h) 24/1011 电解液平均Cr()浓度 阳极室/阴极室(mg/kg) 7000 /900 (0200h) 2000 /100 (0100h) 阳极室温度变化 最高升10 最高升1 电流强度（A） 02.4 0 总铬 1#位 75 80 去除率 2#位 77 96 （%） 3#位 77 96 基本原理：化学清洗法技术特点：利用表面活性剂/共溶剂的增溶和增流作用。运用试剂与土壤中金属的作用，加强金属的溶出，最后从提取液中回收金属。常采用的试剂有各种类型的表面活性剂，EDTA，环糊精等。如利用EDTA去除土壤中的Cu，Ni， Cd，Zn，0.01mol/L的EDTA能去除初始浓度为100-3

37、00mg/kg重金属的80%。利用季胺型表面活性剂对土壤中微量金属阳离子的解吸作用，当表面活性剂的吸附等于或超过土壤阳离子交换量时，表面活性剂能显著促进微量金属阳离子的解吸作用。注意应用毒性低易降解的表面活性剂，避免引起二次污染。第六节 表面活性剂及共溶剂淋洗技术微生物修复需要有以下环境条件： 有充分和稳定的地下水流；有微生物可利用的营养物；有缓冲pH的能力；有使代谢能够进行的电子受体。 工程化生物修复一般采用下列手段来加强修复的速度： 生物刺激（biostimulation）技术，满足土著微生物生长所必需的环境条件，诸如提供电子受体、供体、氧以及营养物等； 生物强化（bioaugmentat

38、ion）技术，需要不断地向污染环境投入外源微生物、酶、其他生长基质或氮、磷无机盐。而对于一些污染物，微生物虽然可以降解他们，但它们却不能利用该污染物作为碳源合成自身生长需要的有机质，因此需要另外的生长基质维持它们的生长，称为共代谢（cometabolism），例如处理五氯酚需加入其他基质维持微生物的生长。目前，治理土壤中重金属污染的途径主要有三种：稀释法，降低土壤中重金属的浓度；改变重金属在土壤中存在的形态，使其固定，降低其在环境中的迁移性和生物可利用性；从土壤中去除重金属。客土法：在被污染的土壤上覆盖上非污染土壤；换土法：部分或全部挖除污染土壤而换上非污染土壤。换土的厚度愈大，降低作物中重金属含量的效果愈明显。须注意以下两点： 主客土的pH要尽量接近，避免由于客土酸性增加，引起污染土壤中重金属的活性增大，一般换土的厚度大于耕作层的厚度。 妥善处理被挖污染土壤，避免引起次生污染。客土法或换土法所需花费的人力和财力巨大，只适用于小面积严重污染土壤的治理。1 客土法、换土法n台湾，2000年初实行土壤及地下水污染整治法，加大了土壤与地下水污染的稽查力度，一旦发现污染，立即采取措施。如若发现农田存在某种污染，立即公告，要求休耕，并给农民休耕补贴。n台湾地区近年连续发生镉米污染