潘棟宇，侯梅芳，劉超男，鄭 琛，劉德洪

(1.廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所，廣東 廣州 510650；2.上海應(yīng)用技術(shù)大學(xué)，上海 201418；3.湖南省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站，湖南 長沙 410019)

多環(huán)芳烴(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，PAHs)是一類含有兩個(gè)或兩個(gè)以上苯環(huán)的碳?xì)浠衔?，具有致癌、致畸、致突變性[1-3]，其主要來源于生物質(zhì)燃料和化石燃料的不完全燃燒[4-5]。PAHs多為非極性化合物，具有很高的穩(wěn)定性，且熔點(diǎn)高、蒸汽壓和水溶性低，難于被降解[6]。PAHs的疏水性使其易吸附于固體顆粒和水體沉積物中，能夠長期存在于自然環(huán)境中[7]。另外，PAHs能在動(dòng)植物體內(nèi)積累，并可通過大氣進(jìn)行遠(yuǎn)距離遷移[8]。人和動(dòng)物長期暴露在含PAHs的環(huán)境中，生命健康將會(huì)受到嚴(yán)重威脅，美國環(huán)境保護(hù)署和歐盟已將PAHs列入優(yōu)先控制污染物[9-10]。由于工業(yè)化的快速發(fā)展，煤和石油資源大量被開采和使用，導(dǎo)致全球范圍內(nèi)環(huán)境中的PAHs濃度不斷升高，我國環(huán)境中PAHs的污染狀況也日益嚴(yán)峻。2003年，我國環(huán)境中PAHs的總排放量約為25 300 t，其中生物質(zhì)燃料排放占60%，家庭燃煤排放占20%，焦化工業(yè)類排放占16%[11]。2007年，我國家庭燃煤排放量仍高于4 000 t[12]。長期大量排放的PAHs在干沉降和濕沉降的作用下富集在土壤中，導(dǎo)致土壤中PAHs濃度不斷上升，如南京某冶煉企業(yè)周邊農(nóng)田土壤中PAHs的濃度高達(dá)31.08 mg/kg[13]，因此急需尋求有效的方法對(duì)其進(jìn)行治理。鑒于此，本文對(duì)PAHs污染土壤的化學(xué)修復(fù)技術(shù)的研究進(jìn)展進(jìn)行了綜述。

1 PAHs污染土壤常用的修復(fù)技術(shù)

目前常用的PAHs污染土壤修復(fù)技術(shù)有物理修復(fù)技術(shù)、生物修復(fù)技術(shù)和化學(xué)修復(fù)技術(shù)。其中，物理修復(fù)技術(shù)主要是采用各種不同的物理手段將土壤中各種有機(jī)物去除或分離，如蒸汽抽提技術(shù)、超臨界萃取技術(shù)、熱脫附技術(shù)等，此類修復(fù)技術(shù)成本較高，而且只是將污染物進(jìn)行了相轉(zhuǎn)移，并未真正地從環(huán)境中消除該類污染物；生物修復(fù)技術(shù)又分為植物修復(fù)技術(shù)和微生物修復(fù)技術(shù)，植物修復(fù)技術(shù)主要利用植物及其根部對(duì)土壤中的污染物進(jìn)行轉(zhuǎn)移、降解，包括吸收和代謝、揮發(fā)和吸附、根際分泌物降解等[14],而微生物修復(fù)技術(shù)是指在適宜的環(huán)境條件下，利用經(jīng)過培養(yǎng)馴化的土著微生物或引入具有特定降解效果的外源性微生物將土壤中有毒物質(zhì)降解成低毒或無毒物質(zhì)的生物修復(fù)技術(shù)[15]，此類修復(fù)技術(shù)雖然成本低，但易受土壤土質(zhì)以及環(huán)境等因素的影響，有時(shí)降解產(chǎn)物的毒性比原污染物毒性更高；化學(xué)修復(fù)技術(shù)是指利用一些化學(xué)物質(zhì)的氧化、還原和催化等性能將土壤中污染物質(zhì)轉(zhuǎn)化或降解為低毒或無毒物質(zhì)，此類修復(fù)技術(shù)無論是在有機(jī)物還是無機(jī)物污染修復(fù)方面都已有廣泛的應(yīng)用。

2 PAHs污染土壤的化學(xué)修復(fù)技術(shù)

目前PAHs污染土壤的化學(xué)修復(fù)技術(shù)主要有化學(xué)氧化法、光催化氧化法、電化學(xué)修復(fù)法、聲化學(xué)修復(fù)法和機(jī)械化學(xué)法等，本文總結(jié)了近年來這些方法在降解土壤中PAHs方面的研究進(jìn)展。

2. 1 化學(xué)氧化法

化學(xué)氧化法主要是利用氧化劑的氧化性或者其分解產(chǎn)生的自由基的強(qiáng)氧化性，破壞有機(jī)污染物的分子結(jié)構(gòu)，使高毒性污染物轉(zhuǎn)變?yōu)榈投净驘o毒物質(zhì)，該類方法具有污染物降解速度快、降解徹底等優(yōu)點(diǎn)。目前常見的化學(xué)氧化法有Fenton法、類Fenton法、H2O2氧化法、O3氧化法、高錳酸鹽氧化法和過硫酸鹽氧化法等。

2.1.1 Fenton法

在19世紀(jì)90年代，法國科學(xué)家Fenton[16]發(fā)現(xiàn)Fe2+和H2O2共存的酸性水溶液可以有效氧化酒石酸，后人為紀(jì)念這一發(fā)現(xiàn)，將Fe2+/H2O2命名為Fenton試劑，由Fenton試劑參與的反應(yīng)稱為Fenton反應(yīng)。在Fe2+/H2O2體系中，H2O2在Fe2+的催化作用下被分解，并產(chǎn)生羥基自由基(·OH)[17]：

Fe2++H2O2→·OH+OH-+Fe3+

(1)

而·OH具有強(qiáng)氧化能力和親電子能力，可以將有機(jī)物分子氧化成CO2和H2O等無機(jī)小分子化合物。眾多研究表明，F(xiàn)enton法在降解有機(jī)污染物方面具有很好的效果[18-19]。對(duì)于PAHs污染土壤的修復(fù)，F(xiàn)enton法也表現(xiàn)出較為突出的降解效果。如Bavel[20]的研究發(fā)現(xiàn)，利用Fenton法在343K、pH值為3的條件下處理PAHs濃度范圍為140～9 300 mg/kg的污染土壤，其去除率為40%～86%。

Fenton法在實(shí)際應(yīng)用中具有氧化反應(yīng)速率快、設(shè)備簡單、操作方便、效率高等優(yōu)點(diǎn)，但同時(shí)也存在一定的缺陷，如H2O2消耗量大且難以充分利用，在pH值為2.0～6.0的酸性條件下才具有明顯的活性等。

2.1.2 類Fenton法

類Fenton法是指利用含鐵的針鐵礦、磁鐵礦等無機(jī)/有機(jī)材料或者Fe3+的鹽溶液等代替Fenton試劑中所使用的Fe2+來分解H2O2，產(chǎn)生·OH。隨著研究的深入，后人在傳統(tǒng)的Fenton法的基礎(chǔ)上應(yīng)用光、電、微波等輔助手段促使Fenton反應(yīng)，由此衍生出光-Fenton法、電-Fenton法、微波-Fenton法等類Fenton法。類Fenton法與傳統(tǒng)Fenton法相比，具有更高的污染物降解效率。如Baldrian等[21]采用金屬螯合物與H2O2組成的類Fenton反應(yīng)體系降解PAHs，試驗(yàn)結(jié)果表明該體系不僅能有效去除PAHs，而且還具有循環(huán)催化效果以及更廣的pH值適應(yīng)范圍；Iglesias等[22]采用電-Fenton法處理海洋底泥中的菲，并加入表面活性劑吐溫80，經(jīng)1 d反應(yīng)后，菲的降解率達(dá)到了92%。

類Fenton法與傳統(tǒng)Fenton法相比，前者拓寬了活化H2O2反應(yīng)的pH值范圍，因而具有更好的應(yīng)用前景，但由于類Fenton法仍以H2O2作為氧化劑，因此H2O2消耗量大的問題依然存在。

2.1.3 H2O2氧化法

H2O2是一種強(qiáng)氧化劑，通常用作漂白劑和消毒劑，其與有機(jī)污染物反應(yīng)后的產(chǎn)物為H2O和O2，不會(huì)引起二次污染，是一種“綠色”的高效氧化劑，自身分解產(chǎn)生的·OH具有非選擇性強(qiáng)氧化性，能與大多數(shù)有機(jī)污染物進(jìn)行反應(yīng)，已被廣泛應(yīng)用于環(huán)境領(lǐng)域[23]，但H2O2的穩(wěn)定性差，易分解成H2O和O2：

2H2O2→2H2O+O2

(2)

從而影響了H2O2對(duì)環(huán)境中有機(jī)污染物的去除效果，因此在選擇H2O2作氧化劑時(shí)，可以通過添加催化劑或采用紫外線照射、超聲等手段加速H2O2分解，以提高·OH的產(chǎn)率，來強(qiáng)化H2O2的修復(fù)效果。如Gabriel等[24]以Cu2+作為催化劑組成Cu2+/H2O2體系來降解芘、菲和熒蒽，結(jié)果發(fā)現(xiàn)經(jīng)Cu2+/H2O2體系處理后，芘、菲和熒蒽的降解率均超過了80%。

H2O2氧化法對(duì)土壤酸堿度和土壤類型要求較低，能適用于大多數(shù)PAHs污染土壤的修復(fù)。但由于H2O2可與多種金屬(如Mn、Pb、Au、Fe)化合物發(fā)生催化氧化反應(yīng)，且在光照條件下或貯存在表面粗糙的容器(具有催化活性)都會(huì)引起H2O2分解，因此在實(shí)際應(yīng)用過程中，H2O2溶液的安全存放和預(yù)防H2O2分解是非常重要的問題。

2.1.4 O3氧化法

臭氧(O3)在水中的氧化還原電位為2.07 V，具具有極強(qiáng)的氧化能力，常用作消毒劑。O3因其強(qiáng)氧化能力而在去除無機(jī)污染物和有機(jī)污染物方面均有良好的效果[25]，尤其對(duì)低揮發(fā)性和不揮發(fā)性有機(jī)污染物的處理更是表現(xiàn)出巨大的潛力。O3在水相氧化污染物的過程中會(huì)發(fā)生鏈?zhǔn)阶苑纸夥磻?yīng)，并產(chǎn)生·OH，該反應(yīng)速率受pH值影響，即pH值越高，自分解速率越快[26]。因此，O3不但可以利用自身的強(qiáng)氧化性來直接對(duì)污染物進(jìn)行氧化，還能通過其分解產(chǎn)生的·OH來間接氧化污染物：

污染物+O3→產(chǎn)物

(3)

污染物+·OH→產(chǎn)物

(4)

如O’mahony等[27]采用O3處理不同類型的含菲土壤，結(jié)果表明在相同的條件下各類土壤中菲的去除率都達(dá)到了50%以上，而砂質(zhì)土壤中菲的去除率更是高達(dá)85%，其原因在于砂質(zhì)土壤中含有更多的空隙可供O3流動(dòng)和傳遞；Yu等[28]研究發(fā)現(xiàn)，O3能高效去除土壤中C12～C24范圍內(nèi)的無揮發(fā)性柴油有機(jī)物(Diesel Range Organics,DRO)，當(dāng)DRO濃度為1 485 mg/kg的土壤經(jīng)(119±6) mg/L的O3在流速為50 mL/min的條件下處理14 h，DRO的去除率達(dá)到了94%。

除了以單一的O3氧化去除污染物外，還可以結(jié)合超聲和紫外線照射等物理手段，來獲得更加突出的污染物去除效果。如Garoma等[29]采用O3/UV技術(shù)對(duì)地下水中汽油成分(BTEX、MTBE和TBA)進(jìn)行處理，結(jié)果表明地下水中99%以上的汽油成分得到了有效去除。

O3本身具有很高的氧化電位，對(duì)難降解有機(jī)物的降解能力較強(qiáng)，但在土壤修復(fù)過程中由于需要以土壤中的空隙作為O3流動(dòng)和傳遞的途徑，才能與污染物充分接觸反應(yīng)，因此在實(shí)際應(yīng)用過程中O3氧化法在砂質(zhì)類污染土壤修復(fù)中會(huì)表現(xiàn)出更明顯的修復(fù)效果。但O3對(duì)各種金屬和非金屬具有較強(qiáng)的腐蝕性，故在實(shí)際應(yīng)用過程中對(duì)設(shè)備的耐蝕性要求較高。

2.1.5 高錳酸鹽氧化法

高錳酸鹽氧化法具有操作簡單、適用范圍廣、修復(fù)效率高等優(yōu)點(diǎn)，而高錳酸鹽在酸性條件下的強(qiáng)氧化性使得其在酸性類PAHs污染土壤的修復(fù)中具有潛在的優(yōu)勢(shì)。但在應(yīng)用高錳酸鹽進(jìn)行土壤修復(fù)時(shí)，須確定最佳高錳酸鹽的投加量，若投加過量，則可能導(dǎo)致土壤板結(jié)，而且還會(huì)增加土壤中Mn的含量，進(jìn)而可能對(duì)地下水造成污染。因此，從安全的角度考慮，應(yīng)用高錳酸鹽氧化法進(jìn)行土壤修復(fù)時(shí)，需要通過試驗(yàn)確定高錳酸鹽的最佳投加量。

2.1.6 過硫酸鹽氧化法

(5)

(6)

2.1.7 其他化學(xué)氧化法

除了以上所列的化學(xué)氧化法外，還可將高鐵酸鹽、ClO2、次氯酸鹽等氧化劑應(yīng)用于PAHs污染的水土修復(fù)中。如Tan等[36]采用K2FeO4降解pH值為9.5的水溶液中的菲，經(jīng)氙燈照射反應(yīng)60 min后，菲的去除率為65.5%；Liu等[37]采用ClO2降解水中的蒽、芘和苯并[a]蒽，結(jié)果顯示三者的去除率可高達(dá)99.0%、67.5%和89.5%;Nakamura等[38]采用NaClO降解PAHs，當(dāng)水環(huán)境pH值為5時(shí)，硅膠中的芘、芴和熒蒽的回收率分別為0%、0%和5%,雖然PAHs的回收率低，但大多數(shù)PAHs并未被礦化，只是轉(zhuǎn)化成了Cl取代物(Clx-PAHs)，因此采用次氯酸鹽處理PAHs存在一定的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

2. 2 光催化氧化法

光催化氧化法是利用光輻射在光催化劑表面產(chǎn)生的活性自由基來降解有機(jī)污染物的環(huán)境污染修復(fù)技術(shù)，具有氧化性強(qiáng)、凈化徹底和“綠色”環(huán)保等優(yōu)點(diǎn)。目前常用的光催化劑有TiO2、ZnO、α-Fe2O3、ZnS和CdS等。此外，人們?yōu)榱俗非蟾玫墓獯呋Ч?，通過摻雜過渡金屬[39]或貴金屬[40]、采用染料光敏化作用[41]、光催化材料復(fù)合[42]等手段來提高光催化劑的氧化性能。如Kohtani等[43]采用Ag負(fù)載BiVO4對(duì)PAHs進(jìn)行光催化降解試驗(yàn)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)Ag-BiVO4對(duì)蒽的光催化降解速率高于BiVO4，苯并[a]蒽經(jīng)Ag-BiVO4光催化8 h后，其去除率達(dá)75%；Kou等[44]采用Pt負(fù)載TaON對(duì)PAHs進(jìn)行光催化降解試驗(yàn)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)Pt-TaON對(duì)菲、蒽、苊、苯并[a]蒽和芘的光催化降解速率比TaON高出10倍，其中菲、苯并[a]蒽、苊和蒽經(jīng)Pt-TaON光催化2 h、3 h、4 h、6 h后均被完全氧化。

此外，Kohtani等[43]、Kou等[44]和Jia等[45]對(duì)PAHs的光催化降解機(jī)理進(jìn)行了研究和分析，結(jié)果表明水相中光催化劑經(jīng)光照后產(chǎn)生的·OH會(huì)與PAHs反應(yīng)生成羥基取代物 (OH)x-PAHs，羥基取代物在脫氫作用下形成醌類物質(zhì)(如蒽醌和菲醌)，隨后進(jìn)一步發(fā)生開鏈、加氫和脫水等反應(yīng)而被分解和凈化。圖1表示了光催化降解蒽的一般途徑。

圖1 光催化降解蒽的一般途徑Fig.1 General degradation pathway of phenanthrene by photocatalysis

光催化氧化法具有反應(yīng)條件溫和、氧化能力強(qiáng)、綠色無污染等優(yōu)點(diǎn)，但由于紫外光的吸收范圍較窄，光能利用率較低，且土壤對(duì)光的通透性差，其光催化效果受到一定的影響，因此在實(shí)際的土壤修復(fù)中，該法往往耗能較大，其修復(fù)效果不理想。

2. 3 電化學(xué)修復(fù)法

利用電化學(xué)對(duì)土壤進(jìn)行修復(fù)一般都是以電動(dòng)提取為主，其機(jī)理為電極與土壤中的水發(fā)生電解反應(yīng)：

正極：2H2O→O2+4H++4e-

(7)

負(fù)極：4H2O+4e-→2H2+4OH-

(8)

正極析出O2、產(chǎn)生H+使環(huán)境酸化，負(fù)極析出H2、產(chǎn)生OH-使環(huán)境堿化，水相中的陰、陽離子在電場(chǎng)作用下遷移到相反的帶電電極形成電遷移，水本身也會(huì)進(jìn)行遷移形成電滲析作用，土壤中的污染物在電遷移和(或)電滲析作用下遷移到電極室而被收集去除[46]。

由于PAHs具有疏水性，解吸速率慢，傳統(tǒng)的電動(dòng)修復(fù)難以實(shí)現(xiàn)對(duì)PAHs污染土壤的修復(fù)，因此可通過添加共溶劑、表面活性劑和環(huán)糊精來提高PAHs的解吸率。表面活性劑雖然可以提高PAHs的解吸率，但隨著其濃度的增加會(huì)降低電滲析流速，進(jìn)而影響PAHs的修復(fù)效果[47]，一般可采用控制pH值和投加電解質(zhì)的方法來提高電滲析速率，從而提高PAHs的修復(fù)效果[48]。如Alcántara等[47]研究了電動(dòng)修復(fù)菲污染土壤，采用40%乙醇和0.1 mol/L Na2SO4作沖洗液，土壤中菲的去除率可超過95%；Hahladakis等[49]研究發(fā)現(xiàn)，新型非離子表面活性劑Poloxamer 407和Nonidet P40對(duì)電動(dòng)修復(fù)PAHs污染土壤有明顯的促進(jìn)作用，兩者參與的電動(dòng)修復(fù)對(duì)PAHs的去除率分別達(dá)到了43%和48%，其中芴的去除率分別達(dá)到了84%和92%。

電化學(xué)修復(fù)法是使用最潔凈的“電子”為反應(yīng)試劑，不會(huì)引起二次污染，同時(shí)該方法具有安全、操作簡便和易控制等優(yōu)點(diǎn)。但電化學(xué)修復(fù)法存在如下問題：①能耗高、電流效率低、運(yùn)行費(fèi)用大等；②受土壤理化性質(zhì)影響大，包括土壤吸附、離子交換、緩沖能力等；③電極表面由于反應(yīng)物及反應(yīng)中間產(chǎn)物的吸附，導(dǎo)致電極易失活，降低了電極的分解效率，同時(shí)也縮短了電極的使用壽命。這些問題都嚴(yán)重地限制了電化學(xué)修復(fù)法的發(fā)展與應(yīng)用。

2. 4 聲化學(xué)修復(fù)法

聲化學(xué)是指利用超聲波輻射提高化學(xué)反應(yīng)效率和產(chǎn)率的一門新型交叉學(xué)科，其在環(huán)境污染修復(fù)中的應(yīng)用被稱之為聲化學(xué)修復(fù)技術(shù)。目前對(duì)于聲化學(xué)修復(fù)機(jī)理的解釋存在4種不同的理論：熱點(diǎn)理論、電學(xué)理論、等離子體放電理論和超臨界理論，但在科學(xué)研究中大多采用熱點(diǎn)理論[50]。熱點(diǎn)理論認(rèn)為：超聲波輻射液體時(shí)，液體中溶劑受到絕熱壓縮和稀釋，在聲波稀釋區(qū)，由于壓力降低，會(huì)產(chǎn)生微泡，微泡不斷吸收周圍液體蒸氣或氣體而膨脹變大；在聲波壓縮區(qū)，微泡很快破裂、崩潰，并在崩潰瞬間會(huì)產(chǎn)生極其短暫的局部強(qiáng)壓力脈沖和高溫，其壓力高達(dá)1 000 atm(1 atm=101 325 Pa)，溫度達(dá)5 000 K[51-52]；在空化效應(yīng)下形成的高溫高壓環(huán)境，可使水分子裂解成具有高活性的自由基·OH和·H[53-54]：

H2O →·OH +·H

(9)

這些自由基能夠驅(qū)動(dòng)很多氧化還原反應(yīng)，可與無機(jī)物和有機(jī)物進(jìn)行快速反應(yīng)[55]。

在環(huán)境領(lǐng)域，聲化學(xué)降解污染物可分為·OH氧化和熱解兩種途徑，其中疏水性和揮發(fā)性物質(zhì)在氣液相交界面和微泡里面被·OH氧化和熱解，而親水性和無揮發(fā)性物質(zhì)則聚集在液相被·OH氧化[50]。由于PAHs具有疏水性和半揮發(fā)性，因而可認(rèn)為在聲化學(xué)降解PAHs時(shí)部分PAHs會(huì)通過熱解被去除[56]。如Psillakis等[57]研究發(fā)現(xiàn)，聲化學(xué)降解PAHs的效率會(huì)隨著超聲波能量和頻率的增強(qiáng)、溫度的升高以及反應(yīng)時(shí)間的延長而提高。

盡管單獨(dú)使用超聲波降解污染物具有設(shè)備簡單、操作容易、適用范圍廣等優(yōu)點(diǎn)，但從能量角度來看，該方法并不經(jīng)濟(jì)，存在能耗大、費(fèi)用高、降解不徹底等問題。

在土壤修復(fù)過程中，單一的聲波能量對(duì)PAHs的去除仍以解吸為主，為了實(shí)現(xiàn)PAHs的真正降解，可加入強(qiáng)氧化性物質(zhì)或者與其他修復(fù)技術(shù)聯(lián)用，以產(chǎn)生高濃度的·OH來對(duì)PAHs進(jìn)行氧化。

2. 5 機(jī)械化學(xué)法

機(jī)械化學(xué)法降解有機(jī)污染物是利用機(jī)械力引發(fā)化學(xué)降解反應(yīng)，使有機(jī)污染物得以去除的污染修復(fù)技術(shù)，可用于持久性有機(jī)污染物的降解。如Joseph-ezra等[58]對(duì)含PAHs的磁鐵礦、水鈉錳礦、Na-蒙脫石和Cu-蒙脫石進(jìn)行研磨并設(shè)置無研磨對(duì)照組，試驗(yàn)結(jié)果表明：研磨組和對(duì)照組水鈉錳礦和Na-蒙脫石中的芘均沒有變化，磁鐵礦中的芘去除率為50%，Cu-蒙脫石中的芘經(jīng)研磨5 min后的去除率與對(duì)照組相同(約25%)；經(jīng)過更長時(shí)間的研磨(24 h)，研磨組Cu-蒙脫石中的芘沒有取得進(jìn)一步的去除效果，而對(duì)照組中芘的去除率達(dá)到40%；由此得出研磨對(duì)磁鐵礦中的芘有去除效果，對(duì)Cu-蒙脫石中的芘的去除有抑制作用。

雖然目前機(jī)械化學(xué)法降解土壤中PAHs已經(jīng)取得了一些成果，但是其降解機(jī)制尚不明確，由于只對(duì)土壤中極少數(shù)的PAHs進(jìn)行了降解試驗(yàn)研究，其結(jié)論是否具有普遍性還有待進(jìn)一步驗(yàn)證。

3 土壤環(huán)境因素對(duì)PAHs污染土壤化學(xué)修復(fù)效果的影響

以上諸多化學(xué)修復(fù)技術(shù)對(duì)土壤中PAHs的去除效果不僅與技術(shù)本身有關(guān)，還受土壤環(huán)境中各種因素的影響，如土壤的酸堿度、濕度、溫度、有機(jī)質(zhì)含量等。

對(duì)于化學(xué)氧化法中Fenton試劑、過硫酸鹽和高錳酸鹽氧化劑，土壤的酸堿度對(duì)它們的修復(fù)效果有著重要的影響，與中性或堿性環(huán)境相比，三者在土壤酸性環(huán)境下對(duì)PAHs會(huì)表現(xiàn)出更好的降解效果。

土壤的濕度會(huì)影響PAHs的解吸率和土壤的孔隙率。一方面，適當(dāng)增加土壤的含水率有利于PAHs的解吸，提高PAHs與氧化劑之間的接觸幾率，促進(jìn)PAHs的降解；另一方面，土壤含水率的增加會(huì)降低土壤的孔隙率，阻礙氣體氧化劑(如O3)在土壤中的傳遞，減少氣體氧化劑與PAHs的接觸機(jī)會(huì)，從而影響修復(fù)效果。

土壤環(huán)境溫度的高低對(duì)PAHs的解吸和氧化劑活性均會(huì)產(chǎn)生一定的影響，溫度的升高會(huì)加快PAHs的解吸，提高氧化劑的活性，有利于PAHs的降解。

土壤中的有機(jī)質(zhì)和污染物均能與氧化活性物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)，因而兩者之間會(huì)形成競(jìng)爭(zhēng)性關(guān)系。土壤有機(jī)質(zhì)含量越高，氧化活性物質(zhì)的消耗越多，污染物的降解效率也就越低。

4 研究展望

國內(nèi)對(duì)PAHs污染土壤的化學(xué)修復(fù)技術(shù)研究起步較晚，很多技術(shù)都還處于初始研究階段，因而發(fā)展化學(xué)修復(fù)技術(shù)在實(shí)際土壤修復(fù)中的應(yīng)用具有重大的意義?；瘜W(xué)氧化法具有便捷、降解效率高的特點(diǎn)，但在實(shí)際修復(fù)中氧化劑投加量大；光催化氧化法可以利用太陽能進(jìn)行土壤修復(fù)，但在原位修復(fù)中卻無法對(duì)深層土壤進(jìn)行修復(fù)；電化學(xué)修復(fù)法和聲化學(xué)修復(fù)法屬“綠色”修復(fù)技術(shù)，二次污染風(fēng)險(xiǎn)小，但能源消耗大；機(jī)械化學(xué)法已進(jìn)入研究階段，但技術(shù)尚不成熟。

目前PAHs污染土壤的化學(xué)修復(fù)技術(shù)在以下幾個(gè)方面還需要深入研究：①研究各種化學(xué)修復(fù)技術(shù)對(duì)土壤中各種PAHs的降解機(jī)理；②采用兩種或者多種化學(xué)修復(fù)技術(shù)聯(lián)用來處理土壤中目標(biāo)污染物；③研發(fā)成本低、效率高的氧化劑、催化劑；④設(shè)計(jì)高級(jí)修復(fù)設(shè)備和工藝，提高修復(fù)效果，并降低修復(fù)成本。相信隨著科學(xué)研究的不斷深入和創(chuàng)新以及實(shí)際應(yīng)用技術(shù)的改進(jìn)，化學(xué)修復(fù)技術(shù)將會(huì)在PAHs污染土壤的修復(fù)中發(fā)揮越來越重要的作用。

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