重金属污染土壤处理大全11篇

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土壤重金傥廴炯次人类在生产生活等社会活动中使得重金属进入土壤的行为，使得土壤中的重金属含量超标，进而导致危害生态环境。一般土壤重金属污染中重金属的种类主要有砷、锰、铬、铜、镉等，通常为多种重金属的复合污染情况。一旦土壤出现了重金属污染情况则会严重影响农作物的生长与收获，导致农作物产量减少、质量下降，严重者会危害人类健康。另外，土壤重金属还会对大气环境、水资源造成污染，影响范围十分广泛。因此，土壤重金属污染已经成为了世界各国重视的重大环保课题。

土壤重金属的来源包括以下几个方面：第一，在矿产开发过程中和冶炼过程中，由于矿区没有安设完善的环保治理装置，大量冶炼矿产废物直接抛弃户外，从而导致土壤出现重金属污染；第二，化肥农药的过度使用导致土壤出现重金属污染，重金属含量较多的磷肥、农药会导致土壤胶质结构改变，营养成分降低；第三，农作物肥料添加剂中含有大量的铜、锌，金属元素会伴随着肥料一同进入土壤，从而导致土壤出现重金属污染。

二、土壤重金属污染的修复技术

（一）生物修复技术

常见的生物修复技术有植物修复技术、动物修复技术等。植物修复技术主要是针对土壤重金属污染进行植物降解处理、植物挥发处理等，不同的处理方式拥有不同的处理机制。其中，植物降解主要是让重金属进入植物内部，通过植物生长机体演化过程转变重金属离子形态，从而降低其危害性。植物根系钝化是植物根系中的有机酸、多肽等物质与重金属离子融合，从而缓解重金属的移动性，降低重金属通过地下水或空气对土壤造成进一步污染的分析。并且，植物中富有的金属硫蛋白含有半胱氦酸，其能够与重金属结合形成无毒的络合物质，以改变重金属的离子形态。动物修复技术即为利用土壤动物经过吸收、分解等形式来转变土壤理化性质，丰富土壤肥力，使得植物与微生物在土壤中的生长，进而产生修复土壤重金属污染的作用。动物修复技术通常都是将土壤动物包括线虫、虹蝴饲养在受到重金属污染的土壤当中。

（二）化学修复技术

常见的化学修复技术有电力修复技术、土壤淋洗技术等。电力修复技术，其原理即为在土壤中插入电极，给土壤通电，从而使得土壤中存在的重金属物质能够在电力的作用下形成氧化还原反应，并且在迁移的作用下达到电极的阴极，进而实现去除土壤污染物的目的。电动修复技术在去除土壤重金属污染的过程中拥有能源消耗低、后续处理便捷、不会导致二次污染等优势，但是该技术仅仅适合在面积较小的土壤污染区域中应用，对于大面积的被污染土壤在技术可行性上仍然有待提升。土壤淋洗技术就是通过使用淋洗药剂来去除土壤中的重金属物质。此技术适用于大面积、污染程度严重的土壤，特别是在土质为轻质土与砂质土的土壤处理中效果更优。

（三）物理修复技术

常见的物理修复技术有改土技术、玻璃化技术等。改土技术包括客土、深耕翻土等方式。通常来说，土壤重金属污染一般都附着在土壤表层，而客土法则是将大量干净无污染的土壤与被污染的土壤相混合，以尽量降低土壤污染物的浓度，并且减少重金属污染物与土壤植物根系的直接接触，从而实现降低土壤重金属对植物的损伤。深耕翻土法则是将土壤进行深耕翻覆，让位于土壤表面的重金属能够在土壤中扩散，从而综合降低土壤中重金属的整体浓度。虽然改土技术是一种有效的土壤重金属污染修复技术，但是在实施过程中需要投入较大的人力物力，经济效益不佳，无法从本质上去除重金属，是一种非理想的修复技术。玻璃化技术，即为把重金属污染的土壤放置在高温下进行玻璃化处理，在完成处理温度下降冷却后变成坚硬的玻璃体物质，土壤中的重金属完成固定处理，将其从土壤中清除即可。经过玻璃化处理技术后，土壤中的重金属物质将会始终处于稳定状态，重金属将会被永久固定。

篇（2）

关键词:土壤污染、生物修复、研究进展

前言

土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高,生态环境保护日趋受到重视,国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题,已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低,只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好,生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小,无二次污染,最终产物CO2、H2O和脂肪酸对人体无害，可以就地处理,避免了集输过程的二次污染,节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。

1.污染土壤生物修复的基本原理和特点

土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株,甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中,将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质,使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢,难于实际应用,因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，降解过程可以通过改变土壤理化条件(温度、湿度、pH值、通气及营养添加等)来完成,也可接种经特殊驯化与构建的工程微生物提高降解速率。

2.污染土壤生物修复技术的种类

目前,微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。

2.1 原位修复技术：

原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等,主要用于被有机污染物污染的土壤修复。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌,同时投加微生物生长所需的营养物质,通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物,过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体,以满足土壤微生物代谢,将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上几眼深井,安装鼓风机和抽真空机,将空气强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时,加入一定量的氨气,可为土壤中的降解菌提供所需要的氮源,提高微生物的活性,增加去除效率。

2.2 异位修复技术：

异位修复处理污染土壤时,需要对污染的土壤进行大范围的扰动,主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子,再铺上15-30cm厚的污染土壤,加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动充氧,以满足土壤微生物对氧的需要,处理过程中流出的渗滤液,即时回灌于土层,以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器,加水混合成泥浆,调节适宣的pH值,同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,底部鼓入空气充氧,满足微生物所需氧气的同时,使微生物与污染物充分接触,加速污染物的降解,降解完成后,过滤脱水这种方法处理效果好、速度快,但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理,但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合,向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥,加入石灰调节pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化,是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率,关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此,寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。

3.影响污染土壤生物修复的主要因子

3.1 污染物的性质：

重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。

3.2 环境因子：

了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。

3.3 生物体本身：

微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，

植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此,在选择修复技术时,应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。

4.发展中存在的问题：

篇（3）

中图分类号：X53文献标识号：A文章编号：1001-4942（2015）05-0136-05

Application Research Progress of Biodegradable Aminopolycar-Boxylate

Chelating Agents on Soil Remediation Contaminated by Heavy Metal

Liu Yiyun1， Cui Shuang1*， Zhang Qianru2， Zhao Yanfeng1， Ma Yan3， Bai Mingsong4

（1. College of Chemistry， Chemical Engineering and Environmental Engineering， Liaoning Shihua University， Fushun 113001， China；

2. Key Laboratory of Pollution Ecology and Environment Engineering， Institute of Applied Ecology， Chinese Academy of Sciences，

Shenyang 110016， China； 3.Xinbin Manchu Autonomous County Bureau of Culture， Broadcast， Television and Sports， Xinbin 113200， China；

4. North Sewage Treatment Plant， Guodian Northeast Environmental Protection Industry Group Co.，Ltd.， Shenyang 113000， China）

AbstractThe application of chelating agents on remedying the soils contaminated by heavy metals is unsafe because non-biodegradable ones can cause secondary pollution to surface water and groundwater. The strict environmental regulations promote the global enterprises to produce safer biodegradable chelating agents to replace the widely used non-biodegradable once such as EDTA and DTPA. In this paper， some new biodegradable chelators， such as GLDA， IDSA， AES， EDDS and NTA were introduced， and their application effects and the main achievements on remedying the soils contaminated by different heavy metals were summarized； at last， the research directions in future were prospected.

Key wordsAminopolycar-boxylate chelating agents； Heavy metal； Contaminated soil remediation； Biodegradation

螯合剂是对金属离子具有极强捕捉能力的一种物质，分子中有可供配位的孤对电子，金属离子能取代其配位原子上的氢（或钠）而进入螯合环中，形成水溶性螯合物得以去除。螯合剂分为无机类和有机类两种，有机螯合剂主要有氨基羧酸类、有机膦酸类、羟基羧酸类、聚羧酸类等。氨基羧酸类螯合剂（Aminopolycar-boxylate chelating agents，简称APCAs）是指一大类含有氮和氧原子的有机化合物，它们几乎能与所有的金属离子形成稳定的螯合物，因此，已经并将继续广泛应用于包括有毒重金属污染土壤处理在内的各种工业过程。

APCAs类螯合剂自从20世纪40年代就被应用于工业的各个分支，包括有毒重金属污染土壤和废弃材料的处理。有机螯合剂以氨基羧酸类应用最早，如EDTA（乙二胺四乙酸）和DTPA（二乙三胺五三乙酸）应用于洗涤制剂、化妆品、纸浆的漂白、水处理、医药、纺织工业和环保等行业中。但是，它们的生物降解性较低，其金属络合物更低，2002年5月欧盟将EDTA和DTPA列为禁用物质。非降解型螯合剂在环境中持续时间较长，大量使用此类不可降解的螯合剂，会导致沉积物和含水土层的金属再活化，从而污染地下水和饮用水。随着人们健康和环保意识逐渐加强以及相应法规日趋严格，可降解氨基羧酸型螯合剂逐渐受到学者的重视。

1螯合诱导植物修复的原理

植物修复是一项新兴的环保型污染土壤修复技术，即利用超积累植物对重金属的去除潜力，使其在整个生活周期中会直接或间接地吸收、分离或降解污染物，从而达到净化土壤的目的。植物修复具有处理费用低、对土壤环境扰动小、修复过程一般无二次污染，兼有环境友好和环境美学的特性。但是，大部分超累积植物的生物量低、生长缓慢；植物根系分布在土壤表层，对深层土壤修复效果较差；此外，超积累植物只能积累一种重金属，土壤污染大多是重金属的复合污染。因此，大部分植物修复工程需要采用物理、化学、生物手段或农艺措施等强化手段。

重金属污染土壤植物提取修复的强化途径主要有两种：一是提高超富集植物的生物量；二是提高植物体内的重金属含量。螯合剂能活化土壤中的重金属离子，促进土壤中重金属的解吸作用和植物由根部向地上部的转运能力，提高土壤中重金属的生物有效性，使其易于被植物吸收，从而可以提高植物对重金属的累积量。另一方面，螯合剂可以改变重金属在土壤中的赋存状态，从而降低重金属对植物的毒性。

螯合剂的作用机制包括土壤和植物两方面，土壤作用过程是指螯合剂进入土壤后，将重金属从土壤颗粒上解吸到土壤溶液中，而土壤溶液是土壤中矿质离子、重金属离子以及植物根系直接作用的介质，因而大大增加了植物对重金属吸收的可能性；植物作用过程包括了植物根系对土壤溶液中重金属的吸收以及重金属在植物体内的转移和贮存。螯合诱导的效果受多种因素影响，包括植物种类、重金属类型、土壤中的重金属浓度、土壤的理化性质以及螯合剂的使用量等。

螯合诱导植物提取的技术要点是：①监测试验地气候条件，分析土壤理化性质，选择理想的植物和螯合剂种类；②经过实验室研究确定螯合剂的最佳施用比例和施用时间；③经过短期生长后（一般为几天或数周），收获植物；④如果经济上可行，可以通过灰化或压缩减小污染植物体的体积和重量，回收重金属。

2典型氨基羧酸型螯合剂的应用研究

2.1天然氨基羧酸型螯合剂

2.1.1乙二胺二琥珀酸（EDDS）乙二胺二琥珀酸（Ethylenediamine Succinc Acid）是一种易生物降解的低毒氨基羧酸型螯合剂，具有极强的螯合能力，可有效活化土壤中的重金属，提高重金属的生物有效性，使其易于被植物吸收，进而提高植物修复效率。EDDS 可以由微生物产生，毒性较低，比较容易降解，它能够在5～8天内在各种环境介质中完全降解，降解产物无害，对土壤中的微生物和真菌的影响都比较小。

钟继承采用温室盆栽试验，以印度芥菜（Brassica juncea）为修复植物，用EDDS和EDTA作为诱导螯合剂，比较它们对土壤中重金属铜、锌、铅、镉的提取效果，结果表明，EDDS显著增加了印度芥菜对重金属的吸收，对铜和锌的活化作用较强，EDDS对重金属的NH4NO3提取态影响较小。此外，魏岚等通过土培试验，研究了螯合剂EDDS和EDTA 强化苏丹草、玉米、大豆、茼蒿、青菜吸收土壤重金属的作用，结果表明，EDDS比EDTA 具有更强的溶解土壤铜和增加植物吸收积累铜的能力，其中EDDS显著提高了茼蒿中铜的积累量，因此EDDS在诱导植物修复铜污染土壤方面有广阔的应用前景。罗璐佳等研究了EDDS提取水系沉积物中重金属的影响因素的作用效果，得出结论：EDDS处理提取铜、锌、镉和铅的最佳提取时间根据元素及土壤特性的不同而存在差异，当EDDS的处理时间为24 h时，均能得到较好的提取率。增大加入螯合剂和重金属的摩尔比能提高提取率，土液比对提取率无明显影响。

Meers等用EDDS对3种土壤进行场地淋洗修复，EDDS可除去0.9%～14.0%的Fe、0.4%～1.9%的Al和Mn、0.41%～0.80%的Mg以及0.14%～0.20%的Ca，54 d以后，3种土壤中EDDS可完全降解。大量研究表明，EDDS比EDTA具有更强的溶解土壤中Cu和强化植物积累Cu的能力，EDDS对Zn的作用和EDTA相当，而其对Cd和Pb的作用则低于EDTA。同时，和EDTA相比，金属-EDDS络合物更有利于植物的吸收。EDDS对Cu的作用之所以好于EDTA，除了EDDS对Cu具有高的络合能力外，同时还与土壤中Ca、Mg等碱土金属对EDDS络合位点低的结合力有关，这就使EDDS对Cu的选择性大大增加，络合物稳定常数（lgK）的大小顺序为：Ca-EDDS（4.58）

2.1.2二乙基三乙酸（NTA）二乙基三乙酸（Nitrilotriacetic Acid）也是一种生物可降解的天然氨基羧酸类螯合剂。降解速率很快，能在厌氧和低温条件下快速降解，在土壤中的半衰期为3～7天。早期研制的NTA主要作为除垢剂，有关试验研究表明，NTA能够有效强化植物修复重金属污染土壤，但是，NTA对重金属活化作用具有选择性。NTA能促进超累积植物对锌、铜、砷、镉、铅等重金属的吸收。研究发现 NTA 在添加后钙质土壤中锌、铜、镉的溶解态分别增加了100、20、19倍。NTA对土壤中砷和锌的提取比人工合成的氨基羧酸型螯合剂（HEDTA，EDTA，EGTA等）更为有效。

Apostolos等采用土壤淋洗法，修复重金属污染土壤的研究表明：污染土壤中加入NTA后，镉的淋洗去除率高于DTPA和EGTA，但是铅和铜的去除率低于DTPA。Peaalosa等采用螯合诱导强化措施，以羽扇豆为修复植物，处理重金属污染土壤时发现，NTA能够促进锌、铜、铁、锰、镉等离子的迁移，尤其是对砷、铅和铜的效果更加明显。周建民等在应用玉米植物修复重金属污染试验中得出结论，当添加NTA浓度为 10 mmol/kg时，锌的提取效率和转运效率分别提高了3.88倍和2.68倍；而铜分别提高了4.75倍和2.28倍，这一结果证明NTA能有效促进玉米对锌、铜的累积。

2.2人工合成的氨基羧酸型螯合剂

2.2.1亚氨基二琥珀酸（IDSA）亚氨基二琥珀酸是一种新型的生物可降解螯合剂，不仅能和金属离子形成螯合物，而且螯合物具有良好的生物降解性能。IDSA可以用于工业清洗剂、纺织、化妆用品、制药、重金属污染土壤的修复、制浆造纸、以及石油化工等行业中。

刘晓娜通过温室盆栽试验对IDSA在促进植物吸收重金属的效率方面进行了研究，试验数据显示，IDSA处理后玉米植株地上部镉浓度显著大于空白对照、EDTA和 EDDS处理；地上部锌浓度、地上部和根部铜浓度均显著大于空白对照和EDTA处理；地上部铅浓度显著大于空白对照。

2.2.2冬氨酸二乙氧基琥珀酸（AES）冬氨酸二乙氧基琥珀酸是绿色环保型螯合剂开发过程中出现的一种新型螯合剂。与传统螯合剂相比，具有含氮量较低，生物可降解等优良特性。

赵中秋等通过盆栽试验，研究AES和EDTA调控下黑麦草修复几种重金属污染土壤的效应。AES处理后的黑麦草对锌、镉和铜表现出了较强的溶解作用，且重金属在地上部积累量增大，其中，地上部锌、镉含量分别达到了1 081.8、1.57 mg/kg，显著高于对照和EDTA处理。结果表明：AES能显著促进锌和镉从黑麦草根部向地上部的迁移，AES在诱导植物修复重金属污染土壤尤其是锌和镉污染土壤中有极大的潜力。

刘晓娜等研究表明，冬氨酸二乙氧基琥珀酸处理玉米地上部分，锌、铜、铅浓度显著大于对照及其他螯合剂处理。并且研究了EDDS、AES和IDSA处理土壤，随着时间的变化，土壤中重金属浓度呈下降趋势直至稳定状态，且AES 对铜和锌的作用最大，EDDS对铜的作用最大。

2.2.3谷氨酸N，N-二乙酸（GLDA）GLDA是谷氨酸N，N-二乙酸（或谷氨酸二乙酸四钠）的缩写，它的两个对映体（L-和D-）具有不同的生物降解特性。L-GLDA容易生物降解（在OECD301D密封瓶降解试验中，28 天的生物降解率超过60%），而D-GLDA不容易生物降解（在OECD301D密封瓶降解试验中，80天的生物降解率仍

Zinnat等采用电位测定法测定了GLDA和HIDS对Ni2+、Cu2+、Zn2+、Cd2+和Pb2+螯合的平衡常数，结果表明：GLDA与金属形成的螯合物的量比HIDS多，与EDTA和其它可生物降解的螯合剂相比，GLDA生态毒性较低，形成的金属螯合物稳定性较低。因此与NTA、IDSA相比，GLDA是生物降解型环境友好的螯合剂。此外，GLDA 对钙结合效率接近EDTA，优于NTA，远高于其它可生物降解的螯合剂（如IDS、EDDS和EDG等）。

3结论与展望

污染土壤螯合诱导植物修复的目的是去除土壤中的重金属，修复后的土壤可以持续利用，不会对人体健康和生态环境造成危害。可生物降解的螯合剂对环境毒害小，添加过量的螯合剂不能被植物利用，反而能活化土壤中的微量元素，致使必需元素淋失，导致植物营养不良。此外，过量的螯合剂会通过淋溶作用进入地下水，对环境造成二次污染。所以，使用人工螯合剂时，要对周围土壤环境进行详细评估，严格控制螯合剂的施用量和改进添加措施。

氨基羧酸型螯合剂广泛应用于各行业，尤其人工合成的可生物降解螯合剂在土壤重金属修复方面具有极大的潜力。新型螯合剂GLDA、AES和IDSA修复重金属污染土壤的研究较少。目前的研究发现，由于AES和IDSA对铅的活化作用不及EDTA，有待继续寻找对铅解吸能力更强的新型可生物降解螯合剂。需要加强IDSA和AES对镉和锌的解吸作用的研究，为IDSA和AES的实际应用提供更充分的理论依据。虽然有关EDDS的研究很多且修复效果显著，但是，选用EDDS修复重金属污染土壤的费用较高，实用性低。并且，大部分实验室研究表明，EDDS的修复效率仍低于EDTA。因此，开发和利用安全、有效和经济的氨基羧酸型螯合剂是该领域研究的重点。

可降解氨基羧酸型螯合剂能促进植物对重金属的吸收和运输，但是植物如何吸收、运输和代谢金属螯合物机制尚需要进一步研究。通过分析降解产物的形态和性质，确定是否会引起二次污染。探索螯合剂最佳施用时间和环境条件，配套农艺措施减少重金属的淋溶和提高螯合剂的效果，将成为今后研究的重点。

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前言

土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高,生态环境保护日趋受到重视,国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题,已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低,只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好,生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小,无二次污染,最终产物CO2、H2O和脂肪酸对人体无害，可以就地处理,避免了集输过程的二次污染,节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。

1.污染土壤生物修复的基本原理和特点

土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株,甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中,将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质,使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢,难于实际应用,因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，降解过程可以通过改变土壤理化条件(温度、湿度、pH值、通气及营养添加等)来完成,也可接种经特殊驯化与构建的工程微生物提高降解速率。

2.污染土壤生物修复技术的种类

目前,微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。

2.1原位修复技术：

原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等,主要用于被有机污染物污染的土壤修复。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌,同时投加微生物生长所需的营养物质,通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物,过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体,以满足土壤微生物代谢,将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上几眼深井,安装鼓风机和抽真空机,将空气强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时,加入一定量的氨气,可为土壤中的降解菌提供所需要的氮源,提高微生物的活性,增加去除效率。

2.2异位修复技术：

异位修复处理污染土壤时,需要对污染的土壤进行大范围的扰动,主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子,再铺上15-30cm厚的污染土壤,加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动充氧,以满足土壤微生物对氧的需要,处理过程中流出的渗滤液,即时回灌于土层,以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器,加水混合成泥浆,调节适宣的pH值,同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,底部鼓入空气充氧,满足微生物所需氧气的同时,使微生物与污染物充分接触,加速污染物的降解,降解完成后,过滤脱水这种方法处理效果好、速度快,但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理,但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合,向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥,加入石灰调节pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化,是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率,关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此,寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。

3.影响污染土壤生物修复的主要因子

3.1污染物的性质：

重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。

3.2环境因子：

了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。

3.3生物体本身：

微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，

植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此,在选择修复技术时,应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。

4.发展中存在的问题：

生物修复技术作为近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,虽取得很大进步和成功,但处于实验室或模拟实验阶段的研究结果较多,商业性应用还待开发。此外,由于生物修复效果受到如共存的有毒物质(Co-toxicants)(如重金属)对生物降解作用的抑制；电子受体(营养物)释放的物理;物理因子(如低温)引起的低反应速率;污染物的生物不可利用性;污染物被转化成有毒的代谢产物;污染物分布的不均一性;缺乏具有降解污染物生物化学能力的微生物等因素制约。因此,目前经生物修复处理的污染土壤,其污染物含量还不能完全达到指标的浓度要求。

5.应用前景及建议：

随着生物技术和基因工程技术的发展,土壤生物修复技术研究与应用将不断深入并走向成熟,特别是微生物修复技术、植物生物修复技术和菌根技术的综合运用将为有毒、难降解、有机物污染土壤的修复带来希望。为此,建议今后在生物修复技术的研究和开发方面加强做好以下几项工作:

(1)进一步深入研究植物超积累重金属的机理,超积累效率与土壤中重金属元素的价态、形态及环境因素的关系。

(2)加强微生物分解污染物的代谢过程、植物-微生物共存体系的研究以及植物-微生物联合修复对污染物的修复作用与植物种类具有密切关系。

(3)应用现代分子生物学与基因工程技术,使超积累植物的生物学性状(个体大小、生物量、生长速率、生长周期等)进一步改善与提高,培养筛选专一或广谱性的微生物种群(类),并构建高效降解污染物的微生物基因工程菌,提高植物与微生物对污染土壤生物修复的效率。

(4)创造良好的土壤环境,协调土著微生物和外来微生物的关系,使微生物的修复效果达到最佳，并充分发挥生物修复与其他修复技术(如化学修复)的联合修复作用。

(5)尽快建立生物修复过程中污染物的生态化学过程量化数学模型、生态风险及安全评价、监测和管理指标体系。

结论

综上所述，我们不难发现由于土壤重金属来源复杂,土壤中重金属不同形态、不同重金属之间及与其它污染物的相互作用产生各种复合污染物的复杂性增加了对土壤重金属治理和修复难度,且重金属对动植物和人体的危害具有长期性、潜在性和不可逆性,同时进一步恶化了土壤条件，严重制约了我国农业生产的加速发展，所以要更好的防治土壤重金属污染还需要广大科研工作者不懈的努力，研发出更好的效率更高的修复治理技术，同时我们还不应该忘记必须加强企业自身的环保意识，提高企业自我约束能力，始终将防治污染积极治理作为企业工作的头等大事来抓，把企业对环境的污染程度降到最低限度，形成全社会都来重视土壤污染问题的良好环保氛围，逐步改善我们的土壤生态环境。

参考文献：

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[2]陈玉成.土壤污染的生物修复[J].环境科学动态,

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[3]李凯峰,温青,石汕.污染土壤的生物修复[J].化学工程师,2002,93(6):52-53.

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[5]张春桂,许华夏,姜晴楠.污染土壤生物恢复技术[J].生态学杂志,1997,18(4):52-58.

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[7]滕应,黄昌勇.重金属污染土壤的微生物生态效应及修复研究进展[J].土壤与环境,2002,11(1):85-89.

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1材料和方法

1．1供试土壤

供试土壤为水稻土，采自浙江省德清县，按中国系统分类属潜育人为土，名称为青紫泥（PCS）。取表层（0—20cm）土壤，土样经风干、去杂，磨细过2mm筛。供试土壤的基本理化性质详见表1。

1．2盆栽试验设计

对供试土壤设8个汞浓度水平，以溶液形式加入外源汞HgCl2，其加入量分别为：0，0．25，0．5，1，1．5，2，3，6mg／kg。重复3次。淹水培养—自然落干（至田间最大持水量的30％）交替进行，2个月后，施入基肥，种植水稻。水稻收获后，清除土壤中的残余根系，土壤经风干，混匀，过5mm筛，每盆留土2．8kg，施入基肥，将育苗一个月后的小白菜移栽入盆内，每盆3～4株，重复3次，两个月后收获。收获小白菜后的土壤同样经风干，混匀，过5mm筛，每盆留土2．0kg，施入基肥，播种萝卜，每盆2株，重复3次，1个半月后收获，同时设置无植物对照。于植物收获后，分别取土壤和作物可食部位（水稻籽粒、小白菜叶与萝卜根）进行汞含量测定［8］。

1．3提取条件优化的试验设计

土壤汞浓度设置为200mg／kg土，以HgCl2为汞源，用过饱和水法混匀。所用土样置于25℃恒温培养箱中培养10d。4种提取剂分别为：0．1MHC1，1MNH4OAc（pH＝7．0），0．005MDTPA和0．1MCaCl2（pH＝5．0）。称取4．00g相当于风干土重的土样于100ml塑料离心管中，按土∶水＝1∶5和土∶水＝1∶10比例分别加入配制好的HC1，NH4OAC，DTPA和CaCl2。在室温25℃条件下，分别振荡5，10，30，45，60min，过滤，收集滤液，每个处理重复3次。

1．4稻菜轮作制下提取剂选择的试验设计

取水稻、小白菜和萝卜收获后的土壤样品约0．10g于100ml消化管中，加入新配王水5ml，用保鲜膜封口，静置过夜，于沸水浴中加热1h，其中要充分振摇两次，取出凉透后，过滤并转移到50ml容量瓶中定容，静置取上清液，原子荧光光度计（AFS－230E）测定［8］。称取4．00g风干土样于100ml塑料离心管中，按土∶水＝1∶5比例分别加入HC1，NH4OAC，DT－PA和CaCl2。在室温条件下，分别振荡30min，过滤，收集滤液，每个处理重复3次。

1．5样品测定与数据分析

土样基本理化性质采用常规分析方法测定［9］；植物样品中的汞含量采用传统的干灰化法测定［8］，植物样品中的汞和土壤有效态汞的测定均采用原子荧光光度计（AFS－230E）［10］。试验数据采用Excel软件处理，相关分析和其它统计分析采用SPSS10．0完成。

2结果与分析

2．1不同提取时间对土壤有效态汞化学提取性的影响

不同提取剂提取的汞有效态含量随提取时间的延长而逐渐增加，随后基本达到平衡。以提取剂提取的重金属含量占土壤中该元素总量的百分率即提取率表示提取剂的提取能力。结果表明，不同提取剂的提取率明显不同。提取剂在不同土水比下对供试土壤在200mg／kg汞浓度处理水平的提取率见图1。供试土壤中各提取剂提取率达到平衡的时间分别为：HCl10min；CaCl230min；DTPA30min；NH4OAc30min。由此可见，提取时间达到30min时，有效态汞提取率基本达到平衡，因此，对4种提取剂而言，30min可作为提取供试土壤有效态汞的最佳提取时间。尹君等［11］的研究得出了相似的结论。

2．2不同土水比对土壤有效态汞化学提取性的影响

一般土壤有效态重金属元素的测定选择以下几种土水比：1∶1，1∶2．5，1∶5，1∶10，1∶12．5和1∶15，主要为测定方便和测定结果易于对比。但在实验中发现，较大土水比（1∶1，1∶2．5），滤液量很少，不易测定；而较小土水比（小于1∶12．5，1∶15），特别是在重金属元素处理浓度较低的情况下，滤液里重金属元素含量很低，误差较大，因此，本研究选择1∶5，1∶10两种土水比进行比较测定。提取剂对供试土壤在200mg／kg汞浓度处理水平下，不同土水比提取的汞量列于表2。由表2可见，随土水比减小，供试土壤中提取剂的汞提取量明显提高。如土水比由1∶5减小到1∶10时，30min提取时间的DTPA汞提取量增加了11．39mg／kg，而同样条件下CaCl2，NH4OAc和HCl分别增加了12．17，12．45和15．15mg／kg。这是由于随土水比减小，有更多的汞离子被解吸到溶液中来；同时，在浓度较小的情况下，离子的交换或络合能力也增强。为减少试验误差，确定1∶5为较适宜的土水比。分析结果表明，4种提取剂提取的汞有效态含量之间存在正相关关系（表3），其中CaCl2提取汞含量和NH4OAc提取汞含量之间相关性最显著，可能因为它们都属于中性盐提取剂；而HCl提取汞含量与其他提取剂提取汞含量之间相关性较低，这与不同提取剂提取机制的不同有关，HCl属较强的代换剂，其代换机制是H＋的置换作用。这与贺建群等［12］在研究镉、铜、锌和铅土壤有效态提取方法时得出的观点相近。

2．3不同提取剂对土壤有效态汞化学提取性的影响

研究表明，在土水比为1∶5，不同提取时间下4种提取剂的提取能力有显著差异。不同提取剂在供试土壤上的提取量明显不同。对于土壤处理为200mg／kg汞浓度，同样条件下，CaCl2对供试土壤汞有效态的提取量最大，在14．51～23．24mg／kg之间；其次是HCl，在13．42～21．09mg／kg之间；NH4OAc在8．86～13．44mg／kg之间，最小的是DTPA，在7．20～12．40mg／kg之间（图2）。

2．4提取剂的选择

在土壤重金属污染中，最受关注的是作物可食部位重金属含量是否超过临界浓度。提取剂提取的重金属量与作物可食部位重金属含量的相关性大小及作物可食部位重金属含量的多少常作为提取剂选择的依据之一，因此作物系统不同，适宜提取剂的选择也会不同。在水稻—小白菜—萝卜作物轮作系统中，通过对作物可食部位如水稻籽粒、小白菜叶和萝卜根中的汞含量与提取剂提取汞含量进行相关和回归统计分析，结果表明，对土壤—水稻系统来说，在振荡平衡时间30min，土水比1∶5的条件下，供试土壤上水稻籽粒中汞含量与提取剂CaCl2提取汞量之间相关系数最大；因此，供试土壤可用CaCl2作为测定土壤中有效态汞的最佳提取剂。对土壤—小白菜系统来说，在振荡平衡时间30min，土水比1∶5条件下，供试土壤上小白菜叶汞含量与提取剂提取汞量之间相关性不显著，因此，不能从中选择适宜的提取剂。对土壤—萝卜系统来说，在振荡平衡时间30min，土水比1∶5条件下，供试土壤上萝卜根中汞含量同样与提取剂CaCl2提取汞量之间相关系数最大，因此，最佳提取剂与土壤—水稻系统相同。通过比较各种提取剂对供试土壤有效态汞提取能力的差异可知，CaCl2的提取能力在供试土壤中较高，且其提取的汞含量与水稻籽粒和萝卜根中汞含量相关性最好，综合分析4种提取剂的提取能力、提取结果及与作物可食部位汞含量的关系，确定CaCl2为评价本研究供试土壤中汞有效性的最佳化学提取剂。但用该提取剂对其他土壤中重金属元素的有效性进行评价，并以此来说明土壤中重金属元素的丰缺和污染状况时，还需要做大量类似的分析测定工作。

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中图分类号： X53 文献标识码：A 文章编号：1674-098X（2013）01（b）-0-01

1 我国污染场地的产生原因分析

大多数情况下，污染场地都是在工业或是矿业等活动过程中产生出来的。就我国而言，污染场地的种类非常繁杂，这种情况的形成与工业和矿业的建设时间以及生产历史有着非常密切的关系。目前，在我国现有的污染场地当中，有一些是历史遗留问题，也有一些新近产生的，有些是国企生产造成的，有些则是乡镇企业及合资企业造成的。大部分的污染场地通常都分布在城区当中，也有一些分布在生态敏感区内，工业和矿业生产是导致场地污染最主要的原因之一。正因如此，矿区以及一些重污染行业是污染场地分布最为集中的区域，如有色金属矿区、黑色金属矿区、石化、冶金、电镀、机械加工制造、印染以及制造等等行业。除此之外，污染场地还包括垃圾填埋场、加油站、金属矿渣堆场、电子垃圾处置场、废旧物资回收加工区等等。

工业和矿业生产的类型不同，所产生出来有毒有害的污染物也均不相同，较为常见的有无机类污染物、有机类污染物、有机与无机类混合的污染物。在我国污染场地中的典型污染物包括以下几大类：其一，重金属污染物。如铅、汞、镍、镉、砷、锌、铬、铜等等；其二，农药污染物。如DDT（滴滴涕）、六六六（六氯环已烷）、开乐散（三氯杀螨醇）；其三，石油烃。具体分为两类，一类是持久性有机污染物，如多环芳烃、多氯联苯等。另一类是挥发性或溶剂类有机污染物，如EDC、四氯化碳、三氯乙酸、苯系物等等；其四，有机-金属类污染物，如有机锡、有机胂、代森锰锌等。除此之外，有些污染场地中还存在酸碱污染，还有一些场地处于复合型和混合型污染状态。以上种种全部属于化学性污染，而还有一些场地存在物理性污染和生物性污染。正是因为污染场地的种类过于繁杂，给场地修复和治理工作增添了一定的难度。

2 污染场地土壤修复技术的应用研究

在以往污染土壤修复技术并不成熟也没有大范围推广应用时，对污染场地土壤的处理，一般采用的都是换填法，即将被污染的土壤挖除并置换成干净的土壤，这种方法虽然可以解决某一个场地的污染问题，但是却仅能起到治标不治本的效果，污染土壤从一个地方被转移到另一个，便会在另一个地方形成新的污染场地。近些年来，随着技术的不断发展和完善，污染场地土壤修复处理的方法也日渐成熟，并且还涌现出一些新的修复处理技术，经过大量的试验研究表明，很多方法都对污染土壤处理有着显著的成效。下面本文简要介绍几种较为常用的污染场地土壤修复技术。

2.1 微生物修复技术

所谓的微生物修复技术实质上就是利用各类微生物对污染土壤中的有机物进行降解，在这一过程中，微生物会将土壤的有机物当做食物源，处理的最终产物主要是CO2和H2O。该技术按照处理方式的不同，又可分为以下两种：

（1）异地微生物修复技术。简单来讲就是先将污染土壤挖除并转移到其它地方进行处理。该技术较为常用的处理方法有以下几种：①泥浆态土的微生物处理。即将污染土壤与H2O进行混合使其形成泥浆状态。其既可以单独应用，也可与生物、化学以及物理等方法综合应用。在实际处理过程中，土壤当中含有的有毒的有机污染物会被微生物转化为无毒化合物。经过大量的试验表明，该方法对于含有半挥发性及非挥发性有机物、燃料、PCP、杂芬油、PCBs等物质的土壤均能达到良好的处理效果。②固态微生物处理。即污染土壤置放于容器或是盒子当中，而后将水以及微生物所需的营养物质拌合到土壤当中，这样微生物便会将污染土壤当中的有机物全部降解。

（2）就地微生物修复技术。该技术主要是利用压力将氧气或是一些营养物质通过井孔压入到污染土壤当中，也可以将营养物质直接平铺在污染土壤之上，待其自行深入到土壤内部。该技术在处理含有各种油类污染物的土壤时效果较好。

2.2 化学方法

化学方法就是利用氧化与还原反应将土壤当中含有的危害性污染物转化成为低毒和无毒的化合物，或是使其形成化学稳定性更高、迁移性更弱的新的化合物。目前，常用的化学修复处理方法主要有以下两种种：氯化物处理和脱氯作用。

2.3 物理技术分离

具体是指通过物理方式将污染土壤中的污染物从土壤当中转移出去，以达到修复土壤的目的。常用的方法有以下几种：就地水溶液冲洗法、异地水溶液冲洗法、土壤中蒸气提取法、热气注入法、热解吸法以及电动力学技术等等。

2.4 植物修复技术

这是一种借助植物对土壤当中的污染物进行吸收、转移、降解的方法。植物本身能够将有毒的有机化合物矿化，也可以将一些无机物和重金属元素从土壤中吸收并富集到地面上。这种修复处理技术通常适用于土壤污染程度相对较低、面积广的场地，它的优点是成本低廉，易于实现，缺点是植物的落叶会形成二次污染。

2.5 高温处理法

焚烧法是目前最为常用的一种高温处理方法，该方法又分为就地焚烧和异地焚烧两种，全部都是通过1000 ℃左右的高温将污染物中的卤代化合物以及其它一些难以溶解的有机物进行热解焚毁并挥发

出去。

采用该方法对污染土壤进行处理，对操作工艺的要求相对较高，而只要操作得当，土壤当中污染物的去除率可达到99.99%，是一种较为理想的污染土壤处理技术。

参考文献

[1] 滕应，李秀芬，潘澄，等.土壤及场地持久性有机污染的生物修复技术发展及应用[J].环境监测管理与技术，2011（3）.

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中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）02-0426-04

Design and Application of a Willow Purification System of Rural Sewage

MAO Yu-feng1，WANG Hai-yun1，DENG Jie1，HE Ke1，XIAO Yao2

（1.College of Hydraulic & Environmental Engineering， China Three Gorges University，Yichang 443002，Hubei，China；

2.Zigong Light Industry Design and Research Institute，Zigong 643000，Sichuan， China）

Abstract： A suitable ecological purification system was designed for dealing with hilly rural sewage， mainly consisted of two parts of precipitation-anaerobicand tree-soil. Its features were that the first process was the cascade of precipitation and simultaneous anaerobic digestion. The sedimentation basin could adjust water yield， and anaerobic reaction would happen in stay period meanwhile. Organics would be resolved into simple inorganics by microbial metabolic activity， and made into small molecular organic acids， CO2， H2， CH4 and so on. The second waste water treatment unit worked mainly by willow purification. Soil treatment and filtering could also help treat waste water. Organic matter in sewage could be absorbed， adsorbed， fixed and decomposed by the comprehensive effects of tree roots， soil and microbe. The TP， TN and COD of water would be greatly reduced. According to the model test， the willow purification system could greatly reduce the TP， TN and COD. The average removal rate of COD， TPand TN were 91.18%， 86.13% and 86.85%， respectively.

Key words： rural water pollution； ecological purification； willow； no power

据相关统计表明，全国农村每年产生生活污水约200亿m3，绝大部分直接排放，严重污染了农村地区的水环境[1]。农村生活污水无害化处理是社会主义新农村建设的客观要求，其处理方式必须符合经济高效和简便易行的原则。在这种情况下，污水生态处理技术、厌氧技术等由于能耗低、运行管理方便而逐渐被引起重视[2]。但以前的研究中像人工湿地一类的生态处理技术多侧重于一年生或多年生草本植物，对多年生木本植物的研究相对较少，一年生或多年生草本植物对污染水体的短期净化效果较好，但因其每年都要收割重植，对于一个长期的净化过程来说，会在管理上带来不便[3]。

柳树用于生物修复的研究工作始于20世纪90年代，目前柳树环保林的营建与应用已在欧洲和美洲大陆逐步盛行。柳树可以对重金属污染、有机物污染、水体富营养化进行修复，用于土壤污染、水体污染、大气污染的生物修复[4]。因柳树适应性强，耐水湿，生长速度快，消耗营养多，并且其为木本植物，积累性强，所以，探索柳树对农村污水水质净化的效果很有意义。

1 工艺流程与净化系统设计

1.1 工艺流程设计

当前，农村污水处理技术主要是生态处理技术、生物处理技术及膜生物技术。其中，生态处理技术包括土地处理技术、稳定塘技术和蚯蚓生态滤池技术；生物处理技术包括厌氧生物技术和好氧生物技术[2]。近年来国外的研究表明，柳树显示出了植被滤器的优良特性：除了高的生物量生产力之外，还包括有效的元素吸收、高的蒸腾速率以及较强的重金属吸收能力[5]。

参考现有农村生活污水处理技术的优缺点[6，7]，考虑柳树高效的生物修复作用和农村污水处理经济高效、简便易行的原则，本设计采用生物-生态组合技术来处理农村污水。其中，生物技术采用厌氧生物技术[8]，生态技术采用柳树净化技术[3-5]为主和土地处理技术[9]为辅的综合处理技术。为了将每个必要的污水处理工艺环节进行简化合并，特设计了以下污水处理工艺流程，其工艺流程图如图1所示。

1.2 净化系统设计

1.2.1 污水预处理单元设计 参考现代污水三级处理技术，其一级处理主要是设调节池、沉沙池，考虑农村污水水质差、水量波动大这一设计背景，调节池和沉沙池的设置也是客观必要的。调节池的主要作用是提供对污水处理的缓冲能力，调节污水水量负荷、pH、水温和水质。沉沙池的作用是去除污水中密度较大的固体悬浮颗粒，同时可去除部分BOD5（生化需氧量），可改善生物处理构筑物运行条件并降低其BOD5负荷。而二级处理一般设曝气池、氧化沟和生物滤池等，考虑本净化系统是为了更有效地降低污水COD（化学需氧量）、氮磷含量，所以设置一个厌氧反应池作预处理是比较合适的[10]。因为厌氧处理是利用厌氧菌的作用，分解糖、氨基酸和有机酸形成小分子有机物，使废水中溶解性有机物显著提高，通过厌氧处理后，COD和SS（固体悬浮物浓度）去除率高，同时可生化性提高，有利于后续的好氧处理。而对于脱氮除磷，厌氧过程也是必不可少的环节。

为了提高污水处理效率，节约经济成本，本设计需将传统污水一级处理过程和二级处理过程结合起来作为本净化系统的预处理单元并放在同一污水净化构筑物当中，所以此污水处理构筑物是集调节池、沉淀池和厌氧池三者功能于一体的，因此本处理单元的设计要综合考虑适当的污水收纳量、高效的沉淀反应和密闭的反应环境3个因素。

1.2.2 污水主体处理单元设计 研究表明，柳树适应性强，生物量大，生长速度快，耐水湿，可以吸收各种污染物。一方面，柳树通过根系吸收土壤及废水中的水分和N、P等营养元素，作为构造植物体所需物质，一些非柳树生长必需物质如金属离子和部分有机物也可以随柳树体蒸腾拉力被植物吸收并积累。通过这一过程可以去除废水中大量的营养型污染物和部分有机物。另一方面，根际土壤由于土质疏松及柳树根系的传导作用，具有充分的氧气，同时根系所分泌的酶、氨基酸等为微生物的生存提供了必要的养分，因此为污染物的微生物降解提供了有利条件。根系分泌物中的酶还可以为废水中污染物的转化与固定提供催化机制，加速其降解及固定速率。另外，参考污水的土地处理技术[11]，土壤的过滤、截留、渗透、物理吸附、化学吸附、化学分解、中和、挥发、生物氧化以及微生物的摄取等过程均能有效地净化污水。所以，柳树/土壤协同综合处理污水在理论上是可行的。

为了保证出水质量和土壤层的稳定性以及进一步提高污染物的去除效率，传统污水三级处理过程，需在土壤层下设沙滤层，进行厌氧微生物挂膜，这样污水流过填料层时不仅能进行物理过滤，而且污水中的有机物能被厌氧微生物截留、吸附及代谢分解。

综上所述，污水主体处理单元的构筑物是集柳树植物处理、土壤处理、厌氧生物滤池为一体的综合处理构筑物。

1.3 污水净化系统模型设计

为了更准确地诠释本污水净化系统设计，现给出如下设计模型装置示意图（图2、图3）。

柳树净化农村生活污水处理系统，包括沉淀/生物厌氧处理系统和柳树/土壤综合处理系统。沉淀/生物厌氧处理系统包括第一反应池，第一反应池顶部设有密封盖板；柳树/土壤综合处理系统包括第二反应池，第二反应池从上至下依次设有土壤层和过滤层，土壤层种植有柳树，第一反应池相对第二反应池位于地势高位。第一反应池内部设有隔板。柳树的根系位于土壤层与过滤层的交界处。过滤层从上至下由细沙层、细卵石层、粗卵石层构成。第二反应池连接有出水管，出水管设有闸阀。

本污水处理系统的运行过程为：生活污水经污水管网收集后由一根主管道进入沉淀/生物厌氧处理单元，在该系统中会对污水进行两方面的处理。一方面，第一反应池中设有两面挡水隔板，污水会在隔板顶部溢流，所以污水会经过三级沉淀处理从而去除较大的颗粒物和泥沙后让上清液进入柳树/土壤综合处理单元，并同时调节水质水量。另一方面，顶部的密封盖板会让第一反应池处在缺氧的环境中，污水通过厌氧消化作用将高分子难降解的有机物转变为低分子易被降解的有机物，脱氮，促进磷的释放并提高BOD/COD的比值，为二级处理创造有利条件。在污水进入柳树/土壤综合处理系统和污水渗入柳树根系和土壤层后，既可以满足植物对水分和养分的需求，同时通过柳树根系对有机污染物的吸收与吸附又能降低污水中有机污染物的含量。利用土壤-微生物-柳树构成的生态系统自我调控机制和对污染物的综合净化功能包括植物固定、微生物降解、硝化反硝化、吸收、氧化还原等多种作用实现污水自然净化。最后在经过由第二反应池底部的过滤层过滤后，污水能够得到有效净化。池子尾部出水管上的闸阀用于调节柳树/土壤综合处理系统的水质水量，保证种植的柳树不会因缺水或者污水有机负荷过高而影响正常生长。该模型的运行方法为持续通过污水收集管网进水，间歇式排水。

2 应用实例――某农村生活污水净化系统

2.1 污水净化系统服务区概况

2.2 净化系统实体设计

1）场地选择。选择比住户地势低的地方，且存在一定的坡度。

3）污水处理系统的修建。修建水泥隔板与顶部盖板，并注意反应池内部的防漏。池尾构建泄洪槽，底部的出水管安装水闸，以便随时调节二级处理池中的水质水量。

4）滤料的选择。选择当地的细沙与卵石，细卵石直径为1～2 mm，粗卵石直径为3～6 mm。细沙层厚8 cm，细卵石层厚15 cm，粗卵石层厚20 cm。

5）柳树的选择与培育。选择当地的旱柳作为净化污水的树种，按株距1 m种植9棵柳树均匀分布在二级处理池，该树种生长代谢速度快，喜水，能快速净化生活污水。树的高度应在1 m以上且根系繁茂。由于农村生活污水排放无规律，为保证柳树正常生长可通过调整出水阀来保证二级处理池中的水量与有机负荷。

2.3 净化系统运行方案

由于农村污水排放无规律，特别是污水排放时间属间歇排放，所以为了整个系统的每个环节正常运行，特别是柳树和微生物的正常生长，整个系统通过池尾的出水阀门间歇式运行。

待移栽柳树成活、微生物群落生长正常即模型运行稳定后开始本次试验，按5、10、15、20 d的水力停留时间定期在进水口、沉淀/生物厌氧处理池和出水口取水样，测定其pH、TP、TN和COD的数值并进行分析。

3 结果与讨论

3.1 试验结果

3.1.1 废水中COD的变化 因为柳树/土壤综合处理单元中的生物降解起了关键性作用，种植的柳树以及土壤中的微生物通过其快速的新陈代谢不断吸附、吸收污水中的有机物，特别是柳树生物量大，生长速度快。由图5可知，污水经过柳树净化系统处理后，COD浓度逐级降低，尤其是经过柳树/土壤综合处理单元后显著降低，COD平均去除率为91.18%。

3.1.2 废水中总磷的变化 柳树快速的新陈代谢需要大量的磷元素，对于低浓度的废水柳树根系的吸收同化作用是TP去除的主要途径。由图6可知，污水经过柳树净化系统处理后，TP浓度逐级降低，且随着水力停留时间的增加TP的去除率越来越高，TP的平均去除率为86.13%。

3.1.3 废水中总氮的变化 柳树本身的生长需要氮素，其根系除了为微生物提供介质环境外，主要表现为对氮类有机污染物的吸收、利用和转化。而根系周围的微生物通过硝化与反硝化作用可促进柳树对氮素的吸收与吸附。由图7可知，污水经过柳树净化系统处理后，TN浓度逐级降低，其平均去除率为86.85%。

3.1.4 废水pH的变化 由图8可知，污水净化模型各区的pH基本保持在中性范围内，且水力停留时间在15 d内时，流经污水净化模型污水的pH是逐级增大的，但过长的反应时间可能使得pH降低。本污水净化系统可使污水在逐级降解过程中pH保持在正常的范围内，且出水pH的平均值为7.34。

3.2 讨论

参考文献：

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