-
据《全国土壤污染状况调查公报》[1]，我国土壤污染物总超标率为16.1%，其中，油类有机物是导致土壤污染的重要污染物之一。绝缘油是通过石油蒸馏、精炼得到的一种矿物油，广泛用在变压器、电容器等电力设备中[2-3]。矿物绝缘油主要由烷烃、环烷烃和芳香烃等化合物组成，具有良好的绝缘性、稳定性和冷却性，但难以在自然界中降解[4-5]。其中，绝缘油中含有的多环芳烃(PAHs)具有“三致”效应，可严重危害环境和人群健康[6-7]。当这些电力设备在检修或者发生故障时，通常会发生绝缘油泄露，因而可能会对周围的土壤、地下水等造成污染[8]。
污染土壤修复方法主要分为物理修复、化学修复和生物修复，其中，物理修复中热脱附技术是处理油类有机污染物有效的方式之一[9-12]。微波加热具有整体加热、升温速率快等优点，热脱附处理过程中采用微波辅助加热的方式能够使土壤中的污染物得以快速挥发、分解或固定，从而提高修复效率[13-16]。目前，国内外采用微波加热修复污染土壤的研究主要集中在污染土壤中挥发性和半挥发性有机物(如甲苯、PAHs、PCBs等)[17-19]、重金属[20-21]、有机氯农药类[22]等污染物的治理。ABRAMOVITCH等[23-24]将微波加热应用于PCBs污染土壤的修复，采用活性炭和铅笔芯作为微波吸收介质，在PCBs的初始质量分数为146 mg·kg−1的土壤中加入400 mg活性炭，微波功率750 W加热25 min后，PCBs的去除率达到87.8%；当土壤中加入长2.7 cm、直径2.0 mm的铅笔芯，微波功率1 000 W加热3 min后，PCBs的去除率达到100%。田勐等[25]采用微波修复六氯苯(HCB)污染土壤，以MnO2作为吸收介质，发现在微波功率750 W加热20 min，酸性条件下HCB的去除率可达到100%。孙磊等[26]对五氯酚污染土壤的热修复实验中发现，五氯酚的去除率随着含水率的增加先升高再降低。而另有研究表明，污染物的去除率随着含水率的增加先降低再趋于稳定[22]。可见，对于含水率的研究还存在分歧，因此，有待进一步研究含水率对污染物去除率的影响。周翠红等[27]采用微波热脱附技术对二甲苯污染土壤进行了工艺参数研究，研究结果表明，微波功率、含水率和辐射时间对二甲苯的去除率有显著影响。在石油烃污染土壤修复方面，LIU等[28]研究了微波修复油类污染土壤中PCBs的适用性，在添加微波吸收剂的情况下微波辐射10 min，PCBs的去除效果达到80%以上。PETARCA等[29]采用微波作为热源，考察了温度、含水率和处理时间对石油烃类污染土壤去除效果的影响，结果表明，高介电损耗因子的污染物更容易被去除，此外，土壤中水分的含量对污染物的去除起到关键作用。
绝缘油是石油烃类矿物油，是从石油中提炼出来的中性烃类分子的混合物，具有良好的化学稳定性，较难降解。实际绝缘油污染土壤中的成分复杂，微波修复绝缘油污染土壤修复的工艺参数和机理鲜有报道。本研究采用微波热脱附技术对绝缘油污染土壤进行修复，重点考察了温度、停留时间、含水率、初始浓度和微波功率5个因素对绝缘油去除效果的影响，并对土壤中绝缘油微波热脱附机理进行了分析，以期为微波热脱附技术应用于绝缘油污染土壤修复提供参考。
-
微波热脱附实验装置如图1所示，实验装置包括气体装置、热脱附系统和尾气处理系统组成。采用氮气作为吹扫气体。热脱附系统采用CY-TH1000C-S微波气氛热重炉，频率为2.45 GHz±25 MHz，功率0.2~1.40 kW连续可调，采用热电偶实时测定系统炉膛温度，控温精度±0.05。尾气处理系统包括冷凝管、收集瓶和洗气瓶，微波热脱附过程中产生的不凝气体通过装有乙醇水溶液的洗气瓶吸收，处理后的尾气排入近地面大气中。
实验仪器。SX2-10-12N箱式电阻炉；DHG-9145AD电热恒温鼓风干燥箱；ME203电子天平；JLBG-129U红外分光测油仪；JP-100S超声波清洗机；CY-TH1000C-S微波气氛热重炉；安捷伦7890B-5977B MSD气相色谱-质谱联用仪(GC-MS)；QSC-12T氮吹仪。
实验材料。绝缘油取自变电站25号变压器油，密度883 kg·m−3，闪点158 ℃，初馏点>250 ℃。硅胶、氧化铝(Al2O3)、无水硫酸钠(Na2SO4)、四氯乙烯(C2Cl4)、正己烷(C6H14)、二氯甲烷(CH2Cl2)均为分析纯；正辛烷(C8H18，99.4%)、正葵烷(C10H22，99.8%)、正十二烷(C12H26，99.6%)、正十六烷(C16H34，99.5%)、正二十一烷(C21H44，99.6%)、正三十四烷(C34H70，99.4%)、甲苯(C7H8，99.9%)、1,2,3-三甲基苯(C9H12，93.3%)、萘(C10H8，99.6%)、苊(C12H10，99.9%)、芘(C16H10，98.9%)、苯并苝(C22H12，95.7%)。
-
1)污染土壤制备。由于从污染场地取来的绝缘油污染土壤中绝缘油含量不均匀，不利于比较微波热脱附修复效果，因此，本研究采用自配绝缘油污染土壤。土壤采集自变电站周围棕壤，土壤的孔隙度48.64%、含水率11.53%、pH值5.7、有机质质量分数为9.72 mg·g−1。为了实验样品的均一性，对土壤样品进行了预处理。在实验室将植物根茎、砂石等杂物去除，在通风橱中自然风干过28目筛搅拌均匀，将风干过28目筛的采集土壤在850 ℃下充分预处理6 h，以去除土壤中的有机污染物，待土壤冷却后放入棕色瓶中保存。
准确称取100 g经过预处理的土壤，并加入50 mL绝缘油四氯乙烯(10 g·L−1)溶液在恒温摇床振荡24 h，转速设置为150 r·min−1。在旋转蒸发器中蒸干溶液，放置在通风橱中风干12 h，陈化7 d，即可制得绝缘油质量分数约为5 000 mg·kg−1的土壤样品。通过改变绝缘油加入量制得其他质量分数的土壤样品。
2)实验方法。将绝缘油污染土壤放入微波热脱附反应系统中，以氮气为载气，设置不同微波条件进行实验；处理之后，继续用氮气氛围保护炉膛内温度冷却至室温，将处理后的土壤进行分析。
温度和停留时间：取含油率和含水率均为5%的土壤30 g，在功率1 000 W下，升温速率为30 ℃·min−1，进行微波加热，分别考察300、350、400、450 ℃和不同微波辐照停留时间对土壤中绝缘油去除率的影响。
含水率：取含油率5%，含水率分别为0、5%、10%和15%的土壤30 g，在微波功率1 000 W下进行加热，考察土壤含水率对土壤中绝缘油去除率的影响。
初始浓度：取含油率分别为0.5%、1.5%、3%和5%，含水率为5%的土壤30 g，在1 000 W功率下进行加热，考察绝缘油初始浓度对土壤中绝缘油去除率的影响。
微波功率：取含油率和含水率均为5%的土壤30 g，分别在400、600、800、1 000和1 200 W功率下进行加热，考察微波功率对绝缘油去除率和能耗的影响。
土壤中绝缘油微波热脱附机理：取含油率和含水率均为5%的土壤30 g，在微波功率1 000 W下，分别加热到300、350、400和450 ℃，保持恒温5 min，采用GC-MS对处理前后土壤中绝缘油进行分析。
-
1)土壤中绝缘油浓度分析。实验前后土壤样品中绝缘油浓度的测定参考《土壤石油类的测定 红外分光光度法》(HJ 1051-2019)[30]分析方法。实验土壤中绝缘油的去除率计算参考式(1)。
式中：ER为土壤中绝缘油去除率；
M 为土壤中初始绝缘油质量分数，mg·kg−1；m 为土壤中残留绝缘油质量分数，mg·kg−1。2)土壤中绝缘油成分分析。实验中采用气相色谱-质谱联用(GC-MS)方法对微波处理前后土壤中绝缘油进行分析检测，具体参考《土壤和沉积物 石油烃(C10-C40)的测定 气相色谱法》(HJ 1021-2019)[31]。
-
取含水率和含油率均为5%的土壤30 g，在功率1 000 W下，升温速率为30 ℃·min−1，进行微波加热，分别加热到300、350、400、450 ℃保持恒温，温度的波动范围为±10 ℃，考察温度和不同微波辐照停留时间对土壤中绝缘油去除率的影响，结果如图2所示。在同一热脱附温度下，随着停留时间的增加，土壤中绝缘油的去除率呈现先快速升高后趋于稳定的趋势。此结果表明，土壤中绝缘油的去除率基本在5 min时趋于平衡。当微波处理温度为300、350、400和450 ℃，停留时间5 min时，土壤中绝缘油的去除率分别为37.5%、68.5%、98.6%和99.9%；当停留时间达8 min时，土壤中绝缘油的去除率分别为38.3%、71.8%、99.6%和99.9%。由此可见，停留时间0~5 min是绝缘油的快速脱附阶段，在同一温度下，当微波热脱附平衡后，延长停留时间对土壤中绝缘油的去除影响较小。FALCIGLIA等[32]研究了在280 ℃下停留时间对土壤中柴油去除率的影响，结果与本实验相似。
-
取含油率5%，含水率分别为0、5%、10%和15%的土壤30 g，在1 000 W功率下进行加热，考察土壤含水率对土壤中绝缘油去除率的影响，结果如图3所示。在微波处理时间0~15 min，含水率从0增加到5%，土壤中绝缘油的去除率逐渐升高。当含水率为5%，微波处理20 min，绝缘油去除率达到99.9%。当含水率从5%增加到15%，微波处理0~15 min，土壤中绝缘油去除率则逐渐降低。当微波处理足够长时间，绝缘油去除效果基本一致。由此可知，含水率过多或过少都不利于土壤中绝缘油的去除。土壤含水率从0到5%时绝缘油去除率升高，这可能是因为：在含水率较低的情况下，含水率增加使强极性水分子占据了更多的土壤吸附位点[33]，使得较多的绝缘油可以从土壤中被去除。土壤含水率从5%到15%时绝缘油的去除率反而降低，这可能是因为：在微波热脱附过程中，过多的水分会导致微波加热挥发水分消耗较多能量[34]，使得土壤中绝缘油被脱附出来后得到的能量降低，造成绝缘油去除率降低。
-
取含油率分别为0.5%、1.5%、3%和5%，含水率为5%的土壤30 g，在1 000 W功率下进行加热，考察绝缘油初始浓度对土壤中绝缘油去除率的影响，结果见图4。在处理15 min内，绝缘油初始浓度越低，去除效率越好。在微波处理5 min时，含油率为0.5%的污染土壤绝缘油去除率为83.4%，而含油率为1.5%、3%和5%的污染土壤绝缘油去除率分别为42.5%、38.1%和33.9%。在同一绝缘油浓度下，绝缘油去除效果随着处理时间的延长而增加，如从微波处理时间5 min增加到15 min，含油率为5%的土壤中绝缘油去除率从33.9%提高到99.8%。微波处理时间大于15 min后，不同绝缘油初始浓度下，土壤中绝缘油的去除率基本保持一致，且均大于99.5%。这可能是因为，当加热到5 min时，反应系统炉膛中的温度在200 ℃左右，从0~5 min这一加热阶段土壤中的水分大量蒸发，并会携带走绝缘油中易挥发的轻质油组分，该阶段绝缘油主要是通过挥发方式进行脱除。随着微波继续加热，系统温度不断升高，当温度达到绝缘油中各组分的沸点时，吸附于土壤颗粒表面和孔隙中的绝缘油，通过挥发和热解将土壤和绝缘油进行分离。对于污染土壤含水率相同但初始含油率不同的情形，在微波处理0~5 min阶段，通过挥发方式蒸发出去的挥发性物质相同，所以，绝缘油初始浓度高的土壤绝缘油去除效果较差[35]。在微波功率1 000 W条件下，微波辅助加热处理15 min后，土壤中绝缘油的含量远低于《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 36600-2018)[36]中第一类用地的石油烃类筛选值(826 mg·kg−1)。
-
取含油率和含水率均为5%的土壤30 g，在分别为400、600、800、1 000和1 200 W功率下进行加热，考察微波功率对绝缘油去除率和能耗的影响，结果见图5和表1。从图5可看出，在微波功率低于800 W时，绝缘油去除率较低。当微波功率增加到800 W以上，去除率显著提高。在同一功率下，土壤中绝缘油去除效果随着微波处理时间的延长而增加，达到平衡后，去除率趋于稳定。在1 000和1 200 W功率下，处理15 min，绝缘油去除率分别为99.8%和99.9%，效果相当。在800 W功率下，处理20 min，绝缘油去除率为91.8%。由表1可看出，微波功率1 000 W处理15 min时的能耗为0.250 kJ；微波功率1 200 W处理15 min时的能耗为0.300 kJ；微波功率800 W处理20 min时的能耗为0.267 kJ。由此可知，功率越小，提高绝缘油去除率需要延长加热时间，同样能耗也越高。因此，当功率为1 000 W时，去除效果高且能耗最小。
-
本实验对微波加热到不同温度处理前后的土壤中绝缘油进行了分析。通过与绝缘油原料GC-MS分析对比，其结果与绝缘油原成分基本相同。数次测试结果表明，回收率在85%~103%。微波处理前后土壤中绝缘油质量分数如表2和表3所示。由表2可看出，土壤中绝缘油脂肪烃的组分主要是C12~C34饱和烃类化合物，C12以下的低分子脂肪烃质量分数仅有5.7 mg·kg−1，在绝缘油中含量很少。由表3可看出，土壤中芳香烃组分主要以C15.5~C34.01为主，C11.7~C15.5质量分数仅有1.2 mg·kg−1。非烃类有机物在检测过程中未检出，因此认定其质量分数为0。由土壤中绝缘油成分分析可知，对于绝缘油污染土壤中脂肪烃组分，当微波加热到300 ℃恒温并停留5 min，处理后土壤中脂肪烃C10~C12组分去除率为100%。C10~C12组分沸点较低易挥发，这部分可以认为是通过蒸汽蒸馏去除。当微波加热到350 ℃后，土壤中C12~C16的去除率从72.2%升高到95.1%。350 ℃接近该组分沸点，因此，C12~C16组分可以认为是通过蒸汽蒸馏和蒸发方式脱除。对于脂肪烃C16~C21和C21~C34组分，300 ℃处理后其去除率在50%左右。经过400 ℃处理后，土壤中绝缘油脂肪烃各组分去除率均达到94%以上。这是因为，绝缘油各组分的沸点在260~380 ℃，这一部分可能是通过蒸发方式去除。对于C21~C34组分，在400 ℃处理后去除率为94.8%，450 ℃处理后去除率达到99.7%，约5%可能是通过热解方式脱除。对于高浓度绝缘油污染土壤，绝缘油各组分除了吸附在土壤颗粒表面外，还有一部分存在于土壤孔隙中，这部分污染物需要加热温度达到沸点后通过气化脱离土壤[37]。回收冷凝油通过GC-MS分析，脂肪烃组分的成分主要是C12~C34，没有发现较短碳链的脂肪烃。这表明，土壤中脂肪烃可能是通过热解吸方式脱除。由此可知，土壤中绝缘油脂肪烃中易挥发组分通过蒸汽蒸馏方式脱除，较难挥发的组分主要是通过蒸汽蒸馏和热解吸两种方式脱除。这一实验现象与李大伟[38]对于石油烃微波修复去除机制相似。
-
1)温度和停留时间显著影响土壤中绝缘油的去除率。随着温度及停留时间的增加，绝缘油去除率逐渐升高；当热脱附达到平衡后，绝缘油去除率趋于稳定。在400 ℃下停留5 min，绝缘油去除率高达98.6%。
2)在本实验条件下，随着土壤含水率的增加，土壤中绝缘油的去除率先增加再降低；土壤含水率为5%时，土壤中绝缘油去除率最佳。在微波处理15 min内，土壤中绝缘油去除率随着绝缘油初始浓度的升高逐渐降低。
3)微波功率为1 000和1 200 W，处理15 min时，绝缘油去除率分别为99.8%和99.9%，去除效果相当，此时能耗分别为0.250和0.300 kJ。微波功率为1 000 W时较佳。
4)土壤中绝缘油微波热脱附的机理为，脂肪烃易挥发组分通过蒸汽蒸馏方式得到去除，较难挥发组分主要通过蒸汽蒸馏和热解吸两种方式从土壤中脱除。
绝缘油污染土壤微波热脱附的影响因素
Influencing factors on the microwave thermal desorption of insulating oil contaminated soil
-
摘要: 为探究绝缘油污染土壤微波热脱附的影响条件，考察了温度、停留时间、土壤含水率、污染物初始浓度和微波功率对土壤中绝缘油去除效果的影响。结果表明，温度和停留时间显著影响土壤中绝缘油的去除率，在400 ℃、微波处理时间5 min的条件下，土壤中绝缘油的去除率为98.6%。当土壤含水率为5%时，土壤中绝缘油的去除率达到最佳。在微波处理15 min内，土壤中绝缘油的去除率随着绝缘油初始浓度的升高逐渐降低。微波功率越高，土壤中绝缘油的微波热脱附效率越高，综合考虑能耗和去除率，微波功率为1 000 W时较优。绝缘油污染土壤微波热脱附机理研究表明，脂肪烃主要通过蒸汽蒸馏和热解吸两种方式从土壤中脱除。本研究结果可为高浓度绝缘油污染土壤微波热脱附技术应用提供参考。Abstract: In order to explore the influencing conditions of microwave thermal desorption of insulating oil contaminated soil, the effects of temperature, residence time, soil moisture content, initial concentration of contaminate and microwave power on the removal of insulating oil in soil were investigated. The results showed that temperature and residence time had significant effects on the removal rate of insulating oil. The removal rate of insulating oil in the soil reached 98.6% when treated at 400 ℃ for 5 min. The removal rate of insulating oil reached the optimum when the moisture content was 5%. Within 15 minutes of microwave treatment, the removal rate of insulating oil gradually decreased with the increase of initial concentration. With the increase of microwave power, the thermal desorption efficiency of insulating oil showed an increasing trend. Considering the energy consumption and the removal rate, the microwave power of 1 000 W was optimal. The experimental results of the microwave thermal desorption mechanism of insulating oil contaminated soil showed that aliphatic hydrocarbons were mainly removed from the soil by steam distillation and thermal desorption. This study can provide a reference for the application of microwave thermal desorption technology in soil contaminated by high concentration insulating oil.
-
Key words:
- microwave thermal desorption /
- insulating oil /
- soil contamination
-
以行政村计，2017年我国农村生活污水治理率仅为22%；以自然村计，2019年我国有250万个自然村、6.7亿农村人口，但污水治理率不足10%[1]。为提高我国农村生活污水的治理率，2018年9月，住建部和生态环境部联合发布了《关于加快制定地方农村生活污水处理排放标准的通知》。江苏省制定的《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 32/3462-2020)已于2020年11月13日开始施行，该标准适用于日处理能力<500 m3的农村生活污水处理设施的水污染物排放。随着各地农村生活污水排放标准的相继颁布，农村生活污水处理技术与模式的选择应结合当地实际情况，因地制宜地进行选择。
在许多发展中国家的农村地区，由于缺乏污水收集系统，导致未经处理的分散污水直接排入水环境系统，污染了生态环境并且对农村地区的居民健康构成威胁[2-4]。传统的集中式污水处理系统通常是在远离污水产生源头的地方进行处理，需要铺设污水收集管网。但由于农村的聚落分散，聚落内部密度低，造成采用集中式污水处理系统需要负担的管道铺设成本较高。分散式污水处理系统是在污水产生源头或附近收集和处理污水，可以大大减少污水处理系统的建设成本和泵送成本[5]。因此，对于人口密度低的农村地区，分散式污水处理系统更为可取[6]。目前应用于农村地区的分散式污水处理方法包括化粪池、生物膜法、人工湿地、氧化塘和土地处理等[7]。其中微生物附着生长的生物膜法，具有占地面积小，操作灵活，处理效果好的优势而被认为适合应用于分散式污水处理[8]。一方面是因为微生物在载体上的附着生长可以降低功能菌群的流失，适用于小型污水处理设施[9]；另一方面是由于生物膜中含有的丰富胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)可以保护微生物免受进水水质波动和极端条件的影响而失活，具有一定的抗冲击负荷能力[10]。
对于分散式生活污水的处理，紧凑的处理流程是推荐选用的方案[11]。一体化处理设施由于其污水处理工艺流程短、占地面积小，可以实现对污水的就地就近处理而具有其独特的优势[12]。目前应用于分散式污水处理的一体化反应器主要有膜生物反应器(membrane bio-reactor, MBR)和移动床生物膜反应器(moving bed biofilm reactor, MBBR)。其中MBR以膜组件替代传统工艺中的二沉池，可以实现对微生物的有效截留，但膜组件的费用较高并且容易产生膜污染问题。MBBR则兼具传统流化床和生物接触氧化法的优点，具有较强的抗冲击负荷能力[13]。本研究基于单户或相邻连户的模式，设计了侧向回流一体化生物膜反应器，以期为农村分散式生活污水的处理提供新的思路。与传统活性污泥法需要二沉池和再循环系统不同，侧向回流一体化生物膜反应器将污染物去除、污泥沉淀和出水回流集成在一个反应器内，可以大大简化污水处理流程和节约占地面积。侧向回流通道的设置可以稀释进水，提高反应器的抗冲击负荷能力和强化对污染物的去除效果。反应器内填充的是改性聚氨酯海绵悬浮填料，在气流和水流的作用下呈流化状态，有利于基质渗入填料内部，可增强传质作用，提高微生物代谢能力。此外，反应器内部的水流剪切力可以有效控制填料区的生物膜厚度，稳定反应器的污染物去除能力。
为了评估侧向回流一体化生物膜反应器的运行性能，本研究通过调节水力停留时间和气水比，根据反应器在不同运行条件下对COD、氨氮、总氮和总磷的去除效果，综合考虑反应器的建设成本、运行成本和处理水量优化其运行条件，力求在满足处理要求的同时尽可能节约能耗。
1. 材料与方法
1.1 实验用水水质
实验设计以农村单户或相邻农户排放的黑水经化粪池厌氧处理后与灰水混合作为反应器的进水。采用人工配水的方法，以葡萄糖作为碳源，氯化铵作为氮源，磷酸二氢钾作为磷源，添加一定的碳酸氢钠补充硝化反应所消耗的碱度以维持正常的反应速率，同时添加适量的微量元素维持微生物的正常新陈代谢[14]。反应器进水相关水质参数如表1所示。
表 1 进水水质Table 1. Influent water qualitymg·L-1 统计值 COD NH+4 TN TP 范围 220~280 35~40 40~45 2.7~3.5 均值 250 37 42 2.9 | Show Table
DownLoad:
CSV
1.2 实验装置
采用自主设计的侧向回流一体化生物膜反应器，结构如图1所示。与其他一体化生物膜反应器相比，本研究设计的侧向回流通道强化了反应器内部的水流混合效果；采用悬浮填料，填料在反应器填料填充区内可以自由移动，有利于填料上生物膜的生长与传质；反应器上部分为气升区和出水沉淀区两部分，气升区提供了气体排出的通道，防止气体对出水产生紊动影响，以实现出水沉淀区较好的泥水分离效果；反应器下部为污泥沉淀区，污泥收集斜板的设置避免了上方曝气气流对下方污泥沉淀区产生的搅动作用。
反应器采用亚克力材质，有效容积为6.5 L。填料区装填品名为AQ-30的改性聚氨酯海绵填料，填料的空孔率为95%，气孔数为0.8个·mm−1，气孔径为1.5 mm，比表面积为91 000 m2·m−3，真比重为1.1 g·cm−3。设计待处理污水从反应器底部进入，在气流的推动下污水向上流动经过填料区[15]，污水中的污染物被填料上生长的生物膜吸附转化降解，从而污水得到净化[16-17]。由于侧向回流通道的存在，填料区出水一部分回流至反应器底端，与进水充分混合。设计的侧向回流通道能够起到稀释进水，提高一体化反应器的抗冲击负荷能力的作用。填料区上部设置的挡板起到泥水分离的作用，并且使出水不易受气流紊动。反应器下部设置的泥斗收集填料上脱落下沉的生物膜，通过排泥管定期排放。
1.3 实验方法
侧向回流一体化生物膜反应器在连续进出水和连续曝气的条件下运行，采用快速排泥法进行挂膜。挂膜成功后，为探究反应器在不同运行参数下对分散式生活污水中污染物的去除效果，在填料填充率为35% 的条件下，依次调节反应器运行的水力停留时间和气水比，监测反应器对COD、氨氮、总氮和总磷处理效果，以优化反应器的运行条件。
1.4 水质检测指标及方法
采用哈希快速消解法测定COD(哈希消解器DRB200，哈希可见光分光光度计DR3900)；采用纳氏试剂分光光度法测定氨氮含量(HJ535-2009)；采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定总氮含量(HJ636-2012)；采用钼酸铵分光光度法测定总磷含量(GB11893-89)；使用便携式YSI-100pH 测定仪测定pH含量；使用YSI550A溶解氧测量仪测定DO含量。
2. 结果与讨论
2.1 水力停留时间对侧向回流一体化生物膜反应器处理效果的影响
水力停留时间对侧向回流一体化生物膜反应器的处理效果有着重要的影响。水力停留时间过短时，污水中的污染物还未完全去除就已被排出，导致对污染物的去除效果差；水力停留时间过长，在相同的日处理能力下，反应器的体积增大，会增加反应器的建设成本[18]。因此，选择适宜的水力停留时间对反应器的处理效果和节约成本是至关重要的。本实验在反应器填充率为35%，气水比为7.5的条件下，考察了反应器在不同水力停留时间下对各污染物的去除效果，以确定最优的水力停留时间。
1)水力停留时间对COD去除效果的影响。由图2可以看出，侧向回流一体化生物膜反应器对COD在不同水力停留时间下的平均去除率随水力停留时间的延长而升高，COD平均去除率由91.36%升至98.78%，出水COD平均值逐渐下降，由21.33 mg·L−1降低至3 mg·L−1。水力停留时间的延长，一方面缓解了水流对生物膜的冲击和洗刷效应，使附着在填料上的生物膜能够稳定生长；另一方面使微生物与污水中污染物的反应时长增加。两方面均可提升反应器对COD的处理效果。侧向回流一体化生物膜反应器在不同的水力停留时间下对COD均有较好的去除效果，这说明反应器在不同的水力停留时间下填料上的生物膜均能生长稳定，水流的剪切作用能将生物膜厚度控制在合适的范围内。反应器出水COD平均值均小于60 mg·L−1，能够满足江苏省农村生活污水排放的地方标准《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB32/ 3462-2020)中的一级A水质标准的要求。
图 2 水力停留时间对COD去除效果的影响Figure 2. Influence of hydraulic retention time on COD removal effect2)水力停留时间对氨氮去除效果的影响。由图3可以看出，侧向回流一体化生物膜反应器对氨氮的平均去除率随水力停留时间的延长先升高后略微下降。当水力停留时间为4 h时，反应器对氨氮的平均去除率仅为64.55%。这表明水力停留时间过短不利于世代时间长的硝化菌生长繁殖[19]，从而引起出水氨氮平均质量浓度较高。当水力停留时间在6 h以上时，氨氮的平均去除率稳定在98% 以上；此时再延长水力停留时间，氨氮的平均去除率略微下降。这表明反应器对氨氮的去除效果并不是随着水力停留时间的延长而增强。NOGUEIRA R等[20]通过研究在2种不同水力停留时间下运行的同一种生物膜反应器内的微生物种群动态和反应器运行性能发现：在水力停留时间较短时，反应器可以同时实现较好的硝化效果和有机碳的去除；而延长水力停留时间则不能够同时改善生物膜反应器的硝化效果和有机碳的去除，在水力停留时间较长时，异养菌的过度繁殖会在硝化生物膜顶部会形成较厚的异养微生物层，限制了硝化菌的氧气供应，从而引起硝化效率的下降。侧向回流一体化生物膜反应器在水力停留时间为6~8 h内对氨氮的去除效果最好，出水氨氮平均质量浓度低于1 mg·L−1，能够满足江苏省农村生活污水排放的地方标准《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB32/3462-2020)中的一级A水质标准的要求。
图 3 水力停留时间对氨氮去除效果的影响Figure 3. Influence of hydraulic retention time on ammonia nitrogen removal3)水力停留时间对总氮去除效果的影响。由图4可以看出，随着水力停留时间的延长，侧向回流一体化生物膜反应器对总氮的平均去除率先升高后降低，总氮平均去除率为33.02%~58.87%。当水力停留时间为8 h时，反应器对总氮的平均去除率达到最大值58.87%，此时出水总氮平均质量浓度为16.53 mg·L−1。当反应器的水力停留时间分别为4、6、8、10和12 h时，反应器内的溶解氧平均质量浓度分别为3.93、4.07、4.18、4.21和4.54 mg·L−1。在一定范围内延长水力停留时间，反应器内溶解氧质量浓度的提升有利于促进硝化，同时又不削弱因填料内部存在的缺氧微环境而发生的反硝化，因此，能够提高反应器对总氮的去除效果。然而，当水力停留时间过长时，会使反应器内能够进行反硝化过程的缺氧区域缩小，从而降低反应器对总氮的去除效果。王鸿远[21]采用 MBR处理农村生活污水，研究了不同混合液回流比(40%、80%、120%、160%和200%)对MBR处理农村生活污水效果的影响，当混合液回流比为200%时，总氮的去除率最高为44.37%。而本文设计的侧向回流一体化生物膜反应器在不额外设置混合液回流系统的条件下，依靠侧向回流通道实现出水的部分回流，在较好去除总氮的同时也能够节约能耗和占地面积。
图 4 水力停留时间对总氮去除效果的影响Figure 4. Influence of hydraulic retention time on the removal effect of total nitrogen4)水力停留时间对总磷去除效果的影响。由图5可以看出，随着水力停留时间的延长，侧向回流一体化生物膜反应器对总磷的平均去除率先升高后降低。水力停留时间为6 h时，反应器对总磷的平均去除率达到最大值36.53%，此时总磷的平均出水质量浓度为1.78 mg·L−1。唐舒雯[22]运用陶瓷膜生物反应器处理农村分散式生活污水，在常规运行下，陶瓷膜生物反应器对TP的平均去除率为12.32%。本研究中的侧向回流一体化生物膜反应器内微生物生长的载体为改性聚氨酯海绵填料，具有很大的比表面积和孔隙率，能够同时实现多种微生物的富集生长和对污染物的拦截，故反应器对总磷的去除效果优于常规生物膜反应器。综上所述，为了较好地兼顾污水处理效果与污水处理量，侧向回流一体化生物膜反应器运行的水力停留时间选择6.5 h较为适合。
图 5 水力停留时间对总磷去除效果的影响Figure 5. Influence of hydraulic retention time on the removal of total phosphorus2.2 气水比对侧向回流一体化生物膜反应器处理效果的影响
气水比影响着侧向回流一体化生物膜反应器内部的溶解氧质量浓度。在不同的气水比下，反应器内部的溶解氧质量浓度也不同，从而影响反应器内部的微生物种群丰度。气水比的增加可以提高反应器内部的溶解氧质量浓度，促进硝化细菌的生长繁殖，进而促进硝化作用。但反应器内部的氧传递效率并不能随着气水比的增大而一直升高，当气水比过大时，气流对填料的冲刷作用也会更加强烈，容易引起生物膜的脱落。并且，反应器的气水比越大，相应的运行成本也就越高。因此，探究反应器运行时较合适的气水比对提高反应器的处理效能和降低能耗都是十分有意义的。本实验在反应器填充率为35%，水力停留时间为6.5 h的条件下，考察了反应器在不同气水比下对各污染物的去除效果，以确定反应器运行时最优的气水比。
1)气水比对COD去除效果的影响。由图6可以看出，随着气水比的增大，侧向回流一体化生物膜反应器对COD的平均去除率逐渐升高，升高趋势逐渐趋于平缓。当气水比为2.5时，COD的平均去除率最低，为85.66%；当气水比为15.0时，COD的平均去除率最高，为98.19%。当气水比较低时，增大气水比，反应器内部溶解氧质量浓度增加，促进异养好氧菌的生长繁殖，COD的去除率升高较快。但由于氧传质速率和污染物在生物膜内外的传质都是有一定限度的，且当气水比较大时，生物膜容易受到曝气的冲刷作用而脱落，所以COD的去除率在气水比较高时升高幅度越来越小。侧向回流一体化生物膜反应器在不同气水比下对COD的去除效果较好。在气水比为2.5、5.0、7.5、10.0、12.5和15.0的条件下，出水COD平均值分别为33.91、25.85、16.01、11.57、6.28和4.62 mg·L−1，均能够满足江苏省农村生活污水排放的地方标准《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB32/ 3462-2020)中的一级A水质标准的要求。潘伟亮等[23]利用MBBR探究其对农村污水的处理效果，结果表明，当水力停留时间为8 h，气水比为3:1，硝化液回流比为150% 时，MBBR对COD的平均去除率为75.40%。侧向回流一体化生物膜反应器表现出的对COD较优去除效果归因于侧向回流通道的部分出水回流提高了反应器内的水力混合效果，微生物与污水中的污染物接触充分。
2)气水比对氨氮去除效果的影响。由图7可以看出，侧向回流一体化生物膜反应器对氨氮的平均去除率随着气水比的增大而升高。当气水比由2.5升高至10.0时，氨氮平均去除率由54.12% 升高到97.34%，升高幅度较大；当气水比由10.0升高至15.0时，氨氮平均去除率仅由97.34%升至98.21%，升高幅度较小。在气水比较低时，异养菌在与硝化菌对溶解氧的竞争中占优势地位，硝化菌所能利用的溶解氧量很少，反应器对氨氮去除效果不理想。此时增大气水比能够营造较好的好氧环境，促进硝化过程的进行，故氨氮的出水平均质量浓度迅速下降。当反应器内部的溶解氧质量浓度增加到一定程度时，再增大气水比，反应器内部的溶解氧质量浓度增加幅度并不大，氨氮的出水平均质量浓度趋于稳定。当气水比为7.5时，氨氮的平均出水质量浓度为 5.50 mg·L−1（<8 mg·L−1），能够满足江苏省农村生活污水排放的地方标准《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB32/ 3462-2020)中的一级A水质标准的要求。温凯茵[24]采用一体化膨胀生物滤池处理农村生活污水，稳定运行期间对氨氮的平均去除率为94.20%。侧向回流一体化生物膜反应器对氨氮的去除效果与温凯茵报道的结果相当。
3)气水比对总氮去除效果的影响。由图8可以看出，随着气水比的增大，侧向回流一体化生物膜反应器对总氮的平均去除率逐渐上升，总氮平均去除率为39.26%~68.12%。当反应器的气水比分别为2.5、5.0、7.5、10.0、12.5和15.0时，反应器内的溶解氧平均质量浓度分别为3.81、3.89、4.14、4.19、4.24和4.38 mg·L−1，反应器内溶解氧质量浓度随着气水比的增大而逐渐增加。当气水比较低时，反应器内部溶解氧质量浓度较低，硝化作用较弱，出水中的氨氮质量浓度增加，则经过侧向回流通道流经填料区底部中的硝态氮质量浓度减少，也就使填料内部形成的缺氧微环境反硝化可以利用的硝态氮质量浓度下降，从而使总氮的去除率下降[25]。当气水比较高时，一方面填料区好氧部分的生物膜外侧溶解氧质量浓度充足，不仅能够满足生长在生物膜外侧的异养菌去除COD的需求，也能够满足硝化菌进行硝化作用对溶解氧的需求，此时硝化作用进行的彻底，使经过侧向回流通道流至填料区底部进而流至缺氧区的硝态氮质量浓度增加，反硝化速率上升，总氮的去除率上升[26]；另一方面，较高的气水比会导致异养菌的增殖加快，加快利用污水中的氮物质合成细胞组成成分，因而会进一步降低出水总氮质量浓度。当气水比为7.5时，总氮的平均出水质量浓度为 18.31 mg·L−1(<20 mg·L−1)，能够满足江苏省农村生活污水排放的地方标准《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB32/ 3462-2020(中的一级A水质标准的要求。
4)气水比对总磷去除效果的影响。由图9可以看出，侧向回流一体化生物膜反应器对总磷的去除效果较为一般。随着气水比的增大，侧向回流一体化生物膜反应器对总磷的平均去除率先较快升高后缓慢下降。当气水比为2.5时，总磷的平均去除率最低，仅为17.16%。当气水比为7.5时，总磷的平均去除率最高为36.15%。污水中磷的去除是依靠聚磷菌在厌氧环境下释放磷和在好氧环境下过量吸收磷，并通过剩余污泥的排放来实现的[27]。反应器内填充的改性聚氨酯海绵填料，粒径为2 mm，填料气孔径为1.5 mm。在填料生物膜外侧固然是好氧环境，但填料内部由于氧分子不易进入导致溶解氧质量浓度较低，呈现缺氧状态甚至厌氧状态。当气水比较低时，反应器内部的溶解氧质量浓度较低，聚磷菌的好氧过量吸磷能力减弱，此时增大气水比，总磷的去除率会升高；并且，此时气水比的增大促进了反应器内异养菌的增殖，异养菌利用进水中的磷合成细胞组成物质，共同引起出水磷质量浓度的下降。但若溶解氧质量浓度过高，则会引起聚磷菌的胞内聚-β-羟基丁酸减少，从而抑制聚磷菌的过量吸磷过程[28]。当气水比大于7.5时，总磷的平均去除率出现缓慢下降的趋势。综合考虑侧向回流一体化生物膜反应器在不同气水比下对各污染物的处理效果和能耗大小，气水比选择7.5较合适，此时既能够实现对污染物的较好去除，又能够节约能耗和降低成本。
3. 结论
1)侧向回流一体化生物膜反应器内填充的改性聚氨酯海绵填料可以在填料区有限范围内移动，强化了传质效果，反应器对COD和氨氮表现出很好的去除效果。在填料填充率为35%，水力停留时间为6.5 h，气水比为7.5的条件下，反应器对COD和氨氮的平均去除率分别为94.04%和98.25%。此时，出水COD平均值为14.42 mg·L−1，出水氨氮平均质量浓度为0.64 mg·L−1。
2)侧向回流一体化生物膜反应器内部设置的侧向回流通道能使部分出水回流至底端，从宏观上改善了整个反应器的水力混合效果，提高了反应器的脱氮能力。改性聚氨酯海绵填料巨大的比表面积和孔隙率改善了填料对磷的拦截作用。在填料填充率为35%，水力停留时间为6.5 h，气水比为7.5的条件下，反应器对总氮和总磷的平均去除率分别为47.89%和35.08%。此时，出水总氮平均质量浓度为21.88 mg·L−1，出水总磷平均质量浓度为1.87 mg·L−1。
3)当侧向回流一体化生物膜反应器的处理规模<5 m3·d−1时，出水水质可以满足江苏省农村生活污水排放的地方标准《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB32/ 3462-2020)中的一级A水质标准的要求；当侧向回流一体化生物膜反应器处理规模≥5 m3·d−1时，对于总氮和总磷的去除，需要增加生态处理设施以保障出水水质达标。
-
图 2 停留时间对绝缘油去除率的影响
Figure 2. Effect of residence time on the removal rate of insulating oil
图 3 土壤含水率对绝缘油去除率的影响
Figure 3. Effect of soil moisture content on removal rate of insulating oil
图 4 初始浓度对绝缘油去除率的影响
Figure 4. Effect of initial concentration on removal rate of insulating oil
图 5 微波功率对绝缘油去除率的影响
Figure 5. Effect of microwave power on the removal rate of insulating oil
表 1 不同功率和微波时间下的能耗
Table 1. Energy consumption under different power and time
微波时间/min 能耗/kJ 400 W 600 W 800 W 1 000 W 1 200 W 5 0.033 0.050 0.067 0.083 0.100 10 0.067 0.100 0.133 0.167 0.200 15 0.100 0.150 0.200 0.250 0.300 20 0.133 0.200 0.267 0.333 0.400
下载: 导出CSV
表 2 微波处理前后土壤中脂肪烃质量分数
Table 2. Aliphatic content in soil before and after microwave treatment
mg·kg−1 脂肪烃类别 含油率 5% 土样 300 ℃ 处理后土样 350 ℃ 处理后土样 400 ℃ 处理后土样 450 ℃ 处理后土样 C8~C10 − − − − − C10~C12 5.7 − − − − C12~C16 5 823.3 1 620.9 284.9 1.1 0.9 C16~C21 41 596.9 20 882.8 9 187.2 251.1 96.8 C21~C34 6 075.1 2 984.9 1 641.6 317.9 18.3 注：−表示未检测出。
下载: 导出CSV
表 3 微波处理前后土壤中芳香烃质量分数
Table 3. Arene content in soil before and after microwave treatment
mg·kg−1 芳香烃类别 含油率 5% 土样 300 ℃ 处理后土样 350 ℃ 处理后土样 400 ℃ 处理后土样 450 ℃ 处理后土样 C7.6~C10.1 − − − − − C10.1~C11.7 − − − − − C11.7~C15.5 1.2 − − − − C15.5~C20.8 108.2 117.9 133.7 34.4 − C20.8~C34.01 32.9 61.8 68.3 22.3 − 注：−表示未检测出。
下载: 导出CSV
-
[1] 全国土壤污染状况调查公报(2014年4月17日)[J]. 环境教育, 2014, (6): 8-10. [2] 韩超, 陈彬, 刘阁. 颗粒污染物对变压器油理化性能的影响[J]. 石油学报(石油化工), 2016, 32(6): 1156-1163. [3] 刘佳. 废变压器油中污染物及环境风险评价研究[D]. 保定: 华北电力大学, 2015. [4] 郭涛涛, 王达达, 高阔, 等. X射线对变压器油的影响研究[J]. 核电子学与探测技术, 2012, 32(12): 1437-1440. doi: 10.3969/j.issn.0258-0934.2012.12.023 [5] 侯朝鹏, 李永丹, 夏国富, 等. 典型单环和双环芳烃加氢热力学分析[J]. 石油化工, 2013, 42(6): 625-631. doi: 10.3969/j.issn.1000-8144.2013.06.007 [6] 孟祥帅, 陈鸿汉, 郑从奇, 等. 焦化厂不同污染源作用下土壤PAHs污染特征[J]. 中国环境科学, 2020, 40(11): 4857-4864. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2020.11.026 [7] ENUNEKU A, OGBEIDE O, OKPARA B, et al. Ingestion and dermal cancer risk via exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) contaminated soils in an oil producing community, Niger Delta, Nigeria[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2020, 40(1): 261-271. [8] 王国秉. 关于俄罗斯萨扬·舒申斯克水电站事故的思考[J]. 山西水利科技, 2010(2): 1-5. doi: 10.3969/j.issn.1006-8139.2010.02.001 [9] 赵玉霞, 杨珂. 石油污染土壤修复技术研究综述[J]. 环境科技, 2009, 22(S1): 60-63. [10] 邢汉君, 蒋俊, 李晶, 等. 有机氯农药污染土壤异位热脱附修复研究[J]. 湖南农业科学, 2019(11): 62-64. [11] 赵中华, 李晓东, 陈彤, 等. 多氯联苯污染土壤热脱附研究综述[J]. 生态毒理学报, 2016, 11(2): 61-68. [12] 刘珑, 王殿生, 曾秋孙, 等. 微波修复石油污染土壤升温特性影响因素的实验研究[J]. 环境工程学报, 2011, 5(4): 898-902. [13] 桑义敏, 艾贤军, 马绍芳, 等. 基于超声波-微波耦合效应的石油烃类污染土壤的热脱附规律与参数优化[J]. 环境工程学报, 2019, 13(10): 2311-2319. doi: 10.12030/j.cjee.201905113 [14] 刘珑, 王殿生, 曾秋孙, 等. 微波修复原油污染土壤的均匀设计实验[J]. 环境工程学报, 2012, 6(6): 2034-2038. [15] LUO H, WANG H, KONG L, et al. Insights into oil recovery, soil rehabilitation and low temperature behaviors of microwave-assisted petroleum-contaminated soil remediation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 377: 341-348. doi: 10.1016/j.jhazmat.2019.05.092 [16] ELDOS H I, ASHFAQ M Y, AL-GHOUTI M A. Rapid assessment of the impact of microwave heating coupled with UV-C radiation on the degradation of PAHs from contaminated soil using FTIR and multivariate analysis[J]. Arabian Journal of Chemistry, 2020, 13(11): 7609-7625. doi: 10.1016/j.arabjc.2020.08.031 [17] DI P K, CHANG D P. Investigation of polychlorinated biphenyl removal from contaminated soil using microwave-generated steam[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2001, 51(4): 482-488. [18] KAWALA Z A, ATAMANCZUK T. Microwave-enhanced thermal decontamination of soil[J]. Environmental Science & Technology, 1998, 32(17): 2602-2607. [19] 王贝贝, 朱湖地, 胡丽, 等. 硝基酚, 六氯苯污染土壤的微波修复[J]. 环境化学, 2013, 32(8): 1560-1565. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2013.08.022 [20] TAI H S, JOU C J. Immobilization of chromium-contaminated soil by means of microwave energy[J]. Journal of Hazardous Materials, 1999, 65(3): 267-275. doi: 10.1016/S0304-3894(98)00274-X [21] 吴风光. 微波辐射修复Cr(Ⅵ)污染土壤的研究[D]. 长沙: 湖南大学, 2013. [22] 刘娜, 赵维, 赵浩, 等. 微波修复氯丹污染土壤中氯丹降解的影响因素研究[J]. 环境污染与防治, 2012, 34(5): 43-47. doi: 10.3969/j.issn.1001-3865.2012.05.009 [23] ABRAMOVITCH R A, HUANG B Z, DAVIS M, et al. Decomposition of PCB's and other polychlorinated aromatics in soil using microwave energy[J]. Chemosphere, 1998, 37(8): 1427-1436. doi: 10.1016/S0045-6535(98)00133-7 [24] ABRAMOVITCH R A, HUANG B Z, ABRAMOVITCH D A, et al. Decomposition of PCBs in soil using microwave energy[J]. Chemosphere, 1999, 38(10): 2227-2236. doi: 10.1016/S0045-6535(98)00441-X [25] 田勐, 袁松虎, 陆晓华. 微波辐射在二氧化锰诱导下对六氯苯污染土壤的修复研究[J]. 环境保护科学, 2006, 32(2): 49-52. doi: 10.3969/j.issn.1004-6216.2006.02.016 [26] 孙磊, 蒋新, 周健民, 等. 五氯酚污染土壤的热修复初探[J]. 土壤学报, 2004, 41(3): 462-465. doi: 10.3321/j.issn:0564-3929.2004.03.021 [27] 周翠红, 王世晗, 周怡. 响应曲面法优化微波修复二甲苯污染土壤工艺参数[J]. 环境污染与防治, 2020, 42(3): 259-263. [28] LIU X T, ZHANG Q, ZHANG G X, et al. Application of microwave irradiation in the removal of polychlorinated biphenyls from soil contaminated by capacitor oil[J]. Chemosphere, 2008, 72(11): 1655-1658. doi: 10.1016/j.chemosphere.2008.05.030 [29] PETARCA L, CIONI B. Petroleum products removal from contaminated soils using microwave heating[J]. Chemical Engineering Transactions, 2011, 24: 1033-1038. [30] 中华人民共和国生态环境部. 土壤 石油类的测定 红外分光光度法: HJ 1051-2019[S]. 北京: 中国环境出版社, 2019. [31] 中华人民共和国生态环境部. 土壤和沉积物 石油烃(C10-C40)的测定 气相色谱法: HJ 1021-2019[S]. 北京: 中国环境出版社, 2019. [32] FALCIGLIA P P, GIUSTRA M G, VAGLIASINDI F G A. Low-temperature thermal desorption of diesel polluted soil: Influence of temperature and soil texture on contaminant removal kinetics[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 185(1): 392-400. doi: 10.1016/j.jhazmat.2010.09.046 [33] GEORGE C E, LIGHTSEY G R, JUN I, et al. Soil decontamination via microwave and radio frequency co-volatilization[J]. Environmental Progress & Sustainable Energy, 2010, 11(3): 216-219. [34] LIU X T, YU G. Combined effect of microwave and activated carbon on the remediation of polychlorinated biphenyl-contaminated soil[J]. Chemosphere, 2006, 63(2): 228-235. doi: 10.1016/j.chemosphere.2005.08.030 [35] 齐红媛. 微波处理被原油和成品油污染土壤的规律研究[D]. 西安: 西安石油大学, 2013. [36] 中华人民共和国生态环境部. 土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准(试行): GB 36600-2018[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2018. [37] GILOT P, HOWARD J B, PETERS W A. Evaporation phenomena during thermal decontamination of soils[J]. Environmental Science and Technology, 1997, 31(2): 461-466. doi: 10.1021/es960293p [38] 李大伟. 石油污染土壤的碳材料增强微波热修复研究[D]. 大连: 大连理工大学, 2008. -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 4153
- HTML全文浏览数: 4153
- PDF下载数: 40
- 施引文献: 0
