表面活性剂淋溶-化学氧化处理焦化场地高环多环芳烃污染土壤

李 伟,王华伟*,孟祥宇,杨乐巍,丁浩然,李书鹏,刘渊文,孙英杰,刘 鹏,王亚楠

表面活性剂淋溶-化学氧化处理焦化场地高环多环芳烃污染土壤

李 伟1,王华伟1*,孟祥宇1,杨乐巍2,3,丁浩然2,3,李书鹏2,3,刘渊文2,3,孙英杰1,刘 鹏2,3,王亚楠1

(1.青岛理工大学环境与市政工程学院,山东 青岛 266520；2.北京建工环境修复股份有限公司,北京 100015；3.污染场地安全修复国家工程实验室,北京 100015)

为了探究表面活性剂淋溶-化学氧化技术对焦化场地有机污染土壤的修复效能,以安徽某焦化场地多环芳烃(PAHs)污染土壤为实验对象,分析了表面活性剂浓度、液固比、淋溶时间和淋溶次数等工艺参数对淋溶效果的影响,在优化工艺参数的基础上,进一步研究了化学氧化对PAHs的去除效能.结果表明:1)吐温80(TW80)对PAHs污染土壤的淋溶效果优于曲拉通和鼠李糖脂,用于后续实验; 2)当TW80浓度为6g/L,液固比为10:1,淋溶时间为4h时为最佳工艺参数,此时ΣPAHs的淋溶效率为43.5%; 3)多次淋溶有助于提高PAHs的淋溶效率,连续淋溶3次后ΣPAHs的淋溶效率为63.3%,淋溶5次时淋溶率升高至72.1%; 4)TW80淋溶5次,采用10%的H2O2氧化处理后ΣPAHs去除率为79.4%,而采用10% KMnO4氧化处理后ΣPAHs去除率为81.2%,其中苯并[a]芘去除率为98.3%;5) TW80淋溶处理后,H2O2或KMnO4氧化处理均能提高PAHs的去除效率,淋溶5次+1% H2O2和淋溶3次+1% KMnO4处理后苯并[a]芘含量分别为0.39和0.46mg/kg,均满足《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) 第一类用地筛选值要求; 6)表面活性剂淋溶+化学氧化技术对PAHs去除效果良好,该技术在PAHs污染土壤修复具有潜在的应用前景.

焦化场地；多环芳烃(PAHs)；表面活性剂；化学氧化；修复技术；土壤

多环芳烃(PAHs)是焦化场地污染土壤中典型污染物之一,具有环境持久性、生物蓄积性、远距离迁移性以及“三致”等特性[1].PAHs是指含两个或两个以上苯环以稠环型和非稠环型连接起来的芳烃[2],其具有较高的辛醇-水分配系数和亲脂疏水性,随着苯环数量的增加而逐渐升高,使PAHs的水溶性降低[3-4],化学稳定性、毒性和生物累积性显著增加,且极易吸附在土壤有机质表面,增加其环境风险[5-6].陈倩等[7]研究发现,一些重工业城市及周边土壤中PAHs污染严重，其中苯并[a]芘超标严重.Zhang等[8]研究也表明,焦化场地污染土壤中高环PAHs组分含量较高,可在环境中长期累积,对周边环境造成严重的威胁[9].研究表明,高环PAHs会通过皮肤、呼吸道和食物链等方式进入人体,危害人体健康[10-11].因此,高环PAHs是焦化场地污染土壤修复治理的难点和痛点,开发高环PAHs的修复技术已迫在眉睫.

目前,PAHs污染土壤的修复技术有淋溶、热脱附、化学氧化和生物修复等[12].表面活性剂淋溶修复技术原理在于利用表面活性剂形成以疏水性的非极性亲油基为内核的胶团分子,改变液体界面张力,降低PAHs的有机质-水分配系数(oc)以提高PAHs的水溶性,使更多的PAHs溶解在液相中,以达到修复的目的[13-15].其主要过程是通过分散、聚集和增溶作用,提高PAHs在土壤颗粒孔径中的迁移能力,促进疏水性有机污染物在固态颗粒上的解吸,使其溶解到溶液中[16-18].PAHs淋溶效果受表面活性剂种类、工艺参数(浓度、液固比、淋溶时间等)、污染物含量及土壤类型等多种因素影响.热脱附技术是通过直接或间接加热,将污染土壤加热至目标污染物的沸点以上,通过控制系统温度和物料停留时间有选择地促使污染物气化挥发,使目标污染物与土壤颗粒分离、去除[19-20].但其存在脱附时间长、尾气处理工艺不完善且缺乏相应的工程设计参数与运行经验,高环PAHs处理成本高等问题[21-22].化学氧化技术是利用氧化剂的氧化作用将土壤中有机污染物转化为毒性更小或无毒的物质.虽然化学氧化技术相对其他技术效果更理想,但在实际修复中发现对高环PAHs的修复效果差别较大,部分氧化剂仅在高剂量时才能满足修复目标,但这样不仅会造成处理成本递增,也会引发其他问题[23].研究表明[24],单独使用KMnO4氧化处理时会降低土壤的渗透性,进而使土壤质量退化.此外,生物修复技术(如微生物修复),具有成本低、环境扰动小和可就地处理等优点,但其单独处理时修复周期长,且不能用于高污染PAHs污染土壤修复.

鉴于上述修复技术单一应用时成本高、不理想、无法满足修复要求等问题,有科研人员采用多种技术联合的修复方式,起到“1+1>2”的效果.Derudi等[25]在生物处理后利用臭氧进行化学氧化,以增强PAHs的降解效率.研究发现,该方法可以有效去除工业场地老化土壤中的PAHs,其中低环PAHs的去除率达到90%以上.Gou等[26]研究了过硫酸盐化学氧化联合土著微生物对老化土壤中PAHs的去除效能,土著微生物的存在提高了PAHs的去除效能.然而,大多数研究并未针对高环PAHs污染土壤,且微生物修复期较长,无法用于城市工业污染土壤修复.因此,针对高环PAHs污染土壤的修复技术和去除性能仍需深入研究.

本文以安徽某焦化场地高环PAHs污染土壤为研究对象,选取吐温80(TW80)、曲拉通-100(TX-100)和鼠李糖脂等表面活性剂为淋溶剂,研究了淋溶剂种类、浓度、液固比、淋溶时间和淋溶次数对PAHs淋溶效率的影响,在优化上述工艺参数的基础上,进一步研究化学氧化技术对残余PAHs的去除效率,综合评价表面活性剂淋溶-化学氧化技术对污染土壤PAHs的去除效果,以期为焦化场地PAHs污染土壤的修复提供数据支撑.

1 材料与方法

1.1 供试药剂

吐温80(TW-80)、曲拉通 (TX-100)(分析纯)购买于上海麦克林生化科技有限公司.鼠李糖酯、二氯甲烷和正己烷(分析纯) 购买于上海默克化工技术有限公司.乙腈、甲醇(色谱纯) 购买于上海默克化工技术有限公司).

1.2 供试土壤

土壤样品取自安徽合肥某焦化厂污染场地.土壤经去除杂质混合均匀风干保存.污染土壤基本理化性质:含水率为8.8%,pH值为8.4,有机质为78.4g/ kg,电导率为645.5μS/cm,Mn为581.0mg/kg, Fe为39.6g/kg.污染土壤16种PAHs含量见表1.该污染土壤ΣPAHs含量为300.1mg/kg,根据第一类用地筛选值要求[27],该污染土壤中苯并[a]蒽、苯并[b]荧蒽、苯并[a]芘、茚并[1,2,3-cd]芘、二苯并[a,h]蒽含量超出标准限值,其超标倍数分别为5.4, 7.9, 49.3, 3.4和9.8倍.对比分析可知,该污染土壤主要以高环PAHs为主.

表1 污染土壤中16种PAHs含量

注: *选自《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)第一类用地筛选值[27].

1.3 实验设计

1.3.1 表面活性剂淋溶对污染土壤PAHs的淋溶效果 分析了表面活性剂种类对PAHs淋溶效果的影响.结合相关研究报道[28-30],选取吐温80(TW80)、曲拉通(TX-100)和鼠李糖脂[31]等3种表面活性剂进行淋溶实验.取3.00g污染土壤于50mL离心管中,按液固比为10:1加入浓度为6g/L的TW80、TX-100和鼠李糖脂溶液,置于翻转振荡60r/min 振荡6h.反应结束后将离心管至于5000r/min离心10min,实现固液分析,测定土壤中PAHs含量,计算PAHs淋溶效率.此外,选取上述淋溶效果好的表面活性剂,进一步探究表面活性剂浓度、液固比、淋溶时间和淋溶次数对PAHs淋溶效果的影响.分别调节表面活性剂浓度为4, 6, 8g/L,液固比为5:1, 10:1, 20:1,淋溶时间为2, 4, 6, 8h,淋溶次数为1, 2, 3, 4, 5次,其余操作步骤上同,定期取样,测定土壤中PAHs含量.

1.3.2 化学氧化技术对污染土壤PAHs的去除效果 在优化淋溶工艺参数的基础上,进一步分析化学氧化技术对残留PAHs的去除效果.根据文献报道[10],选取H2O2和KMnO4氧化剂,氧化剂添加浓度为1%、3%、6%和10%(质量比),调节液固比1.5:1,搅拌均匀后静置反应24h,测定土壤中PAHs含量,计算其去除效率.

1.4 分析方法

土壤样品中PAHs含量测定采用高效液相色谱法(HPLC).首先,取冷冻干燥后土壤样品(3.00g)于50mL比色管中,按液固比10:1加入二氯甲烷:正己烷= 1:1的混合溶剂,250W超声提取30min,重复3次.随后,以5000r/min离心10min,实现固液分离.取10mL上清液过无水硫酸钠小柱,再经旋转蒸发仪浓缩至1mL.通过硅胶小柱净化,再氮吹至近干,乙腈定容至1mL.16种PAHs含量采用HPLC测定.色谱条件:色谱柱为Sunniest C18,柱长250mm,内径4.6mm,粒径5μm;流动相为水和乙腈(体积比为7:3);流速1.2mL/min;进样量10μL. PAHs的定量方法为采用外标法,标线范围为1～10mg/L.

pH值用PHS-3C pH计测定;EC值用DDS- 307A电导率仪测定;有机质用灼烧法测定[30]. Fe、Mn采用石墨炉消解仪进行前处理待测.

1.5 统计分析

本实验所有实验组均设置3组平行,使用Origin 2021进行作图.数据统计分析采用SPSS 20.0单因素方差分析(LSD事后多重比较法)进行多样本组间差异性分析,不同大小写字母代表不同处理间差异显著(<0.05).

2 结果与讨论

2.1 表面活性剂淋溶对土壤PAHs修复效果

2.1.1 不同表面活性剂对PAHs的淋溶效果 不同类型表面活性剂理化性质有所差异,会影响其对PAHs的淋溶效果.TW80、TX-100等非离子表面活性剂在水中以非离子分子或胶束状态存在,是应用较多的高效非离子表面活性剂.鼠李糖脂是目前研究最广泛的生物表面活性剂之一,由铜绿假单胞菌经发酵而产生,属于糖脂类阴离子型表面活性剂.

由图1可知,3种表面活性剂对PAHs均有一定的淋溶效果,但不同的表面活性剂对ΣPAHs的淋溶效果差异较大,其中TW80的淋溶效率最高.当表面活性剂浓度为6g/L、液固比为10:1、淋溶时间为6h时,TW80对ΣPAHs的淋溶效率为42.3%,其次为TX-100(26.2%),鼠李糖脂最低,淋溶效率仅为9.8%.伴随表面活性剂的加入,PAHs有机质-水分配系数 (oc)降低,促进了PAHs的解吸和溶解[32],使更多的PAHs溶解进入液相.3种表面活性剂对PAHs的淋溶效果差异较大,可能是因为相同浓度表面活性剂在污染土壤中的平衡浓度大致相同[33],而土壤对TW80的饱和吸附量远低于TX-100和鼠李糖脂,会使更多的TX-100和鼠李糖脂被紧密吸附在土壤颗粒中,难以有效参与PAHs的淋溶.此外,与TX-100和鼠李糖脂相比,TW80的疏水基碳链数量最多[34],导致其亲水亲油系数最低,增加其对PAHs的淋溶效果[35].袁笑等[29]研究也发现,TW-80对模拟土壤ΣPAHs的淋溶效率要优于鼠李糖脂.肖鹏飞等[36]研究也发现,吐温系列表面活性剂对土壤PAHs淋溶效果较好,淋溶效率最高可达79.2%.因此,选择TW-80用于后续实验,进一步优化其工艺参数.

图1 不同表面活性剂对污染土壤PAHs的淋溶效率

不同小写字母代表处理间差异达到显著水平(<0.05),相同字母表示处理间不显著(<0.05),下同

2.1.2 TW80对污染土壤PAHs的淋溶效果 研究表明,表面活性剂浓度、液固比、淋溶时间、淋溶次数等工艺参数会影响TW-80对土壤中PAHs的淋溶效果[37].因此,进一步研究了上述参数对PAHs 的淋溶效果,并进行了工艺参数优化,结果见图2.

由图2可知,当TW80浓度由4g/L增加至8g/L时,PAHs的淋溶效率呈现先上升后下降的趋势.当TW80浓度为4g/L时,其对ΣPAHs的淋溶效率25.5%,当浓度提高到6g/L时,其对ΣPAHs的淋溶效率最高,为43.2%,而TW80浓度在8g/L时仅为21.4%.与此同时,苯并[a]蒽、苯并[b]荧蒽及苯并[a]芘等也呈类似趋势,均在6g/L淋溶效率最高,其淋溶效率分别为41.3%、40.6%和44.4%.可能是因为高浓度的TW80会堵塞土壤颗粒之间的孔隙,无法实现土壤颗粒内部PAHs解吸.此外,与模拟土壤相比,实际土壤化学组成更加复杂,PAHs与土壤颗粒之间的结合能力更强,很难从土壤颗粒完全解吸[38].袁笑等[29]研究表明,TW80浓度为5g/L时,PAHs的淋溶效率较好,在60%左右.吉红军等[18]研究发现,在一定范围内PAHs的淋溶效率与TW80浓度呈正相关性,当TW80浓度为7.5%、10%时,ΣPAHs的淋溶效率分别为24.3%和37.8%.综合分析,TW80浓度为6g/L时是较优的浓度选择,用于后续实验.

图2 不同浓度、液固比和淋溶时间下TW80对PAHs的淋溶效率

液固比也是影响污染土壤PAHs淋溶效果的重要因素之一.当液固比在5:1至20:1时,PAHs的淋溶效率随液固比的增加而增大.液固比为5:1、10:1和20:1时ΣPAHs的淋溶效率分别为36.2%、43.0%和51.3%.苯并[a]蒽、苯并[b]荧蒽、苯并[a]芘、二苯并[a,h]蒽和茚并[1,2,3-cd]芘等规律一致,当液固比为20∶1时其淋溶效率分别为53.6%、48.4%、59.5%、49.2%和47.1%.研究表明,随着液固比增加,参与反应的TW80增多,PAHs与TW80接触次数增加,促进了PAHs的淋溶效果[29].虽然PAHs的淋溶效率随液固比呈正相关性,但液固比过高时可操作性不强,产生的废液处理成本递增.因此,考虑到实际施工和综合经济效益,液固比10:1是一个相对经济有效且符合实际操作的选择.

此外,淋溶时间也会影响污染土壤PAHs的淋溶效果.随着淋溶时间的延长,PAHs的淋溶效率呈递增趋势.当淋溶时间为2h时,ΣPAHs的淋溶效率为35.5%,淋溶时间延长到4h时,ΣPAHs的淋溶效率增加为43.5%,继续延长到8h时,ΣPAHs的淋溶效率仅为48.7%.在淋溶时间为4h 时,苯并[a]蒽、苯并[b]荧蒽、苯并[a]芘、二苯并[a,h]蒽和茚并[1,2,3-cd]芘的淋溶效率分别为46.1%、37.3%、52.1%、42.5%和34.8%.总体而言,淋溶时间为4h时,PAHs淋溶效率已达到平衡,随淋溶时间的延长,PAHs的淋溶效果未得到显著提升.李爽等[39]研究发现,PAHs淋溶效率会随反应时间的延长而增大.钟金魁等[40]的研究结果表明,污染物的表观溶解度会随着淋溶时间的延长而增大,并在一定时间内达到峰值;当淋溶时间继续增加时,污染物再次返回到固相中与土壤颗粒形成强结合态,使其更难以被淋溶.

图3 不同淋溶次数下TW80对PAHs的淋溶效率

在上述实验结果表明,TW80淋溶的最佳工艺参数为:TW80浓度为6g/L,液固比为10:1,淋溶时间为4h.在此基础上,进一步研究了淋溶次数对PAHs淋溶效率的影响(图3).结果表明,随着淋溶次数增加,PAHs的淋溶效率也逐渐增加.淋溶3次后ΣPAHs的淋溶效率为63.3%,相较于2次和1次淋溶的淋溶效率提高了8.4%和16.9%.此时苯并[a]蒽、苯并[b]荧蒽、苯并[a]芘、二苯并[a,h]蒽和茚并[1,2,3-cd]芘的淋溶效率为61.2%、69.0%、63.8%、39.8%和42.8%.然而,继续增加淋溶次数时,PAHs的淋溶效率增加不明显,5次淋溶时ΣPAHs的淋溶效率仅增加了8.8%.这可能是实验土壤经过了长时间的老化,PAHs已渗透到土壤黏土颗粒微孔中,形成强结合态的PAHs,难于溶解释放[18].

2.2 化学氧化技术对PAHs的去除效果

H2O2和KMnO4氧化处理时PAHs去除率如图4和5所示.从图4中可以看出,ΣPAHs的去除率随氧化剂浓度的升高而增加,当淋溶1次、3次、5次后,添加10% H2O2时ΣPAHs的去除率最高,分别为53.6%、69.1%和79.4%.此外,淋溶次数越多,高环PAHs去除效率也越高,苯并[a]蒽和苯并[b]荧蒽的去除率呈显著上升趋势,当淋溶5次时,苯并[a]芘的去除率在98.0%以上,苯并[a]蒽和苯并[b]荧蒽的去除率在80%左右,而更高环的二苯并[a,h]蒽和茚并[1,2,3-cd]芘均则在60%左右.

图4 TW80多次淋溶+H2O2氧化对PAHs去除效率

由图5可知,与H2O2处理相同,KMnO4氧化处理对ΣPAHs的去除率随氧化剂浓度的升高而升高,但淋洗次数增加至5次时, KMnO4氧化剂量为1%、3%、6%时,ΣPAHs的去除率分别为66.7%、78.3%和81.2%.值得注意的是,在淋溶次数为3次时,不同剂量KMnO4氧化处理对苯并[a]芘具有较高的去除率,接近100%.随着淋溶次数的增加,部分高环PAHs的去除效率仍呈上升趋势,但增幅不明显.

图5 TW80多次淋溶+ KMnO4氧化对PAHs去除效率

对比发现,不论H2O2还是KMnO4,其氧化处理后PAHs去除率有所提升,且ΣPAHs的去除率与氧化剂浓度呈正相关性[41],即氧化剂浓度越高,PAHs的去除效率也越高.但氧化剂对PAHs的降解作用的提升作用十分有限,其原因可能包括2方面: 1)TW80会与土壤中PAHs结合成黏性物质,进而堵塞土壤之间的空隙,氧化剂无法接触到深层次的PAHs[18]; 2)土壤中残留的TW80会消耗大量的氧化剂,造成PAHs未能与氧化剂充分反应,进而影响了PAHs去除速率[42].

2.3 表面活性剂淋溶-化学氧化技术处理PAHs效果分析

如表2所示, 5种高环PAHs的原始含量均高于筛选值,其中苯并[a]芘超标倍数最大,达到了49.3倍.经过TW80淋溶后,高环PAHs含量显著降低,多次淋溶(3或5次)时仍未达到标准限制要求.5次淋溶后苯并[a]芘含量降至7.67mg/kg,含量仍较高.从不同淋溶次数+化学氧化处理结果可知,淋溶5次+1% H2O2和淋溶3次+1% KMnO4处理后苯并[a]芘含量分别为0.39和0.46mg/kg,均满足筛选值的0.55mg/kg,同时,当淋溶5次+10% KMnO4处理后苯并[a]蒽含量低于筛选值的5.50mg/kg.然而,其他高环PAHs含量仍高于筛选值,后续仍需进一步优化工艺参数,以提高高环PAHs的去除效率.

表2 表面活性剂淋溶-化学氧化技术处理后PAHs含量变化(mg/kg)

表3 主要处理技术对PAHs的去除效果对比分析

对比分析了几种典型技术对PAHs的处理效率,结果见表3.Gou等[41]在使用10%的H2O2预处理废弃钢厂老化污染土壤中PAHs时发现,ΣPAHs的去除率为61.7%,处理后ΣPAHs含量高达134.0mg/kg,但高环PAHs去除率较低,仅为43.5%～54.7%.袁笑等[29]制备模拟PAHs污染土壤,研究了表面活性剂淋溶对PAHs去除效率,其发现TX-100对ΣPAHs和苯并[a]芘的淋溶效率为60%左右.Li等[42]也研究了表面活性剂淋溶对PAHs的淋溶效率,与袁笑等[29]效果相近.此外,Liao等[43]研究了化学氧化技术对PAHs的去除效能,当0.4mol/L KMnO4和30%H2O2+0.5mol/L FeSO4处理时,ΣPAHs的去除效率分别为92.4%和54.1%.Gou等[26]研究了化学氧化联合生物刺激对PAHs的去除效果,其发现苯并[a]芘的去除率在70%左右.当采用表面活性剂淋溶+化学氧化技术处理时,ΣPAHs去除效率达到81.2%,其中苯并[a]芘的去除可到达98.3%.对比分析可知,表面活性剂淋溶+化学氧化技术对PAHs去除效率较佳,该技术具有良好的应用前景.

3 结论

3.1 TW80对土壤中PAHs的淋溶效果优于TX- 100和鼠李糖脂,对ΣPAHs的淋溶效率为42.3%,用于后续实验.

3.2 以TW80为淋溶剂时,发现其浓度为6g/L,液固比为10:1,淋溶时间为4h时淋溶效果最好,达到了43.5%.

3.3 多次淋溶有助于提高PAHs的淋溶效率,淋溶3次后ΣPAHs的淋溶效率为63.3%,淋溶5次时淋溶率升高至72.1%.

3.4 TW80淋溶处理后,H2O2或KMnO4氧化处理均能提高PAHs的去除效率,淋溶5次+1% H2O2和淋溶3次+1% KMnO4处理后苯并[a]芘含量分别为0.39和0.46mg/kg,均满足《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)第一类用地筛选值要求.表面活性剂淋溶+化学氧化技术对PAHs去除效果良好,该技术具有潜在的应用前景.

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Research on the efficiency of surfactant leaching coupled with chemical oxidation on high rings polycyclic aromatic hydrocarbons removal from coking contaminated soil.

Li Wei1,Wang Hua-wei1*, Meng Xiang-yu1, Yang Yue-wei2,3, DING Hao-ran2,3, Li Shu-peng2,3, Liu Yuan-wen2,3, Sun Ying-jie1, Liu Peng2,3, Wang Ya-nan1

(1.School of Environmental and Municipal Engineering, Qingdao University of Technology, Qingdao 266520, China；2.Beijing Construction Engineering Environmental Remediation Co., Ltd., Beijing 100015, China；3.National Engineering Laboratory for Safety Remediation of Contaminated Sites, Beijing 100015, China)., 2023,43(12)：6474～6481

In order to explorthe remediation efficiency of surfactant leaching combined with chemical oxidation technology on the treatment of organic polluted soil in coking sites, the polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) contaminated soil in a coking site in Anhui Province was taken as the experimental object, and the effect of process parameters such as surfactant concentration, liquid-solid ratio, leaching time and number of leaching on the leaching efficiency was analyzed. On the basis of optimizing the process parameters, the efficiency of chemical oxidation on the removal of PAHs was further investigated. The results showed that: 1) Tween 80 (TW80) was more effective than Triton and rhamnolipid in leaching PAHs from soil, which was used for subsequent experiments; 2) The removal efficiency of ΣPAHs was 43.5% when the concentration of TW80was 6g/L, the liquid-solid ratio was 10:1and the leaching time was 4h; 3) Multiple leaching was helpful for improving the leaching efficiency of PAHs, and the leaching efficiencies of ΣPAHs were 63.3% and 72.1% after three and five times leaching, respectively; 4) The removal efficiency of ΣPAHs increased to 79.4% after TW80 leaching five times combined with the oxidation of 10% H2O2, while the ΣPAHs removal efficiency increased to 81.2% after oxidation treatment with 10% KMnO4, in which the benzo[a]pyrene removal efficiency was 98.3%; 5) After TW80 leaching treatment, the combination of H2O2or KMnO4oxidation treatment can improve the removal efficiency of PAHs, the content of benzo[a]pyrene was 0.39mg/kg and 0.46mg/kg after five times leaching combined with 1% H2O2and three times leaching combined with 1% KMnO4, respectively, which can met the screening value requirement of soil environmental quality risk control standard for soil contamination of development land (GB36600-2018); 6) The combination of surfactant leaching with chemical oxidation technology has a good efficiency on PAHs removal. This technology has a potential application prospect on the remediation of PAHs contaminated soil.

coking site；polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)；surfactant；chemical oxidant；remediation technology；soil

X53

A

1000-6923(2023)12-6474-08

李 伟,王华伟,孟祥宇,等.表面活性剂淋溶-化学氧化处理焦化场地高环多环芳烃污染土壤 [J]. 中国环境科学, 2023,43(12):6474-6481.

Li W, Wang H W, Meng X Y, et al. Research on the efficiency of surfactant leaching coupled with chemical oxidation on high rings polycyclic aromatic hydrocarbons removal from coking contaminated soil [J]. China Environmental Science, 2023,43(12):6474-6481.

2023-05-16

国家重点研发计划(2020YFC1807905);东营市科技计划项目(2022ZD20);国家自然科学基金资助项目(52370173)

* 责任作者, 副教授, wanghuawei210@163.com

李 伟(1995-),男,内蒙古锡林郭勒盟人,青岛理工大学硕士研究生,主要研究方向为污染场地修复.liwei19952022@163.com.