柴油污染土壤低溫熱處理及其對土壤理化性質的影響①

任家強，宋 昕，何 躍

柴油污染土壤低溫熱處理及其對土壤理化性質的影響①

任家強1,2，宋 昕1*，何 躍3*

(1 中國科學院土壤環(huán)境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國科學院大學，北京 100049；3 生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所，南京 210042)

石油化工廠加工、儲藏、運輸過程以及儲油罐的泄露等易造成土壤柴油污染。熱處理技術常用于修復各類揮發(fā)性和半揮發(fā)性污染土壤，但加熱可能會改變土壤理化性質，因此本文綜合評價了低溫熱處理對柴油污染土壤的修復效率及其對土壤理化性質的影響。對柴油污染土壤低溫熱處理進行參數(shù)優(yōu)化，結果顯示：在250 ℃ 加熱10 min后，土壤總石油烴含量為358.7 mg/kg，總石油烴去除率為94%，低于土壤環(huán)境質量建設用地土壤污染風險管控標準中規(guī)定的一類用地總石油烴篩選值826 mg/kg。過高的溫度和過長的加熱時間反而會帶來過多的能耗，并對土壤理化性質造成負面影響。低溫熱處理后土壤顏色由濁黃橙變?yōu)榛尹S棕，土壤pH由7.39降為6.88，陽離子交換量由16.9 cmol/kg變?yōu)?4.8 cmol/kg，田間持水量從0.32 g/g土變?yōu)?.29 g/g土，土壤有機碳降低約10%，NH4+-N和NO– 3-N含量加熱后增加分別超過5倍和15倍，土壤質地和全氮變化不顯著。加熱前后的土壤元素分析結果和土壤顏色變化說明加熱過程中烴類炭化轉化為“熱解炭”，是污染土壤中柴油去除的主要反應機制。本研究表明低溫熱處理技術可以快速高效地修復柴油污染土壤，合理優(yōu)化低溫熱處理的加熱溫度和加熱時間是使低溫熱處理成為一種修復柴油污染土壤的綠色可持續(xù)性修復技術的關鍵。

污染土壤；低溫熱處理；柴油；土壤性質

石油烴是目前環(huán)境中廣泛存在的一類有機污染物，主要包括汽油、煤油、柴油、潤滑油、石蠟和瀝青等。柴油作為一種典型的輕質石油產(chǎn)品，是飽和烴(60% ~ 80%)和芳香烴(20% ~ 40%)的混合物，廣泛應用于船、卡車、汽車和火車等。柴油污染十分普遍，常見于石油化工廠加工、儲藏、運輸過程以及儲油罐的泄露等。柴油進入土壤環(huán)境后，會對人體、動植物造成嚴重危害[1-2]。

針對土壤柴油污染，目前國內(nèi)外可用于修復柴油污染土壤的技術包括熱修復[3]、化學氧化[4-5]、土壤洗滌[6-8]、生物修復[9-10]和氣相抽提[11]等。化學氧化和土壤洗滌修復效率較高，但對土壤理化性質影響較大[4-7]。生物修復，包括植物修復和微生物修復，對土壤環(huán)境要求較高，且修復周期較長[9-11]。而熱處理技術因其具有適用范圍廣、快速高效等優(yōu)勢，成為最為常見的修復技術之一。

根據(jù)加熱溫度的不同，熱修復技術可以劃分為低溫熱修復(100 ~ 350 ℃)和高溫熱修復(350 ~ 600 ℃)，以及需要更高溫度的焚燒技術(> 600 ℃)。熱修復技術可以應用于處理多種污染物，包括PAHs[12-14]、PCBs[15]、石油烴[3,16-17]和Hg[18-19]等。應用熱修復技術的關鍵因素在于加熱溫度、加熱時間和污染土壤特征。目前研究大多關注熱修復中污染物的去除，然而對土壤加熱可能會改變土壤的性質[13-20]，進而影響修復后土壤的再利用(生態(tài)用地和農(nóng)用地)，僅有極少數(shù)關于熱修復對土壤性質影響的研究。Vidonish 等[21]發(fā)現(xiàn)石油烴污染土壤在420 ℃ 高溫熱解3 h后土壤有機碳降低，pH升高，用熱解后土壤培養(yǎng)的植物生長狀況比污染土壤培養(yǎng)的植物好。同時他們也發(fā)現(xiàn)石油烴污染土壤焚燒后土壤理化性質被嚴重破壞，用焚燒后土壤培養(yǎng)植物，植物生長受到嚴重抑制。Pape 等[22]發(fā)現(xiàn)，當兩種無污染土壤在不同溫度(105 ~ 1 000 ℃)加熱，蔬菜生長會受到抑制，主要原因在于土壤理化性質的改變，尤其是氮的損失。目前研究大多關注高溫熱修復技術對土壤性質的影響[13, 20-22]，盡管低溫熱處理采用的加熱溫度比其他高溫熱修復技術(高溫熱解吸、熱解和焚燒等)低，但是低溫熱處理對土壤理化性質的影響不容忽視，因此目前缺乏綜合考慮低溫熱處理對土壤污染的去除效率和其對土壤性質的影響。

本文針對柴油污染土壤，采用熱處理小試裝置，研究加熱溫度和時間對柴油污染土壤低溫熱處理效率的影響，同時系統(tǒng)研究低溫熱處理前后土壤理化性質的變化，為低溫熱處理技術的工藝設計和運行提供參考，為后續(xù)的柴油污染場地精準和可持續(xù)修復提供指導。

1 材料與方法

1.1 供試材料

化學試劑：四氯化碳(分析純，江蘇強盛功能化學股份有限公司)，無水硫酸鈉(分析純，西隴化工股份有限公司)，硅酸鎂吸附劑(分析純，西隴化工股份有限公司)。無水硫酸鈉和硅酸鎂吸附劑均置于馬弗爐中400 ℃ 烘4 h，待冷卻后置于磨口玻璃瓶中密封保存。0號柴油，購自中國石油天然氣集團。

供試土壤為黃棕壤，采自南京市郊區(qū)，挑揀出小石子和植物碎屑，風干后過20目篩備用，石油烴未檢出。土壤有機質含量為13.27 g/kg，pH為7.39，風干含水率為3.5%。

污染土壤制備：柴油溶于1:1()正己烷/丙酮，柴油與正己烷/丙酮的混合液再與土壤混合，反復攪拌至丙酮全部揮發(fā)。同樣體積1:1()正己烷/丙酮加入無污染土壤作為對照。混合后的土壤老化2周后密封保存?zhèn)溆谩Ｎ廴就寥乐械目偸蜔N(TPH)實測濃度為6 217 mg/kg。

1.2 試驗設計

1.2.1 熱處理試驗裝置 熱處理試驗采用熱處理小試裝置(圖1)，裝置包括加熱系統(tǒng)、抽提系統(tǒng)、冷凝系統(tǒng)和尾氣處理系統(tǒng)。加熱系統(tǒng)包括SG-GL1200型開啟式管式爐(上海大恒光學精密機械有限公司)、異形石英工作管、石英舟、K型熱電偶溫度計和加熱帶。抽提系統(tǒng)包括氮氣瓶、進氣管和出氣管、壓力計、氣體流量調節(jié)計、氣體控制閥門。冷凝系統(tǒng)包括冰浴的冷凝瓶及其連接的導管。尾氣處理系統(tǒng)采用填充活性炭的吸收瓶。

熱處理試驗中，將污染土壤放置于石英舟中，并推入石英管中，受熱脫附出的污染物在載氣的流動下被帶入冷凝系統(tǒng)并轉化為固/液態(tài)，其他殘余揮發(fā)性氣體通過尾氣處理系統(tǒng)被收集和處理。

圖1 熱處理試驗裝置

1.2.2 熱處理試驗方法 取50 g污染土壤裝入熱反應器中，熱反應器推入工作管內(nèi)。打開氮氣瓶閥門，打開氣體流量調節(jié)計，設置進氣流速為1.2 L/min，檢測氣密性。氣密性檢查完好后，持續(xù)通氮氣20 min后開始加熱。設置5個溫度梯度(150、200、250、300、350 ℃)，加熱2 h。在最佳修復溫度250 ℃，設置不同加熱時間5、10、20、40、60、120 min，分析熱修復前后土壤中總石油烴濃度變化，確定最佳修復時間為10 min。加熱結束后，打開裝置，取出土壤樣品。每個處理均做3次平行。

在柴油污染土壤熱處理參數(shù)優(yōu)化的基礎上，選取3個處理后的土壤(CK：背景土壤，未添加柴油；T1：柴油污染土壤；T2：柴油污染土壤在250 ℃ 加熱10 min)測定其理化性質。

1.3 樣品分析

1.3.1 污染土壤總石油烴(TPH)測定 主要儀器：F2000-ⅡK型紅外測油儀(吉林歐伊爾環(huán)保科技發(fā)展有限公司)。測定方法：土壤中TPH的測定參考HJ 637—2012[23]。將土壤樣品研磨成粉并過60目篩，準確稱取5.000 g土壤樣品和10 g無水硫酸鈉放入離心管內(nèi)。3次四氯化碳超聲提取，離心后合并提取液體，定容至50 ml，進行上機測樣。

1.3.2 土壤理化性質測定 土壤顏色采用蒙賽爾標準比色卡比色；pH 用土水比1︰2.5提取，利用pH計測定；電導率土水比1︰5提取，使用電導率儀測定；有機質采用重鉻酸鉀氧化-硫酸消化法測定；土壤質地用激光粒度儀法確定；土壤礦物用X射線衍射法測定；陽離子交換量采用乙酸銨交換法測定；C、N元素分析采用元素分析儀；持水量采用環(huán)刀法測定；NO– 3-N采用紫外分光光度法測定，NH4+-N采用靛酚藍比色法測定[24]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)應用Microsoft Excel 2016和SPSS17.0統(tǒng)計軟件進行數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計分析，采用Origin 9.1軟件進行制圖。

2 結果與討論

2.1 柴油污染土壤低溫熱處理修復效果

在污染土壤熱處理中，加熱溫度是非常重要的一個影響土壤熱處理效果的因素。基于前期污染土壤熱處理預試驗，選擇在加熱時間為2 h的條件下的不同加熱溫度，即100、150、200、250、350 ℃，進行熱處理試驗，試驗結果見圖2A。隨著加熱溫度的增加，污染土壤總石油烴(TPH)去除率也不斷增加，當加熱溫度高于250 ℃ 時(包括250 ℃)，污染土壤TPH去除率達到了99% 以上。

熱處理技術的主要優(yōu)勢之一在于其較短的修復時間。因此，在250 ℃ 時，選取不同加熱時間5、10、20、40、60、120 min進行熱處理試驗。試驗結果表明(圖2B)，在加熱溫度250 ℃，加熱時間為10 min進行熱處理后，土壤TPH含量為358.7 mg/kg，污染土壤TPH去除率為94%。隨后隨著加熱時間的增加，污染土壤TPH去除率緩慢增加，當加熱時間為120 min時，污染土壤TPH去除率達到了99% 以上。

圖2 土壤熱處理溫度(A)和時間(B)對總石油烴去除的影響

以上試驗結果表明，當加熱溫度250 ℃，加熱時間為10 min進行熱處理后，污染土壤TPH大部分去除，低于土壤環(huán)境質量建設用地土壤污染風險管控標準(GB 36600—2018)中規(guī)定的一類用地總石油烴篩選值826 mg/kg[25]。加熱溫度250 ℃ 遠低于熱解和焚燒的溫度，可以明顯地降低土壤修復中的能源消耗。

2.2 低溫熱處理對土壤理化性質的影響

目前在土壤熱修復研究和工程應用中，加熱可能會改變土壤性質，進而影響土壤功能，因此有必要開展低溫熱處理對土壤性質影響的研究。

2.2.1 低溫熱處理對土壤顏色和質地的影響 如圖3所示，熱處理后土壤顏色發(fā)生變化。250 ℃ 加熱10 min后，污染土壤顏色由濁黃橙變?yōu)榛尹S棕，色調沒有變化(10 YR)，彩度(4→3)輕微降低，明度(7→ 4)降低。與有機碳效果類似，柴油熱解產(chǎn)生的熱解炭會使土壤顏色變黑[21]。

(CK：背景土壤，未添加柴油；T1：柴油污染土壤；T2：柴油污染土壤在250 ℃ 加熱10 min)

低溫熱處理對土壤質地影響較小(表1)。背景土壤砂粒含量為110 g/kg，粉粒含量為539 g/kg，黏粒含量351 g/kg。熱處理后，污染土壤砂粒含量從102 g/kg降到99 g/kg，粉粒含量從544 g/kg 增加到553 g/kg，而黏粒含量從354 g/kg 降低到348 g/kg。一般而言，因為土壤礦物分解需要較高的溫度，因此400 ℃ 以下，土壤質地一般不會發(fā)生很大的變化[22, 28]。然而也有意外情況，Badía 和Martí[29]發(fā)現(xiàn)，當250 ℃ 加熱60 min后，土壤黏粒含量由320 g/kg 降低到170 g/kg，相應的砂粒含量由230 g/kg 增加到310 g/kg。土壤加熱過程中，較小的黏粒會通過膠結作用團聚成粉粒，從而導致黏粒含量的降低和粉粒含量的升高。土壤質地分組的改變會影響其他的土壤功能，例如保水能力。

表1 不同處理對土壤部分理化性質的影響

注：表中同列數(shù)據(jù)小寫字母不同表示不同處理土壤間差異達<0.05顯著水平。

2.2.2 低溫熱處理對土壤全碳含量和有機碳的影響 表1的元素分析表明，背景無污染土壤全碳含量9.1 g/kg，污染土壤在250 ℃ 加熱10 min后，全碳含量從13.9 g/kg 變?yōu)?3.7 g/kg。柴油污染土壤全碳含量比背景土壤高，這是其全碳含量計算中包括了柴油中的碳元素。柴油污染土壤熱處理后全碳含量與加熱前相比略微降低，污染土壤熱處理后全碳含量是背景土壤碳含量1.5倍多，然而柴油大部分被去除(圖2B)，結合柴油污染土壤熱處理后顏色變黑，說明柴油在熱處理過程中發(fā)生了炭化，大幅提高了熱處理后土壤的碳含量。這與熱解吸處理汽油或者可揮發(fā)性污染物等過程中，污染物通過脫附揮發(fā)的去除機制不同[20]。Vidonish 等[16, 21]也發(fā)現(xiàn)缺氧環(huán)境下加熱土壤，污染物的化學鍵斷開會形成自由基，經(jīng)歷芳香縮聚反應，產(chǎn)生炭質[21]。

土壤有機質含量是影響土壤肥力水平的重要指標[30]。低溫熱處理對土壤有機碳的影響見表1。本研究中背景無污染土壤有機碳含量為7.70 g/kg，污染土壤在250 ℃ 加熱10 min后，有機碳含量從16.78 g/kg變?yōu)?5.16 g/kg，降低僅僅約為10%。一般而言，土壤有機碳降低的程度與加熱溫度和時間有關，當加熱溫度不超過300 ℃，土壤有機碳不會急劇地降低[22, 27-28]。在污染土壤焚燒工藝中，土壤有機碳往往急劇降低，例如Vidonish等[21]研究發(fā)現(xiàn)在烴類污染土壤焚燒工藝中，當在620 ℃ 加熱180 min后，土壤有機質降低超過90%[22, 27-28]。在我們的研究中，因為加熱過程是在缺氧氛圍，同時加熱溫度較低，導致土壤熱處理后有機碳含量略有降低。柴油污染土壤相對于背景土壤的有機碳含量增加一倍，其原因在于柴油主要組分是烴類，在有機碳的測定中烴類也會被當做有機碳計算。柴油污染土壤加熱后，柴油大部分去除，但是有機碳含量降低僅僅10%，則是因為柴油熱解炭化產(chǎn)生“熱解炭”，使得熱處理后的土壤仍保留較高的有機碳含量。

2.2.3 低溫熱處理對土壤pH、電導率和陽離子交換量影響 低溫熱處理對土壤pH的影響如表1所示，背景土壤pH為7.39，熱處理后，污染土壤pH由7.39降為6.88。一般而言，加熱會提高土壤pH[18, 21, 27, 31-32]，也有報道汞污染土壤在160 ℃ 加熱60 min后，土壤pH降低[33]。在我們的研究中，加熱導致土壤pH降低，與背景土壤相比，污染土壤加熱后pH降低幅度較小。土壤pH降低可能是因為土壤加熱后，土壤有機質釋放CO2，CO2礦化形成HCO– 3，并且釋放質子，導致土壤pH略微降低[19, 33]。背景土壤電導率為155 mg/L，而污染土壤熱處理后電導率由143 mg/L增加到399 mg/L(表1)，加熱會導致土壤電導率升高，結果與前人研究一致[34]。加熱會導致有機質發(fā)生轉化，釋放鹽基離子，提高土壤電導率。

低溫熱處理前后，土壤陽離子交換量的變化結果如表1所示。背景無污染土壤陽離子交換量為16.8 cmol/kg，熱處理后，土壤陽離子交換量降低，污染土壤陽離子交換量由16.9 cmol/kg降為14.8 cmol/kg。

2.2.4 低溫熱處理對土壤田間持水量的影響 保持合適的田間持水量對于修復后土壤再次種植植物非常重要。如表1所示，背景土壤田間持水量為0.28 g/g土，熱處理后，污染土壤田間持水量從0.32 g/g土降低為0.29 g/g土，與背景土壤相比，污染土壤加熱后田間持水量幾乎沒有改變。Yi 等[27]發(fā)現(xiàn)熱處理后土壤田間持水量由0.272 g/g土增加到0.292 g/g土；Vidonish 等[21]發(fā)現(xiàn)土壤熱解后田間持水量變化不顯著。試驗中，原始柴油污染土壤田間持水量之所以最大，是因為土壤烘干過程中柴油也會揮發(fā)。

2.2.5 低溫熱處理對土壤養(yǎng)分的影響土壤養(yǎng)分含量是表征土壤健康狀況的重要指標，低溫熱處理對土壤養(yǎng)分狀況的影響見表1。熱處理后，土壤全氮含量升高，污染土壤加熱后NH4+-N和NO– 3-N含量增加分別超過5倍和15倍。Pape 等[22]發(fā)現(xiàn)在250 ℃ 加熱，增加了一種土壤中的總氮含量，而相同的熱處理條件導致另一種土壤總氮含量降低。Roh等[35]研究發(fā)現(xiàn)350 ℃ 加熱土壤導致總氮由2.2 g/kg 降低到1.6 g/kg，當加熱到600 ℃，總氮降低到0.7 g/kg。Vidonish 等[21]發(fā)現(xiàn)420 ℃ 熱解會導致一種土壤總氮增加一倍，相同加熱條件卻會導致另一種土壤總氮降低45%，在650 ℃ 焚燒會導致總氮急劇降低。在陰燃中總氮幾乎被完全降解[22]。一般而言，在低于220 ℃ 條件下，土壤中總氮含量不會降低[36]。在我們的試驗中，低溫熱處理后，NH4+-N和NO– 3-N含量大幅升高，主要是因為加熱土壤會導致有機氮礦化為NH4+-N和NO– 3-N，這與Glass 等[36]觀察到的結果一致。

3 結論

1)柴油污染土壤低溫熱處理試驗表明，隨著加熱溫度的升高，污染土壤總石油烴(TPH)去除率也不斷提高，當溫度高于250 ℃ 時，污染土壤TPH去除率達到了99% 以上。在250 ℃ 時，隨加熱時間延長，污染土壤TPH去除率也不斷提高，加熱10 min后，污染土壤TPH去除率為94%，低于土壤環(huán)境質量建設用地土壤污染風險管控標準中規(guī)定的一類用地TPH篩選值826 mg/kg。

2)元素分析結合柴油污染土壤熱處理后顏色變黑，說明柴油在熱處理過程中發(fā)生了炭化，這是污染土壤中柴油去除的主要反應機制。

3)低溫熱處理后土壤顏色由濁黃橙變?yōu)榛尹S棕，彩度、明度和土壤有機碳降低，土壤pH、土壤質地、陽離子交換量、田間持水量、總氮等理化性質變化較小，NH4+-N和NO– 3-N加熱后大幅升高。

4)目前我國熱修復工程實施較多，但缺乏對修復后土壤性質變化進行綜合評估，研究結果可為熱修復后土壤的再利用(生態(tài)用地和農(nóng)田等)提供借鑒。

[1] 杜衛(wèi)東, 萬云洋, 鐘寧寧, 等. 土壤和沉積物石油污染現(xiàn)狀[J]. 武漢大學學報(理學版), 2011, 57(4): 311–322.

[2] 劉五星, 駱永明, 滕應, 等. 石油污染土壤的生態(tài)風險評價和生物修復Ⅱ.石油污染土壤的理化性質和微生物生態(tài)變化研究[J]. 土壤學報, 2007, 44(5): 848–853.

[3] 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.

[4] 李永濤, 羅進, 岳東. 熱活化過硫酸鹽氧化修復柴油污染土壤[J]. 環(huán)境污染與防治, 2017, 39(10): 1143–1146.

[5] Lominchar M A, Santos A, de Miguel E, et al. Remediation of aged diesel contaminated soil by alkaline activated persulfate[J]. Science of The Total Environment, 2018, 622/623: 41–48.

[6] 黃昭露, 陳泉源. 對柴油污染土壤洗滌修復表面活性劑的篩選及增效機制探究[J]. 環(huán)境科學與技術, 2016, 39(4): 16–21, 167.

[7] 李曉東, 許端平, 張倩, 等. SDBS在土壤中的吸附及對淋洗柴油效果的影響[J]. 環(huán)境工程學報, 2017, 11(7): 4390–4396.

[8] 李莎莎, 孫玉煥, 胡學鋒, 等. 表面活性劑對土壤中石油類污染物的洗脫效果研究[J]. 土壤, 2016, 48(3): 516–522.

[9] 高闖, 張全. 生物刺激與生物強化聯(lián)合修復柴油污染土壤[J]. 化工環(huán)保, 2015, 35(2): 142–146.

[10] 劉沙沙, 陳志良, 董家華, 等. 生物通風法修復柴油污染土壤模擬實驗研究[J]. 土壤, 2014, 46(2): 339–346.

[11] 劉沙沙, 陳志良, 劉波, 等. 土壤氣相抽提技術修復柴油污染場地示范研究[J]. 水土保持學報, 2013, 27(1): 172–175, 181.

[12] Risoul V, Richter H, Lafleur A L, et al. Effects of temperature and soil components on emissions from pyrolysis of pyrene-contaminated soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2005, 126(1/2/3): 128–140.

[13] 陳星, 宋昕, 呂正勇, 等. PAHs污染土壤的熱修復可行性[J]. 環(huán)境工程學報, 2018, 12(10): 2833–2844.

[14] 夏天翔, 姜林, 魏萌, 等. 焦化廠土壤中PAHs的熱脫附行為及其對土壤性質的影響[J]. 化工學報, 2014, 65(4): 1470–1480.

[15] Risoul V, Renauld V, Trouvé G, et al. A laboratory pilot study of thermal decontamination of soils polluted by PCBs. Comparison with thermogravimetric analysis[J]. Waste Management, 2002, 22(1): 61–72.

[16] Vidonish J E, Alvarez P J J, Zygourakis K. Pyrolytic remediation of oil-contaminated soils: reaction mechanisms, soil changes, and implications for treated soil fertility[J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2018, 57(10): 3489–3500.

[17] Li D C, Xu W F, Mu Y, et al. Remediation of petroleum-contaminated soil and simultaneous recovery of oil by fast pyrolysis[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(9): 5330–5338.

[18] Huang Y T, Hseu Z Y, Hsi H C. Influences of thermal decontamination on mercury removal, soil properties, and repartitioning of coexisting heavy metals[J]. Chemosphere, 2011, 84(9): 1244–1249.

[19] Ma F J, Zhang Q, Xu D P, et al. Mercury removal from contaminated soil by thermal treatment with FeCl3at reduced temperature[J]. Chemosphere, 2014, 117: 388– 393.

[20] Vidonish J E, Zygourakis K, Masiello C A, et al. Thermal treatment of hydrocarbon-impacted soils: A review of technology innovation for sustainable remediation[J]. Engineering, 2016, 2(4): 426–437.

[21] Vidonish J E, Zygourakis K, Masiello C A, et al. Pyrolytic treatment and fertility enhancement of soils contaminated with heavy hydrocarbons[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(5): 2498–2506.

[22] Pape A, Switzer C, McCosh N, et al. Impacts of thermal and smouldering remediation on plant growth and soil ecology[J]. Geoderma, 2015, 243/244: 1–9.

[23] 中華人民共和國環(huán)境保護部. 水質石油類和動植物油類的測定紅外分光光度法: HJ 637—2012[S]. 北京: 中國環(huán)境科學出版社, 2012.

[24] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[25] 生態(tài)環(huán)境部, 國家市場監(jiān)督管理總局. 土壤環(huán)境質量建設用地土壤污染風險管控標準: GB 36600—2018[S]. 北京: 中國標準出版社.

[26] O'Brien P L, DeSutter T M, Casey F X M, et al. Implications of using thermal desorption to remediate contaminated agricultural soil: physical characteristics and hydraulic processes[J]. Journal of Environmental Quality, 2016, 45(4): 1430–1436.

[27] Yi Y M, Park S, Munster C, et al. Changes in ecological properties of petroleum oil-contaminated soil after low-temperature thermal desorption treatment[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2016, 227(4): 1–10.

[28] Usman M. Comment on “thermal remediation alters soil properties - A review”[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 249: 107051.

[29] Badía D, Martí C. Plant ash and heat intensity effects on chemicaland physical properties of two contrasting soils[J]. Arid Land Research and Management, 2003, 17(1): 23–41.

[30] 楊帆, 徐洋, 崔勇, 等. 近30年中國農(nóng)田耕層土壤有機質含量變化[J]. 土壤學報, 2017, 54(5): 1047–1056.

[31] Obrien P L, Desutter T M, Casey F X M, et al. Wheat growth in soils treated by ex situ thermal desorption[J]. Journal of Environmental Quality, 2017, 46(4): 897–905.

[32] Bonnard M, Devin S, Leyval C, et al. The influence of thermal desorption on genotoxicity of multipolluted soil[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2010, 73(5): 955–960.

[33] Sierra M J, Millán R, López F A, et al. Sustainable remediation of mercury contaminated soils by thermal desorption[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(5): 4898–4907.

[34] Terefe T, Mariscal-Sancho I, Peregrina F, et al. Influence of heating on various properties of six Mediterranean soils. A laboratory study[J]. Geoderma, 2008, 143(3/4): 273–280.

[35] Roh Y, Edwards N T, Lee S Y, et al. Thermal-treated soil for mercury removal: soil and phytotoxicity tests[J]. Journal of Environmental Quality, 2000, 29(2): 415–424.

[36] Glass D W, Johnson D W, Blank R R, et al. Factors affecting mineral nitrogen transformations by soil heating: a laboratory-simulated fire study[J]. Soil Science, 2008, 173(6): 387–400.

Low-temperature Thermal Treatment of Diesel-contaminated Soil and Its Effect on Soil Physicochemical Properties

REN Jiaqiang1,2, SONG Xin1*, HE Yue3*

(1 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3 Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Nanjing 210042, China)

The production, storage and transportation of diesel are likely to cause diesel contamination in soil. Thermal treatment is commonly used to remediate volatile and semi-volatile contaminated soils. However, heating can alter soil properties. This paper gives a comprehensive assessment on the removal efficiency of diesel-contaminated soil using low-temperature thermal treatment (LTTT) and the impact of LTTT on soil physicochemical properties. The optimization results of LTTT experiments showed that the total petroleum hydrocarbon (TPH) removal efficiency was 94% after LTTT at 250 ℃ for 10 min, resulting in a residual TPH concentration of 358.7 mg/kg, lower than the risk screening level of 826 mg/kg. Overheating and/or excessive heating duration can lead to excessive energy consumption and adversely affect the physicochemical properties of soil. The comparison on soil properties showed that soil color changed from yellowish orange to grayish brown, and the slight decreasing trends were observed as follows: soil pH from 7.39 to 6.88, CEC from 16.9 cmol/kg to 14.8 cmol/kg, and water holding capacity from 0.32 g/g soil to 0.29 g/g soil. In addition, soil organic carbon decreased by about 10%, while NO– 3-N and NH4+-N values increased by more than 14 and 4 times, respectively. No significant change was observed in soil texture and total nitrogen. It was inferred based on the elemental analysis and change in soil color that pyrolytic carbon was formed in LTTT process, which was the main removal mechanism of diesel by LTTT in contaminated soil. Therefore, it can be concluded that LTTT is a fast and efficient soil remediation technology, and the optimization of heating temperature and time is the key to make LTTT a green and sustainable remediation technology for applications on diesel-contaminated soil.

Contaminated soil; Low-temperature thermal treatment; Diesel; Soil properties

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.05.012

任家強, 宋昕, 何躍. 柴油污染土壤低溫熱處理及其對土壤理化性質的影響. 土壤, 2020, 52(5): 956–961.

中國科學院科技服務網(wǎng)絡計劃(STS計劃)項目(KFJ-STS-ZDTP-039)和中國科學院重點部署項目(KFZD-SW-303)資助。

任家強(1994—)，男，陜西銅川人，碩士研究生，主要研究方向為土壤與地下水環(huán)境污染修復。E-mail: jqren@issas.ac.cn