国内土壤污染修复技术现状分析

    污染土壤修复技术的研究起步于20世纪70年代后期。在过去的30年期间，欧、美、日、澳等国家纷纷制定了土壤修复计划，并投入巨资用于土壤修复技术的拓展以及相关设备的研发，积累了丰富的现场修复技术与工程应用经验，成立了许多土壤修复公司和网络组织，使土壤修复技术得到了快速的发展。我国的污染土壤修复技术研究起步较晚，在“十五”期间才得到重视，列入了高技术研究规划发展计划，其研发水平和应用经验都与美、英、德、荷等发达国家存在相当大的差距。近年来，为了顺应土壤环境保护的现实需求和土壤环境科学技术的发展需求，科学技术部、国家自然科学基金委、中国科学院、环境保护部等部门有计划地部署了一些土壤修复研究项目和专题，有力地促进和带动了全国范围的土壤污染控制与修复科学技术的研究与发展工作。期间，以土壤修复为主题的国内一系列学术性活动也为我国污染土壤修复技术的研究和发展起到了很好的引领性和推动性作用。土壤修复理论与技术已成为土壤科学、环境科学以及地表过程研究的新内容。土壤修复学已经成为一门新兴的环境科学分支学科，修复土壤学也将发展成为一门新兴的土壤科学分支学科。本文将着重介绍近年来国内外污染土壤修复技术的研究现状与发展趋势。

一、什么是土壤污染？土壤污染的分类以及城市土壤污染研究现状。

1、什么是土壤污染？
土壤是指陆地表面具有肥力、能够生长植物的疏松表层，其厚度一般在2 m左右。土壤不但为植物生长提供机械支撑能力，并能为植物生长发育提供所需要的水、肥、气、热等肥力要素。近年来，由于人口急剧增长，工业迅猛发展，固体废物不断向土壤表面堆放和倾倒，有害废水不断向土壤中渗透，大气中的有害气体及飘尘也不断随雨水降落在土壤中，导致了土壤污染。由于具有生理毒性的物质或过量的植物营养元素进入土壤而导致土壤性质恶化和植物生理功能失调的现象，被称为土壤污染（soil pollution）。

2、土壤污染的分类
    土壤污染大致可分为无机污染物和有机污染物两大类。无机污染物主要包括酸、碱、重金属，盐类、放射性元素铯、锶的化合物、含砷、硒、氟的化合物等。有机污染物主要包括有机农药、酚类、氰化物、石油、合成洗涤剂、3，4-苯并芘以及由城市污水、污泥及厩肥带来的有害微生物等。而随着城市化和工业的发展，污染多具有伴生性和综合性。城市土壤中重金属-重金属、有机污染物-有机污染物、有机污染物-重金属复合污染都是非常普遍的，例如：污水处理厂的污泥、城市生活垃圾以及工业废水等造成的污染大都为有机-无机复合污染。复合污染在土壤中发生吸附行为、化学作用、微生物过程等交互作用，对城市土壤的特性，污染物质迁移转化，土壤污染的修复等产生影响。
目前，国内外对城市土壤中污染物的研究大多仅考虑单一污染物水平的环境行为，而对城市土壤中复合污染的研究还很少，而且在环境标准和环境容量的制定中，单个污染物的研究虽具有参考意义，但作为制定标准和容量的依据，就显得证据不足。因此，开展城市土壤复合污染研究，有助于人们更加全面、系统和准确地阐明生态破坏、环境问题与人类健康的实质。

3、城市土壤污染研究现状
3.1  城市土壤重金属污染
    城市土壤重金属污染是能有效反映城市环境污染状况的重要指标之一。城市土壤的理化性质是影响城市土壤重金属污染的重要因素。研究发现，PH值、土壤有机质含量、氧化还原电位（Eh）值、磁化率、粒度与城市土壤重金属的含量存在一定的相关关系，例如，PH值除直接影响重金属含量在土壤中的活性以及重金属在土壤剖面的纵向移动能力之外，还会影响重金属元素的存在形态。城市土壤的细颗粒组分则可以富集重金属并阻止其淋失。
    人类活动是影响城市土壤污染程度的另一个重要因素。不同的土地利用状况、人类活动强度、污染累计时间的长短和距离污染源的远近，在不同程度上影响重金属污染状况。对南京城市土壤重金属污染研究发现，污染强度以矿冶工业区最高；其次是城市中心的商业区和老居民区；而风景区和新开发区污染较轻，近年新建的市民广场重金属污染不明显。对北京城市公园土壤的铅污染研究发现，历史悠久，客流量大且距离市中心较近的公园土壤铅含量明显偏高；对于大多数开放历史较短，客流量小且相对偏僻的公园而言，表土一般都未见明显的铅污染。研究人员提出公路两侧土壤中铅的含量与到公路边沿的距离符合高斯衰减分布模型，公路两侧土壤中铅的99%以上累积量分布在50m的范围内。
    城市土壤中不同化学形态的重金属具有不同的环境行为和生物效应，因此，在评价重金属的污染程度及潜在生态危害程度时，城市土壤中重金属化学形态信息也非常重要。重金属的化学形态一般分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态、残渣晶格态。以大气为传播媒介成因的重金属沉积铁锰氧化物态含量占优势，有机态含量较少；以水为传播媒介成因的重金属沉积，以有机态占优势，铁锰氧化物态含量相对较少。研究表明，城市道路两侧土壤中的Cu以有机结合态为主，Zn各形态所占比例由大到小顺序为铁锰氧化物结合态、残渣态、碳酸盐结合态、有机结合态、可交换态。研究发现，南京城市土壤重金属的有效态中，Cu以有机态为主； Pb以交换态为主；Co、Mn以铁锰氧化物态为主；Fe、Ni有效态含量均小于10%，并且主要集中在铁锰氧化物态中。与非城区土壤相比较，城市土壤非残渣态比例增加，活性增大，对环境的危险性增大。
    研究城市土壤的污染程度，是评价城市环境质量的一个重要方面。由于城市土壤组成的复杂性，使准确估计重金属对城市土壤的污染程度变得十分困难。评价城市土壤重金属污染程度，一般采用富集因子（Enrichment  Factors）。富集因子(EFs)的计算公式为：EFs=重金属在土壤样品中的浓度/在自然土壤中的平均浓度值。Manta等研究发现，意大利Palermo城市土壤中Ni、Mn、Cr、Cd的EFs值都小于1，说明这些重金属主要来源自然污染；而相对EFs值很高的Pb、Zn、Cu等主要是人为污染的缘故；对于中等污染程度的Co、V，可能主要是风化或成土作用的结果。
3.2 城市土壤微有机物污染
    环境中对生态和人体有危害的有机污染物大多处于纳米级尺度，其中包括近来提出的持久性或难降解有机污染物（POPs）；持久性或难降解有化合物（PTS）。这些有机污染物都属于挥发性有机污染物。它们通过挥发、淋溶和由浓度梯度产生扩散等在城市土壤中迁移或逸入空气、水体中，对大气、水体、生态系统和人类的生命造成极大危害。在工业发达国家，认为燃料燃烧是城市土壤多环芳烃(PAHs)的主要来源。因此，近100~150年来，土壤PAHs的浓度在不断增加，尤其是城市地区。城市土壤微有机物污染呈现一定的空间分布特征。研究人员发现，城市土壤中的PAHs、多氯联苯（PCBs）、多氯联萘（PCNs）等持久性或难降解有机污染物在工业区和居住区花园绿地附近的含量较高，是农田土壤中含量的几倍，并呈现从中心城区向郊区逐渐递减的趋势。对天津市区和郊区土壤中的10种PAHs研究发现，市区是土壤PAHs含量超标最严重的地区，其中二环萘（Nap）的超标程度最严重，强致癌物质苯并(a)芘(Bap)的超标的情况也不容乐观。微有机污染物的产生及其在环境中的迁移过程将在很大程度上影响其浓度空间自相关性的方向和范围大小。
    城市土壤微有机物污染的空间结构与城市土壤的理化性质存在相关性，同时受到环境因素的影响。研究人员对天津包括市区的表层土壤中16种优控多环芳烃含量和土壤理化参数进行了空间结构分析，并探讨了环境因素与土壤PAHs含量空间结构特征间的关系。PAHs各组分浓度存在中等或强变异性，表明影响土PAHs含量的各种人为或自然因素存在较为明显的空间差异。城市土壤有机碳含量与各组分浓度存在显著正相关，而Ph值和粘粒含量与其各组分浓度均不存在明显的相关性，表明TOC含量可能是影响土壤多环芳烃浓度空间结构特征的重要环境因素之一。研究还发现，在不同的气候带城市土壤中的PAHs和PCBs的含量不同：地处热带的城市土壤比温带的城市土壤低。这可能是由于热带气候促进其生物降解、挥发损失和光氧化作用以及强烈淋溶进入地下水等原因所致。
3.3  城市土壤生源要素（N氮元素、P磷元素）污染
    长期以来，关于生源要素污染的研究主要集中于农田土壤，但近年来，城市土壤生源要素污染已经成为热点研究问题。研究发现，莫斯科的城市土壤与自然土壤相比较，磷具有明显的富集特征；有效磷含量超过植物的需求，磷素供给达到较高水平。研究人员对哈尔滨城市土壤污染研究发现，与非城区自然土壤相比，城市土壤的全氮、水解氮含量降低；全磷和有效磷含量显著偏高，磷在城市土壤中的富集现象严重。这可能是由于城市人为活动和大量含磷废水以及垃圾的混入，使得城市土壤中全磷和有效态磷的含量明显高于森林土壤和农田土壤。杭州城市土壤表土总磷含量在563~3522mg/kg之间，总磷的平均含量由大到小顺序为商业区、风景区、文教居民区、工业区。其中商业区总磷平均约为工业区的3倍，文教居民区的2.5倍，风景区的2倍；郊区农业土壤总磷含量的平均值略低于城市土壤。
    城市土壤生源要素的吸附-解吸特性影响到土壤对外源氮磷等的吸持能力和土壤吸持氮磷等的释放。它们均与土壤溶液中生源要素浓度密切相关，影响城市土壤中生源要素的淋溶和地下水中生源要素的浓度。研究发现，与非城区自然土壤相比，南京城市土壤磷的吸附量小，磷的解吸量和解吸率高，并且城市地下水中溶解态磷浓度、总磷浓度都与城市土壤剖面中全磷、有效磷、可溶性磷的加权平均含量有着明显的相关关系，反映了城市土壤是地下水中磷的有效释放源。
3.4  污染物在城市水、土、气内的迁移、转化
    污染物在城市大气-土壤、水体-土壤体系内的迁移转化研究是当前城市土壤污染研究的重点问题之一。在城市这样一个复杂的环境巨系统内部，大量的自然或人为污染物可能会通过大气干湿沉降而直接纳入城市土壤中；同时，城市土壤等下垫面介质中的污染物又会通过渗滤和扬尘把一部分污染物带回水体和大气，形成大气-土壤，水体-土壤的污染物质迁移、转化系统。庄树宏等对烟台市区大气-土壤系统中的重金属污染进行了研究，发现大气重金属污染对植物叶片中重金属污染状况的影响贡献较大，超过了土壤对其的影响。相关学者研究了邢台市近10年来环境灰尘、土壤、地面水、地下水、大气及部分作物的铅污染和累积状况，并分析了产生原因及影响。研究人员对湖南株洲的水体-土壤-大气-植被系统进行重金属污染物的迁移转化研究。研究人员研究了乌克兰23个城市中土壤酸溶解性的锰、锌、铜、铅含量与这些重金属在气溶胶中多年平均含量之间的依赖关系。
    城市中大气悬浮颗粒物与城市表土的关系密切，揭示了悬浮颗粒物是城市土壤污染物质的重要来源之一。波兰上西里斯克工业区，每昼夜间的降尘量可高达3000mg/立方米以上，导致土壤性质发生改变和大量硫酸盐、铅、锌、铜等在土壤中累积。研究人员等对兰州市烟尘、地面灰尘及城市土壤中金属元素之间的相关关系进行研究时发现，烟尘中，除常量元素Fe、Mn之外，其余元素含量都高出土壤中几倍、几十倍，尤其是Se、Hg、Sb、Cd、Pb等。可见烟尘是兰州城市土壤中主要污染因子。
    由于城市土壤直接接触浅层地下水，污染物和富集的养分元素也构成了对地下水水质的威胁。已有研究发现，南京城市区域地下水中氮、磷和重金属等均存在不同程度的超标，可能与城市土壤中氮、磷和重金属含量较高有关。

二、土壤修复的主要方法的分类及具体说明

1、污染土壤修复技术的研究现状
经过近十多年来全球范围的研究与应用，包括生物修复、物理修复、化学修复及其联合修复技术在内的污染土壤修复技术体系已经形成，并积累了不同污染类型场地土壤综合工程修复技术应用经验，出现了污染土壤的原位生物修复技术和基于监测的自然修复技术等研究的新热点。下面简要介绍国内外污染土壤修复技术研究现状。

2、污染土壤生物修复技术
    土壤生物修复技术，包括植物修复、微生物修复、生物联合修复等技术，在进入21 世纪后得到了快速发展，成为绿色环境修复技术之一。
2. 1. 1 　植物修复技术
    从20 世纪80 年代问世以来，利用植物资源与净化功能的植物修复技术迅速发展 。植物修复技术包括利用植物超积累或积累性功能的植物吸取修复、利用植物根系控制污染扩散和恢复生态功能的植物稳定修复、利用植物代谢功能的植物降解修复、利用植物转化功能的植物挥发修复、利用植物根系吸附的植物过滤修复等技术。可被植物修复的污染物有重金属、农药、石油和持久性有机污染物、炸药、放射性核素等。其中，重金属污染土壤的植物吸取修复技术在国内外都得到了广泛研究，已经应用于砷、镉、铜、锌、镍、铅等重金属以及与多环芳烃复合污染土壤的修复，并发展出包括络合诱导强化修复、不同植物套作联合修复、修复后植物处理处置的成套集成技术。这种技术的应用关键在于筛选具有高产和高去污能力的植物，摸清植物对土壤条件和生态环境的适应性。
    近年来，我国在重金属污染农田土壤的植物吸取修复技术应用方面在一定程度上开始引领国际前沿研究方向。但是，虽然开展了利用苜蓿、黑麦草等植物修复多环芳烃、多氯联苯和石油烃的研究工作，但是有机污染土壤的植物修复技术的田间研究还很少，对炸药、放射性核素污染土壤的植物修复研究则更少。植物修复技术不仅应用于农田土壤中污染物的去除，而且同时应用于人工湿地建设、填埋场表层覆盖与生态恢复、生物栖身地重建等。近年来，植物稳定修复技术被认为是一种更易接受、大范围应用、并利于矿区边际土壤生态恢复的植物技术，也被视为一种植物固碳技术和生物质能源生产技术;为寻找多污染物复合或混合污染土壤的净化方案，分子生物学和基因工程技术应用于发展植物杂交修复技术;利用植物的根圈阻隔作用和作物低积累作用，发展能降低农田土壤污染的食物链风险的植物修复技术正在研究。
2. 1. 2 　微生物修复技术
    微生物能以有机污染物为唯一碳源和能源或者与其他有机物质进行共代谢而降解有机污染物。利用微生物降解作用发展的微生物修复技术是农田土壤污染修复中常见的一种修复技术。这种生物修复技术已在农药或石油污染土壤中得到应用。在我国，已构建了农药高效降解菌筛选技术、微生物修复剂制备技术和农药残留微生物降解田间应用技术;也筛选了大量的石油烃降解菌，复配了多种微生物修复菌剂，研制了生物修复预制床和生物泥浆反应器，提出了生物修复模式。近年来，开展了有机砷和持久性有机污染物如多氯联苯和多环芳烃污染土壤的微生物修复技术工作。分离到能将多环芳烃作为唯一碳源的微生物如假单胞菌属、黄杆菌属等，以及可以通过共代谢方式对4环以上多环芳烃加以降解的如白腐菌等。建立了菌根真菌强化紫花苜蓿根际修复多环芳烃的技术和污染农田土壤的固氮植物、根瘤菌、菌根真菌联合生物修复技术。总体上，微生物修复研究工作主要体现在筛选和驯化特异性高效降解微生物菌株，提高功能微生物在土壤中的活性、寿命和安全性，修复过程参数的优化和养分、温度、湿度等关键因子的调控等方面。微生物固定化技术因能保障功能微生物在农田土壤条件下种群与数量的稳定性和显著提高修复效率而受到青睐。通过添加菌剂和优化作用条件发展起来的场地污染土壤原位、异位微生物修复技术有：生物堆沤技术、生物预制床技术、生物通风技术和生物耕作技术等。运用连续式或非连续式生物反应器、添加生物表面活性剂和优化环境条件等可提高微生物修复过程的可控性和高效性。
    目前，正在发展微生物修复与其他现场修复工程的嫁接和移植技术，以及针对性强、高效快捷、成本低廉的微生物修复设备，以实现微生物修复技术的工程化应用。
2. 2  污染土壤物理修复技术
    物理修复是指通过各种物理过程将污染物(特别是有机污染物) 从土壤中去除或分离的技术。热处理技术是应用于工业企业场地土壤有机污染的主要物理修复技术，包括热脱附、微波加热和蒸气浸提等技术，已经应用于苯系物、多环芳烃、多氯联苯和二噁英等污染土壤的修复。
2. 2. 1 　热脱附技术
    热脱附是用直接或间接的热交换，加热土壤中有机污染组分到足够高的温度，使其蒸发并与土壤介质相分离的过程。热脱附技术具有污染物处理范围宽、设备可移动、修复后土壤可再利用等优点，特别对多氯联苯这类含氯有机物，非氧化燃烧的处理方式可以显著减少二噁英生成。目前欧美国家已将土壤热脱附技术工程化，广泛应用于高污染的场地有机污染土壤的离位或原位修复，但是诸如相关设备价格昂贵、脱附时间过长、处理成本过高等问题尚未得到很好解决，限制了热脱附技术在持久性有机污染土壤修复中的应用。发展不同污染类型土壤的前处理和脱附废气处理等技术，优化工艺并研发相关的自动化成套设备正是共同努力的方向。
2. 2. 2 　蒸气浸提技术
    土壤蒸气浸提(简称SVE) 技术是去除土壤中挥发性有机污染物(挥发性有机化合物) 的一种原位修复技术。它将新鲜空气通过注射井注入污染区域，利用真空泵产生负压，空气流经污染区域时，解吸并夹带土壤孔隙中的挥发性有机化合物经由抽取井流回地上;抽取出的气体在地上经过活性炭吸附法以及生物处理法等净化处理，可排放到大气或重新注入地下循环使用。SVE具有成本低、可操作性强、可采用标准设备、处理有机物的范围宽、不破坏土壤结构和不引起二次污染等优点。苯系物等轻组分石油烃类污染物的去除率可达90 %。深入研究土壤多组分挥发性有机化合物的传质机理，精确计算气体流量和流速，解决气提过程中的拖尾效应，降低尾气净化成本，提高污染物去除效率，是优化土壤蒸气浸提技术的需要。
2. 3 　污染土壤化学/物化修复技术
    相对于物理修复，污染土壤的化学修复技术发展较早，主要有土壤固化/稳定化技术、淋洗技术、氧化/还原技术、光催化降解技术和电动力学修复等。
2. 3. 1 　固化/稳定化技术
    固化/稳定化技术是将污染物在污染介质中固定，使其处于长期稳定状态，是较普遍应用于土壤重金属污染的快速控制修复方法，对同时处理多种重金属复合污染土壤具有明显的优势。该处理技术的费用比较低廉，对一些非敏感区的污染土壤可大大降低场地污染治理成本。常用的固化稳定剂有飞灰、石灰、沥青和硅酸盐水泥等，其中水泥应用最为广泛。在美国的非有机物污染的超级基金项目中大部分采用固化/稳定化技术处理。我国一些冶炼企业场地重金属污染土壤和铬渣清理后的堆场污染土壤也采用了这种技术。国际上已有利用水泥固化/稳定化处理有机与无机污染土壤的报道。目前，需要加强有机污染土壤的固化/稳定化技术研发、新型可持续稳定化修复材料的研制及其长期安全性监测评估方法的研究。
2. 3. 2 　淋洗技术
    土壤淋洗修复技术是将水或含有冲洗助剂的水溶液、酸P碱溶液、络合剂或表面活性剂等淋洗剂注入到污染土壤或沉积物中，洗脱和清洗土壤中的污染物的过程。淋洗的废水经处理后达标排放，处理后的土壤可以再安全利用。这种离位修复技术在多个国家已被工程化应用于修复重金属污染或多污染物混合污染介质。由于该技术需要用水，所以修复场地要求靠近水源，同时因需要处理废水而增加成本。研发高效、专性的表面增溶剂，提高修复效率，降低设备与污水处理费用，防止二次污染等依然是重要的研究课题。
2. 3. 3 　氧化/还原技术
    土壤化学氧化/还原技术是通过向土壤中投加化学氧化剂(Fenton 试剂、臭氧、过氧化氢、高锰酸钾等) 或还原剂(SO2 、Fe0 、气态H2 S 等) ，使其与污染物质发生化学反应来实现净化土壤的目的。通常，化学氧化法适用于土壤和地下水同时被有机物污染的修复。运用化学还原法修复对还原作用敏感的有机污染物是当前研究的热点。例如，纳米级粉末零价铁的强脱氯作用已被接受和运用于土壤与地下水的修复。但是，目前零价铁还原脱氯降解含氯有机化合物技术的应用还存在诸如铁表面活性的钝化、被土壤吸附产生聚合失效等问题，需要开发新的催化剂和表面激活技术。
2. 3. 4 　光催化降解技术
    土壤光催化降解(光解)技术是一项新兴的深度土壤氧化修复技术，可应用于农药等污染土壤的修复。土壤质地、粒径、氧化铁含量、土壤水分、土壤pH 值和土壤厚度等对光催化氧化有机污染物有明显的影响：高孔隙度的土壤中污染物迁移速率快，粘粒含量越低光解越快；自然土中氧化铁对有机物光解起着重要调控作用；有机质可以作为一种光稳定剂；土壤水分能调解吸收光带；土壤厚度影响滤光率和入射光率。
2. 3. 5 　电动力学修复
    电动力学修复(简称电动修复) 是通过电化学和电动力学的复合作用(电渗、电迁移和电泳等) 驱动污染物富集到电极区，进行集中处理或分离的过程。电动修复技术已进入现场修复应用。近年来，我国也先后开展了铜、铬等重金属、菲和五氯酚等有机污染土壤的电动修复技术研究。电动修复速度较快、成本较低，特别适用于小范围的粘质的多种重金属污染土壤和可溶性有机物污染土壤的修复；对于不溶性有机污染物，需要化学增溶，易产生二次污染。发展电动强化的复合污染土壤联合修复技术将是值得研究的课题。
2. 4 　污染土壤联合修复技术
    协同两种或以上修复方法，形成联合修复技术，不仅可以提高单一污染土壤的修复速率与效率，而且可以克服单项修复技术的局限性，实现对多种污染物的复合、混合污染土壤的修复，已成为土壤修复技术中的重要研究内容。
2. 4. 1 　微生物、动物、植物联合修复技术
    微生物(细菌、真菌)、植物、动物(蚯蚓)、植物联合修复是土壤生物修复技术研究的新内容。筛选有较强降解能力的菌根真菌和适宜的共生植物是菌根生物修复的关键。种植紫花苜蓿可以大幅度降低土壤中多氯联苯浓度。根瘤菌和菌根真菌双接种能强化紫花苜蓿对多氯联苯的修复作用。利用能促进植物生长的根际细菌或真菌，发展植物2降解菌群协同修复、动物2微生物协同修复及其根际强化技术，促进有机污染物的吸收、代谢和降解将是生物修复技术新的研究方向。
2. 4. 2 　化学、物化、生物联合修复技术
    发挥化学或物理化学修复的快速优势，结合非破坏性的生物修复特点，发展基于化学/生物修复技术是最具应用潜力的污染土壤修复方法之一。化学淋洗/生物联合修复是基于化学淋溶剂作用，通过增加污染物的生物可利用性而提高生物修复效率。利用有机络合剂的配位溶出，增加土壤溶液中重金属浓度，提高植物有效性，从而实现强化诱导植物吸取。化学预氧化/生物降解和臭氧氧化/生物降解等联合技术已经应用于污染土壤中多环芳烃的修复。电动力学/微生物修复技术可以克服单独的电动技术或生物修复技术的缺点，在不破坏土壤质量的前提下，加快土壤修复进程。电动力学/芬顿联合技术已用来去除污染黏土矿物中的菲，硫氧化细菌与电动综合修复技术用于强化污染土壤中铜的去除。应用光降解/生物联合修复技术可以提高石油中多环芳烃污染物的去除效率。总体上，这些技术多处于室内研究的阶段。
2. 4. 3 　物理/化学联合修复技术
    土壤物理/化学联合修复技术是适用于污染土壤离位处理的修复技术。溶剂萃取/光降解联合修复技术是利用有机溶剂或表面活性剂提取有机污染物后进行光解的一项新的物理/化学联合修复技术。例如，可以利用环己烷和乙醇将污染土壤中的多环芳烃提取出来后进行光催化降解。此外，可以利用PdPRh 支持的催化/热脱附联合技术或微波热解/活性炭吸附技术修复多氯联苯污染土；也可以利用光调节的TiO2催化修复农药污染土壤。