CN102513348A

CN102513348A - 重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法及其装置

Info

Publication number: CN102513348A
Application number: CN2011104200198A
Authority: CN
Inventors: 仓龙; 樊广萍; 周东美
Original assignee: Institute of Soil Science of CAS
Current assignee: Institute of Soil Science of CAS
Priority date: 2011-12-15
Filing date: 2011-12-15
Publication date: 2012-06-27

Abstract

重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法及其装置，具有如下步骤：将污染土壤装入电动修复装置中，然后将氧化剂加入到阴、阳极电解液中或直接喷洒在污染土壤上；所述氧化剂为双氧水、次氯酸盐和过硫酸盐；在阴、阳电极上施加直流电场，电场强度为0.5-2Vcm^-1，控制阴、阳极电解液的pH在3-11。通过选择合适的氧化剂和控制电解液pH，可以有效增加重金属的迁移，提高其去除效率，同时氧化剂在有机污染物迁移的同时对其进行有效降解，减轻了后续处理，实现了重金属和有机污染物的同时去除。

Description

重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法及其装置

技术领域

本发明涉及一种复合污染土壤的修复技术，尤其涉及一种重金属-有机复合污染土壤的修复方法及其装置。

背景技术

复合污染土壤的修复一直是土壤修复的热点和难点之一。复合污染土壤一般包括重金属复合污染土壤、有机复合污染土壤和重金属-有机复合污染土壤。由于在重金属-有机复合污染土壤中存在着重金属和有机污染物这两类性质存在较大差异的污染物，重金属水溶性较好，在土壤中容易移动，而有机污染物一般水溶性较差，易与土壤有机质结合，难以在土壤中迁移，因此这种类型的污染土壤修复一直没有较好的方法。目前文献报道的针对重金属-有机复合污染土壤的修复技术主要有植物修复、化学淋洗和电动修复等。植物修复技术具有成本低、绿色环保的优点，但通常植物在复合污染土壤上的耐性不强，生长受抑制，对有机污染物和重金属难以达到同时去除的效果，而且植物修复技术普遍存在着修复缓慢，效率较低的缺点(丁克强等，土壤，2005)。目前国内有关植物修复的专利也集中于重金属污染或有机污染土壤修复，未见利用植物修复重金属-有机复合污染土壤的专利报道。化学淋洗修复技术可以运用于重金属-有机复合污染土壤的修复。专利文献CN101293254和CN101224467公开了一种淋洗修复重金属-有机物复合污染土壤的方法和淋洗剂的配制方法，该方法主要通过配制一种对重金属和有机污染物均有增溶效果的淋洗剂(主要成分为乳酸酯和乙二胺配体)，加入到土壤中(土水比为1∶10～1∶5)，通过震荡提取，可获得较好的去除效率。但化学淋洗修复的异位修复需耗用大量的溶剂，且同样需要后续处理，而其在原位修复的运用中受到限制，主要因为淋洗液在土体中的迁移和残留难以控制，且不适用于低渗透性土壤。

电动修复技术是上世纪八十年代发明的一种污染土壤修复技术，其基本原理是在污染土壤两端施加直流电场，土壤中的污染物在电场作用下随电迁移或电渗流迁移出土体，从而实现污染土壤的修复。现有的专利文献集中于单一重金属污染或有机污染土壤的修复。专利文献CN101507969公开了一种重金属污染土壤阳极液淋洗强化电动修复方法，该方法将电动修复方法和化学淋洗法相结合处理重金属污染土壤；专利文献CN102225426A则公开了一种利用化学助溶剂结合电动修复处理石油污染土壤的修复方法。国外也有关于电动修复技术处理污染土壤的技术专利。韩国专利号为KR2003014054的专利公开了一种利用电动技术结合生物修复处理有机污染土壤的方法。本世纪以来，电动修复技术逐渐应用于重金属-有机复合污染土壤的修复，主要是通过利用电动修复过程中产生的电迁移和电渗流机制对重金属和有机污染物进行迁移处理，但由于阴极附近土壤pH的升高导致大量重金属集中在靠近阴极的土壤中而无法迁移出土体，同时由于有机污染物水溶性差，迁移缓慢且迁移到电解液中的污染物仍需后续的进一步处理(Maini等，Journal of Chemical Technology and Biotechnology，2000；Maturi等，Chemosphere，2006)，因此难以达到重金属和有机污染物的同时去除。目前国内在这方面的专利还没有，国外也仅有少量的相关专利。美国专利号为US5458747的专利公开了电动和生物修复相结合处理混合污染土壤，其基本方法是首先利用电场注入微生物降解有机污染物，待反应完全后利用电极反应酸化土壤从而减少重金属的沉淀，提高重金属的去除效率。但由于该技术是分两步处理有机和重金属污染物，电场利用效率低，同时微生物降解有机污染物的过程缓慢，花费时间较长，因此整个修复效率不高，且无法实现重金属和有机污染物的同时去除。

发明内容

解决的技术问题：为了克服现有修复技术的存在的缺点，实现重金属和有机污染物的高效去除，同时减轻电解液的后续处理，本发明提供了一种重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法及其装置，保证重金属快速有效的迁移出土体，同时在电解液中适当添加助溶剂和氧化剂，增加有机污染物的溶出和迁移，实现有机物迁移过程中的氧化降解，从而减轻后续处理。

技术方案：一种重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法，具有如下步骤：

将污染土壤装入电动修复装置中，然后将氧化剂加入到阴、阳极电解液中或直接喷洒在污染土壤上；所述氧化剂为双氧水、次氯酸盐和过硫酸盐；

在阴、阳电极上施加直流电场，电场强度为0.5-2V cm^-1，控制阴、阳极电解液的pH在3-11。

所述氧化剂在体系中的质量浓度为：双氧水为1-20％，次氯酸盐为0.05-5％，过硫酸盐为5-30％。

所述次氯酸盐和过硫酸盐的种类为它们的钾盐、钠盐或钙盐。

上述阳极电解液中添加有羟丙基-β-环糊精。

所述重金属为Cu²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺、Pb²⁺或As₂O₃ ^2-，所述有机污染物为芘。

所述阳极电解液中添加有10％wtHPCD，阴极电解液中添加有12％wtNa₂S₂O₈，阴极控酸pH3.5。

一种去除土壤中重金属和有机污染物的电动修复装置，包括电动修复柱、电解池、电极、电解液处理池、酸度计和直流电源，所述电解池包括阳极电解池和阴极电解池，电解液处理池包括阳极处理池和阴极处理池，所述阳极电解池和阴极电解池设于电动修复柱的两端，电极分别插入到阳极电解池和阴极电解池中，直流电源的正负极分别与电极相连，阳极电解池通过泵与阳极处理池连通，阴极电解池通过泵与阴极处理池连通，酸度计分别与阳极处理池和阴极处理池相连；还包括电解液储备池，所述电解液储备池包括碱液储备池和酸液储备池，所述碱液储备池与阳极处理池相连，所述酸液储备池与阴极处理池相连；所述电动修复柱的两端与电解池连接处设有烧结玻璃；所述电动修复柱上设有不锈钢探针；所述电解池上设有金属棒插孔；所述电解池与电动修复柱相接处设有橡皮垫圈，电解池外壳上设有进水孔、出水孔、电极插孔和排气孔；所述泵为多通道蠕动泵。

有益效果：通过选择合适的氧化剂和控制电解液pH，可以有效增加重金属的迁移，提高其去除效率，同时氧化剂在有机污染物迁移的同时对其进行有效降解，减轻了后续处理，实现了重金属和有机污染物的同时去除。通过使用本发明装置，可以有效的去除污染土壤中的重金属污染物；通过使用pH自动控制系统，一方面保证了实验结果之间的可比性，另一方面也节省了人力，提高了控制的精确性，并能大幅提高对土壤中重金属的去除效率。通过不同实施例的比较，发现过硫酸钠氧化剂和阴极控制pH3.5是处理重金属和有机复合污染土壤的最佳组合。

附图说明

图1为电动修复处理装置的构造示意图；

图2为电解池A-A向示意图；

图3为电解池B-B向示意图；

图4为电解池C-C向示意图；

图5为电解液处理池pH自动控制系统各部件的连接示意图；

图6为电动修复装置各部件的安装示意图。

具体实施方式

下面结合附图和实施例对本发明做进一步说明。

实施例1：

试验红壤采自中国科学院红壤生态试验站(江西鹰潭)。将采回的红壤风干，磨细使其颗粒度为0.84mm。本实施例中以铜和芘作为模拟重金属和有机污染物，通过人为添加铜和芘到土壤中，培养铜-芘复合污染土壤，具体方法为：称取一定量土壤，取其中的十分之一于玻璃器皿中进行拌土。将定量芘(Sigma公司，纯度＞98％)溶于丙酮，加入土中，并快速搅拌使丙酮完全挥发，在通风橱中平衡1d，然后将一定量CuCl₂·2H₂O溶于适量的去离子水(约30mL)加入土壤，搅拌均匀，放入通风橱中平衡1d至干。将拌好的土与剩余土壤混匀，过20目筛，放入通风橱中培养两周平衡。在本实施例中人工培养的污染土壤中的芘和铜的浓度均为500mg·kg^-1左右。

在电动修复过程中，定期测定了不同实验条件下的电渗流、pH、电压、电流以及阴阳电解液池中溶液的电导率，用来了解电动修复过程的作用机理。实验过程中的电渗流通过计算阳极储备池中溶液的体积变化而得出。pH通过pHS-3B精密pH计直接测定。电压和电流用DT9208B型数字万用表测定。电导率则用DDS-11A型电导率仪测得。当试验结束后，将电动修复柱中的土壤均匀切成5等份，风干，用玛瑙研钵磨细，颗粒度为0.25mm，储存备用。从颗粒度为0.25mm土壤样品中取出少量，同样用玛瑙研钵磨细至颗粒度为0.149mm，用王水-高氯酸消煮，制备成待测液，用原子吸收光谱仪进行测定。土壤中的芘用丙酮-二氯甲烷超声提取，提取液用高效液相色谱分析测定。

表1表示的电动修复后土柱中铜和芘的去除率。其中，试验-1是没有进行pH自动控制的处理，试验-2和3是在阳极添加HPCD溶液至HPCD在阳极电解液中的浓度达到10％wt，但试验3是经过pH自动控制的，并以1mol l^-1硝酸为控制液。结果表明，添加10％wtHPCD和控制pH为3.5的试验3取得了最高的土壤中铜和芘去除率，但处理池中芘的含量仍较高，这说明从土壤中移出的芘并未完全降解，而是残留在处理池溶液中，因此仍需后续的处理。

表1不同处理对红壤中铜和芘的的处理效果

实施例2：

试验红壤使用与实施例1中同样的红壤，污染土壤的培养方法也同实施例1。在本实施例中，我们选择了双氧水、次氯酸钠、高锰酸钾和过硫酸钠为氧化剂，分别在前期试验的基础上选择了最佳的氧化剂浓度，同时选用HPCD作为助溶剂增加芘的水溶性。具体试验处理见表2，以表1中的试验-1为对照，试验结束后的土样处理和测定方法同实施例1。

表2复合污染土壤的电动处理试验设计

表3是电动修复后污染土壤中的污染物浓度，从表中可以看出各土壤截面的污染物含量均有明显下降。对土壤中芘的去除来说，试验1是没有添加HPCD和氧化剂的处理，其总芘的去除率仅为29.5％，而试验4至试验7均为添加了氧化剂的处理，其总芘的去除率为32.8％-51.65％，比试验1均有显著提高。同时在阴极控制pH为酸性的处理(试验4，6，7)总芘去除率要高于在阳极控制pH为碱性的处理(试验5)，表明酸性的土壤条件也有利于土壤中芘的去除。同时阴、阳极处理池溶液中的芘含量测定结果表明，处理池中芘的含量均未检出，表明芘在迁移出土体的同时被氧化剂所氧化降解，从而避免了对含芘溶液的后续处理，该结果要优于表1中的试验-02和03处理。对土壤中铜的去除来说，试验3由于未对阴极进行pH控制，因此大量的铜积累在靠近阴极的土壤截面S5，试验5是控制阳极为碱性，因此这个土壤体系为碱性，因此也有大量的铜留在土壤中而没有迁移出土体。相比较而言，试验4和7控制阴极池为酸性，整个土壤体系为酸性，因此大量的铜向阴极迁移并迁移出了土体，获得了较高的去除效率68.7％和94.0％。试验6的情况比较特殊，虽然阴极控酸使土壤为酸性，但由于高锰酸钾氧化芘的过程中产生的二氧化锰等产物对土壤中的铜产生了吸附固定，从而导致大量的铜积累在截面S5而没有迁移出土体。因此综合上述结果，施加过硫酸钠和控制阴极pH为酸性可以获得最高的芘和铜的去除效率，同时处理池溶液中的芘也同时获得了处理，是较好的复合污染土壤电动修复的处理方法之一。

表3电动修复后污染土壤中的污染物浓度(mg kg^-1)

实施例3：

试验红壤采自中国科学院红壤生态试验站(江西鹰潭)。将采回的红壤风干，磨细使其颗粒度为0.84mm。该土用一定浓度的铜溶液混匀，然后用瓷容器盛放，并加水使其处于淹水状态，在室温下培养一个月，培养后的红壤风干、过筛，颗粒度为0.25mm，储存备用。用王水-高氯酸消煮法测得培养红壤中的铜浓度约为440mg kg^-1。

图1为所示的电动修复处理装置示意图。将颗粒度为0.25mm的培养红壤1装入电动修复柱2中，在土柱与阳极电解池3、阴极电解池4之间分别放置一块烧结玻璃9，以阻止土壤流入阳极电解池3和阴极电解池4中。电动修复柱2长度为12cm，直径为6.5cm，整个修复柱约可装600g的红壤。在电动修复柱2上等距离地开着11个小孔，用来插上不锈钢探针16，便于测量试验过程中土柱各个剖面的电压降。阳极电解池3和阴极电解池4均设有气体出口，用来分别导出阳、阴两极产生的氢气和氧气。在阳极电解池3和阴极电解池4中分别插入电极10，接上直流稳压电源12，形成一个闭合的电路。为使电解池中的溶液能够得以更新，采用多通道蠕动泵14分别连接阳极电解池3和阳极处理池5，阴极电解池4和阴极处理池6，保证电解液能够循环使用。处理池两端设置酸液储备池7和碱液储备池8，通过pH自动控制系统分别向阴极处理池6和阳极处理池5中添加酸液和碱液，以达到控制pH的目的。

从图1所示A-A位置对电解池进行剖视，其剖面三视图如图2～4。根据该图所示的阳极电解池三视图可以用聚乙烯板或有机玻璃来加工电解池，阴极电解池是阳极电解池的镜像，同样可以根据图2～4来加工。图2～4中，24为电解池出水孔，25为电解池进水孔，26是电极插孔，27是电解池排气孔，28是固定两个电解池的金属棒插孔，每个电解池的四个角都有一个插孔，29是防止液漏的橡皮垫圈，18是电解池表面的凹槽，用于插入测量电压降的不锈钢探针16。

本装置还自行设计了pH自动控制系统来控制阴阳极处理池的酸度，处理池中的pH通过pHG-2型数字工业酸度计13进行监测。pHG-2型数字工业酸度计分别连接E-201-C型可充式pH复合电极11，温度探头17和单通道蠕动泵15。蠕动泵的开关通过酸度计上设定的吸合值和释放值来控制。E-201-C型可充式pH复合电极和感温探头用来测定处理池中的pH，然后反馈给pHG-2型数字工业酸度计。一旦测得的pH超过设定的值，和酸度计连接的蠕动泵就开始工作，释放出酸和者碱溶液来中和电解产生的OH^-和H⁺，直到处理池中的pH值重新回到设定的pH范围内时，蠕动泵才停止工作。图5为pH自动控制系统(以控制阴极处理池pH为例)的结构和连接示意图。pHG-2型数字工业酸度计13的背面有若干的接口，其中a、b两个接口与220V交流电源19相连，供给酸度计所需的电源；f、g两个接口与变送器20相连，同时由220V交流电源19供给电源，变送器20的另一端与单通道蠕动泵15相连，控制单通道蠕动泵15的开关。E-201-C型可充式pH复合电极11与酸度计13背面的指示电极插孔21相连，l、n两接口与参比电极插孔22相连，m接口与感温探头插孔23牵出的导线相连合并为感温探头17插入到处理池6中。变送器20从pHG-2型数字工业酸度计13获得控制信号来控制单通道蠕动泵15，不停的从酸储备液池7向阴极处理池6中输送酸液，以便控制其pH值。

图6是电动修复装置各部件的安装示意图，根据该图可以进行整个电动修复装置的安装。首先在电动修复柱2中装入试验土壤1，压实土壤，两端各放置一块烧结玻璃9，缠上生料带，与柱体紧密接触，防止漏水。预先在电解池中放入橡胶垫圈，按照图示箭头将修复柱与阴阳电解池安装在一起，随后用四根金属棒穿过两个电解池体四个角上的小孔，每根金属棒两端用螺丝固定旋紧，这样就安装好了柱体和电解池。电极插孔26中可插入所需电极10：石墨电极或钛合金电极，如图1所示将电极10与直流电源12相连，这样电路便连接好了。试验中如需监测土柱中电压的分配，可如图1所示在柱体顶端插入不锈钢探针16。分别从阴极处理池6和阳极处理池5中引出导管，通过多通道蠕动泵13后与阴、阳极电解池的进水孔25相连，这是进水管路。出水管路分别从电解池的出水孔24引出导管回到阴极处理池6和阳极处理池5，图中空心的箭头标出了液体的流向。另外，根据需要在阴极处理池6和阳极处理池5可加装pH自动控制系统。该系统只需将图5中的pH复合电解11和温度探头17插入到阴极处理池6中，然后根据图5所示进行连接并设置一个酸储备液池7就可以进行工作了。

利用以上装配好的含有pH自动控制系统的电动修复装置就可以进行污染土壤的电动修复。

在对铜污染红壤进行电动修复的过程中，研究了不同实验条件下的修复效率，并定期测定不同实验条件下的电渗流、pH、电压、电流以及阴阳电解液池中溶液的电导率，用来了解电动修复过程的作用机理。实验过程中的电渗流通过计算阳极储备池中溶液的体积变化而得出。pH通过pHS-3B精密pH计直接测定。电压和电流用DT9208B型数字万用表测定。电导率则用DDS-11A型电导率仪测得。当批处理结束后，将电动修复柱中的土壤均匀切成十等份，风干，用玛瑙研钵磨细，颗粒度为0.25mm，储存备用。从颗粒度为0.25mm土壤样品中取出少量，同样用玛瑙研钵磨细至颗粒度为0.149mm，用王水-高氯酸消煮，制备成待测液，Hitachi 180-80原子吸收光谱仪进行测定。

表4表示的是电动修复900h后土柱中铜的去除率。其中，试验-1’是没有进行pH自动控制的处理，试验-2’是经过pH自动控制的，并以0.05mol L^-1乳酸为控制液，其对土壤中铜的去除率提高了近20％。

表4不同处理对红壤中铜的处理效果

实施例4：

试验红壤使用和实施例3中同样的红壤，用硫酸铜和硫酸锌两种溶液与土壤混匀，用同样的方法进行培养，培养后的红壤中铜浓度约为318mg/kg，锌浓度约为265mg/kg。

利用图1的电动修复装置，本实施例中的电动修复柱2的长度为20cm，直径为10cm，整个修复柱可装红壤2400g。电极材料采用耐腐蚀性能优良的钛合金电极，其余各部分的装置与实施例3相同，阴极pH自动控制系统也与实施例3中所用的相同。

表5表示的是电动修复后土柱中铜和锌的去除率。其中，试验-3’至5’是没有进行pH自动控制的处理，试验-6’是经过pH自动控制，并以0.05mol L^-1乳酸为控制液的处理。对于铜来说，没有进行pH自动控制的去除率仅为7％左右，而经过pH自动控制的铜的去除率大幅提高到了63％；对于锌而言，其去除率也从21％～44％升高到65％，效果明显。

表5不同处理对红壤中铜锌的处理效果

实施例5：

一种去除土壤中重金属污染的电动修复装置，具有如下结构：在污染土壤两端分别设置电解池，在各电解池内分别插入电极，并加上直流电源，以便形成一个闭合的电路；在各电解池旁分别设置处理池，电解池分别用导管与泵和各自的处理池相连，以便进行液体循环；

采用pH自动控制系统来控制阴极处理池的酸度，使之始终落在所设定的pH范围内。

所述的整个处理装置由一个电动修复柱、两个电解池、两个处理池和酸碱储备液池组成，同时包括直流电源一台、多通道蠕动泵一台、pH自动控制系统两套、烧结玻璃、电极、导管等若干。将污染土壤装填于电动修复柱，在其两端设置电解池，在电解池中插入电极，用直流电源连接两端的电极，施加直流电压，形成贯穿土壤的电场梯度。土壤与电解池的接触处用烧结玻璃隔离，其作用是使土壤中的污染物质能够通过电解池，并防止土壤颗粒物质等在电场作用下进入。电解池通过蠕动泵与处理池相连，不停地与处理池之间进行溶液交换。污染物质能及时从电解池进入处理池，然后得到进一步处理，从溶液中分离出来；同时控制电解液的酸碱度，防止过高的pH值限制土壤中重金属离子的移动。本技术方案中的pH自动控制系统由pH复合电极、单通道蠕动泵、数字工业酸度计构成，将pH复合电极与酸度计背面的指示电极插孔相连，温度探头与其背面的感温探头插孔相连，同时蠕动泵的开关可通过变送器与酸度计上背面的接口相连，通过设定酸度计上的吸合值和释放值来控制蠕动泵的开关，适时的向电解液池中加入酸碱液来控制其pH值。这种pH自动控制系统可以根据实际处理的需要来控制阴极和阳极处理池的pH，或用两套同时控制阴阳极处理池的pH。将以上各个部分连接在一起，施加直流电场，土壤中的污染物质通过电迁移、电渗流或电泳等途径被带到位于土壤两端的处理池中，从而实现污染土壤的减污或清洁。

实施例6：

一种去除土壤中重金属和有机污染物的电动修复装置，包括电动修复柱2、电解池、电极、电解液处理池、酸度计13和直流电源12，所述电解池包括阳极电解池3和阴极电解池4，电解液处理池包括阳极处理池5和阴极处理池6，所述阳极电解池5和阴极电解池6设于电动修复柱2的两端，电极10分别插入到阳极电解池3和阴极电解池4中，直流电源12的正负极分别与电极相连，阳极电解池3通过泵与阳极处理池5连通，阴极电解池4通过泵与阴极处理池6连通，酸度计分别与阳极处理池5和阴极处理池6相连。还包括电解液储备池，所述电解液储备池包括碱液储备池8和酸液储备池7，所述碱液储备池8与阳极处理池5相连，所述酸液储备池7与阴极处理池4相连。所述电动修复柱的两端与电解池连接处设有烧结玻璃9。所述电动修复柱上设有不锈钢探针16。所述电解池上设有金属棒插孔28。所述电解池与电动修复柱2相接处设有橡皮垫圈29，电解池外壳上设有进水孔25、出水孔24、电极插孔26和排气孔27。所述泵为多通道蠕动泵。

Claims

1.一种重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法，其特征在于具有如下步骤：

在阴、阳电极上施加直流电场，电场强度为0.5-2 V cm^-1，控制阴、阳极电解液的pH在3-11。

2.根据权利要求1所述的重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法，其特征在于所述氧化剂在体系中的质量浓度为：双氧水为1-20%，次氯酸盐为0.05-5%，过硫酸盐为5-30%。

3.根据权利要求1所述的重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法，其特征在于所述次氯酸盐和过硫酸盐的种类为它们的钾盐、钠盐或钙盐。

4.根据权利要求1所述的重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法，其特征在于阳极电解液中添加有羟丙基-β-环糊精。

5.根据权利要求1所述的重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法，其特征在于所述重金属为Cu²⁺、Zn²⁺、Cd²⁺、Pb²⁺或As₂O₃ ^2-，所述有机污染物为芘。

6.根据权利要求1所述的重金属-有机复合污染土壤的电动复合强化修复方法，其特征在于所述阳极电解液中添加有10%wt HPCD，阴极电解液中添加有12%wt Na₂S₂O₈，阴极控酸pH3.5。

7.一种去除土壤中重金属和有机污染物的电动修复装置，其特征在于包括电动修复柱(2)、电解池、电极、电解液处理池、酸度计(13)和直流电源(12)，所述电解池包括阳极电解池(3)和阴极电解池(4)，电解液处理池包括阳极处理池(5)和阴极处理池(6)，所述阳极电解池(5)和阴极电解池(6)设于电动修复柱(2)的两端，电极(10)分别插入到阳极电解池(3)和阴极电解池(4)中，直流电源(12)的正负极分别与电极相连，阳极电解池(3)通过泵与阳极处理池(5)连通，阴极电解池(4)通过泵与阴极处理池(6)连通，酸度计分别与阳极处理池(5)和阴极处理池(6)相连；还包括电解液储备池，所述电解液储备池包括碱液储备池(8)和酸液储备池(7)，所述碱液储备池(8)与阳极处理池(5)相连，所述酸液储备池(7)与阴极处理池(4)相连；所述电动修复柱的两端与电解池连接处设有烧结玻璃(9)；所述电动修复柱上设有不锈钢探针(16)；所述电解池上设有金属棒插孔（28）；所述电解池与电动修复柱(2)相接处设有橡皮垫圈(29)，电解池外壳上设有进水孔(25)、出水孔(24)、电极插孔(26)和排气孔(27)；所述泵为多通道蠕动泵。