CN114904909A - 基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法 - Google Patents

基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法 Download PDF

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Abstract

本发明公开了基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，包括如下步骤：（1）检测污染物的含量；（2）计算污染土壤的体积；（3）制备混合母液；（4）制备混合工作液；（5）开展治理；（6）检测治理后土壤中污染物的含量。本发明通过引入了具备强氧化特性的二氧化氯作为治理药剂，实现了高效分解土壤中双对氯苯基三氯乙烷的技术效果，从根本上解决了现有技术难以解决的既要降解双对氯苯基三氯乙烷又要减少二次污染的技术难题，同时通过加入Mn2+和Fe3+作为联合催化基团并通过调整两者的配比实现协同增效，显著性地提高了二氧化氯对双对氯苯基三氯乙烷的降解率，从而有利于土壤生态多样性的恢复。

Description

基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法
技术领域
本发明属于污染土壤环境修复技术领域，具体是指基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法。
背景技术
双对氯苯基三氯乙烷（Dichlorodiphenyltrichloroethane，英文简写为DDT），又称为滴滴涕，是一种无味的白色晶体，不溶于水、溶于有机溶剂，早期被作为有机氯农药广泛使用，DDT具有生理效应和“三致”效应，因而不仅会对生态环境和人体健康造成严重损害，而且易于在生态系统中产生富集效应，在20世纪50年代，很多国家都开始对DDT进行禁止或限制使用，但是由于疟疾、登革热、黄热病等疾病在世界范围的卷土重来，世界卫生组织宣布重新启用DDT来应对这一问题，因而DDT的治理成为了土壤环境修复的重中之重。
由于苯环和取代基氯原子结构，DDT化合物的抗光解性、抗化学分解性和抗生物降解性能力超强，目前，土壤中DDT的治理主要采取物理降解法、化学分解法和生物分解法，然而传统的物理降解法和化学分解法对DDT的处理效果一般，生物分解法对化合物选择性高、耗时长、自身适应性差，因而无法得到广泛应用。
二氧化氯具有无毒、无害、无残留的特点，欧美国家主要是将二氧化氯作为优良的水处理消毒剂使用，二氧化氯分子的电子结构呈不饱和状态，外层共有十九个电子，具有强烈的氧化性，属于强氧化剂，由于二氧化氯不会致癌、致畸性，并且不会带来二次污染，因而可以应用于治理土壤中双对氯苯基三氯乙烷，此外，现有技术还存在以下问题：
A：二氧化氯的使用浓度存在一个拐点，当到达拐点值后，即使再增加二氧化氯的使用浓度，治理效果的提升幅度也较小；
B：对于含有双对氯苯基三氯乙烷浓度过大的污染土壤，最大治理效果的限制可能使最终治理效果无法达到标准要求，导致治理不彻底，从而增加了治理的成本；
C：喷灌的方式使二氧化氯的传递不能均匀，导致土壤上层浓度大、下层浓度小，无法充分降解污染物；
D：喷灌效率低下，需要人工移动喷头，治理过程常常不能一次完成，因而需要人工多次往复喷水，工作量大且工作效率低下。
发明内容
针对上述情况，为克服现有技术的缺陷，本发明提出了基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，为了解决现有技术土壤中双对氯苯基三氯乙烷污染物降解效率低下的问题，本发明引入了具备强氧化特性的二氧化氯作为治理剂，实现了高效分解土壤中双对氯苯基三氯乙烷的技术效果，二氧化氯试剂成本低廉，不会致癌、致畸且无二次污染，从根本上解决了现有技术难以解决的既要降解双对氯苯基三氯乙烷又要减少二次污染的技术难题；此外，为了解决二氧化氯降解效率无法提高的问题，本发明通过加入Mn2+和Fe3+作为联合催化基团并通过调整两者的配比实现协同增效，显著性地提高了二氧化氯对双对氯苯基三氯乙烷的降解率，不仅增加了可治理的双对氯苯基三氯乙烷浓度范围，而且避免了单个催化离子使用过多的问题，有利于土壤生态多样性的恢复；同时，本发明在土壤污染物修复治理中经过多次的实践，提出了采用深沟流灌实施二氧化氯进行治理双对氯苯基三氯乙烷污染物，改变了传统上使用喷灌的方式，解决了二氧化氯渗透的速度既要慢（保持二氧化氯能够充分降解污染物）又要快（二氧化氯能够渗透到最深层去，底层污染物得到充分降解）的矛盾问题，不仅实现了土壤污染物的原位治理，而且使二氧化氯充分渗透入土壤的不同深度，解决了不同深度土壤药剂扩散不均匀、上层土壤有机质干扰的问题。
为了达到上述目的，本发明采取的技术方案如下：本发明提出了一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，包括如下步骤：步骤一：确定污染物的含量：对污染土壤进行混合取样并检测每千克污染土壤中污染物的含量；步骤二：计算污染土壤的体积：测量所述污染土壤的面积和深度并计算污染土壤的体积；步骤三：制备混合母液：取降解引发剂与二氧化氯溶液混合后得到混合母液；步骤四：制备混合工作液：根据步骤一中所述污染物的含量确定混合工作液中各组分浓度，根据步骤二中所述污染土壤的体积确定混合工作液的体积，将混合母液与水混合进行稀释后得到混合工作液；步骤五：开展治理：将步骤四中所述混合工作液施入步骤一中所述的污染土壤进行污染物治理；步骤六：检测治理后污染土壤中污染物的含量：对经过步骤五进行污染治理后的污染土壤进行取样并检测污染物的含量。
进一步地，步骤一中所述污染土壤为被双对氯苯基三氯乙烷污染的土壤，所述污染物为双对氯苯基三氯乙烷，步骤一中所述混合取样为采集5-10个位置的污染土壤并进行混合，增加了取样的均匀性和代表性。
进一步地，步骤二中所述污染土壤的体积为面积和深度的乘积。
进一步地，步骤三中所述二氧化氯溶液由亚氯酸钠制备所得，所述降解引发剂由四水氯化锰和六水三氯化铁制备所得，所述降解引发剂中Mn2+离子与Fe3+离子的摩尔比为1：4～2：1，通过Mn2+离子与Fe3+离子的摩尔比的调整提高二氧化氯对双对氯苯基三氯乙烷降解效率。
进一步地，步骤四中所述混合工作液的组成成分为：二氧化氯80-200 mg/L，Mn2+离子0.5-2 mM，Fe3+离子1-5 mM。
作为本发明优选地，步骤四中所述混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05-0.1倍。
进一步地，步骤五中所述混合工作液采用深沟流灌、深沟漫灌中的一种或者多种结合。
采用上述方案本发明取得的有益效果如下：
（1）为了解决现有技术土壤中双对氯苯基三氯乙烷污染物降解效率低下的问题，本发明引入具备强氧化特性的二氧化氯作为治理剂，实现了高效分解土壤中双对氯苯基三氯乙烷的技术效果；
（2）二氧化氯试剂成本低廉，不会致癌、致畸且无二次污染，从根本上解决了现有技术难以解决的既要降解双对氯苯基三氯乙烷污染物又要减少二次污染的技术难题；
（3）此外，为了解决二氧化氯降解效率无法提高的问题，本发明通过加入Mn2+和Fe3 +作为联合催化基团并通过调整两者的配比实现协同增效，显著性地提高了二氧化氯对双对氯苯基三氯乙烷的降解率；
（4）联合催化基团的使用不仅增加了可治理的双对氯苯基三氯乙烷浓度范围，而且避免了单个催化离子使用过多的问题，有利于土壤生态多样性的恢复；
（5）同时，本发明在土壤污染物修复治理中经过多次的实践，提出了采用深沟流灌实施二氧化氯进行治理双对氯苯基三氯乙烷污染物，改变了传统上使用喷灌的方式，解决了二氧化氯渗透的速度既要慢（保持二氧化氯能够充分降解污染物）又要快（二氧化氯能够渗透到最深层去，底层污染物得到充分降解）的矛盾问题；
（6）深沟流灌的治理方式不仅实现了土壤污染物的原位治理，而且使二氧化氯充分渗透入土壤的不同深度，解决了不同深度土壤药剂扩散不均匀、上层土壤有机质干扰的问题。
附图说明
图1为本发明提出的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法的实施流程图；
图2为使用气相色谱法测量治理前污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量的结果图；
图3为使用气相色谱法测量治理后污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量的结果图。
附图用来提供对本发明的进一步理解，并且构成说明书的一部分，与本发明的实施例一起用于解释本发明，并不构成对本发明的限制。
具体实施方式
下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例；基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
在本发明实施例中，如无特别说明的原料或处理技术，则表明其均为本领域的常规市售原料或常规处理技术。
为了描述更加方便，下述实施例中双对氯苯基三氯乙烷采用英文简写“DDT”。
实施例1
如图1所示，一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，以被DDT污染的生姜种植地土壤为例，包括以下步骤：
（1）确定污染土壤中DDT的含量：使用五点取样法挖取10-20 cm3被DDT污染的土壤，将收集的土壤进行混合后，参照国家标准GB/T 14550-2003使用气相色谱法测量每千克污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量，详见表1；
（2）计算污染土壤的体积：单个试验区污染土壤面积为0.5亩地（约为333.34 m2），污染土壤的深度为50公分（0.5 m），污染土壤的体积为166.67 m3，混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05倍，因此混合工作液体积为8 m3（约为8吨水）；
（3）制备混合母液和混合工作液：取亚氯酸钠制备二氧化氯溶液，再加入由MnCl2·4H2O和FeCl3·6H2O混合制备所得的降解引发剂，与灌溉水混合后的二氧化氯的浓度为100 mg/L，Mn2+浓度为0.5 mM，Fe3+浓度为1.0 mM；
（4）开展治理：将混合工作液采用深沟流灌的方式施入污染土壤中进行污染物治理；
（5）检测治理后污染土壤中DDT的含量：12小时后再次使用五点取样法挖取10-20cm3被DDT污染的土壤并检测DDT的含量，检测方法参照实施例1中步骤（1），计算DDT降解率；DDT降解率%=（处理前DDT含量-处理后DDT含量）/处理前DDT含量。
如表1所示，测得处理前和处理后的的DDT含量分别为10.05±0.26 mg/kg和3.13±0.09 mg/kg，通过二氧化氯与降解引发剂的配合使用可以降解土壤中68.85±0.16%的DDT。
实施例2
如图1所示，一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，以被DDT污染的生姜种植地土壤为例，包括以下步骤：
（1）确定污染土壤中DDT的含量：使用五点取样法挖取10-20 cm3被DDT污染的土壤，将收集的土壤进行混合后，参照国家标准GB/T 14550-2003使用气相色谱法测量每千克污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量，详见表1；
（2）计算污染土壤的体积：单个试验区污染土壤面积为0.5亩地（约为333.34 m2），污染土壤的深度为50公分（0.5 m），污染土壤的体积为166.67 m3，混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05倍，因此混合工作液体积为8 m3（约为8吨水）；
（3）制备混合母液和混合工作液：取亚氯酸钠制备二氧化氯溶液，再加入由MnCl2·4H2O和FeCl3·6H2O混合制备所得的降解引发剂，与灌溉水混合后的二氧化氯的浓度为100 mg/L，Mn2+浓度为0.5 mM，Fe3+浓度为2.0 mM；
（4）开展治理：将混合工作液采用深沟流灌的方式施入污染土壤中进行污染物治理；
（5）检测治理后污染土壤中DDT的含量：12小时后再次使用五点取样法挖取10-20cm3被DDT污染的土壤并检测DDT的含量，检测方法参照实施例1中步骤（1），计算DDT降解率；DDT降解率%=（处理前DDT含量-处理后DDT含量）/处理前DDT含量。
如表1所示，测得处理前和处理后的的DDT含量分别为9.95±0.48 mg/kg和1.73±0.10 mg/kg，通过二氧化氯与降解引发剂的配合使用可以降解土壤中82.62±0.15%的DDT。
实施例3
如图1所示，一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，以被DDT污染的生姜种植地土壤为例，包括以下步骤：
（1）确定污染土壤中DDT的含量：使用五点取样法挖取10-20 cm3被DDT污染的土壤，将收集的土壤进行混合后，参照国家标准GB/T 14550-2003使用气相色谱法测量每千克污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量，详见表1；
（2）计算污染土壤的体积：单个试验区污染土壤面积为0.5亩地（约为333.34 m2），污染土壤的深度为50公分（0.5 m），污染土壤的体积为166.67 m3，混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05倍，因此混合工作液体积为8 m3（约为8吨水）；
（3）制备混合母液和混合工作液：取亚氯酸钠制备二氧化氯溶液，再加入由MnCl2·4H2O和FeCl3·6H2O混合制备所得的降解引发剂，与灌溉水混合后的二氧化氯的浓度为100 mg/L，Mn2+浓度为1.0 mM，Fe3+浓度为0.5 mM；
（4）开展治理：将混合工作液采用深沟流灌的方式施入污染土壤中进行污染物治理；
（5）检测治理后污染土壤中DDT的含量：12小时后再次使用五点取样法挖取10-20cm3被DDT污染的土壤并检测DDT的含量，检测方法参照实施例1中步骤（1），计算DDT降解率；DDT降解率%=（处理前DDT含量-处理后DDT含量）/处理前DDT含量。
如表1所示，测得处理前和处理后的的DDT含量分别为9.80±0.20 mg/kg和2.42±0.55 mg/kg，通过二氧化氯与降解引发剂的配合使用可以降解土壤中75.39±0.52%的DDT。
实施例4
如图1所示，一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，以被DDT污染的生姜种植地土壤为例，包括以下步骤：
（1）确定污染土壤中DDT的含量：使用五点取样法挖取10-20 cm3被DDT污染的土壤，将收集的土壤进行混合后，参照国家标准GB/T 14550-2003使用气相色谱法测量每千克污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量，详见表1；
（2）计算污染土壤的体积：单个试验区污染土壤面积为0.5亩地（约为333.34 m2），污染土壤的深度为50公分（0.5 m），污染土壤的体积为166.67 m3，混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05倍，因此混合工作液体积为8 m3（约为8吨水）；
（3）制备混合母液和混合工作液：取亚氯酸钠制备二氧化氯溶液与灌溉水混合后的二氧化氯的浓度为100 mg/L；
（4）开展治理：将混合工作液采用喷灌的方式施入污染土壤中进行污染物治理；
（5）检测治理后污染土壤中DDT的含量：12小时后再次使用五点取样法挖取10-20cm3被DDT污染的土壤并检测DDT的含量，检测方法参照实施例1中步骤（1），计算DDT降解率；DDT降解率%=（处理前DDT含量-处理后DDT含量）/处理前DDT含量。
如表1所示，测得处理前和处理后的的DDT含量分别为9.65±0.36 mg/kg和5.17±0.42 mg/kg，通过二氧化氯与降解引发剂的配合使用可以降解土壤中46.43±0.32%的DDT。
对比例1
如图1所示，一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，以被DDT污染的生姜种植地土壤为例，包括以下步骤：
（1）确定污染土壤中DDT的含量：使用五点取样法挖取10-20 cm3被DDT污染的土壤，将收集的土壤进行混合后，参照国家标准GB/T 14550-2003使用气相色谱法测量每千克污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量，详见表1；
（2）计算污染土壤的体积：单个试验区污染土壤面积为0.5亩地（约为333.34 m2），污染土壤的深度为50公分（0.5 m），污染土壤的体积为166.67 m3，混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05倍，因此混合工作液体积为8 m3（约为8吨水）；
（3）制备混合母液和混合工作液：取亚氯酸钠制备二氧化氯溶液与灌溉水混合后的二氧化氯的浓度为100 mg/L；
（4）开展治理：将混合工作液采用深沟流灌的方式施入污染土壤中进行污染物治理；
（5）检测治理后污染土壤中DDT的含量：12小时后再次使用五点取样法挖取10-20cm3被DDT污染的土壤并检测DDT的含量，检测方法参照实施例1中步骤（1），计算DDT降解率；DDT降解率%=（处理前DDT含量-处理后DDT含量）/处理前DDT含量。
如表1所示，测得处理前和处理后的的DDT含量分别为9.97±0.22 mg/kg和4.54±0.40 mg/kg，通过二氧化氯与降解引发剂的配合使用可以降解土壤中54.49±0.30%的DDT。
对比例2
如图1所示，一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，以被DDT污染的生姜种植地土壤为例，包括以下步骤：
（1）确定污染土壤中DDT的含量：使用五点取样法挖取10-20 cm3被DDT污染的土壤，将收集的土壤进行混合后，参照国家标准GB/T 14550-2003使用气相色谱法测量每千克污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量，详见表1；
（2）计算污染土壤的体积：单个试验区污染土壤面积为0.5亩地（约为333.34 m2），污染土壤的深度为50公分（0.5 m），污染土壤的体积为166.67 m3，混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05倍，因此混合工作液体积为8 m3（约为8吨水）；
（3）制备混合母液和混合工作液：取亚氯酸钠制备二氧化氯溶液，再加入由FeCl3·6H2O制备所得的降解引发剂，与灌溉水混合后的二氧化氯的浓度为100 mg/L，Fe3+浓度为1.0 mM；
（4）开展治理：将混合工作液采用深沟流灌的方式施入污染土壤中进行污染物治理；
（5）检测治理后污染土壤中DDT的含量：12小时后再次使用五点取样法挖取10-20cm3被DDT污染的土壤并检测DDT的含量，检测方法参照实施例1中步骤（1），计算DDT降解率；DDT降解率%=（处理前DDT含量-处理后DDT含量）/处理前DDT含量。
如表1所示，测得处理前和处理后的的DDT含量分别为9.72±0.14 mg/kg和2.99±0.12 mg/kg，通过二氧化氯与降解引发剂的配合使用可以降解土壤中69.20±0.16%的DDT。
对比例3
如图1所示，一种基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，以被DDT污染的生姜种植地土壤为例，包括以下步骤：
（1）确定污染土壤中DDT的含量：使用五点取样法挖取10-20 cm3被DDT污染的土壤，将收集的土壤进行混合后，参照国家标准GB/T 14550-2003使用气相色谱法测量每千克污染土壤中双对氯苯基三氯乙烷的含量，详见表1；
（2）计算污染土壤的体积：单个试验区污染土壤面积为0.5亩地（约为333.34 m2），污染土壤的深度为50公分（0.5 m），污染土壤的体积为166.67 m3，混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05倍，因此混合工作液体积为8 m3（约为8吨水）；
（3）制备混合母液和混合工作液：取亚氯酸钠制备二氧化氯溶液，再加入由MnCl2·4H2O制备所得的降解引发剂，与灌溉水混合后的二氧化氯的浓度为100 mg/L，Mn2+浓度为0.5 mM；
（4）开展治理：将混合工作液采用深沟流灌的方式施入污染土壤中进行污染物治理；
（5）检测治理后污染土壤中DDT的含量：12小时后再次使用五点取样法挖取10-20cm3被DDT污染的土壤并检测DDT的含量，检测方法参照实施例1中步骤（1），计算DDT降解率；DDT降解率%=（处理前DDT含量-处理后DDT含量）/处理前DDT含量。
如表1所示，测得处理前和处理后的的DDT含量分别为9.69±0.21 mg/kg和3.91±0.20 mg/kg，通过二氧化氯与降解引发剂的配合使用可以降解土壤中59.64±0.29%的DDT。
表1不同处理下二氧化氯对土壤DDT的降解
Figure 420605DEST_PATH_IMAGE001
如图2、图3所示，其中峰面积定性表示DDT的含量大小，对比处理前和处理后的DDT含量变化发现，二氧化氯可以降解土壤中的DDT，其中深沟流灌的方式比喷灌的降解率更高，表明深沟流灌更加适用于二氧化氯治理DDT；根据对比2和对比例3可知并且通过加入Mn2+和Fe3+可以提高二氧化氯对DDT的降解率，进而根据实施例1、实施例2及实施例3可知，Mn2+和Fe3+浓度的比值调整影响了二氧化氯对DDT的降解率，其中Mn2+和Fe3+浓度的比值为1：4时，DDT的降解率达到82.62±0.15%，综上表明，降解引发剂Mn2+和Fe3+的合理配合使用可以协同增加二氧化氯对DDT的降解率。
需要说明的是，在本文中，诸如第一和第二等之类的关系术语仅仅用来将一个实体或者操作与另一个实体或操作区分开来，而不一定要求或者暗示这些实体或操作之间存在任何这种实际的关系或者顺序。而且，术语“包括”、“包含”或者其任何其他变体意在涵盖非排他性的包含，从而使得包括一系列要素的过程、方法、物品或者设备不仅包括那些要素，而且还包括没有明确列出的其他要素，或者是还包括为这种过程、方法、物品或者设备所固有的要素。
尽管已经示出和描述了本发明的实施例，对于本领域的普通技术人员而言，可以理解在不脱离本发明的原理和精神的情况下可以对这些实施例进行多种变化、修改、替换和变型，本发明的范围由所附权利要求及其等同物限定。
以上对本发明及其实施方式进行了描述，这种描述没有限制性，附图中所示的也只是本发明的实施方式之一，实际的应用并不局限于此。总而言之如果本领域的普通技术人员受其启示，在不脱离本发明创造宗旨的情况下，不经创造性地设计出与该技术方案相似的方案及实施例，均应属于本发明的保护范围。

Claims (10)

1.基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于，包括如下步骤：
步骤一：检测污染物的含量：对污染土壤进行混合取样并检测每千克污染土壤中污染物的含量；
步骤二：计算污染土壤的体积：测量所述污染土壤的面积和深度并计算污染土壤的体积；
步骤三：制备混合母液：取降解引发剂与二氧化氯溶液混合后得到混合母液；
步骤四：制备混合工作液：根据步骤一中所述污染物的含量确定混合工作液中各组分浓度，根据步骤二中所述污染土壤的体积确定混合工作液的体积，将所述混合母液与水混合进行稀释后得到混合工作液；
步骤五：开展治理：将步骤四中所述混合工作液施入步骤一中所述的污染土壤进行污染物治理；
步骤六：检测治理后污染土壤中污染物的含量：对经过步骤五进行污染治理后的污染土壤进行取样并检测污染物的含量。
2.根据权利要求1所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤一中所述污染土壤为被双对氯苯基三氯乙烷污染的土壤，所述污染物为双对氯苯基三氯乙烷。
3.根据权利要求2所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤一中所述混合取样为采集5-10个位置的污染土壤并进行混合。
4.根据权利要求3所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤二中所述污染土壤的体积为面积和深度的乘积。
5.根据权利要求4所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤三中所述二氧化氯溶液由亚氯酸钠制备所得。
6.根据权利要求5所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤三中所述降解引发剂由四水氯化锰和六水三氯化铁制备所得。
7.根据权利要求6所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤三中所述降解引发剂中Mn2+离子与Fe3+离子的摩尔比为1：4～2：1。
8.根据权利要求7所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤四中所述混合工作液的组成成分为：二氧化氯80-200 mg/L，Mn2+离子0.5-2mM，Fe3+离子1-5 mM。
9.根据权利要求8所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤四中所述混合工作液的体积为污染土壤的体积的0.05-0.1倍。
10.根据权利要求9所述的基于二氧化氯高效降解土壤双对氯苯基三氯乙烷的方法，其特征在于：步骤五中所述混合工作液采用深沟流灌、深沟漫灌中的一种或者多种结合。
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