【阅读】环境岩土工程研究进展（二）

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3 污染地基处理技术

3. 1 污染地基处理技术分类

污染场地( 地基) 按其污染成因可划分为以下几种［108］: 重金属污染场地，又包括单一重金属污染和多种重金属污染，国内常见的重金属污染主要有汞、铜、锌、铬、镍、钴、砷、铅、镉等。重金属污染具有普遍性、隐蔽性与潜伏性、不可逆性与长期性、复杂性、传递危害性等特点; 有机物污染场地: 土壤中有机污染物的来源包括农药和化肥的施用、污水灌溉和污泥施肥、工业废水废气和废渣的污染、空气中沉降物的污染，其中，农药施用和工业生产中排放的人工合成有机物是土壤有机污染的主要污染源; 复合污染场地: 两种及以上的复合污染，这种复合污染场地通常具有污染物成分多样、场地状况复杂、污染浓度高、不易修复等特点。

污染地基处理的思路是: ①清除污染源: 在污染源位置对污染物质进行萃取、清除或者改变其成分与毒性; ②对传播途径进行控制: 通过固化稳定、隔离污染物质，阻止其进一步扩散。具体修复处理设计时除了一般地基处理要求之外，还需重点考虑下列因素: 场地再使用功能、场地环境风险评估、修复标准等［108-110］。根据污染地基修复处理工程的位置可以分为原位修复技术与异位修复技术; 根据修复原理可分为物理技术、化学技术、热处理技术、生物技术、自然衰减和其他技术等。图7 是现有污染场地( 地基) 处治技术的分类图。常用污染物控制处理技术及其基本特点如表2 所示。

美国环保署( U． S． EPA) 对超级基金项目1982 ～2005 年间进行的977 个场地修复方法进行了统计［116］。统计表明原位修复技术462 项，占总项目的47%，其中气相抽提法( SVE) 是原位修复技术中最常用的方法，占原位修复项目的54%、总项目的26%; 固化稳定技术( S /S 技术) 在原位和非原位修复技术中都得到了广泛应用，共占总项目的23%。有未公开发表数据表明，固化稳定化在我国工业污染土修复中应用的项目达120 案，占总项目53% 左右。下面重点介绍固化稳定法、隔离法和曝气法的研究进展。

3. 2 固化稳定化技术

固化/稳定技术( Solidification /Stabilization，简称S /S) 是修复重金属污染的主要方法，分为原位和异位固化/稳定修复技术。原位固化/稳定修复技术是通过搅拌等方式采用固化剂在原位将土体中有害污染物固定起来，以阻止其在环境中迁移、扩散等并提高地基强度; 异位固化/稳定修复技术是将污染土开挖运至专门地点，添加固化剂进行混合搅拌处理使之发生物理化学反应，从而达到降低污染物活性的目的［117-118］。固化/稳定技术的机理主要有: ①通过固化剂的水化反应产物( 例如水合物CSH) 与污染物的相互作用，对污染物进行化学固定; ②通过各类水合物的表面对污染物进行物理吸附; ③ 对污染物的物理包裹［119-123］。

常用的固化剂可以分为: ①无机类: 如水泥基材料( 例如水泥) 和火山灰质材料( 如石灰、粉煤灰、矿渣等) 等; ②有机黏结剂，如沥青等热塑性材料; ③热硬化有机聚合物，如酚醛塑料和环氧化物等; ④玻璃质材料等。其中无机固化剂应用最广泛，在美国超级基金( Superfund) 资助的污染场地修复工程中应用高达94%左右( USEPA Ｒeport EPA-542-Ｒ-00-010) 。

水泥基固化剂固定( 或稳定) 重金属污染物的机理主要有: ①通过固化剂的水化反应产物( 例如水合物CSH) 与污染物的相互作用，对污染物进行化学固定; ②通过各类水合物的表面对污染物进行物理吸附; ③对污染物的物理包裹［119-123］。

与其他修复技术相比，固化稳定化技术具有成本较低、施工方便、适应性较广、处理后的地基强度高、对生物降解有良好阻碍等优点。污染地基土固化稳定设计要考虑多种参数包括:    土酸碱度、无侧限抗压强度、浸出毒性、渗透性、耐久特性等。针对污染土固化稳定化效果的评价方法，主要分为两个方面:

( 1) 固化体理化及力学特性。包括酸碱度试验、无侧限抗压试验、渗透试验以及冻融/干湿循环等耐久性试验［124］，用以评价其岩土工程特性。其中最为常见的是无侧限抗压试验，US EPA［125］认为填埋场处理固化稳定化废弃物需要其无侧限抗压强度( UCS) 高于350kPa，而其他国家地区如荷兰、法国则要求UCS应不小于1MPa［126］，我国虽对填埋处理的固化体无高强度要求，但规定了处理后的废物应达到其最大密度的90% ～ 95%，以避免局部沉降的发生［127］。

当固化废弃物作为建筑砖再利用时，其UCS 通常应大于10MPa［108］; 当固化稳定重金属污染土作为绿化种植土再利用时，虽然对UCS 没有要求，但一般均有酸碱度和密度要求，我国行业标准《绿化种植土壤》( CJT 340—2011) 即要求一般种植绿化土的pH 值在5.5 ～ 8. 3 之间，而密度不大于13. kN/m3。

( 2) 固化体毒性浸出特征。考察固化体中有毒物质迁移转化并释放到周围环境中的能力，其主要手段即为各类浸出和形态分布试验。浸出试验可分为: ①萃取浸出试验( extraction test) ，包括USEPA 1311 的毒性浸出试验( toxicity characteristic leaching procedure，TCLP) ( USEPA 2003) 、USEPA 1312 的合成沉降浸出试验( synthetic precipitation leaching procedure，SPLP)( USEPA 2003) ，以及我国的《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》( HJ /T300—2007) 和《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》( HJ /T299—2007) ，其中我国硫酸硝酸法以纯水或pH 为3. 2 的硫酸、硝酸

混合液为浸提液，与USEPA 的类似方法略有差异。此外，还有英国BS EN 12475 系列浸出试验( Parts 1-4)( British Standards Institution 2002) ; ②半动态浸出试验( semi-dynamic leaching test) ，如ANS16． 1( ANS 1986) 、CEN 块体试验( monolithic tank test) ( CEN/TC292 ) ，ASTM C1308 固化废弃物块体( ASTM 2009) 和USEPA1315 块体或击实材料试验( USEPA 2012) ; ③动态浸出试验，如ASTM 土柱浸出试验( up-flow percolationtest) ( ASTM D4874—95 2001) 和欧洲标准土柱浸出试验( prEN l4405 2002) 。形态分布试验则可反映污染物的活性、生物有效性及毒害性［128］，按污染种类可将其分为: ①重金属形态分布试验，具有代表性有Tesier［129］五步提取法和欧共体改进BCＲ 提取法［130］，其中改进BCＲ 法将土中重金属分为可交换态、可还原

态、可氧化态以及残渣态; ②有机污染物形态分布试验，土中有机污染物中可分为溶解态、吸附态、结合态和残留态等不同形态，目前规范的逐级提取手段尚在探索阶段，其中徐鹏等［131］采用多种极性溶液连续提取的方式对土中的有机氯农药形态分布规律展开了初步研究。Wang 等［132］针对水泥固化重金属Cu、Ni、Zn、Pb和Cd 污染土的长期淋滤特性及形态分布展开了试验研究，发现场地污染土壤在固化稳定化17 年后仍具有极好的环境安全性，其大部分试样TCLP 浸出毒性满足饮用水标准。

国内对水泥基材料相关研究则稍显滞后，其中晁波阳［133］、赵述华［134］分别以高浓度Hg、As 污染土为对象，研究了水泥、粉煤灰对土中Hg 和As 形态、浸出毒性的影响; 另外在有机污染土方面，聂小琴等［135］发现添加30% ～ 50% 的水泥可使得土中六氯苯的固定率达到98% ～ 99%，且长期稳定性突出; 东南大学岩土工程研究所［136］系统研究了水泥固化Pb、Zn 等单一和复合污染土的电阻率、孔隙液电导率等电学特性及其与重金属污染物浓度的相关性，提出了采用电学特性指标( 胶结系数) 定量评价污染物浓度对水泥固化污染土的胶结性强弱方法; 还针对水泥固化污染土的浸出毒性、强度等也展开了较为系统的研究［137］，尤其深入研究了水泥固化稳定化重金属污染土的机理、工程及环境安全特性，其研究发现在Pb、Zn 污染土中加入水泥，可以有效降低其浸出毒性［138］，提高污染土的无侧限抗压强度［139-140］，且固化稳定化效果与水泥掺量和Pb、Zn 浓度有关; 并且通过模拟酸雨入渗试验研究了不同pH 酸雨下水泥固化重金属污染土的淋滤特性，进而建立了预测固化体长期酸雨入渗下耐久特性的时间预测公式［141-142］; 水泥固化Pb 污染土在不同pH 浸提液下的Pb 扩散系数De 试验结果表明，浸提液pH 值为2． 0 ～ 4． 0 间时Pb 扩散系数随着浸出液pH增长迅速减小，而pH 在4． 0 ～ 10． 0 间时扩散系数几乎没有变化。

表3 为国内外有代表性的有机、重金属污染土固定/稳定化技术修复实例。

近年来用于污染土修复的新型稳定剂或固化剂研发是研究热点。Ｒaicevic 等［151］详细研究了磷灰石稳定化Pb、Cd 的机理，发现溶解/沉淀机制生成的Pb5［PO4］3Cl 是固定Pb 的主要方式; Smiciklasa［152］则发现合成羟磷灰石对Cd 的吸附能力不受pH 影响，而对Sr 吸附能力变化则在pH ＞ 10 的情况下才会发生;Masri 等［153］检测了橡树皮、冷杉树皮、沟污肥、壳聚糖等天然材料对重金属的去除能力，通过X 射线荧光光谱试验等发现这些天然材料可以有效的吸附Hg、Pb、Zn、Cu、Cd、Ni 等多种重金属; Pierzynski 等154］发现利用家禽、牲畜粪便等有机肥料施用到Zn、Cd、Pb 污染土中可以显著降低重金属的生物可利用性; Albino等［155］用无水硫铝酸钙和无水石膏制得钙矾石，通过SEM、浸出试验等发现钙矾石以将重金属如Cu、Cr、Cd、Pb、Zn 和Fe 稳定在晶格中，其生成物具有较高的酸中和能力，因此可以有效降低其淋滤毒性;Vangronsveld 等［156］利用棕闪粗面岩和堆肥混合物修复冶炼厂Zn 污染土，发现棕闪粗面岩具有极强的稳定化重金属能力，其处理土过后5 年的溶解态重金属含量较未处理时降低了70 多倍，且适于多种多年生植物及菌根真菌的生长。韩国的Oh［157］ 对比分析了FeSO4和钢包渣等对皮革污泥炭中重金属的固化能力，并发现对FeSO4

对Cr 固化效果明显，而FeSO +4石灰的组合具有最高的固化稳定化重金属能力;Bednarik 等［158］利用双组份沥青乳液固化稳定化高含水率电镀污泥中的Cr、Ni、Zn 等重金属，认为5% ～10%的沥青固化后的泥浆可以安全的进行填埋处置;Ｒao 等［159］则以Cd、Cr、Pb、Ni 及Hg 复合污染废弃物为对象，研究了化学键合磷酸盐陶瓷( CBPC) 对固化体的强度和淋滤特性的影响，并以XＲD 及SEM 为手段研究了固化体的结构和成分，认为CBPC 能有效的

降低重金属浸出浓度并将固化体的强度提高至1500psi 以上; Hwang 等［160］通过混合MgO 和多种胶凝材料如粉煤灰和高炉矿渣等制成新型固化剂，其逐级浸提试验表明该固化剂固化重金属效能超过水泥2倍，且其强度与水泥固化体相近; Thornburg［161］以硅酸盐水泥+ 热固性黏合剂来修复石油烃污的淤泥，发现固化土浸出液中多环芳烃和脂肪族碳氢化合物浓度大幅度降低降低; Jin 和Al-Tabbaa［162］则利用活性MgO矿渣替代水泥固化稳定化Pb、Zn，其通过X 射线衍射等发现高浓度Zn 会降低固化体强度，而Pb 浓度则对其强度影响较小，认为该固化稳定化药剂具有较高的pH 缓冲能力，因而能更高效地固化重金属。

在对污染场地修复的重大需求刺激下，国内学者也开始日益关注对新型固化剂的研究工作，并取得了一定的成果。周航等［163］向重金属污染土中添加多种含量的碳酸钙，发现碳酸钙能够有效降低Pb、Cd、Zn交换态含量，且掺量越高交换态含量越低，并能有效抑制大豆植株对土壤中重金属的吸收; 曾卉等［164］选用沸石、硅藻土、海泡石、膨润土和石灰石等5 种矿物材料作为稳定剂进行了对比浸出试验，发现单一稳定剂均能不同程度降低浸出毒性，而硅藻土混合石灰石则能进一步提高除Cu 之外的重金属的固化效果; 朱奇宏等［165］探索了利用石灰、钙镁磷肥、海泡石和腐殖酸等材料对Cd 污染酸性土的修复效应和作用机理，发现除腐殖酸外其他稳定剂均能将酸提取态Cd 转化为可还原态和残渣态，并建议使用海泡石作为稳定剂。

张长波等［166］则开发了由粉煤灰、铁铝酸钙、高炉渣、硫酸钙、碱性激活剂、锯末及10% 黏土矿物混合制成的固化剂，发现该固化剂能有效降低Cu、Zn 和Ni的浸出浓度并提高固化剂的强度，但对Cr 固化不利。

东南大学岩土工程研究所开发了基于磷矿粉和碱性激发剂的系列固化稳定化药剂［169-170］，发现其能与Pb、Zn 生成极低溶解度磷酸盐并通过毒性浸出、强度等试验探讨其化Pb、Zn 污染土的溶出和强度特性，分析了其与土中重金属的相互作用机理，认为含磷固化药剂的固化效果如浸出毒性、强度等均显著优于传统水泥材料; 6% 掺量的新型含磷药剂SS-B 和水泥固化污染土7 天时的TCLP 浸出试验结果表明，SS-B 固化污染土浸出液Zn、Pb 浓度值远低于水泥，且其浓度均低于界限值( Zn = 100mg /L，Pb = 5mg /L《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》( GB 5085. 3—2007) ，而水泥固化土则高出界限值约10 倍和45 倍。

经过发光细菌微生物毒性试验证明，新型固化剂处理的重金属污染土的生物毒性可由未处理的污染土的剧毒降低为无毒或微毒级别; 在冻融循环作用下，新型固化剂处理Pb-Zn 污染土中Pb 和Zn 浸出浓度远低于界限值，且不受冻融循环影响。上述系列研究成果表明，该新型固化剂处理后的重金属污染土可为道路路基工程再利用。

3. 3 竖向隔离技术

竖向隔离技术主要分为被动隔离和主动隔离技术等，竖向隔离墙技术主要用于阻滞污染场地污染物水平向运移扩散，是目前最为有效的限制污染物运移的技术。竖向隔离墙按其材料分为水泥系类、膨润土类、活性反应墙( permeable reactive barriers，简称PＲB) 。

活性反应墙隔离处理污染地下水的思想，早在1992 年美国环保署发行的环境处理手册中可以见到，所谓活性反应墙是一个原位的被动的由活性反应材料组成的墙，当污染地下水渗流通过时，可以通过降解、吸附、沉淀等方式移去溶解的有机质、金属、放射性物质或其他污染物［168］。常用的活性反应材料包括工业副产品( 粉煤灰、红泥等) 和天然矿物材料( 膨润土、沸石、方解石、磷灰石等) 。

上述三类隔离墙的主要特点见表4。

竖向隔离工程屏障的设计需考虑宽度、深度、渗透系数、黏度、密度、化学相容性、抗拉强度以及无侧限抗压强度等多项设计指标参数。不同国家在隔离墙类型上的侧重也有所差别，其英国等欧洲国家主要采用水泥-膨润土系竖向隔离墙，而美国采用的主要为土-膨润土系竖向隔离墙，我国目前多采用水泥系( 塑混凝土或水泥土) 注浆帷幕作为主要隔离墙形式，以阻隔填埋场内渗滤液［173］。表5 总结的美国和欧洲在工业污染场地常用的竖向隔离墙施工参数。

在土-膨润土隔离墙强度及压缩特性方面，研究［174］表明由于土-膨润土隔离墙材料的含水量较高，通常介于1. 0 倍～ 1. 6 倍液限之间，导致土-膨润土隔离墙材料不排水抗剪强度较低( 5kPa ～ 10kPa) ，因此鲜有针对土-膨润土隔离墙材料的强度试验研究及理论分析，土-膨润土隔离墙材料应用目前仅局限于无强度要求的隔离工程实践。Yeo 等［175］通过对不同细粒含量的黏土及不同膨润土掺量砂土的固结压缩及渗透试验，得出压缩指数Cc、回弹指数Cs、固结系数Cv及渗透系数k 均随着细粒含量或膨润土含量的增加呈线性递增的研究结论。在改良隔离墙材料方面，Malusis 等［176］分别研究了沸石粉和活性炭改性土-膨润土隔离墙材料的压缩及渗透特性，指出添加活性炭以提高隔离墙吸附性能不会改变土-膨润土隔离墙材料原有压缩及渗透特性。

在土-膨润土系隔离墙化学相容性方面，Kashir等［177］认为膨润土对尾矿酸液( AMD) 的长期阻滞能力较差，并认为AMD 作用下破坏土颗粒表面双电层使之形成絮凝结构导致渗透系数增大是其主要原因。Evans 等［178］总结发现黏性土的相容性取决于力学和化学溶液作用两方面综合作用，如黏性土的本构特性、盐溶液的浓度和类型及黏性土的矿物成分等。此外，黏性土及其他相关岩土工程材料( 例如GCL 和CCL 等) 在污染物作用下存在半透膜效应( semipermeable membrane behavior) 。Shackelford 教授课题组［179］提出了不排水封闭边界条件下测试半透膜效应膜效率系数的试验系统，极大地简化了半透膜效应定量分析试验方法。美国科罗拉多州立大学Shackelford教授课题组在膨润土防渗与竖向隔离墙等工程屏障材料的半透膜效应进行了长期系统研究，系统研究了黏性土和工程屏障材料的半透膜效应的概念、工程意义、测试方法及诸多影响因素，如Kang 等［180］建立了柔性壁渗透试验装置的试验系统，提出了不排水封闭边界条件下半透膜效应膜效率系数的测试装置和理

论分析方法，可以同时确定膜效率系数( chemicalosmotic efficancy coefficient ) 、有效扩散系数D*( effective diffusion coefficient ) 和阻滞因子Ｒd( retardation factor) 三个重要污染物运移参数。目前，国际上针对各类隔离墙材料的半透膜效应试验研究报道较少。仅有的试验研究以氯化钾( KCl) 和氯化钙( CaCl2) 作为模拟污染液，并不能完全反应实际污染场地条件，但其结果表明: 考虑隔离墙材料半透膜效应时，穿过隔离墙体的渗滤液总流量可降低10%［181］。东南大学岩土工程研究所陈左波［182］的试验结果则显示，重金属铅作用下，典型隔离墙材料的膜效率系数变化范围为0. 01 ～ 0. 05，明显小于KCl、CaCl2溶液作用下的膜效率系数测定结果。

陈永贵等［183］对砂-膨润土混合土渗透系数的影响因素进行了详细总结，包括膨润土掺量、砂土粒径分布、制样方法及试样初始状态，以及膨润土类型。表明砂-膨润土混合土的渗透系数随膨润土掺量的增加而减小，但当其增加至某一临界值时，膨润土掺量对减小混合土渗透系数的影响逐渐降低。河海大学朱伟教授课题组［184］研究了黏土矿物成分及黏土掺量对砂土-黏土隔离墙材料渗透系数的影响规律，并通过微观孔隙分布特征解释了影响机理。

东南大学岩土工程研究所在这一领域进行了较为系统的研究: 陈左波［182］对砂-钠基膨润土压缩特性、渗透特性、化学相容性及膜效应进行了深入研究，发现膨润土掺量为8%的砂土-钠基膨润土( 膨润土液限wL = 697%) 隔离墙材料( 孔隙比e = 1. 53) 均可满足渗透性要求; 低浓度的模拟重金属污染地下水( 浓度为Zn = 10mmol /L，Pb = 10mmol /L，Cd = 10mmol /L，电导率30ms /cm) 作用下，砂-钠基膨润土隔离墙材料( 柔性壁渗透仪) 渗透系数增幅不显著，保持10 － 10m/s 数量级; 重金属硝酸铅污染物( 浓度30mmol /L) 作用下，膜效率系数变化范围为0.01 ～ 0.05，有效扩散系数D*为2.48 × 10 － 11m2 /s; 而范日东等［185］在黏性土-钙基膨润土竖向隔离墙压缩及渗透特性试验研究基础上结合已有试验研究结果，提出通过有效竖向应力为1kPa时孔隙比e1预测压缩指数Cc的评价方法，普遍适用于各类隔离墙材料; 建立了改进的Kozeny-Carman 公式的渗透系数预测公式; 此外东南大学岩土工程研究所范日东等［186］还针对受重金属铅污染黏性土-膨润土隔离墙材料的压缩及渗透特性试验研究结果表明，隔离墙材料的液限、比表面积等物理性质参数、pH 值和压缩指数Cc随铅浓度增加而减小，减小趋势随铅浓度增大则趋于平缓; 渗透系数随试样铅浓度增加而增大，与未污染试样相比增大2 ～ 15 倍; 在此基础上，东南大学岩土工程研究所课题组［187］指出，无机盐溶液及重金属污染物作用下，隔离墙材料渗透系数随浓度的变化趋势中存在某一临界浓度范围( 50 ～ 120mmol /L) : 浓度低于该临界浓度范围时，渗透系数随浓度增

大而增大; 当浓度超过该临界浓度范围时，渗透系数的增幅趋于稳定( 图8) 。

在改良膨润土方面，东南大学岩土工程研究所［188］也进行了深入研究，其分析了沸石改良土-膨润土系竖向隔离墙材料抗腐蚀能力，同时考虑其压缩和渗透等工程性质，试验结果表明: 添加细颗粒沸石对试样的压缩指数和渗透系数影响较小，渗透系数小于10 e- 9m/s。相反，添加粗颗粒沸石将导致微孔隙尺寸增大，并形成水能够通过的沸石网架结构，将显著增大渗透系数; 针对南京临近搬迁企业遗留的污染场地广泛分布的砂土含水层，东南大学岩土工程研究所课题组［189］还研究了采用钙基膨润土( 国内广泛使用的膨润土，液限269%) 隔离墙阻隔污染物的研究，结果表明: ①钙基膨润土掺量为10% 时，膨润土浆液可满足施工和易性( 密度为1． 045g /cm3、马氏漏斗黏度计测试所得黏度为42s、滤失量为13mL) ; ②膨润土掺量为8． 3%时，竖向隔离墙的渗透系数( 刚性壁测试，孔隙比e = 0． 8) 可满足小于10 － 9m/s 的设计要求; ③基于改进的滤失试验结果表明，重金属六价铬( 广泛存在于国内污染地下水，浓度为3 ～ 15mmol /L) 对膨润土的渗透系数几乎没有影响，而相同浓度作用下，铅-镉复合重金属污染液造成钙基膨润土渗透系数增幅最大达到42 倍。浙江大学陈云敏教授课题组率先开展了土-膨润土系竖向隔离墙修筑示范工程和现场试验，对墙体工程性质及施工工艺进行了深入研究。

3. 4 曝气法

曝气法( air sparging，简称AS) 是20 世纪80 年代末发展起来的原位修复技术，主要用于处治饱和土体和地下水的可挥发性有机物( VOCs) 污染。

该技术( 图9) 是利用垂直或水平井，用压缩机将空气喷入地下水饱和区内，空气在向上运动过程中引起部分易挥发污染物从土体和地下水中挥发并进入空气流，含有污染物的空气上升至上层非饱和区，再结合土体气相抽提( soil vapor extraction，简称SVE) 系统进行处理从而达到去除化学物质的目的［190］。其处理机理包括挥发、溶解、吸附/脱附和降解作用。该技术是去除饱和区土体和地下水中挥发性有机化合物的最有效方法。

但该技术也有局限性，包括: ①当存在低渗透土层或是上覆盖层时，施加较高的喷气压力可能造成污染源的侧向迁移，造成污染范围扩大; ②喷入气体的不均匀分布导致部分受污染区无法或难以得到修复;③由于AS 过程具有瞬时性，故传统的监测考察瞬时喷气压力及地下水位变动等存在诸多难点; ④AS 过程中加速了地下水流动，其一方面增加了污染物与地下水的混合增加溶解量，同时也可能由于溶解的污染物造成污染范围扩大。

曝气法是一个复杂的多相传质过程，影响其处理效果的因素主要有场地条件、曝气压力、曝气流量、曝气井深度、污染物特性、影响区域的大小等192］。为了提高修复效率，近年来发展了脉冲曝气( Johnson 等) ［192］、表面活性剂曝气、微气泡曝气( Tsai等2007) ［193］、臭氧曝气( USEPA 2004) 等增效技术。脉冲曝气可以减小AS 后期的“拖尾”效应的影响; 表面活性剂能够减小水的表面张力，形成微气泡，扩大影响范围; 臭氧易溶于水，其强氧化性以及降解生成氧气可以有效提高地下水溶氧水平，促进有机污染物的化学和生物降解，提高修复效率。

曝气法工程设计时，需要对曝气井与抽气井的布置，曝气压力等相关工程参数进行设计。物理模型是曝气修复试验研究的主要手段。研究手段从传统的 一维土柱试验到二维物理模型试验，以及离心模型试验，取得了丰富的研究成果。目前对于AS 的试验研究主要集中在污染物的去除率、气体在多孔介质中的运动方式、以及曝气影响区域特征等方面。

土柱试验常用于研究地下水曝气的修复效果。Ｒeddy 和Adams［194］用一维土柱试验研究了土壤粒径与有机物去除效率的关系，Ｒogers 和ng［195］研究了多孔介质粒径、空气流量和曝气井间距对苯去除效率的影响，国内天津大学郑艳梅等［196］分析了不同曝气流量对修复效率的影响。一维土柱模型试验边界条件单一，试验方法和检测手段均比较简单，试验成果多用于定性分析。国内吉林大学Qin 等［197-198］利用二维砂槽研究不同曝气量对氯苯迁移和去除效果的影响，试验结果表明空气的注入降低了影响区域的渗透系数，减缓了地下水的流动，有效地控制了污染物的迁移，曝气量较大时去除效果更为明显。目前AS 的工程设计主要依靠经验，研究成果对实际工程设计有一定的指导作用。

气体运动方式通常采用可视化技术进行试验观测研究。Ji 等［199］研究透明玻璃珠曝气过程中气体的运动方式与土体粒径有关，包括气泡流和微通道流两种形式。国内清华大学Hu 等［200］使用不同粒径玻璃珠模拟土颗粒，研究了气体运动方式与粒径的关系，同时发现曝气过程中存在明显的优势流现象，距离曝气点越近，气泡流的密度越高。王贺飞等［201］三维模拟槽研究结果表明气流流型由介质粒径决定，与曝气压力无关。Hu 等［202］通过离心模型试验提出多孔介质中气体运动方式的转换条件。目前的模型试验研究表明气体的运动方式主要与多孔介质孔隙结构特征相关，在小孔隙中以微通道形式运动，在大孔隙中以独立气泡运动。

曝气影响区域通常采用影响半径和渗气夹角描述，根据修复现场地下水位、地下水溶解氧、空气压力以及示踪剂浓度的变化来间接确定。研究表明，在粒径较细的砂土层中，单井影响范围相对较大; 在粒径较大的砾石土层中影响范围较小，其渗气夹角一般为5 ～ 15( Ｒeddy 等［203］) 。影响半径通常指曝气井在地下水位处的影响范围，对影响区域的描述并不全面。因此影响区域的形状特征也是其重要研究内容。土工离心模拟在小比尺模型中模拟现场土体的应力场，准确控制压力梯度，缩短试验时间，再现原型特性。Marulanda 等［204］采用离心模型试验，指出曝气影响区域不仅与土颗粒直径相关，而且与曝气口的尺寸及位置相关。清华大学Hu［205］采用离心模型试验表明曝气影响区域为锥台形，同时研究了粒径以及曝气压力对曝气影响区域的影响，提出了极限曝气影响区域的概念，采用横向扩展长度和渗气夹角定量描述曝气影响区域，以指导工程设计。

地下水曝气法产生的气泡粒径在毫米级，上升速度快，存在时间短，影响范围小，传质效果差，刺激生物修复效果不显著。微纳米气泡粒径小、在水体中存在时间长，作为氧化/还原性气体载体传质效果好，在饱和土体中通过机械弥散作用迁移范围大，可以弥补常规原位修复技术的局限性，在地下水原位修复中有巨大的应用潜力。目前，微纳米气泡技术在水处理工程中得到一定的研究和应用( Agarwal 等［206］) 。针对污染场地的微纳米气泡增效修复技术研究主要集中在微纳米气泡的物理性质、污染修复机理以及理论数值模型等方面。

微纳米气泡的物理性质主要包括气泡粒径与内压的关系、气泡的带电性质和界面电位特征、气体传质特性，以及微纳米气泡在多孔介质中的运移特征。Bowley 和Hammond［207］研究了溶氧传质与气泡直径大小的关系，发现通过细孔方式生成的微小气泡可以提高溶氧传质效率。Wan 等［208］研究了界面活性剂的种类、浓度、生成方法及压力对于微米气泡性质的影响，同时假设微米气泡是一种胶体，使用胶体运移模型描述了其在饱和砂土中的运动。Takahashi［209］认为微米气泡的界面电荷的存在是由于气液界面上的氢键结构与水中的氢键结构不同造成，在pH 为5． 8 时，空气微米气泡的界面电位为－ 35mV。Matsumoto 等［210］通过分子动力学模拟证实气泡内压和直径关系满足Young-Laplace 方程。Feng 等［211］研究了通过添加界面活性剂生成的微米气泡( 25μm ～ 100μm) 的稳定性，发现界面活性剂的浓度越高、pH 越低、盐度越低，微米气泡的稳定性越好。Ohgaki 等［212］使用扫描电镜观测到了溶液中存在的纳米气泡，认为气液界面上的氢键可能降低了纳米气泡内部气体的扩散溶解过程，延长了存在时间。Ushikubo 等［213］认为气液界面电荷是纳米气泡在水中可以长期存在的重要原因。刘春等［214］研究指出，微米气泡曝气的氧传质系数明显高于传统曝气，提高效果与界面活性剂、空气流量、盐度等因素有关。清华大学环境岩土工程研究团队开发了微纳米气泡细观观测系统( 李恒震和胡黎明［215］) ，结合粒度分析仪和界面电位分析仪，获得了微纳米气泡的粒径分布和界面电位特征，验证了微纳米气泡的长期存在时间和高效气体传质效果，探讨了微纳米气泡在不同盐度、pH 值等环境条件下的传质转化和运移规律，建立微纳米气泡在多孔介质中运移的理论模型，提出了污染地下水的微纳米气泡增效修复技术和现场应用方案( Li 等［215-217］) 。

微纳米气泡通过其携带气体的持续高效传质与污染物相互作用或者促进微生物降解作用实现污染场地的高效修复。同时微纳米气泡的界面电荷以及破裂时产生的自由基也可促进污染物的去除。Kerfoot［218］使用臭氧微纳米气泡并在表面覆盖H2O2去除场地的柴油泄漏。Kenichi 等［219］研究指出微纳米气泡能较好的将残留在土粒中的石油组分剥离，同时也能提高地下水溶氧浓度，促进好氧分解。Tasaki等［220］通过真空紫外光( VUV) 联合氧气纳米气泡氧化十二烷基苯磺酸钠( SDBS) 试验表明，纳米气泡的大比表面积和强吸附能力可促进氧化过程。Li 等［221］研究指出，空气微米气泡的破裂可以促进苯酚的降解。洪涛等［222］研究了微米气泡技术对黑臭河水的处理效果，与普通曝气方式相比，可有效增加水体的溶解氧，对污染物的去除率比普通曝气高10% 以上。微纳米气泡增效修复是环境友好、节能高效的有机污染环境修复技术，在污染场地修复领域具有较大的应用潜力，但目前为止，该技术的工程应用还很少，其修复机理仍需要进行进一步深入研究。

4 展望

环境岩土工程研究在我国的发展总体比美国、欧洲等发达国家落后十几年，近十年来得到了快速发展。污染地基处理是近年来环境岩土工程的新领域，我国科技部、环境保护部、国土资源部等各级政府设置了一批重点研究项目对污染地基处理开展研究，取得了一些成果，在北京、上海、南京等市成功处理了一些污染场地，成为示范工程。但无论在理论研究、处理设备、施工工艺与控制标准等方面还缺乏系统的研究。另外，污染组分复杂，污染方式也由原来的单一型污染向多元复合型污染发展，因此关于污染场地勘察、分类评价、修复技术研究将是一项任重而道远的系统工程。环境岩土工程研究在我国可持续发展和绿色工程战略中将发挥更大的作用。

从长达222篇参考文献来看，这篇综述的工作量十分巨大，基本可以涵盖环境岩土工程的绝多数研究内容。但从内容来看，个人觉得后半部分内容中，岩土内容弱于环境内容，如果综述名称改成“岩土环境工程研究进展”到时更为合适。岩土的研究内容侧重基质本身特性的研究，污染组分迁移等内容多数属于环境领域，其在岩土环境中的迁移转化、治理修复应当算作环境工程的内容。

——匡吉峻，阅后感。

来源：岩土环境

编辑：寥寥

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