劉 凱 ，張瑞環(huán) ，王世杰

（1．北京市環(huán)境保護科學研究院，北京 100037；2.國家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心，北京 100037）

污染地塊修復原位熱脫附技術(shù)的研究及應用進展

劉 凱1，2，張瑞環(huán)1，王世杰1

（1．北京市環(huán)境保護科學研究院，北京 100037；2.國家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心，北京 100037）

原位熱脫技術(shù)是一種適合污染源或含NAPL相的重污染土壤和地下水的修復方法。本文通過對國內(nèi)外資料進行調(diào)研，從熱脫附修復技術(shù)發(fā)展歷程、熱脫附系統(tǒng)基本組成、熱脫附修復污染地塊的關鍵影響因素、熱脫附修復機理、國內(nèi)外原位熱脫附技術(shù)相關專利以及典型應用案例等不同角度進行分析討論，重點從污染地塊修復工程應用角度分析其技術(shù)可行性，為原位熱脫附修復技術(shù)發(fā)展提供支持。

熱脫附；污染地塊修復；影響因素；修復機理；解吸動力學

原位熱脫附（In situ thermal desorption，ISTD）是一項技術(shù)較為成熟有效的原位土壤和地下水修復方法（Gaddipati et al.，2008）[1]，通過直接或間接熱交換，將土壤或地下水中的污染介質(zhì)及其所含的污染物加熱至沸點溫度，以使其得以揮發(fā)、分離或裂解，氣態(tài)產(chǎn)物通過收集和捕獲后進行凈化處理[2，3]。原位熱脫附技術(shù)適合重污染土壤、含NAPL相的污染土壤、以及污染源區(qū)域的土壤修復治理，特別適合較難開展異位修復的污染區(qū)域（例如，深層土壤、干洗店、居住建筑物地等），對多氯聯(lián)苯（PCBs）和二惡英[2]、農(nóng)藥（敵敵畏、六六六等）[4]、石油[5]以及硝基苯[6]、多環(huán)芳烴（PAHs[7]）、多溴二苯醚（PBDEs[8]）、多氯聯(lián)苯（PCBs[9]）、二惡英和呋喃（PCDD/Fs[10]）等有機污染土壤取得較好的修復效果，一般不適于含重金屬、有機防腐劑、活性氧化劑和還原劑的污染土壤，以及污泥、沉淀物、濾渣的修復。

按照不同的加熱方式，原位熱脫附技術(shù)主要分為電阻加熱（Electrical resistive heating，ERH）、熱傳導加熱（Thermal conduction heating，TCH）和蒸汽加熱（Steam enhanced extraction，SEE）3種類型，康紹果等對主要原位熱脫附修復技術(shù)的研究現(xiàn)狀進行介紹[11]。不同的熱脫附技術(shù)對不同的污染物具有選擇性，一般情況下，蒸汽熱脫附技術(shù)對PAHs污染場地處理效果較好，熱傳導熱脫附技術(shù)對于含氯以及高沸點的有機污染場地處理效果較好，蒸汽熱脫附技術(shù)較適合土壤環(huán)境滲透性較高的污染區(qū)域。

近年來，原位熱脫附在污染場地修復中得到了快速發(fā)展和應用。原位熱脫附修復技術(shù)優(yōu)點在于無需挖掘和運輸污染土壤，能夠節(jié)約修復成本，對低滲透污染區(qū)及不均質(zhì)污染區(qū)域具有較強的適用性以及較高的修復效率，但原位熱脫附技術(shù)的修復周期具有一定的不確定性，實際的處理周期將取決于以下幾個因素：（1）場地污染物濃度、污染土壤面積或深度、污染土壤類型等；（2）場地復雜的水文地質(zhì)條件，土壤中有機物的含量，這些物質(zhì)會使污染物粘附在土壤上，不會輕易蒸發(fā)；（3）修復標準等。

1 原位熱脫附修復系統(tǒng)組成

原位熱脫附處理主要由土壤加熱系統(tǒng)、氣體抽提回收系統(tǒng)、廢水尾氣處理系統(tǒng)、控制系統(tǒng)等部分組成，概念設計圖見圖1。

圖1 原位熱脫附處理系統(tǒng)基本組成示意圖

（1）加熱系統(tǒng)。主要包括供能和加熱兩部分，不同的加熱方式，其供能系統(tǒng)也存在較大差異，例如，ERH加熱系統(tǒng)包括電極系統(tǒng)、隔離變壓器組成的電力系統(tǒng)、電極周圍濕度和鹽度保持系統(tǒng)等；TCH系統(tǒng)主要由加熱井組成，加熱井內(nèi)有金屬的電阻元件，采用陶瓷套用來保護加熱元件與外面不銹鋼殼之間的接觸；SEE加熱系統(tǒng)主要由蒸汽注入井和燃氣鍋爐兩部分組成。

（2）氣體抽提回收系統(tǒng)。主要作用是保證整個熱脫附系統(tǒng)維持相對穩(wěn)定的液壓和氣壓，由抽提泵和汽水分離組成。針對熱脫附技術(shù)的特殊性，往往采用多相抽提系統(tǒng)對地下水、氣體中顆粒物、蒸汽以及非水相液體統(tǒng)一收集后進行尾氣處理。

（3）尾氣處理系統(tǒng)。主要包括氣液分離、活性炭吸附、熱氧化、活性炭再生等部分。抽提出來的氣體首先進行換熱冷凝處理，如果非水相液態(tài)或顆粒物含量偏高、在活性炭吸附之前先要進行油水分離、沉淀和過濾等處理過程。熱脫附產(chǎn)生氣體中含有的化合物種類多、有機污染物濃度高，活性炭吸附和熱氧化過程是剩余尾氣主要處理手段。

2 原位熱脫附過程的關鍵影響因素

2.1 熱脫附溫度

土壤吸附作用包括污染物的土壤-水吸附作用和土壤-氣吸附作用。溫度對于吸附的影響與污染物自身的性質(zhì)、土壤類型等相關，通常吸附系數(shù)會隨溫度的升高而降低。在飽和情況下溫度從20℃升高至90℃時，TCE的土壤-水吸附系數(shù)可下降50%，土壤-氣吸附系數(shù)將會下降一個數(shù)量級，從而增加了熱流從土壤固相顆粒表面中轉(zhuǎn)移污染物的能力[12]。

原位熱脫附過程一般分為低溫（100～350℃）和高溫（350～600℃）脫附2個階段，其中，熱脫附是低溫階段污染物去除的主要機制，熱解是高溫階段污染物去除的主要機制[13]。眾多研究顯示，溫度顯著影響有機物的熱脫附過程，較低的加熱溫度不利于污染物質(zhì)的去除[14-17]。研究發(fā)現(xiàn)[14]在惰性介質(zhì)下以不同的溫度（150～800℃）熱處理十六烷污染土壤30 min后土壤中十六烷去除率約為80%～88%，在約300℃下去除效率超過99.9%，證實蒸發(fā)/解吸是控制污染物從土壤中去除的主要及機理[18]。土壤中PCBs的殘留量隨熱處理溫度的升高而降低，在600℃熱處理1 h后PCBs的去除效率為98.0%[15]。實驗室研究和現(xiàn)場中試效果證明，高溫和停留時間的組合對高沸點污染物（如PCBs、PCDD/Fs）也具有很高的脫除效率[9，10]，大多數(shù)污染物在到達抽提井之前已經(jīng)受熱分解[3]，剩余污染物則通過抽提系統(tǒng)被去除。

2.2 熱脫附處理時間

原位熱脫附修復需要污染場地中土壤或地下水達到目標溫度后持續(xù)加熱一段。在實際操作過程中，加熱持續(xù)時間因特定的場地而不同，通常取決于初始污染物濃度、目標污染物濃度、目標處理溫度、孔隙率、地下水位、地下水滲流速度和補給量、礦物組成、污染物的回收量、以及加熱過程的流體提取等因素。一般情況下，揮發(fā)性有機物VOCs污染場地加熱持續(xù)時間為2～12個月，半揮發(fā)性有機物SVOCs污染場地加熱持續(xù)時間為6～12個月。常見熱脫附修復技術(shù)應用情況及操作條件見表1[2]。

表1 常見應用技術(shù)的基本操作條件總結(jié)

2.3 土壤質(zhì)地

不同場地、同一場地不同區(qū)域的土壤類型可能存在較大差異，而砂土和粘土的導熱系數(shù)、熱容量相差約三倍，因而熱傳導過程中粘土層、砂土層和礫石層的升溫速率也存在明顯差異。研究表明[13]，土壤結(jié)構(gòu)能夠顯著影響污染物的修復時間和溫度，柴油污染的沙質(zhì)和粉質(zhì)土壤的修復溫度需要至少175℃，而粘土的修復溫度至少需要250℃。此外，比表面積、內(nèi)孔尺寸、物理化學性質(zhì)等的差異也影響原位熱脫附對污染土壤的修復效果，一般情況下，小粒徑土壤比大粒徑土壤具有更高的污染物熱解效率，并且多孔材料污染物解吸相對緩慢[15]。

2.4 熱導率及熱擴散率

土壤是一種多孔介質(zhì)，其中除了固相介質(zhì)顆粒，孔隙中還存有土壤水和土壤氣。原位熱脫附修復過程中土壤溫度升高，實際是熱傳導和孔隙流體中熱對流的綜合作用結(jié)果，溫度上升，熱對流增強，土壤熱導率也會改變[19]。一般情況，土壤熱導率和熱擴散率越高，土壤中熱量傳導越容易、升溫越快。一些土壤材料的熱性能參數(shù)，見表2[2]。土壤的綜合熱導率和土壤固相顆粒熱導率及孔隙流體熱導率的關系見公式（1）。

式中：kbulk為土壤綜合導率，Wm·k；kparticle為土壤固相顆粒熱導率，Wm·k；kfluid為孔隙流體熱導率，Wm·k。

2.5 土壤含水率

土壤水分在熱脫附過程中起著蒸汽蒸餾、與結(jié)合位點的競爭、增加溶解度、促進污染物降解等作用。蒸汽蒸餾主要通過土壤中水的蒸汽揮發(fā)去除污染物，美國Wyckoff-Eagle采用原位蒸汽修復木餾油污染場地時發(fā)現(xiàn)PAHs溶解度隨溫度急劇上升[20]。研究發(fā)現(xiàn)[21]，含水量為10%的污染土壤吸附的二甲苯量比干土少兩個數(shù)量級，推測原因是水占據(jù)土壤上污染物的結(jié)合點位。在研究溫度對于有機污染物溶解速率的影響時，發(fā)現(xiàn)隨溫度的升高，有機污染物的溶解性和溶解速率均會增強，PCE的溶解率增加了五倍左右[22]。對于PAHs這樣的低揮發(fā)性污染物，通過溶解在水相中移除是一種重要的移除方式。熱脫附處理五氯酚污染土壤時，在125℃情況下，污染土壤中PCP的殘留量隨含水量的增加（0～0.6 g/g）而降低，含水量達到一定程度后，PCP的殘留量又隨著土壤含水量的增加（0.6～1.2 g/g）而增加[23]。在大多數(shù)情況下，隨著土壤含水量的增加，原位熱脫附所需要熱能增加，因而增加了處理成本，8%～12%的土壤含水率被認為是污染土壤熱脫附的理想?yún)?shù)[24]。

表2 典型材料和流體的熱性能

2.6 加熱井間距

加熱井的空間排布取決于待處理的范圍、目標處理溫度、加熱持續(xù)時間、以及地表下水文地質(zhì)條件等因素。一般情況下，VOCs污染場地的加熱井間隔通常為3.66～6.10 m，SVOCs污染場地的加熱井間隔為1.83～3.66 m。加熱井升溫速率以處理區(qū)域內(nèi)最冷的位置計算，為了避免加熱材料的過熱，加熱井的功率輸入限制在400 W/ft以下，6.10 m加熱井限定向地下輸入熱量為6～8 kW，9.15 m加熱井限定向地下輸入熱量10～12 kW。常用的熱脫附修復技術(shù)加熱井布設情況見表3[2]。

表3 原位熱脫附修復場地案例的加熱井布設密度統(tǒng)計表

3 原位熱脫附修復機理

3.1 熱脫附各階段環(huán)境行為

污染場地熱脫附修復的過程主要包括提取階段、加熱階段、拋光階段、土壤冷卻驗收階段，以原位熱脫附處理VOCs過程為例，典型操作階段見圖2[2]。

圖2 典型污染場地原位熱脫附修復過程中各階段

（1）提取階段。用于記錄氣動控制，并監(jiān)測污染物的去除效率。

（2）加熱階段。以每立方英尺約300～350 W的線性速率對土壤進行加熱，由于溫度的梯度變化和加熱流體（如蒸汽、空氣、水）的對流運動。土壤中的污染物通過沸騰、蒸發(fā)、氧化、熱解或破壞等過程，經(jīng)真空抽提井輸送到地面進行處理，以除去土壤中的污染物[25]。

（3）拋光階段。主要是蒸汽產(chǎn)生階段，空氣和水蒸汽的對流作用進一步促進化合物的蒸發(fā)和氧化，使污染物濃度降低到目標水平以下。

（4）土壤冷卻驗收階段。當土壤溫度達到設定目標值后，進行短時間的冷卻階段，蒸汽從地下消除，待場地冷卻到可接受的最終溫度，進行土壤取樣和效果評估。修復效果驗收合格，進行設備退場。

3.2 原位熱脫附修復技術(shù)基本原理

原位熱脫附修復技術(shù)通過對污染區(qū)域（飽和帶和非飽和帶）加熱，促使有機污染物加速移動進入氣相或液相，通過氣相或液相收集井收集輸送至地表進行處理，實現(xiàn)對地下污染區(qū)域的快速修復。污染物的主要去除機理包括促使污染物向氣相分配提高污染物氣相抽出效率、增加NAPL遷移能力提高液相抽出效率以及提高地下污染物反應（水解、熱解及氧化降解）速率[26-28]。

3.3 土壤中污染物的熱解吸動力學

研究發(fā)現(xiàn)原位熱脫附過程中污染物去除機理為低溫熱脫附和高溫熱解[13]，并且高溫熱解過程分為直接裂解和水解兩部分。熱脫附處理五氯酚污染土壤時，在125℃情況下，污染土壤中PCP的殘留量隨含水量的增加（0～0.6 g/g）而降低，說明熱脫附過程中水解也有機污染物去除的一個重要機理[39]。熱解吸動力學不僅能反映土壤中污染物的去除效果與時間的關系，也反映了其去除機理，常用的解吸動力學模型為[29]：

其中，X為土壤中吸附質(zhì)量比例；k為表觀解吸速率系數(shù)；t為時間；Q為土壤中的濃度；C0為水相中的初始濃度；k為吸附或解吸速率系數(shù)；m為常數(shù)；D為總擴散常數(shù)；k1為拋物線擴散方程常數(shù)。公式（3）用來模擬吸附動力學，將式（3）的兩面同時除以C0，得到了解吸模型：

3.4 原位熱脫附過程中熱量傳遞

（1）能量守恒。原位熱脫附能量在地表下能以熱傳導和熱對流的方式傳輸，一般來說，熱對流是具有較高滲透性材料（如砂礫石）的最有效的輸送機理，而傳導是具有較低滲透性材料（如泥沙和粘土）的主要過程。原位熱脫附過程中的能量守恒方程[30-32]見式 6。

式中：λ為土壤熱傳導系數(shù)，W/m·k；c為土壤比熱，J/kg·k；p 為土壤密度，kg/m3；W 為化學反應熱，J/kg；Q 為源匯項，W/m3。

（2）熱傳導。在沒有流體運動的情況下，通過熱傳導的能量流由公式7描述：

式中：q"x為x方向的熱能通量，W/m2；k為導熱系數(shù)，W/m·k；dT/dx為 x方向的溫度梯度，k/m。

（3）溫度分布模型

對于多井電加熱的溫度場，其在平面上任意一點的溫度場等于多井在這一點的溫度之和，故有多井電加熱溫度場的數(shù)學模型為：

此模型的計算需要用到溫度疊加，只需知道多井的數(shù)量、布井方式以及井距，利用編程軟件對多井的溫度進行疊加即可算出多井電加熱溫度場分布。

3.5 熱脫附前后土壤特性的變化

熱脫附技術(shù)的修復溫度普遍為100～600℃，高溫條件可能影響土壤的理化性質(zhì)和生態(tài)特性。研究表明，熱處理后土壤表面積和孔隙度均發(fā)生了變化，造成土壤中酶活性的減弱[33，34]。經(jīng)熱脫附修復的多環(huán)芳烴污染土壤，土壤有機組成、結(jié)構(gòu)均發(fā)生改變[35]。Yi等[36]評估了低溫熱脫附處理對石油烴污染土壤生態(tài)特性的影響，結(jié)果表明，低溫熱脫附處理后，土壤顏色、微生物數(shù)量、脫氫酶活性均發(fā)生變化。Dazy等[37]在對焦化廠污染土壤在500℃熱解吸處理1 h后，通過植物多物種實驗發(fā)現(xiàn)，熱解吸處理后土壤生態(tài)功能基本恢復。

4 原位熱脫附修復技術(shù)國外應用

4.1 國內(nèi)外發(fā)明專利

原位熱脫附技術(shù)因其無需挖掘土壤、污染物去除效率高等優(yōu)點，近年來在污染地塊修復應用日益廣泛，國內(nèi)外相關發(fā)明專利也越多。在上世紀80、90年代，國外就已經(jīng)進行了污染場地表面土壤原位熱脫附系統(tǒng)的發(fā)明[38，39]，例如，加熱毯在碳氫化合物污染土壤中的應用[40]，太陽能原位熱脫附裝置的研發(fā)[41]等相繼出現(xiàn)。20世紀初，有關熱脫附系統(tǒng)中加熱元件[42，43]、低成本和自動調(diào)節(jié)加熱器[44]、電阻加熱地下土壤[45]、原位加熱結(jié)合雙相真空抽吸[46]等土壤修復裝置和方法的研發(fā)使得熱脫附工程應用得以拓展。近年來，關于在電加熱修復過程中氧化劑應用[47]，污染土壤電動態(tài)原位浸出修復的裝置的研發(fā)[48]，以及地下水和土壤恢復的現(xiàn)代可持續(xù)修復的系統(tǒng)和方法[49]、原位熱脫附過程的研究等[50]使熱脫附的技術(shù)發(fā)展完善。專利檢索結(jié)果顯示，中國已有超過13個原位熱脫附的設備和方法獲得專利[51，52]，但大多停留在設計研發(fā)階段，距離設備商業(yè)化應用還具有較大差距。

4.2 原位熱脫附國內(nèi)外應用典型案例

1982-2011年美國31個超級基金污染地塊修復采用原位熱脫附技術(shù)[53]，例如，美國科羅拉多州丹佛市洛基山兵工廠采用原位熱脫附技術(shù)修復有機農(nóng)藥和除草劑場地，該系統(tǒng)共有266個熱井，覆蓋面積為7 194平方英尺，運行85天后，修復目標要求達到90%以上的污染物去除率。美國密蘇里州開普吉拉多的密蘇里電機廠超級場地，采用原位熱脫附技術(shù)修復PCBs污染土壤，經(jīng)過42天的熱脫附處理后，土壤中PCBs的濃度低于2 mg/kg。加拿大安大略省有機污染土壤采用原位熱脫附與土壤蒸汽萃取相結(jié)合修復技術(shù)，經(jīng)過84天的修復工作，地下水污染物減少了98%。中國原位熱脫附修復技術(shù)研究和應用起步較晚，尚未有已經(jīng)完成驗收的污染地塊修復案例，目前，僅蘇州溶劑廠污染地塊正在采樣電阻加熱原位熱脫附技術(shù)和燃氣原位熱脫附技術(shù)進行治理修復。

4.3 原位熱脫附修復工程的運行管理

原位熱脫附修復過程的檢測主要分為運行參數(shù)檢測、修復效果檢測、環(huán)境檢測3部分。

（1）運行參數(shù)檢測。原位熱脫附修復過程中需要針對溫度、不同介質(zhì)中污染物濃度、以及壓力等參數(shù)進行檢測：a.在原位熱脫附過程的初期，通過在電極或者加熱井中心位置、以及一些升溫較為困難的區(qū)域布置溫度探頭，以評估能量是否穩(wěn)定投入；b.由于熱處理過程是一個復雜的物理化學過程，當溫度持續(xù)上升達到污染物沸點后，污染物及副產(chǎn)物揮發(fā)，并達到氣體抽提回收率峰值，應對抽提氣體、土壤和地下水中污染物類型和濃度進行檢測；c.當熱處理土壤達到指定溫度后，除了持續(xù)檢測溫度外，還需要對整個系統(tǒng)在高溫情況下的氣壓和液壓進行監(jiān)測，以保證系統(tǒng)的穩(wěn)定性和安全性。

（2）修復效果檢測。對原位熱脫附過程產(chǎn)生的污染物回收率需要進行定量和定性的分析，地下水和抽提氣體中污染物的濃度也需要現(xiàn)場取樣分析以及定期送樣進行定量和定性的分析。

（3）環(huán)境檢測。在熱脫附過程中大量的VOCs和水汽揮發(fā)出來，因此，需要對修復場地內(nèi)的大氣和廢水的有組織和無組織排放進行檢測。

5 結(jié)論和展望

熱脫附技術(shù)作為一種物理修復方法，具有污染物處理范圍寬、處理速率高、設備可移動、修復后土壤可再利用等優(yōu)點，特別是對于PCBs這類含氯有機物，非氧化燃燒的處理方式可以顯著減少二惡英的生成。自1985年美國EPA首次將該技術(shù)采納為一項可行的土壤環(huán)境修復技術(shù)起，已經(jīng)被廣泛應用于國外處理揮發(fā)性和半揮發(fā)性有機污染物的土壤、污泥、沉淀物、濾渣等污染場地的修復。另外，熱脫附技術(shù)對于處理意外泄漏、傾倒而發(fā)生的突發(fā)性土壤污染事故具有較好的修復效果。

目前中國原位熱脫附技術(shù)修復污染土壤研究和工程應用剛起步，尚存在設備研發(fā)慢、設備成本高、修復運行費用高等問題。此外，對不同污染物熱脫附修復技術(shù)研究不夠，設計參數(shù)不當導致其他副產(chǎn)物的產(chǎn)生，特別是含氯有機物的處理過程中會產(chǎn)生二惡英。上述問題需要國內(nèi)產(chǎn)學研團隊加強多學科交叉融合，團結(jié)協(xié)作以共同解決。

[1]Aresta M， Dibenedetto A， Fragale C， et al.2008.Thermal desorption of polychlorobiphenyls from contaminated soils and their hydrodechlorination using Pd- and Rh-supported catalysts.Chemosphere， 70（6）： 1 052-1 058.

[2]Baker R S，Heron G.2004.In-Situ delivery of heat by thermal conduction and steam injection for improved DNAPL remediation.TerraTherm，Inc.Fitchburg，MA，USA.

[3]Biache C，Mansuyhuault L，F(xiàn)aure P，et al.2008.Effects of thermal desorption on the composition of two coking plant soils：impact on solventextractableorganiccompoundsand metalbioavailability..Environmental Pollution， 156（3）： 671-677.

[4]Brady P R，DesmaraisB.2016.In-situ thermaldesorption processes.United States Patent 9370809.

[5]Brenner R C，Magar V S，Ickes J A，et al.2002.Characterization and FATE of PAH-contaminated sediments at the Wyckoff/Eagle Harbor Superfund Site.Environmental Science&Technology， 36（12）：2 605-2 613.

[6]Cos k R，Chapman W G.2001.The Properties of Gases and Liquids.J.am.chem.soc， 123（27）： 6 745-6 745.

[7]Cébron A， Cortet J， Criquet S， et al.2011.Biological functioning of PAH-polluted and thermal desorption-treated soils assessed by fauna and microbial bioindicators.Research in Microbiology， 162 （9）： 896-907.

[8]Corte L J.1997.Solar energy in-situ soil desorption apparatus.United States Patent 5601382.

[9]崔永高，繆俊發(fā)，喬華山，等.2013.污染土壤和地下水的原位修復系統(tǒng).CN203140423U.

[10]Dazy M，F(xiàn)érard J F，Masfaraud J F.2009.Use of a plant multiplespecies experiment for assessing the habitat function of a coke factory soil before and after thermal desorption treatment.Ecological Engineering， 35（10）： 1 493-1 500.

[11]Falciglia P P， Giustra M G， Vagliasindi F G.2011.Lowtemperature thermal desorption of diesel polluted soil：influence of temperature and soil texture on contaminant removal kinetics..Journal of Hazardous Materials， 185（1）： 392-400.

[12]Flanders C， Randhawa D S， Lachance J， et al.2016.Thermal in situ sustainable remediation system and method for groundwater and soil restoration.WIPO Patent Application WO/2016/061541.

[13]傅海輝.2012.多溴聯(lián)苯醚（PBDEs）污染土壤熱脫附實驗研究.西北農(nóng)林科技大學.

[14]Gaddipati H，Herlyn M.2008.Use of Thermal Conduction Heating for the Remediation of DNAPL in Fractured Bedrock.Ind.eng.chem.res，4（49）： 18 852-18 862.

[15]Heron G，Van Zutphen M，Christensen A T H，et al.1998.Soil Heating forEnhanced Remediation ofChlorinated Solvents： A Laboratory Study on Resistive Heating and Vapor Extraction in a Silty，Low -Permeable Soil Contaminated with Trichloroethylene.Environmental Science&Technology， 32（10）： 1 474-1 481.

[16]He L， Zhang J， Sun S， et al.2015.Apparatus and method for electrokinetic in-situ leaching remediation of soil.United States Patent 8926814.

[17]HosseiniM S.1998.In-situ thermaldesorption ofheavy hydrocarbons in vadose zone.United States Patent 5769569.

[18]Iben I E T，Edelstein W A，Sheldon R B，et al.1997.Thermal heating blanketin-situ thermaldesorption forremediation of hydrocarbon-contaminated soil.United States Patent 5674424.

[19]Johnson P C，Weingaertner D A.In-situ thermal desorption of contaminated surface soil.United States Patent 5193934.

[20]Johnson P， Dahlen P， kingston J T， et al.2010.Critical Evaluation of State-of-the-Art In Situ Thermal Treatment Technologies for DNAPL Source Zone Treatment.State-of-the-Practice Overview.Arizona State Universtiy，USA.

[21]kaminsky R D.2010.Resistive heater for in situ formation heating.United States Patent 8622133.

[22]康紹果，李書鵬，范 云.2017.污染地塊原位加熱處理技術(shù)研究現(xiàn)狀與發(fā)展趨勢.化工進展，36（7）：2 621-2 631.

[23]kingston J L T，Johnson P C，kueper B H，et al.2014.In situ thermal treatment of chlorinated solvent source zones.Chlorinated SolventSource Zone Remediation.New York： SpringerScience Business Media， 2014： 509-557.

[24]孔祥言，李道倫，徐獻芝，等.2005.熱-流-固耦合滲流的數(shù)學模型研究.水動力學研究與進展，20（2）：269-275.

[25]Li S，Yue C.2004.Study of different kinetic models for oil shale pyrolysis.Fuel Processing Technology， 85（1）： 51-61.

[26]劉 潔，趙中華，李曉東，等.2016.兩種改性劑對多氯聯(lián)苯污染土壤協(xié)同熱脫附影響研究.生態(tài)毒理學報，11（2）：636-641.

[27]劉新培.2017.熱脫附技術(shù)在有機磷農(nóng)藥污染土壤修復過程中的應用研究.天津化工，31（1）：53-56.

[28]盧宏瑋，史 斌，何 理，等.2013.一種原位加熱結(jié)合雙相真空抽吸土壤修復裝置和方法.CN103008335A.

[29]呂正勇，魏 麗，劉澤權(quán)，等.2017.用于VOCs污染場地的電阻加熱原位熱脫附修復系統(tǒng).CN106734151A.

[30]Merino J N，Pi?A J，Errazu A F，et al.2003.Fundamental Study of Thermal Treatment of Soil.Soil&Sediment Contamination An International Journal， 12（3）： 417-441.

[31]Merino J， Bucalá V.2007.Effect of temperature on the release of hexadecane from soil by thermal treatment.Journal of Hazardous Materials， 143（1-2）： 455-461.

[32]Norris G， Al-Dhahir Z， Birnstingl J， et al.1999.A case study of the management and remediation of soil contaminated with polychlorinated biphenyls.Engineering Geology， 53（2）： 177-185

[33]Paul T I， Angela Frizzell A， Miller C T.1997.Evaluation of Thermal Effects on the Dissolution of a Nonaqueous Phase Liquid in Porous Media.Environmental Science&Technology， 31 （6）：1 615-1 622.

[34]Qi Z， Chen T， Bai S， et al.2014.Effect of temperature and particle size on the thermal desorption of PCBs from contaminated soil.Environmental Science&Pollution Research， 21（6）： 4 697-4 704.

[35]Reynolds D A.2016.In situ remediation of soils and ground water containing organic contaminants.United States Patent 9004816.

[36]Rosta P，Rubin D k.1994.Thermal desorption heats up as waste cleanup technology.ENR： Engineering News-Record， 233（7）：36-42.

[37]盛金昌.2006.多孔介質(zhì)流-固-熱三場全耦合數(shù)學模型及數(shù)值模擬. 巖石力學與工程學報， 25（s1）： 3028-3033

[38]Stegemeier G L，Vinegar H J.2001.Thermal conduction heating for in-situ thermal desorption of soils.Shell E&P Technology Appliactions and Research Co.，USA.

[39]孫 磊，蔣 新，周健民，等.2004.五氯酚污染土壤的熱修復初探.土壤學報，41（3）：462-465.

[40]Thuan N T，Dien N T，Chang M B.2013.PCDD/PCDF behavior in low-temperature pyrolysis of PCP-contaminated sandy soil.Science of the Total Environment， 443（3）： 590.

[41]Tse k k C，Lo S L.2002.Desorption kinetics of PCP-contaminated soil： effect of temperature.Water Research， 36（1）： 284-290.

[42]U.S.Army Corps of Engineers.2009.Design：in situ thermal remediation.Washington：Department of the Army.

[43]U.S.Environmental Protection Agency.Superfund remedy report（14th Edition）.Washington：U.S.Environmental Protection Agency，2013：7-11.

[44]Vinegar H J，Stegemeier G L.2003 Heater element for use in an situ thermal desorption soil remediation.WIPO Patent Application WO/2001/078914.

[45]Vinegar H J， Stegemeier G L.2002.Low cost， self regulating heater for use in an in situ thermal desorption soil remediation system.United States Patent 6485232.

[46]王 瑛，李 揚，黃啟飛，等.2012.溫度和停留時間對DDT污染土壤熱脫附效果的影響.環(huán)境工程，30（1）：116-120.

[47]Schnakenburg P V.2013.In situ thermalremediation of contaminated sites-a technique for the remediation of source zones.Rijkswaterstaat Ministry of Infrastructure and Water Management.

[48]Symington W A， Nicholis M G， Otten G A.2010.Electrically conductive methods for heating a subsurface formation to convert organic matter into hydrocarbon fluids.WO2010/05109.

[49]Wilson JT， kampbellD H， Armstrong J.1995.Natural bioreclamation of alkylbenzenes （BTEX） from a gasoline spill in methanogenic groundwater.Hydrocarbon Bioremediation， CRC， Boca Raton，F(xiàn)L，pp.201-218.

[50]夏天翔，姜 林，魏 萌，等.2014.焦化廠土壤中PAHs的熱脫附行為及其對土壤性質(zhì)的影響.化工學報，65（4）：1 470-1 480.

[51]Yi Y M，Park S，Munster C，et al.2016.Changes in Ecological Properties of Petroleum Oil-Contaminated Soil After Low-Temperature Thermal Desorption Treatment.Water Air&Soil Pollution， 227（4）：108-116.

[52]于 穎，邵子嬰，劉 靚，等.2017.熱強化氣相抽提法修復半揮發(fā)性石油烴污染土壤的影響因素.環(huán)境工程學報，11（4）：2 522-2 527.

[53]張 攀，高彥征，孔火良.2012.污染土壤中硝基苯熱脫附研究.土壤，44（5）：801-806.

Development and application of in situ thermal desorption for the remediation of contaminated sites

LIU Kai1，2，ZHANG Rui-huan1，WANG Shi-jie1

（1.Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection， Beijing 100037；2.National Engineering Research Centre of Urban Environmental Pollution Control， Beijing 100037）

In situ thermal desorption （ISTD）is a kind of suitable remediation technologies for the heavily contaminated site of polluting resources or NAPL in soil and groundwater.This paper focuses on introduction to ISTD development course，basic compositions of ISTD system，critical influencing factors of remediation with ISTD technology，ISTD remediation mechanism，domestic and international patents of ISTD technology and supporting equipment，typical application case studies and other perspectives.Based on the research of ISTD technology，this paper also emphasizes application feasibility and provides technology support.

insitu thermal desorption；site remedition；influencing factors；remediaiton mechnism；desorption kinetics

X53 文獻標識碼：B

1009－1785(2017)12-0031-07

北京科委重大項目（D161100004716002），中央財政資金項目“土壤污染防治技術(shù)研發(fā)與示范”。

2017-11-25

襄礦瑞恒化工60萬t/a PVC二期項目正在試生產(chǎn)

投資236.7億元的潞安高硫煤清潔利用油化電熱一體化示范項目轉(zhuǎn)入試運行階段，投資23億元的襄礦瑞恒化工年產(chǎn)60萬t/a聚氯乙烯二期項目正在進行試生產(chǎn)，投資3.9億元的文王大道竣工通車，投資3億元的熱電聯(lián)產(chǎn)二線集中供熱工程投入使用……襄垣縣快速推進一批重大項目建設，涉及工業(yè)、農(nóng)業(yè)、城建、交通、民生等方面20項重點工程勝利竣工。其中，襄礦集團瑞恒化工60萬t/a聚氯乙烯二期項目，位于襄垣富陽循環(huán)經(jīng)濟工業(yè)區(qū)，項目設計產(chǎn)能40萬t/a聚氯乙烯、40萬t/a燒堿，項目概算總投資23億元，工程總占地991畝，于2012年5月開工建設。該項目投產(chǎn)達效后，年可新增產(chǎn)值近35億元，利稅6.5億元，新增勞動就業(yè)一千兩百余人。