化疗圈111（2014）243-259
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化学球体
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评审
现场可持续的渗透反应屏障的概述
地下水修复
富兰克林奥比里尼亚尔科a, S.Johana Grajales-Mesab,*，格兹戈尔茨马利纳b
a美国国立华盛顿大学环境保护与制图部水文岩土技术部动物园。波兰基尔斯，邮编262A，25112
bAGH科技大学水文地质与工程地质学系。波兰克拉科夫30-05-3059
h i g h l i g h t s
O渗透性反应屏障（PRBs）是一种修复地下水的技术。
O有一个广泛的污染物，可以用PRBs处理。
零价铁仍然是最常用的材料。
O该技术设计的一个关键方面是一个充分的场地表征。
O这个障碍的长期表现仍然没有被很好地理解。
a r t i c l e
i n f o
a b s t r a c t
文章历史记录：
渗透反应屏障（PRBs）是一种被广泛接受的创新技术，作为“泵和处理”（P&T）的替代品，可用于污染地下水的可
2013年10月9日收
收到2014年3月14日修订表格，2014年3月22日
持续现场修复。该技术的概念包括在受污染地下水的流动路径下放置一个含有活性物质的渗透屏障，以便在自然水
接受
2014年5月8日在线发售
力梯度的影响下流过污染物时拦截和处理污染物。自20世纪90年代初的PRBs发明以来，各种材料已被用于去除污染
物，包括重金属、氯化溶剂、芳香烃和杀虫剂。污染物的去除通常通过吸附、沉淀、反硝化和生物降解等过程来完
成。尽管得到了广泛的承认，但其长期绩效问题仍未解决，这在一定程度上影响了它们的可接受性和全面实施。本
处理编辑：KlausKummer
关键词：
渗透反应性屏障
原位修复
地下水污染
反应性材料
文概述了PRB技术的发展现状，包括技术现状，优点和局限性，目前使用的反应介质，以及用于转化或固定污染物的
机制。本文还介绍了PRBs的设计、结构和长期性能。
@ 2014爱思唯尔有限公司。保留所有权利。
内容
1 . 介绍....................................................................................................................................................................................................................................................................... 2 4 4
2 . PRB技术的进步.......................................................................................................................................................................................................................................................2 4 4
3 . 在PRBs中使用的反应性介质..................................................................................................................................................................................................................................24 7
. 1 . 3零价铁（ZVI）..........................................................................................................................................................................................................................................2 4 8
缩写：PRBs、渗透性反应屏障、PRmBs、渗透性反应多屏障、工艺、泵和处理；ZVI、零价铁、PCE、四氯乙烯（或高氯乙烯（或高氯乙基）；TCE、三氯乙基（三氯乙烯）；DCE、二氯乙基、氯乙
烯、卤代脂肪烃；BTEX、苯、甲苯、乙苯、二甲苯；二乙涕、1、1、1-三氯苯（对氯苯）-1、1、1、2、2、双（对氯苯）乙烷、ORC、氧释放化合物；TCA、1、1、1、1-三氯乙烷、多氯苯、多氯联苯
；多环芳烃、多环芳烃、COD、化学需氧量、AOX、可吸附有机卤素、DOC、溶解有机碳、交流、活性炭、GAC、颗粒活性炭、SMZ、表面活性剂改性沸石、OC、有机碳、AMD、酸性矿排水、TRM、转化红
泥浆、AFO、无定形氧化铁、BOF、碱性氧炉；MTBE，甲基叔丁基醚；SRB、硫酸盐还原菌；运维、操作和维护、PV、现值；CBA、成本效益分析。
* 通讯作者。遥测组件: +48 126 17 4 78 9; fax : +48 12 617 24 2 7. 电子
邮件地址： jgrajales@geol。agh.edu.pl (S.J.Grajales-Mesa)。
http://dx.doi.or g / 1 0 . 1 0 1 6 / j . 光化层.2 0 1 4 . 0 3 . 1 1 2
@ 2 0 1 4 爱 思 唯 尔 有 限 公 司 。 保留所有权利。
244 F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259
.2 . 3活性炭（交流）........................................................................................................................................................................................................................................24 8
.3. 3沸石............................................................................................................................................................................................................................................................ 248
. 4 . 3、石灰和其他碱性材料...........................................................................................................................................................................................................................2 4 9
.5 . 3磷酸盐....................................................................................................................................................................................................................................................... 24 9
3 . 6 . 二亚硫酸钠.............................................................................................................................................................................................................................................. 2 4 9
. 7 . 3转化的红泥浆（TRM）..............................................................................................................................................................................................................................2 5 0
.8. 3氧化物........................................................................................................................................................................................................................................................ 250
3 . 9 . 生物载体材料.......................................................................................................................................................................................................................................... 2 5 0
. 9 . 1 . 3.需氧生物降解用材料........................................................................................................................................................................................................... 2 5 0
. 9 . 2 . 3.厌氧生物降解材料............................................................................................................................................................................................................... 2 5 1
. 1 0 . 3其他........................................................................................................................................................................................................................................................ 2 5 1
. 1 1 . 3.反应性材料的组合.............................................................................................................................................................................................................................. 2 5 2
4 . PRB设计................................................................................................................................................................................................................................................................... 25 2
.1 . 4 PRB配置................................................................................................................................................................................................................................................... 25 3
. 2 . 4施工方法................................................................................................................................................................................................................................................... 2 5 4
4.3.成本。.........................................................................................................254
5 . PRB寿命...................................................................................................................................................................................................................................................................2 5 4
6 . 结论性发言............................................................................................................................................................................................................................................................ 2 5 5
确认信息........................................................................................................................................................................................................................................................ 2 5 5
参考文献........................................................................................................................................................................................................................................................... 2 5 5
1.介绍
PRBs仍然被认为是污染物修复领域的一项很有前途的技术，自成立以来已有
超过200个现场安装的记录（ITRC，2011）。
全球地下水资源质量面临来自包括农业系统、工业和矿山在内的各种来源
有许多关于prb的文献和评论；然而，大多数的研究关注零价铁（ZVI）
污染物的严重威胁，(Tase，1992年；席珀等人，2010年；Wiafe等人，2013
作为反应材料的屏障相关的具体问题（Scherer等，2000；科特，2001；亨
年；Rodak等人，2014年）。用于修复受污染地下水的传统技术是“泵和处理
德森和德蒙德，2007；努巴特普，2010）。最近，希珀等人。（2010）和
”（P&T）系统。然而，这种技术几乎没有达到清理目标。因此，在过去的三
Careghini等人。（2013）分别对PRB类型的生物反应器和生物生物载体进行
十年里，大量的研究指向发展新型可持续地下水修复技术（亨德森和德mond
了综述。本文关注的是受污染的地下水/水文地质受众，尽管目前以多种形
，2007）。
式存在。g.反硝化生物反应器，广泛应用于地下水和瓷砖排水农业系统。因
渗透反应屏障（PRBs）是用于污染地下水现场修复的创新技术之一（Tra
此，它概述了prb的性能，包括技术的现状；优点和局限性；迄今为止使用
tnyek，2002；USEPA，2002）。PRB的概念包括放置一个垂直于受污染地下
的反应介质以及用于转化或固定污染物的机制。它还着眼于prb的设计、结
水的潜在轨迹的反应介质。由于污染羽流在自然水力梯度的影响下被动地通
构和长期性能。
过介质迁移，羽流中的污染物与介质发生反应，导致其转化为危害较小的化
合物或固定于活性物质（Powell等，1998年；凯里等，2002年；斯金纳和舒
特，2006年）。地下水的去污通常发生在屏障内和(或）下梯度内，取决于
2.PRB技术的进步
使用的反应介质类型，是通过破坏性和/或非破坏性过程完成的（Carey等人
，2002；威尔金和普尔斯，2003；普尔斯，2006；亨德森和德蒙德，2007；
Chen等人，2011a）。
第一次实地PRB研究是在加拿大波登部队基地进行的（奥汉内辛和吉勒姆
，1998年）。此后，又发生了一系列的调查。根据Bone（2012）的数据，在
自从20世纪90年代初PRB技术的偶然发明以来，它去除地下水污染物的能
1999年至2009年间，共发表了624篇关于prb的出版物。其中约40%是基于实验
力已经得到了广泛的研究。其中一些调查的结果是惊人的，因此表明PRB技术
室的调查，其中实地研究占ca。3 2 % . 并将后者与Scherer等人估计的16%进
是传统工艺测试方法的合适替代方案（科特，2001；凯里等人，2002；威尔
行了比较。（2000年）表明，实地出版物的数量在10年内翻了一番。
金和普尔斯，2003；普尔斯，2006；斯金纳和舒特，2006；亨德森和德蒙德
PRB技术首次用于修复被氯化溶剂污染的地下水，如三氯乙烯（TCE）、
，2007；陈等人，2011a)。尽管如此，由于大多数调查都是基于实验室的，
DCE的三个异构体（1,2-顺式、1,2-转运和1,1-DCE）和氯乙烯（VC）。在证
因此仍然缺乏关于prb的长期表现的实证证据（Warner和Sorel，2002）。也
明对这些污染物有效后，其应用被扩展到包括其他污染物。表2中列出了迄今
有关于某些类型的prb的污染交换的报告（Schipper et al.，2010），这需
为止已使用PRBs处理的污染物(Blowes等，1998年；Conca等，2002年；Kober
要进行改进，以便处理广泛的污染物，从而扩大其职权范围。然而，到目前
等，2002年；USEPA，2002年）。这些污染物包括卤化脂肪烃、金属、类金属
为止，
、放射性核素、杀虫剂、石油碳氢化合物和来自农业系统的营养物质。然而
，Bone（2012）报告称，从1994年到2009年，在现场规模上的PRBs处理的污
染物中有38%是
卤化脂肪族烃（HAH）。从一开始
F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259 245
该技术，已使用了用于现场应用的两种主要配置类型；它们是：漏斗和门和
（CAHs）由ZVI。Borden（2008）还注意到，在去除TCE和PCE的过程中，
连续门设计（Powell等，1998年；特里文卡查里等，2008年）。前者由两种
cisDCE和氯乙烯（VC）的积累。一些研究也报道了使用反硝化生物反应器去
结构组成：漏斗，它由切断壁组成，旨在将羽流汇聚到处理区，以及处理发
除农业系统产生的硝酸盐过程中的污染交换现象。硝酸盐通常与污染物如铵
生的反应门。尽管与后者相比，这种构造类型比较昂贵，但它允许捕获广泛
，或温室气体如一氧化二氮(N2 O ) , C O 2 和CH4 .希珀等人的综述。（2010
分布的羽状物袋用于处理（Starr和Cherry，1994）。另一方面，连续的栅
）中充满了这样的研究。最初，在prb的设计中没有考虑到污染交换的问题
极结构涉及到在整个污染物羽流路径上放置处理屏障。这种构型的优点是易
。然而，随着全球环境意识的增强和对可持续补救的愿望，污染交换已成为
于施工，成本低，对地下水流量影响不大。然而，这种设计只适用于宽度较
一个主要的讨论主题。
窄的羽流（Gavaskar et al.，2000）。最近的文献回顾表明，对两个原始
因此，引入了多屏障的概念，使prb成为一种更可持续的技术，并扩大其
的PRB设计已经进行了一些修改。这种修改的显著原因是希望使用适合场地
应用领域。多势垒系统广义上定义为由两个或多个充满相同或不同的反应材
地质的设计，处理各种污染物的可能性，以及发现相对便宜的屏障材料（Ya
料（排序的多势垒）。然而，它也可以解释为一个充满不同反应材料的单一
ng等人，1995；Korte，2001；菲利普斯，2010；霍塞尼等人，2011年）。
屏障（一个混合或多处理屏障）。在前者中，污染物按顺序被去除，而在后
在PRB技术的早期阶段，大多数屏障都充满了零价铁（ZVI），这可以处
者中，污染物同时被去除。虽然多障碍的概念相对较晚，但它也受到了相当
理有限数量的污染物。因此引入了生物载体一词，允许使用有机材料去除不
大的关注（Kober等人，2002年；Birke等人，2007年）。
适合最常用的活性材料的污染物。e.PRBs中的ZVI（Yang等人，1995）。随
一些多屏障主要用于去除有机污染物。莫金等人。（2000）在漏斗-栅系
着生物载体的引入，有可能使用廉价的有机材料/底物作为填充材料，以增
统中使用两种屏障处理氯化乙烯（DCE和VC）和BTEX的混合有机羽流。第一个
强本地或接种微生物的生长和活性，以促进污染物的降解（Vesela等人，
屏障由用于还原脱氯的颗粒状铁组成，而第二个屏障是一个生物火花区，以
2006年；Wilson威尔逊等人，2001年；耶鲁沙尔米等人，1999年）。（另请
促进污染物的生物降解，主要是BTEX和氯化乙烯的副产物。结果表明，该屏
参见生物载体部分）。
障在衰减污染物方面的性能良好。BTEX被颗粒状铁强烈延缓，而DCE和VC在两
反硝化生物反应器是反硝化壁（罗伯逊和切里，1995)、反硝化床（罗伯
个屏障中都被去除。DCE和VC的总质量去除率均约为99%，其中生物降解率分
逊等人，2009)和反硝化层（罗伯逊和樱桃，1995；希珀和麦吉尔，2008)也
别占65%和30%。Lee等人也使用了以铁和生物活性轮胎作为生物屏障的多渗透
被引入用于去除地下水和农业系统中的硝酸盐。氮是除磷和钾外的植物的主
反应屏障。（2007）去除PCE、TCE和有机物。Kober等。（2002）采用混合处
要营养物质之一。然而，它也是一个主要的环境问题，因为它有能力（主要
理屏障，将Fe0和颗粒活性炭（GAC）结合作为填充物，去除地下水中复杂的
以硝酸盐的形式）渗入地下水和地表水，从而影响它们的质量。反硝化生物
污染物混合物。污染羽流由一氯苯（MCB）和TCE组成。对三个不同的系统进
反应器也利用固体碳基质来实现污染物的去除，最初主要用于去除硝酸盐（
行了评估。第一个体系由GAC组成，第二个体系是铁的混合物0 和GAC，第三
将硝酸盐转化为氮气）。然而，最近的研究表明，它们可以用于治疗其他污
染物，包括病原体、药物化合物、农业排水中的杀虫剂和磷酸盐，以及高氯
酸盐（Schipper et al.，2010）。
个是由一个Fe的顺序组合组成的0 列后跟一个GAC列。当铁发生时，得到了最
好的结果0 和GAC都是按顺序排列的。作者指出，分离最小化或阻止了GAC吸
在该技术的早期阶段，大多数PRB应用都专注于使用单一屏障（通常充满
附能力的下降。康卡等人。（2002）还使用四组分渗透反应屏障来修复主要
单一活性材料）（ITRC，2011）。这些屏障主要用于含有一种污染物或类似
被无机污染物（放射性核素、金属和硝酸盐）污染的地下水。Van-Nooten等
性质的污染物的污染物(e。g.重金属）。然而，对于大多数地点，羽流是具
人。（2010）还使用了结合不同反应材料和去除过程的顺序装置来处理有机
有不同物理、化学和热力学性质的污染物的混合物(e。g.重金属，BTEX和
和无机污染物的复杂混合物，包括铵、可吸附有机盐素（AOX）、化学需氧量
TCE)，这些屏障被证明是无效的（Kober et al.，2002）。除了这种障碍无
（COD）和硝化和反硝化的副产品。关于各种污染物污染地下水的顺序反应屏
法减弱多污染物羽，大多数研究人员还必须处理污染交换的问题，这被定义
障的全面工作，读者请参考菲奥伦扎等人。( 2 0 0 0 ) . 这些研究通常证明了多
为在清除其他污染物的无意生成或释放新的潜在危险污染物（史蒂文斯和昆
屏障在衰减多污染物羽流方面的有效性。
顿，2009；Healy等人，2012）。赖等人。（2006）报道了在氯化脂肪烃的
还原脱氯过程中产生1,2-二氯乙烷和二氯甲烷的过程
可渗透反应式拦截器（PRI）是一种新型的多prb处理方法，最近也已成
为解决反硝化生物污染交换问题的灵丹妙药
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起反应的人目前还没有多少已发表的研究来验证这种治疗系统的有效性。然
prb内的操作过程。最近，芬顿等人。（2014）建议使用微生物和分子指纹
而，芬顿等人的工作。（2014）表明，革命制度党确实可以成为农业系统中
技术作为一种原位成本效益高的工具来评估PRIs中的营养和气体平衡。这些
污染交换的一个可行的解决方案。
工具速度快，可以同时分析多个样本，因此可以有助于阐明这些系统的污染
然而，除了成本之外，这种多处理系统设计的复杂性和全面监测的困难
交换能力（Rastogi和Sani，2011）。
。据报道，在多重污染物羽流修复过程中，一种污染物（或一种处理屏障）
一般来说，一些研究也注意到，由于屏障内或梯度的反应介质-污染物-
对另一种污染物产生的拮抗作用等问题（Johnston et al.，1996；Chen等
含水层相互作用产生的一些生物地球化学过程，无法捕获污染物或随着时间
人，2011b）。然而，一些方法已经并正在被用来解决这些问题，使prb成为
降低PRBs的有效性。由于碳酸盐和硫酸盐沉淀物的积累造成的屏障堵塞，反
一项更可持续的技术。实验室经常进行批量和柱研究，以获取有关这些处理
应性的损失和水力停留时间的减少，气体的生产和随后的渗透性的降低，以
系统中各种地球化学和微生物现象的信息。批处理测试可以快速执行；然而
及由于腐蚀、污染或沉淀导致的反应场所的竞争或损失，是PRB失效的记录原
，列实验提供的动态流动条件与现场部署的PRB系统中预期的条件非常接近
因之一(加瓦斯卡，1999；麦肯齐等。，1999年；菲利普斯等人，2000年；科
。然而，它们都提供了有价值的信息，可用于避免或缓解，例如，在多屏障
特，2001年；古等人，2002年；罗伯茨等人，2002年；卡莫等人，2003年；
系统中的拮抗效应（Gavaskar et al.，2000；亨德森和德蒙德，2007）。
梁等人，2003年；威尔金和普尔斯，2003年；波登，2007年；Zolla等人，
地球化学建模工具如MINTEQA2（艾利森等，1991）和岩石（帕克赫斯特
2009年）。亨德森和Demond（2007）通过使用图形和统计方法对ZVI的长期性
和应用，1999）也被用于研究和预测可能的矿物相可能形成，和地球化学参
能进行了批判性回顾，使用图形和统计方法来确定影响障碍寿命的最关键的
数的变化如pH和Eh反应材料之间的反应，污染物和地下水成分，通知活性材
因素。他们的研究表明，不当的水力表征是导致大多数PRB故障的主要因素。
料的选择和屏障的排序，以排除在多屏障中观察到的拮抗或抑制作用。
为了确保目标污染物被捕获，并尽量减少故障的可能性，需要进行初步的
在这次审查中，污染交换问题没有得到太多的关注；然而，我们在此注
现场评估和详细的现场描述。这些评估有助于识别可能影响屏障的安装或其
意到，解决这个问题将需要评估总的污染交换能力，这将取决于存在的污染
安装后的性能的约束条件，从而表明PRB是否适合于特定的地点。大多数情况
物类型。此外，它还需要了解其机制以及控制污染物衰减的因素/参数。芬
下，评估包括对场地的水文地质、污染物和地下水地球化学特征（Gavaskar
顿等人。（2014）还指出，设计一个可持续的PRB系统作为处理污染交换的
et al.，2000）。岩土技术评估也很重要，因为它有助于表明在屏障安装期
措施将取决于国家立法，因为在不同的地理位置对可溶性或气体损失有不同
间是否有可能阻碍地上重型设备使用的结构，或地面下复杂的可能阻碍施工
的重视。
和/或随后使用屏障的地质构造。污染物表征和地下水化学都需要选择合适的
希利等人。（2012）强调了一些需要量化的某些参数，以评估反硝化生
物反应器中温室气体排放和溶解污染物排放的相关风险。这些参数大多是通
过物理化学分析技术的组合来进行量化的。随着新技术的发展，微生物生态
学领域正在迅速发展，可用于促进对各种生物转化的理解
介质和PRB的设计。它们还需要评估或预测可能影响屏障寿命的生物地球化学
变化（莫里森和斯潘格勒，1992年；Gavaskar等人，2000年）。
表1总结了PRB技术的优点和局限性(USEPA，1997；Powell等人，1998年
；雅典国立技术大学[NTUA]，2000年；Carey等人，2002年；
表1
PRB技术的优点和局限性。
优点
限制
(a)相对便宜的无源技术，i。e.：可使用廉价但有效的反应性材料；能源成本低；处理过的废
(a)只能处理沿屏障方向流动的污染物
物的处置成本很少或没有；除初始安装成本外，维护和监测成本相对较低
(b)允许处理多个污染羽流，因为不止一个
可以使用屏障
(c)能够处理多种污染物
(d)受污染场地的地上可继续使用
(e)没有跨介质污染，因为污染物没有被带到工作现场
表面
(f)需要偶尔进行监测，以确保障碍能够正常运作
(g)避免了大量地下水的处理和损失
(b)要求对场地、含水层、水文地质等方面进行适当的描述
在屏障安装前对污染物羽柱的条件和准确描述
(c)被限制在地面以下不超过20米的羽流中
(d)关于障碍使用寿命的现场数据有限
(e)地下结构物（e。g.服务，基金会)可能会出现问题
施工及性能
(f)在操作过程中，可能需要拆卸或更换反应性介质
(g)可能需要长期监测，特别是在持续的污染物或地下水流动非常缓慢的情况下
F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259 247
华纳和索雷尔，2002年；普尔斯，2006年；亨德森和德蒙德，2007；
Di-Nardo等人，2010)。反应材料的选择通常受以下因素影响：(i)待处理的
Jirasko，2012)。
污染物类型（i。e.，它们的浓度，以及去除它们所需的机制(e。g.生物降解
、吸附或沉淀）（McGovern等人，2002年）；（ii）含水层的水文地质和生
物地球化学条件；（iii）环境/健康影响；（iv）机械稳定性（材料随时间
3.在PRBs中使用的反应性介质
保持其导水性和反应性的能力），以及(v)材料的可用性和成本。最重要的是
PRBs中的污染物去除主要发生在反应介质的区域，并且在一定程度上是
屏障的低梯度下降，这取决于所使用的介质的类型。一些反应介质通过物理
接触去除污染物，而另一些反应介质则通过改变处理区的生物地球化学过程
来工作，从而提供有利于污染物固定化或（生物）降解的条件。因此，PRB的
主要目标，无论使用的设计如何，都是将污染物带入反应区，在那里它们可
以被破坏或固定化。目前有一个广泛的反应材料可用（表2）。其中最常见的
是ZVI。其他的，包括活性炭（AC）、沸石、泥炭、锯屑、释放氧化合物（OR
C）等。也已被使用和评估。然而，大多数这些材料的局限性是，它们价格昂
贵、难以获得或仅对某些污染物组有效（Kober et al.，2002年）。因此，
，对拟用作反应介质的新型材料进行去除效率和动力学（反应性）、寿命、
导水性的评估(Ahmad等。，2007年；Fallico等人，2010年)，以及它们在与
污染物相互作用时释放有毒副产品的潜力（USEPA，1998年；Muegge，2008年
）。材料的水力性能通常与粒度大小有关。一个合适的晶粒尺寸确保了在反
应性和渗透性之间的权衡。通常材料与砂混合以达到适当的渗透性（NTUA，
2000；Jirasko，2012）。这些特性通常通过实验室批次和柱状研究来确定（
Muegge，2008）。
负责去除污染物的机制/过程虽然多样，但可分为两大类： (i)破坏性的
生物或非生物过程，如e。g.转化污染物的生物降解或还原性脱氯
目前仍在努力寻找更合适和更具有成本效益的材料，以扩大可用PRBs处理的
污染物的范围(Golab et al.，2006；
表2
在PRB应用中的主要污染物和反应材料的总结。
污染物
反应性材料
参考文献
PCE, TCE, DCE, TCA, VC
ZVI, GAC, H2 /Paladium, SMZ, Zn0 ，覆盖物，沙子/木屑，轮胎橡
AFCEE （ 2008 ）， Benner 等人。（2002 ），Chen 等。（2011b）
胶
，芬内利和罗伯茨（1998），加瓦斯卡尔等人。（ 2 0 0 0 ） ， H e n r y
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000 ），Ozturk 等人。（2012），托比什谢夫斯基和纳米尼尼克（2
012），Vogan等人。 (1 9 9 9 )
血液组织交换
GAC，ORC，堆肥，泥炭，锯尘，磨橡胶，落叶，ZVI，SMZ，H2 /钯，环
艾瓦利奥蒂等人。（20 08 ） ， Che n 等 。（2011b），Guerin等。（ 20
烷I、II
02 ） ，Ke rs ha w 等 。（ 19 9 7 ） ， Kw on 等 。 （ 20 1 1 ） ， NT U A （ 20
00 ） ， Po w e l l 等 人 ， 19 9 8 ， Ra nc k 等 人 。（2005），西曼提拉基
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（ 20 12 ） ，US EP A （ 20 02 ） ，Vi di c 和 Po hl a nd （ 199 6 ） ，Yeh 等 人
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苯酚
GAC, SMZ
(2010)
US E P A （ 20 0 2 ） ， Vi d i c 和 波 赫 兰 德 （ 19 9 6 ）
硝基苯
兹维
USEPA（1995,2002），Vidic和Pohland（1996）
PCB、多环芳烃，DDE、DDT，DDD
GAC, ZVI
Katz等。（20 06 ）， NT UA （ 2000）， Sayles 等人。（1997 ），
镍、铜、锌、铅、镉、铁、砷、铬、汞等。
石灰石、沸石、OC、ZVI、骨炭、磷灰石（斜沸石）、铝土矿、活性氧
本纳等人。（ 19 99 , 20 02 ） ，Ca pp a i 等 人。 （20 12 ） ， 程等 。 （
化铝、粉煤灰、雾化矿渣泥炭苔、二亚硫酸钠、膨润土、氢氧化铁、
1997 ），Chung 等。（2007 ），Conca 等。（2002），加瓦斯卡等
TRM、壳聚糖
。（2000），Genc-Fuhrman等。（2005），克里格曼-金和莱因哈德（1
USEPA （ 2002）， Yang等人。 (2 010a)
992），Ludwig等人。（ 20 0 9 ） ， Ma n i o s 等 。 （ 20 0 3 ） ， NT U A （
20 0 0 ） ， Pe r i 等 人 。 （2004），Seelsaen等。（2006 ），USEPA
（1995,2002 ），Vidic 和波赫兰德（1996 ），Wilkin 和McNeil （
2003 ）
U, Tc, Mo, Se,137 Cs,90 高级，Pu，Am
ZVI、磷酸骨炭、羟基磷灰石、石灰石AFO、BOF、沸石磷灰石II、山
Arey等。（19 9 9 ） ，Ch u ng 等 。 （ 20 0 7 ） ， 法 雷 尔等 人 。 （1999
核桃壳、褐煤、煤、氧化钛、氯化铁、硝酸铁
），加瓦斯卡等。（2000），ITRC（2005），米塞里德斯等人。（199
5），莫里森和斯潘格勒（1992），Naftz等人。（ 2 0 0 2 ） ， N T U A
（200 0 ）， 斯金 纳和 舒特 （ 200 6 ）， USE PA （ 200 2 ），
Vid ic 和 Poh la nd （ 199 6 ）
+
鳕鱼，AOX，不，nh—
3 4
ZVI，锯尘，山核桃壳O2 /斜闪石、木屑、磷灰石II、堆肥、聚苯乙烯
卡梅隆和希珀（2010），Cheng等人。（ 19 9 7 ） ， Ch o e 等 。 （2004
、麦秸、软木和沙子、玉米穗子、沸石
），Chung等。（2007），加瓦斯卡等。（2000 ），Gibert 等。（20
08 ） ，IT RC （20 05 ） ，Li ao 等 人。 （2003），阮guyen和Tanner（
1998），菲利普斯与洛夫（1998），罗伯逊等人。（2000年）、斯金纳
和舒特（2006年）、USEPA（2002年）、维迪奇和波赫兰德（1996年）
、韦斯特霍夫和詹姆斯（2003年）
po34 —
OC、ZVI、氧化铁、泥炭/砂、石灰石、赭石
芬顿等人。（2009），加瓦斯卡等。（2000 ），James 等人。（1992
），NTUA （2000 ），Van-Nooten 等人。（ 2 0 1 0 ） ， V i d i c 和
Po h l a n d （ 19 9 6 ）
所以24 —
石灰石，SMZ OC，蘑菇堆肥TRM，ZVI
本纳等人。（ 19 99 , 20 02 ） ，Ca pp a i 等 人。 （20 12 ） ，Con c a 等 。
（2002），加瓦斯卡等。（2000），拉波恩特等。（ 20 0 6 ） ， NTU A
（20 00 ） ，Per i 等 。 （ 200 4 ） ，斯 金纳 和舒 特（2006 ） ，USE PA
（2002）、Vidic和Pohland（1996）
智利—
Geza岩石，ZVI，沸石，AC
Fronczyk等。( 2 0 1 0 )
248 F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259
变成全新的无毒产品；（ii）非破坏性的过程e。g.吸附，阳离子交换，表
金属、类金属和放射性核素也通过吸附包括(Fiedor等，1998年；法雷尔
面络合，
以及隔离或固定污染物的沉淀和
从而降低了它们在地下水中的浓度。其中一些机制的发生很容易被识别出来
等，1999年）、表面络合、还原沉淀（莫里森等，2001年；2002年；顾等，
。其他的，如厌氧还原脱氯、厌氧氧化和非生物还原脱氯可以同时发生，因
巴特普，2010年）。一般来说，这些污染物的去除受到pH值、溶解有机碳（
此很难明确区分它们（空军环境卓越中心[AFCEE]，2008）。一般来说，利用
DOC）和氧化还原条件的影响。Wilkin和McNeil（2003）进行了可逆性测试
吸附过程实现地下水去污的材料必须具有高疏水性和不溶性。利用沉淀来固
，并表明ZVI保留金属的能力在很大程度上取决于其酸的中和能力，而不是
定污染物的材料必须能够调整地球化学参数，如含水层的pH值和氧化还原，
氧化还原条件。含水层中无机物种的存在也可能与污染物竞争ZVI反应位点
以最大限度地减少污染物的溶解度(Panturu等。, 2 0 0 9 ) . PRBs中使用的
，并影响污染物的去除。关于ZVI的进一步讨论可以在关于PRB寿命的部分中
去除过程通常取决于所使用的介质、目标污染物以及含水层中普遍存在的生
找到。
2002年；纳夫茨等，2002年；张等，2005年）和共沉淀（谢勒等，2000年；
连战和威尔金，2005年；卡内尔等，2006年；亨德森和德蒙德，2007年；努
物地球化学条件。了解这些工艺对于提高材料的去除效率以及材料的工程设
计是必要的（USEPA，1998；Gu等人，2002）。在这篇综述中，我们主要研究
.2. 3活性炭（交流）
了在PRBs中广泛应用于反应性介质的反应性介质，并触及了次要和新颖的反
应性介质。我们还试图包括这些材料用于去除污染物的一些机制。然而，我
活性炭是一种化学非相表面、吸附能力高的碳质材料。它们含有大量的
们在这里的目标不是提供这些机制的深入阐明，因为一些机制已经被其他作
有机碳，酚基和羧基决定了它们的表面化学性质。由于这些特性，它们已被
者很好地处理了（Tratnyek等人，2003；亨德森和德蒙德，2007；努巴特普
广泛应用于去除酚类、BTEX、PCE和TCE等污染物。许多报告表明，AC也可去
，2010；ITRC，2005,2011）。
除重金属(USEPA，1998年；Scherer等人，2000年；Kober等人，2002年；中
川等人，2003年；潘图鲁等人，2009年；Di-Nardo等人，2010年）。
AC，主要是颗粒状的（GAC），是PRB技术早期常用的材料之一（Bone，
3 . 1.零价铁（ZVI）
2012）。污染物的去除主要通过吸附发生，这受到溶液pH的强烈影响。彭等
ZVI是在实验室研究和现场应用中最常用的介质。ITRC（2005）的报告指
人。（2003）指出，高pH值会导致AC表面的羧基和羟基的电离。这增加了水
出，到2004年，全球安装的60%以上是铁基的。它主要以碎屑、喷砂介质、铁
分子与交流表面的相互作用，从而减少了对特别疏水污染物的吸附。Liu和
泡沫和微球的形式使用；微粒和粉末，或作为混凝土的铁填充材料。ZVI具有
Pinto（1997）也报道了当pH从6.3降低到3.07时，苯酚的吸附量下降。空调
-440 mV的高还原潜力（Simon和Meggyes，2000）。因此，它在大多数系统中
的功效也可能受到地下水成分的影响。科内利森等人。（2005）表明，天然
主要作为一种还原剂。污染物的去除率主要取决于铁的晶粒尺寸和比表面积
有机物可能与污染物竞争结合位点，从而降低它们的吸附幅度。因此，如果
以及含水层的普遍地球化学条件。通常，ZVI的粒径为0.25~2mm，表面积为
交流电被视为一种屏障材料，则需要对含水层进行充分的表征和仔细的管理
0.5~1.5m2 g— 1 已使用（鲍威ll等人，1998；麦肯齐等人，1999；特拉特耶
。
克等人，2003年；ITRC，2011）。
已知可用ZVI处理的污染物包括氯化烃(e。g.TCE、PCE、VC和DCE)（加利
纳蒂等人，1995年；奥斯和吉勒姆，1996年；奥汉内辛和吉勒姆，1998年；
沃根等人，1999年；ITRC，2905年；达氏等，2007，包括但不限于铜、铜、
.3.3沸石
沸石是一种铝硅酸盐矿物，具有笼状结构，具有较高的阳离子交换能力
铜、铜、2000、2008,2008、20等，2008,20007年；路德维希等，2009），
（200-400meq/100g）和较大的表面积(最高可达145米2 g— 1 ) (ITRC,
营养物质（e。g.硝酸盐、磷酸盐和硫酸盐）（Cheng等，1997年；Mayer，
2011).沸石的表面具有不同的孔隙结构，允许选择性地吸附污染物。沸石的
1999年；Benner等，2002年；廖等。，2003；韦斯特霍夫和詹姆斯，2003；
高离子交换能力归因于它们的永久负电荷，这是由同构取代发展而来的。这
Da-Silva等，2007年)，Cl-（Fronczyk等，2010年）和杀虫剂(e。g.DDT、
些电荷不依赖于pH，通常由碱金属和碱土金属如Na、Ca来平衡+ 2 + , K + 和
DDE和DDD)（Sayles等人，1997；Yang等人，2010b）。
镁2 + （Peri等人，2004）。 天然沸石一般具有较大的粒径，适合作为反应
ZVI已被广泛用于去除氯化溶剂，如TCE和PCE。这些污染物主要作为氧化
介质使用。然而，其有机碳含量较低，有点不适合吸附有机化合物。天然沸
剂，因此在厌氧条件下通过电子转移很容易被ZVI还原。它们的降解机制已
石的例子包括：辉石、闪石、斜辉石、辉兰石、钠石、辉石、沸石和二苯石
经在其他地方讨论过(马西森和特拉特尼耶克，1994年；罗伯茨等人，1996
（Coombs et al.，1997）。其中，斜辉石已被广泛用于去除主要的阳离子
年；Vogan等人，1999年；Scherer等人。，2000年；菲利普斯等人，2010年)
污染物，如Pb、铜和Cd（Peri et al.，2004）。
。
沸石的表面化学性质可以用表面活性剂进行修饰。
g.hexadecyltrimethylammonium, HDTMA, (C16 H33 )(C H 3 ) 3 N+ ))
F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259 249
在沸石上创建疏水和亲水节段（Scherer et al.，2000）。+4 —
3
然而，这并
.5. 3磷酸盐
不影响阳离子交换能力，从而使去除广泛的污染物成为可能，包括重金属、
NH、NO、PO放射性核素、PCE和BTEX，效率在80%到100%之间(Bowman等，
磷灰石是部分溶解度的磷酸盐矿物。Van Wazer（1974）指出，在所有已
1995；Vidic和Pohland，1996；Li等。，1999年；Scherer等人，2000年；
知的磷酸盐矿物中，磷灰石是最丰富的。天然磷灰石矿物主要含钙和磷，并
Park等人，2002年；USEPA，2002年；Lee等人，2003年；Ranck等人，2005
含有不同比例的氢氧化物(羟基磷灰石[Ca5 (PO4 ) 3 )，氟化物(氟磷灰石
年；Katz等人，2006年）。
鲍曼等人。（1995）报道了表面改性沸石
（SMZ）对CrO具有很强的亲和力2 — 和PCE都是两个缺点
5 (PO4 ) 3 和氯离子（氯磷灰石5 (PO4 ) 3 智 利 其中，羟基磷灰石（HAP）已被广
在试点规模的调查中，污染物被完全清除。这可以用表面活性剂改性导致的
以下机制去除污染物：(i)阳离子污染物直接吸附至表面负电荷或离子交换
双层和增加的有机碳含量来解释。在Ranck等人的专栏调查中。（2005），
，（ii）磷酸盐、碳酸盐、氧化物和氢氧化物以及（iii）表面吸附或掺入
应用的SMZ将废水中的BTEX去除到低于检测限。在该领域进行的进一步研究
磷灰石的内部结构（竹内等，1988；Ma等人，1993；博斯蒂克，2003；
显示，BTEX的吸附比柱研究预测的更大。平均Kd在这些研究中确定的范围为
Fuller等人，2003；朱等人，2010)。
泛研究（Liao et al.，2010）。磷灰岩在广泛的地质条件下通常是稳定的
，其特征是在中性和碱性pH下产生净负电荷（ITRC，2005）。磷灰石可通过
4
18.3 L公斤— 1 对苯的含量为95.0 L kg— 1 pandm-二甲苯。结果表明，
SMZ可以在空气再生的情况下不影响其吸附能力。其他报告也显示，硫酸盐
和酚类物质可以用沸石去除（Vidic和Pohland，1996；USEPA，2002）。
对于天然沸石，阳离子污染物的去除是通过直接吸附残留的负电荷
和镁
2 + （Peri等人，2004）。 然而，米萨利德斯等人。（1995年）报告说，天
然沸石（斜沸石、高温岩）从地下水中吸收污染物也可能是由于降水。沸石
的使用可能会受到地下水及其成分如Ca、Mg、Na、SO的pH值的影响24 — , CO23
— 以及溶解的有机物。地下水成分可能会与污染物竞争结合位点，从而影响
沸石的去除效率。沸石的应用需要pH值在3到11之间（Bowman等人，1995年
；米塞里德斯等人，1995年）。
. 4 . 3、石灰和其他碱性材料
低等。（1998）研究了羟基磷灰石去除铅的能力，并观察到羟基磷灰石
具有良好的性能。溶液中铅的损失部分是由于同时发生的
HAP的溶解和铅的沉淀5 (PO4 ) 3 氢氧
ypyromorphite.Xu和Schwartz（1994）也进行了类似的研究，得出了与铅固
定化机制类似的结论。富勒等人。（2003）还研究了使用商用羟基磷灰石
(Ca的可行性5 (PO4 ) 3 （OH）)以固定溶解的U（VI）。他们注意到磷灰石和U
之间的相互作用导致了自连体（Ca）的形成2 ) 2 (PO4 ) 2 . 1 0 H2 O))，其溶解
度相对较低。马等人。（1993）还研究了羟基磷灰石对铅的去除作用。Pb浓
度从100 lg L降低— 1 在10 min内<为1lgL，去除效率接近100%。
ITRC（2011）的报告显示，磷灰石也可以用于去除AsO，然而，试图去除
其他阴离子，如VO
3—
,
4
MoO24 — , SeO23 — , CrO24 — , TcO—
4 一直不那么成功
（徐和施瓦茨，1994年；Lower等，1998年；博斯蒂克，2003年；Fuller等
，2003年）。磷灰石对磷灰石中重金属的去除受pH的影响。低pH值是溶解磷
灰石以释放磷酸盐以沉淀金属的必要条件。马等人。（1993）指出，在pH值
石灰石（方解石、文石）、水合石灰或熟石灰(Ca（OH）2 )，白云石
范围为3到7的水溶液中，通过沉淀去除铅的速度加快。然而，在极低的pH值
(CaMg (CO3 ) 2 )和快石灰（氧化钙)是碱性材料，特别用于处理被酸性矿井排
下，羟基焦仿晶石的形成可能会受到抑制。谢勒等人。（2000）还表明，高
水（AMD）污染的地下水(Dixon等，1989年；Triay等，1989年；Conca等，
2002年）。AMD具有酸性特征，它通常含有大量金属，因为当pH值较低时，
大多数金属会变得更容易溶解。这些材料的应用可以调整地下水的pH值（主
要是提高pH值），从而降低金属的溶解度，以允许其沉淀。这些材料大多用
于去除重金属；然而，贝克等人。（1998）指出，碎石、石灰石和沙子的混
碳酸盐浓度会增加溶液pH值，进而抑制磷灰石的金属沉淀。涉及磷灰石的反
应是可逆的；因此，当有利于这种过程的地球化学条件存在时，污染物可以
再次释放到地下水中。
. 6 . 3二亚硫酸钠
合物可以用来沉淀磷酸盐。由于不同的金属具有不同的溶解度产物常数，因
二亚硫酸钠2 O4 )是一种廉价的、环境友好的、很容易获得的材料。它转
此需要仔细控制pH，以实现金属混合物的最佳去除。这些材料的一个主要问
化自然产生的氧化铁(铁3 + )到亚铁(Fe2 + )的形成，从而创建一个处理区，
题是，形成的沉淀物会堵塞屏障，影响其水力性能。石灰石等材料的应用也
会导致环境问题，如直接增加地下水和CO的硬度2 含量，这是一种温室气体
。麦克唐纳和格兰德公司（1981）还指出，可能需要大剂量的碱性材料来提
高和保持pH值在6.5以上，以达到最佳的金属去除效果。庞等人。（2009）
能够通过电子的转移来减少或沉淀污染物（Paul，2002）。理论上，它可以
用于减少卤代碳氢化合物等污染物，并固定各种无机污染物，如铬酸盐和铀
。然而，到目前为止的研究表明，它只对Cr等容易还原的化合物有效6 + 和
还表明，增加金属的pH超过最小溶解度点可以导致其再膨胀。因此，由于这
UO2+
2 （Gavaskar等人，2000年；Ott，2000年；保罗，2002）。Paul（2002）
些材料通过pH调整工作，因此必须确保在使用过程中在屏障中保持理想的pH
报告了Cr（VI）浓度从2.2mgL下降到5 mg L— 1 在注射NaS60小时内检测水
条件。
平2 O4 .Eqs.(1)和(2)是解释Clap等人用二亚硫酸钠固定化U的机制。
(2012)
250 F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259
ð1Þ
结论是，这可能会阻碍赭石在固磷技术中的应用。辛格等人。（1999）注意
到一些因素，包括铁（Fe）矿物学、氧化程度和速率、沉积物的含水量、沉
ð2Þ
积物的年龄、pH值、铁的供应以及碱和硫酸盐的浓度(SO4 )相关的阳离子影
响赭石的物理和化学特性。
作为唯一已知的液体材料，与其他使用固体介质的屏障相比，它的使用
氧化物的使用通常取决于地球化学条件，如pH、Eh，以及地下水成分，
将需要特殊的处理（Ott，2000）。此外，这种处理方法只能应用于氧化铁
如硫酸盐和碳酸盐，它们争夺表面位置。因此，必须控制这些参数和分析物
丰富的地区。
（Scherer et al.，2000）。
.7 . 3转化的红泥浆（TRM）
. 9 . 3生物载体材料
此外，还研究了使用TRM去除地下水污染物的情况。TRM在本质上是碱性
生物载体是一种充满材料的PRBs，可以刺激或增强微生物有氧或厌氧降
的（pH为8-10.5），它是当盐水与铝土矿氧化铝生产过程中产生的废料（红
解污染物。由于生物载体依赖于微生物来完成污染物的降解，因此存在合适
泥浆）混合时形成的。TRM主要含有浸渍的水合氧化铝和铁的氧化物。浸渍
的微生物种群是很重要的。通常，启动这种过程所需的微生物通常是普遍存
是用碱性矿物质完成的，如铝硅酸钙、氢氧化镁、氢氧化钙和羟基碳酸盐。
在的，特别是在含水层的上层（Herbert等，2000；Di-Nardo等，2010；
TRM已被应用于作为石灰的替代品来处理酸性硫酸盐土壤或AMD（Munro et
ITRC，2011）。
al.，2004）。
伊等人。（2012）也证明了TRM能够治疗Cr。由于它们的质地优良，它们必
3 . 9 . 1 . 好氧生物降解用材料
有许多有机污染物可以通过好氧生物降解有效地去除。这些污染物，包
须与砂砾混合以增加渗透性。
括石油碳氢化合物，如BTEX和MTBE，在自然界中大多是还原的。发生这种过
拉波恩特等人。（2006）对Fe、Cu、Zn、Ni和Pb的去除效率为99%。卡帕
程的一个重要要求是末端电子受体（TEAs）的存在，以在污染物降解过程中
接收从污染物转移的电子。在环境中常见的茶包括O2 ，不，公司-3 2 ，硫酸盐
.8.3氧化物
使用各种天然产生的氧化物，如碱性氧炉（BOF）氧化物、氧化铝(Al2 O3
(SO24 - )、锰（Mn2+）和三氧化铁（Fe3+）。然而，分子氧通常比其他茶茶更
受青睐，因为它向微生物产生更多的能量，从而加速降解速率。在没有O的
）、无晶态氧化铁（AFO）（铁（OH）3 ）、针铁矿（FeOOH）、磁铁矿（Fe2
情况下2 ，其他的tea通常以顺序的方式使用（Weelink et al.，2010）。由
O3 )和赤铁矿3 O4 ）和水合氧化钛(Ti（OH）4 )的地下水修复也受到了广泛的
于大多数含水层条件是厌氧的，可用的厌氧茶通常不足以在预期的时间框架
关注（莫里森和斯潘格勒，1992年）。特征：(i)具有大的表面积；（ii）对
内实现完全降解，因此代谢过程需要外部氧气（Johnson et al.，2003）。
许多溶解金属表现出很强的结合亲和力；（iii）表现出快速的金属吸附动力
学。这些材料的污染物去除通常是通过静电吸引，由于在氧化物上的表面电
荷的发展，或通过表面络合机制。在低pH时，表面质子化作用增加，这倾向
于有利于阴离子的吸附，如等式所示(3)，而在高pH条件下，由于脱质子-等
式，有利于阳离子吸附(4)（Scherer等人，2000年）。
FeOOH + H+ !FeOOH+
2
几种方法包括氧扩散器，空气喷射和固体氧和硝酸盐释放化合物（ORC）
的应用，如过氧化钙(氧化钙2 )，过氧化镁(氧化镁2 )，过氧化氢2 O2 ),
NaNO3 和过碳酸钠(钠2 哥伦比亚3 . 1 . 5 H2 O2 )已被用来释放氧气或在地下形
成一个有氧活性区。然而，在PRBs中，由于其相对较低的成本（Scherer等，
2000；Simon和Meggyes，2000；ITRC，2011）。比安奇-莫斯奎拉等人。（19
ð3
94）使用水泥浸渍的ORC作为氧气源，以去除苯和甲苯。Yeh等。（2010）应
用氧化钙2 用于柱状实验中BTEX的去除。他们得出结论说，氧化钙2 充分满足
FeOOH +哦 !FeOO + H 2 O
Þ
用氧化物处理过的污染物包括as3 + 和As5 + （Gimenez等人，2007），
ð4
Þ
UO 2+
2 （詹玛尔和赫林，1999年），PO4 （贝克等人，1998年；赫伯特等人，
了细菌的需氧量，因此可以应用于PRBs。麦凯等人。（2002年）还在两个地
点使用PRB评估了MTBE的原位有氧生物处理：范登堡空军基地（VAFB）和
Huneme港海军建设营中心（PHNCBC）。他们的研究结果表明，氧气的引入刺
激了这两个位点的天然微生物，并导致了MTBE的完全降解。
Cr6 + （莫里森和斯潘格勒，1992年）和其他阳离子金属
然而，ORCs的一个主要问题是，它们通常被高pH的水泥包裹，以控制其释
。Gimenez等。（2007）评价了三种吸附剂（赤铁矿、针铁矿和磁铁矿）去
放速率。比安奇-莫斯奎拉等人。（1994）指出，这种水泥封装材料可以有效
除As的有效性3 + 和As5 + .结果表明，在较低的pH值下，这两种污染物的吸
超过数百天。然而，水泥的高pH值也会影响降解污染物的微生物的活性。的
2000年），MoO24 - ,
附量均有所增加，反之亦然。然而，针铁矿和磁铁矿对这两种污染物的吸附
亲和力均高于赤铁矿。Giammar和Hering（1999）也指出针铁矿是一种对铀
酰离子的有效吸附剂。
使用赭石去除地下水污染物也已经被研究过，尽管研究并不广泛。
芬顿等人。（2009）表明，废弃金属矿中的赭石可以从未经处理的AMD中
去除磷，具有较高的去除效率。然而，他们观察到，重金属在和
使用
F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259 251
在天然有机碳的高水平和溶解的还原铁中，orc也可能不实用，因为这些可能
硫酸盐生成硫化物（Benner等人，1999；Waybrant等人，2002年）。该过程
会消耗氧气（Borden et al.，1997）。当硝酸盐的溶解/释放速率与利用率
增加了pH值，并释放出其他产品，如溶解的磷酸盐，这可能被微生物作为营
不同步时，以硝酸盐形式应用的orc也会出现问题。它会导致地下水中含有过
养物质利用。在这样相对较高的pH条件下，硫化物
随后会与重金属发生反应，导致其贬值作为金属硫化物。
韦布兰特等人。（2002）使用模型矿井排水水进行了柱状实验，以评估
多的硝酸盐（Kao和Borden，1997）。
. 9 . 2 . 3.厌氧生物降解材料
与有氧生物降解的污染物不同，厌氧生物降解的污染物在自然界中被氧
有机碳基活性混合物（木屑、木屑、堆肥城市污水污泥和叶片）在控制地下
化，因此最好通过还原来降解。因此，应用于PRBs的材料作为电子的来源，
水流量条件下的性能。反应介质夹在柱的硅砂和黄铁矿之间。被调查的污染
而污染物作为代谢过程的电子受体。已知许多污染物是厌氧生物降解；然而
物也是如此4 、锌和镍。在14个月的实验期间，SO的最低比率4 去除平均在
，我们主要关注硝酸盐、硫酸盐和氯化溶剂以及用于PRBs中生物降解的材料
500到800m模具之间— 1 m— 3 被记录。在不同初始浓度下，锌的去除效率为
。
88%~98%，Ni的去除效率为>~98%。然而，作者指出，硫酸盐还原率在实验过
. 9 . 2 . 1 . 3号。—
3 几种低成本的有机材料，包括苜蓿、树叶、泥炭、泥炭、
污水污泥、粪便、木屑、木材废料和堆肥，已被用于去除地下水中的硝酸盐
程中有所下降。这是预料中的，并归因于容易分解的快速分解
可用分数(e。g.纤维素)的有机底物在初始阶段
实验阶段离开木质素，对微生物降解有些抵抗力。路德维希等人。（2002）
（希珀等人，2010；ITRC，2011）。Vogan（1993）在反硝化层中使用苜蓿
还应用堆肥基硫酸盐还原菌去除硫酸盐并沉淀重金属，包括Cu、Co、Ni、Cd
，以促进从化粪池废水中去除硝酸盐。罗伯逊和切里（1995）报道了硝酸盐
和Zn。21个月后的结果显示，金属含量显著减少。Benner等人的调查。（ 19
浓度从90毫克L的降低— 1 至低于标准水平的10毫克升— 1 当锯尘被用作碳
97 年 、 1 9 9 9 年 和 2 0 0 2 年 ） 支 持 了 这 些 发 现 。 然而，值得注意的是，用
源时。罗伯逊等人。（2008）还研究了在由沙子和木颗粒（锯末）混合物组
成的试点规模PRB中硝酸盐的长期去除率。培养基保留了50-100%的NO3 -N在
实验期间为15年。这些发现证明了反硝化PRBs的长期有效性，这与人们普遍
认为的生物生物载体需要定期更换的观点相反。然而，该研究证实了辅助反
应对PRBs中反应介质有效性的影响。
硝酸盐被反硝化菌如副球菌去除
反硝化菌和其他微生物属于伪菌在有机底物存在下的nas基团，如等式所示。(5)和(6)（罗伯逊和切里，
硫化物沉淀法固定化重金属是可以被逆转的。因此，确保有利于这些过程的
可逆性的条件被抑制是至关重要的。
. 9 . 2 . 3 . 3氯化溶剂。在已知的有机废物材料中，堆肥和覆盖物最近经常被
用作生物载体中降解氯化溶剂的材料。奥兹图克等人。（2012）利用商业堆
肥和桉树覆盖物作为有机介质，研究了地下水中TCE的厌氧降解过程。结果
表明，有机培养基创造了一个较强的生物活性区，使TCE能够进行厌氧生物
降解。亨利等人。（2003）的记录表明，在安装3个月后，覆盖物生物壁内
的TCE浓度平均下降了98%。威尔逊等人。（2010）还观察到在覆盖物生物群
1995年；Simon和Meggyes，2000）：
落中TCE降低了99%。李等人。
ð5Þ
（2007）使用轮胎橡胶去除PCE和TCE。轮胎橡胶是一种有效的吸附剂和良好
的生物材料，从地下水中去除了93%的TCE、77%的PCE和80%的有机物。
ð6Þ
硝酸盐还原的首选最终产物是N2 由于它的惰性性质，这是由结合分子的
强三共价键引起的。然而，关于一氧化二氮的报道，NH+4 （异化硝酸盐还原为
NH），和NO+4 —
2 也已经被制作出来了（Burgin和汉密尔顿，2007年）。中间产
3.10.杂项
还有其他材料，包括锡（Sn）、Ni/Fe、Zn0 /Fe0 和Fe0 /Pd和
物，如一氧化二氮，CH4 , CO2 是温室气体，这是一个主要的环境问题。另一
Zn0 /hydroxyapatite, Pd/H2 对其在prb中的应用也进行了评估（Cheng等人
方面，硝酸盐完全还原为氮2 据报道，这可能会对障碍的水力性能产生一些
，1997；芬内利和罗伯茨，1998；USEPA，1998；Ma和Wu，2007；Song等人
影响。例如，亨德森和Demond（2011）观察到，柱中含有100 mg L— 1 硝酸
，2008）。然而，由于对其去除机制了解不足、可能产生其他有毒产品、长
盐经历了高孔隙率损失，在200个孔隙体积的过程中，大约有两个数量级。在
Istok等人的研究中。（2007），然而，产气量对水饱和度和水力导电率的影
响被认为是相对较小的。一种可能的减少N的影响的方法2 是在设计屏障时不
保留N吗2 在PRB系统中，同时提供了其他的可能性来捕获温室气体。如前所
期有效性（Scheherretal.，2000）、成本和无法治疗各种污染物，它们没
有被经常使用。
最近，有一些人尝试在PRBs中使用固定化膜和树脂来去除地下水和垃圾
填埋场渗滤液中的有毒金属。扎维鲁查等人。（2012）应用聚合物包涵膜（
述，像PRIs这样的多屏障系统可以成为完全去除这些交换污染物的有效方法
PIMs）去除Cd2 + 和锌2 + 和报告的回收因子值分别为98%和91%。他们还讨论
。
了实验室规模的填埋渗滤液两步处理系统的性能
.9 . 2 . 2 . 3所以24 — 和重金属。硫酸盐还原菌（SRB）利用厌氧条件下的有机
底物进行还原
252 F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259
对浸渍树脂的吸附（Zawierucha等，2013）。结果表明，该系统性能良好，
评估、建造屏障场地的特征化、反应介质的选择、可处理性研究（批次和柱
对铅的总去除效率分别为99%、88%和55%2+ , Cd2+ 和锌2+ 离子，分别。
试验）、工程设计、施工方法的选择、监测计划的制定和经济分析（Gavask
ar et al.，2000）。
3 . 1 1 . 活性材料的组合
PRB设计的一个关键方面是对场地和含水层特征的良好理解，包括场地地
质、含水层水文地质（鲍威尔等人，1998年；麦克马洪等人，1999年；克拉
在PRB技术的早期阶段，经常使用单一或单独的材料。然而，近年来，材
姆勒和哈特菲尔德，2008年；Erto等人，2011年）、地球化学（脉冲，2006
料的组合主要是通过提高屏障的长期性能、提高渗透率、降低使用单一/纯
年）、微生物活动和污染羽流轮廓（鲍威尔等人，1998年；Erto等人，2011
材料的成本、提供多种污染物去除机制，以及提高和加速去除率，来消除单
年）。评估污染物的水平和垂直分布、地下水流动的方向和速率，以及优先
一/纯材料的缺点。反应材料也被结合在一起，允许处理多污染物羽流（见
流动路径也同样重要。为了避免污染物绕过或溢出，需要了解流速和方向的
关于多屏障的第2节）。材料的组合可以是生物-生物、非生物-生物或非生
时间和深度变化（联邦补救技术圆桌会议[FRTR]，2002；Henry等人，2008
物-非生物的。
；ITRC，2011)。一般来说，PRBs是特定的和独特的（USEPA，1998；Ott，
Ma和Wu（2008）使用了两种非生物材料：零价锌(Zn0 )和ZVI去除TCE，并
观察到混合物的TCE降解速率是单独的ZVI快三倍。Saberi（2012）结合了
Ni/Fe纳米颗粒，并观察到良好的铅去除性能2 + .Moraci和Calabro（2010）
2000；Henry等人，2008）。
需要处理的污染物也应予以考虑（USEPA，1998年）。表3给出了一些活
性材料和去除污染物的最佳条件。反应性材料的选择取决于第3节中所描述
的因素。此外，重要的是要确保PRB的水力渗透性，包括屏幕和反应介质至
指出，铁和浮石的混合物可以有效地去除铜和镍，并保持PRB的长期水力传
少是含水层的两倍。建议在屏障内具有更高的渗透率，以避免由于处理介质
导性。两种生物材料：堆肥和覆盖物组合用于降解氯化溶剂（Henry等，
或过滤层中铁氧化物/氢氧化物、碳酸盐和或其他金属沉淀沉淀导致的渗透
2003；Ozturk等，2012）比单独使用这些材料时效果更好（Ahmad等，2007
率随时间变化而引起的问题（USEPA，1998）。
；AFCEE，2008）。由于木质素含量高，覆盖物更稳定，不易分解，因此是
选择反应材料后，必须确定屏障的尺寸、位置和方向。两个重要的参数
有机碳的长期供应，而堆肥则容易分解，并容易为参与其中的微生物提供营
是捕获区域的宽度和停留时间。捕获区是指不绕过而捕获羽流所需的屏障的
养物质
氯化溶剂的厌氧降解。一个组合
生物和非生物材料如ZVI和有机底物降解氯化溶剂和固定无机污染物（Muelle
宽度。停留时间定义为受污染地下水和PRB内的活性物质接触以达到处理目
r et al.，2004）。这种组合允许处理不同的污染物，因为它们提供了不同
的去除机制。它们也被证明可以提高屏障层的渗透性（ITRC，2005）。
在某些情况下，材料组合不会产生协同（刺激）效应，而是对污染物的
去除或PRBs的整体性能表现出拮抗（抑制）或没有影响。Kober等。（2002
标所需的时间（Ott，2000；FRTR，2002；Puls，2006；Gillham等人，2010
）。
停留时间tres，可以用等式来计算(7)（Ott，2000；Carey等人，2002年
；Gillham等人，2010年）：
）注意到GAC和Fe的结合0 由于Fe降低了对GAC的吸附能力，并没有提高TCE和
tres= ½ - lnðCT/C0Þ/k]
ð7Þ
MCB的去除率0 .谢勒等人。（2000）还提到，金属的偶联可以引入催化或协
其中CT是PRB的目标浓度下降梯度；C0 是进入PRB的污染物的浓度；k是反应
同效应；但它也会导致氧化层的形成，这可能会影响屏障的性能。
速率。
组合材料对PRBs整体性能的影响取决于许多因素，包括混合物中材料的比
一阶反应的PRB厚度b可以用等式计算出来( 8 ) :
例。作为一般规则，材料组合的类型和比例将取决于所要达到的目标。然而
，在选择材料组合时，可考虑以下因素：(i)待处理的污染物，（ii）需要的
b = U 根 tres根 SF ð8Þ
去除机制，（iii）含水层地质和地球化学，（iv）材料的可用性和成本，以
及(v)材料的反应性和长期交互作用。
式中：U为地下水通过反应介质的速度res是停留时间；SF是考虑反应动力学
和地下水流量中所有不确定性的安全因素。
地下水U的速度，可以用等式计算出来( 9 ) :
4 . PRB设计
U = KI/npð9Þ
一般来说，PRB的设计包括一些连续的步骤，其中包括：初步的技术和经
济步骤
其中K为反应介质水力导率I为PRB的水力梯度和np是反应性介质的孔隙率。
屏障的设计必须确保有足够的停留时间来处理感兴趣的污染物。停留时间
应考虑污染物的最大浓度、最大速度和保守的衰减（降解）速率
F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259 253
表3
活性物质、污染物和去除它们的最佳条件。
反应性材料
污染物
最佳条件
参考资料
零价IronZVI
铜
较高的初始铜浓度和孔隙水速度加速了铁的腐蚀，减缓了矿物沉淀形成的铜去除
科姆尼察斯等人。( 2 0 0 7 )
速率
pH值的升高对苯和甲苯的降解有不利影响
苯甲苯
砷酸盐和亚砷酸盐化合物
钼（Mo ）三氯乙烯
（TCE ）
有机物、金属和放射性
核素类硝基苯
低pH值有利于在好氧条件下去除砷化合物，而在相对厌氧条件下，酸性和
碱性条件下似乎分别有利于亚砷酸盐和亚砷酸盐的去除
陈等人。(2 01 1 )
太阳等。(2 00 6)
去除率依赖于pH。在高pH值下，TCE降解速率降低，铁腐蚀随pH值降低而降低
高进水pH、高进水浓度的硝酸盐、氯离子和碱度，对PRBs来说是有问题的
当pH增加时，受pH和ZVI颗粒尺寸影响的硝基苯还原速度降低，当使用更细
的ZVI颗粒时，硝基苯的还原速度更快
莫里森等人。( 2 0 0 6 )
陈等人。(2 00 1 )
增加初始硝酸盐浓度和孔隙速度对硝酸盐去除过程有抑制作用
亨德森和德蒙德（2007）
董等人。(2 0 1 0 )
硝酸盐
霍塞尼等人。( 2 0 1 1 )
沸石
铅和铜
在晶粒尺寸（0.42 –0.85 mm ）下， 5~6 个较高的 去除效率
李等人。（200 3 ） ，Pa rk 等 。(20 0 2)
表面活性剂改性
烃类
受低温（4 oC）影响的吸附效率
霍尼格等人。( 2 0 0 8 )
烃类
吸附能力取决于温度。吸收减少
在4℃时，效率在10%到30%之间
Arora等人。（ 2 0 1 1 ） ， H o r n i g 等 。 ( 2 0 0 8 )
三氯乙烯
高B促进了TCE的吸附能力。E.T.表面积，微孔体积和碳含量显著影响的非离子化
Erto等人。（2010年）、基尔达夫和卡兰菲尔（2002年）
总综合误差
合物的相似结构（PCE）三氯乙烯（TCE）吸附减少随着浓度的增加（氯化钠），
沸石（SMZ）
颗粒活性炭（GAC）
钙或溶解氧吸附能力减少随着温度的升高，尽管吸附的速度可能会增加
特里文卡塔查里等人。（2008年）、泰斯塔和维
有机污染物和重金属污
恩加德纳（2000年）
染物
覆盖层和
堆肥
总综合误差
较高的吸附能力似乎是由于较高的有机碳含量和较低的极性
We i 和 Se o （20 1 0 ） ， AF CE E （ 20 0 8 ） ，
氯化溶剂的浓度超过10-100毫克/升(毫克/升—
Mo r ri s （ 20 0 9 ） ， He n ry 等 人 。 （2005 ），
1 )可能不会被完全降解，导致
中间脱氯产物的生产和持续存在，地下水渗流速度低于0.3 m d— 1 一般适用于
生物所有系统，而渗流速度大于0 m d. 3 —
主持人（2005）
1 可能需要多个生物沟来有效地修
复污染物羽流
一个pH接近中性(i。e.,6.5-7.5)是最有利于健康、多样化的微生物种群的
增殖
在低碱度(低于300 mg L— 1 )或酸性pH值（小于6.5）一般来说，DO浓度低于
0.5 mg L— 1 和ORP水平低于0毫伏是需要刺激厌氧降解过程
估计然而，最终设计将达到具有成本效益的最小屏障尺寸（Henry等，2008
2 0 0 7 年 ； J e e n 等 人 ， 2 0 1 1 年 ) 。 然而，仍然只有少数的模型可以应用于
；Erto等，2011；Kacimov等，2011）。
真实的站点。
在选择了势垒和反应材料的几何参数后，需要解决PRB随时间变化的性能
问题。PRB的性能随着时间的推移，可以通过借助数值模型模拟寿命场景来
4. 1.PRB配置
预测（Muegge，2008）。一般来说，数值模型通常用于支持实验数据，并深
入了解材料降解和次生矿物的形成过程。然而，它们中的大多数都没有考虑
除了第2节中描述的两种主要的PRB配置外，还有其他的PRB配置。这些系
到材料的反应性随时间的变化，这就提出了这些模型是否能够准确估计长期
统包括沟槽和闸门系统，其中受污染的地下水通过渗透走廊导向反应物质（
性能的问题。最近，模型能够纳入材料下降的反应性和渗透性，以充分代表
闸门），以及反应物质包含在容器中的反应容器，包括地下垂直流动的反应
长期性能(库兹涅索va等。,
器（Carey et al.，2002）。
当对污染物通量没有太大的信心时，建议设置一个漏斗和门系统。当处
理系统的性能存在一些不确定性时，可以构建一个顺序门系统，以获得一些
内置的冗余。然而，其优势在于
254 F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259
连续PRB通常更容易设计（Carey et al.，2002）。
使用最新。许多作者报告了由于二次级矿物沉淀的积累导致ZVI的性能下降（
Eykholt等，1999；麦肯齐等，1999；Liang等，2005）。铁反应性的降低也
4 . 2 . 施工方法
对屏障性能有重要影响，这是由于活性材料的消耗和矿物沉淀（奥汉内辛和
吉勒姆，1998；99沃根等人，1999；梁等人，2000；卡莫尔波维特等人，
prb有几种不同的构造方法。
这些工程包括深土混合、振动梁、连续深挖沟机、垂直水力压裂（Puls，
2003；威尔金和普尔斯，2003年；李等人，2006年；Jeen等人，2008年）。
2006）、板桩墙、反挖土开挖、喷射和沉箱。施工方法的选择主要取决于
短（ITRC，2011）。
在ZVI注入的情况下，当引入的材料质量不足或不均匀时，屏障的寿命就会缩
PRB的尺寸、水坑的深度以及高度固结的沉积物或岩石的存在（Gavaskar et
这些沉淀物产生的过程被称为铁腐蚀，当ZVI与地下水及其溶解成分接触
al.，2000）。例如，一些prb已经安装了挖掘机的方法，这是不需要太多的
时就开始了。该反应导致Eh的减少，pH的增加和随后产生的矿物沉淀（Blowe
技能。它允许一个快速的挖掘速度，并可达到30米的深度。然而，当需要挖
s et al.，2000；Geranio，2007）。在某些情况下，这些反应与处理过的污
掘深度大于70 m时，PRB的安装需要翻盖式挖掘机，尽管它需要更多的技能
染物无关，而是与溶解成分的浓度有关。在PRBs中与ZVI反应的溶解无机成分
（Sethi et al.，2011）。使用挖沟、支撑开挖和水力压裂安装的全尺寸铁
有：氧、镁、碳酸盐、钙和硫酸盐（Puls等，1999；Puls，2006；Jeen等人
屏障显示了令人满意的结果，允许污染物减少超过95%（Hocking和Ospina，
1999）。
，2008）。在厌氧条件下，还原
水发生(Eq。（10）)（Zolla et al.，2007），而在有氧条件下
溶液，溶解氧作为氧化剂，可导致产生亚铁和三铁的铁(方程式。（11）和
4.3.成本
（12）)（Wilkin et al.，2000）：
ð10
与实施PRB系统相关的资本成本包括：现场特征、设计、安装、监测、更
换反应材料（如需要）以及处理完成后回收或处置(Blowes等，1998年；加瓦
斯卡等，2002年；Ladwig，2006年）。该技术的设计包括可处理性台和实验
Þ
室研究，以选择反应材料，确定其水力性能，以及水文建模，以选择屏障的
位置、结构和方向。最大的资本成本与安装PRB有关。它们是特定的；然而，
ð11
强烈地取决于墙的几何形状（长度和深度）。深度是一个关键因素，因为含
水层越深，安装成本就越高(Gavaskar等。2 0 0 2 ) . 挖沟占70%，而活性材料
Þ
占总成本的10-15%（AFCEE，2008）。对于一些材料，如覆盖物，唯一的成本
是有关的处理和运输到现场。对于ZVI，成本取决于晶粒尺寸，细粒通常比粗
粒材料更昂贵（ITRC，2011）。主要的操作和维护成本包括长期性能、监测
和反应性介质的更换。替代成本难以量化，因为我们对prb中使用的大多数活
性材料的长期性能知之甚少。然而，一旦材料被耗尽或被沉淀物堵塞，就需
要进行更换，从而导致维护成本的增加（Ladwig，2006年）。
ð12Þ
在好氧条件下，铁氧化物和氧氢氧化物在厌氧条件下和高pH值下沉淀，
预计会形成氢氧化亚铁或绿锈矿物（Wilkin et al.，2000）。
铁腐蚀的后果是铁质量的损失和在铁表面形成钝化层，降低了剩余铁质
量的反应性（Su和Puls，2004；Puls，2006）。尽管如此，一些铁腐蚀产物
5 . PRB寿命
PRB人在设计水平上继续处理污染物的时间是有限的，并被定义为屏障的
寿命（罗伯逊等人，2000年；亨德森和德蒙德，2007；ITRC，2011）。原则
上，在设计一个PRB时，可以将足够数量的反应材料放置在屏障内，以将污染
物浓度降低到目标值。然而，当地下水溶解成分与活性物质接触时，会发生
许多反应，可能导致矿物沉淀的形成并影响屏障性能（麦肯齐等，1999；菲
利普斯等，2000；古川等，2002；月亮等，2008)。
除了最常见的材料ZVI（Geranio，2007）外，我们对不同活性材料的性
能知之甚少
，包括铁氢氧化物、氧氢氧化物和混合价价Fe（II）-Fe（III）绿色锈蚀，
有利于从水中去除砷(Furukawa等。，2002年；Wilkin等人，2008年)。在铁
腐蚀过程中产生的溶解氢可以作为各种厌氧菌的电子供体，用于硝酸盐和硫
酸盐的还原。然而，这一过程产生了细菌的增殖和随后的微生物和代谢副产
物(i。e.氮和甲烷)（Wilkin等人，2000年）。
研究人员一致认为，虽然铁腐蚀产物可能导致材料的水力性能和反应性
的降低，但现场研究表明，在某些情况下，屏障性能没有恶化，因此影响的
程度和速度是不同的。然而，许多已安装的prb也相对较新，目前还不能得
出明确的结论（Kouznetsova et al.，2007）。
研究人员仍在借助建模工具来预测长期性能。尽管如此，仍然缺乏现场
数据来支持这些研究（亨德森和德mond，2007），当产生足够的现场数据时
，有关最近使用的活性材料及其长期性能的信息尚未进行测试。预测长期性
能的努力包括地球化学建模和实验室柱研究。然而，比较两者
F.Obiri-Nyarko et al./Chemosphere 111（2014）243-259 255
不同类型的研究是很常见的。一方面，通过建模，试图预测影响性能的参数
的地球化学行为；另一方面，短期加速柱研究可能不能代表真正的材料老化
过程（Farrell et al.，2000；亨德森和德蒙德，2007）。
为了克服铁孔隙填充和渗透性降低的问题，本文评价了一些策略。最简
单的方法是混合铁和不同重量比的浮石，以及ZVI颗粒混合物和沙子，以保
持设计的去除效率（Moraci和Calabro，2010）。Blowes等。（2000）表明
，屏障厚度的增加和材料的更均匀的分布可以改善处理。Li和Benson（2010
）评估了五种限制PRB污染的影响和降低其水力性能的策略。这些策略包括
通过添加豌豆砾石的平衡带，向上梯度放置预处理区，调整pH值，利用ZVI
较大的颗粒和机械混合。然而，没有一种策略消除了孔隙率的减少或阻止了
30年期间停留时间的增加。结论是，最经济有效的策略将是放置一个预处理
区。
6 . 结论性发言
自发明以来，用于可持续地下水处理已经取得了很长的进步。显然，我们
的综述表明，尽管该技术相对年轻，但已经做了大量的研究，导致一些PRB设
计修改，发现了新的反应材料，提高了PRBs性能，并缓慢地将其从创新技术
过渡为开发的（已验证的）技术。显然，由于发现了合适的材料和对去除机
制的更好的理解，可以用prb处理的污染物的光谱已经得到了扩大。尽管新的
材料已经并正在被发现，但ZVI仍然是在实验室和现场调查中最经常应用的材
料。也有证据表明，已经做了大量的努力来阐明不同反应介质去除污染物的
机制以及控制这些因素；然而，由于这些机制仍然缺乏，仍需要对这些机制
的了解，特别是对新发现的材料。为了确保该技术的成功，需要定期而不是
偶尔监测在屏障内和梯度下发生的生物地球化学变化。最古老的PRB接近二十
年；然而，这仍然不足以提供足够的信息来帮助他们充分理解和预测他们的
长期表现。适当和有效的技术设计和防止可能发生的任何故障的关键方面是
充分的场地特征、对地下水流量条件的理解，以及数值地下水流量和污染物
输送建模。
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