-
地下水循环井 (groundwater circulation well，GCW) 是一种地下水原位修复技术，其原理是通过井内曝气或者抽注水在循环井周围形成循环流场，将一定范围内的污染物捕获进循环井并去除，主要用于挥发性和半挥发性有机污染的修复工作，是在原位空气扰动 (air sparging，AS) 技术和抽出处理 (pump & treat，P&T) 技术上的改进[1-2]。循环井技术有效避免了传统抽出处理技术能耗高、扰动大的缺陷，同时不局限于复杂多样、难以控制的含水层性质，为传统地下水原位修复开辟了新思路[3-4]。
循环井在1974年首次由Raymond博士提出并应用于场地研究[5]。自20世纪90年代起美国等发达国家将地下水循环井技术应用于污染场地的原位修复，包括三氯乙烯等挥发性污染物污染场地[6-7]。LAKHWALA等[8]在纽约州北部的一个超级基金场址运行了GCW系统，对同时受到氯化和非氯化有机化合物混合物影响的土壤和地下水进行原位修复，污染物浓度平均分别减少了52%和88%。BLANFORD等[9]使用羟丙基-β-环糊精作为表面活性剂来增强GCW对低溶解度有机污染物的去除，运行后将三氯乙烯的去除效率提升至94%。随着循环井技术的不断发展进步，研究人员发现抽注水驱动的循环井比曝气驱动的循环井的影响半径更大，更适合大范围的污染修复与水流控制，但抽注水循环井技术同样存在修复后期污染物拖尾的问题。白静等[10]通过二维砂箱实验模拟循环井对硝基苯的去除，结果表明循环井对硝基苯的去除经历了快速去除-波动去除-浓度拖尾这3个阶段，在14 h内污染物平均浓度从247.0 mg·L−1降低到了157.1 mg·L−1，去除率为63.6%。WANG等[11]通过纳米CaO2联合O3强化循环井修复土霉素污染的地下水研究中发现，由于被土壤吸附的污染物发生解吸，处理过程出现了污染物浓度升高和拖尾现象。
有机污染物的挥发性、溶解性等对其生物降解及富集行为是一个重要的理化参数[12]。同时污染物的密度、粘度和饱和蒸汽压对其迁移转化和气液相平衡也是很关键的参数[13]。研究表明循环井技术对溶解度高、挥发性强的污染物有很好的修复效果，而对难挥发、低溶解性的有机污染物修复效果较差[14]。目前循环井的研究主要关注循环井的影响半径、抽注水流量、循环井结构等对修复过程的影响[15-16]，尚缺乏循环井运行过程中多相污染物在地下环境中迁移转化规律的研究。因此针对地下水中有机污染溶解相、挥发相以及吸附相共存的现状，研究循环井运行过程中污染物的相态转化与迁移规律至关重要[17]。
基于此，本研究以地下水中常见的苯胺、苯酚、氯苯和苯四种苯系污染物为研究对象，其中苯酚与苯胺挥发性较弱，苯与氯苯挥发性较强，并且几种污染物在水中的溶解性也有很大差异[18-19]。通过室内砂箱实验研究几种污染物在循环井运行过程中挥发相、溶解相和吸附相的含量变化，并通过不同相态之间的含量变化分析在运行过程中污染物相态之间的转化规律，为实际修复场地提供参考。
-
实验材料。选取河砂作为模拟介质，河砂购自河南信阳国通采砂场，去除杂质并筛分，得到粒径范围为0.1~0.25 mm的细砂介质，风干备用。选取挥发性较强的苯 (C6H6) 、氯苯 (C6H5Cl) 以及挥发性较差的苯胺 (C6H7N) 、苯酚 (C6H5OH) 为目标污染物，纯度均为分析纯。其它试剂主要包括二氯甲烷 (CH2Cl2) 、甲醇 (CH3OH) 、碳酸钠 (Na2CO3) ，其中二氯甲烷为色谱纯，其它均为分析纯。实验所用溶液均用超纯水配置。
实验仪器。气相色谱 (GC-2010 Pro，岛津企业管理有限公司) ，高效液相色谱 (HPLC-1260 Infinity II，安捷伦科技有限公司) ，蠕动泵 (Senz-310B，北京易则佳科技有限公司) ，高速离心机 (HC-1518，安徽中科中佳科学仪器有限公司) ，磁力搅拌器 (OS20-S型，大龙兴创实验仪器有限公司)
-
实验装置。采用室内砂箱模拟实验探究循环井水力激发下污染物的相态分布规律。实验模拟装置如图1所示，砂箱尺寸为120 cm×6 cm×40 cm (长×宽×高) ，正面分布50个取样口，共5排10列，每列间隔10 cm，每行间隔8 cm。将长45 cm外径4.5 cm的循环井置于砂箱中心位置，循环井的抽注水口分别连接蠕动泵以精准控制抽注水流量并实现水流循环。装填0.1~0.25 mm的细砂并饱水以模拟含水层，细砂含水层的孔隙度为0.39，渗透系数为7.5 m·d−1。由于循环井在运行过程中会抬升井中及周围地下水水位，因此在实验过程中控制模拟含水层厚度约为36 cm以防止循环井运行时地下水溢出，所以在砂箱的顶部存在厚度约为4 cm的模拟包气带，并在砂箱上部进行密封处理以防止实验过程中污染物的挥发。
实验方法。分别配置浓度约为100 mg·L−1的苯、氯苯、苯胺、苯酚污染物溶液，通过蠕动泵从左侧通入砂箱以模拟污染含水层，污染饱和后切断污染并开始运行循环井，循环井采用下抽上注的正循环模式。根据真实地下水流速范围，循环井运行过程中控制地下水流速为0.111 m·d−1，抽注水流量为12.75 mL·min−1 (在此流量下循环井流场刚好可以覆盖整个砂箱) 。在循环井的运行过程中在不同时刻取样分析溶解相、挥发相以及吸附相污染物的浓度变化，探究循环井水力激发下多相污染物的相态分布规律。
①溶解相污染物的分析：运行后第6、12、24、48、96 h时，分别在砂箱正面取样口、循环井的抽出口以及砂箱的溢流口取样，利用气相色谱及液相色谱分析砂箱中溶解相污染物的浓度分布。
②挥发相污染物的分析：循环井运行后第6、12、24、48、96 h时，分别在模拟包气带不同位置处取气体样品，利用吸收液 (二氯甲烷/甲醇) 将气体样品中污染物吸收固定，利用气相色谱及液相色谱分析砂箱中挥发相污染物的浓度分布。
③吸附相污染物的分析：在循环井运行96 h后，关闭循环井的注水口，通过循环井的抽水管将砂箱的水抽干，并且在每个取样口对应的位置处取土样，检测吸附相污染物的含量及分布。为准确对照循环井对不同相态污染物的修复效果，另设对照实验，在相同的实验条件下，分别在污染饱和后对模拟含水层中的溶解相、挥发相以及吸附相进行采样，对比探究循环井运行前后多相污染物在砂箱中的相态分布规律。
-
图2给出了循环井运行后溶解相苯、氯苯、苯胺、苯酚的浓度分布变化，由图2可知，在循环井的水力激发作用下，循环井附近溶解相污染物的浓度逐渐降低直至低于检测限，随着修复时间的增加，修复区域自循环井附近持续向周围拓展，直至覆盖整个砂箱。当修复时间达到96 h时砂箱中苯、氯苯、苯胺、苯酚的去除率分别为93.8%、89.9%、99.8%和95.0%，分别有超过70.4%、59.3%、72.3%和68.3%的区域污染物在检测限 (0.01 mg∙L−1) 以下，说明循环井的水力激发作用对溶解相污染物污染具有较好的修复效果。
对比发现在循环井运行过程中，循环井右侧污染物的降低速度明显高于左侧。以运行24 h为例，循环井右侧苯、氯苯、苯胺、苯酚的平均浓度仅为2.4、0.5、15.5、4.2 mg·L−1，而左侧却高达3.2、8.8、48.0、44.0 mg·L−1，分别相差1.3、17.6、3.1、10.5倍，主要原因是循环井的水力环流会受到地下水水流的影响。使用COMSOL软件针对有无地下水流动条件下的循环流场进行模拟，模拟结果如图3所示，在没有地下水流动的情况下，循环井的流场左右呈对称分布，且影响半径较大；而在地下水流的作用下，循环井的流场发生了明显的改变。在循环井的左侧，循环井的水力激发方向与地下水流方向相反，影响区域被严重压缩，导致一部分区域的污染物不受循环井流场控制，不利于污染物浓度的下降。而在循环井的右侧，循环井的水力激发方向与地下水流方向相同，能够加快污染物的移动，使污染物的浓度快速降低。
由此可见溶解相污染物的去除受控于循环井的流场，而循环井的影响半径拓展符合指数上升规律，由此推测溶解相污染物浓度在循环井水力激发下的衰减符合指数衰减规律，因此采用指数函数对溶解相污染物的平均浓度随时间的变化规律进行拟合，拟合结果如图4所示。由图4可知，4种溶解相污染物的平均浓度均符合指数衰减规律，说明随着修复时间的增加，污染物的修复效率会逐渐降低，产生这种现象的原因可能有2点：首先，循环井流场的非对称结构导致不同位置处的水力激发强度有所不同，右侧污染物的去除明显高于左侧，左侧污染物的修复需要更长的运行时间；其次，到了循环井修复的后期，随着溶解相污染物浓度的降低，介质表面的吸附相污染物与赋存在含水层上方挥发相的污染物也会通过溶解等作用进入地下水中增加溶解相的浓度，导致修复效果变差。地下水修复后期的拖尾反弹现象是一种常见的问题，除低渗透区污染物反向扩散形成外，地下水介质中的吸附相解吸以及包气带挥发相吸附溶解也会导致拖尾反弹现象的出现。目前大多数研究仅仅只关注如何提高循环井运行过程中溶解相污染物的去除效率，而多相污染物尤其是吸附相及挥发相的修复并未引起足够的关注。但在循环井的水力激发作下，溶解相、吸附相、挥发相等多相污染物的平衡会遭到破坏，势必会重新分配。而污染物的溶解性、挥发性等势必会影响污染物相态之间的转化效率，也决定了是否需要耦合其它修复技术对循环井的修复效果进行强化。因此明确循环井水力激发下多相污染物的迁移转化规律是评估循环井对含水层污染物修复效果及开展强化修复的重要前提。
-
图5给出了循环井修复前后苯、氯苯、苯胺、苯酚4种污染物各相占比变化。由图5可知，在循环井运行前氯苯在砂箱中吸附相和溶解相占45.5%和39.6%，另外14.9%以挥发相存在；苯在砂箱中吸附相占37.8%，溶解相占35.5%，26.7%以挥发相存在；而苯胺和苯酚主要是以溶解相存在于砂箱中，占比高达87.7和89.4%，吸附相分别占12.3%和10.6%，砂箱内几乎检测不出挥发相的苯胺和苯酚。
污染物在砂箱中的挥发量主要是受到污染物的饱和蒸汽压的影响，并且服从亨利定律[20]。其中在25 ℃下苯的饱和蒸汽压高达12.691 kPa，氯苯为1.596 kPa，而苯胺和苯酚仅为 0.089和0.046 7 kPa，不足苯的1%。因此砂箱中氯苯和苯挥发相所占比例比苯胺和苯酚高。而污染物在含水层介质中的吸附主要受到介质理化性质和污染物本身性质影响。有机污染物在含水层介质和地下水之间的吸附分配系数与其水溶性呈近似反比关系，与其辛醇-水分配系数呈近似线性关系[21]，即水溶性越强，有机污染物在含水层介质表面的吸附量则越少。20 ℃时苯在水中的溶解度约为0.5 g·L−1[22]，氯苯0.21 g·L−1，苯胺为36.0 g·L−1，苯酚83.6 g·L−1，辛醇水分配系数苯为147.9[23]，氯苯为691.8[24]，苯胺为8.7[25]，苯酚为28.8[26]，因此溶解相苯胺和苯酚的占比远高于苯和氯苯，而吸附相的苯和氯苯要远大于苯胺和苯酚。
循环井运行96 h后，此时污染物的溶解相组成包括循环井抽出、砂箱流出和砂箱剩余溶解相，砂箱中剩余溶解相占比苯、氯苯、苯胺和苯酚分别降到了2.2%、4.0%、0.1%和4.5%，由图5可以看出污染物溶解相去除率主要由循环井抽出贡献，抽出量分别占到了总量的47.7%、58.7%、80.4%和84.3%，溶解相总量占比分别为60.9%、74.4%、90.3%和97.5%。吸附相占比苯、氯苯、苯胺、苯酚在96 h后分别降到了16.6%、13.1%、9.7%和2.5%，对比运行前分别降低了56.1%、71.2%、21.1%和76.4%。对比循环井运行前可以发现，运行96 h后溶解相污染物占比有一个明显的提高，同时吸附相和挥发相占比对比循环井运行前均有所降低，因此可以推测在循环井运行过程中有一部分吸附相和挥发相污染物转化进入了溶解相。当溶解相的污染物浓度降低之后，一部分吸附在介质表面的污染物由于浓度梯度解吸进入溶解相，一部分在循环井水力激发的冲刷下解吸进入溶解相，但这一过程相对较慢，除水溶性最好的苯酚外，其它3种吸附相污染物的占比仍然保持在10%~20%左右，需要耦合其它技术进行强化修复。
在循环井开始运行后，循环井带动水流形成循环流场，在循环流场的水力激发下砂箱内部的压力发生变化。如图6的模拟结果所示，循环井运行之后注水区域附近压力显著升高。压力的增加会促进砂箱内部气液传质过程，加速污染物由挥发相向溶解相的转化；同时在循环井运行过程中砂箱中溶解相污染物的浓度迅速降低，在浓度梯度的作用下，挥发相污染物也有溶解进入水相的趋势，最终导致含水层上方包气带中的挥发相污染物浓度降低。但由于循环井本身主要是抽注水的水力激发作用，本身并不直接作用于挥发相，因此挥发相的去除效果要比溶解相和吸附相差的多，在96 h时挥发相占比氯苯和苯分别只降低了16.1%和15.7%，远低于溶解相及挥发相的去除率。
-
1) 砂箱中污染物以多相形式存在，循环井运行过程中注水区域污染物率先被去除，在地下水流存在的情况下，水流流出方向会比流入方向去除速率更快，并且在循环井影响区域内的不同污染物的溶解相含量降低均符合指数衰减规律。
2) 在整个运行过程中苯、氯苯、苯胺和苯酚的溶解相污染物去除率为93.8%、89.9%、99.8%和95.0%，吸附相去除率为56.1%、71.2%、21.1%和76.4%，氯苯和苯的挥发相去除率为16.1%和15.7%，即循环井的修复不具有同步性，对溶解相去除效果最好，吸附相其次，挥发相最差。
3) 在循环井水力激发的作用下，挥发相污染物由于砂箱压力变化与浓度差会进入溶解相与吸附相，吸附相污染物在水力冲刷和浓度梯度下解吸进入溶解相，导致循环井抽出溶解相的总量会高于初始溶解相污染物的量。
循环井水力激发下多相污染物的迁移转化规律
Migration and transformation of multiphase contaminant under hydraulic excitation by circulation well
-
摘要: 利用二维砂箱模拟实验，以苯、氯苯、苯胺和苯酚4种溶解性和挥发性不同的有机污染物为研究对象，分析循环井运行过程中溶解相、吸附相、挥发相的浓度变化，探究循环井水力激发下多相污染物的迁移转化规律。结果表明，循环井的水力激发直接作用于溶解相且污染物浓度呈指数衰减的规律，运行96 h后溶解相苯、氯苯、苯胺和苯酚的去除率为93.8%、89.9%、99.8%和95.0%。而吸附相和挥发相的污染物在浓度梯度的作用下迁移转化进入溶解相，再通过循环井的水力激发作用被去除。其中吸附相的迁移转化与污染物的溶解性有关，修复后苯、氯苯、苯胺、苯酚吸附相占比相对初始含量分别降低了56.1%、71.2%、21.1%、76.4%。而挥发相的迁移转化与污染物的挥发性有关，修复后氯苯和苯去除率为16.1%和15.7%。对比可知循环井的水力激发作用对溶解相的污染物具有最好的去除效果，其次是吸附相，挥发相最差。本研究成果可为循环井的场地修复设计提供参考。Abstract: Benzene, chlorobenzene, aniline and phenol with different soluble and volatile properties were taken as the target contaminant in a two-dimensional sandbox simulation experiment to analyze the concentration variations of dissolved phase, adsorbed phase and volatile phase during the operation of circulation well, and explore the migration and transformation rule of multiphase contaminants under the hydraulic excitation of circulation well. The results showed that the hydraulic excitation of the circulation well acted directly on the dissolved phase and the contaminant concentration decreased exponentially. After 96 h operation, the removal rates of dissolved benzene, chlorobenzene, aniline and phenol were 93.8%, 89.9%, 99.8% and 95.0%, respectively. The adsorbed phase and volatile phase contaminants are transferred and transformed into dissolved phase under the action of concentration gradient, and then removed by the hydraulic excitation of circulation well. The migration and transformation of adsorbed phase was related to the solubility of contaminants, and the adsorbed phase proportion of benzene, chlorobenzene, aniline and phenol decreased by 56.1%, 71.2%, 21.1% and 76.4% compared with the initial content, respectively. The migration and transformation of volatile phase was related to the volatility of contaminants and the removal rates of volatile chlorobenzene and benzene were only 16.1% and 15.7%. The comparison results showed that the hydraulic excitation of circulation well has the best removal effect on dissolved phase, followed by adsorbed phase, and the worst removal effect on volatile phase. This study can provide reference for site remediation design of circulation well .
-
作为由空气污染引发的全球性灾难之一，酸雨被认为是当今最严重的一种跨境环境问题[1]。酸雨问题主要源于工业化石燃料的燃烧（产生SO2）和汽车尾气的排放（产生NOx）[1]，因此，人们治理酸雨的主要方法就是限制SO2和NOx等酸性污染物的产生。早在工业革命时期，酸雨问题就已经在美国出现，但直到1970年以前都未曾受到应有的关注，只是被用来反映空气质量状况的一项指标。随着1972年在瑞典斯德哥尔摩举行的“联合国人类环境会议”上被首次报道，加之酸雨危机愈演愈烈，美国从联邦政府层面，开始了对酸雨治理模式的探索之路。
1. 2种酸雨治理模式的主要特征
在当今酸雨治理领域中，命令—控制（Command-and-Control，CAC）和“市场调节”（Market-Based Instrument, MBI）是2种最具代表性的环境管制模式，美国完成由前者到后者的转型历经了二十余载。鉴于这2种模式在构成要素及运作机制等方面具有本质性的区别，在此，以酸雨治理实践为例，从实施主体、动力来源和运行机制3个方面，首先对2种模式的主要特征加以阐释。
1.1 酸雨治理模式的实施主体
酸雨治理模式的实施主体，是指对酸雨进行治理的行为主体，它承担着酸雨治理的责任，并被赋予实施治理的相应权力。实施主体对酸雨治理的主观认知和态度，及对酸雨进行治理的能力，都会对酸雨治理的客观效果产生重要影响。
命令—控制模式的实施主体主要是国家机构（包括：行政、立法和司法3个组成部分），它们借助其在公共事务管理中法定的权力和权威，以发布酸雨管制命令、制定酸雨防治法规、设定SO2排放标准、开展对排污单位的监督审查等方式，实施对酸雨的治理。
市场调节模式则通过将酸雨治理的环境成本与企业的经济利益相挂钩的方式，将酸雨治理的行为主体由国家机构转向企业。受经济利益的驱使，企业会自发地依据其自身经营的成本和收益状况，灵活地做出“污染多少，治理多少”的选择，而不必受制于环境监管者设定的酸雨管制模式。
1.2 酸雨治理模式的动力来源
酸雨治理模式的动力来源，是指推动酸雨治理模式得以实施的主要动因和激励因素，它在很大程度上影响到酸雨治理主体的积极性和努力程度。
命令—控制模式的动力来源，是在世界环保运动蓬勃兴起与美国国内环境污染日益严峻的背景下，国家机构对于本国经济、社会发展，特别是环境保护事业所必须担负的责任、义务和职能。
市场调节模式的动力来源，则是市场运行中成本—收益衡量下的经济效益。在市场调节模式中，市场之所以能够发挥作用的关键在于其借助一些经济激励措施，将企业治理酸雨的费用内化到其经济运行的成本当中。为了花费最少的治污成本换取最大的经济效益，企业便会想方设法地减少污染排放。因此，较之命令—控制模式，市场调节模式在酸雨治理的过程中会呈现出更加灵活、自觉的特点。
1.3 酸雨治理模式的运行机制
酸雨治理模式的运行机制，是指推动酸雨治理模式运行并发挥作用的逻辑、程序、方式与路径，它随酸雨治理模式中其他要素所产生的变化而变化，直接决定了某一酸雨治理模式的具体表现形态。
命令—控制模式依靠国家机构的行政和法律手段，以外部约束的方式对致使酸雨产生的排污企业实施最直接的管控。在这一过程中，国家机构首先需要通过立法手段界定法律所允许的SO2等酸性污染物的最大排放量，然后再借助行政手段对那些超过最大排放量的行为施以惩罚。由于该模式的运行建立在各种严格的酸雨管制标准和严厉的行政处罚措施基础之上，因此实施主体对于各企业排污信息的掌握尤为重要。
市场调节模式则主要依靠经济和市场手段，以内在约束的方式对致使酸雨产生的排污企业实施间接性管控。为了充分调动企业治理酸雨的积极性，在制定总体的SO2减排目标后，环境监管者会借助一些经济激励措施，以经济诱导环保的方式将企业治理酸雨的责任与其追求经济效益的动机结合起来，以此来促使其自发地采取一些酸雨治理措施。由于该模式的运行依靠市场经济的自我调节机制，因此合理恰当的经济激励措施是其得以有效运转的重要保障。
2. 美国酸雨治理的“命令—控制”时期（1970—1990年）
20世纪70年代以前是美国酸雨治理的“无政府时代”。彼时，以联邦政府为主的国家机构对于国内酸雨乃至空气污染问题并未施加过多的干预。而后，随着酸雨等跨境污染问题愈发严峻，各州和地方政府的“画地为牢”式治理方式，以及民间环保运动的“分散性”弊端日显。美国最终于1970年伴随《国家环境政策法》的实施确立了以国家管制为主要特征的命令—控制模式，并由此开启了借助行政、立法和司法手段共同管制空气污染的“命令—控制”时期。
2.1 实施主体
“命令—控制”时期美国治理酸雨的主体是以美国联邦政府为主的国家机构——既包括一般意义上以总统为首的行政机构，还包括以国会为代表的立法机构和以联邦法院为代表的司法机构。
在国家机构的三方实施主体中，起主导性作用的是以总统为首的行政机构。1970年，尼克松政府开启了以联邦政府的名义就每年所需要解决的环境问题向国会提交咨文的先例[2]，还特别成立了以美国环保局为代表的专门性环境管制机构。自此，“环境保护不再仅仅是各州和地方政府的职能，美国联邦政府开始承担起对环境保护的主要领导责任”[3]。国会作为各方利益集团相互博弈的场所，也在此期间表现出强烈的环保价值取向。一般而言，在参众两院表决时，民主党人支持环保的热情要远高于共和党人。在民主党人掌控着参众两院多数席位的70年代，国会先后于1970和1977年2次修订《清洁空气法》。联邦法院虽然没有像上述主体的态度倾向那样明显，但在总统和国会这两大利益主体的共同影响下，其作为宪政秩序维护者的形象，在不损害宪法效力的情况下也是会考虑到维护联邦政府和国会的权威，从而向环保势力一方倾斜的。
由此可见，在美国治理酸雨的命令—控制模式中，尽管作为共同实施主体的三大部门行使权力的领域各不相同，但其在此时期内支持美国酸雨治理的态度却是基本趋于一致的。
2.2 动力来源
20世纪70年代是美国酸雨问题的全面爆发时期，也是命令—控制模式的高度发展时期，其发展的主要动因在于国家机构承担环保责任的需要。
从1970年1月1日《国家环境政策法》正式生效的那一刻起，美国进入到了“环境保护的十年”。这一时期，无论是国家机构对于环境污染问题的重视程度，还是在出台环保政策的数量和水平上，都较之前有了显著提高。与此同时，美国的酸雨现象在70年代初期愈发严峻，甚至已损害到美国国家的经济利益和人民的生活质量乃至生命安全。在此影响下，特别是在热衷于环保的民主党人占参众两院多数席位的70年代，作为“最具有政治责任感的联邦机构”[4]，国会和各州议会首先应承担起作为国家立法机构的重大使命——通过环境立法的方式对酸雨问题实施管控。
鉴于酸雨问题不仅是一个环境问题，更是一个国际关系问题——一方面，它涉及美国与邻国加拿大之间在共同应对跨境空气污染问题时进行的合作与博弈；另一方面，在国内环保运动高涨和经济下行压力增大的背景下，作为国家机构的核心组成部分，联邦政府也需要向公众对其所必须承担的环保责任作出积极回应，以求弥补在经济问题上损伤的政治权威。特别是酸雨本就是一个跨境性质的空气污染问题，污染程度的加深使得各州与地区之间各自治污的状态逐渐被打破，在环境产权界定不清晰的情况下，市场的自发调节机制只会使污染者的“搭便车”行为愈演愈烈。因此，无论是出于环境质量改善的目的，还是出于国家机构所必须担负的环保责任的考量，都迫切需要联邦从国家政治层面对酸雨问题加以协调和管制。
2.3 运行机制
命令—控制模式的运行围绕国家立法领域的措施展开，配合行政和司法手段的干预，三者共同开创了美国以国家强制力方式来解决酸雨问题的先河。
首先，从国家立法层面来看。命令—控制时期是联邦以立法手段应对酸雨问题的开端，这为日后美国“酸雨计划”的正式出台奠定了充实的法理依据。在《1970年清洁空气法修正案》中，法案授权美国环保局对于6种危害公众健康与福利的空气污染物质设置“国家环境空气质量标准（National Ambient Air Quality Standards, NAAQS）”[5]，其中就包括致使酸雨产生的SO2和NOx。在《1977年清洁空气法修正案》中，法案对于酸雨问题的管控更加具体。在第123条条款中，法案增加了限制高烟囱的使用，使之不能经常作为一项污染控制技术的决定[6]；在第110和第126条条款中，法案首次就各州酸性污染物的跨州际传播及相关申诉问题进行了界定[6]；在第115条条款中，法案则对国家解决酸性污染物跨境传播的程序问题作出了说明[6]。
其次，从行政措施层面来看。联邦政府在此期间发布的酸雨管制命令主要表现在以下3个方面：第一，根据1970年法案的要求制定SO2和NOx等酸性污染物的排放标准[7]，见表1。
表 1 国家环境空气质量标准Table 1. National Ambient Air Quality Standards污染物 国家一级环境质量标准 国家二级环境质量标准 均值类型 标准浓度水平 均值类型 标准浓度水平 一氧化碳 8小时 10 mg·m−3 未设定 无 1小时 40 mg·m−3 未设定 无 铅 平均每季最大值 1.5 μg·m−3 平均每季最大值 1.5 μg·m−3 氮氧化物 每年算数平均值 100 μg·m−3 每年算数平均值 100 μg·m−3 臭氧 每天1小时平均最大值 235 μg·m−3 每天1小时平均最大值 235 μg·m−3 颗粒物（PM10） 每年算数平均值 50 μg·m−3 每年算数平均值 50 μg·m−3 24小时 150 μg·m−3 24小时 150 μg·m−3 二氧化硫 每年算数平均值 80 μg·m−3 3小时 1300 μg·m−3 24小时 365 μg·m−3 | Show Table
DownLoad:
CSV
1971年4月，美国环保局分别将SO2和NOx的“国家一级空气质量标准”的年度算数平均值设为80和100 μg/m3[8]。自此，美国的酸雨管控工作有了科学的依据和准则。第二，为了使更多地区尽快达到NAAQS的要求，美国环保局采纳了通过建造高烟囱的方式来将SO2等酸性污染物排放到高空中，以此来稀释和分散地表污染物浓度的高烟囱政策。据悉，1960年，美国烟囱的平均高度约74 m；1970年，已经存在2个高度超过152 m的烟囱；到了1980年，烟囱的平均高度已达到223 m[9]。第三，开始就跨境酸雨防治问题与加拿大政府展开合作。1978年，两国建立了“空气污染物远距离传输双边研究磋商小组”，开始对酸雨问题展开科学研究[10]。到了1979年，两国又共同起草了一份关于酸雨在北美地区的起因、传播和影响等内容的科学报告[11]，同时还签署了《跨界空气质量联合声明》，表达了美加双方想要“共同减少或防止损害公众健康和财产安全的跨界空气污染问题的决心”[10]。
最后，从司法诉讼层面来看。美国联邦法院支持为酸雨治理申诉的态度主张也在此期间表现得愈发明显，一个典型的案例是1973年“西宾夕法尼亚电力公司诉特雷恩案”[12]。西宾夕法尼亚电力公司是一家主要排放含硫化合物的电力企业。1973年，它因不满所在州向美国环保局提交的州实施计划（State Implementation Plan, SIP）中对于SO2等酸性污染物设定了高于NAAQS的做法向联邦法院提起诉讼。最终，最高法院以凡是符合1970年法案要求的SIP均可被执行为由驳回了电力公司因过高的经济技术成本而想要执行另外一种“不那么严格”的排污标准的主张[12]。此外，在70年代中期的“美国自然资源委员会诉环保局案”“美国大河电力公司诉环保局案”“美国肯尼科特铜业公司诉特雷恩案”等案件中，联邦法院同样对于工业企业试图通过建造高烟囱以规避NAAQS的做法进行了“抵制”[9]。
3. 美国酸雨治理的“市场调节”时期（1990年至今）
从20世纪70年代末期起，受滞胀危机的持续影响，全国对于不计成本治理污染的命令—控制模式的信心开始动摇。但鉴于酸雨危机的不断恶化乃至国际化，又使得美国无法完全放弃对酸雨的治理，因而从这时开始，酸雨治理模式中逐渐孕育出一些市场因素。这些市场因素在大力倡导“反环保、促发展”的里根政府时期逐渐完善和发展，最终，随着《1990年清洁空气法修正案》第四章“酸雨计划”（Acid Rain Program）的出台，美国正式确立了酸雨治理的市场调节模式。与命令—控制模式不同，在该模式中，市场机制逐渐开始取代联邦管控的统治地位，在酸雨乃至空气污染治理领域中日渐发挥起主导性作用。
3.1 实施主体
作为市场经济的主要参与者，美国在1990年之后进行酸雨治理的主体，主要就是受到国家“酸雨计划”管制的各类排放SO2和NOx等酸性污染物的工业企业。但是，鉴于市场调节机制本身所具有的开放性，与排污企业密切相关的一些诸如美国联邦政府、工商业投机者以及环保主义者等“非污染物排放主体”也积极参与其中。
首先来说市场调节模式中最重要的实施主体——排污企业。通常而言，主动参与到酸雨治理过程中的排污企业有2种：一种是在“酸雨计划”中被明确列出的法定执行者，包括被列入“酸雨计划”第一阶段管控范围的位于美国东部和中西部21个州的110家发电厂的263个污染源，和第二阶段在此基础上增加的2 000多家生产规模大于2.5万KW的SO2排放企业[13]，它们是导致美国SO2排放总量增加的主要力量；另一种则是通过“选择—加入计划（Opt-in program）”参与其中的自愿加入者，包括一些生产规模小于2.5万千瓦的发电设备、工业锅炉以及未被列入“酸雨计划”的城市废物焚烧炉等污染源[14]。由于它们自主降低1 t的SO2排放的成本通常会低于排污交易市场中1 t的SO2排放配额的平均售价，因此加入“酸雨计划”的SO2排污交易机制中能够使其“有利可图”。
此外，市场调节模式还有3种“非污染物排放主体”。其一是以美国环保局为代表的政府监管者，他们主要通过监督和审查的方式对市场调节模式辅之以必要的行政管控措施。其二是工商业投机者，他们通过将SO2排放配额视作一种投机产品，以“低买高卖、赚取差价”的方式活跃着SO2排污交易市场。其三是环保主义者，他们购买SO2排放配额的主要目的是将其储蓄不再卖出，以此来减少排污配额在交易市场中的流通总量，从而达到控制社会中SO2总体排放量的目的。当然，除了环保主义者之外，政府有时也会扮演这一角色。
3.2 动力来源
1990年“酸雨计划”的出台是美国市场调节模式取代命令—控制模式的最终胜利，该模式之所以能够发挥作用，其主要驱动力在于各排污企业对经济效益的不断追求。
早在“酸雨计划”出台前的数十年间，国会便已经开始就如何处理SO2排放的问题进行了反复的辩论。截至1989年（即“酸雨计划”正式出台的前一年），国会已然对酸雨问题的解决提出了大大小小共计70多个议案[15]，这些议案所反映出的共同主旨在于，在最大限度节省治污成本的基础上寻找到解决酸雨问题的新路径。由于滞胀危机余波的影响，国家机构和排污企业在此期间不约而同地将目光聚焦于注重成本—收益分析的市场手段上。随后，在各方势力就如何通过市场机制的创新来节省酸雨治理成本、提高酸雨治理效率等问题展开了数轮博弈与交锋后，最终得以兼顾企业和环保主义者利益的、既清洁又廉价的“酸雨计划”应运而生。
不同于命令—控制模式中不计成本的强制性污染管控模式，经济发展的诉求在“酸雨计划”的运行过程中始终占据着最重要的位置。一方面，这是出于对20世纪80年代国家经济需要快速恢复和发展的现实需要的考虑；另一方面，唯有将企业对经济效益的追求引入污染治理领域，换言之，唯有通过经济刺激的方式才更能引导企业自觉地在最大程度上、且最持久地对空气污染问题作出改善。而从后续“酸雨计划”的实施过程来看，这的确是传统意义上的命令—控制模式所不能及的。
在市场调节模式的实施下，借助于排污配额的交易过程，美国不仅成功建立了世界上首个SO2排污权交易市场，还通过允许合理买卖SO2排放权利的方式为企业常常会选择“搭便车”的污染治理责任赋予了经济价值。其实，无论是在“酸雨计划”出台之前的讨论设计阶段，还是在市场调节模式的正式运行阶段，以企业经济效益为重的理念贯穿于“酸雨计划”的运行始终。因为从某种意义上来说，它不仅是政策制定者引导排污企业自觉参与到酸雨治理进程中的一座桥梁，更是在市场经济自发调节的机制下保障排污权交易过程得以正常运转的最大动力。
3.3 运行机制
以“酸雨计划”为代表的市场调节模式的运行机制主要包含以下4个方面。
3.3.1 总量上限的控制机制
这一机制具有2层含义：首先，对致使酸雨产生的SO2和NOx等酸性污染物设定明确的总量上限。《1990年清洁空气法修正案》在第四章开篇中明确表示：“为减少酸沉积带来的不利影响，预将国家本土48个州及哥伦比亚特区的SO2年排放总量在1980年的排放水平上减少1 000万t，将NOx的排放量在1980年的排放水平上减少200万t”[16]。随后，国会还将达成总量上限目标的具体过程划分为两个阶段，并分别设定更具体的排污上限。其次，在实现总量上限目标的方式选择上，“酸雨计划”给了各排污单位足够的灵活性。换句话说，在规定的期限内完成总量上限目标的前提下，各排污单位可根据其自身的运营情况选择“最能使其效益最大化”的污染治理方式。此外，“酸雨计划”还鼓励各排污单位通过自主研发或引进治污新技术的方式来实现SO2排放总量的减少。
3.3.2 配额的初始分配机制
排污配额（allowance），即美国环保局授予各排污单位排放定额SO2的权利[16]。在“酸雨计划”中，各排污单位获得SO2排放配额的方式主要有3种：无偿获取、有偿交易和技术奖励。其中，无偿获取方式是三者中最主要且最稳定的一种配额分配来源，大约占初始分配配额总量的97.2%[17]。按照1990年法案规定，美国环保局局长需对所有被管制的排污单位分配为期1年的排污配额，且配额分配的数量应等于法案允许的SO2最高排放上限[16]。除了无偿获取，各排污单位还可通过有偿交易的方式购买到一定数量的排污配额。根据法案要求，美国环保局会从“酸雨计划”第一、二阶段无偿发放的排污配额总量中各扣除2.8%的数额，用于建立一个“特定配额储备”，以供排污配额的有偿出售[16]。通常情况下，美国环保局出售排污配额的方式主要有2种：直接出售和拍卖出售。此外，各排污单位还可通过更新现有排污技术设备的方式来获取额外的“奖励性配额”。
3.3.3 排污交易机制
这是整个“酸雨计划”中最核心的环节。根据“排污配额可在各排污单位和任意配额持有者之间进行交易和转让”[16]的要求，美国建立了世界上首个SO2排污交易市场。在此基础上，各排污单位可对其削减1 t的SO2的成本与市场中一单位排污配额的售价进行比较，以此来自行决定其实现SO2总量上限目标的方式。当然，对于本年度没有抵消完SO2实际排放量的剩余配额，可转入下一年使用；对于“酸雨计划”第一阶段内没有使用完的排污配额，可转入第二阶段使用；但是不可在配额未正式发放前就“预使用”排污配额[16]。
3.3.4 监督审查机制
这一机制包含以下3个子系统：排污跟踪系统、配额跟踪系统和年度调整系统。排污跟踪系统是监督审查机制的核心组成部分，主要依靠在各污染源上安装和运行对于SO2的“连续排放监测系统”来实现[16]。通常情况下，各排污单位至少要以1个季度为期限，定期将其监测到的SO2排放数据向美国环保局如实汇报，以此来确保美国环保局在执行“酸雨计划”其他各运行机制时所需要的可靠数据来源。配额跟踪系统是美国环保局为掌握其自身及各排污单位的配额持有情况而建立的一种计算机控制系统，也是查阅配额分配、交易、年终审查等官方记录的唯一途径。最后，在对于排污单位的年度SO2排放总量和年度排污配额持有量等信息都准确掌握之后，美国环保局便会通过年度调整系统核算出这一年各排污单位应被扣除的排污配额总量。当然，对于最终年度排污配额持有量不足以抵消其年度SO2排放总量的排污单位，美国环保局要对其超额排放SO2的行为施以严厉的行政和经济处罚。
4. 对我国环境污染管制的启示
4.1 树立人与自然和谐共生的可持续发展理念
在经济至上的发展观和功利主义自然观的指引下，以美国为首的发达国家在环境治理领域曾走上了一条“先污染后治理”式的发展道路。在70年代生态危机空前加剧的背景下，尽管美国一度确立了以国家管制为主要特征的命令—控制模式，但随着滞胀危机的爆发及国内经济形势的下滑，很快又出现了将经济发展的重要性置于环境保护之上的倾向。虽然经过各个利益集团的反复博弈，致力于平衡经济与环境效益的“酸雨计划”最终产生，但还是对环境造成了不可逆的损害。作为发展中国家，我们要充分利用好后发优势，吸取资本主义国家经济发展过程中的经验教训，同时要将美国“酸雨计划”中所体现出的这种经济与环境平衡发展的理念，与我国传统文化中的“和谐”思想相融合，秉承人与自然和谐共生的优秀传统文化，树立“绿水青山就是金山银山”的科学发展理念，坚持在发展中保护，在保护中发展。
4.2 坚持行政管制与市场调节有机结合的发展模式
美国酸雨治理模式的转型历经了从“依靠市场力量—市场失灵—政府干预—政府失灵—重新重视市场力量”这一“失灵”与“回归”相交错的探索路径。1990年“酸雨计划”出台后，美国建立了世界上第一个国家管制层面的SO2排污交易市场，较之改革路径上最初依靠的“单一型市场”而言，这个新型市场的建立与其说是再次依靠市场力量，不如说是有政府的干预为其保驾护航。这也是90年代以前美国单纯依靠市场或政府力量为何会频繁出现“失灵”的原因，这种“回归”实则是对命令—控制模式进一步市场化的结果。由此可见，任何一种单一型污染治理模式都并非完美无瑕，在进一步深化我国环境管制模式的市场化改革之际，我们一定要从单纯依靠政府或市场力量的一元论思维中解脱出来，本着“管制为先，市场并重”的原则将二者有机结合起来，以此来制定出更契合新时代中国特色社会主义市场经济体制的环境管制模式。
4.3 积极参与多边化、区域化、全球化的环保合作
酸雨、温室气体排放等跨境环境问题的解决不仅是某一国的个体行为，还是一种国际行为，需要国家与国家之间的团结协作。美加酸雨谈判始于1977年，直至1991年双方才最终签署美加《空气质量协定》（Air Quality Agreement）。在此15年间，即便是在双方政府曾就共同治理酸雨的问题多次达成共识的前提下，还是有协议因美方政府的单方面否认而夭折。这是霸权主义国家以牺牲他国环境为代价维护本国利益的惯用手段，我们不但不应效仿还应对其予以谴责和抵制。作为全球生态文明建设的参与者、贡献者与引领者，我们要摒弃任何国家任何形式的单边主义，加强与邻国及世界其他各国在国际环保事务中的多边化、区域化与全球化合作，努力提升本国对国际环保事业的自主贡献率，为积极构建人类命运共同体贡献出中国力量，在全球环境治理中充分彰显大国担当。
4.4 发挥制度优势，建立健全社会主义环境立法体系
美国酸雨治理模式变迁既有《1970年清洁空气法修正案》授权同意将酸雨治理的主导权收归联邦政府作为法律保障，同时也与美国数百年形成的市场经济制度相匹配。但在此之前，美国曾耗时半个多世纪的时间去确立联邦政府管制环境进而解决酸雨危机的合法性。如此，不仅可以使美国在一定程度上避免环境管制又回到70年代以前的“州权时代”，还能够防止日后这些酸雨管控条例成为一纸空文。对比美国这一环境治理体系，作为社会主义国家，我国在发挥中央政府治理环境的主导权方面具有天然的优势；但鉴于我国当前还处于社会主义发展的初级阶段，社会主义市场经济体制本身发展得并不完善。为此，在社会主义市场经济与治污模式的市场化改革双项并举的时代，我国应从国情出发，在充分发挥中国特色社会主义集中力量办大事制度优势的前提下，不断提升市场力量在污染治理过程中的杠杆性作用，同时进一步健全与我国社会主义市场经济体制相匹配的环境法律体系，以使我国的环境治理真正做到有法可依、有章可循。
-
图 2 循环井运行后溶解相污染物的浓度分布变化
Figure 2. Distribution of dissolved phase pollutants concentration after circulation well operation
图 3 有无地下水流动下循环井流场图
Figure 3. Schematic diagram of flow field of circulation well with or without groundwater flow
图 4 污染物溶解相浓度随时间变化拟合曲线示意图
Figure 4. Schematic diagram of fitting curve of contaminants dissolved phase concentration change over time
图 5 实验前后各相污染物占比变化
Figure 5. Interphase ratio of different phase contaminants before and after the experiment
-
[1] FENG S, CHENG D, ZHAN H, et al. Evolution characteristics of remediation process of secondary contaminant sources of low-permeability lens driven by circulating well[J]. Journal of Hydrology, 2022, 613(Part A): 128408. [2] WANG P, LI J, AN P, et al. Enhanced delivery of remedial reagents in low-permeability aquifers through coupling with groundwater circulation well[J]. Journal of Hydrology, 2023, 618: 129260. doi: 10.1016/j.jhydrol.2023.129260 [3] ZHAO Y, QU D, ZHOU R, et al. Efficacy of forming biofilms by Pseudomonas migulae AN-1 toward in situ bioremediation of aniline-contaminated aquifer by groundwater circulation wells[J]. Enviromental Science and Pollution Research, 2016, 23(12): 11568-11573. doi: 10.1007/s11356-016-6737-7 [4] ELMORE A C, GRAFF T. Best available treatment technologies applied to groundwater circulation wells[J]. Remediation Journal, 2002, 12(3): 63-80. doi: 10.1002/rem.10034 [5] 蒲生彦, 王宇, 王朋. 地下水循环井修复技术与应用: 关键问题、主要挑战及解决策略[J]. 安全与环境工程, 2021, 28(3): 78-86. [6] GOLTZ M N, GANDHI R K, GORELICK S M, et al. Field evaluation of in situ source reduction of trichloroethylene in groundwater using bioenhanced in-well vapor stripping[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(22): 8963-8970. [7] MCCARTY P L, GOLTZ M N, HOPKINS G D, et al. Full scale evaluation of in situ cometabolic degradation of trichloroethylene in groundwater through toluene injection[J]. Environmental Science & Technology, 1998, 32(1): 88-100. [8] FAYAZ S. LAKHWALA J G M, AND RICHARD J. DESROSIERS. Demonstration of a microbiologically enhanced vertical groundwater circulation well technology at a superfund site[J]. Ground Water Monitoring and Remedaition, 1998, 18(2): 97-106. doi: 10.1111/j.1745-6592.1998.tb00620.x [9] BLANFORD W J, BARACKRNAN M L, BOING T B, et al. Cyclodextrin-enhanced vertical flushing of a trichloroethene contaminated aquifer[J]. Ground Water Monitoring and Remedaition, 2001, 21(1): 58-66. doi: 10.1111/j.1745-6592.2001.tb00631.x [10] 白静, 赵勇胜, 孙超, 等. 地下水循环井技术修复硝基苯污染含水层效果模拟[J]. 环境科学, 2014, 35(10): 3775-3781. [11] WANG X, ZHANG L, HAN C, et al. Simulation study of oxytetracycline contamination remediation in groundwater circulation wells enhanced by nano-calcium peroxide and ozone[J]. Scientific Reports, 2023, 13(1): 9136. doi: 10.1038/s41598-023-36310-1 [12] LUN R, SHIU W-Y, MACKAY D. Aqueous solubilities and octanol-water partition coefficients of chloroveratroles and chloroanisoles[J]. Journal of Chemical & Engineering Data, 2002, 40(4): 959-962. [13] 杨金杯, 许秋菊, 俞舒月, 等. 2, 5-二氯氟苯密度、黏度以及饱和蒸汽压测定与关联[J]. 化学工程, 2020, 48(7): 53-58. [14] 屈智慧, 王洪涛, 杨勇, 等. 循环井技术修复地下水氯苯污染的效果研究[J]. 化学工程师, 2016, 30(11): 29-32+19. [15] CHEN J S, JANG C S, CHENG C T, et al. Conservative solute approximation to the transport of a remedial reagent in a vertical circulation flow field[J]. Journal of Hydrology, 2010, 390(3-4): 155-168. doi: 10.1016/j.jhydrol.2010.06.035 [16] ELMORE A C, HELLMAN J B. Model-predicted groundwater circulation well performance[J]. Practice Periodical of Hazardous, Toxic, and Radioactive Waste Management, 2001, 5(4): 203-210. doi: 10.1061/(ASCE)1090-025X(2001)5:4(203) [17] CHIOU C T, KILE D E. Effects of polar and nonpolar groups on the solubility of organic compounds in soil organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 1994, 28(6): 1139-1144. [18] SCHMIDT T C, KLEINERT P, STENGEL C, et al. Polar Fuel Constituents: Compound Identification and Equilibrium Partitioning between Nonaqueous Phase Liquids and Water[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(19): 4074-4080. [19] LI M, CHEN Q, YANG L, et al. Contaminant characterization at pesticide production sites in the Yangtze River Delta: Residue, distribution, and environmental risk[J]. Science of the Total Environment, 2023, 860: 160156. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.160156 [20] LI X, ZHANG J, YANG Z, et al. Simulation of migration law of organic pollutants in circulating wells[J]. Advances in Civil Engineering, 2022, 2022: 1-12. [21] 孟凡勇, 刘锐, 小林刚, 等. 挥发性氯代烃在湿润土壤中的平衡吸附研究[J]. 环境科学, 2012, 33(4): 1361-1368. [22] JORGENSEN W L, DUFFY E M. Prediction of drug solubility from Monte Carlo simulations[J]. Bioorganic & Medical Chemistry Letters, 2000, 10(11): 1155-1158. [23] MARINA M L, GARCíA M A, PASTOR M, et al. A statistical study of the correlation between k’ or log k’ and log Pow for a group of benzene and naphthalene derivatives in micellar liquid chromatography using a C-18 column[J]. Chromatographia, 1995, 40(3-4): 185-192. doi: 10.1007/BF02272169 [24] 唐自强, 堵锡华, 冯长君, 等. 价连接性指数与卤代苯、酯的溶解度及辛醇/水分配系数定量关系的研究[J]. 上海大学学报(自然科学版), 2003(3): 266-270. [25] GUO Y G, ZHANG J, LIU D N, et al. Determination of n-octanol-water partition coefficients by hollow-fiber membrane solvent microextraction coupled with HPLC[J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2006, 386(7-8): 2193-2198. doi: 10.1007/s00216-006-0868-5 [26] 宋斌. 酚类化合物水溶性及正辛醇/水分配系数的测定与研究[D]. 青岛科技大学, 2011. -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 1147
- HTML全文浏览数: 1147
- PDF下载数: 64
- 施引文献: 0
