近年来，原位化学氧化是一种较为受推崇的有机污染土壤修复技术^[42-46]，但原位化学氧化存在处理不彻底、出现反弹等问题，尤其是针对渗透性较差的黏性污染土壤更是如此。由于实际修复工程现场的复杂性、地面下的低温环境以及天气季节的原因，原位热脱附技术的热强化作用能有助于提高原位化学氧化的处理效率与效果：其一是对所用氧化剂进行活化，改进其处理效果；其二是改善土壤环境条件，增加污染物的可给性，促进污染物与氧化剂的充分接触。而热强化皆可满足以上条件，热强化的原位氧化耦合技术为土壤修复提供了一种新的思路。

原位热脱附与化学氧化耦合技术可以提高氧化剂的反应活性。活化过硫酸盐的使用逐渐成为土壤氧化修复处理的热点^[47-55]，热活化是一种高效的过硫酸盐活化方式，原位热脱附耦合技术可以通过加热将能量传递给氧化剂，热活化过硫酸盐反应过程温和，可利用的反应时间长，对大部分污染物都有很好的降解效果，适用于场地土壤和地下水修复^[42-43,48]。热强化的过硫酸盐活化技术也被称为一种清洁型污染物处理技术，过硫酸盐中O—O的键能为140 kJ·mol⁻¹，一般情况下，需要高温的能量输入才可以促使O—O键断裂，进而生成硫酸根自由基^[56]，但为了避免高昂的加热成本，过硫酸盐的活化温度通常选定在40 ℃^[56-58]。

在原位加热条件下，在一定范围内，温度升高可以增强过硫酸盐的氧化降解效果^[24]，氧化剂与污染物的反应速率也随温度的升高而增大^[59]。PARK等^[60]的研究结果表明，在氧化剂与污染物初始浓度固定时，PFOA的降解随温度升高而增大，且在20~60 ℃符合一级反应动力学。LEE等^[61]研究了自然环境温度范围内过硫酸盐对PFOA的氧化降解效果，结果表明：在其他参数固定的条件下，温度为40 ℃时，反应72 h便可实现PFOA的完全降解；但是在20 ℃的低温条件下，反应648 h后，PFOA的降解效率只能达到80.5%。类似地，在20 ℃温度条件下，14 d内彻底降解γ-HCH须选用4 mmol·kg⁻¹的过硫酸钠；但在40 ℃温度条件下，过硫酸钠的使用浓度仅为0.4 mmol·kg⁻¹时即可达到同样的降解效果^[59]。同样地，YUKSELEN-AKSOY等^[62]研究了不同温度下活化过硫酸盐降解高岭土和冰碛土中的PCBs，结果表明：PCBs的去除率随温度升高而增加，当温度为45 ℃时，反应24 h后，2种土壤中的PCBs去除率分别达到了92.6%和62.3%；而当温度为23 ℃时，两者的去除率仅为22.5%和10%。在一项针对四氯化碳污染土壤的原位热耦合处理案例中^[63]，经过19 d的电阻加热以及3次过硫酸盐处理，土壤中四氯化碳的去除率为93%，其中在非加热条件下化学氧化的去除率仅为3%，由此也可以看出耦合热处理的重要性。

原位热脱附除了能够活化氧化剂，也可提高土壤与地下水中污染物的可给性。原位化学氧化与原位热修复耦合可以明显改善混合效率，加热可以减少水的黏度、增加水的浮力，使得氧化剂与污染物接触混合^[24,64-66]。此外，两者耦合作用可以通过局部热活化-氧化实现重污染区域的修复^[24]。USMAN等^[67]的研究结果表明，热预处理对污染土壤中PAHs的可给性有很重要的影响，特别是针对可给性受限的污染物。针对2种来自法国西北部焦化厂的PAHs污染土壤，在未经热预处理条件下，直接氧化处理几乎不能去除其中的PAHs，在60、100和150 ℃条件下，经过7 d热处理，PAHs的削减量均低于10%，而经过热处理后的污染土壤再进行化学氧化处理，在3种温度条件下，2种污染土壤中的PAHs的削减量分别为19%、29%、43% 和31%、36%、47%，表明原位热预处理不但能够直接用于污染物的消除，而且可以有效提高土壤中污染物的可给性，增加氧化剂与污染物的接触概率^[67]，从而提高化学氧化剂对污染物的氧化去除率。

土壤原位热处理可以增加有机污染物的蒸气压，降低有机污染物的黏度并增加有机污染物的水中溶解度，从而可以增强有机污染物在土壤上的解吸能力，提高有机污染物的可给性以及微生物的可降解性，因此，温度对微生物的降解反应速率的影响尤为重要。细菌生长率是温度的函数，有研究^[10,41]证实：在低于10 ℃时，地下微生物的活力极大降低；在低于5 ℃时，活性几乎消失。污染物的微生物降解过程遵循阿伦尼乌斯定律，即在一定的温度内(10~45 ℃)，温度每增加10 ℃，反应速率常数可增加1倍^[10,24,58]。随着地下环境温度的增加，污染物的溶解度以及挥发性都会显著增大。有研究^[24,58]表明，在中等温度条件下，环境温度增加5~6 ℃，可使重质非水相液体(DNAPL)的传质速率增加4~5倍。因此，地下环境中度升温处理能够促进污染物的解吸，强化微生物的降解过程。

一些电阻低温加热与微生物降解耦合技术处理有机污染场地的应用案例也证实，热强化能够显著提高微生物的总量、活性以及污染物的去除率。RICHARDSON等^[68]的研究证实，在蒸汽喷射处理众多烃类物质的过程中，嗜热菌的生物降解起着非常关键的作用，尤其是用作土壤冷却剂的空气被作为微生物的氧源时。TOM等^[69]对原位电阻加热与微生物耦合作用的研究表明：与环境条件下的微生物降解效果相比，在35 ℃热强化温度下，微生物对三氯乙烯等污染物的降解速率与效果明显增加；而在30~70 ℃内，土壤中三氯乙烯的脱附以及脱氯反应速率随温度的升高而加大；在45~50 ℃时，脱氯速率超过了脱附速率。随着温度的升高，特征污染物三氯乙烯的脱氯产物氯乙烯和乙烯的浓度均有所增大，同时土壤中脱氯菌的微生物数量显著增加。类似地，MARCET等^[70]研究了原位加热条件下的微生物对四氯乙烯的脱氯行为，结果表明，随着温度的升高(15~43 ℃)，降解产物二氯乙烯以及乙烯的含量逐渐增加，在43 ℃时，还原性脱卤基因的丰度是15 ℃时的1~2.5倍。

HUESEMANN等^[71]针对石油烃与PAH污染土壤的研究结果表明，在原位加热温度为25~70 ℃时，污染物的降解速率与温度呈正比。在3个月的实验中，25 ℃时没有观察到异丁烯的生物降解，而在50 ℃和70 ℃原位加热的温度条件下，同样时间内，异丁烯的生物降解量分别为85%和100%。尤其是对于挥发性较低的多环芳烃和C21~C23的石油烃，在70 ℃时，碳氢化合物的生物降解速率比低温的对照组更快^[71]。除了增强污染物的去除效果，原位电阻加热与微生物等其他技术的耦合使用较单一热处理方式成本更低^[69-70]。需要注意的是，在使用热处理与微生物的耦合过程中，应避免使用过高的温度。但也有研究^[68,72]表明，在经过蒸汽强化处理后冷却的污染土壤中，微生物仍具有良好的活性，尤其是针对嗜热型细菌。

针对有机污染场地的原位热脱附修复过程，土壤在加热的过程中伴随着复杂的物理化学反应，尤其是在与其他技术相耦合的过程中伴随着水热裂解、氧化以及挥发等反应^[73]，原位热脱附与蒸汽强化的耦合使上述现象更为显著^[74]。

对于水文地质条件差异性较大的污染场地，热传导技术与低温蒸汽注射技术可以联用，如可采用电阻热脱附或热传导热脱附技术处理土层渗透性较差的地区，而蒸汽注射热脱附用来处理渗透性较高和地下水流较快的区域，同时前者用来处理包气带中的难降解有机污染物，后者用来处理饱和区中的有机污染物^[19,75]。在另一原位热脱附耦合应用案例中，针对黏土层中的氯代烃、苯系物与石油烃等非水相组分，利用电阻加热与蒸汽强化相耦合技术处理6周后，污染物的去除率增加了1 000倍，污染物总削减量达到2 500 kg，所有污染物的去除率均大于99.85%^[73]。因此，2种原位热脱附技术的耦合可以避免使用单一高温热脱附能耗高的劣势，同时也可以避免使用蒸汽注射抽提技术处理难降解有机污染物不彻底的弊端。

尽管原位热脱附技术的应用逐渐增多，但是，与国外的研究与应用相比，国内关于原位热脱附与其他相关技术耦合联用的研究与应用较少。鉴于目前我国存有较多大型复杂的有机物污染场地的现实情况以及亟待修复治理的实际需求与节能降耗的绿色修复原则，为进一步优化原位热脱附及耦合联用工艺，建议将来重点在以下几个方面开展研究工作。

1)进一步研究热场存在条件下的氧化剂传质扩散规律，获取关键参数，优化影响半径，用于指导方案设计与实际现场修复工程。

2)深入分析大型复杂复合污染场地的水文地质条件及不同分区分层的污染特征，为蒸汽热脱附与其他热处理等耦合技术的使用提供精准参数与信息支持。

3)实现化学氧化药剂注射、微生物菌剂注入设备与热强化装置的自动化联动控制，实现精准注药、减少能耗、确保性价比最高。

4)研发原位化学氧化、微生物降解与原位热脱附技术相耦合的装备，搭建相应的实验及应用装置平台，并在实际土壤修复工程项目中落地使用。

5)筛选嗜热细菌并扩大培养，进一步研究其在热强化现场条件下对有机污染物的降解规律、性能及相关的影响因素。

6)进一步研究2种不同加热方式存在下的热传递规律及不同水文地质条件对温度场、流场与传热升温效果的影响。