原位电阻热脱附修复氯代烃污染土壤

孟宪荣; 葛松; 许伟; 吴建生; 李长宁

doi:10.12030/j.cjee.202009077

原位电阻热脱附修复氯代烃污染土壤

1.
苏州市环境科学研究所，苏州 215007
2.
苏州科技大学环境科学与工程学院，苏州 215009
3.
苏州热工研究院有限公司，苏州 215004

作者简介: 孟宪荣(1989—)，女，博士，高级工程师。研究方向：土壤污染与防治。E-mail：xianrong_m@163.com

通讯作者: 许伟(1982—)，男，硕士，高级工程师。研究方向：土壤污染与防治。E-mail：xw82514@163.com;

基金项目:
江苏省环保科研课题(2016061)；苏州市科技发展计划项目(SS201727，SS2019005)
中图分类号: X53

Remediation of chlorohydrocarbon contaminated soil by in-situ electrical resistance heating

1.
Suzhou Environmental Science Research Institute, Suzhou 215007, China
2.
School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
3.
Suzhou Nuclear Power Research Institute, Suzhou 215004, China

Corresponding author: XU Wei, xw82514@163.com ;

摘要: 针对原位电阻热脱附(ISERH)技术基础性研究不足、缺乏小试设备研发等问题，利用自主研发ISERH设备，以1,2-二氯乙烷和氯苯为目标污染物，探究了ISERH过程中土壤温度变化及设定温度、加热时间、污染物种类、老化时间对污染物热脱附效果的影响。结果表明，在热脱附过程中氯代烃污染土壤的主要阴离子 ${{\rm{SO}}_4^{2 - }}$ 和Cl⁻含量分别提高了121.92和49.82 mg·kg⁻¹，土壤电阻降低，土壤升温速度呈先快后慢的趋势。设定温度72 ℃(1,2-二氯乙烷和水共沸点)、加热时间12 h时，污染物去除效果不佳；提高设定温度至95 ℃，延长加热时间至36 h时，1,2-二氯乙烷去除率可达78.29%~100%。在修复效果的比较上，浅层土壤优于深层土壤；在能量利用率的比较上，间歇加热抽提优于连续加热抽提。污染物性质及土壤对污染物的吸附作用是影响污染物热脱附效果的主要因素，单一污染土壤的1,2-二氯乙烷去除率高于氯苯；在先加入1,2-二氯乙烷后再加入氯苯的复合污染土壤中，氯苯去除率高于1,2-二氯乙烷；老化时间越长，污染物热脱附去除效果越差。本研究结果可为ISERH技术修复氯代烃化工污染场地的工程设计提供参考。
- 原位电阻热脱附 /
- 氯代烃 /
- 土壤修复 /
- 复合污染
Abstract: The present research was to study the remediation of chlorohydrocarbon for contaminated soil by in-situ electrical resistance heating (ISERH) with independent designed ISERH equipment due to the lack of basic research and development of laboratory scale test equipment of ISERH. 1,2-dichloroethane and chlorobenzene were selected to be targeted contaminants to study the effects of temperature, heating time, pollutant species and aging time on the removal efficiency of contaminants during the ISERH process. The results showed that the content of ${\rm{SO}}_4^{2 - }$ and Cl⁻ in chlorohydrocarbon contaminated soil increase 121.92 mg·kg⁻¹ and 49.82 mg·kg⁻¹ respectively during ISERH process, resulting in a reduction of soil electric resistance, and a fast followed by slow tendency of soil temperature. Contaminants could not be removed effectively when temperature was at azeotropic point 72 ℃ and heat for 12 h. Whereas the 1,2-dichloroethane removal efficiency increased to 78.29%~100% when the temperature increased to 95 ℃ and heating time lengthened to 36 h. In the aspect of remediation effect, shallow soil layer was superior to deep soil layer. And on the energy-efficient side, the manner of intermittent heating and extraction possess an advantage over the continuous mode. Contaminant nature and absorption between contaminant and soil are the main factors affecting removal efficiency. The removal efficiency of 1,2-dichloroethane is higher than chlorobenzene, while which is invers in the combined pollution soil of pre-filled 1,2-dichloroethane and post-added chlorobenzene. The longer the aging time, the worse the thermal desorption efficiency. The experimental results can provide references for the engineering design of ISERH technology to industrial site remediation of chlorohydrocarbon.
- in-situ electrical resistance heating /
- chlorohydrocarbon /
- soil remediation /
- combined pollution

传统污水处理工艺如A/O、CASS、氧化沟等采用单一污泥悬浮生长体系因其具有工艺简单、氮磷去除效果较好得到广泛应用，但采用单污泥体系的污水处理工艺在培养硝化菌、反硝化菌进行脱氮除磷过程中存在有机负荷、泥龄以及碳源需求上的竞争与矛盾，很难获得良好的污染物去除效果^[1-2]。因此，在20世纪80年代JONES等^[3-4]提出了构建双污泥体系工艺即A₂N(厌氧/缺氧-硝化)工艺的思路，通过将硝化菌和反硝化菌分别独立培养，从而提高生物脱氮工艺对污水中碳源的利用效率，解决了硝化菌和反硝化菌泥龄矛盾等问题。

与单污泥体系的传统生物脱氮工艺相比，双污泥体系生物脱氮工艺具有污泥产量低、不同功能菌分开培养、有效利用碳源等优点^[5]，但是也存在固有缺陷。目前双污泥体系生物脱氮工艺包含间歇式和连续式两种模式，间歇式A₂N工艺采用2座SBR(sequencing batch reactor)分别培养硝化菌和反硝化菌，工序较长，且有效污水处理时长受到污泥沉降性等因素影响，如果采用膜生物反应器，膜污染问题也会增加运行成本。而连续式A₂N工艺由于处理设施较多，工艺流程与一般单污泥体系生物脱氮工艺更长，实际应用中建设成本和运行成本有所增加，同时间歇式和连续式A₂N工艺均存在出水氨氮浓度较高的问题^[6]。

本研究利用自主设计的实验室规模泥水分离反应器替代SBR，在反应器内截留污泥，富集培养功能微生物，将双污泥体系与A/O工艺相结合，构建缺氧和好氧污泥完全独立的双污泥生物脱氮工艺，根据运行模式特点称为A/O双污泥工艺。通过连续稳定运行实验，验证A/O双污泥工艺的脱氮性能，根据批次实验研究了工艺运行过程的氮素转化规律，并通过16S rRNA测序手段揭示了工艺运行过程中微生物群落结构对脱氮性能的影响方式。最后基于以上实验结果评估A/O双污泥工艺进一步开发研究的潜力，总结工艺需要优化的问题点，为工艺实际应用研究提供数据支撑。

1. 材料与方法

1.1 实验用水与接种污泥

缺氧池和好氧池接种污泥分别取自运行一段时间的好氧SBR和缺氧SBR。在第1阶段(1~7 d)开始前分别倒入缺氧池和好氧池启动A/O双污泥工艺，工艺启动后污泥浓度(MLSS)大约为2 000 mg·L⁻¹。

工艺启动及运行阶段均采用模拟废水，其主要组分NH₄⁺-N浓度为400 mg·L⁻¹，其他组分有0.8 g·L⁻¹ K₂CO₃、1.5 g·L⁻¹ Na₂HPO₄、1 m L·L⁻¹ 营养液(2.5 g·L⁻¹ FeSO₄·7H₂O、0.44 g·L⁻¹ CaCl₂、0.19 g·L⁻¹ MgCl₂、0.06 g·L⁻¹ ZnCl₂、0.045 g·L⁻¹ MnSO₄·H₂O、0.06 g·L⁻¹ H₃BO₃、0.11 g·L⁻¹ CoSO₄·7H₂O、0.06 g·L⁻¹ CuSO₄·5H₂O、0.04 g·L⁻¹ NiCl₂·6H₂O、0.034 g·L⁻¹ 钼酸铵)^[7]，模拟废水碳源采用乙酸钠和蔗糖按1:1配制。

1.2 实验装置

反应器总有效体积为13.2 L，缺氧池和好氧池有效体积均为6.6 L，采用课题组设计的泥水分离反应器，反应器结构如图1(a)所示。该反应器通过搅拌桨旋转提供的升力将沉降性能良好的活性污泥截留在图1(a)黄色区域和反应器底部，废水在反应器下部完成泥水分离过程，最后从外圈出水堰进入下一构筑物。

图 1 泥水分离反应器及A/O双污泥工艺流程图

Figure 1. Schematic of sludge-water separation reactor and A/O process with two-sludge system

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A/O双污泥工艺流程如图1(b)所示。实验装置由有机玻璃制成，每个运行周期通过蠕动泵(Longer， BT101L，UK)从配水桶抽水进入循环桶，然后泵入缺氧池，再利用高度差重力流作用从缺氧池出水堰流入好氧池，最后在高度差重力流作用下返回循环桶，完成一次废水在工艺的内循环过程。循环桶内每个周期均预留4 L水，工艺启动及运行过程中进水体积与排水体积均为2 L。工艺运行采用时间继电器控制，每个周期总时长为8~12 h，模拟废水进水时长固定为50 min，排水时长固定为10 min，在整个运行周期内一直保持废水在工艺不同构筑物之间连续循环流动的过程。

1.3 实验条件及运行工况

第Ⅰ阶段(1~7 d)，从SBR转移活性污泥至对应的泥水分离反应器，然后启动工艺。第Ⅱ阶段增大废水内循环速度，提高工艺整体的脱氮效率。第Ⅲ阶段缩短水力停留时间，增加日进水负荷，避免低负荷运行影响工艺功能菌活性，加快污泥老化。在第Ⅲ阶段结束后，设置进水NH₄⁺-N浓度为200 mg·L⁻¹，其他条件不变，选择乙酸钠作为碳源，在4种C/N比(5、7、9、11)条件进行批次实验，研究工艺运行过程的氮素转化规律。本研究A/O双污泥工艺启动及运行阶段运行参数详见表1。

表 1 不同阶段工艺运行条件

Table 1. Conditions of process operation at different stages

阶段	时间/d	运行周期/h	DO/(mg·L⁻¹)	内循环速度/(mL·min⁻¹)	C/N	氨氮负荷/(kg·(m³·d)⁻¹)
Ⅰ	1~7	12	2~4	31	4	0.073
Ⅱ	8~44	12	2~4	78	4	0.073
Ⅲ	45~80	8	2~4	78	5	0.11

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1.4 分析方法

水质指标 NH₄⁺-N、NO₂⁻-N、NO₃⁻-N、COD指标均采用国家规定的标准方法监测。包括纳氏试剂分光光度法(NH₄⁺-N)、(1-萘基)-乙二胺分光光度法、(NO₂⁻-N)和氨基磺酸紫外分光光度法(NO₃⁻-N)、重铬酸钾法(COD)。

1.5 16S rRNA基因测序与微生物菌群分析

利用16SrRNA技术分析活性污泥微生物群落结构组成，包括微生物丰度占比及微生物多样性变化(上海美吉生物医药科技有限公司)。使用上游引物338F(5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3')和下游引物806R (5'- GGACTACH VGGGTWTCTAAT-3')扩增细菌16S rRNA基因的V3~V4区域。扩增程序如下：95 ℃预变性3 min，25个循环(95 ℃变性30 s，55 ℃退火30 s, 72 ℃ 延伸45 s)，然后72 ℃稳定延伸10 min，最后在10 ℃进行保存(PCR仪：ABI GeneAmp® 9700 型)。

聚合酶链式反应(PCR)扩增产物利用Illumina MiSeq测序仪(中国上海美吉生物医药科技有限公司所有)进行测序，将高通量测序结果得到的有效序列进行聚类分析，利用Uparse平台(版本7.1)按照97%相似性对非重复序列进行OUT(operational taxonomic units)聚类，然后利用Silva数据库对不同的OTU代表性序列进行标注和评价。

2. 结果与讨论

2.1 反应器运行效果分析

图2反映了工艺运行过程中泥水分离反应器的运行效果。在理想状态下，污水从进水管流入内筒与污泥混合，在泥水混合液向外筒扩散过程中，搅拌桨旋转提供向上升力将大部分污泥截留在内筒，最后在到达外筒底部时，剩余污泥在自身重量作用下被截留在底部半球形区域运动，仅有极少量衰亡或活性变差的污泥与水一起流入出水堰到达下一反应器。由图2(b)中所示的反应器实际运行效果来看，大部分污泥能够被截留在内筒进行培养，经过取样检测，缺氧池出水SS保持在44 mg·L⁻¹，好氧池出水SS保持在40 mg·L⁻¹，大幅减少了混合回流液中污泥的含量。以上结果证明实际运行效果基本符合理想状态下设计该反应器的运行目标，但出水SS与一级出水A标准仍有一定差距，后续反应器需要进一步优化，降低出水SS。

图 2 反应器运行效果

Figure 2. The operating effect of reactor

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2.2 A/O双污泥工艺的脱氮性能

图3反映了A/O双污泥工艺在不同运行阶段各项水质指标变化过程，不同阶段运行参数如表1所示。阶段Ⅰ(0~7 d)是在进水NH₄⁺-N浓度为400 mg·L⁻¹、C/N为4条件下启动工艺，在工艺启动前分别对好氧池和缺氧池污泥进行一段时间的驯化恢复操作，因此，阶段Ⅰ(0~7 d)工艺的NH₄⁺-N、TN出水浓度和出水COD快速下降，NH₄⁺-N和COD去除率达到80%以上，TN去除率达到60%，这说明工艺已具有一定污染物去除能力。阶段Ⅱ(8~44 d)将内循环速度提高至78 mL·min⁻¹，TN出水浓度由超过60 mg·L⁻¹降至40 mg·L⁻¹，出水COD值从68 mg·L⁻¹降至29 mg·L⁻¹，由于进水采用模拟废水，NH₄⁺-N出水浓度整体较低，因此，TN出水浓度主要与缺氧池的反硝化脱氮效率有关，与传统A/O工艺相比，本研究采用泥水分离反应器可以减少好氧池出水混合液回流时含有的污泥量，从而降低回流液携带的溶解氧，因此，单座反应器的水力停留时间可以从3.55 h缩短至1.41 h，回流比提高至4以上，让缺氧池单位时间内流入的TN浓度、COD值更高，从而提升缺氧池反硝化细菌的有机物利用效率。阶段Ⅲ(45~80 d)将C/N从4提高至5，运行周期从12 h缩短至8 h，出水NH₄⁺-N浓度和COD值与阶段Ⅱ基本一致，有机负荷和氨氮负荷提高并未对反应器内功能菌活性造成冲击。这表明泥水分离反应器可以通过截留污泥保持污泥浓度，为功能菌生长提供稳定的环境，保证工艺对负荷提高产生的冲击具有良好的耐受性。同时工艺的运行模式对高氨氮进水能够产生一定稀释作用，能够降低高氨氮废水中游离氨的浓度，减轻游离氨对好氧池硝化细菌脱氮效率的抑制作用，让A/O双污泥工艺在80 d运行过程中始终保持较高的氨氮去除效率。这表明A/O双污泥工艺运行模式在高氨氮废水处理方面具有一定应用潜力。

图 3 A/O双污泥工艺不同阶段脱氮效能

Figure 3. Nitrogen removal performance of A/O process with two-sludge system at different stages

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经过80 d的稳定运行，A/O双污泥工艺在进水氨氮负荷为0.11 kg·(m³·d)⁻¹、C/N比为5、内循环速度为78 mL·min⁻¹条件下，COD和NH₄⁺-N去除率均达到90%以上，TN去除率超过80%，因此，上述运行参数可以认为是保持工艺高去除效率的适宜条件。

A/O双污泥工艺脱氮性能对比如表2所示。与表中文献报道的A²/O(anaerobic/anoxic/oxic)、A/O等工艺相比，A/O双污泥工艺的氨氮负荷和氮去除负荷更高，无需二沉池，没有污泥回流路径，同时采用泥水分离反应器构建独立培养功能菌的双污泥体系，极大减少了污水循环流动过程中混合的污泥量，降低了污水快速流动过程中污泥携带溶解氧对缺氧区环境的影响。与采用SBR的双污泥体系工艺(A₂NSBR工艺)相比，A/O双污泥工艺采用泥水分离反应器精简了SBR的控制流程，提高了工艺处理污水的有效时间，在C/N更低的条件下达到更高的处理负荷。在高浓度氨氮废水处理应用方面，总计80 d的水质指标表明工艺具有一定应用价值，但与已有研究相比，还应进一步研究反应器结构优化及调控运行参数，在工艺最优运行参数下，通过提升进水负荷来判断工艺能够达到的处理负荷上限从而准确评估在高浓度氨氮废水处理实际应用的潜力。综上所述，表2脱氮性能数据对比说明采用泥水分离反应器搭建的A/O双污泥工艺在生活污水处理方面具有进一步开发的价值和潜力。

表 2 泥水分离反应器脱氮性能对比

Table 2. Comparing the nitrogen removal performance of sludge-water separating reactors

工艺	进水水质	NH₄⁺-N进水/(mg·L⁻¹)	TN进水/(mg·L⁻¹)	C/N	氮容积负荷/(kg·(m³·d)⁻¹)	氮去除负荷/(kg·(m³·d)⁻¹)	来源
A/O双污泥	合成废水	400	400	5	0.11	0.089	本研究
A/O	合成废水	60	83	9	0.083	0.071	[8]
A₂NSBR	生活污水	35.31	37.28	6~7	0.074	0.061	[9]
MBBR	合成废水	50	100	10	0.2	0.16	[10]
MBR	生活污水	85~115	—	6~10	0.11~0.15	0.0847~0.12 (仅氨氮)	[11]
A²/O	合成废水	31	31	＞10	0.124	0.074	[12]
A/O	合成废水	45	45	6~7	0.12	0.1056	[13]
UMSR	猪场废水	393	394	0.93	0.179	0.164	[14]
A²/O	猪场废水	(575±116)	(688±143)	(2.83±0.67)	(0.057±0.012)	(0.037±0.003)	[15]

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2.3 A/O双污泥工艺氮素转化规律分析

图4为以乙酸钠为碳源时，A/O双污泥工艺在不同C/N条件下脱氮过程的指标变化。图4(a)~(f)反映了不同反应器NH₄⁺-N、NO₂⁻-N浓度变化，在4种C/N条件下，循环桶出水区、缺氧池NH₄⁺-N浓度变化无显著差异，好氧池在C/N为9、11时出现NH₄⁺-N、NO₂⁻-N短暂积累。这说明C/N较高时对好氧池脱氮功能菌产生抑制作用，因为乙酸钠结构简单，通过三羧酸循环即可参与细胞代谢^[16]，碳源过量时无法在缺氧池被完全分解利用流入了好氧池，造成异养菌能够利用碳源迅速增殖与脱氮功能菌竞争溶解氧^[17]，导致水中溶解氧浓度不足，在好氧池出现NH₄⁺-N、NO₂⁻-N浓度短暂积累的现象。

图 4 乙酸钠为碳源条件下不同构筑物污染物浓度变化

Figure 4. Variations of contaminant concentration in different reactors with sodium acetate as carbon source

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图4(g)~(i)反映了NO₃⁻-N浓度随时间在不同反应器的变化过程。从最终产物浓度在不同反应器的分布情况来看，反硝化过程是限制工艺体系脱氮效率提高的关键因素。随着C/N升高，出水NO₃⁻-N浓度下降幅度逐渐减小，说明过多有机物加入超出了反硝化菌的代谢能力，过量碳源被其他代谢途径消耗，无法参与反硝化过程；而在C/N较低的条件下，有机物在C/N比为5、7、9时，仅需4 h即在缺氧池降至较低水平，无法平均分配到整个工艺运行过程，导致运行周期后半段有机物不足，NO₃⁻-N浓度升高。因此，优化碳源投加方式是提高缺氧池反硝化菌对有机物利用效率的有效途径之一。A/O双污泥工艺在运行过程中采用乙酸钠加蔗糖的复合碳源组合，利用高分子有机物分解代谢时间较长的特点，让每个周期运行后半段仍有一定比例的碳源能被反硝化细菌利用。但在实际应用时面对水质有机物组成复杂，C/N低的条件，还应考虑其他优化方式，例如，延长碳源投加时间，避免一次性投加过量，保证碳源投加过程中主要在缺氧池被反硝化功能菌快速利用去除NO₃⁻-N，避免单位时间投加碳源量超出功能菌承受能力，导致碳源被其他代谢途径消耗。

2.4 微生物群落结构变化分析

图5为工艺缺氧池和好氧池取样得到不同阶段的微生物群落指标。由图5(a)表示的门水平微生物群落结构可知，变形菌门(Proteobacteria)在所有样品中均保持优势，是传统污水处理厂最常见、丰度最高的细菌之一^[18]，对有机物和氮元素具有良好的去除效果。绿弯菌门(Chloroflexi) 、拟杆菌门(Bacteroidota)和放线菌门(Actinobacterota)的细菌可以将难降解有机物进行降解^[19-22]，分解成易于微生物利用的简单有机物，放线菌门(Actinobacterota)除了可以分解有机物，门下某些细菌也会参与到反硝化脱氮过程中^[23]。在好氧池的硝化螺旋杆菌门(Nitrospirota)则是硝化反应常见的硝化菌种，在运行阶段丰度减少可能与变形菌门包含的好氧脱氮菌竞争有关。与其他研究^[24-25]相比，变形菌门(Proteobacteria)在工艺体系下没有大幅度高于其它菌门的原因可能是，投加碳源为乙酸钠加蔗糖的复合碳源，蔗糖分解需要其他微生物参与，而工艺采用的泥水分离反应器为截留富集不同种类微生物提供了有利条件，因此，产生了多种菌门相对丰度与主要脱氮菌种变形菌门(Proteobacteria)丰度比较接近的现象。

图 5 不同阶段微生物群落分析

Figure 5. Analysis of microbial community structure at different stages

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从属水平分析，经过88 d的运行，缺氧池具有反硝化功能或反硝化潜力的菌属包括副球菌 (Paracoccus)、陶厄氏菌(Thauera)以及Caldilineaceae菌^[26-28]在缺氧池的相对丰度升高，其中Caldilineaceae菌属相对丰度达到了38.47%，这可能是因为其属于具有分解有机物能力的绿弯菌门(Chloroflexi)，对蔗糖类高分子碳源适应性更强，在竞争中逐渐占据优势。在好氧池中与硝化相关的菌属有硝化螺菌(Nitrospira)和副球菌(Paracoccus) ，目前，副球菌(Paracoccus)已有关于异养硝化-好氧反硝化菌种被报道，ZHENG等、MEDHI等^[29-30]研究中利用副球菌(Paracoccus)细菌实现了同步硝化反硝化过程，减少了脱氮所需碳源。本研究利用泥水分离反应器有效富集了全程硝化功能菌硝化螺菌(Nitrospira)^[31-32]和实现异养硝化-好氧反硝化过程的副球菌(Paracoccus)，这可能是工艺能够实现氨氮去除率达到90%以上的重要原因。因此，通过设计新型反应器，调整运行工况培养富集脱氮所需功能菌群是A/O双污泥工艺实现较低C/N比条件下高效处理高氨氮废水，NH₄⁺-N、COD去除率超过90%、TN去除率超过80%的原因之一。

2.5 工艺的不足及展望

经过80 d的运行实验，A/O双污泥工艺在较低C/N条件下表现出良好的脱氮性能，与传统脱氮工艺相比，具有一定实际应用的潜力，但在实际中试前也存在以下需要改进的问题。首先是现有反应器结构存在有效体积在总体积占比不足的问题，反应器总体积为11 L，有效体积只有6.6 L；其次，反应器出水SS浓度与一级出水A标准还有一定差距，上述2个问题需要研究其它方法来解决，比如筛选合适的填料、利用CFD软件进行模拟实验来优化结构等；同时在“双碳”背景下，急需开发节能降耗的污水处理工艺，面对污水C/N比低的处理难题，还应该将泥水分离反应器与新型脱氮技术相结合，如短程硝化、短程反硝化及厌氧氨氧化等，进一步降低脱氮所需碳源，同时保持高效的脱氮效率以及氮去除负荷。

3. 结论

1)结合双污泥体系的A/O双污泥工艺与传统A/O、A²/O等工艺相比，可以在更低的C/N比下保持良好的TN去除率，与采用SBR的A₂N工艺相比，采用泥水分离反应器的A/O双污泥工艺精简了处理工序，简化了操作流程，取消了污泥回流过程，具有进一步开发优化的潜力。

2)根据工艺运行过程的氮素转化规律表明，A/O双污泥工艺脱氮效能主要受反硝化过程脱氮效率限制，应考虑改变碳源投加方式或进水方式提高有机物在缺氧池的停留时间，优化工艺体系利用有机物的效率。

3)微生物群落结构分析结果表明，A/O双污泥工艺的主要功能菌包括变形菌门、绿弯弧菌门、拟杆菌门在门水平上相对丰度占比较高，在属水平上缺氧池反硝化相关菌属相对丰度较高，好氧池既存在硝化相关菌属，还存在主导异养硝化-好氧反硝化过程的副球菌(Paracoccus)，这种异养硝化-好氧反硝化过程可能是工艺维持较高TN去除率的原因之一。

4)泥水分离反应器和A/O双污泥工艺还存在较大优化空间，在后续研究中应结合流场模拟技术、新型脱氮技术等手段向节能降耗、智能化调控的方向继续发展。

图 1 加热罐内部示意图、电极和采样点位平面图、采样深度示意图

Figure 1. Interior diagram of the heating tank, planform of electrode and sampling site, sketch map of sampling depth

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图 2 热脱附过程中土壤温度(T2)和土壤电阻变化

Figure 2. Change of soil temperature (T2) and soil resistance in the process of thermal desorption

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图 3 热脱附温度为72 ℃和95 ℃时土壤中污染物去除效果

Figure 3. Removal efficiency of contaminants at setting temperature of 72 ℃ and 95 ℃ respectively

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图 4 加热时间对土壤中污染物去除效果影响

Figure 4. Effect of heating time on removal efficiency of contaminants

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图 5 老化时间对氯苯去除效果影响

Figure 5. Effect of aging time on removal efficiency of chlorobenzene

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表 1 目标污染物理化性质

Table 1. Physico-chemical properties of target contaminants

污染物	密度/(kg·m⁻³)	沸点(101.3 kPa)/℃	辛醇-水分配系数	与水的共沸点/℃	溶解度/(g·L⁻¹)	电导率(25 ℃)/(S·m⁻¹)
1,2-二氯乙烷	1.256	83.483	1.48	72	0.87(水，20 ℃)	3×10⁻⁸
氯苯	1.106	131.687	2.84	90	0.048 8(水，30 ℃)	7×10⁻¹¹

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表 2 不同污染体系中氯苯和1,2-二氯乙烷去除率

Table 2. Removal efficiency of chlorobenzene and 1,2-dichloroethane in different pollutted systems

样品编号	复合污染体系		单一污染体系
样品编号	1,2-二氯乙烷含量/(mg·kg⁻¹)	氯苯去除率/%	1,2-二氯乙烷去除率/%
a1	0	96.69	100.00
a2	0	94.82	100.00
a4	37.94	75.77	60.06
b1	0	90.35	100.00
b2	0	89.87	100.00
b3	0	78.95	90.12
b4	13.54	83.23	66.66
c1	0	92.23	100.00
c2	0	93.40	97.72
c3	28.10	77.23	33.63

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图( 5) 表( 2)

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1. 材料与方法
1.1 实验用水与接种污泥
1.2 实验装置
1.3 实验条件及运行工况
1.4 分析方法
1.5 16S rRNA基因测序与微生物菌群分析
2. 结果与讨论
2.1 反应器运行效果分析
2.2 A/O双污泥工艺的脱氮性能
2.3 A/O双污泥工艺氮素转化规律分析
2.4 微生物群落结构变化分析
2.5 工艺的不足及展望
3. 结论

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氯代烃类化合物是一种重要的化工原料，常被应用于塑料制品、染料、润滑油、橡胶制品、农药、电子电器等产品的生产过程中。但该类化合物具有致癌、致畸、致突变的“三致”效应，可经生物体的呼吸道、消化道和皮肤为机体所吸收，造成机体的急、慢性中毒。近年来，我国大部分大中城市对重污染工业企业进行了关闭和搬迁，因此，产生了包括氯代烃污染在内的大量工业企业遗留场地，具有生态和环境风险，不适合作为正常建设开发用地亟需修复治理^[1-2]。原位电阻热脱附(ISERH)是有机污染场地修复工程中常用的修复技术之一，是将电极插入土壤，以土壤为导体，通电将电能转换成热能，使土壤升温，将土壤中水分和污染物逐渐转化成气体并抽出系统外的一个过程^[3]。ISERH可以处理挥发性有机化合物(volatile organic compounds, VOCs)、氯化挥发性有机化合物(chlorinated volatile organic compounds, CVOCs)、轻非水相液体(light non-aqueous phase liquid, LNAPL)、重非水相液体(dense non-aqueous phase liquid, DNAPL)和有机农药等污染^[4-5]。

利用ISERH修复土壤时，主要通过2种机制将污染物从土壤和水中分离：一是产生的蒸汽驱使锁定在低渗透性的泥沙和粘土中的污染物离开土壤；二是蒸汽作为载气将污染物运输至抽提区域抽提。ISERH显著增加了污染物物理去除的速度和效率^[6]。HEGELE等^[7]的研究表明，水-三氯乙烯共沸产生的气体在低温区冷凝，当加热温度达到水的沸点时，能够促使气体从污染物存在的位置传输到抽提区，从而降低污染物气体在传输过程中被低温区捕获而在土壤中重新分配的可能。HAN等^[8]研究了ERH修复PAH污染土壤的影响因素，结果表明，影响PAH去除效果的主要因素为水分和盐度。在我国，热脱附技术的研究主要以异位热脱附为主，针对原位热脱附技术的研究较少。已报道的异位热脱附技术研究结果表明，土壤粒径、温度和保温时间等对污染物的转化和脱附有较大影响，污染物含量对污染物去除没有明显影响，污染物的脱附效果与其沸点具有较大关联性^[9-10]。蒋村等^[11]研究了热传导原位热脱附技术对氯苯污染土壤修复影响因素，结果表明，当土壤设定温度为100 ℃时，90%土壤样品氯苯去除率达99%以上。土壤粒径、土壤含水率对土壤氯苯热脱附去除效果也有较大影响。

目前，针对ISERH技术的基础性研究的报道较少，对修复过程中基础参数、修复机理等了解不足，亦缺少对ISERH设备的研究。因此，本研究拟通过自主研发的ISERH设备，开展ISERH修复氯代烃污染土壤研究，分析热脱附过程中土壤温度变化及设定温度、加热时间、污染物种类、吸附时间等因素对污染物热脱附去除效果的影响及其作用机制，以期为ISERH技术基础研究和氯代烃污染场地修复工程设计提供参考。

3. 结论

1)在氯代烃污染土壤ISERH修复过程中，土壤 ${\rm{SO}}_4^{2 - }$ 和Cl⁻含量升高，土壤电阻降低，土壤升温速度呈先快后慢的趋势。

2)当设定温度为72 ℃时，1,2-二氯乙烷发生了迁移和重新分配，并未被有效去除；提高设定温度至95 ℃、延长加热时间至36 h，则1,2-二氯乙烷去除率为78.29%~100%。在修复效果上，浅层土壤修复效果优于深层土壤；在能量利用率上，间歇加热模式的抽提效果优于连续加热模式下的抽提效果。

3)污染物性质和污染物与土壤间吸附作用是影响热脱附效果的主要因素。单一污染土壤的1,2-二氯乙烷去除率高于氯苯；在先加入1,2-二氯乙烷后再加入氯苯的复合污染土壤中，氯苯去除率高于1,2-二氯乙烷去除率。老化时间越长，导致土壤对污染物的吸附越牢固，进而使污染物热脱附去除效果越差。

参考文献 (22)

原位电阻热脱附修复氯代烃污染土壤

作者简介: 孟宪荣(1989—)，女，博士，高级工程师。研究方向：土壤污染与防治。E-mail：xianrong_m@163.com

通讯作者: 许伟(1982—)，男，硕士，高级工程师。研究方向：土壤污染与防治。E-mail：xw82514@163.com;

Remediation of chlorohydrocarbon contaminated soil by in-situ electrical resistance heating

Corresponding author: XU Wei, xw82514@163.com ;

1. 材料与方法

1.1 实验用水与接种污泥

1.2 实验装置

1.3 实验条件及运行工况

1.4 分析方法

1.5 16S rRNA基因测序与微生物菌群分析

2. 结果与讨论

2.1 反应器运行效果分析

2.2 A/O双污泥工艺的脱氮性能

2.3 A/O双污泥工艺氮素转化规律分析

2.4 微生物群落结构变化分析

2.5 工艺的不足及展望

3. 结论

计量

出版历程

原位电阻热脱附修复氯代烃污染土壤

通讯作者: 许伟(1982—)，男，硕士，高级工程师。研究方向：土壤污染与防治。E-mail：xw82514@163.com;

English Abstract

Remediation of chlorohydrocarbon contaminated soil by in-situ electrical resistance heating

Corresponding author: XU Wei, xw82514@163.com ;

全文HTML

1.1. 供试土壤的处理

1.2. 实验装置

1.3. 实验方法

1.4. 分析方法

2.1. 加入1,2-二氯乙烷对土壤温度变化的影响

2.2. 设定温度对1,2-二氯乙烷热脱附去除效果的影响

2.3. 热脱附加热时间对1,2-二氯乙烷热脱附去除效果的影响

2.4. 不同污染体系中氯苯和1,2-二氯乙烷的去除率

2.5. 老化时间对1,2-二氯乙烷热脱附去除效果的影响

目录

全文HTML

1.1. 供试土壤的处理

1.2. 实验装置

1.3. 实验方法

1.4. 分析方法

2.1. 加入1,2-二氯乙烷对土壤温度变化的影响

2.2. 设定温度对1,2-二氯乙烷热脱附去除效果的影响

2.3. 热脱附加热时间对1,2-二氯乙烷热脱附去除效果的影响

2.4. 不同污染体系中氯苯和1,2-二氯乙烷的去除率

2.5. 老化时间对1,2-二氯乙烷热脱附去除效果的影响