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三氯乙烯（trichloroethylene，TCE）是一种工业上广泛使用的氯代溶剂，历史上，因泄露或不当处置，TCE侵入地下水引发的环境安全问题日益受到关注。研发高效、绿色的地下水中TCE治理技术，是目前国内外环境工程技术领域关注的热点。
地下水中TCE的治理技术主要有化学还原、微生物降解[1]。其中，纳米零价铁因强还原活性被广泛应用于TCE污染地下水的修复[2-3]。然而，纳米零价铁在实际应用过程中存在局限：制备成本较高；在实际环境中易钝化失活，表面被氧化形成钝化层，阻碍电子传递、还原活性降低[4-6]。相比于纳米零价铁，工业铁粉更适合应用于实际TCE污染水体净化。一方面，工业铁粉具有更低的制备成本；另一方面，工业铁粉表面覆盖的氧化物钝化层，可起到保护内部还原活性组分的作用。如何利用工业铁粉的这一结构特点，原位释放工业铁粉钝化层内部的还原活性组分，是工业铁粉在实际TCE污染地下水治理中亟须解决的关键技术问题。铁还原菌广泛分布于各种环境介质中，其能够以有机物/H2作为电子供体，通过直接接触、细菌纳米线、电子穿梭体等多种机制，将零价铁表面钝化形成的铁（氢）氧化物中的Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ)，破坏零价铁表面的钝化层[7-9]，释放内部更多的活性位点，消除其内部还原性铁物种与污染物之间的电子传递障碍，促进对TCE的还原降解[7, 10-11]。这为原位激活工业铁粉钝化层内部的还原活性组分，从而实现TCE污染地下水治理的实际应用提供了新的思路[4, 12]。目前，已报道的铁还原菌如Shewanella对含铁矿物类材料的铁还原效果欠佳[13]，且耦合修复的周期过长[14-15]。通过筛选高活性铁还原菌，耦合具有还原活性的工业铁粉，构建全新的耦合修复技术体系，有望推动TCE污染地下水的绿色治理。
本研究从广东省中山市氯代烃污染土壤样品中分离得到了一株具有高效铁还原性能的新型铁还原菌Escherichia sp. F1，通过对菌株的全基因组测序，发现其包含多个与铁还原相关的基因。构建了“铁还原菌-工业铁粉”耦合修复技术，并考察了初始pH、菌株接种量及碳源浓度等因素对模拟地下水中TCE去除效率的影响。分析了还原前后工业铁粉和耦合材料表面形态变化及体系中的Fe(Ⅱ)浓度变化，探究了铁还原菌激活工业铁粉内部还原活性，从而提升模拟地下水中TCE去除效果的机理。研究结果可为地下水中TCE的绿色高效修复提供一种可行的方法及理论依据。
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土壤来源：铁还原菌筛选采用的污染土壤为采自广东省中山市的氯代烃污染土壤。
以下所涉及的试剂均为分析纯，铁还原菌筛选所用培养基如下。
柠檬酸铁培养基组分：3.000 g·L−1柠檬酸铁（FeC6H5O7）、1.000 g·L−1氯化铵（NH4Cl）、0.070 g·L−1二水合氯化钙（CaCl2·2H2O）、0.600 g·L−1七水合硫酸镁（MgSO4·7H2O）、0.722 g·L−1三水合磷酸氢二钾（K2HPO4·3H2O）、0.250 g·L−1磷酸二氢钾（KH2PO4）、1.000 g·L−1葡萄糖（C6H12O6）。每升培养基中加入1 mL微量元素储备液、0.077 g·L−1二硫苏糖醇（C4H10O2S2）。用1.000 mol·L−1氯化氢（HCl）和1.000 mol·L−1氢氧化钠（NaOH）调节pH至7.2~7.4，培养基高压灭菌冷却后，加入1 mL过膜除菌后的维生素溶液及5 mg·L−1 TCE，备用。
微量元素储备液组分：10.000 mL·L−1氯化氢（HCl）、1.500 g·L−1四水合氯化亚铁（FeCl2·4H2O）、0.190 g·L−1六水合氯化钴（CoCl2·6H2O）、0.100 g·L−1四水合氯化锰（MnCl2·4H2O）、0.070 g·L−1氯化锌（ZnCl2）、0.006 g·L−1硼酸（H3BO3）、0.036 g·L−1二水合钼酸钠（Na2MoO4·2H2O）、0.024 g·L−1六水合氯化镍（NiCl2·6H2O）、0.002 g·L−1二水合氯化铜（CuCl2·2H2O）。
维生素溶液储备液组分：0.020 g·L−1生物素（C10H16N2O3S）、0.020 g·L−1叶酸（C19H19N7O6）、0.100 g·L−1盐酸吡哆醇（C8H10NO5P）、0.050 g·L−1核黄素（C17H20N4O6）、0.050 g·L−1维生素B1（C17H20N4O6）、0.050 g·L−1烟酸（C19H19N7O6）、0.050 g·L−1泛酸（C9H17NO5）、0.050 g·L−1对氨基苯甲酸（C7H7NO2）、0.050 g·L−1硫辛酸（C8H14O2S2）、0.001 g·L−1维生素B12（C63H88CoN14O14P）。
液体LB培养基组分：10 g·L−1蛋白胨、10 g·L−1氯化钠（NaCl）和5 g·L−1酵母浸粉，固体LB培养基在液体LB培养基的基础上添加15 g·L−1琼脂粉。
筛菌方法：铁还原菌的富集分离实验在厌氧手套箱中进行，称取10 g采自广东省中山市的氯代烃污染土壤样品，加入装有50 mL经高温灭菌冷却后的生理盐水的三角瓶中，充分涡旋混匀后，在厌氧箱中静置3 h，将涡旋混匀静置后的2 mL的土壤悬浊液和20 mL柠檬酸铁培养基加入40 mL透明培养瓶中，30 ℃恒温避光在厌氧培养箱中培养，每隔1 d摇匀，待溶液颜色由棕黄色变成透明色时，取培养瓶中的菌悬液转接至新的柠檬酸铁培养基中富集培养，待溶液颜色再次由棕黄色变成透明色时，连续转接富集培养3次后，将最后一次转接培养后的透明菌悬液在固体LB平板上涂布，挑选生长较快优势菌落，在固体LB平板上反复纯化5次，最终获得单一铁还原菌，将菌株命名为F1。
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1）细菌形貌。菌落形态：在厌氧箱中将铁还原菌F1接种至固体LB培养基中，30 ℃培养24 h，观察其菌落形态。细菌的形态观察：将铁还原菌F1接种在液体LB培养基中培养24 h并5 000 r·min−1离心5 min收集菌体，使用无菌磷酸缓冲盐溶液洗涤2次，用2.5%的戊二醛溶液4 ℃固定过夜后，倒掉固定液，用30%、50%、70%、90%的乙醇溶液依次对样品进行梯度脱水，然后用100%的乙醇进行2次脱水处理，之后在超净台抽至风干，并于-80 ℃冷冻2 h后，用冷冻干燥机冷冻干燥[16]。样品经表面喷金处理后，采用扫描电子显微镜（SU8020 型，日本日立高新技术公司）进行菌株的形态观察。
2）16S rRNA测序及系统发育分析。将铁还原菌F1转接到液体LB培养基中扩大培养后，收集菌体送至苏州金唯智生物科技有限公司进行16S rRNA测序分析，测序结果与美国国立生物信息中心（NCBI）的基因库进行同源性比对，采用MEGA 11.0软件中的Neighbor-Joining方法初步构建铁还原菌F1的系统进化树。
3）菌株的生长曲线。将培养至对数期的菌液按2%的接种量转接进新的液体LB培养基中，以未接菌的液体LB培养基作为空白对照，分别于0、0.5、1、2、3、6、9、12、18、21、24、36、48、60、72 h取样，采用紫外分光光度计（LH-3BA，北京连华永兴科技发展有限公司）测定培养液在600 nm的吸光值（OD600），绘制铁还原菌F1的生长曲线。
4）铁还原菌F1的全基因组测序。将铁还原菌F1接种于液体LB培养基，30 ℃下厌氧培养至OD600约为0.6，8 000 r·min−1离心10 min收集菌体，送至百迈克生物科技有限公司进行全基因组测序。使用Canu v1.5软件对过滤后subreads进行组装。最后采用Pilon软件利用二代数据进一步对组装基因组进行纠错，最终得到准确度更高的基因组。利用预测得到的基因序列与KEGG等功能数据库做BLAST v2.2.29比对，得到基因功能注释结果。
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1）铁还原实验设计。工业铁粉（400目，98%）购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司。
菌悬液的制备：将铁还原菌F1转接到液体LB培养基中扩大培养至对数期，然后5 000 r·min−1离心10 min收集菌体，用灭过菌的0.85%的生理盐水洗涤3次，最后，用生理盐水悬浮菌体。
探究铁还原菌F1对Fe(Ⅲ)的还原性能：碳源添加量为5.56 mmol·L−1，在40 mL培养瓶中，接入18 mL柠檬酸铁培养基，初始Fe(Ⅲ)质量浓度为700 mg·L−1，然后接入2 mL对数期的菌液，对照组接入2 mL生理盐水。每组实验均设置3个平行。分别在1、3、5、8、15 d进行溶解态Fe(Ⅱ)和总Fe(Ⅱ)测定。
电子供体对铁还原菌F1对Fe(Ⅲ)还原性能的影响：选取葡萄糖、醋酸钠、乳酸钠3种不同电子供体，添加量均为5.56 mmol·L−1。其他实验条件同上，每组实验设置3个平行，置于30 ℃的厌氧培养箱中培养15 d，进行溶解态Fe(Ⅱ)和总Fe(Ⅱ)测定。铁还原率根据测定的Fe(Ⅱ)质量浓度与体系中加入的总Fe(Ⅲ)质量浓度比值计算，用百分数（%）表示。
2）测定方法。总Fe(Ⅱ)测定：将反应体系混匀后提取测定的样品中所有形式的Fe(Ⅱ)。Fe(Ⅱ)在pH 3~9的溶液中和邻菲啰啉（1,10-phenanthroline）发生络合反应生成橙红色络合物，利用分光光度计定量测定该络合物的质量浓度。取实验组与对照组体系溶液0.5 mL于50 mL具塞比色管中，加入5 mL缓冲溶液，2 mL 0.5%邻菲啰啉溶液，加水至标线，摇匀。显色5~10 min，用紫外可见分光光度计在510 nm处以水为参比测量吸光度。
溶解态Fe(Ⅱ)测定：测定反应溶液中不包括与固体颗粒或者其他物质结合的Fe(Ⅱ)。采用0.22 μm水系滤膜过滤实验组与对照组培养液，然后加入2 mL 0.5%邻菲啰啉溶液，加水至标线，摇匀。显色5~10 min，用紫外可见分光光度计在510 nm处以水为参比测量吸光度。
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1）降解试验设计。参考文献中的方法配制模拟地下水[17-18]：每1.0 L超纯水中包括0.5 mmol二水合氯化钙（CaCl2·2H2O）、0.5 mmol·L−1六水合氯化镁（MgCl2·6H2O）、0.5 mmol·L−1碳酸氢钠（NaHCO3）、0.5 mmol·L−1碳酸氢钾（KHCO3），pH=7。实验在厌氧培养箱中进行，采用20 mL顶空瓶，反应体系为模拟地下水，TCE初始质量浓度为10 mg·L−1，对照组接入与菌液等量的生理盐水，工业铁粉的添加量为5 g·L−1。选定pH值、铁还原菌F1接种量、葡萄糖添加量进行降解条件的优化实验[19-20]。每组实验设置3个平行，置于30 ℃的恒温厌氧培养箱内反应7 d，采用GC-FID检测剩余TCE质量浓度，计算降解率。TCE降解率（η）的计算公式如式(1)所示。
式中：Cck为空白对照处理TCE的残留质量浓度，mg·L−1；Ct为工业铁粉或铁还原菌耦合工业铁粉降解体系中的TCE残留质量浓度，mg·L−1。
2）测定方法。TCE的检测方法：采用配有火焰离子检测器（FID）和顶空进样器（Agilent7697A，美国安捷伦公司）的气相色谱仪（Agilent7890B，美国安捷伦公司）测定反应前后的TCE质量浓度。仪器参数如下：顶空自动进样器中加热平衡温度为85 ℃，加热平衡时间为50 min。色谱柱为0.53 mm×30 m的GS-Q型毛细管柱，载气为氮气。进样口温度为200 ℃，进样口分流比为10：1，载气流速为25 mL·min−1，FID检测器温度为230 ℃。柱温箱升温程序：起始温度为50 ℃，保持7 min，然后以20 ℃·min−1升温，直至230 ℃，柱温箱维持温度230 ℃，10 min。进样物质为反应体系顶部气体，进样量为1 000 μL。通过外标法对TCE进行定量分析。TCE回收率为93.5%~98%。
材料的表征：为观察工业铁粉反应后的表面形态变化，将反应后样品用磁铁从水溶液中分离出来，采用去离子水洗涤，在厌氧条件下干燥，处理后的样品采用扫描电子显微镜（TESCAN MIRA LMS型，捷克Tescan公司）进行观察。反应前工业铁粉观察操作同上。为观察铁还原菌F1耦合工业铁粉反应后的材料表面形态，将铁还原菌F1和工业铁粉复合材料离心收集，在含有5%戊二醛和4%多聚甲醛的悬浮液中4 ℃下固定24 h，厌氧干燥后，进行扫描电子显微镜观察并获得不同组中材料表面的元素组成。通过X射线光电子能谱仪（Thermo Scientific K-Alpha型，美国赛默飞世尔公司）分析不同组中工业铁粉反应后的化学成分。
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铁还原菌F1在固体LB平板上的形态如图1(a)所示，菌落为圆形，颜色为淡黄色，不透明，呈凸起状，表面光滑湿润，边缘有规律，厚度约为1.0~3.0 mm。如图1(b)所示，铁还原菌F1呈杆状，菌体直径约为0.5~1.0 μm，长度为1.0~3.0 μm。16S rRNA测序结果表明菌株与大肠杆菌Escherichia coli strain 160-c pink高度同源（99.71%），菌株命名为Escherichia sp. F1，菌株的系统发育树见图1(c)。该菌株已保藏于中国微生物菌种保藏管理委员会普通微生物中心，保藏编号为CGMCC No.26035。铁还原菌F1的生长曲线如图1(d)，菌株在12 h左右进入对数期增长，在24 h左右进入稳定期。
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铁还原菌F1拼装好的基因组总序列长度为4 989 604 bp，GC比例为50.59%；共预测到4 572个编码基因，编码率为88.44%，预测序列总长度为4 412 811 kb，预测基因的平均长度为965 kb，并且鉴定出89个tRNA基因，22个rRNA基因。
铁还原菌F1在KEGG数据库共注释到的基因共有3 112个，占总编码基因的68.07%。图2为铁还原菌F1的KEGG统计图。对铁还原菌F1的蛋白编码基因的KEGG注释分析，发现其包含的与ABC转运器（细菌质膜上的一种运输ATP酶）与双组分系统（细菌主要信号转导系统之一）有关的基因最多，分别有184、144个，将此部分基因与位于细胞膜上的与铁还原过程中直接电子传递相关的基因联系起来研究，能够为阐述铁还原菌F1还原机理提供有力证据。
研究表明铁还原菌在铁还原电子传递过程存在直接接触与间接接触两种形式[4]，通过KEGG等功能分类注释结果，筛选出铁还原菌F1中与铁还原过程相关的细胞色素c、核黄素、醌类物质等相关基因，如表1所示。其中细胞色素c涉及直接接触形式，存在于细胞膜内的细胞色素c与电子在细胞内膜结合然后转移至细胞外膜，最终将电子转移至细胞外的电子受体[20-21]。核黄素、醌类物质等涉及间接接触形式[4]。核黄素不仅可与细胞外膜细胞色素c进行特异性结合从而辅助传递电子[22]，还作为一种内源性电子穿梭体，变相缩短了细胞与电子受体之间的电子传递距离，提高了电子传递性能，进而提升铁还原效果[23]。且已有研究表明核黄素在铁还原过程中可促进碳钢类材料的腐蚀[24]。此外，细胞内所产生的醌类物质，如甲萘醌等，也可作为电子载体并进行跨膜运输作用[25]，提高电子传递效率。上述分析表明，铁还原菌F1可通过其包含的多种基因腐蚀工业铁粉钝化层，使工业铁粉材料暴露出更多的反应位点实现钝化工业铁粉的重新激活。
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1）铁还原活性验证。在柠檬酸铁培养基中，铁还原菌F1还原Fe(Ⅲ)，生成Fe(Ⅱ)的测定结果如图3(a)。铁还原菌F1在培养至1 d时，累积Fe(Ⅱ)质量浓度为（86.94±0.28）mg·L−1，已报道铁还原菌Enterococcus sp. ZQ21在以柠檬酸铁为电子受体，连续培养至1 d时，累积Fe(Ⅱ)质量浓度为（90.84±1.95）mg·L−1，虽然菌株ZQ21在1 d内有较好的活性，但继续培养后发现体系累积Fe(Ⅱ)质量浓度达到相对稳定水平[26]。而铁还原菌F1在之后的继续培养中，生成的Fe(Ⅱ)质量浓度仍在不断累积。在反应15 d时，生成的总Fe(Ⅱ)和溶解态Fe(Ⅱ)的质量浓度分别为（270.90±6.86）和（254.73±3.64）mg·L−1，铁还原菌F1对Fe(Ⅲ)的还原率为38.70%。结果表明，在15 d的铁还原过程中，铁还原菌F1对Fe(Ⅲ)表现出了持续的铁还原能力。
2）电子供体优化。在柠檬酸铁培养基中葡萄糖、乳酸钠、醋酸钠3种不同电子供体对铁还原菌F1还原Fe(Ⅲ)效率的影响见图3(b)。菌株在不同电子供体下对Fe(Ⅲ)的还原效果存在显著的差异。当菌株以葡萄糖为电子供体时，总Fe(II)和溶解态Fe(II)的还原生成率均最高，分别为38.70%与36.39%，与现有研究结果一致[27-29]。一方面，葡萄糖分子中含有的多个羟基可通过共价键断裂或者离子化的形式失电子，而乳酸钠与醋酸钠均只含有单个离子化位点，因此葡萄糖相对于乳酸钠和醋酸钠更易失去电子[30]，从而能被铁还原菌F1更高效率的利用；另一方面，铁还原菌F1的全基因组测序结果表明，菌株存在合成核黄素的相关基因，而核黄素可起到促进其代谢葡萄糖所发生的电子传递过程[31]。因此，以葡萄糖为电子供体时，铁还原菌的还原效果最好。
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不同pH值下铁还原菌F1耦合工业铁粉对TCE的降解效果如图4(a)。结果表明，模拟地下水pH 6~9范围内，耦合后的降解效果均高于单独工业铁粉15.41%的降解率。而在单独添加铁还原菌时，无明显降解效果。当pH值小于7，耦合降解能力随pH的升高而提升，当pH值大于7时，耦合降解能力随之减弱。铁还原菌F1耦合工业铁粉最适降解pH值为7，此条件下的降解率为22.98%。已有研究表明，铁还原微生物生长的最适pH一般为中性[32]。pH值过低或者过高都会影响到微生物的活性[33-34]，从而影响到铁还原及铁还原菌耦合工业铁粉降解模拟地下水中TCE过程。
铁还原菌F1接种量对耦合降解效果的影响如图4(b)。当接种量在5%~15%范围内时，铁还原菌F1耦合工业铁粉的降解能力均高于单独工业铁粉。接种量小于10%时耦合降解率随接种量的增加而提升，但接种量高于10%时，耦合降解能力随之减弱。最优铁还原菌F1的接种量为10%，此条件下的降解率为22.83%。研究表明，当接种量过低时，铁还原菌F1的生长速度缓慢，且容易被杂菌所污染；而接种量过高时，会使得有限的营养物质消耗速度过快，影响菌种的正常生长与代谢过程[35]。
葡萄糖添加量对耦合降解效果的影响如图4(c)。与单独工业铁粉添加组相比，不添加葡萄糖，铁还原菌F1耦合工业铁粉对TCE的降解率最低，但降解效果随葡萄糖添加量增加而逐渐上升，这可能由于葡萄糖作为碳源并提供电子供体使得铁还原反应正常进行[36-37]。当葡萄糖添加量小于80 mmol·L−1时，耦合降解能力随葡萄糖添加量的增加而提升，当葡萄糖添加量为80 mmol·L−1时，耦合体系对TCE的降解率最高，为26.24%。葡萄糖添加量的继续增加则导致耦合体系对TCE的降解能力减弱。可见适量添加葡萄糖有助于铁还原菌F1的代谢生长[37]。当葡萄糖添加量过低时，铁还原菌F1的正常生长繁殖和代谢会受到限制；当葡萄糖添加量过高时，可能导致菌株周围渗透压过高，影响其生长繁殖[38]。
如图5所示，在pH为7、铁还原菌F1接种量为10%（v∶v）、葡萄糖添加量为80 mmol·L−1的最优降解条件下，厌氧培养10 d，单独工业铁粉与铁还原菌F1耦合工业铁粉对模拟地下水中TCE的降解率分别为19.66%和31.71%。厌氧培养20 d后，与工业铁粉33.46%的降解率相比，耦合降解率达到了41.59%。在之前的研究中，HONETSCHLAGEROVA等[11]采用铁还原菌Shewanella algae CCM
4595 耦合纳米零价铁降解水中的TCE，SHIN等[10]将Shewanella alga BrY与毫米零价铁耦合降解水中TCE，均未出现耦合增效。YANG等[14]采用Shewanella putrefaciens耦合钝化纳米零价铁对30 mg·L−1 TCE 20 d的降解率约为27%，将Shewanella putrefaciens与钝化微米零价铁耦合对水中30 mg·L−1 TCE 20 d的降解率约为60%，虽出现增效，但出现耦合增效所需时间较长，在7 d之后。而本研究中耦合材料与之相比，对模拟地下水中TCE的降解在7 d时已出现耦合增效，具有一定优势。从现有研究来看，已有铁还原菌耦合材料修复氯代烃污染地下水的研究多以希瓦氏菌Shewanella为主，尚未见埃希氏菌Escherichia作为铁还原菌耦合工业铁粉对地下水中TCE的降解研究。 -
不同实验组材料的SEM结果如图6(a)~(c)，由图可知，反应前工业铁粉表面较为光滑，无明显腐蚀状况；仅添加工业铁粉及耦合处理组在反应过后，表面腐蚀状况明显加剧；反应后材料的EDS分析结果如图6(d)、(e)，表明加入铁还原菌F1的耦合体系中，工业铁粉表面铁原子占比从65.19%显著提升至94.59%，氧原子占比从34.81%降低到了5.41%，这表明了钝化层的减少，可见铁还原菌F1的加入使反应后工业铁粉得以暴露出更多活性铁物种与反应位点，提升了对TCE的降解[14]。XPS分析结果如图6(f)、(g)所示，单独工业铁粉反应后Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)原子占比分别为72.26和27.74%，而铁还原菌F1耦合工业铁粉反应后Fe(0)、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)原子占比分别为25.02、70.21和4.77%，可见耦合体系中铁还原菌F1的添加，促进了工业铁粉内部Fe(0)、Fe(Ⅱ)活性铁物种的暴露。此外，经过测定反应后溶液中Fe(Ⅱ)，证实在添加铁还原菌F1后，体系中的吸附态与溶解态Fe(Ⅱ)均有不同幅度提升（图7(a)）。表明铁还原菌F1在破坏铁氧化物钝化层的同时，还能够利用自身铁还原特性，促进反应体系中新生态Fe(Ⅱ)的生成，从而提升了耦合修复技术对模拟地下水中TCE的去除效率[14]。
铁还原菌F1耦合工业铁粉对模拟地下水中TCE的降解机制如图7(b)所示。耦合修复体系中，铁还原菌F1能够破坏工业铁粉表面的钝化层，有利于内部还原活性组分的暴露，有效消除了还原活性铁物种与TCE间的电子传递障碍，实现工业铁粉还原性能的激活。
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1）本研究从氯代烃污染土壤中新分离了一株铁还原菌，16S rRNA鉴定该菌株为埃希氏菌属，菌株命名为Escherichia sp. F1。全基因组测序结果表明菌株包含与直接电子传递相关的细胞色素c及与间接电子传递相关的核黄素、醌类物质等多个参与铁还原过程的功能基因。
2）铁还原菌F1对Fe(Ⅲ)的还原率为38.7%，累积Fe(Ⅱ)质量浓度可达（270.90±6.86）mg·L−1，并对Fe(ⅡI)表现出了持续的铁还原能力。
3）铁还原菌F1耦合工业铁粉在最优条件下反应20 d，对模拟地下水中10 mg·L−1 TCE的降解率可达41.59%。
4）耦合体系中，铁还原菌F1的加入加剧了工业铁粉表面的腐蚀和钝化层被破坏，促进了其反应位点及内部还原活性组分的暴露，提升了对模拟地下水中TCE的降解效果。
铁还原菌Escherichia sp. F1耦合工业铁粉对模拟地下水中三氯乙烯的降解
Degradation of trichloroethylene in simulated groundwater by the iron-reducing bacterium Escherichia sp. F1 coupled with industrial iron powder
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摘要: 三氯乙烯（trichloroethylene，TCE）是地下水中检出较多的一种有机污染物。针对工业铁粉表面覆盖的氧化物钝化层阻碍其还原组分释放，导致对地下水中TCE还原净化效果差的问题，构建“铁还原菌-工业铁粉”耦合净化技术，以提升对模拟地下水中TCE的降解效果。从氯代烃污染土壤中富集分离新型铁还原菌，采用单因素实验探究铁还原菌耦合工业铁粉对TCE的最优降解条件，在最优降解条件下阐明耦合降解机制。结果表明，分离得到的铁还原菌Escherichia sp. F1具有高效的Fe(Ⅲ)还原能力，可还原生成质量浓度达（270.90±6.86）mg·L−1的Fe(Ⅱ)，且在15 d内表现出持续的铁还原能力。在最优降解条件下（pH 7，铁还原菌接种量：10% v：v，工业铁粉投加量：5 g·L−1，葡萄糖浓度：80 mmol·L−1），反应20 d后，耦合材料对模拟地下水中TCE的降解率可达41.59%。进一步通过对耦合降解体系材料的扫描电镜、X射线能谱和X射线光电子能谱分析发现，铁还原菌F1的加入加剧了工业铁粉表面的腐蚀和钝化层被破坏，促进了其反应位点及内部还原活性组分的暴露，提升了对模拟地下水中TCE的降解效果。本研究为TCE污染地下水治理提供了一种新的方法。Abstract: Trichloroethylene (TCE) is a common organic pollutant detected in groundwater. The oxide passivation layer covering the surface of industrial iron powder prevents the release of its reducing components, resulting in poor reduction and purification of TCE in groundwater. To address this issue, an "iron-reducing bacterium-industrial iron powder" coupling remediation technology was developed to improve the degradation effect of TCE in simulated groundwater. A new iron-reducing bacterium was enriched and isolated from soil contaminated with chlorinated hydrocarbon. Single-factor experiments were used to explore the optimal degradation conditions of TCE by iron-reducing bacterium coupled with industrial iron powder, and the coupled degradation mechanism was elucidated under optimal degradation conditions. The results showed that the isolated iron-reducing bacterium Escherichia sp. F1 had high Fe(Ⅲ) reduction ability which could produce Fe(Ⅱ) with a mass concentration of (270.90±6.86) mg·L−1, and showed sustained iron-reducing capacity within 15 days. Under optimal degradation conditions (pH 7, bacterium inoculum: 10% v: v, dosage of industrial iron powder: 5 g·L−1, glucose concentration: 80 mmol·L−1), the degradation rate of TCE in simulated groundwater by the coupled material could reach 41.59% in 20 days. Further analysis of the materials in the coupled degradation system using scanning electron microscopy, X-ray energy spectroscopy, and X-ray photoelectron spectroscopy demonstrated that the addition of Escherichia sp. F1 intensified the surface corrosion and destroyed the passivation layer of industrial iron powder. As a result, the reaction sites and internal reducing active components of industrial iron powder were exposed, and the degradation effect of TCE in simulated groundwater was improved. This study provides a new method for the remediation of TCE-contaminated groundwater.
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近年来，热脱附技术因其高效、快速、适应性强等优势，广泛应用于有机物污染土壤治理领域。热脱附技术适用于土壤中多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)、多氯联苯(polychlorinated biphenyls, PCBs)、滴滴涕(dichlorodiphenyltrichloroethane, DDT)、总石油烃(total petroleum hydrocarbons, TPH)和汞等挥发性和半挥发性污染物的处理[1]。根据加热火焰与物料的接触方式又可分为直接热脱附和间接热脱附[2]。除了污染物蒸发/解吸的物理过程，直接热脱附过程同时涉及多种去除机制，比如发生热解、氧化、降解等反应[1]。然而，土壤热脱附过程中产生的二恶英问题不容忽视。二恶英(polychlorinated dibenzo-p-dioxins and polychlorinated dibenzofurans, PCDD/Fs)是一类结构和化学性质上相关的聚卤代芳烃，主要包括多氯代二苯并二恶英(polychlorinated dibenzo-p-dioxins, PCDDs)和多氯代二苯并呋喃(polychlorinated dibenzofurans, PCDFs)[3]。虽然森林火灾、火山喷发等自然过程中也会产生PCDD/Fs，但从1920年以后，钢铁冶炼、造纸、废物焚烧等行业的热处理过程成为PCDD/Fs的主要来源[4]。
本文综述了直接热脱附过程中PCDD/Fs生成的影响因素与条件，总结了PCDD/Fs生成的催化和抑制机理，以期为直接热脱附过程中PCDD/Fs控制的理论研究和工程实践提供借鉴和参考。
1. 土壤直接热脱附各环节二恶英的生成机理
PCDD/Fs的生成(见图1)有均相(高温气相合成)和非均相(从头合成和前驱物合成) 2种途径[5]，2种机理同时或独立地发生[6-7]。高温气相合成反应主要发生于焚烧阶段，包括五氯酚(pentachlorophenol, PCP)、氯苯(chlorobenzene, CBz)和PCBs等前驱物通过缩合反应生成PCDD/Fs；从头合成即飞灰中残留的C或炭黑在金属催化剂存在时与H、O、Cl等小分子物质逐步结合并生成前驱物或PCDD/Fs的反应过程；前驱物合成反应是含苯环的小分子化合物，如PAHs、CBz、PCP等前驱物在飞灰表面通过异相催化氯化反应合成PCDD/Fs[8]。直接热脱附工艺流程(见图2)中，加热窑和二燃室的焚烧情况相似，其中PCDD/Fs的生成过程亦相似，主要存在于土壤加热脱附和尾气净化过程中。
图 1 热处置过程中PCDD/Fs的一般生成机理Figure 1. General mechanisms of PCDD/Fs formation during thermal treatment1.1 污染土壤中原有二恶英脱附产生
从城市垃圾焚烧、钢铁冶炼、有机氯化物的合成和使用等行业中形成的PCDD/Fs，通过大气沉降、农药施用、废物堆放等多种途径进入土壤，富集于土壤中。比如，印度露天燃烧的城市固体废弃物的PCDDs和PCDFs的毒性当量(toxic equivalent quangtity, TEQ)分别为40 ng·kg−1和300 ng·kg−1[9]；中国华北某钢铁厂周围的表层土壤中17种PCDD/Fs的TEQ为0.2~4.5 ng·kg−1[10]；由于除草剂、五氯苯酚等农药的使用，日本农田中PCDD/Fs年排放量超过10 kg TEQ[11]。在加热窑中大部分PCDD/Fs从土壤中脱附出来，进入尾气处理系统[12]。LEE等[13]采用热脱附技术处理TEQ为35 970 ng·kg−1的PCDD/Fs污染土壤，在750 ℃和850 ℃下处理1 h后，PCDD/Fs去除率均能达到99.99%，但烟气中PCDD/Fs浓度仍超过排放限值。因此，热脱附修复污染土壤时，土壤中的PCDD/Fs就会进入系统，增加脱附尾气中PCDD/Fs含量。
1.2 土壤脱附环节中二恶英的生成
在200~500 ℃的加热窑内，脱附气相中含有未分解污染物和二次副产物，可能发生前驱物生成或从头合成反应，从而生成PCDD/Fs。PCBs[14]、CBz[15]、PCP[16]等含氯有机污染土壤，在脱附环节均易生成PCDD/Fs。因此，应格外注意含氯有机污染土壤热脱附尾气中二次污染物的产生情况，并针对污染场地中主要污染物的物化特征而选择最优热脱附参数，尽量减少PCDD/Fs生成。
1.3 尾气净化环节中二恶英的产生
1)旋风除尘阶段。在旋风除尘器的气固分离阶段，一方面烟气中含有脱附的污染物和经过初次氧化分解的二次产物；另一方面，烟气温度处于生成PCDD/Fs适宜温度区间(300~400 ℃)。大量前驱体化合物(如CBz、PCBs等)在金属氧化物或氯化物催化下生成PCDD/Fs，从而导致固相残留和气相脱附PCDD/Fs总量大大增加[17]。此外，旋风分离器的高湍流环境导致传质效果好[18]，可能会促进PCDD/Fs的生成，但高湍流条件影响PCDD/Fs生成的相关报道较少，值得进一步研究。
2)急冷阶段。急冷塔内的氧气环境与高水分条件促进了PCDD/Fs的生成。当高温烟气中存在大量O2时，冷却过程中极易生成PCDD/Fs。HU等[19]首先在N2气氛中加热土壤至800 ℃，并维持30 min，然后在冷却过程中通入空气，结果发现固相中PCDD/Fs浓度急剧增加至原始含量的131倍；但连续提供N2时，几乎没有PCDD/Fs生成。此外，采用水冷工艺则使急冷塔和管道内存在大量水蒸气，而水分会催化PCDD/Fs的从头合成反应[20-21]，水可能活化飞灰表面活性，为形成PCDD/Fs提供更多的反应位点[21]。在实际热脱附时，可考虑控制二燃室后氧气浓度，或改进冷却方式，如加装高效热交换器对烟气迅速降温[22]，以降低急冷段PCDD/Fs生成量。
3)布袋除尘阶段。集尘设备中的飞灰为PCDD/Fs从头合成反应提供碳源、金属催化剂及活化位置，若温度控制不当(≥200 ℃)，则PCDD/Fs会大量生成[23]。尽管后续尾气处理过程可保证PCDD/Fs达标排放，但飞灰中PCDD/Fs浓度将很高，给飞灰处理带来困难[12]。同时，除尘器堆积飞灰中PCDD/Fs存在释放或发生反应的情况。随着粉尘不断累积，PCDD/Fs可能从粉尘中释放出来，从而增加烟气中PCDD/Fs排放量[24]。因此，布袋除尘器飞灰处置问题应受重视，当前研究缺乏对除尘器中PCDD/Fs行为及机理的深入研究。
2. 土壤热脱附过程中二恶英生成的影响因素
2.1 热脱附工艺参数的影响
1)热脱附温度。由于实验物料或反应条件等因素的不同，PCDD/Fs最佳生成温度区间并不固定。ZHAO等[15]发现热脱附时1,2-二氯苯(1,2-dichlorobenzene, 1,2-DiCBz)生成PCDD/Fs的最高量出现在250 ℃时，而六氯苯(hexachlorobenzene, HCBz)在350~400 ℃左右。THUAN等[16]热处理PCP污染土壤时，250 ℃下PCDD/Fs生成量最高，而350 ℃和400 ℃下生成量无明显差异。在400~600 ℃下处理PCBs污染土壤时，气、固相中PCDD/Fs总生成量和平均氯化度均随温度升高而逐渐降低，说明高温时PCDD/Fs生成弱于分解反应，加氢脱氯反应更强[14]。因此，针对不同污染物选择不同热脱附温度，不仅能提高污染物热脱附效率，同时也能改变PCDD/Fs生成趋势，从源头降低气固相中PCDD/Fs生成。
2)热脱附时间。热脱附时间影响PCDD/Fs脱氯、降解和气固相分配。若热脱附时间选择不当，不仅降低热脱附效率，也会造成PCDD/Fs大量生成。HUNG等[25]对PCDD/Fs、PCP和Hg污染土壤于700 ℃处理后，发现停留时间不足会导致不完全脱氯，从而形成2,3,7,8-TCDD。而随着热脱附时间的增加，土壤中PCDD/Fs总量及TEQ均减小，故随着热脱附时间延长，主要发生脱氯或降解反应[26]。因此，在实际工程中需保证充足处理时间，防止PCDD/Fs不完全脱氯导致源头产生大量PCDD/Fs，对后续尾气处理增加负荷。
3)载气流速。载气流速对污染物脱附率影响较小[27]，但对PCDD/Fs生成影响较大。白四红等[28]采用热脱附处理PCBs土壤时，发现气相中PCDD/Fs生成量随载气流速(100~600 mL·min−1)增加而升高，且600 mL·min−1时TEQ为100 mL·min−1时的42.5倍。载气流速升高意味着脱附或分解的气态有机物停留时间较短，导致热处理时间不足，从而促进PCDD/Fs生成。载气流速变化还会影响气固相PCDD/Fs分配，导致尾气中PCDD/Fs含量升高。高流速惰性气体(4 cm·s−1)可降低粉尘中PCDD/Fs脱氯率，而气相中的PCDFs急剧增加[29]。因此，在热脱附过程中应根据实际情况控制载气流速，避免PCDD/Fs的大量生成。
4)反应气氛。不同性质载气对PCDD/Fs生成的影响存在差异。LIU等[30]发现土壤和尾气中PCDD/Fs生成量与氧气含量(0~100%)正相关，并主要生成PCDFs。YANG等[31]分别在惰性气氛(N2)和还原性气氛(10% H2+90 N2)下将含CuCl2模拟飞灰加热至350 ℃，PCDD/Fs生成总量分别为589.0 ng·g−1和46.1 ng·g−1，还原性气氛对PCDD/Fs有较好抑制作用。氧气是促进PCDD/Fs生成的关键因素，而采用惰性/还原性气氛能减少或抑制气固相中PCDD/Fs的生成[32]。因此，间接热脱附技术适宜处理含氯有机污染土壤，当土壤中存在金属催化物时尤其如此。
2.2 土壤组分的影响
1)金属化合物。实际土壤中存在的金属化合物会影响PCDD/Fs生成，如铜、铬、镍、锌等。LIU等[33]发现CuCl2增强了PCBs热脱附效果，但在300 ℃下催化形成大量PCDFs。金属氧化物主要作为促进PCDD/Fs生成的催化剂，金属氯化物为PCDD/Fs生成提供氯源并产生催化作用。ZHANG等[32]发现不同金属化合物对PCDD/Fs生成的影响作用如下：CdO, ZnO, NiO < CdCl2, Cr2O3 < CuO, ZnCl2 < NiCl2 < CrCl3 << CuCl2。由此可见，金属氯化物的催化作用普遍比金属氧化物更强。其中，CuCl2是已知促进PCDD/Fs生成最有效氯化物[34]。因此，针对复合污染场地，可提前采取预处理措施去除重金属或钝化重金属的催化性质，进而降低其在热脱附过程中的催化特性。
2)水分。加热窑和后续流程会引入或产生一定水分，对PCDD/Fs从头合成具有促进作用[20-21]。水主要通过活化飞灰的活性位置促进PCDD/Fs生成，并提高TEQ；在无外加氧源时，水也能为PCDD/Fs生成过程提供氧[20]。在O2氛围中，PCDD/Fs生成量最大时载气含水率为6%，而N2氛围中则为18%[21]。因此，土壤含水率也是热脱附过程中控制PCDD/Fs生成的一个考虑因素。
3)碳源。碳源是从头合成PCDD/Fs的关键因素，且随着碳含量增加，PCDD/Fs排放总量、有毒PCDD/Fs排放及TEQ排放都随之增加[35]。首先，烟气中生成的炭黑颗粒与PCDD/Fs的关联性较大[36]。炭黑颗粒的老化石墨结构、烟气中氧气、微量氯和吸附在炭黑颗粒上的催化剂为PCDD/Fs合成提供充足条件[37]。其次，活性炭在一定条件下也能生成PCDD/Fs，用于尾气处理的活性炭，在一定温度、催化剂和其他条件综合作用下也会产生PCDD/Fs[35]。再次，部分无氯有机物也是形成PCDD/Fs的另一种主要碳源，在PAHs、CuCl2共同存在时，也能生成PCDD/Fs[38-39]。
4)氯源。在从头合成过程中，氯源可能来自有机氯化合物(PCBs、CBz等)，金属氯化物(CuCl2、FeCl3等)，固体盐(NaCl、KCl等)或气相氯(HCl、Cl2和原子氯等)[40]。土壤热脱附相关研究主要集中于有机氯污染物作为氯源时的PCDD/Fs生成情况，如PCBs、CBz、PCP、DDT等(见表1)。其他有机污染物，如氯化石蜡[41-42]、含氯和金属元素的废润滑油[43]等在热处理过程中能生成PCDD/Fs，但鲜有准确数据支撑。热脱附时土壤中无机氯化物对PCDD/Fs的影响尚未见相关报道。氯源浓度也是土壤热脱附过程中生成PCDD/Fs重要的影响因素。在300 ℃下加热2 h，向模拟飞灰中添加质量分数为0.5%~6%的KCl后，PCDD/Fs生成量随着氯化物含量的增加而增加，并在KCl的质量分数为4%时，PCDD/Fs生成量达到最大值[40]。有机氯(PVC)和无机氯(NaCl)都明显影响PCDD/Fs的形成，Cl含量与PCDD/Fs生成量正相关[44]。因此，对于氯源浓度较高的污染土壤，可通过预处理去除氯和金属降低PCDD/Fs排放量。
表 1 有机污染土壤热脱附过程中PCDD/Fs生成的影响条件Table 1. Influence conditions of PCDD/Fs formation during thermal desorption of organic contaminated soil序号 影响因素 污染物 反应基质 反应气氛 污染物浓度/(μg·g−1) 热脱附温度/℃ 热脱附时间/min 载气流速/(mL·min−1) PCDD/Fs生成量/(ng·kg−1) 来源 土壤 尾气 1 工艺参数 PCBs 实际土壤 N2 505 400~600 40 400 753~1 750 1 100~7 950 [14] 2 工艺参数 1,2-DiCBz 沙土 空气 1 000 250~400 10 400 33.7~61.2 109~223 [15] 3 工艺参数 HCBz 沙土 空气 1 000 350~400 10 400 524~1 200 231~333 [15] 4 工艺参数 PCP 沙土 N2 90 200~400 30 250 10~1 436 — [16] 5 工艺参数 PCP 实际土壤 N2 9.35~12.4 400~750 30 10 — — [25] 6 工艺参数 PCBs 实际土壤 空气 500 — 10~40 400 — — [26] 7 工艺参数 PCBs 实际土壤 N2 8 512 500 60 100~600 — — [28] 8 工艺参数 PCBs 实际土壤 0~100% O2 >6 000 500 60 400 1.91×106~2.53×106 1.84×106~6.51×106 [30] 9 土壤组分 PCBs+CuCl2 实际土壤 N2 >500 300~600 60 400 47~1 120 102~118 [33] 10 土壤组分 PCBs 沉积物 O2/N2:10%/90% 11~62 400 5 — 2.73×104~3.69×104 5.75×104~1.96×105 [46] 11 土壤组分 13C-PCBs 沉积物 O2/N2:10%/90% 10 450 5 1 000 — — [47] 12 场地污染特征 p,p′- DDT 沙土 空气 100 300 10 400 20 8.8 [45] 13 场地污染特征 p,p′- DDT 黏土 空气 100 300 10 400 45.2 6.4 [45] 14 场地污染特征 p,p′- DDT 红土 空气 100 300 10 400 37.1 5.4 [45] 15 场地污染特征 p,p′- DDT 红土 空气 100 300 10 400 806.8 57.7 [45] 16 场地污染特征 p,p′- DDT 红土 空气 200 300 10 400 1 119.7 91.3 [45] 注：—为文中无准确信息。 | Show Table
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2.3 场地污染特征的影响
污染物浓度和土壤质地也会影响热脱附后PCDD/Fs生成量。初始浓度分别为100 mg·kg−1和200 mg·kg−1的p,p′-DDT污染土壤，在热脱附后产生的PCDD/Fs浓度从806.5 ng·kg−1升至1 119.6 ng·kg−1；在300 ℃下对不同土质的p,p′-DDT污染土壤进行10 min热脱附实验，发现沙土、黏土和壤土产生的PCDD/Fs总量分别为331、803和865 ng·kg−1[45]。相比于沙土，黏土和壤土含砂量少，保水性好，且与污染物结合更紧密，污染物质更难从土壤中迅速挥发出来，为PCDD/Fs的形成提供反应时间和场所。此外，腐殖质、有机质等土壤组分会吸附重金属和有机污染物，它们对PCDD/Fs生成的影响有待进一步探讨。有机污染土壤热脱附过程中PCDD/Fs生成的影响条件见表1。
3. 土壤热脱附过程中二恶英生成的抑制机制
3.1 碱基阻滞剂的抑制机制
CaO、CaCO3等碱性阻滞剂较实用，NaOH[48]对PCBs有较好去除效果，但不经济。碱基阻滞剂主要通过吸收或中和烟气中的HCl、Cl2来减少生成PCDD/Fs所必须的氯源[49]，还可通过吸收PCDD/Fs前驱物等途径达到阻滞效果[50]。ZHAO等[51]以CaO、(NH4)2SO4、CO(NH2)2对PCBs污染土壤进行热脱附处理，发现CaO对PCDD/Fs生成量和TEQ的抑制率最高，促进PCBs脱附和降解是抑制PCDD/Fs生成的主要途径。水泥生料中含有大量CaO、CaCO3等碱性物质，对PCDD/Fs也有较好抑制作用[52]，但是添加量过大，不利于推广应用。此外，温度过高会影响PCDD/Fs阻滞剂的抑制性能。在较低温度(280~450 ℃)时，CaO抑制效果均可超过90%[50]，而高温下(850 ℃)却会促进PCDD/Fs生成[53]。尽管如此，热脱附在常用加热温度(200~500 ℃)条件下，碱基阻滞剂的PCDD/Fs生成抑制效果仍然较好，可满足需要。
3.2 硫基阻滞剂的抑制机制
硫基阻滞剂主要有SO2[54]、SO3[55]、单质S[56]、含硫煤[57]等。硫基阻滞剂主要通过与Cl2反应消耗氯源，使金属催化剂中毒失活，与前驱物发生反应，生成的硫酸盐覆盖飞灰活性位置等途径抑制PCDD/Fs[58]。含硫煤和硫铁矿热处理后分解产生SO2，对PCDD/Fs产生抑制作用。但是硫基阻滞剂的抑制效果与S/Cl比有较大相关性。在400 ℃加热条件下，当S/Cl=1时，促进生成PCDD/Fs，生成总量及TEQ达最大值；当S/Cl>1.5时，PCDD/Fs生成总量及TEQ均下降[59]。此外，温度对硫基阻滞剂的抑制效果也有较大影响，200~400 ℃温度区间内，SO2的抑制效果从不足20.0%提升至89.2%[54]。而且，S/Cl和温度具有交互影响作用。当S/Cl=1时，若大于500 ℃则单质S会抑制PCDD/Fs生成，若低于500 ℃则会促进PCDD/Fs生成；当S/Cl>1.5时，若等于400 ℃则单质S能抑制PCDD/Fs生成[56]。
3.3 氮基阻滞剂的抑制机制
氮基阻滞剂主要有CO(NH2)2、(NH4)2SO4等[51, 60]。污泥干化气含有大量NH3，HCN、H2S、SO2等抑制性气体[61]，也可作为一种高效清洁的PCDD/Fs阻滞剂。氮基阻滞剂主要通过消耗氯源，使金属催化剂中毒，与前驱物反应，降低飞灰表面活性等方式抑制PCDD/Fs[58]。热脱附时，CO(NH2)2的抑制效果与CaO相当，CO(NH2)2的主要抑制机制是在高温(400 ℃)下分解产生NH3，与烟气中Cl2或HCl反应，降低气氛中的氯源，从而减少PCDD/Fs的生成；而(NH4)2SO4主要通过将金属催化物转化为硫酸盐，毒化金属催化物，从而达到抑制效果[51]。温度对氮基阻滞剂的抑制效果有一定影响[62]。高温(650 ℃)时CO(NH2)2对PCDD/Fs抑制效果比低温(350 ℃)更好，但高温时从头合成的PCDD/Fs比低温时显著减少，说明温度的变化对PCDD/Fs的生成和抑制影响显著[60]。这与前文温度影响PCDD/Fs生成量的描述一致，因此，实际热脱附过程中需适当考虑温度和阻滞剂的综合影响。针对重金属复合污染场地时，可采用(NH4)2SO4作为阻滞剂，降低金属化合物的催化作用。直接热脱附技术产生的烟气含有一定HCl等酸性气体，故直接热脱附可采用CO(NH2)2作为阻滞剂。
3.4 氮硫协同阻滞剂的抑制机制
硫脲(SC(NH2)2)、氨基磺酸(NH2SO3H)、硫代硫酸铵((NH4)2S2O3)是3种较为典型的氮硫协同阻滞剂，能高效阻滞从头合成PCDD/Fs。在加热温度350 ℃、载气含12% O2的条件下，三者抑制效果排序为SC(NH2)2 > NH2SO3H > (NH4)2S2O。SC(NH2)2抑制效果较好，主要与粉尘中金属催化剂反应，造成催化剂中毒，从而影响氯化反应。SC(NH2)2产生的SO2、NH3、HCN有抑制作用，但在650 ℃时，产生的抑制性气体持续时间短，导致抑制效果严重降低[63]。LIN等[64]往垃圾焚烧炉中加入SC(NH2)2后，烟气中PCDD/Fs的质量分数降低了55.8%，飞灰中PCDD/Fs的质量分数减少了90.3%，并且PCDD/Fs平均氯化度有所下降，而飞灰中硫含量增加，氯含量下降。热处置过程中碱基、硫基、氮基、氮硫协同阻滞剂的PCDD/Fs抑制条件与效果见表2。
表 2 热处置过程中多种阻滞剂的PCDD/Fs抑制条件与效果Table 2. Inhibition conditions and effects of PCDD/Fs with different inhibitors during thermal treatment序号 阻滞剂类型 抑制手段 反应基质 反应气氛 热脱附温度/℃ 热脱附时间/min 载气流速/(mL·min−1) 抑制效果/% 来源 PCDD/Fs生成量 TEQ 1 碱基 1% NaOH PCBs污染土壤 N2 300 60 400 98.0 — [48] 2 碱基 1% NaOH PCBs污染土壤 N2 600 60 400 99.0 — [48] 3 碱基 50% CaCO3 垃圾衍生燃料 15% O2+85% N2 350~850 30 300 76.6 76.1 [52] 4 碱基 50% CaO 垃圾衍生燃料 15% O2+85% N2 350~850 30 300 64.3 68.4 [52] 5 碱基 CaCO3 PCP 空气 850 45 300 >70 — [53] 6 碱基 CaO PCP 空气 850 45 300 促进生成 — [53] 7 碱基 CaO+飞灰 PCP 空气 850 45 300 促进生成 — [53] 8 碱基 1% CaO PCBs污染土壤 N2 400 40 400 94.3 — [51] 9 氮基 1% (NH4)2SO4 PCBs污染土壤 N2 400 40 400 73.2 — [51] 10 氮基 1% CO(NH2)2 PCBs污染土壤 N2 400 40 400 93.7 — [51] 11 氮基 CO(NH2)2 索提飞灰 10% O2+90% N2 350 60 300 52.8 42.1 [60] 12 氮基 (NH4)2SO4 索提飞灰 10% O2+90% N2 350 60 300 34.6 23.3 [60] 13 氮基 CO(NH2)2 索提飞灰 10% O2+90% N2 650 60 300 80.4 82.0 [60] 14 氮基 (NH4)2SO4 索提飞灰 10% O2+90% N2 650 60 300 81.6 80.5 [60] 15 氮基 污泥干解气 模拟飞灰 12% O2+88% N2 350 50 300 96.7 91.0 [65] 16 硫基 SO2 模拟飞灰 300×10−6 Cl2/10% O2/10% H2O/N2 350 30 — 90.3 91.8 [55] 17 硫基 SO3 模拟飞灰 300×10−6 Cl2/10% O2/10% H2O/N2 320 30 — 90.5 92.4 [55] 18 硫基 单质S(S/Cl=1) PCP+SiO2 空气 >500 30 300 抑制生成 — [56] 19 硫基 单质S(S/Cl=1) PCP+SiO2 空气 <500 30 300 促进生成 — [56] 20 硫基 单质S(S/Cl=1.5) PCP+SiO2 空气 400 30 300 促进生成 — [56] 21 硫基 煤(S/Cl=0.68) PCP 空气 800 30 300 95.0 70.0 [57] 22 硫基 煤(S/Cl=1~3) PCP 空气 800 30 300 >80.0 — [57] 23 氮硫协同 3% SC(NH2)2 模拟飞灰 12% O2+88% N2 350 50 300 99.8 — [63] 24 氮硫协同 3% NH2SO3H 模拟飞灰 12% O2+88% N2 350 30 300 92.4 — [63] 25 氮硫协同 3% (NH4)2S2O3 模拟飞灰 12% O2+88% N2 350 30 300 85.4 — [63] 26 氮硫协同 0.05% SC(NH2)2 烧结料 空气 1 000 23 3.75×105 38.8 67.6 [66] 27 氮硫协同 0.1% SC(NH2)2 烧结料 空气 1 000 23 3.75×105 47.8 72.6 [66] 28 氮硫协同 0.5% SC(NH2)2 烧结料 空气 1 000 23 3.75×105 77.6 76.5 [66] 注：—为文中无相关信息。 | Show TableDownLoad:
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4. 问题与展望
热脱附技术日益广泛地应用于污染场地修复，相关研究和技术应用也逐渐深入和成熟，但在二次污染物处理方面存在一些问题，主要有以下几个方面：1)热脱附过程中各环节PCDD/Fs生成特性不清，成因不明，热脱附过程中污染物化学转化规律尚不明了；2)缺乏热脱附工艺、土壤各因素对PCDD/Fs生成影响的基础性研究和机理性分析；3)缺少针对不同污染场地特征的热脱附调理剂选择开发，特别是能同时提高脱附效率和PCDD/Fs阻滞效果的热脱附调理剂。研发一系列高效、节能、环保的热脱附设备势在必行，进一步明晰热脱附过程中尾气生成机制和抑制措施将成为重点问题。
目前，由于排放标准日趋严格和尾气处理技术的非普适性，为了进一步提升热脱附技术的尾气处理技术，可重点从污染物化学转化机理与机制、污染物抑制机理及防控技术等方面开展深入研究。
1)热脱附全过程中污染物化学转化机理研究。开展各工艺流程中污染物化学转化研究，针对各段工艺区域，如加热窑、除尘器、二燃室等，探索沿程污染物分布特性；开展各段PCDD/Fs行为研究，探明PCDD/Fs分布情况，进行相关动力学及化学转化规律研究；开展各工艺流程间污染物转化成因关联研究，探索各段尾气及PCDD/Fs形成的关联性。
2)热脱附尾气生成机制及影响因素研究，并进行应用优化。一是针对不同基本热脱附工艺参数下PCDD/Fs生成行为及尾气生成机制进行研究，主要包括热脱附温度、载气流速、反应气氛等各单因素的影响，不同工艺参数组合的影响及针对不同污染场地情况的最优热脱附工艺参数优选；二是针对不同污染场地的实际特征，对影响二次污染物生成的各因素进行研究，如金属、水分、土质、土壤矿物组分、污染物组成等，给出各因素对二次污染物生成的影响机制，为实际应用提供污染土壤前处理参考，优化相关操作条件或工艺。基于工艺参数和影响因素等基础性研究，获得从源头上控制PCDD/Fs生成的综合优化措施。
3)热脱附尾气抑制机理及二次污染防控措施研究。开展PCDD/Fs阻滞机理及控制措施研究，探明各阻滞剂对热脱附过程中PCDD/Fs的抑制性能及机理，并探索新型绿色高效PCDD/Fs阻滞剂的开发利用；开展阻滞剂抑制效能影响因素研究，掌握热脱附工艺参数、土壤因素或阻滞剂添加条件对PCDD/Fs抑制效果及影响机理，优化操作条件；开展阻滞剂抑制效能经济性分析和可行性评估，提出一系列可操作二次污染防控措施，满足针对不同污染场地特征选用不同阻滞剂的实际需求。
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图 1 铁还原菌F1的形貌特征、系统发育树及生长曲线
Figure 1. Morphological characteristics, phylogenetic tree and growth curve of iron-reducing bacterium F1
图 3 铁还原菌F1对Fe(Ⅲ)的还原效果及电子供体对铁还原性能的影响
Figure 3. The reduction effect of Escherichia sp. F1 on Fe (Ⅲ) and the influence of electron donors on iron reduction performance
图 4 铁还原菌F1耦合工业铁粉对模拟地下水中TCE降解条件的优化
Figure 4. Optimization of TCE degradation conditions in simulated groundwater by Escherichia sp. F1 coupled with industrial iron powder
图 5 反应时间对耦合材料降解模拟地下水中TCE效果的影响
Figure 5. Effect of reaction time on degradation of TCE in simulated groundwater by coupled material
图 6 单独工业铁粉及耦合材料的SEM、EDS、XPS分析结果
Figure 6. Results of SEM, EDS and XPS of industrial iron powder and coupled material
图 7 不同处理组中Fe(Ⅱ)浓度及TCE降解机制示意图
Figure 7. Fe(Ⅱ) concentration in different treatments and schematic diagram of TCE degradation mechanism
表 1 铁还原菌F1中电子传递相关基因
Table 1. Genes related to electron transfer in Escherichia sp. F1
电子传递类型 序列名称 序列长度 基因功能描述 直接电子传递 WP_000179820.1 614 细胞色素c氧化酶 直接电子传递 WP_000383352.1 587 细胞色素c553 间接电子传递 WP_000493950.1 641 核黄素合成酶α亚基 间接电子传递 ABF02652.1 470 核黄素合成酶β链 间接电子传递 WP_001389848.1 216 甲萘醌生物合成过程
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