环境科学  2014, Vol. 35 Issue (11): 4298-4304   PDF    
引用本文
刘翠英, 徐向华, 王壮, 姚童言. 铁氧化物与电子供体基质交互作用对红壤性水稻土中DDT还原脱氯影响[J]. 环境科学, 2014, 35(11): 4298-4304.
LIU Cui-ying, XU Xiang-hua, WANG Zhuang, YAO Tong-yan. Influence of the Interaction Between Iron Oxide and Electron Donor Substances on 1,1,1-Trichloro-2,2-bis(p-chlorophenyl)ethane (DDT) Reductive Dechlorination in Hydragric Acrisols[J]. Environmental Science, 2014, 35(11): 4298-4304.
铁氧化物与电子供体基质交互作用对红壤性水稻土中DDT还原脱氯影响
刘翠英1, 徐向华1, 王壮2, 姚童言1    
1. 南京信息工程大学应用气象学院, 江苏省农业气象重点实验室, 南京 210044;
2. 南京信息工程大学环境科学与工程学院, 江苏省大气环境监测与污染控制高技术研究重点实验室, 南京 210044
收稿日期: 2014-4-3; 修订日期: 2014-5-29.
基金项目： 国家自然科学基金项目（41201314）；土壤与农业可持续发展国家重点实验室开放课题项目（0812201227）
作者简介：刘翠英（1982~），女，博士，讲师，主要研究方向为土壤环境化学与污染控制，E-mail：002263@nuist.edu.cn
摘要：铁氧化物与电子供体基质交互作用对电子转移及具有脱氯功能的铁还原菌生长有重要影响，进而可能影响土壤中多氯代有机物的还原脱氯降解. 本研究采用土壤厌氧培养实验，分析铁氧化物（针铁矿）和电子供体基质（正丁酸和乙醇）及其交互作用对红壤性水稻土中DDT脱氯的影响及其机制. 结果表明，由于DDT脱氯降解，DDT及其降解产物与土壤形成结合态残留，厌氧培养6周后，土壤中DDT可提取态残留量仅为初始量的1.29%~2.01%. DDT厌氧脱氯降解的主要产物为DDD. 在培养前期，加入正丁酸和乙醇使反应体系的pH降低Eh增加，进而不利于DDT还原脱氯降解. 添加针铁矿或者同时添加针铁矿和电子供体基质均使反应体系的pH增加Eh降低，并且增加土壤中二价铁的量，从而促进DDT还原脱氯降解. 正丁酸和铁氧化物对DDT还原脱氯无显著交互作用，而乙醇和铁氧化物对DDT还原脱氯具有拮抗作用. 本研究结果对于制定DDT污染土壤的高效原位修复技术方案具有重要意义.
关键词： DDT     还原脱氯     针铁矿     有机碳     土壤    
Influence of the Interaction Between Iron Oxide and Electron Donor Substances on 1,1,1-Trichloro-2,2-bis(p-chlorophenyl)ethane (DDT) Reductive Dechlorination in Hydragric Acrisols
LIU Cui-ying1, XU Xiang-hua1, WANG Zhuang2, YAO Tong-yan1    
1. Jiangsu Key Laboratory of Agricultural Meteorology, College of Applied Meteorology, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China;
2. Jiangsu Key Laboratory of Atmospheric Environment Monitoring and Pollution Control, School of Environmental Science and Engineering, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China
Abstract: The interaction between iron oxide and electron donor substance have significant influences on electron transfer and the growth of iron-reducing bacteria, which may affect the reductive dechlorination of polychlorinated organic compounds in soil. Anaerobic soil incubation experiment was conducted to study the effect and its mechanism of iron oxide (goethite), electron donor substances (butyrate and ethanol), and their interaction on DDT reductive dechlorination in Hydragric Acrisols. Results showed that after 6 weeks of anaerobic incubation, the extractable residues of DDT were between 1.29% and 2.01% of initial DDT amounts in soils, which was attributed to the dechlorinated degradation of DDT and formation of bound residues of DDT and its dechlorinated products. The main product of DDT anaerobic dechlorination was 1,1-dichloro-2,2-bis (p-chloro-phenyl) ethane (DDD). During the prophase of incubation, the application of butyrate or ethanol led to the decreased pH and increased Eh for reaction system, thus inhibited DDT dechlorination. The applications of only goethite or goethite and electron donor substances resulted in the increased soil pH, decreased soil Eh and increased Fe(Ⅱ) contents, thus accelerated DDT dechlorination. There was no significant interaction between butyrate and iron oxide on DDT dechlorination, whereas there was antagonistic action between ethanol and iron oxide on DDT dechlorination. The results will be of great significance for developing efficient and in-situ remediation technology of DDT contaminated soil.
Key words: DDT     reductive dechlorination     goethite     organic carbon     soil    

有机氯农药DDT，别名2,2-双(4-氯苯基)-1,1,1-三氯乙烷(即p,p′-DDT)，是首批被列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》受控名单的持久性有机污染物(POPs)之一[1]. 由于DDT的高残留性和持久性，并且含DDT杂质的三氯杀螨醇的大量使用，导致目前我国许多地区农田土壤中仍可检出DDT，且在一些地区的残留仍很严重[2, 3, 4]. 农田土壤中的DDT被作物吸收后，将严重危及农产品品质安全. 因此，如何消除土壤中DDT污染成为近年来亟待解决的重要科学问题.

由于DDT含有较多的氯取代基，氯原子强烈的吸电子性使其很难被好氧微生物氧化降解，而在厌氧条件下，DDT能够发生还原脱氯作用[5, 6, 7]. 经过脱氯反应脱除了氯取代基后，使DDT的毒性和持久性大大降低，更易被好氧微生物进一步降解，直至完全矿化[6]. 因此，厌氧条件下的还原脱氯反应是DDT有效降解的关键. 厌氧还原脱氯即在得到电子的同时脱去一个氯取代基，H2是主要电子供体，但直接向污染源区导入H2比较困难，由于有机物能够在微生物作用下发酵生成H2，通常使用有机物(脂肪酸、 醇类和糖类等)作为电子供体基质[8]. 南方红壤区是我国主要的水稻产区，红壤中含有大量的铁氧化物[9]. 研究发现，厌氧条件下铁氧化物对氯代有机物的还原脱氯降解有促进作用[10, 11, 12, 13, 14, 15]. 然而，关于铁氧化物与电子供体基质交互作用对红壤性水稻土中DDT还原脱氯的影响鲜有报道.

由于我国大面积红壤中含有丰富的铁氧化物，水稻土长期处于淹水还原条件，本文选择红壤性水稻土进行研究. 为了阐明铁氧化物与电子供体基质交互作用对DDT还原脱氯的影响机制，本研究采用人为添加一定量DDT的污染土进行实验. 选择正丁酸和乙醇作为电子供体基质，选择针铁矿作为铁氧化物，研究铁氧化物与电子供体基质交互作用对DDT还原脱氯的影响及其机制，以期为探索加速红壤中DDT消减的农艺措施提供科学依据.

1 材料与方法 1.1 供试土壤性质及污染土的制备

供试土样为江西鹰潭红壤性水稻土(28°12′N，116°55′E)，取0～20 cm表层土，风干后，过2 mm筛备用. 供试土壤的基本性质如下: 土壤pH为5.1，有机质含量为3.5%，可溶性有机碳含量为40.2mg ·kg-1，游离氧化铁含量为27.3g ·kg-1，无定形氧化铁含量为2.1g ·kg-1，土壤中三价铁与二价铁的含量之比为20.7，黏粒、 粉粒和砂粒含量分别为26.5%、 42.1%和31.4%，具体分析方法见文献[16]. 土壤中DDT和DDD的背景值分别为9.1 ng ·g-1和7.5 ng ·g-1.

根据实验用量，称取100 mg DDT完全溶解于200 mL丙酮，然后将DDT的丙酮溶液加入280 g细石英砂(100目)中，充分搅拌至丙酮全部挥发，即得到DDT均匀污染的石英砂. 称取5 g污染石英砂和500 g土壤拌匀，即得到DDT浓度为3.5μg ·g-1的污染土壤，室温放置1周后备用. 由于土壤对DDT的吸持作用以及分析过程中DDT的损失，气相色谱检测到土壤中DDT的初始浓度为2.9μg ·g-1.

1.2 实验仪器与化学试剂

安捷伦(Agilent，6890)气相色谱仪-ECD检测器63Ni； 安捷伦7683自动进样器(Agilent,USA)； 岛津(Shimadzu，GC-12A)气相色谱仪-FID检测器； 岛津(Shimadzu，GC-14B)气相色谱分析仪-TCD检测器； 生化培养箱(LRH-250，上海印溪)； 旋转蒸发仪(RE-3000，上海亚荣).

DDT及其脱氯降解产物的标样(纯度≥99.5%，德国Ehrenstorfer博士提供)； 正己烷(分析纯)、 丙酮(分析纯)、 二氯甲烷(分析纯)、 乙醇(分析纯)和正丁酸(分析纯)均由上海国药集团化学试剂有限公司生产； 针铁矿采用水合硝酸铁与氢氧化钾合成； 无水硫酸钠(400℃下干燥4 h)； 硅胶(130℃下保持18 h后，加入3%去离子水混匀，用之前平衡6 h).

1.3 实验设计

本研究设以下6个处理: ①土壤+DDT(对照/CK)； ②土壤+DDT+正丁酸(SB)； ③土壤+DDT+乙醇(SE)； ④土壤+DDT+针铁矿(SG)； ⑤土壤+DDT+正丁酸+针铁矿(SBG)； ⑥土壤+DDT+乙醇+针铁矿(SEG). 正丁酸和乙醇均按50 mmol ·kg-1的有机碳/土壤的比例添加，针铁矿按20g ·kg-1土壤的比例添加. 土壤保持淹水，塞紧瓶塞后，从通气口通入氮气，使瓶中充满氮气后用止水夹夹紧通气口连接的硅胶管，使得培养瓶达到严格密封厌氧条件，随后将培养瓶于25℃的生化培养箱中培养. 实验设3个重复. 分别设定1~6周每周取土壤样品，测定其中的DDT及其降解产物含量，并测定土壤中二价铁Fe(Ⅱ)含量； 分析每周CH4及CO2释放量； 每次取样时测土壤pH和氧化还原电位(Eh). 每次取样完毕后，塞上瓶塞使瓶中充满氮气后密封，继续培养.

1.4 土壤中DDT及其降解产物的测定

每周用不锈钢土钻取土壤样品约10 g用于测定其中的DDT及其降解产物和Fe(Ⅱ)含量. 称取土样约1 g于50 mL离心管中，加入30 mL正己烷/丙酮(4/1，体积比)，于25℃，60 kHz条件下超声萃取2 h后，将提取液转移至梨形瓶，在45℃旋转蒸发至约2 mL，经过填有2 g Na2SO4和1 g硅胶的SPE柱净化，净化时用15 mL体积比为9/1的正己烷/二氯甲烷淋洗，再将淋洗液旋转蒸发浓缩定容至2 mL，用气相色谱测定DDT及其降解产物的浓度. 气相色谱测定条件为: DB-5柱(30.0 m×0.32 mm×0.25 μm)，载气为N2，采用不分流进样，进样量为1 μL，进样口温度为220℃，检测器温度为280℃.

1.5 土壤pH和Eh的测定

土壤pH和Eh采用PHB-06型pH/mV计(南京骄远分析仪器有限公司生产)进行测定. 测定土壤pH时将pH/mV计功能选择开关在pH档，采用pH复合电极测定. 测定土壤Eh时将pH/mV计功能选择开关在mV档，将铂电极(指示电极)、 参比电极分别与相应的电极插座连接后，电极插入被测土壤中即可进行测定.

1.6 二价铁及CH4和CO2的测定

称取土样约1 g于50 mL离心管中，加入40 mL 0.5mol ·L-1的盐酸，振荡提取1.5 h后离心过0.22 μm滤膜，取1 mL滤液加入2 mL 1 mol ·L-1的碳酸钠缓冲溶液和2 mL 1 g ·L-1的邻菲罗啉显色1 h，采用紫外-可见分光光度计于510 nm测定其中Fe(Ⅱ)的浓度，具体分析方法见文献[17]. CH4和CO2的测定和分析方法见文献[18].

1.7 质量控制与数据分析

分别配制浓度为50、 100、 200、 400、 600、 800 ng ·g-1的DDT、 2,2-双(4-氯苯基)-1,1-二氯乙烷(DDD)、 2,2-双(4-氯苯基)-1,1-二氯乙烯(DDE)、 2,2-双(4-氯苯基)-1-一氯乙烷(DDMU)和4,4′-二氯二苯酮(DPB)标准溶液，采用外标法对所测数据进行质量控制. 在样品测定之前，进行了回收率实验，本实验测得的回收率为85.1%~87.4%. 显著性差异分析由SPSS 13.0完成，显著性水平为0.05.

2 结果与讨论 2.1 土壤Eh和pH

表 1为各处理在整个培养周期内的土壤Eh和pH变化动态. 可以看出，在培养开始的1~2周，添加电子供体基质正丁酸和乙醇均显著提高土壤Eh，而且添加正丁酸处理的土壤Eh最高(P＜0.05). 在培养的第3~6周，除了第4周SB处理的土壤Eh偏低外，土壤Eh在CK与SB、 SE处理之间均无显著差异(P>0.05). 在整个培养过程中，添加针铁矿均显著降低土壤Eh(P＜0.05). 在培养的第1周，SBG和SEG处理的土壤Eh与对照相比均无显著差异(P>0.05)，而后SBG和SEG处理的土壤Eh均显著低于对照(P＜0.05). 而且，在第2~3周，SBG处理的土壤Eh显著低于SEG处理(P＜0.05). 该结果表明，添加电子供体基质正丁酸和乙醇在培养前期使土壤的还原性减弱，而添加铁氧化物使土壤还原性增强，同时添加铁氧化物和电子供体基质(正丁酸或乙醇)在第1周之后也能够使土壤的还原性增强.

由表 1可以看出，添加电子供体基质正丁酸和乙醇均使土壤pH显著低于对照，而且在1~5周添加正丁酸处理的土壤pH最低(P＜0.05). 在整个培养过程中，添加针铁矿均显著增加土壤pH(P＜0.05). SBG处理的土壤pH在第1周显著低于对照，而在第2~6周，SBG处理的土壤pH显著高于对照(P＜0.05). 在整个培养过程中，SEG处理的土壤pH显著高于对照(P＜0.05). 该结果表明，添加电子供体基质正丁酸和乙醇使土壤酸性增强，且在培养前期的效果更明显. 而添加铁氧化物使土壤酸性减弱，使整个培养过程土壤pH均接近中性. 同时添加铁氧化物和电子供体基质(正丁酸或乙醇)也能够使土壤酸性减弱.

表 1 土壤Eh和pH变化过程1)Table 1 Time course of soil Eh and pH
2.2 土壤中二价铁含量

表 2为各处理在整个培养周期内的土壤Fe(Ⅱ)含量的变化动态. 可以看出，在培养的前5周，添加电子供体基质正丁酸均显著降低土壤Fe(Ⅱ)含量(P＜0.05)，主要原因可能是添加正丁酸导致土壤pH较低Eh较高，不利于铁还原菌还原Fe(Ⅲ)生成Fe(Ⅱ). 在整个培养周期内，添加乙醇对土壤Fe(Ⅱ)含量均无显著影响(P>0.05). 在整个培养过程中，SG、 SBG和SEG处理的土壤Fe(Ⅱ)含量均显著高于对照，除了在第1周时，SEG处理的土壤Fe(Ⅱ)含量低于SG和SBG处理，第2周时SBG处理的土壤Fe(Ⅱ)含量高于SG和SEG处理外，SG、 SBG和SEG处理的土壤Fe(Ⅱ)含量均无显著差异. 该结果表明，添加正丁酸和乙醇并没有明显促进Fe(Ⅲ)还原生成Fe(Ⅱ)，即正丁酸和乙醇的加入对该反应体系的铁还原菌无显著刺激作用，可能原因是该2种电子供体基质导致反应体系的pH较低Eh较高，不利于铁还原菌生长.

表 2 土壤中Fe(Ⅱ)含量变化动态1)/mmol ·kg-1Table 2 Dynamics of soil Fe(Ⅱ) contents/mmol ·kg-1
2.3 土壤中DDT可提取态残留及其降解产物生成动态

各处理土壤中DDT的可提取态残留量随培养时间的变化过程见图 1. 可以看出，各处理土壤中DDT可提取态残留整体均呈现先快速减少，再缓慢减少，然后达到平衡的变化趋势. 厌氧培养6周后，土壤中DDT可提取态残留量仅为初始量的1.29%~2.01%. 在前5周内，SB和SE处理的土壤中DDT可提取态残留量显著高于对照，而且在前3周内，SB处理的土壤中DDT可提取态残留量显著高于SE处理(P＜0.05). 在培养的最后1周，SB和SE处理的土壤中DDT可提取态残留量与对照相比无显著差异(P>0.05). 在前2周，SG和SBG处理的土壤中DDT可提取态残留均显著低于对照，而在第3~6周，SG和SBG处理的土壤中DDT可提取态残留与对照相比无显著差异(P>0.05). 在整个培养过程中，SEG处理的土壤中DDT可提取态残留与对照相比均无显著差异(P>0.05).

CK: 土壤+DDT； SB: 土壤+DDT+正丁酸； SE: 土壤+DDT+乙醇； SG: 土壤+DDT+针铁矿； SBG: 土壤+DDT+正丁酸+针铁矿； SEG: 土壤+DDT+乙醇+针铁矿，下同图 1 各处理土壤中DDT可提取态残留量随培养时间的变化过程Fig. 1 Time course of extractable DDT residues for different treatments in soil

本实验检测到DDT主要脱氯降解产物为DDD，而DDE、 DDMU和DPB的量很少，故不作分析. 厌氧培养6周后，生成DDD量为782.7~992.4 ng ·g-1，占DDT初始量的26.9%~34.2%. 由于淹水条件下DDT及其降解产物的挥发量很少[7, 19]，所以一部分DDT及其降解产物与土壤形成不可提取态的结合残留. 研究表明，土壤中的非水溶性大分子有机质能够吸持土壤中的有机污染物，使其与土壤形成结合残留，降低DDT的可提取性，而小分子的可溶性有机碳(DOC)能够增加DDT在土壤溶液中的溶解性，从而增加土壤中DDT的可提取性[20]. 本研究的供试土壤有机质含量为3.5%，可溶性有机碳含量仅为40.2mg ·kg-1，因此，土壤中大量的非水溶性有机质能够吸附结合DDT而使其可提取性大大降低.

各处理土壤中DDD生成动态见图 2. 可以看出，在培养的前3周，添加正丁酸使土壤中DDD生成量显著低于对照(P＜0.05)，而后SB处理的土壤中DDD含量与对照相比无显著差异(P>0.05). 表明添加正丁酸在培养前期抑制DDT还原脱氯降解，主要因为红壤性水稻土为酸性土壤(pH=5.1)，正丁酸的添加更降低了土壤pH(表 1)，而还原脱氯的最佳pH条件为弱碱性[19, 21]，而且由于低pH条件不利于土壤中还原反应的进行，导致培养前期SB处理的土壤还原性减弱(表 1)，还原性Fe(Ⅱ)含量较低(表 2)，进而不利于此时DDT还原脱氯降解. 本研究表明，土壤pH和Eh是影响还原脱氯反应的关键因素. 在培养的第1周，添加乙醇使土壤DDD含量显著低于对照(P＜0.05)，在第2~4周时，SE处理的土壤DDD含量与对照相比无显著差异(P>0.05)，而在最后2周，SE处理的土壤DDD含量显著高于对照(P＜0.05). 主要原因可能是在培养前期乙醇发酵过程中羟键比较容易断裂，释放的H+使土壤pH降低，低pH条件不利于土壤中还原反应的进行，导致第1周时土壤Eh较高(表 1)，进而不利于此时DDT还原脱氯反应生成DDD，然后随着土壤pH升高和Eh降低，SE处理的DDD生成速率逐渐增加，第4周之后，SE处理的DDD生成量显著高于对照. 本研究表明，乙醇作为电子供体基质能够促进DDT还原脱氯. 在整个培养过程中，SG、 SBG和SEG处理的土壤中DDD的生成量均显著高于对照(P＜0.05)，对应于SG、 SBG和SEG处理的土壤中Fe(Ⅱ)含量也较高. 主要原因是厌氧条件下土壤中的铁还原菌能够使Fe(Ⅲ)还原成Fe(Ⅱ)，Fe(Ⅱ)作为电子供体将电子传递给氯代有机物，同时自身失电子后又转化为Fe(Ⅲ)，而氯代有机物得到电子脱去一个氯取代基完成还原脱氯过程，即铁氧化物对还原脱氯起催化作用[22, 23]. 而且SG、 SBG和SEG处理的土壤Eh也较低(表 1)，所以有利于DDT还原脱氯降解.

比较图 1、 2和表 2可以看出，在培养的前2周，土壤Fe(Ⅱ)含量越高的处理DDT还原脱氯生成DDD的速率越快，表明Fe(Ⅱ)作为还原剂能够为DDT还原脱氯提供电子. 然后随着大部分DDT脱氯转化为DDD之后，由于DDD很难继续脱氯降解，即使Fe(Ⅱ)含量继续增加，DDT脱氯速率也不再有明显增加.

图 2 各处理土壤中DDT主要还原脱氯产物DDD生成动态Fig. 2 Dynamics of DDD productions for different treatments in soil

方差分析显示，正丁酸和铁氧化物对DDT还原脱氯无显著交互作用(P>0.05)，而乙醇和铁氧化物对DDT还原脱氯存在显著交互作用(P＜0.05)，单添加乙醇或铁氧化物时对促进DDT还原脱氯的效果均大于两者同时添加的效果，表明乙醇和铁氧化物对DDT还原脱氯具有拮抗作用. 主要原因可能是Fe(Ⅲ)在还原生成Fe(Ⅱ)的过程中作为电子受体与DDT还原脱氯竞争电子. 由于还原脱氯所需的H2分压小于Fe(Ⅲ)还原所需的H2分压[24, 25, 26]，而丁酸发酵生成H2的分压小于乙醇[27]，因此，丁酸作为缓释H2电子供体基质有利于避免Fe(Ⅲ)还原与DDT还原脱氯竞争电子.

2.4 CH4和CO2生成与DDT脱氯降解的关系

本研究以CH4和CO2的生成动态反映土壤微生物活性和有机碳转化速率，培养过程中土壤表层CH4和CO2浓度的变化如图 3所示. 可以看出，所有处理的CH4和CO2释放量均呈先增加后下降的趋势. 对照和SEG处理的CH4生成量在第3周时最大，分别为26.9μg ·g-1和35.4μg ·g-1； SE和SBG处理的CH4生成量均在第4周时最大，分别为110.0μg ·g-1和17.6μg ·g-1； 而SB和SG处理的CH4生成量均在第5周时最大，分别为159.6μg ·g-1和1.0μg ·g-1. 对照、 SG、 SBG和SEG处理的CO2生成量均在第3周时最大，分别为86.9、 42.8、 49.6和78.0μg ·g-1； SE和SB处理的CO2生成量分别在第4和第5周时最大，分别为127.4μg ·g-1和139.5μg ·g-1. 可见外加电子供体基质正丁酸和乙醇均显著增加了CH4和CO2生成量，而添加铁氧化物显著抑制CH4和CO2生成(P＜0.05). SBG处理的CH4和CO2生成量显著低于SB处理，SEG处理的CH4和CO2生成量也显著低于SE处理，SBG和SEG处理的CH4和CO2生成量均显著高于SG处理(P＜0.05). 表明添加电子供体基质增强土壤微生物活性，而添加铁氧化物抑制土壤微生物活性.

图 3 各处理土壤中CH4和CO2生成动态Fig. 3 Dynamics of CH4 and CO2 productions for different treatments in soil

比较图 1~3可以看出，在前2周CH4和CO2量很少时，CK、 SG、 SBG和SEG处理的DDT降解速率却最快； SB处理的DDT在第2~4周时降解最快，而CH4和CO2生成在第5周时最大； SE处理的DDT在第1~3周时降解最快，而CH4和CO2生成在第4周时最大； 而且添加电子供体基质生成CH4和CO2量明显增加，而DDT降解速率并未显著增大； 添加铁氧化物生成CH4和CO2量明显减少，而DDT降解速率却增大. 说明CH4和CO2的生成与DDT还原脱氯无严格的亦步亦趋关系. 可能因为碳源在分解生成CH4和CO2的过程中，既作为电子受体也向体系释放电子并且提高了微生物活性，是一个复杂的过程，而且土壤本身是一个复杂的体系，还原脱氯还受土壤中微生物的类型和土壤的理化性质等多种因素的影响[18, 28]. 电子供体基质的添加虽增强了土壤微生物活性，但未促进DDT还原脱氯，表明限制DDT还原脱氯的主要因素是还原性Fe(Ⅱ)的含量，而不是土壤微生物.

3 结论

(1)厌氧条件下，DDT脱氯降解主要生成DDD. 加入正丁酸导致体系pH降低Eh增加，并且降低还原性Fe(Ⅱ)含量，进而不利于DDT还原脱氯降解； 加入乙醇在培养前期使体系pH降低Eh增加，抑制DDT还原脱氯； 添加铁氧化物或者同时添加铁氧化物和电子供体基质均使体系pH增加Eh降低，并且增加土壤Fe(Ⅱ)含量，从而促进DDT还原脱氯降解.

(2)正丁酸和铁氧化物对DDT还原脱氯无显著交互作用，而单添加乙醇或铁氧化物时对促进DDT还原脱氯的效果均大于两者同时添加的效果.

(3)所有处理的CH4和CO2生成量整体呈现先增加后下降的趋势，CH4和CO2的生成与DDT还原脱氯降解无严格亦步亦趋的关系.

参考文献
[1] UNEP. 关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约[DB/OL]. http://www.pops.int/documents/convtext/convtext_ch.Pdf, 2001-2005.
[2] 魏中青, 刘丛强, 梁小兵, 等. 贵州红枫湖地区水稻土多氯联苯和有机氯农药的残留[J]. 环境科学, 2007, 28 (2): 255-260.
[3] 余世清, 唐伟, 卢滨. 某农药厂废弃场地六六六和滴滴涕污染分布特征及风险评价[J]. 环境科学, 2011, 32 (9): 2646-2653.
[4] 洪青, 蒋新, 李顺鹏. 微生物降解DDT研究进展[J]. 土壤, 2008, 40 (3): 329-334.
[5] Tsui L, Fan C, Chung Y, et al. Reductive dechlorination of tetrachloroethene by two compost samples with different maturity[J]. Bioresource Technology, 2011, 102 (22): 10498-10504.
[6] 刘翠英, 余贵芬, 蒋新. 土壤和沉积物中多氯代有机化合物厌氧降解研究进展[J]. 生态学报, 2007, 27 (8): 3482-3488.
[7] Brahushi F, Dörfler U, Schroll R, et al. Stimulation of reductive dechlorination of hexachlorobenzene in soil by inducing the native microbial activity[J]. Chemosphere, 2004, 55 (11): 1477-1484.
[8] 胡海珠, 毛晓敏. 地下水高浓度三氯乙烯厌氧生物降解的进展[J]. 科技导报, 2010, 28 (21): 112-117.
[9] 李芳柏, 王旭刚, 周顺桂, 等. 红壤胶体铁氧化物界面有机氯的非生物转化研究进展[J]. 生态环境, 2006, 15 (5): 1343-1351.
[10] Cao F, Liu T X, Wu C Y, et al. Enhanced biotransformation of DDTs by an iron-and humic-reducing bacteria Aeromonas hydrophila HS01 upon addition of goethite and anthraquinone-2, 6-disulphonic disodium salt(AQDS)[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2012, 60 (45): 11238-11244.
[11] 陈曼佳, 刘承帅, 吴伟坚, 等. 外加营养源作用下砖红壤中五氯酚还原转化的生物化学作用机制[J]. 生态环境学报, 2013, 22 (2): 325-329.
[12] Fredrickson J K, Zachara J M, Kennedy D W, et al. Biogenic iron mineralization accompanying the dissimilatory reduction of hydrous ferric oxide by a groundwater bacterium[J]. Geochemica et Cosmochemica Acta, 1998, 62 (19-20): 3239-3257.
[13] Li X M, Li Y T, Li F B, et al. Interactively interfacial reaction of iron-reducing bacterium and goethite for reductive dechlorination of chlorinated organic compounds[J]. Chinese Science Bulletin, 2009, 54 (16): 2800-2804.
[14] Li F B, Li X M, Zhou S G, et al. Enhanced reductive dechlorination of DDT in an anaerobic system of dissimilatory iron-reducing bacteria and iron oxide[J]. Environmental Pollution, 2010, 158 (5): 1733-1740.
[15] Wei N, Finneran K T. Influence of ferric iron on complete dechlorination of trichloroethylene (TCE) to ethene: Fe(Ⅲ) reduction does not always inhibit complete dechlorination[J]. Environmental Science and Technology, 2011, 45 (17): 7422-7430.
[16] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京:中国农业科技出版社, 2000.
[17] Chen M J, Cao F, Li F B, et al. Anaerobic Transformation of DDT related to iron(Ⅲ) reduction and microbial community structure in paddy soils[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2013, 61 (9): 2224-2233.
[18] 刘翠英, 余贵芬, 蒋新, 等. 小分子有机碳对土壤中六氯苯厌氧降解及挥发的影响[J]. 环境科学, 2008, 29 (5): 1418-1424.
[19] Liu C Y, Jiang X, Wang F, et al. Hexachlorobenzene dechlorination as affected by nitrogen application in acidic paddy soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 179 (1-3): 709-714.
[20] Sposito G, Martin-Neto L, Yang A. Atrazine complication by soil humic acids[J]. Journal of Environmental Quality, 1996, 25 : 1203-1209.
[21] Chang B V, Zheng J X, Yuan S Y. Effects of alternative electron donors, acceptors and inhibitors on pentachlorophenol dechlorination in soil[J]. Chemosphere, 1996, 33 (2): 313-320.
[22] Li F B, Wang X G, Li Y T, et al. Enhancement of the reductive transformation of pentachlorophenol by polycarboxylic acids at the iron oxide-water interface[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2008, 321 (2): 332-341.
[23] 陶亮, 周顺桂, 李芳柏. 土壤有机氯脱氯转化的界面交互反应[J]. 化学进展, 2009, 21 (4): 791-800.
[24] Smatlak C R, Gossett J M, Zinder S H. Comparative kinetics of hydrogen utilization for reductive dechlorination of tetrachloroethene and methanogenesis in an anaerobic enrichment culture[J]. Environmental Science and Technology, 1996, 30 (9): 2850-2858.
[25] Yu S, Semprini L. Comparison of trichloroethylene reductive dehalogenation by microbial communities stimulated on silicon-based organic compounds as slow-release anaerobic substrates[J]. Water Research, 2002, 36 (20): 4985-4996.
[26] Yu S, Semprini L. Enhanced reductive dechlorination of PCE DNAPL with TBOS as a slow-release electron donor[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 167 (1-3): 97-104.
[27] Fennell D E, Gossett J M Zinder S H. Comparison of butyric acid, ethanol, lactic acid, and propionic acid as hydrogen donors for the reductive dechlorination of tetrachloroethene[J]. Environmental Science and Technology, 1997, 31 (3): 918-926.
[28] Liu C Y, Jiang X, Yang X L, et al. Hexachlorobenzene dechlorination as affected by organic fertilizer and urea applications in two rice planted paddy soils in a pot experiment[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408 (4): 958-964.