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多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）指2个或2个以上苯环连接在一起的化合物，如萘、芘、苯并[a]芘等，主要存在于煤化工、有机化工、石油化工、钢铁等重工业废弃物中[1]。PAHs具有三致性[2]，可通过直接接触和食物链传递威胁人类健康[3-4]。
土壤对PAHs的吸附是影响其环境归宿和危害的重要过程。PAHs进入土壤后，随着老化时间的延长，常规有机溶剂可提取的PAHs质量分数下降[5]。同位素标记实验发现，在去除土壤有机溶剂可萃取的PAHs后，仍有部分PAHs以不可提取的结合残留态赋存在土壤中[6-7]，前者称为可提取态PAHs，后者称为结合残留态PAHs。结合残留态PAHs的形成最初被认为是PAHs的自然降解过程[8]。然而GAO等[9]研究表明，在去除了可提取态PAHs后，黑麦草等植物对结合残留态PAHs仍有明显的吸收、积累和转移，这表明结合残留态PAHs仍具有显著的植物有效性；另有WEI等[10]研究表明，结合残留态PAHs仍具有生物有效性，可能会对土壤微生物产生毒性。由于结合残留态PAHs仍具有生态风险，因此，对修复后土壤进行效果评估时需要关注土壤结合残留态PAHs[11]。
根据土壤PAHs质量分数，PAHs污染场地土壤常用的修复技术包括水泥窑、热脱附、化学氧化和生物修复等[12]。热脱附是通过直接或间接加热使土壤温度升温至接近污染物沸点，通过控制系统温度和物料停留时间有选择地促使污染物气化挥发，达到使目标污染物与土壤颗粒分离、去除的目的[13]。因具有修复周期短、修复效率高、对不同类型污染物适用性强等优势[14]，热脱附技术在我国工业场地修复项目中得到广泛应用。然而，热脱附对结合残留态PAHs的去除效果仍缺乏系统的研究。
本研究以安徽某焦化场地PAHs污染土壤为研究对象，考虑到低环（2~3环）PAHs挥发性及可降解性较强，热脱附处理难度低，因此，本研究主要讨论高环（4~6环）PAHs。采用烘箱模拟不同脱附温度和停留时间，探究热脱附条件对土壤结合残留态PAHs质量分数的影响；同时探讨热脱附去除土壤结合残留态PAHs的可能机制，研究结果旨在为PAHs污染场地土壤热脱附工艺设计和修复后土壤安全性评估提供科学依据。
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供试土壤采自安徽某焦化场地（31°50′14″，117°22′11″）经过长期自然老化的PAHs污染区域，采样时间为2022年12月，采集污染程度较重的0~30 cm表层土壤，新鲜土样置于密封袋中运回实验室。土壤在阴凉处自然风干，去除可见植物碎屑和石砾，研磨过60目筛（部分土壤过100目筛）后备用。
供试土壤类型为黄棕壤，自然风干后含水率为1.5%，pH为8.02，有机质质量分数为46.30 g·kg−1，供试土壤中可提取态和结合残留态PAHs质量分数分别为921.93、81.50 mg·kg−1，分析方法见1.4节。
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试验主要试剂包括16种PAHs混合标准溶液（质量浓度均为200 mg·L−1，溶于乙腈），购于北京曼哈格生物科技有限公司；二氯甲烷、正己烷、乙腈均为HPLC级；重铬酸钾（K2Cr2O7）、硫酸亚铁（FeSO4）均为分析纯，高纯氮气（N2，99.999%）。试验主要仪器包括：高温鼓风干燥箱（DHG500-0，绍兴苏珀仪器有限公司）、液相色谱仪（Agilent
1100 ，美国安捷伦科技有限公司）、热重分析仪（Pyris 1 TGA，美国珀金埃尔默股份有限公司）、超声波清洗仪、旋转蒸发仪、氮吹浓缩仪、恒温水浴锅、油浴锅、分析天平、高速离心机等。 -
本研究设置6个脱附温度和3个停留时间（150、200、250、300、400、500 ℃；30、60、90 min），共18个处理，每个处理设置3重复。
将高温鼓风干燥箱置于通风橱，针对每个预设的脱附温度，称取9份过60目筛30 g风干土壤样品于50 mL坩埚；达到每个设定温度并停留30、60、90 min时各取出3个坩埚作为平行重复试验，并将样品收集至50 mL具塞棕色玻璃瓶中于-20 ℃冰箱保存。
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1）土壤有机质的测定。土壤有机碳的测定采用重铬酸钾容量法-外加热法，土壤有机质质量分数为土壤有机碳质量分数乘以1.724（平均换算系数）[15]。
2）土壤腐殖质组分的测定。参考《土壤有机质》中土壤腐殖质组分的测定方法[16]，主要步骤如下：称取过60目筛风干土壤样品5.00 g于100 mL塑料离心管中，加入30 mL蒸馏水，用玻璃棒搅匀后以3 500 r·min−1离心5 min，倾倒上清液，去除植物碎屑。
向上述提取残渣（离心管中的沉淀）中加入30 mL 0.1 mol·L−1 NaOH和0.1 mol·L−1 Na4P2O7混合液（pH=13），加盖后在恒温振荡水浴锅中以70 ℃提取1 h后，3 500 r·min−1离心15 min。将上清液过滤到50 mL容量瓶中，再用20 mL上述混合液清洗残渣2次（每次用10 mL），将两次离心液合并过滤到50 mL容量瓶中定容，此溶液即为可提取腐殖物质（HE）。离心管中残渣55 ℃烘干后研磨过60目筛，即为胡敏素（HM）。
吸取上述碱提取液（可提取腐殖物质）30 mL，加入0.5 mol·L−1 H2SO4调节pH至1.0~1.5。将此溶液于60~70 ℃下保温1.5 h，静置过夜，次日将溶液过滤定容于50 mL容量瓶中，即为富里酸（FA）；滤纸上的沉淀用0.025 mol·L−1 H2SO4溶液洗涤3次，弃去洗脱液，然后将沉淀用60 ℃的0.05 mol·L−1 NaOH溶液溶解到50 mL容量瓶中，用蒸馏水定容，即为胡敏酸（HA）。
采用前文所述重铬酸钾外加热法测定HE、HA、HM的碳量（g·kg−1）， FA质量分数采用差减法计算，C(FA)=C(HE)−C(HA)。
3）可提取态与结合残留态PAHs的提取与净化。称取过100目筛风干土壤样品0.5 g于50 mL聚四氟乙烯（PTFE）离心管，加入10 mL二氯甲烷-正己烷（V∶V=1∶1）混合提取液，涡旋5 min，在超声波清洗仪中萃取30 min后在高速离心机中以8 000 r·min−1离心5 min，将上清液倒入100 mL茄形瓶中，重复5次提取过程并将上清液合并浓缩净化待测[10]；上述提取液为可提取态PAHs。为确保提取完全，补充进行第6次提取并单独收集上清液上机测定。
将上述经过6次提取的土壤样品置于通风橱过夜（12 h）后，向每根PTFE离心管中加入10 mL 2 mol·L−1 NaOH溶液涡旋2 min，在烘箱中以100 ℃加热2 h。然后将混合物以8 000 r·min−1离心5 min，将上清液转移到茄形瓶中。如上所述，用2 mol·L−1 NaOH溶液重新提取土壤残留物2次。将合并的上清液用10 mL二氯甲烷-正己烷（1∶1）混合萃取液液-液萃取3次，将萃取液汇入茄形瓶并加入无水硫酸钠去除杂质，再次浓缩净化后待测[9-10,17-18]，此为结合残留态PAHs。
将上述收集两次提取液在旋转蒸发浓缩仪中浓缩至体积为1 mL左右，全量转移至固相萃取柱（SPE净化小柱）过柱净化，将净化后提取液氮吹浓缩至近干，用乙腈定容至10 mL，待测。
4）可提取态与结合残留态PAHs的测定。参考HJ 784-2016[19]中PAHs测定方法，使用搭载荧光检测器（FLD检测器）的安捷伦1100液相色谱仪对15种PAHs进行检测（由于苊烯荧光性弱，无法被FLD检测器识别），进样量为5 µL，流动相A为乙腈；流动相B为超纯水。流动相流速为1.0 mL·min−1，柱温控制为30 ℃。方法和仪器检出限为0.01 mg·kg−1。
5）土壤热重分析（TGA）。取研磨过100目筛的土壤样品10 mg，利用热重分析仪（Pyris 1 TGA）在纯N2气氛中以10 ℃·min−1的升温速率，获得土壤样品的失重曲线。
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在不同脱附温度和停留时间条件下土壤中可提取态和结合残留态PAHs去除率如图1所示。
当热脱附条件为150 ℃、30 min时，结合残留态PAHs去除率仅为（5.1%），远低于可提取态PAHs的去除率（27%）；当停留时间延长到90 min时，结合残留态和可提取态PAHs的去除率分别达到11.5%和52.1%。温度提升至200 ℃时，随着停留时间的延长，热脱附对两种形态PAHs去除速率均有所增加。90 min条件下可提取态PAHs去除率（87.4%）远大于结合残留态PAHs（28.9%）。温度提升至250 ℃时，随着时间的延长，热脱附对结合残留态PAHs去除速率显著增强。因为可提取态PAHs的去除接近完全，去除速率提升幅度小；最终热脱附对结合残留态和可提取态PAHs的去除速率接近；可见当温度设定为250 ℃时，停留时间对可提取态与结合残留态PAHs去除率的影响更大。温度提升至300 ℃时，热脱附对2种形态PAHs去除率基本一致，在停留时间为30 min时，结合残留态和可提取态PAHs的去除率分别达到99.3%和99.6%，延长停留时间至90 min，结合残留态和可提取态PAHs的去除率提高到99.9%和99.7%。
综上所述，不同热脱附条件下可提取态和结合残留态PAHs的去除效率不尽相同，尤其是在150 ℃和200 ℃条件区别较大，在300 ℃条件下可提取态和结合残留态PAHs均可达到较高去除率，与可提取态PAHs相比结合残留态PAHs的去除有明显的滞后性，具体原因于后文2.4节讨论。
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本研究供试样品中可提取态低环PAHs质量分数分别为：萘（3.84 mg·kg−1）、苊（22.14 mg·kg−1）、芴（17.71 mg·kg−1）、菲（51.83 mg·kg−1）、蒽（21.13 mg·kg−1）、荧蒽（131.73 mg·kg−1）；GB 36600-2018[20]仅规定了萘的一类用地筛选值25 mg·kg−1，本样品未超标。因此，本研究仅讨论热脱附对低环PAHs的去除率影响，不与一类用地筛选值比较。不同脱附温度和时间条件下，不同分子量低环PAHs去除效果如图2所示。
脱附温度为150和200 ℃时，可提取态低环PAHs随热脱附时间延长总量显著降低，但结合残留态PAHs质量分数下降不显著。当脱附温度为250 ℃时，热脱附对可提取态和结合残留态PAHs去除效果趋势基本一致。在250 ℃、90 min条件下，可提取态低环PAHs全部降至未检出水平；结合残留态低环PAHs去除率达到96.4%。温度提升至300 ℃、停留时间为30 min时，可提取态和结合残留态低环PAHs的去除率分别达到100%和99.7%。
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不同脱附温度和时间条件下，不同分子量高环PAHs去除效果如图3所示。脱附温度为150 ℃时，可提取态高环PAHs降解率较低，结合残留态高环PAHs质量分数下降不显著。温度升至200 ℃时，可提取态PAHs质量分数均有下降趋势，部分高环PAHs达到修复目标。例如，在200 ℃、90 min条件下可提取态苯并[a]蒽、苯并[k]荧蒽质量分数为2.24、5.79 mg·kg−1，已低于GB 36600-2018[20]一类用地筛选值（分别为5.5、55 mg·kg−1）。而可提取态苯并[a]芘、二苯并[a, h]蒽、茚并[1,2,3-c,d]芘质量分数为2.61、10.33、23.95 mg·kg−1，仍高于GB 36600-2018[20]一类用地筛选值（分别为0.55、0.55、5.5 mg·kg−1）。同时，结合残留态PAHs质量分数有一定程度的下降。例如，结合残留态苯并[a]芘、二苯并[a, h]蒽、茚并[1,2,3-c,d]芘在未处理土壤中质量分数分别为1.73、2.81 、5.98 mg·kg−1，200 ℃、90 min处理后，结合残留态的质量分数分别下降36.4%、17.7%、38.2%。
当脱附温度为250 ℃时，热脱附对可提取态和结合残留态高环PAHs去除效果趋势基本一致。在250 ℃、90 min条件下，可提取态苯并[a]芘、茚并[1,2,3-c,d]芘的质量分数分别为0.43、2.35 mg·kg−1，低于一类用地筛选值（分别为0.55、5.5 mg·kg−1），结合残留态苯并[a]芘、茚并[1,2,3-c,d]芘的质量分数分别为0.22、0.72 mg·kg−1，也低于一类用地筛选值。而可提取态二苯并[a, h]蒽的质量分数为0.98 mg·kg−1，仍高于一类筛选值（0.55 mg·kg−1）。温度提升至300 ℃、停留时间为30 min时，结合残留态和可提取态PAHs的去除率分别达到99.3%和99.6%，15种可提取态PAHs质量分数全部低于一类用地筛选值，结合残留态PAHs全部降至未检出水平。
夏天翔等[21]和陈星等[22]的研究表明，经过长期老化的PAHs质量分数为1 000 mg·kg−1左右的焦化场地污染场地土壤在不考虑传热效率情况下，在300 ℃加热温度、20 min停留时间条件下PAHs去除率达到90%以上。本研究中300 ℃、30 min条件下，对于可提取态PAHs的去除率达到99.6%。当热脱附温度设置为400和500 ℃时，热脱附对2种形态PAHs去除率均能达到较好的效果（＞99.9%）。但上述研究均未考虑热脱附对结合残留态PAHs的去除。
综上所述，热脱附对可提取态和结合残留态高环PAHs均可达到较好的去除效果（99.9%和99.7%），但是在150和200 ℃的温度条件下，2种形态高环PAHs质量分数降幅存在明显差异，这种降幅的差异可能与结合残留态PAHs的形成方式有关，具体原因于后文2.4节讨论。
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结合残留态PAHs的形成主要由于土壤微生物降解和腐殖质化过程[23]，有机质组成和质量分数是影响持久性有机污染物在土壤中的迁移性和有效性的重要因素[24]，腐殖物质是外源有机污染物在形成不可提取残留物过程中的主要结合位点[25]。其中，小部分PAHs通过酯键与土壤腐殖质化学结合[26]，大部分PAHs在经过微生物作用后作为有机组分成为腐殖质的一部分[27]。DOICK等[28]通过同位素标记实验定量追踪结合残留态PAHs的形成过程，研究表明结合残留态PAHs的形成主要与土壤有机质成分中的胡敏素高度相关，小部分与胡敏酸和富里酸相关。
本研究通过研究热脱附对土壤有机质质量分数和组成的影响来探究热脱附对结合残留态PAHs的去除机制。一般而言，土壤有机质质量分数会随着加热温度和时间的延长而降低，当加热温度高于300 ℃时，土壤有机碳质量分数急剧降低[29]。不同热脱附条件对土壤有机质质量分数的影响如图4所示。初始土壤样品有机质质量分数为46.30 g·kg−1，在热脱附温度为200 ℃以上时，土壤有机质质量分数开始显著下降；在温度为400和500 ℃时土壤有机质质量分数下降幅度增大。当热脱附温度达到500 ℃、停留时间为90 min时，土壤有机质质量分数仅为3.66 g·kg−1，损失率高达92.1%。
CERTINI等[30]研究表明热脱附会造成土壤有机质质量分数下降，从200~250 ℃开始，到460 ℃基本完成。张新英等[31]的实验也证明热脱附温度从250 ℃上升到490 ℃时有机质质量分数整体呈下降趋势，从0.78%下降至0.14%。本研究针对不同温度条件下有机质质量分数变化的研究发现，土壤有机质质量分数的下降幅度随着热脱附温度的升高逐渐增大。
腐殖质是土壤有机质的主要部分，腐殖质对疏水性有机物的吸附会影响其在土壤中的环境行为和归宿[32]。当土壤有机质质量分数超过0.1%时，土壤有机质是土壤中疏水性有机物的主要吸附位点[33]。因此，腐殖质对于PAHs的吸附作用可能是造成土壤PAHs可提取度降低的主要因素。腐殖质的组分主要包括胡敏酸、富里酸和胡敏素[34]。ZHANG等[35]的研究表明，所有腐殖质组分对PAHs都具有吸附能力，当不同组分质量分数一致时，胡敏素对PAHs的吸附贡献率最高，为23.4%~76.9%；胡敏酸和富里酸对PAHs的吸附贡献率分别为9.1%~28.4%和13.5%~59.2%。本研究所用供试土壤腐殖酸组分初始质量分数分别为胡敏素21.09 g·kg−1、胡敏酸1.54 g·kg−1、富里酸1.81 g·kg−1。
如图5所示，当脱附温度为150、200 ℃时，胡敏素质量分数小幅下降，胡敏酸和富里酸质量分数变化不显著；当脱附温度为250、300 ℃时，伴随着胡敏素质量分数的显著下降，胡敏酸质量分数显著升高。当热脱附温度为400、500 ℃时，胡敏素、胡敏酸、富里酸质量分数均显著下降。热脱附条件为500 ℃、90 min时，胡敏素质量分数为2.29 g·kg−1，胡敏酸、富里酸未检出。
由于供试土壤的腐殖酸组分中胡敏素质量分数最高（86.29%），结合残留态PAHs的质量分数变化主要与胡敏素质量分数变化相关。脱附温度大于250 ℃时胡敏素分解为小分子的胡敏酸，破坏了胡敏素对结合残留态PAHs吸附，进而导致结合残留态PAHs解吸并在高温条件下被去除。当温度高于400 ℃时，胡敏酸、富里酸质量分数也显著降低，这与ZHANG等[36]和DELAPP等[37]关于土壤有机质热稳定性的研究结果基本一致。
高分子量、低溶解性的PAHs与胡敏素的结合比胡敏酸和富里酸更强[2]，ZHANG等[31]的研究表明，胡敏素对结合残留态PAHs的吸附贡献率（23.4%~76.9%）高于胡敏酸和富里酸。本研究供试样品腐殖质组分中胡敏素占比为86.1%。因此，本文主要讨论热脱附对结合残留态PAHs总量的去除与胡敏素质量分数变化之间的关系。
不同热脱附条件下结合残留态PAHs的去除与土壤中胡敏素质量分数的关系如图7所示，结合残留态PAHs的去除可能与土壤中胡敏素的质量分数变化有关。在150和200 ℃温度条件下，胡敏素质量分数变化不显著，与此同时结合残留态PAHs质量分数下降也不显著；当温度提升至250 ℃以上时，胡敏素质量分数显著下降，伴随结合残留态PAHs质量分数随停留时间延长而显著下降。这可能是因为高温破坏土壤中胡敏素对结合残留态PAHs的吸附导致结合残留态PAHs解吸并在高温条件下被去除。300 ℃停留时间超过30 min时，结合残留态PAHs降至未检出水平，去除率高达99.6%，证明了热脱附可有效降低修复后土壤中的结合残留态PAHs质量分数。
综合图1、图5、图6，在低于250 ℃条件下，热脱附尚未破坏腐殖质（主要是胡敏素）对于结合残留态PAHs的吸附作用导致热脱附对于结合残留态PAHs的去除作用相较于可提取PAHs有明显的滞后性；当脱附温度高于300 ℃时，各腐殖质组分质量分数显著下降，腐殖质对于结合残留态PAHs的吸附作用被高温破坏，结合残留态PAHs解吸并在高温条件下被去除，热脱附对结合残留态PAHs的去除效果与可提取态接近，均能达到较高去除率（>99.5%）。
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供试土壤样品在N2气氛下以10 ℃·min−1的升温速率得到的失重曲线（TG曲线）如图7所示。曲线的下降斜率（失重率）与土壤组成物质的受热去除有关。在0~110 ℃的温度区间内，自然风干的土壤随着温度的升高所含的水分快速蒸发，失重量1.5%左右，与前文通过烘干法测得的风干土壤含水率1.5%相对应。
综合图4、图5，温度提升至120~250 ℃时，水分蒸发完全，热重曲线下降变缓，伴随着土壤中胡敏素小幅去除，胡敏酸和富里酸质量分数无显著变化。在250~380 ℃区间内，土壤失重率增大，这与土壤胡敏素质量分数下降幅度增大有关。温度大于380 ℃时，土壤失重率再次增大，伴随着胡敏素质量分数下降幅度再次增大和胡敏酸、富里酸质量分数的显著降低，这与VERGNOUX等[38]和LI等[39]关于土壤腐殖质组分在高温条件下质量分数显著降低的报道一致。热重分析结果进一步验证了前文热脱附对土壤有机质质量分数的影响。
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1）热脱附温度在250 ℃以下时，相较于可提取态PAHs，结合残留态PAHs的去除具有明显的滞后性；250 ℃以上时，两者的去除率基本一致。在300 ℃、30 min条件下，可提取态和结合残留态PAHs均低于《GB 36600-2018》中规定的一类用地筛选值。
2）热脱附对结合残留态PAHs去除的滞后性与土壤有机质主要组分胡敏素高温受热分解有关，高温条件下胡敏素对结合残留态PAHs的吸附作用遭到破坏，导致结合残留态PAHs解吸并被去除。
热脱附可有效去除污染场地土壤结合残留态PAHs
Effective removal of residual PAHs in soil from contaminated site by thermal desorption
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摘要: 工业污染场地土壤中的多环芳烃（PAHs）经长时间老化后，由于土壤有机质的吸附等作用会形成不可萃取的结合残留态PAHs，其仍可能具有生物有效性。因此，PAHs污染土壤修复时需要考虑对结合残留态PAHs的去除效果。选用安徽某焦化场地长期自然老化的PAHs污染土壤，采用烘箱模拟不同脱附温度（150、200、250、300、400、500 ℃）和停留时间（30、60、90 min），旨在探究热脱附对结合残留态PAHs（尤其是高环PAHs）的去除效果及可能去除机制。研究结果表明：1）热脱附可有效去除污染场地土壤中可提取态和结合残留态PAHs。在300 ℃、30 min条件下，可提取态和结合残留态PAHs去除率分别为99.6%、99.3%，结合残留态苯并[a]芘未检出。2）热脱附会导致土壤有机质质量分数下降。在250 ℃，以上时腐殖质组分胡敏素开始被去除并伴随胡敏酸生成，胡敏酸和富里酸在400 ℃以上时质量分数显著下降，直至未检出。3）综合分析，热脱附去除结合残留态PAHs的机制可能是土壤中胡敏素受热分解破坏了胡敏素对结合残留态PAHs的吸附作用，导致结合残留态PAHs解吸并在高温条件下被去除。该研究结果可为多环芳烃污染土壤热脱附工艺设计和修复后土壤安全性评估提供科学依据。Abstract: Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils at contaminated industrial sites form non-extractable bound residues after long-term ageing due to adsorption by soil organic matter, etc. The bound residual PAHs may still be bioavailable. Therefore, the removal of bound PAHs needs to be considered in the remediation of PAHs-contaminated soils. Naturally aged PAHs-contaminated soil from a coking site in Anhui Province was selected and different desorption temperatures (150, 200, 250, 300, 400, 500 °C) and residence times (30, 60, 90 min) were simulated in an oven. The purpose of the study was to investigate the effect of thermal desorption on the removal of bound residue PAHs (especially high molecular weight PAHs) and the possible removal mechanism. The results showed that: 1) Thermal desorption was effective in removing extractable and bound PAHs from the contaminated soil, and the removal rates of extractable and bound PAHs were 99.6% and 99.3%, respectively, at 300 ℃ for 30 min, and the bound benzo[a]pyrene was not detected. 2) Thermal desorption leaded to a decrease in soil organic matter content. Humin started to be removed and was accompanied by the formation of humic acid above 250 ℃, and the content of humic acid and fulvic acid decreased significantly above 400 ℃ until they were no longer detectable. 3) The removal of bound residual PAHs by thermal desorption is likely due to the thermal decomposition of humin in soil, which destroys the adsorption of bound residual PAHs on humin, leading to the desorption of bound residual PAHs and their removal at high temperatures. The study provides a scientific basis for the design of the thermal desorption of PAH-contaminated soil and the assessment of the safety of remediated soils.
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图 1 不同处理条件下可提取态和结合残留态PAHs的去除率（A：结合残留态PAHs；B：可提取态PAHs）
Figure 1. Removal rates of PAHs in extractable and bound residual states under different treatment conditions (A: Extractable PAHs, B: Bound residual PAHs)
图 2 不同处理对可提取态与结合残留态低环PAHs质量分数的影响（NAP-萘、ACE-苊、FLU-芴、PHE-菲、ANT-蒽、FLT-荧蒽）
Figure 2. Effect of different treatments on the mass fraction of oligocyclic PAHs in extractable and bound residue states (NAP-Naphthalene, ACE-Acenaphthene, FLU-Fluorene, PHE-Phenanthrene, ANT-Anthracene, FLT-Fluoranthen)
图 3 不同处理对可提取态和结合残留态高环PAHs质量分数的影响（PYR-芘、BaA-苯并[a]蒽、CHR-䓛、BbF-苯并[b]荧蒽、BkF-苯并[k]荧蒽、BaP-苯并[a]芘、DBA-二苯并[a,h]蒽、BPY-苯并[g,h,i]苝、IDP-茚并[1,2,3-c,d]芘）
Figure 3. Effect of different treatments on the mass fraction of macrocyclic PAHs in extractable and bound residue states（PYR-Pyrene, BaA-Benzo[a]anthracene, CHR-Perylene, BbF-Benzo[b]fluoranthene, BkF-Benzo[k]fluoranthene, BaP-Benzo[a]pyrene, DBA-Dibenzo[a,h]anthracene, BPY-Benzo[g,h,i]perylene, IDP- Indeno[1,2,3-c,d]pyrene）
图 4 不同处理对土壤有机质质量分数的影响
Figure 4. Effect of different treatments on soil organic matter mass fraction
图 5 不同处理对土壤有机质组分质量分数的影响
Figure 5. Effect of different treatments on the mass fraction of soil organic matter fractions
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