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永定河是京津冀区域重要的水源涵养区和生态屏障，更被誉为北京的“母亲河”. 永定河综合治理与生态修复工作自2017年启动以来, 通过大规模生态补水工程的实施，地下水回补效果明显，生物多样性持续增加，全年Ⅲ类水质及以上河长占到评价河长的67.4%，水质提升明显[1]. 然而永定河流域仍有近10%的河长为Ⅴ类水质，下游区域（永定河北京段）由于受官厅水库库区水质的影响，氟化物和COD指标超标现象频繁出现，超标率分别达到21.6%和38.8%[2]. 此外，近年来河流痕量新污染物的生态环境风险也引起广泛关注[3 − 4].
针对此类微污染河水的水质净化和提升，人工湿地因其工艺简单，建设价格低廉，除污效能优良，绿色环境友好等特点而被广泛应用[5 − 9]. 近年来，随着国家新污染物治理行动方案的提出，人工湿地用于新污染物的净化效果也被广泛研究[10 − 11]. 湿地基质作为人工湿地的重要组成部分，很大程度上决定了出水水质的好坏. 它一方面通过过滤、沉淀、吸附等方式直接去除污染物，另一方面它为植物和微生物的生长提供生存的介质，从而间接去除污染物[12]. 越来越多的学者发现，单一的湿地基质难以满足对水质各个指标的同时净化，而对人工湿地基质进行合理的组配可以有效地提高人工湿地的整体处理效果并减少运行成本[12 − 15]. 人工湿地的构建类型也是影响湿地净化水体的重要因素. 表面流人工湿地和水平潜流人工湿地往往受限于占地面积较大和受低温影响较大等原因，并不适用于北京等用地紧张的北方城市，垂直潜流人工湿地则因其污染物去除率高且出水水质稳定的特点被更多人认可[16 − 18].
课题组前期研究发现，建筑垃圾填料、铁碳填料和火山岩负载纳米氧化铝填料（简称“纳米填料”）在实际工程示范中均展示了较好的脱氮除磷效果. 基于此，本研究选取这3种新型的填料基质，以模拟永定河Ⅴ类水水体为处理对象，构建了垂直潜流人工湿地系统，比较了3种基质单一使用和组合使用时对COD、氨氮、总磷的净化效果，在此基础上，评估了组合填料湿地对氟化物和12种PPCPs（分别为双氯芬酸、酮洛芬、吉非罗齐、卡马西平、吲哚美辛、甲芬那酸、苯扎贝特、布洛芬、美托洛尔、普萘洛尔、咖啡因、对乙酰氨基酚）的净化效果. 进一步通过宏基因组学对不同实验组进行了微生物群落和功能基因的分析，以解释系统净化效果与微生物群落之间的关系. 研究结果将客观评估3种基质作为湿地填料的可行性，同时为修复北方敏感区域微污染河水提供方案对策和技术支撑.
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本研究选取的建筑垃圾填料和铁碳填料由北京清水永续环保科技有限公司提供. 其中，建筑垃圾填料是先将大块建筑垃圾经过机械破碎后，采用载体结合法将微生物负载在填料表面而成，其主要成分为硅酸盐、铝酸盐等. 铁碳填料是以零价铁、粉末活性炭为主要原材料以一定比例混合后烧制而成. 纳米填料由迈海（苏州）环保科技有限公司提供，其是将纳米级的铝基材料颗粒紧密地附着在火山岩颗粒表面而成. 另外选择常用的沸石填料（购买自淘宝平台：灵寿县鑫源矿产品有限公司）作为对照组，四种填料的基本物理指标见表1. 考虑到北方冬季温度较低，湿地植物选取了较为耐寒的菖蒲.
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整个实验在清华苏州环境创新研究院中试基地内完成. 实验装置采用加厚型有机玻璃圆柱，内径30 cm，壁厚1 cm，高度60 cm，有效高度50 cm，超高10 cm，有效容积35 L. 在50 cm的有效高度内，从下而上分别是5 cm的底部支撑层，45 cm的中间填料层，5 cm的顶部覆盖层，在覆盖层种植4株具有相同株龄、相同植貌特征的菖蒲. 其中底部支撑层由粗砾石填充；中间填料层为所选3种填料的单一或者组合填充；顶部覆盖层由细砾石填充. 另外分别在距底部5 cm和25 cm的一侧侧壁上设置球阀和管堵装置，球阀处即为取水样口（内径1 cm），管堵处（内径5 cm）即为采集基质口. 另在超高层5 cm处设置溢流口（内径1 cm）. 由于实验在室内进行，所以湿地装置上方均布置日光灯模拟光照，每天光照时间12 h.
实验共设置5组垂直潜流人工湿地装置（装置1：沸石填料（对照组）；装置2：建筑垃圾填料；装置3：纳米填料；装置4：铁碳填料；装置5：组合填料（填料自上而下分别为建筑垃圾填料、纳米填料、铁碳填料，每种填料各1/3层）. 实验用水采用人工配制的污水模拟永定河水质，根据准Ⅴ类地表水水质标准，用自来水进行配制，所用到的药品为磷酸二氢钾、氯化铵、葡萄糖等. 配制好的污水COD浓度为30 mg·L−1，氨氮浓度为1.5 mg·L−1，总磷浓度为0.5 mg·L−1. 配制好的污水通过蠕动泵（表面水力负荷0.25 m3·（m2·d）−1进入湿地装置的超高层内进行布水，水体经填料基质后由底部出水口排出，装置示意图见图1. 正式实验自2022年4月1日起，至2022年9月30日结束，共6个月时间.
组合填料湿地对氟化物和PPCPs的降解实验在上述实验结束1个月后进行，为期3 d，期间湿地系统一直保持正常运行状态. 然后在上述模拟污水的基础上，添加了氟化钠和双氯芬酸、酮洛芬、吉非罗齐、卡马西平、吲哚美辛、甲芬那酸、苯扎贝特、布洛芬、美托洛尔、普萘洛尔、咖啡因、对乙酰氨基酚等12种PPCPs. 配制好的污水中氟化物浓度为1.2 mg·L−1，12种PPCPs的浓度为2.5 μg·L−1. 实验前两天连续通入上述模拟污水，第3天每隔2 h取1次样品，共取4次样品进行检测，并取平均值进行分析.
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COD、氨氮、总磷和氟化物的测定均采用水和废水监测分析方法（第四版）所述的国标方法进行检测；孔容积、孔隙率和粒径的测定由全自动压汞仪（麦克AutoporeV
9620 ）进行检测；12种PPCPs的测定由液相色谱质谱联用仪（安捷伦1260 -6470 ）进行检测[19]. 宏基因组测试是将生物样品在干冰保存条件下送至深圳微科盟科技集团有限公司进行检测. -
在6个月的实验周期内，不同填料湿地对COD、氨氮和总磷的净化效果见图2. 结果显示，在进水COD浓度为30 mg·L−1时，所测试的3种单一填料或3种组合填料湿地的出水COD浓度均低于10 mg·L−1，达到地表水I类水质标准（COD≤15 mg·L−1）. 对照组沸石填料湿地的COD出水也可降至20 mg·L−1以下（见图2a），达到地表水Ⅲ类水质标准（COD≤20 mg·L−1）. 不同填料组对COD的去除率从高到低排列顺序为：组合填料（82.9%）>铁碳填料（81.8%）>纳米填料（79.1%）>建筑垃圾填料（75.4%）>沸石填料（53.6%）.
由图2b所示，在进水氨氮浓度为1.5 mg·L−1时，所测试的3种单一填料或3种组合填料湿地的出水氨氮浓度有明显差异. 其中，建筑垃圾填料、纳米填料和组合填料湿地的出水氨氮浓度均低于0.5 mg·L−1，可达到地表水Ⅱ类水质标准. 铁碳填料湿地出水氨氮浓度低于1 mg·L−1，可达到地表水Ⅲ类水质标准（氨氮≤1 mg·L−1）. 对照组沸石填料湿地的出水氨氮浓度在1 mg·L−1上下浮动，可达到地表水Ⅳ类水质标准（氨氮≤1.5 mg·L−1）. 不同填料组对氨氮的去除率从高到低排列顺序为：纳米填料（94.4%）>组合填料（86.6%）>建筑垃圾填料（79.6%）>铁碳填料（52.6%）>沸石填料（31.5%）.
由图2c所示，在进水总磷浓度为0.5 mg·L−1时，所测试的3种单一填料或3种组合填料湿地的出水总磷浓度也有明显差异. 其中，铁碳填料湿地的出水总磷浓度基本低于0.1 mg·L−1，可达到地表水Ⅱ类水质标准. 组合填料和纳米填料湿地出水总磷浓度低于0.2 mg·L−1，可达到地表水Ⅲ类水质标准. 建筑垃圾填料湿地的出水总磷浓度低于0.3 mg·L−1，可达到地表水Ⅳ类水质标准. 对照组沸石填料的出水总磷浓度低于0.4 mg·L−1，可达到地表水Ⅴ类水质标准. 不同填料组对总磷的去除率从高到低排列顺序为：建筑垃圾填料（89.2%）>铁碳填料（80.3%）>组合填料（67.4%）>纳米填料（56.9%）>沸石填料（39.6%）.
综上所述，3种填料的组合后对COD、氨氮和总磷的净化效果整体性更好，这也与前人的研究结果一致[12 − 13, 20]，即基质的组合可以给微生物提供更加多样性的生长环境，同时基质之间产生的优势互补作用可以进一步提高污水中污染物的去除效果. 此外，本研究所选取的3种填料的平均孔体积和孔隙率分别是对照组沸石填料的4.2倍和3.8倍，因此这更有利于微生物在其表面的生长和附着，从而达到更好的水质净化效果. 同时，更高的孔隙率可改善湿地透水性能，减少堵塞发生. 值得注意的是，在4月到9月的实验周期内，不同填料的湿地均不同程度的表现出在5月至8月期间对各污染物的净化效果更好，这应该归因于在此期间，水温和气温都相对较高，湿地系统内微生物和植物的活性更高，而在4月到5月期间，湿地系统处于初期运行阶段，植物正在适应新的环境，系统内还未有效挂膜，因此对各污染物去除效果相对较差.
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在“2.1”节模拟废水的基础上，增加了氟化物和12种PPCPs，单独评估了组合填料湿地对氟化物和PPCPs的净化效果，见图3. 结果显示，在进水氟化物浓度为1.2 mg·L−1时，组合填料湿地对氟化物的去除率为18.6%，出水浓度接近1 mg·L−1，基本达到地表水Ⅲ类水质标准，去除率相比文献中报道的结果略低. Yao等[21]研究了钙基的填料湿地对氟化物的去除效果和影响因素，在进水氟化物浓度3.2 mg·L−1条件下，钙基填料湿地可达到33%的去除率. 但值得注意的是，随着湿地处理时间的延长，出水中氟化物浓度有逐渐升高的趋势，并在约50 d的实验后，出水中氟化物浓度开始高于进水浓度，这主要归因于基质填料中累积的氟化物向水体中释放的作用. 因此，本研究仅在短期内对组合填料湿地对氟化物的净化效果进行了测试，而填料长期对氟化物的净化效果仍需进一步进行研究和评估.
组合填料湿地对12种PPCPs的去除率有明显差异. 双氯芬酸、酮洛芬、吉非罗齐和卡马西平4种PPCPs的去除率在25%—35%之间，去除效果相对较差. 吲哚美辛、甲芬那酸、苯扎贝特、布洛芬和美托洛尔5种PPCPs的去除率在50%—75%之间，去除效果中等. 普萘洛尔、咖啡因和对乙酰氨基酚3种PPCPs的去除率在85%—95%之间，去除效果最好. 该结果与Matamoros等[22- 23]的部分研究结果一致，即垂直潜流人工湿地对多种PPCPs均有较好的去除效果，除了卡马西平、氯贝酸和双氯芬酸去除率相对较低外，咖啡因、布洛芬等PPCPs的去除率均能达到80%以上. 此外，不同物质的去除率随季节的变化影响较大[11, 24]，如Reyes-Contreras等[25]研究发现湿地在夏季时对咖啡因、酮洛芬、三氯生等的去除率为70%—85%，而在冬季时咖啡因的去除率可保持在80%以上，但其他几种PPCPs的去除率仅约30%—50%. 这主要是由于微生物利用有机污染物进行代谢的效率在较高温度下会更高. 本研究的实验是在江苏苏州11月份进行，因此温度也是导致双氯芬酸、酮洛芬、吉非罗齐和卡马西平4种PPCPs去除率较低的主要原因.
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由图4a所示，变形菌门（Proteobacteria）是各微生物系统里的优势菌门，分别占沸石填料、建筑垃圾填料、纳米填料、铁碳填料和组合填料微生物系统总丰度的85.6%、80.9%、80.9%、91.6%和66.1%，其次是放线菌门（Actinobacteria）以及拟杆菌门（Bacteroidetes），研究结果与多位学者的结果一致[26- 27]. 变形菌门包含许多与有机物和无机物代谢相关的菌属，在污染物的降解以及污水脱氮方面起到重要的作用，且大多数聚磷菌都属于变形菌门，在厌氧缺氧条件下，可利用葡萄糖等小分子物质进行脱氮除磷[28]. 同时，变形菌门中包含硝化菌属和绝大多数的反硝化菌属，如在本研究中检测出的多种反硝化菌属：假单胞菌属（Pseudomonas）、陶厄氏菌属（Thauera）、食酸菌属（Acidovorax）、根瘤菌属（Rhizobium）、噬氢菌属（Hydrogenophaga）等，见图4b. 值得注意的是，组合填料中除了优势的变形菌门外，还有丰度为17.5%和13.5%的放线菌门和未命名的菌门，反映出组合填料中具有更丰富的微生物群落环境.
与门水平下的微生物群落结构相对单一相比，属水平下的种群丰度在各样本中有明显差异. 沸石填料湿地的优势菌属为假单胞菌属（Pseudomonas，10.2%）、慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium，18.0%）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas，12.3%）、鞘酯菌属（sphingobium，12.4%），但其中慢生根瘤菌和鞘氨醇单胞菌属与系统中氮磷代谢无关，因此也体现在其对氮磷的净化效果明显低于其他填料组. 建筑垃圾填料湿地的优势菌属为气单胞菌属（Aeromonas，21.9%）、假单胞菌属（19.1%）、热单胞菌属（Thermomonas，12.0%）、食酸菌属（Acidovorax，9.3%），四种菌属均与污水系统中生物脱氮除磷有关. 纳米填料湿地的优势菌属为假黄单胞菌属（Pseudoxanthomonas，29.4%）、气单胞菌属（9.9%）、假单胞菌属（9.5%），其中假黄单胞菌属被推测可能参与氨基酸的转运和代谢、细胞壁/膜生物合成、能力产生和转化以及糖类代谢和转化等[29]. 铁碳填料湿地的优势菌属为假单胞菌属（78.7%），其他菌属丰度较小. 组合填料湿地的微生物总体丰度比较平均，优势菌属为细杆菌属（Microbacterium，13.8%）、噬氢菌属（Hydrogenophaga，12.8%），其中细杆菌属被认为可以显著促进体系内土著脱氮除磷功能菌株的生长，进而促进脱氮除磷的效果[30]. 噬氢菌属是兼性自养微生物，与反硝化过程有关，其可以有效地进行深度脱氮[31].
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根据KEGG数据库氮代谢通路基因集分析，不同基质填料湿地中丰度排名前十的氮代谢基因见图5a. 结果显示，氮代谢基因丰度在组合填料中最高，其次分别是建筑垃圾填料、纳米填料、铁碳填料和沸石填料. 其中谷氨酰胺合成酶（GULU、glnA）在5个样品中丰度最高，其作用主要是参与谷氨酰胺的合成，它是氮代谢的关键酶[32]，其次分别为同化型硝酸还原酶催化亚基（nasA）、谷氨酸合成酶（gltB）、氮酸酯单加氧酶（npd、ncd2）、碳酸酐酶（cynT、can）、硝酸盐/亚硝酸盐转运蛋白（NRT、nark）. 此外，各个样本的硝化过程中发现少量参与氨氮转化为羟胺过程的编码氨单加氧酶的amoA和amoC基因，以及参与亚硝酸盐氧化的nxrA和nxrB功能基因. 而样本中发现多个反硝化功能基因，分别是编码硝酸盐还原酶（nar）的功能基因：narG、narH、narI、narK以及narV）；编码周质异化硝酸盐还原酶（nap）的功能基因：napA和napB；编码亚硝酸盐还原酶的功能基因：nirK、nirS；编码一氧化氮还原酶的功能基因norB和norC以及编码氧化亚氮还原酶的norZ. 经过分析，5个样本中反硝化过程涉及到的功能基因明显多于硝化过程，且基因丰度也明显高于硝化过程. 参与反硝化过程的基因丰度在5个样本中的排序为：组合填料>纳米填料>建筑垃圾填料>沸石填料>铁碳填料，参与同化硝酸盐还原过程的基因丰度在5个样本中排序为：纳米填料>建筑垃圾填料>组合填料>铁碳填料>沸石填料. 这也解释了纳米填料、组合填料和建筑垃圾填料具有更好脱氮效果的原因.
根据KEGG数据库磷代谢通路基因集分析，不同基质填料湿地中丰度排名前十的磷代谢基因见图5b. 结果显示，磷代谢基因丰度在组合填料中最高，其次分别是纳米填料、建筑垃圾填料、铁碳填料和沸石填料. 其中K00330、K00331、K00333、K00337、K00338、K00340是编码NADH-醌氧化还原酶的基因，K00240是编码琥珀酸脱氢酶的基因. 这两种功能基因都位于电子传递链上，与ATP的合成有关，而ATP的合成需要磷酸盐作原料，是系统中磷酸盐消耗的重要途径[33]. 值得注意的是，K02110、K02111、K02112是编码F型ATP酶的功能基因，且丰度最高，F型ATP酶分布于细菌细胞质膜、线粒体内膜和叶绿体类囊体膜上，顺浓度梯度转运H+，并在此过程中释放能量用于ATP的合成. 铁碳填料和建筑垃圾填料也是具有最高的F型ATP酶的功能基因，这也解释了此两种填料对总磷去除效果最好的原因.
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（1）本研究构建的建筑垃圾/纳米/铁碳组合填料的垂直潜流湿地对COD、氨氮、总磷、氟化物的综合净化效果最佳，在模拟准Ⅴ类水为进水的条件下，去除率分别为82.9%、86.6%、67.4%和18.6%，出水均能达到地表Ⅲ类水质标准以上. 同时，组合填料湿地对12种PPCPs也有不同程度的净化效果，双氯芬酸、酮洛芬、吉非罗齐和卡马西平的去除效果相对较差，去除率在25%—35%之间. 吲哚美辛、甲芬那酸、苯扎贝特、布洛芬和美托洛尔的去除效果中等，去除率在50%—75%之间. 普萘洛尔、咖啡因、对乙酰氨基酚的去除效果最好，去除率在85%—95%之间.
（2）变形菌门均是不同填料湿地微生物系统里的优势菌门，而属水平下的种群丰度在系统中有明显差异. 组合填料中除了优势菌种外，还发现了丰度较高的放线菌门，以及细杆菌属和噬氢菌属，表明组合填料湿地系统中具有更丰富的微生物群落环境.
（3）氮代谢基因丰度和磷代谢基因丰度均在组合填料湿地中最高，解释了组合填料湿地对脱氮除磷的效果优于单一填料湿地的原因.
三种组合基质垂直潜流人工湿地对微污染河水的净化效果
Purification effect of three combined substrate vertical subsurface flow constructed wetlands on slightly polluted river water
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摘要: 构建了建筑垃圾、铁碳和火山岩负载纳米氧化铝的3种组合基质填料的垂直潜流人工湿地，比较了组合填料湿地和单一填料湿地对模拟微污染河水中COD、氨氮和总磷的净化效果，进一步评估了组合填料湿地对氟化物和12种药品及个人护理用品（pharmaceuticals and personal care products，PPCPs）的降解效果. 结果显示，6个月的实验期内，在COD、氨氮和总磷进水浓度分别为30 mg·L−1、1.5 mg·L−1和0.5 mg·L−1时，组合填料湿地具有更全面的污染物净化能力，对COD、氨氮和总磷的平均去除率分别达到82.9%、86.6%、67.4%，出水均可达到地表Ⅲ类水质标准以上. 此外，组合填料湿地对氟化物的平均去除率为18.6%，对12种PPCPs的降解效果差异明显. 微生物群落的宏基因组学分析显示，变形菌门（Proteobacteria）均是不同填料湿地微生物系统里的优势菌门，而属水平下的种群丰度在各系统中有明显差异. 组合填料中除了优势菌种外，还发现了丰度较高的放线菌门（Actinobacteria），以及细杆菌属（Microbacterium）和噬氢菌属（Hydrogenophaga）. 同时，氮代谢基因丰度和磷代谢基因丰度均在组合填料湿地中最高，表明组合填料湿地系统中具有更丰富的微生物群落环境，这也解释了该系统对不同污染物均有较好的净化效果的原因.Abstract: A vertical subsurface flow constructed wetland with construction waste, iron-carbon and volcanic rock loaded nano-alumina was constructed. The purification effects of the combined substrate wetland and the single substrate wetland on COD, ammonia nitrogen and total phosphorus in simulated micro-polluted river water were compared, and the degradation effects of the combined substrate wetland on fluoride and 12 kinds of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) were further evaluated. The results indicated that during the 6 month experimental period, the combined substrate wetland exhibited comprehensive pollutant removal capabilities when the influent concentrations of COD, ammonia nitrogen, and total phosphorus were 30 mg·L−1, 1.5 mg·L−1, and 0.5 mg·L−1, respectively. The average removal efficiencies for COD, ammonia nitrogen, and total phosphorus were found to be 82.9%, 86.6%, and 67.4%, respectively. The effluent quality met or exceeded the Surface Water Quality Class Ⅲ standard. In addition, the average fluoride removal rate of the combined substrate wetland was 18.6%, and the degradation effect of the 12 kinds of PPCPs was significantly different. Metagenomic analysis of microbial communities has shown that Proteobacteria is the dominant phylum in different substrate wetland microbial systems, and the population abundance at the genus level is significantly different in each system. In addition to dominant bacteria, Actinobacteria, Microbacterium and Hydrogenophaga were found to be abundant in the combined substrate. At the same time, the abundance of nitrogen metabolism genes and phosphorus metabolism genes were the highest in the combined substrate wetland, indicating that the combined substrate wetland system has a richer microbial community environment, which also explains why the system has a better purification effect on different pollutants.
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Key words:
- constructed wetland /
- Yongding river /
- combined substrate /
- metagenomics analysis
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图 1 垂直潜流湿地示意图和实物图
Figure 1. Schematic diagram and real picture of the vertical subsurface flow wetland.
图 2 不同填料湿地对各污染物的净化效果
Figure 2. Purification effect of different substrate wetlands on various pollutants.
图 3 组合填料湿地对氟化物和12种PPCPs的净化效果
Figure 3. Purification effect of combined substrate wetland on fluoride and 12 kinds of PPCPs.
图 4 门（a）和属（b）水平下不同填料湿地的细菌群落结构
Figure 4. Composition of bacterial community collected from the different substrate wetland at the phylum(a)and genus（b） levels
图 5 不同填料湿地中（a）氮代谢和（b）磷代谢相关功能基因
Figure 5. Functional genes related to nitrogen （a） and phosphorus （b） metabolism in different substrate wetland.
表 1 四种填料的物理指标
Table 1. Physical parameters of four substrates
填料种类
Substrate type孔容积/（mL·g−1）
Pore volume孔隙率/%
Porosity粒径/mm
Partical size沸石 0.052 10.23 6—12 建筑垃圾 0.155 28.20 8—16 火山岩负载纳米氧化铝 0.243 39.03 8—12 铁碳 0.228 47.02 15—25 
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