好氧生物降解途径通常是通过氧化作用产生，其机理主要分为羟基化作用和环氧化作用，前人对此已进行了大量的研究。Oldehius等[35]认为TCE在好氧条件下只能通过共代谢途径由好氧菌降解，降解速率依靠单或双氧酶。Little[36]研究了在甲烷单一氧化酶（MMO）作用下TCE被降解的机理，即TCE先被氧化为环氧化合物，然后在水中开环，生成二氯乙酸、醛基乙酸及一个碳原子的产物（CO、HCOOH），再进一步被氧化成CO2。Duba等[37]把天然变异甲烷氧化细菌通过水井注入到TCE（监测值为425×10-9）污染的含水层中，通过降解作用，前2 d内约有98%的TCE被降解。但随着实验进行，微生物得不到碳源和能量，到40 d时TCE浓度恢复到监测值。有机氯类污染物的好氧降解速率随氯代基数目的减少而增大，因此好氧降解对低氯代的有机物降解效果较好，对PCE及含6个氯以上的PCBs等则降解效果不佳。

有机氯溶剂的厌氧生物降解，实质是一种还原脱氯的过程，有机氯类污染物作为电子受体。如添加电子供体氢，可以加速其脱氯[38]。具体还原脱氯机制详见1.4节。Carter和Jewell[39]研究了厌氧附着膜膨胀床装置对PCE的降解。实验中，可产甲烷的厌氧菌群附着在硅藻土颗粒上，蔗糖被作为外部电子供体和基质而加入。PCE的进水浓度为8~12 mg/L，水力停留时间为1.8~4 h。在降解过程中，氯乙稀发生了累积，为主要还原产物。厌氧降解虽然能使高氯代有机物还原脱氯，但不能使其彻底矿化，有时降解产物的毒性更大。文献综述

（5）原位化学还原：主要是指利用零价铁（ZVI）粉或铁粒对有机氯类污染物进行还原脱氯，其还原脱氯的主要机理为卤素原子被氢原子取代，同时发生铁与水的反应[41]。反应结果使地下水pH升高，在厌氧环境中引起Fe(OH)2和FeCO3沉淀，在富氧环境中，会形成Fe(OH)3和FeCO3沉淀，沉淀对于降低Fe的次生污染十分有益。在实际场地应用中，零价铁可以作为还原介质填充在PRB中，美国北卡罗莱纳州某场地受TCE的严重污染，1996年6月安装了一个长46 m，深7.3 m，厚为0.6 m的连续PRB，使用了450 t铁屑作为反应介质，成功修复了被污染的地下水。TCE由6 mg/L降为0.005 mg/L[42]。金属铁粉虽然能够有效地使有机氯类污染物脱氯，但同样存在一些问题，如金属铁对某些有机氯化物反应性较低，反应速度较慢，造成脱氯不完全，还会生成其它含氯副产物；随着反应的进行，金属铁表面逐渐形成铁的氢氧化物或碳酸盐的钝化层，使得铁的反应活性降低。为了提高零价铁的反应活性，有研究者将纳米铁直接注入地下水的污染地带，形成一个高效的反应区域，对污染的地下水进行修复处理[5]。当有机氯类污染物被脱氯后会提高污染物的可生物利用性，进而使其自然降解。比于普通的铁粉、铁屑，纳米铁的比表面积更大，更容易分散，吸附能力更强，反应活性更高；此外，纳米铁颗粒尺寸更小(1~100 nm)，在注入地下水的实际应用中不需对污染区域进行挖掘，直接注入即可，而且不受地下水深度、场地地形、运行设备的影响。所以纳米铁的研究受到广泛的关注，成为科研工作者的研究热点。