有机污染土壤电动-微生物修复过程中的影响因素及优化措施

2017-06-05范瑞娟郭书海李凤梅吴波张琇

生态环境学报 2017年3期

范瑞娟，郭书海，李凤梅，吴波，张琇

1. 北方民族大学生物科学与工程学院，宁夏银川 750021；2. 中国科学院沈阳应用生态研究所，辽宁沈阳 110016；3. 国家民委发酵酿造工程生物技术重点实验室，宁夏银川 750021

范瑞娟1,3*，郭书海2，李凤梅2，吴波2，张琇1,3

生物修复技术因其费用低、对环境不产生二次污染而被视为是一项具有广阔发展前景的技术。然而，一些强疏水性的有机污染物，生物可利用性很差，严重阻碍了其生物降解效率。电动与微生物联合修复技术（电动-微生物修复），在顽固性有机污染物的去除方面表现出巨大潜力。电场的施加可向土壤中分散外源物质、营养物质和微生物；或通过增强土壤中有机污染物与降解菌的传质过程，提高难降解有机物的生物可利用性；还可诱使土壤中的污染物产生电化学反应，增强污染物的去除效果。文章对有机污染土壤的电动-微生物修复过程的影响因素及优化措施进行了综述。文章认为，影响电动-微生物修复效率的因素主要有电场强度、污染物的生物可利用性、污染物结构和性质、微生物种群以及环境因素（如土壤pH值、土壤类型、营养物质、含水量等）。因此，在实施修复的过程中应根据污染场址的电化学特性选择合适的电流或电压梯度；另外，可通过施加表面活性剂、助溶剂或螯合剂，构建微生物群落，以及优化土壤环境条件，如调整土壤pH、提供营养物质、电子受体、共代谢基质等方式优化有机污染土壤电动-微生物修复的过程。深入研究有机污染土壤电动-微生物修复过程中的影响因素和优化措施，有望为电动-微生物修复技术在有机污染土壤的场地修复及过程调控中的应用提供一定的理论依据。

有机污染物；电动修复；生物降解；影响因素；过程优化

生物修复技术被认为是最具有生命力的土壤清洁技术，在许多有机物污染土壤修复中得到了应用（Moliterni et al.，2012；Lladó et al.，2013；Saichek et al.，2003）。但对于一些疏水性强的有机污染物，其生物可利用性很差，严重阻碍了其生物降解效率（Sarkar et al.，2005）。电动修复技术因安全、高效、操作简单，不受土壤异质性的影响，且特别适合于修复微粒土、粘性土、高含水量土、有机污染物土壤而备受关注。近年来，电动-微生物联合修复技术被越来越多地应用于土壤有机污染物，如烷烃类、卤代烃类、酚类和多环芳烃类等的修复（Mohan et al.，2011；Chandrasekhar et al.，2012；Gomes et al.，2012；Wang et al.，2016；魏巍等，2015）。

采用电动-微生物联合技术可通过以下途径增强污染物的去除速率：采用单向运行的电场，向土壤中分散外源物质，或利用直流电场将定点注入的营养物质和微生物快速地分散到土体中，或将土壤中的污染物有效富集到特定的处理区域（Korolev，2008；马建伟等，2007）；采用双向运行的电场，强化土体中污染物和降解菌的传质过程，增强土壤中有机污染物的生物可利用性，从而提高污染物的去除效率（徐泉等，2006）；利用电流热效应和电极反应为地下生物转化过程提供适宜的温度、pH和氧化还原条件，最终采用生物技术将污染物降解；除此之外，电化学氧化在土壤中所诱导的氧化还原反应是去除一些强疏水性有机污染物的重要途径（Acar，1993；Probstein et al.，1993；Alshawabkeh et al.，1992）。目前，已有一些研究初步证实了电化学氧化和微生物降解在处理多环芳烃时所表现出的叠加效应（Li et al.，2012；Huang et al.，2013；Yuan et al.，2016）。研究已证明，在对石油污染土壤的电动-微生物联合修复过程中，石油烃的去除归因于电化学氧化和微生物降解的协同效应（Guo et al.，2014；Fan et al.，2015）。诸多因素影响着有机污染土壤的电动-微生物修复效率，如电场强度、污染物的生物可利用性、污染物结构组成和性质、微生物种群性质以及土壤环境条件等一系列因素（Boopathy，2000）。本文系统阐述有机污染土壤电动-微生物修复过程中的影响因素及优化措施，以期为电动-微生物修复技术应用于有机污染土壤的场地修复及过程调控提供一定的依据。

1 有机污染土壤电动-微生物修复的影响因素

1.1 电场强度

在一定范围内，污染物的降解效率随所施加电场强度的增加而升高。Fan et al.（2007）采用六边形的二维电场强化土壤中2, 4-D的微生物降解，结果发现在中心电极附近2, 4-D降解效果最佳，原因是越靠近中心电极，电场强度越大，而电场强度是电场中微生物和污染物传质作用的一个驱动力，场强越大，传质作用越强，污染物降解也越快。Jin et al.（2010）向TCE污染土壤中分别施加6、9、12 V·m-1的电场，结果表明，污染物去除率随场强的增加而升高，可能的原因是在一定范围内，场强越大，所引起的氧化还原反应区域越大，污染物去除速率也越快。Li et al.（2015）的研究也发现电场强度与污染物降解率存在一定的正相关关系。然而，场强并非越大越好。刘广容等（2011）的研究结果表明，弱电场（1 V·cm-1）可激活底泥中脱氢酶活性，而强电场（3 V·cm-1）会降低细菌的活性。该研究在二维对称电场修复平台上，采用电动-微生物联合修复的方式对石油污染土壤进行了修复，发现总石油烃（TPH）最大降解率发生在场强最大的电极附近（0.34 V·cm-1），随着与电极距离的增大，降解率逐渐减小，四根电极的对角线中心处场强最小（0.02 V·cm-1），此处TPH的降解率也最低，而在这个场强范围内，微生物的多样性、活性和数量等均不受影响（Guo et al.，2014）。

1.2 污染物的生物可利用性

由于有机污染物存在于不同的环境介质中，其生物可利用性（Bioavailability）的涵义也有所不同。土壤污染物的生物可利用性是指土壤中的微生物或胞外酶对有机基质的可接近性（罗启仕等，2004a），它受到可直接利用的基质浓度和潜在可利用基质向直接可利用基质的转化速度的控制。疏水性物质，例如石油烃，在土壤中形成独立的非水相（Non-aqueous phase liquid，NAPL），不能被微生物直接利用，而且容易产生生物毒害（McCray et al.，2001）。疏水性有机污染物还容易被土壤颗粒吸附而使其生物可利用性减小。研究表明，有机污染物进入土壤环境后，首先吸附在土壤大孔隙及各种有机、无机颗粒表面，然后逐渐扩散到土壤微孔中，随着与土壤的接触时间增加，则缓慢扩散到微生物无法进入的小于1 μm的微孔内，或者分配进土壤有机质内。然而，土壤微生物主要分布在0.8～3 μm的孔隙中，所以微生物无法直接利用大多数被吸附的污染物。土壤被污染的时间越长，越难以被修复。尽管有些微生物可以通过分泌胞外酶来降解污染物，但是酶分子比污染物分子大许多倍，在土壤中扩散得相当慢或者根本不扩散。

1.3 污染物结构和性质

土壤中的污染物种类繁多、性质各异，其中相当一部分属于难以降解的人工合成有机物或石油烃类有机物，它们的结构组成和性质直接决定了其生物可降解性。一般说来，结构简单的物质较结构复杂的物质容易被降解，分子量较小的物质比分子量较大的物质容易被降解（沈定华等，2004）。如不同的原油，其饱和烃、芳香烃、胶质和沥青质含量的不同，以及饱和烃中正构烃含量的不同都会导致它们被降解的程度不同。通常微生物对烷烃的氧化是从低碳到高碳，从烷烃到芳烃逐级进行的。烷烃中直链烷烃比支链烷烃、环烷烃更易被氧化；多环芳烃中环的数量与排列特征都影响着多环芳烃的稳定性，其稳定性大小排列为环形＞角形＞线形，而生物可降解性则与此相反。ChaIneau et al.（1995）用微生物处理被石油烃污染的土壤，经过对残留油成分进行分析发现，饱和烃中的正构烷烃和支链烷烃在16 d内几乎全部被降解，22%的环烷烃未被降解，71%的芳香烃被降解，一些多环芳烃很难被降解，沥青质则完全被保留了下来。Duarte et al.（1997）采用从原油污染土壤中筛选出的菌株，对荧蒽、菲、芘等多环芳烃进行降解研究，发现三环化合物较四环易被降解。取代基的类型对有机物的生物降解性能也有很大的影响，如羟基、氨基等取代基能够提高芳香烃的可降解性，但氯取代基和硝基却会产生相反的影响。取代基的数量和相对位置也可造成芳香族有机物生物降解性能的差异，如氯取代基数量越多，芳香化合物的生物降解性越差；邻位、间位、对位3种氯取代芳香化合物的生物降解性能依次降低（Arcangeli et al.，1995）。采用电动-微生物耦合技术处理石油污染土壤的过程中，通过族组分的分析发现，烷烃降解率明显高于芳烃和胶质沥青质，且烷烃不仅易于被微生物所降解，还易于通过电化学氧化被去除（Fan et al.，2015）。

1.4 微生物种群

微生物作为生物修复的功能主体，其种类、群落组成、活性、数量等对有机物的降解效率和生物利用途径起着决定性作用。微生物种类在污染物降解过程中非常关键，因为不同的微生物其代谢途径不同，所能利用的污染物种类也不同（Fritsche et al.，2000）。如Pseudomonas aeruginosa DQ8对石油烃中的正构烷烃和多环芳烃具有很好的降解作用（Zhang et al.，2011），而Mycoplana sp. MVMB2对菲具有良好的降解效果（Brinda Lakshmi et al.，2013）。微生物活性与有机污染物降解率存在正相关关系（Margesin et al.，2000）。Viñas et al.（2005）研究发现在石油烃降解的不同阶段，微生物群落结构也发生变化，而且污染物降解率随微生物数量的增加而升高。Lors et al.（2010）研究发现在降解的不同时期，多环芳烃环数发生变化，而对应的微生物群落结构也随之发生变化。

1.5 环境因素

影响有机污染土壤电动修复的环境因素主要有土壤pH、土壤类型、含水量等。而微生物修复过程是依靠微生物的新陈代谢活动来完成的，因此土壤中pH值、营养物质、供氧量、温度、盐度、水分等均影响着微生物的修复效率。对于电动-微生物修复而言，为达到理想的修复效果，需尽可能创造适宜于电化学发生和微生物生长的环境。

1.5.1 土壤pH

在电场处理土壤的过程中，正负极上会发生相应的电极反应，通常是电解水的反应，阳极产生H+使得阳极区呈现酸性，阴极产生OH-使得阴极区呈现碱性，同时带正电的H+向阴极运动，带负电的OH-向阳极运动，分别形成酸性迁移带和碱性迁移带（Acar et al.，1995）。

pH值对有机物的降解率影响非常复杂，它可以通过影响土壤中离子的吸附与解吸、沉淀与溶解而影响电渗流的方向和速度，进而对土壤中污染物的存在形态和迁移特征产生重大影响（Saichek et al.，2003）。pH也可通过影响氧化还原电位来影响污染物的降解率。根据能斯特方程，pH与氧化还原电位呈反比，因而低pH环境有益于电化学氧化反应的发生（廖斯达等，2013）。然而，在电动-微生物联合修复的过程中，不仅要考虑电化学反应的发生，还要考虑微生物的生长条件。

在诸多的影响因素中，土壤pH是影响微生物的主要因素，其可影响微生物生存、活性、数量、细胞膜的完整性以及对污染物的生物可利用性（Aciego Pietri et al.，2009）。不同微生物生长的最适pH范围不尽相同，这便导致不同pH范围内微生物在数量、种类以及对营养物质的利用、吸附作用、胞外酶的产生和分泌等的不同。Lear et al.（2004）向土壤施加3.14 A·m-2的电流，27 d后阳极附近pH降至4以下，革兰氏阳性菌数量增加，远离电极的土壤微生物则没有表现出明显的变化。Wick et al.（2010）研究了1.4 V·cm-1的电场条件下土壤微生物群落的变化情况，结果发现电极附近pH发生变化，相应的微生物群落结构也发生了明显的变化，而远离电极的位点，微生物群落与不施加电场的情况下表现出同样的结构特征。Kim et al.（2010）在研究电流对土壤中土著微生物的影响时发现，采用0.63 mA·cm-2的电流处理土壤25 d后，阳极处pH降至3.5，阴极处pH则升至10.8，pH的变化导致微生物数量及多样性减少，微生物群落结构发生变化。极端pH环境引起微生物降解酶数量、活性、多样性等的降低，最终导致微生物对有机污染物的处理效率下降（马强等，2008；Harbottle et al.，2009）。Lear et al.（2007）研究发现电场的施加使得阳极附近pH降低，从而导致可培养细菌与真菌数量减少，微生物呼吸作用与C利用率下降，最终导致污染物PCP在阳极区的累积。

1.5.2 土壤类型

土壤的特征，如吸附、离子交换和缓冲能力以及导电性能等均影响着污染物的去除效率。通常在细颗粒的土壤表面，土壤与污染物之间的相互作用非常剧烈。当土壤中存在“微导体”，即具有电子传导特性的粒子，如碳颗粒，铁、锰或钛等金属氧化物以及一些腐殖质等，在外加电场的情况下，这些粒子能够诱使污染物发生电化学反应，一些强疏水性的有机污染物，在电场的作用下通常是通过电化学反应作用得以去除的（Röhrs et al.，2002；Jin et al.，2010），而土壤的类型决定了“微导体”的含量和分布（Rahner et al.，2002）。一般而言，土壤导电性能越高，电流越大，电化学反应则越强，而导电性能因土壤类型的不同而存在巨大差异（Bouya et al.，2012）。Xu et al.（2014）在对两种类型的土壤（砂土和壤土）进行盐桥电动修复研究时发现，在相同的电压条件和处理时间下，砂土中污染物的去除效率是壤土中的2.8倍，一方面源于砂土较强的导电能力，另一方面则由于砂土比壤土的酸碱缓冲能力弱，所以阳极区因水的电解反应所产生的酸性环境更强，为电化学反应的进行提供了更好的条件。樊广萍等（2011）在研究不同土壤类型（红壤、黄棕壤和黑土）对电动-氧化技术处理铜和芘复合污染土壤的影响时发现，不同土壤中总芘的去除率表现为黑土＞黄棕壤＞红壤，pH较高的黑土可产生高电渗流，增加了氧化剂与污染物的接触，同时较低的黏粒含量也有利于芘的解吸。

1.5.3 营养物质

微生物的生长繁殖需要碳、氮、磷及其他各种矿物质元素，只有满足微生物代谢所需的营养元素，改善其生长的环境条件，才能提高微生物的数量、多样性和活性，从而使污染物得到最大程度的降解。陈波水等（2007）研究发现磷、氮化合物能通过诱导微生物体内的生物降解酶组分并促进微生物生长、增强微生物活性，从而促进难降解润滑油的生物降解。适当添加营养物质有利于污染物的降解，而过多的营养物质反而会降低微生物对污染物的同化作用，这就需要根据污染物浓度对氮、磷等营养水平进行适当的调节（Chaīneau et al.，2005）。

1.5.4 土壤含水率

土壤含水率对土壤的通透性能、可溶性物质的特性和数量、渗透压、土壤溶液的pH、土壤不饱和水力传导率和微生物的代谢能力产生作用，从而对污染土壤的生物修复产生重要影响（周启星，2004）。在电动-微生物联合修复中，只有保持一定的土壤含水率，才能使电化学反应正常进行；微生物只有在一定的土壤湿度范围内才能保持较大的代谢能力，通常这个湿度范围为25%～85%，含水率太低会降低微生物代谢速率，过高则会降低土壤通透性，阻碍O2的传导。而电极处发生水的电解反应或电渗析的作用，会导致土壤水分含量减少或分布的变化。土壤中水分含量的减少会导致土壤电阻增大，电流减小，从而对微生物数量和活性产生负面影响（Li et al.，2012；Harbottle et al.，2009）。

1.5.5 其他因素

还有很多其他因素都影响着电动-微生物修复效率，如土壤温度、供氧量、盐度等。

温度主要是通过影响有机污染物的物理状态、化学组成、以及微生物代谢污染物的速率等，对污染物的降解产生影响（Leahy et al.，1990）。例如，低温条件下，石油粘度增加，短链烷烃的挥发性降低，加之低温条件下，微生物酶活性不能正常发挥，使有机物的生物降解率降低。在电动力学强化过程中，电流热效应能使土壤温度升高。室内研究采用的电流密度通常小于0.5 A·m-1，处理时间很短，往往不能观察到热效应（罗启仕等，2004b）。但Acar et al.（1996）发现，不对电压梯度进行任何控制时，焦耳热使土壤温度升高了10～20 ℃，而在中试研究中发现，焦耳热效应可使土壤温度升高40～50 ℃。温度的升高会使离子电迁移速度有所增加（Baraud et al.，1999）。土壤温度升高后，土壤中含烃液体的粘度降低，电渗析流速率增加（Chilingar et al.，1997）。土壤温度适当升高，能够加快污染物的生物转化速率，但若超过微生物快速生长的温度范围，则会显著影响微生物的生长。如在30～40 ℃范围内，石油烃的降解率随温度的升高而增加，但超过40 ℃时，烃类对微生物细胞膜的毒性则会增加。基于此，采用电动力学方法强化生物修复时，应根据污染场址的电化学特性，选择适当的电流或电压。

土壤供氧量也影响着电动-微生物修复效率。微生物氧化还原反应一般以氧为电子受体，在厌氧条件下，也可以利用硫酸根离子和硝酸根离子作为电子受体，但厌氧条件下有机化合物的生物降解速率比有氧条件下慢得多。

盐度对有机物的微生物降解也有重要的影响。Rhykerd et al.（1995）报道称，当土壤中盐度为40、120、和200 dS·m-1时，汽油的去除率随盐度的增加而降低。Xu et al.（2011）采用分离得到的一株可以荧蒽为唯一碳源的菌株，当其他试验条件一定时，改变土壤盐度可显著影响该菌株对荧蒽的生物降解速率，当土壤盐度为2%时，降解率达到最大，而盐浓度达到8%时，荧蒽降解受到抑制。

2 有机污染土壤电动-微生物修复的优化措施

2.1 采用合适的电压梯度

电压升高时，土壤的电流增加，有利于污染物的去除，然而随着电压的增大，单位能耗也会增加，且可能抑制微生物的活性。所以，应综合考虑污染物去除效率、单位能耗以及微生物活性等方面的因素，选取经济有效的电压范围。孟凡生等（2007）研究发现随着电压增大，单位能耗有较大程度增加，在试验研究的电压范围内，在低浓度污染土壤中，两者呈现线性递增关系；而在高浓度污染土壤中，两者呈现幂指数递增关系。综合去除效率和单位能耗两个指标，1～1.5 V·cm-1的电压是较为经济有效的电压范围。对于不同性质的土壤和污染物，应当通过相应试验来确定其适宜的电动修复电压。魏巍等（2015）研究了不同电压梯度（0.4、0.8、1.2、1.6和2.0 V·cm-1）对芘降解及微生物生长的影响，结果表明，阳极区芘的降解主要是由电化学氧化作用完成的，因此芘的降解率与电压呈显著的正相关，2.0 V·cm-1时，阳极附近芘的降解率最高；而阴极区，芘的降解主要是由微生物降解作用完成，高电压范围（1.6～2.0 V·cm-1）会抑制部分微生物的活性，对芘的降解产生不利影响，当电压为1.2 V·cm-1时，阴极附近芘的降解率达到最高值。

2.2 增强污染物的生物可利用性或迁移性

为了增强土壤污染物的生物可利用性，需要增强吸附态污染物的解吸附或强化污染物与微生物间的传质作用。目前采取的比较有效的措施是向污染土壤中施加表面活性剂、助溶剂或螯合剂，使其在向下渗透的过程中与污染物相互作用，并与污染物结合，通过解吸、螯合、溶解或络合等物理、化学作用增加有机化合物的溶解性或使其形成迁移态化合物（Saichek et al.，2005）。目前，该技术已用于烷烃类、卤代烃类、苯系物、酚类、硝基苯类、多氯联苯和多环芳烃类等污染物的处理。目前常用的表面活性剂一般有以下几类：（1）阳离子型表面活性剂，如十六烷基三甲基氯化铵（CTAC）；（2）阴离子型表面活性剂，如十二烷基磺酸钠（SDS）；（3）非离子型表面活性剂，如Tween-80、Triton X2100、Brij 35等；（4）生物表面活性剂，如鼠李糖脂、醣脂类、磷脂类、脂肪酸、羟丙基-β-环糊精、β-环糊精等。常用的助溶剂有甲醇、乙醇、丙醇、丙酮、四氢呋喃、丁基胺等。研究表明，Triton X-100能显著提高土壤中老化态菲和萘的释放速率（Yeom et al.，1998）；Brij 35可增强PAH壤的解析速率，提高其降解率（Bueno-Montes et al.，2011）；添加活性剂Alfonic 810-60时，菲的生物降解率可达到50%，而没有活性剂时仅为4.8%（Aronstein et al.，1993）；Tween-80对微生物繁殖和对油降解具有促进作用（叶淑红等，2005）。Reddy et al.（2003）研究发现非离子型表面活性剂Tween-80和有机助溶剂对菲的迁移有较为明显的促进效果。Yuan et al.（2004）发现在乙苯污染土壤的电动修复过程中，使用阴-非离子混合表面活性剂（SDS和PANNOX 110）比单一表面活性剂具有更明显的促进效果。Ko et al.（2000）使用羟丙基-β-环糊精来强化土壤中菲的电动力学迁移，得到了很好的强化迁移效果。当某些表面活性剂的浓度超过其临界胶束浓度（CMC）时，就会对微生物产生毒性，因此，近年来，生物表面活性剂在生物修复中逐渐得到应用。周清等（2009）研究发现鼠李糖脂对石油降解菌H1无毒性，对原油增溶效果明显，且能明显促进土壤中原油的降解，缩短降解周期，大大提高修复效率。Wan et al.（2011）采用β-环糊精作为增溶剂来促进老化石油从土壤颗粒表面中解析出来，使TPH的解析率达到79.4%。Li et al.（2000）在菲污染土壤的电动修复试验中，分别研究了以正丁胺、四氢呋喃和丙酮对芘的助溶效果，结果表明，正丁胺明显促进了菲的解吸和电迁移过程，且效果优于四氢呋喃和丙酮。另外，添加诸如柠檬酸、EDTA等特异性螯合剂，能与污染物形成稳态且在较宽pH范围内可溶的配位化合物，通过增强土壤中污染物的迁移性达到高效去除的目的（Han et al.，2009）。但在电动-微生物联合修复中，一些螯合剂，如EDTA可能对微生物产生一定的毒害（Kim et al.，2010）。

2.3 构建微生物群落

单种菌只能代谢一定范围内不同种类的烃，然而，有些污染物组成成分复杂，如石油，其中包含脂肪烃和多环芳烃等多种成分，靠单一的微生物菌种很难实现其完全降解，往往需要将具有不同酶活力的菌株进行混合，作为其降解的微生物，其对石油的降解性能明显高于单一菌株（王丽娟等，2010；李宝明等，2007）。Chen et al.（2011）采用Acinetobacter sp. YC-X 2，Kocuria sp. YC-X 4和Kineococcus sp. YC-X 7等菌种构建的微生物菌群对稠油污染土壤进行了修复试验，结果表明该混合菌群比单个菌具有更好的修复效果。李宝明等（2008）从胜利油田分离筛选出石油降解菌株并构建了石油降解微生物菌群C9，其能有效地降解原油中各种饱和烃和芳烃。Chen et al.（2010）研究表明，相对单菌株而言，Mycobacterium sp.和Sphingomonas sp.组合对菲的降解具有促进作用。李凤梅等（2016）从焦化厂的污染土壤中分离得到7株菌株B1～B7，其中B2能产生表面活性剂，提高PAHs的生物有效性，使混合菌株对PAHs的总降解率普遍高于单一菌株。经富集、分离、纯化以及对选择性培养基的筛选和对TPH降解能力的测试，从大庆油田石油污染土壤中筛选得到6株分别具有环烷烃、直链烷烃和芳烃降解能力的菌株B1、B2、B3、B6、B7和B9，通过对接种比例、接种量和生长条件的优化，构建了微生物降解菌群，并采用该菌群进行混合烃污染土壤的修复，结果表明，该菌群对三类烃的去除均具有明显的促进作用（范瑞娟等，2017）。

2.4 环境因素的调控

2.4.1 土壤pH的控制

针对由电解作用引起的pH大幅变化问题，可通过阴阳极施加缓冲液，阴极碱液中和阳极酸液或周期性切换电极极性的方式加以控制。Saichek et al.（2003）研究了菲污染高岭土的电动修复效果，使用0.01 mol·L-1的NaOH溶液对阳极pH加以控制后，电渗流有明显的提高，污染物去除效率也得到提高。Chang et al.（2006）用循环泵将阴极液泵入阳极以中和阳极产生的H+，将反应液保持在中性范围内，使四氯乙烯降解率大大提高。Luo et al.（2005，2006）研究发现周期性反转电场方向，不仅可以对土壤pH的急剧变化进行有效控制，还可降低对土壤水分的影响，能够更有效地增强污染物的生物降解效率。赵庆节等（2009）研究表明电极切换周期≤10 min时，不仅可保护土壤微生物多样性，而且可以保护微生物数量。Harbottle et al.（2009）向五氯苯酚污染土壤中接入鞘氨醇杆菌（Sphingobium sp.），施以直流电场，并周期性改变电场极性，结果发现土壤pH及水分含量均无明显变化，而降解菌活性和污染物的矿化率均得到了加强。李婷婷等（2010）运用行/列循环切换方式，每5 分钟切换1次电极极性，研究了完全对称电场条件下电动-微生物联合修复对石油污染物去除率的影响，结果表明土壤的pH保持在6.3±0.2，石油降解菌的数量和石油去除率均得到了提升。Guo et al.（2014）采用二维对称电场，对电极极性进行周期性切换，有效地消除了土壤pH的大幅变化，维持了微生物群落结构、数量和活性在空间上分布的均匀性。另外，考虑到不同微生物所适应的pH范围不同，可根据实际情况，对土壤pH进行人为调节（付登强等，2012；司美茹等，2010）。

2.4.2 提供营养物质和电子受体

营养物质的添加能够提高土壤中微生物的数量、多样性和活性，从而提高污染物的降解率。钟毅等（2006）通过投加除油菌，调节氮磷营养含量和水分含量等方式对中国北方某油田区原油污染土壤进行修复，180 d后土壤石油污染物去除率达70.6%，与自然条件相比，石油污染物半衰期由929 d减少为103 d；Devi et al.（2011）通过投加降解菌与营养物质的方式对取自现场的石油污染污泥进行处理，对4环芳烃降解率表现出了良好的降解效果。乔俊等（2010）通过向石油污染土壤中添加NPK肥和NPK肥-诺沃肥-腐殖酸复合肥的方式提高显著提高了石油烃的降解率。氮磷的投加可提高土壤中有机污染物的降解效率，而其投加比例与细胞中氮磷元素比例应接近（何良菊等，2004）。Chang et al.，（2010）采用生物法处理采自极地气候站点石油污染土壤，通过调节土壤中C∶N∶P的比例，控制土壤pH为中性的条件下，土壤中微生物的生长受到了促进，石油的降解率在60 d内达到64%。

除了受到营养物质的限制以外，对电子受体的需求也是影响微生物生长繁殖的一个重要因素。电子受体主要可以分为以下3类：溶解氧、有机物分解的中间产物和无机酸根（NO3-、SO42-等）（Kao et al.，1999）。对深层土壤污染进行处理，除了采取向地下注入空气或从地下打孔排气以增加氧的流动供应外，近年来H2O2作为氧源也得到广泛的应用。H2O2既可直接氧化一部分污染物，又可作为电子受体起作用，强化对有机污染物的氧化降解作用（魏德洲等，1997）。深层土壤中的污染物降解多发生在厌氧条件下，此时可向污染区域投加硝酸盐或其他氮化物，这些化合物不仅可以作为替代的电子受体，而且因其在水体中的溶解性高于氧，比氧更能有效地提高细菌的生物活性（任磊等，2001）。

在电动-微生物修复中，利用电动力学技术可以将微生物、营养底物或电子受体等快速注入污染区域。Wick（2004）采用电动技术将具有PAH降解能力的细菌成功注入缺乏活性微生物或微生物数量不足的污染区域中，研究认为细菌在土壤中迁移的驱动力来自于电渗流。Acar et al.（1997）通过电迁移的方式分别向高岭土（电流密度为0.15 μA·m-2）和细沙土（电流密度为1.23 μA·m-2）注入NH+和SO2-，结果表明，NH+和SO2-在两种土壤中的迁移速率为9.25×10-7～2.31×10-6m·s-1。

2.4.3 提供共代谢基质

某些难降解有机污染物，如多环芳烃、杂环化合物、高卤代有机物、硝基化合物、石油烃等大分子化合物的生物转化需要适宜的共代谢基质，如甲醇、乙醇和甲苯等。郭莹等（2014）研究表明甲苯是TCE降解的良好的共代谢基质，且在一定范围内，共代谢基质浓度越大，TCE降解效率越高。试验表明，用电动力学方法也可以有效地注入共代谢基质。Rabbi et al.（2000）以安息香酸作为降解TCE的共代谢基质，尝试使用电动力学的方法将其注入长为1 m的受TCE污染的土柱中，测得TCE的一级厌氧降解速率为(0.039±0.007) d-1，接近于30 ℃时泥浆厌氧摇瓶测试的速率(0.047±0.009) d-1。

3 结论

联合使用电动-微生物修复技术，可充分发挥其经济、安全、高效的优势。电场的施加可向土壤中分散外源物质、营养物质和微生物，或增强土壤中有机污染物与降解菌的传质过程，提高难降解有机物的生物可利用性，还可诱使土壤中的污染物产生电化学反应，增强污染物的去除效果，因此，该技术在去除有机污染物，尤其是持久性难降解有机物方面具有良好的应用前景。深入研究有机污染土壤电动-微生物修复过程中的影响因素和优化措施，对该技术在有机污染土壤的场地修复及过程调控中的应用具有重大意义。

ACAR Y B, ALSHAWABKEH A N. 1996. Electrokinetic remediation. I: Pilot-scale tests with lead-spiked kaolinite [J]. Journal of Geotechnical Engineering, 122(3): 173-185.

ACAR Y B, GALE R J, ALSHAWABKEH A N, et al. 1995. Electrokinetic remediation: Basics and technology status [J]. Journal of Hazardous Materials, 40 (2): 117-137.

ACAR Y B, RABBI M F, OZSU E E. 1997. Electrokinetic injection of ammonium and sulfate ions into sand and kaolinite beds [J]. Journal of Geotechnical Engineering, 123(3): 239-249.

ACAR Y B. 1993. Principles of electrokinetic remediation [J]. Environmental Science and Technology, 27(13): 2638-2647.

ACIEGO PIETRI J C, BROOKES P C. 2009. Substrate inputs and pH as factors controlling microbial biomass, activity and community structure in an arable soil [J]. Soil Biology and Biochemistry, 41(7): 1396-1405.

ALSHAWABKEH A N, ACAR Y B. 1992. Removal of contaminants from soils by electrokinetics: A theoretical treatise [J]. Journal of Environmental Science & Health Part A, 27(7): 1835-1861.

ARCANGELI J-P, ARVIN E. 1995. Biodegradation rates of aromatic contaminants in biofilm reactors [J]. Water Science and Technology, 31(1): 117-128.

ARONSTEIN B N, ALEXANDER M. 1993. Effect of a non-ionic surfactant added to the soil surface on the biodegradation of aromatic hydrocarbons within the soil [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 39(3): 386-390.

BARAUD F, TELLIER S, ASTRUC M. 1999. Temperature effect on ionic transport during soil electrokinetic treatment at constant pH [J]. Journal of Hazardous Materials, 64(3): 263-281.

BOOPATHY R. 2000. Factors limiting bioremediation technologies [J]. Bioresource Technology, 74(1): 63-67.

BOUYA H, ERRAMI M, SALGHI R, et al. 2012. Electrooxidation of cypermethrin pesticide: A comparative study of SnO2and boron doped diamond anodes [J]. Journal of Chemical and Pharmaceutical Research, 4(7): 3468-3477.

BRINDA LAKSHMI M, ANANDARAJ V P, VELAN M. 2013. Bioremediation of phenanthrene by Mycoplana sp. MVMB2 isolated from contaminated soil [J]. Clean–Soil, Air, Water, 41(1): 86-93.

BUENO-MONTES M, SPRINGAEL D, ORTEGA-CALVO J J. 2011. Effect of a nonionic surfactant on biodegradation of slowly desorbing PAHs in contaminated soils [J]. Environmental Science & Technology, 45(7): 3019-3026.

CHAINEAU C H, MOREL J L, OUDOT J. 1995. Microbial degradation in soil microcosms of fuel oil hydrocarbons from drilling cuttings [J]. Environmental Science & Technology, 29(6): 1615-1621.

CHAĪNEAU C, ROUGEUX G, Y PR MIAN C, et al. 2005. Effects of nutrient concentration on the biodegradation of crude oil and associated microbial populations in the soil [J]. Soil Biology and Biochemistry, 37(8): 1490-1497.

CHANDRASEKHAR K, VENKATA MOHAN S. 2012. Bio-electrochemical remediation of real field petroleum sludge as an electron donor with simultaneous power generation facilitates biotransformation of PAH: Effect of substrate concentration [J]. Bioresource Technology, 110: 517-525.

CHANG J H, CHENG S F. 2006. The remediation performance of a specific electrokinetics integrated with zero-valent metals for perchloroethylene contaminated soils [J]. Journal of Hazardous Materials, 131(1): 153-162.

CHANG W, DYEN M, SPAGNUOLO L, et al. 2010. Biodegradation of semi-and non-volatile petroleum hydrocarbons in aged, contaminated soils from a sub-Arctic site: Laboratory pilot-scale experiments at site temperatures [J]. Chemosphere, 80(3): 319-326.

CHEN J L, AU K C, WONG Y S, et al. 2010. Using orthogonal design to determine optimal conditions for biodegradation of phenanthrene in mangrove sediment slurry [J]. Journal of Hazardous Materials, 176(1): 666-671.

CHEN J, YANG Q Y, HUANG T P, et al. 2011. Enhanced bioremediation of soil contaminated with viscous oil through microbial consortium construction and ultraviolet mutation [J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 27(6): 1381-1389.

CHILINGAR G V, LOO W W, KHILYUK L F, et al. 1997. Electrobioremediation of soils contaminated with hydrocarbons and metals: Progress report [J]. Energy Sources, 19(2): 129-146.

DEVI M P, REDDY M V, JUWARKAR A, et al. 2011. Effect of co-culture and nutrients supplementation on bioremediation of crude petroleum sludge [J]. Clean–Soil, Air, Water, 39(10): 900-907.

DUARTE J, DAVID S, EUSEBIO A, et al. 1997. Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons by microorganisms from contaminated Soil [M]//In Biotechnology for Waste Management and Site Restoration: Springer: 187-192.

FAN R J, GUO S H, LI T T, et al. 2015. Contributions of electrokinetics and bioremediation in the treatment of different petroleum components [J]. Clean-Soil, Air, Water, 43(2): 251-259.

FAN X Y, WANG H, LUO Q S, et al. 2007. The use of 2D non-uniform electric field to enhance in situ bioremediation of 2,4-dichlorophenol-contaminated soil [J]. Journal of Hazardous Materials, 148(1-2): 29-37.

FRITSCHE W, HOFRICHTER M. 2000. Aerobic degradation by microorganisms [J]. Biotechnology, 11: 146-164.

GOMES H I, DIAS-FERREIRA C,RIBEIRO A B. 2012. Electrokinetic remediation of organochlorines in soil: Enhancement techniques and integration with other remediation technologies [J]. Chemosphere, 87(10): 1077-1090.

GUO S H, FAN R J, LI T T, et al. 2014. Synergistic effects of bioremediation and electrokinetics in the remediation of petroleum-contaminated soil [J]. Chemosphere, 109: 226-233.

HAN H, LEE Y J, KIM S H, et al. 2009. Electrokinetic remediation of soil contaminated with diesel oil using EDTA-cosolvent solutions [J]. Separation Science and Technology, 44(10): 2437-2454.

HARBOTTLE M J, LEAR G, SILLS G C, et al. 2009. Enhanced biodegradation of pentachlorophenol in unsaturated soil using reversed field electrokinetics [J]. Journal of Environmental Management, 90(5): 1893-1900.

HUANG D N, GUO S H, LI T T, et al. 2013. Coupling interactions between electrokinetics and bioremediation for pyrene removal from soil under polarity reversal conditions [J]. Clean–Soil, Air, Water, 41(4): 383-389. JIN S, FALLGREN P H. 2010. Electrically induced reduction of trichloroethene in clay [J]. Journal of Hazardous Materials, 173(1): 200-204.

KAO C, PROSSER J. 1999. Intrinsic bioremediation of trichloroethylene and chlorobenzene: Field and laboratory studies [J]. Journal of Hazardous Materials, 69(1): 67-79.

KIM S H, HAN H Y, LEE Y J, et al. 2010. Effect of electrokinetic remediation on indigenous microbial activity and community within diesel contaminated soil [J]. Science of the Total Environment, 408(16): 3162-3168.

KO S O, SCHLAUTMAN M A, CARRAWAY E R. 2000. Cyclodextrin-enhanced electrokinetic removal of phenanthrene from a model clay soil [J]. Environmental Science & Technology, 34(8): 1535-1541.

KOROLEV V. 2008. Electrochemical soil remediation from environmental toxicants: Results and prospects [J]. Moscow University Geology Bulletin, 63(1): 11-18.

LEAHY J G, COLWELL R R. 1990. Microbial degradation of hydrocarbons in the environment [J]. Microbiological Reviews, 54(3): 305-315.

LEAR G, HARBOTTLE M J, SILLS G, et al. 2007. Impact of electrokinetic remediation on microbial communities within PCP contaminated soil [J]. Environmental Pollution, 146(1): 139-146.

LEAR G, HARBOTTLE M J, VAN DER GAST C J, et al. 2004. The effect of electrokinetics on soil microbial communities [J]. Soil Biology and Biochemistry, 36(11): 1751-1760.

LI A, CHEUNG K A, REDDY K R. 2000. Cosolvent-enhanced electrokinetic remediation of soils contaminated with phenanthrene [J]. Journal of Environmental Engineering, 126(6): 527-533.

LI F M, GUO S H, HARTOG N. 2012. Electrokinetics-enhanced biodegradation of heavy polycyclic aromatic hydrocarbons in soil around iron and steel industries [J]. Electrochimica Acta, 85(15): 228-234.

LI T T, GUO S H, WU B, et al. 2015. Effect of polarity-reversal and electrical intensity on the removal of oil by electro-bioremediation [J].Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 90(3): 441-448.

LLADÓ S, COVINO S, SOLANAS A, et al. 2013. Comparative assessment of bioremediation approaches to highly recalcitrant PAH degradation in a real industrial polluted soil [J]. Journal of Hazardous Materials, 248-249: 407-414.

LORS C, RYNGAERT A, PÉRIÉ F, et al. 2010. Evolution of bacterial community during bioremediation of PAHs in a coal tar contaminated soil [J]. Chemosphere, 81(10): 1263-1271.

LUO Q S, WANG H, ZHANG X H, et al. 2006. In situ bioelectrokinetic remediation of phenol-contaminated soil by use of an electrode matrix and a rotational operation mode [J]. Chemosphere, 64(3): 415-422.

LUO Q S, ZHANG X, WANG H, et al. 2005. The use of non-uniform electrokinetics to enhance in situ bioremediation of phenol-contaminated soil [J]. Journal of Hazardous Materials, 121(1-3): 187-194.

MARGESIN R, ZIMMERBAUER A, SCHINNER F. 2000. Monitoring of bioremediation by soil biological activities [J]. Chemosphere, 40(4): 339-346.

MCCRAY J E, BAI G, MAIER R M, et al. 2001. Biosurfactant-enhanced solubilization of NAPL mixtures [J]. Journal of Contaminant Hydrology, 48(1): 45-68.

MOHAN S V, CHANDRASEKHAR K. 2011. Self-induced bio-potential and graphite electron accepting conditions enhances petroleum sludge degradation in bio-electrochemical system with simultaneous power generation [J]. Bioresource Technology, 102(20): 9532-9541.

MOLITERNI E, RODRIGUEZ L, FERN NDEZ F J, et al. 2012. Feasibility of different bioremediation strategies for treatment of clayey and silty soils recently polluted with diesel hydrocarbons [J]. Water, Air, & Soil Pollution, 223(5): 2473-2482.

PROBSTEIN R F, HICKS R E. 1993. Removal of contaminants from soils by electric fields [J]. Science, 260(5107): 498-503.

RÖHRS J, LUDWIG G, RAHNER D. 2002. Electrochemically induced reactions in soils——a new approach to the in-situ remediation of contaminated soils?: Part 2: Remediation experiments with a natural soil containing highly chlorinated hydrocarbons [J]. Electrochimica Acta, 47(9): 1405-1414.

RABBI M F, CLARK B, GALE R J, et al. 2000. In situ TCE bioremediation study using electrokinetic cometabolite injection [J]. Waste Management, 20(4): 279-286.

RAHNER D, LUDWIG G, R HRS J. 2002. Electrochemically induced reactions in soils—a new approach to the in-situ remediation of contaminated soils?: Part 1: The microconductor principle [J]. Electrochimica Acta, 47(9): 1395-1403.

REDDY K R, SAICHEK R E. 2003. Effect of soil type on electrokinetic removal of phenanthrene using surfactants and cosolvents [J]. Journal of Environmental Engineering, 129(4): 336-346.

RHYKERD R L, WEAVER R W, MCINNES K J. 1995. Influence of salinity on bioremediation of oil in soil [J]. Environmental Pollution, 90(1): 127-130.

SAICHEK R E, REDDY K R. 2003. Effect of pH control at the anode for the electrokinetic removal of phenanthrene from kaolin soil [J]. Chemosphere, 51(4): 273-287.

SAICHEK R E, REDDY K R. 2005. Electrokinetically enhanced remediation of hydrophobic organic compounds in soils: A Review [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 35(2): 115-192.

SARKAR D, FERGUSON M, DATTA R, et al. 2005. Bioremediation of petroleum hydrocarbons in contaminated soils: Comparison of biosolids addition, carbon supplementation, and monitored natural attenuation [J]. Environmental Pollution, 136(1): 187-195.

VIÑAS M, SABAT J, ESPUNY M J, et al. 2005. Bacterial community dynamics and polycyclic aromatic hydrocarbon degradation during bioremediation of heavily creosote-contaminated soil [J]. Applied and Environmental Microbiology, 71(11): 7008-7018.

WAN C L, DU M, LEE D J, et al. 2011. Electrokinetic remediation and microbial community shift of beta-cyclodextrin-dissolved petroleum hydrocarbon-contaminated soil [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 89(6): 2019-2025.

WANG S, GUO S H, LI F M, et al. 2016. Effect of alternating bioremediation and electrokinetics on the remediation of n-hexadecane-contaminated soil [J]. Scientific Reports, 6: 1-13.

WICK L Y, BUCHHOLZ F, FETZER I, et al. 2010. Responses of soil microbial communities to weak electric fields [J]. Science of the Total Environment, 408(20): 4886-4893.

WICK L Y, MATTLE P A, WATTIAU P, et al. 2004. Electrokinetic transport of PAH-degrading bacteria in model aquifers and soil [J]. Environmental Science & Technology, 38(17): 4596-4602.

XU H X, WU H Y, QIU Y P, et al. 2011. Degradation of fluoranthene by a newly isolated strain of Herbaspirillum chlorophenolicum from activated sludge [J]. Biodegradation, 22(2): 335-345.

XU S J, GUO S H, WU B, et al. 2014. An assessment of the effectiveness and impact of electrokinetic remediation for pyrene-contaminated soil [J]. Journal of Environmental Sciences, 26(11): 2290-2297.

YEOM I T, GHOSH M M. 1998. Mass transfer limitation in PAH-contaminated soil remediation [J]. Water Science and Technology, 37(8): 111-118.

YUAN C, WENG C H. 2004. Remediating ethylbenzene-contaminated clayey soil by a surfactant-aided electrokinetic (SAEK) process [J]. Chemosphere, 57(3): 225-232.

YUAN Y, GUO S H, LI F M, et al. 2016. Coupling electrokinetics with microbial biodegradation enhances the removal of cycloparaffinic hydrocarbons in soils [J]. Journal of Hazardous Materials, 320: 591-601.

ZHANG Z Z, HOU Z W, YANG C Y, et al. 2011. Degradation of n-alkanes and polycyclic aromatic hydrocarbons in petroleum by a newly isolated Pseudomonas aeruginosa DQ8 [J]. Bioresource Technology, 102(5): 4111-4116.

陈波水, 方建华, 董凌, 等. 2007. 磷, 氮化合物促进润滑油生物降解的作用[J]. 石油学报 (石油加工), 28(4): 72-75.

樊广萍, 仓龙, 周东美, 等. 2011. 土壤性质对铜-芘复合污染土壤电动-氧化修复的影响研究[J]. 环境科学, 32(11): 3435-3439.

范瑞娟, 郭书海, 李凤梅. 2017. 石油降解菌群的构建及其对混合烃的降解特性[J]. 农业环境科学学报, 36(3): 522-530.

付登强, 滕应, 骆永明, 等. 2012. 土壤pH、水分及温度对长期污染土壤中苯并[a]芘动态变化的影响初探[J]. 土壤, 44(3): 444-449.

郭莹, 崔康平. 2014. 不同共代谢基质下三氯乙烯的厌氧生物降解研究[J]. 地下水, 36(1): 89-92.

何良菊, 李培杰, 魏德洲, 等. 2004. 石油烃微生物降解的营养平衡及降解机理[J]. 环境科学, 25(1): 91-94.

李宝明, 姜瑞波. 2008. 营养和环境条件对微生物菌群降解石油的影响[J]. 中国土壤与肥料, (3): 78-82.

李宝明, 阮志勇, 姜瑞波. 2007. 石油降解菌的筛选、鉴定及菌群构建[J].中国土壤与肥料, (3): 68-72.

李凤梅, 郭书海, 张灿灿, 等. 2016. 多环芳烃降解菌的筛选及其在焦化场地污染土壤修复中的应用[J]. 环境污染与防治, 38(4): 1-5.

李婷婷, 张玲妍, 郭书海, 等. 2010. 完全对称电场对电动-微生物修复石油污染土壤的影响[J]. 环境科学研究, 23(10): 1262-1267.

廖斯达, 贾志军, 马洪运, 等. 2013. 电化学基础(Ⅱ)——热力学平衡与能斯特方程及其应用[J]. 储能科学与技术, 2(1): 63-68.

刘广容, 叶春松, 钱勤, 等. 2011. 电动生物修复底泥中电场对微生物活性的影响[J]. 武汉大学学报 (理学版), 57(1): 47-51.

罗启仕, 王慧, 张锡辉, 等. 2004b. 电动力学技术强化原位生物修复研究进展[J]. 环境污染与防治, 26(4): 268-271.

罗启仕, 张锡辉, 王慧, 等. 2004a. 生物修复中有机污染物的生物可利用性[J]. 生态环境, 13 (1): 85-87.

马建伟, 王慧, 罗启仕, 等. 2007. 利用电动技术强化有机污染土壤原位修复研究[J]. 环境工程学报, 1(7): 119-124.

马强, 林爱军, 马薇, 等. 2008. 土壤中总石油烃污染 (TPH) 的微生物降解与修复研究进展[J]. 生态毒理学报, 3(1): 1-8.

孟凡生, 王业耀. 2007. 污染高岭土电动修复适宜电压研究[J]. 农业环境科学学报, 26(2): 449-452.

乔俊, 陈威, 张承东. 2010. 添加不同营养助剂对石油污染土壤生物修复的影响[J]. 环境化学, 29(1): 6-11.

任磊, 黄廷林. 2001. 石油污染土壤的生物修复技术[J]. 安全与环境学报, 1(2): 50-54.

沈定华, 许昭怡, 于鑫, 等. 2004. 土壤有机污染生物修复技术影响因素的研究进展[J]. 土壤, 36(5): 463-467.

司美茹, 江翠翠, 李桂芝, 等. 2010. 石油污染土壤生物修复菌Z1a-B的分离鉴定与调控效应研究[J]. 环境污染与防治, 32(4): 28-33.

王丽娟, 王哲, 张翼龙, 等. 2010. 土壤中石油烃降解菌群的构建及其在降解过程的特征分析[J]. 安徽农业科学, 38(20): 10834-10836.

魏德洲, 秦煜民. 1997. H2O2在石油污染土壤微生物治理过程中的作用[J]. 中国环境科学, 17(5): 429-432.

魏巍, 李凤梅, 杨雪莲, 等. 2015. 电动修复过程中电压对土壤中芘降解及微生物群落的影响[J]. 生态学杂志, 34(5): 1382-1388.

徐泉, 黄星发, 程炯佳, 等. 2006. 电动力学及其联用技术降解污染土壤中持久性有机污染物的研究进展[J]. 环境科学, 27(11): 2363-2368.

叶淑红, 丁鸣, 马达, 等. 2005. 微生物修复辽东湾油污染湿地研究[J].环境科学, 26(5): 143-146.

赵庆节, 沈根祥, 罗启仕, 等. 2009. 土壤电动修复中电极切换对土壤微生物群落的影响[J]. 农业环境科学学报, 28(5): 937-940.

钟毅, 李广贺, 张旭, 等. 2006. 污染土壤石油生物降解与调控效应研究[J]. 地学前缘(中国地质大学(北京); 北京大学), 13(1): 128-133.

周启星. 2004. 污染土壤修复原理与方法[M]. 北京: 科学出版社: 218.

周清, 杨乐巍, 黄国强, 等. 2009. 鼠李糖脂对土壤中原油降解的促进[J].环境化学, 28(2): 181-184.

Influencing Factors and Optimization Measures in the Electro-bioremediation of Organic Contaminated Soil

FAN Ruijuan1,3*, GUO Shuhai2, LI Fengmei2, WU Bo2, ZHANG Xiu1,3
1. College of Biological Science & Engineering, Beifang University of Nationalities, Yinchuan 750021, China; 2. Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shenyang 110016, China; 3. Key Laboratory of Fermentation Engineering and Biotechnology of State Ethnic Affairs Commission, Yinchuan 750021, China

Bioremediation is considered as one of the wide developing prospect methods for the clean-up of organic contaminated soil on account of it being both cost-effective and environmentally friendly. However, some hydrophobic organic pollutants, combined with their low bioavailability, make it recalcitrant to microbial degradation alone. The hybrid technology of electro-bioremediation, which couples bioremediation to electrokinetics, shows great potential in the removal of refractory organic pollutants. By the application of an electric field, the allogenic substances, nutrients and microorganisms can be dispersed into soil matrix; or the bioavailability of some refractory organics can be enhanced due to the increased mass transfer between organic pollutants and degradation bacteria; also, electrochemically induced reactions within the soil matrix can result in the destruction of the pollutants. The present paper summarized the influencing factors and the optimization measures in the electro-bioremediation process of organic contaminated soil. The main factors influencing the efficiency of the electro-bioremediation are electric intensity, bioavailability of contaminants, the types of molecular hydrocarbon structures and properties, microbial species, and environmental conditions, such as soil pH, soil type, nutrient substance and moisture contents, etc. Therefore, an appropriate electric current or voltage gradient should be selected according to the electrochemical properties of the contaminated site in the implementation of the remediation process. Besides, electro-bioremediation process of organic contaminated soil could be optimized by means of the application of surfactant/cosolvent/chelating agent, the construction of microbial communities, and the optimization of soil environmental conditions, such as the adjustment of soil pH, and the supplying of nutrients, electron acceptors or metabolic substrates. By in-depth study of the influencing factors and optimization measures in the electro-bioremediation process of organic contaminated soil, a theoretical base is expected to be provided for the application of electric-bioremediation technology to the site remediation of organic contaminated soil.

organic contaminant; electrokinetic remediation; biodegradation; influencing factors; process optimization

10.16258/j.cnki.1674-5906.2017.03.023

X53

1674-5906（2017）03-0522-09

范瑞娟, 郭书海, 李凤梅, 吴波, 张琇. 2017. 有机污染土壤电动-微生物修复过程中的影响因素及优化措施[J]. 生态环境学报, 26(3): 522-530.

FAN Ruijuan, GUO Shuhai, LI Fengmei, WU Bo, ZHANG Xiu. 2017. Influencing factors and optimization measures in the electro-bioremediation of organic contaminated soil [J]. Ecology and Environmental Sciences, 26(3): 522-530.

国家自然科学基金项目（21677150；21507144）；宁夏高等学校科研项目（NGY2016153）；北方民族大学重点科研项目（2015KJ34）；北方民族大学科研项目（2016skky07）

范瑞娟（1985年生），女，讲师，博士，主要研究方向为污染防治与环境修复。E-mail: fanruijuan@163.com

*通信作者

2017-01-17