混合烴污染土壤微生物-電動(dòng)修復(fù)中的互補(bǔ)性研究

范瑞娟，郭書(shū)海，李鳳梅，吳 波

（1.北方民族大學(xué)生物科學(xué)與工程學(xué)院，銀川 750021；2.中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)應(yīng)用生態(tài)研究所，沈陽(yáng) 110016；3.國(guó)家民委發(fā)酵釀造工程生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，銀川 750021）

在復(fù)雜的石油烴成分中，烷烴（包括環(huán)烷烴）以及多環(huán)芳烴分布最廣，所造成的環(huán)境問(wèn)題也最嚴(yán)重[1]。生物修復(fù)技術(shù)操作簡(jiǎn)單、處理費(fèi)用低、對(duì)環(huán)境影響小，因而在石油烴類污染土壤的修復(fù)中被廣泛應(yīng)用[2-6]。微生物作為生物修復(fù)的功能主體，其種類、群落組成、活性、數(shù)量等對(duì)有機(jī)物的去除效率和生物利用途徑起著決定性作用。不同的微生物所包含的酶系及其代謝途徑不同，因而所能利用的污染物種類也不同，而石油烴組成成分復(fù)雜，需要將不同種類的菌株進(jìn)行混合，制成微生物降解菌群，以實(shí)現(xiàn)石油烴不同組分最大程度的去除[7-8]。土壤pH和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的比例對(duì)微生物生長(zhǎng)有重要作用，從而對(duì)污染物生物降解產(chǎn)生重要影響，因而有必要對(duì)土壤環(huán)境條件進(jìn)行優(yōu)化，以提高微生物的活性和數(shù)量[9-10]。污染物結(jié)構(gòu)組成和性質(zhì)直接決定了其生物可利用性，然而，由于石油烴類污染物的生物可利用性很差，僅憑微生物修復(fù)技術(shù)很難實(shí)現(xiàn)其高效去除[11]。近年來(lái)，人們開(kāi)始使用微生物-電動(dòng)耦合技術(shù)以提高土壤中頑固性有機(jī)物，如石油烴的去除[12-14]。

電動(dòng)技術(shù)對(duì)土壤的修復(fù)作用依賴于一系列的電化學(xué)過(guò)程，包括電遷移、電滲析、電泳以及電化學(xué)氧化在土壤中所誘導(dǎo)的氧化還原反應(yīng)[15-16]。對(duì)于石油烴這種難遷移的疏水性有機(jī)物，在電場(chǎng)作用下主要依靠電化學(xué)氧化的方式得以去除[17]，且在一定的范圍內(nèi)，電化學(xué)反應(yīng)區(qū)域隨電場(chǎng)強(qiáng)度的增大而擴(kuò)大，從而使污染物的去除率得以提高[18]。另外，在電動(dòng)處理過(guò)程中，土壤中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)、電子受體、微生物等的遷移率得以促進(jìn)，進(jìn)而使污染物的生物可利用性得到加強(qiáng)[19-20]。另有研究表明，在電極附近水的電解作用會(huì)導(dǎo)致極端pH的發(fā)生和土壤含水率的變化，對(duì)微生物的生長(zhǎng)具有負(fù)面影響。如，Lear等[21]研究發(fā)現(xiàn)，電場(chǎng)的施加導(dǎo)致陽(yáng)極區(qū)域土壤酸化，使得可培養(yǎng)細(xì)菌和真菌的數(shù)量均有所降低，最終削弱了污染物降解效率。然而，周期性切換電極極性可消除土壤含水率和pH的大幅變化，降低對(duì)微生物的危害[22-24]。

目前，由于缺乏直接的監(jiān)測(cè)手段，大多數(shù)的研究都集中在電場(chǎng)對(duì)生物降解的影響方面，而對(duì)電化學(xué)反應(yīng)的研究較少，但間接的證據(jù)已證明了電化學(xué)反應(yīng)在持久性污染物的去除方面所起的重要作用[25-26]。在微生物-電動(dòng)聯(lián)合修復(fù)中，污染物的去除不僅依賴于微生物的降解作用，還在很大程度上依賴于電化學(xué)氧化作用[27-31]。然而，微生物降解和電化學(xué)氧化分別在去除不同石油烴組分時(shí)的具體作用還不明確。

本文分別以正十六烷、環(huán)十二烷和芘作為直鏈烷烴、環(huán)烷烴和多環(huán)芳烴的代表性污染物，以三者所組成的混合有機(jī)污染物為研究對(duì)象，在二維對(duì)稱電場(chǎng)修復(fù)平臺(tái)上，采用電動(dòng)修復(fù)（EK）、微生物修復(fù)（BIO）和微生物-電動(dòng)聯(lián)合修復(fù)（BIO-EK）的方式，通過(guò)分析不同修復(fù)方式中不同烴類污染物降解的時(shí)空特征和微生物數(shù)量、活性變化，探討微生物降解和電化學(xué)氧化分別在去除不同石油烴組分時(shí)的具體作用。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 試驗(yàn)土壤

試驗(yàn)土壤采自中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)生態(tài)實(shí)驗(yàn)站附近（41°31′0.19″N，123°22′8.77″E）0~30 cm 土壤，其部分理化性質(zhì)見(jiàn)表1。使用前將土壤自然風(fēng)干并過(guò)篩（<2 mm）。

表1 土壤理化性質(zhì)初始值Table 1 Initial characteristics of the test soil

1.1.2 污染物

分別以正十六烷（純度>98%，東京化成工業(yè)株式會(huì)社）、環(huán)十二烷（純度>99%，東京化成工業(yè)株式會(huì)社）和芘（純度>99%，百靈威科技有限公司）作為直鏈烷烴、環(huán)烷烴和多環(huán)芳烴的代表性污染物。將正十六烷、環(huán)十二烷和芘混入土壤中，使其最終濃度分別為4 744.54、947.22 mg·kg-1和 48.81 mg·kg-1，室溫狀態(tài)下平衡一周。

1.1.3 培養(yǎng)基

牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基：5 g·L-1牛肉膏，10 g·L-1蛋白胨，5 g·L-1NaCl，pH 7.0~7.2。

無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基：1.5g·L-1NaNO3，1.5g·L-1（NH4）2SO4，1.0 g·L-1K2HPO4，0.5 g·L-1MgSO4·7H2O，0.5 g·L-1KCl，0.01 g·L-1FeSO4·7H2O，0.002 g·L-1CaCl2，pH 7.0。

1.1.4 降解菌

以前期所構(gòu)建的微生物降解菌群為供試微生物，該降解菌群包含直鏈烷烴、環(huán)烷烴和芳烴降解能力的6 株菌 B1、B2、B3、B6、B7和 B9，其中 B2和 B3對(duì)直鏈烷烴、環(huán)烷烴和芳烴均具有降解能力，B1、B6、B7和 B9對(duì)直鏈烷烴和環(huán)烷烴具有降解能力，初步鑒定B1、B2、B6和B7分別屬于 Hydrogenophaga sp.、Phenylobacterium sp.、Sphingobium sp.和Bacillussp.，B3和B9屬于Arthrobacter sp.[32]。將細(xì)菌活化后，接入到牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基中，用 10 L發(fā)酵罐發(fā)酵培養(yǎng)（150 r·min-1、35℃），3 d后用低溫離心機(jī)（4℃）進(jìn)行離心（8000 r·min-1、2 min），將離心所得菌體懸浮于無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基中備用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)及試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)裝置如圖1所示，包括土壤室（100 cm×100 cm×25 cm）、25根圓柱形不銹鋼電極（20 cm×1 cm）、直流電源、溫度探頭、pH計(jì)、控制系統(tǒng)和實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)系統(tǒng)。25根電極以矩陣的形式排列，電極間距為20 cm；控制系統(tǒng)可對(duì)電極極性按設(shè)定的時(shí)間間隔進(jìn)行陰陽(yáng)極極性的切換，并可將電極極性以行/列轉(zhuǎn)換的形式進(jìn)行旋轉(zhuǎn)切換，以此形成一個(gè)二維的對(duì)稱電場(chǎng)；監(jiān)測(cè)系統(tǒng)可對(duì)土壤溫度、pH等參數(shù)進(jìn)行實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)。

試驗(yàn)設(shè)計(jì)如表2所示。其中BIO-EK和EK在圖1所示的裝置中進(jìn)行，施加的直流電場(chǎng)為1.0 V·cm-1，每5 min切換一次電極極性，每10 min進(jìn)行一次行與列之間的轉(zhuǎn)換。土壤中所投加的微生物比例和數(shù)量以及土壤pH和C∶N∶P等均按照前期試驗(yàn)結(jié)果來(lái)確定[32]。BIO-EK和BIO污染土壤中按照前期試驗(yàn)所確定的比例 （B1∶B2∶B3∶B6∶B7∶B9=1∶1∶2∶0.5∶1∶2） 及接種量（2%）投加微生物混合菌群后測(cè)得的可培養(yǎng)細(xì)菌數(shù)量為 1.0×106CFU·g-1干土；調(diào)節(jié)土壤 pH 為 7.0；綜合考慮土壤中污染物、有機(jī)碳、速效氮和速效磷的濃度，調(diào)節(jié)C∶N∶P 為 100∶5∶1，其中 N 由 NaNO3和（NH4）2SO4提供，P由K2HPO4提供。用蒸餾水調(diào)整土壤的含水量至20%，試驗(yàn)過(guò)程中，定期向土壤箱中噴灑蒸餾水以保持該含水量。將土壤分層鋪放在土壤室內(nèi)并壓實(shí)，每個(gè)土壤室中約100 kg。采樣點(diǎn)根據(jù)電場(chǎng)強(qiáng)度分布，每10 d從圖2所示位置（a點(diǎn)：電極處；c點(diǎn)：兩電極中間；e點(diǎn)：對(duì)角線中心）進(jìn)行采樣，將各相同位點(diǎn)的土樣混勻后測(cè)定相應(yīng)指標(biāo)，試驗(yàn)共進(jìn)行100 d。

圖1 試驗(yàn)裝置Figure 1 Schematic of the experimental set-up

圖2 采樣點(diǎn)分布等高線圖Figure 2 Contour plots signifying the distribution of sampling positions

式中：C0為污染物初始含量；Ct為降解后的污染物含量。

1.3 分析方法

1.3.1 土壤中正十六烷、環(huán)十二烷以及芘含量的測(cè)定

土壤中正十六烷、環(huán)十二烷和芘的含量采用氣相色譜法測(cè)定[32]。

1.3.2 正十六烷、環(huán)十二烷和芘降解率的計(jì)算

正十六烷、環(huán)十二烷和芘的降解率按照下面公式進(jìn)行計(jì)算：

表2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 2 Experimental protocol

實(shí)際降解率=處理組降解率-對(duì)照組降解率

1.3.3 脫氫酶活性分析

脫氫酶活性根據(jù) TTC（2，3，5-Triphenyl TetrazoliumChloride，2，3，5-氯化三苯基四氮唑）還原法測(cè)定[33]。其原理是TTC在細(xì)胞呼吸過(guò)程中接受氫以后，可以還原為紅色的 TPF（Triphenyl Formazan，三苯基甲臜），TPF在485 nm處存在吸收峰。

1.3.4 可培養(yǎng)細(xì)菌數(shù)量變化

可培養(yǎng)微生物數(shù)量分析采用平板菌落計(jì)數(shù)法[34]。準(zhǔn)確稱取1 g土樣，置于9 mL無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)液中，140 r·min-1振蕩6 h。吸取1 mL菌液，用滅菌的去離子水進(jìn)行梯度稀釋，直至合適的濃度。分別取各稀釋濃度的菌液100 μL均勻涂布于牛肉膏蛋白胨固體平板上，待菌液滲透入培養(yǎng)基內(nèi)，將培養(yǎng)皿倒置于30℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)，48 h后統(tǒng)計(jì)菌落數(shù)量，計(jì)算每克土壤中菌落數(shù)量（CFU·g-1土）。

1.4 數(shù)據(jù)處理

圖形繪制采用 SigmaPlot 10.0（Systat Software，USA）；方差分析采用 SPSS 17.0（SPSS Software,USA）中“Duncan”法。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤中正十六烷、環(huán)十二烷和芘的降解

2.1.1 正十六烷、環(huán)十二烷和芘含量的變化

圖3為不同處理組中正十六烷、環(huán)十二烷和芘含量隨時(shí)間和空間的變化情況。100 d后，除對(duì)照組外，各處理方式下正十六烷、環(huán)十二烷和芘的濃度均有明顯的下降，且各污染物最大去除均發(fā)生在BIOEK處理組中。在試驗(yàn)進(jìn)行的前10 d，各污染物降解速率最快。

EK處理中，在未添加降解菌，也未進(jìn)行土壤條件優(yōu)化的情況下，正十六烷、環(huán)十二烷和芘也發(fā)生了明顯的降解。由于極強(qiáng)的疏水性，這類有機(jī)污染物很難通過(guò)電滲析、電遷移和電泳的方式得以去除，而當(dāng)土壤中存在“微導(dǎo)體”，即具有電子傳導(dǎo)特性的粒子（如金屬氧化物等）時(shí)，在外加電場(chǎng)的情況下，這些粒子能夠誘使污染物發(fā)生電化學(xué)反應(yīng)[35]。因此，間接說(shuō)明EK中污染物的去除在很大程度上依賴于電化學(xué)氧化作用。各污染物最大去除均發(fā)生在BIO-EK處理組中，說(shuō)明在BIO-EK處理過(guò)程中，污染物的降解依賴于微生物降解和電化學(xué)氧化的聯(lián)合作用。所添加的微生物降解菌群包含直鏈烷烴、環(huán)烷烴和芳烴降解能力的不同菌株，其綜合了不同菌在降解石油烴不同組分過(guò)程中所體現(xiàn)出的優(yōu)勢(shì)，可實(shí)現(xiàn)不同菌株代謝途徑的互補(bǔ)。前10 d污染物降解速率最大，后期則逐漸降低。對(duì)于EK而言，可能由于初期土壤中積累的中間產(chǎn)物較少，污染物去除速率較大，而隨著中間產(chǎn)物的積累，使得污染物去除速率逐漸降低。對(duì)于BIO-EK和BIO而言，除以上原因之外，還可能由于菌群和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的添加解決了土壤中微生物活性低下和營(yíng)養(yǎng)缺乏的問(wèn)題，使得前10 d污染物降解速率最大，后期隨著營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的消耗使得微生物活性和數(shù)量降低，從而導(dǎo)致污染物去除緩慢[36]。

2.1.2 不同位點(diǎn)正十六烷、環(huán)十二烷、和芘降解率隨時(shí)間變化

圖4表示不同采樣點(diǎn)（a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)）土壤中正十六烷、環(huán)十二烷和芘降解率隨時(shí)間的變化情況。

由圖4A、圖4D、圖4G可知，100 d后，BIO-EK中a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)正十六烷降解率分別為79.0%、75.7%和71.4%，EK中a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)降解率分別為38.1%、30.6%和25.4%，而B(niǎo)IO中的平均降解率為40.9%。進(jìn)一步說(shuō)明，在BIO-EK處理過(guò)程中，污染物的降解依賴于微生物降解和電化學(xué)氧化的聯(lián)合作用，而結(jié)合EK和BIO中正十六烷的降解率，可推知在BIO-EK修復(fù)中，對(duì)于正十六烷的去除，微生物降解的貢獻(xiàn)大于電化學(xué)氧化作用，并且可以看出，EK中正十六烷的降解率隨電場(chǎng)強(qiáng)度的減弱而逐漸降低，由此說(shuō)明電化學(xué)氧化作用的貢獻(xiàn)率隨電場(chǎng)強(qiáng)度的減弱而逐漸降低。在一系列脫氫酶的催化作用下，正十六烷被依次氧化成相應(yīng)的醇、醛、酸，生成的正十六酸通過(guò)β-氧化的過(guò)程被繼續(xù)降解，而電場(chǎng)不僅可以促進(jìn)正十六烷的單末端氧化，還可促進(jìn)正十六酸的β-氧化過(guò)程[37]。這可能也是BIO-EK中正十六烷降解效率最高，并且電極附近電化學(xué)氧化的貢獻(xiàn)值較大的重要原因。

由圖4B、圖4E、圖4H可知，100 d后，BIO-EK中a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)環(huán)十二烷降解率分別為93.9%、91.1%和86.8%，EK中a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)降解率分別為51.6%、48.8%和44.2%，BIO中平均降解率為41.5%。表明在BIO-EK處理過(guò)程中，對(duì)于環(huán)十二烷的去除，電化學(xué)氧化的貢獻(xiàn)大于微生物降解作用。BIO-EK中環(huán)十二烷降解效率最高，并且電極附近電化學(xué)氧化的貢獻(xiàn)值較大，可能的原因是，電場(chǎng)可加速環(huán)十二烷的開(kāi)環(huán)進(jìn)程，使其轉(zhuǎn)換成易于被生物降解的線形物質(zhì)[38]。

圖4 BIO、EK和BIO-EK土樣中不同采樣點(diǎn)（a、c和e）正十六烷、環(huán)十二烷和芘降解率隨時(shí)間的變化Figure 4 Degradation extent of n-hexadecane，cyclododecane and pyrene at different positions（a，c and e）in the BIO，EK and BIO-EK tests

由圖 4C、圖 4F、圖 4I可知，100 d后，BIO-EK 中a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)芘的降解率分別為87.9%、82.9%和78.0%，EK中a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)降解率分別為43.0%、36.7%和32.4%，BIO中的平均降解率為44.4%。表明在BIO-EK處理過(guò)程中，對(duì)于芘的去除，微生物降解的貢獻(xiàn)大于電化學(xué)氧化作用，尤其在場(chǎng)強(qiáng)較弱的c點(diǎn)和e點(diǎn)。該結(jié)果與Huang等[28]的研究結(jié)果相似，其研究是以1-D電場(chǎng)為修復(fù)平臺(tái)，以單一污染物芘為研究對(duì)象進(jìn)行的。

綜上，在微生物-電動(dòng)聯(lián)合修復(fù)過(guò)程中，微生物降解和電化學(xué)氧化在不同污染物的去除中體現(xiàn)出了互補(bǔ)性，其中正十六烷和芘的去除較多地依賴于微生物的降解作用，而環(huán)十二烷的去除則較多地依賴于電化學(xué)氧化作用。且微生物降解作用在場(chǎng)強(qiáng)較弱的位點(diǎn)貢獻(xiàn)較大，而電化學(xué)氧化作用在場(chǎng)強(qiáng)較強(qiáng)的電極附近貢獻(xiàn)較大。

2.2 脫氫酶活性和可培養(yǎng)細(xì)菌數(shù)量的變化

脫氫酶活性是表征微生物活性的一個(gè)重要指標(biāo)，是生物細(xì)胞內(nèi)催化有機(jī)物氧化（脫氫），并將電子傳遞給最終電子受體的氧化還原酶，而這個(gè)電子傳遞的過(guò)程是土壤微生物呼吸途徑的一個(gè)重要部分[39]。因此，本研究選擇脫氫酶作為評(píng)價(jià)土壤微生物活性的指標(biāo)。

BIO-EK和BIO處理中，土壤脫氫酶活性和可培養(yǎng)細(xì)菌數(shù)量隨時(shí)間和空間變化情況如圖5所示。BIO-EK處理組中，前期脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量逐漸上升，至40 d達(dá)到最大值，而后則逐漸下降，但100 d后脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量仍高于初始值。a點(diǎn)、c點(diǎn)和e點(diǎn)之間脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量均沒(méi)有顯著性差異（P>0.05）。BIO處理組中，10 d時(shí)脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量達(dá)到最大（P<0.01），隨之逐漸降低至與初始脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量相似。整體來(lái)看，BIO-EK中脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量明顯高于BIO中（P<0.01）。

圖5 BIO-EK及BIO處理土壤中脫氫酶活性和可培養(yǎng)細(xì)菌數(shù)量變化Figure 5 Changes of dehydrogenase activity and culturable bacterial numbers in the BIO-EK and BIO tests

可能由于試驗(yàn)初期對(duì)土壤中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的比例和pH進(jìn)行了調(diào)節(jié)，土壤環(huán)境有利于微生物的生長(zhǎng)，從而使得前期脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量逐漸上升，隨著營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的消耗，導(dǎo)致脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量的降低。由于電場(chǎng)方向的周期性改變，使得土壤中不同位點(diǎn)pH均一，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)分散均勻，故脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量在空間上沒(méi)有明顯的差異[40]，與前期研究結(jié)果一致[31]。BIO-EK中脫氫酶活性和細(xì)菌數(shù)量高于BIO中，可能的原因是，當(dāng)向土壤中施加電場(chǎng)時(shí)，陽(yáng)極附近由于水的電解作用所產(chǎn)生的氧氣會(huì)促進(jìn)微生物細(xì)胞的呼吸速率，并間接提高土壤氧化還原水平，從而引起微生物活性和數(shù)量的增加[41]，且電場(chǎng)方向的周期性改變?cè)鰪?qiáng)了微生物與營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)之間的傳質(zhì)性[42]，也有可能引起微生物活性和數(shù)量的增加。

3 結(jié)論

在微生物-電動(dòng)聯(lián)合修復(fù)混合烴污染土壤的過(guò)程中，微生物降解作用和電化學(xué)氧化作用在不同烴類成分的去除中表現(xiàn)出較為明顯的互補(bǔ)性，其中正十六烷和芘的去除較多地依賴于微生物的降解作用，而環(huán)十二烷的去除則較多地依賴于電化學(xué)氧化作用，且微生物降解作用在場(chǎng)強(qiáng)較弱的位點(diǎn)貢獻(xiàn)較大，而電化學(xué)氧化作用在場(chǎng)強(qiáng)較強(qiáng)的電極附近貢獻(xiàn)較大。研究結(jié)果有望為石油烴類污染物的微生物-電動(dòng)修復(fù)過(guò)程調(diào)控提供一定的理論基礎(chǔ)。

[1]Bachmann R T,Johnson A C,Edyvean R G J.Biotechnology in the petroleum industry：An overview[J].International Biodeterioration&Biodegradation,2014,86：225-237.

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

[3]Lladó S,Covino S,Solanas A,et al.Comparative assessment of bioremediation approaches to highly recalcitrant PAH degradation in a real industrial polluted soil[J].Journal of Hazardous Materials,2013,248/249（6）：407-414.

[4]Li F,Zhu L Z,Wang L W,et al.Gene expression of an arthrobacter in surfactant-enhanced biodegradation of a hydrophobic organic compound[J].Environmental Science&Technology,2015,49（6）：3698-3704.

[5]Wang S J,Wang X,Zhang C,et al.Bioremediation of oil sludge contaminatedsoilbylandfarmingwithaddedcottonstalks[J].InternationalBiodeterioration&Biodegradation,2016,106：150-156.

[6]李鳳梅,郭書(shū)海,張燦燦,等.多環(huán)芳烴降解菌的篩選及其在焦化場(chǎng)地污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用[J].環(huán)境污染與防治,2016,38（4）：1-5.LI Feng-mei,GUO Shu-hai,ZHANG Can-can,et al.Isolation of PAHs degrading bacteria and its application to mediation of pulluted soil in coking site[J].Environmental Pollution ＆ Control,2016,38（4）：1-5.

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

[8]Smith E,Thavamani P,Ramadass K,et al.Remediation trials for hydrocarbon-contaminated soils in arid environments：Evaluation of bioslurry and biopiling techniques[J].International Biodeterioration&Biodegradation,2015,101（7）：56-65.

[9]Brinda Lakshmi M,Anandaraj V P,Velan M.Bioremediation of phenanthrene by Mycoplana sp.MVMB2 isolated from contaminated soil[J].CLEAN-Soil,Air,Water,2013,41（1）：86-93.

[10]Kanwal N,Shah A A,Qayyum S,et al.Optimization of pH and temperature for degradation of tyre rubber by Bacillus sp.strain S10 isolated from sewage sludge[J].International Biodeterioration&Biodegradation,2015,103（5）：154-160.

[11]Yan G X,Ma W F,Chen C M,et al.Combinations of surfactant flushing and bioremediation for removing fuel hydrocarbons from contaminated soils[J].CLEAN-Soil,Air,Water,2016,44（8）：984-991.

[12]張燦燦,郭書(shū)海,李婷婷,等.焦化廠高環(huán)PAHs污染土壤的電動(dòng)-微生物修復(fù)[J].環(huán)境工程,2014,32（7）：150-154.ZHANG Can-can,GUO Shu-hai,LI Ting-ting,et al.Electro-bioremediation of coking plant soils contaminated with high-molecular poly－cyclic aromatic hydrocarbons[J].Environmental Engineering,2014,32（7）：150-154.

[13]魏 巍,李鳳梅,楊雪蓮,等.電動(dòng)修復(fù)過(guò)程中電壓對(duì)土壤中芘降解及微生物群落的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志,2015,34（5）：1382-1388.WEI Wei,LI Feng-mei,YANG Xue-lian,et al.Influence of voltage on pyrene removal and microbial community in soil during electrokinetic remediation[J]．Chinese Journal of Ecology,2015,34（5）：1382-1388.

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

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

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

[17]R觟hrs J,Ludwig G,Rahner D.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,2002,47（9）：1405-1414.

[18]Jin S,Fallgren P H.Electrically induced reduction of trichloroethene in clay[J].Journal of Hazardous Materials,2010,173（1）：200-204.

[19]Wick L Y,Shi L,Harms H.Electro-bioremediation of hydrophobic organic soil-contaminants：A review of fundamental interactions[J].Electrochimica Acta,2007,52（10）：3441-3448.

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

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

[22]Harbottle M J,Lear G,Sills G C,et al.Enhanced biodegradation of pentachlorophenol in unsaturated soil using reversed field electrokinetics[J].JournalofEnvironmentalManagement,2009,90（5）：1893-1900.

[23]趙慶節(jié),沈根祥,羅啟仕,等.土壤電動(dòng)修復(fù)中電極切換對(duì)土壤微生物群落的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2009,28（5）：937-940.ZHAO Qing-jie,SHEN Gen-xiang,LUO Qi-shi,et al.Effect of polarity reversal of electric field on soil microbial community[J].Journal of Agro-Environment Science,2009,28（5）：937-940.

[24]Li T T,Yu W,Guo S H,et al.Effect of polarity-reversal on electrokinetic enhanced bioremediation of pyrene contaminated soil[J].Electrochimica Acta,2015,187：567-575.

[25]Alshawabkeh A N,Sheahan T C,Wu X.Coupling of electrochemical and mechanical processes in soils under DC fields[J].Mechanics of Materials,2004,36（5）：453-465.

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

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

[28]Huang D N,Guo S H,Li T T,et al.Coupling interactions between electrokinetics and bioremediation for pyrene removal from soil under polarity reversal conditions[J].CLEAN-Soil,Air,Water,2013,41（4）：383-389.

[29]Gargouri B,Karray F,Mhiri N,et al.Bioremediation of petroleum hydrocarbons-contaminated soil by bacterial consortium isolated from an industrial wastewater treatment plant[J].Journal of Chemical Technology and Biotechnology,2014,89（7）：978-987.

[30]Fan R J,Guo S H,Li T T,et al.Contributions of electrokinetics and bioremediation in the treatment of different petroleum components[J].CLEAN-Soil,Air,Water,2015,43（2）：251-259.

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

[32]范瑞娟,郭書(shū)海,李鳳梅.石油降解菌群的構(gòu)建及其對(duì)混合烴的降解特性[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（3）：522-530.FAN Rui-juan,GUO Shu-hai,LI Feng-mei.Construction of petroleum degrading bacteria consortium and its degradation properties of mixed hydrocarbons[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（3）：522-530.

[33]Megharaj M,Singleton I,McClure N,et al.Influence of petroleum hydrocarbon contamination on microalgae and microbial activities in a long-term contaminated soil[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2000,38（4）：439-445.

[34]Randall J D,Hemmingsen B B.Evaluation of mineral agar plates for the enumeration of hydrocarbon-degrading bacteria[J].Journal of Microbiological Methods,1994,20（2）：103-113.

[35]Rahner D,Ludwig G,R觟hrs J.Electrochemically induced reactions in soils:A new approach to the in-situ remediation of contaminated soils：Part 1：The microconductor principle[J].Electrochimica Acta,2002,47（9）：1395-1403.

[36]Chu H Y,Lin X G,Fujii T,et al.Soil microbial biomass,dehydrogenase activity,bacterial community structure in response to long-term fertilizer management[J].Soil Biology and Biochemistry,2007,39（11）：2971-2976.

[37]Yuan Y,Guo S H,Li F M,et al.Effect of an electric field on n-hexadecane microbial degradation in contaminated soil[J].International Biodeterioration&Biodegradation,2013,77:78-84.

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

[39]Garcia C,Hernandez T,Costa F.Potential use of dehydrogenase activity as an index of microbial activity in degraded soils[J].Communications in Soil Science and Plant Analysis,1997,28（1/2）：123-134.

[40]Li T T,Guo S H,Wu B,et al.Effect of electric intensity on the microbial degradation of petroleum pollutants in soil[J].Journal of Environmental Sciences,2010,22（9）：1381-1386.

[41]She P,Song B,Xing X H,et al.Electrolytic stimulation of bacteria enterobacter dissolvens by a direct current[J].Biochemical Engineering Journal,2006,28（1）：23-29.

[42]Luo Q S,Zhang X H,Wang H,et al.Mobilization of phenol and dichlorophenol in unsaturated soils by non-uniform electrokinetics[J].Chemosphere,2005,59（9）：1289-1298.