韓 丁，黎 睿，湯顯強，肖尚斌，李青云

（1.長江科學院 流域水環(huán)境研究所，武漢 430010；2.三峽大學 水利與環(huán)境學院，湖北 宜昌 443002；3.長江科學院 流域水資源與生態(tài)環(huán)境科學湖北省重點實驗室，武漢 430010）

1 研究背景

工農業(yè)生產的迅猛發(fā)展使污染物排放量快速增加，并逐漸蓄積于土壤/底泥介質，嚴重破壞了生態(tài)系統(tǒng)平衡［1］。土壤/底泥介質作為污染物的重要蓄積庫，包含水、生物、土壤/底泥顆粒等多種生態(tài)要素，尋找一種生態(tài)友好型的污染土壤/底泥修復技術十分必要［2-3］。電動修復是一種在電場作用下，把土壤/底泥中的污染物定向轉移并分離去除的技術［4］，具有操作簡單、成本低廉、污染物去除率高、效果持久、對環(huán)境影響小等優(yōu)點［5］。目前，電動修復技術已廣泛應用于多種污染物的去除，具體包括：Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Cd、Hg等重金屬［6-7］，菲、芘、三氯生、苯胺、苯酚等有機污染物［8-11］，氟、硝酸鹽等鹽類污染物［12-13］以及復合污染物等［14-15］。

19世紀初，俄國學者Reuss發(fā)現(xiàn)了電動力學現(xiàn)象［16］。早期電動修復多用于土壤/底泥脫水和加固地基［17］。在電動脫水研究過程中，Lindgren等［18］發(fā)現(xiàn)了電場中離子的定向遷移，在1992年提出了電動力學去除污染土壤中重金屬的技術思路；隨后，Acar等［19-20］對電動修復中電滲、離子遷移的現(xiàn)象進行了研究和模擬，并通過實驗證實了電動修復可用于土壤的原位/異位修復，從飽和高嶺土中去除了85%～95%的苯酚［21］。近年來，圍繞提高污染物去除效率，許多強化技術被應用于電動修復，例如可滲透性反應墻、電Fenton、超聲波等［22-24］。

國內開展污染土壤/底泥電動修復研究相對較晚。2003年，周東美等［25］對銅污染紅壤施加20～40 V的電壓，持續(xù)處理900 h，最終銅的去除率達到了80%；2005年，孟凡生和王業(yè)耀［26-27］研究發(fā)現(xiàn)，30 V電壓下，保持陰極pH值 為4～7，持續(xù)電動處理10 d，鉻（Ⅵ）的去除率最高可達到97.8%。在提升污染物去除效率的同時，國內學者開展了銅污染場地土壤和鎘污染水稻土等的原位修復研究［28-30］。

目前，電動修復在去除土壤污染物方面已經得以實地運用［30］。電動底泥修復還處于實驗室研究階段［31］，相比于土壤，底泥含水率往往更高［7，32］，污染物更易遷移、去除［27］，因此電動底泥修復具有良好的應用前景。但是由于在實地運用時存在上覆水且水下環(huán)境較為復雜，電動底泥修復裝置在實驗室研究基礎上仍需進一步開發(fā)。

2 電動修復機理

電動修復通過向受污染的土壤/底泥施加電場，通過電滲、電遷移、電泳（見圖1（a））等途徑，使污染物富集到陰極或陽極，以達到修復目的。電動修復過程中，電滲、電遷移、電泳的貢獻順序通常為電滲≥電遷移＞電泳，這主要因為在密實的土壤/底泥介質中，較大的膠體顆粒通常受到限制而不能靈活移動［33］，溶解于水中的污染物則相對較易遷移。

電動修復過程中，電極附近的電解作用會改變土壤pH值。隨著電動修復的進行，陽極附近土壤的pH值會下降到2以下，陰極附近土壤的pH值會上升到11左右（圖1（b）），在靠近陰極一側的土壤，pH值會急劇增大［34］。

圖1 電動修復原理及pH值分布情況示意圖Fig.1 Schematic diagrams of electrokinetic remediation principle and p H distribution

一般情況下，有機污染物呈電中性，因此，電動去除土壤/底泥中有機污染物的主要機制是電滲［35］。1992年，Acar等［21］與Bruell等［36］分別開展了電動去除高嶺土中苯酚和黏土中碳氫化合物（苯、甲苯、三氯乙烯）的試驗，結果發(fā)現(xiàn)，電滲可從土壤細顆粒中去除一定數(shù)量的有機污染物，但施加電場并不會促進有機物的溶解和解吸。

在電場中，硝酸鹽的主要去除機制則為電遷移［13，37］。韓娟娟等［13］研究發(fā)現(xiàn)，電動修復可以去除90%的硝酸鹽，土壤中殘留的硝酸鹽主要富集在陽極附近。

電動修復中，不同污染物之間可能發(fā)生相互作用。Ricart等［14］制備了混合偶氮染料和鉻的污染土壤，電動修復時，發(fā)現(xiàn)鉻與偶氮染料存在相互作用，避免了污染物過早沉淀到土壤基質中，增強了有機污染物和重金屬的去除率（均達到90%以上）。Annamalai等［15］利用電動修復技術處理了受紡織廢水污染的土壤，結果發(fā)現(xiàn)，大部分無機鹽和金屬離子的去除符合電遷移和電滲規(guī)律，但是，Cu2＋出現(xiàn)向陽極遷移的反?，F(xiàn)象，這是因為電動修復過程中，Cu2＋和有機基團復合并隨有機基團向陽極遷移。

盡管各類污染物性質不同，但其電動修復機理差異細微，均主要以電滲流和電遷移為基礎（表1）。污染物自身特性如重金屬易與OH-反應生成沉淀、天然形態(tài)溶解度低，有機污染物難降解、溶解度低、易吸附、電中性等均不利于電動修復性能的提升。

表1 不同污染物的電動修復途徑及影響因素Table 1 Mechanisms and influencing factors of electrokinetic remediation for different pollutants

3 電動修復性能提升方法

電動修復效率取決于污染物的活化和遷移。污染物常以難溶氧化物、難溶單質等形態(tài)存在，單一電動修復難以實現(xiàn)其活化和遷移，此外，電極極化現(xiàn)象和電動修復過程中的聚焦效應均會影響電動修復效率［26］。

單一電動修復時，重金屬去除率在14.19%～59.04%之間，有機污染物去除率在9.4%～60.9%之間（表2）。從表2還可看出，對同一污染土壤，相同修復措施下，不同污染物因自身性質不同，其去除效率存在顯著差異。一般而言，單一電動修復主要為室內機理參數(shù)研究時采用。為增強土壤/底泥中污染物的遷移能力，提升污染物的電動去除率，近年來，國內外學者分別從預處理、電極優(yōu)化及多技術聯(lián)用等方面開展了電動修復性能提升相關技術研究。

表2 單一電動修復的污染物去除效果Table 2 Pollutant removal effect of single electrokinetic remediation

3.1 預處理

3.1.1 化學方法

3.1.1.1 添加氧化劑

不同的重金屬在土壤中的溶解度是不同的，例如汞在天然土壤中的存在形式為HgS、Hg、HgO，溶解度均很低，直接造成了汞污染土壤的電動修復難以進行。1994年，F(xiàn)oust等開發(fā)了一種向天然土壤中添加I2/I-浸濾溶液的方法，使超過90%的Hg以的形式存在，最終污染土壤中Hg的電動去除率最高達到了99%［45］。

3.1.1.2 加入共溶劑或表面活性劑

添加共溶劑可有效地提高土壤中某些有機物的溶解度，并減少疏水性有機污染物的吸附行為，從而使更多的有機物通過流體遷移（電滲）的方式從受污染的土壤中去除。Li等［46］研究發(fā)現(xiàn)，使用20%的正丁胺水溶液作為導電液，可使菲的去除率達到43%。

向待修復土壤中添加表面活性劑，可以降低土壤顆粒表面的活化能，從而促進污染物的解吸，以達到去除污染物的目的。Lima等［47］在實驗中使用Tween 80和十二烷基硫酸鈉（SDS）的混合溶液作為表面活性劑使多環(huán)芳烴的去除率最高達到了86.93%。此外，Tween80還常與Na2SO4溶液混合作為表面活性劑來提升電動修復性能［44］。

3.1.1.3 調節(jié)pH值

調節(jié)污染土壤pH值可提高污染物的活性，增強電動修復過程中污染物的遷移能力，從而提高污染物的去除效率。大多數(shù)重金屬主要以金屬氧化態(tài)和碳酸鹽結合態(tài)的形式存在，向土壤中預先加入乙酸、乳酸、腐殖酸、檸檬酸（同時起螯合作用）、抗壞血酸、聚天冬氨酸等，可增加土壤中溶解態(tài)重金屬的含量，其去除率的增幅在15%～59%之間［28，48-52］；部分有機物可解離成帶電基因，從而加速電動修復進程，例如，使用NaOH將土壤pH值調節(jié)至9.3，可使苯酚和2，4-DCP解離形成酚鹽陰離子，苯酚和2，4-DCP的遷移率較未調節(jié)時分別提高了2倍和5倍［53］。

3.1.2 物理方法

3.1.2.1 提高溫度

適當提高土壤/底泥溫度可以加快污染物遷移擴散速率，這一方法適用于土壤/底泥的異位電動修復。Baraud等［54］在研究中發(fā)現(xiàn)，升高土壤溫度可促進電動修復中的電遷移和電滲；Krause和Tarman［55］研究發(fā)現(xiàn)，在含水率飽和狀態(tài)下，當土壤溫度從21℃升高到55℃，電動去除重金屬Cr的時間會明顯縮短，但當含水率降低時，升高溫度會導致土壤開裂，效率降低。

3.1.2.2 攪拌

攪拌可以增強土壤的通氣和混合，同時提高污染物的生物利用度，是一種可以在電動修復中加快污染物去除的有效方式。Pedersen等［56］在電動修復重度油污染土壤時，使用了土壤攪拌裝置，使總烴（THC）和多環(huán)芳烴（PAH）的去除效率分別達到了70%和65%；Lima等［47］使用添加表面活性劑結合機械攪拌的方式，使田間土壤多環(huán)芳烴的去除效率達到了79%。

3.2 電極優(yōu)化

3.2.1 切換電極法

切換電極可將土壤pH值整體調節(jié)至中性范圍，從而提高土壤修復效率［57］。路平等［38］采用切換電極極性的方法，使土壤Cr的去除率從59.04%升高至86.10%。施加電場會使土壤微生物群落結構劇烈變化，切換電極極性可有效降低電場對微生物群落的影響［58］。

3.2.2 陽極逼近法

電動修復中，越靠近陽極，pH值越低，重金屬越容易溶解，修復效果越好。鄭燊燊等［59］采用固定陰極，同時使陽極不斷逼近陰極的方法，使Cd的去除率提升至固定兩極時的1.50～3.72倍。這種方法還可以通過縮短兩極間距來抵消電極極板損耗的電壓，從而起到減小能耗的作用。

3.2.3 優(yōu)化電極材料

優(yōu)化電極材料分為2種：①改變電極本身的材料；②在電極表層附著活性材料。溫東東等［60］發(fā)現(xiàn)石墨電極的Pb-Cu電動去除率優(yōu)于傳統(tǒng)不銹鋼電極；付融冰等［61］將沸石和Fe0附著在石墨電極上，形成滲透反應層來吸附重金屬，將鉛和銅的去除率分別提高到了90.1%和92.3%。

3.2.4 改變電極結構和形狀

改變電極的結構可以使陰極附近的孔隙水快速排出，避免OH-在陰極附近聚集，減少重金屬與OH-生成沉淀。相比于矩形電極結構，采用環(huán)形電極可以更方便污染物的排出，從而提高電動修復的效率［41］；Tang等［29-30］、胡艷平等［62］、胡俞晨等［63］使用一種基于石墨電極改造的導水槽-EKG電極，進行了稻田土壤Cd的去除實驗，新型EKG電極表現(xiàn)出了良好的導排效果，避免了陽極的腐蝕和陰極重金屬的沉淀，土壤Cd的去除率達到了41.98%。

電極形狀決定電場強度和分布，從而影響污染物的遷移速率。相同電壓梯度下，柱狀電極可以產生非均勻電場，使中心區(qū)域電場強度相對板狀電極大幅提升，提高了有機物向陰極富集的效率，修復結束后，土壤中央靠近陰極區(qū)域的有機物增幅可達98%～124%［53，64-65］。

3.2.5 組成電極矩陣

使用柱狀電極時，常見組合形式為單向、雙向、徑向對和徑向-雙向（圖2［66］）。使用電極矩陣并按照一定順序進行動態(tài)調整，通過調節(jié)電極位置，改變電場分布，進而加快污染物的定向累積與分離，促進污染物的降解。在非均勻電場下，設置4個電極對的方形電極矩陣（見圖2（c）），每3 h調整一次電場分布，可以促進苯酚的降解，在10 d內苯酚去除率達到58%，且電場分布的高頻切換有效防止了非均勻電場中污染物遷移不平衡的問題［67］。

圖2 不同柱狀電極布置方式［66］Fig.2 Different columnar electrode arrangements［66］

3.2.6 脈沖電源技術

使用脈沖電源技術可以顯著降低電能消耗并且顯著提高重金屬的去除效率。相比于傳統(tǒng)電動修復，使用高脈沖頻率（0.33～0.50 Hz）電源可更有效地促進陽極附近的離子解吸，并使它們的遷移能力變強，最終大幅提升重金屬的去除率［68］。

3.3 聯(lián)用技術

3.3.1 EK-IEM-ASC技術

Kim等［41］提出了一種在陰極和土壤之間設置陽離子交換膜（IEM）和輔助溶液池（ASC）的方法，陰極產生的OH-被陽離子交換膜隔離在輔助溶液池，不能遷移到土壤中，而土壤中的重金屬離子則可以通過陽離子交換膜進入輔助溶液池與OH-反應生成重金屬沉淀。這種方法有效抑制了重金屬沉淀到土壤當中，大大提高了修復效率，將Pb和Cd的去除率從22.3%和14.19%分別提高到了91.6%和58.44%。

3.3.2 EK-電解液增強技術

陰極電解液酸化法：王業(yè)耀等［69］采用醋酸/鹽酸來控制陰極電解液pH，將Cr（Ⅵ）的去除率從37.6%提高到了90.8%；Almeira等［40］使用硝酸酸化陰極，從高嶺土中去除了98%的Cd；李欣［42］使用相同的方法使紅壤中Pb的去除率從52.9%增加至82.9%。

向陰極液中添加有機絡合劑和氧化劑：有機絡合劑可以和難溶的重金屬沉淀反應生成易溶的絡合物，提高重金屬的遷移效率。方一豐等［70］通過向陰極液中添加乙二胺四乙酸（Ethylene Diamine Tetraacetic Acid，EDTA），使土壤中鉛的去除率提高至82.1%；孟凡生等［39］向陰極添加高錳酸鉀氧化劑，將Cr的去除率從32.4%提高到78.4%，此外，Na-ClO也可作為陰極電解液的氧化劑使用［71-72］。

陽極電解液增強法：Zhu等［12］在實驗中使用強堿性溶液對陽極電解質進行調節(jié)，在10 d之內達到了73%；Zhou等［37］通過使用0.1 mol/L NaOH作為陽極電解液，使氟的去除率達到了70.35%。這種方法不僅可以強化氟污染土壤的修復效果，還可以提升土壤中其他陰離子污染物（如砷酸鹽和鉻酸鹽）去除的潛力。

3.3.3 EK-Fenton技術

高級氧化工藝可促進有機污染物的降解，從而增加其去除效率。EK-Fenton技術是當前較為先進的氧化工藝，具有低成本和高處理效率的特點［23］，EK-Fenton法的本質是利用電解FeSO4·7H2O產生的羥基自由基，來氧化各種有機物［73］。Ni等［43］將EK-Fenton法成功地運用到了電動修復有機物污染土壤的實驗中，使α-HCH和P，P-DDT的去除率分別從60.9%和40%增加到了81.2%和72.6%。

3.3.4 EK-PRB技術

PRB全稱為可滲透性反應墻（Permeable Reactive Barriers），最初用于防治地下水污染，垂直放置于水流方向，攔截污染水流，通過物理化學反應去除污染物［22］。目前PRB多應用于修復有機污染的土壤，Li等［74］將Pd/Fe構成的PRB安裝在五氯苯酚污染的土壤中，電動修復后，土壤中49%的五氯苯酚被去除。Kebria等［75］研究發(fā)現(xiàn)，電動修復技術結合零價鐵（Fe0）構成的PRB可在10 d內從土壤中去除80%的全氯乙烯，遠高于單一電動修復技術的去除率。Sun等［44］使用零價鐵/活性炭作PRB材料，結合電動修復，分別使菲和三氯苯酚的去除率比單一電動修復提高了5倍和4.5倍。

3.3.5 EK-超聲波技術

超聲波早在2003年就被用于處理生活污泥和廢水中，鄭雪玲等［76］通過對電動修復的土壤施加超聲波使陰極附近Cu2＋的富集量增加了43%，有效地增強了銅離子從陽極到陰極的遷移，提高了陽極附近重金屬的去除率。但施加超聲波會引起土壤pH值的變化，使陽極酸性帶更酸，陰極堿性帶更堿，這表明，施加超聲波雖然促進了重金屬離子向陰極遷移，但并未解決陰極堿化沉淀的問題［77］。此外，超聲波強化電動修復時，會產生更大的電流以及更強的電滲現(xiàn)象，使有機污染物的去除率大大增加。Pham等［24］在電動修復有機污染土壤時發(fā)現(xiàn)，超聲波增強技術可以將有機污染物的去除率提高約10%。

3.3.6 EK-磁助修復

施加磁場有助于水的電解，從而增強污染物的去除效率，解清杰和馬新華［11］采用磁助電動修復技術，使土壤中三氯生的去除率從14.3%增加到了65.1%。磁助電動修復具有反應時間短，不需要向土壤中添加化學試劑等優(yōu)點，但這種方法僅適用于污染物含量低的土壤/底泥。

3.3.7 EK-植物修復

植物修復具有廉價、生態(tài)友好的特點［78］。將電動修復和植物修復相結合可以實現(xiàn)優(yōu)勢互補，電動修復可增加污染物生物利用度、加快植物生長代謝、增強植物修復效率，而植物修復可以解決電動修復中污染物難以分離導排的問題。倉龍［79］使用EK-植物修復，成功將植物地上部重金屬的去除率由15%增加到了97%。EK-植物修復還可再與其他技術聯(lián)合應用，例如EK（切換電極）-EDTA絡合-植物修復、EK（切換電極）-EDDS螯合-植物修復等［80-81］，以更好地提升電動修復效率。

通過對現(xiàn)有電動修復性能提升技術總結發(fā)現(xiàn)，預處理技術中，添加酸、氧化劑適用于重金屬修復，添加堿、表面活性劑、共溶劑則適用于有機污染物修復，提高土壤溫度和攪拌較難實際操作；電極優(yōu)化技術的修復對象主要為重金屬，極少用于修復有機污染物；多技術聯(lián)用，如EK-IEM-ASC、EK-電解液處理和EK-植物修復多應用于重金屬，EK-Fenton/PRB/超聲波/磁助修復技術則多應用于有機污染物。通過比較應用電動修復增強技術前后的污染物去除率可看出，與單一電動修復相比，使用改進技術后，污染物去除率得到大幅提升。其中，陰極電解液酸化法對重金屬去除率的提升幅度最大，增幅可達66.8%；對有機污染物去除效果增強最大的為EKPRB技術，去除率增幅為40.49%～50.3%。然而，現(xiàn)有大部分電動修復增強技術只是促進了污染物的遷移富集，而沒有實現(xiàn)即時分離導排，因此開發(fā)新型的電動修復增強技術時應更加側重污染底泥/土壤介質中的孔隙水導排及污染物分離。

4 電動修復技術瓶頸

4.1 污染物分離效果有限

富含污染物的孔隙水在電滲的作用下發(fā)生定向遷移是電動修復的主要機理，大多數(shù)研究者只關注污染物在電動修復過程中的遷移、富集特征，而對如何將富含污染物的孔隙水快速分離、導排出土壤/底泥基質有所忽視［30］，這導致了：①部分污染物未從土壤/底泥基質中分離，污染物總量削減與釋放風險降低有限；②極化現(xiàn)象不斷增強（目前緩解極化現(xiàn)象的方法主要是加酸、堿、氧化劑，這種方法會破壞土壤/底泥的生態(tài)平衡）?？紫端峭寥?底泥中污染物的主要載體，孔隙水的快速導排可以加速污染物的遷移速度，使污染物從土壤/底泥基質中分離，同時在不添加化學試劑的情況下弱化H＋與OH-在電極附近的富集，緩解極化現(xiàn)象［82］。

4.2 影響土壤/底泥理化性質

盡管不同學者的研究結果尚存差異，但電動修復導致土壤中氮、磷、鉀等營養(yǎng)物質含量發(fā)生變化已成共識。Zhou等［37］研究發(fā)現(xiàn)，氟污染田間土壤電動修復后，土壤有效氮平均含量增加，有效磷和鉀的平均含量卻下降，從陽極到陰極，土壤有效氮和磷含量逐漸減少，土壤有效鉀含量卻逐漸增加。而Chen等［83］在電動修復Cd污染土壤過程中發(fā)現(xiàn)，電動修復60 h后，土壤有效氮、磷、鉀的平均含量分別增加了0.44、3.31、1.25倍，而土壤中有機碳的含量和形態(tài)變化不大。

采用電動修復時，往往容易忽視對土壤/底泥中微生物的多樣性及酶活性的影響。Lear等［84］在電動修復五氯苯酚（PCP）污染的土壤時發(fā)現(xiàn)，電動過程減少了可培養(yǎng)細菌和真菌的數(shù)量，減弱了土壤微生物的呼吸和碳底物的利用，這在PCP富集的酸性陽極尤為顯著。趙慶節(jié)等［58］研究發(fā)現(xiàn)，電動修復后陽極、中部、陰極土壤的菌落數(shù)分別為1×106CFU、8×106CFU、9×106CFU，表明經過電動修復后，陽極微生物數(shù)量會明顯減少，這可能是由于陽極的強酸性環(huán)境以及某些污染物的毒性抑制了微生物的繁殖。Cang等［85］發(fā)現(xiàn)電動修復后，土壤轉化酶和過氧化氫酶活性增加，而土壤脲酶和酸性磷酸酶的活性降低，其中轉化酶活性變化最大，為初始狀態(tài)的170倍。進一步的相關分析表明，土壤轉化酶和酸性磷酸酶活性與土壤pH值、電導率和溶解性有機碳含量顯著相關，這說明電動修復可通過改變土壤理化性質間接影響土壤中酶的活性。

此外，電滲還引起了土壤/底泥中水分含量、總密度、干密度、鹽度、pH值、氧化還原電位（Eh）、ζ電位、陽離子交換量（CEC）等顯著變化，進而導致土壤微觀結構的改變，例如土壤/底泥中孔徑的重新分布、黏土顆粒向陰極和陽極聚集的現(xiàn)象等［86］。

4.3 規(guī)?；瘧美щy

土壤/底泥的電動修復技術研究較多，但規(guī)?；恍迯蛻幂^少。原位修復的有效性很大程度上取決于污染物的化學性質（淌度、有效性等）以及底泥/土壤顆粒的均質化程度［87］，電動修復可以通過改變土壤/底泥介質的理化性質，促進污染物的遷移、降解和分離，有效地解決原位修復的局限性。但是，現(xiàn)有電動修復技術仍無法規(guī)?；瘧玫皆恍迯椭?，這是因為：①缺少高效分離去除污染物的場地電動修復裝置；②電動修復規(guī)模越大，修復單位體積土壤/底泥的能耗越高，而污染物的電動去除率卻越低［88-89］。

5 污染分離-導排-處理一體化技術

針對電動修復的上升技術瓶頸，本文提出一種污染分離-導排-處理一體化電動修復技術（圖3），該技術由電動修復裝置、污染處理裝置2部分組成。其具體技術實現(xiàn)路徑為：①將電動修復裝置插入土壤/底泥基質中，開啟電源。②利用導電排水電極使孔隙水快速導排，促進污染物從土壤/底泥中排出，緩解極化現(xiàn)象，并用離子交換膜防止污染物在土壤/底泥中沉淀，使污染物隨孔隙水順利地從土壤/底泥中分離到孔隙水收集器。③使用蠕動泵將分離出的含高濃度污染物的孔隙水排入污染物處理裝置，使其進入含有腐殖酸樹脂的吸附柱內進行交換吸附（用于吸附重金屬）。④吸附完成后將排水到電解槽中進行電解，電解槽中加入FeSO4·7H2O，利用Fenton技術使廢液中的有機物降解。⑤電解完成后的出水再次吸入吸附柱內進行二次吸附，通過可滲透性反應墻（PRB）以及殼聚糖絮凝劑［90］過濾殘余污染物，最后調節(jié)pH值并外排。⑥當腐殖酸樹脂吸附重金屬達到飽和時，加入硫酸對腐殖酸樹脂進行再生，此時大量的重金屬隨再生洗脫液中被排入到電解槽中進行電解，并在陰極析出，此時可對其進行選擇性回收或處理［91］。

圖3 污染分離-導排-處理一體化電動修復技術Fig.3 Electrokinetic remediation technology integrating pollution separation，diversion and drainage，and treatment

此項技術采用直流電源，設置電壓梯度較?。? V/cm），不直接向土壤中加入酸，有效降低了電動過程對土壤生態(tài)的破壞。其優(yōu)異的孔隙水導排功能避免了極化現(xiàn)象的產生，使污染物更容易從土壤基質中去除。在解決電動修復易破壞土壤生態(tài)和污染物難以外排的問題的同時，實現(xiàn)了污染處理和有價資源的回收。

6 結 語

各類污染物的電動修復機理均以電滲、電遷移為基礎，現(xiàn)有電動修復方法主要專注于離子遷移，孔隙水作為污染物的重要載體，其運移分布及對污染去除的作用應作為今后電動修復機理研究的一個重要方向。

單一電動修復效果往往不太理想，目前主要采用土壤預處理、電極優(yōu)化以及多技術聯(lián)用等提升電動修復性能。土壤/底泥中的污染物具有多介質賦存特征，提高電動修復效率的關鍵是如何將污染物從固體介質中轉移到液體介質。大部分電動修復增強技術促進了污染物遷移富集而沒有實現(xiàn)即時分離導排，因此亟需開發(fā)基于孔隙水導排和污染物分離的新型電動修復增強技術?；谏鲜鏊悸?，提出了一種新型的污染分離-導排-處理一體化電動修復技術，可解決電動修復易破壞土壤生態(tài)和污染物難以外排的問題。