電壓對氧化劑和活化劑在土壤中的遷移及對PAHs去除的影響

黃巧，倉龍，周明珠，王凡

（1.中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室（南京土壤研究所），南京 210008；2.中國科學院大學，北京 100049）

多環芳烴（PAHs）是一類重要的有機污染物，具有三致效應，主要產生于煤等有機物的不完全燃燒和熱解[1]。PAHs通過大氣干濕沉降等方式進入土壤，容易吸附在土壤顆粒或有機質上[2]，特別在煤化工（煉鋼廠、煤制氣廠、焦化廠等）企業及周邊土壤中的PAHs濃度較高，每千克土壤可達幾十到上千毫克[3-5]。受PAHs污染的土壤會對人類和生態健康構成重大風險[6]，因此對其進行治理和修復極為重要。

電動-原位化學氧化技術（EK-ISCO）由于其修復周期短、可處理低滲透性土壤等優勢而受到國內外廣泛關注。該技術利用電動力學輸送氧化劑到目標污染區域，提高污染物的修復效率，克服了傳統水力輸送技術在低滲透性土壤中運用的局限性[7-8]。在修復過程中，電壓的大小直接影響污染物的去除效果和電能消耗[9-12]。然而，目前有關電壓的研究多集中于去除重金屬污染，較少涉及有機污染物的去除。GIDUDU等[10]在接種銅綠假單胞菌和添加表面活性劑的前提下探究不同電壓對機油的回收和去除的影響，發現30 V電壓處理要優于10 V。而魏巍等[13]發現高電壓會引起土壤pH變化幅度顯著增大，抑制微生物活性，從而影響有機物的降解效果。在EK-ISCO中，通常需要投加氧化劑、活化劑等增強藥劑來提高污染物的去除效率[14-15]，這些藥劑在電場作用下會在土壤中發生復雜的物理和化學作用。電壓是外加強化藥劑輸送的原動力，直接影響藥劑在土體中的遷移、分布及藥劑間的相互反應，對污染物的去除和處理能耗起著十分重要的作用。而目前尚未有研究關注不同電壓對外源投加化學藥劑的遷移以及對土壤中有機污染物去除的影響。

過硫酸鹽（PS）是化學氧化修復有機污染土壤中常見的氧化劑之一，由于其具有氧化還原電位高、穩定性較好等優勢，在實際污染土壤修復中應用廣泛。為了提高氧化效率，通常采用不同的方法來活化PS，其中鐵活化是一種環境友好、成本較低的活化方式[16-17]，而檸檬酸亞鐵溶解性好、在土壤中容易輸送和遷移，是一種應用較為廣泛的活化劑。在本研究中，以PAHs污染的場地土壤為供試土壤，將過硫酸鹽和檸檬酸亞鐵分別投加在陽極室和陰極室[8，15]，通過研究不同電壓（5、10、20 V和40～30 V）對PS和檸檬酸亞鐵在土壤中的含量分布及遷移機制的影響，探究電壓對土壤中PAHs的去除規律，旨在尋找適宜各物質遷移和污染物去除的最佳電壓，為EK-ISCO技術的調控提供理論基礎和技術方法。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自合肥某鋼鐵廠焦化車間附近，煤焦化生產歷史接近40 a。目前該廠生產設備已拆除，正在進行調查和修復工作。土壤采集深度為0～50 cm，土壤類型為黃棕壤，主要污染物為PAHs。土壤經風干、剔除石塊與其他雜質后研磨過10目篩，保存在4℃冰箱備用。土壤pH為7.93，總有機碳為2.6 g·kg-1，電導率（EC）為5.98 mS·cm-1，陽離子交換量為14.9 cmol·kg-1，土 壤 粒徑 分布 為黏 粒23.2%、粉粒23.4%和砂粒53.4%。土壤中16種PAHs總濃度為47.0 mg·kg-1，萘、苊烯、苊、芴、菲、蒽、熒蒽、芘、苯并（a）蒽、苗屈、苯并（b）熒蒽、苯并（k）熒蒽、苯并（a）芘、二苯并（a，h）蒽、茚并（1，2，3-cd）芘和苯并（ghi）苝濃度分別為0.08、1.57、0.06、0.21、0.58、0.61、4.06、3.68、3.83、4.13、7.54、2.15、5.41、2.25、4.71 mg·kg-1和6.12 mg·kg-1。對照《土壤環境質量建設用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 36600—2018）中第一類用地的風險篩選值，16種PAHs中苯并（a）芘、苯并（b）熒蒽和二苯并（a，h）蒽的含量超標。從不同環數PAHs的分布來看，土壤中PAHs主要為四環、五環和六環，濃度分別為15.7、17.3 mg·kg-1和10.8 mg·kg-1，分別占總濃度的33.4%、36.8%和23.0%。

1.2 試驗設計

圖1為試驗所用裝置的示意圖和照片。該裝置為長30 cm、寬8 cm、高6 cm的長方形有機玻璃盒，分為土壤室（12 cm×8 cm×6 cm）、陰極室（8.5 cm×8 cm×6 cm）和陽極室（8.5 cm×8 cm×6 cm），土壤室與電極室之間通過多孔燒結玻璃隔開以避免土壤進入電極室。電極室通過蠕動泵與電極液儲槽相連并不斷循環電極液，流速為10 mL·min-1。電極采用氧化釕涂覆的鈦網電極（4 cm×4 cm，Ti/RuO2）。

圖1 試驗裝置示意圖（a）和照片（b）Figure 1 Schematic diagram（a）and photo（b）of electrokinetic remediation apparatus

試驗共設4個處理，各處理電壓分別為5、10、20 V以及40～30 V，記作T1、T2、T3、T4，其中T4處理因電流過高在14 h時將電壓由40 V調整為30 V。在每個處理中，陽極液和陰極液分別為PS和檸檬酸亞鐵，其中PS濃度為100 g·L-1，PS和檸檬酸亞鐵的物質的量之比為4∶1[15]，同時以0.01 mol·L-1Na2SO4作為陰、陽極液的支持電解質，處理時間為10 d。在試驗開始前，土壤室中裝入600 g污染土，同時在土壤截面的中心位置均勻埋設3個原位土壤溶液采集器，接著用去離子水飽和24 h后通電。在試驗過程中，定期記錄電流和電滲流，并在0、24、72、133 h和240 h收集土壤溶液和電極液來測定溶液pH及PS和鐵的濃度。試驗結束后，土柱均分為3個部分，從陽極到陰極依次記為S1、S2和S3，每部分土樣從土柱中全部取出，凍干并混合均勻（避免可能的邊際效應）后，測定pH、EC、PS和PAHs含量。

1.3 分析方法

試驗過程中電流由直流電源（IT6322A，艾德克斯電子有限公司）監測；電滲流通過定期記錄陽極液體積變化得出；電能消耗采用如下公式計算：

式中：E1為電能消耗，kWh·t-1；E2為單位去除率電能消耗，kWh·t-1；V為施加電壓，V；I為電流，A；t為處理時間，h；m為土壤質量，t；R為污染物去除率，%。

土壤pH和EC分別用pH計（S210-K，梅特勒托利多儀器有限公司）和電導率儀（FE38，梅特勒托利多儀器有限公司）測定，土水比為1∶2.5；溶液中的鐵采用ICP-OES（Optima 8000，美國珀金埃爾默儀器有限公司）測定。溶液中PS的濃度采用紫外分光光度法測定[18]，即在試管中依次加入3.9 mL超純水和1 mL 250 g·L-1KI和12.5 g·L-1NaHCO3混合溶液，再加入0.1 mL待測溶液，顯色后用紫外可見分光光度計（UV-2700，日本島津儀器有限公司）在400 nm處測定。PS進入土壤中的遷移量通過計算陽極液中PS在試驗前后含量之差獲得。土壤中PS的測定方法為土壤與水按1∶2.5的比例混合，渦旋1 min，上清液過0.45 μm水系濾膜，后續測定步驟與溶液中PS的測定相同。

土壤中PAHs的測定參照DONG等[19]的方法：稱取0.5 g土樣（100目），加入100 μL 10 mg·L-1的替代物混標（2-氟聯苯和對三聯苯-d14）和5 mL正己烷和二氯甲烷（V/V，1∶1），超聲萃取30 min（45 kHz，300 W）并離心（4 000 r·min-1）10 min，萃取液轉至玻璃管，重復操作共萃取2次。萃取液經氮吹濃縮至近干，然后加100 μL 10 mg·L-1的氘代多環芳烴內標（萘-d8、苊-d10、菲-d10、苗屈-d12和苝-d12），用正己烷和二氯甲烷（V/V，1∶1）定容至1 mL，最后過0.22 μm有機濾膜轉至液相小瓶，采用GCMS-QP2020氣相色譜-質譜聯用儀測定。測定條件：使用Rtx-5MS毛細管色譜柱（30.0 m×0.25 mm×0.25 μm），無分流進樣1 μL，進樣口溫度為280℃。采用電子轟擊（EI）離子源和選擇離子掃描模式（SIM）進行質譜分析，傳輸線和離子源的溫度分別為280℃和230℃。載氣為高純氦氣，流速為1.0 mL·min-1。程序升溫：起始溫度80℃，保持1 min；以10℃·min-1速率升溫到140℃，保持1 min；再以20℃·min-1速率升溫到180℃，保持2 min；最后以10℃·min-1速率升溫到300℃，保持6 min。PAHs的定量采用內標法，每個樣品做4個平行。土壤樣品中替代物2-氟聯苯和對三聯苯-d14的回收率分別為77.2%±13.7%和101.8%±15.2%。

2 結果與討論

2.1 電流和電滲流的變化

圖2為不同電壓條件下電流和電滲流隨時間的變化情況。從圖2a可以看出，電流的大小與電壓密切相關，電壓越高則電流越大，即T4＞T3＞T2＞T1。其中T4處理電流在14 h時達到最高值（2 059 mA），接近直流電源可提供電流的最大值，因此將施加電壓從40 V調整到30 V，電流隨后下降。T3處理電流最高為430 mA（48 h），達到最高值后電流逐漸下降。T2和T1處理的最大電流分別為143 mA和61 mA，出現在27 h和98 h。所有處理的電流在達到最高值后均明顯下降，在100 h后不同處理間的電流差異較小。上述電流的變化趨勢符合電動修復的一般規律[8，20-21]。通常在開始通電后由于陰陽極水的電解和土壤中離子的移動，電流會升高，此時電壓越高則水的電解越激烈，移入到土壤中的H+和OH-就越多，導致電流迅速升高；隨著時間的延長，土壤中大量離子在電場作用下移出土體，同時OH-移入到土壤中導致部分離子發生沉淀，整個體系的可移動離子量不斷減少，從而使電流逐漸下降。相似的結果在前人的研究中均有報道[9，22-23]。

圖2 不同電壓處理下電流和電滲流的變化Figure 2 Variation of electrical current and electroosmotic flow under different voltage treatments

電滲流的大小不僅與電壓有關，而且也與土壤Zeta電位的大小和正負有關[24]。圖2b的結果顯示不同處理的電滲流大小為T2＞T4＞T3＞T1。盡管T4的電壓最高，但其電滲流（597 mL）明顯小于T2（981 mL），而略大于T3（521 mL），表明在較高的電壓條件下，由于陽極電解水產生的大量H+移入到土壤中，降低了土壤的Zeta電位，從而減少電滲流的產生[11]。而當電壓較低時（T1），雖然電壓對土壤Zeta電位的影響較小，但過低的電壓也導致電滲流的產生量較小。在本研究中，T2處理的電壓可以獲得最高的電滲流，表明適中的電壓有利于電動修復過程中電滲流的產生。不同的研究采用的土壤不同，因此產生的結果可能并不一致。倉龍等[25]研究了不同電壓對重金屬污染土壤電動修復過程的影響，其結果表明電滲流隨著電壓的升高而增大，并未發生本研究中出現的高電壓導致電滲流變小的現象。MENA等[22]和GIDUDU等[10]的研究中也出現了和倉龍等[25]的研究相似的結果。造成上述差異的原因可能有兩個方面：一是本研究的試驗土壤EC（5.98 mS·cm-1）要遠高于上述文獻中的土壤EC（＜0.5 mS·cm-1），導致本研究中的電流遠高于一般研究，產生大量的H+進入土壤；二是本研究中陽極投加的PS和陰極投加的檸檬酸亞鐵均為酸性試劑。上述兩個原因導致土壤酸性增強，在高電壓下進一步壓縮了雙電層，降低了Zeta電位，從而抑制了電滲流的產生。

2.2 電極液和土壤溶液pH和鐵濃度的變化

土壤溶液的pH主要與陽極和陰極電解水產生并遷移到土壤中的H+和OH-有關。通常情況下，陽極電解水產生的H+在電場作用下向土體遷移，導致靠近陽極附近的土壤酸化，而陰極電解水產生的OH-則導致陰極附近的土壤堿化[26]，且H+的遷移速率要快于OH-[10，27]。圖3是電極液和土壤溶液pH隨通電時間的變化情況。在本研究中，陽極和陰極分別投加PS和檸檬酸亞鐵，兩者pH分別為2.62和1.81，而供試土壤pH為7.93，因此各截面土壤溶液的pH在7.35～8.21之間。隨著通電時間的延長，陽極液pH逐漸降低到1以下，且電壓越高，pH降低得越快，其中T3和T4處理在24 h后即降低到1以下。相應地，陰極液pH隨著通電時間的延長逐漸升高，其中T1和T2處理的陰極液分別在133 h和72 h后才逐漸變為堿性，而T3和T4處理在72 h和24 h時已為堿性，顯示電壓越高則陰極液pH變堿性的速度越快。從土壤溶液的pH變化來看，S1和S2截面的土壤溶液pH隨通電時間延長逐漸降低，施加電壓越高則pH下降越快，最終均呈酸性，且S1要低于S2；而對S3截面而言，T1和T2處理溶液pH始終維持在中性，T3和T4處理則在72 h和24 h已升高至12以上，表明較高電壓產生大量的OH-移入土體導致靠近陰極附近的土壤溶液呈強堿性。

圖3 不同電壓處理下電極液和土壤溶液pH的變化Figure 3 Variation of pH in electrolyte and soil solution under different voltage treatments

電極液和土壤溶液pH的變化直接影響了溶液中鐵的活性及其在土壤中的遷移。由于檸檬酸亞鐵投加在陰極室以及其在較寬的pH條件（5～11）下主要以陰離子形式（Fe-Citrate-）存在（根據Visual MINTEQ計算），因此在電場作用下檸檬酸亞鐵可通過電遷移的方式進入到土體并向陽極遷移。從圖4可知，最早24 h（T2～T4）、最遲72 h（T1）在陽極液中檢測出了鐵的存在，表明陰極投加的鐵已在電場作用下遷移到了陽極，且電壓越高，陽極液中的鐵濃度越高，即T4（491.5 mg·L-1）＞T3（185.3 mg·L-1）＞T2（21.3 mg·L-1）＞T1（3.1 mg·L-1）（72 h數據）。相應地，陰極液中鐵的濃度從起始時的5.8 g·L-1左右逐漸下降到0.95～3.15 g·L-1，表明陰極液中的一部分鐵在電場作用下逐步移入到土體中，同時一部分鐵在通電后期由于陰極液變堿（圖3）而發生沉淀。從不同截面土壤溶液中的鐵濃度來看，S1和S2截面中的鐵濃度高于S3，這也與S3截面土壤溶液pH較高導致鐵的沉淀有關，特別是T3和T4處理。較為特殊的是T2處理，其S3截面的土壤溶液pH與T1處理相似，但土壤溶液中的鐵濃度明顯低于T1，這可能是因為T2處理較高的電滲流抑制了鐵從陰極向陽極的遷移[8]。

圖4 不同電壓處理下電極液和土壤溶液中鐵濃度的變化Figure 4 Variation of Fe concentration in electrolyte and soil solution under different voltage treatments

2.3 土壤溶液和土壤中PS濃度

PS在土柱中的遷移直接影響污染物的去除。在電場作用下從陽極投加的PS主要以電滲流的方式向陰極遷移[8，28]，因此電滲量的大小直接影響了PS的遷移。在遷移過程中，PS會與土壤中的污染物和有機質等發生反應，同時也會與陰極遷移來的檸檬酸亞鐵反應，因此土壤溶液中PS的濃度是這兩者的綜合反應結果[29]。圖5的結果顯示，土壤溶液中的PS濃度基本遵循S1＞S2＞S3，除T2處理S3截面土壤溶液在24 h時PS濃度達到了14.1 g·L-1，其他時段的S3截面PS濃度普遍低于1 g·L-1，這與PS的遷移和反應有關[8]。從不同處理來看，S1溶液中PS濃度差異較小，T1處理要高于其他處理；而對于S2截面，T2和T3處理的PS濃度要明顯高于T1和T4處理，特別是T2處理隨著時間的延長逐漸增加，在試驗結束時達到最高，為57.5 g·L-1，表明在該處理條件下PS的遷移能力最強。通過陽極液中殘留的PS濃度和體積計算移入到土壤中的PS量，不同處理的PS遷移量分別為32.24 g（T1）、55.48 g（T2）、31.95 g（T3）和41.80 g（T4），T2中PS遷移量最大，這與T2處理較高的電滲流有關（圖2b）。

在試驗結束后，進一步分析土壤中殘留的PS含量（圖5e）可知，土壤中的PS含量與土壤溶液中PS的分布規律相似，基本遵循S1＞S2＞S3的規律，除了T2處理在S2截面的PS含量高于S1截面。對于S3截面，所有處理的土壤PS含量均較低（小于0.20 g·kg-1），這一方面是因為陽極遷移過來的PS量較少，另一方面也與S3截面的PS與土壤組分和檸檬酸亞鐵發生反應有關[29-30]，兩方面共同導致可檢測到的PS濃度偏低。

圖5 不同電壓處理下電極液和土壤溶液中PS濃度（a～d）及處理后土壤中PS含量（e）的變化Figure 5 Variation of PS concentration in electrolyte，soil solution（a-d）and soil after the EK experiments（e）under different voltage treatments

2.4 電動修復后土壤pH和EC的變化

電動處理后土壤各截面的pH和EC變化見圖6。各截面土壤pH從陽極到陰極呈現逐步升高的趨勢，即S1＜S2＜S3，符合電動修復的一般規律，即靠近陽極附近的土壤會變酸，而靠近陰極附近的土壤會變堿[10，23]。所有處理中S1區土壤pH均小于2，這與陽極水電解和PS分解產生的大量H+有關。與其他處理相比，T1處理中S2和S3區土壤pH更接近于原土pH，且T2處理S3區土壤pH略低于原土pH，表明較低電壓對土壤pH影響較小。對于施加較高電壓的T3和T4處理，S3截面的土壤pH達到10左右，顯示高電壓對土壤產生了明顯的酸化（陽極附近）和堿化（陰極附近）作用。

土壤EC主要取決于外源投加的離子進入到土壤的量以及土壤酸化和堿化導致土壤可移動離子的量的變化。圖6b結果顯示，不同截面土壤EC總體呈現從陽極向陰極逐漸減少的趨勢，即S1＞S2＞S3。與土壤起始EC（5.98 mS·cm-1）相比，S1截面土壤EC明顯升高，最高達到17.8 mS·cm-1，這與陽極投加的PS和陽極酸化有關[8，15]。S2截面土壤的EC略高于土壤起始EC，而S3截面土壤EC則明顯低于起始EC，這是因為S3區域較高的pH導致離子發生沉淀從而降低了EC[11]。比較不同處理發現，T1（6.27～17.8 mS·cm-1）和T2（3.45～11.6 mS·cm-1）的EC總 體 波 動 要 小 于T3（2.70～16.8 mS·cm-1）和T4（3.41～16.9 mS·cm-1），表明較低的電壓對土壤EC的影響要小于較高的電壓。

圖6 電動修復后土壤pH和EC的變化Figure 6 Variation of soil pH and electrical conductivity after EK remediation

2.5 電動修復后土壤中PAHs含量的變化

電動處理后各截面土壤PAHs的去除率見圖7a?？傮w而言，土壤PAHs去除率呈現從陽極到陰極逐漸減少的趨勢，這與陽極投加的PS逐步向陰極遷移有關（圖5）。其中T1處理從S1處的50.6%降低到S3處5.55%，T3和T4處理分別從36.9%和49.5%降低到3.39%和3.04%，而T2處理中S2截面的PAHs去除率為56.2%，略高于S1截面的51.1%，這主要是因為T2處理較高的電滲流（圖2b）導致更多的PS遷移到土體。通過對比240 h時各處理S2區的PS和檸檬酸亞鐵的摩爾比，發現T2處理S2區PS濃度為57.5 g·L-1時，PS和檸檬酸亞鐵摩爾比保持在4.99，而T3和T4處理的PS濃度比T2低、檸檬酸亞鐵濃度比T2高，PS和檸檬酸亞鐵的摩爾比均低于1；T1處理中PS和檸檬酸亞鐵濃度均比T2低，兩者的摩爾比為2.63（圖4和圖5）。這些結果說明電壓不僅影響了PS和檸檬酸亞鐵向土柱中輸送的量，而且也影響PS和檸檬酸亞鐵在土壤中的反應比例及的產生情況。通常，PS和檸檬酸亞鐵最佳的活化反應比例為4∶1，比例過高會引起自由基產生速率慢，比例過低則會導致過量的鐵快速消耗PS并淬滅自由基[31-32]。從不同處理的總去除率來看（表1），T2處理最高，為37.0%，高于其他處理的21.3%～28.4%，表明適中的電壓有利于土壤PAHs的去除。在本研究中，靠近陰極附近的S3截面土壤PAHs去除率均較低，僅為3.04%～5.55%，嚴重影響了整體去除率的提高，原因可能有兩個方面：一是陽極投加的PS移動到S3區的量較少，影響了PS對PAHs的氧化去除；另一方面可能與陰極附近偏堿的環境有關，偏堿環境不利于PAHs從土壤表面解吸以及進一步降解[23]。因此為了提高S3區的PAHs去除率，需提高PS到達S3區的量，同時改變S3區偏堿的環境。

表1 不同處理的能耗Table 1 Energy consumption of different treatments

圖7 不同電壓處理下各截面土壤PAHs去除率和不同環數PAHs去除率Figure 7 Removal rate of PAHs in soil sections and PAHs with different rings under different voltage treatments

從圖7b不同環數PAHs的去除率來看，T2處理中3環到6環的PAHs去除率均高于其他處理，特別是6環PAHs的去除率達到了65.6%，高于其他處理的40.6%～43.1%。在同等條件下不同環數PAHs的去除率主要與PAHs的結構有關。大量研究表明電子結構（Clar結構）是影響PAHs降解的主要因素之一[5，33-34]。在本研究中，苗屈、苯并（a）芘、苯并（b）熒蒽等去除率較低，這與趙丹等[5]的研究結果相似。通過與《土壤環境質量建設用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 36600—2018）進行對比（表2），處理后苯并（a）芘、苯并（b）熒蒽和二苯并（a，h）蒽的含量雖然有所下降，但仍高于國標規定的第一類用地風險篩選值。由于本研究中處理時間較短，僅10 d，未來可通過延長處理時間的方法進一步降低污染物含量。此外，還可通過優化各藥劑的投加方式、用量以及調節合適的反應環境等來提高藥劑的輸送，從而達到處理標準。

表2 電動修復后土壤中PAHs的殘留濃度Table 2 Residual concentration of PAHs in soil after EK remediation

2.6 電能消耗

電能消耗是關系到電動修復成本和效率的關鍵參數之一。一般而言，施加電壓越大，電流越高，電能消耗也越大[12，35]。表1的數據也證明了這一點，且隨著施加電壓的增加，電能消耗迅速升高，例如T3的電壓是T1的4倍，但電能消耗已經達到T1的6.5倍，這與倉龍等[25]、孟凡生等[12]和ASADOLLAHFARDI等[36]的研究結果一致。根據PAHs去除率和電能消耗計算的單位去除率電能消耗可以看出，T1和T2處理的單位去除率電能消耗較低，僅為4.72～7.26 kWh·t-1，而T3和T4處理則較高，達到了37.95～50.40 kWh·t-1。綜合去除率和電能消耗來看，10 V電壓既有利于污染物的去除，又可在一定程度上減少電能消耗，是適宜的電壓選擇。

3 結論

（1）電流隨著電壓的升高而升高，但高電壓處理（20 V和40～30 V）減小土壤Zeta電位，抑制了電滲流的產生，10 V電壓下電滲流最大，有利于過硫酸鹽從陽極向陰極遷移。

（2）高電壓處理導致陰極液和陰極附近土壤溶液pH的升高，降低了檸檬酸亞鐵的活性，不利于檸檬酸亞鐵從陰極向土柱遷移并活化過硫酸鹽。

（3）在10 V電 壓 處 理 下，PAHs去 除 率 最 高（37.0%），其中S1和S2截面土壤PAHs去除率達到50%以上，同時電能消耗較?。?68.6 kWh·t-1），表明10 V是適宜的電壓處理條件。