铬污染土壤的微生物修复工艺及中试_杨志辉
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（ 1） 铬污染土壤破碎，分别过 1 cm、2 cm、3 cm、4 cm 筛，取 ＜ 1 cm、1—2 cm、2—3 cm、3—4 cm 的土 壤装入土柱中，按上述培养好微生物菌液循环喷淋修复土壤（ 流速 29． 6 mL·min － 1 ） ，恒温 30 ℃ ，以研究 不同颗粒大小土壤的修复效果．
溶液中低浓度的Cr（ Ⅵ） 采用二苯碳酰二肼分光光度法进行分析［20］，所用波长为 540 nm． 土壤中水 溶性Cr（ Ⅵ） 的测定方法为液固比为 10 ∶ 1，即 250 mL 的锥形瓶中倒入 50 mL 自来水，再加入 5 g 已过 100 目筛的土壤样品，振荡 1 h，离心后取上清液，按分光光度法测定其中水溶性Cr（ Ⅵ） 的含量． 浸出毒 性参照 USEPA Method 311［21］．
本研究在实验室利用土柱试验研究了污染土壤微生物修复的各工艺参数（ 如土壤颗粒大小、Cr（ Ⅵ） 污 染程度、喷淋强度、修复制度） ，并进行中试试验进一步阐明微生物在修复铬污染土壤过程中的优势．
1 实验方法
1． 1 实验材料及菌种 小试土样来自于湖南某铁合金厂铬渣堆场下的表层（ 0—20 cm） 土壤，中试土样来源于湖南某铁合
土壤中的铬形态分析方法采用改进的 Tessier 五步连续提取法进行提取［22］，每步清液中铬含量采用 ICP-AES 测定．
2 结果和讨论
2． 1 粒径对铬污染土壤修复的影响 不同粒径条件下Cr（ Ⅵ） 污染土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的变化情况如图 2 所示． 在浸出过程中，粒径对
土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和还原有很大的影响，粒径越大，铬污染土壤中的水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和 还原效果就越差． 比如，粒径 3—4 cm 的铬污染土壤，经过 6 d 的土著微生物修复后，土壤中的水溶性 Cr（ Ⅵ） 为 173 mg·kg － 1 ，其土壤中的水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出率为 88． 7% ，而粒径 ＜ 1 cm 的铬污染土壤中， 经过 6 d 的土著微生物修复后，土壤中的水溶性Cr（ Ⅵ） 只有 2． 1 mg·kg － 1 ，其土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸 出率达到了 99． 9% ，这主要是因为铬污染土壤破碎的粒度越细，铬单体解离和暴露的程度就越高，液相 与固相的接触面也就越大，铬污染土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和还原效果就越好； 另外，粒径 ＜ 1 cm 和 粒径为 1—2 cm 的铬污染土壤，在土著微生物修复的过程中，其水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和还原效果相差不 大，故选择铬污染土壤的破碎粒度 1—2 cm 较为合适．
第 32 卷 第 9 期
2013 年
9月
环境化学 ENVIＲONMENTAL CHEMISTＲY
DOI： 10． 7524 / j． issn． 0254-6108． 2013． 09． 023
Vol． 32，No． 9 September 2013
铬污染土壤的微生物修复工艺及中试*
杨志辉1，2 吴瑞萍1，2 王 兵1，2，3 柴立元1，2＊＊ 吴宝麟1，2 王洋洋1，2
机械组成 /% 0． 01—0． 001 mm
总铬 / ＜ 0． 001 mm （ mg·kg － 1 ）
8． 1
79
59． 2
21． 6
wk.baidu.com
19． 2
2672
11． 0
103
41． 2
22． 5
36． 3
2471
32． 7
143
35． 1
25． 3
39． 6
455
水溶性六价铬 / （ mg·kg － 1 ） 1520 488 48
（ 3） 取过 2 cm 筛的土壤装入土柱中，按两种工艺分别进行处理，工艺Ⅰ，恒温 30 ℃ 下，将微生物菌 液直接喷淋循环（ 流速 29． 6 mL·min － 1 ） ； 工艺Ⅱ，先用去离子水喷淋 1 d，淋溶液中加入营养物后培养， 接着用自来水继续喷淋，当第一批培养液培养好后，用第一批菌液进行喷淋，第二批淋溶液加入营养物 进行培养，恒温 30 ℃ 下，如此循环喷淋（ 流速 29． 6 mL·min － 1 ） ，直至土壤中Cr（ Ⅵ） 修复完全．
我国是一个铬盐生产大国，排放的铬渣对堆场和周围环境造成严重的污染． 由于环境中的Cr（ Ⅵ） 可以通过多种途径进入土壤［1］，铬渣堆场及其周边土壤Cr（ Ⅵ） 污染尤为严重． Cr（ Ⅵ） 的毒性比 Cr（ Ⅲ） 高 100 倍左右［2］，因而重金属铬的毒性主要来源于Cr（ Ⅵ） ． 水溶性Cr（ Ⅵ） 被列为对人体危害最大的 8 种化学 物质之一，是国际公认的 3 种致癌金属物之一，同时也是美国 EPA 公认的 129 种重点污染物之一［3］．
所有试验重复 3 次． 土柱循环喷淋工艺如图 1 所示．
图 1 土柱循环淋溶示意图 Fig． 1 The schematic diagram of column recycle leaching experiment
1． 3 微生物修复Cr（ Ⅵ） 污染土壤的中试研究 根据实验室研究获得的微生物循环喷淋修复铬污染土壤的修复工艺及其参数，进行了扩大试验工
（ 1． 中南大学冶金科学与工程学院，长沙，410083； 2． 国家重金属污染防治工程技术研究中心，长沙，410083； 3． 湖南有色金属研究院，长沙，410100）
摘 要 本研究利用土柱试验研究了铬污染土壤微生物修复的各工艺参数，结果表明： 土壤粒径、喷淋强度、 以及修复工艺对铬污染土壤的修复效果有很大的影响． 最佳的工艺参数为： 土壤粒径 1—2 cm、喷淋强度在 29． 6—59． 2 mL·min －1 、工艺制度Ⅱ（ 先用自来水淋洗 1 d，接着用菌液循环喷淋） ． 在土柱试验的基础上开展了 25 吨 / 批的中试试验，铬污染土壤经过 7—10 d 的处理，土壤中Cr（ Ⅵ） 浸出毒性浓度由 53． 8 mg·L －1 降低至 0. 4 mg·L －1 ，达到《铬渣污染治理环境技术规范》（ HJ / T301—2007） 中铬渣用作路基材料和混凝土骨料的标 准限值，证明铬污染土壤微生物修复工业化具有可行性，为铬污染土壤工程化修复提供了技术支撑． 关键词 Cr（ Ⅵ） 污染，生物修复，重金属污染．
（ 2） 取过 2 cm 筛的土壤装 入 土 柱 中，将 微 生 物 菌 液 流 速 用 蠕 动 泵 分 别 调 节 至 7． 4 mL·min － 1 、 29． 6 mL·min － 1 和 59． 2 mL·min － 1 ，恒温 30 ℃ ，按上述循环喷淋法修复土壤，以研究不同喷淋强度下铬 污染土壤的修复效果．
取样地点
湘乡（ 小试） 湘乡（ 中试） 双峰（ 中试）
pH （ 水浸）
9． 8 8． 3 6． 1
表 1 铬污染土壤的基本理化性质
Table 1 Chemical and physical properties of Cr-contaminated soils
有机质 / 阳离子交换量 / （ g·kg － 1 ） （ mmol·kg － 1 ） ＞ 0． 01 mm
1． 2 铬污染土壤土柱循环喷淋修复 铬污染土壤经风干、破碎、过 2 cm 筛，填充于内径为 12 cm，高 1 m 的有机玻璃土柱中． 将菌株
Pannonibacter phragmitetus 按 10% 接种量接种到 LB 液体培养基，调节 pH 值为 10． 0，置于恒温振荡箱 （ 恒温 30 ℃ ） 培养 48 h． 取培养好的菌液（ 1． 5 × 1011 cfu·L － 1 ，pH 9． 0） ，按照土液比 2 ∶ 1 喷淋土壤，每天 定时收集淋滤液，测定淋溶液中Cr（ Ⅵ） 浓度，直至达到所要求的浸出毒性为止． 取样时，用补充同样体 积培养基的方法补充每次取样的体积，用加入蒸馏水的方法补充蒸发所损失的水分． 修复完全后，取一 部分土壤烘干研磨过筛，测定修复后铬污染土壤中水溶性铬、交换态铬、碳酸盐结合态、铁锰氧化态铬、 有机结合态铬和残渣态铬的含量，及其浸出毒性． 为确定微生物修复的最佳工艺参数，研究了不同土壤 粒径大小、Cr（ Ⅵ） 污染程度、喷淋强度、修复工艺对土壤Cr（ Ⅵ） 修复的影响：
中试试验过程如下： 湖南某铁合金厂铬渣堆下土壤以及双峰 Cr（ Ⅵ） 污染土壤经破碎机破碎，过 2 cm晒，置入一个长 5 m、宽 3 m、高 1 m 的土壤修复槽． 培养好的 Pannonibacter phragmitetus 菌液（ 1． 5 × 1011 cfu·L － 1 ，pH 9． 0） ，按照土液比 2 ∶ 1 均匀喷淋土壤，浸出液经土壤修复槽底部的排水管输送到体积 为 0． 5 m3 的中间池，然后经耐碱泵（ HZS-280） 输送到体积为 4 m3 生化池，浸出液中的Cr（ Ⅵ） 在生化池 中还原成 Cr（ Ⅲ） ，并形成 Cr（ OH） 3 沉淀，Cr（ OH） 3 沉淀进行浓缩回收； 上清液经耐碱泵（ HZS-280） 重新 喷淋土壤，循环使用，直至浸出液中未检测到Cr（ Ⅵ） ，土壤修复过程完成． 1． 4 分析与检测
金厂、双峰等地的铬渣污染土壤． 供试土壤基本理化性质见表 1． 本研究所用Cr（ Ⅵ） 还原菌（ 土著微生
2012 年 12 月 30 日收稿． * 国家自然科学基金（ 51074191） ； 国家“十二五”科技支撑计划（ 2012BAC09B04） 资助． ＊＊通讯联系人，E-mail： lychai@ csu． edu． cn
9期
杨志辉等： 铬污染土壤的微生物修复工艺及中试
1759
物） 为课 题 组 从 湖 南 某 铁 合 金 厂 铬 渣 堆 场 污 染 土 壤 中 分 离 获 得 的 土 著 嗜 碱 性 细 菌 Pannonibacter phragmitetus，经过长期的改良驯化，该细菌具有较强的在碱性介质中还原及耐受Cr（ Ⅵ） 的能力，其最适 还原条件为 30 ℃ ，pH 10．
目前土壤中 铬 污 染 的 治 理 主 要 有 两 条 思 路［4-5］： 一 是 改 变 铬 在 土 壤 / 沉 积 物 中 的 存 在 形 态，将 Cr（ Ⅵ） 还原为毒性相对较小的 Cr（ Ⅲ） ，降低其在环境中的迁移能力和生物可利用性； 二是将Cr（ Ⅵ） 从 被Cr（ Ⅵ） 污染的土壤 / 沉积物中清除． 围绕这两条思路，国内外发展出一系列修复技术，如固定化 / 稳定 化、洗土法、淋洗法、化学还原法、电动力学修复法、植物修复、微生物修复等［6-13］． 其中微生物修复法以 其投资小、运行费用低、无二次污染等优点，引起广泛关注并获得了较快的发展． 国内外很多科学家都对 微生物修复Cr（ Ⅵ） 污染土壤进行了研究，如 Liu 等从铬渣堆场中分离出 Bacillus sp． ； ［14］ McLean 等从一 长期被 制 革 废 物 污 染 土 壤 中 分 离 出 arthrobacter sp． ； ［15］ Francisco 等 从 活 性 污 泥 中 分 离 出 genera Acinetobacter 和 Ochrobactrum［16］，以上菌株均具有还原Cr（ Ⅵ） 的能力． Viera 等发现Cr（ Ⅵ） 在以硫磺作能 源的有氧条件下可被产酸硫杆菌（ Acidithiobacillus thiooxidans） 间接转化为 Cr（ Ⅲ） ． ［17］ 韩怀芬等利用产 碱杆菌、土壤杆菌、芽孢杆菌、葡糖杆菌和假单孢菌还原土壤铬，彻底去除土壤中Cr（ Ⅵ） ． ［18］ 前期我们从 铬渣堆场土壤中分离筛选出一株短时间能还原高浓度Cr（ Ⅵ） （ ＞ 2000 mg L － 1 ） 的菌株［19］，对该菌的生 长条件、还原Cr（ Ⅵ） 的机理等方面已做系统的研究． 不过，利用微生物修复铬污染土壤还处在实验室阶 段，对于微生物治理Cr（ Ⅵ） 污染的工程化研究至今还没有报道．
程设计，并在湖南某铁合金厂进行现场修复铬污染土壤，同时建立了 25 吨 / 批次规模的微生物生化回灌 修复铬污染土壤的示范性工程，对湖南某铁合金厂铬渣堆下以及双峰Cr（ Ⅵ） 污染土壤进行修复处理．
1760
环境化学
32 卷
本次试验详细考察了不同的Cr（ Ⅵ） 土壤污染程度、铬渣添加量及土壤堆高等条件下微生物修复的主要 工艺参数，同时论证了工程方法的可行性．
溶液中低浓度的Cr（ Ⅵ） 采用二苯碳酰二肼分光光度法进行分析［20］，所用波长为 540 nm． 土壤中水 溶性Cr（ Ⅵ） 的测定方法为液固比为 10 ∶ 1，即 250 mL 的锥形瓶中倒入 50 mL 自来水，再加入 5 g 已过 100 目筛的土壤样品，振荡 1 h，离心后取上清液，按分光光度法测定其中水溶性Cr（ Ⅵ） 的含量． 浸出毒 性参照 USEPA Method 311［21］．
本研究在实验室利用土柱试验研究了污染土壤微生物修复的各工艺参数（ 如土壤颗粒大小、Cr（ Ⅵ） 污 染程度、喷淋强度、修复制度） ，并进行中试试验进一步阐明微生物在修复铬污染土壤过程中的优势．
1 实验方法
1． 1 实验材料及菌种 小试土样来自于湖南某铁合金厂铬渣堆场下的表层（ 0—20 cm） 土壤，中试土样来源于湖南某铁合
土壤中的铬形态分析方法采用改进的 Tessier 五步连续提取法进行提取［22］，每步清液中铬含量采用 ICP-AES 测定．
2 结果和讨论
2． 1 粒径对铬污染土壤修复的影响 不同粒径条件下Cr（ Ⅵ） 污染土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的变化情况如图 2 所示． 在浸出过程中，粒径对
土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和还原有很大的影响，粒径越大，铬污染土壤中的水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和 还原效果就越差． 比如，粒径 3—4 cm 的铬污染土壤，经过 6 d 的土著微生物修复后，土壤中的水溶性 Cr（ Ⅵ） 为 173 mg·kg － 1 ，其土壤中的水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出率为 88． 7% ，而粒径 ＜ 1 cm 的铬污染土壤中， 经过 6 d 的土著微生物修复后，土壤中的水溶性Cr（ Ⅵ） 只有 2． 1 mg·kg － 1 ，其土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸 出率达到了 99． 9% ，这主要是因为铬污染土壤破碎的粒度越细，铬单体解离和暴露的程度就越高，液相 与固相的接触面也就越大，铬污染土壤中水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和还原效果就越好； 另外，粒径 ＜ 1 cm 和 粒径为 1—2 cm 的铬污染土壤，在土著微生物修复的过程中，其水溶性Cr（ Ⅵ） 的浸出和还原效果相差不 大，故选择铬污染土壤的破碎粒度 1—2 cm 较为合适．
第 32 卷 第 9 期
2013 年
9月
环境化学 ENVIＲONMENTAL CHEMISTＲY
DOI： 10． 7524 / j． issn． 0254-6108． 2013． 09． 023
Vol． 32，No． 9 September 2013
铬污染土壤的微生物修复工艺及中试*
杨志辉1，2 吴瑞萍1，2 王 兵1，2，3 柴立元1，2＊＊ 吴宝麟1，2 王洋洋1，2
机械组成 /% 0． 01—0． 001 mm
总铬 / ＜ 0． 001 mm （ mg·kg － 1 ）
8． 1
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59． 2
21． 6
wk.baidu.com
19． 2
2672
11． 0
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41． 2
22． 5
36． 3
2471
32． 7
143
35． 1
25． 3
39． 6
455
水溶性六价铬 / （ mg·kg － 1 ） 1520 488 48
（ 3） 取过 2 cm 筛的土壤装入土柱中，按两种工艺分别进行处理，工艺Ⅰ，恒温 30 ℃ 下，将微生物菌 液直接喷淋循环（ 流速 29． 6 mL·min － 1 ） ； 工艺Ⅱ，先用去离子水喷淋 1 d，淋溶液中加入营养物后培养， 接着用自来水继续喷淋，当第一批培养液培养好后，用第一批菌液进行喷淋，第二批淋溶液加入营养物 进行培养，恒温 30 ℃ 下，如此循环喷淋（ 流速 29． 6 mL·min － 1 ） ，直至土壤中Cr（ Ⅵ） 修复完全．
我国是一个铬盐生产大国，排放的铬渣对堆场和周围环境造成严重的污染． 由于环境中的Cr（ Ⅵ） 可以通过多种途径进入土壤［1］，铬渣堆场及其周边土壤Cr（ Ⅵ） 污染尤为严重． Cr（ Ⅵ） 的毒性比 Cr（ Ⅲ） 高 100 倍左右［2］，因而重金属铬的毒性主要来源于Cr（ Ⅵ） ． 水溶性Cr（ Ⅵ） 被列为对人体危害最大的 8 种化学 物质之一，是国际公认的 3 种致癌金属物之一，同时也是美国 EPA 公认的 129 种重点污染物之一［3］．
所有试验重复 3 次． 土柱循环喷淋工艺如图 1 所示．
图 1 土柱循环淋溶示意图 Fig． 1 The schematic diagram of column recycle leaching experiment
1． 3 微生物修复Cr（ Ⅵ） 污染土壤的中试研究 根据实验室研究获得的微生物循环喷淋修复铬污染土壤的修复工艺及其参数，进行了扩大试验工
（ 1． 中南大学冶金科学与工程学院，长沙，410083； 2． 国家重金属污染防治工程技术研究中心，长沙，410083； 3． 湖南有色金属研究院，长沙，410100）
摘 要 本研究利用土柱试验研究了铬污染土壤微生物修复的各工艺参数，结果表明： 土壤粒径、喷淋强度、 以及修复工艺对铬污染土壤的修复效果有很大的影响． 最佳的工艺参数为： 土壤粒径 1—2 cm、喷淋强度在 29． 6—59． 2 mL·min －1 、工艺制度Ⅱ（ 先用自来水淋洗 1 d，接着用菌液循环喷淋） ． 在土柱试验的基础上开展了 25 吨 / 批的中试试验，铬污染土壤经过 7—10 d 的处理，土壤中Cr（ Ⅵ） 浸出毒性浓度由 53． 8 mg·L －1 降低至 0. 4 mg·L －1 ，达到《铬渣污染治理环境技术规范》（ HJ / T301—2007） 中铬渣用作路基材料和混凝土骨料的标 准限值，证明铬污染土壤微生物修复工业化具有可行性，为铬污染土壤工程化修复提供了技术支撑． 关键词 Cr（ Ⅵ） 污染，生物修复，重金属污染．
（ 2） 取过 2 cm 筛的土壤装 入 土 柱 中，将 微 生 物 菌 液 流 速 用 蠕 动 泵 分 别 调 节 至 7． 4 mL·min － 1 、 29． 6 mL·min － 1 和 59． 2 mL·min － 1 ，恒温 30 ℃ ，按上述循环喷淋法修复土壤，以研究不同喷淋强度下铬 污染土壤的修复效果．
取样地点
湘乡（ 小试） 湘乡（ 中试） 双峰（ 中试）
pH （ 水浸）
9． 8 8． 3 6． 1
表 1 铬污染土壤的基本理化性质
Table 1 Chemical and physical properties of Cr-contaminated soils
有机质 / 阳离子交换量 / （ g·kg － 1 ） （ mmol·kg － 1 ） ＞ 0． 01 mm
1． 2 铬污染土壤土柱循环喷淋修复 铬污染土壤经风干、破碎、过 2 cm 筛，填充于内径为 12 cm，高 1 m 的有机玻璃土柱中． 将菌株
Pannonibacter phragmitetus 按 10% 接种量接种到 LB 液体培养基，调节 pH 值为 10． 0，置于恒温振荡箱 （ 恒温 30 ℃ ） 培养 48 h． 取培养好的菌液（ 1． 5 × 1011 cfu·L － 1 ，pH 9． 0） ，按照土液比 2 ∶ 1 喷淋土壤，每天 定时收集淋滤液，测定淋溶液中Cr（ Ⅵ） 浓度，直至达到所要求的浸出毒性为止． 取样时，用补充同样体 积培养基的方法补充每次取样的体积，用加入蒸馏水的方法补充蒸发所损失的水分． 修复完全后，取一 部分土壤烘干研磨过筛，测定修复后铬污染土壤中水溶性铬、交换态铬、碳酸盐结合态、铁锰氧化态铬、 有机结合态铬和残渣态铬的含量，及其浸出毒性． 为确定微生物修复的最佳工艺参数，研究了不同土壤 粒径大小、Cr（ Ⅵ） 污染程度、喷淋强度、修复工艺对土壤Cr（ Ⅵ） 修复的影响：
中试试验过程如下： 湖南某铁合金厂铬渣堆下土壤以及双峰 Cr（ Ⅵ） 污染土壤经破碎机破碎，过 2 cm晒，置入一个长 5 m、宽 3 m、高 1 m 的土壤修复槽． 培养好的 Pannonibacter phragmitetus 菌液（ 1． 5 × 1011 cfu·L － 1 ，pH 9． 0） ，按照土液比 2 ∶ 1 均匀喷淋土壤，浸出液经土壤修复槽底部的排水管输送到体积 为 0． 5 m3 的中间池，然后经耐碱泵（ HZS-280） 输送到体积为 4 m3 生化池，浸出液中的Cr（ Ⅵ） 在生化池 中还原成 Cr（ Ⅲ） ，并形成 Cr（ OH） 3 沉淀，Cr（ OH） 3 沉淀进行浓缩回收； 上清液经耐碱泵（ HZS-280） 重新 喷淋土壤，循环使用，直至浸出液中未检测到Cr（ Ⅵ） ，土壤修复过程完成． 1． 4 分析与检测
金厂、双峰等地的铬渣污染土壤． 供试土壤基本理化性质见表 1． 本研究所用Cr（ Ⅵ） 还原菌（ 土著微生
2012 年 12 月 30 日收稿． * 国家自然科学基金（ 51074191） ； 国家“十二五”科技支撑计划（ 2012BAC09B04） 资助． ＊＊通讯联系人，E-mail： lychai@ csu． edu． cn
9期
杨志辉等： 铬污染土壤的微生物修复工艺及中试
1759
物） 为课 题 组 从 湖 南 某 铁 合 金 厂 铬 渣 堆 场 污 染 土 壤 中 分 离 获 得 的 土 著 嗜 碱 性 细 菌 Pannonibacter phragmitetus，经过长期的改良驯化，该细菌具有较强的在碱性介质中还原及耐受Cr（ Ⅵ） 的能力，其最适 还原条件为 30 ℃ ，pH 10．
目前土壤中 铬 污 染 的 治 理 主 要 有 两 条 思 路［4-5］： 一 是 改 变 铬 在 土 壤 / 沉 积 物 中 的 存 在 形 态，将 Cr（ Ⅵ） 还原为毒性相对较小的 Cr（ Ⅲ） ，降低其在环境中的迁移能力和生物可利用性； 二是将Cr（ Ⅵ） 从 被Cr（ Ⅵ） 污染的土壤 / 沉积物中清除． 围绕这两条思路，国内外发展出一系列修复技术，如固定化 / 稳定 化、洗土法、淋洗法、化学还原法、电动力学修复法、植物修复、微生物修复等［6-13］． 其中微生物修复法以 其投资小、运行费用低、无二次污染等优点，引起广泛关注并获得了较快的发展． 国内外很多科学家都对 微生物修复Cr（ Ⅵ） 污染土壤进行了研究，如 Liu 等从铬渣堆场中分离出 Bacillus sp． ； ［14］ McLean 等从一 长期被 制 革 废 物 污 染 土 壤 中 分 离 出 arthrobacter sp． ； ［15］ Francisco 等 从 活 性 污 泥 中 分 离 出 genera Acinetobacter 和 Ochrobactrum［16］，以上菌株均具有还原Cr（ Ⅵ） 的能力． Viera 等发现Cr（ Ⅵ） 在以硫磺作能 源的有氧条件下可被产酸硫杆菌（ Acidithiobacillus thiooxidans） 间接转化为 Cr（ Ⅲ） ． ［17］ 韩怀芬等利用产 碱杆菌、土壤杆菌、芽孢杆菌、葡糖杆菌和假单孢菌还原土壤铬，彻底去除土壤中Cr（ Ⅵ） ． ［18］ 前期我们从 铬渣堆场土壤中分离筛选出一株短时间能还原高浓度Cr（ Ⅵ） （ ＞ 2000 mg L － 1 ） 的菌株［19］，对该菌的生 长条件、还原Cr（ Ⅵ） 的机理等方面已做系统的研究． 不过，利用微生物修复铬污染土壤还处在实验室阶 段，对于微生物治理Cr（ Ⅵ） 污染的工程化研究至今还没有报道．
程设计，并在湖南某铁合金厂进行现场修复铬污染土壤，同时建立了 25 吨 / 批次规模的微生物生化回灌 修复铬污染土壤的示范性工程，对湖南某铁合金厂铬渣堆下以及双峰Cr（ Ⅵ） 污染土壤进行修复处理．
1760
环境化学
32 卷
本次试验详细考察了不同的Cr（ Ⅵ） 土壤污染程度、铬渣添加量及土壤堆高等条件下微生物修复的主要 工艺参数，同时论证了工程方法的可行性．