黃順紅

(1. 湖南有色金屬研究院，長(zhǎng)沙 410015；2. 中南大學(xué) 冶金科學(xué)與工程學(xué)院，長(zhǎng)沙 410083)

土著微生物原位修復(fù)鉻渣堆場(chǎng)污染土壤的條件優(yōu)化

黃順紅1,2

(1. 湖南有色金屬研究院，長(zhǎng)沙 410015；2. 中南大學(xué) 冶金科學(xué)與工程學(xué)院，長(zhǎng)沙 410083)

通過(guò)對(duì)培養(yǎng)基的優(yōu)化，提出并研究直接添加培養(yǎng)基激活土著微生物的活性來(lái)進(jìn)行鉻渣堆場(chǎng)污染土壤的原位微生物修復(fù)新方法，并探討土壤環(huán)境對(duì)土著微生物修復(fù)Cr(Ⅵ)效果的影響。研究表明：在每千克土壤中碳源葡萄糖投加量為5 g、氮源化合物A投加量為5 g、溫度為30 ℃、土與液質(zhì)量比為1:1的情況下，土著微生物可被迅速激活，在第4天時(shí)能基本去除土壤的中水溶性Cr(Ⅵ)；培養(yǎng)基初始pH值和不添加無(wú)機(jī)鹽氯化鈉不影響其修復(fù)效果。

鉻渣堆場(chǎng)；鉻污染；土著微生物；原位修復(fù)

土壤中鉻污染的修復(fù)面臨著嚴(yán)峻的挑戰(zhàn)。去除土壤中毒性 Cr(Ⅵ)的傳統(tǒng)方法有化學(xué)固定法、化學(xué)還原法、土壤淋洗法和電動(dòng)修復(fù)法等。然而，這些傳統(tǒng)方法大多數(shù)需要高能耗或者需要大量的化學(xué)試劑，因而，這些方法成本高且易造成二次污染[1?3]。近年來(lái)，微生物修復(fù)法由于具有環(huán)境友好性及其成本較低等獨(dú)特的優(yōu)點(diǎn)而受到許多學(xué)者的關(guān)注。微生物修復(fù)土壤鉻污染主要是利用土壤中的土著微生物或加入經(jīng)馴化的高效微生物，通過(guò)微生物還原反應(yīng)，將有毒的、可移動(dòng)的Cr(Ⅵ)還原為低毒的、不易移動(dòng)的 Cr(Ⅲ)，達(dá)到治理土壤鉻污染的目的[4?6]。而應(yīng)用土著微生物進(jìn)行有毒廢物解毒與污染土壤修復(fù)在環(huán)境安全性、環(huán)境適應(yīng)性與種群協(xié)調(diào)性以及應(yīng)用成本方面具有其他異地菌種不可比擬的優(yōu)越性[7]。

環(huán)境中存在著大量土著微生物，某些微生物對(duì)污染物具有一定凈化作用，但其自然凈化的速度一般較慢，其原因是由于其生存環(huán)境中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的缺乏[8?10]，而另一個(gè)限制因子是有效微生物常常生長(zhǎng)較為緩慢。為了快速去除污染物，常常采取許多強(qiáng)化措施，例如提供電子受體，添加 N和 P等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)來(lái)刺激微生物的生長(zhǎng)[11?14]。

本文作者利用鉻渣堆場(chǎng)土壤中生活的有還原Cr(Ⅵ)功能的土著微生物，通過(guò)直接添加營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，激發(fā)鉻還原菌的活性，進(jìn)行鉻渣堆場(chǎng)鉻污染土壤修復(fù)。為了提高其修復(fù)效果，對(duì)不同碳源、pH、溫度和土壤濕度等條件下Cr(Ⅵ)的還原特性進(jìn)行了研究，并優(yōu)化Cr(Ⅵ)的生物還原條件。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 實(shí)驗(yàn)原料

1.1.1 培養(yǎng)基

稱取葡萄糖5.0 g，氮源化合物A 5.0 g，溶于1 000 mL蒸餾水中，用NaOH和HCl調(diào)節(jié)pH至9.8左右，于121 ℃滅菌30 min，冷卻后備用。

1.1.2 土著微生物

土著微生物為本課題組從中國(guó)五礦( 湖南)鐵合金集團(tuán)鉻渣堆場(chǎng)土壤中自行分離的Cr(Ⅵ)還原菌， 鑒定為 Pannonibacter phragmitetus，命名為 BB[15?17]。

1.1.3 土壤樣品

土壤樣品采自于某鉻渣堆場(chǎng)表層土壤(0～20 cm)。用塑料鏟子采集10 kg土壤，于室溫下自然風(fēng)干，剔除草根、石塊及其他雜質(zhì)，充分混勻，用研缽磨細(xì)，過(guò)孔徑0.25 mm的篩。根據(jù)我國(guó)土壤分類標(biāo)準(zhǔn)，實(shí)驗(yàn)用土壤屬于第四紀(jì)紅土發(fā)育的紅壤。

土壤基本理化性質(zhì)按常規(guī)分析方法測(cè)定，其結(jié)果如表1所列。

表1 鉻渣堆場(chǎng)土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 Some physical and chemical properties of soil under chromium-containing slag heap

1.2 碳源對(duì)土著微生物修復(fù)鉻污染土壤的影響

1.2.1 不同碳源的影響

分別稱取葡萄糖和乳酸鈉各5 g，溶于1 000 mL蒸餾水中，每瓶中加入氮源化合物A 5 g，氯化鈉2 g，用NaOH和HCl調(diào)節(jié)pH至9.8，于121 ℃滅菌30 min，冷卻，制成液體培養(yǎng)基。以不加碳源作為對(duì)照。

稱取10 g鉻渣堆場(chǎng)土壤于滅菌的錐形瓶中，加入10 mL上述液體培養(yǎng)基(土壤中碳源投加濃度為5×10?3)，用透氣封口膜封口，稱取質(zhì)量，置于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)一段時(shí)間，每隔2 d用滅菌水補(bǔ)充蒸發(fā)損失的水分，于0、1、2、3、4和5 d取樣分析土壤中水溶性Cr(Ⅵ)含量的變化情況。

1.2.2 碳源量的影響

篩選出較好碳源，按上述操作配制液體培養(yǎng)基，使碳源濃度分別為3、5、8、11和13 g/L。每千克土壤中碳源投加濃度分別為3、5、8、11和13 g(即濃度分別為 0、3×10?3、5×10?3、8×10?3、11×10?3和13×10?3)，其余操作同上。

1.3 氮源化合物 A對(duì)土著微生物修復(fù)鉻污染土壤的影響

在篩選出最優(yōu)碳源和最佳碳源量的基礎(chǔ)上，配制液體培養(yǎng)基，改變氮源化合物A的含量，使其濃度分別為0、3、5、7、9和11 g/L?？疾觳煌瑪?shù)量的氮源化合物A對(duì)土著微生物P. phragmitetus BB修復(fù)鉻渣堆場(chǎng)污染土壤的效果，每千克土壤中氮源投加量分別為 0、3、5、7、9 和 11 g(即濃度分別為 0、3×10?3、5×10?3、7×10?3、9×10?3和 11×10?3)，其余操作同上。

1.4 無(wú)機(jī)鹽的影響

以最佳碳源及氮源化合物A配制液體培養(yǎng)基，一份培養(yǎng)基不加無(wú)機(jī)鹽，另一份培養(yǎng)基加入2 g/L氯化鈉。分別加入兩種不同處理的液體培養(yǎng)基10 mL于10 g污染土壤中，使每千克土壤中氯化鈉含量分別為 0和2 g，考察不同鹽含量對(duì)土著微生物P. phragmitetus BB修復(fù)鉻渣堆場(chǎng)污染土壤的影響，其余操作同上。

1.5 培養(yǎng)基pH的影響

改變培養(yǎng)基pH值，使液體培養(yǎng)基分別為6、7、8、9、10和 11，考察培養(yǎng)基 pH值對(duì)土著微生物 P.phragmitetus BB修復(fù)鉻渣堆場(chǎng)污染土壤的影響，其余操作同上。

1.6 溫度的影響

改變土壤體系溫度，考察 4個(gè)溫度 10、20、30和40 ℃對(duì)土著微生物P. phragmitetus BB修復(fù)鉻渣堆場(chǎng)污染土壤的影響，其后操作同上。

1.7 土壤濕度的影響

選擇田間持水量為 60%和淹水狀態(tài)下(土與液質(zhì)量比 1:1)兩種土壤，考察土壤濕度對(duì)土著微生物P. phragmitetus BB修復(fù)鉻渣堆場(chǎng)污染土壤的影響，其余操作同上。

1.8 土壤中不同形態(tài)Cr的提取及測(cè)定

土壤中總Cr。稱取土壤樣品0.3 g置于聚四氟乙烯坩堝中，加入10 mL濃硝酸，5 mL 體積比為1:l的硫酸和5 mL氫氟酸，在沙浴上消化，控制溫度不超過(guò)240 ℃。消解液中的鉻含量用ICP-AES測(cè)定。

土壤中總Cr(Ⅵ)。稱取2.5 g土樣于250 mL三角瓶中，加入 50 mL 0.28 mol/L Na2CO3+0.50 mol/L NaOH，加入0.4 g MgCl2，加入0.5 mol/L 0.5 mL磷酸鹽緩沖液(0.5 mol/L K2HPO4/KH2PO4)，攪拌5 min。樣品在90～95 ℃下持續(xù)加熱60 min，并不斷攪拌。慢慢冷卻至室溫，過(guò)濾，濾液采用二苯碳酰二肼分光光度法測(cè)定[18]。

土壤中水溶性Cr(Ⅵ)。將每次取的樣品，加入 50 mL去離子水，于振蕩器中振蕩1 h，離心，上清液采用二苯碳酰二肼分光光度法測(cè)定[19]。

1.9 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

所有的試驗(yàn)重復(fù)進(jìn)行 3 次。數(shù)據(jù)采用 Microsoft Excel 2003和SPSS 14.0 統(tǒng)計(jì)軟件處理，采用 LSD 法對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 碳源的影響

碳源是影響微生物還原 Cr(Ⅵ)的一個(gè)極為重要的因素，它不僅可以為微生物提供必要的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，還可為微生物還原Cr(Ⅵ)提供電子供體。

由圖1可知，在第4天時(shí)，添加了葡萄糖和乳酸鈉處理后，土壤中水溶性 Cr(Ⅵ)濃度從初始的381.3×10?6分別降至 5.5×10?6和 43.3×10?6，Cr(Ⅵ)的去除率分別達(dá)到了99%和89%。比不添加碳源處理的去除率分別高出64%和54%。這表明，在有氮源提供的前提下，土著微生物能充分利用土壤組分中現(xiàn)有的一些有機(jī)物作為自己的碳源，進(jìn)行土壤 Cr(Ⅵ)的還原，當(dāng)土壤中有限的能利用的有機(jī)物消耗殆盡時(shí)，還原反應(yīng)也就停止。添加了碳源的兩組處理，其還原效果明顯提高，這說(shuō)明兩種碳源葡萄糖和乳酸鈉都能促進(jìn)菌體對(duì) Cr(Ⅵ)的還原。其中，添加葡萄糖的處理效果有于乳酸鈉的。

本研究還考察葡萄糖添加量對(duì)污染土壤中Cr(Ⅵ)還原效果的影響，其結(jié)果如圖2所示。隨著葡萄糖添加量的增加，還原反應(yīng)的速率明顯加快。但在第4天，土壤中葡萄糖的含量為 5×10?3、7×10?3、9×10?3和11×10?3時(shí)，土壤中水溶性 Cr(Ⅵ)去除率均達(dá)到 98%以上。因此，從經(jīng)濟(jì)上考慮，用土著微生物修復(fù)Cr(Ⅵ)污染土壤時(shí)，葡萄糖的濃度以5×10?3為宜。

圖1 碳源對(duì)土壤Cr(Ⅵ)還原效果的影響Fig.1 Effect of carbon source on Cr(Ⅵ) reduction

圖2 葡萄糖濃度對(duì)Cr(Ⅵ)還原效果的影響Fig.2 Effect of glucose concentration on Cr(Ⅵ) reduction

2.2 氮源添加量的影響

土壤中氮源可能比較缺乏，所以，必須另外添加氮源或者輔助營(yíng)養(yǎng)源，有助于土著微生物修復(fù)鉻污染土壤。添加不同濃度氮源化合物A對(duì)土著微生物去除土壤中水溶性Cr(Ⅵ)的影響如圖3所示。加入了一定數(shù)量的氮源化合物A后，土壤中水溶性Cr(Ⅵ)的濃度均隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而減少，每千克土壤中氮源化合物A的添加量為5、7、9和11 g(即氮源化合物的濃度依次為 5×10?3、7×10?3、9×10?3和 11×10?3)時(shí)，土壤水溶性Cr(Ⅵ)在第4天基本上去除。未加氮源化合物A的處理，土壤水溶性Cr(Ⅵ)濃度也有一定程度降低，但降幅不大，5 d后，土壤中水溶性Cr(Ⅵ)僅去除20%。這說(shuō)明，即使給土壤提供土著微生物足夠的碳源，土壤中本身的氮源也不足以滿足其執(zhí)行完全修復(fù) Cr(Ⅵ)污染的功能，就湖南某廠鉻渣堆場(chǎng)污染土壤來(lái)說(shuō)，外加5 g氮源(氮源化合物A)就能使土著微生物基本去除鉻渣堆場(chǎng)污染土壤中水溶性Cr(Ⅵ)。

圖3 不同濃度的氮源化合物A對(duì)Cr(Ⅵ)還原效果的影響Fig.3 Effect of nitrogenous compound A concentration on Cr(Ⅵ) reduction

2.3 無(wú)機(jī)鹽的影響

一定濃度的無(wú)機(jī)鹽是微生物體內(nèi)生理活動(dòng)正常進(jìn)行所必需的條件，但是過(guò)高濃度的鹽會(huì)增加溶液的滲透壓，使細(xì)菌發(fā)生質(zhì)壁分離現(xiàn)象，造成細(xì)胞脫水，因而會(huì)抑制微生物的生長(zhǎng)。

本實(shí)驗(yàn)以氯化鈉為無(wú)機(jī)鹽，不同鹽度條件下供試土壤水溶性Cr(Ⅵ)去除率的變化如圖4所示。土壤水溶性Cr(Ⅵ)的去除率均隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而增加，在第4天時(shí)，Cr(Ⅵ)的去除率均達(dá)到98%以上，兩處理對(duì)Cr(Ⅵ)去除沒(méi)有明顯差異，這說(shuō)明，投加的無(wú)機(jī)鹽對(duì)土壤水溶性Cr(Ⅵ)的去除率沒(méi)有影響。這是由于供試樣土壤取自鉻渣堆場(chǎng)，是一種高鹽度土壤，土壤自身環(huán)境中鹽度能滿足土著微生物生理功能的需要，同時(shí)，當(dāng)投加2 g氯化鈉時(shí)，土著微生物對(duì)土壤Cr(Ⅵ)還原也沒(méi)有受到影響，這也說(shuō)明土著微生物具有一定的抗鹽性能。其抗鹽機(jī)理，可能是由于其細(xì)胞膜上有反向的H+/Na+載體，可以將體內(nèi)過(guò)高的Na+排出，同時(shí)將外界的H+吸收以達(dá)到降低細(xì)胞質(zhì)pH的目的；或者可通過(guò)Na+/K+離子泵的主動(dòng)運(yùn)輸，排出多余的Na+而吸收K+，同樣可以降低細(xì)胞質(zhì)中的鹽濃度。

圖4 不同鹽度條件下土壤Cr(Ⅵ)的去除率Fig.4 Cr(Ⅵ) removal rate in soil at different salinities

圖5 初始培養(yǎng)基不同pH值條件下土壤Cr(Ⅵ)的去除率Fig.5 Cr(Ⅵ) removal rate of liquid initial medium at different pH values

2.4 培養(yǎng)基pH的影響

pH是反映微生物在一定環(huán)境條件下代謝活動(dòng)的重要指標(biāo)，pH對(duì)微生物還原Cr(Ⅵ)有重要影響。在用微生物還原法原位修復(fù)土壤時(shí)，調(diào)整土壤 pH比較困難的，因此，在比較不同酸堿度對(duì)微生物還原土壤Cr(Ⅵ)的影響時(shí)，只考察初始培養(yǎng)基的pH變化對(duì)土著微生物修復(fù)鉻渣堆場(chǎng)鉻污染土壤的影響(見(jiàn)圖5)。 經(jīng)過(guò)一段時(shí)間的培養(yǎng)，各初始液體培養(yǎng)基 pH處理，土著微生物對(duì)土壤Cr(Ⅵ)的還原效果沒(méi)有明顯的區(qū)別。第4天時(shí)，每個(gè)處理中土壤Cr(Ⅵ)的去除率都在98%左右，這與許多鉻還原菌處理廢水完全不同，這是由土壤自身的性質(zhì)所決定的。

我國(guó)土壤的酸堿反應(yīng)大多數(shù)在pH 4.5～8.5之間，在地理分布上具有“南酸北堿”的地帶性分布特點(diǎn)，長(zhǎng)江以南土壤多為強(qiáng)酸性，湖南土壤以紅壤居多，紅壤pH在5.5～6.5之間。而本研究供試土壤來(lái)自湖南某廠鉻渣堆場(chǎng)，是高堿土壤，這是由于高堿性鉻渣長(zhǎng)期淋溶作用，其含有的鈉離子逐漸聚積在其下的土層，使得本應(yīng)呈酸性的紅壤而演變?yōu)閴A化土壤。

同時(shí)，土壤是一個(gè)包含固、液、氣三相組成的多組分開(kāi)放的生物地球化學(xué)系統(tǒng)，多組分土壤含有不同的緩沖體系，如碳酸鹽體系、硅酸鹽體系、交換性陽(yáng)離子體系、鋁體系和有機(jī)酸體系，這些不同體系共同作用，使得土壤具有較強(qiáng)抵御酸、堿物質(zhì)，減緩 pH變化的能力，即具有對(duì)酸堿的緩沖性。因此，當(dāng)有外加H+和OH?進(jìn)入土壤體系時(shí)，土壤pH變化極為緩慢，土壤酸度變化可穩(wěn)定保持在一定范圍內(nèi)，這為土壤微生物的活動(dòng)創(chuàng)造了一個(gè)良好、穩(wěn)定的土壤環(huán)境條件。當(dāng)不同pH初始培養(yǎng)基加入到土壤中時(shí)，由于土壤巨大的緩沖性能，土壤 pH沒(méi)有產(chǎn)生劇烈的變化，基本維持在 9.8左右，且在土壤Cr(Ⅵ)還原過(guò)程中，土壤pH也沒(méi)有明顯的變化(見(jiàn)圖6)。

圖6 不同pH值初始培養(yǎng)基土壤中水溶性Cr(Ⅵ)還原過(guò)程中pH值的變化Fig.6 Change of pH value during Cr(Ⅵ) reduction by indigenous microorganism in soil added initial medium with different pH values

因此，在實(shí)際應(yīng)用中，可以不必調(diào)節(jié)培養(yǎng)基的pH來(lái)進(jìn)行微生物原位修復(fù)鉻污染土壤，因而大大節(jié)省人力和物力。

2.5 溫度的影響

土壤中的生物修復(fù)受一年中季節(jié)、氣溫的影響，微生物菌落保持迅速生長(zhǎng)和良好活性需要一個(gè)相對(duì)適宜的溫度范圍，在較冷的天氣條件下生物修復(fù)不易進(jìn)行。

不同溫度條件下供試土壤水溶性Cr(Ⅵ)去除率的變化如圖7所示。由圖7可知，Cr(Ⅵ)的還原效率隨著溫度的升高而提高，當(dāng)溫度為30 ℃時(shí)，Cr(Ⅵ)的還原率最高，培養(yǎng)第4天時(shí)，土壤水溶性Cr(Ⅵ)去除率達(dá)到了97%；40 ℃條件下，土壤水溶性Cr(Ⅵ)還原率略次于30 ℃，第4天時(shí)，Cr(Ⅵ)的去除也達(dá)到了89%；10 ℃時(shí)，土壤Cr(Ⅵ)去除率最低，即使經(jīng)過(guò)5 d的培養(yǎng)，Cr(Ⅵ)的去除率僅34.6%。且隨著溫度的升高，微生物活性逐漸增強(qiáng)，去除率也逐漸升高。在實(shí)際土壤生物修復(fù)工程中，可以采用塑料薄膜覆蓋土壤堆，使土壤堆的溫度升高，且可以保濕，這樣進(jìn)行原位處理的時(shí)間可以延長(zhǎng)，延長(zhǎng)了處理時(shí)間，為寒帶地區(qū)的生物修復(fù)措施提供了可行的依據(jù)。

圖7 不同溫度條件下土壤Cr(Ⅵ)的去除率Fig.7 Cr(Ⅵ) removal rate in soil at different temperatures

2.6 土壤濕度的影響

濕度也是限制微生物迅速轉(zhuǎn)化的因素，因?yàn)楸韺油寥莱３１伙L(fēng)干，不利于微生物生長(zhǎng)，所以必須添加一定量的水分以保持適宜的濕度。

從圖8可以看出，在30 ℃、每千克土壤中氮源化合物A和葡萄糖投加量均為5 g的條件下，淹水狀態(tài)下(土與液質(zhì)量比為1:1)，土壤水溶性Cr(Ⅵ)含量逐漸減少，第4天時(shí)，水溶性Cr(Ⅵ)基本去除，而在土壤濕度為60%田間持水量的處理中，土壤水溶性Cr(Ⅵ)在整個(gè)培養(yǎng)期間一直都沒(méi)有明顯變化，土著微生物的生長(zhǎng)與繁殖需要一定的水分，60%田間持水量的土壤濕度不利用其生長(zhǎng)和繁殖，而且土壤水分太少，也不利于微生物的自由游動(dòng)，這可能是導(dǎo)致60%田間持水量下供試土壤中水溶性 Cr(Ⅵ)在培養(yǎng)期間幾乎沒(méi)有被還原的重要原因之一。

圖8 土壤濕度對(duì)微生物還原土壤Cr(Ⅵ)的影響Fig.8 Effects of humidity on reduction of water soluble Cr(Ⅵ)in soil by microorganism

3 結(jié)論

1) 在溫度為30 ℃、每千克土壤中碳源葡萄糖投加量為5 g、氮源化合物A投加量5 g、水量充足(土與液的質(zhì)量比1:1)的條件下，土著微生物在第4天時(shí)，基本可去除鉻渣堆場(chǎng)土壤中水溶性Cr(Ⅵ)。

2) 培養(yǎng)基的不同初始pH不影響土著微生物還原功能的發(fā)揮，且在整個(gè)還原過(guò)程中，土壤 pH變化較??；外加無(wú)機(jī)鹽2 g沒(méi)有促進(jìn)土著微生物還原Cr(Ⅵ)，在原位修復(fù)鉻渣污染土壤時(shí)，無(wú)需投加無(wú)機(jī)鹽；土壤60%的田間持水量時(shí)，土壤中水溶性 Cr(Ⅵ)在培養(yǎng)期間沒(méi)有被還原。

3) 湖南某廠鉻渣堆場(chǎng)土壤中存在具有鉻還原能力的土著微生物，直接向土壤中添加營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)可刺激土著微生物活性，進(jìn)行鉻污染土壤的原位修復(fù)。

REFERENCES

[1] JEYASINGH J, PHILIP L. Bioremediation of chromium contaminated soil: Optimization of operating parameters under laboratory conditions[J]. Journal of Hazardous Materials, 2005,118(1/3): 113?120.

[2] CHEUNG K H, GU J D. Mechanism of hexavalent chromium detoxification by microorganisms and bioremediation application potential: A review[J]. International Biodeterioration& Biodegradation, 2007, 59(1): 8?15.

[3] MESSER J, REYNOLDS M, STODDARD L, ZHITKOVICH A.Causes of DNA single-strand breaks during reduction of chromate by glutathione in vitro and in cells[J]. Free Radical Biology and Medicine, 2006, 40(11): 1981?1992.

[4] AUGUSTYNOWICZ J, GROSICKI M, HANUS-FAJERSKA E,LEKKA M, WALOSZEK A, KOLOCZEK H. Chromium(VI)bioremediation by aquatic macrophyte callitriche cophocarpa sendtn[J]. Chemosphere, 2010, 79: 1077?1083.

[5] KRISHNA K R, PHILIP L. Bioremediation of Cr(Ⅵ) in contaminated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2005,121(1/3): 109?117.

[6] KONOVALOVA V V, DMYTRENKO G M, NIGMATULLIN R R. Chromium(VI) reduction in a membrane bioreactor with immobilized pseudomonas cells[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2003, 33(7): 899?907.

[7] 陳曉東, 常文越, 馮曉斌, 孫 俊, 邵春巖. 沈撫灌區(qū)土壤生態(tài)恢復(fù)途徑初步研究[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 2002, 28(110): 33?35.CHEN Xiao-dong, CHANG Wen-yue, FENG Xiao-bin, SUN Jun, SHAO Chun-yan. Primary study on the approach of farmland ecological resume in Shen-Fu irrigation area[J].Environmental Protection Science, 2002, 28(110): 33?35.

[8] JEYASINGH J, SOMASUNDARAM V, PHILIP L, MURTY B S.Bioremediation of Cr (Ⅵ) contaminated soil/sludge: experimental studies and development of a management model[J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 160: 556?564.

[9] TOKUNAGA T K, WAN J, HAZWNTC. Distribution of chromium contamination and microbial activity in soil aggregates[J]. Journal of Environmental Quality, 2003, 32(2):541?549.

[10] CIFUENTES F R, LINDEMANN W C, BARTON L. Chromium sorption and reduction in soil with implications to bioremediation[J]. Soil Science, 1996, 161(4): 233?234.

[11] SALUNKHE P B, DHAKEPHALKAR P K, PAKNIKAR K M.Bioremediation of hexavalent chromium in soil microcosms[J].Biotechnology Letters, 1998, 20(6): 749?751.

[12] REDDY K R, CUTRIGHT T J. Nutrient amendment for the bioremediation of a chromium-contaminated soil by electrokinetics[J]. Energy Sources: Recovery, Utilization, and Environmental Effects, 2003, 25(9): 931?943.

[13] LOSI M E, AMRHEIN C, FRANKENBERGER W T.Bioremediation of chromate-contaminated groundwater by reduction and precipitation in surface soils[J]. Journal of Environmental Quality, 1994, 23(6): 1141?1150.

[14] LOSI M E, AMRHEIN C, FRANKENBERGER W T. Factors affecting chemical and biological reduction of hexavalent chromium in soil[J]. Environmental Toxicology and Chemistry,1994, 13(11): 1727?1735.

[15] CHAI Li-yuan, HUANG Shun-hong, YANG Zhi-hui, PENG Bing, HUANG Yan, CHEN Yue-hui. Cr(Ⅵ) remediation by indigenous bacteria in soils contaminated by chromium-containing slag[J]. Journal of Hazardous Materials,2009, 167(1/3): 516?522.

[16] CHAI L Y, HUANG S H, YANG Z H, PENG B, HUANG Y,CHEN Y H. Hexavalent chromium reduction by pannonibacter phragmitetus BB isolated from soil under chromium-containing slag heap[J]. Journal of Environmental Science and Health, Part A, 2009, 44(6): 615?622.

[17] 柴立元, 許友澤, 王海鷹, 向仁軍, 楊志輝, 蘇長(zhǎng)青, 王 兵.Pannonibacter phragmitetus對(duì)Cr(Ⅵ)污染土壤的修復(fù)效應(yīng)[J].中國(guó)有色金屬學(xué)報(bào), 2009, 19(12): 2230?2236.CHAI Li-yuan, XU You-ze, WANG Hai-ying, XIANG Ren-jun,YANG Zhi-hui, SU Chang-qing, WANG Bing. Cr(Ⅵ)remediation by Pannonibacter phragmitetus in contaminated soil[J]. The Chinese Journal of Nonferrous Metals, 2009, 19(12):2230?2236.

[18] 魏復(fù)盛. 水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M]. 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 1989: 159.WEI Fu-sheng. Water and exhausted water monitoring analysis method[M]. Beijing: China Environment Science Press, 1989:159.

[19] 吳賽玉. 簡(jiǎn)明生物化學(xué)[M]. 合肥: 中國(guó)科學(xué)技術(shù)大學(xué)出版社,1999: 168?172.WU Sai-yu. Concise biochemistry[M]. Hefei: University of Science and Technology of China Press, 1999: 168?172.

Optimum condition of in-situ remediation of Cr(Ⅵ) polluted soil from chromium-containing slag heap by indigenous microorganism

HUANG Shun-hong1,2
(1. Hunan Research Institute of Nonferrous Metals, Changsha 410015, China;2. School of Metallurgical Science and Engineering, Central South University, Changsha 410083, China)

Based on the optimization of culture medium composition, the growth conditions and ability of Cr(Ⅵ)reduction, the in-situ remediation of Cr-contaminated soil can be achieved by adding culture medium in soils to stimulate the activity of indigenous microorganism. The results show that the optimal conditions for the Cr(Ⅵ) reduction by indigenous microorganism are 5 g glucose and 5 g nitrogenous compounds A per kilogram soil at 30 ℃ and the mass ratio of soil to water is 1:1. Under the optimal condition, the water soluble Cr(Ⅵ) in the soil contaminated by chromium-containing slag heap is completely removed in the fourth day. The initial pH value of culture medium do not affect Cr(Ⅵ) reduction. The inorganic salt does not need to be added into the culture medium when the in-situ remediation of Cr(Ⅵ) is carried out by the indigenous microorganism.

chromium-containing slag heap; Cr-contamination; indigenous microorganism; in-situ remediation

S154.36

A

1004-0609(2011)07-1741-07

湖南科技計(jì)劃重點(diǎn)資助項(xiàng)目(2008SK2007)；長(zhǎng)沙市科技計(jì)劃資助項(xiàng)目(K0802144-31)

2010-09-28；

2010-12-12

黃順紅，工程師，博士；電話：0731-85239020；E-mail: hshunhong@163.com

(編輯 李艷紅)