第七章 受污染环境的修复 第七章 受污染环境的修复

第六节 表面活性剂及共溶剂淋洗技术

4 尾砂土壤中金属的化学形态

重金属不同的形态产生不同的环境效应，对植物的有效性也不同。土壤中金属的化学形态受各种环境因素的影响，主要影响因子有土壤理化性质（ pH值、氧化还原电位 (Eh)、有机质含量、金属含量、土壤矿物质）和污染时间等。其中碳酸盐结合态的重金属最易受到 pH值的影响， Fe/Mn氧化物结合态的重金属在缺氧条件下极不稳定，而硫化物和有机物结合态的金属容易被降解而释放到自然环境中去，对于存在于土壤晶格中的残留态重金属，自然条件下在一定时间内很难被释放出来。土样连续萃取分析得到四种重金属各种形态的相对百分含量 ( 图 1)。

Pb

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1# 2# 3# 4# 5# 6# 7# 8# 9# 10#

E C F/M S/O R

Cd

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1# 2# 3# 4# 5# 6# 7# 8# 9# 10#

E C F/M S/O R

Cu

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1# 2# 3# 4# 5# 6# 7# 8# 9# 10#

E C F/M S/O R

Zn

0%

20%

40%

60%

80%

100%

1# 2# 3# 4# 5# 6# 7# 8# 9# 10#

E C F/M S/O R

图１ 尾砂土壤中重金属分步萃取形态百分比

土壤中可交换态的重金属浓度决定了重金属对生态环境在短期内的影响；如果重金属以晶格形态或是硫酸盐形态存在，对生物产生影响可能需要很长的时间 ,但是可交换态存在的重金属很容易释放出来，并在短期内对生物产生影响。

如果危险指数 DI>1 ，表示当地生态环境的安全已经受到威胁。所研究的１０个矿区尾砂土样的 DI 值都大于 1 ，最大的是 1# 永州土样，达到了 306.13 ，最小值是 6# 锡矿山土样 1.67 ，说明所有尾砂可能都对周边生态环境造成了污染。土样 DI 值按从高到低的顺序排列为： 1# ， 10# ， 5# ， 7# ， 9# ， 2# ， 3# ， 4# ， 8# ， 6# 。

６结论(1) 土样中重金属含量很高，样品中重金属含量超过了

保障农林业生产和植物正常生长的土壤临界浓度；(2) 各种重金属在样品中的主要存在形态各异： Pb 主要

以 Fe/Mn 氧化物结合态和残留态形式存在，可交换态与碳酸盐结合态的 Pb 含量极少，但是 1# 永州土样中可交换态的 Pb高达 69% ，对周边环境造成极大影响； Cd 主要以残留态存在，其它形态没有呈现必然的规律性；大部分的 Cu 主要以硫化物和有机物结合态存在，其次是残留态，最少的存在形态是碳酸盐结合态； Zn 的主要存在形态是硫化物和有机物结合态与残留态；

(3) 根据土样的 PI 值和 DI 值分析，建议尽快进行修复的矿区是： 1# 永州铜矿、 5# 宝山铜铅锌矿、 10# 湘潭锰矿和 7# 冷水江铅锌矿，其它矿区也需要修复。

二、微生物还原 Cr(Ⅵ) 的特性与机理

铬及其化合物广泛应用于电镀、制革、印染等行业，导致大量含铬废水排放。

工业上对铬及其化合物需求量的增加，使铬盐生产迅速发展，这也导致了大量铬渣和含铬废气的产生。

制革工业中铬的利用率仅为 60-70% ，废液中残存 25%-30% ，约 10% 左右在水洗、挤水等工序中排出，随污水排放到江河湖海中，造成严重污染 。

通常，每生产 1 吨金属铬会排放约 10 吨铬渣，每生产 1 吨铬盐排放 3-5 吨铬渣。据统计，全国每年排放铬渣约 60 万吨，历年累积 600 万吨，经解毒处理或综合利用的不足 17% ，严重污染土壤 1250 多万吨，在重金属污染种类中，铬污染的普遍性排在第 2 位，仅次于铅 。

含铬废水、废气、废渣使土壤和水体受到大面积的污染

铬的环境污染

铬污染的危害

六价铬具有强氧化作用，经吸收进入血液后，在红细胞内部与生物大分子反应，导致红细胞携带氧的机能发生障碍，引起内窒息而出现缺氧症状 。 铬对水生生物的生长、繁殖等生理活动有明显影响。如铬 ( )Ⅵ 和铬 ( )Ⅲ 皆可抑制鱼体中乳酸脱氢酶、琥珀酸脱氢酶、苹果酸脱氢酶和异柠檬酸脱氢酶等呼吸代谢酶的活性。 铬还可引起农作物产量下降 。农作物中积累的铬通过食物链对人类健康造成威胁。

相比之下，三价铬的毒性小，易于以 Cr(OH)3 沉淀，对环境的危害小，因此，将六

价铬转化为三价铬是减少铬污染危害的重要途径，如何有效地将六价铬还原为三价铬也成了铬污染治理中的关键问题。

在含铬废水和铬渣中，存在着大量的水溶性六价铬。六价铬的毒性极强，被列为对人体危害最大的八种化学物质之一，是国际公认的三种致癌金属物之一，同时也是美国 EPA 公认的 129 种重点污染物之一。在我国，铬及其化合物也被列入优先污染物黑名单，成为了重点防治的污染物之一。

传统物理、化学方法

含铬废水的处理一般是将六价铬还原为三价铬，使其形成 Cr(OH)3 沉淀去除。含铬废水的传统处理方法根据废水是否回收利用可分为两大类：一类是处理含铬废水，使其达到排放标准，如化学还原法、电解法、二氧化硫还原法等；另一类是处理后废水可以回收利用，有的还可以回收铬酸，如钡盐法、离子交换法、活性炭吸附法等。

上述物理、化学方法对处理含铬废水有一定效果，但在不同程度上存在处理费用高，化学试剂使用量大，易产生二次污染等缺点。目前，用生物法处理含铬废水已得到人们的广泛认可。

化学法（药剂还原法、铁氧体法、铁屑铁粉处理法、钡盐法）、离子交换法、电解法、膜分离法、吸附法

纯种微生物还原法

生物法

指利用具有生物活性或死亡的微生物体或非生物活性的生物质的化学结构和成分特性来吸附水溶液中的铬，再通过两相分离来去除废水中铬的方法。用生物吸附法处理含铬废水成本低，方法简单，操作简便，但目前多处于实验研究阶段，还没有大规模用于生产实践。

指利用处于生长状态的高效功能菌对铬( )Ⅵ 的酶催化还原、菌体代谢产物对 Cr( )Ⅵ 的还原以及菌体对铬 ( )Ⅵ 的静电吸附、络合、絮凝和沉淀等作用，使 Cr( )Ⅵ 转化为 Cr( )Ⅲ 沉淀下来，经固液分离，实现废水净化。这种方法处理含铬废水是在微生物的生长代谢活动过程中完成的。

生物吸附法

国内外的研究重点

纯种微生物还原法

Cr( )Ⅵ 还原菌的分离、筛选

微生物还原 Cr( )Ⅵ 的影响因子

碳源、 pH值、 Cr( )Ⅵ 初始浓度、温度、菌体细胞浓度、溶解氧、共存阴离子、共存重金属离子。

直接机理：酶促机理即微生物体内的某种或某些还酶能催化 Cr( )Ⅵ 还原，这些酶统称为 Cr( )Ⅵ 还原酶。

假单胞菌（ Pseudomonas）、芽孢杆菌（ Bacillus）、肠杆菌（ Enterobacter）等。

Cr( )Ⅵ 的生物还原机制间接机理：指微生物通过其代谢产物与Cr( )Ⅵ 的作用来还原 Cr( )Ⅵ 。

Ackerley 等研究了几种功能蛋白酶对 Cr( )Ⅵ 的还原特性，提出了还原酶催化 Cr( )Ⅵ 还原采取的两种模式，即单电子传递和双电子传递模式，如 ChrR 还原酶通过单电 子传递模式先将 Cr( )Ⅵ 还原为 Cr( )Ⅴ ，再通过双电子传递模式将中间物Cr( )Ⅴ 还原为最终产物 Cr( )Ⅲ 。

许多微生物虽然具有 Cr( ) Ⅵ 还原能力，但生长速度慢，导致铬 ( )Ⅵ 的还

原速率慢，处理周期较长；另外，微生物易受 Cr( )Ⅵ 毒性的影响，很多菌种只

能处理低浓度 Cr( )Ⅵ ，而实际铬污染环境中 Cr( )Ⅵ 的浓度往往超出了这些菌种

所能承受的最大铬 ( )Ⅵ 处理浓度，这就限制了还原菌种在实际铬污染治理中的

应用。因此，筛选获得更多新的高效还原菌很重要； 微生物还原 Cr( )Ⅵ 的机理尚没有定论。目前，虽然对酶的催化转化作用和

代谢产物的还原作用有些认识，但仅局限于对少数菌种的研究，对微生物还原

Cr( )Ⅵ 的机理研究还不够深入 ； 需要对微生物还原 Cr( )Ⅵ 的特性有比较深入全面地了解，从而为有效调控

Cr( ) Ⅵ 的生物还原过程以获取最佳处理效果提供科学依据。

纯种微生物还原法

存在的问题

重点介绍内容

微生物还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理研究

1. Cr( )Ⅵ 还原菌的分离、筛选和鉴定

2. 分离菌 Cr-4 和铜绿假单胞菌 (Pseudomonas aeruginosa)

还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理

3. Fe( )Ⅲ 对异化型铁还原菌——产黄纤维单胞菌

(Cellulomonas flavigena ) 还原 Cr( )Ⅵ 的影响

1. Cr( )Ⅵ 还原菌 Cr-4 的分离、筛选和鉴定

微生物还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理研究

Cr( )Ⅵ 还原菌的分离、筛选

分离源：采取长沙铬盐厂铬渣堆填埋场附近的泥铬渣作为分离源。

菌株

Cr( )Ⅵ 浓度（ mg/L）Cr( )Ⅵ 去除率（%）

时间（ d）

0 1 2 3 4

Cr-1 40 35.72 32.79 26.45 20.36 49.1

Cr-2 40 31.45 25.62 17.47 11.06 72.35

Cr-3 40 34.02 30.25 24.39 18.46 53.85

Cr-4 40 29.56 20.85 14.26 8.32 79.2

Cr-5 40 29.88 24.36 18.54 11.85 70.38

Cr-6 40 34.05 30.75 27.64 21.07 47.32

Cr-7 40 32.68 26.72 20.35 16.28 59.3

Cr-8 40 28.49 22.47 17.48 10.07 74.82

Cr-4菌株对Cr( )Ⅵ 的还原相对最好，因此选取 Cr-4 作为鉴定菌种。

Cr(Ⅵ) 还原菌的鉴定

细胞形态

细胞呈粗大杆状，两端平切、呈竹节状排列 。

微生物还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理研究

2. 分离菌 Cr-4 和铜绿假单胞菌 (Pseudomonas aeruginosa) 还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理

　　当微生物受到一定浓度的重金属影响时，其细胞膜成分和通透性会发生改变，以增强菌体对重金属的抗性。　　某些微生物可以通过运输、结合与转化等方式使细胞内重金属减少、毒性减弱并对重金属产生抗性等生理代谢过程来实现重金属的生物解毒。研究表明，不同类型的微生物具有不同的解毒抗性机制，如真核微生物，主要通过利用金属硫蛋白（metallothionein,MT）螯合体内重金属，以减少破坏性较大的活性游离态重金属的存在；而原核微生物则通过减少重金属的摄取，增加细胞内重金属的排放来控制细胞内金属离子浓度。　　一些菌种能耐高浓度的 Cr( )Ⅵ 就是通过增加 CrO4

2-和 Cr2O72- 的外排，减少菌体

细胞内 Cr( )Ⅵ 富集来加强菌体自身对 Cr( )Ⅵ 的抗性。

微生物对重金属的抗性机制

铜绿假单胞菌（ Pseudomonas aeruginosa PA01）体内位于质粒 pUM505 上的抗Cr( )Ⅵ 基因 ChrA ，真养产碱杆菌（ Alcaligenes eutrophus）体内位于质粒 pMOL28 上的抗 Cr( )Ⅵ 基因 ChrA和 ChrB ，对减少菌体细胞内 Cr( )Ⅵ 的吸收起调控作用。 Alvarez

和 Pimentel 等分别对铜绿假单胞菌（ P. aeruginosa PA01）体内抗性基因 ChrA 的这一调控作用作了进一步研究和证明。 Alvarez 等发现菌体带有含抗 Cr( )Ⅵ 基因 ChrA 的质粒pCR0616 时，其细胞膜外囊富集的 CrO4

2- 量是不含该质粒的菌体的 4倍多。 Pimentel

等发现将含有抗 Cr( )Ⅵ 基因 ChrA 的重组质粒 pEPL1 转移到菌体内加快了菌体对 CrO42-

的外排。

菌体对 Cr( )Ⅵ 的抗性

Cr( )Ⅵ 对菌体细胞生长的影响

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

1.6

0 5 10 15 20 25

时间（h）

细胞生长量（

OD

600）

对照（无Cr(VI)）12.5mg/L Cr(VI)25mg/L Cr(VI)

50mg/L Cr(VI)100mg/L Cr(VI)

125mg/L Cr(VI)

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

1.6

1.8

2

0 5 10 15 20 25

时间（h）

细胞生长量（

OD

600）

0mg/L Cr(VI) 10mg/L Cr(VI)20mg/L Cr(VI) 40mg/L Cr(VI)80mg/L Cr(VI) 100mg/L Cr(VI)

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

10mg/L的 Cr( )Ⅵ 对菌体的生长影响较小；当 Cr( )Ⅵ 浓度为 40mg/L

时，菌体的生长表现出了明显的滞后现象，而当 Cr( )Ⅵ 浓度达到 100mg/L

时，菌体在所测的 24h 内没有出现生长。

当 Cr( )Ⅵ 浓度为 12.5mg/L和 25mg/L 时，细胞生长量与对照（无 Cr( )Ⅵ ）相差较小。在含Cr( )50mg/LⅥ 的培养基中，菌体的生长趋势仍较好，但细胞生长量在实验所侧 24h 内一直低于对照。当Cr( )Ⅵ 浓度达到 100mg/L和 125mg/L 时，细胞生长量明显降低。

菌体还原 Cr(Ⅵ) 的影响因子

碳源的分解代谢 碳源不仅可以为微生物提供必要的营养物质，还可为微生物还原 Cr( )Ⅵ 提供电子体。

有机物的分解代谢过程中，主要通过一组 Krebs循环（ TCA循环）反应序列产生电子传递体。

葡萄糖

苹果酸

琥珀酸

进入 Krebs循环前需被降解转化为丙酮酸

苹果酸和琥珀酸是Krebs循环的中间产物，可以直接进入 Krebs循环参与反应。

苹果酸 + NAD+ 草酰乙酸 + NADH + H+

琥珀酸 + FAD 延胡索酸 + FADH2

NADH给出电子的能力与 FADH2 不相同

苹果酸脱氢酶

琥珀酸脱氢酶

菌体还原 Cr(Ⅵ) 的影响因子

碳源的影响

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L ）

葡萄糖苹果酸琥珀酸

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 20 40 60 80

时间（h）C

r(V

I)浓度（

mg/

L ）

葡萄糖苹果酸琥珀酸

添加苹果酸的效果最好，其次为葡萄糖，最后是琥珀酸。

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

0 10 20 30 40 50 60 70 80

时间（h）

细胞生长量（O

D60

0）

葡萄糖苹果酸琥珀酸

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

1.6

1.8

2

0 10 20 30 40 50 60 70 80

时间（h）

细胞生长量（O

D60

0）

葡萄糖苹果酸琥珀酸

碳源的影响

菌体还原 Cr(Ⅵ) 的影响因子

Cr-4菌体

铜绿假单胞菌

分别添加苹果酸和琥珀酸的培养液其细胞生长量均比添加葡萄糖的培养液高，而根据以上 Cr( )Ⅵ 的还原结果，添加琥珀酸的还原效果反而比添加葡萄糖差。

碳源促进菌体生长时却不一定促进 Cr( )Ⅵ 的还原。碳源对微生物还原 Cr( )Ⅵ 的促进作用的强弱可能与碳源是否适宜作为微生物还原Cr( )Ⅵ 的电子供体更有关。

培养基初始 pH 值的影响

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 20 40 60 80

时间（h）C

r(V

I)浓度（

mg/

L）

pH=4.01

pH=5.02

pH=6.01

pH=7.01

pH=8.02

pH=9.01

pH=10.01

pH=11.01

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60 70 80

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L）

初始pH=4.02 初始pH=5.02

初始pH=6.02 初始pH=7.02

初始pH=8.01 初始pH=9.02

初始pH=10.02 初始pH=11.02

培养基初始 pH为 7.0-11.0 时的还原效果比初始 pH为 4.0-6.0 时的还原效果要好很多。

Cr-4菌体铜绿假单胞菌

菌体还原 Cr(Ⅵ) 的影响因子

菌体还原 Cr(Ⅵ) 的影响因子

Cr( )Ⅵ 初始浓度的影响

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0 12 24 36 48 60 72

时间（h）

Cr(

VI)

浓度

（m

g/L ）

10 mg/L Cr(VI)

20 mg/L Cr(VI)

40 mg/L Cr(VI)

80 mg/L Cr(VI)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0 10 20 30 40 50 60 70 80

时间（h）

Cr(

VI) 浓度（

mg/

L ）

10mg/L Cr(VI)

20mg/L Cr(VI)40mg/L Cr(VI)

80mg/L Cr(VI)

0

20

40

60

80

100

120

10 20 40 80

Cr(VI)初始浓度（mg/L）

Cr(

VI)去除率（

%）

24h 48h 72h

0

20

40

60

80

100

120

10 20 40 80

Cr(VI)初始浓度（mg/L）

Cr(

VI)去除率（

%）

24h 48h 72h

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

菌体还原 Cr(Ⅵ) 的影响因子

菌液接种量的影响

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

0 5 10 15 20 25

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L）

0.5% 1%2% 5%

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 20 40 60 80

时间（h）C

r(V

I)浓度（

mg/

L）

0.5% 1%

2% 5%

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

菌液接种量越多， Cr( )Ⅵ 浓度下降得越快，在相同的时间内 Cr( )Ⅵ 的去除率高。

菌体还原 Cr(Ⅵ) 的影响因子

Zn2+和 Cu2+ 的影响

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 20 40 60 80 100

时间（h）C

r(V

I) 浓度（

mg/

L）

a 组 b 组 c 组d 组 e 组

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 20 40 60 80 100

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L）

a 组b 组c 组d 组e 组

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

注： a组 对照 (无 Zn2+和 Cu2+)， b,c组 25、 100mg/L Zn2+， d,e组 25、 100mg/L Cu2+

25mg/L的 Zn2+ 对分离菌 Cr-4 还原 Cr( )Ⅵ 没有显著影响， 100mg/L的 Zn2+该菌还原Cr( )Ⅵ 产生了抑制作用，而两种浓度的 Zn2+ 对铜绿假单胞菌还原 Cr( )Ⅵ 都有抑制作用。

Cu2+离子对 Cr( )Ⅵ 的还原有显著的促进作用。

细胞生长与 Cr(Ⅵ) 还原的关系

0

10

20

30

40

50

60

0 3 6 12 24 36 48 60 72

时间（h）

Cr(

VI) 浓度（

mg

/L ）

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

1.6

细胞生长量（O

D60

0）

Cr(VI)浓度

细胞生长量

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 3 6 9 12 24 36 48 60 72

时间（h）

Cr(

VI) 浓度（

mg

/L ）

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

0.35

0.4

0.45

细胞生长量（O

D6

00）

Cr(VI)浓度

细胞生长量

Cr-4菌体

铜绿假单胞菌

随着细胞生长量的增加， Cr( )Ⅵ 逐渐被还原，当 Cr( )Ⅵ 还原至较低浓度时，菌体的生长量显著增加。

细胞生长量的变化与 Cr( )Ⅵ 的还原表现出了较好的相关性。二者相互促进。

完整菌体细胞对 Cr(Ⅵ) 的还原

0

10

20

30

40

50

60

0 20 40 60 80 100

时间（h）

Cr(

VI)

/ 总

Cr 浓度（

mg/

L）

Cr(VI) 总铬

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30 40 50 60 70 80

时间（h）

Cr(

VI)

/ 总

Cr 浓度（

mg/

L）

Cr(VI) 总铬

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

Cr( )Ⅵ 浓度逐渐下降，虽然总铬也有所下降，说明菌体对铬有吸附作用，但溶液中总铬浓度的减少比 Cr( )Ⅵ 少得多，说明溶液中 Cr( )Ⅵ 浓度的下降主要是菌体对 Cr( )Ⅵ 的还原作用引起的，而并非菌体的吸附作用引起。

0

10

20

30

40

50

60

70

0 20 40 60 80

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L）

葡萄糖苹果酸

琥珀酸

0

10

20

30

40

50

60

0 20 40 60 80 100

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L）

苹果酸培养代谢液

琥珀酸培养代谢液

葡萄糖培养代谢液

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

培养代谢液对 Cr(Ⅵ) 的还原

含葡萄糖培养菌体 24h 后过滤除菌的培养代谢液对 Cr( )Ⅵ 有较好的还原作用，而含苹果酸或琥珀酸培养菌体 24h 后过滤除菌的培养代谢液中 Cr( )Ⅵ 浓度没有发生明显变化，这说明菌体利用葡萄糖作碳源还原 Cr( )Ⅵ 时，产生了能还原 Cr( )Ⅵ 的代谢产物；利用苹果酸或琥珀酸作碳源还原 Cr( )Ⅵ 时，并没有代谢产物参与 Cr( )Ⅵ 的还原， Cr( )Ⅵ 的还原完全由菌体通过自身的生理活动来完成。

胞内粗酶液对 Cr(Ⅵ) 的还原

0

1

2

3

4

5

6

0 1 2 3 4 5 6

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L）

无电子供体

葡萄糖NADH

0

1

2

3

4

5

6

0 2 4 6 8

时间（h）

Cr(

VI)浓度（

mg/

L ）

无电子供体葡萄糖NADH

胞内粗酶液对 Cr( )Ⅵ 具有还原作用，说明菌体还原 Cr( )Ⅵ 存在酶促机理。

添加葡萄糖或 NADH时 Cr( )Ⅵ 还原得更快，说明二者对粗酶液还原 Cr( )Ⅵ 有一定的促进用。

Cr-4菌体 铜绿假单胞菌

菌体还原 Cr(Ⅵ) 前后的形态变化

Cr-4 菌体

注： (a,b) 为还原 Cr( ) Ⅵ

前， (c,d) 为还原 Cr(Ⅵ)

后

a c

b d

菌体还原 Cr(Ⅵ) 前后的能谱分析

Cr-4 菌体

菌体在培养基初始 pH为 9.0 还原Cr( )Ⅵ ，没有铬峰出现。而菌体在初始 pH

为 7.2 还原 Cr( )Ⅵ 后，有一个弱的铬峰出现，说明菌体在这种 pH条件下还原 Cr( )Ⅵ 时吸附了少部分铬，而且，与还原前的能谱图相比，其 Na峰和 K峰明显减弱，说明菌体可能通过阳离子交换作用吸附了三价铬。

a 还原前菌体b 在培养基初始 pH=9.0 还原50mg/L Cr( )Ⅵ

c 在培养基初始 pH=7.2 还原 50mg/L Cr( )Ⅵ

铜绿假单胞菌

比较还原前后的能谱变化，可以发现还原 Cr( )Ⅵ 后有一个弱的铬峰出现，而相应的钠峰和钾峰有所下降，说明菌体还原 Cr( )Ⅵ 时可能通过阳离子交换作用吸附了少量三价铬。

菌体还原 Cr(Ⅵ) 前后的能谱分析

处理工业废水

0

5

10

15

20

25

30

35

0 20 40 60 80 100 120 140

时间（h）

Cr(

VI) 浓度（

mg

/L）

1组 2组 3组

0

5

10

15

20

25

30

35

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200

时间（h）

Cr(

VI) 浓度（

mg/

L ）

1组 2组 3组

注： 1组 仅加入含 Cr( )Ⅵ 废水， 2组 同时加入液体培养基， 3组 同时加入液体培养基和0.5g湿菌体

对不断补充含 Cr( )Ⅵ 废水但未同时补充液体培养基的试验组，菌体对第一批废水的处理效果较好，但加入第二批废水时，处理效果较差。而对于同时补充液体培养基的试验组，连续处理四批含 Cr( )Ⅵ 废水，其处理效果都较理想。

Cr-4菌株处理含 Cr( )Ⅵ 废水时 Cr( )Ⅵ 的去除效率高于铜绿假单胞菌。 Cr-4菌株最快可在24h完全去除废水中的 Cr( )Ⅵ ，而铜绿假单胞菌最快时也需要36h 。

铜绿假单胞菌

Cr-4菌体

小 结（ 1 ）

分离菌 Cr-4 和铜绿假单胞菌 (Pseudomonas aeruginosa) 还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理

分离菌 Cr-4对 Cr( )Ⅵ 有较好的抗性。在含 Cr( )50mg/LⅥ 的液体培养基中 Cr-4

菌体细胞形态没有受到影响；在含 Cr(Ⅵ)125mg/L 的液体培养基中， 24h内 Cr-4菌体有较明显的细胞生长量。而铜绿假单胞菌对 Cr(Ⅵ) 的抗性比 Cr-4菌体弱。 40mg/L的 Cr( )Ⅵ 对铜绿假单胞菌的细胞形态产生了毒性影响，有部分菌体的细胞形态出现了明显的分裂与穿孔；在 Cr(Ⅵ)浓度为 100mg/L 的液体培养基中，铜绿假单胞菌 24h 内没有出现明显生长。

碳源和培养基初始 pH 对菌体还原 Cr( )Ⅵ 有重要影响。三种外加碳源：葡萄糖、苹果酸和琥珀酸均能明显促进两种菌体对 Cr( )Ⅵ 的还原，其中苹果酸的效果最好，葡萄糖次之，最后为琥珀酸。菌体在培养基初始 pH为 7.0-11.0 时的还原效果明显比培养基初始 pH为 4.0-6.0 时好。

两种菌体在 Cr(Ⅵ)初始浓度为 10-80mg/L范围内，均能有效还原 Cr(Ⅵ) ，但 Cr

(Ⅵ) 去除率随初始浓度升高而降低。在菌液接种量 0.5%-5%范围内，接种量越多， Cr(Ⅵ) 还原越快， Cr(Ⅵ)去除率也越高。

分离菌 Cr-4 和铜绿假单胞菌 (Pseudomonas aeruginosa) 还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理研究

小 结（ 2 ）

Zn2+和 Cu2+ 对两种菌体的影响不同，较低浓度的 Zn2+(25mg/L) 对分离菌 Cr-4

还原 Cr(Ⅵ)没有明显影响，较高浓度的 Zn2+(100mg/L)则有一定的抑制作用。而对铜绿假单胞菌还原 Cr(Ⅵ) ，低浓度的 Zn2+就有较明显的抑制作用。 Cu2+ 的影响与 Zn2+ 不同，低浓度和高浓度 Cu2+都明显促进两种菌体对 Cr(Ⅵ) 的还原。

两种菌体还原 Cr(Ⅵ) 的机理相似。菌体还原 Cr( )Ⅵ 存在酶促机理，且菌体以不同碳源为电子供体还原 Cr( )Ⅵ 时，其机理又不相同。分离菌 Cr-4 和铜绿假单胞菌利用葡萄糖作碳源还原 Cr( )Ⅵ 时，其中有代谢产物对 Cr( )Ⅵ 的间接还原作用，而利用苹果酸或琥珀酸作碳源还原 Cr( )Ⅵ 时， Cr( )Ⅵ 的还原主要通过菌体自身的生理活动来完成，没有代谢产物的作用。

菌体在培养基初始 pH =7.2（分离菌 Cr-4）或 7.0（铜绿假单胞菌）还原Cr( )Ⅵ 时，通过阳离子交换吸附了 Cr( )Ⅲ ，但分离菌 Cr-4 在培养基初始 pH=9.0

还原 Cr(Ⅵ) 时，没有吸附 Cr(Ⅲ) 。

微生物还原 Cr( )Ⅵ 的特性与机理

3. Fe( )Ⅲ 对异化型铁还原菌——产黄纤维单胞菌(Cellulomonas flavigena ) 还原 Cr( )Ⅵ 的影响

异化型铁还原菌

环境中一些微生物利用金属氧化物做呼吸作用的最终电子受体，在氧化有机物或氢气的同时将金属还原，这一过程称为异化金属还原（ Dissimilatory Metal Reduction）过程 。

异化作用与细胞将金属离子摄入而造成金属还原的同化作用不同。以Fe( )Ⅲ 氧化物为例，在同化作用中， Fe( )Ⅲ 还原后被结合进各种细胞成分（如酶、辅酶、磁小体等）；而在异化作用中， Fe( )Ⅲ 被用作电子受体，还原产生的 Fe( )Ⅱ 积聚在细胞外。

对 Fe( )Ⅲ 起异化还原作用的微生物通常被称为异化型铁还原菌。

研究依据

Cr( )Ⅵ 既可以被微生物还原，也可以被化学还原剂如 Fe (П)和 S2- 等还原，而 Fe (П) 可以通过微生物对 Fe( )Ⅲ 的异化还原作用获得。因此，可考虑利用微生物还原 Fe( )Ⅲ 氧化物产生的 Fe (П)来还原 Cr( )Ⅵ ，其还原过程可用

以下方程式表示（以 C3H5O3¯和 Fe(OH)3 的反应为例）：

¾C3H5O3¯+3Fe (OH)3=¾C2H3O2¯+3Fe2++¾HCO3¯+2H2O+5¼OH¯ （ 1）

3Fe2++HCrO4¯+8H2O=3Fe (OH)3+Cr(OH)3+5H+ （ 2）

从以上方程式可以看出，微生物通过氧化有机物将 Fe( )Ⅲ 还原为 Fe( )Ⅱ （方程式（ 1）），生成的 Fe( )Ⅱ 作为还原剂将 Cr( )Ⅵ 还原为 Cr( )Ⅲ ，自身又被氧化为Fe( )Ⅲ （方程式（ 2）），而 Fe( )Ⅲ 又继续被微生物异化还原。这样，反应（ 1）和反应（ 2）可以循环进行，即 Fe (Ш)和 Fe (П) 之间的氧化还原在微生物和Cr( )Ⅵ 的作用下可循环进行， Cr( )Ⅵ 在这一循环过程中不断被还原，用少量的铁就能还原大量的 Cr( )Ⅵ 。同时，若这种异化型铁还原菌本身还能还原 Cr( )Ⅵ ，则Cr( )Ⅵ 的生物还原和化学还原可同时进行，这种双重作用将提高 Cr( )Ⅵ 的还原效率。

产黄纤维单胞菌对 Cr( )Ⅵ 、 Fe(Ш) 的还原

0

2

4

6

8

10

12

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60

时间（h）

Cr(

VI) 浓度（

mg/

L ）

对照（无菌体）

接种菌液

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60

时间（h）

Fe(

II) 浓度（

mg/L）

对照（无菌体）接种菌液

未接种菌液的处理样 Cr( )Ⅵ浓度没发生变化，而接种了菌液的处理样 Cr( )Ⅵ 浓度逐渐下降，这说明产黄纤维单胞菌对 Cr( )Ⅵ 有还原作用。

Fe (П)浓度随时间逐渐升高，说明该菌种能有效的将 Fe(Ш) 还原成 Fe (П)

Fe(Ш)对 Cr( )Ⅵ 还原的影响

0

2

4

6

8

10

12

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60

时间（h）

Cr(

VI) 浓度（

mg

/L）

不加Fe(III)

加三氯化铁

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60

时间（h）

Cr(

VI) 去除率（%）

不加Fe(III)

加三氯化铁

接种菌液且加入 FeCl3

的处理其还原效果更好 ,

Cr( )Ⅵ 的浓度由 10mg/L 下降到 1mg/L 以下， Cr( )Ⅵ

去除率达到 90% 以上；而仅加入菌种无 FeCl3 的处理其 Cr( )Ⅵ 的最终浓度为4.31mg/L， Cr( )Ⅵ 的去除率仅为 56.9% 。

不同形态 Fe(Ш)对 Cr( )Ⅵ 还原效果的影响

0

2

4

6

8

10

12

0 10 20 30 40 50 60 70

时间（h）

Cr(

VI)

浓度（

mg/

L ）不加Fe(III) 加三氯化铁

加赤铁矿 加纤铁矿

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60

时间（h）

Cr(

VI)

去除率（

%）

加三氯化铁 加纤铁矿

加赤铁矿 不加Fe(III)

加入纤铁矿或 FeCl3

时， Cr( )Ⅵ 的还原效果较好，其中 FeCl3 的效果又比纤铁矿更好。加入赤铁矿的处理其对Cr( )Ⅵ 的还原比纤铁矿和FeCl3差 ，与不加入任何 Fe

(Ш) 的处理（ 58.4%）无明显差异。

不同形态的三价铁氧化物在异化型铁还原菌还原 Cr( )Ⅵ

中所起的作用有差异 。

不同形态 Fe(Ш)对 Cr( )Ⅵ 还原效果的影响

0

2

4

6

8

10

12

14

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60

时间（h）

Fe(I

I) 浓度（

mg/

L）

加三氯化铁 加纤铁矿

加赤铁矿 无Fe(III)

加入纤铁矿或FeCl3 的处理其溶液中的Fe (П)浓度有升高的趋势，而加入赤铁矿时 Fe (П)

浓度变化不大，这说明微生物对赤铁矿中 Fe( )Ⅲ 的还原极少。

Cr( ) Ⅵ 、 Fe(Ш) 初始浓度对 Cr( )Ⅵ 还原的影响

Cr( ) Ⅵ 初始浓度

（ mg/L）

Fe(Ш) 初始浓度

（ mg/L）

Cr( ) Ⅵ 最终 浓度

（ mg/L）

Fe(П) 最终 浓度

（ mg/L）

Cr( ) Ⅵ 去除率（%）

5 5 0.87 3.41 82.60

5 10 0.45 6.23 91.00

5 30 0.26 12.64 94.80

10 5 1.86 3.15 81.40

10 10 1.02 8.62 89.80

10 30 0.57 11.59 94.3

30 5 8.39 2.97 72.03

30 10 6.02 7.65 79.93

30 30 3.78 12.72 87.4

在相同 Cr( )Ⅵ 初始浓度下，随着 Fe(Ш)初始浓度的升高，即Fe(Ш)/ Cr( )Ⅵ 初始浓度比增大时， Cr( )Ⅵ 的去除率也相应提高。

Fe( )Ⅲ 对异化型铁还原菌——产黄纤维单胞菌 (Cellulomonas flavigena ) 还原 Cr( )Ⅵ 的影响

小 结

产黄纤维单胞菌对 Fe( )Ⅲ 和 Cr( )Ⅵ 具有还原作用。添加 Fe(Ш) 对产黄纤维单胞菌还原 Cr( )Ⅵ 有促进作用，能加快菌种对 Cr( )Ⅵ 的还原，提高Cr( )Ⅵ 的去除率。

不同形态的 Fe(Ш) 对还原效果的影响有差异。添加纤铁矿和 FeCl3 能促进菌种对 Cr( )Ⅵ 的还原，但添加赤铁矿对菌体还原 Cr( )Ⅵ 无明显促进作用。

在不同的 Cr( ) Ⅵ 、 Fe(Ш)初始浓度下， Cr( )Ⅵ 的去除率有所不同。当Fe(Ш) /Cr( )Ⅵ 的初始浓度比较高时， Cr( )Ⅵ 的去除率也相对较高。

产黄纤维单胞菌还原处理 Cr( )Ⅵ 的过程中， pH 的变化与 Cr( )Ⅵ 浓度变化趋势的还原较为一致， pH 的变化在一定程度上反映了菌体的还原活动。

三、化学修复

1 相关概念

• 原位修复• 异位修复

重金属污染土壤原位清洗技术示意图

图中： 1－污染土壤； 2－干净土壤； 3－需化学萃取处理的土壤；4－粉碎机； 5－传送带； 6－湿洗机； 7－处理水； 8－矿石筛；9－选筛； 10－重金属回收； 11－水力旋流器； 12－过滤器；13－螺旋分离器； 14－化学萃取搅拌器； 15－框板压滤机； 16－压滤液储存器； 17－电解槽； 18－萃取液投加装置 .

异位化学萃取修复重金属污染土壤工艺图

4 结论（ 1）

(1) 化学萃取和化学改良技术是两种可以被广泛运用的重金属污染土壤的修复技术；

(2)EDTA 在化学萃取实验中对各种土壤中的重金属都表现出了良好的萃取能力，是一种高效的土壤重金属萃取剂，适合运用于由非岩屑组成、非农用土壤的修复；

(3)EDTA 对土壤中重金属的萃出受土壤本身 pH 值的影响，酸性过强的土壤容易使 EDTA 发生质子化而沉淀下来，从而降低其萃取能力；

(4)HCl 对土壤中 Cd 表现出了比较好的萃出效果，可以考虑用于 Cd

污染土壤的修复，但 HCl 由于对土壤营养结构具有破坏性，并容易造成二次污染，一般不用于农用土壤的修复；

(5)柠檬酸对土壤中的 Pb 、 Cd 、 Mn 等重金属表现出了良好的萃取能力，由于来源广泛、价格便宜，并且对土壤的破坏作用小，适合运用于单一或复合重金属污染土壤的化学萃取修复( 如湘潭锰矿尾矿的修复 ) ；

(6)乙二酸对土壤中的 Cu 和 Zn 表现出了良好的萃取能力，但对土壤中 Pb 和 Cd 的萃取能力差，可以考虑用于单一 Cu 或 Zn

污染土壤的化学萃取修复；

(7) 生物表面活性剂能降低土壤颗粒的表面张力，从而提高土壤重金属的可萃出性，但由于价格昂贵，可以考虑作为一种添加剂来提高普通萃取剂对土壤重金属的萃取能力；

4 结论（ 2）

4结论（ 3）

(8) 化学萃取修复的修复效果受所修复土壤质地的影响，粘土比砂土对重金属有更强的结合力使得被结合的重金属更难于被解吸下来，从而难以取得高的重金属萃出率．

(9) 在化学萃取时，土壤中腐殖酸的组成和含量影响重金属的可萃出性，主要因为腐殖酸的络合作用活化或固定了土壤中的重金属，当腐殖酸促进土壤中活性重金属成分增加时，有利于重金属的萃出．

(10) 一些相关模型的运用有助于化学萃取工艺优化设计．

4结论（ 4）(12)腐殖酸对土壤重金属活性的影响随土壤理化性质、重金属种类不

同而不同，实验中，腐殖酸对永州铜矿山和衡阳车江铜矿土壤中Pb 和 Cd 的形态分布的影响比较大，腐殖酸的添加有望降低土壤中 Pb 和 Cd 的生物活性， Cu 和 Zn 受腐殖酸的影响比较小；

(13) 从污染物的短期效应来看，在土壤中施加有机质有望降低污染土壤的危险性，但前题是土壤中重金属形态的变化受其它因素的影响比较小，在酸性强的土壤中施加有机质有可能使得一些形态的重金属的活化得到加强，具有一定的生态风险性；

(14) 尾矿污染土壤是一个复杂的多相体系，它具有与理想土壤不同的特性，一些采用理想试验方法所得出的试验结论并不一定适合于尾矿污染土壤，在向土壤中施加改良剂时需要分析其风险性。

5 讨论（ 1）

（ 1 ）虽然化学萃取 (清洗 ) 技术在欧洲已经被研究认为是一种可以被广泛运用的重金属污染土壤修复技术，并且第一个大型的土壤化学清洗技术 1992年已经在美国成功地运用，但国内的研究几乎为空白，滞后的研究原因之一是化学萃取修复技术的高成本．在美国，用化学萃取技术每处理 1t 土壤需要花费 120 到 200美元，相比较而言改良技术的成本每吨仅 100美元左右；

（ 2 ）化学改良技术由于廉价、运用简单、对轻度重金属污染土壤有一定的修复效果，在国内外已经被广泛的运用．但是化学改良剂 ( 如有机肥 ) 的不恰当施用往往对土壤中的重金属有活化作用，反而会增加重金属污染的生态风险性，所以施用前风险评价研究是必要的；

谢谢大家！