鈍化膜水解菌篩選及其協(xié)同零價鐵去除Cr(VI)的研究

(紹興文理學(xué)院 生命科學(xué)學(xué)院，浙江 紹興 312000)

我國是鉻鹽生產(chǎn)大國,鉻(Cr)及其化合物廣泛應(yīng)用于印染、電鍍、制革和冶金等行業(yè),由此產(chǎn)生大量的鉻渣[1].鉻渣的無序堆放和不恰當(dāng)處置造成了嚴(yán)重的土壤和地下水污染,從而影響動植物生長,威脅人體健康[2].因此有效治理土壤和地下水中的鉻污染是一項(xiàng)非常緊迫的工作.

鉻的處理技術(shù)主要有光催化還原、膜分離、電化學(xué)、吸附、生物修復(fù)和化學(xué)還原等[3].光催化還原法的特點(diǎn)是清潔、無二次污染,但在實(shí)際處理過程中，由于電子與空穴復(fù)合效率偏高導(dǎo)致對光能的利用率偏低[4].膜分離技術(shù)效率高，裝置簡單,處理后的出水可直接循環(huán)利用；但該技術(shù)不能直接去除鉻,往往需要對廢水進(jìn)行預(yù)處理或者與其他方法聯(lián)用,同時膜污染問題也有待解決[5].電化學(xué)法產(chǎn)生的污泥量少,無須長期消耗化學(xué)試劑,但是需要外加電源,因此能耗大且成本高[6].吸附法具有很好的選擇性,但吸附容量低,只適合處理低濃度的含鉻廢水,難以在工業(yè)化生產(chǎn)中應(yīng)用[7].生物修復(fù)技術(shù)成本低、環(huán)境友好,但是反應(yīng)速率不高,單一微生物在環(huán)境中難以成為優(yōu)勢菌發(fā)揮作用[8].

化學(xué)還原法反應(yīng)迅速且操作簡便,是水中鉻處理最典型的方法[9].它是利用化學(xué)還原劑將毒性高的Cr(VI)還原為毒性低的Cr(III),再以沉淀的方式從水中去除[10].其中零價鐵因其具有廉價易得、反應(yīng)效率高以及可去除多種污染物等優(yōu)點(diǎn),近些年被廣泛應(yīng)用于Cr(VI)的處理[11].但鐵在制備和除污過程中,由于空氣氧化會形成一層氧化膜,覆蓋在零價鐵的表面形成鈍化膜,從而阻止了零價鐵與污染物的進(jìn)一步反應(yīng)，減少其活性位點(diǎn)[12].

目前，主要采用化學(xué)和物理的方法來緩解零價鐵鈍化問題，包括酸洗和氫氣或硼氫化鈉還原[13]、電化學(xué)法[14]、 超聲法[15]以及磁場法[16].以上方法因成本高、反應(yīng)速率低以及產(chǎn)生二次污染等未能廣泛應(yīng)用于實(shí)際污染的治理中.微生物修復(fù)是一種環(huán)境友好、成本低的處理技術(shù)，若能采用具有產(chǎn)酸能力的微生物來水解零價鐵表面的Fe(II)/Fe(III)氧化膜，則可有效消除鈍化作用，釋放零價鐵活性位點(diǎn)，提高零價鐵的還原能力，且不產(chǎn)生二次污染.但是，目前利用微生物解決零價鐵表面鈍化膜的研究非常少.

基于上述背景，本研究擬利用具有產(chǎn)酸能力的微生物來水解零價鐵表面的鈍化膜，以提高零價鐵的反應(yīng)速率.首先篩選具有水解鈍化膜能力的微生物，優(yōu)化水解條件，在此基礎(chǔ)上考察微生物對零價鐵去除Cr(VI)過程的加速作用，并分析水解菌協(xié)同零價鐵去除水中Cr(VI)的機(jī)理.

1 實(shí)驗(yàn)材料與儀器

1.1 菌種

菌種Shewanellaoneidensis(ATCC 700550)、Shewanelladecolorationis(JCM 21555)和Shewanelladecolorationis(MCCC 1A11454)購買于中國海洋微生物菌種保藏中心,活化后保存為LB斜面.菌種Lysinibacillussp.VKM B-713、Lysinibacillussp.JLT12、Morganellamorganiisubsp、BacteriumL9和SerratiamarcescensstrainSW-4分離于城市污水廠厭氧處理單元，鑒定后保存于LB斜面.上述菌種分別標(biāo)記為菌1—菌8.

1.2 試劑與儀器

重鉻酸鉀 (K2Cr2O7) 購于上海金聯(lián)精細(xì)化工廠，零價鐵購于上?；瘜W(xué)試劑采購供應(yīng)站，其余試劑均購于國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司.采用日本電子株式會社(JEOL)的JSM-6360LV型掃描電子顯微鏡觀察顆粒形貌,并用英國牛津 X-act能譜儀進(jìn)行元素分析.采用美國Leeman公司Prodigy xp電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀 (ICP-AES) 測定溶液中的總鉻(Cr).

2 鈍化膜水解菌的篩選實(shí)驗(yàn)

配置濃度為50 mg/L的K2Cr2O7營養(yǎng)鹽培養(yǎng)基,分裝于24瓶250 mL錐形瓶中,每瓶100 mL.營養(yǎng)鹽配方如下:葡萄糖為10 g/L,NaHCO3為2.5 g/L,NH4Cl為0.25 g/L,KCl為0.1 g/L,NaCl為0.1 g/L,MgCl2·6H2O為0.2 g/L,KH2PO4為0.04 g/L,酵母粉為1 g/L.營養(yǎng)鹽培養(yǎng)基于115 ℃滅菌20 min.無菌條件下向100 mL營養(yǎng)鹽培養(yǎng)基中加入0.2 g零價鐵,將24瓶錐形瓶分為8組,每組3個平行,分別接入2 mL菌1—菌8新鮮種子液進(jìn)行實(shí)驗(yàn),以此時為實(shí)驗(yàn)起點(diǎn).實(shí)驗(yàn)0 h時,搖勻后取樣2 mL,于8 000 r/min離心10 min,采用二苯碳酰二肼分光光度法測定上清液中Cr(VI)的初始濃度C0.之后,分別將錐形瓶于厭氧(通N2驅(qū)氧、靜置)、缺氧(靜置)及好氧(150 r/min震蕩)三種條件下30 ℃培養(yǎng)48 h;每隔24 h取樣2 mL,測定溶液的pH值,且于8 000 r/min離心10 min后,測定上清液中Cr(VI)含量.采用下式計算去除率:

Cr(VI)去除率=(C0-Ct)/C0×100%.

(1)

其中C0和Ct分別為0 h和t時刻測得的Cr(VI)的濃度.

實(shí)驗(yàn)所選菌種分別協(xié)同零價鐵去除水中Cr(VI)的結(jié)果如圖1所示.由圖1可見，好氧條件下,菌5協(xié)同零價鐵去除Cr(VI)的去除率明顯高于其他7株菌種,可達(dá)到100%;缺氧條件下,菌5、菌6和菌8協(xié)同零價鐵去除Cr(VI)的去除率達(dá)到100%;厭氧條件下,菌1和菌3協(xié)同零價鐵去除Cr(VI)的去除率達(dá)到100%.但是據(jù)報道,兼性和厭氧條件下,反應(yīng)以微生物還原為主[18],而好氧條件下除了吸附,可能存在微生物對鈍化膜的水解作用.故選擇菌5(Lysinibacillussp.JLT12)為目標(biāo)菌種,進(jìn)行水解菌協(xié)同零價鐵去除水中Cr(VI)條件優(yōu)化實(shí)驗(yàn).與厭氧還原菌相比,水解菌不要求嚴(yán)格的厭氧環(huán)境,在好氧和缺氧環(huán)境中都有較高的水解效率,適應(yīng)性強(qiáng).

3 水解菌協(xié)同零價鐵去除水中Cr(VI)條件優(yōu)化

碳源和氮源是微生物生長發(fā)育的重要營養(yǎng)來源，其主要作用是為微生物的生長代謝提供能量.利用水解菌的產(chǎn)酸作用去除零價鐵表面鈍化膜時,水解菌培養(yǎng)基中的碳源、氮源和溶液的pH值對水解菌的生長、產(chǎn)酸能力有顯著影響,進(jìn)而影響水解菌的協(xié)同作用效果.因此，本研究對培養(yǎng)基中的碳源、氮源和pH值進(jìn)行優(yōu)化,以獲得對Cr(VI)的最佳去除效果.

3.1 不同碳源及濃度的影響

在100 mL培養(yǎng)基 +2 mL新鮮水解菌種子液+0.2 g零價鐵中,分別加入等量且相同濃度(5 g/L)的葡萄糖、乙酸鈉、蔗糖和可溶性淀粉作為碳源,于30 ℃、150 r/min震蕩培養(yǎng)48 h,每24 h取樣,離心測定上清液中Cr(VI)的含量,研究不同碳源對Cr(VI)去除率的影響.

不同種類的碳源及濃度對Cr(VI)去除率的影響見圖2.由圖2(a)可見,不添加碳源體系中的Cr(VI)去除率最低,而葡萄糖體系中的Cr(VI)去除率最高.此外,碳源濃度同樣影響Cr(VI)的去除效率,葡萄糖體系的最佳濃度為8 g/L,見圖2(b).

3.2 不同氮源及濃度的影響

在100 mL培養(yǎng)基+2 mL新鮮水解菌種子液+0.2 g零價鐵中,分別加入等量且相同濃度(5 g/L)的酵母粉、蛋白胨和氯化銨作為氮源,于30 ℃、150 r/min震蕩培養(yǎng)48 h,每24 h取樣,離心測定上清液中Cr(VI)的含量,研究不同氮源對Cr(VI)去除率的影響.

圖1 不同條件下菌種協(xié)同零價鐵去除Cr(VI)的效率對比

圖2 不同碳源及濃度的影響

圖3 不同氮源及濃度的影響

不同種類的氮源及濃度對Cr(VI)去除率的影響見圖3.由圖3(a)可見,當(dāng)酵母粉作為氮源時,48 h時Cr(VI)的去除效率可以達(dá)到100%；而酵母粉的最佳添加量為10 g/L,見圖3(b).3.3pH值的影響

在100 mL培養(yǎng)基 +2 mL新鮮水解菌種子液+0.2 g零價鐵體系中,調(diào)節(jié)其pH值分別為4、5、6、7和8,于30 ℃、150 r/min震蕩培養(yǎng)48 h,每24 h取樣,離心測定上清液中Cr(VI)的含量,研究不同pH值對Cr(VI)去除率的影響.

不同pH值對Cr(VI)去除率的影響見圖4.由圖4可見,pH值范圍在6～8之間時,體系中Cr(VI)的去除率均較高,其中pH=7時效率最高.

3.4 討論

Banerjee等[18]直接利用從含Cr廢水中分離出的Rhodococcuserythropolis還原Cr(VI),分別

圖4 不同pH值對Cr(VI)去除率的影響

研究了碳源、pH值、溫度、初始Cr(VI)濃度、底物和氧氣對Cr(VI)去除效率的影響.研究結(jié)果表明：當(dāng)葡萄糖作為碳源時,R.erythropolis的生長受到抑制,推測Cr(VI)會影響葡萄糖的代謝,而小分子量的碳源,如乳酸則不受Cr(VI)的影響.Cr(VI)初始濃度小于30 mg/L時,R.erythropolis對其去除率為100%,大于30 mg/L后,Cr(VI)的去除效率降低,推測較大初始濃度的Cr(VI)對微生物的生長及還原能力產(chǎn)生了抑制作用.氧氣、pH值和溫度對R.erythropolis還原也有影響,轉(zhuǎn)速為100 r/min、pH=5.0、溫度為28 ℃時,Cr的去除率最高.

在本研究所選的幾種碳源中，葡萄糖是Lysinibacillussp.JLT12生長和產(chǎn)酸的最佳碳源；而且當(dāng)體系中的pH值為7.0時，Cr(VI)的去除效率最高，這可能與微生物類型有關(guān).Lysinibacillussp.JLT12協(xié)同零價鐵去除Cr(VI)的效率高于已報道的R.erythropolis,表明微生物與化學(xué)聯(lián)合法可以顯著提高Cr(VI)的去除效率.

4 水解菌協(xié)同零價鐵去除水中Cr(VI)的動力學(xué)分析

4.1 一級、二級動力學(xué)分析

Ct/C0=exp(-k1t);

(2)

Ct=C0/(1+k2C0t).

(3)

式中:Ct為t時刻上清液中Cr(VI)的濃度；C0為0時刻上清液中Cr(VI)的濃度；k1和k2分別為一級和二級反應(yīng)動力學(xué)常數(shù)；R1和R2分別為一級和二級反應(yīng)動力學(xué)方程擬合系數(shù).

圖5為一級和二級反應(yīng)動力學(xué)方程擬合曲線.由圖5(a)可見,當(dāng)溶液中Cr(VI)的初始濃度為110 mg/L時,Lysinibacillussp.JLT12協(xié)同零價鐵體系可以顯著提高Cr(VI)的去除率,反應(yīng)72 h后,溶液中剩余Cr(VI)的濃度為22 mg/L,去除率為80%,而單一的零價鐵和Lysinibacillussp.JLT12體系對Cr(VI)去除效率分別為23.5%和51.9%,兩者之和小于80%,表明Lysinibacillussp.JLT12和零價鐵共存時,對Cr(VI)去除不僅僅是簡單的疊加作用,還存在協(xié)同促進(jìn)作用.

湯潔等[19]利用鐵屑和腸埃希氏菌在厭氧條件下協(xié)同還原去除Cr(VI),鐵屑微生物還原去除Cr(VI)的最佳pH值為5.8,當(dāng)Cr(VI)的初始濃度分別為30 mg/L、40 mg/L和50 mg/L時,反應(yīng)Cr(Ⅵ)去除率分別為52%、31%和24%,即腸埃希氏菌受Cr(VI)較高濃度毒性影響還原能力減弱.而本研究中當(dāng)Cr(VI)的初始濃度為110 mg/L時，零價鐵和微生物的協(xié)同作用可以去除80%的Cr(VI).Lsinibacillussp.JLT12在好氧條件下對Cr(VI)有更強(qiáng)的吸附能力.

圖5 一級和二級反應(yīng)動力學(xué)方程擬合曲線

對該動力學(xué)過程以一級和二級動力學(xué)方程進(jìn)行擬合,結(jié)果如表1所示.對零價鐵和Lysinibacillussp.JLT12獨(dú)立作用體系而言,二級動力學(xué)方程的擬合結(jié)果更好；而對Lysinibacillussp.JLT12與零價鐵協(xié)同作用體系而言,一級動力學(xué)方程的擬合結(jié)果更好,說明兩者共存時作用機(jī)理有所改變.一級動力學(xué)和二級動力學(xué)的擬合結(jié)果均顯示,協(xié)同作用體系的反應(yīng)速率較單獨(dú)作用體系有顯著提高.許多研究成果均表明,零價鐵還原Cr(VI)的過程更符合二級動力學(xué)方程[1,11],且反應(yīng)速率與剩余Cr(VI)濃度的二次方成正比；而協(xié)同作用時反應(yīng)速率與剩余Cr(VI)濃度成正比.

4.2 偽一級、二級動力學(xué)分析

dq/dt=kα(qe-q);

(4)

dq/dt=kβ(qe-q)2.

(5)

式中:dq和dt分別為吸附量與時間的變化量；kα和kβ分別為偽一級和偽二級反應(yīng)動力學(xué)常數(shù)；Rα和Rβ分別為偽一級和偽二級反應(yīng)動力學(xué)方程擬合系數(shù).

偽一級和偽二級動力學(xué)方程的擬合曲線見圖6,擬合數(shù)據(jù)見表2.由圖6和表2可見,偽一級和偽二級動力學(xué)方程對Cr(VI)去除過程的擬合結(jié)果均比較好,相關(guān)系數(shù)R2>0.98.擬合結(jié)果也表明,Lysinibacillussp.JLT12存在時,零價鐵對Cr(VI)的去除量有很大的提高,飽和去除量由14.83 mg/g,提高至18.49 mg/g.推測Lysinibacillussp.JLT12可以水解零價鐵表面的鈍化膜,提高零價鐵對Cr(VI)的去除效率.

5 水解菌協(xié)同零價鐵去除水中Cr(VI)機(jī)理研究

配置100 mL濃度為400 mg/L的K2Cr2O7培養(yǎng)基,添加0.2 g零價鐵,接種2 mL新鮮水解菌種子液，于30 ℃震蕩培養(yǎng)72 h.每隔12 h取樣測定pH值和Cr(VI)含量,采用ICP-AES法分析總Cr含量.采用Ferrozine法測定Fe(II)含量[17],經(jīng)鹽酸羥胺還原后測定總鐵含量,計算Fe(III)含量.培養(yǎng)液取樣,8 000 r/min離心10 min,棄去上清液,冷凍干燥后得到零價鐵、微生物以及微生物/零價鐵混合物. 采用SEM觀察鐵和微生物的微觀結(jié)構(gòu),結(jié)合EDS能譜分析其元素組成.

圖6 偽一級和偽二級反應(yīng)動力學(xué)方程擬合曲線

5.1 pH值變化

Lysinibacillussp.JLT12體系和Lysinibacillussp.JLT12-零價鐵體系在去除Cr(VI)的過程中pH值逐漸降低(圖7),反應(yīng)環(huán)境酸性增強(qiáng),說明微生物在新陳代謝過程中會產(chǎn)生酸性物質(zhì),而這些酸性物質(zhì)降低了系統(tǒng)內(nèi)的pH值.在Lysinibacillussp.-零價鐵協(xié)同去除Cr(VI)的體系中,pH值的降低有利于零價鐵表面氧化膜和沉淀等的溶解,提高零價鐵的還原活性,這也是協(xié)同作用pH值降低速率比微生物單獨(dú)作用慢的原因.而在還原鐵粉單獨(dú)作用的體系中,可能因?yàn)楦g產(chǎn)氫等原因,其pH值在實(shí)驗(yàn)過程中有所上升并最終趨于穩(wěn)定.在Lysinibacillussp.-零價鐵協(xié)同作用體系中反應(yīng)過程pH值的變化,證實(shí)了微生物能夠促進(jìn)零價鐵表面氧化膜和沉淀的溶解.

圖7 還原過程中pH值變化分析

2Cr3++3Fe2++8H2O(l);

(6)

2Cr3++3Fe2++8H2O(l);

(7)

Cr3++3Fe3++4H2O(l);

(8)

Cr3++3Fe3++4H2O(l);

(9)

(1-x)Fe3++xCr3++3H2O(l)→

CrxFe1-x(OH)3(s)+3H+;

(10)

(1-x)Fe3++xCr3++2H2O(l)→

CrxFe1-xOOH(s)+3H+.

(11)

從上述反應(yīng)方程可以看出,零價鐵還原Cr(VI)是消耗H+的過程,H+的存在一方面可以促進(jìn)反應(yīng)(6)～(9)的發(fā)生,另一方面抑制反應(yīng)(10)～(11)的發(fā)生,減少鈍化膜的產(chǎn)生,進(jìn)一步提高Cr(VI)的去除效率.

5.2 Fe(II)/Fe(III)含量變化

在零價鐵體系與Lysinibacillussp.JLT12-零價鐵體系中，它們各自反應(yīng)過程中Fe(II)和Fe(III)含量隨時間變化的情況如圖8所示.在零價鐵體系中,隨著反應(yīng)的進(jìn)行,Fe(II)和總Fe的含量一直增加,表明零價鐵被腐蝕，發(fā)生還原反應(yīng);而Fe(III)的變化不太穩(wěn)定,可能由于該過程伴隨著Fe(III)的生成和形成Fe(OH)x沉淀.而在Lysinibacillussp.JLT12-零價鐵體系中,由于微生物胞外聚合物的吸附以及Fe(OH)x的絮凝作用,溶液中Fe(II)和Fe(III)的含量較低.

5.3 Cr(VI)/Cr(III)含量變化

圖9為還原過程Cr(VI)與Cr(III)含量變化情況.由圖9(a)可知,在零價鐵單獨(dú)作用去除Cr(VI)的過程中，部分Cr(VI)轉(zhuǎn)化為Cr(III),總鉻含量幾乎沒有變化,而且轉(zhuǎn)化速率逐漸減小并趨于穩(wěn)定,在這一過程中零價鐵對Cr的固定作用不明顯.在微生物去除Cr(VI)過程中,由于固定或吸附等作用使總鉻的含量減少,如圖9(b)所示.而在Lysinibacillussp.JLT12-零價鐵協(xié)同去除Cr(VI)過程中,不僅總鉻含量減少,還有大量的Cr(VI)被轉(zhuǎn)化為Cr(III),大大降低了毒性,見圖9(c).對比可知,微生物對于零價鐵還原Cr(VI)具有明顯的促進(jìn)作用,同時還可以實(shí)現(xiàn)Cr的固定.目前關(guān)于微生物提高零價鐵還原Cr(VI)效率的報道較少,但物化法的研究結(jié)果表明,微生物提高零價鐵還原能力的主要作用是促進(jìn)零價鐵的腐蝕,釋放Fe(II)[3].

5.4 SEM-EDS分析

SEM分析表明：

在零價鐵反應(yīng)體系中,隨著反應(yīng)的進(jìn)行,零價鐵表面出現(xiàn)了腐蝕.在反應(yīng)0 h和24 h時,零價鐵表面的元素主要是Fe.反應(yīng)48 h時零價鐵表面檢測到O元素,表明生成了FeO與Fe2O3等腐蝕產(chǎn)物.但是其表面始終未檢測到Cr,說明并未有大量的Cr沉積到鐵粉表面,零價鐵對Cr無明顯的吸附作用.

在Lysinibacillussp.JLT12反應(yīng)體系中,Lysinibacillussp.JLT12主要是棒狀桿菌.隨著反應(yīng)的進(jìn)行,Lysinibacillussp.JLT12的形態(tài)并未發(fā)生明顯改變,生長狀況良好,未受Cr(VI)的毒害,能夠適應(yīng)污染環(huán)境.反應(yīng)24 h、48 h和72 h時微生物表面的元素主要為Fe、O和S,并檢測到大量Cr,表明微生物對Cr具有固定作用;研究表明該固定作用主要是來自微生物表面所分泌的胞外聚合物對Cr的吸附作用[18].

在Lysinibacillussp.JLT12-Fe體系中,隨著反應(yīng)的進(jìn)行, 零價鐵表面出現(xiàn)了腐蝕, 腐蝕程度比還原鐵粉體系嚴(yán)重,微生物生長狀況良好;在48 h和72 h,在體系表面檢測到Cr,即有大量的Cr沉積到鐵粉和微生物表面.協(xié)同作用一方面可以水解零價鐵表面的鈍化膜,促進(jìn)零價鐵腐蝕；另一方面有利于零價鐵與Cr的接觸，提高其還原固定Cr(VI)的能力.這與動力學(xué)分析結(jié)果一致.

圖8 還原過程中Fe(II)與Fe(III)含量變化

圖9 還原過程Cr(VI)與Cr(III)含量變化分析

零價鐵加入含Cr(VI)溶液后,溶解產(chǎn)生的Fe(II)因擴(kuò)散速度慢會累積在鐵粉表面,消耗H+的同時使得溶液中的負(fù)離子(如OH-和CrO42-)遷移并富集于零價鐵表面.隨著反應(yīng)的進(jìn)行,溶液中鐵粉表面附近的電解質(zhì)濃度達(dá)到飽和,使以鐵氧化物或鐵鉻氧化物的形式沉積在鐵粉表面形成一層膜,即鈍化膜[3].本研究中Lysinibacillussp.JLT12緩解零價鐵鈍化的機(jī)理有以下兩點(diǎn):一是產(chǎn)生H+,阻止鐵鉻氧化物的生成；二是相對于鐵粉,微生物分泌的胞外聚合物更容易吸附鐵鉻氧化物,阻止了鈍化膜沉積于零價鐵表面.

6 結(jié)論

綜上所述,在參加實(shí)驗(yàn)的菌種中,Lysinibacillussp.JLT12在好氧條件下可以顯著提高零價鐵對Cr(VI)的去除效率.實(shí)驗(yàn)中，當(dāng)溶液中的葡萄糖濃度為8 g/L、酵母粉濃度為10 g/L、pH=7時,Lysinibacillussp.JLT12協(xié)同零價鐵去除Cr(VI)的效果最好. 在Lysinibacillussp.JLT12添加前后, 零價鐵對Cr(VI)的最大去除量由14.83 mg/g提高至18.49 mg/g.pH值分析表明Lysinibacillussp.JLT12是一株產(chǎn)酸菌,因此具有水解鈍化膜的能力.SEM-EDS的分析結(jié)果表明,Lysinibacillussp.JLT12可以促進(jìn)零價鐵表面腐蝕,吸附固定Cr,阻止鈍化膜的形成.而零價鐵對Cr的固定能力較弱.考慮到含Cr(VI)廢水中有機(jī)物含量可能比較少,后續(xù)擬添加為微生物提供營養(yǎng)的緩釋營養(yǎng)鹽.