土壤鉻（VI）污染及微生物修復研究進展

王鳳花，羅小三，林愛軍，*，李曉亮

1.北京化工大學環境科學與工程系，北京100029

2.中國科學院生態環境研究中心 土壤環境研究室，北京100085

3.中國科學院廈門城市環境研究所 城市生態健康與環境安全研究中心，廈門361021

4.環境保護部環境規劃院，北京100012

土壤是重要的環境要素之一，是人類賴以生存與發展的重要自然資源和整個陸地生態系統賴以存在的基礎.“健康”的土壤對于農業可持續發展和人類的生存非常重要（林愛軍等，2007），但隨著工業的快速發展，越來越多的污染物進入土壤環境并超過土壤環境的最大容許量，引起土壤環境污染，如金屬礦藏的開發利用使大量重金屬進入土壤環境，從而導致土壤重金屬污染.在引起土壤環境污染的金屬元素中，鉻（Cr）是較為突出的一種，Cr污染對動植物和人體都存在極大的生態風險和健康風險.我國是世界上鉻鹽的主要生產國家，主要采用有鈣焙燒的方法生產鉻鹽，在生產過程中產生了大量的鉻渣，并引起了鉻渣堆積場地的Cr污染，特別是一些企業由于環保原因被關閉，大量堆積的鉻渣和污染土壤處于無人管理的狀態，這進一步加劇了土壤環境的Cr污染.盡管目前我國已經投資對鉻渣進行了統一治理，并預計到2012年基本治理完畢，但是Cr污染土壤問題仍將長期存在.因此，尋找科學、合理、經濟的土壤Cr污染治理方法已成為土壤環境工作者努力探究的問題之一.除鉻渣引起的土壤Cr污染外，電鍍、鞣革等行業的廢水排放也引起了部分土壤的Cr污染，此類土壤多是農田土壤污染，土壤中的Cr易于通過食物鏈進入人體，因此也急需探討相關的土壤Cr污染控制措施.

1 土壤中的Cr及其污染來源

土壤中的重金屬Cr主要來自原生母巖（劉培桐，1995），由于成土母質不同，Cr的分布也不同，根據黎彤地殼元素豐度表，Cr在地殼中的豐度為0.011%，我國土壤中Cr元素平均豐度為61×10-6，美國為54×10-6（趙倫山和張本仁，2001）.一般而言，污染土壤中的Cr主要來自以下幾個方面：1）鉻鹽生產排放的鉻渣引起的堆積場地周圍土壤污染.目前國內主要采用有鈣焙燒工藝生產鉻鹽，每生產1噸鉻鹽就要排出2.5~3噸鉻渣，我國鉻鹽年產量達30多萬噸，并呈快速上升趨勢，由鉻渣引起的土壤Cr污染不容忽視.以原天津同升化工廠為例，該廠鉻渣堆放區周圍的土壤中，Cr含量高達581~7060mg·kg-1，遠遠超過國家土壤三級標準的臨界值300mg·kg-1，超標率最高達78倍（孟慶恒等，2007）.2）大氣沉降引起的土壤Cr污染，即大氣中的Cr經過干濕沉降進入土壤，主要來源于能源、運輸、冶金和建筑材料生產產生的氣體和粉塵. 3）制革、印染、鍍鉻等行業污染排放及污水灌溉引起的土壤Cr污染.如制革工業中Cr的利用率僅為60%~70%，廢液中殘存達25%~30%；在浸亮廢水中Cr的濃度高達10000~50000mg·L-1.4）農用化學物質施用引起的土壤Cr污染.一些化學肥料以及施入農田的一些污泥、煤泥、土壤改良劑等通常也含有Cr，長期施用可引起農田Cr的積累.例如在我國制革行業中達到廢水完全處理的企業不足20%，致使廢水中2~40g·kg-1的Cr沉積于污泥中，這些污泥大多數置于郊外農田周圍，其中有近10%的污泥施用于農田，進而造成土壤Cr污染.目前我國土壤Cr污染問題非常突出，其中尤以鉻渣堆積場地的Cr污染土壤問題更為嚴重.

2 Cr在土壤中的形態及Cr（VI）的毒性

2.1 Cr在土壤中的形態

圖1 土壤中Cr（III）和Cr（VI）的轉化（李晶晶和彭恩澤，2005）Fig.1 The transformation between Cr（III）and Cr（VI）in soil

Cr在自然界中最常見的價態是Cr（III）和Cr（VI）（Park and Jang,2002;李天然，1996）.土壤中Cr（VI）通常以CrO42-和Cr2O72-形式存在，被土壤膠體吸附較弱，具有較高的活性，對生物的毒害作用較強；而 Cr（III）主要以 Cr（H2O）63+、Cr（H2O）2+、CrO2+形式存在，極易被土壤膠體吸附或形成沉淀，活性較低（Sarangi and Krishnan,2008），對生物的毒害作用相對較輕.Cr在土壤中的遷移轉化主要由氧化還原反應、沉淀、溶解、吸附和解吸等物理、化學過程決定（圖1），一般而言Cr（VI）在環境中易于在生物和化學的作用下通過還原反應轉化為Cr（III），而 Cr（III）在自然條件下很難轉化為 Cr（VI）.在Cr（VI）向Cr（III）的轉化過程中土壤的類型、空隙率、含水率等對Cr的遷移轉化有很大影響.如李桂菊（2004）試驗表明，不同質地土壤中Cr的遷移能力有顯著差異，依次為：輕壤>中壤>重壤.

2.2 Cr（VI）的毒性

2.2.1 Cr（VI）對人體和水生生物的毒性

Cr（VI）對人體的危害較大，因人體吸收途徑不同，中毒癥狀也不同.研究表明，某些Cr（VI）的化合物被發現在體內具有致癌作用（Boddu et al., 2003;孟慶恒等，2007），Cr一般先以Cr（VI）的形式滲入人畜細胞，然后在細胞內還原為Cr（III）而構成“終致癌物”，并可與細胞內大分子相結合，引起遺傳密碼的改變，進而引起細胞的突變和癌變.

Cr（VI）對水生生物的生長、繁殖等生理活動亦有明顯影響.Venugopal和Reddy（1992）報道Cr（VI）可抑制魚體中乳酸脫氫酶、琥珀酸脫氫酶、蘋果酸脫氫酶和異檸檬酸脫氫酶等呼吸代謝酶的活性.Goodale等人（2008）的研究表明，隨著鉻酸鈉濃度的增加，可引起青鳉魚細胞內染色體畸變，染色單體損傷和改變.

2.2.2 Cr（VI）的植物毒性

植物體內Cr主要來自根系吸收，濃度范圍大約為0.2~1.0mg·kg-1（陳懷滿，1996）.與其他金屬元素類似，進入植物體內的Cr對植物的毒性機理可能包括以下兩個方面：一是大量的Cr進入植物內干擾了離子間原有的平衡系統，造成正常離子的吸收、運輸、滲透和調節等方面的障礙，從而使代謝過程紊亂；二是較多的Cr進入植物體內后，能夠與核酸、蛋白質和酶等大分子物質結合，使其改變生物活性或活性降低.研究表明，低濃度的Cr即可對小麥產生毒害（韓陽等，2005），1mg·L-1Cr（VI）溶液即會抑制小麥生長，10mg·L-1處理時，生長受到抑制達50%，20mg·L-1和50mg·L-1時，生長受到抑制分別達66%和90%以上；小麥嚴重受害時表現為葉片變黃，出現鐵銹狀黃色斑點，根變細，整個植株生長受到抑制以至最后枯死.在土培實驗中，當土壤中Cr（VI）為50mg·kg-1時，水稻生長開始受影響，且減產10%，受害的水稻植株變矮，葉片狹窄，葉色枯黃，分蘗減輕，葉鞘呈黑褐色，根系潰爛且細短而稀疏，生長嚴重受抑（韓陽等，2005）.

2.2.3 Cr（VI）對微生物的毒性

微生物在土壤生態系統物質循環與養分轉化過程中起著十分重要的作用，但當土壤中Cr的含量達到一定程度時，就會抑制微生物的生長代謝作用，嚴重時可致其死亡.長期定位試驗表明，當土壤中Cr含量為80mg·kg-1時，可使藍綠藻固氮活性降低50%，其數量亦有明顯的降低（陳懷滿，1996）.Cr極易同一些生物大分子如酶的活性中心，以及給電子基團如蛋白質上的巰基、核酸上的堿基、磷酸酰基等結合，導致這些生物大分子失活，最終引起生物個體的病變和死亡.此外，Cr進入生物體后極易在生物體內積累，并和金屬硫蛋白、類金屬硫蛋白和小分子量的配體如甘氨酸、牛磺酸等結合，進而對微生物產生毒害（何寶燕等，2007）.

3 Cr（VI）污染土壤的微生物修復

3.1 Cr（VI）污染土壤的修復技術

相對于Cr（VI），Cr（III）毒性較低，對環境影響較小，且在自然條件下Cr（VI）易于被還原為Cr（III），而Cr（III）難以轉化為Cr（VI），因此土壤Cr（VI）污染的修復機制通常有兩種：一是改變Cr（VI）在土壤中的存在形態，將Cr（VI）還原為Cr（III），降低其在環境中的遷移能力和生物可利用性；二是將Cr從被污染土壤中清除（常文越等，2007）.因此，Cr（VI）污染土壤的修復技術主要有：固定化/穩定化法（S/S）、化學還原法、化學清洗法、電動修復、植物修復及微生物修復等（紀柱，2008）. Meegoda等（1999）應用 S/S技術，進行了治理 Cr（VI）污染土壤的小規模實驗，即將Cr（VI）污染土壤挖出后與一定的硅土混合，從而實現Cr的固定化/穩定化，處理前土壤Cr含量0.2~2.6%，淋濾液Cr（VI）濃度大于30mg·L-1，處理后淋濾液Cr（VI）濃度低于5mg·L-1，但該方法需將土壤挖掘出，成本較高，處理效果也有待進一步提高.1988~1991年間，美國工程人員采用化學清洗法處理俄勒岡州一個電鍍廠造成的土壤Cr（VI）污染，4年內地下水 Cr（VI） 平均濃度從 1923mg·L-1下降到65mg·L-1（Mckinley et al.,1992）.化學清洗法雖然費用較低，操作人員無需直接接觸污染物，但僅適用于砂壤等滲透系數大的土壤，且引入的清洗劑易造成二次污染（Wang et al.,1989）.

目前研究較多的還有電動修復和植物修復方法.孟凡生和王業耀（2005）對電動修復Cr（VI）污染土壤進行了實驗室研究，試驗選用重鉻酸鉀作為污染物，其最初濃度為100mg·kg-1，試驗過程中施加1 DCV·cm-1的恒定電壓，運行48h，結果表明電動修復可以有效去除土壤中的Cr（VI），效率可達81%.但電動修復技術通常采用的是均勻電場，隨著時間的增加，修復效率迅速降低同時能耗急劇增加.雖然植物修復是目前重金屬污染土壤的一種新興修復技術，但在植物提取作用中的超累積植物多數生長緩慢，生物量小，很難進行機械操作，所以往往耗時較長，而且目前發現的Cr超積累植物較少，還需要進行深入研究.

3.2 土壤Cr（VI）污染的微生物修復

3.2.1 微生物修復

微生物修復是指在人為強化的條件下，利用自然環境中的土著微生物或人為投加的外源微生物的代謝活動，對環境中的污染物進行轉化、降解與去除的方法（羅義和毛大慶，2003）.與物理、化學、植物修復相比，微生物修復的安全性、非破壞性和經濟性等優點，使其成為最具有前途的污染土壤修復技術之一.雖然微生物不能降解重金屬，但它們能通過自身的生理代謝活動影響土壤物理化學過程，同時改變重金屬的化學性質，減少重金屬的毒害.用微生物治理重金屬污染主要是利用微生物的兩種作用：一是通過微生物的吸附、代謝達到對重金屬消減、凈化作用和固定作用；二是通過微生物改變重金屬的化學形態，使重金屬固定或生物可利用性降低，減少重金屬的危害.

土壤Cr（VI）污染的微生物修復是利用土壤中的土著微生物或經馴化的特定微生物，通過將Cr（VI）還原為Cr（III），達到降低Cr的移動性和毒性等目的（周加祥和劉錚，2000）.目前已分離出多種對Cr（VI）有還原作用的菌種，如硫酸鹽還原菌（Sulfate-Reducing Bacteria）（Li et al.,1994;Smith and Gadd,2000;汪 頻 等 ，1993）、 大 腸 桿 菌（Escherichia coli）（Shen and Wang,1994）、陰溝桿菌（Enterobacter cloacae）（Komori et al.,1990）、假單胞菌屬（Pseudomnonas）（Park et al.,2000）等.

微生物修復技術可分為原位修復技術和異位修復技術，其中原位修復技術工藝路線和處理過程相對簡單，不需要復雜的設備，處理費用相對較低，且被處理的土壤不需搬運，對周圍環境影響和生態風險較小.例如，Sttephen（1992）將取自巴爾的摩港淤泥的厭氧硫酸鹽還原菌，在培養基中培養、馴化，使之耐堿和耐高濃度Cr（VI），在含鉻渣的土壤填埋場中鉆一批灌注井和抽提井，先將稀鹽酸水溶液從灌注井注入填埋場，從抽提井抽出送至盛有細菌及培養液的生物反應器，Cr（VI）還原后，將含細菌的反應完成液經灌注井注入填埋場，細菌即逐漸將填埋場內Cr（VI）原位還原.對于不含鉻渣僅含水溶性Cr（VI）的土壤，由于其pH近于中性，用細菌治理的速度將快得多.吳淑杭等（2007）從土壤中分離篩選出6株具有Cr（VI）還原能力的硫酸鹽還原菌（Sulphate-Reducing Bacteria, SBR），部分微生物在Cr（VI）為50mg·L-1的培養基中培養1d后即可完全使Cr（VI）轉化為Cr（III）.該研究還表明這些菌株同樣可以有效地將污染土壤中Cr（VI）轉化為Cr（III），降低了土壤中Cr的植物有效性和毒性，尤其以混合菌液轉化率效率更高，2d后Cr（VI）的轉化率為43%，10d后Cr（VI）的轉化率達75.3%.毛暉等人（2006）采用培養方法研究了厭氧土壤環境下土壤微生物對鉻礦渣中Cr（VI）的還原，發現在土壤微生物作用下，其中的Cr（VI）和Fe（III）同樣可以作為電子受體而被還原，該方法可以使鉻礦渣中的Cr（VI）污染在較短時間內完全除去.

3.2.2 微生物修復技術的優缺點

與傳統的污染土壤治理技術相比，微生物修復技術的主要優點是：二次污染較??；處理形式多樣，操作相對簡單，可進行原位處理；對環境的擾動較小且不破壞植物生長所需要的土壤環境；與物理、化學方法相比，修復費用較低等.但微生物修復Cr（VI）污染的土壤也有一定的缺陷，一方面土壤Cr（VI）含量太高時，微生物修復不能很好的發揮作用.吳淑杭等人（2007）的研究表明，當初始Cr（VI）為50mg·L-1時，菌株Wn-1 1d后Cr（VI）的轉化率達100%，初始Cr（VI）為100mg·L-1時，Cr（VI）的轉化率為46.9%，初始Cr（VI）為200mg· L-1時，Cr（VI）的轉化率僅有23.1%.即初始Cr（VI）濃度過高會抑制該菌株對Cr（VI）的還原能力.另一方面，微生物活性與溫度、氧氣、水分、pH等環境條件的變化有關，因此微生物修復技術受各種環境因素的影響較大.常文越等人（2007）的實驗表明，溫度對Cr（VI）還原過程有顯著影響，在一定的溫度范圍內，Cr（VI）的還原效果隨溫度升高而增強，如對于浸出Cr（VI）為55.73 mg·L-1的土壤，在10℃下處理10d可使有效Cr濃度降低到51.76mg·L-1，20℃下可使有效 Cr濃度降至29.22mg·L-1，25℃下可使有效 Cr濃度降至12.02mg·L-1，30℃下可使有效 Cr濃度降至8.47mg·L-1.pH值和有機質含量對Cr（VI）還原過程也有不同程度的影響.第三，某些微生物只能對特定的污染物起作用，用于現場修復的微生物可能存在競爭不過本土微生物以及難以適應環境問題而導致修復效果不理想.第四，微生物體內吸收的污染物可能會因為微生物代謝或死亡等原因又釋放到環境中.另外，與物理、化學方法相比較，這一技術治理污染土壤所需時間相對較長（郜紅建等，2004）.

3.3 微生物修復方法的機理

土壤微生物是土壤中的活性膠體，具有比表面積大、帶電荷和代謝活動旺盛等特性，對土壤重金屬元素的化學形態影響很大.受Cr污染的土壤中，往往存在多種耐Cr的真菌和細菌，它們可通過多種作用方式影響土壤中Cr的毒性.

3.3.1 微生物對Cr離子的生物固定

微生物對Cr的生物固定作用主要表現在胞外絡合、胞外沉淀以及胞內積累3種作用方式上.由于微生物對重金屬具有很強的吸附性能，Cr離子可以沉積在細胞的不同部位或結合到胞外基質上，或被輕度螯合在可溶性或不溶性生物多聚物上，降低Cr的移動性和生物可利用性.一些微生物如動膠菌、藍細菌、硫酸鹽還原菌以及某些藻類，能夠產生具有大量陰離子基團的胞外聚合物如多糖、糖蛋白等，與重金屬離子形成絡合物.研究表明，酵母菌在運輸Cr時，需先把體內作為能量貯備源的糖類和蛋白質等生物大分子分解為小分子，此過程與體外H+的運輸和體內陽離子的釋放相耦合，產生能量并向體外運輸小分子蛋白或其他小分子生物物質，作為Cr（VI）的還原物和結合物，降低Cr的毒性，使鉻-生物物質附著于細胞表面，并進一步把Cr運輸進體內（何寶燕等，2007）.

微生物的細胞壁在生物吸附重金屬離子的過程中起著重要作用.細胞壁的特殊結構，在很大程度上決定著微生物對重金屬離子的吸附能力，如細胞壁的多孔結構使活性化學配位體在細胞表面合理排列，使細胞易于與金屬離子結合.同時，微生物細胞的細胞壁上存在著許多種官能團，這些官能團中氮、氧、磷、硫原子可作為配位原子重金屬離子配位絡合.細胞外多糖在某些微生物吸附重金屬離子的過程中也有一定的作用.

3.3.2 微生物對Cr（VI）的還原

部分土壤微生物能夠改變金屬存在的氧化還原形態，將高價金屬離子還原成低價態，使金屬的毒性消失或降低.土壤中分布著多種可以使鉻酸鹽和重鉻酸鉀還原的微生物，如產堿菌屬（Alcaligenes spp.）、芽孢桿菌屬（Bacillus Cohn）、棒桿菌屬（Corynebacterium Lehmann and Neumann）、腸桿菌屬（Enterobacter）等，這些菌能將高毒性的Cr（VI）還原為低毒性的Cr（III），從而達到修復土壤Cr污染的目的.肖偉等（2008）、Puzon等（2002）研究表明細菌體內的生理還原劑或還原酶可將體內的Cr（VI）還原，降低Cr的毒性.而何寶燕等（2007）的研究則表明，細胞能分泌酰胺和蛋白等大分子物質將高毒性狀態的Cr（VI）還原為Cr（III），增強其生物可利用性，且蛋白可作為離子主動運輸的載體，協助細胞內外的離子交換，促進Cr的生物富集.

3.4 提高微生物修復Cr污染土壤效果的措施

3.4.1 篩選高效還原微生物，提高菌株的Cr還原能力

為了提高微生物修復Cr的效果，應加強微生物解毒Cr（VI）機理的研究，通過遺傳工程從現有的性能較好的菌種中開發出高效的新菌種；此外，還應開發耐高堿、高鹽及高鉻的高效Cr還原菌，因為制革廢物處置不當引起的高pH值土壤中Cr（VI）污染越來越嚴重（Kamaludeen et al.,2003）.瞿建國等人（2005）從土壤中分離篩選出幾株抗Cr（VI）的硫酸鹽還原菌（SBR），能在Cr（VI）濃度為800mg·L-1的培養基中生長，其中2-S-8菌株在Cr（VI）濃度為72mg·L-1的培養基中生長36h后，培養基中的Cr（VI）全部消失，結果表明高毒的Cr（VI）可被2-S-8還原成低毒的Cr（III）.韓懷芬等人（2003）篩選出5株能還原Cr（VI）的菌種，并且微生物之間的協同培養可以提高Cr（VI）還原的效率，協同培養還原Cr的最佳pH為6~8，在此pH下，Cr（VI）還原的效率可達到100%.Michael等人（2008）從華盛頓Soap Lake中篩選出一株為鹽單胞菌屬的抗Cr（VI）的菌.該菌株能在pH=9的堿性厭氧條件下，以醋酸鹽為電子受體還原Cr（VI）.

3.4.2 創造良好的土壤環境，充分利用土著微生物與外來微生物的協同關系

創造良好的土壤環境，可以充分利用土著微生物和外來微生物的協同關系，使微生物的修復效果達到最佳.微生物修復的實質就是在微生物生長繁殖的過程中還原土壤中的Cr（VI），要使微生物修復效果達到最佳，就必須為其創造良好的生長環境.土壤的營養物質、溫度、濕度、pH值和通氣狀況等因素都會對微生物的生長繁殖產生重要的影響，因此應根據微生物生長的影響因素尋求最佳的修復條件.常文越等人（2007）在25℃、投加2%的還原菌和5%的有機質，保持土壤初始pH值的條件下，進行較佳還原條件下的實驗，結果表明，在上述條件下施用該菌劑1個月后，對于浸出液Cr（VI）濃度范圍從10~55mg·L-1的污染土壤，Cr（VI）的還原效果都可達到90%以上，土壤浸出液中Cr（VI）濃度已經降低至0.75mg·L-1以下，即在條件適宜時，該菌劑對低濃度的污染土壤中的Cr（VI）具有很好的還原解毒作用.徐衛華等人（2007）的實驗結果表明，施入稻草可以促進Cr（VI）的還原，加快土壤中Cr（VI）和有效態Cr含量的降低；同時實驗還探討了稻草對Cr（VI）污染土壤微生物活性的影響，結果表明施入稻草的土壤呼吸強度和微生物數量均比未施稻草的土壤高，即增施稻草對緩解Cr（VI）對土壤微生物的抑制作用有一定的效果.

3.4.3 植物與微生物的聯合修復

已有研究表明微生物可以影響植物對Cr的吸收，一定條件下接種微生物可以在一定程度上提高植物對重金屬的吸收，而且已經在實驗室和小規模的修復中取得了良好的效果（Wu et al., 2006;Zaidi et al.,2006）.在土壤和微生物共生環境中，微生物可將土壤有機質和植物根系分泌物轉化為小分子物質為自身利用，同時這些小分子物質可能會對土壤中的重金屬起到活化作用（張學洪等，2006）；微生物的代謝也可以分泌釋放一些質子、酶、鐵載體等物質（施積炎等，2004），對土壤中重金屬也有活化作用.另外，微生物還有很強的氧化還原能力，微生物可對Fe、Mn氧化物進行還原，使其吸收的重金屬被釋放出來（Glick, 2003）.在重金屬污染的土壤中加入適量的硫，微生物可把硫氧化成硫酸鹽，降低土壤pH值，提高重金屬的活性，通過植物的吸收作用，達到土壤凈化的效果（Grichko et al.,2000）.

真菌可以通過分泌氨基酸、有機酸以及其他代謝產物溶解土壤中的Cr，進而可以促進植物對Cr的吸收（張學洪等，2006）.孟慶恒等人（2007）篩選出4株對Cr（VI）的清除率大于50%的土著菌株，并與玉米幼苗組合，對Cr進行微生物-植物聯合修復試驗，結果表明，在Cr濃度為100mg·L-1的條件下，具有明顯降低培養液中Cr（VI）濃度的效果，污染物清除率可達70%.Rajkumar等人（2006）在Cr污染區分離到兩種促進菌株 Pseudomnonas sp. PsA4和Bacillus sp.Ba32，這兩株菌都能產生鐵載體，都能溶解磷，接種這兩種菌均能促進印度薺菜地上部、根及活力指數的增長，提高Cr（VI）的吸收率.

隨著對Cr污染土壤生物修復技術的研究深入，人們認識到單獨的植物修復或者單獨的微生物修復在土壤Cr修復過程中都會受到不同條件的限制，而將植物與微生物聯合應用于土壤Cr污染的治理比單獨運用其中一種更能發揮出生物修復的優勢（白淑蘭等，2004）.

4 Cr污染土壤微生物修復的發展趨勢和展望

采用物理化學技術修復Cr污染土壤，不僅費用昂貴，難以大規模用于污染土壤的改良，而且常常導致土壤結構破壞、土壤生物活性下降和土壤肥力退化等問題.微生物修復技術作為一門新興的、高效的生物修復技術已被科學界認可和選用，其在污染土壤修復中將扮演越來越重要的角色.盡管微生物法治理Cr（VI）土壤污染已經取得了一定的成果，但仍有許多不足之處需克服.首先要徹底摸清受污染土壤的類型和污染程度，才能采取有針對性的微生物修復措施.其次，要深入進行Cr（VI）生物修復機理的相關研究，對菌體還原Cr（VI）的動力學特性進行分析、模擬，并借助分子生物技術和基因工程技術，找出Cr（VI）還原菌菌體中的有效基因，構建基因工程菌.在獲得對Cr（VI）還原能力較強的微生物后，如何利用此微生物進行菌劑的生產和應用也需要深入的研究，如如何克服還原微生物和土著微生物的競爭，如何利用還原微生物進行相關反應器的開發，尤其是連續操作的反應器的開發等.此外，在生物修復過程中，還需要加強污染物的生態化學過程的量化數學模型、生態風險及安全評價的研究，建立相關的監測與評價指標體系，這對于指導不同地區的微生物修復實踐以及對于微生物修復技術的發展與完善都具有重要的意義.

Bai S L,Fang Y W,Zhao C J.2004.Advance in the research on mycorrhizae in mitigating heavy metalpollution and its prospect［J］.Ecology and Environment,13（1）:92-94（in Chinese）

Boddu V M,Abburi K,Talbot J L,Smith E D.2003.Removal of hexavalent chromium from wastewater using a new composite chitosan biosorbent［J］.Environmental Science and Technology, 37:4449-4456

Chang W Y,Chen X D,Wang L.2007.Experimental study on conditions of chromium（VI）-contaminated soil remediation by aboriginal microbe［J］.Environmental Protection Science,33（1）: 877-879（in Chinese）

Chen H M.1996.Soil-Plant System of Heavy Metal Pollution［M］.Beijing:Science Press,126-163（in Chinese）

Fude L,Harris B,Urrutia M M,Beveridge T J.1994. Reduction of Cr（VI）by a consortium of sulfate-reducing bacteria（SRB）［J］.Applied Environmental Microbiology,60（5）:1525-1531

Gao H J,Jiang X,Chang J,Wang D C,Zhao Z H,Bian Y R. 2004. Effects of root exudates in the bioremediation of contaminated soils［J］.Chinese Journal of Ecology,23（4）:135-139（in Chinese）

Glick B R.2003.Phytoremediation:synergistic use of plants and bacteria to clean up the environment［J］.Biotechnology Advances, 21（5）:383-393

Goodale B C,Walter R,Pelsue S R,Thompson W D,Wise S S,Winn R N,Mitani H,Wise J P Sr.2008.The cytotoxicity and genotoxicity ofhexavalentchromium in medaka（Oryzias latipes）cells［J］.Aquatic Toxicology,87:60-67

Grichko V P,Filby B,Glick B R.2000.Increased ability of transgenic plants expressing the bacterial enzyme ACC deaminase to accumulated Cd,Co,Cu,Ni,Pb and Zn［J］.Journal of Biotechnology,81（1）:45-53

Han H F,Pu F L,Qiu J P.2003.The study in the bio-remediation of chromium contaminated soil［J］.Energy Environmental Protection,（2）:17-20（in Chinese）

Han Y,Li X M,Zhu Y S.2005.Environmental Pollution and Plant Function［J］.Chemical Industry Press,70-90（in Chinese）

He B Y,Yi H,Peng H,Ye S H,Yang F,Qing H M,Zhang N.2007.Cell physiology metabolism and morphology study of chromium biosorption by yeast［J］.Environment Science,28（1）: 194-198（in Chinese）

JiZ.2008.Remediation ofSoilContaminated by Chromium［M］.Inorganic Chemicals Industry,40（2）:47-49（in Chinese）

Kamaludeen S P,Megharaj M,Naidu R,Singleton I,Juhasz A L,Hawke B G,Sethunathan N.2003.Microbial activity and phospholipid fatty acid pattern in long-term tannery wastecontaminated soil［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety, 56:302-310

KomoriK,RivasA,Toda K,Ohtake H.1990.Biological removal of toxic chromium using an Enterobacter cloace strain that reduces chromate under anaerobic conditions［J］.Biotechnology and Bioengineering,35:951-954

Li G J.2004.Chrome remove and transformation in plant and soil［J］.China Leather,33（5）:30-34（in Chinese）

Li J J,Peng E Z.2005.Summarization on the existing form and transferring rules of chromium in soil［J］.Industrial Safety and Environmental Protection,31（3）:31-32（in Chinese）

LiT R.1996.SoilEnvironmentalChemistry［M］.Beijing: Higher Education Press,126-130（in Chinese）

Lin A J,Zhang X H,Su Y H,Hu Y,Cao Q,Zhu Y G. 2007.Chemical fixation of metals in soil using bone char and assessment of the soil genotoxicity［J］.Environment Science,28（2）:233-237（in Chinese）

Liu P T.1995.Introduction to Environmental Science（Edition II）［M］.Beijing:Higher Education Press,124-125（in Chinese）

Luo Y,Mao D Q.2003.Biological remediation of contaminated environment and its progress［J］.Journal of Liaoning University（Natural Science Edition）,30（4）:29-80（in Chinese）

Mao H,Zhou L N,Qu D.2006.The preliminary study on the chrome slag treated by microbial iron reduction［J］.Acta Agriculturae Boreali-Occidentalis Sinica,15（2）:164-166（in Chinese）

Mckinley W S,Pratt R C,McPhillips L C.1992.Cleaning up chromium［J］.Civil Engineering,62（3）:69-71

Meegoda J N,Kamolpornwijit W,Vaccari D A,Ezeldin A S, Noval B A,Mueller R T,Santora S.1999.Remediation of chromium-contaminated soils:bench scale investigation［J］.Practice Periodical of Hazardous Toxic Radioactive Waste Management,3（3）:124-131

MengQ H,FuS,ZhangH J,PengB.2007.Preliminary assaying on distribution ofmicrobesin Crpolluted soiland selection of Cr accumulative strains［J］.Journal of Agro-Environment Science,26（2）:472-475（in Chinese）

Meng Q H,Liu W J,Zhao D F.2007.Preliminary study on union remediation of chromium by endemic microbe and maize［J］.Journal of Agro-Environment Science,26（5）:1870-1873（in Chinese）

Michael R,Vanengelen M R,Peyton B M,MormileM R, Pinkart H C.2008.Fe（III）,Cr（VI）,and Fe（III）mediated Cr（VI）reduction in alkaline media using a halomonas isolate from Soap Lake,Washington［J］.Biodegradation,19:841-850

Park C H,Keyhan M,Wielinga B,Fendorf S,Matin A.2000. Purifcation to homogeneity and characterization of a novel Pseudomonas putida chromate reductase［J］.Applied Environmental Microbiology,66:1788-1795

Park S J,Jang Y S.2002.Pore structure and surface properties of chemically modifed activated carbons for adsorption mechanism and rate of Cr（VI）［J］.Colloid and Interface Science,249: 458-463

Puzon G J,Petersen J N,Roberts A G,Kramer D M,Xun L. 2002.A bacterial favin reductase system reduces chromate to a soluble chromium（III）-NAD+complex［J］.Biochemistry Biophysics and Research Communications,294:76-81

Qu J G,Shen R X,Xu B X,Li F D.2005.The preliminary study on the sulfate-reducing bacteria reducing Cr（VI）［J］. Journal of East China Normal University（Natural Science Edition）,（1）:106-109（in Chinese）

Rajkumar M,Nagendran,Lee K J,Lee W H,Kim S Z.2006. Influence of plant growth promoting bacteria and Cr6+on the growth of Indian mustard［J］.Chemosphere,62:741-748

Sarangi A,Krishnan C.2008.Comparison of in vitro Cr（VI）reduction by CFEs of chromate resistant bacteria isolated from chromate contaminated soil［J］.Bioresource Technology,99: 4130-4137

Shen H,Wang Y T.1994.Modeling hexavalent chromium reduction in Escherichia coli 33456［J］.Biotechnology and Bioengineering, 43（4）:293-300

Si J Y,Chen Y X,Lin Q,Wang Y P.2004.The influence of root exudates and microbe on heavy metal activity in contaminated soil［J］.China Environmental Science,24（3）:316-319（in Chinese）

Smith W L,Gadd G M.2000.Reduction and precipitation of chromate by mixed culture sulphate-reducing bacterial biofilms［J］.Journal of Applied Microbiology,88:983-991

Sttephen.1992.Bioremediation of chromium（VI）contamination solid residues［P］.US,5155042

Venugopal N B R K,Reddy S L N.1992.Nephrotoxic and hepatotoxic effects of hexavalent and trivalent chromium in a fresh water teleost Anabas scandens,biochemical and environmental changes［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety,24:287-293

Wang F S,Wang Y Y.2005.Study on electrokinetic remediation of soilspolluted by chromium ［J］.EnvironmentalScience and Technology,28（4）:27-29（in Chinese）

Wang P,Li D F,Liu D J.1993.Study on removing hexavalent chromium by sulfate-reducing bacteria（SRB）［J］.Environmental Science,14（6）:1-4（in Chinese）

Wang P,Tsukasa M,Kohya K,Masanori S,Kiyoshi T,Hisao O.1989.Isolation and characterization of an enterobacter cloacae strain that reduces hexavalent chromium under anaerobic conditions［J］.Applied and Environmental Microbiology,55:1665-1669

Wu S C,Cheung K C,Luo Y M,Wong M H.2006.Effects of inoculation of plant growth-promoting rhizobacteria on mental uptake by Brassica juncea［J］.Environmental Pollution,140: 124-135

Wu S H,Zhou D P,Lu W G,Jiang Z F,Xu Y T.2007. Remediation of hexavalent chromium -contaminated soil by sulphate-reducing bacteria ［J］.Journal of Agro-Environment Science,26（2）:467-471（in Chinese）

Xiao W,Wang L,Li Z K,Zhang S W,Ren D M.2008. Mechanismsand enzymatic charactersofhexavalentchromium reduction by bacillus cereus S5.4［J］.Environmental Science,29（3）:751-755（in Chinese）

Xu W H,Liu Y G,Liu X F,Fan T,Min Z Y,Zhang W. 2007.Effects of rice straw on the speciation of chromium and microbialactivity in soil［J］.JournalofHuman University（Natural Sciences）,35（7）:64-67（in Chinese）

Zaidi S,Usmani S,Singh B R,Musarrat J.2006.Significance of Bacillus subtilis SJ-101 as a bilinoculant for concurrent plant growth promotion and nickelaccumulation in Brassica juncea［J］.Chemosphere,64:991-997

Zhang X H,Luo Y P,Huang H T,Liu J,Zhu Y N,Zeng Q F..2006.Leersia hexandra Swartz:a newly discovered hygrophyte with chromium hyper-accumulator properties［J］.Acta Ecologica Sinica,26（3）:950-952（in Chinese）

ZhaoL S,ZhangB R.2001.Geochemistry［M］.Beijing: Geological Press（in Chinese）

Zhou J X,Liu Z.2000.Recent developments in the remediation of chromium-contaminated soil［J］.Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,14:52-56（in Chinese）

中文參考文獻

白淑蘭,房耀維,趙春杰.2004.菌根技術在重金屬污染修復中的研究與展望［J］.生態環境,13（1）:92-94

常文越,陳曉東,王磊.2007.土著微生物修復鉻（VI）污染土壤的條件實驗研究［J］.環境保護科學,33（1）:877-879

陳懷滿.1996.土壤-植物系統中的重金屬污染［M］.北京:科學出版社,126-163

郜紅建,蔣新,常江,王代長,趙振華,卞永榮.2004.根分泌物在污染土壤生物修復中的作用［J］.生態學雜志,23（4）: 135-139

韓懷芬,蒲鳳蓮,裘娟萍.2003.生物法修復鉻污染土壤的研究［J］.能源環境保,（2）:17-20

韓陽,李雪梅,朱延姝.2005.環境污染與植物功能［J］.化學工業出版社,70-90

何寶燕,尹華,彭輝,葉錦韶,楊峰,秦華明,張娜.2007.酵母菌吸附重金屬鉻的生理代謝機理及細胞形貌分析［J］.環境科學,28（1）:194-198

紀柱.2008.鉻污染土壤的修復［J］.無機鹽工業,40（2）:47-49

瞿建國,申如香,徐伯興,李福德.2005.硫酸鹽還原菌還原Cr（VI）的初步研究［J］.華東師范大學學報（自然科學版）,（1）:106-109

李桂菊.2004.鉻在植物及土壤中的遷移與轉化［J］.中國皮革,33（5）:30-34

李晶晶,彭恩澤.2005.綜述鉻在土壤和植物中的賦存形式及遷移規律［J］.工業安全與環保,31（3）:31-32

李天然.1996.土壤環境化學［M］.北京:高等教育出版社, 126-130

林愛軍,張旭紅,蘇玉紅,胡瑩,曹青,朱永官.2007.骨炭修復重金屬污染土壤和降低基因毒性的研究［J］.環境科學,28（2）:233-237

劉培桐.1995.環境學導論（第二版）［M］.北京:高等教育出版社,124-125

羅義,毛大慶.2003.生物修復概述及國內外研究進展［J］.遼寧大學學報（自然科學版）,30（4）:29-80

毛暉,周莉娜,曲東.2006.微生物鐵還原處理鉻礦渣初步探索［J］.西北農業學報,15（2）:164-166

孟凡生,王業耀.2005.動電修復鉻污染土壤的實驗研究［J］.環境科學與技術,28（4）:27-29

孟慶恒,傅珊,張海江,彭博.2007.微生物在鉻污染土壤中的分布及鉻累積菌株的初步篩選［J］.農業環境科學學報,26（2）:472-475

孟慶恒,劉文靜,趙東風.2007.土壤微生物-玉米對Cr污染的聯合修復初步研究［J］.農業環境科學學報,26（5）:1870-1873

施積炎,陳英旭,林琦,王遠鵬.2004.根分泌物與微生物對污染土壤重金屬活性的影響［J］.中國環境科學,24（3）:316-319

汪頻,李福德,劉大江.1993.硫酸鹽還原菌還原鉻的研究［J］.環境科學,14（6）:1-4

吳淑杭,周德平,呂衛光,姜震方,徐亞同.2007.硫酸鹽還原菌修復鉻（VI）污染土壤研究［J］.農業環境科學學報,26（2）: 467-471

肖偉,王磊,李倬鍇,張思維,任大明.2008.六價鉻還原菌Bacillus cereus S5.4還原機理及酶學性質研究［J］.環境科學, 29（3）:751-755

徐衛華,劉云國,林小方,樊霆,閔宗義,張薇.2007.稻草對土壤中鉻的形態變化及微生物活性的影響［J］.湖南大學學報（自然科學版）,35（7）:64-67

張學洪,羅亞平,黃海濤,劉杰,朱義年,曾全方.2006.一種新發現的濕生鉻超積累植物-李氏禾（Leersia hexandra Swartz）［J］.生態學報,26（3）:950-952

趙倫山,張本仁.2001.地球化學［M］.北京:地質出版社

周加祥,劉錚.2000.鉻污染土壤修復技術研究進展［J］.環境污染治理技術與設備,（14）:52-56 ◆