土壤铬（VI）污染及微生物修复研究进展

2010-01-17王凤花罗小三林爱军李晓亮

生态毒理学报 2010年2期

关键词：重金属污染植物

王凤花，罗小三，林爱军，*，李晓亮

1.北京化工大学环境科学与工程系，北京100029

2.中国科学院生态环境研究中心土壤环境研究室，北京100085

3.中国科学院厦门城市环境研究所城市生态健康与环境安全研究中心，厦门361021

4.环境保护部环境规划院，北京100012

土壤是重要的环境要素之一，是人类赖以生存与发展的重要自然资源和整个陆地生态系统赖以存在的基础.“健康”的土壤对于农业可持续发展和人类的生存非常重要（林爱军等，2007），但随着工业的快速发展，越来越多的污染物进入土壤环境并超过土壤环境的最大容许量，引起土壤环境污染，如金属矿藏的开发利用使大量重金属进入土壤环境，从而导致土壤重金属污染.在引起土壤环境污染的金属元素中，铬（Cr）是较为突出的一种，Cr污染对动植物和人体都存在极大的生态风险和健康风险.我国是世界上铬盐的主要生产国家，主要采用有钙焙烧的方法生产铬盐，在生产过程中产生了大量的铬渣，并引起了铬渣堆积场地的Cr污染，特别是一些企业由于环保原因被关闭，大量堆积的铬渣和污染土壤处于无人管理的状态，这进一步加剧了土壤环境的Cr污染.尽管目前我国已经投资对铬渣进行了统一治理，并预计到2012年基本治理完毕，但是Cr污染土壤问题仍将长期存在.因此，寻找科学、合理、经济的土壤Cr污染治理方法已成为土壤环境工作者努力探究的问题之一.除铬渣引起的土壤Cr污染外，电镀、鞣革等行业的废水排放也引起了部分土壤的Cr污染，此类土壤多是农田土壤污染，土壤中的Cr易于通过食物链进入人体，因此也急需探讨相关的土壤Cr污染控制措施.

1 土壤中的Cr及其污染来源

土壤中的重金属Cr主要来自原生母岩（刘培桐，1995），由于成土母质不同，Cr的分布也不同，根据黎彤地壳元素丰度表，Cr在地壳中的丰度为0.011%，我国土壤中Cr元素平均丰度为61×10-6，美国为54×10-6（赵伦山和张本仁，2001）.一般而言，污染土壤中的Cr主要来自以下几个方面：1）铬盐生产排放的铬渣引起的堆积场地周围土壤污染.目前国内主要采用有钙焙烧工艺生产铬盐，每生产1吨铬盐就要排出2.5~3吨铬渣，我国铬盐年产量达30多万吨，并呈快速上升趋势，由铬渣引起的土壤Cr污染不容忽视.以原天津同升化工厂为例，该厂铬渣堆放区周围的土壤中，Cr含量高达581~7060mg·kg-1，远远超过国家土壤三级标准的临界值300mg·kg-1，超标率最高达78倍（孟庆恒等，2007）.2）大气沉降引起的土壤Cr污染，即大气中的Cr经过干湿沉降进入土壤，主要来源于能源、运输、冶金和建筑材料生产产生的气体和粉尘. 3）制革、印染、镀铬等行业污染排放及污水灌溉引起的土壤Cr污染.如制革工业中Cr的利用率仅为60%~70%，废液中残存达25%~30%；在浸亮废水中Cr的浓度高达10000~50000mg·L-1.4）农用化学物质施用引起的土壤Cr污染.一些化学肥料以及施入农田的一些污泥、煤泥、土壤改良剂等通常也含有Cr，长期施用可引起农田Cr的积累.例如在我国制革行业中达到废水完全处理的企业不足20%，致使废水中2~40g·kg-1的Cr沉积于污泥中，这些污泥大多数置于郊外农田周围，其中有近10%的污泥施用于农田，进而造成土壤Cr污染.目前我国土壤Cr污染问题非常突出，其中尤以铬渣堆积场地的Cr污染土壤问题更为严重.

2 Cr在土壤中的形态及Cr（VI）的毒性

2.1 Cr在土壤中的形态

图1 土壤中Cr（III）和Cr（VI）的转化（李晶晶和彭恩泽，2005）Fig.1 The transformation between Cr（III）and Cr（VI）in soil

Cr在自然界中最常见的价态是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，被土壤胶体吸附较弱，具有较高的活性，对生物的毒害作用较强；而 Cr（III）主要以 Cr（H2O）63+、Cr（H2O）2+、CrO2+形式存在，极易被土壤胶体吸附或形成沉淀，活性较低（Sarangi and Krishnan,2008），对生物的毒害作用相对较轻.Cr在土壤中的迁移转化主要由氧化还原反应、沉淀、溶解、吸附和解吸等物理、化学过程决定（图1），一般而言Cr（VI）在环境中易于在生物和化学的作用下通过还原反应转化为Cr（III），而 Cr（III）在自然条件下很难转化为 Cr（VI）.在Cr（VI）向Cr（III）的转化过程中土壤的类型、空隙率、含水率等对Cr的迁移转化有很大影响.如李桂菊（2004）试验表明，不同质地土壤中Cr的迁移能力有显著差异，依次为：轻壤>中壤>重壤.

2.2 Cr（VI）的毒性

2.2.1 Cr（VI）对人体和水生生物的毒性

Cr（VI）对人体的危害较大，因人体吸收途径不同，中毒症状也不同.研究表明，某些Cr（VI）的化合物被发现在体内具有致癌作用（Boddu et al., 2003;孟庆恒等，2007），Cr一般先以Cr（VI）的形式渗入人畜细胞，然后在细胞内还原为Cr（III）而构成“终致癌物”，并可与细胞内大分子相结合，引起遗传密码的改变，进而引起细胞的突变和癌变.

Cr（VI）对水生生物的生长、繁殖等生理活动亦有明显影响.Venugopal和Reddy（1992）报道Cr（VI）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.Goodale等人（2008）的研究表明，随着铬酸钠浓度的增加，可引起青鳉鱼细胞内染色体畸变，染色单体损伤和改变.

2.2.2 Cr（VI）的植物毒性

植物体内Cr主要来自根系吸收，浓度范围大约为0.2~1.0mg·kg-1（陈怀满，1996）.与其他金属元素类似，进入植物体内的Cr对植物的毒性机理可能包括以下两个方面：一是大量的Cr进入植物内干扰了离子间原有的平衡系统，造成正常离子的吸收、运输、渗透和调节等方面的障碍，从而使代谢过程紊乱；二是较多的Cr进入植物体内后，能够与核酸、蛋白质和酶等大分子物质结合，使其改变生物活性或活性降低.研究表明，低浓度的Cr即可对小麦产生毒害（韩阳等，2005），1mg·L-1Cr（VI）溶液即会抑制小麦生长，10mg·L-1处理时，生长受到抑制达50%，20mg·L-1和50mg·L-1时，生长受到抑制分别达66%和90%以上；小麦严重受害时表现为叶片变黄，出现铁锈状黄色斑点，根变细，整个植株生长受到抑制以至最后枯死.在土培实验中，当土壤中Cr（VI）为50mg·kg-1时，水稻生长开始受影响，且减产10%，受害的水稻植株变矮，叶片狭窄，叶色枯黄，分蘖减轻，叶鞘呈黑褐色，根系溃烂且细短而稀疏，生长严重受抑（韩阳等，2005）.

2.2.3 Cr（VI）对微生物的毒性

微生物在土壤生态系统物质循环与养分转化过程中起着十分重要的作用，但当土壤中Cr的含量达到一定程度时，就会抑制微生物的生长代谢作用，严重时可致其死亡.长期定位试验表明，当土壤中Cr含量为80mg·kg-1时，可使蓝绿藻固氮活性降低50%，其数量亦有明显的降低（陈怀满，1996）.Cr极易同一些生物大分子如酶的活性中心，以及给电子基团如蛋白质上的巯基、核酸上的碱基、磷酸酰基等结合，导致这些生物大分子失活，最终引起生物个体的病变和死亡.此外，Cr进入生物体后极易在生物体内积累，并和金属硫蛋白、类金属硫蛋白和小分子量的配体如甘氨酸、牛磺酸等结合，进而对微生物产生毒害（何宝燕等，2007）.

3 Cr（VI）污染土壤的微生物修复

3.1 Cr（VI）污染土壤的修复技术

相对于Cr（VI），Cr（III）毒性较低，对环境影响较小，且在自然条件下Cr（VI）易于被还原为Cr（III），而Cr（III）难以转化为Cr（VI），因此土壤Cr（VI）污染的修复机制通常有两种：一是改变Cr（VI）在土壤中的存在形态，将Cr（VI）还原为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从被污染土壤中清除（常文越等，2007）.因此，Cr（VI）污染土壤的修复技术主要有：固定化/稳定化法（S/S）、化学还原法、化学清洗法、电动修复、植物修复及微生物修复等（纪柱，2008）. Meegoda等（1999）应用 S/S技术，进行了治理 Cr（VI）污染土壤的小规模实验，即将Cr（VI）污染土壤挖出后与一定的硅土混合，从而实现Cr的固定化/稳定化，处理前土壤Cr含量0.2~2.6%，淋滤液Cr（VI）浓度大于30mg·L-1，处理后淋滤液Cr（VI）浓度低于5mg·L-1，但该方法需将土壤挖掘出，成本较高，处理效果也有待进一步提高.1988~1991年间，美国工程人员采用化学清洗法处理俄勒冈州一个电镀厂造成的土壤Cr（VI）污染，4年内地下水 Cr（VI）平均浓度从 1923mg·L-1下降到65mg·L-1（Mckinley et al.,1992）.化学清洗法虽然费用较低，操作人员无需直接接触污染物，但仅适用于砂壤等渗透系数大的土壤，且引入的清洗剂易造成二次污染（Wang et al.,1989）.

目前研究较多的还有电动修复和植物修复方法.孟凡生和王业耀（2005）对电动修复Cr（VI）污染土壤进行了实验室研究，试验选用重铬酸钾作为污染物，其最初浓度为100mg·kg-1，试验过程中施加1 DCV·cm-1的恒定电压，运行48h，结果表明电动修复可以有效去除土壤中的Cr（VI），效率可达81%.但电动修复技术通常采用的是均匀电场，随着时间的增加，修复效率迅速降低同时能耗急剧增加.虽然植物修复是目前重金属污染土壤的一种新兴修复技术，但在植物提取作用中的超累积植物多数生长缓慢，生物量小，很难进行机械操作，所以往往耗时较长，而且目前发现的Cr超积累植物较少，还需要进行深入研究.

3.2 土壤Cr（VI）污染的微生物修复

3.2.1 微生物修复

微生物修复是指在人为强化的条件下，利用自然环境中的土著微生物或人为投加的外源微生物的代谢活动，对环境中的污染物进行转化、降解与去除的方法（罗义和毛大庆，2003）.与物理、化学、植物修复相比，微生物修复的安全性、非破坏性和经济性等优点，使其成为最具有前途的污染土壤修复技术之一.虽然微生物不能降解重金属，但它们能通过自身的生理代谢活动影响土壤物理化学过程，同时改变重金属的化学性质，减少重金属的毒害.用微生物治理重金属污染主要是利用微生物的两种作用：一是通过微生物的吸附、代谢达到对重金属消减、净化作用和固定作用；二是通过微生物改变重金属的化学形态，使重金属固定或生物可利用性降低，减少重金属的危害.

土壤Cr（VI）污染的微生物修复是利用土壤中的土著微生物或经驯化的特定微生物，通过将Cr（VI）还原为Cr（III），达到降低Cr的移动性和毒性等目的（周加祥和刘铮，2000）.目前已分离出多种对Cr（VI）有还原作用的菌种，如硫酸盐还原菌（Sulfate-Reducing Bacteria）（Li et al.,1994;Smith and Gadd,2000;汪频等，1993）、大肠杆菌（Escherichia coli）（Shen and Wang,1994）、阴沟杆菌（Enterobacter cloacae）（Komori et al.,1990）、假单胞菌属（Pseudomnonas）（Park et al.,2000）等.

微生物修复技术可分为原位修复技术和异位修复技术，其中原位修复技术工艺路线和处理过程相对简单，不需要复杂的设备，处理费用相对较低，且被处理的土壤不需搬运，对周围环境影响和生态风险较小.例如，Sttephen（1992）将取自巴尔的摩港淤泥的厌氧硫酸盐还原菌，在培养基中培养、驯化，使之耐碱和耐高浓度Cr（VI），在含铬渣的土壤填埋场中钻一批灌注井和抽提井，先将稀盐酸水溶液从灌注井注入填埋场，从抽提井抽出送至盛有细菌及培养液的生物反应器，Cr（VI）还原后，将含细菌的反应完成液经灌注井注入填埋场，细菌即逐渐将填埋场内Cr（VI）原位还原.对于不含铬渣仅含水溶性Cr（VI）的土壤，由于其pH近于中性，用细菌治理的速度将快得多.吴淑杭等（2007）从土壤中分离筛选出6株具有Cr（VI）还原能力的硫酸盐还原菌（Sulphate-Reducing Bacteria, SBR），部分微生物在Cr（VI）为50mg·L-1的培养基中培养1d后即可完全使Cr（VI）转化为Cr（III）.该研究还表明这些菌株同样可以有效地将污染土壤中Cr（VI）转化为Cr（III），降低了土壤中Cr的植物有效性和毒性，尤其以混合菌液转化率效率更高，2d后Cr（VI）的转化率为43%，10d后Cr（VI）的转化率达75.3%.毛晖等人（2006）采用培养方法研究了厌氧土壤环境下土壤微生物对铬矿渣中Cr（VI）的还原，发现在土壤微生物作用下，其中的Cr（VI）和Fe（III）同样可以作为电子受体而被还原，该方法可以使铬矿渣中的Cr（VI）污染在较短时间内完全除去.

3.2.2 微生物修复技术的优缺点

与传统的污染土壤治理技术相比，微生物修复技术的主要优点是：二次污染较小；处理形式多样，操作相对简单，可进行原位处理；对环境的扰动较小且不破坏植物生长所需要的土壤环境；与物理、化学方法相比，修复费用较低等.但微生物修复Cr（VI）污染的土壤也有一定的缺陷，一方面土壤Cr（VI）含量太高时，微生物修复不能很好的发挥作用.吴淑杭等人（2007）的研究表明，当初始Cr（VI）为50mg·L-1时，菌株Wn-1 1d后Cr（VI）的转化率达100%，初始Cr（VI）为100mg·L-1时，Cr（VI）的转化率为46.9%，初始Cr（VI）为200mg· L-1时，Cr（VI）的转化率仅有23.1%.即初始Cr（VI）浓度过高会抑制该菌株对Cr（VI）的还原能力.另一方面，微生物活性与温度、氧气、水分、pH等环境条件的变化有关，因此微生物修复技术受各种环境因素的影响较大.常文越等人（2007）的实验表明，温度对Cr（VI）还原过程有显著影响，在一定的温度范围内，Cr（VI）的还原效果随温度升高而增强，如对于浸出Cr（VI）为55.73 mg·L-1的土壤，在10℃下处理10d可使有效Cr浓度降低到51.76mg·L-1，20℃下可使有效 Cr浓度降至29.22mg·L-1，25℃下可使有效 Cr浓度降至12.02mg·L-1，30℃下可使有效 Cr浓度降至8.47mg·L-1.pH值和有机质含量对Cr（VI）还原过程也有不同程度的影响.第三，某些微生物只能对特定的污染物起作用，用于现场修复的微生物可能存在竞争不过本土微生物以及难以适应环境问题而导致修复效果不理想.第四，微生物体内吸收的污染物可能会因为微生物代谢或死亡等原因又释放到环境中.另外，与物理、化学方法相比较，这一技术治理污染土壤所需时间相对较长（郜红建等，2004）.

3.3 微生物修复方法的机理

土壤微生物是土壤中的活性胶体，具有比表面积大、带电荷和代谢活动旺盛等特性，对土壤重金属元素的化学形态影响很大.受Cr污染的土壤中，往往存在多种耐Cr的真菌和细菌，它们可通过多种作用方式影响土壤中Cr的毒性.

3.3.1 微生物对Cr离子的生物固定

微生物对Cr的生物固定作用主要表现在胞外络合、胞外沉淀以及胞内积累3种作用方式上.由于微生物对重金属具有很强的吸附性能，Cr离子可以沉积在细胞的不同部位或结合到胞外基质上，或被轻度螯合在可溶性或不溶性生物多聚物上，降低Cr的移动性和生物可利用性.一些微生物如动胶菌、蓝细菌、硫酸盐还原菌以及某些藻类，能够产生具有大量阴离子基团的胞外聚合物如多糖、糖蛋白等，与重金属离子形成络合物.研究表明，酵母菌在运输Cr时，需先把体内作为能量贮备源的糖类和蛋白质等生物大分子分解为小分子，此过程与体外H+的运输和体内阳离子的释放相耦合，产生能量并向体外运输小分子蛋白或其他小分子生物物质，作为Cr（VI）的还原物和结合物，降低Cr的毒性，使铬-生物物质附着于细胞表面，并进一步把Cr运输进体内（何宝燕等，2007）.

微生物的细胞壁在生物吸附重金属离子的过程中起着重要作用.细胞壁的特殊结构，在很大程度上决定着微生物对重金属离子的吸附能力，如细胞壁的多孔结构使活性化学配位体在细胞表面合理排列，使细胞易于与金属离子结合.同时，微生物细胞的细胞壁上存在着许多种官能团，这些官能团中氮、氧、磷、硫原子可作为配位原子重金属离子配位络合.细胞外多糖在某些微生物吸附重金属离子的过程中也有一定的作用.

3.3.2 微生物对Cr（VI）的还原

部分土壤微生物能够改变金属存在的氧化还原形态，将高价金属离子还原成低价态，使金属的毒性消失或降低.土壤中分布着多种可以使铬酸盐和重铬酸钾还原的微生物，如产碱菌属（Alcaligenes spp.）、芽孢杆菌属（Bacillus Cohn）、棒杆菌属（Corynebacterium Lehmann and Neumann）、肠杆菌属（Enterobacter）等，这些菌能将高毒性的Cr（VI）还原为低毒性的Cr（III），从而达到修复土壤Cr污染的目的.肖伟等（2008）、Puzon等（2002）研究表明细菌体内的生理还原剂或还原酶可将体内的Cr（VI）还原，降低Cr的毒性.而何宝燕等（2007）的研究则表明，细胞能分泌酰胺和蛋白等大分子物质将高毒性状态的Cr（VI）还原为Cr（III），增强其生物可利用性，且蛋白可作为离子主动运输的载体，协助细胞内外的离子交换，促进Cr的生物富集.

3.4 提高微生物修复Cr污染土壤效果的措施

3.4.1 筛选高效还原微生物，提高菌株的Cr还原能力

为了提高微生物修复Cr的效果，应加强微生物解毒Cr（VI）机理的研究，通过遗传工程从现有的性能较好的菌种中开发出高效的新菌种；此外，还应开发耐高碱、高盐及高铬的高效Cr还原菌，因为制革废物处置不当引起的高pH值土壤中Cr（VI）污染越来越严重（Kamaludeen et al.,2003）.瞿建国等人（2005）从土壤中分离筛选出几株抗Cr（VI）的硫酸盐还原菌（SBR），能在Cr（VI）浓度为800mg·L-1的培养基中生长，其中2-S-8菌株在Cr（VI）浓度为72mg·L-1的培养基中生长36h后，培养基中的Cr（VI）全部消失，结果表明高毒的Cr（VI）可被2-S-8还原成低毒的Cr（III）.韩怀芬等人（2003）筛选出5株能还原Cr（VI）的菌种，并且微生物之间的协同培养可以提高Cr（VI）还原的效率，协同培养还原Cr的最佳pH为6~8，在此pH下，Cr（VI）还原的效率可达到100%.Michael等人（2008）从华盛顿Soap Lake中筛选出一株为盐单胞菌属的抗Cr（VI）的菌.该菌株能在pH=9的碱性厌氧条件下，以醋酸盐为电子受体还原Cr（VI）.

3.4.2 创造良好的土壤环境，充分利用土著微生物与外来微生物的协同关系

创造良好的土壤环境，可以充分利用土著微生物和外来微生物的协同关系，使微生物的修复效果达到最佳.微生物修复的实质就是在微生物生长繁殖的过程中还原土壤中的Cr（VI），要使微生物修复效果达到最佳，就必须为其创造良好的生长环境.土壤的营养物质、温度、湿度、pH值和通气状况等因素都会对微生物的生长繁殖产生重要的影响，因此应根据微生物生长的影响因素寻求最佳的修复条件.常文越等人（2007）在25℃、投加2%的还原菌和5%的有机质，保持土壤初始pH值的条件下，进行较佳还原条件下的实验，结果表明，在上述条件下施用该菌剂1个月后，对于浸出液Cr（VI）浓度范围从10~55mg·L-1的污染土壤，Cr（VI）的还原效果都可达到90%以上，土壤浸出液中Cr（VI）浓度已经降低至0.75mg·L-1以下，即在条件适宜时，该菌剂对低浓度的污染土壤中的Cr（VI）具有很好的还原解毒作用.徐卫华等人（2007）的实验结果表明，施入稻草可以促进Cr（VI）的还原，加快土壤中Cr（VI）和有效态Cr含量的降低；同时实验还探讨了稻草对Cr（VI）污染土壤微生物活性的影响，结果表明施入稻草的土壤呼吸强度和微生物数量均比未施稻草的土壤高，即增施稻草对缓解Cr（VI）对土壤微生物的抑制作用有一定的效果.

3.4.3 植物与微生物的联合修复

已有研究表明微生物可以影响植物对Cr的吸收，一定条件下接种微生物可以在一定程度上提高植物对重金属的吸收，而且已经在实验室和小规模的修复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环境中，微生物可将土壤有机质和植物根系分泌物转化为小分子物质为自身利用，同时这些小分子物质可能会对土壤中的重金属起到活化作用（张学洪等，2006）；微生物的代谢也可以分泌释放一些质子、酶、铁载体等物质（施积炎等，2004），对土壤中重金属也有活化作用.另外，微生物还有很强的氧化还原能力，微生物可对Fe、Mn氧化物进行还原，使其吸收的重金属被释放出来（Glick, 2003）.在重金属污染的土壤中加入适量的硫，微生物可把硫氧化成硫酸盐，降低土壤pH值，提高重金属的活性，通过植物的吸收作用，达到土壤净化的效果（Grichko et al.,2000）.

真菌可以通过分泌氨基酸、有机酸以及其他代谢产物溶解土壤中的Cr，进而可以促进植物对Cr的吸收（张学洪等，2006）.孟庆恒等人（2007）筛选出4株对Cr（VI）的清除率大于50%的土著菌株，并与玉米幼苗组合，对Cr进行微生物-植物联合修复试验，结果表明，在Cr浓度为100mg·L-1的条件下，具有明显降低培养液中Cr（VI）浓度的效果，污染物清除率可达70%.Rajkumar等人（2006）在Cr污染区分离到两种促进菌株 Pseudomnonas sp. PsA4和Bacillus sp.Ba32，这两株菌都能产生铁载体，都能溶解磷，接种这两种菌均能促进印度荠菜地上部、根及活力指数的增长，提高Cr（VI）的吸收率.

随着对Cr污染土壤生物修复技术的研究深入，人们认识到单独的植物修复或者单独的微生物修复在土壤Cr修复过程中都会受到不同条件的限制，而将植物与微生物联合应用于土壤Cr污染的治理比单独运用其中一种更能发挥出生物修复的优势（白淑兰等，2004）.

4 Cr污染土壤微生物修复的发展趋势和展望

采用物理化学技术修复Cr污染土壤，不仅费用昂贵，难以大规模用于污染土壤的改良，而且常常导致土壤结构破坏、土壤生物活性下降和土壤肥力退化等问题.微生物修复技术作为一门新兴的、高效的生物修复技术已被科学界认可和选用，其在污染土壤修复中将扮演越来越重要的角色.尽管微生物法治理Cr（VI）土壤污染已经取得了一定的成果，但仍有许多不足之处需克服.首先要彻底摸清受污染土壤的类型和污染程度，才能采取有针对性的微生物修复措施.其次，要深入进行Cr（VI）生物修复机理的相关研究，对菌体还原Cr（VI）的动力学特性进行分析、模拟，并借助分子生物技术和基因工程技术，找出Cr（VI）还原菌菌体中的有效基因，构建基因工程菌.在获得对Cr（VI）还原能力较强的微生物后，如何利用此微生物进行菌剂的生产和应用也需要深入的研究，如如何克服还原微生物和土著微生物的竞争，如何利用还原微生物进行相关反应器的开发，尤其是连续操作的反应器的开发等.此外，在生物修复过程中，还需要加强污染物的生态化学过程的量化数学模型、生态风险及安全评价的研究，建立相关的监测与评价指标体系，这对于指导不同地区的微生物修复实践以及对于微生物修复技术的发展与完善都具有重要的意义.

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