土壤中铀污染修复技术研究进展

唐垂云，钟娟，吕莹，张明江，孙娟，刘兴宇

（1有研科技集团有限公司生物冶金国家工程实验室，北京 101407；2有研资源环境技术研究院(北京)有限公司，北京 101407；3北京有色金属研究总院，北京 100088；4有研工程技术研究院有限公司，北京 101407；5中核第四研究设计工程有限公司，河北石家庄 050021）

天然放射性核素铀（U）是重要的核燃料。随着核工业的迅速发展、含铀磷肥的使用、铀矿采冶等人为活动，铀及其化合物的含量在环境中大幅度增加，严重威胁生态环境和人类健康[1-2]。据统计，我国的铀尾矿堆放场约有200处，分布在14个省区、30多个地区，主要集中在华东、华中、华南等地区[3]。目前，对铀尾矿等放射性固体废物的常规处置方法为露天堆放，其中的放射性核素（铀、氡等）和重金属元素（如镉、锌、铅、锰、汞、砷等）会通过风化、酸雨侵蚀、尾矿返酸等作用被释放至土壤及水体中，给周边环境造成严重污染[4-5]。

土壤中的铀以水溶态、可交换态、有机物结合态、铁锰结合态和残渣态存在，并随着土壤性质的改变发生不同形态的转化。铀进入土壤难以被土壤中的生物转化、降解，可通过植物、农作物、地下水载带等方式，被转移、吸收、迁移、富集后，转移至生物圈，给当地农业、生态系统造成威胁[6]。

土壤是生产生活的重要物质基础。为了实现社会经济可持续发展，保证生态安全，修复铀污染的土壤显得尤为重要。目前，含铀污染土壤的常规修复技术主要是通过物理、化学、生物的手段，转移、固定土壤中的铀及其化合物，降低铀在土壤中的迁移能力及生物可利用度，从而降低铀的健康风险和环境风险[11]。本文首先介绍铀在土壤中的存在形态及危害，然后对物理-化学修复、微生物修复、联合修复等技术的发展现状及优缺点进行详细综述，并阐述铀污染土壤修复的影响因素，最后对该领域的发展前景进行展望。

1 铀污染土壤修复技术现状

目前铀污染土壤的主要修复技术分为物理-化学修复、生物修复和联合修复，各种修复方法都有其自身的优点和局限性，详见表1。

表1 铀污染土壤的修复技术现状及优缺点

1.1 物理-化学修复技术

物理-化学修复技术是指通过物理过程和化学反应将铀从污染土壤中去除、分离或固化的方法。目前常用于铀污染场地的物理-化学修复技术主要包括土壤置换、化学固定、土壤淋洗、电动修复、土壤玻璃化等，下文将针对土壤淋洗、电动修复和土壤玻璃化进行探讨。表2为采用物理-化学技术进行的部分修复研究案例。

表2 物理-化学修复技术案例

1.1.1 土壤淋洗

土壤淋洗是指通过添加对铀酰离子亲和力高、配位性好的活性物质，增强铀及其化合物的迁移，从而将铀污染从土壤中分离出来，再通过污水处理（沉淀、吸附、离子交换等）的方式处理含铀的淋出液，进而分离污染物。土壤淋洗能够将铀从土壤中完全去除，实现土壤长期安全，因而被广泛用于铀污染土壤修复[18]。

土壤淋洗修复技术虽能够有效提取或去除土壤中的铀及其化合物，具有良好的发展前景，但目前在实际应用中仍存在部分问题，包括成本高、操作复杂、土壤肥力下降等。土壤淋洗技术在未来发展应用过程中，应通过开发环境友好型淋洗剂、结合联合修复技术等方式，实现淋洗剂的回收、降低二次污染及环境扰动。

1.1.2 电动修复

电动修复是一种含铀污染土壤修复的高效技术，其主要通过电渗析、电迁移等电动力学效应，使铀及其化合物沿电场方向定向迁移并积累在电极区，再通过物理化学方法（吸附、离子交换、共沉淀等）将铀污染物去除，其修复机制见图1[22]。

图1 土壤中铀污染的电动修复及主要机制示意图[22]

由于不同场地土壤的pH、电导率、化学组成等环境因素存在差异，因此修复过程中所涉及的电动力学效应也有所区别。电泳法适用于土壤板结、离子迁移困难的系统，因为该法可以无限制地传输粒子，使污染物在阴极上分解；而当污染物以离子或表面带电的形态存在于污染土壤中，电迁移则是电动修复的主要机制[7]。在电动修复过程中，水的电解是整个过程中主要的电子转移反应，反应中形成的OH-向阴极迁移，导致阴极附近区域pH不断升高，限制土壤中铀的去除[26]。

电动修复具有适用范围广、修复效率高等优点，具有广泛的应用前景。但该方法在修复过程中仍面临成本高、破坏土壤理化性质、土壤的矿质元素含量流失等问题。在其应用过程中，可通过自供电技术，如太阳电池、微生物燃料电池等技术来降低应用成本问题；而针对土壤理化性质改变及矿质元素流失等挑战，通过采用离子交换膜、电动修复-PRB技术联合、土壤酸碱调控技术等方式，加强电动修复对目标污染物的清除能力。此外，应在修复过程中加强对修复土壤的监测，避免破坏土壤结构、减少土壤矿质元素流失，以增强电动修复的规模应用。

1.1.3 土壤玻璃化

土壤玻璃化是指通过加热的方法将污染土壤中的有机物焚烧、矿物质融化，再快速冷却，形成玻璃态土壤，进而使重金属被牢固地螯合在玻璃体材料中。玻璃化技术在1980年被首次应用于核素污染场地的修复，该技术根据处理的地点不同，分为原位处理和异位处理[27]。Shaw等[28]对含铀以及硝酸盐的土壤废弃物进行了异位玻璃化处理，降低了废弃物的黏度和减少了废气的排放，处理后的废弃物体积减少了28%～76%。Jantzen等[29]使用玻璃化技术，限制了铀的浸出并减少了89%的废弃物量。

温度是影响玻璃化过程的关键因素。常规加热方法具有成本高、升温速度慢等缺点，从经济和效率方面而言，不宜于大规模产业化应用[30]。与传统的加热方法相比，微波加热技术具有升温迅速、节约能源等优点，近年来该技术应用于核素污染土壤的修复研究引起了诸多关注。Chen等[31]利用微波烧结技术对含铀污染土壤进行玻璃化处理，发现在1300℃的条件下，无需任何添加物，在30min内可实现污染土壤的完全玻璃化，同时发现最终铀被固定在硅铝酸盐玻璃网络结构中。Shu等[32]采用玻璃化技术对0～50000μg/g铀污染土壤进行处理，发现铀被包围在硅和氧化铝多面体的三维网络结构中，当铀浓度大于50000μg/g时局部出现了斑点状石英沉淀。

目前玻璃化技术已被应用于小规模的重污染场地的修复，虽然具有修复效率高、效果持久、废物量少等优点，但仍存在能耗大、成本高、对土壤结构破坏大、修复后土壤复垦和综合利用难度大等限制因素。在今后的研究中，开发新型供能方式降低玻璃化技术的能耗与成本、降低对土壤结构的破坏有利于该项技术产业化应用。

1.2 生物修复

生物修复是指利用植物或微生物清除土壤中的污染物或降低其毒性，使受到污染的土壤在外观和功能上得到恢复。植物或微生物通过自身的生长代谢活动，改变土壤中铀的存在形式和生物可利用性，从而促进或抑制铀的迁移[33-35]。

1.2.1 微生物修复

微生物是生物地球化学循环过程的重要参与者，微生物修复铀污染土壤，是指利用微生物（即细菌、真菌和藻类）对土壤中的铀进行吸附、沉淀或还原，从而降低铀的生物可利用度和迁移性的过程。近年来的诸多研究发现，微生物修复机制主要包括生物还原、生物沉淀、生物吸附、生物积累，其修复机制见图2[33]。表3列出了部分修复铀污染土壤的微生物类型、修复效率和修复机制。

表3 部分用于铀污染修复的功能微生物

图2 微生物修复机制示意图[33]

微生物通过生物还原的方式将U(Ⅵ)还原为不溶性的U(Ⅳ)沉淀，是降低铀在环境中迁移性的可行性机制，通常能够还原U(Ⅵ)的微生物主要是厌氧或兼性厌氧细菌。吴唯民等[47]以乙醇为电子供体，通过生物还原的方式将田纳西州橡树岭综合试验基地中的U(Ⅵ)还原为U(Ⅳ)，使地下水中铀浓度从40～60mg/L降至0.03mg/L以下。多数U(Ⅵ)的还原细菌，如脱硫弧菌、伯克氏菌、土杆菌，主要是在胞外和细胞周质还原沉淀U(Ⅵ)，但也会有少量在胞内沉淀。最终对沉淀产物进行鉴定，发现细菌还原U(Ⅵ)的产物主要为晶体铀矿（UO2）、不溶性铀矿物和无定形单体铀等。

目前微生物主要依靠细胞外膜和周质的细胞色素（c-Cyts）传递电子的方式还原U(Ⅵ)，包括金属还原方式和孔蛋白-细胞色素介导（Pcc）。金属还原涉及的c-Cyts包括Cyma、MtrA、MtrB、OmcA等，其具体的胞外电子传递过程见图3[2]。Ghasemi等[48]研究不同浓度U(Ⅵ)对Shewanella RCRI7中Mtr基因簇（mtrA,mtrB,mtrC,mtrD,mtrE,mtrF和omcA）的表达影响，发现在较低的铀浓度（0.1mmol/L、0.25mmol/L和0.5mmol/L）中，mtrC/E/D和omcA基因的表达呈上升趋势；而在较高铀浓度（1mmol/L、2mmol/L）中mtrC/E/D和omcA基因的表达呈下降趋势，而mtrA/B/F呈相反的模式。异化金属还原菌Geobacter sulfurreducensPCA胞外还原Fe(Ⅲ)的过程发现，Pcc在细菌胞外电子传递和金属离子还原过程中起到重要作用，但微生物能否通过Pcc的方式参与U(Ⅵ)的还原需要进一步的验证[49]。

图3 生物还原过程胞外电子传递示意图[2]

图4 铀生物矿化机制示意图[51]

生物富集是指铀及其化合物在细胞内的累积，其机制可分为两个阶段：第一阶段是吸附在细胞表面；第二阶段是吸附的铀酰离子在细胞内的运输。铀没有生物学功能，目前还没有确定能将其转运到细胞的转运蛋白，由于铀的胁迫，微生物细胞膜的渗透性增加，导致铀在细胞内积累。细胞内的多聚磷酸盐与铀结合是细胞对铀的一种特殊解毒机制。Li等[58]研究Bacillussp.dwc-3对铀污染修复时发现，铀主要以针状颗粒形式沉积在细胞内部，吸附过程涉及生物积累、离子交换、络合等多个过程，其中氨基、羧基、磷酸基团在该过程发挥主要作用。

在微生物对铀污染土壤进行修复的过程中，修复效果与环境密切相关。即使在实验室培养阶段能实现铀的高效去除，但不能完全保证在现场应用过程中达到相同效果。这是因为在现场修复过程中，功能微生物的生长环境恶劣、与属地微生物间竞争激烈，导致长时间生物修复也难以达到所期目标。因此，深入研究修复过程中功能微生物与修复场地的土著微生物的相互关系、构建复合微生物协同修复体系，是提高微生物修复效率的关键。

1.2.2 植物修复

植物修复铀污染常通过以下一种或多种机制发生：①植物提取，利用对铀具有强富集性的植物，将土壤中的铀转运至地上部分，最后通过收集植物将铀移走；②根际过滤，利用植物根部对铀的沉淀和浓缩；③植物挥发，植物从土壤中提取挥发性核素，并通过叶面挥发作用释放；④植物稳定，利用植物限制或固定土壤中的铀来降低铀的迁移，具体作用机制如图5所示[59]。

图5 铀污染土壤中植物修复机制[59]

向日葵和碎米莎草根部能够在铀污染土壤中吸收大量的铀。Alsabbagh等[60]利用向日葵修复某含铀土壤时发现，只有3%的铀从根部转移到芽部，大部分的铀则被根部吸收。聂小琴等[61]对某铀尾矿库内自然生长的植物对核素的耐受性和富集性能进行分析，发现碎米莎草对铀表现出超耐受性和超富集性，其富集系数高达6.04。

植物修复效果与环境条件息息相关。例如，土壤的pH、含水率、有机质含量、气候条件等均能影响植物的生长从而影响铀污染修复效果[62]。Sharma等[63]使用柠檬酸、草酸、次氮基三乙酸、EDTA来提高铀在土壤中U(Ⅵ)的生物可利用性，在2.5mmol柠檬酸的条件下效果最佳，印度芥菜根部对铀的吸收是未处理的3.5倍。Mihalík等[64]发现在5mmol/kg柠檬酸处理下，地上部分铀含量可达88mg/kg和108mg/kg。Abreu等[65]的研究发现在秋季对铀去除效果最理想，而且夏季莴苣叶和根中的U积累最多，分别达5.37mg/kg、28.2mg/kg。

目前，常见的用于铀污染地区的修复植物有大豆、紫花苜蓿、向日葵、印度芥菜、卷心菜、芦苇、风滚草、菠菜等，表4总结了部分应用于铀污染土壤植物修复的案例。

表4 部分用于修复铀污染的功能植物[66-70]

植物修复技术具有操作简单、经济安全、无二次污染、可增加土壤有机质含量及土壤肥力等优点，因此被广泛用于低浓度铀污染土壤的大面积修复。但植物修复的环境条件要求严格，植物修复适合中低污染土壤的修复，在高污染、肥力贫瘠的污染区域难以实现修复目标。

1.3 联合修复

考虑到铀的存在形态和地球化学因素的复杂性，单一的修复手段难以实现修复目标，通常需要结合多种修复技术来实现铀污染土壤中铀的高效去除。联合修复一般包括两种或多种物理、化学、生物修复技术的使用，克服了单一修复技术的缺陷，综合利用了各技术的优点，能更好地实现修复目标。目前常用的联合修复技术有微生物-植物联合、土壤改良剂-植物联合、螯合剂-电动修复联合等。

土壤微生物与植物根系形成共生关系，可以增强植物对铀的抗性，同时增强植物对营养元素的吸收，是微生物-植物联合修复技术的原理[71]。沙银花等[72]研究表明，根际土壤中Acidobateria、Aspergillus等微生物能增强根际土壤酶活性，提高植物的生物量和铀的耐受性，使博落回对铀的富集可达34.83%。丛枝菌根与植物存在互利关系，有利于增加植物的生物量，进而增强植物对铀的耐受性。Weiersbye等[73]发现铀尾矿上生长的狗牙根中吸附的铀主要分布在菌根真菌囊泡中，有利于减少铀在植物体内的富集。Ren等[74]发现添加了丛枝菌根和根瘤菌的植物可以去除土壤中50.5%～73.2%的铀，而单独的植物处理的去除率仅为7.2%～23.3%。

土壤中铀一般和土壤有机质或无机盐紧密结合，生物可利用态的U(Ⅵ)含量很低。土壤改良剂能够改变铀的形态，增强土壤中铀的可利用性，显著提高植物对铀的吸收，从而加快修复过程并提高修复效率。Lozano等[75]发现柠檬酸盐、EDTA、乙二胺二琥珀酸（EDDS）均能增强土壤中的铀去除，其中柠檬酸盐的处理效果最好，铀的去除率可达63%。Han[76]发现在土壤中添加浓度为50mmol/L的柠檬酸溶液，能显著增强植物去除铀的能力，与未加柠檬酸的溶液处理相比，大白菜、莴苣、萝卜等植物的叶片和根中铀的浓度分别提高了10～50倍和3～10倍。这些研究都表明，土壤添加剂能显著增强植物修复效果。

表面活性剂、络合剂等添加剂可以调节土壤pH，增强电动修复系统中的电渗流效率，在电动修复过程中能有效提高铀的去除效率[77]。Shi等[26]发现EDTA和乙酸能够增强铀的迁移性，周书葵等[14]通过以柠檬酸和氯化铁组合作为电解液，发现对铀具有理想的去除效率。同样，可以在电极上引入螯合剂，以提高污染物的去除率。在Oak Ridge的电动修复中试试验中，使用廉价且对环境无害的络合剂-柠檬酸为联合添加剂，有效去除了场地中重黏土区域的铀污染，修复后的土壤样品中的U(Ⅵ)含量在477h内从566mg/kg降至41.3mg/kg[78]。由于螯合剂的种类、浓度、添加方式及环境条件等均会显著影响螯合剂-电动联合修复效率，因此在联合修复中，需要深入研究土壤中铀及其污染物的存在形态及迁移规律，选择合适的螯合剂-电动联合修复的条件。

2 铀污染修复的影响因素

在铀污染土壤修复过程中，需要考虑环境因素和地球化学变化的复杂性，如土壤类型、土壤中铀的存在形态、共存离子和有机物的存在等。这些因素对土壤中铀修复过程及修复效率具有重要影响，因此铀污染土壤修复需要考虑多种因素影响。

2.1 铀形态

2.2 共存离子和有机质

土壤中的其他共存离子或有机质的存在会影响铀的迁移，从而影响铀的修复效率。磷酸盐与UO22+能形成磷酸铀酰等稳定的矿物，影响土壤中铀的积累和迁移。Yamaguchi等[84]发现通过施加磷肥，可促进土壤中的铀与有机质、Fe/Al矿物结合，与空白组相比，结合率分别增加了83%～94%和44%～58%。土壤中Ca2+、Mg2+、Al3+等无机离子会降低土壤颗粒对UO22+的吸附，有利于化学固化过程中磷酸根与铀酰离子的结合[85]。Zou等[83]发现在Ca2+存在的条件下，U(Ⅵ)会以稳定的Ca-U-CO3的络合物形式存在，抑制希瓦氏菌S.putrefaciens对U(Ⅵ)的还原。不同浓度的碳酸氢盐可导致溶液pH变化，从而影响U(Ⅵ)的去除，低碳酸氢盐浓度有利于微生物对U(Ⅵ)的还原，当碳酸氢盐浓度过高时，也会对生物修复产生抑制作用，D.desulfuricans在碳酸氢盐浓度为30mmol/L溶液中还原U(Ⅵ)的速率高于在100mmol/L的体系中对U(Ⅵ)的还原速率[82-83]。

有机质的存在能促进土壤中铀的迁移，其中腐殖酸与铀的相互作用已被广泛报道。当腐殖酸存在时，能降低土壤对铀的吸附，但并没有相关报道说明腐殖酸能够促进铀的浸出过程[86]。Mehta等[87]发现，添加磷酸盐能够有效降低沉积物中铀的含量，但由于腐殖酸的存在，促进了地下水中铀的迁移。在其他的研究中发现，当环境中的方解石溶解后，会增强环境中的Ca2+与腐殖酸结合位点作用，从而降低U(Ⅵ)与腐殖酸的结合[88]。

2.3 土壤类型

土壤pH是铀在土壤中溶解度大小的重要指标，Stojanović等[89]提出土壤的pH越高，土壤颗粒对U(Ⅵ)的吸附性越强，土壤中的U(Ⅵ)释放速度越慢，对土壤淋洗的修复效率影响越大。Echevarria等[92]收集了法国13个不同pH的土壤，发现土壤pH为5.5～8.8，土壤中铀的吸附能力存在显著差异。此外，pH能显著影响微生物的酶活，进而影响铀污染的修复效率。Xie等[93]研究发现pH为8.38时，生物还原过程中铀的去除率高达99.7%，而pH为4.52时铀的去除率仅为19.4%。有研究指出，在pH=5.5的条件下，微生物容易被有机磷酸盐底物刺激，从而加快土壤中非特异性酸性磷酸酶活性的表达，有利于形成磷酸铀沉淀物[94]。

修复场地不同，微生物群落结构、土壤性质、共存离子、土壤有机质、铀的赋存形态等均存在显著差异，导致铀的迁移和转化机制不同。因此在进行铀污染场地修复之前，需要先确定污染场地铀的来源及赋存形态，充分考虑修复方法对污染场地中铀的去除效率和生物可利用性的影响，选择合适的修复手段，避免对污染场地原有的土壤生态环境造成影响。

2.4 存在的挑战

虽然目前针对铀污染土壤修复技术的研究越来越深入，但不可否认的是，目前在该领域的实际应用中仍存在诸多挑战。污染土壤的修复和治理是一项复杂工程，涉及的范围与因素十分广泛，不同场地具有不同的污染程度以及相异的环境因素，每种修复方法有其适用性且相互之间缺乏相容性，使得单一修复方法无法长久有效地解决含铀污染土壤问题。

物理-化学修复技术具有操作简单、修复效率高、修复效果持久等优势，适用于大面积污染区域修复，但在实际修复过程中，存在修复成本高、土壤肥力退化、土壤微生物活性降低、二次污染等问题。土壤置换、化学固化/稳定化虽然能够有效地去除土壤中的铀，但也存在许多限制其发展的因素，土壤置换无法解决深层污染且置换后的土壤运输、储存、二次处理等都需要昂贵的成本，而化学固化/稳定化能够有效地将铀固化在土壤中，降低铀在土壤中的迁移性和毒性，但部分化学固化剂具有环境毒害性，使用不当易造成二次污染，破坏生态环境。

土壤淋洗、电动修复、土壤玻璃化修复技术具有良好的发展前景，但也存在诸多挑战。土壤淋洗技术是一种快速、高效的污染土壤治理方法，但其也存在一定的局限性，主要包括土壤中洗脱废液的储存、处理以及土壤淋洗剂的二次污染、回收利用问题，而随着环境保护和可持续发展要求的不断提高，土壤淋洗技术已逐步朝着资源化、减量化的方向发展。电动修复目前存在的主要技术问题包括受土壤pH影响，在修复过程中可通过加入调节剂或强化剂，避免修复过程中铀与土壤中的阴离子以沉淀形式存在；电极表面极化、电极腐蚀等，会导致修复过程中土壤电阻、电压升高，造成能源浪费，提高修复成本。土壤玻璃化技术能够有效的将污染物固定在玻璃体内，实现铀污染土壤的固化，但有关固化后所形成的玻璃体资源化应用研究较少。目前，电动修复、土壤玻璃化均处于实验室中试阶段，缺少相应的大规模修复验证。在今后的研究中，应重点解决电动修复和玻璃化大规模应用中的能源问题、研发可生物降解的淋洗剂、降低修复过程中的成本，促进物理-化学修复技术朝着经济适用、工程化应用、环境扰动小的方向发展。

生物修复作为一种环境友善、绿色高效的修复技术，在近年来得到快速的发展，但生物修复存在修复时间长、修复能力有限等缺点。在微生物修复中生物还原和生物沉淀机制在实际应用中具有较大的发展潜力，能够实现铀污染土壤微生物修复的工业化应用，但仍存在以下问题。在美国橡树岭的现场修复实验中发现，环境中的U(Ⅵ)能够在生物还原的作用下降低其环境毒性，当环境中缺乏电子供体时，还原产物的稳定性及还原功能微生物的群落结构难以维持[48]。同时，生物还原过程中电子的转移机制、微生物酶促还原U(Ⅵ)的作用机制缺乏相应的研究。生物矿化作为修复技术的主要问题在于其经济可行性，有机磷酸盐作为供体的成本高，是限制其作为原位放射性核素规模修复应用的关键因素，而无机磷源虽然投加成本低，然而却容易与体系里的钙镁等迅速沉淀，导致其不容易在修复环境中实现有效扩散。生物吸附和生物积累虽然能够有效去除环境中的铀污染，但其应用主要集中在水体修复方面；在铀污染土壤中应用时，菌体死亡后会将吸附或积累的铀再度释放，导致修复效率低，这是限制其作用于含铀污染土壤修复产业化应用的主要因素。

铀污染土壤植物修复技术面临着挑战。不同植物的各个部位对土壤中铀的去除能力不同，并且从根部向其他部分的转移能力也存在差别，因此功能植物的选择尤为重要。但是，植物修复无法解决土壤深层污染问题，且在植物生长过程中，铀也会通过落叶、果实等方式重新进入食物链，进而威胁人体安全。因此，如何避免铀重新进入生态系统，同时提高修复效率并对修复后的植物进行二次处理，也是植物修复需要进一步考虑的问题。

3 结语

铀污染土壤性质复杂、处理难度大是解决放射性核素污染的典型问题，铀污染土壤中铀及其他重金属的高效去除，是实现生态环境修复的关键。目前，多数铀污染土壤修复技术存在修复成本高昂、修复效果不理想、生态系统干扰大等问题，基于上述铀污染土壤修复技术的详细阐述，今后铀污染土壤修复技术的研究方向可围绕以下几个方面展开。

（1）筛选、驯化高效去除铀污染的功能微生物、植物，运用基因工程技术、转基因技术制备工程菌株和植物，提高生物的环境适应能力，实现生物修复体系稳定运行。

（2）通过高通量测序和多组学（宏基因组、蛋白组学等）方法构建生物修复基因库，从分子生物学角度深入了解铀污染修复过程的生物生理机制和分子机制。

（3）物理-化学-生物联合修复铀污染土壤是未来的发展趋势。基于生态修复为前提，明确实际修复过程中的影响因素，实现联合修复技术的最佳耦合，加快土壤修复技术的工程化研究。

（4）加强环境响应机制监测和研究，揭示修复过程中属地生物群落的响应机制以及土壤结构的变化规律，维护正常的生态系统结构和功能，实现可持续的污染土壤修复。