环境中Cr(Ⅵ)污染问题广泛存在。通过微生物或非生物还原的方法将毒性强的溶解态Cr(Ⅵ)还原成低毒的Cr(III)沉淀,是目前Cr(Ⅵ)污染修复的重要方法。Cr(Ⅵ)污染修复主要以原位生物还原固定修复为主,但在实际环境中耐铬微生物较少且还原速率较慢。有研究表明,铁矿物及天然有机质有望促进Cr(Ⅵ)的微生物还原过程,因此本研究结合实际污染环境及生物还原过程的影响因素,拟针对微生物种类、天然有机质添加、铁矿物种类等因素对Cr(Ⅵ)迁移转化过程的影响进行考察。在Cr(Ⅵ)还原固定的机理研究中,首先对铬污染土壤中的铬还原菌株进行分离、筛选和鉴定,分析菌株对铬污染土壤及水体中Cr(Ⅵ)的去除情况。其次,结合实际污染环境,考察广泛存在的铁还原菌对Cr(Ⅵ)还原过程的影响,并对铁矿物(黏土矿物和铁氧化物)、天然有机质(AQDS和ESHA)、Cr(Ⅵ)浓度等环境因素进行机理分析。研究结果如下:(1)采集甘肃省白银市东大沟流域的表层铬污染土壤(0¹0 cm)以及安徽省合肥市蜀山区表层和深层(30 m)混合铬污染土壤,采用直接法与富集法分别对铬污染土壤进行Cr(Ⅵ)还原菌株的分离、筛选和鉴定,并对分离后菌株的Cr(Ⅵ)还原能力进行考察。结果发现,通过两种分离方法共得到32株具有铬还原能力的菌株,其中菌株CrB3对Cr(Ⅵ)还原能力较强;通过扫描电镜(SEM)观察CrB3微观形态呈表面光滑的杆状;利用16S rDNA序列比对,鉴定菌株为芽孢杆菌属。(2)为了进一步明确铬还原菌CrB3对Cr(Ⅵ)的耐受能力及还原能力,本部分对不同浓度CrB3(4×10⁷、6×10⁷和1×10⁸ cell·mL^-1)、天然有机质添加、不同浓度Cr(Ⅵ)(0.1².0 mmol·L^-1)等因素进行分析。结果发现,CrB3具有一定的耐铬性与还原性,Cr(Ⅵ)浓度为0.1⁰.8 mmol·L^-1时生长情况良好。不同浓度CrB3还原Cr(Ⅵ)时,随着CrB3浓度增加Cr(Ⅵ)还原速率不断加快。46 h时的还原程度分别达到了46.1%、69.2%和85.5%。AQDS的添加对Cr(Ⅵ)(0.1¹.2mmol·L^-1)的还原起到了强化作用。中低浓度Cr(Ⅵ)(0.1⁰.8 mmol·L^-1)存在时,AQDS的加入产生了明显的强化作用(强化系数>1.5);当Cr(Ⅵ)浓度为1.2mmol·L^-1时,强化系数减小到1.39。故CrB3的耐铬性较好,且对Cr(Ⅵ)有较强的还原能力,AQDS对生物还原Cr(Ⅵ)(0.1¹.2 mmol·L^-1)具有明显的强化作用。因此,铬还原菌株CrB3的存在对铬污染土壤及水体的修复具有重要作用。(3)由于实际污染环境条件复杂,本部分重点考察不同Cr(Ⅵ)污染程度下,环境中广泛存在的异化铁还原菌MR-1对Cr(Ⅵ)迁移转化过程的影响,并对黏土矿物NAu-2和AQDS存在的复杂体系进行分析。结果表明:单独添加NAu-2对不同浓度Cr(Ⅵ)生物还原过程均无促进作用;单独添加AQDS对不同浓度Cr(Ⅵ)(0.2².0 mmol·L^-1)生物还原过程均产生明显促进作用,Cr(Ⅵ)还原过程的强化系数达到1.33³.90;同时添加AQDS和NAu-2时,不同浓度Cr(Ⅵ)(0.2².0mmol·L^-1)生物还原时的强化作用均得到明显提升,强化系数达到2.02¹0.49。此外发现Cr(Ⅵ)浓度从0.8 mmol·L^-1升高至2.0 mmol·L^-1时产生明显协同作用,且协同系数呈先增加后降低的趋势,最大达到2.98。因此,不同Cr(Ⅵ)污染程度的土壤及水体中,AQDS和NAu-2对Cr(Ⅵ)还原的影响差别较大。(4)环境中的铁主要以含铁黏土矿物和铁氧化物的形式存在,本部分研究重点针对铁氧化物(水铁矿)对Cr(Ⅵ)迁移转化过程的影响进行分析,天然有机质选取在实际环境中提取的有机质ESHA。研究发现,水铁矿对Cr(Ⅵ)有较好的吸附作用,Cr(Ⅵ)浓度为0.5 mmol·L^-1时的吸附量达到了38.4%。结果表明:ESHA的加入对微生物还原Cr(Ⅵ)有一定的促进作用,对微生物还原水铁矿也产生了促进作用;与MR-1+0.5 mmol·L^-1Cr(Ⅵ)实验组相比,ESHA与水铁矿的单独/同时添加都对Cr(Ⅵ)的去除产生了促进作用,强化系数分别为1.20、1.18和1.49。通过对不同种类微生物还原Cr(Ⅵ)的研究,并结合实际环境分析铁矿物(含铁黏土矿物NAu-2,水铁矿)和天然有机质及其模式化合物AQDS等存在的复杂体系中Cr(Ⅵ)迁移转化过程和机理,探究强化微生物还原固定Cr(Ⅵ)的方法,为实际Cr(Ⅵ)污染场地修复及生态环境保护提供新的修复思路及数据参考。