将有毒的六价铬(Cr(Ⅵ))还原成毒性较小和移动性较弱的三价形式(Cr(Ⅲ))被认为是一种可选和可行的铬污染的修复处理方法,相比于传统的物化方式,微生物修复技术具有更多的优势,因此研究微生物对Cr(Ⅵ)还原的过程和调控机制意义重大,大量被重金属污染的水体可以用更经济的方式得到净化。Cr(Ⅵ的生物转化会产生不溶性Cr(Ⅵ)化合物,如Cr(Ⅲ)-有机络合物,据报导一旦形成了Cr(Ⅲ)-有机络合物,其在短期的生物降解中会相对稳定和难降解。这样一来,Cr(Ⅲ)-有机化合物在环境中被看成是稳定的铬形态,从而参与铬的自然生物化学循环。还有科技论文证实了Cr(Ⅵ)对包括人体在内的一些动植物有突变和致癌的作用。因此,解除我们受金属污染的生态系统的毒性对整个科学界来说是一个挑战。另一方面,生物吸附通常是指通过死亡的或代谢不活跃的生物将金属离子或放射性元素被动的结合起来。我们必须将生物吸附和生物积累区别开来,生物积累通常被理解为发生在生物体中一种活跃的,可通过新陈代谢作用来调节金属累计的过程。生物吸附去除有毒重金属的方法特别适合处理抛光剂污水,因为它可以使处理水近似达到饮用水的水质。和诸如离子交换等传统处理方式相比,通过生物吸附现象来去除有毒重金属更为经济。本研究的目的是利用污水中分离出来Bacillus cereus菌株来评价其在Cr(Ⅵ)污染修复中生物还原和吸附现象的潜力。论文设计了一系列的实验来实现该研究目标,如DNA的分离和PCR技术鉴定细菌、细菌的生化测试、Cr(Ⅵ)的最低抑制浓度(用过量的重铬酸钾(K2Cr2O7来测定)、Cr(Ⅵ)浓度对细胞生长的影响、各种环境因素诸如温度、pH对细胞生长的影响,Cr(Ⅵ)的降解以及Cr(Ⅵ)降解的活跃性。Cr(Ⅵ)的浓度的测试采用二苯卡巴肼方式(DPC),在可见光540nm波段下用UV/VIS分光光度计检测。此外,还利用了细胞的通透性实验和亚细胞分离来确定铬还原酶的位置。还利用傅里叶变换、红外光谱学、扫描电子显微镜和能量色散X射线来分析该细胞吸附Cr(ⅤⅠ)的潜能。通过上述试验,发现新筛选出细菌为Bacillus cereus,并给与编号Pf-1,与芽孢杆菌关系极为紧密,且新的细菌可以有效地将有毒和易溶解的Cr(Ⅵ)降解为毒性较小、难溶解的Cr(Ⅲ).在PH为7.0±0.3,温度为30±2℃C的条件下可以观察到Cr(Ⅵ)最佳的降解性能。这种细菌可生存在60mg Cr(Ⅵ)/L营养培养基中,并且能够在24小时内将浓度是10mg/L的Cr (ⅤⅠ)溶液降解65%。再者,多添加1%葡萄糖作为外源电子供体能够明显促进Cr(Ⅵ)的降解。虽然降解率会随着Cr(Ⅵ)初始浓度的增加而逐渐减少,但降解能力会随着Cr(Ⅵ)的浓度的增加而增强。同时,Cr(Ⅵ)降解的平均容积率会随着Cr(Ⅵ)的浓度增加而增加,一直达到约为2.58mg h-1的最大浓度。除此之外,还发现由芽孢杆菌产生的Cr(Ⅵ)还原酶主要在细胞内,因和未处理的或休眠的细胞相比,利用不同浓度的甲苯和聚乙二醇辛基苯基醚处理细胞以增强细胞的透化作用,随细胞透化作用加强而增加Cr(Ⅵ)的降解。生物吸附过程和pH值密切相关,最佳pH值是2±0.3。EDX图片显示细胞吸附前和吸附后,细胞表面上存在着不同的元素,这些元素的数量与细胞吸附量关系大。再者,当细胞接触到Cr(ⅤⅠ)时,Cr的峰值只能在EDX图片中看到。此外,吸附前细胞的红外光谱范围与预期一样,具特有的细菌特征,但经过与重金属接触后,金属负载在细胞上,缩小了其频率范围。朗格缪尔和福伦登里西模型都能拟合实验数据,但是,和伪一级动力学模型相比,伪二级动力学模型可更好地拟合吸附数据。基于此论文获得的结果,我们认为该Pf-1芽孢杆菌可以修复Cr(Ⅵ)的污染。再者,生物吸附和还原技术的发展可以为不同种类的重金属(特别是工业废水中的六价铬)的去除提供技术基础。