摘要 為探究土壤中鎘（cadmium）和砷（arsenic）共去除的可行方法，選取具有鐵錳氧化能力的細菌腸桿菌A11 和叢毛單胞菌A23，研究混合菌株介導生成生物鐵錳氧化物對鎘和砷的吸附效果。掃描電鏡結果顯示鐵錳氧化物存在于細胞表面，并且鐵錳氧化物使細菌聚集成團；盆栽試驗結果顯示A11 和A23 菌株能夠鈍化土壤中的鎘和砷，降低生物可利用態(tài)鎘和砷的比例，并增加其不可利用態(tài)比例，同時還抑制小白菜地上部分和根部對鎘和砷的吸收與積累。以上結果表明A11 和A23 混合菌株生成的生物鐵錳氧化物對鎘和砷有良好的吸附效果。

關鍵詞 腸桿菌； 叢毛單胞菌； 生物鐵錳氧化物； 鎘； 砷

中圖分類號 Q939 文獻標識碼 A 文章編號 1000-2421（2024）04-0212-09

鎘（cadmium，Cd）和砷（arsenic，As）是全球性分布的有毒重金屬污染物，危害農田土壤健康和糧食安全。鎘在環(huán)境中主要以正二價（Cd（Ⅱ））的形式存在［1-2］；砷在自然界主要以三價砷（亞砷酸鹽，As（Ⅲ））和五價砷（砷酸鹽，As（Ⅴ））的形式存在，As（Ⅲ）的毒性比As（Ⅴ）更高，且流動性更強［3］。鎘和砷一旦進入土壤等環(huán)境中容易轉移到植物體內［4］，抑制植物的光合作用、呼吸作用和礦物質攝入，影響其生理活性和代謝水平［5］。此外，鎘和砷可通過食物鏈最終進入人體，并在肝臟和腎臟中積累［4］，影響細胞增殖分化等過程［3］，進而引發(fā)皮膚、胃、肝等器官的癌變。

土壤中鎘和砷污染問題日益嚴重，已經成為一個全球性的問題［6］。鎘在土壤中以二價陽離子形式存在，而砷通常以亞砷酸鹽或砷酸鹽等陰離子形式存在，因此兩者在土壤中的遷移固定等具有相反的特質［7-8］。當土壤的pH 升高時，鎘的生物可利用度降低，但砷的遷移率和流動性提高；當土壤氧化還原電位（redox potential，Eh）升高時，鎘的生物有效性提高，砷的生物有效性降低［8］。此外，鎘和砷具有不同化學性質，可能發(fā)生交叉反應，使常規(guī)的改良措施很難同時實現(xiàn)土壤中鎘和砷污染的原位修復。土壤中鎘和砷的協(xié)同修復需要考慮鈍化效果的穩(wěn)定性、持久性，即是否有二次活化、安全性、經濟性和普適性等問題，由于土壤類型不同，同一種鈍化劑在不同鎘和砷污染土壤修復效果不同，鈍化劑的普適性成為最大難題。

礦物，尤其是鐵錳氧化物對重金屬有很強的親和力，可以通過氧化還原、吸附、沉淀等過程影響重金屬的形態(tài)分布和轉化遷移［8］。鐵氧化物具有表面電荷高、比表面積大、表面有雙配位基的特點，因此具有較強的吸附能力［7，9］。錳氧化物（MnO2）是一種氧化能力強且具有較強反應活性的礦物，對重金屬有良好的吸附、催化及氧化還原能力［9］。在自然環(huán)境中，鐵、錳氧化物往往共存形成鐵錳復合氧化物。在自然界中錳氧化過程較為緩慢，多種鐵錳氧化微生物能催化氧化Mn（Ⅱ）和Fe（Ⅱ）進而誘導形成生物鐵錳氧化物（biogenic Fe-Mn oxides，BFMO）［10］。BFMO 具有更大的比表面積和表面電荷，有更強的吸附、氧化能力［11］。As（Ⅴ）與鐵錳氧化物形成單/多齒配體吸附于BFMO 表面，或與Fe（Ⅲ）形成共沉淀以去除［12］。BFMO 對Cd（Ⅱ）的去除主要為化學吸附，包括表面官能團的絡合、離子交換和陽離子-π 鍵作用，此外Cd（Ⅱ）可以部分取代Fe（Ⅲ）和Mn（Ⅱ）而被吸附固定［13］。鐵錳氧化微生物會存在于BFMO表面，重新氧化Mn（Ⅱ）和Fe（Ⅱ），避免Mn（Ⅱ）和Fe（Ⅱ）改變鐵錳氧化物晶體結構，影響吸附效果［9］?；诖?，BFMO 可能是修復土壤中鎘和砷共污染的一種有效手段。

前期研究發(fā)現(xiàn)腸桿菌A11（Enterobacter sp.A11）和叢毛單胞菌A23（Comamonas sp. A23）在單獨條件下具有微弱的鎘鈍化能力，將兩菌株混合后能夠完全鈍化培養(yǎng)液中的鎘［14］。此外，A11 和A23菌株共培養(yǎng)后其錳氧化能力增強，能在15 d 內得到生物鐵錳氧化物，對修復鎘砷共污染存在潛在應用價值?；诖耍狙芯糠治隽薃11 和A23 菌株生成鐵錳氧化物的能力及對鎘和砷的吸附能力，并進行小白菜盆栽試驗，探究A11 和A23 菌株對土壤可利用態(tài)鎘砷及小白菜吸收鎘砷的影響，分析A11 和A23菌株共培養(yǎng)修復土壤鎘砷共污染的可行性。

1 材料與方法

1.1 培養(yǎng)基及培養(yǎng)條件

LB 培養(yǎng)基：5 g 酵母提取物，10 g 胰蛋白胨，10 gNaCl，加入蒸餾水定容至1 000 mL。

K 培養(yǎng)基：2 g 胰蛋白胨，0.5 g 酵母提取物，0.001 g FeSO4·7H2O，0.2 g MnCl2，溶于ddH2O，調節(jié)pH 7.2 后定容至1 000 mL；121 ℃滅菌20 min 后，加入終濃度10 mmol/L Hepes 緩沖液。

鐵細菌選擇性培養(yǎng)基：10 g C6H8FeNO7，0.5 gMgSO4·7H2O，0.5 g K2HPO4 ，0.2 g CaCl2 ，0.5 g Na‐NO3 ，0.5 g NH4NO3 ，定容至1 000 mL，pH 6.8～7.2，加入1.5% 瓊脂。腸桿菌A11 和叢毛單胞菌A23 在28 ℃、150 r/min 的條件下振蕩培養(yǎng)。

1.2 A11 和A23 菌株鐵錳氧化能力檢測

挑取A11 和A23 菌株的單菌落分別接種于LB培養(yǎng)基中于28 ℃、150 r/min 振蕩培養(yǎng)至OD600 nm=0.5。將菌液置于鐵細菌選擇性培養(yǎng)平板中劃線，觀察是否有黑色或褐色沉淀出現(xiàn)。

LBB（leukoberbelin blue）試劑能夠與高價錳離子反應產生藍色物質，且不會殺死細菌。挑取細菌A11 和A23 單菌落于K 培養(yǎng)基中，按照1% 的接種量（混合菌的接種量為0.5%A11+0.5%A23）分別轉接到K 培養(yǎng)基中培養(yǎng)5 d，12 000 r/min、30 s 收集l mL菌體，加入50 μL Hepes（10 mmol/L），混勻，按體積比1∶5 加入0.04%LBB 溶液，避光反應約10 min，觀察溶液變化，具體方法參照文獻［15］。

1.3 A11 和A23 菌株鎘砷去除能力的檢測

挑取A11 和A23 菌株的單菌落分別接種于LB培養(yǎng)基中于28 ℃、150 r/min 振蕩培養(yǎng)至OD600 nm=0.5。在含有1 mmol/L Fe（Ⅱ）、4 mmol/L Mn（Ⅱ）、20 μmol/L Cd（Ⅱ）和100 μmol/L As（Ⅴ）的K 培養(yǎng)基中，按照0.5% A11+0.5% A23 接種量接種，以不接種細菌的處理組作為對照。28 ℃、150 r/min 下振蕩培養(yǎng)，每隔12 h 取1 次樣，測定上清中重金屬的含量。使用原子熒光形態(tài)分析儀（AFS-8220，北京吉天儀器）測定砷的含量，使用原子吸收分光光度計（TAS-990，普析通用儀器）測定鎘的含量。

1.4 掃描電鏡（SEM）-能譜掃描（EDX）分析

挑取A11 和A23 菌株的單菌落分別接種于K 培養(yǎng)基中于28 ℃、150 r/min 振蕩培養(yǎng)。培養(yǎng)14 d 時，取36 mL 菌液7 000 r/min 離心10 min，收集菌體。用無菌水洗滌菌體3 次后，加入1.5 mL 2.5% 的戊二醛，4 ℃固定過夜。12 000 r/min 離心5 min，棄上清，將沉淀用無菌水漂洗3 次。依次向離心管加入1.5mL 的30%、50%、70%、85%、90%、100% 的乙醇，逐級脫水。每次加入乙醇后靜置10 min，12 000 r/min離心5 min，保證脫水徹底。脫水后的菌體冷凍干燥24 h，使用干凈的牙簽挑取適量的細菌凍干粉于載玻膠帶上，用離子濺射儀鍍膜，隨后使用掃描電鏡（SU8010，天美（中國）科學儀器有限公司）觀察。在觀察過程中使用能譜掃描點掃檢測細菌表面的元素組成。

1.5 小白菜盆栽試驗

土壤盆栽試驗在溫室內進行，每盆種植4 株上海青小白菜（Brassica rapa L.）。土壤中添加了50mg/kg As（Ⅴ）、1 mg/kg 或2 mg/kg Cd（Ⅱ），同時設立未添加任何重金屬鹽溶液的盆栽作為對照組。As（Ⅴ）和Cd（Ⅱ）加入后，在自然條件下平衡2 周時間。按1% 的接種量分別將A11 和A23 菌株接種于LB 培養(yǎng)基中培養(yǎng)，7 000 r/min、4 ℃離心10 min 收集菌體，菌株等細胞數(shù)混合后重懸。小白菜移植到盆栽7 d后，在上述處理組加入A11 和A23 菌株的混合菌株，并使細菌數(shù)量維持在107 cfu/g 土壤，同時設置不加入菌株的對照，每個處理設置5 個重復（表1）。在溫室內種植30 d 后收獲小白菜（種植過程中使用平板計數(shù)檢測活菌數(shù)量），測量鮮質量后，將植物烘干并添加硝酸消解，分別測定地上部分和地下部分重金屬的含量。砷為類金屬，與磷同屬于化學元素周期表VA 族，且在土壤中都以含氧陰離子形式存在，因此，對砷分級提取法可以參考土壤中磷的連續(xù)提取法［16］。使用改良后的SEP 法測定土壤中砷的化學形態(tài)，依次使用1 mol/L NH4Cl 提取可交換態(tài)砷，使用0.5 mol/L NH4F 溶解砷鋁態(tài)，使用0.1 mol/LNaOH 提取鐵結合態(tài)砷，使用0.25 mol/L H2SO4 提取鈣結合態(tài)砷。

2 結果與分析

2.1 A11 和A23 菌株鐵錳氧化能力和鎘砷去除能力的檢測

將腸桿菌A11 和A23 菌株單獨或共同在鐵選擇性培養(yǎng)基培養(yǎng)，共同培養(yǎng)可產生明顯的黑褐色沉淀（圖1A）。使用LBB 試劑檢測，與不加入菌液的空白對照相比，菌株A23 可以使試劑變藍，A11 和A23 菌株共培養(yǎng)的菌液產生的藍色物質更多（圖1B）。結果表明菌株A23 在單獨培養(yǎng)時具有錳氧化能力，而菌株A11 的添加提高了菌株A23 錳氧化能力。

本研究測定了不同濃度的鐵（0.75、1、1.5 mmol/L）和錳（1、4 mmol/L）條件下細菌對鎘和砷的吸附能力，當Fe（Ⅱ）濃度為1 mmol/L、Mn（Ⅱ）濃度為4 mmol/L 時，A11 和A23 菌株共培養(yǎng)對重金屬的吸附效果最佳，Cd（Ⅱ）去除率為60%（圖1C），同時能夠完全去除As（Ⅴ）（圖1D）。此外，由于液體離子和pH 值的顯著影響，Cd（Ⅱ）在培養(yǎng)基中的溶解度會呈現(xiàn)一定程度的降低；在測定砷和鎘的含量時需要對高濃度重金屬溶液進行梯度稀釋，這可能是導致重金屬含量曲線出現(xiàn)波動的原因。

2.2 A11 和A23 菌株共培養(yǎng)鐵錳氧化物的生成

A11 和A23 菌株共培養(yǎng)鐵錳氧化物掃描電鏡（SEM）結果顯示，未加入Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）培養(yǎng)時，A11 和A23 菌株的菌體形態(tài)主要呈現(xiàn)桿狀，表面較為光滑，未見到明顯生物鐵錳氧化物生成（圖2A）；加入一定量的Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）培養(yǎng)，菌體表面粗糙，有明顯胞外物質附著（圖2C）；Mn（Ⅱ）濃度提高到4 mmol/L 時，細胞周圍生成明顯的沉淀物質，且細菌聚集成團（圖2E）。能譜掃描分析結果顯示，未添加Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）培養(yǎng)的細菌細胞表面主要含有C、O 和N 3 種元素（圖2B）；添加Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）后檢測到Mn 的存在，隨著Mn（Ⅱ）初始濃度的增加，O 和Mn 比例也增加（圖2D、F）。以上結果表明，Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）的加入可以促進生物鐵錳氧化物的生成。

2.3 A11 和A23 菌株處理對小白菜中鎘和砷含量的影響

在自然條件下，即使不添加外源鐵錳，土壤中仍有足夠含量的鐵錳，使得A11 和A23 菌株能夠介導鐵錳氧化物的產生。小白菜在不同處理條件下種植30 d，收獲后測定地上部分和根中鎘和砷含量，結果顯示1 mg/kg Cd（Ⅱ）+50 mg/kg As（Ⅴ）處理條件下，加入A11 和A23 菌株與對照（不加菌株）相比，小白菜地上部分對Cd（Ⅱ）的積累減少32.0%（圖3A）、As（Ⅴ）的積累減少19.6%（圖3C）；小白菜根對Cd（Ⅱ）的積累減少26.2%（圖3B）、As（Ⅴ）的積累減少20.3%（圖3D）。2 mg/kg Cd（Ⅱ）+50 mg/kg As（Ⅴ）處理條件下，加入A11 和A23 菌株與對照（不加菌株）相比，小白菜地上部分對Cd（Ⅱ）的積累減少27.2%（圖3A）、As（Ⅴ）的積累減少22.9%（圖3C），小白菜根對Cd（Ⅱ）的積累減少28.6%（圖3B）、As（Ⅴ）的積累減少57.0%（圖3D）。

2.4 A11 和A23 菌株處理對小白菜氧化壓力相關酶活性的影響

由圖4 可知，在土壤中加入2 mg/kg Cd（Ⅱ）和50 mg/kg As（Ⅴ）的處理下，與不加入菌株的對照組相比，加入A11 和A23 菌株使小白菜超氧化物歧化酶（SOD）活性降低了7.1%（圖4A），過氧化物酶（POD）活性降低了28.5%（圖4B），過氧化氫酶（CAT）活性降低了21.7%（圖4C），丙二醛的含量降低了30.0%（圖4D）。與不加入菌株的對照組相比，加入A11 和A23 菌株顯著提高了小白菜的鮮質量（圖4F）。以上結果表明，A11 和A23 菌株有助于緩解鎘和砷對小白菜帶來的氧化壓力，緩解鎘和砷對小白菜生長的抑制。

2.5 A11 和A23 菌株處理對土壤可利用態(tài)砷含量的影響

在土壤中添加2 mg/kg Cd（Ⅱ）+50 mg/kgAs（Ⅴ）處理下，A11 和A23 菌株的加入使殘渣態(tài)砷的比例增加了14.4%、砷鋁態(tài)的比例增加了0.8%、鈣型砷的比例增加了1.3%，鐵型砷的比例減少了13.8%、可交換態(tài)砷的比例減少了0.1%（圖5）。結果表明，A11 和A23 菌株的加入減少了鎘和砷的生物可利用度，在一定程度上減少了其毒害作用。

3 討論

鎘砷共超標對生物乃至環(huán)境構成的風險遠高于其單一存在［10］，復合鈍化劑修復土壤鎘砷共污染具有廣闊應用前景［12］。微生物介導的錳氧化是通過直接氧化或間接氧化實現(xiàn)的［17］，直接氧化多通過多糖和蛋白質直接催化，其中研究最多的為多銅氧化酶（MCO）和動物血紅素過氧化物酶（AHP）；間接氧化是通過釋放超氧自由基，改變環(huán)境的pH 值或氧化還原電位實現(xiàn)的［17-18］。許多微生物具有錳氧化能力，但通過微生物相互作用實現(xiàn)錳氧化的研究尚不多見［19］。Liang 等［19］研究發(fā)現(xiàn)2 種細菌（節(jié)桿菌屬和鞘氨醇菌屬）在單獨培養(yǎng)時不具備錳氧化活性，共培養(yǎng)且細菌菌株比例為4∶1 至16∶1 時可以快速氧化錳，進一步研究發(fā)現(xiàn)［19-20］，共培養(yǎng)物中表達的錳氧化蛋白為節(jié)桿菌屬的膽紅素氧化酶boxA，在節(jié)桿菌QXT-31 單獨培養(yǎng)時該基因沉默；2 種菌株共培養(yǎng)時鞘氨醇菌QXT-31 增加節(jié)桿菌QXT-31 的氧化壓力，節(jié)桿菌QXT-31 為了提高存活率而氧化Mn（Ⅱ）。本研究中，叢毛單胞菌A23 具有錳氧化蛋白多銅氧化酶（序列號2809141284），且單獨培養(yǎng)時具有微弱的錳氧化能力，當腸桿菌A11 與菌株A23 共培養(yǎng)時，菌株A23 錳氧化能力增強（圖1B）。根據(jù)已有研究推測，A11 和A23 菌株在共培養(yǎng)過程中由于種間互作產生某種物質，該物質誘導菌株A23 的多銅氧化酶表達上調，以提高菌株錳氧化速率。

錳氧化物對Cd（Ⅱ）等陽離子的吸附能力大于鐵氧化物［12］，而鐵氧化物表面位點密度高，且可以和砷形成雙齒共角絡合物［9］，因此對砷有很好的親和性，且高鐵錳比的生物鐵錳氧化物對砷有更強的吸附能力。同時，錳濃度增加，該體系對砷的吸附效果也會增強，錳可以氧化Fe（Ⅱ）等低價重金屬，F(xiàn)e（Ⅱ）被錳氧化生成FeOOH 沉淀，增強對砷等重金屬的吸附［21］。鎘可以通過吸附、同晶取代或共沉淀與鐵（氫）氧化物結合［22］，通過吸附、絡合作用或嵌入共沉淀與錳氧化物結合［22］，影響該體系生物鐵錳氧化物鈍化鎘的因素還需要進一步探究。在BFMO 鈍化鎘砷的過程中二次釋放的Fe（Ⅱ）和Mn（Ⅱ）會被重新氧化，為Cd（Ⅱ）和As（Ⅴ）提供新的吸附位點［23］。錳過氧化物酶受Mn（Ⅱ）和過氧化氫的共同誘導，在Mn（Ⅱ）存在時，過氧化氫可以誘導錳氧化酶轉錄［24］。砷等重金屬會導致細菌過氧化氫等活性氧的產生增加，鎘不會直接產生活性氧自由基，但也會間接提高細菌氧化壓力［25-26］。因此，鎘和砷的加入使過氧化氫濃度增高，催化了錳氧化過程，使得生物鐵錳氧化物形成速率快于不添加鎘和砷時。BFMO 在吸附固定鎘和砷時會形成循環(huán)系統(tǒng)，以保證其吸附效果的持久性和穩(wěn)定性，從而更好地發(fā)揮對鎘和砷的鈍化作用［23］。同時，鐵和錳在土壤中分布廣泛，即使不添加外源鐵錳，A11 和A23 菌株仍可介導鐵錳氧化物形成，實現(xiàn)原位修復鎘砷復合污染，具有廣闊的應用前景。

此外，鐵錳是天然的土壤改良劑，鐵錳氧化物是土壤中常見的活性物質，可以減少土壤中鎘和砷的流動性和生物有效性。根據(jù)改良的BCR （european"community bureau of reference）順序萃取法，鎘的化學形態(tài)可分為酸可提取態(tài)、可還原態(tài)（與鐵和錳氧化物結合）、可氧化態(tài)（與有機物和硫化物結合）和殘渣態(tài)［26-27］。前2 種形態(tài)被認定為可溶性和可交換態(tài)鎘，即生物可利用態(tài)鎘；后2 種形態(tài)為結合態(tài)和殘留態(tài)鎘，為土壤中非生物可利用態(tài)鎘［14］。砷可以分為可交換態(tài)、鐵鋁氧化物結合態(tài)砷、鈣結合態(tài)砷和難以提取的殘渣態(tài)砷等多種形態(tài)［25］。可利用態(tài)砷在土壤中占比較小，但生物可利用性和遷移度強；鐵鋁氧化物結合態(tài)砷可以占到土壤中砷總量的50%～60%，是砷存在的重要形態(tài)，該部分砷具有一定的生物可利用性。鐵結合態(tài)砷較鋁結合態(tài)砷更穩(wěn)定，且含量更高；鈣結合態(tài)砷穩(wěn)定性比鐵、鋁結合態(tài)砷穩(wěn)定性差，生物毒性較強。生物可利用性和遷移率弱、含量少、難以提取的其他形態(tài)砷一般歸于殘渣態(tài)砷，殘渣態(tài)很穩(wěn)定［16］。本研究中，小白菜盆栽試驗結果表明，A11 和A23 菌株的投入可以鈍化土壤中的鎘和砷，減少鎘的可利用態(tài)（包括酸可提取態(tài)和可還原態(tài)）和砷的可利用態(tài)，與根據(jù)純培養(yǎng)條件試驗結果預期一致。

鎘和砷會對植物細胞產生毒害作用，高濃度的鎘和砷會對植物產生脅迫，脅迫作用通常是植物的酶活受到抑制和產生大量的自由基帶來的［26-27］。超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）和過氧化氫酶（CAT）是植物清除體內過量的自由基、適應脅迫環(huán)境的重要酶類，在植物耐鎘和砷方面具有極其重要的作用［26-27］。丙二醛（MDA）是植物細胞膜遭受逆境脅迫產生的過氧化產物，正常條件下植物體內的MDA 含量很少［27］，植物在受到重金屬脅迫時發(fā)生膜質過氧化，MDA 含量增多，同時產生大量活性氧自由基，體內抗氧化酶（SOD、POD 和CAT 等）活性升高以響應這些氧化脅迫。除此之外，鎘和砷抑制多種植物的光合作用，已有研究表明鎘和砷干擾葉綠素的生成，砷還能提高葉綠素降解酶的活性，使葉綠素分解［28］。小白菜能積累高濃度的重金屬且消費廣，常用于重金屬污染修復的試驗模式植物［29］。本研究中，A11 和A23 菌株的混合菌株降低了小白菜氧化壓力相關酶的活性和丙二醛的生成，在一定程度上緩解了鎘和砷對小白菜產生的氧化壓力，降低了氧化脅迫。同時，提高了小白菜的葉綠素含量（圖4E），減少鎘和砷對小白菜光合作用的毒害。A11 和A23 菌株介導生成的BFMO 可以顯著降低鎘和砷在小白菜內的積累，且鎘砷在根部的生物積累遠高于地上部分。有研究表明，鐵/錳可以在植物的根表面形成斑塊，可以螯合重金屬并抑制其吸收和轉移［30］。土壤中鎘和砷的總量不足以評估它們產生的風險，鎘和砷產生的環(huán)境風險與存在形態(tài)密切相關［16］。降低鎘和砷的生物有效性，阻控鎘和砷向作物遷移是減輕其毒害作用的有效手段。

綜上，A11 和A23 菌株共培養(yǎng)介導生成生物鐵錳氧化物修復鎘砷污染土壤、降低小白菜的鎘砷積累是可行的，后續(xù)研究將進一步解析A11 和A23 菌株互作促進錳氧化的機制，進而分析細菌與小白菜互作降低小白菜重金屬積累的可能機制。重金屬污染農田土壤具有復雜性，常伴隨著多種重金屬的復合污染，針對微生物在鎘和砷復合重金屬污染條件下解毒機制的探究，將為鎘鉻污染農田的修復治理提供微生物菌種資源及理論依據(jù)。

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（責任編輯：葛曉霞）