《污染环境生态修复》利用微生物进行有机污染环境的生态修复

上海大学2012～2013学年冬季学期研究生课程考试文献阅读报告题目：《污染环境生态修复》利用微生物进行有机污染环境的生学号姓名2013年XX月XX号微生物包括细菌、病毒、真菌以及一些小型的原生动物、显微藻类等在内的一大类生物群体。它个体微小，却与人类生活关系密切，广泛涉及健康，食品、医药、工农业、环保等诸多领域。微生物一般分为3类，即原核、真核和非细胞类。原核类的包括细菌、放线菌、螺旋体、支原体、立克次氏体、衣原体；真核类包括真菌、部分藻类、部分原生动物；非细胞类包括病毒和亚病毒。有机污染物可分为天然有机污染物和人工合成有机污染物两大类。泄漏的石油、杀虫剂、农药、室内装修等都会引起环境的有机污染。根据国际POPs公约，持久性有机污染物分为杀虫剂、工业化学品和生产中的副产品三类。典型的含有持久性有机污染物的杀虫剂包括艾氏剂(aldrin)、氯丹(chlordane)、滴滴涕(DDT)、狄氏剂(dieldrin)、异狄氏剂(endrin)、七氯、六氯代苯(HCB)、灭蚁灵(mirex)、毒杀芬(toxaphene)等；工业化学品包括多氯联苯(PCBs)和六氯苯(HCB);生产中的副产品包括二恶英和呋喃。持久性有机污染物有蓄积性，半挥发性，通过食物链可以逐级的放大，可以长距离的转运到一些地区，对健康和生态有很严重的的影响。农药的使用，工业的发展，生活中副产品的产生和排放，使得我们生活的环境，大气、水体、土壤都不同程度地受到了污染。利用微生物对有机污染环境进行修复已受到很多研究者的重视并付2.1微生物对滨海湿地的生态修复石油烃类是当前威胁湿地生态的主要污染物之一，虽然能够降解这些污染的微生物广布于湿地环境中，但由于条件所限土著微生物的自然降解效率很低，因此需要通过人为添加活性物质及接种1989年在美国阿拉斯加的一个溢油事故中，使用亲油性肥料EAP22和缓释材料Customblen作为微生物强化剂，利用石油烃降解菌群对受到污染的120km基岩海岸成功进行了清理(PrinceRMi在一次港湾溢油事故中接种高效降解菌Terra-Zyme有效增强了重油的生物降解(HiroakiTsutsu近年来，随着具有生物降解能力的菌株被不断发现和筛选，利用微生物治理农药残留和其它有机污染成为湿地生态修复领域的热点。喻龙等在综述中报道了大量具有农药降解能力的湿地土著微生物，认为这些菌株在河口及红树林湿地的生态修复中具有广阔的应用前景(喻龙，2002)。许育新等分离到1株能以甲基对硫磷为唯一碳源的微生物，Stenotrophomonassp.,命名为PF32,其在24h内对高浓度甲基对硫磷(100mg/L)的降解率超过99%(许育新，2009)。张松柏等筛选出一株光合细菌Rhodopseudomonassp.,在培养15天内对高浓度氯氰菊酯、联苯菊酯的降解率分别达到43.25%和50.18%,添加Fe*可提高其降解率。(张松柏，2009)另一方面，许多学者致力于优化降解条件和探索微生物的其它降解途径，也取得了一系列重要成果。AthanasiosSS等人研究了供氧情况对微生物降解敌草隆的影响，发现需氧状态下微生物对敌草隆的降解率接近60%,而厌氧条件下可达95%(AthanasiosSS,2009)。湿地中的一些微生物具有特殊的代谢途径，可以将环境中的持久性有机污染物(POP)作为代谢底物加以利用，这对微生物而言是解毒作用.对环境来说则是修复作用。Achromobacter研究发现.Achromobacterxylosoxidans可以耐受浓度高达1.8nmol/L的硝基酚胁迫并在168h内将其完全降解(WanNS,2007)。MareikeB等采用1C放射性同位素标记技术，从湿地底泥中鉴定出一系列可以降解氯苯并将其转化为自身脂肪酸的细菌。这些微生物虽属不同的门类，但都具有相近的脱卤代谢及脂肪酸合成途径，因此可以作为一个专性菌群应用到自然湿地的修复中(Mareike高且环境条件千差万别，单纯使用土著微生物进行处理仍然显得捉襟见肘，而近年来兴起的生物分子工程技术(BEM)为解决这个问题提供了强有力的工具。BEM对微生物的改造主要有两条途径：利用重组DNA技术获得具有污染物降解能力的工程菌；使用酶定向进化技术改造微生物的代谢酶。目前已有许多经过遗传改造的工程菌(GEM)投入到自然湿地的生态修复中，发挥了土著微生物不可比拟的优势，但同时也有专家担心一些GEM体内的重组质粒等可移动遗传因子会对自然生态系统造成危害，鉴于此美国政府严格限制GEM在自然环境中使用。针对这种情况，许多学者呼吁应加强GEM生态安全性方面的研究，为其能够大规模应用提供更加可靠的依据(ZhaoHM,2005)。王晓星等人对草甘膦废水有机污染物的微生物降解进行了研究。实验以草甘膦废水为唯一碳源，通过选择性富集培养法、驯化培养法、划线分离和纯化，从湖北宜昌某化工集团污水处理厂排污口活性污泥中分离得到菌株XF150。三次驯化过程中，菌株XF150降解草甘膦废水最高降解率达95.52%。经观察形态特征及培养特征，初步鉴定菌株XF150为青霉菌属(Penicilliumsp.)。由单因子优化法实验法探讨了温度、pH值、底物浓度对菌株XF150降解草甘膦废水的影响，得出菌株XF150降解草甘膦废水的最适条件：温度为30℃,pH为7.0、底物浓度为600mL/L,在最适条件下菌株对草甘膦废水降解率可达84.18%,其矿化程度较高，为草甘膦废水的生物处理技术提供最周爱霞等人研究了强化土著微生物用来处理硝基苯和苯胺污染地下水的问题。以硝基苯、苯胺为主要污染物的污染地下水为研究对象，加入激活剂(乳糖、Na₂HP牛肉膏、蛋白胨)激活土著微生物，并考察其对土著微生物生长及硝基苯、苯胺降解效果的影响。加入激活剂3d后测各个水样的脱氢酶活性，对培养9d后的水样进行气相色谱/质谱(GC/MS)分析。结果表明，加入乳糖的水样中，其微生物相对增长率达157.2%,硝基苯、苯胺的相对去除率分别为14.90%和0.79%;加入Na₂HPO₄和乙醇的水样中，其微生物增长和硝基苯、苯胺降解情况均没有明显变化；加入乳糖+Na₂HPO₄的水样中，微生物相对增长率达180.3%,硝基苯、苯胺的相对去除率分别为24.20%和1.21%;加入牛肉膏的水样中，微生物的相对增长率为830.7%,硝基苯、苯胺的相对去除率分别为99.99%和99.67%。加入蛋白胨的水样中，其微生物相对增长率为686.0%,硝基苯、苯胺的相对去除率分别为99.33%和58.94%。分析结果表明，加入激活剂后对氯苯胺、1-对于人类和生态环境而言，水体底泥污染严重已成为世界关注的环境问题(WinR.2005)。底泥是河涌的重要组成部分，是河涌水生态系统中物质交换和能量循环的重要中枢之一。当环境条件发生变化时，底泥中过多的重金属、营养元素和有机物就会从底泥中释放出来，影响上覆水体的水质，影响到水生生物和人类健康(袁旭音，2000)。修复污染底泥的方法包括易位修复与原位修复易位修复底泥的方法主要依赖挖掘和清理污染的底泥，在大规模的底泥修复工程中，由于搅动了污染的底泥可能会导致二次污染，因此，发展原位修复技术已经引起了世界各国科学家的高度重视近年来，由于向河道内无限制的排放含有有机物的废水或意外泄漏，河道的底泥中存在大量的有机物，严重影响河道水体的透明度。底泥的有机污染物主要包括持久性有机污染物(PersistentOrganicPollutants,简称POPs),PCBs(Polychlorinatedbiphenyls,多氯联苯)和PAH(Polycyclicaromatichydrocarbons,多环芳烃)等(WoodheadRJ,1999)。生物促生技术是通过对自然界中污染物降解者土著微生物的促生作用，为之创造一个能顺利完成自然降解功能的环境，强化污染环境的自净能力，加速对有机污染物的分解。1999年10月，华东师范大学、上海徐汇区环科所、美国Probiotic公司共同采用普罗水质净化促生液对上澳塘黑臭水体进行生物修复试验，利用促生液中含有的促进微生物生长解毒及污染物降解的有机酸营养物质缓冲剂等组分，促进土著微生物的繁殖和生长，增强微生物降解污染物的能力(程晓东，2001)。2007年，东华大学卢丽君等通过定期向受污染底泥中注入生物促生剂进行底泥修复的试验监测上覆水体的水质指标，并观察表层底泥微生物的生长情况。试验结果表明将生物促生剂直接注射到底泥中能很好地刺激底泥中原有异养菌的生长并对硫酸盐还原细菌的生长起抑制作用(卢丽君，2007)。2008年，张丽等在底泥对投加生物促生剂改善河道水质效果的影响研究中提到，在有底泥条件下联合均匀投加生物促生剂(Bio-energizer),静止态更有利于N,P类营养物质的降解，水体修复效果明显，水体浊度降低效果显著,具有促进水体向好氧洁净状态恢复，消除水体黑臭，提升水体DO。若此条件运用到实际的河道修复中，经济上也是可行的(张丽，2008)。底泥生物氧化是通过呼吸代谢途径诱导土著微生物定向扩增，停止甚至抑制那些致黑臭微生物类群的生长，就地大量繁殖土著微生物，利用土著微生物各种电子受体共代谢底物等生物氧化组合技术生产出药物，通过靶向给药技术直接将药物注射到河道底泥中间，对河道黑臭底泥进行缺氧无氧环境下生物氧化，可有效降低底泥有机物含量，提高底泥对上覆水体的生物降解能力，促进底泥微量营养元素释放和藻类生长。冯奇秀等利用河道底泥接种专业培养基，研制的底泥生物氧化高效配方制成复合制剂能显著促进河涌底泥氧化层的形成，强化底泥对有机污染物分解能力，底泥对上覆水体生物氧化能力也逐步增强(冯奇秀，2003)。TrineEggen研究了Fe°在22℃恒温下经过10周时间可将底泥中的DDT由974mg/kg降至346mg/kg(JonR,2008)。底泥氧化后会在底泥表层形成一个氧化层，所以能改善河道的提供便利条件。因此，底泥生物氧化已成为城市黑臭河涌治理不可或缺的措施，也是河涌生态治理阿特拉津(atrazine,简称AT),其化学名为氯乙异丙嗪，是一种至今仍为有效的重要的除草剂之一。阿特拉津具有较大的极性，在环境中较为稳定，容易污染地表水和地下水。因阿特拉津分子中内分泌干扰剂化合物名单。对阿特拉津污染环境的微生物修复有单纯微生物修复和微生物与化学修物质的过程。降解过程可以由改变土壤理化条件来完成，也可接种特殊驯化与构建工程微生物提高降解速度。微生物与化学修复为用化学试剂吸附固定有机污染物，或者通过表面活性剂的增溶作用，增加有机污染物的水中溶解度，再利用现场的微生物生物降解有机污染物。微生物对阿特拉津的作用方式有四种：矿化作用，共代谢作用(辅代谢),生物浓缩或累积作用白腐真菌(whiterotfungi)和菌根真菌(mycorrhizalfungi)等(刘营，1996),都能降解阿特拉津，其中白腐真菌具有较高的氧化降解能力，可降解多种环境污染物尤其是卤代芳烃和木认为它们降解污染物(包括阿特拉津)与木质素降解系统有关，该系统主微生物对农药的降解其实质是酶促反应，微生物对阿特拉津的降解途径有脱烷基(即脱乙基或脱异丙基过程),水解(即脱氯，用羟基取代),开环。目前，对细菌降解阿特拉津的研究已相当广，已进入降解酶及基因水平。同细菌一样在土壤中有重要功能的真菌，它们的降解酶及基因水平的研究很少，需要对真菌等进行更深入的研究。阿特拉津微生物降解多在实验室进行，而多种微生物共生的土壤远比纯培养复杂，因此，如何将实验室中获得的高效菌株应用到实际生态环境中是个有待探讨的复杂问题。利用微生物来降解农药是一个较新的研究领域，虽然还处于探索阶段，但国外许多学者的究表明，污染阿特拉津的土壤通过微生物降解处理具有物理、化学方法无可比拟的优越性，如处理费用低，处理效果好，对环境的影响小，不会造成二次污染，不破坏植物生长所需的土壤多环芳烃(PAHs)产生于化石燃料的燃烧及有机物、气体、木制品及废物的不完全燃烧(邓欢等，由于具有毒性生物蓄积性和半挥发性以及在环境中的持久性而被列为典型持久性有机污染物，其中拥有4个苯环或者4个苯环以上的PAHs被称为高分子量多环芳烃HMWPAHs)。目前针对低分子量PAHs的微生物降解代谢机理已有大量研究且针对细菌降解HMWPAHs的研究也不断取得新进展。Wang等从太平洋沉积物中获得了一种高效的降解芘的解环菌属Cycloclasticussp.P1,在7周培养之后，可以降解93.87%的芘(WangBJ,2008);鞘氨醇单胞菌属(SphingomonaspaucimobilisEPA505)在10mg/L的培养液中16h后对苯并芘、苯并(b)荧蒽和二苯并[a,h]蒽的矿化率分别达到33.3%,12.5%和7.8%(StorySP,2004);Sphingomonassp.VKMB-2434可以共代谢苯并芘和苯并蒽，1个月内的降解效率为50%-80%(BaboshinM,2008)。在PAHs污染的土壤中分离出来的洋葱伯克霍尔德菌(Burkholderiacepacia)可以将芘、荧蒽、苯并蒽及二苯并[a,h]能源，培养7-10d后，HMWPAHs(起始浓度100mg/L)的最终浓度可低于检测限(ChakrabortyS.2010);在PAHs污染土壤中分离出来的另一株嗜麦芽糖寡养单胞菌(Stenotrophomonasmaltophilia)可以将芘为唯一碳源和能源，同时还可以降解苯并芘及二苯并[a.h]蒽(JuhaszAL,2000);此外，还有其他被分离的菌属如蜡状芽孢杆菌(Bacilluscereus)、施氏假单胞菌(Pseudomonas的生理特性及降解HMWPAHs的途径及如何在生物修复中有效地利用这些降解菌仍亟待进一步的研究表明，土壤中不同的降解菌类型与营养物质是否加入密切相关，细菌物种和影响微生物降解能力的基质情况之间有较为复杂的相互作用。Vinas等通过实验室生物修复处理，研究了杂芬油高度污染土壤中细菌群落结构动力学和降解过程。在所有处理中，石油烃和PAHs均分别得到了非常显著的降解。特别是苯并(a)蒽，在未加入值比较高(VinasM,2005)。不同pH值条件下，微生物降解HMWPAHs的能力不同，当pH值从7.5降低到6.5时，菲和芘的降解速率均提高4倍。在pH6.5处理中发现有高浓度的化合物产生，这主要是由于酸性pH值使分枝杆菌细胞可渗透更多的疏水性物质(KimYH,2005)。土壤结构明显影响HMWPAHs的微生物降解效率。土壤中较高的粘土含量将会抑制HMWPAHs的解析与生物降解及水溶性HMWPAHs的生物降解效率。研究表明微生物数量及酶的活性在砂粘土中含量较高。氧气是土壤中微生物降解的限制因子。氧气可以促进酶的活性，加快苯环的裂解。细菌及真菌均在好氧条件下可以降解HMWPAHs,分支杆菌可以在低氧浓度条件下降解芘。然而，氧气并不是所有的HMWPAHs污染的环境中均是充足的。土壤湿度是影响土壤通气条件的重要因素。芘在潮湿的土壤中去除速率较慢，其去除效率随湿度的提高而降低(Luster-TeasleyS,2009)。微生物降解PAHs一般有2种方法。一是以PAHs为唯一碳源和能源(史兵方，2007)。钟鸣等研究表明，以芘为唯一碳源，采用富集培养方法，将寡养单胞菌属菌株ZQ5(Stenotrophomonassp.)在30℃振荡培养10d后，对100mg/L的芘降解率为91.2%(钟鸣，2010)。二是将PAHs与其他有机质进行共代谢，微生物的共代谢作用对于难降解污染物PAHs的彻底分解或矿化起主导作用(郑乐，2007)。近年来，在筛选以高环PAHs为唯一碳源和能源的优势降解菌研究中，富集分离得到的主要是代谢降解4环PAHs的单株降解菌，其中一些降解菌能以共代谢方式降解5环PAHs(张银萍，2010)。PAHs(特别是高环多环芳烃)污染土壤微生物修复中的一个难点是其低生物可利用性。微生物可通过释放生物表面活性剂、形成生物膜以及分泌胞外多糖等方式提高高环的生物可利用性，从而促进其降解。研究表明，通过向土壤中添加琥珀酸钠，可提高微生物活性和酶活性，促进了苯并[a]芘的共代谢降解，35d内苯并[a]芘的降解率接近60%(杨占文，2008)。植物与微生物联合修复技术在污染土壤修复过程地位重要，潜在发展前景良好，市场效能高。微生物修复是环境生物技术的重要部分，近年来在基础和应用研究上取得了较大进展，展示了在实际修复有机污染环境中应用的可能性。微生物修复是一种高效率、低成本、无污染的生物治理技术，适应我国的国情，也是增加可利用土地、水体的有效途径。在微生物修复有机污染环境的过程中，应综合考虑经济效益、社会效益和环境效益，进一步完善微生物修复技术，注意生物修复方法与传统方法的有机结合，发挥各自优点，使有机污染环境修复过程更为系统化、最优化和成熟化。NakhodkaintheSeaofJapan.III.FieldTestsofaBioremediatTreatmentofanOilSpill[J].MarinePollutionBu[8]WanNS,GuJD,YanY.2007,Degradationofp-nitrophenolbyAchromobacterxylosoxidwetlandsediment[J].InternationalBiodeteriorationandBiodegra[9]MareikeB.HemaR,GwenaelI,etal.2007.Assessmentofinsitcontaminatedgroundwatertreatedinacon[10]ZhaoHM,Jeffbiomolecularengineering[J].EnzymeandMicrobialTechnology,(37):487-49[12]周爱霞，高焕芳，安永凯，等.2012,强化土著微生物处理硝基苯和苯胺污染地下水[J].环境污染与防治，[13]WinR.2005,IntroductiontothetreatmentofXu.201fnitrobenzene-contaminatedsediment[J].JournalofHazardousMaterinls,18(2):184-190.EnglandandWalesandtheirpossiblebiologicalsignificance[J].MarinePolluti[21]JonR.2008,Insitutreatmentofcon[23]乔雄梧.2005,阿特拉津在土壤中的降解途径及其对持留性的影响[J].农村生态环境，11(4):15-18PacificanditskeymemberCyclopaucimobilisstrainEPA505,Archives