第二章 有机污染物微生物降解技术

第二章有机污染物微生物降解技术

1DBP(邻苯二甲酸二丁酯)

为了研究固定化微生物降解环境内分泌干扰物邻苯二甲酸二丁酯(DBP)的生物特性.王琳等(2003)将驯化活性污泥用

聚乙烯醉包埋，并制成固定化小球增殖培养后，在不同溶解氧、pH值、温度下对不同浓度的DBP水样进行降解试验.:结

果固定化微生物增殖培养后对DBP的降解率较游离活性污泥高，并且对温度、pH值的适应范围变宽，其降解过程符合酸

促一级反应动力学模型，驯化获得的DBP降解优势菌群经固定、增殖培养后能有效降解底物DBP,且为酶促一级反应。饮

用水中DBP的臭乳氧化效能与影响因素；饮用水中微囊藻毒素限值与生物预处理控制；粘土矿复合聚台氯化铝凝聚给水

中的藻类；苯酚降解菌红球菌PNAN5菌株(而〃而coccussp.strainPNAN5)的分离鉴定、降解特性及其开环双加氧酶性质

研究：活性染料废水的电解絮凝预处理研究(无，2006)

2DDB(敌敌畏)

李荣等(2007)从长期受有机磷农药污染的上壤中分离到一株能同时高效降解敌敌畏、敌百虫的菌株DDB-1,经过一系

列生理生化实验和16SrDNA序列同源性分析，将该菌株鉴定为鞘经醇单胞菌属(Sp柝〃g帅加n即)降解特性试验结果表

明，菌株DDB-1能以敌敌畏和敌百虫为惟一碳源生长，初步推断菌株对敌百虫的降解有一条异于敌敌畏的降解途径：在

25〜42C,pH6.5〜8.5时降解性能良好，pH的变化对敌百虫降解效果的影响要小于敌敌畏，对敌敌畏、敌百虫的降解有

着较广的pH范围和温度范围，在较高浓度的污染环境卜.同样能进行降解：在pH7、37c时，100mg-L」敌敌畏和敌百虫

分别经过15和30h降解至检测不出，降解率达100%：在灭菌土壤的农药降解试验中，100mge敌敌畏和敌仃虫分别经

过5和7d降解至检测不出，降解速率远远超过不接菌土壤的敌敌畏、敌百虫降解速率，降解率达100%-该菌株在实际应

用中有着很好的应用价值.

3DDT

张明星等(2005)从农药厂下水道污泥中分离、筛选到1株能够在好氧条件下降解DDT的细菌菌株DB-1,根据表型特

征、生理生化特性及16SrDNA序列的系统发育分析，将菌株DB-1初步鉴定为鞘缎醉单胞菌属(Sp/而ga〃所as即)。该菌

株能在含酵母膏(40mg/L)的DDT(40mg/L)无机盐液体培养基中降解DDT,10d降解率达到83.6%,菌株DB-1在25〜30℃

长势较好，最适生长pH值为8.0该菌剂由南京农业大学(电话：025—84395526)等单位研制其机理是通过应用微生物含

有的一些酶类来降解上壤与农作物中的农药残隅:菌株DB-1对上壤中DDT和植株上的滨京菊酯等农药残留起到高效的

降解作用，有效改善上壤品质.张达(2006)通过试验检测结果显示，喷洒药物菌剂8天后，对残留在茶园上壤DDT污染

降解率达到65%,对残留在茶树植株上浪融菊酯降解率达85.8%,.

DDT是《关于持久性有机污染物(POPs)的斯德哥尔摩公约》规定的12种禁限POPs之一。它的环境毒性越来越引起

人们的关注,微生物降解是•种有效的环境友好型去除DDT污染的手段。洪青等(2008)简要综述了国内外在DDT微生物

降解方面的研究进展，主要包括降解DDT的微生物、微生物降解DDT的因素，并对通过生物强化手段消除土壤中的

DDT污染进行了展望。从DDT污染的土壤中筛选具有DDT降解能力的细菌，经过富集培养、分离纯化得到56株细菌，

将其接种到基础盐酵母培养基，7d后用紫外分光光度计法初筛得到降解率较高的•株菌，编号为D.】。李红权等(2008)通

过16SrDNA序列分析结合传统分类学方法确定该菌为寡养单胞菌属(S"，〃wp加〃心〃心sp.)的DDT的特件.的研究表明，

在培养温度为30C,底物质量浓度为40mg/L,pH7.0,摇床转速为200r/min的条件下，该菌株对DDT降解10d的降解

率为69.0%„

4PTA(对苯二甲酸)

陈俊等(2006)筛选出了4株对苯二甲酸(TA)的高效降解菌，利用诱变技术.使菌种的DNA结构发生突变，提高丁菌

种降解性能，并对优化后的菌种进行固定化包埋，形成高效菌对苯二甲酸(PTA)废水生物处理技术，处理负荷达到

5kgCOD/m?d以上。

朱红梅等(2006)研究了聚乙烯醇(PVA)加少量海藻酸钠及SiO2,CaCCh的方法固定高效菌处理PTA污水。结果表明，

采用质量分数分别为PVA10%、海藻酸钠0.3%、特种菌种10%、SiO23%、CaCO30.3%,用饱和硼酸溶液(pH为4.0)作

为交联剂，制得的颗粒处理PTA废水时，废水COD负荷为2.91kg/nFd时，CODcr、TOC、TA去除率均为85%以上：废

水COD负荷为12.2kg/nf-d时，CODcr去除率仍为50%以上、TOC去除率为60%以上，当PTA废水pH从5.5降至3.5

时，CODcr.TOC.TA去除率为76%以上。

陶菁等(2001)报道基因工程菌Fhhh及其亲株黄的原毛平革真菌PC和土著细菌YZ1•:菌株,在精对苯二甲酸(purged

terephthalicacid,PTA)废水中的比降解率，受到pH、温度、总氮、总磷4个因素影响的研究结果。结果表明，每个菌株

的比降解率与4个因素之间，分别有局部优化值。在局部优化数学模型的基础上，建立综合优化数学模型，计算出Fhhh

和黄抱原毛平革真菌及土著细菌的最大比降解分别为：0.224、0.167、0.018h”废水降解过程中能量的总变化分别为：

2.33、1.42、0.13J/(g-h),均为正值，表明3菌株降解PTA废水总过程是释放能量，可以连续进行，综合优化数学模型合

理。研究结果为建立高效处理废水的人工智能系统，提供了必要的理论依据和技术途径。

5阿特拉津

张兰英等(2002)从吉林市农药厂排污口采集的污泥样品，通过富集培养，从中分离筛选出一株阿特拉律(AT)高效降

解菌JLNY01,该菌在10匕一定浓度的AT条件下，经过一定时间的驯化，降解率可达83.6%。在30C下，AT能够达到

完全降解。经初步鉴定该菌为假单胞菌属。

胡宏韬等(2004)应用了从农药厂阿特拉津生产车间污泥中分离出的菌种AT菌，进行了系列降解实验。不同基质浓度

的降解实验表明，在农药污染质阿特拉津的低浓度体系中，AT菌降解阿特拉津的反应符合一级动力学模式，属于米氏方

程曲线的第一阶段的情形，并拟合出关系式V=0.064S：AT菌在外加树源条件卜一的降解效果最好，此时的降解率为30.39%；

模拟治理中，设计了细菌的投放方式以模拟野外条件卜•的菌种投加条件，难于生物降解的污染质阿特拉津。

应飞等(2007)来自河北、山东•些农药厂排污口的土样，通过室内阿特拉津无机盐培养基的驯化培养，分离得到4

株在无机盐培养基上对阿特拉津有明显降解圈的降解细菌"底物阿特拉津浓度为WOOmg/L,反应体系50mL体系菌浓度

为8.9xlO%fii/mL恒温3(TC,180r/min,培养7d,其室内降解效率分别为40.6%、75.7%、82.3%、96.9%。其中菌株BZB-U

的降解效率最高。对菌株BZB-11进行降解动态考察，结果显示，BZB-II菌株在无机盐液体培养基中(阿特拉津底物浓度

为1000mg/L,反应体系50mL体系菌浓度6.59xl()9cfWml,恒温30C,18017min),对阿特拉津l・3d的降解速度较快，

3d可达89.5%,7d的降解率达100%。综合来看，该菌株是一株很有应用前景的高效菌株。

胡江等(2005)比较了阿特拉津及降解菌株BTAH1的使用对上壤微生物的影响。结果表明：在实验周期内阿特拉津对

土壤微生:物的代谢作用有较明显的刺激作用，与空白土壤(未施用阿特拉津和降解菌)相比。对照土壤(施用50mg虫/土阿

特拉津)呼吸强度显著增加，且土壤中的阿特拉津浓度对土壤NHJN和NO3-N浓度的影响显著。降解菌BTAH1可在1

周内降解上壤中98%以上的阿特拉津，从而使上壤呼吸强度有所下降，上壤中NHJ-N和NO3-N的浓度基本与空白上埃

持平，对微生物量C和微生物量N影响不显著；放线菌和真菌数量也基本与空白持平，细菌数量较高。对土壤细菌的

16SrDNA文库的ARDRA分析发现，阿特拉津及其降解菌的使用对上壤细菌群落结构有•定程度的影响，阿特拉津的

使用会降低细菌群落的多样性，而降解菌的使用会恢复上壤细菌的多样性。

菌株Ar而Mader印.AG1能以4000mg/L的阿特拉津(AT)为唯一碳源、氮源和能源生长。代先祝等(2007)通过设计特

异引物从AG1中扩增出阿特拉津氯水解酶基因tizN的全序列，该基因与已报道的trzN基因序列相似性为99%°AG1菌

株中含有两个大于100kb的质粒，Southern杂交结果显示trzN和atzB基因均位于其中较大的一个质粒pAGl上。将AG1

菌株在LB液体培养基中转接三代后，发现34%的细菌细胞去失了降解活性，但却未发现丢失质粒，PCR扩增结果表明

突变子丢失了EN基因，但atzB和atzC菸因未丢失，说明降解活性的缺失是3N基因片段从质粒上丢失的结果，表明

trzN基因在环境中存在水平转移现象，暗示菌株AG1中的阿特拉津降解基因是基因的水平转移重组的结果。

胡江等(2004)从除草剂污染的土壤中，驯化分离得到I株能够以阿特拉津为唯•碳源第源生长的革兰氏阳性细菌

BTAHI,该菌株能够在I26h内完全降解1000mg/L的阿特拉津。通过生理生化鉴定，结合16SrDNA聚类分析，将该菌

株鉴定为微小杆菌属〃〃卬.)外加碳源不会促进该菌株对阿特拉津的降解，该菌株的最适降解温度为25〜

30℃,展适降解pH值在7〜9之间。该菌株具有2个大质粒:pBTAHU和pBTAH12,大小分别为20kb和lOOkb,基因

定位发现有2个参与阿特拉津降解的基因位于其中一个较小的质粒(pBTAHU)上。

为进行阿特拉津(AT)污染的生物修复，代先祝等(2007)从AT降解混合菌群中，经长期的交替液体摇瓶培养和平板划

线分离，筛选到一株能完全降解AT的菌株SAIo经生理生化特征及16SrDNA序列分析，将该菌鉴定为假单胞菌属

(Pseudomonassp.)0与已报道的AT降解菌sp.ADP不同，SA1能以AT为唯一碳源、氮源和能源生长，培养

基中添加铁盐不抑制SA1的降解功能，而添加葡萄糖时，累积的犯尿酸会被快速降解。SA1生长的最适温度为37C,

最适pH值为7.0。SA1的静息细胞在10C〜40℃或pH值4〜11时均能高效降解AT,比ADP降解具有更广的pH和温

度范围，表明SA1中AT降解基因为保守的atzABCD,并含有IS1071的tnpA基因片段，传代过程中降解基因会以一定

频率丢失。

蔡宝立等(2001)从农药厂废水中分离到6株能以除草剂阿特拉津为唯一氮源生长的细菌，即假单胞菌(内加4制所公

spp.)AD1,AD2和AD6,JtII'W(Agrobacterium.vp.)AD4.黄单胞菌(Xan疝加io”4sspJAD5,欧文氏菌市aspJAD7,

ADI菌株能使无机盐培养基中的O.3g/L阿特拉津在72h内降解99.9%,当以ADI,AD2,AD4,AD5.AD6和AD7菌

株的总DNA为模板进行PCR扩增时，除AD2菌株以外，均得到了与文献报道的假单胞菌ADP菌株的阿特拉津氯水解

施基因(atzA)同源的PCR产物。

李宝等(2007)从营口农药厂排污口、药厂周围受污染土壤及未受污染农田分别采集活性污泥和土样，共富集分离到以

阿特拉津作为唯一氮源生长的28个菌株。对所分离到的菌株进行降解能力的测定，筛选到降解能力相对较高的2个菌株，

其降解率分别为62.7%、58.3%,分别编号为ATI、AT3；对ATI、AT3菌株进行初步鉴定，分别为芽胞杆菌(8aci〃〃s$p)、

假单胞iW(Pseudomonassp)o

董春香等(2001)综述了近年来国内外在阿特拉津降解菌及降解途径方面的研究进展，及在微生物产生的阿拉拉津降

解酷，其操作基因方面的研究现状，并提出了阿特拉津生物降解的研究趋势。张兰英等(2002)从吉林市农药厂采集的污

泥样品中筛选出JLNY01和JLNY02降解阿特拉津(AT)的菌种，模拟地下水环境(pH=7,温度10℃)进行了实验，结果表

明，JLNY01在一定时间内驯化，降解率可达83.6%,JLNY02问直接在低温条件下进行降解，其降解率可达81.8%,而

在高温(30℃)条件下，JLNY01在6d内可达到对AT的完全降解，而JLNY02的降解率仅为31.5%,证明JLNY01温度愈

高降解效果愈好，而JLNY02只适于在低温下降解，可确定为一种嗜冷菌。

王松文等(2001)向每克上壤含Img阿特拉津的模拟污染上填中接种假单胞菌AD1菌株，补加适量碳源和磷源，30℃

培养4周以后，96%的阿特拉津被去除。胡江等(2005)对阿特拉津研究进展进行简要介绍，阿特拉津

[2-chloro-4-(ethylamino)-6-(isopropy1amino)-l,3.5-trazine],又名莠去津，是一种广泛使用的三嗪除草剂，其作用方式

是破坏植物体中叶绿体光系统II(PSII),主要用于玉米、高粱和甘蔗田杂草的防除。该除草剂在世界范围内使用已经40

多年，但由于其溶解性较好，迁移率较高，残留期长，在世界上许多地区引起土壤和地卜.水的污染，从而引起许多国家

政府和科学家的重视。

为J'获得高效稳定的阿特拉津基因，分离出更多的阿特拉津降解菌。徐胜文等(2007)采用PCR基因扩增和氮源利用

方法,对AD3菌株的阿特拉津降解基因进行了检测和测序，并与其他菌株阿特拉津降解基因的序列进行了比较。结果表

明：MicrococcusluteusAD3菌株含有阿特拉津降解基因trzN,atzB,atzC和atzDEF。其中trzN基因中心区的序列与

Arthrobactersp.TCl的trzN完全和同，atzB和atzC基因中心区的序列与Pseudomonas.sp.ADP的atzB和atzC完全相同。

AD3菌株能以制胭酸为唯一氮源生长，MicrococcusluteusAD3菌株能将阿特拉津彻底降解成CO2和NH3o

张兰英等(2002)从吉林市农药厂采集的污泥样品中筛选出降解阿特拉津(AT)能力较高的际JLNY01,JLNY02,通过

条件实验表明，JLNY01在pH=6左右，此菌在10C条件下，一定时间内驯化降解率可达83.6%,30c时，6天内可达到

对AT的完全降解，证明温度越高降解效果越好，JLNY02可直接在低温条件下进行降解，其降解率可达81.8%,而在高

温条件下降解率仅达31.4%,证明此菌是一种嗜冷菌。

除草剂阿特拉津长期使用所造成环境污染问题的日益加重，受污染土壤、水体的生物降解、生态修复等诸多问题也受

到人们的广泛关注，王辉等(2005)综述了降解阿特拉津的微生物类群、阿特拉津降解酶以及微生物对阿特拉津的作用方

式和降解途径，并对其应用前景进行了展望。徐冬英等(2005)利用人工介质富集太湖水中微生物来降解梅梁湾水源地水质

中的阿特拉津等有机污染，小试结果表明：经低浓度水源水中阿特拉津驯化后，停留时间为6d时，阿特拉津的去除率在

58%以上，TOC的去除率在55%〜75%,CODMn的去除率在40%〜65%。可见，该方法对去除该水源地水质中阿特拉

津等有机污染具有较明显的效果。

为克服传统富集培养分离降解菌的局限性，代先祝等(2006)直接将长期受阿特拉津污染的土壤稀释后，涂布于加有

土壤浸出液和阿特拉津农药的平板,分别从两个采自不同地区的污染土壤中各分离了一株高效广谱降解菌AG1和ADG1o

它们能以阿特拉津为唯•碳源、氮源和能源生长，能分别在44h和48h内降解lOOOmgL」的阿特拉津，降解率IO。％；它

们还能以扑草净、西玛津等三嗪类除草剂为唯一氮源生长。16SrDNA核苜酸序列分析结果表明菌.株AG1与ADG1都与

节杆菌属(A〃力mmaer)的细菌有高度同源性，结合两株菌的形态特征及生理生化特征，将它们鉴定为Arthrobacterspp。

PCR扩增两株菌的降解基因，结果表明它们的降解基因都是trzN和atzBC的组合，这是国内首次报道具有该基因类型的

阿特拉津降解窗。

张兰英等(2003)从某农药厂排污口采集污泥样品，通过富集培养，从中分离筛选出一株阿特拉津高效降解菌JLNY02,

并进一步对其降解的影响因素进行研究。在10℃的条件下降解阿特拉津，其降解率可达81.8%,而在高温下的降解率较

低，仅31.4%。王英等(2007)从农药厂地下管道污泥中分离出一株阿特拉津降解菌株y-2,可以以阿特拉津为唯一氮源生

长，在加入乳酸的以阿特拉津为唯一毓源(8g/L)的基本培养基中，y-2菌能在36h内使阿特拉津降解90%以上。通过设计

单因素实验和正交实验找出该菌降解阿特拉津的最佳降解条件为pH7.4,乳酸浓度6g/L,温度30'C。卢振兰等(2007)

从多年施用阿特拉津的上壤中分离、筛选出3株长势良好的放线菌株SI、S2、S3作为供试苗。对其培养性状的研究结果

表明，供试菌在20—30℃之间生长良好，适宜生长的pH范围是6.0〜8.0：最适宜生长的基质中应舍有可溶性淀粉和硝

酸钾。

6阿维菌素

张卫等(2007)从污染土壤中分离到一株高效降解阿维菌素的菌株，初步研究了其降解特性和机理。结果表明：在一

定范围内，当底物浓度增加肘，降解速率常数相应加快，但高浓度对降解速率有一定抑制作用：而随着接种量增加，降

解速率逐渐加快；通过分析TIC图和质谱图，可能主要有两种代谢产物。

张卫等(2004)从试验土壤中分离到1株高效降解阿维菌素的菌株，经I6SrDNA鉴定为嗜麦芽寡养单胞菌。该菌株最

高可以降解500mg/L左右的阿维菌素，降解阿维菌素的最适温度和pH值分别为35℃和7.0,最适底物浓度为lOOmg/L

B实验还表明金属离子H?+对该菌株生长和降解阿维菌素有显著的抑制作用。肖伟等(2005)研究了阿维菌素在水库水中的

微生物降解。结果显示：阿维菌素在未灭菌水库水中的降解速率明显快于灭菌水，且30c比20c更适合微生物降解；阿

维菌素对水库水中细菌的生长有一定刺激作用，对放线菌和真菌的生长影响不明显；利用选择性培养基，对三种优势细

菌进一步培养和鉴定后推测，阿维菌素在水库水中的降解细菌主要是假单胞菌和芽饱杆菌I

张卫等Q004)运用恒温培养法研究了阿维菌素在不同上壤中的降解动力学。结果表明，上壤有机质、上壤温度和农药

浓度对阿维菌素的降解有较大影响，这可能和上壤微生物有关。从试验上壤中分离到一株高效降解阿维菌素的菌株，经

16SrDNA鉴定为嗜麦芽寡养单胞菌(Sre八0rmp痴〃?。孙maltrophilia),.土壤接种该优势菌后有助于加快阿维菌素的降解。

张干.等(2004)运用恒温培养法研究了阿维菌素在土壤中的降解动力学。结果表明，非生物+微生物降解、非生物降解

及微生物降解的半衰期分别为34.&277.3和49.9d,说明阿维菌素在土壤中的降解主要由微生物引起。从试验土壤中分离

到1株高效降解阿维菌素的菌株，经16SrDNA鉴定为嗜麦芽寡养单胞菌从该降解菌中

提取的粗酶液米氏常数(Km)为6.78nmolmr',最大降解速率为Sl.Snmolmin'ingL，

张卫等(2004)从受阿维菌素长期污染土壤中分离到,株高效降解菌株，研究了其最适产醐条件：培养温度35℃,培

养液起始pH值7.0。培养时间961］，Hg?+时该菌株产的有显著的抑制作用。从该降解菌中提取的粗醐液在pH值7.5和

37.5℃时显示最大的降解活性。其米氏常数(Km)为6.78nmol/mLc

7氨氮

根据八面河池UI现场高矿化度采油污水的特征，张忠智等(2006)利用高效可降解石油的高耐盐微生物，采用厌氧酸

化水解•好氧接触氧化工艺进行了较为系统地研究。结果表明，八面河油田采油污水虽然矿化度很高，但完全可以应用耐

盐微生物对其进行处理，实现采油污水的达标排放。隔油池厌氧酸化水解COD去除中起主要作用，平均COD去除率在

50.2%。系统去除氨氮的最佳气水体积比在14〜16。单一接触氧化工艺与酸化水解•接触氧化工艺相比，去除CDD效果都

能满足国家污水二级排放标准，前者去除氨氮效果稍好，平均氨氮去除率约高4.2%。

周康群等(2001)通过试验证实，无论采用何种来源的硝化菌、亚硝化菌、芽泡杆菌、假单胞菌接种于广州市西村水

厂水源水中，均可降解氨氮，其去除率为40.0%-94.5%,在降解氨氮过程中，硝酸盐和亚硝酸盐的含量有的增加，有的

减少，但增加的均未超过GB3838-88规定标准，不会影响水的质量。吴伟等(2000)应用诺k氏菌对影响皴氮降解的各种主

要因素进行了研究，发现降解菌在30℃,pH7.2及筑轨初始浓度0-30mg/L范围内保持高活性，最大降低速率达3.5mg/Lh

o当底物浓度大于50mg/L时，平均降解速率线性下降，当接种量(菌悬液/反应液)为20mL/l00mL时缎氮的降解是高效与

经济的。周耀明等(2007)从土壤中采集微生物，分别用牛肉膏蛋白陈培养基、马铃薯蔗糖培养基和高氏一号合成培养基分

离、纯化得到不同的菌种。培养接入菌种的臭液，测定其氨氮含量和硫化物含量。结果表明，放线菌、细菌、真菌对氨氮

以及硫化物的降解能力明显不同：放线菌除臭能力较强，细菌和真菌不具有除臭。侯颖等(2005)以(NHJ2SO4为惟一制源

的选择性培养基，从养鱼池水中分离筛选到1株高效%氮降解菌X20当NHV-N初始质量浓度为50mg/L时，该菌株在

24h内的氨氮降解率>95%,并具有硝酸还原和亚硝酸还原能力。初步鉴定该菌株为巨大芽泡杆菌(8acW〃s机e件夕/〃)。

8氨基苯酚

为r研究r在不动杆菌降解高浓度硝基苯的过程中添加羟内基环糊精(HPQCD)对细菌生长、硝基苯的去除及中

间产物的转化的影响。邵云等(2004)利用乙酸酊直接将硝基苯的降解样品酰基化，通过GC-MS分析定性出降解中间产物

2•氨基苯酚在适宜降解而生长的400mg•1/硝基苯初始浓度下，加入250和500mg-L'HP-p-CD对生物量和硝基苯的降解

基本无影响；当硝基苯初始浓度约为850mg时，加入HP仆CD(>2000mgL")显著促进了细菌的生长、硝基苯的降解

和2-氨基苯酚的生物转化，并且促进程度与加入量成正比。这种促进主要是因为HP-p-CD的空腔对硝基苯和2•氨基苯

酚的包合产生了脱毒的效果。当HP-0-CD的加入浓度分别为0,2000,4000mgL“时，降解菌对850mgL“硝基苯的降

解都遵循一级反应动力学,降解速率常数由0.0077h”分别增加到0.0089和O.Oldlh-1,当HP-0-CD的加入浓度为8000mg・L“

时，降解菌对850mgI"硝基苯的降解遵循零级反应动力学，其降解速率常数为161162mgL-1-h\

9氨基甲酸酯

刘宪华等(2003)采用富集培养方法，从长期受农药污染的上壤中分离得到一株能高效降解短基甲酸酯类农药吠喃丹

的菌株，命名为AEBL3,并对其生理生化特性进行了测定。结果表明，该菌株属于假单胞杆菌。正交试验得出该菌株的最

适培养条件为：温度32°C,pH6.0,纱布3层，摇床转速250r/min,该菌降解率可以达到96.2%。并还能利用其它氨基甲

酸酯类农药(涕灭威和灭多威等)作为惟一的氮源生长。质粒消除实验证明，该菌的吠喃丹降解酶基因不位于质粒上。

10百菌清

李瑛等(2005)综述了杀菌剂门恒清的生态环境效应，以及在土壤中的降解,微生物降解、在水中的光化学降解及水解

等方面的研究进展。

11苯胺

任随周等(2006)从处理印染废水的活性污泥中分离得到2株苯胺降解菌，从菌落、细胞形态、生理生化及16SrRNA

基因扩增测序等方面对2株菌进行了鉴定，并比较分析2株菌在好氧与缺氧条件下的苯胺降解、偶氮染料脱色及苯胺脱

氨氮化酶基因tdnQ和黄素还原酶基因(frc)的携带情况。结果表明，2株菌,属于Pseudomonas属和Shewanella属，分别命

名为Psc“而，卬.AN30和ShewanellaspoDN425-N30菌株在振荡好氧条件下72h内对250mg/L苯胺的降解率为96.1%,

DN425菌株的降解率为13.8%；在静置缺轨条件下AN30菌株的苯胺降解率为39.6%,DN425菌株的降解率仅为8.6%。

DN425菌株在静置缺氧条件下4h内可将初始浓度为50mg/L的偶氮染料酸性大红彻底脱色，分别用tdnQ基因和加基因

特异性引物进行扩增，2株菌均能扩增出大小分别为380bp和630bp左右的目标条带，显示2菌株均携带有苯胺脱氨氧

化酶基因和黄素还原酶基因。

韦朝海等(1998)利用自行筛选驯经的苯胺降解菌人苍白杆菌对影响胺降解的各种主要因素进行了研究。发现降解菌

在35C,PH.下及苯胺初始浓度200-800mg/L的范围内保持高活必在最大降解速率率达到10.05mg.(L.h)/。苯胺、硝基苯和

TNT类化合物是广泛应用的化工原料，目前它们己造成了严重的环境污染，并危及人体的健康。郑金来等和章健(2001：

1997)利用微生折处理环境中污染物的方法目前倍受青睐。迄今为止，人们已经找到了很多环境污染物的降解微生物，综

述了降解茉胺、硝基茉和TNT的微生物及其降解机理。

吴锦华等(2008)以经过驯化的苯胺降解菌和硝化菌作为菌源，在悬浮污泥间歇反应器中及三相流化床反应器中分别

考察了间歇及连续进水2种工艺条件下苯胺对硝化过程的毒性抑制作用。结果表明，苯胺时悬浮污泥间歇反应擀中的硝

化菌有较强的抑制作用，仅当苯胺浓度低于3mg/L时，硝化菌的活性才能逐渐恢复，且恢复的时间随着苯胺的初始浓度

的增高而延长。实验结果还显示，适宜的水力停留时间(HRT)是保证•:相流化床中苯胺成功降解及硝化脱氮的关键工艺

条件。当进水苯胺浓度为200mg/L,HRT为10h时，反应液中苯胺浓度为6.58mg/L,硝化率可达84.95%,由此表明膜

硝化反应器抵抗苯胺毒性抑制的能力强于悬浮污泥硝化反应器，在工业上采用三相流化床膜硝化反应器对含毒性有机物

的废水进行硝化脱氮处现是有实际应用价值的。

李岩等(2007)采用富集培养法从高阳印染厂排污口土壤中分离得到209株微生物，定向筛选获得2株能够高效降解

苯胺的细菌(菌株Ani-4-15和菌株Ani-5-61)。这2株细菌在苯胺浓度为400mg的培养液中培养30h后，培养液中苯胺

的降解率均可达到85%以上：在苯胺浓度为lOOOmg-L”的培养液中培养30h后，培养液中苯胺的降解率达70%左右。通

过浊度测定法对菌株Ani-4-15和Ani-5-61在苯胺选择性培养基中的生长特性进行了研究，结果表明，两菌株最佳培养时

间分别为15h和18h,最适生长温度均为30℃,最适生长pH值分别为7.0和6.0,对苯胺的耐受浓度范围在100〜3200mgL“

之间。在温室条件下，通过在灭菌上中分别接入一定量的笨胺(聚胺含量分别为400、600、800和1000mg-kg")和苯胺降解菌

(106个菌体土)，48h时菌株Ani-4-15和Ani-5-61对苯胺的降解率分别高达93.4%和96.6%。通过16SrDNA序列分析

法明确了两株细菌均为假单胞菌属，利用非肠道革兰氏阴性杆菌鉴定系统(AP120NE)进一步鉴定到种，菌株Ani-4-15为

恶臭假单胞菌(25。”由50"°$〃〃。曲)，菌株Ani-5-61为施氏假单胞菌stutzeri)

刘宪军等(2008)通过驯化富集培养，从白洋淀底泥中分离筛选出数株能够有效降解苯胺的菌株，经过反复筛选，得

到•株能够以苯胺为唯•碳源、高效降解苯胺的菌株BA-1—3.其利用苯胺的最适pH值为7.0,最适温度为30C,在苯

胺浓度为IOOOmg/L,180r/min条件下振荡培养60h,降解率达到80%以上。经鉴定，菌株BA-1—3属苍白杆菌属

(Ochrobaclrum卯)。

刘志培(1999)从活性污泥中分离到一株细菌AN3,能以苯胺为唯一碳源，氮源和能源生长。经鉴定为食酸丛毛胞菌

该菌株可以在高达5000mg/L以上的苯胺中生长。当苯胺浓度为2000mg/L左右时，经3天培养

即可全部被降解。

王薇等(2008)通过驯化培养，从活性污泥中分离出一株高效苯胺降解菌，命名为菌株AN、对该菌株进行了鉴定及

降解特性研究。结果表明，分离菌株呈革兰氏染色阳性，细胞为球状或短杆状，菌落颜色呈橙红色。菌株AN5除可降解苯

胺外，还可以苯酚、苯甲酸、茶为惟一碳源生长。它的部分长度16SrDNA按AN5与嗜毗咤红球菌(K筋而cocas

pg・山〃丽ss)的16SrDNA序列具有99%相似性。实验采用PAUP4.0软件包最大似然法对该菌株与相关菌进行系统发生

分析。菌株AN5耐受苯胺的最高浓度可达5000mg-LL投加蛋白陈可以加速菌株对苯胺的降解。代谢机理研究证实，菌株

AN5在邻苯二酚-1,2-双加氧酶作用下经邻位裂解.

周霞等(2004)从长期受苯胺污染环境中筛选到一株细菌NKS。能以笨胺为唯•的碳源、氮源生长。NKS降解苯胺的

最适温度和pH分别为30C和7.2,最适苯胺浓度为3000mg/LoNKS还可利用邻苯二酚和邻甲苯胺。提高接种浓度对

NKS的降解效果有显著影响，重金属离子对NKS的生长和苯胺降解均有不同程度的抑制作用，以Ag',Hg'最明显。对

NKS与苯胺降解代谢有关酶类的测定结果表明，NKS中催化邻苯二酚开环的酶主要为邻苯二酚-2,3-双加氧酶(CD23O)。

且该酶为诱导酶1:PCR结果表明NKS中与苯胺酶降解有关酶的基因位于细菌的染色体上。

苯胺类化合物是广泛应用的化工材料，已经造成了严垂的环境污染，并危及了人体健康。利用微生物方法处理环境中

的污染物质目前备受青睐，它有着物理和化学方法不可比拟的优越性。李文亮等(2007)对苯胺类化合物的微生物降解研究

现状进行了系统的综述，包括具有降解苯胺类化合物能力的微生物类群、苯胺类化合物的降解途径及苯胺类化舍物降解的

影响因素，提出了苯胺类化合物生物降解研究中存在的问题和尚需进一步研究的方面。

毕洪凯等(2005)通过设计苯胺双加氧酶基因特异引物，以苯胺降解菌株ANA5基因组DNA为模板，PCR扩增出目

的基因片就然后利用粘粒PLAFR3作为载体，以E.coliEPUOO作为受体，构建了菌株ANA5的基因组粘粒文库。以PCR

扩增产物作为探针，通过菌落原位杂交筛选得到两个阳性克降，经Southern杂交及亚克隆测序分析，初步确认克降到苯

胺双加氧酶基因。同时完成了苯胺双加领酶基因atdA3A4A5序列的测定，并对其核甘酸及其推导的氨基酸序列进行分析，

结果表明克隆到的苯胺双加氧陶基因与GenBank报道的基因有一定的差异，同时体现了该基因在进化上的保守性。

任随周等(2005)设计出一个由12个隔室组成的厌氧折流板反应器(ABR),并将其应用于高浓度、高色度的卬染废水生

物处理，取得了良好效果。研究着重考察该反应器在处理印染废水过程中不同隔室的微生物种群构成，并分析与印染废水

处理效率密切相关的具有脱色功能和苯胺降解功能的两类细菌的分布ABR反应器中，可培养的优势菌群以芽抱杆菌属

(Bacillus)＞不动杆菌属(八。力。。儿(?/")、丛毛单胞菌属(。。《?小〃〃〃。$)、假单胞菌属(Pseud。机所as)和水螺菌属

为主，且在ABR的前段、中段及后段隔室中不同种类的优势菌群存在ABR隔室中的折流前进而逐渐减少：厌氧微生物

的数量变化规律则是先增多，后减少；产甲烷活性在前段隔室中相对较低，后段隔室则相时较高。脱色菌在ABR的前段

隔空中分布相对较多，后段隔空中分布相对较少；苯胺降解菌则呈现出在前，ABR不同隔室中色度下降、苯胺产生和消

减之间密切相关。

张兰英等(2008)通过驯化培养，从含苯胺的管道污泥中分离出1株高效苯胺降解而7",在苯胺质量浓度低T-5500mg/L

的普通培养基中均可生长。7#菌株降解苯胺的最适温度为30C,经低温驯化后，10C和30C时对苯胺的降解率接近，最

适pH=7.0,当苯胺质量浓度在400mg/L以下时，10℃下培养60h可使苯胺降解率达89.14%,降解符合二级动力学模型。

经鉴定，该菌株为假单胞菌属。

为了提高低温条件下含苯胺废水的生物处理效率，山丹等(2008)采用变温驯化法从活性污泥中分离出低温(7C)苯胺

降解菌JH-9,研究了其降解特性及生物质载体固定化方法。结果表明，JH-9属于乙酸钙不动杆菌属，能以苯胺为唯一碳

源和氮源，可耐受苯胺质量浓度1000mg/L以上，低温(7C)下，2h对初始质量浓度为150mg/L的苯胺去除率可达100%。

以黑曲寄Y3作为生物质载体，采用同时接种霉菌和JH-9细菌的培养固定化方法比先后接种霉菌和JH-9细菌的培养固

定化方法获得混合菌丝球的培养时间短，且在相同时间内可固定的细菌量大。混合菌丝球的直径、质量和体积均比空白，

25c下低温培养66h即可将初始质量浓度为150mg/L的苯胺完全降解。固定化后的功能菌(JH-9细菌)仍然保持了原有的活

性。由此，本研究提出了同忖培养法。此方法将会有效解决传统载体传质效率低、固定生物量低、成本高等问题，具有

广阔的应用前景和工程推广价值。

万登榜等(1998)以氯代苯胺(PCA)为选择基质，用驯化技术从降解对-二氯苯(p-DCB)的富集培养物中得到了以同化

PCA为唯一碳源和氮源的混合微生物，将这种固定在填义床反应器中的微生物用于PCA的降解作用研究中，在该反应

城，PCA的生物降解遵循Logistic方程q=qmax/(l+ea-pUv)由方程求出了主要的动力学常数，Ks(半速率常数)和qmax比

基质降解速率，于PCA降解的同时，释放氯离子到培养在中。

周军等(2003)以苯胺为微生物生长的唯碳源和能源，利用4级生化反应器富集培养出了具有不同动力学特性的苯

胺降解菌。分别测得共Ks值为：0.159,0.354,0.044.0.027mg/L,qmax值为3.27,2.28,1.03,0.66d",并对其动力学

特性进行了分析，揭示了多级生化反应器高度净化微量有机物的机理。赵启美等(2000)通过选择性富集、筛选，得到3株

可以利用苯胺作为惟一碳源生长的菌株，经初步鉴定，它们分别为黄杆菌属血c/e用〃〃w.)、假单胞菌属(Pse〃而出〃3

印.)和不动细菌属(Ac加sp.).经过混合菌种处理苯胺，在48h中204mg.L」苯胺的去除率达94.2%,染料废水中

的苯胺(148mg.L")去除率为81.6%,效果良好。

为获得高效低温苯胺降解细菌，山丹等(2007)采用变温培养驯化的方法，从化工厂活性污泥中分离得到一株苯胺降

解菌JH-9。对该菌进行了形态学特征、生理生化指标、低温降解特性及晦活等方面研究。结果表明：该菌在10C的低温条

件下，培养42h,对初始质量浓度150mg/L的苯胺去除率为74%,52h内去除率可达100%。通过Sherlock脂肪酸鉴定系

统分析，该菌属于最佳扩培接种量为10%,乙酸钠和f而萄糖作为第二基质促进低温下JH-9

对茉胺的生物降解，NCh一作为外加翅源会严重抑制JH-9对苯胺的生物降解。通过对苯胺降解的关键酶进行初步研究，得

出该菌是通过间位开环裂解途径降解苯胺。

梁泉峰等(2005)从活性污泥中分离到一株能以苯胺为唯一碳源、氮源生长的苯胺降解菌株AD9,该菌株最适生长的

苯胺浓度为lOOOmg/L,降解效率可达90%,对苯胺耐受程度高达4500mg/L,降解苯胺的最适pH值为7.0,最适温度为

30c以上实验结果表明，AD9具有降解苯胺速率快、耐受苯胺浓度高的特性，6SrDNA序列与多株Delftiasp.菌例艮高的

同源性，其G+C含量为66.8mol%,非常接近于标准菌株D.tsuruhatensisT7(66.2mol%)。另外该菌和17的DNA-DNA杂

交率为83.8%。结合AD9的表型鉴定将该菌株归属为D.tsuruhatensisas,这是D.tsuruhatensis菌种苯胺降解细菌菌株的首

次报送

曾国驱等(2(X)6)从处理印染废水的厌氧折流板反应器(ABR)系统中分离、纯化并筛选出I株能以苯胺为唯碳氮源进

行代谢的兼性厌氧苯胺降解菌株AN29。经过形态、生理生化特征试验和16SrDNA序列分析结果，鉴定菌株AN29为假

单胞菌(Pse“而小如心印.)，其特性为:降解苯胺的最适温度为37℃,降解苯胺合适的起始pH值为6.5〜8.0,可以利用苯

胺的最高浓度为4000mg/L,合适起始浓度为500-2000mg/'Lo

任华峰等Q004)对对氯代苯胺类化合物(Chlovoanilincs,CAS)好氧微生物降解的研究现状进行了系统的综述，内容包

括具有降解氯代苯胺类化合物能力的微生物、氯代苯胺类化合物的代谢途径及相关代谢酶的分析、降解质粒和关键代谢酶

的基因克隆和表达，并提出了氯代苯胺类化合物好氧微生物降解研究中。吴锦华等(2007)利用驯化筛选的苯胺优势降解菌

人苍白杆菌在内循环三相流化床内处理含苯胺废水，以自行研制的纤维颗粒为载体，研究了溶解氧(DO)和水力停留时间

(HRT)对苯胺降解过程的影响，探讨了反应器抗废水浓度负荷冲击的能力并考察了反应器对含苯胺生产废水的处理效果。

吴锦华等(2007)以苯胺废水处理站剩余污泥为菌源，经富集、扩大培养获得高含量的硝化菌菌液，并以自行研制的

纤维颗粒为载体进行了挂膜试验，考察了pH、溶解氧(DO)和无机碳源等主要工艺条件对苯胺降解硝化过程的影响。结果

显示，在15d内微生物开始在载体表面形成生物膜，30d后膜厚稳定在120-150wn,条件试验结果表明，pH为8.5时硝化

效果最佳，氨氧化速率达到43.22mg/L­d：DO为3.0mg/L时满足苯胺降解菌及硝化菌代谢需要：添加无机碳源可仃效促

进硝化反应的进行，当NaHCCh添加量为300mg/L,可使硝化速率提高30.68%,由此证明了在三相生物流化床中通过条

件优化M消除苯胺废水降解过程释放的富余氨氮。

程洁红(1998)从常州西郊的土样中，分离••株处理印染废水的细菌。其中1-98利A2为脱色菌，1-98对活性艳红X-3B

的脱色率为60.2%,A2对VB蓝盐的