发布时间 : 星期六 文章第二章 有机污染物微生物降解技术更新完毕开始阅读
和能源生长?通过对菌株Ⅱ培养条件优化，确定其最佳培养条件为pH值7.0，温度30℃，150mL容积三角瓶装液量50mL?在此基础上测定了多环烃与重金属Cu2+的加入对此菌株生长的影响?结果表明，在Cu2+浓度小于15mg/L时，菌株Ⅱ在以多环芳烃为唯一碳源的培养基中生长良好，Cu2+浓度过高将导致菌体死亡?
田蕴等(2004)应用双层平板计数技术对厦门西海域海水沉积物中4环多环芳烃-芘降解菌数量调研结果表明，除靠近马銮湾养殖区站位VI外，芘污染较严重站位Ⅳ样品中芘降解菌数量为4.7万个/g(干物质量)，而芘污染相对较轻站位Ⅱ样品中芘降解菌数量为1.2万个/g(干物质量)，海水沉积物中芘含量与芘降解菌数量呈正相关? 33 多菌灵
张丽珍等(2006)分离筛选出一株能高效降解多菌灵的芽孢杆菌菌株NY97-1，经生理生化和序列同源性分析，将该菌株鉴定为短小芽孢杆菌Bacillus pumilus，该细菌降解多菌灵的最适pH值为6.0—10.0，最适温度为35.0～40.0℃。该菌在多菌灵浓度为10、30、50、100、300mg·L-1的无机盐培养基中，30℃振荡培养24h后，其对多菌灵的降解率分别为42.44%、48.97%、77.19%、78.66%和90.07%。添加少量有机氮源如酵母浸出粉?胰蛋白胨?酵母膏可促进菌株NY97-1对多菌灵的降解作用，添加少量无机氮源尿素会抑制菌株NY97-1对多菌灵的降解作用?
张世恒等(2008)从长期施用多菌灵的葡萄园土壤中分离纯化得到一株对多菌灵降解效能高的菌株2-1?试验研究表明，该菌降解多菌灵的最适pH值为4.0-9.0，最适温度为25-30℃?该菌在培养温度30℃，pH7.0，摇床转速200 r/min条件下培养64 h，对多菌灵(200 mg/L)的降解率达100%?
许敬亮等(2006)从处理多菌灵废水的污泥中分离筛选到一株多菌灵降解菌djl-6-2，经形态观察?生理生化实验?16S rDNA序列比对以及系统聚类分析等鉴定其为红球菌属(Rhodococcus sp.)。该菌最适生长温度为30℃，pH值为7.0。可利用多菌灵为唯一碳源?氮源进行生长，以0.01%多菌灵为唯一氮源时，降解速率平均可达77.78mg/(L(d)。 Cu^2+对djl-6-2降解多菌灵有一定的抑制作用。
高玉爽等(2007)研究菌株降解多菌灵的条件?用富集培养法，分离出1株降解多菌灵的细菌，对其降解效能及特性进行研究?该菌株为假单胞菌属，5 d内对100 mg/L多菌灵的降解率为61%，能够以多菌灵为碳源进行生长?25-35℃内菌株对多菌灵的降解较好?菌株对多菌灵的降解在pH值5.0-8.0内相差不大?随着接种量的增大降解率增加，接种量为10%时最大?随着碳源?氮源的加入降解率增加，碳源加葡萄糖降解率最大为86%，氮源加0.5%蛋白胨降解率5 d后对多菌灵的降解率达90%?多菌灵浓度较低时，菌体的生长量随培养时间的延长而增加；多菌灵浓度较高时，菌体的生长表现出先缓慢增加后减小的趋势?pH值7.0?培养温度30℃、接种量10%、0.5%蛋白胨碳源为该菌株降解多菌灵的最佳条件?
程洁红等(2003)从多菌灵农药生产废水的排放口附近土壤中分离得到14株多菌灵生产废水的高效降解菌，其中13号菌能高效降解多菌灵农药，5号菌能高效降解废水中的中间产物邻苯二胺?经鉴定，这2株菌均为假单胞菌(Pseudomonas sp)，将这14株高效菌混合培养后与活性污泥分别投加到SBR反应器，通过正交试验得到各自的量佳工艺条件。同时比较出水的COD去除率?结果表明：采用高效菌处理多菌灵农药废水，COD去除率比活性污泥法高出29.1%?
程洁红(2001)从土壤中分离得到以多菌灵生产农药废水为唯一碳源生长的13株菌，经鉴定为假单胞菌属(Pseudomonas sp)采用SBR工艺，将13株菌混合反应器中，运用正交试验确定SBR工艺最佳运行条件，表明13株菌具有良好的降解能力，
SBR工艺在多菌灵农药废水处理中有明显优势?
张丽珍(2006)用PCR方法扩增的多菌灵降解菌NY97-1的16S rDNA片段经TA克隆后，进行序列测定和BLAST同源序列比较分析，确定了其分类地位为短小芽孢杆菌(Bacillus pumilus，B.p)。经BamH Ⅰ酶切的启动子探针载体pUC19-gfp与NY97-1基因组DNA的Sau3AⅠ酶切片段酶连，酶连产物转化E.coli DH5a，建立B.p的启动子基因文库。挑选其中的两个强阳性克隆，亚克隆来自短小芽孢杆菌总基因组的启动子活性片段F4、F5，构建大肠杆菌-短小芽孢杆菌穿梭表达载体pNW33N-F4-gfp、pNW33N-F5-gfp。通过电转化得到gfp在B.p中的两株标记菌株。在荧光显微镜下，观察到了明亮的绿色荧光，证明活性片段F4、F5均具有组成型启动子的功能，实现了加基因在B.p中组成型表达，且遗传稳定，为今后研究多菌灵降解菌B.p在自然环境中的定殖?分布及动态变化打下了基础。 34 多氯代二苯并-对-二噁英
杜秀英等(2001)从多氯代二苯并-对-二噁英（PCDDs)污染的土壤和含氧沉积物中分离筛选出8株降解PCDDs的菌株，均能以一氯代和二氯代二噁英为单一碳源和能源生长并使其降解，多数几乎不能降解二氯代二噁英?但是，用邻二氯苯作为初级营养共代谢物，可以增强菌株对较高氯代二噁英(如三氯代和四氯代二噁英)的降解能力?利用所筛选菌株中的1株，经鉴定为假单胞菌EE41(Pseudomonas sp.EE41)?降解试验结果表明，1，2，3-TrCDD在浓度为1.2mg/L时3周内可降解33%，2，3，7，8-TCDD在0.1mg/L时3周内最多可降解37.8%?试验的高氯代二噁英(P-CDD，H6-CDD，H7-CDD和OCDD)则只被菌体强烈吸收并积累，却不能被降解? 35 多氯联苯
李森等和刘红果等(2004；1989)介绍了国内外多氯联苯的处理、处置方法研究进展，并对其研究热点、研究区域以及处理、处置方法的优缺点进行了分析，指出了今后的研究重点?
艾尼瓦尔等和赵毅等(2000；1993)综述了多氯联苯(PCBs)需氧降解，包括共代谢的需氧微生物，需氧降解途径和微生物降解环境中持久存在的阿罗克尔(Aroclor)商业混合物的特性等；厌氧还原脱氯包括淡水和港湾沉积物中厌氧微生物降解PCBs的特性以及一些脱氯方式(过程)和还原脱氯过程的促进发法?
孙艳等(2004)建立了多氯联苯，联苯降解菌嗜吡啶红球菌R04的基因组文库。活性筛选得到1个18kb的阳性片断，内含1个921个核苷酸的新的开环酶2，3-二羟基联苯双加氧酶基因bphC2，该基因能够在大肠杆菌中表达，其蛋白分子量约为34kDa。此外，在该基因上游39bp处还发现另外一个2，3-二羟基联苯双加氧酶基因bphC1的部分序列。
多氯联苯是一种持续性有机污染物，在自然环境中很难降解?在目前研究的降解方法中，微生物降解最具潜力?孙红斌等(2006)对多氯联苯微生物降解的研究进展进行了综述，包括厌氧还原脱氯，好氧氧化以及生物表面活性剂的作用，介绍了几种降解方法耦合应用的现状和前景，指出了应用中存在的问题和今后的发展方向? 36 多噻烷
王芝山等(1994)通过驯育分离出一株产碱菌属细胞Y101，该菌株对多噻烷有一定的降解能力，在以多噻烷为唯一碳源的培养基上，培养36h对50-250mg/L的多噻烷降解率为60-70%?
37 多效唑
裘娟萍和刘征涛等(2002；1994)通过循环富集法筛得多效唑高效降解菌-假单胞杆菌和芽孢杆菌；通过研究环境条件对降解菌降解效果的影响发现：在液体无菌培养基中振荡35d多效唑自然降解率达98.7%?在液体有菌培养基中振荡35d多效唑降解率达99.8%?混合菌群能彻底降解多效唑产生CO2?建立了受多效唑污染土5d土壤中多效唑的降解效果达86.2%，土壤中微生物含量恢复到正常值的89%? 38 蒽
魏明宝等(2006)利用N+注入蒽降解菌进行诱变选育，在10keV?8×1015N+/cm2的注入条件下，得到一株高效降解蒽菌株，其降解蒽能力和降解速度比出发菌有明显提高，多次传代实验表明该菌株的遗传稳定性较好?
唐玉斌等(2007)在利用固定化高效降解菌小球去除水中蒽中，充分发挥累托石的吸附和生物降解的协同作用，以累托石、聚乙烯醇(PVA)、海藻酸钠(SA)作为固定化载体材料，硼酸和氯化钙作为交联剂，将蒽的高效降解菌包埋制备固定化微生物小球。考察了累托石用量、PVA投加量、海藻酸钠用量、氯化钙用通过正交实验确定了微生物小球的最佳制备条件。结果表明，制备固定化微生物小球的最佳条件为：累托石2.5%，PVA 12%，SA 0.3%，CaCl24%，交联时间28 h，微生物包埋量10%。对40 mgJ/L的蒽溶液，游离微生物在50h后开始发挥明显的降解作用，经过68 h蒽的去除率达到35.65%；而固定化微生物小球经过9 h即可使蒽的去除率达到81.8%，23h后葸的去除率可达100%。固定化微生物小球对水中蒽的去除机理与吸附-降解工艺的机理类似，即固定化微生物小球类似于一个一体化的微型反应器，经过迟滞期后，在该反应器内同时发生吸附和降解作用。
董晓丽等(2003)应用紫外—可见吸收光谱法研究了一株蒽醌染料降解菌活细胞色素的种类?降解反应程度以及降解产物分子结构的改变?结果表明，蒽醌染料降解菌活细胞中含有细菌叶绿素a以及细菌类胡萝卜素，降解过程中染料分子结构发生了明显的改变，分子原来的共扼结构被破坏，并有新的中间产物?
金若菲等(1999)从污泥中筛选出5株对溴氨酸有较强脱色能力的茵株(JR-1-5)，并取JR-1和混合菌群进行脱色条件的优化及脱色机理的初探?结果表明:混合菌群的脱色能力并不强于单株菌，混合菌群和单株菌都可以以溴氨酸为唯一碳源和唯一氮源，混合菌群的耐受极限为5g/L，菌株最适PH为5～7，溴氨酸经微生物降解脱色后产生一新产物，此产物的最大吸收波长为410min?
南开大学科研人员运用生物工程技术把降解菌的基因片段通过转基因工程转入絮凝菌株，培养出具有絮凝和降解双功能基因的高效基因工程菌，并已应用于染料废水处理?该双功能基因工程菌对蒽醌染料中间体溴氨酸的絮凝率为80%以上，对溴氨酸的脱色率为90%以上?处国内领先水平?南开大学希望与有关企业进行技术合作，把我国染料废水处理提高到一个新的水平(无，2005)?
陈玲(2004)增强型绿色荧光蛋白(EGFP)标记的黄麻土生根际优势菌Tu-1B分别与葸高效降解菌An-2和生物表面活性剂产生菌P7-50进行原生质体电融合，得到两株具有荧光标记的融合子Tu-An和Tu-P。将二融合子接种于植物根际土壤，构建根际微生物耦合降解系统，在40d时该系统的最大降解率为96%。对根际土壤中的Tu-An融合子进行了检测，结果表明融合子在根际能稳定旺盛生长。?
陈芳艳等(2007)采用聚乙烯醇(PVA)-累托石复合载体包埋固定蒽高效降解菌(尖镰孢菌)，用于去除水中的蒽，考察了pH值?蒽初始浓度?固定化尖镰孢菌用量及双氧水浓度对固定化尖镰孢菌除蒽效果的影响?结果表明，当蒽的初始浓度为40mg/L时，在pH值为7～8、固定化尖镰孢菌小球用量为8%～10%?双氧水浓度为20～50mg/L的条件下，可取得较好的去除效果?与未包埋尖镰孢菌的小球相比，固定化尖镰孢菌小球对水中的蒽有较强的去除能力，二次使用时，固定化尖镰孢菌小球对水中的蒽仍具有较好的去除效果?
多环芳烃(PAHs)是环境污染物，具有致癌性和致突变性?殷波等(2005)选取香港米埔红树林淤泥富集微生物，研究红树林微生物对PAHs的好氧降解?试验观察到，萘、蒽、菲、芘在液体培养条件下均有较强的挥发性?多底物培养液中的菌群浓度明显高于单底物系统?多次连续转接使培养液中的细菌生长能力增强?初始底物浓度可影响细菌生长速率，底物浓度过低或过高均不利于细菌生长?从分离得到的降解菌中选取豚鼠气单胞菌Aeromonascaviae WⅡ和斑点气单胞菌Aeromonas punctata TⅡ进行单菌降解试验，结果表明，豚鼠气单胞菌WⅡ能够高效降解4种底物，而斑点气单胞菌TⅡ能够高效降解萘?蒽和芘3种底物?另外还发现斑点气单胞菌TⅡ能够明显降低水中菲的挥发速度?
胡田甜等(2007)对一株蒽降解菌株进行饥饿诱导。将饥饿诱导后的蒽降解菌株作为外源降解菌中投入到蒽溶液中进行降解。经过饥饿处理2d后的菌株对蒽质量浓度100 mg/L和50 mg/L的降解转化率分别提高27.8%和23.7%，经过饥饿处理6 d以后的菌株对蒽的降解转化率提高则不明显，对蒽质量浓度100 mg/L和50 mg/L的降解转化率分别提高4.3%和5.9%。经过饥饿诱导后细菌的大小以及细胞表面疏水性发生变化的同时，其存活能力也得到提高。
欧阳科等(2004)在非常高的蒽浓度下，用高效液相色谱测定了不同的表面活性剂条件下蒽高效降解菌降解蒽的情况?结果表明，使用表面活性剂能极大地促进蒽的降解，而相同条件下生物表面活性剂效果要优于化学表面活性剂?在不加表面活性剂?加入十二烷基磺酸钠、加入吐温～20及加入生物表面活性剂产生菌四种情况下，经过6d的降解，蒽的浓度分别从250μg·mL-1降至214，199.2，138.7和114.8μg·mL-1，分别降解了36，50.4，111.3和135.2μg·mL-1，显示了极强的降蒽能力?说明使用单一的降解菌效果不太明显，将蒽降解菌和产表面活性剂产生菌接合构成一个混合菌群?
唐玉斌等(2007)从石油污染土壤中筛选出一株蒽的高效降解菌株JUST-1，JUST-1可在以蒽为唯一碳源的培养基中生长，能利用蒽的最高浓度为70mg/L左右?经形态学观察并进行ITS序列分析，初步判断菌株JUST-1属于尖镰孢菌(Fusarium oxysporum)或该菌的一个株系?JUST-1的菌丝呈白色或粉红色，并存在三类孢子，分别为小型分生孢子(microconidia)?大型分生孢子(macroconidia)和厚垣孢子(chlamydospores)，但大孢子分隔数较少，隔膜1～2个?JUST-1菌株为好氧菌?投菌量?初始蒽浓度?pH和H2O2浓度是影，JUST-1菌株对蒽的最适宜降解条件为：蒽浓度40mg/L，投菌量10%～20%，pH7.0～8.0?在此条件下，摇床培养5d后，蒽去除率可达70%以上?
吴应琴等(2007)研究了皂角苷(1种生物表面活性剂)和腐殖酸(1种类表面活性物质)对微生物降解蒽的影响，并与Tween-80(1种化学表面活性剂)对蒽的增溶及促进微生物降解的作用进行了对比。结果表明，在不加任何表面活性物质时，微生物需要7d产生足够的糖脂使蒽溶解，并发生微生物降解。皂角苷、ween-80均能较大程度的加速蒽的降解，而且在相同条件下皂角苷及腐殖酸的效果明显优于Tween-80。腐殖酸及皂角苷大大缩短了微生物降解蒽的时间，在2-4d内蒽的降解率可达到98%。同时，发现腐殖酸的浓度、蒽的初始浓度均影响着蒽的微生物降解速率。