发布时间 : 星期四 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
8-A-2对萘降解特性的初步研究表明：此菌株能以萘为惟一碳源进行生长，并且确立了最适合的培养条件?在含萘0.2%的无机盐培养基上生长，35℃摇床培养48h，降解率可达98%以上?25℃，pH值为7.0，萘的含量为0.2%时，该菌株对萘的降解率最好?
李丽(2007)从长期受多环芳烃污染的土壤中分离出1株菲降解菌——菌Ⅱ，经生理生化及16S rDNA分析鉴定，该菌株为枯草芽孢杆菌?在单基质菲?芘反应体系中，该菌株具有较强的降解能力?菌Ⅱ不但可以在高浓度的多环芳烃存在下生长良好而且对高浓度多环芳烃有较高的降解能力?多环芳烃与重金属Cu2+的加入对多环芳烃降解菌有很大的影响?在Cu2+浓度小于15mg/L时，浓度过高将导致菌体死亡?
张金丽(2004)利用发光细菌毒性测试技术，对5种多环芳烃化合物及其部分降解产物的生物毒性进行了检测与评价。结果表明：二甲亚砜配制的测试液中，萘?菲及荧蒽均对发光细菌具有一定生物毒性，且相同浓度下毒性菲>萘；测试液中当萘浓度小于其溶解度时即产生100%的抑光率，15%左右的抑光率；芘及蒽在最大浓度时则对发光细菌无生物毒性显示；降解产物水杨酸?儿茶酚及邻苯二甲酸均对发光细菌具有一定生物毒性，但毒性均远小于母体化合物萘和菲，且邻苯二甲酸代谢途径对菲解毒效果优于水杨酸代谢途径?
张杰等(2003)采用特异性引物，以菲?芘降解菌株ZL5的代谢性质粒为模板，扩增出邻苯二酚2，3—双加氧酶(C23O)基因，将该基因和表达载体pET—30a(+)连接，转化E.coli JM109(DE3)，获得了高效表达的转化子，SDS—PAGE结果表明，转化子的C23O蛋白不仅在细胞内存在，而且能被分泌到胞外，薄层扫描显示，转化子细胞内和细胞外表达蛋白总量占细胞总蛋白的42%，酶活分析表明，分布在转化子细胞内?外的表达蛋白都具有较高的C23O比活力，Southern杂交，C23O基因定位在内生质粒的不同酶切片段上?
张春杨等（2008)研究降解多环芳烃类环境污染物的微生物资源?降解活性和分子系统特征?利用萘-无机盐选择性培养基分离萘降解菌，用培养技术和气相色谱法检测菌株对底物的利用和降解情况，用分子克隆技术获得菌株的16SrRNA基因并测序，用DNAMAN软件对菌株的16SrRNA堪因序列进行比对和系统，此菌株在30—35℃和pH7条件下较快的降解底物萘，其中30℃下，10d内可以将初始质量浓度为320mg·L^-1的萘降解90%±4.5%?对菌株NAP_A的16SrRNA基因进行了克隆和测序(EU142847)，基于菌株NAP_A和相关菌株的16SrRNA堪因进行系统发育分析，结果表明菌株NAP_A位于苍白杆菌属的分枝中，其中与假中间苍白杆菌种的同源性最高，可达99%，因此推断NAP_A菌是一株假中间苍白杆菌?此前并无苍白杆菌属成员降解多环芳烃的报道?这是首例苍白杆菌属成员降解多环芳烃的报道?
微生物降解是多环芳烃从土壤和水环境中消失的主要途径?赵璇等(2006)从加油站废油排放口附近被污染土壤中筛选到两种降解萘的混合菌H1?H2并从中分离出一株纯菌C1?研究发现，利用纯无机盐培养基加萘作为唯一碳源要比加入其它营养物质的培养基对于筛选萘降解菌更为有利?H1?H2和C1均能以萘为唯一碳源生长，在萘初始浓度为1000mg/L的纯无机盐培养基中培养40h后，培养液中微生物数量分别增长10倍以上?利用气相色谱测得萘的降解率都达到99.6%以上?
为了筛选高效多环芳烃芘的降解菌株并研究其降解条件，为生物修复多环芳烃污染土壤提供科学依据和实验材料?周乐等(2006)从长期受石油污染土壤中分离筛选得到一株芘降解菌B4，初步鉴定为假单胞菌属(Pseuaomonas sp.)?并采用室内培养方法，研究了该菌株降解芘的特性及各种环境条件对降解效能的影响?结果表明，菌株B4在28℃振荡培养条件下。对50mg·L-1
的芘降解率为91.70%，芘的降解与细菌数量的增长呈正相关关系?加入水杨酸(50mg·L-1)作为共代谢底物，降解率可达到95.55%?当pH为4?盐浓度高于5%时，菌株B4不生长?对菌株B4在重金属离子胁迫下对芘的降解研究发现，在一定浓度下?Pb2+与Zn2+的存在对B4的降解效能影响较小，Cu2+对菌株的生长具有一定的抑制作用?Cd2+对菌株B4有毒性?
谷体华等(2005)在泉州湾设置7个站位，测定了2004年2月航次表层沉积物在添加PAHs后呼吸活性的变化。结合多环芳烃降解菌的数量及细菌总量的测定。对泉州湾海域表层沉积物对多环芳烃的降解潜力进行综合分析。结果显示。添加碳源在一定程度上提高了土壤的呼吸活性。外加PAHs对各站点的影响有别。同一样品受菲?芘?荧葸的影响各不相同。其影响程度与本土降解菌的数量有一定相关性?表明细菌在海洋环境PAHs的生物降解中起着至关重要的作用；19d后各样品的呼吸作用强度逐渐接近自然对照样。可见该海域表层沉积物中微生物有着强大的适应不良环境的能力与降解PAHs的潜力。
袁建军等(2004)从沉积物的潜在降解活性?外加不同碳源后一定时间内所得到的多环芳烃降解菌的数量及其生物总量这几方面，对泉州湾海域沉积物中微生物对多环芳烃的降解活性进行研究，以期对泉州湾海域的污染有更深的了解，找到更好的方法对沿海多环芳烃污染进行治理?
欧阳科等和许华夏等（2004；2001)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?
陈晓鹏等(2008)从长期受石油污染土壤中驯化筛选到能以芘为惟一碳源生长的混合菌群GP3，其主要由假单胞菌株GP3A(Pseudomonos sp.)和菌株GP3B(Pandoraea pnomenusa)组成?采用摇瓶振荡培养方法，研究了不同环境条件对混合菌GP3降解芘效能的影响?结果表明，在30℃，150r/min振荡培养下，混合菌GP3对15mg/L芘的7d降解率为90.6%?混合菌GP3降解芘的最适宜温度为35℃，最佳pH值为6.2?加入低浓度葡萄糖(100mg/L)或菲(10mg/L)作为共代谢底物，均可提高GP3对芘的降解率?混合菌对芘的降解速率(PDR)与芘的初始浓度呈正相关?研究重金属离子胁迫下GP3对芘的降解时发现?10mg/L Zn2+的存在对芘降解效能影响较小，Cu2+对芘的降解有抑制作用，Cd2+对混合菌GP3有很强的毒性?
张从等(2002)利用水-硅油双相系统筛选，分离了3种多环芳烃的降解菌，对7种主要的多环芳烃进行了降解试验，结果表明从水-硅油双相系统筛出来的混合菌对多环芳烃降解效果较好，降解率随多环烃环数增加而递减?
王然等(2006)采用模拟实验方法，研究黄河水体颗粒物的粒径和组成对苯并[a]芘和苊的生物降解速率的影响及影响机制。结果表明，苯并[a]芘和苊在水/颗粒物混合体系的降解符合一级动力学规律，颗粒物的存在促进了二者的生物降解，并且中沙(7～25μm)的促进作用最大，细沙(<7μm)次之，粗沙(>25μm)最小。在中沙?细沙和粗沙体系中，苯并[a]芘的一级动力学常数分别为0.0248d?0.0212d-1?0.0192d-1，屈的一级动力学常数分别为0.0288d-1?0.0261d-1?0.0218d-1其影响机制主要包括：①颗粒物的存在促进了体系中多环芳烃降解菌的增长，且中沙和细沙体吸附于颗粒物表面，其解吸作用使得颗粒物附近PAHs的浓度相对较高，且由于微生物也主要生长于水/颗粒物界面，这样使得微生物和PAHs接触的机会增大。由于中沙和细沙体系中颗粒物对微生物和PAHs的吸附作用均远大于粗沙体系，因此PAHs的降解速率大于粗沙体系。另外，与中沙相比，细沙对
PAHs的吸附作用更强，解吸相对困难，从而使细沙体系中PAHs的降解速率低于中沙体系。
张勇等(2002)采用同步荧光法研究矿物盐介质中溶解态芘的生物降解速率?所建方法对溶解态芘的检测限为0.19ng/mL，相对标准偏差小于1.3%(n=9)?在相同的实验条件下，用所建方法考察了3种不同芘的降解菌株对溶解态芘的降解能力?结果表明，该方法最大的特点是在不经萃取的情况下可直接用于溶解态芘的降解过程的检测，所得结果与GC/FID的实验结果一致?与现行的GC法相比较，该方法每一次检测的时间小于1min，仪器及运行成本很低?如果能与现行的研究方法相结合，该方法的建立可为在实验室或现场研究PAHs的生物降解及衰减提供一有力的研究手段?
研究土壤环境中持久性有机污染物的生物降解及其生物修复技术是当今国际环境修复科学技术前沿领域的重要课题?邹德勋等(2007)重点论述了土壤环境中持久性有机污染物多环芳烃的微生物降解机理及其在生物修复中的应用等，并结合当前研究进展，展望了基于多种修复措施相结合的多环芳烃污染土壤联合生物修复工程技术的开发与应用前景?史兵方等(2007)简要地论述了PAHs在土壤中的吸附?分布情况；对土壤中PAHs的前处理技术?测定方法分别进行了归纳和对比，并对土壤中PAHs的微生物降解的研究进展进行了综述?马沛等(2003)从多环芳烃(PAHs)的降解菌株的筛选?降解机制以及PAHs污染的生物修复等方面介绍了微生物降解PAHs的最新研究进展?
多环芳烃(PAHs)是具有严重危害的环境污染物质?陈春云等(2007)介绍PAHs的降解菌，降解机理和PAHs的生物修复方面的研究进展?土壤中PAHs的生物修复被认为是解决污染的有效方法，目前，菲的生物降解途径已经比较清楚，但对结构更为复杂的多环芳烃研究较少?文章还对消除环境中多环芳烃的相关生物技术提出展望?
多环芳烃是环境中广泛存在的一类难降解危险性致癌污染物，微生物酶在降解转化多环芳烃的过程及其归趋中起着重要作用?崔玉霞等(2001)就微生物解多环芳烃代谢途径的多样性和分子遗传学机制的研究进展进行了综述?
多环芳烃(PAHs)是一类普遍存在于环境中的难降解危险性“三致”有机污染物?微生物对多环芳烃的降解是去除土壤中多环芳烃的主要途径?研究表明，对于土壤中低分子量多环芳烃类化合物，微生物一般以唯一碳源方式代谢；而大多数细菌和真菌对四环或四环以上的多环芳烃的降解作用一般以共代谢方式开始?陶雪琴等(2003)论述了高分子量多环芳烃：芘和苯并(a)芘的微生物降解及其机理?并介绍了多环芳烃污染的微生物—植物联合修复机制，最后展望了污染土壤中多环芳烃的研究趋势?
据2001年7、10月2个航次对厦门西港水产养殖海区沉积物中16种优先监测的多环芳烃含量及3种多环芳烃降解菌的数量进行研究，并与厦门西港及其邦近海战非养殖区的进行了比较。结果表明：其养殖区沉积物中能检测出的多环芳烃以4～6环的为主，并且含量明显高于非养殖区。在养殖海区，焚蒽?吲哚芘和苯并(ghi)苝等没有最低安全值的高分子量多环芳烃将直接威胁养殖水质和生物的安全。3种多环芳烃(菲?焚蒽?苝)降解菌数量的最低值都出现在养殖海区，而这3种多环芳烃含量的最高值也均出现在养殖海区。在非养殖区的3个站位的沉积物中，这3种多环芳烃的含量与其降解菌数量之间存在着一定的相关性。田蕴 等(2003)针对沿芹海域水产养殖区多环芳烃污染的现状与特点，提出了相应的生物修复研究建议。在厦门西海域设置6个站位，于2001年7月和10月两个航次对各站位表层水中多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)的含量及几种常见PAHs的降解菌的数量进行调查，结果表明：表层水中PAHs的含量很不稳定，存在明显的时间变化?在7月的调查中，表层水中能检测到的PAHs以2—3环的为主，而在10月以46环的为主?低分子量的PAHs——芴和菲的含量与其
降解菌的数量之间具有明显的正相关，而高分子量的PAHs—荧蒽和芘的含量与其降解菌的数量之间没有表现出相关性?
夏颖(2003)从石油污染土壤中分离到一株能以多环芳烃(菲、芴、萘)为唯一碳源的细菌，经形态观察、生理生化(Biolog-GN)和G+C mol%分析，鉴定该菌为少动鞘氨醇单胞菌(Sphingomonas paucimobilis)?与16S rDNA序列同源性的比较进一步确证了鉴定结果?经菲诱导后的细菌谷胱甘肽S-转移酶(Glutathione S-transferase，GST)酶活明显高于未诱导前，表明谷胱甘肽S-转移酶可能与多环芳烃的降解有关?根据该酶基因的同源性序列设计引物，PCR扩增出编码谷胱甘肽S-转移酶基因片段，进一步证实在该菌中有GST的存在?测序后基于编码GST的基因所进行的系统发育分析表明，该多环芳烃降解菌与其它多环芳烃降解菌在进化上亲缘关系较近?
为了提高焦化废水的生物降解率，雷萍等(2001)以萘普惟一碳源分离出1株细菌CN3d?降解萘?吡啶、菲、芘时，其降解率分别达到93.0%、90.0%、99.0%和72.5%?纯培养的CN3d对焦化废水的降解率为33.6%，将其投加于活性污泥，降解率达到51.8%?鉴定CN3d为黄杆菌属(Flavobacterium)?将葡萄糖和FeCl3加入改良污泥，焦化废水的最大降解率达到55.0%，这时若将焦化废水稀释至原浓度的1/2，降解率可达70.2%?试验结果表明，CN3d对焦化废水有降解潜力，改善降解条件有利于提高投菌法的降解率?
扈玉婷等(2003)从没有被芳烃污染的新疆天池采集的水样中分离得到一株能够以蒽、菲、芘为惟一碳源和能源的菌株，并编号为PYX-6。通过对其形态?生理生化特征、细胞壁组分、脂肪酸组成、DNA分子(G+C)摩尔百分含量及16Sr DNA序列同源性比较发现，菌株PYX-6为Saccharothrix sp.对菌株PYX-6以芘为惟一碳源生长和底物降解的研究结果表明，0.005%酵母膏对细胞生长和芘降解具有明显的促进作用，细胞生长和底物降解的最佳pH和摇床转速分刮为pH6～8和200r/min，细胞生长比底物消失稍迟。对降解过程中间代谢产物进行质谱分析表明，邻苯二甲酸是芘降解的Accharothrix sp PYX-6的降解途径不同于过去报道的Mycobacterium sp PYR-1的降解途径。
周乐等(2005)从南京某石化厂排污口附近采集土样，以菲为碳源的选择性培养基分离筛选到一株菲高效降解菌F10a，根据形态和生理生化特性初步鉴定为芽孢杆菌属，并对其降解菲的特性及各种影响因素进行了研究。结果表明，F10a在50 mg·L-1的条件下，28 ℃振荡培养27 h，菲的降解率达到98.12%；静置培养84 h，菲的降解率达到98.47%。pH值分别为4?6?8时，F10a对菲具有良好的降解效能；pH值为10时F10a不生长。Zn2+与Pb2+的存在不影响F10a的降解效能，Cu2+可以延缓菲的降解，Cr2+对F10a有毒性。F10a在菲浓度为200 mg·L-1时，28 ℃振荡培养84 h，降解率为99.6%。菲的降解程度与细菌数量的增长呈正相关关系。
崔志松等(2006)以菲为唯一碳源和能源从厦门近海海水样品中筛选到一株能够降解多种PAHs的细菌。16S rDNA序列同源性分析表明它可能属于新鞘氨醇杆菌属(Novosphingobium sp.)。根据已经报道的PAHs起始双加氧酶大亚基基因序列，设计了一对简并引物，并PCR扩增得到了约700bp的基因片段。比对结果显示它同已报导的一株降解菌Novosphingobium aromaticivorans F199质粒上的bphAlf基因相似度最高，达到98.26%，该基因编码的蛋白推断是萘或联苯双加氧酶大亚基。以PCR产物为模板制备DNA探针，Southern杂交表明：该基因位于其质粒DNA上。采用气相色谱-质谱联用测定了该菌的降解率，发现它可以高效降解多种高分子量PAHs。
马英杰等(2008)通过选择性富集培养，从沈抚灌区石油污染土壤中分离到1株芘降解细菌Ⅱ，该菌株能以芘为唯一碳源