土壤DDT污染的生物协同降解研究进展

摘要DDT 作为一种典型的致畸、致癌、致突变的持久性有机氯污染物,在土壤中降解速度缓慢,残留半衰期较长,而微生物是土壤中有机污染物自净的关键方式。

本文以DDT 作为土壤典型有机氯污染物,概述了其对人体健康和生态环境的危害以及土壤中DDT 污染的微生物降解研究现状,并展望了利用蚯蚓作为工程生物强化土壤原有土著微生物降解DDT 的应用前景。

关键词土壤;污染;DDT ;土著微生物;蚯蚓;生物降解中图分类号X53文献标识码A 文章编号1007-5739(2018)21-0183-01
土壤DDT 污染的生物协同降解研究进展
甄珍
魏金华
李文清
陈小丽
刘浩苏敬伦
卢逸佳
蔺中*
(广东海洋大学化学与环境学院,广东湛江524088)
滴滴涕(DDT )作为一种典型致畸、致癌、致突变的持久性有机氯农药曾被广泛用作除草剂和杀虫剂。

1938年瑞士化学家米勒发现其具有杀虫性,20世纪40年代初开始商业化推广,20世纪40年代正式投入农业生产应用。

20世纪50—70年代,世界各国使用DDT 的总量大约450万t ,主要用于防治农业害虫、林业害虫、生活害虫和疟疾等,是首批因具有持久性污染被列入斯德哥尔摩公约内的12种有机污染物之一。

虽然世界上已停止生产和禁止使用DDT 已有30余年,但因其结构稳定、不易降解,具有急毒性和生物累积性,在绝大多数的土壤、水体、食品和动物体中仍被广泛检出[1]。

DDT 污染问题严重影响农业产地环境、农产品质
量安全和人体健康。

1DDT 的理化特性和危害
1874年德国化学家欧特马-勤德勒首次合成了DDT 。

DDT 一般以白色结晶状固体或者淡黄色粉末的形态存在,没有特殊气味,其蒸汽压是2.53×10
-8
kPa/20℃,熔点是
108~109℃,沸点是260℃,密度是1.55g/mL 。

DDT 不容易溶解于水,但溶于乙醇、丙酮、乙醚、苯、氯仿以及石油溶剂等有机溶剂。

DDT 稳定的化学性质,使其常温下不易被分解。

生物体的内分泌功能严重受DDT 的神经毒性、肝毒性和生殖发育毒性的影响,其肝毒性会导致肝肿大,令肝中心小叶坏死。

DDT 具有POPs 的生物富集性、半挥发性、持久性和高毒性特征,其代谢产物(DDTs )的亲脂性导致其易在食物链内蓄积,通过食物链的生物富集而逐步扩大并残留在人类的血液和母乳中。

此外,DDT 可通过影响人体内分泌系统导致癌症发生和破坏人体的免疫系统。

2生物协同降解土壤DDT 的机制
土壤污染修复最常见的3种方法有生物、化学和物理方法。

因为物理、化学处理成本高,物理和化学修复不适于大面积推广应用,所用试剂易形成二次污染等,不是一种完美的污染土壤修复技术;而被广泛关注与研究的生物技术,具有修复效果好、矿化程度高、无二次污染等优点,是一种理想的土壤修复技术。

2.1土壤DDT 的降解微生物
土壤中DDT 污染自我降解主要通过微生物降解途径,目前已筛选鉴定出的DDT 降解微生物主要有细菌和真菌2种[2]。

例如,对DDT 有降解功能的细菌类为假单胞菌属、脱亚硫酸菌属、分枝杆菌属、氯酚鞘氨醇单胞菌属、红球菌属、沙雷式菌属和节杆菌属等;真菌为原毛平革菌属、齿毛菌属、根霉和丝核菌属属等[3]。

因微生物降解有机污染物的生化机制存在差异,使土壤DDT 降解途径趋于多样化。

微生物降解土壤DDT 污染物主要分为酶促与非酶促2种作用机理。

其中,酶促作用是土壤DDT 降解的主要路径。

在酶促作用下,土壤DDT 污染物作为能源和碳源被微生物所摄用,直接利用或通过产生特定酶后再以土壤DDT 污染物为底物加以利用。

非酶促的主要转化途径分为氧化、还原、醋水解和环裂解等作用[4]。

在酶促和非酶促作用下,DDT 降解途径均为先脱氯转化为低氯代化合物后,再开环得到降解或矿化,由此脱氯就成为此降解途径的关键。

当进行脱氯时,可能在所有位置上的氯取代基上发生,即在相邻、相反位置和相互间的氯取代基上发生,从而通过还原脱氯反应产生许多中间产物,使代谢途径变复杂。

有些产乙酸菌能降解为乙酸,也可能把苯酚进一步转化为苯甲酸,随后产乙酸菌再转化为乙酸,乙酸再被乙酸的产甲烷菌转化成甲烷和CO 2[3]。

2.2蚯蚓协同土著微生物降解土壤DDT 2.2.1
蚯蚓协同微生物降解土壤DDT 的作用方式。

土壤
DDT 微生物降解的影响要素有氧化还原条件、有机质和生物可利用率等。

通过强化措施改善上述因素,将加速土壤四环素生物降解进程。

蚯蚓普遍分布于世界不同类型土壤中,拥有超强的环境适应能力和生长繁殖能力,面对污染胁迫体现出其远高于微生物的耐性、生物累积性和抵抗性[5]。

蚯蚓通过吞食、挖穴等活动,改善土壤理化性质,增加微生物与有机污染物的接触机会,提高其生物有效性。

蚯蚓代谢物不仅可作为土壤微生物利用的碳源,而且有助于提高土壤微生物的数量和活性。

蚯蚓的生活习性恰恰可以改善土壤四环素生物修复过程中面临的诸多限制因素。

土壤有机污染物生物可利用率受蚯蚓的影响作用,蚯蚓以含粗有机质的土壤为食,挖掘、吞食和消化有机残落物,并在消化道和蚓粪中充分扰动和混合,增加了污染物与土壤微生物间的表面接触面积和传播机会,改变有机污染物吸附—解吸附之间的动态平衡,由此提高污染物的生物有效性。

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基金项目
2017年“攀登计划”广东大学生科技创新培育专项资金项
目(pdjh2017b0240);广东海洋大学海之帆项目“起航计划大学生科技创新”(qhjh2017zr03);广东海洋大学大学生创新创业训练计划项目(CXXL2017139)。

作者简介甄珍(1983-),女,山东淄博人,博士,讲师,从事农田地力
改良与作物生理生态研究工作。

*通信作者
收稿日期2018-07-07资源与环境科学
现代农业科技2018年第21期183
资源与环境科学现代农业科技2018年第21期
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2.2.2蚯蚓对土壤性状的影响。

一是蚯蚓对土壤有机质转化的影响。

蚯蚓进食有机质,通过超强的分解能力将有机质分解[6]。

蚯蚓消化有机凋落物过程中分解产生大量的活性低分子量水溶性糖(酸)类物质,可为维持活性微生物区系和污染物的生物降解提供代谢碳源。

已有研究结果表明,蚯蚓感化后土壤微生物数和酶活性显著增长。

这是因为蚯蚓消化产生的活性有机营养物为微生物繁殖和产酶活性提供了优化条件。

二是蚯蚓对于土壤氧化还原条件的影响。

一方面,蚯蚓通过挖掘活动进行改善土壤通气条件,其代谢物以蚓粪的形态排到土壤表面,从而使酶促反应获得更多溶解氧;另一方面,蚯蚓消化道内更有利于厌氧微生物的生存生长。

通过蚯蚓肠道内寄宿大量的微生物与多种微生物共存创造的厌氧环境,使污染物厌氧降解进程加快。

蚯蚓对土壤氧化还原条件的影响是多方面、可提供交替的厌氧及好氧条件。

尽管前人大量的研究已证实,蚯蚓具有极强的土壤改造和有机质转化能力,从而显著影响土壤DDT的降解速率和途径,但这些影响因素的综合效果是复杂而未知的,既可能相互叠加也可以相互抵消。

截至目前,蚯蚓活动对土壤DDT生物降解的强化机制仍不清楚。

3生物协同降解土壤DDT的降解微生物鉴定
3.1传统平板筛选技术
蚯蚓活动对土壤DDT生物降解的强化机制仍不清楚,主要源于诱导强化的微生物种类认识严重不足。

目前,在对土壤DDT降解微生物的研究中多集中于降解菌的平板筛选、鉴定和优势微生物群落检测等领域。

但是,环境中大部分微生物表现为存活但无法培养的状况,传统平板筛选技术不能真正反映原位环境中的功能微生物种群情况,抗性基因仅能揭示微生物的耐药机理。

虽然分子生物学技术丰富了人类对微生物在土壤中的群落布局与构成的知识,但是其所反映出来的有关于微生物间的相互影响作用及其代谢功能的直接信息仍然十分困难。

即使运用以上技术,企图在无法确切统计数目的土壤微生物中去鉴别某一个生态过程,到目前为止来说,其可能性极低。

3.2稳定性同位素探针技术
在以往的几十年里,获得科研工作者们一致认同的稳定性同位素探针(DNA-SIP)技术,功能微生物核酸运用于同位素技术,可实现各种复杂环境中的示踪。

由此,在分子水平上来鉴定生态系统某个特定过程中所需要研究的各种各样驱动微生物起作用的途径,对于人们来说十分有帮助。

该方法不经分离培养便可精确反映是哪些微生物参与了土壤污染物的降解,达到了直接把微生物代谢功能与同化过程结合起来的目的,已成为鉴定功能微生物的重要手段。

目前,仍以复杂的原位或者是微域土壤样品为SIP技术的主要研究对象,主要利用13C标记底物的方法来培养土壤生物,以及利用13C-底物的微生物细胞通过不间断分裂、生长和
繁殖的途径来合成含有13C标记的DNA或RNA等生物标志物[7]。

超高速离心技术将土壤样品中提取的13C-核酸和12C-核酸的混合物进行分离,然后利用分子生物学手段(分子指纹图谱法、末端限制性片段长度多态性分析法和高通量测序法等)对生物标记物进行分析,来鉴别土壤中的功能微生物。

目前,SIP技术多集中应用于鉴定复杂原位土壤环境中参与苯酚、PAHs和PCBs降解过程中的功能微生物种类。

然而,利用SIP技术研究蚯蚓协同作用下土壤DDT生物降解过程中的降解微生物少有报道,对真正起作用的功能微生物认识严重不足。

4展望
随着人们对环境污染问题的注重,具备高效率、低成本和环境友好等优点的生物修复技术被广泛推崇。

加上近年来迅速发展的高通量和宏基因组等测序方法,把蚯蚓诱导强化下有机污染物修复过程中的微生物和基因组学研究提高到了一个新的发展阶段,使研究者对土壤有机污染物的生物协同降解机制了解和认识达到一个新的层次。

因此,利用“土壤动物”蚯蚓协同土著微生物共同降解土壤残留的DDT 等有机污染物,必然成为未来重点研究的方向之一。

5参考文献
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[4]胡莎莎.八氯二丙醚在土壤中的吸附与解吸[D].合肥:安徽农业大学, 2011.
[5]蔺中,李华兴,李永涛,等.蚯蚓对土壤重金属的生物累积和形态转化
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[6]丁哲利.特异动物反应器同步转化污泥与水体修复植物条件与过程
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[7]蔺中,孙礼勇,陈昊,等.稳定性同位素探针技术在土壤功能微生物原
位鉴定的应用[J].农业环境科学学报,2012,31(1):1-6.
可操作性较强[4]。

在土壤铅含量检测中,湿法消解大多采用国标法,但国标法消解重金属过程中消耗时间和试剂相对较长,即放置时间越长,酸挥发也就越多,损失越多[5-6]。

本文湿法消解通过多次试验后总结出采用HNO3∶HClO4∶HF=16∶4∶5体系,缩短了消解时间,根据结果的重复性、准确性可知,本文湿法消解符合试验要求。

消化时所得的溶液为不蒸干状态,因为消解液是否蒸干对回收率的影响很大,这是因为蒸干后测得的值明显偏低。

4参考文献
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[2]张芙蕖,蒋晶晶.三种土壤消解方法的对比研究[J].环境科学与管理, 2008,33(3):132-134.
[3]中国科学院南京土壤研究所.土壤理化分析[M].上海:上海科学技术
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[4]马剑丽,倪群英.微波消解-火焰原子吸收法测定土壤中铜锌铅镍
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