污染土壤微生物修复技术研究进展

污染土壤微生物修复技术研究进展课程论文
摘要针对2014年4月环境环保部公布的首次全国土壤污染状况调查结果，撰写我国最严重的耕地污染中主要污染物镉、砷、滴滴涕和多环芳烃的微生物修复研究进展。

关键词土壤污染；微生物修复；重金属污染；有机物污染
2005年4月至2013年12月我国开展的首次全国土壤污染状况调查结果显示全国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。

全国土壤总的超标率为%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为%、%、%和%。

人类赖以生存的耕地中土壤点位超标率高达%，迫在眉睫的主要污染物为镉、砷、滴滴涕和多环芳烃[1]。

微生物修复是指利用天然存在的或所培养的功能微生物群，在适宜环境条件下，促进或强化微生物代谢功能，从而达到降低有毒污染物活性或降解成无毒物质的生物修复技术，它已成为污染土壤生物修复技术的重要组成部分和生力军[2]。

由于我国土壤调查结果显示在农田耕地中重金属污染物镉、镍、砷、有机污染物滴滴涕和多环芳烃超标最严重，对这些污染物的治理已经迫在眉睫。

所以，本文重点阐述针对这5种污染物的微生物修复技术研究进展。

1、重金属污染土壤微生物修复研究进展
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土壤微生物种类繁多、数量庞大，是土壤的活性有机胶体，比表面大、带电荷和代谢活动旺盛，在重金属污染物的土壤生物地球化学循环过程中起到了积极作用。

微生物可以对土壤中重金属进行固定、移动或转化，改变它们在土壤中的环境化学行为，可促进有毒、有害物质解毒或降低毒性，从而达到生物修复的目的[3]。

因此，重金属污染土壤的微生物修复原理主要包括生物富集 (如生物积累、吸附作用)、生物转化(如生物氧化还原、甲基化与去甲基化以及重金属的溶解和有机络合配位降解)、生物固定（如与S2-的共沉淀）、生物滤除（如细菌的淋滤作用）等作用方式。

镉污染
将具有重金属吸附能力的天然蛋白或人工合成肽展示在微生物细胞表面,可以提高微生物对重金属的吸附能力。

Kuro da等[4]改造了微生物表面蛋白使得当酵母金属硫
蛋白( YMT )串联体在酵母表面展示表达后,4 聚体对重金属吸附能力提高倍, 8 聚体吸附能力提高了倍。

目前已经成功实现细胞表面展示金属硫蛋白、植物鳌合素等。

Bae 等[5]将植物鳌合素( ECs)与INP 的N 端和C 端融合,在莫拉菌表面展示,使得重组菌株对 Cd2+、 Hg+等重金属的吸附能力提高了10 倍。

詹绍君[6]施用高量猪粪(Z4)或石灰十低量猪粪(Z2)能显著降低小麦对镉的吸收,使籽粒的镉浓度降至国家食品镉污染限量标准以下。

砷污染
微生物对砷的固定修复
依据重金属污染土壤的微生物修复原理中的生物富集中的专性吸附原理：存在于微生物表面的多种极性官能团能够通过与重金属，包括砷离子发生定量化合反应(如离子交换、配位结合或络合等) 而达到固定重金属的目的。

Takeuchi等[7]研究发现，生长在含有5mg/L As (V)的培养基中的Marinomonas communis，其吸附砷可达2 290mg/kg(干重)。

在对水体砷污染研究中，廖敏［8］用菌藻共生体去除废水中砷的研究表明，菌藻共生体能够很好地吸附砷，积累砷可以达 g / kg(干重)，对于无营养源的含As(Ⅲ)、As(Ⅴ)的废水砷吸附率达80%以上；对于含营养源的含砷的废水As(Ⅲ)和As(Ⅴ)吸附分别在50% 和 70% 以上。

微生物对砷的转化修复
砷转化为无毒或毒性很小的物质后挥发掉来进行土壤中砷污染的去除。

无机砷化物在微生物的作用下，可以被转化为毒性较低的一甲砷酸(盐)(MMAA 或 MMA)、二甲基砷酸(盐)( DMAA或DMA)和三甲基砷氧(TMAO)以及无毒的芳香族化合物砷胆碱(AsC)和砷甜菜碱(AsB)。

吴剑等［9］分离到了1株芽孢杆菌属的细菌，能将DMAA 转为气态砷。

而气态甲基胂的毒性比砷酸盐或 As2O3小得多，而且如果产生的甲基胂数量比较大，还可以通过覆盖薄膜的方式回收砷。

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微生物-根系互作对土壤砷污染的影响
微生物在根际微生态系统中，对养分、重金属的转化吸收和植物的生长有其独特影响。

有研究发现，在砷超富集植物蜈蚣草根际施用砷酸还原菌(Ts1、Ts33、Ts37、Ts41 和 PSQ22)能够显著促进蜈蚣草的生长，与对照相比，加 Ts1、Ts33、Ts37 处理的效果尤其明显，蜈蚣草羽叶干重增加了148%～153% . 同时，蜈蚣草羽叶中砷浓度也显著升高，与对照相比增加了 6% ～ 44% ，其中施用 Ts33 的蜈蚣草羽叶中砷的浓度是对照(886. 47 mg/kg)的 144% 。

同时有研究发现接种 AM 菌根能促进蜈蚣草对砷的富集，接种处理能够降低玉米根和地上部分中总砷的浓度等[10]。

同时，宋红波等［11］研究了不同环境条件对砷污染土壤生物挥发的影响，结果表明施加生物有机肥能促进砷的生物挥发。

砷污染微生物修复的分子生物学机制
高浓度的砷对微生物具有毒害效应，砷污染土壤中微生物数量呈现下降趋势，并且有研究显示，砷污染土壤中的微生物数量与砷浓度呈显著负相关。

微生物对砷氧化过程常被认为是一种解毒机制，近年来，对砷氧化酶和相关编码基因的研究也已取得了一定的成绩。

在微生物体内广泛地存在 As(Ⅴ)的还原，主要有 2 种形式:①非特异性地由细胞内的谷胱甘肽(GSH)以非酶促反应形式还原;②通过砷酸盐还原酶，以 GSH 作为电子源，通过酶促反应特异性地还原. 后者是微生物体内 As(V)的主要还原形式。

As(Ⅲ)的甲基化也是微生物对环境中砷的一种重要的解毒机制。

研究者从细Rhodopseudomonas palustris 中克隆了位arsRM 操纵子上的砷甲基化相关基因 arsM，整合到砷敏感的 E. coli 基因组中后，发现 ArsM 能赋予As(Ⅲ)敏感菌株砷抗性。

具体说来，微生物修复/去除土壤中的砷的反应机理大致包括: 1.将 As( III) 氧化成为 As( V),从而降低其毒性2.细胞壁吸附固定3.通过生成铁锰氧化物而将砷吸附固定在铁锰氧化物中[12]。

2、有机物污染土壤微生物修复研究进展
滴滴涕污染土壤修复进展
有机氯农药六六六(HCH)、滴滴涕(DDT)均属于高残留、生物富集性很强的持久性有机污染物(POPs),它们可以通过食物链传递污染整个生态环境,进而危害人类健康[13]。

滴滴涕主要通过筛选降解菌株进行降解。

赵煜坤等[14]以盆钵试验的方式研究六六六高效降解菌株BHC-A和滴滴涕高效降解菌株wax对六六六、滴滴涕污染土壤的生物修复效果
和降解菌在土壤中的数量变化。

研究结果表明: BHC-A和wax能够对水稻田土壤中残留的六六六和滴滴涕农药残留起到很好的修复作用,降解效果分别达到了98. 93%和97. 85%,且农药残留的降解速度与土壤中高效降解微生物的数量呈正相关。

随着土壤中六六六、滴滴涕农药残留量的降低,高效降解菌株BHC-A和wax最终在土壤中消失,降解菌的喷施不会长时间影响土壤中土著微生物的数量平衡。

多环芳烃污染土壤修复进展
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多环芳烃 (PAHs) 是一类持久性有机污染物，具有较高致癌、致畸、致突变性，
对生态环境安全和人类健康造成较大的威胁，因此大多数国家都已将其列为优先控制污染物。

有研究发现，在厌氧条件下，特定功能微生物可将部分 2 环和 3 环的 PAHs 作为唯一碳源或能源，并将其完全降解或矿化，并指出自然界厌氧环境中特定的微生物菌株或菌群对降解PAHs 具有巨大的修复潜力[15]。

邹德勋等[16]发现污染土壤中PAHs降解菌和微生物总量呈正相关,并随着PAHs降解菌数量的增加,土壤中PAHs降解率也随之提高。

可见,土壤中PAHs降解速率主要决定于PAHs的降解菌数量。

3、总结
从目前来看,微生物修复是最具发展和应用前景的生物修复技术,人们在微生物材料、降解途径以及修复技术研发等方面取得了一定的研究进展,并展示了一些成功的修
复案例。

但是针对复杂的污染土壤生态系统,每种微生物修复技术不仅要克服自身原有
的不足,而且还需要进一步认识和解决在修复过程中出现的新现象和新问题。

如:引入外源微生物的条件与原则问题;生物修复过程中微生物的适应性机制与影响因素的研究问题;有机污染物降解过程中的次生污染物问题等。

还有,今后还需在以下几个方面展开深入研究:如,继续筛选和驯化新的降解菌株;进一步解析典型污染物降解基因的结构、功
能与调控机制,阐明降解过程的分子生物学机理;解决复合污染土壤的修复问题;利用土
地翻耕、农艺措施、添加物质、高效微生物、植物修复、季节更替等创造现场的修复条件,构建出一套合理可行的污染土壤田间修复工程技术等等[17]。

总之,相信随着科学的发展,大规模利用微生物降解土壤污染物、治理环境污染不久将会成为现实[18]。

参考文献
[1]环境保护部国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[M].中国环境报2014年04月18日
[2] 滕应，骆永明，李振高.污染土壤的微生物修复原理与技术进展[J].土壤. 2007,39(4)
[3] 曹启民，王华，郑良永，等.污染土壤的微生物修复机理及研究进展[J],华南热带农业大学学报，2006，12（1）
[4] Kuroda K, Ueda M. Effective display of metallothionein tandem repeat s on the bioadsorption of Cadmiumion[J].Appl Microbiol Biotechnol, 2006, 70: 458-463.。

[5] Bae W, Mulchan dani A, Chen W. Cell surface display of synthetic phyt ochelatins using ice nucleation protein for enhanced heavy metal bioaccum ulation[ J ] . JInorg Biochem,2002, 88: 223-227.
[6] 詹绍君，有机物料与石灰性物质对土壤镉有效性及小麦吸收镉的影响[D]，四川农业大学，2011
[7] Takeuchi H，Kawahata P，Gupta L，et al. Arsenic resistance and
removal by marine and non-marine bacteria ［J ］. Journal of
Biotechnol，2007，127(3): 434-442.
[8]廖敏. 菌藻共生体去除废水中砷初探［J］. 环境污染与防治，1997，19(2): 11-13.
[9]吴剑，杨柳燕，肖琳. 微生物挥发砷影响因素研究［A］. 见:第三届全国环境化学学术大会论文集［C］. 2005. 12-13
[10]吴佳，谢明吉，杨倩等，砷污染微生物修复的进展研究[J].环境科学，2011，32（3）
·
[11]宋红波，范辉琼，杨柳燕，等. 砷污染土壤生物挥发的研究［J］. 环境科学研究，2005，18(1): 61-64.
[12]孙璐，丛海扬，姚一夫，土壤砷污染的微生物修复技术研究进展[J].污染防治技术，2012，25（4）
[13]张运林,杨龙元,秦伯强,等.太湖北部湖区COD浓度空间分布及与其他要素的相关性研究[J].环
境科学,2008,29(6):1457-1462.
[14] 赵煜坤,廖海丰,陈一楠,等.六六六、滴滴涕污染土壤的微生物修复作用研究[J].江苏农业科学, 2011, 39(2): 463-465.
[15]孙明明，滕应，骆永明，厌氧微生物降解多环芳烃研究进展[J].微生物学报,2012,52(8)
[16]邹德勋，骆永明，滕应，等．多环芳烃长期污染土壤的微生物强化修复初步研究．土壤，2006，38 ( 5) : 652-656．
[17] 滕应，骆永明，李振高.污染土壤的微生物修复原理与技术进展[J].土壤. 2007,39(4)
[18]陈红艳，王继华，受污染土壤的微生物修复[J].环境科学与管理，2008，33（8）。