李鵬飛,周 賢,王 建,高彥征(南京農(nóng)業(yè)大學(xué)土壤有機(jī)污染控制與修復(fù)研究所,江蘇 南京 210095)

鄰苯二甲酸酯(PAEs)是一類具有內(nèi)分泌干擾特性的環(huán)境雌激素,即便在極低的濃度下也會(huì)干擾人和動(dòng)物的內(nèi)分泌系統(tǒng),從而影響有機(jī)體的繁殖、新陳代謝、成長(zhǎng)等生物過(guò)程,并產(chǎn)生致突變、致畸和致癌等效應(yīng)[1].為了有效保護(hù)生態(tài)環(huán)境和人類健康,美國(guó)環(huán)保署和歐盟已將 DMP、DEP、DnOP、DBP、DEHP、BBP 列入優(yōu)先控制污染物.2018 年,我國(guó)生態(tài)環(huán)境部頒布的《土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》已經(jīng)將DnBP、DEHP、DnOP 作為優(yōu)先污染物列入控制名單.我國(guó)農(nóng)田土壤中PAEs 主要來(lái)源于農(nóng)用地膜、肥料、污泥農(nóng)用、污水灌溉等,由于PAEs 具有較高的辛醇-水分配系數(shù),進(jìn)入土壤后容易吸附于土壤顆粒物上,從而導(dǎo)致農(nóng)田土壤污染[2].更為嚴(yán)重的是,土壤中的PAEs 可以通過(guò)土壤-作物系統(tǒng)進(jìn)入食物鏈,從而威脅人類健康和生態(tài)系統(tǒng)安全[3].因此,了解全國(guó)范圍內(nèi)農(nóng)田土壤PAEs 污染現(xiàn)狀,對(duì)于制定農(nóng)田土壤PAEs 污染標(biāo)準(zhǔn)、研發(fā)污染控制技術(shù)等具有重要意義.

在長(zhǎng)期受PAEs 污染的農(nóng)田土壤中存在大量具有PAEs 降解能力的功能細(xì)菌[4].目前,科研工作者已從污染農(nóng)田土壤中分離獲得大量具有PAEs高效降解能力的功能細(xì)菌,在其降解廣譜性、代謝途徑及關(guān)鍵功能基因等方面開(kāi)展了深入研究.研究表明,將分離獲得功能細(xì)菌直接應(yīng)用施入土壤中可有效降低土壤中PAEs 的含量.本文綜述了我國(guó)農(nóng)田土壤PAEs 污染現(xiàn)狀,主要總結(jié)細(xì)菌降解PAEs 的途徑、機(jī)制及應(yīng)用等,以期為我國(guó)PAEs 污染農(nóng)田土壤功能細(xì)菌修復(fù)及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全提供理論和技術(shù)參考.

1 PAEs 的基本性質(zhì)及污染現(xiàn)狀

環(huán)境中的PAEs 可通大氣干濕沉降、污水灌溉等途徑進(jìn)入農(nóng)田土壤.此外,污泥農(nóng)用、化肥、農(nóng)膜等使得農(nóng)田土壤成為環(huán)境中PAEs 主要的匯.其中,農(nóng)膜的使用是造成我國(guó)農(nóng)田土壤大面積PAEs 污染的主要原因[5].表1 列舉了目前已報(bào)道的常見(jiàn)PAEs 化學(xué)信息和物化性質(zhì)參數(shù).當(dāng)前,我國(guó)農(nóng)田土壤中PAEs 的濃度一般在幾個(gè)μg/kg到幾十個(gè)mg/kg 之間.農(nóng)田土壤PAEs污染已對(duì)我國(guó)農(nóng)田土壤環(huán)境及農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全產(chǎn)生了一定威脅[7].我國(guó)農(nóng)田土壤中PAEs 含量普遍高于其他國(guó)家.調(diào)查顯示,丹麥農(nóng)田土壤中PAEs 的濃度范圍為14～2500μg/kg[8].研究人員發(fā)現(xiàn)英國(guó)農(nóng)田土壤中Σ6PAEs 含量最高僅為99μg/kg[9].

表1 PAEs 及代表性物質(zhì)的化學(xué)信息和物化性質(zhì)參數(shù)[6]Table 1 Chemical information and physicochemical property parameters of PAEs and representative substances[6]

由表2 可以看出,我國(guó)各地農(nóng)田土壤都不同程度的受到了PAEs 污染,而不同的區(qū)域、省份農(nóng)業(yè)土壤中PAEs 濃度存在著較大的差異,如天津市菜地土壤中∑6PAEs 總含量為0.050～10.40mg/kg,而廣州市菜地土壤中Σ6PAEs 總含量最高僅為1.140mg/kg;其中,寧夏菜地土壤、貴州煙草地土壤和新疆棉田土壤中Σ6PAEs 的總含量遠(yuǎn)超于其他地區(qū).由此可見(jiàn),我國(guó)大部分地區(qū)農(nóng)田土壤中均能檢測(cè)出PAEs,含量水平不一,對(duì)人體存在健康隱患.李玉雙等[10]選取了沈陽(yáng)市蔬菜基地的農(nóng)田土壤為研究對(duì)象,分析了采集土壤樣品中PAEs 含量和類型,結(jié)果發(fā)現(xiàn)約30%的樣品中PAEs 的總含量超過(guò)1mg/kg, DBP和DEHP 在所有的樣品中均被檢測(cè)出,是當(dāng)?shù)剞r(nóng)田土壤中主要的污染物. Kong 等[12]選取了天津市郊區(qū)不同農(nóng)用類型的土壤為研究對(duì)象,分析了6 種PAEs 分布情況.結(jié)果表明:菜地土壤中PAEs 含量最高,可達(dá)到10mg/kg.DBP 和DEHP 是我國(guó)農(nóng)田土壤中檢出率和濃度最高的兩種PAEs 單體化合物.不同農(nóng)田用地類型中PAEs 含量存在一定差異,菜地土壤中的PAEs 含量通常高于稻田和果園地,其差異性可能源于城市化水平、農(nóng)膜的使用和污水灌溉等[29].Feng 等[15]分析了江蘇省蔬菜樣品中PAEs 的含量,結(jié)果發(fā)現(xiàn),蔬菜樣品中PAEs 單體以DEHP 和DnOP 為主,這可能與農(nóng)田土壤中PAEs 的含量有關(guān).另外,DEHP 和DnOP 的分子結(jié)構(gòu)相對(duì)復(fù)雜,在水中的溶解度較低,且不易揮發(fā),較難被微生物降解,同時(shí)其在作物體內(nèi)難以被代謝分解,呈現(xiàn)出明顯的富集特征.當(dāng)前,我國(guó)大多數(shù)農(nóng)田土壤中PAEs 的人群健康致癌風(fēng)險(xiǎn)和非致癌風(fēng)險(xiǎn)均低于健康風(fēng)險(xiǎn)規(guī)定的可接受上限,整體而言處于相對(duì)安全狀態(tài)[30-31].但也有研究表明,我國(guó)某些地區(qū)部分農(nóng)田土壤DEHP 殘留濃度較高(最高可達(dá)25.05mg/kg),存在較高的致癌風(fēng)險(xiǎn)[32-33].由于我國(guó)尚未制定農(nóng)田土壤PAEs 控制標(biāo)準(zhǔn),參照美國(guó)土壤PAEs 化合物控制標(biāo)準(zhǔn),我國(guó)農(nóng)田土壤DBP 含量的平均值全部超標(biāo).因此我國(guó)亟需制定農(nóng)田土壤PAEs 污染控制標(biāo)準(zhǔn),以保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全和人類健 康.

表2 國(guó)內(nèi)部分地區(qū)農(nóng)田土壤中PAEs 污染現(xiàn)狀(mg/kg)Table 2 Concentration PAEs in the agriculture soil of different regions in China(mg/kg)

2 PAEs 的降解

2.1 PAEs 降解細(xì)菌

PAEs 在自然界中難以水解和光解,微生物是其自然消減的主要途徑.研究表明,PAEs 污染農(nóng)田土壤中存在大量經(jīng)自然馴化具有PAEs 降解能力的微生物[34],其中細(xì)菌被認(rèn)為是PAEs 自然降解的主要微生物.當(dāng)前國(guó)內(nèi)科研工作者關(guān)于PAEs 降解細(xì)菌主要開(kāi)展了PAEs 高效降解菌株富集、篩選與鑒定;PAEs降解功能菌群構(gòu)建;細(xì)菌降解PAEs 的途徑及機(jī)制等方面的研究.

自1975 年Engelhardt 等[35]首次報(bào)道PAEs 降解功能微生物以來(lái),科研工作者已從不同環(huán)境介質(zhì)中分離純化獲得大量具有PAEs 降解功能的菌株(表3).目前,研究純化獲得的菌株主要來(lái)源于以下菌屬,如鞘氨醇單胞菌(Sphingobium) 、 假單胞菌(Pseudomonas)、節(jié)桿菌(Arthrobacter)、根瘤菌(Rhizobium)、甲基桿菌屬(Methylobacillus)、紅球菌(Rhodococcus)、戈登氏菌(Gordonia)、伯克氏菌(Burkholderia)等.從表3 可以看出,不同降解菌屬對(duì) PAEs 表現(xiàn)出不同的降解效果和降解譜.Tao等[43]從土壤中分離到一株具有PAEs 高效降解能力的假單胞菌屬菌株DNE-S1,該菌株能在堿性條件下降解DEP,并發(fā)現(xiàn)Fe3+可以通過(guò)表達(dá)鄰苯二甲酸二氫二醇脫氫酶(ophB)和鄰苯二甲酸二氧合酶-鐵氧還蛋白還原酶(ophA4)基因來(lái)促進(jìn)DNE-S1對(duì)DEP 的降解.Fe3+的存在使DEP(500mg/L,12h)的降解率提高了14.5%. Zhao 等[50]從農(nóng)田土壤中分離出一株能夠以多種PAEs 為底物的降解細(xì)菌農(nóng)霉菌MT-O,該菌株在pH 值為7.2,溫度為29.6℃和接種量為OD600=0.2 的條件下,7d 內(nèi)可將初始濃度200mg/L 的DEHP 幾乎完全降解.目前關(guān)于PAEs 降解細(xì)菌的研究多在高底物濃度下開(kāi)展,而實(shí)際污染農(nóng)田土壤中PAEs 含量較低,因此,將來(lái)應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注低濃度PAEs 條件下細(xì)菌降解能力的研究,進(jìn)而利用純化獲得PAEs 降解菌株用于污染農(nóng)田土壤修復(fù).

表3 PAEs 降解細(xì)菌及其降解效果Table 3 PAEs-degrading bacteria strains and their effects

2.2 PAEs 降解菌群

當(dāng)前,分離篩選的功能細(xì)菌主要是對(duì)一種或少數(shù)幾種PAEs 具有降解能力,而在實(shí)際污染環(huán)境中往往是多種PAEs 共存,且實(shí)際污染環(huán)境條件較為苛刻、土著群菌競(jìng)爭(zhēng)力較強(qiáng),單一菌株降解土壤中PAEs 仍存在很大的局限性.降解細(xì)菌在自然環(huán)境中往往以菌群形式存在,利用不同細(xì)菌之間的協(xié)同作用來(lái)完全降解環(huán)境中的有機(jī)污染物,為自身生長(zhǎng)繁殖提供能量.于是,科研工作者嘗試?yán)霉δ芫褐胁煌甑膮f(xié)同互作實(shí)現(xiàn)PAEs 的廣譜和高效降解.

如表4 所示,目前已報(bào)道的PAEs 降解菌群主要分為兩種:一種是直接從受污染的環(huán)境中富集培養(yǎng)得到的.例如,Kou 等[53]從長(zhǎng)期覆蓋地膜的農(nóng)田土壤中分離出一組由Comamonadaceae sp.、Achromobacter sp.和Pseudomonas sp.組成的細(xì)菌菌群K1.在最優(yōu)條件下,K1 對(duì)DEHP 的降解率可達(dá)99%以上,并發(fā)現(xiàn)K1可以快速礦化DEHP、DMP、DEP 及其代謝中間體,從而實(shí)現(xiàn)環(huán)境中常見(jiàn)PAEs的無(wú)害化處理.此外,K1具有廣泛的環(huán)境適應(yīng)力,在PAEs 污染的復(fù)雜環(huán)境中具有巨大的潛力和優(yōu)勢(shì).而另一種是由兩種或者兩種以上的PAEs降解菌株人工構(gòu)建而成.Wu等[57]從活性污泥中分離的Gordonia sp.菌株JDC-2 和Arthrobacter sp.菌株JDC-32 可以通過(guò)微生物的生化協(xié)同作用完全降解DOP,其中菌株JDC-2 可以將DOP 快速的降解為PA,但卻無(wú)法進(jìn)一步利用PA;而菌株JDC-32 可以降解PA,但不能降解DOP.而通過(guò)將JDC-2 和JDC-32 共培養(yǎng),有效克服了各自單獨(dú)降解DOP 的限制,實(shí)現(xiàn)了DOP 的降解.Lu 等[58]采用富集法分離了獲得一組由Microbacterium sp. PAE-1 和Pandoraea sp.PAE-2 組成的菌群,該菌群可以通過(guò)生化合作完全降解DBP.并從PAE-1 菌株中克隆出兩個(gè)酯酶基因DpeH 和MpeH,其中DpeH 只能將二烷基PAEs 水解為相應(yīng)的單烷基PAEs,單烷基PAEs 再被MpeH 水解為PA;而PAE-2 菌株主要負(fù)責(zé)PA 的降解.顯然,與單一菌降解相比,復(fù)合菌群可以在一定程度上克服單一菌降解不徹底和降解譜窄等問(wèn)題.因此,構(gòu)建更多有效的復(fù)合菌群,有望實(shí)現(xiàn)污染農(nóng)業(yè)土壤中PAEs 的經(jīng)濟(jì)高效去除,具有較為廣闊的應(yīng)用前景.

表4 PAEs 降解復(fù)合菌群Table 4 Bacterical consortia for PAEs biodegradation

2.3 PAEs 降解途徑

目前,單一菌降解PAEs 的降解途徑已經(jīng)比較完善.如圖1 和圖2 所示,細(xì)菌降解PAEs 主要分為兩個(gè)階段:第一階段是PAEs 的水解,將PAEs 轉(zhuǎn)化為中間產(chǎn)物PA;第二階段是PA 的開(kāi)環(huán)裂解,最終降解成小分子物質(zhì)[62].在PAEs 降解的第一階段中,主要方式有去酯化和 β-氧化,其中去酯化為主要途徑.PAEs 先經(jīng)過(guò)多次去酯化反應(yīng)轉(zhuǎn)化為鄰苯二甲酸單酯(MAPs),再進(jìn)一步生成PA.而β-氧化途徑是先經(jīng)過(guò)多次氧化,將PAEs 氧化為鄰苯二甲酸二乙酯(DEP)和鄰苯二甲酸二甲酯(DMP),隨后又經(jīng)過(guò)去酯化途徑,將其水解為PA.

圖1 鄰苯二甲酸酯的水解途徑[62]Fig.1 Hydrolysis pathway of phthalates[62]

圖2 鄰苯二甲酸的好氧降解途徑[62]Fig.2 Aerobic degradation pathway of phthalic acid[62]

PA 是PAEs 降解過(guò)程中的重要代謝產(chǎn)物之一.由于G+菌(革蘭氏陽(yáng)性菌)和G-菌(革蘭氏陰性菌)的降解酶基因不同,所以PA 降解途徑也存在著差異[63].對(duì)于G+菌而言,首先,鄰苯二甲酸經(jīng)過(guò)鄰苯二甲酸3,4 雙加氧酶的氧化,生成了順式-3,4-二羥基-3,4-二氫鄰苯二甲酸,隨后經(jīng)過(guò)脫氫作用,進(jìn)一步得到4,5-二羥基鄰苯二甲酸,接著再通過(guò)脫羧生成PCA.而G-菌則是在鄰苯二甲酸的4、5 號(hào)位碳上發(fā)生氧化反應(yīng)和脫氫反應(yīng)生成4,5-二羥基鄰苯二甲酸,最后再通過(guò)脫羧形成PCA.而PCA 又存在兩種不同的開(kāi)環(huán)途徑,分別為正位開(kāi)環(huán)途徑和偏位開(kāi)環(huán)途徑.經(jīng)正位開(kāi)環(huán)途徑,PCA依次被轉(zhuǎn)化為3-羧基-順,順粘康酸和3-己二酸酮酯,又經(jīng)過(guò)β-酮己二酸途徑轉(zhuǎn)化為琥珀酸和乙酰輔酶A,從而進(jìn)入三羧酸循環(huán).在偏位開(kāi)環(huán)途徑中,PCA 卻在4,5 雙加氧酶的作用下,依次被降解成4-羧基-2-羥基粘琥珀酸半醛和2-羥基-4-羧基粘琥珀酸半縮醛,隨后經(jīng)過(guò)多次酶促反應(yīng),最終生成草酰乙酸和丙酮酸,分別進(jìn)入三羧酸循環(huán)和糖酵解途徑.

2.4 PAEs 降解基因和酶

與此同時(shí),眾多學(xué)者對(duì)PAEs 降解的遺傳機(jī)制也開(kāi)始進(jìn)一步研究,這些研究主要集中在對(duì)參與PAEs 水解酶的研究和從PA 到PCA 降解的酶基因進(jìn)行克隆和鑒定.Xu 等[64]分離了一株枯草芽孢桿菌BJQ0005,對(duì)其進(jìn)行基因組測(cè)序,發(fā)現(xiàn)共表達(dá)了 18 種水解酶.其中酶 GTW28-09400 和酶GTW28-13725 實(shí)現(xiàn)了PAEs 單酯鍵的水解,而酶GTW28-17760 能夠破壞DBP 和DEHP 的二酯鍵,說(shuō)明它是一種二酯鍵水解酶.從Rhodococcus sp.LW-XY12 中克隆獲得的水解酶KXC42-04905,該酶可以有效降解DEHP 和MEHP(鄰苯二甲酸單(2-乙基己基)酯);水解酶KXC42-04905 可以通過(guò)氫鍵和疏水相互作用與DEHP 和MEHP 結(jié)合,酶中的一個(gè)催化三聯(lián)體(Ser195-Glu319-His412)可能作為一個(gè)活性蛋白口袋,從而催化DEHP 的水解[65].

對(duì)于鄰苯二甲酸到原兒茶酚降解的途徑,由于細(xì)菌的降解酶不同,所以G+菌和G-菌的PA 降解途徑也存在著差異.在G+菌中編碼的是3,4-二羥基鄰苯二甲酸的脫氫酶和脫酸酶,而在G-菌中編碼的是4,5-羥基鄰苯二甲酸的脫氫酶和脫酸酶.目前已經(jīng)報(bào)道的 G+菌中負(fù)責(zé)降解 PA 的降解基因見(jiàn)表5.Eaton 等[66]率先報(bào)道了PA 降解基因簇是來(lái)源于G+菌 Arthrobacter keyseri 12B 的 pht 操縱子(phtBAaAbAcAdCR),并在A. keyseri 12B 中,克隆出了一個(gè)130kb 的質(zhì)粒編碼鄰苯二甲酸的完全代謝,確定了pht 操縱子負(fù)責(zé)編碼PA 到PCA 轉(zhuǎn)化,pcm 操縱子編碼從PCA 到丙酮酸和草酰乙酸的代謝,pehA基因編碼PAEs 水解酶,tnpR 基因編碼轉(zhuǎn)座子解離酶,ptr 操縱子可能編碼PA 或PCA 或PAEs 的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋 白.

表5 已報(bào)道的革蘭氏陽(yáng)性菌中PA 的降解基因Table 5 Reported degradation genes for PA in gram-positive bacteria

由于降解酶不同,因此編碼的基因也存在差異,表6 列出了目前已經(jīng)報(bào)道的革蘭氏陽(yáng)性菌中負(fù)責(zé)降解PA 的降解基因.Chang 等[72]率先發(fā)現(xiàn)了DBO1 中參與從PA 到PCA 的基因,其中ophA1 和ophA2 可能共同編碼PA雙加氧酶還原酶,ophD負(fù)責(zé)編碼4,5-二羥基鄰苯二甲酸脫羧酶,ophB 負(fù)責(zé)編碼PA 二氫二醇脫氫酶.Wang 等[44]通過(guò)基因組測(cè)序技術(shù),在DNHP-S2 菌株的染色體上發(fā)現(xiàn)了一個(gè)完整的PCA分解代謝基因簇,由8 個(gè)基因(pcaBLIJCHG-fadA)和4 個(gè)調(diào)節(jié)基因(IclR-LysR-GntR-LysR)組成.并發(fā)現(xiàn)該菌株能以PCA 為唯一碳源時(shí)高效生長(zhǎng),這表明該菌株可能無(wú)法通過(guò)先前表征的鄰苯二甲酸酯雙加氧酶系統(tǒng)將PA 轉(zhuǎn)化為PCA,但它卻可以完全降解PCA.因此,推測(cè)可能存在其他途徑利用PA,或者PA可以通過(guò)脫羧生成BA(鄰苯二甲酸酐).隨后又發(fā)現(xiàn)該菌株攜帶了CoA 轉(zhuǎn)移酶基因,與其他已報(bào)道的CoA 轉(zhuǎn)移酶同源性為49.03%～75.04%,與PA 脫羧成BA 一致.因此,該基因簇編碼的MFS 轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白可能負(fù)責(zé)介導(dǎo)BA 的轉(zhuǎn)運(yùn).

表6 已報(bào)道的革蘭氏陰性菌中PA 的降解基因Table 6 Reported degradation genes for PA in gram-negative bacteria

2.5 PAEs 降解菌在污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用

隨著研究的不斷深入,科研工作者驗(yàn)證了功能微生物對(duì)治理PAEs 污染土壤的效能. Wang 等[46]從長(zhǎng)期受PAEs 污染菜地土壤中富集分離獲得一株具有DEHP 高效降解功能的紅球菌屬細(xì)菌WJ4,將菌懸液濃度為0.8 的WJ4 加入到DEHP 污染濃度為1.0g/kg 的土壤中,置于28℃黑暗條件下培養(yǎng)21d,處理結(jié)束后土壤中DEHP 去除率高達(dá)55%,而對(duì)照土壤中DEHP 的去除率僅為4.2%.趙真真[62]從污水處理廠中篩選出了兩株可以降解PAEs 的菌株,分別為Microbacterium panaciterrae USTB-Y和Comamonas guangdongensis USTBZA1,將其復(fù)配構(gòu)建為復(fù)合菌群USTB-YA,將該菌群接種至初始濃度為50mg/kg 的DBP 污染土壤中,研究了菌群對(duì)DBP的消減效能.結(jié)果表明:在滅菌處理組中,接種復(fù)合菌群YA 的土壤樣品中的DBP 在24 和48 內(nèi)分別降低了49.1%和89.5%,而在未接菌處理中僅為2.5%和6.0%,其降解率分別提高了46.6%和83.5%.總體而言,當(dāng)前從土壤中馴化的菌株或復(fù)配構(gòu)建的菌群在實(shí)際污染土壤修復(fù)中具有較大應(yīng)用潛力.然而,令人遺憾的是,當(dāng)前大多數(shù)研究?jī)H停留于實(shí)驗(yàn)室模擬階段,功能細(xì)菌在實(shí)際污染農(nóng)田土壤治理中的應(yīng)用效能仍不明確,尚存在著較多的限制因素.例如,營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)作為微生物生長(zhǎng)必不可少的重要因素,在利用微生物修復(fù)污染農(nóng)田土壤過(guò)程中,雖然部分污染物可被微生物利用,但仍然無(wú)法滿足微生物的生長(zhǎng)繁殖所需的所有能量,從而影響菌株的繁殖和存活.此外,在純培養(yǎng)條件下復(fù)合菌群的菌株之間可以相互協(xié)作,但實(shí)際污染農(nóng)田土壤中土著微生物競(jìng)爭(zhēng)力較強(qiáng),對(duì)添加的外源菌群穩(wěn)定性影響較大,甚至因與土著微生物競(jìng)爭(zhēng)處于劣勢(shì)而被淘汰.因此,如何將有效提高功能微生物與土著菌群的競(jìng)爭(zhēng)力,促進(jìn)外源菌群與土著菌群之間的相互協(xié)作,進(jìn)而提高功能微生物原位修復(fù)效能,是科研工作者將來(lái)亟需的瓶頸問(wèn)題.

3 總結(jié)與展望

總結(jié)了農(nóng)田土壤中PAEs 污染現(xiàn)狀、降解功能細(xì)菌及其應(yīng)用.從PAEs 污染農(nóng)田土壤中富集篩選的降解細(xì)菌具有不同的降解特征,細(xì)菌降解PAEs 首先進(jìn)行水解產(chǎn)生中間產(chǎn)物PA,然后將PA 開(kāi)環(huán)裂解,最終降解成小分子物質(zhì).與單一功能菌株相比,自然馴化或人工構(gòu)建的功能菌群具有PAEs 降解高效性、廣譜性和競(jìng)爭(zhēng)能力,在實(shí)際污染農(nóng)田土壤修復(fù)中具有廣闊的應(yīng)用前景.將來(lái)需要在以下幾個(gè)方面開(kāi)展相關(guān)研究.

(1)現(xiàn)階段關(guān)于PAEs 降解細(xì)菌的研究主要集中于實(shí)驗(yàn)室,很少應(yīng)用于實(shí)際農(nóng)田土壤的降解.考慮到農(nóng)田土壤環(huán)境的復(fù)雜性,PAEs 降解菌在實(shí)際農(nóng)田土壤修復(fù)中應(yīng)用還需要進(jìn)一步驗(yàn)證.

(2)復(fù)合菌群是利用細(xì)菌降解PAEs 的研究熱點(diǎn)之一.將來(lái)可借助高通量測(cè)序、穩(wěn)定同位素示蹤、環(huán)境宏基因組學(xué)、宏轉(zhuǎn)錄組學(xué)等現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)手段,明確菌群中不同菌株間協(xié)同互作的機(jī)制,進(jìn)而篩選構(gòu)建具有PAEs 降解靶向性和高效性的菌群,實(shí)現(xiàn)復(fù)合菌群在實(shí)際污染農(nóng)田土壤修復(fù)中的應(yīng)用.

(3)因此,在今后的研究中,需要微生物學(xué)家、生物地球化學(xué)家、農(nóng)學(xué)家、土壤學(xué)家和建模者進(jìn)行緊密的跨學(xué)科合作,從環(huán)境適應(yīng)性、降解酶、降解基因和菌株協(xié)同共生等角度繼續(xù)深入研究,并結(jié)合工程學(xué)、高通量測(cè)序和基因組學(xué)等方法,建立合適的定量模型,構(gòu)建具有環(huán)境適應(yīng)性強(qiáng)、降解譜廣、降解能力的強(qiáng)的功能菌群.總之,利用功能細(xì)菌削減農(nóng)田土壤PAEs 污染是一種低成本、綠色和切實(shí)可行的方法,可為我國(guó)污染農(nóng)田土壤的資源化再利用、保障農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)安全和人類健康提供重要技術(shù)參考.