有机氯农药的微生物降解

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课程名称：现代地理学理论前沿开课时间：2013 -2014 第二学期

学院地理与环境科学学院学科专业地理环境与污染控制学号2013210585

姓名邹艳艳

学位类别全日制硕士

任课教师丁林贤

交稿日期2014 年6月28日

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有机氯农药的微生物降解

摘要：本文综述了有机氯农药的来源，危害，降解解功能微生物的种类以及典型有机氯农药的降解途径以及影响微生物降解效果因素等，在各种能够降解有机氯农药菌的微生物中，假单胞菌属(Pseudomoruas)是最活跃、农药适应能力最强的菌株，与有机氯农药微生物降解过程的酶：主要要有脱氯化氢酶、水解酶和脱氢酶三种，它们通过共代谢，中间协同代谢或矿化等作用完成降解过程。由于有机氯农药的持久性和广泛污染性，研究出新的能够降解有机氯农药的微生物及菌酶以及降解机理及中问产物的类型是未来农药降解的主要研究重点。

关键词：有机氯农药；微生物降解；酶；机理

前言：农药是重要的农用物资，在世界农业生产中扮演着重要角色，对防治病、虫、草、鼠害、保证农业高产稳产有着非常重要的作用。有机氯农药(OrganochlorinePesticides，OCPs)，也被称为典型的持久性有机污染物，由于其突出的持久性、生物积累性和生物毒性等特征而受到全世界的广泛关注[1[[2]是20世纪80年代前应用的最主要和最有效的农药品种之一，由于其具有价格低廉，高效广谱等特点，在世界范围内得到了广泛应用，可以通过食物链富集，逐级上去，最终在哺乳动物，特别是人体脂肪组织中蓄积，对人类的健康构成威胁，所以，自20世纪70年代末世界范围内就陆续禁止生产和使用高残尉毒的有孰氯农药[4-5]。研究发现．北京地区总OCPs类物质平均含量高达77.7ug/kg超出了土壤环境质量一级标准(GBl5618-1995)50ug/kg。浙江省平均值为34.41ug/kg，其中最高值超过了土壤环境质量二级标准500ug/kg[6]。此外，甚至南极地区也发现了0.12-2.8ug/kg的DDT残留，常年不化的冰层也检出了0.04ng/kg的DDT。

降解有机氯的方法有很多种，如化学法、物理法和生物法。其中物理法和化学法，如焚烧、电化学法等都普遍存在着处理成本高，易造成二次污染，去除效果差等缺点，而生物法则主要利用微生物对OCPs的特异性降解机理进行降解，该法处理效果明显，在降解残留农药过程中发挥着重要作用，成为目前治理残留农药污染的主要手段之一。

一：有机氯农药的化学结构

有机氯农药是一类氯代芳香烃的衍生物。化合物结构很稳定，DDT、HCH分子结构式如图1-1所示：

二、有机氯农药的特征

有机氯农药作为一种典型的持久性有机污染物，具有如下特征：

1持久性

有机氯农药残留成分在环境中十分稳定，目前，在许多国家和地区的土壤、水体和动植物体中仍能检测到有机氯农药产品的主要种类HCH，DDT的残留，在自然环境的各类介质中都难以降解，例如大气、水、土壤等等。其中在水中的持久性可以达到数十天甚至几十年；在土壤中的持久能力更强，多数可以达到十几年、几十年，有个别的可以达到数百年。有资料表明，这主要是由于在自然条件下，有机氯农药具有极强的抗生物代谢，光降解，化学分解的能力。排放到环境中的有机氯农药极难分解，它们可以在诸如水，土壤和沉积物等环境介质中持续几年甚至几十年或更长的时间[7]。

2生物蓄积性

有机氯农药难溶于水，易溶于有机脂。可在生物体内蓄积，为亲脂疏水性化合物[8]。水和土壤系统中的有机氯农药，将被转移到固相或有机组织的脂质，

进行缓和的食物链积累，并逐级递增，最终影响人体健康。

3长距离迁移性

有机氯农药可以在全球范围内迁移，在室温下，有机氯农药可以蒸汽形式从水体或土壤中等介质中进入大气环境，或吸附在大气颗粒物上，并能随颗粒物在大气环境中长距离迁移，进而重新沉降到地面上[9][10]。在高温度、低纬度地区，有机氯农药的蒸汽压高，在低温、高纬度地区，有机氯农药的蒸汽压低，进而可以从蒸汽中分离出来落入极地表面。而这个过程可以重复发生，呈现出所谓的“全球蒸馏效应"和“蚱蜢效应”，导致全球污染的蔓延。有研究表明，即使在人口稀少的南极地区，其生物体内也已检测到有机氯农药的存在[11]。有机氯农药可以通过大气传输从热带和亚热带挥发到低温地区，这是有机氯农药因冷凝和再挥发的影响，所引起的分级沉降而导致的阶段性迁移过程。所以具有高挥发性的有机氯农药在高纬度地区有较高的浓度，例如HCHs；而低挥发性的有机氯农药，则不容易迁移到高纬度地区，这类有机氯农药有DDT、狄剂和硫丹等[12][13] 4高毒性

有机氯农药能够在食物链中逐级传递，并在全球范围内迁移，对生态系统和人类健康造成潜在危害。其慢性毒理作用主要表现在影响人体神经系统、内分泌系统，并侵害肝脏、肾脏，明显增加女性患乳腺癌、子宫癌等疾病的概率[6]，代谢产物具有性激素类作用，影响动物体的正常生理活动，有“环境激素”之称，可导致免疫系统、荷尔蒙、生殖系统疾病乃至诱发癌症[14][15]．其致毒性不仅影响本代，而且会波及后代．对于大多数生物来说，有机氯农药都具有高毒性。由于人类早期认识的误区，导致有机氯农药在环境中的大量使用。世界卫生组织曾经在1987年进行过统计，全世界每年有70万例农药中毒事件，其中有机氯农药中毒事件占有很大的比重[16]

三：有机氯农药的主要种类

有视氯农药主要包括六六六(六氯环己烷)、滴滴涕、氯丹、六氯代苯、狄氏剂、异狄氏剂、毒杀芬、艾氏剂、七氯、环氧七氯、a一硫丹、B一硫丹等．而六六六和滴滴涕则是有机氯农药的典型代表，二者使用早，使用时间长，用量大，

土壤环境中的残留量高，容易通过生物富集作用对环境和人类造成危害．

3.1六六六

六氯环己烷六六六，学名六氯环已烷(Hexachlorocyclohexane，HCH)，是苯在紫外线下氯化所得的混合物，即α、β、γ和δ4种异构体的混合物，所占比例分别为65％，12％，12％，7％．只有γ一HCH有杀虫活性．α、γ-HCH水溶性低，生物积累危险性大，在生物体内可转化成更稳定、毒性更强的β异构体．

3.2滴滴涕

DDT[1，l，l一trichloro一2，2一bis(P—chlorophenyl)ethane]，化学结构由苯环和三氯乙烷基构成．其中，脂溶性的三氯乙烷基对害虫几丁质层具有高度亲帮力，能使对害虫有致毒作用鳇苯环透过害虫体壁进入虫体，起到触杀作用。

3.3氯丹

氯丹又称氯化茚，简称1068，学名1,2,3,4,5,6,7,8一八氯一2,3,3a,4,7,7a 一六氢化一4,7一亚甲茚，或简称八氯化甲桥茚．是一种有机氯杀虫剂．在碱性溶液中易分解，脱去氯亿氢便失去杀虫力．对昆虫具有触杀、胃毒、熏蒸作用．曾用于防治地下害虫、白蚁和卫生害虫等，并有良好残效．

3.4毒沙芬

毒沙芬主要用于防治棉花、谷物、水果、坚果和蔬菜害虫，也用于控制家畜所寄生的扁虱和螨虫。研究表明：50％以上的毒沙芬在土壤中可持续存在12a 以上．毒沙芬具有致癌性。对鱼类有很大的毒性，可导致鱼体重减轻以及鱼卵发育能力下降。

四：可降解农药的微生物

4.1降解微生物

己报道的降解农药的微生物主要有细菌、真菌、放线菌、藻类，大多数来自土壤微生物类群。细菌由于其生化上多种适用能力以及容易诱发突变菌株从而占

了降解微生物主要的位置.持久性、高残留有机氯农药环境污染已引起世界各国的普遍关注，许多国家都先后开展有机氯农药残留去除的生态修复研究，初步探明对OCPs有降解作用的微生物主要包括假单胞菌属(Pseudomonas)，如鞘氨醇单胞菌UT26、,B90等、柠檬酸杆菌属(Citrobacter)，如弗氏柠檬酸杆菌、真菌类(Fungus)，如白腐菌、褐腐菌等，此外还有梭菌属(Fusobacterium)、牙孢杆菌属(Bacillus)、棒状杆菌属(Corynobacterium)、微球菌属(Micreococcus)、氢单胞菌属(Hydrogenomonas)等多种菌属(表1)，并分离出多种有机氯农药降解菌株．其中，细菌由于在生化上适用能力强及易诱发突变等特性，是研究的主要对象，而假单胞菌属(Pseudomoruas)是最活跃、农药适应能力最强的菌株．

表1 部分有机氯农药降解微生物

4.2降解微生物的获取

获取降解农药的微生物菌株可从现已收藏的菌种中筛选,亦可从土壤水休或污水等污染环境中直接分离筛选或经富集培养获得。

降解农药微生物的富集培养有分批培养、连续培养和土柱渗滤环流等多种手段.其中,用恒化器作连续培养是一种有效的方法.用目标农药作为恒化器培养中的生长限制底物,在这种选择压的作用下可筛选到能降解该农药的微生物菌株,或诱发出有降解能力的突变菌株。

降解微生物的富集现象在自然土壤中也存在一种土壤长期施用某种农药使得降解微生物逐渐富集,当以后再施入这种农药时其分解大大加快.这是一些除草剂在连续施用该药的土壤中效果下降的原因.在降解微生物的分离中,这类土壤是很好的样品来源。

4.3生物降解农药的机理

微生物对农药的作用方式可分为两大类，一类是微生物直接作于农药，通过酶促反应降解农药，常说的农药微生物降解多属于此类；另一类是通过微生物的活动改变了化学和物理的环境而间接作用于农药。常见的作用方式有矿化作用、共代谢作用、生物浓缩或累积作用和微生物对农药的问接作用。微生物通过酶促反应降解农药的方式主要有氧化、脱氢、还原、水解、合成等几种应类型[16]。

当微生物农药的降解作用是由其胞内酶引起时，整个降解过程通过3个步骤：(1)将农药吸附于微生物细胞表面，这一过程是一种动态平衡，也是导致降解初期出现“迟缓期”的关键阶段。(2)农药穿透细胞膜进入膜内，在菌量一定时，农药对细胞膜的穿透率决定了其穿透细胞膜的量，农药对细胞膜的穿透是降解的限速步骤。农药的这种穿透率与农药分子结构参数(主要是亲脂性参数和空间位阻参数)密切相关。(3)农药在细胞膜内通过与降解酶结合发生酶促反应，这是一个快速过程。降解菌株的分离鉴定与降解特性研究。

4.4降解酶

微生物降解农药的实质是酶促反应，共生或单一微生物对农药的降解作用都是在酶的参与下完成的。有很多酶参与了OCPs的降解，它们通过共代谢，中间

协同代谢或矿化等作用，完成对OCPs的降解。有机氯农药的降解需要多种酶共同参与，主要为诱导酶。降解基因的诱导表达与微生物的驯化过程一致。

HCH降解过程中的主要酶为HCH脱氯化氢酶，该酶由linA基因编码[17-18]，降解途径的其他基因依次为linB，lnC，linD和linE[19-20]，分别编码氯化物水解酶、脱氢酶、还原酶和加双氧酶。DDT降解菌的基因和酶的研究较少，主要涉及负责打开苯环的双加氧酶研究，该酶催化苯环的间位裂解，这是DDT降解的关键步骤

五：影响微生物降解农药的因素

有机氯农药微生物降解发生在一个复杂的环境体系中，因此影响因素众多。这些因素可以分为内因和外因两种，内因指有机氯农药的分子结构，包括化学结构的复杂程度、氯取代基位置、氯原子的数量、相关基团的存在等，不同的有机氯农药就有不同的生物降解性。外因指微生物和有机氯农药所处的外部环境，如溶解氧、温度、pH 值、碳源、氮源和光照因素等，这些因素的变化都可能影响微生物的正常酶代谢活动，从而影响有机氯农药的生物降解效率。

5.1溶解氧的影响

微生物分为好养厌氧微生物，水体中溶解氧是好养微生物生存的必备条件，并且溶解氧的多少直接影响着有机污染物的降解方式。一般来说，好氧微生物降解需要的溶解氧应维持在 3mg/L为宜，最低不低于 2mg/L；兼氧微生物要求溶解氧的范围在 0.2～2.0mg/L 之间；而厌氧微生物要求在 0.2mg/L 以下，溶解氧的多少会直接影响降解形式和降解效果。

5.2 环境温度的影响

微生物的存在都有一个温度范围，超过这个范围会影响生物的生长，而且温度还影响微生物体内酶的活性，在适宜的温度范围内，温度每升高10℃，酶促反应速度将提高1~2倍，一旦超出这一区间，微生物的生物活性将大大降低。

5.4 环境pH值的影响

生物的生命活动、物质代谢与pH值有密切关系，因此，降解有机氯农药的

各种微生物群体就要求有不同的pH值环境，在研究不同物质的降解过程中需要找出最佳的PH条件。

5.4 化合物化学结构的影响

化合物的化学结构从根本上决定了降解特性与机理。微生物降解有机氯农药的过程是一个氧化还原过程。氧化还原电势的大小就对反应进行的方式和程度具有影响作用。此外，分子空间结构的复杂程度也影响脱氯反应的进行.

六：展望

微生物方法作为降解有机农药的一种重要的方法，在今后的研究主要有以下几个方面：新型菌种的发现，混合菌种的使用，降解菌的固定化和农药生物降解模型定量化研究。自然界中的微生物资源还有待进一步发现，如何克服微生物的难培养，生产高效微生物降解菌剂，等一系列问题有待解决。这些问题的解决，必将带动这一块进入更高领域，为我们的生活环境创造更美好的条件。

参考文献

[1]Willert L K，Ulrich M E，Hites A R．Differential toxicity and environmental fates ofbexachlorocyalohcxaneisomers[J].Environmental Science and Technology．1998，32(15)：2197-2207．

[2]Nakata H，Kannan K,jing L，et al Accumulation pattern of organoehlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in southern sea otters(Enhydra

lutris nereis)found stranded along coastal Califorma,USA[J]，Environmental Pollution，1998．103(1)：45-83．

[3]HADZI—PANZOV J，S PETROVSKI，ALAZAREVSKIA．Overier on the waste material from the former lindaneplant in Skopji[R].Plant protection institute,Poznan,Poland；200l：129一134．

[4]IMATA H，TANABE S，SAKAI N，et a1．Distribution of persistent organoehlorines in the oceanic air and surfurce seawater and the role of ocean on their global transparent fate[J]．Environ SciTEchnol，1993,27：1080-1098.

[5]VOLDNER EC，YF LI．Global usage of selected persistent organoehlorrines[J]．Sci Total Environ．1995，161：201—210.

[6]Lj Y F．Cai D J，singh A．Technical hexachlorocyclohex—ane use trends in China and their impacton the environment[J]，Archives of Environmental Contamination and Toxicology,1998，35：688-697．

[7]Tao,S.,Xu,F.L.,Wang, X．J．，et a1．Organochlodne pesticides In agricultural soil and Vegetables from Tianjin, China．Environ．Sci．Technol．，2005，39：2494-2499.

[8]Li Y.F., Macdonald R.W. Sources and Pathways of selected Organochlodne pesticides to the Aretic and effect of Pathway divergence on HCH trends in biota. a

review. The Science of the total Environment，2005．342：87-106．

[9]Gioia R.,Offenberga J H., Gigliotti C.L.,et a1.Atmospheric concentrations and deposition of Organochlodne pesticides in the US Mid-Atlantic region. Atmospheric Environment,2005,39：2309-2322．

[10]Bideman T F，Leone A D．Soil—air exchange of organ chlorine pesticides in the southern UJlited States．Environmental Pollution，2004,1 28：49-57.

[11]Roland K．Persistent organic Pollutants(POPs) as environmental risk factors in remote high altitude ecosystems．Ecotoxicology and Environmental Safety,2006，63：100-l 07.

[12]A1egria H A．organ chlorine Pesticides in ambient air of Beline,Central America．Environmental Science&Technology,2000,34：1953-958.

[13]Brubaker W：OH reaction kinetics of gas-Phaseα-and β-hexachlorocy-clohexane and hexachlorobenzene．Environmental Science &Technology，1998，32：766—770．[14] Tanabe S．Contamination and toxic effects of persistent endocrine disrupters in marine mammals and birds．Marine Pollution Bmletin，2002，45：69—77．[15]Covaci A.,Tutudaki M..,Tsatsakis A．M.,et a1．，Hair analysis：another approach for the assessment of humane exposure to selected persistent organ chlorine pollutants．Chemosphere，2002，46：413—418．

[16]张大弟，张晓红．农药污染与防治．北京：化学工业出版社，2001，15-19．

[17]]林玉锁，龚瑞忠．朱忠林．农药与生态环境保护，北京：化学工业出版社．1999．174—176.

[18]IMAI R,Y NAGATA,MFUKUDA, et al. Molecular cloning of a Pseudomonas paucimobilis gene encoding a 17-KDa polypeptide that eliminates HCl molecules from –hexachlorocyclohexane [J] . Bacteriol, 1991, 173: 6811~6819.

[19]NAGATA Y, HATTA T,IMAI R,et al.Purification and characterization of -hexachlorocyclohexane(γ-HCH) dehydrochlorinase(LinA) from Pseudomonas paucimobilis[J]. Basic Biotechnology Biochem, 1993, 57: 1582~1583.

[20]NAGATA Y, T NARIYA, R OHTOMO, et al. Cloning and sequencing of a dehalogenase gene ecoding an enzyme with hydrolase activity involved in the degradation of -hexachlorocyclohexane in Pseudomonas paucimobilis[J]. Bacterial, 1993, 175: 6403~6410.

[21]郑金来，李君文，晁福寰．环境科学研究，2001，“(2)：62，64.

[22]林玉锁，龚瑞忠．朱忠林．农药与生态环境保护，北京：化学工业出版社．1999．174—176.

[23] 尤民生，刘新，农药污染的生物降解与生物修复，生态学杂志，2004，23（1）73~77.

[24] 徐向阳，任艳，红黄绚等，典型有机污染物微生物降解及其分子生物学机理的研究进展，浙江大学学报，2004，30（6）：684~689.

[25] Bachmann A, Water P, Bruin D E, et al. Pesticide contamination profiles of water, sediment and aquatic organisms in the effluent of Gaobeidian wastewater treatment plant. Apple Environ Microbial, 1988, 54: 548~554.

[26] Batter R M. Residues of 18 organ chlorine pesticides in 30 traditional Chinese medicines Chemosphere, 1990, 21(4): 451~458.

[27] J ohn F. Degradation of chlorinated phenol by a toluene enriched microbial culture. Wat Res, 2004, 28: 1897~1906.

[28] McGill W B. Dynamics of soil microgal biomal and water-soluble organic C in Breton L after 50 years of cropping to two rotation. Can J Soil, 1986, 66: l~19.