全 文 ：嗜热菌对有机污染物的降解及其应用研究进展*
崔静岚1 摇 陈摇 晨1 摇 秦智慧1,2 摇 俞春娜3 摇 沈摇 慧1 摇 沈超峰1,2**摇 陈英旭1,2
( 1浙江大学环境与资源学院环境保护研究所, 杭州 310058; 2浙江大学水环境研究院, 杭州 310058; 3杭州师范大学生物医药
与健康研究中心, 杭州 311121)
摘摇 要摇 有机污染物造成的环境问题日趋严重,嗜热菌具有高效降解环境有机污染物的潜
力.嗜热菌在高温条件下降解有机污染物,代谢速度快,嗜温杂菌的竞争减少,同时高温环境
下一些难降解有机物的溶解度和生物可利用性大大提高,有机污染物可得到快速、彻底降解.
因此,嗜热菌对有机废水生物处理及有机物污染场地生物修复等意义重大.本文从嗜热菌降
解有机污染物的特点、温度的影响、降解途径、降解酶及其编码基因及工程应用等角度,介绍
了嗜热菌降解有机污染物的研究进展,并对嗜热菌降解有机污染物的机理、菌种资源储备、技
术策略及应用研发等研究方向进行了展望.
关键词摇 温度摇 降解途径摇 嗜热酶摇 生物修复
文章编号摇 1001-9332(2012)11-3218-09摇 中图分类号摇 X53摇 文献标识码摇 A
Biodegradation of organic pollutants by thermophiles and their applications: A review. CUI
Jing鄄lan1, CHEN Chen1, QIN Zhi鄄hui1,2, YU Chun鄄na3, SHEN Hui1, SHEN Chao鄄feng1,2, CHEN
Ying鄄xu1,2 ( 1 Institute of Environmental Science and Technology, College of Environmental and Re鄄
source Sciences, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China; 2Academy of Water Science and En鄄
vironmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China; 3Center for Biomedicine
and Health, Hangzhou Normal University, Hangzhou 311121, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,
23(11): 3218-3226.
Abstract: Persistent organic pollutants have increasingly become a critical environmental concern,
while thermophiles have the high potential of degrading various kinds of environmental organic pol鄄
lutants. At high temperatures, thermophiles have higher metabolic activity, and the competition by
mesophiles is reduced, meanwhile, the solubility and bioavailability of some persistent organic pol鄄
lutants are greatly increased, and thus, the degradation of the pollutants by thermophiles is more
rapid and complete. Therefore, thermophils are of great significance for the bio鄄treatment of organic
wastewater and the bioremediation of organic pollutants鄄contaminated sites. This paper introduced
the research progress on the degradation of organic pollutants by thermophiles in terms of the char鄄
acteristics of thermophiles in degrading organic pollutants, the effects of temperature on the degrada鄄
tion, the degradation pathways, the degradation enzymes, their coding genes, and practical engi鄄
neering applications. The future research directions including the degradation mechanisms of ther鄄
mophiles, their resources reserve, related technology strategies and their applications were also
prospected.
Key words: temperature; degradation pathway; thermophilic enzyme; bioremediation.
*国家自然科学基金项目(40901153)、国家高技术研究发展计划项
目(2009AA063104)和浙江省重大科技专项重点项目(2009C13003)
资助.
**通讯作者. E鄄mail: ysxzt@ zju. edu. cn
2012鄄02鄄21 收稿,2012鄄08鄄29 接受.
摇 摇 嗜热菌是一类生活在高温环境中的微生物,按
耐热程度可被分为 5 个不同的类群:耐热菌、兼性嗜
热菌、专性嗜热菌、极端嗜热菌和超嗜热菌. 耐热菌
和兼性嗜热菌低于 30 益也能生长,最高生长温度分
别为 45 ~ 55 益和 50 ~ 65 益;专性嗜热菌和极端嗜
热菌的最低生长温度高于 40 益,最适生长温度高于
65 益,极端嗜热菌的最高生长温度高于 70 益;超嗜
热菌最低生长温度在 55 益左右,最高生长温度可达
80 ~ 110 益 [1] .
已有研究表明,嗜热菌,尤其是嗜热杆菌,对多
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 11 月摇 第 23 卷摇 第 11 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Nov. 2012,23(11): 3218-3226
种污染物都具有降解潜力[2] . 一些难降解环境有机
污染 物 如 多 氯 联 苯 ( polychlorinated biphenyls,
PCBs)、多环芳烃 ( polycyclic aromatic hydrocarbon,
PAHs),其难溶疏水的性质、极低的生物可利用性是
生物降解的瓶颈所在,而高温环境下有机物的溶解
度和生物可利用性将大大提高. 同时嗜热菌代谢速
度快,高温下非嗜热杂菌的污染减少,因此利用嗜热
菌降解有机污染物将会很有优势.
1摇 可降解有机污染物的嗜热菌及其降解特征
环境中广泛存在能降解有机污染物的嗜热菌.
1967年 Klug等[3]分离出一株以正十四烷为碳源的嗜
热菌,Mateles等[4]在 70 益下用富集培养基分离到烷
烃降解微生物,自此嗜热菌降解有机物的能力逐渐为
人们所重视.国内外学者对嗜热菌降解有机污染物进
行了大量的研究,迄今为止已分离到多种能以有机污
染物为碳源和能源生长的嗜热菌(表 1).
摇 摇 这些嗜热菌的分离源主要有温泉、深层地下油
罐、堆肥、消化污泥、高温工业废水等天然或人为的
高温源,也有河流沉积物、海洋卤水样品、土壤和地
下水等常温源.分离源又可分为受污染的分离源和
未经污染的分离源.
分离得到的嗜热菌多数适宜在中性酸碱度和普
通盐度环境下生长,但也有一些菌株例外,这样的特
性使其更具应用潜力.唐赟等[10]从油田地层水中分
离到一株高效苯酚降解菌 Geobacillus thermoglucosi鄄
dasius BF80,在 pH 5郾 5 ~ 9郾 0 范围内都能保持对苯
酚良好的降解能力,可以处理 pH 波动的废水,同时
该菌对高浓度苯酚的耐受性也很强. Yanase 等[7]从
海洋卤水样品中分离得到苯酚降解菌 Bacillus
stearothermophilus 401 和 Rhizobiaceae 501,前者可以
耐受 10%NaCl,后者则要求在海水中生长.
在研究中发现了许多新的菌属和菌种. Zarilla
等[20]分离了 6 株菌,生长在 13 ~ 20 个碳原子的正
构烷烃上.这些菌株是革兰氏阴性菌,仅以链烷烃作
为碳源,具有与已知嗜热菌不同的生理、形态特征,
被归为新菌属 Thermoleophilum. 研究小组后又分离
到 10 株菌,生长在 13 ~ 20 个碳原子的正构烷烃上,
不同于 Thermoleophilum,形成孢子内壁,命名为 Ba鄄
cillus thermoleovorans[21] . Nazina 等[23]从俄罗斯、哈
萨克斯坦和中国的油田采水中分离到 5 株嗜热烃氧
化菌,通过鉴定,5 株菌被归为新种 Geobacillus sub鄄
terraneus(菌株 34T、K、Sam)和 Geobacillus uzenensis
(菌株 UT、X),属于新属 Geobacillus.
采用混合培养体降解有机污染物也是研究的热
点.对于难降解污染物或污染物在厌氧条件下被降
解,则很难分离到纯培养微生物,原因可能是纯培物
只能利用范围有限的底物,而实现降解需要共生互
营的菌群或其他未知的生长因素[37] . Larsen 等[38]
阐明不同的嗜热生态系统在 50 益下可以对五氯酚
(pentachlorophenol,PCP)进行还原脱氯,PCP初始浓
度为 7郾 5 和 37郾 5 mol·L-1,8 个月之后 PCP 完全降
解,出现了低氯代的中间产物. Maloney 等[39]用来源
于新西兰温泉中的陆地沉积物的厌氧混合培养体在
75 益下实现了对 5 种农药的降解和毒性去除.
分离得到有降解能力的嗜热菌几乎都是好氧
菌,厌氧菌则多采用混合培养体的形式结合现代分
子生物学技术进行研究. 在厌氧条件下降解有机污
染物,降解菌与硫酸盐还原菌、产甲烷菌属中的嗜热
菌种联系密切. Chen 等[40]研究表明,嗜热厌氧菌群
ALK鄄1 和 LLNL鄄1 可降解苯系物 ( benzene toluene
ethylbenzene & xylene,BTEX),该过程与硫酸盐还原
菌联系密切.只有添加硫酸盐时 BTEX才发生降解,
且在最佳生长温度 50 益下,BTEX 的生物降解曲线
与硫酸盐的减少和硫化氢的产生在时间上是耦合
的.硫酸盐还原菌很可能是主要的 BTEX降解者,其
他嗜热菌只简单利用水溶性的代谢产物. 在另一研
究中,Chen等[41]运用分子生物学技术研究厌氧消
化反应器中的酚降解菌,发现在 37 和 55 益下的菌
群群落结构截然不同,主导菌种也有差异. 在 55 益
高温下,主导菌种 Pelotomaculum spp郾 与产甲烷菌
属 Methanosaetaceae、 Methanobacteriaceae 和 Metha鄄
nomicrobiales中的嗜热菌种联系紧密.
嗜热微生物降解有机污染物具有以下特征:1)
嗜热菌对污染物的降解效率高,尤其是专性嗜热菌
和极端嗜热菌的表现突出.表 1 列出的嗜热菌中,降
解适宜温度在 65 益以上的专性嗜热菌和极端嗜热
菌有 7 株,占较高比例,且对难降解有机污染物有较
高的降解效率. Feitkenhauer 等[25]报道 Thermus 和
Bacillus在 60 ~ 70 益下对 PAHs 3 d 内的降解率可
达 50% ~100% ;而在中温条件下降解菲的研究中,
18 d内降解率仅约为 20% [42] .表明嗜热菌对污染物
的降解速度快,动力学参数更优,降解效率更高.
2)很多嗜热降解菌具有底物广谱性. 降解的污
染物种类主要包括石油烃、酚类、多环芳烃、苯系物、
氯代有机化合物、农药等. 从表 1 可以看到,对于易
降解的化合物如链烷烃、苯酚等研究较早,分离到的
纯培养微生物较多;对于难降解污染物如 PAHs、
912311 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 崔静岚等: 嗜热菌对有机污染物的降解及其应用研究进展摇 摇 摇 摇 摇
PCBs 等研究较少,进展也集中在近几年. Zeinali
等[29]从石油化工厂附近受污染土壤中分离得到的
一株嗜热菌 Nocardia otitidiscavarum TSH1 具有底物
广谱性,在 50 益下可降解酚、中等长度链烷烃、多环
芳烃(2 ~ 4 环). Lee等[16]从温泉中分离出的耐热菌
Ralstonia sp郾 PHS1,可以利用苯系物包括苯、甲苯、
乙苯、邻二甲苯等作为唯一碳源进行生长,还能利用
间甲酚、邻甲酚等有机物.
表 1摇 目前已分离的能降解有机污染物的嗜热菌
Table 1摇 Isolated thermophilic strains to degrade organic pollutants
菌株
Strain
污染物
Pollutants
温度
Temperature
(益)
降解效率
Degradation efficiency
作者
Author
年份
Year
Bacillus sp郾 [5] 芳香酸 55 Buswell等 1976
Bacillus stearothermophilus BR219 [6] 苯酚 55 5 mmol·L-1苯酚在 20 h内完全
降解
Gurujeyalakshmi等 1989
Rhizobiaceae, Bacillus stearothermophi鄄
lus[7]
苯酚 50 Yanase等 1992
Bacillus stearothermophilus BR321 [8] 苯酚 55 0郾 80 mmol·L-1苯酚在 8 h内完
全降解
Subramanian等 1993
Bacilli[9] 苯酚 50 ~ 60 1郾 5 mmol·L-1苯酚在 15 h内完
全降解
Ali等 1998
Geobacillus thermoglucosidasius
BF80[10]
苯酚 60 ~ 65 3 mmol·L-1苯酚在 20 h内完全
降解
唐赟等 2006
Bacillus stearothermophilus PH24[11] 苯酚、甲酚 55 Buswell等 1975
Bacillus sp郾 A2[12] 苯酚、甲酚 70 4 mmol·L-1苯酚在 12 h内完全
降解
Mutzel等 1996
Bacillus thermoglucosidasius A7[13] 苯酚、甲酚 65 Duffner等 2000
Bacillus sp郾 A2[14] 卤化酚 60 1 mmol·L-1 2鄄氯酚在 8 h 内降
解 44%
Reinscheid等 1996
Bacillus stearothermophilus BR325[15] 苯、甲苯 55 Natarajan等 1994
Ralstonia sp郾 PHS1[16] 苯系物 42 11 ~ 20 h内完全降解 Lee等 2001
Thermus sp郾 [17] 苯系物 60 Chen等 1997
嗜热菌 Thermophilic bacterium[3] 正十四烷 55 ~ 60 Klug等 1967
Thermomicrobium fosteri sp郾 nov郾 [18] 链烷烃 60 Phillips等 1976
嗜热菌 Thermophilic bacteria[19] 烷烃 55 ~ 65 Merkel等 1978
Thermoleophilum album gen郾 nov郾 and
sp郾 nov郾 [20]
正构链烷烃 60 Zarilla等 1984
Bacillus thermoleovorans sp郾 nov郾 [21] 正构链烷烃 55 Zarilla等 1987
Bacillus stearothermophilus[22] 烷烃 60 10 g·L-1的原油在 5 d 内降解
80% ~89%
Sorkhoh等 1993
Geobacilli[23] 烷烃 55 ~ 60 Nazina等 2001
Bacillus thermoleovorans[24] 长链烷烃 65 ~ 70 20 d内降解率超过 90% Kato等 2001
Bacillus spp郾 [25] 长链烷烃、PAHs 60 ~ 70 烷烃在 55 h 内降解率超过
90% ,对 PAHs 3 d 内降解率可
达 50% ~100%
Feitkenhauer等 2003
Geobacillus thermodenitrificans
NG80鄄2[26]
长链烷烃 60 21 d内降解率超过 90% Feng等 2007
Bacillus thermoleovorans Hamburg 2[27] 萘 60 3 mmol·L-1萘 65 h内完全降解 Annweiler等 2000
Geobacilli[28] PAHs 60 5 mg·L-1菲 10 h内完全降解 Viamajala等 2007
Nocardia otitidiscaviarum TSH1[29] PAHs 50 0郾 05% (w / v) PAHs 在 8 d 内降
解 20% ~90%
Zeinali等 2007
Acinetobacter calcoaceticus BU03[30] 菲 55 250 mg·L-1菲 18 h内完全降解 Zhao等 2011
Bacillus subtilis BUM[31] 苯并[a]芘 500 mg· L-1 苯并 [ a] 芘降解
63郾 6%
Zhao等 2010
Bacilli[32] 芳香族化合物 55 Adams等 1988
Bacillus stearothermophilus[33] 拟除虫菊酯类农药 60 半衰期 4 ~ 35 d不等 Maloney等 1992
Bacillus sp郾 JF8[34] 萘、PCBs 60 500 滋mol·L-1氯苯 /萘 1 h内完
全降解
Shimura等 1999
Anoxybacillus[35] 偶氮染料 65 24 h内降解 80% Deive等 2010
Klebsiella sp郾 13T[36] 二苯并噻吩、汽油 45 120 h内降解 22% ~53% Bhatia等 2012
0223 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
摇 摇 3)嗜热菌对有机污染物的降解方式为直接代
谢或共代谢.目前所分离到的降解苯酚的嗜热菌大
部分属于 Bacillus 属,多数为 Bacillus stearother鄄
mophilus,为了能够利用苯酚生长,需要添加底物如
酵母膏或者蛋白胨. 有的共代谢底物可作为微生物
生长基质促进降解;有的共代谢底物虽然不能作为
微生物生长基质,但能使微生物产生可降解目标污
染物的酶类[43] .
也有一些降解菌不需要外添加碳源也能实现对
有机污染物的直接代谢. Bacillus themoleovorans sp郾
A2 酶具有构成性表达的新特点,在降解苯酚和甲酚
的过程中无需外添加酵母提取物等底物[12] . An鄄
nweiler 等[27]报道嗜热好氧菌株 Bacillus thermoleo鄄
vorans Hamburg 2 在 60 益下以萘作为唯一的碳源和
能源,实现对萘的彻底降解.
2摇 温度对有机污染物降解过程的影响
2郾 1摇 温度对污染物的影响
温度升高使污染物生物有效性得到提高.温度
升高能降低有机化合物的粘性,增大扩散系数,使边
界层厚度减小,反应速率提高. 同时,高温下大多数
有机物(气体除外)溶解度增加,即底物浓度增加,
更加有利于微生物吸收代谢有机物[2] . 这对于难溶
疏水性底物来说意义重大. Viamajala 等[28]研究表
明,PAHs 在常温下降解速率很低,主要是因为
PAHs在水中的溶解度极低,成为降解的限制性因
素,即 PAHs的生物降解速率是由传质速率控制的,
高温下溶解度大大提高,更加有利于降解.
温度升高可能促进有机污染物底物或者中间代
谢产物分解,将有利于降解反应的进行. Reinscheid
等[14]报道一种嗜热苯酚降解微生物可以转化氯酚
成为相应的邻苯二酚,邻苯二酚在高温条件下自发
分解,不像在常温时那样毒害微生物.
温度升高有利于污染物降解,同时也有不利的
影响,但又存在许多补偿机制可以抵消这些不利影
响[28] .比如温度升高则辛醇鄄水分配系数(KOW)降
低,意味着疏水性底物对疏水性细胞膜的亲和力降
低,但是如果微生物具备主动摄取底物的机制而不
依赖被动吸收的话,这一部分影响也会被抵消.氧气
在水中的溶解性降低从而不利于有机污染物降解,
但氧的传质速率会随温度增加,从而作为补偿.
2郾 2摇 温度对微生物的影响
温度可直接影响酶活性进而影响有机污染物的
降解.研究发现,由于阿仑尼乌斯效应,随着温度升
高,菲降解酶活性增加,成为降解速率增加的一个重
要原因[28] .木质素降解真菌修复 PAHs 污染土壤过
程中,漆酶和锰过氧化物酶的酶活性,分别在 45 和
75 益时达到最优[44] .
温度升高排除杂菌竞争,影响群落结构.当温度
升高到 60 益以上时,杂菌污染的风险降低,嗜热菌
应用于生物处理过程也将更加稳定[2] . 对水稻土中
产甲烷古菌的研究证明,温度升高将会影响群落结
构,改变主导菌种. Wu 等[45]对水稻土持续 24 h 施
加 50 益的高温压力,其中产甲烷古菌群落结构和功
能均受到影响. Fey等[46]研究表明,温度影响了水稻
土体系的碳原子流和电子流,并且改变了产甲烷古
菌群落的组成.但温度对群落结构的影响不一定有
利于有机污染物的降解,如果体系中还存在降解菌
外的嗜热菌,就要看温度升高是否能使降解菌成为
主导菌种.这时可以通过施加污染物作为唯一碳源
和能源的选择压力对菌群进行驯化,由此排除其他
嗜热菌的干扰.
但是,有研究显示,温度升高并不一定意味着微
生物降解有机物效率的提高. Lev佴n等[47]认为,某些
条件下嗜热菌的降解能力不及嗜温菌,在 37 益下嗜
温菌可以矿化许多污染物,而在 55 益下嗜热菌不能
矿化除了苯甲酸以外的污染物. 他们比较了中温和
高温下厌氧有机污泥消化过程中酚的降解效率,发
现中温下降解效率更高. 高温时苯酚和对甲酚降解
很慢甚至无降解,菌群生长的停滞期很长,但是在中
温情况下,两种污染物都被很快转化为甲烷. 另外,
温度从高温降到低温,降解反应才被激发.
3摇 嗜热菌降解有机污染物的途径
3郾 1摇 嗜热菌降解有机污染物的好氧途径
一些研究表明,嗜热菌与嗜温菌的降解途径存
在不同程度的差异. 嗜热菌 Bacillus thermoleovorans
Hamburg 2 在 60 益下对萘的降解是一种全新的途
径[27] .在此降解过程中,研究者检测到如 1鄄萘酚、
2鄄萘酚、顺鄄1,2鄄二氢鄄1,2鄄双羟基萘等化合物,这些
化合物同时也是嗜温假单胞菌降解萘途径中的典型
代谢产物,但没有检测到假单胞菌降解途径中的开
环产物 2鄄羟[基]苯醛丙酮酸. 另外,新的中间代谢
产物如 2,3鄄二羟基萘、2鄄羧桂皮酸、邻苯二甲酸和苯
甲酸等均被检测到.
中度嗜热菌 Nocardia otitidiscavarum TSH1 可以
降解多种 PAHs,其降解途径与嗜温菌存在不同程度
的差异[29] . 菌株 TSH1 对菲的降解途径与嗜温菌
122311 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 崔静岚等: 嗜热菌对有机污染物的降解及其应用研究进展摇 摇 摇 摇 摇
M郾 vanbaalenii PYR鄄1 和 Arthrobacter sp郾 P1鄄1 的降
解途径有一定相似,但 TSH1 对菲的代谢过程产生
了新的中间产物苯甲酸、4鄄羟苯乙酸和邻羟苯乙酸,
表明 TSH1 与嗜温菌对菲的降解途径存在一定程度
的不同. TSH1 降解蒽时产生苯甲酸,而嗜温菌代谢
产物水杨酸盐、邻苯二甲酸酯、儿茶酸均未被检测
到,表明存在新的降解途径. TSH1 降解萘的途径也
不同于嗜热菌 B郾 thermoleovorans Hamburg 2 和
Pseudomonas putida PpG7.研究中鉴定了降解产物并
与 B郾 thermoleovorans Hamburg 2 的降解产物进行比
较,结果显示两种菌最初的双加氧氧化路径是不一
样的,B郾 thermoleovorans Hamburg 2 的降解产物也没
有检测到. 菌株 TSH1 对萘的降解先由 1,2鄄双加氧
酶转化萘为 1,2鄄二羟萘,然后转化为苯甲酸再进行
降解,这与 P. putida PpG7 通过将萘转化为水杨酸
的途径不同.
而在另一些研究中发现,嗜热菌降解途径和嗜
温菌降解途径较为相似. Bacillus stearothermophilus
在 55 益下降解苯酚和甲酚的 3 种同分异构体,产生
邻苯二酚和对应甲基邻苯二酚的中间产物,继续通
过邻苯 2,3鄄双加氧酶催化,间位开环,产生 2鄄羟基
粘康酸半醛以及对应的甲基化的衍生物,降解途径
同嗜温菌 Pseudomonas putida U 和 B郾 fuscum[48] .类
似间位开环途径降解苯酚的还有 Bacillus[9]、Bacillus
stearothermophilus BR219[6]、 Bacillus themoleovorans
sp郾 A2[12] . Bacillus sp郾 A2 可实现多种卤化酚的转
化,降解途径与嗜温菌 Pseudomonas sp郾 B13 相似,
即将 3鄄氯酚转化为 3鄄氯代邻苯二酚和 4鄄氯代邻苯
二酚的混合物[14] . Bacillus sp郾 JF8 矿化 PCBs 时的
间位降解途径和嗜温菌中相同[34] . Kato 等[24]报道
长链烷烃降解菌 Bacillus thermoleovorans B23 降解途
径同嗜温菌 Pseudomonas oleovoran,是通过终端氧化
的途径,再经过 茁鄄氧化途径.
3郾 2摇 嗜热菌降解有机污染物的厌氧途径
嗜热菌厌氧降解有机污染物的研究关注较多的
是产甲烷条件下酚的降解、嗜热脱卤等.产甲烷条件
下,嗜热菌对酚的矿化途径与嗜温菌不同. Lev佴n
等[37]研究高温条件下 UASB 反应器中厌氧污泥对
苯酚的降解,有效降解率超过 99% ,降解途径不同
于中温下的降解途径,污泥不能降解苯甲酸,也没有
发现苯甲酸降解菌 Syntrophus,酚的降解途径可能是
通过中间产物己酸盐转化为乙酸盐,最后矿化为甲
烷,而不是像中温条件下那样通过中间产物苯甲酸
途径降解.
氯代有机物脱氯可以大大降低生物毒性,提高
生物可利用性. Wu 等[49]在研究接种温度对淡水沉
积物还原脱氯的影响时,第 1 次在淡水沉积物的样
品中发现在 50 ~ 60 益温度下存在 2,3,4,6鄄四氯联
苯微生物还原脱氯现象. Larsen 等[38]研究发现,不
同的嗜热生态系统通过不同代谢途径对五氯酚进行
还原脱氯,包括 A、B及 AB 3 种不同的途径. A 途径
先脱邻位氯原子,然后脱另一个邻位的氯原子,再脱
对位氯原子;B途径为先脱对位氯原子,再逐一脱去
邻位的两个氯原子;AB 途径中,以上两个反应同时
进行. Jablonski 等[50]从嗜热菌 Methanosarcina ther鄄
mophila中得到的嗜热还原 CO鄄脱氯酶,可以对三氯
乙烯进行还原脱氯,通过中间产物二氯乙烯和氯乙
烯最后转化为乙烯.
嗜热菌还原脱卤的能力可能比嗜温菌更强.一
般微生物还原脱卤之前的适应期往往很长,但 Ma鄄
loney等[33]用厌氧菌的混合培养体在 75 益下对 3鄄
氯代苯甲酸进行脱氯的研究发现,嗜热菌的适应期
比之前报道的适应期都短,可见高温提高了微生物
反应速率. Kengen 等[51]报道嗜热厌氧富集培养体
在 60 ~ 65 益最适温度下将四氯乙烯(PCE)还原脱
氯,转化为顺鄄1,2鄄二氯乙烯.
4摇 嗜热菌降解有机污染物代谢过程中的酶学性质
4郾 1摇 嗜热酶的优越性
嗜热菌中酶的耐热性好.嗜热酶具有高温反应
活性,对嗜温菌有毒的污染物可在高温下被嗜热菌
转化[6] . Shimura等[34]从堆肥中分离到 Bacillus sp郾
JF8 菌株,可以在 60 益下利用萘和联苯作为碳源,
纯化了其中的酶 BphC并克隆了 BphC 基因,这种降
解酶可催化羟基化联苯的间位开环且极其耐热,具
有很高的热稳定性. 嗜温菌 Pseudomonas putida
OU83 中的 BphC在 65 益下呈现完全活性,37 益时
则丧失了 47%的活性;嗜温菌 Rhodococcus globerulus
P6 中的 BphC在 50 益下 10 min后仍保留 10%的活
性;Bacillus sp郾 JF8 中 BphC 在 75 益下的半衰期为
81 min,在高温下可以更久地保持活性.
同时,嗜热酶具有高稳定性,在室温下能长久地
保持活性,能够抵抗化学变性,包括各种螯合剂和抑
制物如 EDTA、1,10鄄二氮菲、H2O2、3鄄氯代邻苯二酚
等作用[52] .以上都是嗜热酶成为理想生物技术应用
工具的重要原因.
4郾 2摇 降解酶及其编码基因
许多嗜热菌代谢有机污染物过程中的关键基因
2223 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
被克隆和测序鉴定,包括苯酚降解过程中的两种酶
即酚羟化酶基因 pheA 以及邻苯二酚 2,3鄄双加氧酶
基因 pheB[25]、Bacillus sp郾 JF8 的联苯降解酶基因
BphC[34]等.一些降解基因实现了克隆表达和功能验
证. Bacillus stearothermophilus BR325 在 55 益下具有
广泛的芳香族化合物代谢能力,大肠杆菌中的质粒
携带降解酶基因后,能在 37 益下以苯、苯酚或甲酚
作为单一碳源[2] .将含有从嗜热杆菌中获得的酚羟
化酶基因的质粒重组到大肠杆菌中,大肠杆菌在常
温下表现出对取代酚的降解能力,特别是 2鄄氯酚.
长链烷烃降解极端嗜热菌 Bacillus thermoleovorans
B23 中编码乙醇脱氢酶 Bt鄄ADH 的基因被克隆且转
入大肠杆菌中,1鄄正十四醇脱氢酶的活性被检测
到[24] . Rye等[53]从嗜热古菌 Sulfolobus tokodaii 中获
得 L鄄2鄄盐酸脱卤酶基因,转入大肠杆菌中成功表达.
以上研究说明,嗜热菌降解酶被克隆转入嗜温菌,在
常温下也可发挥降解作用,可见嗜热菌降解酶为非
专一性嗜热酶.
嗜热菌全基因组测序有助于降解酶及其编码基
因的研究,可以更好地理解环境压力下的基因调控
网络. Feng等[26]完成了降解长链烷烃的嗜热脱氮芽
孢杆菌 NG80鄄2 全部基因组测序,描述了其代谢特
点,鉴定了降解编码基因和部分关键酶单加氧酶.
4郾 3摇 与嗜温菌降解酶的同源性比较
研究相对集中在与嗜温菌降解苯酚间位开环途
径中酶的同源性比对. Milo 等[54]从嗜热菌 Bacillus
thermoleovorans A2 中纯化得到邻苯二酚 2,3鄄双加氧
酶,该酶是第 1 种在嗜热微生物中纯化的邻苯二酚
2,3鄄双加氧酶,有意外低的耐热稳定性,必须依靠酶
的持续产生才能在高温下降解酚.该邻苯二酚 2,3鄄
双加氧酶基因与编码在嗜温菌 Pseudomonas putida
UCC2 中 3鄄甲基邻苯二酚 2,3鄄双加氧酶基因 tdnC有
43%的同源性,与编码在 TOL质粒上的邻苯二酚 2,
3鄄双加氧酶基因 xylE有 40%的同源性,说明该酶降
解基因与嗜温菌降解基因同源性较低. 同样从这株
菌中得到的酚羟化酶与已知的酚羟化酶基因同源性
小于 10% ,序列和以前报道的源自嗜热菌的酶也很
不同,是一种新型的酚羟化酶[55] .
Bacillus stearothermophilus BR219[6] 和 Bacillus
stearothermophilus[56]的降解基因被克隆和测序. Ba鄄
cillus stearothermophilus BR219 酚羟化酶 pheA 与嗜
温菌 Rhodococcus 和 Streptomyces 的黄素羟化酶同源
性高. Bacillus stearothermophilus FDTP鄄3 中苯酚间位
降解途径的两种酶被克隆,比其他酶更耐热,与嗜温
酚降解菌 Pseudomonas putida中的降解酶同源性差.
用革兰氏阳性菌 Rhodococcus sp郾 RHA1、革兰氏
阴性联苯降解菌 Pseudomonas sp郾 KKS102、萘降解
菌 Pseudomonas aeruginosa PaK1 等的双加氧酶作为
DNA分子探针,与从堆肥中分离的嗜热菌 Bacillus
sp郾 JF8 进行杂交试验,表明 bph 和 nah 与这些嗜温
菌中的降解酶基因同源性很低[34] .
5摇 嗜热菌的工程应用
5郾 1摇 有机污染废水生物处理
嗜热菌应用于废水生物处理具有处理效率高、
剩余污泥量少、系统稳定性高以及能有效杀死病原
体等优点. 目前许多工业废水排放温度都超过
45 益,嗜热菌能够直接处理高温废水,可以节省冷
却设备与运行费用[57] .
嗜热菌应用于苯酚废水的处理取得了很好的效
果. Fang等[58]采用 UASB 反应器高温 55 益下厌氧
处理苯酚废水,进水苯酚浓度为 630 mg·L-1,水力
停留时间为 40 h,结果表明苯酚的降解率达到了
99%以上.满春生等[59]研究温度对活性污泥法处理
含酚废水效率的影响,在高温(50 ~ 55 益)条件下处
理含酚废水,出水含酚合格率由 88%提高到 100% ,
COD去除率由 68%提高到 85% .
5郾 2摇 有机污染土壤生物修复
嗜热菌应用于土壤原位生物修复,可作为物理
化学方法的辅助处理,具有生物处理技术廉价、无二
次污染的特点. Chen 等[40]在实验室筛选出可有效
降解 BTEX的嗜热好氧菌和厌氧菌群,将生物修复
与原位地下动力蒸汽抽提技术 ( dynamic under鄄
ground stripping,DUS)结合,用于实际工程中深度污
染土壤的快速处理. DUS 处理后由于输入大量热
量,地下环境维持 50 ~ 70 益的高温至少 60 d,再接
种嗜热微生物去除低浓度的残余污染物,作为 DUS
的后续处理步骤.
堆肥法处理污染土壤,是传统堆肥和生物修复
的结合.堆肥过程中代谢产生的热量在基质中积累,
导致温度升高,嗜热菌占优势,微生物对底物的降解
多是在较高温度(45 ~ 65 益)下发生的[60] . 堆肥法
在修复农药、氯酚、PAHs 和石油类碳氢化合物等有
机污染物污染土壤方面效果显著[61] . Zhao 等[31]将
分离到的嗜热枯草杆菌用于苯并[a]芘污染土壤的
生物修复,系统维持 55 益高温 42 d,接种枯草杆菌
的堆肥苯并[a]芘去除率达到 52郾 2% ,明显高于不
接种枯草杆菌时的去除率 30郾 3% .
322311 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 崔静岚等: 嗜热菌对有机污染物的降解及其应用研究进展摇 摇 摇 摇 摇
1982 年 Kaplan 等[62]发现14C 标记三硝基甲苯
(trinitrotoluene,TNT)在堆肥系统中被嗜热微生物转
化,之后堆肥化生物处理广泛应用于修复炸药如
TNT、三甲基三硝基胺 ( hexahydro鄄1,3,5鄄trinitro鄄1,
3,5鄄triazine,RDX)污染的土壤,有许多成功的实例.
Williams等[63]发现炸药污染土壤高温堆肥处理效
果比中温堆肥处理好,降解率更高,半衰期更短,污
染物浓度从大于 10000 mg · kg-1 降到了 50
mg·kg-1以下. Breitung 等[64]采用好氧和厌氧鄄好氧
这两种堆肥系统降解土壤中的 TNT,好氧体系中污
染物浓度迅速下降,去除率约为 92% ,28 d 后土壤
中 TNT仍有残留,但厌氧鄄好氧系统中污染物得到
了完全的去除. Hater 等[65]发明一种生物修复专利
技术用于处理 TNT含量在 3% (w / w)以下的污染土
壤,污染土壤与可氧化碳源、富含微生物的底物混
合,先在厌氧环境下转化成还原性衍生物芳族胺,再
添加可堆肥物质进入好氧修复的阶段.
6摇 展摇 摇 望
目前国内外学者对于嗜热菌降解有机污染物研
究程度尚浅,与嗜温菌相比,这方面还有很大的研究
空间.研究可从以下几个方面开展.
1) 嗜热菌降解有机污染物的降解途径、降解酶
和基因等机理研究.深入研究降解机理,是技术开发
和工程应用的重要基础.
2)开发降解有机污染物的嗜热微生物资源,建
立菌种资源库.优化菌种筛选策略以获得高效降解
菌株,并运用现代分子生物学技术进行菌种改良,构
建工程菌.
3)利用微生物群落协同作用来提高降解效率.
基于许多有机污染物在环境中以复杂同系物混合物
的形式出现,而即使对同一种化合物而言,代谢过程
中也可能需要不同的降解酶,因此单一的菌种也许
难以独立胜任降解工作.微生物群落协同作用,同时
试图模拟污染场地的实际情况,渐渐成为一种研究
趋势.
4) 关键技术问题的攻关.将实验室驯化改良的
菌种投入实际工程进行生物修复,如何保持其降解
活性是一个需要深入研究的关键问题[66] .高温处理
存在反应器通气能耗大、菌体絮凝性差、产生泡沫
多、设备易腐蚀、液体蒸发量大和底物易分解等不
足[35,67],亟待研究解决.
参考文献
[1]摇 Shen P (沈摇 萍), Chen X鄄D (陈向东). Microbiolo鄄
gy. Beijing: Higher Education Press, 2006 ( in Chi鄄
nese)
[2]摇 M俟ller R, Antranikian G, Maloney S, et al. Thermoph鄄
ilic degradation of environmental pollutants biotechnology
of extremophiles / / Antranikian G, ed. Advances in Bio鄄
chemical Engineering / Biotechnology. Heidelberg: Spring鄄
er, 1998: 155-169
[3]摇 Klug MJ, Markovetz AJ. Thermophilic bacterium isola鄄
ted on n鄄tetradecane. Nature, 1967, 215: 1082-1083
[4]摇 Mateles RI, Baruah JN, Tannenbaum SR. Growth of a
thermophilic bacterium on hydrocarbons: A new source
of single鄄cell protein. Science, 1967, 157: 1322-1323
[5]摇 Buswell JA, Clark JS. Oxidation of aromatic acids by a
facultative thermophilic Bacillus sp. Journal of General
Microbiology, 1976, 96: 209-213
[6]摇 Gurujeyalakshmi G, Oriel P. Isolation of phenol鄄degrad鄄
ing Bacillus stearothermophilus and partial characteriza鄄
tion of the phenol hydroxylase. Applied and Environmen鄄
tal Microbiology, 1989, 55: 500-502
[7]摇 Yanase H, Zuzan K, Kita K, et al. Degradation of phe鄄
nols by thermophilic and halophilic bacteria isolated
from a marine brine sample. Journal of Fermentation
and Bioengineering, 1992, 74: 297-300
[8]摇 Subramanian R, Worden R. Kinetics of growth and cat鄄
echol production by Bacillus stearothermophilus BR321.
Applied Biochemistry and Biotechnology, 1993, 39 / 40:
509-520
[9]摇 Ali S, Fernandez鄄Lafuente R, Cowan DA. Meta鄄path鄄
way degradation of phenolics by thermophilic Bacilli.
Enzyme and Microbial Technology, 1998, 23: 462-468
[10]摇 Tang Y (唐摇 赟), Liu M鄄Z (刘沐之), Liang F鄄L (梁
凤来) , et al. Identifcation and characterization of a no鄄
vel thermophilic Geobacillus degrading phenol. Microbi鄄
ology(微生物学通报), 2006, 33(5): 39-44 (in Chi鄄
nese)
[11]摇 Buswell JA, Twomey DG. Utilization of phenol and cre鄄
sols by Bacillus stearothermophilus, strain24. Journal of
General Microbiology, 1975, 87: 377-379
[12]摇 Mutzel A, Reinscheid UM, Antranikian G, et al. Isola鄄
tion and characterization of a thermophilic Bacillus
strain, that degrades phenol and cresols as sole carbon
source at 70 益 . Applied Microbiology and Biotechnolo鄄
gy, 1996, 46: 593-596
[13]摇 Duffner FM, Kirchner U, Bauer MP, et al. Phenol / cre鄄
sol degradation by the thermophilic Bacillus thermogluco鄄
sidasius A7: Cloning and sequence analysis of five genes
involved in the pathway. Gene, 2000, 256: 215-221
[14]摇 Reinscheid UM, Bauer MP, M俟ller R. Biotransforma鄄
tion of halophenols by a thermophilic Bacillus sp. Bio鄄
degradation, 1996, 7: 455-461
[15] 摇 Natarajan MR, Lu Z, Oriel P. Cloning and expression
of a pathway for benzene and toluene from Bacillus
stearothermophilus. Biodegradation, 1994, 5: 77-82
[16]摇 Lee SK, Lee SB. Isolation and characterization of a
thermotolerant bacterium Ralstonia sp. strain PHS1 that
degrades benzene, toluene, ethylbenzene, and o鄄xy鄄
lene. Applied Microbiology and Biotechnology, 2001,
56: 270-275
[17]摇 Chen CI, Taylor RT. Batch and fed鄄batch bioreactor
cultivations of a Thermus species with thermophilic
4223 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
BTEX鄄degrading activity. Applied Microbiology and Bio鄄
technology, 1997, 47: 726-733
[18]摇 Phillips W, Perry JJ. Thermomicrobium fosteri sp.
nov. , a hydrocarbon鄄utilizing obligate thermophile. In鄄
ternational Journal of Systematic Bacteriology, 1976,
26: 220-225
[19]摇 Merkel GJ, Underwood WH, Perry JJ. Isolation of ther鄄
mophilic bacteria capable of growth solely in long鄄chain
hydrocarbons. FEMS Microbiology Letters, 1978, 3:
81-83
[20]摇 Zarilla KA, Perry JJ. Thermoleophilum album gen. nov.
and sp. nov. , a bacterium obligate for thermophily and
alkane substrates. Archives of Microbiology, 1984, 137:
286-290
[21]摇 Zarilla KA, Perry JJ. Bacillus thermokovorans sp. nov. ,
a species of obligately thermophilic hydrocarbon utilizing
endospore鄄forming bacteria. Systematic and Applied Mi鄄
crobiology, 1987, 9: 258-264
[22]摇 Sorkhoh NA, Ibrahim AS, Ghannoum MA, et al. High鄄
temperature hydrocarbon degradation by Bacillus stearo鄄
thermophilus from oil鄄polluted Kuwaiti desert. Applied
Microbiology and Biotechnology, 1993, 39: 123-126
[23]摇 Nazina TN, Tourova TP, Poltaraus AB, et al. Taxonom鄄
ic study of aerobic thermophilic bacilli: Descriptions of
Geobacillus subterraneus gen. nov. , sp. nov. and
Geobacillus uzenensis sp. nov. from petroleum reservoirs
and transfer of Bacillus stearothermophilus, Bacillus ther鄄
mocatenulatus, Bacillus thermoleovorans, Bacillus kaus鄄
tophilus, Bacillus thermodenitrificans to Geobacillus as
the new combinations G. stearothermophilus, G. thermo鄄
catenulatus, G. thermoleovorans, G. kaustophilus, G.
thermodenitrificans. International Journal of Systematic
and Evolutionary Microbiology, 2001, 51: 433-446
[24]摇 Kato T, Haruki M, Imanaka T, et al. Isolation and
characterization of long鄄chain鄄alkane degrading Bacillus
thermoleovorans from deep subterranean petroleum reser鄄
voirs. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2001,
91: 64-70
[25]摇 Feitkenhauer H, M俟ller R, Mauml, et al. Degradation
of polycyclic aromatic hydrocarbons and long chain al鄄
kanes at 60-70 益 by Thermus and Bacillus spp. Bio鄄
degradation, 2003, 14: 367-372
[26]摇 Feng L, Wang W, Cheng J, et al. Genome and pro鄄
teome of long鄄chain alkane degrading Geobacillus thermo鄄
denitrificans NG80鄄2 isolated from a deep鄄subsurface oil
reservoir. Proceedings of the National Academy of Sci鄄
ences of the United States of America, 2007, 104: 5602-
5607
[27]摇 Annweiler E, Richnow HH, Antranikian G, et al.
Naphthalene degradation and incorporation of naphtha鄄
lene鄄derived carbon into biomass by the thermophile Ba鄄
cillus thermoleovorans. Applied and Environmental Micro鄄
biology, 2000, 66: 518-523
[28]摇 Viamajala S, Peyton BM, Richards LA, et al. Solubili鄄
zation, solution equilibria, and biodegradation of
PAH爷s under thermophilic conditions. Chemosphere,
2007, 66: 1094-1106
[29]摇 Zeinali M, Vossoughi M, Ardestani SK. Characteriza鄄
tion of a moderate thermophilic Nocardia species able to
grow on polycyclic aromatic hydrocarbons. Letters in Ap鄄
plied Microbiology, 2007, 45: 622-628
[30]摇 Zhao Z, Selvam A, Wong JW. Synergistic effect of ther鄄
mophilic temperature and biosurfactant produced by
Acinetobacter calcoaceticus BU03 on the biodegradation of
phenanthrene in bioslurry system. Journal of Hazardous
Materials, 2011, 190: 345-350
[31]摇 Zhao Z, Wong JW. Rapid biodegradation of benzo[ a]
pyrene by Bacillus subtilis BUM under thermophilic con鄄
dition. Environmental Engineering Science, 2010, 27:
939-945
[32]摇 Adams D, Ribbons D. The metabolism of aromatic com鄄
pounds by thermophilic Bacilli. Applied Biochemistry
and Biotechnology, 1988, 17: 231-244
[33]摇 Maloney SE, Maule A, Smith ARW. Transformation of
synthetic pyrethroid insecticides by a thermophilic Bacil鄄
lus sp. Archives of Microbiology, 1992, 158: 282-286
[34]摇 Shimura M, Mukerjee鄄Dhar G, Kimbara K, et al. Isola鄄
tion and characterization of a thermophilic Bacillus sp.
JF8 capable of degrading polychlorinated biphenyls and
naphthalene. FEMS Microbiology Letters, 1999, 178:
87-93
[35]摇 Deive FJ, Dom侏nguez A, Barrio T, et al. Decolorization
of dye Reactive Black 5 by newly isolated thermophilic
microorganisms from geothermal sites in Galicia
(Spain). Journal of Hazardous Materials, 2010, 182:
735-742
[36]摇 Bhatia S, Sharma D. Thermophilic desulfurization of
dibenzothiophene and different petroleum oils by Kleb鄄
siella sp. 13T. Environmental Science and Pollution Re鄄
search, 2012, 19: 3491-3497
[37]摇 Lev佴n L, Nyberg K, Schn俟rer A. Conversion of phenols
during anaerobic digestion of organic solid waste-A re鄄
view of important microorganisms and impact of tempera鄄
ture. Journal of Environmental Management, 2012, 95:
S99-S103
[38]摇 Larsen S, Hendriksen HV, Ahring BK. Potential for
thermophilic (50 益) anaerobic dechlorination of penta鄄
chlorophenol in different ecosystems. Applied and Envi鄄
ronmental Microbiology, 1991, 57: 2085-2090
[39]摇 Maloney SE, Marks TS, Sharp RJ. Detoxification of
synthetic pyrethroid insecticides by thermophilic micro鄄
organisms. Journal of Chemical Technology & Biotech鄄
nology, 1997, 68: 357-360
[40]摇 Chen CI, Taylor RT. Thermophilic biodegradation of
BTEX by two consortia of anaerobic bacteria. Applied
Microbiology and Biotechnology, 1997, 48: 121-128
[41]摇 Chen CL, Wu JH, Liu WT. Identification of important
microbial populations in the mesophilic and thermophilic
phenol鄄degrading methanogenic consortia. Water Re鄄
search, 2008, 42: 1963-1976
[42]摇 Birman I, Alexander M. Optimizing biodegradation of
phenanthrene dissolved in nonaqueous鄄phase liquids.
Applied Microbiology and Biotechnology, 1996, 45:
267-272
[43]摇 Su D (苏 摇 丹), Li P鄄J (李培军), Wang X (王 摇
鑫). Effects of co鄄substrates on biodegradation of py鄄
rene by ten bacterial strains. Chinese Journal of Applied
Ecology (应用生态学报), 2007, 18(3): 636 -640
(in Chinese)
[44]摇 Lau KL, Tsang YY, Chiu SW. Use of spent mushroom
522311 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 崔静岚等: 嗜热菌对有机污染物的降解及其应用研究进展摇 摇 摇 摇 摇
compost to bioremediate PAH鄄contaminated samples.
Chemosphere, 2003, 52: 1539-1546
[45]摇 Wu XL, Chin KJ, Conrad R. Effect of temperature
stress on structure and function of the methanogenic ar鄄
chaeal community in a rice field soil. FEMS Microbiolo鄄
gy Ecology, 2002, 39: 211-218
[46]摇 Fey A, Conrad R. Effect of temperature on carbon and
electron flow and on the archaeal community in methano鄄
genic rice field soil. Applied and Environmental Microbi鄄
ology, 2000, 66: 4790-4797
[47]摇 Lev佴n L, Schn俟rer A. Effects of temperature on biologi鄄
cal degradation of phenols, benzoates and phthalates un鄄
der methanogenic conditions. International Biodeteriora鄄
tion & Biodegradation, 2005, 55: 153-160
[48]摇 Buswell JA. Metabolism of phenol and cresols by Bacil鄄
lus stearothermophilus. Journal of Bacteriology, 1975,
124: 1077-1083
[49]摇 Wu Q, Bedard D, Wiegel J. Influence of incubation tem鄄
perature on the microbial reductive dechlorination of 2,3,
4,6鄄tetrachlorobiphenyl in two freshwater sediments. Ap鄄
plied and Environmental Microbiology, 1996, 62: 4174-
4179
[50]摇 Jablonski PE, Ferry JG. Reductive dechlorination of tri鄄
chloroethylene by the CO鄄reduced CO dehydrogenase en鄄
zyme complex from Methanosarcina thermophila. FEMS
Microbiology Letters, 1992, 96: 55-59
[51]摇 Kengen SWM, Breidenbach CG, Felske A, et al. Re鄄
ductive dechlorination of tetrachloroethene to cis鄄1,2鄄di鄄
chloroethene by a thermophilic anaerobic enrichment
culture. Applied and Environmental Microbiology, 1999,
65: 2312-2316
[52]摇 Hatta T, Mukerjee鄄Dhar G, Damborsky J, et al. Char鄄
acterization of a novel thermostable Mn( II)鄄dependent
2,3鄄dihydroxybiphenyl 1,2鄄dioxygenase from a polychlo鄄
rinated biphenyl鄄 and naphthalene鄄degrading Bacillus
sp. JF8. Journal of Biological Chemistry, 2003, 278:
21483-21492
[53]摇 Rye C, Isupov M, Lebedev A, et al. Biochemical and
structural studies of a haloacid dehalogenase from the
thermophilic archaeon Sulfolobus tokodaii. Extremo鄄
philes, 2009, 13: 179-190
[54]摇 Milo RE, Duffner FM, M俟ller R. Catechol 2,3鄄dioxyge鄄
nase from the thermophilic, phenol鄄degrading Bacillus
thermoleovorans strain A2 has unexpected low thermal
stability. Extremophiles, 1999, 3: 185-190
[55]摇 Duffner FM, M俟ller R. A novel phenol hydroxylase and
catechol 2,3鄄dioxygenase from the thermophilic Bacillus
thermoleovorans strain A2: Nucleotide sequence and
analysis of the genes. FEMS Microbiology Letters, 1998,
161: 37-45
[56]摇 Dong FM, Wang LL, Wang CM, et al. Molecular clo鄄
ning and mapping of phenol degradation genes from Ba鄄
cillus stearothermophilus FDTP鄄3 and their expression in
Escherichia coli. Applied and Environmental Microbiolo鄄
gy, 1992, 58: 2531-2535
[57]摇 He W (贺摇 伟), Luo Y鄄J (罗一菁), Zhang Z鄄Z (张
忠智), et al. Application and study progress of ther鄄
mophilic bacteria in biochemical treatment of
wastewater. Chmistry and Bioengineering (化学与生物
工程), 2007, 24(5): 9-11 (in Chinese)
[58]摇 Fang HHP, Liang DW, Zhang T, et al. Anaerobic
treatment of phenol in wastewater under thermophilic
condition. Water Research, 2006, 40: 427-434
[59]摇 Man C鄄S (满春生), Xu S鄄Z (徐守忠), Wang J (王
骏). Research on temperature for elevating the efficien鄄
cy of activited sludge treating of phenol wastewater. Chi鄄
na Environmental Science (中国环境科学), 1995, 15
(1): 15-17 (in Chinese)
[60]摇 Fogarty AM, Tuovinen OH. Microbiological degradation
of pesticides in yard waste composting. Microbiological
Reviews, 1991, 55: 225-233
[61]摇 Semple KT, Reid BJ, Fermor TR. Impact of composting
strategies on the treatment of soils contaminated with or鄄
ganic pollutants. Environmental Pollution, 2001, 112:
269-283
[62]摇 Kaplan DL, Kaplan AM. Thermophilic biotransforma鄄
tions of 2,4,6鄄trinitrotoluene under simulated compos鄄
ting conditions. Applied and Environmental Microbiolo鄄
gy, 1982, 44: 757-760
[63]摇 Williams RT, Ziegenfuss PS, Sisk WE. Composting of
explosives and propellant contaminated soils under ther鄄
mophilic and mesophilic conditions. Journal of Industri鄄
al Microbiology & Biotechnology, 1992, 9: 137-144
[64]摇 Breitung J, Bruns鄄Nagel D, Steinbach K, et al. Biore鄄
mediation of 2,4,6鄄trinitrotoluene鄄contaminated soils by
two different aerated compost systems. Applied Microbi鄄
ology and Biotechnology, 1996, 44: 795-800
[65]摇 Hater GR, Jerger DE, Greem RB, et al. Treatment of
TNT鄄contaminated Soil. The United States of America,
US6066772. 2000-05-23
[66] 摇 Jiang M (姜 摇 梅), Niu S鄄Q (牛世全), Zhan H鄄Y
(展惠英), et al. Research advances in biodegradation
of chlorophenols in environment. Chinese Journal of Ap鄄
plied Ecology (应用生态学报), 2003, 14(6): 1003-
1006 (in Chinese)
[67]摇 Cao J鄄G (曹井国), Zhao S鄄X (赵树欣), Cheng L鄄J
(程丽娟), et al. Thermophilic bacteria and its utiliza鄄
tion for processing organic liquids. Industrial Water
Treatment (工业水处理), 2006, 26 (1): 9 -12 ( in
Chinese)
作者简介摇 崔静岚,女,1988 年生,硕士研究生.主要从事土
壤有机物污染修复研究. E鄄mail: cuijinglan2010@ 163. com
责任编辑摇 肖摇 红
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