全 文 ：第 25 卷 第 2 期
2012 年 2 月
环 境 科 学 研 究
Research of Environmental Sciences
Vol． 25，No． 2
Feb．，2012
汪杰，黄艺，舒中亚，等 ． DDT 在红绒盖牛肝菌(Xerocomus chrysenteron) 培养体系中的转移降解特性［J］．环境科学研究，2012，25(2) :193-199．
WANG Jie，HUANG Yi，SHU Zhongya，et al． Transfer and transformation of DDT in culture of ectomycorrhizal fungus Xerocomus chrysenteron［J］．
Research of Environmental Sciences，2012，25(2) :193-199．
DDT在红绒盖牛肝菌(Xerocomus chrysenteron)
培养体系中的转移降解特性
汪 杰1，黄 艺2* ，舒中亚2，礼 晓2
1．北京大学深圳研究生院环境与能源学院，广东 深圳 518055
2．北京大学环境科学与工程学院，北京 100871
摘要:在纯培养条件下，研究外生菌根真菌红绒盖牛肝菌(Xerocomus chrysenteron) 对DDT 的吸附能力，通过测定液体、菌表和
胞内 DDT 及 DDD 的含量来探讨 DDT 在培养体系中的迁移转化模式，并通过改变培养条件来确定和修正 DDT 的去除机理 ．
结果表明，红绒盖牛肝菌对 DDT 有很强的吸附作用，30 min 内有 97%的 DDT 吸附到菌丝上，吸附过程符合二级动力学方程 ．
DDT 在红绒盖牛肝菌培养体系中的迁移转化分为 3 个阶段:从液体到菌表和胞内的迁移存储阶段(0 ～ 6 d) ，降解去除阶段(6 ～
10 d) 和稳定迁移阶段(10 ～ 25 d)． 通过影响因素的分析发现，呼吸链抑制剂叠氮化钠完全抑制了降解去除阶段 DDT 的去除，
而低糖条件可使培养体系中 DDT 的去除提前 ．
关键词:外生菌根真菌; 红绒盖牛肝菌;DDT; 迁移转化
中图分类号:X172 文献标志码:A 文章编号:1001 － 6929(2012)02 － 0193 － 07
Transfer and Transformation of DDT in Culture of Ectomycorrhizal Fungus
Xerocomus Chrysenteron
WANG Jie1，HUANG Yi2，SHU Zhong-ya2，LI Xiao2
1． School of Environment and Energy，Shenzhen Graduate School，Peking University，Shenzhen 518055，China
2． College of Environmental Sciences and Engineering，Peking University，Beijing 100871，China
Abstract:Biosorption of DDT by Xerocomus chrysenteron was investigated by measuring the concentrations of DDT and DDD in broth，
on mycelium surface and in hypha under different cultivation conditions． The transfer and transformation mode of DDT by Xerocomus
chrysenteron was demonstrated，and the factors which influenced the mode were also determined． The results showed that Xerocomus
chrysenteron had strong DDT biosorption ability． 97% of DDT was absorbed on the hypha in 30 min，and the biosorption pattern could
be fitted with a second-order kinetic equation． The transfer and transformation process of DDT in the culture could be divided into three
stages:transfer and storage from liquid towards intracellular mycelium stage (0-6 d) ，removal and degradation stage (6-10 d) ，and
steady stage (10-25 d)． The respiration inhibitor sodium azide completely inhibited DDT removal during the second stage (6-10 d) ，
and the low initial glucose content in the broth enhanced the DDT removal process．
Key words:ectomycorrhizal fungi;Xerocomus chrysenteron;DDT;transfer and transformation
收稿日期:2011 － 03 － 12 修订日期:2011 － 04 － 12
基金项目:国家自然科学基金项目(20677003)
作者简介:汪杰(1988 －) ，男，安徽亳州人，wangjie321@ gmail． com．
* 责任作者，黄艺(1964 －) ，女，湖南常德人，副教授，主要从事菌根
及微生物生态学研究，yhuang@ pku． edu． cn
DDT〔1，1，1-trichloro-2，2-bis(p-chlorophenyl)
ethane，双对氯苯基三氯乙烷，俗称滴滴涕〕化学性
质稳定，能通过食物链在人体内蓄积从而危害人类
健康 ． 2001 年《斯德哥尔摩公约》公布的 12 种 POPs
(persistent organic pollutants，持久性有机污染物) 禁
止或限制使用清单中，DDT 被排在首位［1］． 尽管我
国从 1983 年开始禁止使用 DDT，但在之前的 20 a
时间，我国曾大量生产和使用 DDT． 由于其具有环
境持久性，至今在我国沿海部分地区的土壤、水体和
底泥中仍然存在且维持一定的残留水平，对农产品
和人体健康形成潜在威胁［2］． 如何能够快速降解环
DOI：10.13198/j.res.2012.02.71.wangj.002
环 境 科 学 研 究 第 25 卷
境中残留的 DDT，尤其是微生物降解 DDT 成为人们
研究的热点之一 ．
ECMF(ectomycorrhizal fungi，外生菌根真菌) 是
与高等植物根系共生的一种真菌，可与植物形成共
生菌根关系 ． 研究［3］表明，在纯培养条件下 ECMF
具有降解 POPs 的能力 ． 据统计，在已进行的 ECMF
降解 POPs 的研究中，45 种菌种中有 36 种能降解至
少一类 POPs，有 12 种能降解多类 POPs，但目前仍
缺乏关于 ECMF 对 DDT 降解的研究［4］． 晁元卿
等［5］的工作证明了纯培养条件下红绒盖牛肝菌
(Xerocomus chrysenteron) 具备降解DDT 的能力，培
养液中检测到降解产物 DDD〔1，1-dichloro-2，2-bis
(4-chlorophenyl)ethane，双十二烷基二硫代乙二酰
二铵〕和 DBP(Dibutyl phthalate，邻苯二甲酸二丁
酯) ，同时还检测到木质素降解酶系之一的漆酶，其
活性随 DDT 浓度的增加显著增强 ． 利用碳同位素
标记的 DDT，发现红绒盖牛肝菌在纯培养条件下，
可使 DDT 矿化生成 CO2
［6］.
尽管前期研究表明，红绒盖牛肝菌对 DDT 具有
降解能力，但 DDT 的转移降解途径和机理目前仍没
有深入探讨 ． 由于有机污染物具有较低的水溶性，
通常都具备较大的生物吸附特性，并且目前已有研
究表明，真菌可以通过吸附吸收存储的方式来降解
有机污染物［7］，因此笔者假设红绒盖牛肝菌对 DDT
具有较强的吸附能力，并对 DDT 的代谢过程产生影
响，在此基础上，测定纯培养体系中培养液、菌丝表
面以及真菌体内 DDT 的含量，研究 DDT 在红绒盖
牛肝菌胞内、胞外的分布降解情况;并通过改变培养
条件，分析影响 DDT 迁移转化的因素，获得 DDT 进
入培养体系后的迁移转化信息，探讨红绒盖牛肝菌
对 DDT 的降解机理 ．
1 材料和方法
供试菌种红绒盖牛肝菌采自北京西山针阔混交
林，由北京林业大学森林病理研究室雷增普教授提
供 ． 试验所用培养液均为 Kottke 营养液［8］，pH 为
5. 5.
1. 1 DDT 吸附能力试验
取活性和灭活菌丝各 125 mg 分别置于 50 mL
去离子水中，初始 ρ(DDT) 为100 mgL，25 ℃、130
rmin震荡培养，于 0. 5、1. 5、3、6、20 h 时分别取样，
7 500 rmin离心，测定上清液中 ρ(DDT) ，设置4 个
平行 ．
DDT 及其降解产物的提取及含量的测定: 铁丝
滤网过滤菌丝与培养液，培养液转入 50 mL 玻璃离
心管，菌丝转入 2 mL EP 离心管中待处理 ． 0. 5 mL
去离子水清洗滤网后转入 50 mL 离心管 ． 加入 0. 5
mL 硫酸(6 molL) ，2. 5 mL 色谱纯正己烷，超声 20
min，涡旋震荡 2 min，加入 2. 5 mL 色谱纯正己烷，震
荡 2 min，5 000 rmin离心 25 min，取上层正己烷相
1. 6 mL 转入 2 mL GC 样品瓶中待测 ． 正己烷提取
物用带 5973I MSD 检测器的 Agilent 6890N GC 检
测，采用 DB5 － MS 毛细管柱(30 m × 0. 25 mm ID，
HP)． 程序升温，起始温度 50 ℃ 保持 1 min，15
℃ min升 至 200 ℃，保 持 1 min，10 ℃ min 升 至
280 ℃，保持 5 min． 进样口温度250 ℃，检测器温度
280 ℃［9］．
吸附量(q，mgg) 的计算:
q = (C0 － C e)× V m
式中:C0 和 Ce 分别为液体中初始和采样时刻的
ρ(DDT) ，mgL;V 为液体体积，L;m 为菌丝干质量，g．
利用准二级动力学方程描述菌丝对 DDT 的动
力学吸附过程［10］
tQt = tQ e + 1 (KQ e
2)
式中，Q e 为平衡吸附量，mgg;Qt 为 t 时刻的菌丝吸
附量，mgg;K 为准二级动力学模型的吸附反应速率
常数，g(mg·h)．
1. 2 DDT 空间迁移转化试验
以 100 mL 血清瓶为培养容器，接种菌丝为试验
组，未接种的新鲜培养液为空白对照组，初始
ρ(DDT) 为5 mgL． 第 1、3、6、10、16 和 25 天分别测
定培养液、菌丝表面和菌丝胞内的 DDT 及其降解产
物的含量，培养液内蛋白质含量、漆酶活性和菌丝破
壁后干质量 ． 均设置 4 个平行 ．
菌丝表面吸附 DDT 及其降解产物的提取及测
定:向装有菌丝的EP 管中加入 0. 8 mL 去离子水，
50 μL 硫酸(6 molL) ，0. 8 mL 正己烷，涡旋震荡 10
min，13 000 rmin离心 10 min，移取正己烷相至新的
EP 管，重复操作，合并 2 次的正己烷萃取液，13 000
rmin离心 5 min，取上层正己烷相 1 mL 转入 2 mL
GC 瓶中待测 ．
菌丝胞内 DDT 及其降解产物的提取及测定: 将
经以上处理的菌丝转入玻璃组织研磨器中，研磨至
菌丝形状消失，加入 1 mL 去离子水，继续研磨至呈
浆状，转入 50 mL 玻璃离心管 ． 1 mL 去离子水，2
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第 2 期 汪 杰等:DDT 在红绒盖牛肝菌(Xerocomus chrysenteron) 培养体系中的转移降解特性
mL 正己烷润洗研磨器后并入玻璃离心管，加入 150
μL 硫酸(6 molL) ，超声40 min，涡旋震荡 2 min，
5 000 rmin离心 25 min，取上层正己烷相 1. 6 mL 于
2 mL GC 瓶中待测 ．
1. 3 DDT 迁移转化影响因素试验
①呼吸抑制处理，同样条件培养，分别于第 0、
1、3、6、10 和 16 天加入 0. 01 g 叠氮化钠，第 1、3、6、
10、16 和 25 天取样测定 DDT 和 DDD 含量［11］;②低
糖处理，培养基中ρ( 葡萄糖) 设为5 gL，取样测定时
间同上;③ 补糖处理，正常培养 10 d 后，调整
ρ( 葡萄糖) 为10 gL，在第 16 和 25 d 取样;④无铁
处理［12］，正常培养，培养基中不含铁离子，第 1、3、
6、10、16 和 25 天取样;⑤补铜处理［13］，正常培养 10
d，调整c(Cu) 为1 mmolL，第 16 和 25 天取样 ． 每组
试验均设置 4 个平行 ．
1. 4 数据处理
所有数据均使用 Excel 2007 进行整理，显著性
分析、方差分析(ANOVA) 使用SPSS 17 软件进行 ．
为了能够更清楚地表示 DDT 在培养液、菌丝表
面以及菌丝内部含量变化，将检测数据换算为各部
分 DDT 残留比例，即各部分所含 DDT 的净质量占
初始体系中 DDT 的总质量的百分比，同时近似认为
DDT 降解为 DDD 时质量不变 ．
2 结果
2. 1 红绒盖牛肝菌对 DDT 的吸附
图 1 活性及非活性菌丝对 DDT
的吸附过程
Fig． 1 Adsorption process of DDT by
living and dead mycelia
由图 1 可见，ρ(DDT) 为100 mgL时，红绒盖牛
肝菌对 DDT 的平衡吸附量随时间增加呈对数增加
趋势 ． 活性和灭活菌丝都在初始阶段就达到很高的
吸附量，0. 5 h 内分别有 97%和 91%的 DDT 吸附到
菌丝上;3 h 后吸附基本达到平衡 ． 活性和灭活菌丝
的吸附过程均能很好地符合准二级动力学方程［14］，
动力学方程参数见表 1. 活性菌丝的平衡吸附量
(Q e) 明显大于灭活菌丝，其吸附反应速率常数(K)
也略大于灭活菌丝，表明红绒盖牛肝菌菌丝对 DDT
有很强的吸附能力，且活性菌丝的吸附能力更强 ．
表 1 红绒盖牛肝菌吸附 DDT 的准二级动力学方程参数
Table 1 Pseudo-second order kinetics model
parameters of DDT absorption on mycelia
菌丝
Q e 
(mgg)
K 
〔g(mg·h)〕
动力学方程 R2
活性菌丝 993. 05 29. 8 y = 1. 007x + 0. 034 1
灭活菌丝 793. 36 29. 4 y = 1. 260x + 0. 054 1
2. 2 DDT 在红绒盖牛肝菌培养体系中的时空变化
为明确 DDT 在红绒盖牛肝菌培养体系中迁移
转化并最终被去除的途径，分析了培养液、红绒盖牛
肝菌菌丝表面和菌丝内部 3 部分中含有 DDT 的质
量占初始体系中 DDT 总质量的百分比( 残留比例，
见图 2) ，并且检测各部分中所含的DDT 降解产物
DDD 的质量变化以及空间分布变化( 见图3)．
图 2 培养体系中各部分 DDT 残留比例变化
Fig． 2 Percentage of residue DDT to initial
total mass of DDT
由图 2 可知，1 ～ 6 d 培养体系中总m(DDT) 基
本持平，但发生了空间迁移，培养液中m(DDT) 第1
天就减少了 17%(P ＜ 0. 05) ，并随时间持续下降;同
时，菌丝表面和菌丝内部的m(DDT) 持续增加，第6
天分别维持在培养体系中初始m(DDT) 的22% 和
16. 9% ． 6 ～ 10 d 培养体系总m(DDT) 显著下降，培
养液中 m(DDT) 持续降低，菌丝表面和菌丝内部
m(DDT) 同样下降，培养体系总m(DDT) 下降约
32% ． 10 ～ 25 d 培养体系总m(DDT) 缓慢降至体系
初始时的 63%，DDT 继续从培养液到菌丝迁移，以
10 ～ 16 d 最为明显，菌丝表面m(DDT) 增加15. 9%，
菌丝内部m(DDT) 增加了5. 8% ． 16 ～ 25 d 菌丝表
面m(DDT) 下降了8. 3%，菌丝内部m(DDT) 维持稳
定，最终培养体系中菌丝持有的m(DDT) 已达到初
591
环 境 科 学 研 究 第 25 卷
图 3 培养体系中 DDD 含量变化
Fig． 3 DDD distribution in culture
始总量的 46. 7% ．
由于所购买的 DDT 标样中存在极少量的 DDD，
因此反应初期即检测出少量 DDD，前 6 d m(DDD)
总量基本没有变化，但 DDD 从培养液迁移到菌丝 ．
6 d 后，培养体系中总m(DDD) 开始增加，第25 天时
培养体系中总m(DDD) 增加了约3. 8 μg，占培养体
系初始总m(DDT) 的7. 8% ． 同时 DDD 的空间分布
有明显特征，即菌丝表面和菌丝内部存在 DDD 积累
现象，尤其是菌丝内部，在反应后期(10 ～ 25 d) ，菌
丝内部m(DDD) 显著增加(P ＜ 0. 05) ，第25 天时约
有 60. 3%的 DDD 存在菌丝内部 ．
每次取样时培养体系中 DDT 及 DDD 在不同位
置的所占的质量百分比见图 4，其中 DDD 以与第 1
天相比培养体系合计增加的质量计，DDT 消失量以
测定的培养体系总m(DDT) 与初始m(DDT) 之间的
差值计 ． 由图 4 可见，6 ～ 10 d m(DDT) 下降，而此
后m(DDT) 基本保持不变; 但培养体系中m(DDD)
的增量(3. 6% ～ 7. 8%) 远小于m(DDT) 的消失量
(32%) ，这说明红绒盖牛肝菌可能没有将DDT 直接
转化为 DDD，或者转化的 DDD 被迅速降解为下游
产物，直至红绒盖牛肝菌生长缓慢后才开始在培养
体系中少量积累 ．
由此可以推测，红绒盖牛肝菌培养体系中 DDT
的迁移转化过程为:①前 6 d 为 DDT 空间转移过
程，DDT 被菌丝吸附并吸收，随着时间推移，菌丝生
长，转移过程加强，但被菌丝吸收的 DDT 仅是暂时
被存储;②6 ～ 10 d 菌丝内部达成了降解 DDT 的条
件，总 m(DDT) 大幅降低，但DDD 并没有大量积累;
③10 ～ 25 d 菌丝生长停滞，培养液中的 DDT 仍向菌
丝转移，同时菌丝内部 DDT 向 DDD 的转化有所加
强，导致总 m(DDT) 略有下降，并形成少量DDD
积累 ．
图 4 培养体系中不同位置 DDT 和 DDD 所占比例
Fig． 4 DDT transfer and transform and DDD in culture
2. 3 DDT 在红绒盖牛肝菌培养体系中迁移转化的
影响因素
通过改变红绒盖牛肝菌的培养条件，考察不同
的影响因素对 DDT 降解的干扰，进一步确定或修正
已得到的 DDT 迁移转化模式，试验结果见图 5、6.
图 5 3 种培养条件下培养体系中 DDT
总量残留量比例变化
Fig． 5 DDT total residue percentage in
culture with 3 treatments
由图 5 可见，第 10 天呼吸抑制组总m(DDT) 没
有下降，而对照组总m(DDT) 显著下降(P ＜ 0. 01) ;
在整个试验过程中，呼吸抑制组 DDT 残留百分比均
高于对照组 ． 由图 6(a) 可见，加入叠氮化钠后6 ～
10 d，菌丝表面和菌丝内部m(DDT) 显著增加，表明
在叠氮化钠的影响下，体系内 DDT 的去除受到影
响，但仍存在 DDT 从培养液到菌丝表面和菌丝内部
的迁移过程 ． 同时m(DDD) 的变化表明，DDD 产量
明显受到抑制，其分布与正常培养表现出相似性 ．
低糖处理组培养体系内总m(DDT) 提前3 ～ 6 d
出现了显著下降(P ＜ 0. 01) ，并在6 ～ 10 d 继续下降
至 73%，在 16 ～ 25 d 仅发生微弱降解 ． 由图 6(b)
可见，前 16 d 菌丝内部m(DDT) 低于对照组，10 ～ 25
d 表现出由培养液向菌丝迁移的趋势 ． m(DDD) 的
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第 2 期 汪 杰等:DDT 在红绒盖牛肝菌(Xerocomus chrysenteron) 培养体系中的转移降解特性
增加趋势与正常培养相似，并主要在菌丝内部积累 ．
在无铁处理组，总 m(DDT) 同样在6 ～ 10 d 出
现下降，但减少量有限，随后维持在一定水平，其残
留的 DDT(83%) 显著高于对照组的63% (P ＜
0. 01)． 而由图 6(c) 可见，培养体系内m(DDD) 也
表现出与正常培养相同的规律，但是 DDT 的迁移量
以及 DDD 的积累量都没有正常培养中表现得多 ．
图 6 3 种培养条件下红绒盖牛肝菌
培养体系中 DDT 迁移
Fig． 6 DDT transfer and transform in X． chrysenteron
culture with 3 treatments
图 7 为补糖处理和补铜处理的结果 ． 将各处理
组 16 ～ 25 d 的 DDT 分布与正常培养相比发现，补
糖处理没有改善 DDT 的去除效率，反而减少了 DDT
的消失量 ． 虽然铜是漆酶等的组成成分，但补铜处
理组 DDT 去除效率并没有得到提高，同时段的 DDT
消失量低于正常培养 ．
图 7 2 种培养条件下红绒盖牛肝菌
培养体系中 DDT 迁移
Fig． 7 DDT transfer and transform in X． chrysenteron
culture with 2 treatments
3 讨论
目前关于丝状真菌对有机污染物吸收存储的研
究不多，且以 PAHs( 多环芳烃) 为主． VERDIN 等［7］
研究真菌 Fusarium solani 对 PAHs 的积累和去除作
用时发现，当 F． solani 生长在含有苯并［a］芘的培
养基中，其菌丝内会出现大量的脂质囊泡( 苏丹Ⅲ
和罗丹明 B 染色) ，并且苯并［a］芘和罗丹明 B 的荧
光出现在菌丝相同位置，这表明 F． solani 将苯并
［a］芘存储在已存在的脂质囊泡中，同时发现该吸
收和存储过程是一种被动的温度独立过程，并且这
种积累是非耗能性的 ． VERDIN 等［7］还试验了多种
丝状真菌，均发现了类似的脂质囊泡积累过程，因此
可以认为这种转移存储现象普遍存在于真菌中 ． 也
有其他研究发现多种真菌可通过这种脂质囊泡对
PAHs 进行积累［15-16］． 该研究在细胞破碎过程中，多
次观察到细胞内部存在淡绿色的液滴状内含物，与
VERDIN 等［7］染色证实的脂质囊泡非常相似，由此
可推断红绒盖牛肝菌菌丝中也存在脂质囊泡，可能
791
环 境 科 学 研 究 第 25 卷
是 DDT 进入胞内后的存储位点 ． 而反应前期 DDT
发生大量迁移，但是并没有伴随降解发生，同时更重
要的是，对该时段培养液的分析中仅检测到含量非
常低的可溶性蛋白，并且未检测到漆酶活性( 数据
未显示) ，这表明漆酶在前期的DDT 降解过程中未
起到关键作用，而其在胞内的降解过程可能需要其
他路径，其在菌丝内的转移存储过程与其降解并不
是直接相关的 ． 虽然目前已有关于真菌通过脂质囊
泡吸收 PAHs 的研究［17］，但脂质囊泡是作为降解发生
的位置还是仅仅作为代谢前的存储位置尚不明确．
同时有研究发现当真菌暴露在有毒 PAHs 分子中时，
细胞内脂质含量呈降低趋势，VERDIN 等［18］提出苯并
［a］芘的降解可能与脂质代谢过程有关的假设． 对于
该研究来说，DDT 在菌丝体内的代谢位置以及代谢过
程从目前试验中无法得到，需进一步研究．
加入呼吸链抑制剂叠氮化钠并未抑制 DDT 由
培养液向菌丝表面和胞内转移，这表明 DDT 的该迁
移过程为不耗能过程［19］，与 VERDIN 等［7］的研究结
果相似，在其研究中，苯并［a］芘向菌丝脂质囊泡的
转移过程不受温度和叠氮化钠的影响，这一结果证
明 DDT 可能拥有与苯并［a］芘相同的转移存储机
制 ． 同时在 DDT 去除的关键期(6 ～ 10 d) ，叠氮化
钠完全抑制了 DDT 的去除，取而代之的是胞内大量
DDT 积累，且叠氮化钠同样抑制了胞内 DDD 的产
生 ． 其原因可能与 GALLMETZER 等［20］的研究相
似，是由于加入叠氮化钠后间接造成了胞内的厌氧
状态，或者直接抑制了胞内氧化酶的活性，而 DDT
的去除可能正是由这些氧化系统参与完成的，因此
受到了完全的抑制 ．
关于外源物的代谢有大量研究表明，共代谢基
质影响目标物质的代谢，尤其是糖类 ． WU 等［17］研
究发现，加入乳糖和棉子糖可以提高 Aspergillus sp．
BAP14 对苯并［a］芘的降解效率，而加入蔗糖和葡
萄糖则表现为负作用 ． MARCO-URREA 等［21-22］在
白腐真菌 T． versicolor 对 TCE 的降解研究中发现，葡
萄糖是作为菌丝内细胞色素 P450 酶的诱导剂发挥
作用的，DODDAPANENI 等［23］研究也证明了这一
点 ． 该研究低糖处理中，DDT 的去除提前出现，与前
文中提到的 DDT 去除以葡萄糖减少为一定前提的
推测相符，进一步表明了 DDT 去除与葡萄糖代谢之
间存在某种联系 ． 另外，尽管 DDT 去除时间提前，
但去除总量却低于正常培养，说明 DDT 去除的时间
虽然跟葡萄糖残留有关，但是去除量更与胞内的代谢
酶或者是活性物质有关． 而补糖处理减少了 DDT 的
消失量，可能是由于加入葡萄糖后，红绒盖牛肝菌菌
丝降低了对 DDT 的利用能力，或者其他营养物质消
耗过度，制约了红绒盖牛肝菌菌丝对 DDT 的降解．
4 结论
a． 红绒盖牛肝菌菌丝对 DDT 有很强的吸附
性，3 h 内吸附基本达到平衡，其吸附过程符合准二
级动力学方程 ． 在红绒盖牛肝菌培养体系中，DDT
从培养液向菌丝表面和菌丝内部的迁移过程为: 前
6 d 发生 DDT 的空间迁移过程，DDT 被菌丝吸附而
吸收进胞内存储;6 ～ 10 d DDT 大量被降解;10 ～ 25
d 总m(DDT) 微弱降低，但仍有转移过程，DDD 在菌
丝内部积累 ．
b． 脂质囊泡在 DDT 的迁移转化过程中可能起
到暂时存储的作用，但其是否为代谢位点尚不明确 ．
DDT 的总去除率受到呼吸抑制剂叠氮化钠的完全
抑制，但并不影响 DDT 向菌丝表面和内部迁移积累
这一非耗能过程 ． 低糖条件使 DDT 降解时间提前，
但其机理尚未明确，DDT 降解关键期的关键酶，诱
导关键酶产生的条件，以及 DDT 与糖共代谢等都有
待进一步研究探讨 ．
参考文献(References) :
［1］ 任仁 ．《斯德哥尔摩公约》禁用的 12 种持久性有机污染物
［J］．大学化学，2003，18(3) :37-41．
［2］ 安琼，董文华，王辉，等 ． 苏南农田土壤有机氯农药残留规律
［J］．土壤学报，2004，41(3) :414-419．
［3］ MEHARG A A，CHIMETJ W G． Ectomycorrhizas-extending the
capabilities of rhizosphere remediation［J］． Soil Biology and
Biochemistry，2000，32:1475-1484．
［4］ 赵曦，黄艺，敖晓兰 ．持久性有机污染物(POPs) 的生物降解与
外生菌根真菌对 POPs 的降解作用［J］． 应用与环境生物学
报，2007，13(1) :140-144．
［5］ 晁元 卿，黄 艺，费 颖 恒，等 ． 外 生 菌 根 真 菌 Xerocomus
chrysenteron 对 DDT 胁迫的耐受性及酶相应研究［J］． 环境科
学，2008，29(3) :788-794.
［6］ 杨青 ． DDT 在菌根植物中的迁移转化和跟际降解机理研究
［D］．北京:北京大学，2009．
［7］ VERDIN A，SAHRAOUI A L H，NEWSAM R，et al． Polycyclic
aromatic hydrocarbons storage by Fusarium solani in intracellular
lipid vesicles［J］． Environ Pollut，2005，133(2) :283-291．
［8］ KOTTKE I，GUTTENBERGER M，HAMPP R，et al． An in vitro
method for establishing mycorrhzae on coniferous tree seedlings
［J］． Trees-Structure and Function，1987，1(3) :191-194．
［9］ 杨丽莉，母应峰，胡恩宇，等 ． 固相萃取 － GCMS 法测定水中
891
第 2 期 汪 杰等:DDT 在红绒盖牛肝菌(Xerocomus chrysenteron) 培养体系中的转移降解特性
的有机氯农药［J］． 环境监测管理与技术，2008，20(1) :24-
28．
［10］ 李朝丽，周立祥 ．黄棕壤不同粒级组分对镉的吸附动力学与
热力学研究［J］．环境科学，2008，29(5) :1406-1409．
［11］ HIGUCHI M，SAIDO T C，SUHARA T． Animal models of
tauopathies［J］． Neuropathology，2006，26(5) :491-497．
［12］ 陈思学，焦新之 ．植物质膜氧化还原系统的生理作用［J］． 生
命科学，1995，7(4) :24-29．
［13］ 李光日，余惠生，付时雨，等 ． 漆酶催化活性中心结果及应用
的研究进展［J］．纤维素科学与技术，2000，8(2) :42-47．
［14］ HO Y S，MCKAY G． Pseudo-second order model for soption
processes［J］． Process Biochemistry，1999，34(5) :451-465．
［15］ SIMMONICH S L， HITES R A． Vegetation-atmosphere
partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons［J］． Environ Sci
Technol，1994，28:939-943．
［16］ BAUSSAN T，SANNI S，JONSSON G，et al． Bioaccumulation of
polycyclic aromatic compounds:bioconcentration in two marine
species and in semipermeable membrane devices during chronic
exposure to dispersed crude oil［J］． Environ Toxicol Chem，2001，
20:1175-1184．
［17］ WU Yirui，HE Tengteng，LUN Jingsheng，et al． Removal of Benzo
［a］pyrene by a fungus Aspergillus sp． BAP14［J］． World Journal
of Microbiology and Biotechnology，2009，25(8) :1395-1401．
［18］ VERDIN A，SAHRAOUI A L H，FONTAINE J，et al． Effects of
anthracene on development of an arbuscular mycorrhizal fungus
and contribution of the symbiotic association to pollutant
dissipation［J］． Mycorrhiza，2006，16(6) :397-405．
［19］ PAL A，WAUTERS G，PAUL A K． Nickel tolerance and
accumulation by bacteria from rhizosphere of nickel
hyperaccumulators from serpentine soil of Andaman，India［J］．
Plant and Soil，2007，293(1 2) :37-48．
［20］ GALLMETZER M，MERANER J，BURGSTALLER W． Succinate
synthesis and excretion by Penicillium simplicissimum under
aerobic and anaerobic conditions［J］． Fems Microbiology Letters，
2002，210(2) :221-225．
［21］ MARCO-URREA E，PARELLA T，GABARRELL X，et al．
Mechanistics of trichloroethylene mineralization by the white-rot
fungus Trametes versicolor［J］． Chemosphere，2008，70(3) :404-
410．
［22］ MARCO-URREA E，GABARRELL X，VILAPLANA M，et al．
Aerobic degradation by white-rot fungi of trichloroethylene
(TCE)and mixtures of TCE and perchloroethylene (PCE) ［J］．
Journal of Chemical Technology and Biotechnology，2008，83(9) :
1190-1196．
［23］ DODDAPANEINI H，YADAV J S． Differential regulation and
xenobiotic induction of tandem P450 monooxygenase genes pc-1
(CYP63A1) and pc-2 (CYP63A2) in the white-rot fungus
Phanerochaete chrysosporium ［J］． Applied Microbiology and
Biotechnology，2004，65(5) :559-565.
( 责任编辑:郑朔方)
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