（环境科学专业论文）白腐菌处理铅污染废弃稻草及其对铅钝化作用的研究.pdf

高校教师硕士学位论文 a b s t r a c t 1 n h ew i l i t e - r o tf i l l l 西d e g r a d 啦p bp o l i u t e dr i c e 咖1 wi i l a _ 咄w 粥咖d i e dd u 血g 劬n e n t a t i o l ln ed e 孕a d 崦丘删i o no fh 锄i c e l l m o ，c e u u l o 舭dl i 蛐雏dm c c h 锄西n gr e g u l a t i o fo r g 舭i cm a t t e r ，p hv a l u e ，o r g a i l i cm a t t e r ，o r g a r i i cl l i 仃o g e i l 柚d h 啪u s ( h l l i i l i ca c i da n df i l l v i ca c i d ) w e m o l l i t o r e dd 咖gf e 咖e n t a t i o nl l i l d e rf o u f d i f f c r c n tp bc o n c e n 订a d o 也d i s 砸b u t i o nc o e i 五c i e mo fe a c h6 a c t i o no fp bw a ss 叫i e d b c f o r e 柚da f t 盯筋n e m a t i o mn e r ea 丘v ek i i l d so fc o m p o l l l l df o i m s “t 1 1 eh e 哪 m e t a lp b ，w l l i c hi st l l e l u t i o ns t a t e 柚de x c h a i l g es 眦，t h ec 划m a t ec o m b i n a t i o ns 眦， t h ei r o nm 觚g a n e s eo x i d es t a t e ，t h eo r g a n i s mc o m b i m t i o ns t a t e 锄dm er ；e m m m ts t a t e 锄dh u m u sc 幽nw e d i s c u s s e dd u 豳gf e 咖e n t a t i o nu n d e rt l l ed i f f b r e n tp b c o n c e n t r a t i o l l t h 衄p bp 船s i va 主l e da c t i o no fh e a v ym e t a ii o 璐i nm 撕xw 私a l s o i _ e s e a r c h e dd 嘶n gh e n l i c e l i u l o 辩，c e l l u l o a n dl i g i l j l lw 硒d e 伊a d c d 1 kp r i n c i p l eo f p 船s i v a t i o nw 鹊d i l l s s c d ，趾dt l l e 碉c t i 伽a i l dr c a s o nw 孙a i l a i y z e df o rp 嬲s i v a t i i l gp b l h l d e r 让峙d i 虢r e n tp bc o n c e 曲i o n t h er e s u l ts h o w e dt h a t 、】i 蚵t e - r o tf h n 百l l a d c e n a i m yc 印a b i l 时i ne n d 嘶n gp o i s o fm e t a l 砷n ，硼d e rt i l ep be 】【i s t i n gi ts h o w e d t l m ti th a das 仃o n gc a p a b i l 时f o rd e g m d i i l go 曙a n i cs i l c ha sl i g n i i lw i l i c hw e r ed i m c u l t l y d e g m d c di i lr i c e 蛐麓w a n d i t w 勰o b v i o 惦l yt i l a lo b 卵r v t dm a tw i l i t e m tf i l n 西 p 私s i t c dp bw h e i l i t w 鹊d c g m d 崦p bp o l l u t c d l i g n i l l ，p bw a s t l l r n e d 舶ma c t i o 邮t o i 蚰c t i o n t l l a tp o i s o no fp bw 嬲c o n 们1 1 e da 1 1 dt h ee 丘b c t i v e n e s so fo r g 1 i l i s mw 猫c u t d o w n 1 1 l ef i g u r e so fs u c c e s s i 甑p e r i r r l e n t a l s u l t sr e n e c 砌t i l a tp bi o 璐c o u l d p r o m o t ei 1 1 c r e m e mo f t h ew l l i t e 一tf h n 百，t h e2 0 0m g 瓜gp bc o l l c e n t r a t i o nw 鹤t h em o s t 印p l i c a b l yi l lt l l e f o u rc o n c e 劬i o 惦o fm ee x p 甜m e n t a lr e l t s ，卸d 瑚d e rt l l i s c o n c e n n 钺i o nt h a tw h i t e m tf i l l l 西n o to l l l yg r e wb e s t ，b u ta l s oh a das t r o n gc 印a b i l i t yi l l d e g 砌i n go r g a i l i cs i l c h 嬲h e i l l i c e l l u l o ，c e l l u l o 柚dl i 印i i li nr i c es 昀w 锄dw 勰 s u p e f i o rt 0o t i l e rc o n c e n 眦i o n t h cd e 孕a d a t i o n 腑t eo fh 砌c e l l l l l o 辩，c e l l l l l o a n d h 高校教师硕士学位论文 l i 鲥nr ：c a c h e d5 2 3 麟，3 2 2 9 觚d4 4 1 6 n ew e i g h tl o 船m t eo f m 砌xw e i g b ta n d c o n t e m so fh 啪l l sc a r b o nr e a c h e d1 4 2 o lm g 悖t h a tw i l i t c r o tf i l n 百粤u w m g 觚d c 印a b i l i t yf b rd e g r a d i n go 玛a l l i cw e 缸血l c db e c a u 4 0 0m 眺gp bc o n c 吼l t r a t i o n w 船伽i l i g h ，锄dt h ea 侬c t 眦d e r3 0 0 m 啦gp bc o n c 曲删i 吼w 硒s i i i l i l 盯、】i ，i mi t t o m ea ( 劬t na l lh a dc e n a i l i l yp r o m o t el l l e 血n c t i o n 眦1 d e ro 讲 o s i t eh i g h e ra l l dl o w e r p bc o n c e 曲眦i o i i ，b u tm ea 脏c tw 嬲n tc o m p a r c d 谢mt h a t 硼d c r2 0 0 i i l i ( gp b c o n c e n t l a t i o n k e y w o r d s ：w h i t c r o tf i m g i ，s o l i ds t a t ef e 肋删i o i i ，m a n i 墨d e g m d a t i o i i ，p 嬲s i v a t i o i l ， p b i i - i ：校教师硕士学位论文 插图索引 图1 1 木质素的三种基本结构3 图1 2 软木木质素片断结构示意图5 图2 1l i p 的催化氧化有机物( a h ) 机理1 4 图2 2m 【l p 的催化氧化有机物( a h ) 机理1 5 图3 1 发酵基质中p h 的变化3 2 图3 2 发酵基质中有机质、有机氮的变化曲线3 5 图3 3 发酵基质总重的变化曲线3 7 图3 4 半纤维素总重的变化曲线3 9 图3 5 半纤维素总重的变化曲线4 2 图3 6 木质素总重的变化曲线4 4 图3 ，7 腐殖酸碳的变化曲线4 6 图3 8 腐殖化率的变化曲线4 8 图3 9 富里酸碳的变化曲线4 9 图3 1 0 富里酸碳倩殖酸碳的变化曲线5 0 图3 ，“胡敏酸碳的变化曲线5 0 图3 1 2 胡敏酸碳腐殖酸碳的变化曲线5 l 图3 1 3 胡敏酸碳富里酸碳的变化曲线5 2 图4 1 不同处理胡敏酸的紫外光谱曲线( o d ) 5 7 图4 2 不同处理胡敏酸的紫外光谱曲线( 6 d ) 5 7 图4 3 不同处理胡敏酸的紫外光谱曲线( 1 2 d ) 5 8 图4 4 不同处理胡敏酸的紫外光谱曲线( 1 8 d ) 5 9 图4 5 不同处理胡敏酸的紫外光谱曲线( 2 4 d ) 6 0 图4 6 生物碳量的变化曲线6 l 高校教师硕e 学位论文 附表索引 表3 1 萃取溶剂2 8 表3 2 基质失重率的统计分析和显著性差异检验3 8 表3 3 半纤维素降解率的统计分析和显著性差异检验4 0 表3 4 纤维素降解率的统计分析和显著性差异检验4 2 表3 5 木质素降解率的统计分析和显著性差异检验4 5 表3 6 不同处理胡敏酸的光密度指数5 4 表4 1 发酵始末稻草中p b 各形态分配系数6 3 湖南大学 学位论文原创性声明 本人郑重声明：所呈交的论文是本人在导师的指导下独立进行研究所 取得的研究成果。除了文中特别加以标注引用的内容外，本论文不包含任 何其他个人或集体已经发表或撰写的成果作品。对本文的研究做出重要贡 献的个人和集体，均已在文中以明确方式标明。本人完全意识到本声明的 法律后果由本人承担。 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，同意 学校保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文 被查阅和借阅。本人授权湖南大学可以将本学位论文的全部或部分内容编 入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存和汇 编本学位论文。 本学位论文属于 l 、保密口，在年解密后适用本授权书。 2 、不保密团。 ( 请在以上相应方框内打“”) 作者签名： 导师签名： 日期：刎6 年口月f 口日 日期：年月 日 高校教师硕士学位论文 第l 章绪论 1 1 木质素类废物的存在概况 植物是地球上最丰富且可再生的有机资源，面对当今世界性的能源危机、食 品及化工原料的短缺危机，充分利用植物资源已经成为当前国际战略研究的热点 “1 。木质素( l i g l l i n ) 是高等植物大量含有的有机高分子化合物，在自然界中其含 量仅次于纤维素( c c l i l l l o s e ) 啷。同时木质素也是作物秸秆以及城市生活垃圾中一种 较难降解的物质，木材水解工业和造纸工业的副产物，可造成严重的环境污染。 木质素在自然界中含量极丰富，在木本植物中，木质素的含量约为2 0 q o ，在 草本植物中其含量约1 5 2 5 。木质素是一种有价值的潜在能源它广泛存在于高 等植物细胞壁中，与纤维素一起构成植物骨架的主要成分，是含量仅次子纾维素的 生物多聚体。是地球上仅次于纤维素的第二丰富的可再生资源，它具有各种生物学 稳定的复杂键型而不易被微生物降解，属于结构极复杂的一种天然有机高分子化 合物，由于木质素属于一类由苯丙烷单元通过醚键和碳碳键连接成的复杂无定型 高分子芳香族化合物，与纤维素相比，木素分解特别慢，故木素降解在碳素循环中 占有重要地位。因此木质素的降解成为地球上碳素循环的限制环节，也使得人类 对植物资源的利用变得更加困难”。 据估计，全世界陆生植物每年可得1 5 0 0 亿t 纤维素、半纤维素和木质素，三 者的量大体相当叫。我国是一个农业大国，各类农作物纤维资源十分丰富，仅秸秆 一项就达7 0 亿t 以上，其中稻草2 3 亿t ，玉米秸秆2 2 亿t ，豆类和秋杂粮秸秆1 0 亿t ，花生和薯类藤蔓、甜菜叶等1 0 亿t 。此外还有大量的植物纤维，如树叶、草、 苇等。我国农作物秸秆占世界秸秆总产量的2 0 3 0 “，这是一笔巨大的潜在财 富。其中4 5 4 7 作为燃料补充农村能源的不足，1 5 以烧荒形式烧掉，只有很 少一部分过腹还田或直接还田。如何将这些资源利用起来，既使资源得到充分利 用，又使环境不遭受污染，是现代农业面临的难题。目前，对于如何将秸秆合理 利用的研究主要集中在以下3 个方面：直接将秸秆还田，以增加土壤肥力。 利用微生物发酵农作物秸秆，生产蛋白饲料。用秸秆纤维素生产酒精和甲烷”。 就木质素而言，是造纸等工业的副产品，只有极少数被利用，大多数被排入江河， 既浪费了木质素资源，又污染环境，充分利用廉价、易得的木质素资源，越来越 受到关注。 1 2 木质素类废物的生物降解 农业废物中木质素主要来源于秸秆等禾本植物，木质素含量较高。而木质素是 由苯丙烷结构单元通过醚键和碳一碳键联接而成的复杂的，近似球状的无定形芳 香族高聚物，溶解性差。并难以被酸水解，且其含有各种生物学稳定的复杂键型对 酶的水解呈抗性，是目前公认的微生物难降解的芳香族化合物之一。因此，不论在 城市垃圾还是农业垃圾堆肥处理过程中，由于许多微生物不能分解木质素，而纤维 素受到外层木质素包裹的保护，都导致纤维素分解也受到限制。1 。 木质素在自然界中的数量，仅次于纤维素和甲壳质，是第三大量的天然有机 物。人类利用纤维素已经有数千年的历史，而木质素却至今没有被大量广泛地利 用，其研究工作也只是1 9 3 0 年后才真正开始。人们在利用纤维素的同时产生了大 量作为废物的木质素，严重地污染了环境。木质素对环境的污染，在国外并非很 突出的问题，但在我国则较为严重。进入水环境的木质素主要有两种类型：l 木 材水解工业产生的木质素，数量较少；2 ) 造纸工业产生的木质素，主要存在于造 纸废水中。国外用木材造纸，造纸废液进行碱回收，同肘将木质素燃烧转变为热 能，所以造纸废液不会对环境造成污染。而我国以麦草、稻草、芦苇、甘蔗渣造 纸为主，很难进行碱回收，造纸废水中的主要污染物就是木质素，很难处理，废 水数量之大，占到全国工业废水量的3 a ，严重污染了环境，成为我国工业废水 控制的第一对象。关于处理木质素废水方面的研究早已引起重视，以往木质素生 物降解研究成果也主要出现在水处理研究领域。而针对固态木质纤维素类废物的 处理研究则相对较少。事实上，大部分稻草、秸秆往往以堆积、荒烧等形式直接 侵入环境，造成极大的环境污染和浪费：传统堆肥也常因含有大量木质纤维素而 致使堆肥效果不佳嘲。随着研究的深入，堆肥处理植物生物质及将其有效地转化为 有机肥以实现废物的资源化日益受到重视，越来越多研究者开始关注固态木质素 生物降解的相关研究，以期促使木质纤维素类农业废物快速转化形成腐殖质。以 缩短垃圾堆肥的腐熟时闻，促进堆肥的深度腐熟，从丽提高堆肥的效率、堆肥成 品的肥效以更有效地利用稻草、秸秆类资源。 1 2 i 木质素的结构 木质素的精确结构至今尚未确定。其结构形式，因植物的种类而有很大变化。 现已知木质素基本上是由苯丙烷结构单元组成的复杂的近似球状的芳香族高聚 体，由对羟基肉桂醇( p h y d f o x y c i 加锄y i a l c o h o i s ) 脱氧聚合而成。是一种高分子 苯基一丙烷衍生物的复杂聚合物，由松柏酵、香豆醇和芥予醇等结构单元之间通 过c c 和c o c 这两种共价键连接聚合而成，同时，木质素还可以与细胞壁多聚 糖组分之间以酯键结合。由于分子大( 分子质量 1 胁1 0 5 ) ，溶解性差，没有任何 规矩的重复单元或易被水解的键，所以木质素结构复杂而不规则，单元结构之间 连键的种类很多，不适于通过水解的方式降解( 纤维素、半纤维素等生物聚合物 高校教师硕士学位论文 主要由水解酶类降解) ，对多数微生物的攻击都有抗性棚。但是，少数微生物主要 通过氧化途径最终能将其分解为c 0 2 。近几十年来，国内外学者一直在寻找降解木 质纤维素的最佳途径，研究主要包括以下几个方面：( 1 ) 将秸秆等含木质纤维素的 物质进行理化处理，如辐射“”、蒸气爆破1 、膨化“”、碾磨等“”；( 2 ) 酶解、生物 发酵和生物堆肥“”；( 3 ) 将上述两个方面综合考虑。理化处理约可以去掉5 0 的 木质素，并使纤维成为非结晶态“”，但成本较高，易产生二次污染。利用微生物降解 木质纤维素国内研究报道不多，特别是在木质纤维素作为堆肥原料，其生物可降解 性方面研究则更少脏”1 。木质素的基本结构单元是苯丙烷，同时己确认在苯环上具 有甲氧基存在。以苯丙烷为主体的木质素主体结构共有三种( 非缩合型结构) ，即 愈创木基结构( 松柏醇) 、紫丁香基结构( 芥子醇) 和对羟基结构( b 羟基肉桂醇) ，见图 1 1 。针叶树木质素以愈创木基结构为主，紫丁香基结构单元和对羟苯基结构单元 很少或者没有，草本植物中这三种结构都有。 木质素基本结构单元间连接的醚键主要有p o _ 4 型、加- 4 型、4 o 5 型、舡。吖 型：碳碳键主要有p 5 型、5 5 型、p p 型与p 1 型。木质素的结构非常复杂，因此 虽然从1 9 世纪后期就开始研究，但由于其结构的复杂性及在自然界中的存在方式， 不可能把整个本质素分子以其完整状态分离出来，因此至今还没有将各种木质素 的详细结构研究清楚，提出的所有模型都只能描述木质素分子的一部分结构，不 兮h ，o c h ， 愈创木基结构 ，o c 1 3 4 岳d 豇h 以棚删 、 o c h 3 紫丁香基结构对羟苯基结构 图1 1 木质素中的三种基本结构 f i g 1 11 1 l r b 觞i cg t r u a 【i i mo f i i 印缸 过近2 0 年来已经提出了十几种模型，尤其是通过计算机的辅助设计，提出的结构 模型更趋合理，见图1 2 所示，其中旬m e 表示o c h 3 。 由图1 2 可看出木质素结构中有复杂的官能团，其分布与种类有关，主要包括： ( 1 ) 羟基：木质素结构中存在较多的羟基，以醇羟基和酚羟基两种形式存 在。木质素结构中的酚羟基是一个十分重要的结构参数，酚羟基的多少会直接影 响到木质素的物理和化学性质，如能反映出木质素的醚化和缩合程度，同时也能 衡量木质素的溶解性能及反应能力。 ( 2 ) 羰基：木质素结构中存在多种羰基。 ( 3 ) 羧基：一般认为木质素中不存在羧基，但是在磨木木质素中却发现其存 在。 ( 4 ) 甲基：木质素中可能存在甲基，但含量甚微。 白腐苗处理铅污染废弃稻草及其对铅钝化作用的研究 由于木质纤维素的组成成分复杂、稳定，使得其生物降解难于迅速进行。依据 波尔屯克模型，在秸秆类纤维素的微小构成单位周围被半纤维素，其次是木质素层 的鞘所包围。木质素虽然对纤维素分解物质( 如酶等) 反应没有阻碍作用，但它阻止纤 维素分解物对纤维素的作用，因此人们不得不借助化学的、物理的方法进行预处理， 使纤维素与木质素、半纤维素等分离开；使纤维素内部氢键打开，使结晶纤维素成为 无定型纤维素，以及进一步打断部分p 1 ，4 糖苷键，降低聚合度。经预处理后，有的纤 维素酶降解速率甚至可以与淀粉水解相比，对秸秆酶解之前，应该先对其进行预处 理。传统的预处理方式包括物理法、化学法、物理化学法m ，。 1 2 2 木质素的降解生物及其降解能力 在自然界中，能降解木质素并产生相应酶类的生物只占少数，木质素的完全 降解是真菌、细菌和相应微生物群落共同作用的结果，其中真菌起着主要作用。 真菌借助孢子和菌丝的作用，扩散到木质材料中，甚至进入细胞内进而分泌特殊 的酶攻击木质纤维的细胞壁。木质素的特殊结构是制约木质素生物降解酶系统的 最主要的制约因子，这就决定了它必须不同于别的生物多聚体的降解系统，而必 须是胞外的、非专一的，而且是非水解的【”，。 降解木质素的真菌根据其木材腐朽类型可分为白腐菌、褐腐菌和软腐菌，它 们的分类位置、形态、生理特性都不相同。白腐菌使木材呈白色腐朽的真菌，菌 丝沿着细胞腔蔓延，主要集中在纹孔处。在菌丝下细胞壁被分解出一条沟槽，它可 按从细胞腔一s 3 色一s 2 一s i 一复合胞间层的顺序逐渐降解纤维素、半纤维素和木质 素。褐腐菌使木材呈褐腐朽，在木材中，菌丝只能沿着细胞腔延伸。由于褐腐菌 主要降解多糖而分解木质素能力弱，所以褐腐只局限在含木素密度低的s l 和s 2 层。 褐腐的明显特征是纤维素迅速解聚，分解木质素能力较差。软腐菌属于子囊菌和 半知菌类，能使木材变软失重，分解木材中的非木质素多糖，有限地降解木质素。 软腐木材干燥后为褐色，有裂缝，其重量减轻，机械强度减弱。软腐菌生长在湿 度较大的木材上，主要在硬木上，其明显的特征是在s 2 层钻洞。除了钻洞外，大 多数软腐菌还可以从细胞腔向复合胞间层产生腐蚀。 白腐菌是一类腐朽木材能力很强的真菌，其次生代谢过程中产生的木质素过 氧化酶( l i p ) 、锰过氧化酶( m n p ) 和漆酶( l a c c a s e ) 具有很强的催化降解木质素 的能力。由于营养限制还启动的包括还原酶、蛋白酶等多种酶协同催化的作用，白 腐菌可对多环芳烃、氯代芳香化合物、酚类、胺类农药和染料进行降解。白腐菌 降解木材或稻草木质素及废水中有机物，是因碳、氮源的短缺启动了白腐菌的第二 代谢阶段，激发了葡萄糖氧化酶的形成。葡萄糖氧化酶是h 。0 2 产生的主要因素，h 她 的产生，使得木质素氧化酶，锰过氧化酶和漆酶被激活，使降解木质和其他有机物 高校教师硕士学位论文 的反应得以进行。白腐菌降解稻草是通过菌丝穿透细胞壁，使细胞壁的成分( 如木 质素和少部分纤维素) 降解。自腐菌可附着在稻草末上生长繁殖，稻草末既是菌 体固定的载体，又是菌体生长所需要的营养来源。“。 图1 2 软木木质素片断结构示意图 f 嘻1 2t h e 辩c t i o ns b l i c t u 坤o f f t 、v 伽dl i g n m 白腐菌降解木质素的能力优于其降解纤维素的能力，这类菌首先使木材中的 木质素发生降解而不产生色素。而后两者降解木质素的能力弱于其降解纤维素的 能力，它们首先开始纤维素的降解并分泌黄褐色的色素使木材黄褐变，而后才部 分缓慢的降解木质素。白腐菌能够分泌胞外过氧化酶降解木质素，是公认的最主 要的木质素降解微生物，也是目前研究最多最为透彻的一类真菌。目前研究较多 的白腐菌有：黄胞原毛平革菌( p b a n e f o c l l e t ec h r ) ，s p o r i 啪) 、彩绒草盖菌( c 嘶d u s v e r s i c o l o r ) 、变色栓菌( 1 1 l 哪e t e sv e r s i c o l o r ) 、射脉菌( p l i l e b i a 瑚i d ia _ c a ) 、风尾菇( p l e u r o n 珞 p u l i i l o n o n 卸l l s ) 、朱红密孔菌( p y c p o m sc i 邶a b a r i 肌s ) 、贝壳壮革耳菌( p 删 c o n c i l a t u s l 等，这些菌多属于高等担子菌亚门、无隔担子菌亚门。 黄孢原毛平革菌是木质素降解研究的模式菌种，它生长较迅速，木质素降解 程度好，相对高的最适温度，大量形成无性孢予，有性循环迅速，使其具有广阔 的应用前景。在木质素代谢机制方面，目前的成果主要来自黄孢原毛平革菌，大 量研究表明木质素降解仅在次生代谢阶段表达，且能通过碳源、氮源和硫化物的 限制来激发，还受氧浓度的严重影响。 褐腐菌的软腐菌中的有些种类也可以分泌一些降解木质素的酶类，但是它们 分解木质素的能力不是很强，因此一直没有广泛系统的研究1 。然而，随着研究 的深入，许多研究者指出在土壤、堆肥等系统中木质素纤维素的降解绝不仅仅是 白腐真菌的作用，许多低等真菌( 主要是软腐真菌，属于半知菌纲和子囊菌纲) 的作用不容忽视矧。g e o r g e 等从堆肥中筛选有木质素降解能力的真菌，得到较多 不同属的低等真菌，他认为在堆肥中存在大量此类真菌且较易分离。王地等哺1 研究了长白山地区降解木质素的真菌，发现该地区木质素分解菌主要有曲霉属 ( 舢p e r g i l h l s ) 、木霉属( t r i c h o d e 珊a ) 及毛霉属( m l l c o r ) 。 白腐菌降解木质素有三个特点。第一，能彻底降解木质素生成c 0 2 ，而细菌至 多将2 0 木质素碳转化成c 0 2 ；第二，木质素降解主要是氧化反应，产物中不出 现木质素单体；第三，木质素降解本身不提供细菌生长和维持所需的碳源和能源， 需要提供另外的碳源和能源供菌降解木质素。 白腐菌降解木质素产物所含碳、甲氧基、氢比相应原木质素少，而含较多氧、 羟基，芳香性比原木质素低，a 、6 不饱和链烃增加，但分子量近似原木质素。 根据木质素降解产物分析，认为木质素降解可以分为以下几步： ( 1 ) 脱甲基和羟基反应形成多酚结构；( 2 ) 加氧裂解多酚环，产生链烃；( 3 ) 水解 使脂肪烃缩短。为此设想酶系是在胞外或束缚于细胞壁上。包括：过氧化氢h 2 0 2 产生酶系；利用0 2 h 2 0 2 的木质素氧化酶系，以产生木质素自由基和醌；木 质素活性中间体还原形成稳定单体的醌还原酶系；木质素小分子片段在胞内发 生环开裂反应，分解产物经t c a 环生成c 0 2 ”。 此外，担子菌类自腐真菌在土壤中的木质素降解作用还存在争议，因为土壤 环境条件不适于白腐菌活性代谢( 土壤p h 值通常比较高，c ，n 比较低) 。 1 3 重金属的存在对固态发酵处理木质素类废物的影响 1 3 1 重金属的存在及其污染现状 重金属主要是指h g 、c d 、p b 、c r 以及类金属a s 及其化合物，也包括具有 高校教师硕士学位论文 毒性的z n 、c u 、c o 、n i 和s n 等，重金属以瞻毒性最大，c d 次之，p b ，c r 和 a 占也有相当的毒性，被人们称为“五毒”。由于它们各自有不同的特性，因而造成 的污染危害也不尽相同，而且同种重金属，由于它们存在形态的不同，其迁移转 化特点和污染性质也不相厨。在环境科学研究中，要查明污染元素和有毒元素的 发生源，往往还要追溯元素迁移的途径和痕迹，以及存在形式的转化及其对人体 健康的影响“。 随着人口剧增和工业加速发展，人类社会所面临的环境污染也日益严重。而 无论是土壤污染物，还是水体和大气污染物，都含有重金属物质。这些重金属通 过在生态环境和生物中的迁移、转化和富集已对环境质量和人类健康构成了严重 的威胁。因此重金属污染研究己成为国内外普遍关注的焦点。就环境污染物来说， 重金属污染尤为严重，环境中的重金属污染随着工业生产的发展而加剧。生活垃 圾和污水污泥中含有大量重金属。如皮革中含有铬，蓄电池中含有铅，而污水 污泥中则含有大量的铅、镉、汞、砷等重金属。重金属排入环境后不易去除而是 在环境中长期累积，对生物和人体产生毒性作用：同时重金属随水迁移，对周围 的土壤及地下水造成严重的污染。重金属进入土壤。富集后经过循环可能会进入 人体，危害人的健康。 1 3 2 重金属与微生物的相互作用 1 3 2 1 重金属对微生物活性的影响 微量的金属元素对微生物在自然界物质的分解、转化和循环起重要作用，但 当环境中金属浓度增高时就会影响甚至抑制微生物的生长及代谢活动，而且某些 非生物学功能的重金属如h g 、a g 、c d 等在其浓度很低时即有高毒性。某些重金属 在微生物的不同生长期是必需元素，当处于痕量水平时可促进微生物的生长，并 且菌体会通过各种生理代谢机制维持所需重金属在体内的动态平衡；但是当重金 属含量超过一定浓度时，对微生物具有毒性，甚至会杀死菌体，如硒是第二十一 氨基酸的组成部分，存在于多种类型的酶中，是所有活细胞的基本元素，但在细 胞内浓度过高时却是剧毒，当培养基含硒浓度超过2 0 肛g m 1 时会使 e s c h e r i c h i a c o l i 致死；又如铜在微生物中参与呼吸作用并可清除细胞内自由基， 是多种生物过程的基本辅酶。但是，当铜过量时会产生活性氧化物，破坏微生物 细胞内金属键与金属平衡，与生物大分子如蛋白质结合，破坏该大分子的正常生 理功能渊。 重金属对微生物有毒害作用，而其毒性根据重金属的种类的不同其作用机理也会 有所不同。如h g 的毒性主要表现为：抑制生物大分子如蛋白质和核酸的合成，导 致突变效应，停止细胞分裂，抑制生物氧化及运动性。c d 也具有致突变效应，导 致d n a 链断裂。p b 可造成细胞膜损伤，破坏营养物质的输送。有些重金属还会 对微生物的酶活性造成影响。重金属对酶的作用机理有：( 1 ) 重金属与土壤酶没 有专一性对应关系，酶活性没有受到影响；( 2 ) 酶作为蛋白质，需要一定量的重 金属离子作为辅基，此时重金属的加入能促进酶活性中心与底物间的配位结合， 使酶分子及其活性中心保持一定的专性结构，改变酶催化反应的平衡性质和酶蛋 白的表面电荷，从而可增强酶活性，即有激活作用；( 3 ) 重金属占据了酶的活性 中心，或与酶分子的巯基、胺基的结合，导致酶活性降低，即有抑制作用。另外 金属的毒性还与其价态或配基有关。h 矿相对于h g 而言毒性要大，而有机汞的毒 性是无机汞的1 0 0 多倍。a s ”的毒性要比a s 5 + 高2 0 0 倍，c ，毒性也高于c r 3 0 】。 细胞壁与膜的表面富集是微生物抵抗重金属毒性的手段之一。在较高浓度的 重金属环境中，微生物可通过先摄入一定量的重金属，刺激抗性机制的运行，促进 体内重金属的排出，同时通过壁膜成分的改变促进重金属晶体的形成与富集。“。 菌体也可以直接对重金属进行表面富集，对细胞表面的金属结合位点与壁膜金属 通道进行屏蔽，减少环境中重金属向细胞体内直接运输的压力。 由于微生物细胞壁表面有羧基、巯基等基团，细胞膜具有各类型吸附专性蛋白， 因此，重金属可在细胞壁、膜表面富集，并形成晶体。t a n j ak 等人在含a g n 魄 5 0 m o l l 的培养基中，在3 0 暗室对假单胞菌p s e u d o m o n a s s t u t z e r ia g 2 5 9 培养 4 8 h 后提取菌体。通过能量弥散x 射线分析、电子衍射与扫描电镜观察等实验发现， 银离子在细胞内外膜上形成三种不同形状的晶体嘲。其中有研究认为，当假单胞 菌细胞内a g + 向胞外运输至质膜时会与茵体活动产生的硫化氢发生酶触反应形成 a g 。s 晶体。这样就可以有效地降低细胞质内的银离子浓度，从而达到在较高银离子 浓度的环境中生存的目的。 重金属对微生物质膜的破坏并非简单的机械损伤，而是对细胞酶系的改变与 物质合成位点的抑制，从而使菌体原生质膜发生成分与通透性的改变。如 a 1 c a l i g e n e sx y l o s o x i d a n s 在镍的诱导下会产生n r s d 透性酶，序列分析表明，n r s d 的前4 0 0 个氨基酸形成1 2 个跨膜螺旋，组成透性通道参与镍的向外运输。其中第 二跨膜螺旋含有n i 2 + 结合域，碳端含有大量可以与重金属结合的组氨酸残基 嘲：a v 2 e r y ，h o w l e e t 等人分别通过铜、镉诱导啤酒酵母的生物抗性，发现这两种 重金属均会导致细胞膜多不饱和脂肪酸成分的增加与通透性的增大，但菌体对这 些重金属的抗性却因此增加数倍汹1 。这表明细胞膜成分的改变可增强微生物对重 金属的抗性。进一步的研究表明，多不饱和脂肪酸的增加与通透性的改变并不是对 金属运输的适应，而是菌体对重金属造成的胞内脂质过氧化的适应与抗性。如膜通 透性变化后，铯在啤酒酵母细胞内的运输动力学参数k s 、v 眦x 并没有明显的变化 吲。但并非所有微生物细胞膜成分与通透性的改变均是有利的。当s c e r e v i s i a e 细胞膜的亚油酸酯增加时，s r 2 + 的富集增加，流出量减少。 高校教师硕士学位论文 1 3 2 2 微生物对重金属毒性的钝化作用 虽然当重金属超过一定浓度时，对微生物具有毒害作用，但是某些微生物可 以通过生物解毒对重金属毒性产生抗性。重金属生物解毒是指微生物把抑制其正 常生长繁殖的有毒重金属通过运输、结合与转化等方式使细胞内重金属减少、毒 性减弱并对重金属毒性产生抗性的生理代谢过程。研究表明，不同类型的微生物 有不同的解毒抗性，如真核微生物，主要通过利用金属硫蛋白( me 1 1 _ t a i l o t i l i o i l e i n ， m t ) 螯合体内重金属，以减少破坏性较大的活性游离态重金属的存在；而原核微 生物则通过减少重金属的摄取，增加细胞内重金属的排放来控制胞内金属离子浓 度。实验证明，( c 趾d i d a a l b i c a n s ) 主要利用由c r d l 基因编码的p 1 型a r p 酶向体 外运输铜，当去除菌体内所有c r d l 时，c 卸d i d a 加i c 锄s 便丧失铜抗性。由于重金 属的用途日趋广泛，用量日益增加，因此，提高重金属的有效开采率与副矿利用 率显得尤其重要。同时由于重金属所具有的毒害性，进入环境中的重金属会导致 生态系统的严重破坏。所以如何利用微生物对重金属毒性的抗性，实现重金属的 趋利避害，已是重金属微生物治理与应用领域的研究热点。如重金属废水生物处 理领域对重金属抗性生物吸附剂的开发、改良与基因重组等研究；医院利用某些 重金属如银等对微生物的强烈毒害作用开发重金属杀菌剂，但是由于 c a n d i d a a l b i c a 璐等菌的抗银性，使其成为医院的主要致病菌，进一步的削弱该类菌 对重金属杀菌剂抗性的研究在医学研究中显得非常重要；采矿业利用某些微生物 如假单胞菌对贵重金属c o 、n i 、c u 、缸、c d 、h g 、p b 、u 等的抗性，进行贵重 金属的生物矿选( b i o l e a c l l i n g p f o c e s s f 0 陀s ) ：含重金属土壤与水体的生物修复等。 因此，研究微生物的重金属生物抗性具有深远的意义，而这方面的研究工作在国 内进行得还很少，在国外主要集中于生化作用与基因水平的机理研究。 由于微生物本身对重金属具有解毒性和吸附性，因此许多科学家关于利用生 物法处理重金属已作了大量研究，研究表明一些微生物如细菌、真菌、藻类对金 属有很强的吸附能力。另外利用生物体作为吸附剂回收重金属与其他同类技术相 比( 如蒸发、沉淀、活性炭吸附、离子交换树脂、电渗吸等) 具有以下优点： 在低浓度下，金属可以被选择性地去除；处理效率高；p h 值和温度条件范围 宽：投资小，运行费用低；可有效回收一些重金属。故利用微生物处理重金 属具有较好的经济价值和社会效益。生物处理重金属主要通过两种方式进行。微 生物活体细胞去除金属离子的作用一般称为生物积累。失活微生物对重金属的吸 附则称为生物吸附。因此通常所说的生物吸附不包括生物的新陈代谢作用和物质 的主动运过程。生物积累主要是利用生物的新陈代谢作用产生的能量，通过单价 或二价离子的转移系统把金属离子输送到细胞内部。由于有细胞内的积累，生物 积累的去除效果可能比单纯的生物吸附好。但是，须去除的金属离子大多是有毒、 有害的重金属或放射性金属，它们会抑制生物的活性，甚至使其中毒死亡。生物 白腐菌处理铅污染废弃稻草及其对铅钝化作用的研究 吸附主要是生物体细胞壁表面的一些具有金属络合、配位能力的基团起作用，如 羟基、羧基等基团。这些基团通过与吸附的金属离子形成离子键或共价键来达到 吸附金属离子的目的。与此同时，金属有可能通过沉淀或晶体化作用沉积于细胞 表面，某些难溶性金属也可能被胞外分泌物或细胞壁的腔洞捕获而沉积。生物吸 附不仅可以通过活细胞细胞进行，休眠的细胞或死细胞也可进行生物吸附。 另外，微生物降解木质素的的代谢产物如腐殖酸还可以螯合重金属。腐殖质 对重金属具有的强烈吸附作用是由于腐殖质具有的螯合作用。研究认为，腐殖质 作为环境中重要螯合剂，对重金属离子的迁移影响很大。腐殖质的基团主要是分 子侧链上的各种含氧官能团：o o h ，o h ，c = o ，n h 2 等。研究表明， 当羧基的邻位有酚羟基时，对重金属螯合特别有利。腐殖质与重金属螯合物的形 成可用以下形式表示其中，m e 2 + 代表重金属离子。腐殖质对重金属的迁移影响很大， c -婶c 不o o j 伽时一j ：一是坩 v卜伽vl o 一地 3 羔肘一 - n o 当在气候潮湿地区的酸性水中以溶胶形式存在时，它可以吸附很多重金属离子一 起迁移。当腐殖质里干燥的凝胶状态存在时，它便起着富集剂的作用。腐殖质对 重金属离子的作用除吸附作用外，尚有螯合作用。在环境中几乎所有金属离子都 有与腐殖质形成螯合物的能力。从研究中可知，腐殖质吸附金属能力的顺序为： p b c u z n c d 。一般认为，腐殖质对金属离子的螯合作用与吸附作用是同时存在的。 当金属离子质量浓度高时以交换吸附作用为主，而在低质量浓度时以螯合作用为 主；腐殖质螯合作用对重金属迁移的影响决定于所形成的螯合物是难溶的或易溶 的。当腐殖质与重金属形成易溶性螯合物时，便促进重金属的迁移。在腐殖质组 成中胡敏酸与金属离子形成的螯合物一般是难溶的，如胡敏酸与锌生成的螯合物 是难溶的。因此，腐殖质能够稳定地吸附重金属从而有效地去除重金属1 。 1 3 3 重金属在固态发酵中的影响 随着工业的发展，排放到环境中的重金属离子越来越多。垃圾受重金属污染 日益严重，不适当地堆制会使得堆肥成品的施用对人类环境存在极大的潜在危害。 。囊 了 高校教师硕士学位论文 重金属的存在是堆肥成品应用的阻碍因素，如何有效地降低垃圾堆h 巴成品中重金 属的生物有效性从而降低其危害已为人们所关注。堆肥过程中有许多因素影响堆 肥的进程和微生物的活性，其中重金属离子是一个重要的影响因素。重金属特性 ( 重金属的形态、种类和浓度等) 对选择适当的菌种降解木质素有重要影响。研 究表明，大多数重金属对植物、微生物都有一定的抑制作用，重金属的特性对一 定生物种能否在受重金属污染的堆中生存，特别是关系到能否建立对重金属起解 毒、吸附作用的生物群落。此外宏观及微观环境对重金属影响下微生物降解木质 素也有密切的相关。垃圾堆肥施入土壤使重金属积累是引人注意的问题。垃圾堆 肥过程不能降低重金属离子的含量，相反由于过程中湿度降低，二氧化碳和一些 有机小分子放出，p h 降低重金属离子的浓度相对增加，但是e d t ，d t p a 以及连续 萃取实验的结果说明在垃圾处理过程中可被植物吸收和利用的重金属离子浓度降 低，通过食物链进入人体从而危害人类健康的可能性减少。但是长期使用壤重 金属的积累仍不可忽视，因此如何降低垃圾堆肥中重金属的危害己经成为一个热 点问题。 白腐菌处理铅污染废弃稻草及其对铅钝化作用的研究 第2 章白腐菌处理p b 污染废弃稻草的可行性研究 2 1 白腐菌处理重金属污染农业废物的可行性 白腐真菌2 0 世纪8 0 年代初首次在s c i e n c e 中被报道，由于它具有很多其 他生物特别是细菌所不具备的特点，因此很快便引起环境界的广泛关注。 其特点为： 细菌在一定底物浓度诱导下才能合成所需的降解酶，所以不能降解低浓度 的有机污染物，并且只能将污染物降至有限水平。白腐真菌的降解酶的诱 导与降解底物的有无及多少无关，它是靠营养限制( 主要是n ) 来启动降 解过程的。这样白腐真菌既能降解环境中低浓度污染物，又能将其降到几 乎测不出的水平。 动力学优势。细菌对化学物的降解多属酶促转化。因此，降解遵循的是米 氏动力学，所以细菌必须考虑各种降解酶对污染物的k 。( 米氏常数) 。而 细菌对难降解的异生物质从本质上是排斥的，低亲和的( 高米氏常数) ， 这决定其降解过程的不彻底性和不充分性。相反白腐真菌是通过自由基过 程实现化学转化的，化合物降解遵循的一般是准一级动力学。催化启动初 始氧化反应的酶对底物无真正意义上的k 。值，有利于氧化产物的形成， 意味着白腐真菌能降解低浓度污染物并将污染物降至接近于零的水平。 竞争优势。白腐真菌能产生自由基，氧化其他微生物的蛋白质、d n a ，致 使它们死亡；还能利用质膜上的氧化还原系统，调节