VI SINH VẬT VÀ CHẤT GÂY Ô NHIỄM HỮU CƠ

VI SINH VẬT VÀ CHẤT GÂY Ô NHIỄM HỮU CƠ
20.1 Giới thiệu
20.2 Luật Môi trường
20.3 Tổng thể quá trình phân hủy sinh học
20.4 Cấu trúc Chất gây ô nhiễm, độc tính, và phân hủy sinh học
20.4.1 Tiềm năng về gene
20.4.2 Độc tính
20.4.3 Sinh khả dụng
20.4.4 Cấu trúc chất gây ô nhiễm
20.5 Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến phân hủy sinh học
20.5.1 Điều kiện oxi hóa khử
20.5.2 hữu vật chất Nội dung
20.5.3 Nitơ
20.5.4 Các yếu tố môi trường khác
20.6 Phân hủy sinh học của các chất ô nhiễm hữu cơ
20.6.1 Nguồn ô nhiễm và các loại ô nhiễm.
20.6.2 Aliphatics
20.6.3 Alicyclics
20.6.4 Chất thơm
20.6.5 Dioxin và PCBs
20.6.6 Dị hợp chất
20.6.7 Thuốc trừ sâu
20,7 .Xử lý sinh học
20.7.1 Bổ sung oxy hoặc khí khác
20.7.2 Những chất dinh dưỡng bổ sung
20.7.3 Liên tiếp xử lý kị khí-hiếu khí
20.7.4 Bổ sung chất hoạt động bề mặt
20.7.5 Bổ sung vi sinh vật hoặc DNA
Câu hỏi và vấn đề
Tài liệu tham khảo và đề xuất.
20.1 GIỚI THIỆU

Bùng phát toàn cầu của hóa chất công nghiệp và nông nghiệp đã dẫn
đến ô nhiễm môi trường trên diện rộng. Ví dụ, Cơ quan bảo vệ môi
trường Hoa Kỳ (EPA) ước tính rằng hơn 1 triệu bể lưu trữ ngầm
(USTs), chủ yếu được sử dụng để lưu trữ gas-cho các đường ống dẫn ga
tại Hoa Kỳ. Tính đến năm 2003, hơn 436.000 của USTs đã xác nhận giải
phóng vào môi trường (Rothenstein, 2003). Đây là loại ô nhiễm được
biết đến như một nguồn ô nhiễm tập trung. Ngược lại, dụng thuốc trừ
sâu và phân bón trên các vùng đất rộng lớn là một ví dụ về ô nhiễm
nguồn không tập trung. Một gần đây Báo cáo chỉ ra rằng 90% các dòng
suối được theo dõi và 55% các vị trí nước ngầm nông trên nông nghiệp
và đất đô thị đã bị ô nhiễm với thuốc trừ sâu (Gilliom, 2006).
Ô nhiễm nước ngầm là một vấn đề quan trọng từ hai khía cạnh(Foster và
Chilton, 2003; Meybeck, 2003). Thứ nhất, nước ngầm cung cấp đa số
nước uống tại Hoa Kỳ, Năm mươi phần trăm dân số nói chung và ít nhất
95% dân cư nông thôn có được nước uống từ nguồn nước ngầm. . Thứ
hai, có một trao đổi thủy văn giữa nước mặt và hệ thống nước ngầm, có
nghĩa là có một ống dẫn để di chuyển ô nhiễm nước ngầm vào nước trên
bề mặt (xem Thông tin phần 20.1)
Hiện nay, như một kết quả của các hành động vô tình hay cố ý thải các
chất độc hại ở Hoa Kỳ, hơn 1.4 triệu mẫu của luồng hóa chất trong nước
ngầm cần khắc phục hậu quả (NRC, 2003). Hơn nữa, có rất ít nghi ngờ
rằng những hóa chất luồng đang góp phần vào sự ô nhiễm của nước mặt
bao gồm suối, hồ.
Mục tiêu của chương này là để kiểm tra vi sinh vật tương tác với các
chất ô nhiễm hữu cơ có thể được khai thác không chỉ để giúp ngăn chặn
ô nhiễm mà còn để khắc phục các vị trí bị ô nhiễm. Hoa Kỳ đã thông
qua một loạt các luật môi trường uỷ quyền việc làm sạch của các vị trí ô
nhiễm. nhưng chi phí dọn dẹp đã được ước tính được trong hàng nghìn
tỷ USD. Vì vậy, từ khía cạnh xã hội chúng ta xem xét vấn đề làm sạch
theo các khía cạnh sau:

Đầu tiên có liên quan đến mục tiêu làm sạch và câu hỏi "Làm sạch như
thế nào là sạch? "Các chặt chẽ việc cung cấp làm sạch (ví dụ, nồng độ
chất gây ô nhiễm thấp hơn), chi phí làm sạch dự kiến ít hơn. Nó có thể
cần hàng chục đến hàng trăng triệu dola để làm sạch hoàn toàn các hỗn
hợp các chất thải nguy hại tại một vị trí rộng lớn. Trong thực tế nó có thể
là không thể làm sạch hoàn toàn nhiều vị trí ô nhiễm. Vì vậy, quan trọng
là tính khả thi làm sạch vật chất và mức độ rủi ro tiềm ẩn từ sự ô nhiễm
được cân nhắc với các tác động kinh tế và việc sử dụng trong tương lai
của các vị trí.
Khía cạnh thứ hai được xem xét là liệu các hoạt động của vi sinh vật tự
nhiên trong môi trường có thể hỗ trợ trong việc dọn dẹp vùng ô nhiễm.
Một câu hỏi nữa là liệu các hoạt động này sẽ diễn ra nhanh chóng, đủ tự
nhiên, hoặc mặc dù chúng có thể thì cần được tăng cường. Những khía
cạnh được gắn chặt chẽ với nhau bởi vì mặc dù các hoạt động của vi
sinh vật có thể làm giảm ô nhiễm đáng kể, chúng thường không loại bỏ
hoàn toàn chất gây ô nhiễm.
20.2. Luật môi trường
Xã hội đã bắt đầu phản ứng với vấn đề môi trường từ lâu, bắt đầu với
việc công nhận rằng môi trường của chúng ta là rất nhạy cảm và các
hoạt động của con người có thể có một tác động rất lớn vào nó. Ở Mỹ,
điều này dẫn đến việc hình thành các công viên quốc gia Yellowstone
vào năm 1872 và giao việc chăm sóc bảo vệ rừng cho Lâm nghiệp Mỹ
vào năm 1897. Sau Thế chiến II, các tác động ô nhiễm của công nghiệp
bắt đầu được rõ ràng, Quốc hội bắt đầu lập pháp trong lĩnh vực kiểm
soát ô nhiễm. Pháp luật này lên đến đỉnh điểm trong các đạo luật chủ
yếu kiểm soát ô nhiễm liên bang của năm 1970 mà bây giờ tạo thành
một phần chính của pháp luật gọi là luật môi trường. Luật môi trường
liên bang bao gồm của pháp luật trong các lĩnh vực bảo tồn và kiểm soát
ô nhiễm, cùng với việc lập kế hoạch và phối hợp các đạo luật quan
trọng.

Luật môi trường liên tục thay đổi và phát triển như chúng tôi cố gắng để
đáp ứng thay đổi các ưu tiên và áp lực về tài nguyên. Đôi khi pháp luật
được thay đổi để cho phép ô nhiễm thêm hoặc nguy cơ ô nhiễm xảy ra
cho "tốt của xã hội." Một ví dụ là khai thác dầu trong khu vực nhạy cảm
với môi trường như Alaska và bờ biển Đại Tây Dương và Thái Bình
Dương. Mặt khác, một số luật có thể được thực hiện nghiêm ngặt hơn.
Một ví dụ khác từ ngành công nghiệp dầu mỏ, trong khi chất thải nhà
máy lọc dầu có rất nhiều quy đinh để xử lý còn các chất thải phát sinh
cũng từ lĩnh vực dầu không được quy định và thường xuyên bị chôn lấp
không qua xử lý. Khi thực tế này được chú ý, pháp luật đã được ban
hành để yêu cầu ngành dầu khí xử lý lĩnh vực dầu hợp lý. Như những ví
dụ cho thấy, pháp luật về môi trường bao gồm một tổng hợp phức tạp
của các luật, quy định và các quy định hiện hành lập tại Hoa Kỳ. Pháp
luật phát triển khá nhanh chóng so với lao động, thuế, ngân hàng, và các
luật truyền thông, xếp ngang hàng với những lĩnh vực khác về kích
thước và độ phức tạp (Arbuckle et al., 1987).
Thuật ngữ "luật môi trường" ra đời với việc ban hành Đạo luật Chính
sách môi trường quốc gia (NEPA) vào đầu năm 1970 (Thông tin bảng
20.2) Mặc dù pháp luật về môi trường có thể thay đổi đáng kể từ các tiểu
bang và thậm chí từ thành phố đến thành phố, một loạt các đạo luật bảo
vệ môi trường chính quyền liên bang đã được ban hành có liên quan đến
thế hệ, sử dụng và bố trí chất thải nguy hại. NEPA yêu cầu từng cơ
quan , chính phủ, hoặc ngành công nghiệp phải đề xuất các hoạt động
chính của họ mà có thể có tác động đáng kể đến môi trường của con
người để chuẩn bị một báo cáo tác động môi trường (EIS) . EIS phải giải
quyết các tác động môi trường của hành động đề xuất và bất kỳ lựa chọn
thay thế hợp lý có thể tồn tại. Các loại dự án bao gồm NEPA là các bãi
chôn lấp, đường giao thông, đập, khu hỗn hợp xây dựng, dự án nghiên
cứu, và bất kỳ nỗ lực cá nhân đòi hỏi phải có giấy phép liên bang có thể
ảnh hưởng đến môi trường NEPA không uỷ quyền kết quả cụ thể và nó

không đòi hỏi một cơ quan liên bang để thông qua thay thế gây tổn hại
môi trường nhất. Bởi vì điều này, NEPA có thể được coi như là một
"pháp luật công bố đầy đủ về môi trường", trong đó yêu cầu người nộp
đơn có một "cái nhìn nghiêm khắc" về hậu quả môi trường từ hành động
của mình. Do đó, một EIS cho phép vấn đề môi trường và quy hoạch
được tích hợp vào giai đoạn đầu của thiết kế dự án. Thật không may, một
EIS thường được thực hiện như một sau nghĩ và trở thànht lý do cho một
dự án mà có thể là một thay thế người nghèo.
Một loạt các luật môi trường đã được thông qua từ NEPA để bảo vệ tài
nguyên thiên nhiên của chúng ta(Bảng 20.1). Chúng bao gồm các luật
như Luật Không khí sạch và Đạo luật nước sạch để bảo vệ nguồn tài
nguyên nước và không khí. Ngoài ra còn có những luật lệ chi phối sự
cho phép của việc bán hóa chất độc hại và luật uỷ quyền hành động cụ
thể được thực hiện trong việc làm sạch vùng ô nhiễm. . Khi luật đáp ứng
toàn diện môi trường, bồi thường và Luật Trách nhiệm pháp lý
(CERCLA), thường được gọi là Superfund được ban hành, nó trở nên rõ
ràng rằng công nghệ làm sạch các vị trí chất thải nguy hại là cần thiết.
Hành động khắc phục hậu quả ban đầu cho các vị trí bị ô nhiễm bao gồm
khai quật và loại bỏ các đất bị ô nhiễm đến một bãi rác. Rất sớm, nó trở
nên rõ ràng rằng điều này chỉ đơn giản là di chuyển các vấn đề xung
quanh, không giải quyết nó. Kết quả là, Superfund sửa đổi và Đạo luật tái
phê chuẩn (SARA) đã được thông qua vào năm 1986. Hành động này
thêm một số điều lệ mới cho CERCLA. SARA quy định tiêu chuẩn dọn
dẹp và uỷ quyền sử dụng Kế hoạch dự phòng quốc gia để xác định các
hành động thích hợ p.
Hai loại phản ứng có sẵn trong Superfund: (1) hoạt động tháo gỡ để đáp
ứng với các mối đe dọa ngay lập tức (ví dụ, loại bỏ trống bị rò rỉ) và (2)
các hành động khắc phục hậu quả, trong đó liên quan đến việc làm sạch
các vị trí bị ô nhiễm. Quy định của Superfud được áp dụng khi chất đọc
hại được thải ra gây nguy hại cho cộng đồng. Bước đầu tiên các vị trí ô

nhiễm sẽ được đặt trong danh sách dự bị của Superfund sau đó qua các
bước kiểm tra sẽ quyết định đưa hay không đưa vị trí đó vào danh sách
uuw tiên quốc gia (NPL). Các vị trí ô nhiễm có trong danh sách NPL
được xem là những vị trí cần có những biện pháp để khắc phục hậu quả,
hiện nay có khoảng 1200 vị trí ô nhiễm trong danh sách chưa được xử
lý. Kế hoạch dự phòng Quốc gia (NCP) là thành phần tiếp theo. Mục
đích của NCP là để mô tả tính chất, mức độ rủi ro gây ra bởi ô nhiễm và
khắc phục hậu quả để đánh giá lựa chọn tiềm năng. Các thành phần
nghiên cứu điều tra và tính khả thi thường được tiến hành đồng thời và
với một "giai đoạn" phương pháp tiếp cận. Điều này cho phép phản hồi
giữa hai thành phần. Việc lựa chọn các hành động khắc phục hậu quả cụ
thể sẽ được sử dụng tại một vị trí ô nhiễm cụ thể là một quá trình rất
phức tạp. Các mục tiêu của các hành động khắc phục hậu quả là bảo vệ
sức khỏe con người và môi trường, nó duy trì bảo vệ theo thời gian, và
nó tối đa hóa xử lý chất thải. Làm thế nào vi sinh phù hợp với chiến lược
hành động khắc phục hậu quả? Phương pháp khắc phục hậu quả sinh
học đã được tìm thấy là kinh tế hơn và thường có chấp nhận công cộng
tốt hơn so với phương pháp tiếp cận vật lý / hóa học truyền thống. Phần
còn lại của chương này giao dịch với phân hủy sinh học của các chất ô
nhiễm hữu cơ và cách thức mà các quá trình này có thể được khai thác
để khắc phục các vị trí bị ô nhiễm.
20.3 Toàn bộ quá trình phân hủy sinh học
Phân hủy sinh học là sự phân hủy của các chất ô nhiễm hữu cơ xảy ra do
hoạt động của vi sinh vật. Như vậy, các chất gây ô nhiễm có thể được
coi như là nguồn thức ăn hoặc chất nền của vi sinh vật. Phân hủy sinh
học của bất kỳ hợp chất hữu cơ có thể được coi như một loạt các bước
phân hủy sinh học hoặc một con đường mà kết quả cuối cùng nằm trong
quá trình oxy hóa của các hợp chất. Thông thường, sự phân hủy của các
hợp chất này dẫn đến việc tạo ra năng lượng như mô tả trong Chương 3.
Hình 20.1 Minh họa khoáng hóa của một hợp chất hữu cơ theo một

trong hai điều kiện hiếu khí hoặc kỵ khí.
Quá trình phân hủy sinh học hoặc quá trình oxy hóa hợp chất khoáng
hoàn thành tạo ra carbon dioxide và nước, một quá trình cung cấp cả
carbon và năng lượng cho sự tăng trưởng và sinh sản của các tế bào.
Hàng loạt các bước phân hủy tạo thành sự khoáng hóa có thể tương tự
như chất nền là một loại đường đơn giản như đường, một polymer thực
vật như cellulose, hoặc một phân tử gây ô nhiễm. Từng bước phân hủy
trong quá trình được xúc tác bởi một enzyme cụ thể được tạo ra từ các tế
bào thực hiện phân hủy. Enzyme không những được tạo ra bên trong tế
bào mà còn được tạo ra và giải phóng từ các tế bào để giúp xúc tác các
phản ứng phân hủy . Enzyme tìm thấy bên ngoài các tế bào được gọi là
các enzym ngoại bào. Enzym ngoại bào rất quan trọng trong sự phân
hủy của các đại phân tử như cellulose polymer thực vật (xem Phần
14.2.4.1). Các đại phân tử phải được chia thành các tiểu đơn vị nhỏ hơn
bên ngoài tế bào để có thể vận chuyển vào trong tế bào. Phân hủy do
enzim nội bào hoặc ngoại bào sẽ dừng lại ở bất cứ bước nào nếu enzyme
không có mặt thích hợp (Hình 20.2).
Thiếu các enzyme phân hủy sinh học thích hợp là một trong những lý do
phổ biến cho sự bền bỉ của các chất ô nhiễm hữu cơ, đặc biệt là những
chất có cấu trúc hóa học khác thường mà enzyme hiện không nhận ra.
Một số chất gây ô nhiễm hữu cơ bị phân hủy một phần nhưng không
hoàn toàn. Điều này có thể là kết quả từ việc thiếu các enzyme phân hủy
thích hợp như đã đề cập trước đó. Một loại thứ hai của phân hủy không
hoàn toàn là Đồng chuyển hóa.Trong đó quá trình oxi hóa một phần
chất nền có xảy ra nhưng nguồn năng lượng tạo ra từ quá trình oxi hóa
này không được sử dụng cho sự sinh trưởng của vi sinh vật. Quá trình
này xảy ra khi các sinh vật tình cờ có các enzyme có thể phân hủy chất
gây ô nhiễm cụ thể. Do đó, các enzym đó là không đặc hiệu.
Cometabolism có thể xảy ra trong thời kỳ tăng trưởng hoạt động hoặc có
thể là kết quả của sự tương tác giữa thời kỳ nghỉ ngơi (nongrowing) của

các tế bào với một hợp chất hữu cơ. Cometabolism là khó xác định trong
môi trường nhưng đã được chứng minh đối với một số chất gây ô nhiễm
môi trường. Ví dụ, dung môi công nghiệp trichloroethylene (TCE ) có
thể được oxy hóa cometabolically do vi khuẩn methanotrophic phát triển
trên mêtan như một nguồn carbon duy nhất ( Arp et al. , 2001). TCE là
mối quan tâm lớn vì nhiều lý do . Nó là một trong những chất gây ô
nhiễm thường gặp nhất ở các vị trí chất thải nguy hại , nó là một chất có
thể gây ung thư , và nó thường có khả năng chống phân hủy sinh học
Như thể hiện trong hình 20.3, bước đầu tiên trong quá trình oxy hóa của
khí mêtan do vi khuẩn methanotrophic được xúc tác bởi các enzyme
monooxygenase mê-tan. Enzyme này là rất không đặc hiệu mà nó cũng
có thể xúc tác bước đầu tiên trong quá trình oxy hóa của TCE khi cả hai
mê-tan và TCE cùng có mặt. Các vi khuẩn không nhận được lợi ích năng
lượng từ bước phân hủy cometabolic này. Các bước phân hủy tiếp theo
thể hiện trong hình 20.3 có thể được xúc tác một cách tự nhiên, bởi các
vi khuẩn khác, hoặc trong một số trường hợp do methanotroph. Đây là
một ví dụ về một phản ứng cometabolic mà có thể có ý nghĩa quan trọng
trong xử lý ô nhiễm. Nghiên cứu hiện đang điều tra việc áp dụng các
methanotrophs, cũng như các vi sinh vật cometabolizing (Việc chuyển
đổi chuyển hóa của một chất trong khi chất thứ hai phục vụ như là năng
lượng sơ cấp hoặc nguồn carbon) Nghiên cứu hiện đang điều tra việc áp
dụng các methanotrophs, cũng như cometabolizing vi sinh vật phát triển
trên toluene, etylen, propylen, propan, butan, và thậm chí cả amoniac,
đến các vị trí bị ô nhiễm TCE
Phân hủy một phần hoặc không đầy đủ cũng có thể dẫn đến trùng hợp
hoặc tổng hợp của các hợp chất phức tạp hơn và ổn định hơn so với các
hợp chất gốc. Điều này xảy ra khi bước xuống cấp ban đầu, thường được
xúc tác bởi enzym ngoại bào, tạo ra các hợp chất trung gian phản ứng.
Sau đó các hợp chất trung gian có hoạt tính cao có thể kết hợp với nhau
hoặc với chất hữu cơ khác có trong môi trường . Sau đó các hợp chất

trung gian có hoạt tính cao có thể kết hợp với nhau hoặc với chất hữu cơ
khác có trong môi trường. Điều này được minh họa trong hình 20.4,
trong đó cho thấy một số phản ứng trùng hợp có thể xảy ra với các
propanil thuốc diệt cỏ trong quá trình phân hủy sinh học. Chúng bao
gồm hình thành các chất nhị trùng hoặc các polyme lớn hơn, các chất đó
khá ổn định trong môi trường. Ổn định là do sinh khả dụng thấp (hấp thụ
cao và độ hòa tan thấp), thiếu enzyme phân huỷ, và thực tế là một số tàn
dư liên kết với một phần chất hữa cơ trong đất.
20,4 .Cấu trúc chất gây ô nhiễm, độc tính, và phân hủy sinh học.
Đại đa số các-bon hữu cơ có sẵn cho các vi sinh vật trong môi trường là
vật liệu đã được quá trình quang hợp sửa chữa(thực vật). Đáng quan tâm
là môi trường tiếp nhận một lượng lớn carbon từ nông nghiệp hoặc công
nghiệp (sản phẩm dầu mỏ, dung môi hữu cơ, thuốc trừ sâu). Mặc dù
nhiều hợp chất trong số các hóa chất này có thể dễ dàng bị suy thoái do
tương tự cấu trúc với carbon hữu cơ tự nhiên, nhưng nguồn C bổ sung có
thể vượt quá khả năng chịu đựng hiện tại của môi trường. khả năng chịu
đựng được xác định ở đây là mức tối đa hoạt động của vi sinh vật có thể
được dự kiến trong các điều kiện môi trường hiện tại. Hoạt động của vi
sinh vật có thể bị giới hạn bởi cả yếu tố sinh học và hóa lý. Các yếu tố
bao gồm số lượng thấp của các vi khuẩn, không đủ oxy hoặc lượng dinh
dưỡng, cũng như nhiệt độ tối ưu và nguồn nước. Các yếu tố sẽ được thảo
luận thêm trong phần 20.5. Hoạt động của vi sinh vật, đó là, cho dù quá
trình phân hủy và mức độ phân hủy, cũng phụ thuộc vào một số yếu tố
liên quan đến các thuộc tính cấu trúc và hóa lý của các chất gây ô nhiễm
(Miller và Herman, 1997) (xem Thông tin Hộp 20.3).

Thông tinh hộp 3: Tác động của yếu tố di truyền và cấu
trúc chất gây ô nhiễm trong quá trình phân hủy sinh học.
• Tiềm năng di truyền kiểu hình: Sự hiện diện và
biểu hiện của gen phân hủy thích hợp của cộng

đồng vi sinh vật bản địa
• Độc tính. Tác dụng ức chế của các chất gây ô
nhiễm đến sự trao đổi chất của tế bào.
• Sinh khả dụng : Ảnh hưởng của độ tan trong
nước và tỷ lệ hấp thụ mà tại đó một chất gây ô
nhiễm được giữ lại bởi một tế bào vi khuẩn.
• Cấu trúc chất gây ô nhiễm: Bao gồm các hiệu
ứng về không gian và điện tử. Hiệu ứng về
không gian liên quan đến mức độ mà nhóm
nhóm thế trên một phân tử gây ô nhiễm cản trở
sự nhận dạng bởi vị trí hoạt động của enzym
phân hủy. Hiệu ứng điện tử liên quan đến mức độ
mà nhóm nhóm thế điện tử can thiệp vào sự
tương tác giữa các vị trí hoạt động của enzym và
các chất gây ô nhiễm. Hiệu ứng điện tử cũng có
thể làm thay đổi năng lượng cần thiết để phá vỡ
liên kết quan trọng trong phân tử.
20.4.1 Tiềm năng về gene
Sự khởi đầu của phân hủy sinh học gây ô nhiễm thường sau một khoảng
thời gian thích ứng hay thích nghi của các vi khuẩn bản địa, chiều dài
của giai đoạn khởi đầu phụ thuộc vào cấu trúc chất gây ô nhiễm. Vòng
tuần hoàn hiệu quả của các chất hữu cơ thực vật bằng vi sinh vật đất có
thể thúc đẩy sự phân hủy nhanh chóng của chất gây ô nhiễm hữu cơ có
cấu trúc hóa học tương tự như các hợp chất hữu cơ tự nhiên của đất
(Phần 3.3.1). Tiếp xúc trước với một chất gây ô nhiễm thông qua các
việc sử dụng thuốc trừ sâu lặp đi lặp lại hoặc thông qua sự cố đổ tràn
thường xuyên sẽ tạo ra một môi trường trong đó một con đường phân
hủy sinh học được duy trì trong một cộng đồng thích nghi. Thích nghi
của quần thể vi khuẩn thường xảy ra do cảm ứng enzym cần thiết cho
phân hủy sinh học sau đó là sự gia tăng dân số của sinh vật phân hủy

(Leahy và Colwell, 1990).
Tương tự tự nhiên của các chất gây ô nhiễm nhất định có thể không tồn
tại, và tiếp xúc trước đó có thể đã không xảy ra. Sự phân hủy của các
chất gây ô nhiễm đòi hỏi một loại thứ hai của sự thích nghi có liên quan
đến sự thay đổi gen ví dụ như một đột biến hoặc chuyển gen. Điều này
dẫn đến sự phát triển của khả năng trao đổi chất mới. Thời gian cần thiết
sự thích nghi đòi hỏi một sự thay đổi di truyền hoặc cho việc tuyển chọn
và phát triển một cộng đồng thích nghi là chưa dự đoán được, nhưng quá
trình này có thể yêu cầu nhiều tuần đến nhiều năm hoặc có thể không
xảy ra ở tất cả (Van der Meer, 2006).
20.4.2 Độc tính
Tràn hóa chất và các dự án thiết kế khắc phục hậu quả, chẳng hạn như
canh tác nông nghiệp trên đất bùn cặn của nhà máy lọc dầu , có thể liên
quan đến nồng độ chất gây ô nhiễm rất cao. Trong những trường hợp
này, độc tính của các chất gây ô nhiễm đến quần thể vi khuẩn có thể làm
chậm quá trình khắc phục hậu quả. Một dạng phổ biến của ngộ độc là
liên quan đến chất gây ô nhiễm hữu cơ không chứa ion như hydrocarbon
dầu mỏ hoặc các dung môi hữu cơ. Độc tính này chủ yếu là do chế độ
gây ngủ không đặc hiệu, kiểu hoạt động của nó dựa trên các phân vùng
của một chất gây ô nhiễm hòa tan vào lớp ưa mỡ của màng tế bào, gây
ra sự tổn thương đến tính tàn vẹn của màng(Sikkema et al., 1995). Hiệu
ứng này là nghiêm trọng bởi vì, do tương tác kỵ nước, màng tế bào là
một vị trí chính của sự tích lũy chất gây ô nhiễm hữu cơ trong các vi
sinh vật.
Ngoài ra, các nhóm chức năng như halogen và thậm chí cả trọng lượng
phân tử của một hợp chất cũng ảnh hưởng đến độc tính của nó đến các
tế bào vi sinh vật (Kenawy et al., 2007). Mô hình đã được phát triển có
liên quan đến bioconcentration (sự tích tụ của chất gây ô nhiễm kỵ nước
của một tế bào hoặc sinh vật) và độc tính với các thuộc tính hóa lý hoặc
mô tả cấu trúc của các chất gây ô nhiễm hữu cơ. Những mô hình này

được gọi là mô hình định lượng mối quan hệ cấu trúc- hoạt động
(QSAR).Các mô hình đã được phát triển dựa trên các thuộc tính khác
nhau như cấu trúc, các nhóm chức năng, và các con đường trao đổi chất
của sự phân hủy (Pavan và Worth, 2006). Mô tả cụ thể có thể bao gồm
liên kết kỵ nước và kết nối phân tử (đại diện cho địa hình bề mặt của
một hợp chất). Đúng như dự đoán, không một mô hình QSAR nào hoạt
động với mọi các hợp chất, trong thực tế, mô hình này một cách chính
xác dự đoán một cách chính xác 68-91% thời gian phân hủy sinh học
tùy thuộc vào mô hình và tập hợp các chất gây ô nhiễm được sử dụng để
thử nghiệm các mô hình (Pavan và Worth, 2006; Tunkel et al., 2005).
Tối ưu hóa các mô hình này hiện đang là một nỗ lực quốc tế vì việc sử
dụng các mô hình QSAR dự kiến sẽ tăng trong tương lai do: (1) chi phí
cao kết hợp với quyết tâm thực nghiệm sự bền của chất gây ô nhiễm,
tích lũy sinh học, và độc tính, và (2) áp lực quốc tế để giảm việc sử dụng
các thử nghiệm động vật (Pavan và Worth, 2006).
20.4.3 Khả dụng sinh học
Trong một thời gian dài phân hủy sinh học được cho là xảy ra nếu các
men vi khuẩn thích hợp đã có mặt. Kết quả là, nghiên cứu hầu hết tập
trung vào các quá trình phân hủy sinh học thực tế, đặc biệt là phân lập và
đặc tính của các enzym và gen phân hủy sinh học. Tuy nhiên, hai bước
trong quá trình phân hủy sinh học. Đầu tiên là sự hấp thu các chất ô
nhiễm của tế bào, và thứ hai là sự chuyển hóa hoặc phân hủy của các
chất ô nhiễm. Giả sử sự hiện diện của một con đường trao đổi chất thích
hợp, sự phân hủy của chất gây ô nhiễm có thể tiến hành nhanh chóng
nếu chất gây ô nhiễm hòa tan trong nước. Tuy nhiên, sự phân hủy của
chất gây ô nhiễm có khả năng hòa tan nước hạn chế hoặc được gắn chặt
vào đất hoặc trầm tích có thể bị hạn chế do sinh khả dụng thấp (Maier,
2000).
Tăng trưởng trên một hợp chất hữu cơ hòa tan với nước hạn chế đặt ra
một vấn đề duy nhất cho vi sinh vật. Hầu hết các vi sinh vật có bề mặt từ

pha nước bao quanh nhưng cơ hội cho tiếp xúc giữa sinh vật phân hủy
và một hợp chất hữu cơ ít hòa tan trong nước bị hạn chế. Một hợp chất
như vậy có thể có mặt trong một trạng thái lỏng hoặc rắn, cả hai đều có
thể hình thành một hệ thống hai pha với nước. Hydrocarbon lỏng có thể
ít hơn hoặc nhiều hơn nước, tạo thành một lớp riêng biệt trên hoặc dưới
mặt nước. Ví dụ, polychlorinated biphenyls (PCBs) và dung môi clo như
TCE nặng hơn nước hình thành một lớp riêng biệt dưới mặt nước. Dung
môi nhẹ hơn nước, chẳng hạn như benzen và các thành phần dầu khí
khác, tạo thành một lớp riêng biệt trên bề mặt nước. Có ba kiểu hấp thụ
chất hữa cơ dạng lỏng của vi khuẩn (Hình 20.5):
1. Sử dụng các hợp chất hữu cơ khả năng hòa tan (Hình 20.5A).
2. Tiếp xúc trực tiếp của các tế bào với các hợp chất hữu cơ. Có thể
nhờ sự thay đổi tế bào như tiên mao (Rosenberg và cộng sự., 1982)
hoặc kỵ nước bề mặt tế bào (Zhang và Miller, 1994), làm tăng khả
năng đính của tế bào lên các hợp chất hữu cơ (Hình 20.5B).
3. Tiếp xúc trực tiếp với những giọt chất tan tốt hoặc có kích thước
nhỏ phân tán trong nước (Hình 20.5C).
FIGURE 20.5 Một môi trường nước có lớp dầu mỏ nổi
trên bề mặt. Đây là điển hình những gì có thể xảy ra khi
dầu tràn trên đại dương. Có một số cách thức mà vi khuẩn
tiếp cận được lớp dầu
. (A) Vi khuẩn có thể hấp thu các hydrocarbon hòa tan
trong nước xung quanh các tế bào phân hủy. Chế độ hấp
thu này trở nên hạn chế như khả năng hòa tan vào nước
của Hydrocacbon ít
(B) Hấp thu qua tiếp xúc trực tiếp của tế bào phân hủy tại
bề mặt dung dịch nước-hydrocarbon của các giọt dầu lớn
trong nước. Chế độ hấp thu này bị hạn chế bởi diện tích
bề giữa nước và hydrocarbon.
(C) Hấp thụ thông qua tiếp xúc trực tiếp giữa các tế bào

phân hủy với giọt dầu tốt hay submicrometer có kích
thước phân tán trong pha nước. Chế độ hấp thu này bị hạn
chế bởi sự hình thành của những giọt như vậy. Trong môi
trường đại dương, sóng có thể tạo ra sự phân tán đáng kể
của dầu. Trong một môi trường đất ít diễn ra sự phân tán
hơn
(D) Tăng cường sự hấp thu là kết quả của vệc tạo ra chất
hoạt động bề mặt và chất nhũ hoá có hiệu quả làm tăng
khả năng hòa tan của hydrocarbon vào nước hoặc cho
phép đính kèm tốt hơn của các tế bào với các hydrocarbon.
Phương thức đó chủ yếu là phụ thuộc phần lớn vào khả năng hòa tan
nước của hợp chất hữu cơ. Nói chung, tiếp xúc trực tiếp với các hợp chất
hữu cơ đóng một vai trò quan trọng hơn nhiều (chế độ 2 và 3) là giảm độ
tan trong nước.
Một số vi khuẩn có thể nâng cao tỷ lệ hấp thu và phân hủy sinh học là
kết quả của sản xuất chất hoạt động bề mặt và chất nhũ hoá (Hình
20.5D). Có hai tác động của biosurfactants. Đầu tiên nó có thể làm tăng
khả năng phân tán vào nước của các chất hữu cơ thông qua hình thành
các mixen và các bóng nước (hình 20.6) khi kết hợp với các hydrocabon.
Thứ hai, nó có thể tạo điều kiện cho việc đính kèm của các tế bào vào
các hydrocarbon bằng cách làm cho bề mặt tế bào kỵ nước hơn và do đó
có thể đính tốt hơn vào lớp dầu (Hình 20.7). Điều này làm cho nó có thể
đạt được tốc độ phân hủy sinh học tăng cường rất nhiều trong sự hiện
diện của biosurfactants (Herman et al., 1997).
Hình 20.6 Băng-truyền ảnh chụp hiển vi điện tử của một vi khuẩn có sản
xuất chất hoạt động bề mặt, rhamnolipid. Trong nước, hợp chất này một
cách tự nhiên tạo thành cốt liệu như túi hiển thị ở đây. Hydrocarbon
muốn liên kết với các lớp lipid như hình thành bởi các đuôi kỵ nước của
bề mặt túi. Các cấu trúc bề mặt-hydrocarbon nhỏ hòa tan trong pha
nước. Từ Pepper và các cộng sự., 2006.

Hình ảnh hiển vi 20,7 giai đoạn tương phản cho thấy tác dụng của một
biosurfactant vào khả năng của Pseudomonas aeruginosa ATCC 15.524
dính vào giọt hexadecan (phóng đại X 1000). (A) Bổ sung biosurfactant
Rham-nolipid (0,1 mM) khiến các tế bào vón cục và dính vào giọt dầu.
(B) Không bổ sung biosurfactant và tế bào riêng lẻ không vón cục và
không dính vào giọt dầu trong dung dịch. (Hình ảnh lịch sự D. C.
Herman.)
Đối với các hợp chất hữu cơ trong chất rắn, ví dụ, sáp, nhựa, hoặc
hydrocacbon polyaromatic (PAHs), chỉ có hai chế độ mà một tế bào có
thể mất chất nền:
1. Tiếp xúc trực tiếp với chất nền
2. Sử dụng các chất nền đã hòa tan
Bằng chứng cho thấy rằng các hợp chất hữu cơ trạng thái rắn, sử dụng
các chất nền có khả năng hòa tan là quan trọng nhất. Như vậy, độ tan
trong nước thấp có tác động lớn đến sự phân hủy của các hợp chất hữu
cơ trạng thái rắn hơn so với chất hữu cơ trạng thái lỏng.
Một yếu tố khác có ảnh hưởng đến sinh khả dụng của một hợp chất hữu
cơ là hấp thụ các hợp chất bởi đất hoặc trầm tích (Novak et al., 1995).
Tùy thuộc vào cơ chế hấp thụ, các hợp chất hữu cơ có thể là liên kết
yếu(liên kết hydro, van der Waals lực lượng, tương tác kỵ nước) hoặc
mạnh (kết cộng hóa trị liên kết) Hấp thụ dư lượng các chất liên kết yếu
có thể đảo ngược, và khi một dư lượng sorbed được phát hành trở lại vào
giải pháp sẽ có sẵn cho sử dụng vi sinh vật (Scow, 1993). Sinh khả dụng
cũng có thể bị giảm bởi sự khuếch tán của các chất ô nhiễm vào đất và
không thể tiếp cận với vi khuẩn vì kích thước lỗ quá nhỏ (Alexander,
1995). Có bằng chứng cho thấy tỷ lệ dư lượng không ổn định được tạo
ra bởi sự hấp thụ giảm dần theo chiều dài của thời gian tồn dư trong đất.
Như vậy, chất gây ô nhiễm như tuổi tác và trở thành cô lập sâu hơn trong
các vị trí nhỏ không thể tiếp cận (Hình 4.3), sinh khả dụng, và do đó
phân hủy sinh học, có thể được dự kiến sẽ giảm.

Cuối cùng, một số chất gây ô nhiễm có thể được kết hợp vào các chất
hữu cơ trong đất bởi các hoạt động xúc tác của một loạt các enzyme oxy
hóa có mặt trong đất. Sự kết hợp của các chất ô nhiễm hữu cơ vào đất
thường được gọi là humification, một quá trình mà thường là không thể
đảo ngược và có thể được coi là một yếu tố trong quá trình phân
hủy(Bollag, 1992). Các dư lượng bị gắn hoặc humified được giải phóng
và phân hủy rất chậm như một phần vật chất bình thường trong đất (xem
Phần 14.2.4.2).
20.4.4 Cấu trúc Chất gây ô nhiễm
20.4.4.1 Hiệu ứng không gian
Một số loại cấu trúc chất gây ô nhiễm có thể có tỷ lệ suy thoái thấp
ngay cả khi cơ cấu chất gây ô nhiễm tương tự như các phân tử tự nhiên.
Sự hiện diện của các nhóm phân nhánh hoặc chức năng có thể làm chậm
sự phân hủy bằng cách thay đổi thành phần hóa học của các vị trí phản
ứng phân hủy.
Các vị trí phản ứng là nơi tiếp xúc giữa enzyme phân hủy và chất nền
chất gây ô nhiễm nơi mà một bước chuyển đổi xảy ra. Khi vị trí phản
ứng bị chặn bởi phân nhánh hoặc một nhóm chức năng, tiếp xúc giữa
các chất gây ô nhiễm và enzyme tại vị trí phản ứng bị cản trở. Hiện
tượng này được biết đến như là hiệu ứng không gian và được minh họa
trong hình 20.8.
So sánh hai cấu trúc, một tám-carbon n-ankan (Hình 20.8A) và cùng
xương sống tám carbon với bốn nhánh metyl (Hình 20.8B). Trong khi
đó, chỉ số octan là dễ dàng bị phân hủy, bốn nhóm thế metyl trong
3,3,6,6-tetramethyloctane ức chế phân hủy ở cả hai đầu của phân tử.
Phân nhánh hoặc các nhóm chức năng cũng có thể ảnh hưởng đến vận
chuyển các chất nền qua màng tế bào, đặc biệt là nếu vận chuyển là
enzyme hỗ trợ. Hiệu ứng về không gian thường tăng lên khi kích thước
của nhóm chức năng tăng lên(Pitter và Chudoba, 1990).
20.4.4.2 Hiệu ứng điện tử.

Nhóm chức năng cũng có thể đóng góp hiệu ứng điện tử, cản trở sự phân
hủy sinh học bằng cách tác động tương tác giữa các chất gây ô nhiễm và
các enzyme. Nhóm chức năng có thể cho e (ví dụ, CH3) hoặc nhận e (ví
dụ, Cl), và do đó có thể thay đổi mật độ điện tử của vị trí phản ứng. Nói
chung, các nhóm chức năng thêm vào mật độ điện tử trong những nơi
phản ứng sinh học tăng và các nhóm chức năng làm giảm mật độ điện tử
trong những nơi phản ứng phân hủy giảm. Để minh họa cho mối quan hệ
giữa độ âm điện nhóm chức năng và tốc độ phân hủy sinh học, Pitter và
Chudoba (1990) so với độ âm điện của một loạt các phenol
orthosubstituted với giá phân hủy sinh học của chúng. Năm nhóm chức
năng khác nhau đã được thử nghiệm, và nó đã được tìm thấy rằng độ
âm điện của nhóm thế tăng, tỷ lệ phân hủy sinh học giảm (Hình 20.9).
20,5 YẾU TỐ MÔI TRƯỜNG ẢNH HƯỞNG ĐẾN PHÂN HỦY SINH
HỌC
Các số thông số ảnh hưởng đến sự tồn tại và hoạt động của vi sinh vật
trong môi trường. Một nhân tố có ảnh hưởng lớn đến hoạt động của vi
sinh vật là các chất hữu cơ ,CHC là nguồn carbon chính cho các vi sinh
vật dị dưỡng trong hầu hết các môi trường . Đất bề mặt có hàm lượng
chất hữu cơ tương đối cao do đó có một số lượng lớn vi khuẩn và hoạt
động chuyển hóa đa dạng (xem Chương 4 ) . Ngược lại,khu vực trên
nước ngầm và dưới nước ngầm thường có số lượng và nồng độ chất hữu
cơ thấp , dẫn đến số lượng vi sinh vật thấp hơn. Ngoài ra một số khu
vực trên nước ngầm và dưới nước ngầm có thể có số lượng và hoạt
động của vi sinh vật tương tự như trong đất bề mặt .
Sự xuất hiện và phong phú của các vi sinh vật trong một môi trường
được xác định bởi carbon có sẵn và các yếu tố vật lý, hóa học. Bao
gồm oxy , trữ lượng dinh dưỡng , nhiệt độ, độ pH , độ mặn, và các hoạt
động nước . phân hủy sinh học bị ức chế bởi một trong các yếu tố này ,
nhưng nguyên nhân tồn tại của một chất gây ô nhiễm là khó xác
định.Các yếu tố quan trọng kiểm soát chất gây ô nhiễm trong môi trường

là oxy , các chất hữu cơ, nitơ ,các chất ô nhiễm sinh học có sẵn thay
đổi phụ thuộc vào vị trí của chất gây ô nhiễm . Hình 20.10 cho thấy mối
quan hệ giữa cacbon hữu cơ , oxy , và hoạt động của vi sinh vật trong
một hệ sinh thái trên cạn bao gồm cả đất bề mặt , vùng trên nước ngầm ,
và vùng nươc ngầm.