时间：2023-08-17 18:04:39
作为植物生物技术发展较早的国家，美国自上世纪90年代以来，不断有新产品（品种）的研发，并经由美国农业部动植物检疫部门、环保局、食品药品管理局等生物技术产品监管机构根据产品对人类或动物食用、对环境安全影响的全面评价而确定能否进入市场。表2列出了1990—2012年美国已批准种植的转基因作物及所改造的性状。表中列出的10种植物中，马铃薯和番茄生物技术产品的研发主要在20世纪90年代，但由于应用价值不高，并未得到广泛应用；苜蓿、水稻等为较近期开发的产品。改造的性状已从早期单纯集中于耐除草剂（大豆、油菜）、抗虫（玉米、棉花）发展到通过基因改造与常规杂交等手段结合，同时改造多个性状，包括改良营养性状（如提高大豆、油菜种子油成分中不饱和脂肪酸含量，以改进油营养成分），提高对非生物胁迫抗性（如抗旱玉米的培育）等。而复合2种或3种性状的生物技术作物的种植面积有明显的增长，已有不少商用品种是既耐除草剂又抗虫的，近年来复合性状的范围更有所扩大，如，应用大豆遗传图谱定位和转基因技术结合，美国孟山都生物技术公司（简称孟山都）2009年推出了既耐除草剂又可增产7％～11％的大豆新品种RReady2Yield。
植物生物技术的新进展及前景
据联合国粮农组织估计，为保证全球人口增长的需求，在2005—2050年期间，全球食品生产的增加要达到70％。在增加农业产品的同时，还须面对减少资源耗用、满足消费者对健康食品需求等问题，这些都对植物育种提出了新的要求。作为当代育种重要手段之一的生物技术育种，近年来也把育种目标更多地转向高产、抗逆（非生物胁迫）、高品质等，即所谓第2代转基因育种。能合成类胡萝卜素的金稻米和抗旱玉米MON87460是其中2个成功的例子。
维生素A缺乏可引起夜盲、干眼病、角膜软化，甚至与儿童腹泻等有关，估计全球有过亿儿童处于维生素A缺乏状态。2000年，瑞士和德国的科学家领导的团队在《Science》上发表了他们通过农杆菌介导转化法，把来自植物黄水仙和细菌的β－胡萝卜素合成途径相关酶基因———八氢番茄红素合成酶基因（PSY）、番茄红素脱氢酶基因（CRT1）、番茄红素环化酶基因（带转运肽），用3个质粒共转化水稻未成熟胚，潮霉素筛选，获得了种子胚乳为黄色、干种子中胡萝卜素质量分数为1?6μg／g的转基因水稻株系，开创了这一通过转基因赋予稻米新营养成分的新领域，因其黄色的胚乳而被命名为金稻米。然而，由于产生的胡萝卜素含量太低，缺乏实用上的意义。随后的数年，这2位科学家与先正达公司合作，从导入的基因、启动子来源、筛选标记以及载体的选择等方面，作了一系列的改变［2］，如用以糖为筛选基础的标记代替了抗生素抗性的筛选系统，选用胚乳特异表达启动子、不同水稻品种用于转化等；而关键的突破来自PSY来源的改变，先正达公司的科学家经大量的比较、分析，发现导入来自玉米的PSY，可明显把转基因水稻干种子胚乳中胡萝卜素质量分数提高到最高可达36?7μg／g的水平，其中维生素A的前体β－胡萝卜素占80％以上，获得了GR1／GR2等株系。β－胡萝卜素被人吸收后，可经历酶解过程而转化为维生素A，按照美国国家科学院医学研究所推荐的儿童每天所需维生素A的摄入量，如以金稻米中胡萝卜素质量分数的保守估计为24μg／g计算，只需食用72g大米即可提供儿童每天维生素A需求的50％。成人的自愿食用试验结果表明，食用量为65～98g即可明显提高血液中维生素A的含量，可见大米中的β－胡萝卜素能有效地转化为维生素A。
金稻米的开发是学术机构（公共部门）和生物技术企业（私人部门）合作完成的，为保证其使用达到减少世界上贫困人口、特别是儿童中的维生素A缺乏症的研发目标，享有发明权和专利权的科学家和公司已达成协议，无偿授予发展中国家对相关品种的使用权。2005—2010年，通过一系列育种项目，这一性状已转育到世界各地多个地方品种中，近期已在国际水稻研究所和菲律宾水稻研究所完成田间试验，后者拟在2013年向菲律宾政府监管当局申报，争取2014年开始交给农民种植。
全球气候的异常变化、水资源的短缺使耐旱成为了一个重要的育种目标。孟山都的科学家发现把来自细菌的冷击蛋白CSP转入植物，能赋予受体对非生物胁迫的抵抗能力，如寒冷（拟南芥），冷、热和缺水（水稻），干旱（玉米）等。初步研究显示，CSP为一类RNA伴侣蛋白，存在于细菌和植物中，可能通过在转录和翻译中起作用而调节生物对胁迫的反应。鉴于美国中西部玉米种植区常有旱情，他们的进一步研究集中于玉米的抗旱性，在对多个基因和转化事件的表型和表达分析比较后，选定了产量、叶片生长、光合效率均表现良好的CspB?Zm事件1株系，并与生产品种配成3个杂交组合，进行控制给水条件下的田间试验，与非转基因对照比较，主要表现在籽粒数和带籽粒的穗数增加，平均可增产0?5t／hm2（10?5％）；随后在美国中西部干旱地区田间种植，增产达0?75t／hm2（15％）。该品系内转入的目标基因CspB来自枯草芽孢杆菌，命名为MON87460，2010年12月美国食品药品监管局已承认该产品的食用安全评价，2011年12月美国农业部解除对其监管，成为全球第1个可供生产应用的抗旱转基因作物品种。其与常规品种杂交获得的杂交种Drought?GardHybrid已作为孟山都公司的重要新产品在美国推出，以图提高干旱地区的玉米产量稳定性，有利于农民及环境。#p#分页标题#e#
此外，通过不同途径的改变，以提高产量、抗逆性、品质等为目标的研究也有不少报道，如Kebeish等［6］用细菌的乙醇酸分解途径作为叶绿体光呼吸的旁路，把相关基因引入到拟南芥，以增加光合作用和生物量，发现转基因植株生物量增加、光呼吸作用减少、光合作用有所改进；Mao等、Baum等［8］利用近年迅速发展的RNA干涉（RNAi）技术，开发全新的抗虫作物品种培育途径。其中，中国科学院上海植物生理生态研究所植物分子遗传国家重点实验室陈晓亚院士领导的课题组发现，棉花的一种代谢物———棉酚可抑制棉铃虫幼虫的生长，他们从虫中肠分离了棉酚诱导表达的基因———细胞色素P450基因（CYP6AE14），研究了其在幼虫对棉酚耐受性中的关键作用；进一步根据CYP6AE14编码序列构建RNA干涉载体，转化植物（拟南芥、烟草），用这些表达特异双链RNA的叶子喂饲棉铃虫幼虫，其中肠CYP6AE14转录水平下降，生长缓慢，在饲料中加入棉酚后生长抑制大大增加；试验结果表明，植物介导CYP6AE14基因的RNA干涉可有效增大棉酚对棉铃虫的毒性。这一研究结果提出了通过植物表达双链RNA，喂饲昆虫可成为启动昆虫RNA干涉的新策略，未来可应用于昆虫研究和田间害虫的控制中。
第3代的生物技术育种常指用植物生产各种重组蛋白，包括药用蛋白、工业用蛋白，也有报道称之为“植物分子农业（Plantmolecularfarming，PMF）”，它包括了从植物种植（或细胞培养）、收获、运输、储藏到蛋白质抽提、纯化的下游过程。早在20世纪90年代初，当植物转基因技术日渐成熟时，由于转基因植物具有成本低、容易规模化、可避免人源和动物源病原物污染等优点，被认为可以作为生物药物生产的一个重要系统；早期的设想多是拟在植物果实中表达疫苗，通过食用即可赋予使用者对该种传染病的预防能力。1992年，首个植物生产重组蛋白的报道———美国德克萨斯州的科学家在植物成功表达乙型肝炎表面抗原的文章发表于美国科学院院刊（PNAS），随后，类似研究也申请获得美国专利。然而，由于蛋白表达量低、稳定性差、食用难以控制疫苗剂量等问题，这类疫苗从未达到商业生产、投放市场的水平。十多年后，美国陶氏农业科学公司于2006年初宣布，其应用烟草细胞悬浮培养系统生产的禽类新城疫病毒疫苗已得到美国农业部批准，为全球第1个获批使用的植物生产疫苗。表3总结了目前处于临床试验，或批准使用的植物生产药物，包括疫苗、抗体、治疗用蛋白和保健用蛋白。应用不同的植物生产体系，如瞬时表达系统等生产的、针对乙型肝炎、狂犬病、H5N1流感的疫苗已进入不同阶段的临床试验。由于植物病毒介导的瞬时表达系统可迅速、高量在植物中生产重组蛋白，在抗体生产中有较佳的应用前景，第1个获欧盟作为医学建议并被美国食品药品管理局（FDA）批准新药应用观察的植物生产抗体是美国植物生物技术公司的产品CaroRxTM，该产品用烟草生产，功效为保护牙齿免受细菌的侵害。抗体外的一些治疗用蛋白质，如Biolex治疗公司研制的用于治疗乙型和丙型肝炎的α－干扰素（商品名Locferon）已完成临床Ⅱ期试验，而Pro?talix生物治疗公司研制，用转基因胡萝卜细胞培养生产，用于高歇氏病治疗的人葡糖脑苷脂酶（prGCD）于2009年进入III期临床试验，取得良好结果。此外，把编码重组蛋白基因转化谷类作物，在其种子胚乳表达，作为保健型产品，也已有数个成功的例子，如美国Ventria公司用水稻生产的人乳铁蛋白、人溶菌酶等，已被批准作为精细化学产品投放市场。
用生物技术手段，在植物生产药物的发展中，所用的植物体系主要包括转基因植物细胞悬浮培养为基础的生物反应器；用农杆菌渗透或病毒感染植物组织而导入重组蛋白基因并在其内瞬时表达的体系；以及通过常规遗传转化获得稳定的、在特定部位（如籽粒的胚乳）高效表达目标基因的转基因株系等。这些体系各有其优缺点，如细胞培养体系的生产全过程均在室内可控条件下进行，生产系统和产品质量可达到医药工业的标准，且易于通过安全监管，但其生产成本高、可用细胞类型少、蛋白表达水平有待提高等问题仍有待解决；瞬时表达最大的优点是可在短时间内生产大量的急需产品，如疫苗等，但其运输、储存难度大；常规遗传转化获得的转基因籽粒易于运输、储存以及生产规模化，但也存在产品开发耗时长、田间生产受环境影响大以及对环境安全监管要求高等问题。
过去20年的历史已经证明了植物为基础的体系确实可以生产各种类型的人体蛋白，近年来处于领头地位的新药物开发已到达临床研究的后期阶段，即将进入市场。作为一个低成本、高产的生物药物生产系统，各国政府、各种基金会、企业公司纷纷投放资金支持相关研究，以取得领先地位。如欧盟的PharmaPlanta联盟，日本经济产业省Meti项目，美国的BlueAngel项目，巴西的PMP计划等。
关键词：制浆造纸；生物质；精炼
随着生产工业的不断发展，我国的不可再生资源逐渐面临枯竭，人类对大自然的无节制索取，导致生态环境遭到严重破坏，一系列环境问题由此产生，不利于可持续发展战略。制浆造纸作为一种非常普遍的生产技术，其具有高耗能、高污染的劣性，再加上电子信息技术的高速发展，人们对纸制品的需求越来越少，造纸厂的社会地位已经变得岌岌可危，所以必须对制浆造纸技术进行合理性改革，生物质精炼技术是一种近几年新出现的技术，它可以将传统的制浆造纸企业转型为生物精炼企业，实现产业结构的多样化，生产内容的多元化，使造纸厂不再局限于对纸制品的制造，也逐渐生产一些生物质材料、化学能源等，从而告别生产结构的单一性，减少能源的消耗，降低高浓度废水的排放。目前制浆造纸生物质精炼技术已经成为造纸企业发展的必然趋势。
生物质精炼是通过运用蒸煮、燃烧、分离等手段对生物质原材料进行深层次的加工技术，从而改变生物质原材料的固有形态，慢慢向气态、液态转变。制浆造纸技术的第一道工序就是对造纸原料进行蒸煮，在蒸煮的过程中，会产生大量的废水，也就黑液，黑液的成分会对生态环境造成破坏，生物质精炼技术就是为了对黑液进行转化而存在的。
当前，木材蒸煮前的提取技术以预水解提取为主，采用低浓度碱液或者酸液提取工艺；蒸煮后黑液转化技术包括黑液分离技术、黑液气化联合发电技术和黑液气化联合化学合成技术。
1 制浆造纸生物质精炼的基础技术
1.1 木片抽提液的发酵技术
虽然通过色谱层析法可以在木材等原材料中提取各种糖类和乙醇，但是这种提取的技术难度比较高，生产成本比较高，不能被广泛的使用，而且所提取出来的物质，研究意义比较低。所以说，目前木片抽提液的手段大部分都用在对乙醇的发酵上，市场对乙醇的需求还是比较大的，利用木片抽取液的发酵技术，不仅可以批量的提取低浓度的乙醇，而且经过后期的简单加工，还能生产无水乙醇。
在进行木片抽提液的发酵技术时，需要用到某些乙醇酶微生物，但是这些微生物并不能直接作用于乙醇，而是会先对六碳糖产生反应，而乙醇发酵的先决条件是五碳糖的抽取。根据实验发现，有一种发酵单细胞可以对各种糖类都产生发酵作用，这就解决了普通淀粉酶无法作用于五碳糖的缺陷。新发现的发酵菌可以对葡萄糖和木糖同时发酵，提高了发酵的效率和质量。
1.2 黑液分离技术
上面我们曾经说过，黑液是在纸浆造纸的蒸煮过程中产生的高浓度废水，其本身具有很大的污染性，因此对黑液进行分离就显得尤为重要。黑液分离技术简单点说就是对黑液进行深加工，对黑液的成分进行稀释、分离的技术，从而减少黑液的危害性。目前最常用的黑液分离技术是酸沉淀提取法，这种方法的技术原理主要是消除黑液排除的有毒气体，对黑液的本体结构成分没有太大的改变。因此，这种方法还存在着相当大的局限性，分离之后的黑液COD的数值并没有得到相应的降低，没有从源头上解决污水排放的问题。研究人员在这一方面还在继续的进行探索，不断对新的分离技术进行试验，目前已得到了初步的进展。
2 制浆造纸生物质精练技术应用与评价
2.1 预水解碱溶解精炼工艺
将木片蒸煮前的预水解、抽提液分离及发酵、木片蒸煮和黑液分离等4个工序结合，形成预水解碱溶解精炼工艺，其技术较为成熟，是目前正在推广应用的技术。由于该法存在以下不足：⑴不能回收氢氧化钠及硫化钠；⑵主要产品之一的碱木素目前市场需求量有限，价格较低，库存积压量大；⑶后续废水处理负荷较大。所以，该法的生产效益较低。
2.2 黑液气化联合发电精炼工艺
将木片蒸煮前的预水解、抽提分离及发酵、木片蒸煮、黑液气化和燃烧发电等5个工序结合，形成黑液气化联合循环发电工艺。该工艺核心是黑液气化联合循环发电技术BIGCC。
BIGCC发电系统是黑液气化技术和联合循环技术相结合的高效动力系统，其工艺流程为：浓度为60%--75%的黑液进入气化炉，在氧气的作用下发生气化；燃气经过净化，除去其中的硫化物、氮化物、粉尘等污染物，变成清洁的气体燃料，随后被送入燃气轮机的燃烧室燃烧；燃烧产生的热量给气体加热，使之具有较高的膨胀势能；在热气体通过透平室的过程中，膨胀势能转化为动能，推动叶轮转动，从而带动发电机运转而产生电能；从燃气轮机排除的热气被导入余热锅炉，用来生产过热蒸汽，过热蒸汽再驱动蒸汽轮机，增加一部分电能生产。
黑液气化联合发电精练技术难度大，技术含量高，其主要产品是纸浆、氢氧化钠、硫化钠、燃料乙醇和电能，其中燃料乙醇和电能是当前社会急需的能源产品，氢氧化钠和硫化钠是木材蒸煮必须的化学品，所以具有较高的经济效益。同时，该法可以大量的减少有毒有害气体排放，对社会的可持续发展具有一定的贡献。但是该方法还处于一个工业应用的研究阶段，其设备耐用性和生产连续性还有待于实践的验证。在相关的煤气化生产实践中，最长延续运行时间是13天，平均每3.4天因故停机一次，黑液气化和煤气化的工艺条件相当，黑液气化也有可能经常发生间断性的停机，这种间断性停机将严重影响发电机组的正常运行，减少电能的产量，也对整个工厂的正常运转带来了很大的困扰。所以到目前为止，黑液气化联合发电技术还没有广泛的应用。
3 结束语
综上所述，造纸企业要想在激烈的市场竞争中，在资源紧缺的背景下，在环境污染的情况下持续的发展，必须改变制浆造纸技术的高耗能、高污染的特性。生物质精炼技术的应用是最好的选择。生物质精炼技术改变了造纸企业传统的单一型生产模式，目前人们已经把制浆造纸技术与生物质精练技术进行完美的结合，使之形成为一种新型的技术，这种技术一经研发，就受到了广泛的推广。本文就制浆造纸生物质精炼的基础技术、制浆造纸生物质精练技术的应用与评价方面进行了分析，阐述了制浆造纸生物质精练技术对于造纸产业的重要意义，及其广阔的发展前景。
参考文献
[1]胡徐腾.纤维素乙醇研究开发进展[J].化工进展.2011（01）.
【关键词】 食品；微生物；检测技术；研究；进展
doi：10.3969/j.issn.1004-7484（s）.2013.11.842 文章编号：1004-7484（2013）-11-6815-02
食品在生产加工、储备保存、运输销售等过程中，容易产生大量的微生物，导致食品变质，并引发食源性中毒或者感染，尤其是在环境污染不断加重情况下，微生物繁殖速度不断加快，食品安全问题越来越严重了。随着微生物检测技术在食品微生物检测中的推广和应用，简化了食品检测程序，缩短检测时间，提高检测质量，为食品卫生安全提供了重要的技术保障。
1 食品微生物检测技术
1.1 遗传学检测技术
1.1.1 PCR检测技术 PCR检测技术，即聚合酶链反应，是一种体外扩增DNA的检测方法，能够在短时间内，让某个微量DN断特异性快速扩增，最多可超过百万倍。PCR检测技术，把模板DNA、Taq酶、镁离子、引物等物质进行有效的混合，并放入到PCR微型管内，在PCR编程调控仪作用下完成检测，其具有操作简便、检测迅速、特异性高等应用优势，可通过扩增DNA，以判断是否存在某类微生物[1]。同时PCR检测技术能够对培养难度较大微生物进行检测，使得微生物检测效率大大增加。现阶段，PCR检测技术在大肠埃希氏菌、李斯特菌及沙门氏菌等检测中已得到成功应用，但是在假阳性、阴性、定量检测上还存在不足。
1.1.2 基因芯片检测技术 基因芯片检测技术主要通过纤维打印或者原位合成的形式进行检测，能够对数万个DNA探针置于支持物体表层，并获取相应的DNA探针序列，再和标记样品杂交，以杂交信号对样品进行快速的检测和判断。在食品致病菌检测中，基因芯片检测技术能够通过并行或者通量形式进行检测，仅一次实验，即可获取完成检测数据，操作简便、速度较快，可在短时间内获取检测结果，而且其特异性较强、灵敏性较高。但是检测设备、材料昂贵，检测操作要求高。
1.2 免疫学检测技术
1.2.1 ELISA检测技术 ELISA检测技术，即酶联免疫吸附，又可称为荧光酶标免疫检测技术，其主要将抗体吸附或者抗原吸附到固相载体中，并在固相载体上对免疫酶进行染色，当底物显色之后，通过定量或者定性形式，对有色产物量进行分析，可明确样品待检测物的含量[2]。ELISA检测技术集合了放射免疫与免疫荧光两种检测技术的优点，具有操作简便、灵敏性高、适用范围广、检测迅速、成本低等应用优势，能够同时对数千份样品进行检测和分析。随着ELISA检测技术不断发展和优化，其在食品卫生安全中得到广泛应用，能够对金黄色葡萄球菌、大肠埃希氏菌及沙门氏菌等进行有效检测。
1.2.2 MS检测技术 MS检测技术，即免疫磁性微球检测。由于很多食品样品多以固液混合形式存在，常规检测方法无法分离出食品中部分微生物，必须在免疫磁性微球分离作用下，才能快速将微生物分离出来。免疫磁性微球分离检测技术主要是将特异性较强抗体偶联于免疫磁性颗粒的表层，与实验样板被检测微生物特异性进行有效结合，载有微生物免疫磁性颗粒能够在外部磁场反应条件下，慢慢聚集到磁极方向，将检测样板混合液去除，不仅能够达到分离微生物作用，同时掌握微生物的密集程度。免疫磁性微球检测分离技术能够在大量混杂致病菌中，选择性将被检测微生物分离出来，使得微生物分离效果大大提高，检测时间也有所缩短，在食品卫生安全检测中具有良好的应用效果。
1.3 培养学检测技术
1.3.1 干片检测技术 干片检测技术，即快速检测试片，主要是将胶片、纸片或者纸膜作为微生物培养基的载体，把特定显色物质、培养基放置到载体上，通过对微生物生长特性或者显色反应，以对食品中存在致病微生物进行测定[3]。Forg研究者，采用快速纸片检测方法，对大肠菌群进行快速检测，将原有检测时间从72小时缩短至15小时，检测程序得到简化，检测成本也大大降低，对高分子、微生物及化学等集于一体检测技术研究和发展起到有效的促进作用。近几年来，Petrifilm研究者，以滤纸作为载体检测试片在食品微生物检测中得到广泛应用，能够对真菌、大肠菌群及大肠杆菌等微生物进行有效检测[4]。
1.3.2 全自动化检测技术 全自动化检测技术主要是在电阻抗原基础上，对微生物进行有效的检测及计数的一个系统。在培养微生物过程中，能够把培养基内大分子（如碳酸化合物或蛋白质等）电惰性物质转变成为小分子（乳酸或氨基酸等）活性物质，以降低培养微生物阻抗，使培养基内电导性发生变化，并通过定量形式获取微生物量[5]。全自动化检测技术，能够依据不同检测需求，选择不同培养基，以对样品致病菌落总数进行有效检测，如酵母菌、乳酸菌及大肠菌群等，检测时间不超过24小时，样品匀液无需稀释，且食品受到微生物污染程度越高，检测速度越快[6]。
1.3.3 ATP检测技术 ATP检测技术在活性生物检测中得到广泛应用，当生物死亡之后，ATP将在两个小时内被分解[7]。所以，通过对样品ATP浓度进行测定，即可获取活性菌群数量。荧光素酶能够在ATP辅助下对D-荧光素产生氧化反应，并形成荧光，荧光强度和ATP浓度在特定范围内，能够形成一定的线性关系，然后使用发光光度计情况下，能够对被测液体ATP量进行检测，若活性生物ATP量较为稳定，荧光定量能够清楚呈现出系统代谢活性细胞情况。荧光反应检测技术在HACCP关键控制点管理中具有重要作用，大大提高了控制点的检测速度和效率，而且便携式荧光光度计在现场检测中较为适用，不仅能够极微量致病微生物水平进行检测，同时可以对食品生产加工条件进行有效评估，对食品卫生安全监测具有重要意义。
1.4 传感器检测技术
1.4.1 光学检测传感器 光学检测传感器主要是将被检测细胞放置在传感器的表层，在厚度变化、光折射情况下，能够对微生物微小变化进行测定[8]。现阶段，光纤波导、共振镜、及干扰仪等光学检测传感器在食品致病微生物检测中已经得到成功应用。Watts等研究者，利用共振镜对食品中的金黄色葡萄球菌进行检测，测定限能够达到8×106cells/ml，检测时间仅需5分钟。Schneider等研究者，利用全内反射测量方法，对沙门氏菌进行检测，检测灵敏性能够达到5×108cfu/ml，检测时间较短，为5分钟。大量研究表明，光学检测传感器具有操作简便、检测速度快、检测时间段、成本低等优点，但是只能对存在荧光素微生物进行检测，灵敏性有待提高。
1.4.2 压电免疫检测传感器 压电免疫检测传感器主要是在金或者银晶体的电极表层上设置一层固定抗原或者抗体活性物，当液相在免疫反应作用下，固定抗原或者抗体分子能够样品存在抗体或抗原进行识别，然后与特异性进行有效结合，可产生免疫混合物，在电极表明上沉积，使得电极表层负载发生变化[9]。在免疫反应过程可作为被检测晶体的振动频率变化量，通过变化量可获取被测样品含量。Koenig等研究者，利用免疫检测传感器对沙门氏菌进行检测，获取线性范围的达到了106至108cell/ml，检测时间共需45分钟。近年来，免疫检测传感器在活性生物检测中发挥着越来越重要的作用，并成为了食品微生物检测研究重点。
1.4.3 生物发光检测传感器 通过对荧光素酶转入噬菌体进行深入研究，生物发光检测传感器在微生物检测中得到广泛应用。Folley-Thomas等研究者，利用TM4抗菌素对结核杆菌进行检测，检测灵敏性达到104cells/ml，检测时间为两个小时。Blasco等研究者，通过构建灵敏性高生物传感检测系统，能够对大肠杆菌、沙门氏菌等微生物进行检测，在整个检测反应中，噬菌体能够将微生物宿主进行分解，并通过生物发光传感器，对检测样品释放产生细胞容物内ATP进行测定，并依据菌体数量和ATP间形成的先行关系，可获取微生物总数。生物发光检测传感器具有良好的特异性，能够对活性微生物和死亡微生物进行鉴别，但是检测时间性相对较长，灵敏性相对较低[10]。
2 结 语
现阶段，食品微生物检测技术得到有效提高，并向着检测程序简便、检测精确度高、检测效率高、自动化检测等方向发展，为食品安全检测和管理提供重要技术支持。食品微生物检测方法较多，各有各的优势，检测人员应该依据食品微生物检测项目标准和要求选择适宜检测技术，或者将各种检测技术进行有效的结合，以提高食品微生物检测精确度，以保证食品卫生安全管理有效性。
参考文献
[1] 谢修志.生物技术在食品检测方面的应用[J].生物技术通报，2010，7（01）：87-88.
[2] 孙显，李玉峰.食品微生物检测技术[J].生命科学仪器，2009，5（05）：54-56.
[3] 林文辉.浅谈食品微生物检测方法的进展[J].才智，2009，2（20）：34-35.
[4] 陈鹏云.浅谈食品微生物检测技术和方法[J].价值工程，2010，8（35）：90-92.
[5] 何建仁.试论食品微生物检测技术新发展[J].科技资讯，2011，6（20）：78-79.
[6] 许子刚.浅谈食品微生物检验内容与检测技术分析[J].科技与企业，2012，4（07）：54-56.
[7] 杨全凤.基因芯片技术在微生物检测中的应用研究[J].中国医药指南，2012，12（02）：43-44.
[8] 叶思霞，蔡美平，罗燕娜.食品微生物检测技术研究进展[J].安徽农学通报（上半月刊），2009，3（19）：56-57.
随着农业革命、手工业革命、工业革命、商品国际化革命、信息产业化革命的推进，许多科学家们预言21世纪必将产生一次生物技术革命，而这一革命的主战场就是农业。现代生物技术可有效提高农作物产量、改善农作物的营养品质。因此，现代生物技术必然会成为未来农业发展的重要趋势。
1现代生物技术在农业领域的应用
1.1基因工程在农业领域的应用
基因工程即利用分子生物学和微生物学技术，设计好不同来源的基因顺序，在体外成功构建杂交DNA分子后导入受体细胞，使受体细胞表现出人们需要的表现型，产生出人们需要的物质。在农业领域应用基因工程技术，获得的农作物优质、高产、抗性强，还可获得畜、禽新品种及具有特殊作用的动、植物。例如，经过7年的努力攻关，2011年胜利突破了大面积示范（即6.67hm2示范）平均产量为13500kg/hm2的超级杂交稻第3期目标，达到了13899kg/hm2[1]；运用转基因技术将相应的基因导入油菜中有望培育出转基因抗病油菜新品种[2]；运用基因工程技术可将抗除草剂基因导入农作物中，使农作物能够不受除草剂的影响，目前已生产出多种抗除草剂作物品种，应用广泛[3]。
1.2细胞工程在农业领域的应用
细胞工程是指在体外培养细胞，以改变细胞某些生物学特性为目的将不同作物或动物进行细胞杂交，使植物或动物个体繁殖速度加快，以获得优良品种或新品种及某些具有特殊作用的物质的一门技术[4]。细胞工程技术在植物快速繁殖、植物新品种选育等方面发挥着重要作用。目前植物体细胞杂交应用较多，如可以将马铃薯细胞和番茄细胞进行杂交，可获得上结番茄下结马铃薯的“番茄马铃薯”；将豆科植物与向日葵进行细胞杂交，可培育出具有高营养价值的“向日豆”[5]。
1.3发酵工程在农业领域的应用
发酵工程即利用微生物具有的特殊作用生产出对人类生产有用的产品，或直接将微生物应用到工业生产过程的一门新的技术。发酵工程主要可应用在农业领域的2个方面，一是生产传统的发酵产品，如果酒、茯砖茶、食醋等；二是生产一些食品添加剂。如茯砖茶的制作过程中就运用到了发酵工程技术，通过调控渥堆时间、使用接种剂、发酵剂等方法可以改进茯砖茶的加工工艺，进而可生产出“金花”饱满、品质优良的茯砖茶。
1.4酶工程在农业领域的应用
酶工程，简单来说就是利用酶的生物催化功能，借助工程手段将相应的原料转化成有用物质。酶工程可应用在农业领域中的制酒、制酱等方面。例如，随着我国粮食的不断增产，一些地区出现了粗粮过剩的问题，需要解决粗粮的淀粉利用。解决办法之一是生产葡萄糖，但由于葡萄糖甜度不大，难以在市场上应用。最有效的办法还是运用酶工程技术的手段，将葡萄糖转变为甜度大的果糖，果糖不仅比葡萄糖甜度大，其比蔗糖的甜度还高50%以上。
2微生物肥料在农业领域的应用
2.1微生物肥料的特点
微生物肥料是含有活的微生物的特殊的肥料，在农业生产中应用该种肥料可获得特定的肥料效应[6]。生物肥料的定义分为2个方面，从狭义上讲，生物肥料就是指微生物肥料，是由具有特殊作用的大量有益微生物发酵产生的，活性高。施入该种肥料能够产生活性物质，能够增加作物的固氮作用，改善土壤的理化性质，使作物的生长环境变得更好，使作物生长更优、产量更高。从广义上讲，生物肥料泛指各种具有特定肥效的生物制剂，包括特定的活的生物体、生物体的代谢物或基质的转化物等，此种生物体不限定，既可以是微生物，也可以是动、植物组织和细胞[7-8]。
2.2生物肥料的应用优势
微生物肥料具有其他化肥和农药没有的优势，可有效改善土壤的理化性质，提高土壤肥力。目前微生物肥料已应用在绿色有机食品生产、农业生态环境保护以及高产、优质、高效农业的持续发展中，并发挥着极其重要的作用[9-10]。微生物肥料本身无毒害作用，对环境几乎无污染；同时，施用量一般不大，在其生产过程中所消耗的能量也很少，因而可节约农民的施肥成本。此外，微生物肥料还可改善土壤的理化性质，减少土壤营养流失和富营养化的产生，实现土壤的可持续化利用。
关键词：烟道气 生物脱硫
一、烟道气脱硫技术进展
1.1 湿法烟气脱硫技术
湿法脱硫的优点是：硫氧化物的吸收反应速度快 ，设备体积小，建设费用较低，建筑用地较少，二次污染减少。缺点是：由于排烟温度降到 60℃左右，排烟的散效果差；需要大量的水。
1.1.1石灰/石灰石－石膏法
湿法烟气脱硫应用最为广泛，占脱硫总装机容量的83.02%，而其中占绝对统治地位的石灰/石灰石－石膏法是目前世界上最成熟、运行状况最稳定的脱硫工艺。该法最早是由美国Eschellman在1909年提出来的，1931年美国Battersea电站建成了第一套石灰/石灰石脱硫系统。在该工艺中 ，石灰石或石灰洗涤剂与烟气中SO2反应 ，反应产物硫酸钙在洗涤液中沉淀下来 ，经分离后即可抛弃也可以石膏的形式回收。80年代，随着吸收塔、吸收槽内腐蚀和结垢问题的解决，新设备、新技术以及电子计算机的使用都使得该法更具有生命力。目前，该法已在很大程度上进行了改进和完善，比较常用的技术如传统的双碱法、由德国鲁奇公司于 80年代末开发的CFB-CFB新型脱硫工艺、日本开发的煤灰干式脱硫法以及黄磷和碱水乳液法等。该过程存在的主要问题是：当SO2的浓度波动时，脱硫剂石灰粉末或浆液的投入量难以控制，吸收塔中的吸收液不能处于最佳吸收状态，影响脱硫率；低值副产物石膏还有待于解决含水率高和综合利用的问题；整体装置和运行费用仍偏高；脱硫效率不高。
1.1.2海水脱硫工艺
海水脱硫是近年来发展起来的一项新技术。该工艺利用天然的纯海水作为烟气中SO2的吸收剂，无需其它任何添加剂，也不产生任何废弃物，具有工艺简单、系统运行可靠、脱硫效率高等特点。
1.1.3液柱喷射烟气脱硫除尘集成技术
该技术是清华大学的专利技术，液柱喷射烟气脱硫除尘集成系统主要由脱硫反应塔、脱硫及制备系统、脱硫及产物处理系统、控制系统和烟道系统组成，其中液柱反应塔是其核心装置。该技术投资低，脱硫率达85％以上，脱硫剂的利用率为90％以上 ，除尘效率达95％以上 ，运行成本低 ，脱硫成本每千克SO2约为 0.45元。脱硫产物主要是CaSO4，可以用作建筑材料和盐碱地的改造。
1.1.4其它湿法工艺
除前述的传统方法外 ，还有MgO法、亚硫酸铵法、Wellman-Lord法、柠檬酸钠－磷酸钠法和千代田法、液相湿式生物还原法等。通常可根据原材料来源及副产物销路，合理选用。
1.2 半干法烟气脱硫技术
半干法脱硫工艺的特点是，反应在气、固、液三相中进行，利用烟气显热蒸发吸收液中的水分，使最终产物为干粉状，脱硫废渣一般抛弃处理。喷雾干燥法属于半干法脱硫工艺，该工艺利用石灰石浆液作吸收剂，以细雾滴喷入反应器与SO2边反应边干燥。在反应器出口，随着水分的蒸发，形成干的混合颗粒物。该法可脱除70 %～95%的SO2。另外由于喷雾干燥法的操作是在近似绝热饱和温度下进行的，为使喷雾干燥器稳定运行，要求控制吸收液的加入量，这使操作变得较为困难。
1.2.1旋转喷雾干燥法
旋转喷雾干燥法是用碱性吸收剂的悬浮液或溶液通过高速旋转雾化器雾化成细小的雾滴喷入吸收塔中，并在塔中与经气流分布器导入的热烟气接触，水蒸气和碱性吸收液在湿干两种状态下同SO2反应，干燥产物则在气液后侧用除尘器除去。
1.2.2炉内喷钙增湿活化法
此法是在炉内喷钙的基础上发展起来的，即在燃煤锅炉内适当温度区喷射石灰石粉，并在锅炉空气预热器和除尘器之间加装一个活化反应器，喷水增湿，促进脱硫反应，脱除烟气中的SO2 。
1.3 干法烟气脱硫技术
干法脱硫的工艺特点是，反应在无液相介入的完全干燥状态下进行，反应产物为干粉状。其主要优点是能处理大量的排烟，排出烟气的温度下降比较小，对烟囱周围地区来说，由于烟雾而引起的二次污染较少，用水量少。缺点是由于硫氧化物的吸收反应速度慢，因而排烟设备体积大，建设费用高。
1.3.1荷电干式喷射脱硫法
该法的作用原理是，吸收剂以高速通过高压静电电晕充电区后，在其表面上形成静电荷，由于同种电荷相互排斥，使吸收剂颗粒很快在烟气中扩散，形成均匀的悬浮状态，从而增加与SO2反应的机会。此外由于离子的电晕，可增强其活性，缩短反应所需滞留时间，从而有效提高脱硫率。该法的缺点是，脱硫率低，吸收剂利用率不高。
1.3.2电子束法
电子束是采用高能电子束照射烟气 ，使烟气中的N2、O2和水蒸气被激活 ，电离甚至裂解，产生大量离子及自由基等活性离子。由于它们的强氧化性，使SO2被氧化为SO3，这些高价的硫氧化物与水蒸气反应生成雾状的H2SO4，产生的酸再与预先注入反应器中的NH3反应生成硫铵。
1.3.3脉冲电晕法
该法是利用等离子体产生的高能电子将HO-H及O-O健打开，使之成为自由基或活化粒子，这些自由基或活化粒子可与SO2及NOx反应。由于这些等离子体在常温下只提高电子的温度，而不提高离子的温度，故该法的能量效率比电子束法至少高两倍。此法可同时脱除烟气中的SO2、NOx及重金属。
二、烟气生物脱硫原理
烟气中的SO2通过水膜除尘器或吸收塔溶解于水并转化为亚硫酸盐、硫酸盐；在厌氧环境及有外加碳源的条件下，硫酸盐还原菌将亚硫酸盐、硫酸盐还原成硫化物；然后再在好氧条件下通过好氧微生物的作用将硫化物转化为单质硫，从而将硫从系统中去除。可以将烟气生物脱硫过程划分两个阶段，即SO2的吸收过程和含硫吸收液的生物脱硫过程。
2.1吸收SO2的工作原理
利用微小水滴的巨大表面积完成对烟气的吸收，从而使SO2从气相转入液相，并主要以亚硫酸根、硫酸根的形式存在。吸收效果与吸收液的比表面积、pH、碱度、温度等有关，但主要取决于吸收液的比表面积。该过程的主要反应如下：
SO2(g) SO2(l)
SO2(l) + H2OHSO3 + H+
HSO3 SO32- + H+
2SO32- + O2 2SO42-
从方程可以看出，在SO2的吸收过程产生了H+。因此，吸收液必须有足够的碱度来中和H+，以保障吸收反应的持续进行。
2.2 含硫吸收液生物脱硫的工作原理
在厌氧环境下，富含亚硫酸盐。硫酸盐的水在硫酸盐还原菌的作用下（此处以甲醇作为硫酸盐还原的电子供体）：
HSO3- + CH3OHHS- + CO2 + 2H2O
3SO32- + 4CH3OH 3HS- + 3HCO3- + CO2 + 5H2O
在好氧条件下利用细菌将厌氧形成的硫化氢氧化成单质硫，并将单质硫颗粒予以回收。发生发应如下：
2SH- + O2 2S0 + 2OH-
很显然，该反应增加了系统循环液的碱性，与吸收过成导致吸收液酸性增加的反应互逆，这维持了整个系统pH的稳定，从而减少了系统运行时的药剂投加量。
三、荷兰的Bio－FGD工艺
1992年，荷兰HTSE&E公司和Paques公司开发的烟道气生物脱硫工艺（Bio－FGD）标志着烟气生物脱硫技术领域达到了实用技术水平。
3.1 Bio－FGD工艺流程
90年代初，荷兰Wageningen农业大学在厌氧处理硫酸盐废水领域进行了大量研究，并开发了回收单质硫的生物脱硫工艺。荷兰HTSE&E公司和Paques公司将这一新技术应用于烟气生物脱硫工程：从1992年5月开始实验室运行，到1993年7月的中试运行，积累了不少经验，使工艺的发展日趋成熟。
目前Bio－FGD工艺对中小型锅炉烟气治理已进入实用化阶段，其示范工程处理电厂废气量达200万m3/h。
Bio－FGD工艺主要通过1个吸收器和2个生物反应器去除气体中的SO2。吸附器首先吸收烟气中的SO2，并且是唯一与气体接触的单元。在第1个反应器通过厌氧生物处理形成硫化物，在第2个反应器通过好氧生物处理将硫化物氧化成高质量的单质硫，其工艺流程如下图所示：
Bio－FGD工艺包括4个主要部分：吸附器、厌氧反应器、好氧反应器、硫回收。（1）采用立式的喷淋塔作为吸附器，该吸附器与传统的氢氧化钠洗涤器作用相同。吸附器提供了雾化水滴，从而加速了气液传质过成，提高了液气比；该吸附器中SO2去除率与气液接触密切相关，同时pH的影响也至关重要。（2）厌氧反应器采用内循环反应器，在厌氧反应器中亚硫酸盐和硫酸盐被硫酸盐还原菌还原成硫化物，烟气吸收液中的烟尘与重金属硫化物的沉淀也被增长的生物物质所捕获并与剩余生物污泥一起除去。含有污染物的污泥可以在电厂与煤一起燃烧而不会产生另外的污染源。（3）好氧反应器采用气提反应器，在好氧反应器中好氧微生物将前一步形成的硫化物氧化成硫元素。与此同时，废液中的pH值得以回升这与吸附器中SO2吸附到水中引起pH值降低的反应互逆。吸收液由于相互抵消变成中性，从而可以减少药剂投加量，并削弱吸收液对吸附器的腐蚀。（4）将好氧反应器出水中的单质硫进行回收，回收工艺由气浮池、斜板沉淀池、真空转鼓过滤器等组成。回收硫中只有少量的微生物，其纯度达92％。
3.2 Bio－FGD工艺的中试结果
1993年HTSE&E和Paques公司首先将Bio－FGD工艺应用于规模为50MW电厂的烟气治理，在该处理系统顺利运转的基础上，Bio－FGD工艺被进一步放大——在荷兰南部Ceertridenberg的600MW火力发电站建立了烟道气生物脱硫中试工厂。
设备尺寸：吸附塔高6m；厌氧内循环反应器高10m、直径1m；好氧气提循环反应器高8m；利用斜板沉淀池以浓缩回收硫。
烟气流量：2000～8000m3/h；SO2含量：3000mg/m3（这一规模相当于国内3t锅炉产生的废气水平）。
中试系统在启动6周内能培养出稳定的高温微生物并有75％的SO2转化为单质硫，剩余的25％转化为多联硫酸盐。经过6周后，系统满负荷运行在6.0kgSO2/h下，SO2几乎全部转化为单质硫。中试系统吸收液大部分循环利用，只生产少量的废水。根据中试研究可以得出，煤炭火力发电厂生产的高温有毒烟气用微生物处理是非常合适的。
3.3 Bio－FGD工艺的技术经济比较
在假定电厂用煤含硫率1.5％、系统SO2去除率90％的条件下，对Bio－FGD和LSFO两种工艺在300MW和600MW火力发电厂的投资和运行费用进行核算，最后最后确认Bio－FGD工艺的总投资费用比LSFO大约低30％。Bio－FGD工艺投资低的主要原因是所需的吸收器容积负荷高得多，另外制造工艺处理设施的用料也大量减少。Bio－FGD工艺的费用与烟气中硫含量的大小有关，硫含量的大小与系统的外加碳源（如甲醇）的用量成正比；对于600MW发电厂，Bio－FGD工艺与LSFO工艺相比在浓度3g/Nm3时的费用最占优势。总之，多方面研究表明，对于规模50～600MW发电厂，脱硫率90％时Bio－FGD比LSFO工艺的费用低得多，而小型发电厂的优势则更为突出。
单位：美元/千瓦
3.4 烟气生物脱硫的优点
（1）费用比石灰/石膏强制氧化工艺（LSFO）工艺低30％；
（2）高脱硫率（高达98％）；
（3）高价值的副产品单质硫；
（4）吸收液全部循环利用；
（5）改进现有的LSFO工艺费用低；
（6）使用范围广，能够解决环境问题。
3.5 Bio－FGD工艺的深入研究领域
Bio－FGD工艺从实验室经中试并最终应用于实际的烟气治理，其处理装置的最优化、运行条件的最优化、微生物物种的筛选确定、活性污泥附着状态的选择、外加碳源的进一步开发等等仍然是发展Bio－FGD工艺必须进行的研究项目。其中外加碳源即“电子供体”的筛选本着价格低廉、有机废物回用的原则进行，已确定乙醇、甲醇、合成气（即H2、CO、CO2的混合体）等可以作为SRB的外加碳源。Houlen研究表明，小规模装置（5～10kmolSO2/h）中实用合成气要为便宜。
3.6 Bio－FGD工艺的应用领域
同工酶作为基因产物的蛋白质，其结构的多样性在一定程度上反映出不同种群在不同污染历史条件下分化进化上DNA组成和生物体遗传多样性。同工酶之所以作为分化进化的重要研究对象，首先是因为它在品种间有丰富的多样性。目前一半以上的酶类存在同工酶类。其次，同工酶易于检测出。同工酶虽然由单拷贝基因编码，但通过酶染色放大作用同样易于检测出。
2.2 RFLP技术
RFLP(Restriction Fragment Length Polymorphisma,限制性内切酶片段长度多态性)作为第一代分子生物学标记自问世以来已广泛运用于多门生物学科研究中，但它运用于植物抗性研究还只是近几年的事。RFLP能对植物的抗性基因进行定位和分离，利用RFLP技术，对于核基因组或叶绿体基因组、尤其是后者，若能提取纯净DNA，则可直接从酶切后的电泳图谱看出其多态性，利用这一方法可以测定种群内、种群间不同水平的物种在污染环境下抗性分化进化水平上的差异。
与核酸序列分析相比，RFLP可省去序列分析中许多非常繁琐工序，但相对RAPD 而言，RFLP方法更费时、费力，需要进行DNA多种酶切、转膜以及探针的制备等多个步骤，仅对基因组单拷贝序列进行鉴定。但RFLP又有比RAPD优越之处， 它可以用来测定多态性是由父本还是母本产生的，也可用来测定由多态性产生的突变类型究竟是由碱基突变或倒位、 还是由缺失、插入造成的[26]。
2.3 PCR技术
PCR(Ploymerase Chain Reactions,聚合酶链式反应)自80年代中期问世以来，以其快速、简便、灵敏、特异等特点受到分子生物学界极大青睐，已广泛用于基因工程、临床检验、环境生物监测以及进化生态学中核酸水平的基因多态性等研究领域。
PCR由高温变性、低温退火（复性）及适温延伸三部反应构成一个扩增循环，使目的DNA片段得以迅速扩增。这一技术能选择性富集一个特异DNA序列，并成106扩增。PCR 扩增技术与RFLP结合使用其用途更为广泛，PCR技术主要优点有：①PCR与DNA测序结合，扩增后无需再克隆，纯化即可直接测序。②可扩增一个只知基因一侧或两侧碱基序列的基因。 ③可进行DNA多种突变的测定，如碱基互换、缺失、插入型突变[16]。PCR 近几年已逐渐引入到植物抗污染进化研究领域中，并表现出强大的应用潜力。
2.4 RAPD技术
RAPD在植物抗污染进化研究中具有重大推动作用。利用RAPD 分析矿区不同重金属污染历史下作物DNA结构多样性，从中可试图找到对重金属污染具有抗性的DNA片段或基因组。这些研究虽然在国内外刚刚起步，但这些工作直接从分子水平上分析污染条件下种群遗传结构上的分化进化，在理论上具有广阔的研究前景和意义。
2.5 核酸序列测定
核酸序列测定包括DNA和RNA序列的测定。由于rRNA基因较保守，因此分子生物学中更重视rRNA基因的测定。在植物抗污染进化研究中主要运用叶绿体4.5SrRNA、5SrRNA 及胞质5SrRNA基因，然而，核酸序列的测定在植物抗性分化进化研究中尚未见报导， 此项技术在实际操作和运用上还有待于进一步完善。
关键词：生物基聚酰胺；聚酰胺纤维；可再生资源；生物技术
中图分类号：TQ342+.1 文献标志码：A
Latest Technology Developments of Bio-based Polyamide and Its Fiber
Abstract： In recent years， the constantly growing public awareness and interests in bio-based plastics around world has improved the development of several kinds of bio-polymer including polyamide. This article reviewed the development status-quo of global polyamide industry， and gave a detailed introduction on the latest R&D developments of bio-based PA6， Pa66 and long-chain polyamides as well as their down-stream products.
Key words： bio-based polyamide； polyamide fiber； renewable resources； bio-technology
1 全球聚酰胺材料的发展概况
根据统计，聚酰胺（PA）材料的38%用作纤维，46%注塑成型，14%挤压成型，其余深加工制品大约占2%左右。PA纤维（主要包括PA6和PA66）是仅次于聚酯纤维的第二大合成纤维品种。在过去的10年中，全球PA纤维生产呈持续下滑趋势，2010 ― 2012年间西欧地区的PA市场下降了6%，美国下降了9%，2012年全球PA纤维产量维持在400.81万t。
与此同时，中国PA纤维的产能不断拓展。据统计，2005― 2010年期间的年增长率一直保持在17.69%，这在一定程度上缓冲了全球PA及其纤维制品的下跌形势，2012年国内PA纤维产量达到181.46万t，其中长丝纱173.0万t，短纤维8.44万t，设备的运转率视品种不同在70% ～ 83%之间。
全球性经济减速影响下的PA纤维产量的变化，主要对PA长丝纱和短纤维的市场供给产生了较大影响，同时产业用纱的生产亦受到明显波及。期间己内酰胺及其树脂的价格不断上涨，2011年我国进口的己二酸己二胺盐价格上涨了24.22%，己内酰胺价格上扬了31.70%。
PA地毯纱产量下跌明显，年下滑速率达9%，作为地毯重要市场的美国其产量下降了16%，相继关闭了Shaw等多家地毯纱工厂。地毯市场的变化亦与聚酯BCF量化及其替代PA地毯绒头纱的趋势日益明显有关。期间美国的聚酯BCF份额由2002年的1.1%升至目前的30%；欧洲地毯生产亦出现了相似的状况，其出口中东地区的地毯纱受阻，市场持续萧条，需求萎缩，地毯纱产量的下降幅度也超过了10%。同时全球PA短纤维产量下跌了约1/4，作为PA短纤维生产的主要国家之一美国也出现了大幅减产。
2.1 生物基PA66
生物基己二酸（ADA）的制备，可选用葡萄糖为原料，在酶菌的环境下经发酵转化，进而在压力条件下加氢制得。生物基己二酸与己二胺可按常规聚合工艺制得PA66，生物己二酸制造工艺如图 1 所示。
美国Rennovia公司采用空气氧化工艺，即葡萄糖原料在催化条件下氧化得到葡萄糖二酸（glucoric acid），用其做中间体经催化加氢得到己二酸。该公司选用非粮食木质素为原料，第一个商业化的生物基ADA装置产能13.5万t/a，拟于2018年完成生产性运转。Rennovia公司声称可以生产100%的生物基PA材料，也具有将生物基ADA转化为己二腈（AND）技术和生物基己二胺（HMD）的技术，用以生产100%生物基PA66聚合体。
Verdezyne公司合成生物基ADA的研究亦从实验室进入批量生产试验阶段，并在美国加州建设了商业化试验装置。该项技术采用糖类、植物油为原料，通过变性酶工艺对葡萄糖施以发酵处理以制得ADA。该生物基己二酸的商业化装置预计2014 ― 2015年完成。加工成本较传统石油基ADA要低20% ～ 30%（基于原油价格40欧元/桶）。Verdezyne公司生物基己二酸技术的原料选择为非粮食生物质，即使用大豆、椰子油或棕榈油生产中的副产品作原料 。
2.2 生物基PA6
美国Michigen大学研究人员利用葡萄糖发酵技术制得赖氨酸，进而成功合成了生物基己内酰胺，纯度高于99.9%。图 2 为生物基己内酰胺的制备工艺。
YXY技术是利用可再生植物原料经催化脱水、氧化制取2，5-呋喃二羧酸（FDCA），进而催化聚合可得到100%生物基2，5-呋喃二甲酸乙二醇酯，其中的FDCA亦可用于制备生物基PA。Solvay公司使用YXY技术生产出了PA工程塑料，Rhodia公司利用FDCA制得了PA及其纤维，日本帝人公司拟以FDCA为原料开发环境友好型芳香族聚酰胺纤维。
YXY技术的核心是FDCA的合成，其商业化试验中使用的第一代原料是糖类或玉米淀粉，目前在原料的可利用性方面取得了巨大进步，已开始采用非粮食生物质资源。
Avantium公司在规模为 5 t/a和40 t/a的试验设备的基础上，于2012年又建成了1 000 t/a的FDCA试验装置，预计工业化后FDCA工厂的产能在 1 万 ～ 10万t/a之间。
荷兰Utrech大学基于YXY技术的生命周期（LCA）分析认为，和传统石油基产品相比，其CO2排放可降低50% ～70%，且生产链具有原料可再生和产品可回收再利用的优点。目前YXY技术的200 ～ 450 t/a的半生产性设备已在运转中，预计2015年 3 万 ～ 5 万t/a的生产线可投入运营。
2.3 新型生物基PA4及其纤维
PA4是γ-氨基丁酸的线性聚合体（GABA），具有同其他PA材料相似的一系列优越性能，包括非常高的熔点和良好的生物可降解性能。生物基PA4的原料取之于可再生生物质。通常生物质经糖化处理得到葡萄糖，后经过酶处理工艺得到谷氨酸，二氨基戊二酸再经脱羧基反应得到GABA，用作PA4的单体，通常可在室温条件下完成聚合反应。表 2 为生物基PA4同其他聚合物的基本技术特征比较情况。
据测试，生物基PA4纤维的吸湿特性与棉花相近，且纤维的染色性能良好。目前，日本国家工业科学技术研究所（AIST）已在生物基PA4的研究上取得了进展；20世纪70年代中期，我国吉林纺织研究设计院在PA4纺丝成形工艺方面也进行了较为系统的探索性试验，取得了不错的实验室成果。
2.4 生物基长链PA
据统计，目前生物基PA610的市场需求量在2.5万t/a左右，源于天然植物油原料的PA11（Rilsan）已有50年的制造历史，与传统PA6相比其环境友好特征更明显，CO2排放量更低。据了解，Arkema公司的PA12系列（Rilsamid）的聚合生产能力已达到6 000 t/a规模，该公司已在我国江苏常熟合作建设了PA11生产工厂。苏州翰普公司利用可再生原料，开发了生物基长链PA系列，包括PA610、PA1010、PA11等的工程塑料，其生物组分在40% ～ 100%之间。
2007年DuPont（杜邦）公司开发的商品名为“Zytel？”的长链生物基PA即PA1010和PA610使用的癸二酸来源于可再生资源，其中PA1010的100%、PA610的70%组分使用非粮食生物质原料。DSM公司开发的生物基高性能工程塑料“EcoPaxx”即长链PA410聚合物的70%原料取材于蓖麻籽油。
EMS公司开发了商品名为“Grilamid”的生物基PA系列，包括PA1010（生物基组分99%）、PA610（62%）等。该公司开发的生物基长链PA系列聚合物的生命周期分析结果如表 3 所示。
2.4.1 生物基PA11
Arkema公司开发的生物基PA11选用蓖麻籽原料，制得了11-氨基十一酸，经 3 段聚合得到聚11-氨基十一酸。与环氧树脂类产品相比，生物基PA11对环境的危害性可减轻一半，CO2排放量下降40%，其热塑性树脂亦可回收再利用。利用生物基PA11纤维及其树脂可以制得100%的生物基复合材料，密度1.16 ～ 1.22 g/cm3，热分解温度230 ℃。PA11纤维的体积添加量横向（UD）为30% ～ 35%，纵向（MD）为30%，目前已在飞机和运输车辆的部件上使用。
2.4.2 生物基PA610
Rhodia公司开发的生物基PA610，使用了60%的可再生资源，年产量为2.5万t，已大量用作生产单丝或牙刷鬃丝。德国Evonik公司开发了Vestamid生物基PA系列产品，主要包括PA610（HS）、PA610（DS）和PA610（DD）产品。部分产品的技术特征如表 4 所示。
2.4.3 生物基PA56
Ajinomoto公司利用天然植物油制备的氨基酸/赖氨酸，通过赖氨酸脱碳及酶工艺加工得到1，5-戊二胺（1，5-PD），用以合成生物基聚酰胺PA56。我国上海凯赛生物产业公司生物基PA56的研究与开发亦取得了进展，据悉商业化的装置正在实施中。2.4.4 生物基PA69
生产PA69使用的二元酸单体可以通过油酸经化学合成的方法得到。十八烯酸-9（油酸）属单一不饱和脂肪酸，具有十八碳。油酸可以资源丰富的动物或植物油脂为原料，利用动物油脂合成生物基壬二酸的加工工艺如图 3 所示。
油酸在高锰酸钾条件下可氧化制得壬二酸。目前油酸氧化而产生的分子链断裂是在络酸条件下实现的，亦可采用臭氧分解的方法制得壬二酸。生物基壬二酸与二元胺合成PA69的阶式聚合反应与传统PA66有许多相似之处，仅在聚合物黏度和熔融温度上存有差异。目前PA69聚合体已成功用于非织造布网材的加工。
3 生物基PA的成本结构及发展
依据欧洲生物塑料协会的统计数字，2010年欧洲生物基聚合物的产能约72.45万t/a，生物基PA为3.5万t/a，占生物基聚合物产能的5%。预计2015年欧洲生物聚合物材料的产量将达到170.97万t，届时生物基PA的状况与市场份额将如表 5 所示。
3.1 生物基PA的原料资源
在生物基PA的研究开发中，常用的可再生原料资源包括蓖麻油、油酸与亚油酸以及葡萄糖等。如BASF（巴斯夫）公司开发的生物基PA610使用了60%的来源于蓖麻油的癸二酸；杜邦公司开发的生物基长链PA即Zytel-RS系列中，PA1010和PA610两类材料中的生物基癸二酸含量分别为100%和60%，产品具有优良的热性能。
作为重要的可再生原料，蓖麻籽是一种生长迅速的作物，其季度茎高增长速度可达 2 m，并可在贫瘠的土地上栽植，不存在与粮食作物争地的矛盾，每公顷蓖麻的产量可达到10 t左右。据统计，目前全球蓖麻产量约120万t/a，但相关蓖麻籽油的产量仅为植物油产量的1%。此外，其他可用的可再生资源还包括棕树油、椰油、油菜籽等。
Arizona公司利用制浆造纸工业的副产品妥尔油（tall oil）提取不饱和脂肪酸，通过二聚反应形成了脂肪酸二聚体，再经聚合得到了生物基PA。
评估生物基PA产品，其相对于传统石油基PA的加工成本是关键点之一。依据DSM公司的可行性研究报告，随着时间的推移，微生物与低价高得率糖发酵技术的进步和量化，生物基己内酰胺的单体价格可降低至75欧元/kg，较之于21世纪初期的成本下降了50%。而当装置规模达10万t/a以上时，则无需像传统石油基PA生产那样再为“三废”治理支付费用。
当今市场中，生物基PA的价格主要为：PA11在9.82 ～11.30欧元/kg之间，PA610在4.32 ～ 4.73欧元/kg之间，比石油基PA6/PA66的平均价格（2.1 ～ 2.4欧元/kg）要高。而如从基本原料考量，生物质原料价格较具优势，如葡萄糖原料价格在300美元/t，石油基环己烷则高达1 250美元/t（2012年市场水平）。
3.2 生物基PA纤维的开发与应用
Rhodia公司研究中心与Fulgar公司合作，将商品名为“Emana”的生物基PA66纤维供给欧洲纺织品市场。据介绍，由该纤维制得的服装面料可通过织物与人皮肤间的作用，明显改善人体血液微循环和细胞组织代谢的状况。来自2013年Dornbirn-MFC（多恩比恩人造纤维大会）的信息显示，未来 7 ～ 8 年全球生物基PA66纤维的产量有望达到102万t/a。另外Radici公司生产的生物基PA6短纤维也已在针刺非织造布产品上使用。
美国Invista（英威达）公司开发的环境友好型PA地毯纱采用三组分混合技术（Trublend），即将PA66和回收再利用的PA66，以及5%的生物基PA11混合制得地毯绒头纱，已批量投放市场。该产品的生命周期分析显示，其CO2排放量减少了21%。
日本尤尼契卡公司使用Arkema公司的生物基PA11成功制得了纺织用纤维，纤维难燃性好，符合FAR25853的要求，LOI指数达35，燃烧时无烟、无有毒气体释放，主要用于高端服装面料和运动服装；Greenfil公司使用Arkema公司的生物基PA11纺制的长丝袜，耐用性比常规尼龙袜要高 5 ～ 10倍，但售价要高 2 ～ 3 倍。
昆士兰大学（澳）使用蓖麻籽为原料制得PA11纤维，用作增强复合材料的增强相，其短切纤维长度为 3 ～ 7 mm，单纤直径在10 ～ 35 μm之间。工业用丝束纤维长度在150 ～500 mm之间，单纤直径为15 ～ 25 μm，伸长率低于30%。
依据法国纺织与服装研究所（IFTH）的研究试验结果，PA11纤维及其织物有许多特点，包括较高的耐磨性、良好的耐氯性能、非常低的霉菌繁殖速率和速干性等。IFTH将PA11长丝织物与PA6、PLA、棉和再生纤维素纤维（Modal）产品进行对比，结果显示，前者的霉菌繁殖速率几乎近于零（依据ISO20743），且洗涤干燥速度明显优于传统细旦PA66织物。
日本帝人公司利用YXY技术开发的生物基芳香族聚酰胺产品，赋予了芳香族聚酰胺纤维更高的附加值，目前该项目的实验室研究阶段已经完成。该公司在开发生物基对位芳香族聚酰胺Twaron的过程中，利用非粮生物质原料制备了生物基Twaron单体，用以替代石油基单体。该芳香族聚酰胺产业链的环境友好分析显示，可降低14%的碳足迹。预计到2016年生物基Twaron的生产工艺过程的碳排放将减少8%，单体制备成本可降低4%。
日本东丽公司利用1，5-戊二胺原料制得的PA56纤维在手感、强力和耐热性方面与石油基PA纤维相似，而吸湿性则与棉纤维接近；德国巴斯夫公司开发的生物基PA610单丝目前已用于纸机长网、工业用鬃丝产品。
此外，我国的北京服装学院最近也成功开发了一项生物基PA纤维的制备方法；中国台北纺织研究所在生物基PA纤维的研究中，使用64%的PA610组分制得了PA中空纤维，纤维的中空度为20.2%，密度为0.86 g/cm3，纤维的断裂强力为5.5 g/D，伸长率为28%，该纤维适宜用于织制轻薄织物如风衣等。
3.3 关于生物基PA技术进步的思考
随着生物技术的不断进步以及生物聚合物材料在常规和高性能产品领域的日益拓展，业界普遍认为，生物基聚合材料替代常规石油基聚合物比以往任何时候都更加接近于人们的期望。换言之，持续发展的生物技术与生物基聚合物将会不断进入更多新的应用领域，依赖石油资源的传统制造业将面临生物技术的挑战，生物加工工艺将会更多地替代某些制造业的化学合成过程。
和其他生物基聚合物一样，生物基PA的生产技术也面临着诸多不确定性，比如生物质原料管理、生物聚合物的性能和产品成本等，此外生物基单体及其聚合生产装置的经济性和规模亦是重要的制约因素。具体来说，面临的挑战包括生物质原料资源与供给；生物基聚合物的技术途径，是否可达到现有石油基聚合物加工工艺的生产效率；新型微生物与酶制剂；生物聚合物及其制品的回收利用技术途径等。
目前，生物基聚合物占世界塑料市场的份额不足1%，但生物技术吸引了全球诸如杜邦、巴斯夫、Evonik、DSM等国际著名企业的浓厚兴趣，它们争相投入了巨大的人力和财力，并取得了长足的进步。目前在数十种已商业化使用的PA材料中，取之于可再生资源的生物基PA系列产品，包括PA6、PA66、PA69、PA11、PA610、PA1010及其制品的研究与开发均已相继展开。美国Rennovia公司基于全球葡萄糖类原料的供给现状以及通过化学催化技术制备生物基己二胺及己二酸技术的商业化现实判断，2022年全球生物基PA66纤维产量将突破100万t大关。
对于我国而言，近年来生物基PA在品种、技术及产品的应用研究中取得的惊人进步，无疑在客观上将促进尼龙产业的持续发展，同时也将强化行业对于PA产业链生命周期研究的重视。
[关键词]微生物；发酵工艺；工艺优化；培养基；培养条件
中图分类号：Q939.9 文献标识码：A 文章编号：1009-914X（2017）22-0336-01
1 微生物发酵概述
生物发酵工程的概念较多，现代意义上关于生物发酵工程的理解为：在合适的pH酸碱度值、阳光照射度、培养基等条件上，利用微生物的一些特点，并借助一些现代工程技术对微生物进行生产，从而培育出一些能够满足人类进行生产活动的物质，或是将微生物用于现代工业生产的一种技术体系。
微生物发酵过程的优化控制可以分为过程模型和控制策略。发酵过程建模如机理分析建模、黑箱建模和混合建模近年来都得到了快速的发展，而优化控制策略方面的研究内容与成果有：基于线性化近似的经典优化控制、基于非线性系统理论的优化控制以及基于人工智能技术的优化控制等。微生物发酵过程控制技术的优化决定着发酵工程的质量与效益。传统的发酵工程过程为了快速提高发酵生产率与发酵水平，发酵过程更侧重于菌种的筛选和改造上。随着生物科学技术的发展，基因工程与代谢工程研究领域都出现了长足的进步与发展，利用基因重组与诱发等技术可以实现高产菌株普遍生产。但只有通过发酵过程的优化控制，才能实现产品质量最高、生产力最大、成本消耗最低的生产过程，因此对微生物发酵过程的优化控制成为发酵工程中研究人员日益关注的焦点。
2 存在的现状
现阶段，微生物发酵工程面临的一大问题是自动化控制问题。为了顺利解决该难题，首先应对微生物的不同特点有充足的了解。在科学技术快速发展的背景下，人们了解微生物的方式已经发生了改变，已经由原来的借助微生物形态进行表面认识，转变为对复杂生物学与细胞调节等方面。然而，微生物细胞较复杂，这使得生物发酵工程也变成了一类重复性差、高度非线性、慢性变、复杂的生化过程。因此，在研究过程中，不可仅从表面对生物发酵过程进行分析，而根据检测得到的过程参数对生化发酵过程进行详细分析。一般来说，检测的过程参数主要包括物理参数、生物参数与化学参数这几类。
3 生物发酵过程的在线检测与控制技术进展分析
微生物发酵过程属于一种生化反应过程，主要是为了促进最终产物利用率的提升，确保微生物生长环境的舒适度。在舒适、适宜的环境中，有利于微生物进行有效的生长代谢，并能实现对微生物发酵过程的在线检测与控制，从而提升微生物发酵产品的利用率，发挥其最大作用。具体来说，主要包括以下几个方面。
（1）电机搅拌热、冷却水温度、微生物发酵热等因素，均可能影响发酵的温度。此外，发酵罐体积大小，也会在一定程度上影响发酵温度的控制。如果发酵罐的体积较大，往往会采用冷却水或发酵温度为主回路的串级控制方式；如果是体积较小的发酵罐，多采用冷却水流量、发酵温度为主的简单回路控制方式。
（2）在微生物发酵过程中，生物发酵也会受溶解氧浓度的控制情况影响。然而，现阶段国内对该方面的研究较少，仅限于了解到哪些因素会对溶解氧浓度产生影响。目前，影响溶解氧浓度的因素主要有：供给的空气量、发酵罐本身的压力、搅拌桨的转速及形状。
（3）在微生物发酵过程，pH酸碱度值也是影响在线检测与控制的一个重要因素[4]。若pH酸碱度值过高或过低，微生物的生成及代谢过程都会发生变化，故必须保证酸碱度值得合适。若发酵液的酸碱度为强酸性，可通过加氧水的方法弱化其酸性；若发酵液浓度为强碱性，可通过加糖的方式弱化其碱性，调节发酵液的酸碱度，直至合适。
（4）消泡控制也是影响生物发酵工程的一个重要因素。发酵前，微生物的生长往往较旺盛，而此时若加满液料，并将搅拌桨马达最大速度启动，空气通入量也加到最大，很容易导致发酵液上浮的现象，最终发生逃液现象。若发生该类情况，一般会采用双位式控制方法进行处理，可取得较好的效果。
（5）在生物发酵过程中，补料控制也是影响发酵的一个重要因素。在发酵的进行状态中，微生物生成代谢也会在半连续式发酵过程的变化情况下发生相应的改变。所以，在这过程中，应该连续不断地为生物补充营养成分，保证微生物能够按优生物轨迹生长，才能促进微生物代谢产物产量的提升。
不同于物理、化学反应，生物过程反应速度相对较慢，反应物质、产物浓度等的转化率也不高。若要解决上述问题，工业微生物学通常是从两个方面入手：（1）正确选育或改良菌种，提高发酵菌种的优良性；（2）对培养条件进行合理控制，为生产出更好的目标产物创造条件。从某种程度上看，通过控制与优化发酵过程，能够将生物过程较好地控制在一种优化的操作环境或条件下，被认为是促进生产力提升的有效措施或捷径之一，具有非常重要的意义。因此，在发酵过程中，相关人员必须重视对发酵过程的线检测与控制，力将发酵环境或操作条件控制在一个较理想的状态下，为进一步提升生产水平提供强大的技术支持。
4 微生物发酵过程的优化控制策略
4.1 基于线性化近似的经典优化控制
基于“极大值原理”经典的优化控制方法在早期发酵过程优化控制中应用较为广泛。在发酵过程状态空间描述中利用极大值原理以及迭代法可以实现发酵的最优实施效果。极大值原理方法适用于比较复杂的发酵过程控制对象，但极大值原理只能得到开环控制，当发酵过程中的计算量较大时，仅能对少数过程制定出优化曲线，忽视了环境因素对系统的干扰。相关研究人员后来将极大值原方法融入理变量方法，得到最佳的变量优化曲线，控制效果较好，但是还没有达到理想的实验精度与简便性；发酵过程的建模质量对经典优化控制的发展产生了很大程度的影响。
4.2 基于人工智能技术的优化控制
利用计算机科学技术结合人工智能理论对发酵过程进行优化控制成为近几年的发酵过程研究的热点，人工智能技术能突破很多复杂的系统问题，主要包括专家控制、神经网络控制等。利用智能方法对发酵过程进行优化控制，在研究与仿真中呈现出优良的效果。研究人员建立了基于乙醇生产的专家系统，实现了乙醇发酵过程的发酵单元的检测，系统的误差非常小，系统的稳定性也得到了提高。但智能控制方法在模拟活动时仍存在局限性，神经网络控制对于网格结构的确定具有不可控性，因此智能方法交叉成为目前急需研究的发酵控制的技术问题。
5 结论
随着科技的不断进步以及生物技术水平的持续提升，微生物发酵技术已经得到了非常广泛的发展，除了在农业与工业方面获得了广泛的应用外，其在医药领域的应用更加值得期待。利用微生物发酵技术可以有效地解决许多正常生产不能够解决的难题。合理运用微生物发酵技术，并对发酵工艺进行持续地优化与改进，可以有效地提升生产效率，推动发酵工程技术不断前进与健康发展，从而扩大微生物发酵在各领域的应用价值。？
参考文献
[1] 张文芝，郭坚华.微生物发酵工艺优化研究进展[J].？广东农业科学，2013，（6）.
[2] 董昌健.对如何推动微生物发酵工艺优化的研究[J].？吉林农业，2013，（10）.
关键词：土壤微生物；多样性；DNA；提取技术
中图分类号：S154.3 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2012）23-5253-06
Advances of Total DNA Extraction Technology for Soil Microbial Diversity Research
XIAO Bin，JIANG Dai-hua，LIU Li-long，LIU Quan-dong
（College of Agronomy，Guangxi University，Nanning 530005，China）
Abstract： The influencing factors and application aspects， as well as the potentials and limitations of DNA extraction techniques for microbial diversity analysis were reviewed. Applying appropriate methods to extract microorganism DNA fragment that have right purity and appropriate size from soil were the precondition in soil microbial study on the molecular level， and the subsequent molecular biotechnology operations were all rely on these methods.
Key words： soil microorganism； diversity； DNA； extraction method
土壤微生物多样性是生物多样性研究的一个重要领域，是指其在遗传、种类、结构与生态功能方面的变化，对指示土壤微生物群落的稳定性，在保持土壤质量和生态系统稳定性等方面具有重要意义[1]，是当今国内外关注和研究的热点问题之一。
长期以来，由于研究方法的限制，传统的分离纯化培养技术仅能获得土壤中微生物总种群数的1%左右，而绝大部分微生物目前还不能获得纯培养[2]，未能获得纯培养的微生物才是土壤微生物的主体，因此，有关微生物多样性研究进展不大。
近年来，随着分子生物学技术的发展和研究手段的更新，基于土壤微生物群落总DNA的现代微生物分子生态学研究方法避免了传统分离培养方法的缺点，被广泛应用于土壤微生物群落结构、功能以及动态监测研究[3]。因此作为微生物群落分子分析方法的基础，最重要的一步就是从土壤样品中尽量毫无偏差地提取出高质量的、具有代表性的微生物总基因组DNA。关于土壤微生物DNA提取方法的报道很多[4，5]，然而这些方法主要侧重于土壤中的细菌群落，很少关注土壤中真菌群落总基因组DNA的提取方法及其提取效果。另外，细胞裂解不完全、DNA分子吸附在样品基质颗粒的表面、从样品中同时提取了某些重要酶的活性抑制剂、DNA分子的损耗、降解和破坏等因素也影响着土壤微生物DNA提取的质量，因而提取土壤微生物总DNA在研究中尤为重要[6]。本文主要对DNA提取过程中的主要影响因素、现行各方法的优缺点以及存在的问题作一综述。
1 基于DNA方法的土壤微生物多样性研究现状
传统微生物学研究方法主要依赖于纯培养技术和显微镜技术，对土壤微生物多样性的描述与研究存在一定的局限性。20世纪中后期，随着土壤微生物多样性研究向多方面发展，人们尝试着利用分析微生物细胞中某种指示成分，如磷脂脂肪酸（PLFA）来研究土壤微生物的种群组成，但是这些方法的缺陷是无法保证细胞中某种指示成分在土壤中的稳定性，并且如果某种微生物的PLFA是未知的，则该不可培养微生物仍难以鉴别[7，8]。
1980年，Torsvik等[9]首次建立了从土壤样品中直接提取细菌DNA的方法，并于1990年将其成功应用于DNA杂交技术，研究发现1 g土壤中有4 000个以上不同的细菌种类，说明土壤中微生物多样性是极其丰富的。后来研究者发现16S rDNA在原核微生物中普遍存在，并且含有相对保守和可变区域，在不同的个体间16S rDNA基因序列也不会进行基因交换，因此，每一种生物都有自己的独特序列。1986年，Pace[3]第一次以16S rDNA为基础确定环境样品中的微生物，使人们对大量不可培养微生物群体有了全新的认识。此后，基于16S rDNA基因的指纹图谱分析的现代分子生物学技术得到迅速发展，包括限制性片段长度多态性分析（RFLP）、随机扩增DNA多态性分析（RAPD）、单链构象多态性分析（SSCP）、基因芯片（Microarray）、PCR-DGGE/TGGE 等，为全面揭示土壤微生物种群结构和遗传多样性提供了重要手段。其总的技术路线：分离微生物基因组DNA，用特异性引物扩增16S rRNA基因片段，再将该PCR扩增产物进行更深一步分析，从而可在种、属的水平上研究不同生境中的微生物种群结构及其动态变化[10]。
2 土壤微生物总DNA的提取
从土壤样品中提取DNA的方法大致可分为2类，即间接提取法和直接提取法。间接提取法首先是对土壤样品进行反复悬浮和离心，去除土壤等杂质，提取土壤微生物细胞，再采用酶裂解细胞提取微生物总DNA。直接裂解法是不去除土壤等杂质，而是通过物理的、化学的、酶解等手段相结合，直接裂解土壤中的微生物细胞，使其释放DNA，再进行提取和纯化。但不论采用何种方法，都存在一定的缺陷，要想提取较完整的DNA需要具备以下几个条件： ①土壤微生物能从土壤中充分释放，尤其是那些紧紧吸附在土壤颗粒，甚至深藏于土壤微穴中的细菌等相对比较难分离的微生物。②对一些比较顽固的微生物，如革兰氏阳性菌、孢子和小细菌的裂解，需要更剧烈的处理，而这又会造成对裂解敏感的细菌DNA折断。③采集土壤样品后应尽快提取DNA，因为土壤在4 ℃储藏几周就会造成大分子DNA的降解。
2.1 间接提取土壤微生物总DNA
Torsvik等[11]最先报道了从土壤中提取微生物DNA的间接法，包括以下4个步骤：①分散土壤；②土壤微生物的提取（分离细胞与土壤）；③土壤微生物的纯化；④细胞裂解及DNA纯化。
2.1.1 土壤分散 土壤微生物一般与土壤颗粒结合，包藏在土壤团聚体内，因此，最大限度地分散土壤是从土壤中分离提取微生物的关键。通常采用物理或化学法，或是二者相结合以达到微生物与土粒分离的目的。常用的物理分散技术是使用玻璃珠与土壤悬液一起振荡，或是使用韦林氏搅拌器（匀浆器、转子混合器）搅拌分散，或是使用超声波分散土壤团聚体等。而化学分散法是通过加入化学分散剂以达到促进微生物与土粒分离的目的。最常用的分散剂为0.2%焦磷酸钠，其他还有Winogradsky盐溶液、Tris缓冲液、生理盐水、六偏磷酸钠、胆酸钠、脱氧胆酸钠、纯水等[26]。值得注意的是，为有效地分散土壤，分散剂的种类、浓度、加入量、机械作用（振荡、搅拌和超声波等）的方式、时间以及容器的大小等均应加以考虑。还可以将化学试剂与机械方法结合来悬浮土壤颗粒。研究发现Chelex100就是一种有效的土壤颗粒悬浮剂。各种分散方法分散效果不同，采用何种分散方法效果最佳目前尚无一致结论，而且防止细胞因物理、化学作用导致破裂提前释放DNA很重要，处理不当会使DNA降解。常用分离提取土壤微生物的土壤分散方法列入表1。
2.1.2 土壤微生物的提取 土壤微生物的提取通常采用离心分离法，既要使微生物与土壤颗粒分离，又要保证基本不破坏微生物细胞。由于土壤中细菌的平均密度（1.1 μg/cm3）远小于土壤矿物质的平均密度（2.6 μg/cm3），因此采用离心或淘选法可使细菌与土壤颗粒得到较好的分离。Hopkins等[17]采用密度逐级离心法分离出60%以上的土壤细菌。此外，也有学者提出用过滤法，即将土壤样品分散处理后，经20 μm或30 μm微孔筛真空抽滤，其滤液中即可能含有绝大多数土壤细菌，此过程操作简便，提取液中土壤残留物少，易于纯化。
由于土壤中的真菌、放线菌主要以菌丝的形态与土壤颗粒缠绕在一起以及细胞壁结构的特殊性，从土壤样品中分离提取真菌放线菌要比提取单细胞的细菌相对困难。迄今为止，国内外有关分离提取真菌的研究文献极少，且这些报道方法所提取的真菌菌丝只占真菌总生物量的极少部分。Vilarino等[21]在前人研究的基础上提出了分离土壤真菌的原理：新鲜土壤经分散后，土壤悬浮液中的菌丝可附着在慢速转动的铜丝（直径150 μm）框上，洗脱后即得提取的土壤真菌。潘力等[22]以曲霉菌为例，采用微波处理菌丝并置于10× TE Buffer中即可得到DNA，建立了一种快速提取丝状真菌DNA的实验方法，为高通量快速筛选丝状真菌转化子奠定了基础。吴敏娜等[23]以传统土壤总DNA提取方法及纯菌DNA提取方法为基础，分别与蜗牛酶、纤维素酶进行组合、优化，得到7种不同的土壤真菌基因组DNA提取方法。分离提取土壤细菌和真菌的流程如图1所示。
2.1.3 土壤微生物的纯化 目前常用两相分离技术对上述土壤微生物提取液进行纯化。两相分离技术最早为德国化学家Albertsson于20世纪50年代所建立，当时主要用于生物大分子的分离。近些年该技术广泛应用于生物化学、细胞生物学和生物工程等领域，是一种分离、纯化生物大分子、细胞、病毒的方法，该技术也逐步发展成为一种温和的生物分离方法，相对于原始的纯化手段具有过程简单、纯化时间较短等特点，应用领域广泛[24]。关于其分离机制目前尚不完全清楚，有人认为其分离的原理主要取决于不同组分的亲水性差异，也有人认为还与不同组分的电荷性质差异有关。当两种互不相溶的聚合物以一定浓度溶于水中时，便可形成体积不同的两相，被分离组分由于其与两相的亲和力不同，分别进入不同相从而达到分离的目的。目前应用最为广泛的是PEG（聚乙二醇）/Dextran（葡聚糖）系统和PEG/无机盐（磷酸盐或硫酸盐）系统。对于不同的两相组分，分离时间不尽相同[25]。Smith等[19]研究了应用两相分离技术从土壤中分离纯化非菌丝体微生物的效果，发现经充分混合静置一定时间后，即可形成上下两层体积比约为4∶1的两相分离系统，其中细菌主要富集在上层PEG相，土壤残存颗粒将进入下层Dextran相，经4次提取纯化，富集在上层PEG相的细菌总量约达加入两相分离系统细菌总量的60%，而上层PEG相中的土壤矿质颗粒总量仅占总加入量的4%以下。李妍等[26]用2%PEG+6%Dextran两相分离技术（A2PP）纯化细菌，测定细菌生物量，研究两相分离技术在土壤微生物研究领域的可应用性，结果表明采用0.1%胆酸钠、钠型离子交换树脂、玻璃珠与土壤一起在4 ℃下振荡2 h，能较好地分散、纯化土壤细菌。研究表明，两相分离技术同样有可能用于分离纯化土壤真菌。
2.2 直接提取土壤微生物总DNA
现今的土壤细菌DNA直接提取法是在Ogram等[27]建立的方法基础上发展起来的，主要包括两个步骤：①原位细胞裂解；②DNA提取和纯化。
2.2.1 原位细胞裂解 直接裂解土壤微生物细胞的方法包括：机械破碎法、化学法、酶解法及3种手段相结合。机械破碎法常用的有冻融法、微波、超声波法和玻璃微珠震荡法；化学法常用表面活性剂SDS和SarkosyI、热酚、高盐、异硫氰酸胍等；酶解法：裂解酶、溶菌酶、蛋白酶K、链霉蛋白酶等。其中溶菌酶不仅可处理革兰氏阳性菌细胞壁，还可水解糖苷键和腐殖酸。2种或多种方法相结合对DNA的提取效果较好。王啸波等[28]采用PBS缓冲液洗涤土壤样品，结合SDS裂解微生物细胞的方法，同时提取2种土壤样品的微生物DNA和RNA，结果表明该法提取的核酸不需要进一步处理，其纯度就可以满足后续的分子生物学试验，从而避免了由于纯化导致的核酸量的降低。熊开容等[29]采用冻融+玻璃珠+溶菌酶+SDS方法提取了活性污泥中微生物DNA，结果表明获得的DNA适合于酶解和PCR扩增要求。
值得关注的是，土壤中微生物种类繁多，生理状态不同，革兰氏阳性和阴性细菌以及细菌与真菌的细胞壁结构和组成亦不相同。为了使提取的DNA具有代表性，就必须保证土壤样品中所有微生物细胞裂解释放出核酸，因此必须根据试验的性质、要求选择适当裂解方法。研究表明，基于SDS的高盐提取法会对一些革兰氏阳性细菌效果不好。张瑞福等[30]采用冻融+溶菌酶+SDS方法提取3种芽孢杆菌（G+）DNA，结果表明经冻融处理的霉状芽孢杆菌均提取到了DNA，未经冻融处理的霉状芽孢杆菌未提取到DNA，且冻融处理未对DNA造成大的剪切，提取的DN段还大于23.1 kb。张颖慧等[31]使用优化的CTAB法提取真菌基因组DNA。使用液氮冻融以及玻璃珠振荡的方法代替了传统的液氮研磨，实验结果表明该方法所需菌体量少，且得到的基因组DNA比用传统的CTAB法得到的基因组DNA产率高、纯度好且步骤简单，适用于一次微量提取多个样品的基因组DNA，可用于大部分分子生物学基本实验如PCR和DNA的酶切等。
2.2.2 DNA提取和纯化 在已报道的DNA提取和纯化方法中，通常采用饱和酚或氯仿和蛋白酶处理，去除DNA样品中的蛋白质和部分RNA，然后对DNA进行抽提，再用乙醇、异丙醇或聚乙二醇（PEG）沉淀后，经羟基磷灰石柱或氯化铯密度梯度超速离心等进一步纯化。其他纯化方法有聚乙烯吡咯烷酮（PVPP）法、色谱法、电泳法、透析和过滤法、试剂盒法等。
Lamontagne等[32]研究结果表明PVP能够与腐殖酸结合，起到有效去除提取的DNA中腐殖酸杂质、提高DNA纯度的作用。李靖宇等[33]采用氯化钙-SDS-酶法对湿地土壤微生物DNA进行提取，结果表明该方法能高效去除湿地土壤腐殖酸，纯度较高，能直接满足PCR扩增。李钧敏等[34]用含PVPP的缓冲液预洗DNA样品，然后添加CaCl2和牛血清白蛋白可去除其中的腐殖酸，用PEG8000沉淀DNA，可提高DNA质量，并证实这是一种简便有效可直接应用于PCR分析的土壤微生物总DNA的提取方法。蔡刘体等[35]采用 SDS-CTAB法提取烟草病圃土壤微生物总DNA，该方法既可达到裂解效果，还有助于去除腐殖酸，有利于提高所提取DNA 的质量。吴红萍等[36]采用酚氯仿和柱式腐殖酸去除剂对粗提取的土壤微生物DNA进行纯化后，可用于PCR扩增，并以细菌16S rDNA基因引物可扩增到相应的片段。朱立成等[37]采用直接法提取土壤微生物总DNA，然后用Sephadex G-200凝胶离心层析法纯化，可得到纯度较高的DNA。段学军等[38]采用稀释模板及巢式PCR法很好地解决了在DNA提取纯化过程中不能完全去除腐殖质的问题。滕应等[39]将BIO101 Systems公司研制的FastPrep多试管核酸提取系统与相应的Fast DNA SPINKit for Soil试剂盒联用，有效地提取了重金属复合污染的农田土壤微生物总DNA。
没有哪种单一的纯化步骤可以除去所有污染物，故许多研究者已经将几种纯化步骤结合起来以期获得最好的纯化效果。Smalla等[40]将粗提的DNA进行3步纯化：①氯化铯密度梯度超速离心纯化；②醋酸钾沉淀；③Geneclean纯化。发现经前2步纯化的DNA通过稀释即可部分被限制性酶切和扩增，但如不经稀释而进行限制酶切和扩增，则必需进行最后一步纯化。
2.2.3 直接法和间接法的比较 研究表明，直接法获得的DNA较多，但不易去除抑制剂，间接法提取的DNA只占直接法的1/10，但分离的DNA纯度较高，而且间接法得到的细菌量只占总菌群的25%～50%，直接法提得的DNA却可以超过细菌总DNA的60%。因此，要想获得大量DNA，选择直接法较好，当所需DNA量不大，而且要排除真核或胞外DNA污染时，可用间接提取法。
直接提取对某些特定样品用特定的操作方法能获得较高的提取效率，但是对有些生物量不高的样品则很难得到足够的环境总DNA用于后续操作，适合在样品生物量较大但采样量不大的情况下采用。间接提取在提取效率上远小于直接提取，但用间接提取法所得到的环境总DNA纯度较高，所有样品能直接用于PCR扩增，并且能更好地体现样品中微生物的多样性，适用于有大量样品的情况。
2.3 DNA的纯度和浓度测定
DNA在260 nm处有吸收峰，腐殖酸在230 nm处有吸收峰，计算OD230/OD260（腐殖酸/DNA）的比值可以确定所提DNA中腐殖酸的污染程度。一般情况下OD230/OD260比值应在0.4～0.5之间为好， OD230/OD260比值越高，腐殖酸污染越严重。蛋白质在280 nm处有吸收峰，因此OD260/OD280比值经常被用来指示DNA中蛋白质的污染程度，当OD260/OD280比值为1.8～2.2时，DNA较纯，当受蛋白质或其他杂质污染时，OD260/OD280值则较低[41]。此外，还可采用PCR扩增检测DNA的纯化质量，所用扩增引物见文献[42]。
提取的DNA浓度也可根据测定的OD260值计算，根据公式[dsDNA]=50×OD260×稀释倍数，计算DNA的浓度（μg/mL），换算出每克干土提取DNA的量[43]；还可采用DyNA Quant 200荧光仪对纯化后DNA的浓度进行测定[28]。
3 影响土壤微生物总DNA提取的因子
土壤成分复杂，含有大量的有机及无机等多种生物活性抑制物，如腐殖酸、多酚类化合物、重金属等，它们的存在可能影响土壤DNA的提取质量，抑制DNA聚合酶的活性从而影响土壤微生物多样性的分析。研究发现，腐殖酸是土壤DNA提取过程中极难去除的污染物，由于它的分子大小和理化性质与DNA相似，过分注重腐殖酸的去除，势必会造成DNA的大量损失，因此腐殖酸的有效去除是土壤DNA提取的难点所在。
各种土壤类型、质地和成分的差异，都会影响土壤微生物DNA的提取效果。Zhou等[44]用SDS-CTAB法从8种土壤（包括沃土、沙沃土和沙黏土，其中黏土含量为5%～31%不等）中提取DNA，平均获得DNA的量为0.5～26.9 μg/g，并发现获得的DNA量与土壤的有机磷含量有明显的正相关关系。另外，研究也发现，土壤中细菌的裂解效率与其中黏粒的含量呈明显的负相关。土壤中各粒级颗粒对细菌的吸附量从大到小的顺序为：黏粒、粉粒、细沙粒、粗沙粒，其中黏粒是粉粒的3.7～4.9倍、细沙粒的44.3～89.2倍、粗沙粒的262.0～799.0倍，细菌在粒径不同的土壤颗粒表面的最大与最小吸附量分别相差389.0和857.0倍，去有机质土壤颗粒对细菌吸附亲和力较含有机质土壤颗粒的大[45]。因此，不同的土壤适合于不同的DNA提取方法，在土壤DNA提取过程中，应针对土壤类别选取合适的提取方法，以便进行后续研究。
4 小结
从土壤微生物群体基因组的角度研究其多样性及功能是可行的方法，并受到广泛的关注[46]。因而越过分离培养的步骤，直接从土壤中获得总DNA以分析土壤微生态群落结构，关键是如何尽可能全面地提取土壤中微生物的总DNA。土壤本身成分复杂，有许多物质难以预料，对提取较好质量的DNA提出了很高的要求。因此建立一种简单有效的提取方法显得非常重要。
间接法提取的微生物DNA纯度较高，提取的种类和数量较少；直接提取法直接在土壤中裂解细胞，使其中内含物尽可能地释放，能够代表大部分的土壤微生物，但土壤中所含物质种类较复杂，所以提取的DNA质量受到很大的影响，需要进一步纯化，而这些处理往往造成部分DNA的丧失，可能使在土壤中本身存在量较少的种类丧失或检测不到，影响到土壤微生物多样性的分析。最近，Milko等[47]发现一种Taq DNA聚合酶基因突变型可增加对腐殖酸等PCR抑制物的抗性，不需要对基因组DNA进行纯化就可以进行后续的分子生物学分析，因此具有广泛的应用前景。
绝大多数直接提取法提取的DN段长度不会超过23 kb，而DNA的某些用途如宏基因组文库构建，需要大片段的DNA，直接提取法对此几乎无能为力。
在DNA提取产率高即表示其所代表的微生物多样性高的前提下，DNA直接提取法被认为是较好的方法并被广泛应用[48]。但近年来有研究表明DNA提取的产率高不等同于微生物的多样性高，间接提取法又再次被提出并用于相关研究[49]。这就要求在选择提取方法时不仅要试用直接提取和间接提取这两类方法，而且在每类方法中也要试用不同的处理组合方式，以使后续操作能顺利进行，并得到准确可信的研究结果。
评价一种土壤微生物DNA提取方法是否有效，除了通常要求的提取片段无降解且比较完整外，还需要能够有效去除土壤中大量存在的影响后续实验的物质，如腐殖酸、腐殖酸似物、酚类化合物、重金属离子等；能在单位样本量中比较彻底地提取出微生物DNA；提取方法应具有普适性，对土壤中大多数微生物能够有效等[50]，且提取的DNA能更好地代表土壤微生物的真实性和异质性。
5 展望
目前，国内外对土壤微生物总DNA提取方法的报道很多，但每一种方法都存在一定的缺陷。因此，从土壤样品中提取DNA还没有通用的最佳方案，需要根据具体的土壤特点、实验室条件和实验目的而定。在提取过程中还要兼顾实验操作是否简便，方法是否经济以及样品量是否充足。另外，将现代分子生物学技术与传统微生物研究方法结合起来，才能更全面地认识和理解土壤微生物群落多样性及其相应的生态功能。
参考文献：
[1] 肖艾和，张洪霞，谭周进，等.土壤微生物多样性研究的DGGE/TGGE技术进展[J].核农学报，2009（4）：721-727.
[2] AMANN R I， LCDWIGW， SCHLEIFER K H. Phylogenetic identification and in situ detection of individual microbial cells without cultivation[J]. Microbiological Reviews，1995，59（1）：143-169.
[3] PACE N R.A molecular view of microbial diversity and the biosphere[J].Science，1997，276：734-740.
[4] 陈 邦，范代娣，王 琰.土壤微生物DNA提取方法的研究[J].西北大学学报（自然科学版），2009，39（5）：785-788.
[5] DELMONT T O， ROBE P， CLARK I， et al. Metagenomic comparison of direct and indirect soil DNA extraction approaches[J]. Journal of Microbiological Methods， 2011，86（3）：397-400.
[6] 孙海明，朱 梅，郭宇南，等.不同土壤微生物 DNA 提取方法比较[J].北华大学学报（自然科学版），2011（5）：550-552.
[7] SHINPEI YOSHITAKE， MASAKI UCHIDA ， TAKAYUKI NAKATSUBO.Characterization of soil microflora on a successional glacier foreland in the high Arctic on Ellesmere Island， Nunavut， Canada using phospholipids fatty acid analysis[J].Polar Bioscience，2006，19：73-84.
[8] PHILIP W R， MATTHIAS C R， KEVIN P F， et al. Choice of methods for soil microbial community analysis： PLFA maximizes power compared to CLPP and PCR-based approaches[J].Pedobiologia， 2006，50：275-280.
[9] TORSVIK V， GOKSOYR J， DAAE F L. High diversity in DNA of bacteria [J]. App1ied and Environmental Microbio1ogy，1990，56：782-787.
[10] JENNIFER L K， LEE A B， MIRANDA H， et al. Methods of studying soil microbial diversity[J]. Journal of Microbiological Methods，2004，58：169-188.
[11] TORSVIK V L， GOKSOYR J. Determination of bacterial DNA in soil[J]. Soil Biological and Biochemistry，1978，10（1）：7-12.
[12] 芦晓飞，赵志祥，谢丙炎，等.米拉山高寒草甸土壤微生物DNA提取及宏基因组Fosmid文库构建[J].应用与环境生物学报，2009，15（6）：824-829.
[13] 刘宏伟，彭 谦，李沁元，等.高温环境样品总DNA直接和间接提取方法的比较[J].微生物学报，2006，46（6）：1018-1002.
[14] GABOR E M， de VRIES E J， JANSSEN D B. Efficient recovery of environmental DNA for expression cloning by indirect extraction methods[J].FEMS Microbiol Ecology，2003，44：153-163.
[15] MACDONALD R M. Sampling soil microfloras： Optimization of density gradient centrifugation in percoll to separate microorganisms from soil suspensions[J]. Soil Biological and Biochemistry， 1986，18：407-410.
[16] HERRON P R，WELLINGTON E M H. New method for extraction of streptomycete spores from soil and application to the study of lysogeny in sterile amended and nonsterile soil[J].App1ied and Environmental Microbio1ogy，1990，56：1406-1412.
[17] HOPKINS D W， MACNAUGHTON S J， O’DONNELL A G. A dispersion and differential centrifugation technique for representatively sampling microorganisms from soil[J].Soil Biological and Biochemistry，1990，23：117-225.
[18] TUPIN P E， MAYCROFT K A， ROLANDS C L，et al. An ion-exchange based extraction method for the detection of salmonellas in soil[J]. Applied Bacteriology， 1993，53：860-863.
[19] SMITH N C， STRIBLEY D P. A new approach to direct extraction of microorganism from soil[A]//RITZ K， DIGHTON J， GILLER K E. Beyond the Biomass[M].London： British Society of Soil Science， 1994.
[20] LINDAHL V. Improved soil dispersion procedures for total bacterial counts，extraction of indigenous bacteria and cell survival[J]. Microbiol Methods， 1996，25：279-286.
[21] VILARINO A， ARINEL J， SCHUEPP H. Extraction of vesicular arbuscular mycorrhizal mycelium from sand samples[J].Soil Biology and Biochemistry，1993，25：99-110.
[22] 潘 力，崔 翠，王 斌.一种用于PCR扩增的丝状真菌DNA快速提取方法[J].微生物学报，2010，37（3）：450-453.
[23] 吴敏娜，张惠文，李新宇，等.提取北方土壤真菌DNA的一种方法[J].生态学杂志，2007，26（4）：611-616.
[24] RAGHAVARAO K S M S， RANGANATHAN T V， SRINIVAS N D. Aqueous two phase extraction——An environmentally benign technique[J]. Clean Technical Environmental Policy， 2003，5：136-141.
[25] 向万胜，吴金水，肖和艾，等.土壤微生物的分离、提取与纯化研究进展[J].应用生态学报，2003，14（3）：453-456.
[26] 李 妍，倪德军，胡红青，等.应用两相分离技术研究红壤微生物组成的探讨[J].土壤学报，2007，44（1）：152-158.
[27] OGRAM A， SAYLER G S， BARKAY T. The extraction and purification of microbial DNA from sediments[J]. Microbiol Methods， 1987，7（2-3）：57-66.
[28] 王啸波，唐玉秋，王金华.环境样品中DNA的分离纯化和文库构建[J].微生物学报，2001，41（2）：133-140.
[29] 熊开容，张智明，张 敏.活性污泥DNA提取方法的研究[J].生物技术，2005，15（4）：43-45.
[30] 张瑞福，崔中利，曹 慧，等.土壤微生物总DNA的提取和纯化[J]. 微生物学报，2003，43（2）：276.
[31] 张颖慧，李明春，魏东盛，等.一种改进的丝状真菌 DNA 提取方法[J]. 微生物学通报，2008，35（3）：466-469.
[32] LAMONTAGNE M G， MICHEL F C， HOLDEN P A， et al. Evaluation of extraction and purification methods for obtaining PCR-amplifiable DNA from compost for microbial community analysis[J]. Journal of Microbiological Methods，2002，49（3）：255-264.
[33] 李靖宇，赵 吉，边 玉，等. 湿地土壤微生物 DNA 提取及其脱腐技术[J]. 微生物学通报，2010，37（8）：1130-1137.
[34] 李钧敏，金则新.一种高效可直接用于PCR分析的土壤总微生物DNA抽提方法[J].应用生态学报，2006，17（11）：2107-2111.
[35] 蔡刘体，胡重怡，罗正友，等. SDS-CTAB法提取烟草病圃土壤微生物总DNA[J]. 江西农业学报，2011，23（2）：119-121.
[36] 吴红萍，郑服丛.不同环境中土壤微生物总DNA的提取与纯化[J].广西农业科学，2008，39（1）：21-61.
[37] 朱立成，邹小明，蔡瑞玉.红壤中微生物总DNA的分离与纯化[J].井冈山学院学报（自然科学版），2007，28（12）：5-7.
[38] 段学军，闵 航.镉胁迫下稻田土壤微生物基因多样性的DGGE分子指纹分析[J].环境科学，2004，25（6）：122-126.
[39] 滕 应，骆永明，赵祥伟.重金属复合污染农田土壤DNA的快速提取及其PCR-DGGE分析[J].土壤学报，2004，41（3）：343-347.
[40] SMALLA K， CRESSWELL N， MENDOCA-HAGLER L C， et al. Rapid DNA extraction protocol from soil for polymerase chain reaction-mediated amplification[J]. J Applied Bacteriology，1993，74：78-85.
[41] YEATES C， GILLINGS M R， DAVISON A D， et al. Methods for microbial DNA extraction from soil for PCR amplification [J]. Biological Procedures Online，1998，1（1）：40-47.
[42] 张于光，李迪强，王慧敏.用于分子生态学研究的土壤微生物DNA提取方法[J].应用生态学报，2005，16（5）：956-960.
[43] 吴冠芸，潘华珍.生物化学与分子生物学实验常用数据手册[M].北京：科学出版社，1999.249-250.
[44] ZHOU J Z， BRUNS M A， TIEDJE J M. DNA recovery from soils of diverse composition[J]. Applied and Environmental Microbiology，1996，62（2）：316-322.
[45] 蒋代华. 细菌在粘土矿物及土壤颗粒表面的吸附研究[D].武汉：华中农业大学，2009.
[46] TORSVIK V，OVREAS L. Microbial diversity and fuction in soil： from genes to ecosystems[J]. Ecology and Industrial Microbiology，2002，5：240-245.
[47] MILKO B K， LYUBKA I K， ERIKA E V， et al. Mutants of Taq DNA polymerase resistant to PCR inhibitors allow DNA amplification from whole blood and crude soil samples[J]. Nucleic Acids Research，2009，37（5）：2-14.
[48] HUBER J A， BUTTERFIELD D A， BAROSS J A. Bacterial diversity in a subseafloor habitat following a deep-sea volcanic eruption[J].FEMS Microbiology Ecology，2003，43：393-409.
关键词：生物淋滤技术 重金属污染 河流底泥 修复措施
中图分类号：X5 文献标识码：A 文章编号：1003-9082（2017）05-0227-01
在工业发展中，各地河流普遍遭受了较强的重金属污染，究其根源就在于排放了^多的固态废物。企业在燃烧矿物油或者煤炭的过程中，通常都会向附近河道中排放较大比例的重金属。在水体的作用下，重金属就会迅速沉入底泥，进而导致了底泥遭受的大规模污染[1]。最近几年，建立于生物淋滤基础上的河流底泥修复技术正在迅速获得改进，这项技术因此也构成了治理河流底泥的关键性措施。面对工业化的新形势，与河流底泥修复有关的技术措施都在不断更新，在此基础上也诞生了新式的生物淋滤技术。实质上，运用生物淋滤来消除底泥中的重金属污染，这个过程应当包含较多的技术环节，在这其中也会涉及到多样的修复手段以及修复措施。
一、生物淋滤法的基本特征
生物淋滤法，指的是把很难溶解的复合性重金属加以转变，然后运用固液分离的措施来消除离子态的重金属。在此过程中，微生物都应当发挥产酸与生物氧化的基础性作用。早在上世纪末，国外学者就成功回收了污泥内部的某些重金属物质，这项技术近些年来还在迅速更新。
在工业化的进程中，很多企业都可能向附近河流排放含有重金属的固态废物或者废水。这些废水混入河道，然后在水体冲刷的作用下沉入底泥，进而构成了较大面积的河道重金属污染。对此如果要进行修复，那么可以选择化学修复、生物修复或者物理修复的几类模式。相比而言，现阶段的生物淋滤措施更适合用于修复河流底泥。这是由于，生物淋滤本身具有简便性与高效性的优势，同时也在根源上消除了环境影响[2]。
二、修复河流底泥涉及到的要素
在进行生物淋滤的操作过程中，通常会受到氧化还原电位、水体酸碱度、含固率以及反应温度等多项要素影响。针对淋滤微生物而言，溶解重金属或者有机质的程度也与生物淋滤的综合效果密切相关。在这其中，氧化还原电位与酸碱值应当构成核心性的影响要素，对此需要予以全面的探究。
在完成生物淋滤的具体操作时，如果水体本身的酸碱值相对较低，那么底泥中的重金属就会快速析出。这种状况下，微生物产酸的总量也与酸碱值具有直接的联系。这是由于，生物淋滤都会伴随产酸的过程，二者是不可分割的。借助微生物的作用，就可以氧化低价的硫元素，在此基础上将其变成硫酸物质。研究结论可以显示：如果整体的酸碱度有所降低，那么嗜酸性的硫杆菌就可能迅速加快生长，对于耦合作用也进行了相应的促进[3]。此外，如果河流初始的酸碱值并不相同，那么与之相应的重金属溶出度也会受到较大影响。由此可见，技术人员如果要获得最大的金属溶出率，那么有必要密切关注整个过程中的水体酸碱度。此外应当明确的是，预先进行底泥的酸化操作并非必然进行的操作。
除了酸碱度之外，有机质也应当构成影响淋滤效果的重要因素。重金属对于各种类型的河流底泥都可能带来污染，这种污染主要表现为腐殖酸或者其他类型的污染。然而实质上，很多微生物既能溶出重金属，同时又可以构成自养菌。因此可以得知，如果底泥中包含了较大比例的有机质，那么微生物将会受到较严重的生长阻碍。除此以外，如果要顺利启动生物淋滤，则有必要向河流中加入可还原性的硫化物。这是因为，如果在微生物中加入较大比例的硫化物，那么整个的淋滤效果都会得以提高[4]。
三、未来的技术进展
随着工业化的迅速推进，各地河流普遍遭受了来源于重金属的河道污染。在遭受污染后，河流就会失去洁净性，情况严重时还可能伤害健康。面对新的形势，各地亟待探寻适合用来处理底泥污染的措施与手段。最近几年，生物淋滤用于处理河流重金属污染的方式体现了更强的技术优势，因而受到了更多企业的接受与认可。然而从目前来看，生物淋滤在河道底泥的修复过程中仍然表现为较长的耗时，与此同时也很难提高相率。受到多样要素的影响，现阶段进行的生物淋滤修复措施并没有实现推广。
未来在技术实践中，作为技术人员还要致力于构建实效性更强的底泥修复模式。通常情况下，淋滤微生物具有较多的类型，微生物之间也表现为相对复杂的关系[5]。这种状态下，如果能混合多样的微生物，那么就能借助复合菌群与自养菌的共同作用来消除金属污染，这种处理模式表现为更强的实效性。此外，技术人员也可以密切结合现阶段的基因工程，针对表面活性剂予以全面的研发。生物淋滤通常需要消耗较长的时间段，对此有必要在最大限度内缩短工艺流程，对于淋滤规模也要进行全面的放大处理。
结束语
面对工业化的新形势，重金属污染逐渐构成了全新的问题。这是由于，重金属很可能污染河道，因而也带来了显著的生态影响。相比于其他类型的底泥修复技术，建立在生物淋滤基础上的河道修复措施具有更显著的技术优势。然而截至目前，与生物淋滤有关的底泥修复技术仍然暴露了较多弊端，例如技术流程不够稳定、消耗过长的处理时间以及相率较低等。由此可见，现阶段的生物淋滤技术并没有真正实现成熟，对此仍然亟待加以改进。未来在修复河流底泥的实践中，作为技术人员还要归纳经验，综合运用多样化的措施与手段来提升生物淋滤修复底泥的实效性。
参考文献
[1]张静霞，韩涛，朱建裕. 生物淋滤技术修复重金属污染河流底泥研究进展[J].环境工程，2015（05）：157-159+165.
[2]李明明，甘敏，朱建裕等. 河流重金属污染底泥的修复技术研究进展[J]. 有色金属科学与工程，2012（01）：67-71.
[3]史军伟. 我国河流底泥重金属污染现状及修复技术的研究进展[J]. 现代物业（上旬刊），2014（07）：15-17.
【关键词】 生物淋滤 污水污泥 重金属
1 引言
随着我国城市污水处理率的逐年提高，污水处理厂的污泥产量也急剧增加。污水污泥通常经过机械脱水后再进行后期处置，传统的处置方法主要有卫生填理、焚烧、海洋处理和土地利用。其中土地利用是最常用、最具备经济性的方法[1]。污水污泥中含有占其干重0.5-2%的重金属[2]，因此在污泥土地利用之前必须进行处理以避免二次污染。污水污泥中重金属的处理基本思路是重金属稳定化（控制重金属的生物活性）和减量化。但污泥稳定化后，随着土壤pH、氧化还原电位等环境条件的改变，重金属有可能重新溶出或其生物毒性增加而造成污染。因此，高效且经济的生物淋滤方法成为了研究的热点[3]。
2 主要微生物种类及特征
可用来进行生物淋滤的细菌有硫杆菌属、氧化亚铁钩端螺旋菌属、硫化杆菌属、酸菌属、嗜酸菌属以及其它与硫杆菌联合生长的兼性嗜酸异养菌。其中，应用最广泛的是氧化亚铁硫杆菌，其次是氧化硫硫杆菌和铁氧化钩端螺旋菌[4]。一般说来，应用于淋滤重金属的微生物以其生长的温度可以大致分为中温菌和嗜高温菌。
2.1 中温菌
中温菌主要有氧化亚铁硫杆菌、氧化硫硫杆菌、器官硫杆菌、嗜酸硫杆菌、温浴硫杆菌和氧化亚铁钩端螺旋菌。其中氧化亚铁硫杆菌的最适温度在30-35℃之间，其最适pH为2-3。氧化亚铁硫杆菌的生物膜由外膜、肽聚糖、周质区和内膜构成。周质区存在铁氧化酶，从外界培养液跨膜运输到周质区的Fe2+在铁氧化酶催化下失去一个电子，这个电子传递给分子氧并伴随H+和能量的吸收，这一能量使细胞内ADP（二磷酸腺苷）和Pi（无机磷）结合成ATP（三磷酸腺苷）使细菌得以生长繁殖[5]。氧化硫硫杆菌是普遍存在于污水污泥中的微生物，它通过氧化还原性硫来获得能量，其最适温度在28-30℃之间，最适pH为1.5-2.0。
2.2 嗜高温菌
在较高温度的条件下，古菌成为了重金属淋滤的优势菌种[6]。Sulfobacillus thermosulfidoxidans及其相近的菌种可以在较高温度条件下实现较快的淋滤速率。极端嗜高温菌可以在70℃时生长，并利用硫或硫代硫酸盐作为能源，主要包括Sulfolobous viz.S. ambivalens、S. brierleyi和Thiobacter subterraneus。
3 生物淋滤机理
污泥厌氧消化是国内外污泥消化的主要形式，厌氧消化污泥中重金属70%以难溶性的硫化物（Cr主要以Cr（OH）3形式）形式存在[7]，在氧化亚铁硫杆菌等细菌的作用下，金属硫化物变成可溶性的金属硫酸盐，通过固液分离可达到去除污泥中重金属的目的。
一般认为生物淋滤污泥中重金属有两种作用机理[8-9]：
3.1 直接机理
细菌通过其分泌的胞外多聚物直接吸附在污泥中金属硫化物（MS）表面，通过细胞内特有的氧化酶系统直接氧化金属硫化物，生成可溶性的硫酸盐，见式：
M表示重金属 （1）
通常，污水污泥中的金属硫化物如NiS，CuS和ZnS等可以通过上式所示的机理被溶解。
3.2 间接机理
在以硫为基础的淋滤过程中，污水污泥中的元素硫或还原性硫化物通过氧化硫硫杆菌氧化成硫酸，进而污泥中的pH来提高重金属的溶解[10]。
（2）
（3）
Me为二价金属。
在以铁为基础的淋滤过程中，细菌在液相中先将Fe2+氧化到Fe3+，Fe3+随后再通过与重金属硫化物的反应而淋滤出来。在这个过程中，细菌不需要接触到矿物的表面[11]。
（4）
（5）
反应式（4）和（5）构成了一个循环，使得越来越多的重金属被淋滤出来，在反应式（5）中产生的硫酸还可以促进以硫为基础的间接淋滤过程。
4 淋滤模式
4.1 序批淋滤模式
目前，关于污水污泥重金属淋滤的实验室研究大多都是在序批式反应器中进行。Wong和Henry[12]报道了在序批实验中使用氧化亚铁硫杆菌淋滤厌氧消化污泥的研究。在以FeSO4为能源时，8d内对Cu、Ni、Zn、Cd和Pb的去除率分别为65%、78%、87%、86%和0%。淋滤的最佳起始pH是4，最佳的温度范围是25-30℃。与纯培养的氧化亚铁硫杆菌淋滤序批实验相比，氧化硫硫杆菌和氧化亚铁硫杆菌混合菌种对重金属的淋滤效果要高10%。10 d内混合菌种对厌氧消化污泥中Zn、Cu、Cd和Pb的去除率分别为95%、75%、50%和55%。针对23种市政污水污泥的序批淋滤实验结果表明，氧化硫硫杆菌对重金属的平均溶解率为62.5%，要高于氧化亚铁硫杆菌的49.5%[13]。不同菌种的淋滤效率的差异主要是由于系统间pH的不同所致，一般认为较低的pH会导致污泥中重金属较高的溶解率。对与大多数的污泥中的重金属来说，高效淋滤所需的pH范围是2-3之间。在淋滤序批实验中，虽然大部分的研究针对的都是厌氧消化污泥，但是Couillard等[14]报道了使用氧化亚铁硫杆菌淋滤好氧污泥的研究。在提前将污泥酸化至pH为4，假如FeS作为能源的条件下，污泥中的重金属能在1-2d内实现高效的溶出。由于氧化亚铁硫杆菌对简单的有机物，如有机酸、低分子量糖类、氨基酸等特别敏感，所以污泥中含有较高浓度的有机物会抑制其序批淋滤效果[15]。
4.2 连续淋滤模式
连续淋滤模式可以提高污泥处理量，适合于大规模的应用，但是目前对此的研究很少。连续模式的淋滤研究一般均在连续搅拌反应釜（CSTR）中进行。Couillard和Mercier[16]报道了使用氧化亚铁硫杆菌在CSTR和带污泥回流的CSTR（CSTRWR）系统中的淋滤研究结果。在HRT为1、2、3和4d，以1g/L的FeSO4·7H2O为能源时，CSTR与CSTRWR有基本一致的淋滤效率，对Ni和Cd的去除率分别为82.4-83%和83.3-85%。Tyagi等[17]研究了使用纯培养氧化亚铁硫杆菌的连续淋滤反应器中HRT、污泥回流比的影响。研究结果表明在HRT为0.75d，回流比为20%的情况下，超过90%的Cu和Zn能被淋滤出来。而Seth等[18]的研究发现当连续式淋滤工艺的HRT为14d，使用1.5g/L的S作为能源时，Cd、Cu、Ni和Zn的去除率分别为50、33、48和74%。
4.3 污泥消化与同步生物淋滤
污泥消化与同步生物淋滤（SSDML）是污泥消化过程和生物淋滤过程在同一个反应器中进行，实现病原体、污泥挥发性固体和重金属的同步去除。SSDML可以在序批或连续式曝气搅拌槽反应器中得以实现。通常，以硫为基础的生物淋滤过程在中性pH的条件下开始反应，所以可以与好氧污泥的消化过程组合在一起。Tyagi等[19]的研究结果表明污泥固体含量对SSDML工艺有明显影响，重金属的溶解率随着污泥固体含量从8.7提高到29.6g/L而降低。氧气浓度对SSDML工艺也有明显影响，当氧气浓度从2提高到7 mg/L时，氧化还原电位、酸化率和总挥发性固体的降解率都得到了提高[20]。
5 规模化应用存在的问题
尽管生物淋滤技术可以高效的去除污水污泥中的重金属，但是目前还没有实现规模化应用。目前主要存在的技术问题如下：
5.1 污泥肥料成分含量的损失
污泥生物淋滤过程中存在一个主要的关注热点是可能的肥料成分含量的损失。污泥中75%的营养元素可以在淋滤的过程中损失掉。在淋滤过程中，pH通常都降至2以下，在降低的pH和较高的氧化还原电位条件下使得污泥中的有机物被氧化，进而使得污泥中的营养元素被溶解出来。N的损失也可能是因为污泥中微生物的蛋白质结构被破坏所致。淋滤的时间越长，损失的营养元素含量将会越多。Shanableh和Ginige[21]发现在生物淋滤污泥过程中有76%的P和38%的N被损失了。Wong等[22]发现在较低的起始pH时，以氧化亚铁硫杆菌淋滤污泥会有39%N和45%P的损失，但是在pH为6时N和P的损失基本可以忽略。Blais等[23]也发现在污泥起始pH为1.5时，淋滤过程会有44%的P损失，而起始pH为2.5时P的损失只有6%。
5.2 污泥调理和脱水性能
在生物淋滤技术规模化应用前另一个需要注意的是污泥的调理和脱水性能。淋滤过程完成后，污泥需要在絮凝剂的帮助下进行脱水，脱水后的污泥中和后才能作为肥料使用。然后，在pH小于2的情况下，高分子聚合物产生的絮体很小并且易碎，使得污泥调理和脱水变的非常困难。因而只能将pH调高至2-3之间或加入双氧水提高氧化还原电位来克服这个问题。保持污泥的脱水性能对于淋滤后高效的固液分离具有重要意义[24]。
5.3 经济性问题
与传统的污泥中重金属去除方法相比，生物淋滤工艺被认为是高效经济的，它只需要传统化学法1/5的成本。通常，生物淋滤过程需要16-20d，在此期间需要足够的曝气和搅拌。去除重金属的成本除了包括化学药剂、搅拌、曝气、基建和运行费用外，还应包括污泥调理、脱水以及从酸性滤出水中回收重金属的费用。Sreekrishnan和Tyagi[25]发现生物淋滤工艺（氧化硫硫杆菌）仅在较低处理容量和高固体浓度时具有吸引力。
参考文献：
[1]Metcalf and Eddy， 2003. Wastewater Engineering： Treatment， Disposal and Reuse， fourth ed. McGraw-Hill Publishing Company Ltd， New York.
[2]Lester， J.N.， Sterriet， R.M.， Kirk， P.W.W.， 1983a. Significance and behavior of metals in wastewater treatment processes， part I， Sewage treatment and effluent discharge. Sci. Tot. Environ 30， 1-44.
[3]Wong， J.W.C.， Xiang， L.， Gu， X.Y.， Zhou， L.X.， 2004. Bioleaching of heavy metals from anaerobically digested sewage sludge using FeS2 as an energy source. Chemosphere， 55， 101-107.
[4]周顺桂，周立祥，黄焕忠.生物淋滤技术在去除污泥中重金属的应用。生态学报，2002，22，125-133.
[5]Zhang D Y， Li Y Q，Sun Y K. Feasibility study on biological precessing technology of metal material.Science in China（Series C）， 1997，27（5），410-414.
[6]Pathak， A.， Dastidar， M， G.， Streekrishnan， T R. Bioleaching of heavy metals from sewage sludge： A review. Journal of Environmental Management. 2009， 90：2343-2353.
[7]Angelidis M. Chemistry of metals in anaerobically treated sludge.Water Res.， 1989， 23（1）：2-33.
[8]Tyagi RD， Blais JF， Auclair JC， et al. Bacterial leaching of toxic metals from municipal sludge： Influence of sludge characteristics. Water Environ Res.， 1993， 65 （3）： 196-204.
[9]Couillard D， Mercier G. Optimum residence time in （CSTR or Airlift reactor） for bacterial leaching of metals from anaerobic sewage sludge-bioreactor comparison. Water Research， 1991， 25： 221-231.
[10]Suzuki， I.， 2001. Microbial leaching of metals from sulfide minerals. Biotechnol. Adv 19 （2）， 119-132.
[11]Lombardi， A.T.， Garcia Jr.， O.， 1999. An evaluation into the potential of biological processing for the removal of metals from sewage sludges. Crit. Rev. Microbiol. 25， 275-288.
[12]Wong， L.， Henry， J.G.， 1984. Decontaminating biological sludge for agricultural use. Water Sci. Technol 17， 575-586.
[13]Blais， J.F.， Tyagi， R.D.， Auclair， J.C.， Lavoie， M.C.， 1992. Indicator bacteria reduction in sewage sludge by a metal bioleaching process. Water Res. 26 （4）， 487-495.
[14]Couillard， D.， Chartier， M.， 1991. Removal of metals from aerobic sludges by bioleaching solubilization in batch reactors. J. Biotechnol 20， 163-180.
[15]Cho， K.S.， Ryu， H.W.， Lee， I.S.， Choi， H.M.， 2002. Effect of solids concentration on bacterial leaching of heavy metals from sewage sludge. J. Air Waste Mgmt. Assoc. 52， 237-243.
[16]Couillard， D.， Mercier， G.， 1990. Bacterial leaching of heavy metals from sewage sludge-bioreactors comparison. Env. Pollut 66， 237-252.
[17]Tyagi， R.D.， Couillard， D.， Tran， F.T.， 1991. Comparative study of bacterial leaching of metals from sewage sludge in continuous stirred tank and air-lift reactors. Process Biochem 26 （1）， 47-54.
[18]Seth， R.， Henry， G.J.， Prasad， D.， 2006. A biological process that reduces metals in municipal sludge to yield sulfur enhanced biosolids. Environ. Technol 27，159-167.
摘要：生物技术作为创造未来文明的五大新技术之一，正日益受到世界各国的加倍重视。本文阐述了生物技术的的定义，论述了生物技术的发展现状和发展趋势。
关键词：生物技术 发展现状 发展趋势
1.前言
我国的生化工程学科是在20世纪80年代初开始建立的，20多年来我国经历了将化工技术用生物技术和融合生物技术知识发展生化工程的2个阶段。[1]生物技术服务的领域主要包括医药、农业、食品、化工、冶金、能源等方面。在与人类健康有关的重要领域，已能设计和制造脏器、诊断试剂以及治疗药物；在农业上，能够制造兽药，培养植物细胞、利用基因工程和细胞工程技术获得抗病毒、抗虫、抗除萎剂、抗冻、抗旱、抗盐、保鲜、高蛋白、高养分的植物新品种和良种家禽、家畜；在化工方面，生产氨基酸、生物大分子及基本有机化工产品，如乙醇、丁醇、丙酮等,利用基因工程技术和细胞融合得到高产工程菌，为化工生产提供高效、低成本的新途径；另外在“三废”处理、低品位金属提取、生物能源、煤的气化和液化等方面都有不同进展。这些技术的丰富交叉引起了世界各国的强烈兴趣，生物技术商品化的竞争高潮已经到来。
2.生物技术定义
所谓生物技术，即为应用生命科学研究成果，以人们意志设计，对生物或生物的成分进行改造和利用的技术。现代生物技术综合分子生物学、生物化学、遗传学、细胞生物学、胚胎学、免疫学、化学、物理学、信息学、计算机等多学科技术，可用于研究生命活动的规律和提品为社会服务等。20世纪30年代生物技术以发酵产品为主干，40年代抗生素工业成为生物技术产业的支柱产业，50年代氨基酸发酵和60年代酶制剂工程相继出现，到70年代DNA重组技术使生物技术得到了突飞猛进的发展，并与信息技术、材料技术及能源技术共同构成了人类新的技术革命的基础。[2]
生物技术是现代生物学发展及其与相关学科交差融和的产物，其核心是以DNA重组技术为中心的基因工程，还包括微生物工程、生化工程、细胞工程及生物制品等领域。
3.生物技术的发展现状
近些年来，以基因工程、细胞工程、酶工程、发酵工程为代表的现代生物技术发展迅猛，并日益影响和改变着人们的生产和生活方式。所谓生物技术（Biotechnology）是指“用活的生物体（或生物体的物质）来改进产品、改良植物和动物，或为特殊用途而培养微生物的技术”。生物工程则是生物技术的统称，是指运用生物化学、分子生物学、微生物学、遗传学等原理与生化工程相结合，来改造或重新创造设计细胞的遗传物质、培育出新品种，以工业规模利用现有生物体系，以生物化学过程来制造工业产品。简言之，就是将活的生物体、生命体系或生命过程产业化的过程。
生物工程包括基因工程、细胞工程、酶工程、发酵工程、生物电子工程、生物反应器、灭菌技术以及新兴的蛋白质工程等，其中，基因工程是现代生物工程的核心。基因工程（或称遗传工程、基因重组技术）就是将不同生物的基因在体外剪切组合，并和载体（质粒、噬菌体、病毒）的DNA连接，然后转入微生物或细胞内，进行克隆，并使转入的基因在细胞或微生物内表达，产生所需要的蛋白质。目前，有60%以上的生物技术成果集中应用于医药产业，用以开发特色新药或对传统医药进行改良，由此引起了医药产业的重大变革，生物制药也得以迅速发展。生物制药就是把生物工程技术应用到药物制造领域的过程，其中最为主要的是基因工程方法。即利用克隆技术和组织培养技术，对DNA进行切割、插入、连接和重组，从而获得生物医药制品。生物药品是以微生物、寄生虫、动物毒素、生物组织为起始材料，采用生物学工艺或分离纯化技术制备，并以生物学技术和分析技术控制中间产物和成品质量而制成的生物活化制剂，包括菌苗、疫苗、毒素、类毒素、血清、血液制品、免疫制剂、细胞因子、抗原、单克隆抗体及基因工程产品（DNA重组产品、体外诊断试剂）等。目前，人类已研制开发并进入临床应用阶段的生物药品，根据其用途不同可分为三大类：基因工程药物、生物疫苗和生物诊断试剂。这些产品在诊断、预防、控制乃至消灭传染病，保护人类健康中，发挥着越来越重要的作用。
鉴于世界上技术先进，经济发达国家对生物技术的高度重视，面对世界新技术革命的挑战，我国“863”高科技发展计划把发展生物技术放在首位，结合我国国情，以解决发展我国农业、医药中存在的关键技术为重点，确定了三个主题：一是高产优质抗逆的动植物新品种、二是新型药物、疫苗和基因治疗、三是蛋白质工程。
4.生物技术的发展趋势
4.1生物技术在农业中的发展趋势
充分利用我国丰富的和特有的遗传资源，分离克隆有自主知识产权的基因和基因工程品种已刻不容缓，以期在以“基因”为核心的生物技术产业中取得主动。实现单基因生物抗逆向持久性抗逆、生物性抗逆向非生物性抗逆的转移。重视转基因植物的环境安全性评估，借鉴国外的成功经验，防止转基因植物危害的发生与蔓延。随着基因组时代向后基因组时代的过渡，研究重心已经从揭示生命的所有遗传信息转移到整体水平上对生物功能的研究。因此，在整体水平上研究细胞内蛋白质的组成及其活动规律的蛋白质学的发展和成熟，必将与基因组研究互相补充,给农业生物技术带来革命性改变。建立一支专门的农业生物技术队伍，尤其是基因工程专业队伍，杜绝一哄而上，避免人财物的无谓浪费，把有限的资金用在刀刃上。
4.2生物技术在环境中的发展趋势
在污染的处理过程中，传统的物理或化学处理方法常伴随二次污染，且运行费用高，处理问题单一而微生物对各类污染物均有较强、较快的适应性，并可将其作为代谢底物降解和转化因此，生物处理具有效果好、运行费用低、无二次污染等优势，是保障可持续发展的一项最有力的技术措施。[3]
生物技术的发展趋势将朝着传统技术的改良、与其他污染处理手段相结合和与现代高新技术相结合等方向发展，研究高效快速的工艺流程。
4.3生物技术在工业中的发展趋势
工业生物技术的新崛起有两个巨大的推动力，即社会强烈需求和生物技术的进步。人类社会发展迫切需要解决的问题是资源、能源、人口、环境问题.随着生物技术突破性进展，使得人类可以设计和构建新一代的工业生物技术，可高效快速地将各类可再生生物质资源转化为新的资源和能源。工业生物技术在生物能源、生物材料以及生物质资源化方面发挥着重要作用。[4]其中生物能源、生物材料、生物质资源化等都是现在以及将来发展的重中之重。
4.结语
生物技术是2l世纪改变人们生活方式最重要的科技手段。发展生物技术，实现产业化，将为国民经济培育新的增长点。大力发展生物技术和生物技术产业，需要有高水平的专业技术人才，只有高水平的专业技术人才才能掌握现代生物技术，为实现和发展生物技术产业作出应有的贡献。
参考文献：
[1]欧阳藩.生物技术发展现状及发展战略[J].现代化工，2004（6）：1-7.
[2]瞿礼嘉,顾红雅,胡苹等.现代生物技术导论[M].北京:高等教育出版社,1998.
