多環芳烴污染土壤的微生物修復技術研究進展

呂瑩，胡學武，陳素素，劉興宇，陳勃偉，張明江

（1 有研科技集團有限公司生物冶金國家工程實驗室，北京 101407；2 北京科技大學冶金與生態工程學院，北京 100083；3 有研資源環境技術研究院(北京)有限公司，北京 101407；4 北京有色金屬研究總院，北京 100088；5 有研工程技術研究院有限公司，北京 101407）

多環芳烴（PAHs）是由兩個或兩個以上的苯環以稠環排列方式組成，在環境中普遍存在的一類有毒化合物，具有致癌、致畸、致突變的特征。目前，美國環境保護署（EPA）已將萘、苊、苊烯、菲等16 種PAHs 列為環境優先污染物（圖1），我國也將其列入優先控制的68 種污染物之中。并且，由于密度小、附著力強等原因，PAHs 進入土壤時易與土壤形成結構較為穩定的團聚體，從而影響土壤成分、通透性、孔隙結構及水分遷移，影響植物生長。土壤中的生物也會因為PAHs的毒性作用及土壤含氧量降低等因素，最終生物活性降低甚至死亡。進入深層土壤的PAHs 因其“三致”（致癌、致畸、致突變）特性，對水中的各種生物都會造成很強的毒害作用，同時此類污染物還會通過生物鏈轉移到人體，影響人的肺部、腸道和腎臟等器官，長時間接觸此類污染物將會對人的身體造成不可逆轉的致命傷害。

圖1 EPA優先污染物清單上的16種多環芳烴的結構和命名[2]

20多年來，人們一直致力于將PAHs從污染土壤中去除或降解到其本底水平，從而衍生出一系列解決PAHs污染土壤的修復方法。按照修復方式的差異，PAHs 污染土壤的修復技術可分為物理修復技術、化學修復技術及生物修復技術。其中，物理修復技術主要包括加熱、超臨界萃取和蒸汽抽提等，該類修復技術成本較高，對目標污染物也只是完成了相轉移，并未真正將其從環境中去除。化學修復技術主要有化學氧化、光催化氧化、電化學、聲化學和機械化學技術等，雖然相對其他技術效果更理想，但在實際修復中存在氧化劑需求量大、能源消耗大、可能會對環境造成二次污染等問題。

生物修復又因修復作用的主體不同，進而可分為植物修復技術、動物修復技術、微生物修復技術及其聯合修復技術。其中，PAHs 污染土壤的微生物修復是一種得到廣泛認可的處理技術，可實現PAHs 類污染物的完全降解或將其轉化為毒性相對較低的化合物，而不是簡單地將其轉移到另一種介質中，同時具有成本低、環境擾動小、無二次污染、可就地處理等優點，是人們公認的一種利用微生物降解、同化、代謝或解毒有機污染的低成本、高效技術。本文重點講述了國內外PAHs 污染土壤的微生物修復技術研究現狀及其原理，這些進展有助于系統了解土壤中PAHs的生物降解過程、微生物作用機理和相互作用機制，為進一步利用微生物促進環境生物修復提供理論依據。根據目前已取得的研究進展，提出了該技術仍存在的挑戰，最終對未來PAHs污染土壤的微生物修復技術研究方向進行了展望，旨在為我國PAHs污染土壤的治理提供參考。

1 土壤中PAHs污染的污染特征

1.1 PAHs污染來源

土壤中PAHs 的來源主要包括天然來源和人為活動。天然來源包括沉積物成巖過程、化石燃料自然消耗等地質活動，以及細菌、藻類、植物代謝的生物合成過程。人為活動是環境中PAHs的主要來源，包括汽車尾氣的排放、高溫熱解（各種礦物燃料、木材、紙以及其他含碳氫化合物的不完全燃燒或在還原條件下進行的熱解反應）、工廠排氣等，這些不可避免的經濟社會活動源源不斷地向環境中輸送著PAHs 污染。之后，這些PAHs 在大氣、水、土壤環境中循環污染（圖2），并通過干濕沉降、污泥農用和污水灌溉等方式在土壤表面不斷累積。

圖2 環境中PAHs污染的來源

韓玲等在城市化背景下對珠江三角洲含PAHs濕地土壤進行污染風險評估時，發現化石燃料不完全燃燒（熱解）和石油排放是造成珠江三角洲地區農村河流濕地土壤PAHs污染的主要原因，而城市河流濕地和人工濕地中的PAHs污染主要來源于煤和生物質的不完全燃燒。Yang等系統地研究了上海道路網沿線農田土壤中多環芳烴污染的分布特征及污染源分配，發現污染熱點的空間分布取決于鄰近地區的交通量和工業活動的密集度。可見，多環芳烴的污染源多種多樣，排放源或運輸途徑的變化會影響多環芳烴的定性分布。因此，為實現場地PAHs污染的有效控制，須充分結合當地工業情況、切實考察污染來源，從而針對性地解決場地污染問題。

1.2 土壤中PAHs的環境歸趨

PAHs 在水、大氣、土壤等自然環境中廣泛存在，在Wild 和Jones的早期研究中，指出了全球約90%的PAHs 污染存在于土壤環境中。由于PAHs 的自然降解速率低，且具有低溶解性和疏水性，易被土壤顆粒吸附從而長期滯留在土壤中，對土壤生態系統造成持續危害，一旦通過生物鏈進入人體，將是危害人類健康的潛在因素。因此，PAHs 進入土壤后發生的一系列物理化學過程，都是目前國內外多環芳烴污染土壤的研究熱點之一。

圖3 描述了土壤中PAHs 隨時間變化遷移轉化的概念模型。即PAHs 在進入土壤后，可能通過一系列的物理化學或生物過程逸出或降解，如揮發、光氧化至大氣中，與土壤有機質結合形成生物可利用性極低的不可提取結合態物質，通過滲濾作用進入地下水，或被植物/微生物吸收等。其中，土壤中PAHs的歸趨行為首先取決于污染物自身理化性質。例如，根據PAHs結構中所含苯環數量的多少，PAHs 可分為低分子量PAHs（2～3 環PAHs）和高分子量PAHs（4～7 環PAHs），而低分子量萘、芴、菲和蒽，其毒性明顯低于4～7 環的高分子量PAHs，后者對人類具有顯著抵抗性和致癌性。所以針對不同污染物的環境歸趨行為應采用適宜的微生物強化修復措施，如易降解PAHs可重點發展降解礦化技術，難降解PAHs更需關注固定穩定化方法。

圖3 PAHs在土壤中隨時間遷移轉化的概念模型[13]

2 PAHs污染土壤的微生物修復技術

由于PAHs 在自然環境中普遍存在，且相對于土壤中其他有機物結構更穩定、水溶性更差、土壤附著能力更強，同時具有較強的“三致”效應，嚴重威脅著土壤的生態安全和人類健康，因此對于土壤中PAHs 等持久性有機物污染的修復更具挑戰，已成為國內外土壤和環境科學界共同關注的熱點問題。諸多研究者投入大量精力進行了多年的研究，形成了一系列系統的處理工藝。其中，微生物法修復PAHs 污染土壤是指在人為優化的適宜條件下，利用天然存在的或人工培養的功能微生物（主要包括土著微生物、外源微生物和基因工程菌）修復受污染環境的技術，具體是通過促進微生物代謝功能，從而降低有毒PAHs污染物的環境活性或將其降解成無毒或低毒物質。目前，研究者已發現的對土壤中PAHs 具有降解效果的微生物主要有細菌、放線菌、真菌和藻類等，表1中列出了近些年來研究者發現的部分應用于PAHs污染土壤修復的功能微生物。

表1 部分應用于PAHs污染土壤修復的功能微生物

由于微生物在自然環境中的數量多、分布廣，因此各類微生物對于土壤中PAHs污染的降解機制也有所差異。但基本途徑卻大致相同：①PAHs 吸附至微生物細胞膜上；②PAHs 進入微生物內部；③PAHs 作為碳源和能源參與微生物生理反應，通過微生物酶促反應被降解為CO、HO 及無污染無毒物質。然而，在實際修復過程中，僅依靠微生物自然凈化作用是非常緩慢的，通常采用生物刺激、生物強化或固定化微生物技術來增強微生物修復效果。

2.1 生物刺激

生物刺激法是指利用某些手段人為地對污染場地中的土著菌進行刺激，從而促進功能菌群快速繁殖與生長。例如，通過向土壤中添加表面活性劑、補充營養物質、提供電子受體等方式，來促進修復體系中功能微生物的生理代謝活動，以便達到對土壤中PAHs 污染物進行生物降解的一種手段。因此，在缺乏營養物質的處理地點，實施生物刺激是加快處理過程的最佳選擇。

Koshlaf等以澳大利亞新南威爾士州一處垃圾填埋場的PAHs污染土壤為研究對象，采用豌豆秸稈對土壤進行生物刺激修復處理，利用Illumina MiSeq高通量測序分析了PAHs污染土壤的細菌群落組成和多樣性。結果表明，添加了3%秸稈的修復組對PAHs 的生物降解率相對自然衰減增強了66.6%。Taylor和Jones的研究表明，無論是在實驗室還是在現場試驗中，僅對含有煤焦油的土壤添加養分，都不能顯著提高煤焦油中PAHs組分的生物降解。然而，添加了易于生物降解且植物毒性低的生物柴油實驗組中，觀察到多種PAHs的降解效率在反應進行至第55天后均顯著加強。這是因為生物柴油的添加增加了PAHs的生物降解性，從而促進了煤焦油的溶解和分散，進一步增強了PAHs組分的生物利用度，使其最后被土著微生物所降解。

生物刺激法操作簡單、修復后無二次污染，因此應用前景廣闊。局限性在于微生物菌群在不同修復場地的適用性問題，因為不同土壤環境不同，其中包含的土著菌所需營養物質等外部條件也不同。因此，為了取得更好的作用效果，需要在實際操作時選擇適合當地土壤環境的刺激手段。另外，土著菌種可能會因為外源環境的刺激，導致生長速度較慢、代謝活性不高，這都會直接影響微生物對PAHs 的降解效果。并且針對深層污染土壤，生物刺激技術的主要挑戰是必須以某種方式添加營養物質，使它們能夠被地下和所需深度的微生物所利用。

2.2 生物強化

生物強化修復技術主要包括土著微生物的生物強化和外源微生物的生物強化。其中，在實際應用中首選是利用土著菌株，因為這些菌株對于污染環境具有良好的耐受性和適應性，能夠在生物修復過程中快速繁殖并盡快發揮代謝降解作用。外源微生物的生物強化中對于外源微生物的引入，主要是基于生物刺激法存在的關于環境適用性的局限，通過引入其他高效降解菌種提高生物降解過程中功能菌株的生物活性，進一步提高土壤中PAHs污染物的降解效果。但由于引入的菌種屬于外來菌種，不適于自然環境衍生下存在的土著菌種，因此在接種初期，需要在環境中有相當長一段時間的適應期，且在該過程中勢必會與接種環境中的土著菌種發生競爭生長關系。所以，為了保證理想的降解效果，需要在實際場地修復項目中接種大量的外源微生物來避免該問題發生，甚至部分場地選擇通過定期噴灑菌液的方式來保證充足的接種菌群和足夠的作用周期。

土壤中天然存在著大量的PAHs 降解微生物，PAHs 污染發生時，土壤迅速地對PAHs 進行物理吸附、生物降解等過程。然而，當土壤的自凈能力明顯小于污染物的累積時，就會造成嚴重的土壤污染問題。由于環境的適應性，PAHs 長期污染土壤中會自然衍生出一些對于PAHs具有耐受性的微生物，部分甚至對于PAHs具有降解性。但是，由于復雜的土壤環境中包含有各類微生物，功能降解菌很難在土壤中占據主導地位，這種情況下采用生物強化技術（添加實驗室培養的PAHs 高效降解菌）是最佳選擇。Ferraro等通過小麥秸稈厭氧消化過程富集得到兩種接種劑（i-24 和i-96），然后將這兩種具有特定功能作用的外源微生物應用至萘、苯并[a]芘污染的土壤中，發現對萘的生物降解率最高可達84.7%，對苯并[a]芘的降解率為51.7%。Wang等通過在紅壤中引入水稻土成分，建立了混合土壤微生物群落。發現新的混合微生物菌群能夠有效降解土壤混合物中的高分子量PAHs——芘。其中，紅壤和水稻土對芘的初始去除率分別為19%和98%；而通過增加水稻土接種劑的用量，混合微生物群落對芘的去除率顯著提高，在質量比1/1、3/7和1/9的水稻土/紅壤混合體系中，對芘的去除率分別為93%、58%和27%。

客觀來講，生物強化技術的顯著優勢在于可以深入極端環境進行作用，即在不利于常規微生物存在和生長的環境中引入特殊微生物菌群，例如PAHs 污染土壤。且由于該技術一般是將實驗室培養的高效功能菌群引入污染場地，因此相對生物刺激法，具有更理想的降解效果。但該技術的應用也有一定的局限性，因為引入的微生物在實際應用中很容易受到當地環境因素的影響，可能由于生長增殖緩慢、生存競爭、基因誘變等多種原因，最終導致土壤中的PAHs 污染物生物降解率不理想。因此，對于生物強化技術未來的發展方向更多的應該集中于優化生物強化體系使其具有普遍適用性。

2.3 固定化微生物技術

固定化微生物技術是指將特選的高效功能降解菌通過物理、化學等方法，固定在合適的載體上，使微生物大量集中并保持較高的生物量，在引入至環境中后能夠迅速繁殖從而處理大規模污染的一種微生物修復技術。由于該技術將功能降解菌固定在載體上，所以可以避免由于機械作用造成的生物體細胞、生物酶活性、生化反應穩定性的破壞。這就解決了上述生物刺激和生物強化中提到的由于環境適應性造成的應用限制，即功能微生物在PAHs污染土壤中受到外部環境條件波動的影響更小，單位介質中能夠保持理想的微生物數量進行生物降解作用。因此，該技術能夠有效提高功能微生物的抗毒害能力，并減少修復體系中功能微生物的流失，從而增強污染場地中PAHs 的降解效果。土壤中PAHs 的固定化微生物修復機理示意圖如圖4所示。

圖4 固定化微生物技術對PAHs污染土壤的修復原理[91]

目前，研究者們已通過諸多實驗篩選出了多種可用于固定功能微生物的載體材料，其中最受歡迎的是一類不會對環境造成二次污染、對環境友好且能夠自然降解的材料，包括花生殼粉末、活性炭、天然有機材料等。這些可生物降解載體的使用，在一定程度上解決了功能材料在土壤中的回收問題，另一方面通過為微生物提供營養物質進一步提高了土壤中PAHs的降解率。Wang等利用海藻酸鈣固定化J1-q 和進行了菲和熒蒽的生物降解研究。掃描電鏡結果表明，固定化微球中存在蜂窩狀結構和豐富的空隙，為微生物的附著和增殖提供了足夠的空間；在生物降解實驗中發現，固定化菌對菲和熒蒽的降解效率顯著高于游離菌，其中固定化內生菌J1-q在42天后對菲和熒蒽的去除率分別為63.16%和56.94%，高于外源菌株strain 的降解率。Qiao等采用磁性懸浮生物炭凝膠珠固定化細菌菌團去除高分子量PAHs。結果發現，固定化菌體對PAHs 的去除能力強，具有良好的可浮性和磁性，可被外加磁場吸附。其中，固定化細胞對芘（Pyr）、苯并芘（BaP）和茚并芘（InP）的降解率分別為89.8%、66.9%和78.2%，遠高于類似研究中的生物降解率。

然而，這項技術也具有一定的局限性。例如，不可自然降解的修復載體在土壤中的回收問題給環境帶來了一定的污染風險，另外成分復雜的載體材料、土壤微生物菌群以及污染物PAHs之間的相互作用，也對場地中PAHs污染降解機理的解析造成困難。因此，固定化微生物技術今后的研究方向應當集中于以下幾個方面：①繼續尋找合適的、環境友好的載體材料，載體同時具有足夠高的強度和惰性；②開展有關固定化微生物載體、功能微生物群落、PAHs 污染物之間相互作用的研究；③簡化固定化微生物載體制備流程、降低固定化微生物載體制備成本，促進該技術的產業化發展；④結合生物遺傳手段構建高效基因工程菌的固定化微生物技術，提高土壤中PAHs的生物降解效果。

2.4 微生物修復PAHs污染的影響因素

一般認為，土壤中PAHs 污染物的降解過程受到微生物代謝能力、污染物特征、環境條件的共同影響。其中，微生物的代謝能力是進行污染場地微生物修復的先決條件，污染物的特征主要包括PAHs 分子量、生物利用度、毒性和生物降解半衰期等，環境條件包括溫度、土壤水分、營養物質含量、酸堿度等。

2.4.1 微生物代謝能力

微生物的新陳代謝是生物修復功能實現的生理基礎，在新陳代謝的過程中微生物通過對PAHs進行降解或轉化，從而降低土壤中PAHs的含量或毒性。因此，微生物對環境污染物的生物適應能力及降解潛力被認為是評價微生物修復PAHs污染土壤可行性的先決條件。

梁雪濤等在從膜生物反應器篩選菲降解菌的實驗中，共分離得到了芽孢桿菌（）和鞘氨醇單胞菌（sp.）兩株功能菌。在相同的反應條件下（接種量10%、溫度28℃、pH=7.2），發現在對含1.0 mg/L 的菲溶液體系進行生物降解時，菌株鞘氨醇單胞菌（sp.）在反應56h 后對菲的降解率為96.3%，而菌株芽孢桿菌（）在反應進行至第48h 時的降解率高達98.8%，更短的反應周期獲得了更高的降解效率。即兩株菌在相同條件下具有不同的代謝能力，從而造成了不同的生物降解效果。袁林杰自北海潿洲終端處理廠SBR 池中選育出7株可培養的耐鹽菌株（Y2、Y3、YA、YB、NY1、NY2、NY3），用于處理該場地廢水處理系統采油廢水。結果發現，在萘、菲、蒽濃度分別為100mg/L的無機鹽培養基體系中，Y2、NY2、NY3對萘的降解效果最佳，降解率分別為88%、94%和87%，而其余菌株對萘的降解率均<85%；在以蒽為底物的降解實驗中，NY1、NY2、NY3 的作用效果最理想，體系中蒽的去除率分別為83%、81%和88%；對菲降解效果最好的菌株為NY2（76%）和NY3（84%），菌株Y3 和NY1 次之，降解率為62%，其余菌株降解效果低于60%。因此，選育菌株對污染物的潛在降解效果決定了其修復能力，針對高毒性的PAHs污染場地的高效菌株篩選工作是目前該領域的研究重點。

2.4.2 污染物特征

PAHs 污染物的特征也是影響微生物對其進行代謝作用時降解效果差異的主要因素之一，因為PAHs的具體化學結構、在土壤中的濃度和溶解性、毒性效應等都會對微生物的可利用性產生直接影響。同時，生物降解半衰期也可以直接作為微生物降解效率評判的指標之一，具有更長半衰期的PAHs，其分子結構在環境中更難因為微生物的代謝活動遭受破壞。

Bouchez 等在以萘、菲、蒽、芴、熒蒽和芘為目標污染物的研究中，篩選分離出了6株能以這些PAHs 作為唯一的碳源和能量的菌株。結果發現，當測試中存在不止一種多PAHs污染時，微生物的代謝作用會產生顯著抑制，即生物降解效率與PAHs 的特異性抑制能力有關。劉帥等采用半靜水式實驗方式，研究了苯并芘、三甲基菲、二甲基蒽、惹烯等PAHs對海洋生物蝦夷扇貝幼體的毒性效應。實驗中發現體系中PAHs的濃度會直接影響蝦夷扇貝的卵子受精率和幼體死亡率，其中暴露于PAHs 環境的實驗組中，蝦夷扇貝的卵子受精率顯著低于對照組、幼體死亡率明顯高于對照組。此外，不同種類的PAHs對于蝦夷扇貝幼體的毒性效應也有很大差異，其毒性大小順序為：苯并芘＞惹烯＞二甲基蒽＞三甲基菲。Zeneli 等研究了自然衰減、生物刺激和生物強化聯合生物刺激對煉油廠固體廢物中石油污染物[總石油烴（TPH）和PAHs]的去除效果。結果發現，低分子量PAHs在所有修復體系中都表現出更高的去除率，即它們更容易被生物降解，而高分子量PAHs的去除率較低，研究表明了土壤中PAHs 的降解程度與PAHs 分子中環的數量成反比。

2.4.3 環境條件

由于微生物個體較小，因此對于環境變化的敏感性較高。這也就導致了在以微生物作為修復動力時對場地環境有較為嚴苛的要求。一般認為，土壤中PAHs的微生物修復主要受到的環境影響因素為土壤水分、含氧量、營養物質含量、土壤酸堿度以及溫度等，這些條件對微生物的新陳代謝都有顯著的影響。

土壤水分含量較低時，微生物的代謝速率會顯著降低，從而減緩微生物的生長繁殖和對有機物的代謝轉化；而當土壤水分含量相對較高時，多余的水分會在土壤結構中游離從而充滿土壤的毛細通道，阻礙外界氧氣的進入，對微生物的生長造成阻礙作用。土壤中含氧量的多少決定了好氧層、缺氧層和厭氧層的分布，直接影響特定區域內微生物的種群和種類。由于充足的氧氣環境能夠有效地促進好氧微生物加速細胞內的各種酶促反應，而低氧含量的環境則會抑制酶促反應的進行，因此目前研究中有關PAHs降解菌的篩選主要針對的是好氧菌。土壤中營養物質含量的多少直接決定了功能微生物對土壤中PAHs污染進行高效修復的啟動期時間。因為含有均衡營養物質的土壤體系，能夠迅速促進微生物的大量生長繁殖、有效刺激微生物細胞酶促反應的進行，從而加速微生物對有機物進行攝取和降解。在實際應用中，需考慮到PAHs污染土壤環境惡劣、營養物質含量低等問題，在現場進行微生物修復時，需根據實地土壤特性進行營養物質的均衡補充。土壤的酸堿度會顯著影響微生物的生物活性，酸堿度過高或過低都會破壞細胞蛋白質的結構，導致微生物活性降低或者死亡。此外，溫度也是微生物修復過程中影響主要因素之一，直接影響微生物的生長繁殖及其代謝活動。針對環境條件對微生物修復PAHs污染土壤的影響也有諸多學者進行了大量研究，表2中列出了部分研究結果。

表2 影響微生物修復PAHs污染土壤的環境條件

3 微生物降解PAHs的作用機制

微生物降解PAHs 的作用機制根據該過程是否需要氧氣可分為好氧降解、厭氧降解兩種。其中，在表層土壤進行的需氧型生物降解是主要的降解途徑，依賴于雙加氧酶以及單加氧酶基因。這些基因被稱為環羥基化雙加氧酶α 亞基（RHDα），包括Ac、Ac、Ac（革蘭氏陰性菌）以及A、A（革蘭氏陽性菌）。它們已被用作PAHs 降解細菌篩選的目標基因，且被用于評估土壤、水和沉積物中PAHs 的降解潛力。例如，與芘（PYR） 的生物降解顯著相關，Ac與萘（NAP）和菲（PHE）的代謝相關。

細菌、真菌、藻類等微生物降解PAHs 的作用機制已有學者提出，具體代謝途徑如圖5 所示。細菌降解PAHs首先通過雙加氧酶的作用使芳香環分解形成順式二氫二醇，然后在脫氫酶的作用下，將電子轉移給NAD，同時代謝生成重要的中間產物鄰苯二酚。之后在脫水作用下，鄰苯二酚再通過鄰位開環形成順，順-黏康酸，或經過變換開環形成2-羥基黏康半醛。真菌作用于PAHs利用的兩個主要酶基是細胞色素P-450單加氧酶和木質素過氧化物酶。這兩種酶對于它們代謝的PAHs都是非特異性的。首先，細胞色素P-450將一個氧原子合并到PAHs分子中，形成氧化芳烴，然后自發異構化形成酚類，之后與硫酸鹽、葡萄糖或木糖綴合，或與環氧化物酶水合形成反式二氫二醇。藻類降解PAHs的代謝途徑包含了上述兩種過程，一般來講，低環PAHs主要是采用單加氧酶系統進行代謝，即藻類細胞通過單加氧酶，使一個氧原子加至苯環上形成氧化芳烴，之后進一步發生礦化；高環PAHs則主要采用雙加氧酶系統進行代謝，即藻類細胞先通過雙加氧酶的作用使苯環形成順式二氫二醇，再進一步裂解為順,順-黏康酸或2-羥基黏康半醛。

圖5 微生物降解PAHs的作用機制

在缺氧或厭氧條件下，微生物對PAHs 的降解主要是通過利用硝酸鹽、硫酸鹽、三價鐵及高價錳等無機鹽離子或化合物作為電子受體進行呼吸作用，從而將PAHs氧化為低分子量物質，該過程所涉及的微生物包括光養細菌、發酵菌、錳還原菌、鐵還原菌、硝酸鹽還原菌、硫酸鹽還原菌以及產甲烷菌群等。雖然好氧和厭氧生物降解對去除土壤環境中的PAHs都有顯著的作用，但好氧機制受到更多關注。因為與厭氧轉化相比，好氧環境的中微生物的呼吸作用會促使對PAHs進行更有效的的代謝降解，整體處理速度更快、降解效果更徹底。而在厭氧過程中，氧氣會通過水合作用進入PAHs，這在熱力學上是非常不利的。因此，土壤中PAHs的需氧分解代謝在生物圈中更為普遍。

4 問題與展望

PAHs 污染土壤的修復及治理已成為世界性的環境問題，因此針對性地開展PAHs污染的修復及治理方法的研究將對我國PAHs污染土壤改良、土地利用率提高、生態環境質量改善具有重要意義，并為促進我國土壤修復技術體系的產業化發展提供重要的技術支撐。不可否認的是，微生物修復技術是目前PAHs污染土壤治理最具應用和發展前景的環保型修復技術。但由于微生物技術固有的限制特點，使得該項技術在產業化應用方面仍存在一定的挑戰，現階段仍普遍處于實驗室研究階段，限制其大規模工程應用。

4.1 存在的挑戰

首先，修復過程受污染物種類和濃度的限制。微生物篩選工作中往往針對研究的目標污染物，這就導致一些PAHs 降解微生物只能對特定的PAHs發揮作用，而一旦不同場地土壤中PAHs種類、濃度等污染物特征發生變化，則不能保證微生物菌群在修復體系中正常發揮作用。而到目前為止，許多從污染區域分離篩選出的微生物的降解實驗，多數集中于在實驗室中（培養基體系中或人工模擬土壤體系）研究單一菌或混合菌對PAHs的降解性。然而，當應用至實際土壤環境中時，往往發現對PAHs 的降解效果有限。這是因為這些分離出來的細菌不能完全適應土壤環境，包括碳源、氮源、PAHs 的類型和生物有效性，以及細菌之間的競爭和協同作用，諸多原因最終導致其降解效率較低。

微生物對PAHs 污染土壤的修復過程還受到環境條件的制約。例如，溫度、土壤含水率、營養狀況、酸堿度等均會影響微生物的生物活性，從而影響降解效率。且由于環境因子是對微生物活性直接產生影響，因此對生物降解效果的影響很大，這也正是當前微生物修復技術在大規模PAHs污染土壤中應用較少的原因之一。

此外，微生物作用過程也可能會對周圍環境起到負面影響。微生物作為獨立的生命個體，在引入土壤環境中后，在適宜的條件下可能大量繁殖從而對當地群落結構造成影響，同時造成土壤孔隙結構變化、含水率降低等不利結果；也可能會在代謝過程中產生有毒的中間代謝產物，這些代謝物可能會通過滲濾作用進入地下水從而造成污染，進一步對土壤環境中生物的生存造成影響。因此在采用微生物技術對PAHs污染土壤進行修復時，需要避免有毒中間代謝產物的積累。

4.2 展望

開發新型的綠色、可持續生物修復系統，以克服現有的土壤污染物和微生物相關技術在處理土壤PAHs 污染方面的限制是今后一段時間內研究的難點。本研究在對微生物法治理PAHs污染土壤的研究現狀進行綜合的基礎上，對其未來大規模的工業化應用進行了預測，并提出了特定技術的適用范圍和可能存在的挑戰。基于上述PAHs污染土壤修復技術特點和難點問題的詳細闡述，今后針對PAHs污染土壤修復技術的研究方向可從以下幾個方面展開。

（1）針對PAHs 污染場地的污染特征，構建混合菌群。微生物菌群的彈性、穩定性、抗逆性和多功能等特性使其比單一菌株更能抵抗環境擾動，因此，混合菌群的構建將有利于解決在不同污染體系中的適應性問題。

（2）建立PAHs 污染環境高效降解菌的篩選、分離、馴化的方法體系，促進微生物在PAHs污染修復中的高效利用。功能菌株的選育優先從污染場地篩選，因為從PAHs污染的土壤中分離出的大多數降解微生物來自受污染的環境基質，因此對場地中的PAHs組分顯示出優先利用性。

（3）加強對微生物作用過程中間代謝產物及酶的研究。代謝產物信息對于評估轉化產物的毒性和遷移轉化規律極其重要，有關酶的研究有助于闡明參與PAHs降解的生物轉化過程。

（4）運用土壤代謝組學輔助監測微生物作用過程，分析降解機制。將基因組學、轉錄組學和蛋白質組學技術應用于菌群研究，有助于識別環境波動中的生物降解效率、微生物種群行為及相互作用。

（5）運用現代生物工程技術構建高效降解PAHs 的基因工程菌，并將多種細菌、真菌及混合菌群與物理化學修復手段靈活組合，形成聯合修復技術，針對性開展土壤多環芳烴污染的修復治理。