多环芳烃污染土壤的微生物修复技术研究进展

吕莹，胡学武，陈素素，刘兴宇，陈勃伟，张明江

（1 有研科技集团有限公司生物冶金国家工程实验室，北京 101407；2 北京科技大学冶金与生态工程学院，北京 100083；3 有研资源环境技术研究院(北京)有限公司，北京 101407；4 北京有色金属研究总院，北京 100088；5 有研工程技术研究院有限公司，北京 101407）

多环芳烃（PAHs）是由两个或两个以上的苯环以稠环排列方式组成，在环境中普遍存在的一类有毒化合物，具有致癌、致畸、致突变的特征。目前，美国环境保护署（EPA）已将萘、苊、苊烯、菲等16 种PAHs 列为环境优先污染物（图1），我国也将其列入优先控制的68 种污染物之中。并且，由于密度小、附着力强等原因，PAHs 进入土壤时易与土壤形成结构较为稳定的团聚体，从而影响土壤成分、通透性、孔隙结构及水分迁移，影响植物生长。土壤中的生物也会因为PAHs的毒性作用及土壤含氧量降低等因素，最终生物活性降低甚至死亡。进入深层土壤的PAHs 因其“三致”（致癌、致畸、致突变）特性，对水中的各种生物都会造成很强的毒害作用，同时此类污染物还会通过生物链转移到人体，影响人的肺部、肠道和肾脏等器官，长时间接触此类污染物将会对人的身体造成不可逆转的致命伤害。

图1 EPA优先污染物清单上的16种多环芳烃的结构和命名[2]

20多年来，人们一直致力于将PAHs从污染土壤中去除或降解到其本底水平，从而衍生出一系列解决PAHs污染土壤的修复方法。按照修复方式的差异，PAHs 污染土壤的修复技术可分为物理修复技术、化学修复技术及生物修复技术。其中，物理修复技术主要包括加热、超临界萃取和蒸汽抽提等，该类修复技术成本较高，对目标污染物也只是完成了相转移，并未真正将其从环境中去除。化学修复技术主要有化学氧化、光催化氧化、电化学、声化学和机械化学技术等，虽然相对其他技术效果更理想，但在实际修复中存在氧化剂需求量大、能源消耗大、可能会对环境造成二次污染等问题。

生物修复又因修复作用的主体不同，进而可分为植物修复技术、动物修复技术、微生物修复技术及其联合修复技术。其中，PAHs 污染土壤的微生物修复是一种得到广泛认可的处理技术，可实现PAHs 类污染物的完全降解或将其转化为毒性相对较低的化合物，而不是简单地将其转移到另一种介质中，同时具有成本低、环境扰动小、无二次污染、可就地处理等优点，是人们公认的一种利用微生物降解、同化、代谢或解毒有机污染的低成本、高效技术。本文重点讲述了国内外PAHs 污染土壤的微生物修复技术研究现状及其原理，这些进展有助于系统了解土壤中PAHs的生物降解过程、微生物作用机理和相互作用机制，为进一步利用微生物促进环境生物修复提供理论依据。根据目前已取得的研究进展，提出了该技术仍存在的挑战，最终对未来PAHs污染土壤的微生物修复技术研究方向进行了展望，旨在为我国PAHs污染土壤的治理提供参考。

1 土壤中PAHs污染的污染特征

1.1 PAHs污染来源

土壤中PAHs 的来源主要包括天然来源和人为活动。天然来源包括沉积物成岩过程、化石燃料自然消耗等地质活动，以及细菌、藻类、植物代谢的生物合成过程。人为活动是环境中PAHs的主要来源，包括汽车尾气的排放、高温热解（各种矿物燃料、木材、纸以及其他含碳氢化合物的不完全燃烧或在还原条件下进行的热解反应）、工厂排气等，这些不可避免的经济社会活动源源不断地向环境中输送着PAHs 污染。之后，这些PAHs 在大气、水、土壤环境中循环污染（图2），并通过干湿沉降、污泥农用和污水灌溉等方式在土壤表面不断累积。

图2 环境中PAHs污染的来源

韩玲等在城市化背景下对珠江三角洲含PAHs湿地土壤进行污染风险评估时，发现化石燃料不完全燃烧（热解）和石油排放是造成珠江三角洲地区农村河流湿地土壤PAHs污染的主要原因，而城市河流湿地和人工湿地中的PAHs污染主要来源于煤和生物质的不完全燃烧。Yang等系统地研究了上海道路网沿线农田土壤中多环芳烃污染的分布特征及污染源分配，发现污染热点的空间分布取决于邻近地区的交通量和工业活动的密集度。可见，多环芳烃的污染源多种多样，排放源或运输途径的变化会影响多环芳烃的定性分布。因此，为实现场地PAHs污染的有效控制，须充分结合当地工业情况、切实考察污染来源，从而针对性地解决场地污染问题。

1.2 土壤中PAHs的环境归趋

PAHs 在水、大气、土壤等自然环境中广泛存在，在Wild 和Jones的早期研究中，指出了全球约90%的PAHs 污染存在于土壤环境中。由于PAHs 的自然降解速率低，且具有低溶解性和疏水性，易被土壤颗粒吸附从而长期滞留在土壤中，对土壤生态系统造成持续危害，一旦通过生物链进入人体，将是危害人类健康的潜在因素。因此，PAHs 进入土壤后发生的一系列物理化学过程，都是目前国内外多环芳烃污染土壤的研究热点之一。

图3 描述了土壤中PAHs 随时间变化迁移转化的概念模型。即PAHs 在进入土壤后，可能通过一系列的物理化学或生物过程逸出或降解，如挥发、光氧化至大气中，与土壤有机质结合形成生物可利用性极低的不可提取结合态物质，通过渗滤作用进入地下水，或被植物/微生物吸收等。其中，土壤中PAHs的归趋行为首先取决于污染物自身理化性质。例如，根据PAHs结构中所含苯环数量的多少，PAHs 可分为低分子量PAHs（2～3 环PAHs）和高分子量PAHs（4～7 环PAHs），而低分子量萘、芴、菲和蒽，其毒性明显低于4～7 环的高分子量PAHs，后者对人类具有显著抵抗性和致癌性。所以针对不同污染物的环境归趋行为应采用适宜的微生物强化修复措施，如易降解PAHs可重点发展降解矿化技术，难降解PAHs更需关注固定稳定化方法。

图3 PAHs在土壤中随时间迁移转化的概念模型[13]

2 PAHs污染土壤的微生物修复技术

由于PAHs 在自然环境中普遍存在，且相对于土壤中其他有机物结构更稳定、水溶性更差、土壤附着能力更强，同时具有较强的“三致”效应，严重威胁着土壤的生态安全和人类健康，因此对于土壤中PAHs 等持久性有机物污染的修复更具挑战，已成为国内外土壤和环境科学界共同关注的热点问题。诸多研究者投入大量精力进行了多年的研究，形成了一系列系统的处理工艺。其中，微生物法修复PAHs 污染土壤是指在人为优化的适宜条件下，利用天然存在的或人工培养的功能微生物（主要包括土著微生物、外源微生物和基因工程菌）修复受污染环境的技术，具体是通过促进微生物代谢功能，从而降低有毒PAHs污染物的环境活性或将其降解成无毒或低毒物质。目前，研究者已发现的对土壤中PAHs 具有降解效果的微生物主要有细菌、放线菌、真菌和藻类等，表1中列出了近些年来研究者发现的部分应用于PAHs污染土壤修复的功能微生物。

表1 部分应用于PAHs污染土壤修复的功能微生物

由于微生物在自然环境中的数量多、分布广，因此各类微生物对于土壤中PAHs污染的降解机制也有所差异。但基本途径却大致相同：①PAHs 吸附至微生物细胞膜上；②PAHs 进入微生物内部；③PAHs 作为碳源和能源参与微生物生理反应，通过微生物酶促反应被降解为CO、HO 及无污染无毒物质。然而，在实际修复过程中，仅依靠微生物自然净化作用是非常缓慢的，通常采用生物刺激、生物强化或固定化微生物技术来增强微生物修复效果。

2.1 生物刺激

生物刺激法是指利用某些手段人为地对污染场地中的土著菌进行刺激，从而促进功能菌群快速繁殖与生长。例如，通过向土壤中添加表面活性剂、补充营养物质、提供电子受体等方式，来促进修复体系中功能微生物的生理代谢活动，以便达到对土壤中PAHs 污染物进行生物降解的一种手段。因此，在缺乏营养物质的处理地点，实施生物刺激是加快处理过程的最佳选择。

Koshlaf等以澳大利亚新南威尔士州一处垃圾填埋场的PAHs污染土壤为研究对象，采用豌豆秸秆对土壤进行生物刺激修复处理，利用Illumina MiSeq高通量测序分析了PAHs污染土壤的细菌群落组成和多样性。结果表明，添加了3%秸秆的修复组对PAHs 的生物降解率相对自然衰减增强了66.6%。Taylor和Jones的研究表明，无论是在实验室还是在现场试验中，仅对含有煤焦油的土壤添加养分，都不能显著提高煤焦油中PAHs组分的生物降解。然而，添加了易于生物降解且植物毒性低的生物柴油实验组中，观察到多种PAHs的降解效率在反应进行至第55天后均显著加强。这是因为生物柴油的添加增加了PAHs的生物降解性，从而促进了煤焦油的溶解和分散，进一步增强了PAHs组分的生物利用度，使其最后被土著微生物所降解。

生物刺激法操作简单、修复后无二次污染，因此应用前景广阔。局限性在于微生物菌群在不同修复场地的适用性问题，因为不同土壤环境不同，其中包含的土著菌所需营养物质等外部条件也不同。因此，为了取得更好的作用效果，需要在实际操作时选择适合当地土壤环境的刺激手段。另外，土著菌种可能会因为外源环境的刺激，导致生长速度较慢、代谢活性不高，这都会直接影响微生物对PAHs 的降解效果。并且针对深层污染土壤，生物刺激技术的主要挑战是必须以某种方式添加营养物质，使它们能够被地下和所需深度的微生物所利用。

2.2 生物强化

生物强化修复技术主要包括土著微生物的生物强化和外源微生物的生物强化。其中，在实际应用中首选是利用土著菌株，因为这些菌株对于污染环境具有良好的耐受性和适应性，能够在生物修复过程中快速繁殖并尽快发挥代谢降解作用。外源微生物的生物强化中对于外源微生物的引入，主要是基于生物刺激法存在的关于环境适用性的局限，通过引入其他高效降解菌种提高生物降解过程中功能菌株的生物活性，进一步提高土壤中PAHs污染物的降解效果。但由于引入的菌种属于外来菌种，不适于自然环境衍生下存在的土著菌种，因此在接种初期，需要在环境中有相当长一段时间的适应期，且在该过程中势必会与接种环境中的土著菌种发生竞争生长关系。所以，为了保证理想的降解效果，需要在实际场地修复项目中接种大量的外源微生物来避免该问题发生，甚至部分场地选择通过定期喷洒菌液的方式来保证充足的接种菌群和足够的作用周期。

土壤中天然存在着大量的PAHs 降解微生物，PAHs 污染发生时，土壤迅速地对PAHs 进行物理吸附、生物降解等过程。然而，当土壤的自净能力明显小于污染物的累积时，就会造成严重的土壤污染问题。由于环境的适应性，PAHs 长期污染土壤中会自然衍生出一些对于PAHs具有耐受性的微生物，部分甚至对于PAHs具有降解性。但是，由于复杂的土壤环境中包含有各类微生物，功能降解菌很难在土壤中占据主导地位，这种情况下采用生物强化技术（添加实验室培养的PAHs 高效降解菌）是最佳选择。Ferraro等通过小麦秸秆厌氧消化过程富集得到两种接种剂（i-24 和i-96），然后将这两种具有特定功能作用的外源微生物应用至萘、苯并[a]芘污染的土壤中，发现对萘的生物降解率最高可达84.7%，对苯并[a]芘的降解率为51.7%。Wang等通过在红壤中引入水稻土成分，建立了混合土壤微生物群落。发现新的混合微生物菌群能够有效降解土壤混合物中的高分子量PAHs——芘。其中，红壤和水稻土对芘的初始去除率分别为19%和98%；而通过增加水稻土接种剂的用量，混合微生物群落对芘的去除率显著提高，在质量比1/1、3/7和1/9的水稻土/红壤混合体系中，对芘的去除率分别为93%、58%和27%。

客观来讲，生物强化技术的显著优势在于可以深入极端环境进行作用，即在不利于常规微生物存在和生长的环境中引入特殊微生物菌群，例如PAHs 污染土壤。且由于该技术一般是将实验室培养的高效功能菌群引入污染场地，因此相对生物刺激法，具有更理想的降解效果。但该技术的应用也有一定的局限性，因为引入的微生物在实际应用中很容易受到当地环境因素的影响，可能由于生长增殖缓慢、生存竞争、基因诱变等多种原因，最终导致土壤中的PAHs 污染物生物降解率不理想。因此，对于生物强化技术未来的发展方向更多的应该集中于优化生物强化体系使其具有普遍适用性。

2.3 固定化微生物技术

固定化微生物技术是指将特选的高效功能降解菌通过物理、化学等方法，固定在合适的载体上，使微生物大量集中并保持较高的生物量，在引入至环境中后能够迅速繁殖从而处理大规模污染的一种微生物修复技术。由于该技术将功能降解菌固定在载体上，所以可以避免由于机械作用造成的生物体细胞、生物酶活性、生化反应稳定性的破坏。这就解决了上述生物刺激和生物强化中提到的由于环境适应性造成的应用限制，即功能微生物在PAHs污染土壤中受到外部环境条件波动的影响更小，单位介质中能够保持理想的微生物数量进行生物降解作用。因此，该技术能够有效提高功能微生物的抗毒害能力，并减少修复体系中功能微生物的流失，从而增强污染场地中PAHs 的降解效果。土壤中PAHs 的固定化微生物修复机理示意图如图4所示。

图4 固定化微生物技术对PAHs污染土壤的修复原理[91]

目前，研究者们已通过诸多实验筛选出了多种可用于固定功能微生物的载体材料，其中最受欢迎的是一类不会对环境造成二次污染、对环境友好且能够自然降解的材料，包括花生壳粉末、活性炭、天然有机材料等。这些可生物降解载体的使用，在一定程度上解决了功能材料在土壤中的回收问题，另一方面通过为微生物提供营养物质进一步提高了土壤中PAHs的降解率。Wang等利用海藻酸钙固定化J1-q 和进行了菲和荧蒽的生物降解研究。扫描电镜结果表明，固定化微球中存在蜂窝状结构和丰富的空隙，为微生物的附着和增殖提供了足够的空间；在生物降解实验中发现，固定化菌对菲和荧蒽的降解效率显著高于游离菌，其中固定化内生菌J1-q在42天后对菲和荧蒽的去除率分别为63.16%和56.94%，高于外源菌株strain 的降解率。Qiao等采用磁性悬浮生物炭凝胶珠固定化细菌菌团去除高分子量PAHs。结果发现，固定化菌体对PAHs 的去除能力强，具有良好的可浮性和磁性，可被外加磁场吸附。其中，固定化细胞对芘（Pyr）、苯并芘（BaP）和茚并芘（InP）的降解率分别为89.8%、66.9%和78.2%，远高于类似研究中的生物降解率。

然而，这项技术也具有一定的局限性。例如，不可自然降解的修复载体在土壤中的回收问题给环境带来了一定的污染风险，另外成分复杂的载体材料、土壤微生物菌群以及污染物PAHs之间的相互作用，也对场地中PAHs污染降解机理的解析造成困难。因此，固定化微生物技术今后的研究方向应当集中于以下几个方面：①继续寻找合适的、环境友好的载体材料，载体同时具有足够高的强度和惰性；②开展有关固定化微生物载体、功能微生物群落、PAHs 污染物之间相互作用的研究；③简化固定化微生物载体制备流程、降低固定化微生物载体制备成本，促进该技术的产业化发展；④结合生物遗传手段构建高效基因工程菌的固定化微生物技术，提高土壤中PAHs的生物降解效果。

2.4 微生物修复PAHs污染的影响因素

一般认为，土壤中PAHs 污染物的降解过程受到微生物代谢能力、污染物特征、环境条件的共同影响。其中，微生物的代谢能力是进行污染场地微生物修复的先决条件，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，环境条件包括温度、土壤水分、营养物质含量、酸碱度等。

2.4.1 微生物代谢能力

微生物的新陈代谢是生物修复功能实现的生理基础，在新陈代谢的过程中微生物通过对PAHs进行降解或转化，从而降低土壤中PAHs的含量或毒性。因此，微生物对环境污染物的生物适应能力及降解潜力被认为是评价微生物修复PAHs污染土壤可行性的先决条件。

梁雪涛等在从膜生物反应器筛选菲降解菌的实验中，共分离得到了芽孢杆菌（）和鞘氨醇单胞菌（sp.）两株功能菌。在相同的反应条件下（接种量10%、温度28℃、pH=7.2），发现在对含1.0 mg/L 的菲溶液体系进行生物降解时，菌株鞘氨醇单胞菌（sp.）在反应56h 后对菲的降解率为96.3%，而菌株芽孢杆菌（）在反应进行至第48h 时的降解率高达98.8%，更短的反应周期获得了更高的降解效率。即两株菌在相同条件下具有不同的代谢能力，从而造成了不同的生物降解效果。袁林杰自北海涠洲终端处理厂SBR 池中选育出7株可培养的耐盐菌株（Y2、Y3、YA、YB、NY1、NY2、NY3），用于处理该场地废水处理系统采油废水。结果发现，在萘、菲、蒽浓度分别为100mg/L的无机盐培养基体系中，Y2、NY2、NY3对萘的降解效果最佳，降解率分别为88%、94%和87%，而其余菌株对萘的降解率均<85%；在以蒽为底物的降解实验中，NY1、NY2、NY3 的作用效果最理想，体系中蒽的去除率分别为83%、81%和88%；对菲降解效果最好的菌株为NY2（76%）和NY3（84%），菌株Y3 和NY1 次之，降解率为62%，其余菌株降解效果低于60%。因此，选育菌株对污染物的潜在降解效果决定了其修复能力，针对高毒性的PAHs污染场地的高效菌株筛选工作是目前该领域的研究重点。

2.4.2 污染物特征

PAHs 污染物的特征也是影响微生物对其进行代谢作用时降解效果差异的主要因素之一，因为PAHs的具体化学结构、在土壤中的浓度和溶解性、毒性效应等都会对微生物的可利用性产生直接影响。同时，生物降解半衰期也可以直接作为微生物降解效率评判的指标之一，具有更长半衰期的PAHs，其分子结构在环境中更难因为微生物的代谢活动遭受破坏。

Bouchez 等在以萘、菲、蒽、芴、荧蒽和芘为目标污染物的研究中，筛选分离出了6株能以这些PAHs 作为唯一的碳源和能量的菌株。结果发现，当测试中存在不止一种多PAHs污染时，微生物的代谢作用会产生显著抑制，即生物降解效率与PAHs 的特异性抑制能力有关。刘帅等采用半静水式实验方式，研究了苯并芘、三甲基菲、二甲基蒽、惹烯等PAHs对海洋生物虾夷扇贝幼体的毒性效应。实验中发现体系中PAHs的浓度会直接影响虾夷扇贝的卵子受精率和幼体死亡率，其中暴露于PAHs 环境的实验组中，虾夷扇贝的卵子受精率显著低于对照组、幼体死亡率明显高于对照组。此外，不同种类的PAHs对于虾夷扇贝幼体的毒性效应也有很大差异，其毒性大小顺序为：苯并芘＞惹烯＞二甲基蒽＞三甲基菲。Zeneli 等研究了自然衰减、生物刺激和生物强化联合生物刺激对炼油厂固体废物中石油污染物[总石油烃（TPH）和PAHs]的去除效果。结果发现，低分子量PAHs在所有修复体系中都表现出更高的去除率，即它们更容易被生物降解，而高分子量PAHs的去除率较低，研究表明了土壤中PAHs 的降解程度与PAHs 分子中环的数量成反比。

2.4.3 环境条件

由于微生物个体较小，因此对于环境变化的敏感性较高。这也就导致了在以微生物作为修复动力时对场地环境有较为严苛的要求。一般认为，土壤中PAHs的微生物修复主要受到的环境影响因素为土壤水分、含氧量、营养物质含量、土壤酸碱度以及温度等，这些条件对微生物的新陈代谢都有显著的影响。

土壤水分含量较低时，微生物的代谢速率会显著降低，从而减缓微生物的生长繁殖和对有机物的代谢转化；而当土壤水分含量相对较高时，多余的水分会在土壤结构中游离从而充满土壤的毛细通道，阻碍外界氧气的进入，对微生物的生长造成阻碍作用。土壤中含氧量的多少决定了好氧层、缺氧层和厌氧层的分布，直接影响特定区域内微生物的种群和种类。由于充足的氧气环境能够有效地促进好氧微生物加速细胞内的各种酶促反应，而低氧含量的环境则会抑制酶促反应的进行，因此目前研究中有关PAHs降解菌的筛选主要针对的是好氧菌。土壤中营养物质含量的多少直接决定了功能微生物对土壤中PAHs污染进行高效修复的启动期时间。因为含有均衡营养物质的土壤体系，能够迅速促进微生物的大量生长繁殖、有效刺激微生物细胞酶促反应的进行，从而加速微生物对有机物进行摄取和降解。在实际应用中，需考虑到PAHs污染土壤环境恶劣、营养物质含量低等问题，在现场进行微生物修复时，需根据实地土壤特性进行营养物质的均衡补充。土壤的酸碱度会显著影响微生物的生物活性，酸碱度过高或过低都会破坏细胞蛋白质的结构，导致微生物活性降低或者死亡。此外，温度也是微生物修复过程中影响主要因素之一，直接影响微生物的生长繁殖及其代谢活动。针对环境条件对微生物修复PAHs污染土壤的影响也有诸多学者进行了大量研究，表2中列出了部分研究结果。

表2 影响微生物修复PAHs污染土壤的环境条件

3 微生物降解PAHs的作用机制

微生物降解PAHs 的作用机制根据该过程是否需要氧气可分为好氧降解、厌氧降解两种。其中，在表层土壤进行的需氧型生物降解是主要的降解途径，依赖于双加氧酶以及单加氧酶基因。这些基因被称为环羟基化双加氧酶α 亚基（RHDα），包括Ac、Ac、Ac（革兰氏阴性菌）以及A、A（革兰氏阳性菌）。它们已被用作PAHs 降解细菌筛选的目标基因，且被用于评估土壤、水和沉积物中PAHs 的降解潜力。例如，与芘（PYR） 的生物降解显著相关，Ac与萘（NAP）和菲（PHE）的代谢相关。

细菌、真菌、藻类等微生物降解PAHs 的作用机制已有学者提出，具体代谢途径如图5 所示。细菌降解PAHs首先通过双加氧酶的作用使芳香环分解形成顺式二氢二醇，然后在脱氢酶的作用下，将电子转移给NAD，同时代谢生成重要的中间产物邻苯二酚。之后在脱水作用下，邻苯二酚再通过邻位开环形成顺，顺-黏康酸，或经过变换开环形成2-羟基黏康半醛。真菌作用于PAHs利用的两个主要酶基是细胞色素P-450单加氧酶和木质素过氧化物酶。这两种酶对于它们代谢的PAHs都是非特异性的。首先，细胞色素P-450将一个氧原子合并到PAHs分子中，形成氧化芳烃，然后自发异构化形成酚类，之后与硫酸盐、葡萄糖或木糖缀合，或与环氧化物酶水合形成反式二氢二醇。藻类降解PAHs的代谢途径包含了上述两种过程，一般来讲，低环PAHs主要是采用单加氧酶系统进行代谢，即藻类细胞通过单加氧酶，使一个氧原子加至苯环上形成氧化芳烃，之后进一步发生矿化；高环PAHs则主要采用双加氧酶系统进行代谢，即藻类细胞先通过双加氧酶的作用使苯环形成顺式二氢二醇，再进一步裂解为顺,顺-黏康酸或2-羟基黏康半醛。

图5 微生物降解PAHs的作用机制

在缺氧或厌氧条件下，微生物对PAHs 的降解主要是通过利用硝酸盐、硫酸盐、三价铁及高价锰等无机盐离子或化合物作为电子受体进行呼吸作用，从而将PAHs氧化为低分子量物质，该过程所涉及的微生物包括光养细菌、发酵菌、锰还原菌、铁还原菌、硝酸盐还原菌、硫酸盐还原菌以及产甲烷菌群等。虽然好氧和厌氧生物降解对去除土壤环境中的PAHs都有显著的作用，但好氧机制受到更多关注。因为与厌氧转化相比，好氧环境的中微生物的呼吸作用会促使对PAHs进行更有效的的代谢降解，整体处理速度更快、降解效果更彻底。而在厌氧过程中，氧气会通过水合作用进入PAHs，这在热力学上是非常不利的。因此，土壤中PAHs的需氧分解代谢在生物圈中更为普遍。

4 问题与展望

PAHs 污染土壤的修复及治理已成为世界性的环境问题，因此针对性地开展PAHs污染的修复及治理方法的研究将对我国PAHs污染土壤改良、土地利用率提高、生态环境质量改善具有重要意义，并为促进我国土壤修复技术体系的产业化发展提供重要的技术支撑。不可否认的是，微生物修复技术是目前PAHs污染土壤治理最具应用和发展前景的环保型修复技术。但由于微生物技术固有的限制特点，使得该项技术在产业化应用方面仍存在一定的挑战，现阶段仍普遍处于实验室研究阶段，限制其大规模工程应用。

4.1 存在的挑战

首先，修复过程受污染物种类和浓度的限制。微生物筛选工作中往往针对研究的目标污染物，这就导致一些PAHs 降解微生物只能对特定的PAHs发挥作用，而一旦不同场地土壤中PAHs种类、浓度等污染物特征发生变化，则不能保证微生物菌群在修复体系中正常发挥作用。而到目前为止，许多从污染区域分离筛选出的微生物的降解实验，多数集中于在实验室中（培养基体系中或人工模拟土壤体系）研究单一菌或混合菌对PAHs的降解性。然而，当应用至实际土壤环境中时，往往发现对PAHs 的降解效果有限。这是因为这些分离出来的细菌不能完全适应土壤环境，包括碳源、氮源、PAHs 的类型和生物有效性，以及细菌之间的竞争和协同作用，诸多原因最终导致其降解效率较低。

微生物对PAHs 污染土壤的修复过程还受到环境条件的制约。例如，温度、土壤含水率、营养状况、酸碱度等均会影响微生物的生物活性，从而影响降解效率。且由于环境因子是对微生物活性直接产生影响，因此对生物降解效果的影响很大，这也正是当前微生物修复技术在大规模PAHs污染土壤中应用较少的原因之一。

此外，微生物作用过程也可能会对周围环境起到负面影响。微生物作为独立的生命个体，在引入土壤环境中后，在适宜的条件下可能大量繁殖从而对当地群落结构造成影响，同时造成土壤孔隙结构变化、含水率降低等不利结果；也可能会在代谢过程中产生有毒的中间代谢产物，这些代谢物可能会通过渗滤作用进入地下水从而造成污染，进一步对土壤环境中生物的生存造成影响。因此在采用微生物技术对PAHs污染土壤进行修复时，需要避免有毒中间代谢产物的积累。

4.2 展望

开发新型的绿色、可持续生物修复系统，以克服现有的土壤污染物和微生物相关技术在处理土壤PAHs 污染方面的限制是今后一段时间内研究的难点。本研究在对微生物法治理PAHs污染土壤的研究现状进行综合的基础上，对其未来大规模的工业化应用进行了预测，并提出了特定技术的适用范围和可能存在的挑战。基于上述PAHs污染土壤修复技术特点和难点问题的详细阐述，今后针对PAHs污染土壤修复技术的研究方向可从以下几个方面展开。

（1）针对PAHs 污染场地的污染特征，构建混合菌群。微生物菌群的弹性、稳定性、抗逆性和多功能等特性使其比单一菌株更能抵抗环境扰动，因此，混合菌群的构建将有利于解决在不同污染体系中的适应性问题。

（2）建立PAHs 污染环境高效降解菌的筛选、分离、驯化的方法体系，促进微生物在PAHs污染修复中的高效利用。功能菌株的选育优先从污染场地筛选，因为从PAHs污染的土壤中分离出的大多数降解微生物来自受污染的环境基质，因此对场地中的PAHs组分显示出优先利用性。

（3）加强对微生物作用过程中间代谢产物及酶的研究。代谢产物信息对于评估转化产物的毒性和迁移转化规律极其重要，有关酶的研究有助于阐明参与PAHs降解的生物转化过程。

（4）运用土壤代谢组学辅助监测微生物作用过程，分析降解机制。将基因组学、转录组学和蛋白质组学技术应用于菌群研究，有助于识别环境波动中的生物降解效率、微生物种群行为及相互作用。

（5）运用现代生物工程技术构建高效降解PAHs 的基因工程菌，并将多种细菌、真菌及混合菌群与物理化学修复手段灵活组合，形成联合修复技术，针对性开展土壤多环芳烃污染的修复治理。