趙元添，馬 娟，張 瀾，田 坤，姚丹丹，劉 云，3

（1. 蘭州交通大學(xué) 環(huán)境與市政工程學(xué)院，甘肅 蘭州 730070；2. 中國科學(xué)院 南京土壤研究所土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實驗室，江蘇 南京 210008；3. 污染場地安全修復(fù)技術(shù)國家工程實驗室，北京 100015；4. 甘肅省污水處理行業(yè)技術(shù)中心，甘肅 蘭州 730070）

我國是一個農(nóng)藥生產(chǎn)和使用大國，其中以六六六（HCH）、滴滴涕（DDT）為代表的有機(jī)氯農(nóng)藥占農(nóng)藥總產(chǎn)量的60%［1］。目前，農(nóng)藥污染問題越來越嚴(yán)重，我國山東半島土壤中DDT檢出率為100%［2］，遼東半島土壤中DDT殘留量為45.70 μg/kg，為山東半島的2.5倍。長三角地區(qū)土壤中DDT檢出率為91%，殘留量達(dá)119.85 μg/kg，HCH檢出率為60%，殘留量達(dá)15.79 μg/kg［3］。珠三角地區(qū)土壤中DDT殘留量為2.02～11.77 ng/g，HCH殘留量為1.83～16.58 ng/g，硫丹殘留量為0.07～9.47 ng/g［4］。雖然目前大多點(diǎn)位HCH、DDT濃度低于《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）［5］規(guī)定的0.1 mg/kg，但依舊存在環(huán)境風(fēng)險。

我國于1983年開始明令禁止生產(chǎn)和使用HCH、DDT等有機(jī)氯農(nóng)藥，后來簽署的《關(guān)于持久性有機(jī)污染物的斯德哥爾摩公約》正式將此類物質(zhì)列為“持久性有機(jī)污染物（POPs）”。為消除氯代POPs對人類的危害，GILLHAM等［6］首次提出利用零價鐵的強(qiáng)還原性來修復(fù)氯代烴污染場地，展漫軍等［7］提出利用微生物修復(fù)有機(jī)氯污染場地，包括生物強(qiáng)化技術(shù)和生物刺激技術(shù)。相較于物理、化學(xué)修復(fù)方法，微生物修復(fù)技術(shù)在維持土壤理化性質(zhì)、增加物種豐度、提高土壤肥力和降低修復(fù)成本等方面更具有優(yōu)勢。

本文介紹了生物強(qiáng)化技術(shù)降解有機(jī)氯農(nóng)藥的研究進(jìn)展，闡述了其降解機(jī)理，概述了微生物刺激技術(shù)及其影響因素，并對未來的研究方向進(jìn)行展望。

1 微生物強(qiáng)化技術(shù)

1.1 功能菌的篩選

污染場地經(jīng)歷幾十年的“自然選擇”過程富集了大量高效的功能菌。QU等［8］在安慶市某廢棄農(nóng)藥化工廠附近土壤中篩選出的PYR2菌株可降解多種DDT同分異構(gòu)體。ITO等［9］在韓國某污染場地篩選出的好氧菌種紅球藻S1-1可在14 d內(nèi)將硫丹硫酸鹽從12.25 μmol/L降解至2.11 μmol/L。WANG等［10］在七臺河市某五氯硝基苯（PCBN）污染場地篩選出Peudomonas putidaQTH3，該菌株可降解包括HCH、DDT同分異構(gòu)體在內(nèi)的13種有機(jī)氯農(nóng)藥，14 d降解率為10.85%～42.51%，該菌胞內(nèi)酶可在30 min內(nèi)將有機(jī)氯農(nóng)藥降解44.73%。

放線菌門的菌絲結(jié)構(gòu)及孢子的繁殖方式使其在土壤中廣泛存在。目前已知具有生物活性的代謝產(chǎn)物45%由放線菌產(chǎn)生，其中34%的活性物質(zhì)由放線菌門中的鏈霉菌屬產(chǎn)生［11］。RAIMONDO等［12］在阿根廷某污染場地中篩選出高效的放線菌群鏈霉菌屬的A2、A5、A11和M7。該菌群在含水率30%及甘蔗渣與土壤質(zhì)量比為1∶9的條件下，14 d內(nèi)可將2 mg/kg的林丹降解72.6%。FUENTES等［13］在智利圣地亞哥市某有機(jī)氯污染場地篩選出18株可降解有機(jī)氯農(nóng)藥的功能菌，其中12種為放線菌，均可降解氯丹和林丹。

真菌具有疏水的表面結(jié)構(gòu)，可吸附絕大多數(shù)有機(jī)氯農(nóng)藥。BHALERAO等［14］在某農(nóng)藥污染場地分離出16種真菌，通過高濃度的硫丹培養(yǎng)基以及平板稀釋法最終分離出一株可高效降解硫丹的黑曲菌，該菌可在12 d內(nèi)將400 mg/L的硫丹完全降解。MACRO-URREA等［15］利用白腐真菌云芝降解三氯苯的3種同分異構(gòu)體，7 d內(nèi)1，2，3-三氯苯降解率達(dá)91.1%，1，2，4-三氯苯降解率達(dá)79.6%，但無法降解1，3，5-三氯苯。

1.2 微生物強(qiáng)化降解有機(jī)氯農(nóng)藥

微生物強(qiáng)化又稱微生物投加，主要是向污染場地投加功能微生物，微生物直接或間接地利用污染物同時大量繁殖從而更好地修復(fù)污染場地。SALAM等［16］將CandidaVITJzN04接種到受林丹污染的花園土壤中，30 d內(nèi)對初始質(zhì)量濃度100 mg/kg的林丹降解率達(dá)87%，而在不添加微生物的條件下利用本地土著微生物和植物協(xié)同作用林丹降解率只有40%。ZHU等［17］添加了外源古菌和細(xì)菌，物種豐富度提高且加強(qiáng)了土壤中脫氯和氧化相關(guān)物種之間的聯(lián)系，進(jìn)而增強(qiáng)了生物降解過程。EGOROVA等［18］采用新紅球菌wratislaviensisCh628處理HCH初始質(zhì)量濃度為（238.7±4.9） mg/kg的污染土壤，70 d內(nèi)微生物強(qiáng)化組HCH降解率為44.8%，而利用土著微生物的HCH降解率只有33.3%。PURNOMO等［19］發(fā)現(xiàn)單獨(dú)使用Pleurotus eryngii對初始濃度為12.5 μmol/L的DDT降解率為43%，而Rastonia pickettii可強(qiáng)化Pleurotus eryngii使DDT降解率升高至78%。ABBES等［20］將Advenella kashmirensisMB-PR注入無菌的DDT土壤中進(jìn)行微生物強(qiáng)化，20 d內(nèi)對初始質(zhì)量濃度為1.29 mg/L DDT的降解率達(dá)98%。GAO等［21］發(fā)現(xiàn)Sphingobacteriumsp. DDT-6降解DDT的功能完全來自其質(zhì)粒pDOD，用這種質(zhì)粒強(qiáng)化土壤中的大腸桿菌TG I后，210 d內(nèi)對初始質(zhì)量濃度0.6 mg/L DDT的降解率為50.7%。

2 降解有機(jī)氯農(nóng)藥的關(guān)鍵酶

酶是由活細(xì)胞產(chǎn)生的對其底物具有高度特異性與催化效能的蛋白質(zhì)。微生物降解有機(jī)氯農(nóng)藥需要多種酶，其中最重要的是脫鹵酶，而與這些酶相關(guān)的基因統(tǒng)稱為Lin基因［22］。MACRO-URREA等［15］通過添加專屬酶抑制劑確認(rèn)細(xì)胞色素P450單加氧酶參與了三氯苯第一步的脫氯反應(yīng)。以γ-六六六（γ-HCH）為例主要涉及的脫氯酶可分為脫氯化氫酶（LinA）、烷基鹵脫鹵酶（LinB）、谷胱甘肽S-轉(zhuǎn)移酶（LinD）及其他參與代謝產(chǎn)物降解的酶，如開環(huán)加雙氧酶（LinE）和馬來酰乙酸還原酶（LinF）等。

實驗表明，δ-HCH［23］、好氧條件下的DDT［8］及厭氧條件下的DDT［24］降解第一步都需要LinA參與催化反應(yīng)，但未發(fā)現(xiàn)β-HCH和其他氯化有機(jī)化合物被其催化［23］?？赡苡捎谶@個酶的選擇性作用在有機(jī)氯污染物的一個反式異構(gòu)體斜對角線的氫原子和氯原子上［25］。唐曉文［26］通過對γ-HCH在LinA催化下的生物降解過程探究γ-HCH到1，3，4，6-四氯-1，4-環(huán)己二烯（1，3，4，6-TCDN）的反應(yīng)，首先γ-HCH第一次脫氯化氫，脫氯產(chǎn)物被排出酶外完成自身結(jié)構(gòu)的轉(zhuǎn)化，轉(zhuǎn)化后再次進(jìn)入酶內(nèi)完成第二次脫氯化氫，且第二次產(chǎn)生的能量大于第一次產(chǎn)生的能量，再次印證LinA在有機(jī)氯降解中的重要地位。

LinB屬于α/β水解酶的一種鹵代烷脫鹵酶，其主體是由八條鏈狀的且側(cè)面鏈接有α-螺旋的β-折疊結(jié)構(gòu)、上部的一個小環(huán)和幾個α-螺旋結(jié)構(gòu)構(gòu)成的［27］，其主要活性位點(diǎn)是主體和上部這兩個結(jié)構(gòu)。LinB催化的反應(yīng)實質(zhì)為水解過程［28］，這類酶催化的底物范圍較廣，但是會被1，2-二氯乙烷（1，2-DCA）和1，2-二氯丙烷（1，2-DCP）［29］及β-HCH等物質(zhì)抑制。因此需要誘導(dǎo)微生物產(chǎn)生突變后的LinB，突變后的LinB可以降低1，2-DCA和1，2-DCP降解所需要的勢能勢壘［30］，也可以通過改變LinB的活性催化β-HCH降解［31］，進(jìn)而消除抑制。

LinD的主要作用是催化含鹵基的苯環(huán)結(jié)構(gòu)或環(huán)狀化合物與還原型谷胱甘肽結(jié)合而脫氯。研究發(fā)現(xiàn)，由大腸桿菌BL21合成的DsmH1和DsmH2與LinD屬于谷胱甘肽轉(zhuǎn)移酶系統(tǒng)發(fā)育樹的同一分支，兩種酶在谷胱甘肽作為輔酶時均可在體外參與百草敵降解中間產(chǎn)物3，6-二氯龍膽酸酯的脫氯反應(yīng)［32］。除上述脫氯的相關(guān)酶外，還有許多酶催化有機(jī)氯農(nóng)藥的降解過程，如經(jīng)上述催化過程后會產(chǎn)生大量酚類物質(zhì)，而苯酚好氧代謝降解的第一步是通過酚的羥基化酶催化產(chǎn)生鄰苯二酚［33］，鄰苯二酚又在LinE的作用下開環(huán)形成不飽和二羧酸［34］；PCP 4-單加氧酶參與由微生物Flavobacteriumsp.催化氧化五氯酚（PCP）的脫氯反應(yīng)［35］。漆酶是一種含銅多酚氧化酶［36］，以氧氣為電子受體，以酚類物質(zhì)為底物進(jìn)行氧化還原反應(yīng)。漆酶可在真菌細(xì)胞內(nèi)合成［37］，如擔(dān)子菌、子囊菌、曲霉等［38］，可參與有機(jī)氯農(nóng)藥中間體的降解。

3 生物刺激技術(shù)

生物刺激是向污染環(huán)境中添加電子供受體與微生物載體等物質(zhì)，使微生物在復(fù)雜體系中生長、繁殖與表達(dá)。微生物修復(fù)效果受諸多因素影響，如pH、溫度、濕度、土壤的理化性質(zhì)、污染物的性質(zhì)及濃度、碳源、氮源、微生物載體、電子受體等。

3.1 電子供受體

降解有機(jī)氯農(nóng)藥的微生物有好氧型和厭氧型。QU等［8］發(fā)現(xiàn)桿菌Chryseobacteriumsp. PYR2為好氧菌，可降解HCH、DDT及其多種同分異構(gòu)體，30 d的降解率可達(dá)80%～98%。KATAOKA等［39］發(fā)現(xiàn)真菌總壯毛霉DDF在10 d內(nèi)可降解90%的狄氏劑；包霉菌W8和Cm1-45在28 d內(nèi)可降解70%的α-硫丹和50%的β-硫丹，該體系中氧氣在反應(yīng)中作為電子受體，參與污染物降解過程。在厭氧條件下微生物完全礦化有機(jī)氯農(nóng)藥比較困難，與厭氧相關(guān)的代謝基因或酶的報道較少［40］。有機(jī)氯農(nóng)藥在厭氧環(huán)境下脫氯會伴有其他反應(yīng)，如NO3-在反硝化菌的作用下被還原的同時促進(jìn)了有機(jī)氯農(nóng)藥的脫氯反應(yīng)。申屠玨［41］研究發(fā)現(xiàn)，質(zhì)量濃度0.06～0.31 g/L的NO3-對PCP的還原脫氯起促進(jìn)作用，而質(zhì)量濃度0.62～1.24 g/L的NO3-反而抑制PCP的還原脫氯。SUN等［42］也發(fā)現(xiàn)，質(zhì)量濃度0.62～1.24 g/L的NO3-對氯丹、林丹、硫丹等殺蟲劑的脫氯有促進(jìn)作用，質(zhì)量濃度大于3.10 g/L時對微生物降解有抑制作用。CAO等［43］通過投加一定量的葡萄糖為反應(yīng)提供電子降低氧化電位可解決這種抑制作用。

鐵的氧化還原過程也會影響有機(jī)氯農(nóng)藥的降解。異化鐵還原細(xì)菌（Trichlorobacter thiogenes）和米氏脫硫單胞菌［44］（Desulfuromonas michiganensis）均可利用Fe3+作為電子受體產(chǎn)生磁鐵礦納米顆粒，其表面富集大量的羥基增強(qiáng)了Fe2+內(nèi)部的電子密度，當(dāng)多個吸附態(tài)Fe2+靠近目標(biāo)污染物時可吸附有機(jī)氯農(nóng)藥并促進(jìn)其脫氯過程。納米Fe3O4顆粒具有較高的比表面積和載酶能力可作為環(huán)境修復(fù)材料［45］。YU等［46］通過微生物Penicilliumsp. yz11-22N2結(jié)合Fe3O4形成一種新型磁性生物材料，5 d內(nèi)對8 mg/L的莠去津降解率達(dá)91.2%。ZHANG等［47］通過添加納米Fe3O4誘導(dǎo)了環(huán)境中優(yōu)勢菌屬Delftia的富集，將三氯吡啶酚生物降解率提高15.7%。ABBAS等［48］利用Shewanella oneidensis還原煉鐵廢液中的Fe3+，該菌可在72 h內(nèi)將80%的溶解態(tài)Fe3+還原成Fe2+，在有機(jī)氯農(nóng)藥初始質(zhì)量濃度為20 μg/L、廢液中鐵質(zhì)量濃度為15 g/L時，對多種有機(jī)氯農(nóng)藥的降解率為異狄氏劑85%、狄氏劑90%、硫丹91%、七氯92.3%、滴滴涕90%、林丹35.7%。XIAO等［49］利用Shewanella oneidensisMR-1還原萘酚綠B提供Fe2+，再添加硫代硫酸鈉使其還原提供S2-，在微生物作用下合成納米級FeS，而FeS具備還原脫氯的能力，經(jīng)常用作環(huán)境修復(fù)材料。

有研究表明，在確保嚴(yán)格厭氧的條件下，當(dāng)溶解氫質(zhì)量濃度大于2 ng/L、甲酸根離子質(zhì)量濃度大于90 ng/L、醋酸根離子質(zhì)量濃度大于59 μg/L時，硫酸鹽還原菌（SRB）的活性開始變高且超過鐵還原菌的活性［50］。SRB通過使用硫酸鹽、亞硫酸鹽、硫代硫酸鹽甚至是單質(zhì)硫等物質(zhì)作為電子受體來氧化氫氣或有機(jī)氯底物從而獲得能量。在乙草胺降解體系中添加硫酸鹽時，可使半衰期從15 d縮短至10 d［51］。質(zhì)量濃度為0.48 g/L和0.96 g/L的SO42-均會對有機(jī)氯農(nóng)藥的降解產(chǎn)生抑制作用，這可能與土壤本身的理化性質(zhì)或氧化還原電位有關(guān)，最適宜的SRB氧化還原電位為-200 mV［52］。添加共基質(zhì)如葡萄糖、乙醇、乳酸、甘蔗渣等均可刺激SRB活性，且不同共基質(zhì)對硫酸鹽的消耗不同，乙醇對硫酸鹽的消耗最低，葡萄糖對硫酸鹽的消耗最高［53］。

按照熱力學(xué)原理［54］，當(dāng)環(huán)境達(dá)到高度還原條件時，其他電子受體消耗殆盡，產(chǎn)甲烷菌的活性增強(qiáng)，即反應(yīng)以產(chǎn)甲烷過程為主，雖然產(chǎn)甲烷菌一般不直接參與脫氯反應(yīng)但可以提供厭氧條件。TARTAKOVSKY等［55］發(fā)現(xiàn)，產(chǎn)甲烷菌和厭氧污泥體系可將四氯乙烯完全降解，當(dāng)四氯乙烯質(zhì)量濃度為42 mg/L時，氯脫除率高達(dá)88%。產(chǎn)甲烷菌結(jié)合其他電子供體的刺激可獲得更好的脫氯效果。MIN等［17］通過不同電子供體的投加發(fā)現(xiàn)丙酮酸投加后脫氯效果好于甲酸、乙酸和乳酸。LIAN等［56］結(jié)合厭氧發(fā)酵技術(shù)和同位素標(biāo)記法探究HCH轉(zhuǎn)化為甲烷的過程，發(fā)現(xiàn)當(dāng)HCH質(zhì)量濃度高于150 mg/L時會影響乙酰產(chǎn)甲烷菌的活性并抑制甲烷的產(chǎn)生，反應(yīng)器運(yùn)行期間不斷投加α-HCH、β-HCH和γ-HCH，發(fā)現(xiàn)除β-HCH外其他農(nóng)藥均可降解，污染物礦化為CO2和甲烷，甲烷菌屬和梭狀芽孢桿菌目豐度在農(nóng)藥投加后顯著增加［57］。

電子供體會影響微生物在土壤中的增殖和活性進(jìn)而影響微生物對環(huán)境中有機(jī)氯農(nóng)藥的降解效率。在實際工程中可通過添加外源營養(yǎng)或微生物載體等方式刺激微生物的活性。氫氣作為一類還原性較強(qiáng)的電子供體可在厭氧環(huán)境下通過微生物轉(zhuǎn)移電子至有機(jī)氯農(nóng)藥以達(dá)到降解有機(jī)氯農(nóng)藥的目的。

實際操作過程中需向污染場地中投加一些易被利用的有機(jī)物如葡萄糖、乳酸、醇等，再通過土壤中的厭氧微生物作用產(chǎn)生氫氣，最終達(dá)到降解污染物的目的。CHEN等［58］研究發(fā)現(xiàn)，加入檸檬酸和乳酸可顯著提高微生物對有機(jī)氯農(nóng)藥的降解率，但加入葡萄糖會抑制PCP的降解。檸檬酸可提高微生物在土壤中的存活率和活性，檸檬酸和乳酸均顯著增加脫氯微生物豐度，而有一些微生物如脫鹵球菌、脫硫細(xì)菌不能依靠葡萄糖作為碳源增殖。RABENHORST等［53］研究表明，土壤中大多數(shù)共基質(zhì)的添加可顯著促進(jìn)DDT的降解，但葡萄糖、乳酸及甘蔗渣作為共基質(zhì)促進(jìn)效果不明顯，這是由于土壤中其他微生物會與功能菌競爭電子供體，因此添加外源碳源既可能產(chǎn)生抑制作用，也可能產(chǎn)生促進(jìn)作用。柳勇［59］利用三價鐵與13種不同分子量的有機(jī)酸、有機(jī)碳等共基質(zhì)降解PCP，發(fā)現(xiàn)基質(zhì)的碳原子數(shù)、解離常數(shù)、還原度均顯著影響二價鐵的積累量和積累速率，基質(zhì)添加后的pH是影響二價鐵積累量的主要因素，而二價鐵是影響PCP降解的關(guān)鍵［48］。

3.2 微生物載體

生物炭作為一種常見的土壤改良劑，一般由工農(nóng)業(yè)廢棄物、植物、污泥等物質(zhì)在相對較低的氧含量及一定溫度（300～900 ℃）條件下熱解而成［60］。生物炭的疏松多孔結(jié)構(gòu)可提高土壤持水率，改善土壤透氣性。生物炭可作為微生物的載體，也可以為微生物提供碳源和微量元素，促進(jìn)微生物的增殖。ALI等［61］將污泥、花生殼、水稻秸稈、大豆秸稈燒成生物炭，以3%（w）添加到污染土壤中，65 d后4種生物炭的生物刺激組相對于對照組對總有機(jī)氯農(nóng)藥的降解率均提高60%以上。通過高通量測序結(jié)果可知，因生物炭的添加使土壤pH升高，耦合其他協(xié)同效應(yīng)導(dǎo)致酸桿菌、綠彎菌豐度下降；其他類型菌如變形菌、黑體菌、放線菌等物種豐度均提高20%左右。除大豆秸稈生物炭外其他類型生物炭均可顯著提高土壤中溶解性有機(jī)碳的含量，在降低土壤生物毒性的同時提高微生物活性。生物炭生物刺激技術(shù)也有其弊端，首先在制備階段產(chǎn)生清潔能源的同時也產(chǎn)生溫室氣體；產(chǎn)生的液態(tài)生物油含有有機(jī)酸等物質(zhì)，燃燒時具有腐蝕性。同時生物炭的使用周期以及長期使用是否會出現(xiàn)新的生物毒性仍需要進(jìn)一步證實。ZHU等［62］研究顯示，玉米秸稈生物炭在厭氧環(huán)境下，特別是電子供體不足時與環(huán)境產(chǎn)生復(fù)雜的化學(xué)-微生物耦合作用，會對PCP的微生物降解產(chǎn)生抑制作用。XU等［63］研究表明：生物炭的添加會明顯抑制PCP的微生物降解，在好氧條件下，可促進(jìn)功能微生物的增殖，但卻減少了微生物與PCP的有效碰撞；在厭氧條件下可提高微生物與污染物之間的電子轉(zhuǎn)移效率，但仍會抑制PCP的降解，相對好氧情況抑制程度較弱。因此，生物炭與土壤、微生物的關(guān)系仍需要進(jìn)一步探索，將生物炭應(yīng)用于有機(jī)氯農(nóng)藥污染的環(huán)境修復(fù)還需要進(jìn)一步研究。

甘蔗渣作為一種低成本的土壤改良劑，可提高土壤的孔隙率、碳氮比、濕度等。RABENHORST等［53］研究發(fā)現(xiàn)，添加10%（w）甘蔗渣可最大程度降解DDT及DDT降解中間產(chǎn)物，經(jīng)甘蔗渣處理后優(yōu)勢菌種以梭狀芽孢桿菌為主，相比未添加甘蔗渣的對照組發(fā)現(xiàn)了脫硫孢子菌、脫硫桿菌等微生物。ABHILASH等［64］研究表明，土壤中添加50%（w）甘蔗渣處理60 d能去除53%的林丹，且甘蔗渣的添加可提高土壤中微生物的活性，促進(jìn)農(nóng)藥的降解，通過吸附作用可有效阻止林丹在土壤中的遷移。

3.3 其他環(huán)境因子

土壤含水率會影響微生物的生物代謝過程。RAIMONDO等［12］發(fā)現(xiàn)某鏈霉菌菌群在含水率30%的土壤體系中對林丹的降解率顯著高于含水率20%的土壤體系；同時發(fā)現(xiàn)砂壤土、黏性土壤、沙土3種不同類型土壤中鏈霉菌菌群對有機(jī)氯的降解能力具有顯著差異，酶活在不同土壤中也受到了不同程度的影響。白腐真菌能高效降解有機(jī)氯農(nóng)藥，產(chǎn)生的木質(zhì)素過氧化物酶、錳過氧化氫酶、漆酶等可將污染物礦化成CO2［65］，N源濃度越高，菌絲球衰老的速率越快［66］；且高濃度的碳氮比可同時增加木質(zhì)素過氧化物酶和錳過氧化氫酶的活性，進(jìn)而提高污染物降解效率。土壤的pH和溫度也會影響酶的活性進(jìn)而影響污染物的降解，細(xì)菌的適宜pH范圍是5～9，pH略大于7活性最好，30～40 ℃時酶活性最高［67］。對于DDT、林丹污染比較嚴(yán)重的南美國家或我國比較寒冷的地區(qū)會選擇一些適合在15 ℃以下生長的嗜冷型微生物，如Sphingobiums indicumB90A、Sphingobiums japonicumUT26［68］等。在實際修復(fù)中會選擇溫度比較適宜的季節(jié)，或采用通入加熱空氣的方式來調(diào)節(jié)溫度。

4 結(jié)語與展望

a）實際有機(jī)氯農(nóng)藥污染場地往往伴隨著有機(jī)氯農(nóng)藥、農(nóng)藥中間體、有機(jī)溶劑、重金屬、抗生素、微塑料甚至納米材料的復(fù)合污染，因此處理有機(jī)氯農(nóng)藥復(fù)合污染的微生物降解技術(shù)是未來一個發(fā)展方向。

b）微生物降解HCH、DDT等有機(jī)氯農(nóng)藥的降解路徑研究較多，但是有機(jī)氯農(nóng)藥及其中間產(chǎn)物的降解路徑尚不明確，依然需要后續(xù)的探究。降解產(chǎn)物的生物毒性及是否會形成二次污染依舊需要進(jìn)一步探索。

c）微生物修復(fù)技術(shù)還需與基因工程相結(jié)合。外源菌種在新環(huán)境下很難存活，或生長緩慢，因此需要通過質(zhì)粒技術(shù)，將高效微生物代謝相關(guān)的基因轉(zhuǎn)接到土著微生物的基因上，代謝基因的表達(dá)增強(qiáng)土著微生物的降解能力。

d）有機(jī)氯農(nóng)藥污染場地存在復(fù)合污染，毒性大，單一的微生物處理技術(shù)很難發(fā)揮其作用，多種微生物處理技術(shù)的研發(fā)是有機(jī)氯農(nóng)藥污染場地修復(fù)的發(fā)展方向。