李花，趙立坤，包仕鈺，余曉龍，毛旭輝，陳超琪*

1.武漢大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院

2.南方科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院

多環(huán)芳烴（PAHs）是一類由2 個(gè)或2 個(gè)以上苯環(huán)組成的線性、角狀或簇狀排列的芳香族化合物。環(huán)境中的PAHs 既有自然來源，如火山活動、森林植被和火災(zāi)等，也有人為來源，如化石燃料、木材和垃圾燃燒及煤礦開采等[1]。PAHs 是一類環(huán)境持久性污染物，廣泛存在于土壤、水和空氣中[2]。PAHs 具有生物富集性和“三致”（即致突變性、致畸性和致癌性）效應(yīng)，對生態(tài)和人體健康產(chǎn)生潛在的危害[3]。PAHs 存在多種人體暴露途徑：1）大氣中的PAHs 極易被細(xì)小顆粒吸附，通過大氣粉塵被人體吸入，如果長期暴露，PAHs 也可以通過皮膚接觸進(jìn)入人體[4]；2）PAHs 還可通過干濕沉降和氣-液-固界面交換過程進(jìn)入水體或土壤，并擴(kuò)散到地表水和地下水，從而污染飲用水水源[5]；3）土壤中的PAHs 也可被植物根系吸收，通過累積、代謝、遷移和轉(zhuǎn)化等過程，最終經(jīng)由食物鏈進(jìn)入人體[6]。因此，亟須開發(fā)高效的PAHs污染場地的治理和修復(fù)技術(shù)。

為了去除污染場地中的PAHs，國內(nèi)外學(xué)者開發(fā)了多種技術(shù)[7]。其中，光催化氧化、化學(xué)氧化、電動和熱技術(shù)及土壤淋洗等物理和化學(xué)技術(shù)存在技術(shù)復(fù)雜、成本高和二次污染嚴(yán)重等缺點(diǎn)[8]。與物理和化學(xué)技術(shù)相比，生物降解技術(shù)具有成本效益高和環(huán)境友好的特點(diǎn)[2]。以“biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons” 為主題詞通過 Web of Science 核心數(shù)據(jù)庫進(jìn)行檢索，并使用文獻(xiàn)計(jì)量在線平臺分析1989—2022 年的相關(guān)研究論文。結(jié)果表明，1989—2022 年P(guān)AHs 生物降解領(lǐng)域的發(fā)文量呈逐年上升趨勢〔圖1（a）〕。2021 年發(fā)文量達(dá)到344 篇，為2000 年的4.2 倍，中國是發(fā)文量最多的國家，其次是美國和印度。菲和芘是PAHs 生物降解領(lǐng)域排名靠前的關(guān)鍵詞〔圖1（b）〕，說明這2 類典型PAHs 的生物降解受到重點(diǎn)關(guān)注。PAHs 的生物降解可分為好氧降解和缺氧降解。除特定環(huán)境條件下（如河湖底泥等缺氧/厭氧環(huán)境），好氧降解被認(rèn)為是高效的生物降解方式[9]。然而，目前對PAHs 降解菌好氧降解機(jī)制仍缺少系統(tǒng)性的綜述，此外，PAHs 降解菌在實(shí)際污染場地中的應(yīng)用往往受環(huán)境條件等多因素制約[10]。本文重點(diǎn)闡述PAHs 降解菌、降解機(jī)制及其在實(shí)際污染場地應(yīng)用方面的研究進(jìn)展與存在的不足，并對未來的研究進(jìn)行展望，以期為PAHs 污染防治提供參考。

圖1 1989—2022 年P(guān)AHs 生物降解領(lǐng)域Web of Science文獻(xiàn)計(jì)量分析Fig.1 Bibliometric analysis of literatures on biodegradation of PAHs based on Web of Science from 1989 to 2022

1 PAHs 降解菌及其降解機(jī)制

1.1 PAHs 降解菌

PAHs 降解菌可分為降解菌株和降解菌群。這些菌株或者菌群通過分泌特定的酶，經(jīng)過一系列的酶催化反應(yīng)，將PAHs 分解為小分子的化合物。

1.1.1 PAHs 降解菌株

降解菌株是指能夠獨(dú)立完成PAHs 降解過程的微生物，它們具有特殊的代謝途徑和酶系統(tǒng)，能夠針對PAHs 特定的結(jié)構(gòu)進(jìn)行降解。降解菌株主要包括細(xì)菌和真菌兩大類[11]。

大部分研究通過培養(yǎng)的方式分離降解菌株，將富含微生物的水體或土壤樣品經(jīng)過預(yù)處理后涂布到添加了一定濃度的某種或某幾種PAHs 的基礎(chǔ)鹽培養(yǎng)基中，經(jīng)過多次培養(yǎng)和富集，從平板上分離生長的菌株并進(jìn)行鑒定[12]。PAHs 降解菌株主要包括分枝桿菌屬（Mycobacterium）、假單胞菌屬（Pseudomonas）以及微桿菌屬（Microbacterium）。理論上講，這些菌株能夠以PAHs 作為唯一碳源生長，說明其具有降解PAHs 的性能。不同菌株對PAHs 的降解率差異很大，降解周期在3～45 d，降解率為10%～100%，而降解率受PAHs 種類、培養(yǎng)介質(zhì)等因素的影響（表1）。例如，Wanapaisan 等[13]采集了富含微生物且未被污染的海面紅樹林沉積物樣本，通過富集分離出了5 種降解菌株，其中，Mycobacteriumsp.PO1 和Mycobacteriumsp.PO2 2 種分枝桿菌可以在6 d 完全降解100 mg/L 芘；Liu 等[14]從天津地區(qū)受PAHs 和石化產(chǎn)品污染的土壤中分離得到菌株P(guān)seudomonassp.MPDS，在多種PAHs 復(fù)合污染條件下，該菌株在84 h 能夠完全降解1 000 mg/L 的萘，在96 h 對100 mg/L 二苯并呋喃和1 000 mg/L 二苯并噻吩的降解率分別為65.7%和32.1%；Kumari 等[15]在液體培養(yǎng)基中評估了5 種菌株降解PAHs 的能力，其中，Microbacteriumesteraromaticum在45 d 對10 mg/L 萘的降解率為80.4%，而Pseudomonasaeruginosa在45 d 對3.5 mg/L菲和6.5 mg/L 苯并[b]熒蒽的降解率分別為67.1%和61.2%。綜上，Mycobacterium、Pseudomonas和Microbacterium中的某些菌株具有較好的PAHs降解性能。此外，同一種降解菌株對萘和菲的降解率要高于二苯并呋喃和二苯并噻吩等高環(huán)PAHs。

表1 PAHs 降解菌株及其降解率Table 1 PAHs degrading bacteria strains and degradation efficiencies

某些真菌菌株，尤其是白腐真菌也具備PAHs 的降解性能。如Imam 等[27]研究了一種白腐真菌Trametes maximaIIPLC-32 對芘的降解能力。結(jié)果表明，Trametes maxima在16 d 對10、25 和50 mg/L芘的降解率分別為79.8%、65.4%和56.4%，說明高濃度的芘可能抑制Trametes maxima的活性。Valentín 等[28]研究發(fā)現(xiàn)，在添加10～23 g/L 葡萄糖后，白腐真菌（Bjerkanderasp.BOS5）能夠在生物泥漿反應(yīng)器中生長，該真菌在18～26 d 對芘、熒蒽、二苯并噻吩和?的最高降解率分別為80.6%、31.2%、93.1%和83.4%。Arifeen 等[29]探究了10 種真菌對菲、芘和苯并[a]芘的降解能力。結(jié)果表明，其中2 種白腐真菌（Schizophyllumcommune和Irpex lacteus）在10 d 對菲的降解率分別為24.8%和12.9%，對芘的降解率分別為18.1%和9.7%，對苯并[a]芘的降解率分別為13.1%和5.0%。由此可見，真菌對PAHs 的降解性能低于PAHs 降解細(xì)菌。然而，真菌在適應(yīng)某些特定的復(fù)雜環(huán)境中相比細(xì)菌有一定的優(yōu)勢，但針對PAHs 降解真菌的應(yīng)用研究仍較少。

1.1.2 PAHs 降解菌群

降解菌群是由多種微生物組成的群體，共同參與PAHs 的降解過程。微生物之間可能存在協(xié)同作用，從而提高PAHs 的降解率[30]。PAHs 降解菌群主要是從PAHs 污染水體或土壤中富集[13]，并在LB 培養(yǎng)基或含PAHs 的基礎(chǔ)鹽培養(yǎng)基中進(jìn)行培養(yǎng)。一般地，PAHs 菌群比PAHs 單一菌株有更高效的降解性能[30-31]。如 Wanapaisan 等[13]將Mycobacteriumsp.PO1 和Mycobacteriumsp.PO2 與其他菌株共培養(yǎng)，發(fā)現(xiàn)共培養(yǎng)體系相比單一菌株對芘有更高降解率。Zhong 等[32]將Mycobacteriumsp.A1-PYR 和Sphingomonassp.PheB4 混合培養(yǎng)，發(fā)現(xiàn)該菌群在第3 天對10 mg/L 菲、熒蒽和芘的降解率分別達(dá)到100%、71.2%和50%。相比單一菌株，混合培養(yǎng)菌群對芘的降解率顯著增加[30]。Zhang 等[33]發(fā)現(xiàn)一個(gè)富含Sphingobiumsp.和Pseudomonassp.菌群，在60 h可完全降解5 mg/L 菲，對100 mg/L 二苯并噻吩的降解率為94%。PAHs 降解菌群及其降解率見表2。

表2 PAHs 降解菌群及其降解率Table 2 PAHs degrading consortia and degradation efficiencies

真菌菌群和細(xì)菌-真菌混合體系對PAHs 的降解鮮有報(bào)道。Atagana[37]研究發(fā)現(xiàn)，由Fusarium flocciferum、Trichoderma、Trametesversicolor和Pleurotus組成的真菌菌群在30 d 對土壤中150～250 mg/kg PAHs 的降解率達(dá)到了21%～93%。Jiang等[31]發(fā)現(xiàn)在真菌中添加BacillusthuringiensisFQ1顯著提高了菲的降解率，3 個(gè)月對500 mg/kg 菲的降解率為95.1%。

綜上所述，與單一菌株相比，菌群對PAHs 的降解效率一般更高。一方面，菌群中的某些菌株可能利用其他菌株轉(zhuǎn)化PAHs 過程產(chǎn)生的中間產(chǎn)物，從而提高PAHs 降解效率[38]；另一方面，某些菌株可能產(chǎn)生表面活性劑，提升PAHs 的生物利用性[39]。但菌群內(nèi)不同菌種對PAHs 降解的貢獻(xiàn)仍有待研究。

1.2 典型PAHs 降解機(jī)制

微生物一般通過表達(dá)特定的降解基因和降解酶，產(chǎn)生一系列的代謝反應(yīng)，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)對PAHs 的轉(zhuǎn)化和降解[40]。其中，革蘭氏陽性菌（如紅球菌、分枝桿菌和諾卡菌）所攜帶的降解基因主要有nid、phd、baa 和pdo，革蘭氏陰性菌（如假單胞菌、拉爾斯頓菌、伯克霍爾德菌、鞘氨單胞菌和聚芳單胞菌）所攜帶的降解基因主要有nah、nag、pah、phn、C12O 和C23O[40]。降解基因編碼酶主要包括雙加氧酶、水合酶、醛縮酶和脫氫酶（表3）。

表3 PAHs 降解菌、降解基因和編碼酶Table 3 PAHs degrading bacteria,associated genes and encoding enzymes

4 種典型PAHs 萘、菲、芘和苯并[a]芘的好氧降解途徑如圖2 所示。一般地，萘、菲和芘等PAHs降解包括幾個(gè)階段：1）在nahAa、nahAb、nidA 或nidAB 等基因編碼的雙加氧酶作用下實(shí)現(xiàn)芳香環(huán)的羥基化，形成順式二氫二醇[11,57-58]；2）在nahB 或phdE 等基因編碼的脫氫酶作用下重排為二醇[59]；3）在nahC 或phdE 等基因編碼的環(huán)裂解雙加氧酶作用下發(fā)生鄰位或間位裂解[60]；4）在nahD 或phdG 等基因編碼的水合-醛縮酶以及雙加氧酶和脫氫酶等酶的作用下逐步氧化為水楊酸或鄰苯二甲酸；5）進(jìn)入三羧酸循環(huán)（TCA 循環(huán)），實(shí)現(xiàn)完全降解[11,61-62]。苯并[a]芘的降解途徑較為復(fù)雜，其完全降解的機(jī)制尚不明確。水楊酸羥化酶、2-羧基苯甲醛脫氫酶、兒茶酚1,2-雙加氧酶和兒茶酚2,3-雙加氧酶參與了苯并[a]芘的降解過程[63]。而4,5-羥基-二羧酸、苯并[a]芘3,6-醌、鄰苯二甲酸二乙酯和2-乙酰-3-甲氧基苯甲酸是苯并[a]芘降解過程中可能形成的中間產(chǎn)物[40,49,53]。

圖2 萘、菲、芘和苯并[a]芘的生物降解途徑[11,45,58,61-62,64-67]Fig.2 Biodegradation pathways of naphthalene,phenanthrene,pyrene,and benzo [a] pyrene

真菌一般不能將PAHs 作為唯一的碳源，而是通過共代謝的方式對PAHs 進(jìn)行降解。白腐真菌對PAHs 的降解性能與其特有的酶系統(tǒng)有關(guān)。白腐真菌能夠產(chǎn)生木質(zhì)素過氧化物酶（LiP）、錳過氧化物酶（MnP）和漆酶（Lac）等木質(zhì)素酶催化羥化、環(huán)氧化、脫烷基、亞砜化、脫氨、脫硫和脫鹵等反應(yīng)，從而降解PAHs[68]。木質(zhì)素酶通過提供一個(gè)電子產(chǎn)生羥基自由基，氧化PAHs 形成醌和酸[2]。例如，白腐真菌Pleurotus ostreatus通過分泌氧化酶和漆酶，將菲和蒽轉(zhuǎn)化為醌類物質(zhì)，并進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為可進(jìn)入基礎(chǔ)代謝途徑的中間產(chǎn)物鄰苯二甲酸，最后實(shí)現(xiàn)完全降解[69]。此外，木質(zhì)素酶還具有廣泛的底物特異性[2,70]，且屬于胞外酶，可直接作用于土壤中的PAHs。

然而，PAHs 降解機(jī)制的研究主要集中在降解基因和降解酶的識別，缺少在表達(dá)水平的分析。因此，PAHs 的降解機(jī)制可通過分子生物學(xué)手段進(jìn)行研究，如Imam 等[11]利用轉(zhuǎn)錄組學(xué)研究了PAHs 真菌降解過程中降解酶的表達(dá)量變化，結(jié)果表明，單加氧酶FAD、細(xì)胞色素P450、環(huán)氧化物水解酶、乙醇脫氫酶、乙醛脫氫酶和雙加氧酶的表達(dá)上調(diào)，說明這些酶可能參與了PAHs的降解。因此，利用基因組學(xué)、轉(zhuǎn)錄組學(xué)、蛋白組學(xué)和代謝組學(xué)聯(lián)用技術(shù)探索復(fù)雜條件下PAHs 的生物降解機(jī)制和途徑，是未來研究的熱點(diǎn)，也將為PAHs 降解菌的實(shí)際應(yīng)用提供更多的理論指導(dǎo)。

1.3 PAHs-重金屬復(fù)合污染的PAHs 降解菌及其降解機(jī)制

PAHs 和重金屬常常存在于環(huán)境中形成復(fù)合污染，某些降解菌被發(fā)現(xiàn)在重金屬和PAHs 復(fù)合污染條件下具有高度適應(yīng)性和較好的降解性能。例如，Czarny 等[20]發(fā)現(xiàn)，Acinetobactersp.在40 mg/L Cu、40 mg/L Zn 和20 mg/L Pb 存在條件下，4 d 后對30 mg/L 的熒蒽、菲、芴、芘和苊的降解率分別為25%、38%、45%、45%和67%；Rabani 等[71]發(fā)現(xiàn)，Bacillus licheniformis和Bacillus sonorensis在1% Cd、Zn、Cu、Cr 存在條件下，7 d 對100 mg/L 萘的降解率分別為73%和52%；Staninska-Pi?ta 等[72]研究發(fā)現(xiàn)，Burkholdarials 目的微生物在重金屬濃度分別為50 和150 mg/L 時(shí)，PAHs 的生物降解率相對于不含重金屬的對照組分別增加17.9%和16.9%；Huang等[73]發(fā)現(xiàn)，Pseudoarthrobacterphenanthrenivoran在30 mg/L K2Cr2O7條件下，17 d 內(nèi)完全降解100 mg/L菲。重金屬耐受PAHs 降解菌在PAHs-重金屬復(fù)合污染情況下具有潛在的應(yīng)用價(jià)值。

復(fù)合污染條件下PAHs 降解是一個(gè)復(fù)雜的過程，重金屬可能起到不同的作用。一定濃度的重金屬可能會促進(jìn)PAHs 的降解[74-75]。首先，重金屬可能會誘導(dǎo)細(xì)菌產(chǎn)生氧化應(yīng)激，產(chǎn)生大量的活性氧物質(zhì)（ROS）。例如，Cu(Ⅰ)和Cu(Ⅱ)可以通過Fenton 反應(yīng)催化ROS，增加?OH 的產(chǎn)生，并可能引發(fā)鏈?zhǔn)椒磻?yīng)氧化PAHs；其次，重金屬可能作為電子的供體或受體參與PAHs 的降解過程；最后，重金屬可能和PAHs 降解酶形成復(fù)合體，參與到PAHs 的降解。然而，高濃度的重金屬可能會對PAHs 降解菌產(chǎn)生毒性或抑制PAHs 降解酶的活性，導(dǎo)致微生物生長緩慢和活性下降。因此，應(yīng)進(jìn)一步研究重金屬與PAHs 的相互作用及相應(yīng)的降解機(jī)制，從而增加重金屬耐受PAHs降解菌在環(huán)境修復(fù)和生物降解方面的應(yīng)用潛力。

1.4 微生物群落中不同功能的菌屬降解PAHs 的機(jī)制及其相互作用

實(shí)際PAHs 污染土壤微生物群落往往存在多種PAHs 降解菌共存的情況[76]。微生物群落中的不同功能菌屬參與PAHs 的降解，往往形成復(fù)雜的降解網(wǎng)絡(luò)和相互作用。這些菌屬通常具有不同的代謝途徑和降解能力，相互之間通過協(xié)同作用或競爭作用，共同參與PAHs 的降解過程。一方面，它們可能利用PAHs 降解各階段產(chǎn)生的中間產(chǎn)物，協(xié)同促進(jìn)PAHs 的降解；另一方面，它們會競爭同一類PAHs底物，導(dǎo)致PAHs 的降解受到限制。此外，不同菌屬還能通過共代謝作用來降解PAHs。某些細(xì)菌在利用自身底物過程中的酶和代謝產(chǎn)物可能參與PAHs的降解過程。

然而，對于微生物群落中不同功能的菌屬降解PAHs 的機(jī)制及其相互作用研究仍然較為缺乏。Gran-Scheuch 等[77]利用高通量16S rRNA 擴(kuò)增子測序研究了添加有高濃度PAHs 的柴油對富含鎘和鉛污染土壤中微生物群落結(jié)構(gòu)的影響。結(jié)果表明，Sphingobium和Pseudomonas等菌屬在添加了PAHs的土壤中的豐度顯著增加，說明這些菌屬中的細(xì)菌是PAHs 降解菌，添加了含高濃度PAHs 的柴油促進(jìn)了土壤中耐鎘微生物和PAHs 降解菌的富集。Ye等[78]發(fā)現(xiàn)在土壤中添加萘和2-甲基萘?xí)龠M(jìn)Alicyclephilus和Thauera菌屬的富集，而添加菲和蒽會促進(jìn)Arcobacter、Acinetobacter和Thiobacillus菌屬的富集，說明添加不同的PAHs 可能會篩選富集對應(yīng)的PAHs 降解菌。此外，外源添加的PAHs 降解菌可能和土著PAHs 降解菌發(fā)生相互作用。Piubeli等[79]研究了添加Proteobacteria菌屬后土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，添加組和未添加組土壤PAHs 的降解率差別不大，但土壤微生物群落呈現(xiàn)了顯著差異。在未添加組，Sphingobium菌屬的豐度占比顯著提高；而在添加組，F(xiàn)lavobacterium菌屬的豐度占比從1.6%上升至8.0%，說明外源添加PAHs降解菌可能促進(jìn)土壤中PAHs 降解菌的生長。因此，了解降解菌的相互作用將有助于優(yōu)化細(xì)菌降解PAHs 的策略，并開發(fā)高效的生物修復(fù)技術(shù)。

2 PAHs 降解菌的應(yīng)用

PAHs 降解菌篩選和降解機(jī)制研究為其應(yīng)用提供了理論依據(jù)。然而，PAHs 降解菌對PAHs 的降解率受到PAHs 結(jié)構(gòu)、微生物種類和培養(yǎng)條件等因素的影響。目前，對于PAHs 降解菌的研究大部分局限于實(shí)驗(yàn)室規(guī)模，而缺少中試或場地規(guī)模試驗(yàn)的驗(yàn)證。此外，在實(shí)際應(yīng)用中，PAHs 降解菌的性能往往會受到包括PAHs 污染程度、環(huán)境條件、降解工藝和降解時(shí)間等多種因素的制約[11,80]。例如，在實(shí)際PAHs 污染場地中，PAHs 濃度較高或者老化時(shí)間太久會導(dǎo)致其生物可利用性差，降解率低于實(shí)驗(yàn)室條件，從而限制了降解菌的應(yīng)用價(jià)值。實(shí)際應(yīng)用中，需要根據(jù)具體情況制定合理的方案，以提高PAHs 的降解率，實(shí)現(xiàn)污染場地的高效修復(fù)。本節(jié)對PAHs 降解菌在實(shí)際應(yīng)用中的一般環(huán)境條件進(jìn)行了歸納，分析生物刺激和生物強(qiáng)化的應(yīng)用實(shí)例，并對應(yīng)用過程中可能存在的問題及應(yīng)對措施進(jìn)行了探討。

2.1 一般環(huán)境條件

在實(shí)際應(yīng)用中，影響PAHs 降解菌性能的環(huán)境條件主要包括pH、溫度、氧氣濃度、濕度、土壤有機(jī)質(zhì)含量以及土壤類型[81]。

首先，土壤的pH 是影響降解菌生長和活性的重要因素。一般而言，接近中性的土壤pH（約為6～7）有利于大多數(shù)降解菌的生長，從而促進(jìn)PAHs 的降解[1]。不同PAHs 降解菌對酸堿度的適應(yīng)能力有差異。PAHs 降解菌對酸堿度的適應(yīng)范圍較窄，只有在中性或微堿性的條件下才能正常繁殖[82]。如果土壤的pH 偏酸或偏堿，可能導(dǎo)致PAHs 降解菌生長的抑制和PAHs 降解酶的失活。其次，適宜的溫度有助于降解菌的生長和活性。在25～35 ℃的溫度范圍內(nèi)，適當(dāng)提高溫度可以增加降解菌對PAHs 的降解率[83]。因?yàn)檫m當(dāng)提高溫度不但會增加降解菌的生長速率，還會提高PAHs 酶的活性。此外，溫度的提高還有利于PAHs 從固相到液相的解吸，從而提高PAHs 的生物可利用性[84]。然而，當(dāng)溫度超過60 ℃，會導(dǎo)致PAHs 降解菌生長的抑制和PAHs 降解酶的失活[85]。再次，PAHs 的好氧降解會受到氧氣濃度的制約。氧不但可以作為最終的電子受體，還可以作為羥基化和氧化環(huán)裂解芳香環(huán)的共底物。因此充足的氧氣有利于PAHs 的降解[85]，也是污染場地修復(fù)中常用的手段[2]。通過曝氣的方法將空氣（或氧氣）直接注入到降解體系中，可增加PAHs 降解菌的活性[86]。除了曝氣外，還可以通過注入一些增氧劑，如過氧化氫、臭氧微氣泡和固態(tài)釋氧化合物等，提高體系中的溶氧含量[87]。最后，土壤有機(jī)質(zhì)可作為降解菌的營養(yǎng)來源。較高的有機(jī)質(zhì)含量通常有利于降解菌的生長，從而促進(jìn)PAHs 的降解。特別地，當(dāng)降解菌以共代謝方式降解PAHs，合適的共代謝基質(zhì)對修復(fù)效果的提高尤為重要[88]。某些共代謝底物能夠用來維持PAHs 降解菌的生長，且不容易被其他非PAHs 降解菌所利用[89]。當(dāng)土壤中有機(jī)質(zhì)含量較低時(shí)，可以通過投加外源營養(yǎng)物質(zhì)的方式提高PAHs 的降解率，縮短降解周期[19]。常見的營養(yǎng)物質(zhì)有葡萄糖、乙酸鈉和丙三醇等[90]。

除上述環(huán)境因子外，土壤類型和濕度也會影響降解菌的生長和PAHs 降解率[91-92]。實(shí)際應(yīng)用中要綜合考慮一般環(huán)境條件的影響，針對具體的污染場地，進(jìn)行相應(yīng)的調(diào)控和改善，以優(yōu)化降解環(huán)境，提高降解菌活性，從而實(shí)現(xiàn)PAHs 污染場地的高效修復(fù)。

2.2 生物刺激應(yīng)用實(shí)例

生物刺激是指通過給予適當(dāng)?shù)臓I養(yǎng)物質(zhì)或調(diào)控環(huán)境條件來增強(qiáng)現(xiàn)有降解菌（群）對目標(biāo)污染物的降解能力[93]。一方面，可以通過調(diào)節(jié)溫度、pH 等環(huán)境因子，優(yōu)化PAHs 降解菌的環(huán)境條件；另一方面，通過提供合適的營養(yǎng)物質(zhì)（如氮、磷、碳源等）和氧氣促進(jìn)PAHs 降解菌的生長和活性，從而增強(qiáng)PAHs 降解率。例如，Ugochukwu 等[94]通過添加外源有機(jī)肥料促進(jìn)石油烴中PAHs 的降解，在對照組中，PAHs降解率僅為3%～30%；而在投加了10%～20%（質(zhì)量比）的外源有機(jī)肥料后，PAHs 的降解率提高到了39%～90%。Haleyur 等[95]研究了澳大利亞廢棄煤氣廠的土壤中PAHs 的降解，結(jié)果表明，對于老化、風(fēng)化和長期污染的土壤，生物刺激是最佳的PAHs 污染場地修復(fù)策略。

表面活性劑可以促進(jìn)PAHs 的溶解，增加PAHs的生物可利用性，從而促進(jìn)PAHs 的降解。決定表面活性劑性能的是其化學(xué)性質(zhì)和臨界膠束濃度[96]。高于臨界膠束濃度的表面活性劑會促進(jìn)PAHs 從固體基質(zhì)向水相中分散。陽離子表面活性劑容易與土壤中帶負(fù)電荷的黏土礦物和有機(jī)質(zhì)等部分發(fā)生吸附，從而降低表面活性劑的有效濃度，影響其在土壤中的作用效果[97]。離子表面活性劑通常會對降解菌產(chǎn)生毒性，抑制降解菌的生長和活性[98]。相比而言，非離子表面活性劑在土壤中不易發(fā)生電荷相互作用，而生物表面活性劑對降解菌的毒性較低。因此，非離子表面活性劑和生物表面活性劑通常被優(yōu)先考慮用于PAHs 污染土壤的治理和修復(fù)[99-101]。例如，Dave 等[102]研究了非離子表面活性劑Triton X-100 和生物表面活性劑β-環(huán)糊精對海洋細(xì)菌Achromobacter xylosoxidans降解PAHs 的影響，結(jié)果表明，添加Triton X-100 和β-環(huán)糊精使PAHs 的降解率分別提高了2.8～7.6 倍和1.4～2.2 倍。Rathankumar等[103]研究發(fā)現(xiàn)，添加1 500 mg/L 的生物表面活性劑時(shí)，木材輔助真菌和自由真菌在21 d 對PAHs 的降解率分別從61%和54%提高到100%和86%。但是，有研究表明添加過高濃度的表面活性劑會對PAHs 降解菌的生長和活性產(chǎn)生抑制[104-106]。因此，在選擇表面活性劑和添加濃度時(shí)，需要綜合考慮表面活性劑對PAHs 生物可利用性的提高和對降解菌可能的不利影響。

一般地，生物刺激的作用時(shí)間短，可以在較短的時(shí)間內(nèi)迅速調(diào)節(jié)PAHs 降解菌的生理或行為反應(yīng)，使其更快地適應(yīng)環(huán)境，并提高降解性能。然而，在復(fù)雜條件下，生物刺激的效果可能無法持久，需要高強(qiáng)度或反復(fù)的刺激，才能維持降解菌的降解性能。因此，還需要用其他的技術(shù)手段提高PAHs 的降解率。

2.3 生物強(qiáng)化應(yīng)用實(shí)例

生物強(qiáng)化是指向污染土壤或水體中添加特定的降解菌株或菌群，以增加對目標(biāo)污染物的降解能力[93]。通過引入PAHs 高效降解菌株或菌群，可以直接增加體系中降解菌的種類和數(shù)量，彌補(bǔ)原有降解菌的不足。生物強(qiáng)化適用于在污染場地缺乏PAHs 降解菌的情況。如Bao 等[1]探討了在生物泥漿反應(yīng)器中添加外源細(xì)菌BCP-3 對PAHs 的降解效果影響，結(jié)果顯示，優(yōu)化曝氣速率、混合水土質(zhì)量比、攪拌速率、溫度和Tween-80 濃度等條件，PAHs 的降解效果無明顯變化，而添加外源降解菌BCP-3 后，PAHs 的降解率顯著提高。Zhang 等[107]通過構(gòu)建3 株大腸桿菌工程菌株用于苯并[a]蒽的降解，工程菌株對10～500 mg/L 的苯并[a]蒽均有良好降解能力；酶活性和代謝產(chǎn)物分析證實(shí)，3 種工程菌在降解過程中協(xié)同作用，通過分批次接種，在21 d 對苯并[a]蒽的降解率達(dá)到90.7%，生物強(qiáng)化效果明顯。

與生物刺激相比，PAHs 降解菌成功定殖，降解效果具有較好的持久性，可適應(yīng)長期的PAHs 污染環(huán)境。例如，Zeneli 等[108]比較了自然衰減、生物刺激和生物強(qiáng)化對煉油廠固體廢物中石油污染物中PAHs 去除的影響，結(jié)果表明，生物強(qiáng)化條件下，PAHs 的去除率為87%，顯著高于自然衰減（37%）和生物刺激（42%）。Rathankumar 等[88]研究了提高土壤有機(jī)質(zhì)含量和添加真菌Pleurotus dryinusIBB 903對PAHs 降解效果的影響，結(jié)果表明，提高土壤有機(jī)質(zhì)含量提高了土壤中漆酶、芳香醇氧化酶、過氧化錳酶和過氧化木質(zhì)素酶的活性，添加真菌Pleurotus dryinusIBB 903 處理組中菲和苯并[a]蒽降解率顯著高于未強(qiáng)化組。

3 降解菌應(yīng)用存在的問題和可能的應(yīng)對措施

3.1 PAHs 降解菌活性

在實(shí)際應(yīng)用過程中，往往存在著剛開始PAHs 的降解效果好，但伴隨著降解的進(jìn)行，PAHs 的降解率逐步下降的問題。在PAHs 降解的過程中，環(huán)境條件可能發(fā)生惡化。首先，PAHs 降解過程會逐步消耗氧氣和營養(yǎng)物質(zhì)，此外，其他細(xì)菌還可能與PAHs 降解菌競爭資源和生存空間[108]。當(dāng)氧氣供應(yīng)不足或發(fā)生營養(yǎng)物質(zhì)限制時(shí)，PAHs 降解菌會失活[1,81,85]。其次，PAHs 在降解過程中產(chǎn)生中間產(chǎn)物，可能造成毒性積累，當(dāng)這些毒性物質(zhì)積累到一定程度時(shí)，可能會對PAHs 降解菌的活性產(chǎn)生抑制[80]。最后，在環(huán)境不利的條件下，降解菌可能進(jìn)入休眠狀態(tài)，需要添加特定的激活因子才能恢復(fù)其活性。如果缺乏這些激活因子，PAHs 的降解會受到限制[109]。

為了改變PAHs 降解率逐步下降的情況，在實(shí)際應(yīng)用中，應(yīng)該對降解菌的活性和降解率進(jìn)行持續(xù)監(jiān)測，并根據(jù)監(jiān)測結(jié)果進(jìn)行調(diào)整和優(yōu)化。可通過采用周期性處理的方法，維持PAHs 降解菌的活性。主要的措施包括：定期調(diào)節(jié)溫度和pH，為降解菌提供適宜的生存環(huán)境；定期補(bǔ)充氧氣和營養(yǎng)物質(zhì)，維持PAHs 降解菌的生長和代謝或激活休眠的降解菌等。

3.2 生物降解與其他技術(shù)的耦合聯(lián)用

利用新型功能材料與生物降解耦合方法可提高PAHs 降解菌的性能。載體材料能夠改善土壤的理化性質(zhì)，為降解菌提供更適宜的生長環(huán)境，從而增加降解菌的數(shù)量。載體材料還可以促進(jìn)土壤中水分和空氣的交換，增加降解菌的活性。此外，載體材料還能吸附和富集PAHs，增加降解菌與PAHs 接觸的機(jī)會，從而提高PAHs 的降解率[110]。生物炭材料和納米材料具有孔隙豐富、比表面積大、生物相容性好等特點(diǎn)，常被作為降解菌的載體。例如，Ren 等[111]使用氧化石墨烯固定化的細(xì)菌微球，這些微球具有較高的機(jī)械強(qiáng)度、較大的比表面積和介孔體積，增加了土壤中PAHs 降解菌的數(shù)量，從而顯著提高了PAHs 的降解率。Qiao 等[112]將PAHs 降解菌群固定在磁性懸浮生物炭上，顯著提高了芘、苯并[a]芘和茚并[1,2,3-c,d]芘的降解率。Liang 等[113]使用富鐵污泥生物炭作為菲降解菌的載體，生物炭負(fù)載的降解菌在24 h 對菲的去除率為58.2%，顯著高于降解菌單獨(dú)作用時(shí)的去除率（38.7%）。Firoozbakht等[114]研究發(fā)現(xiàn)，添加1.0 g/L 氧化鐵納米顆粒，72 h對菲的降解率從37.1%顯著提高到77.2%。然而，向體系中添加外源材料還需要考慮其本身可能造成的生態(tài)和健康風(fēng)險(xiǎn)[115]。因此，在實(shí)際應(yīng)用中，需要優(yōu)先考慮環(huán)境友好的載體材料，并結(jié)合具體情況，對載體的粒徑和添加濃度進(jìn)行優(yōu)化。

化學(xué)氧化能夠快速降解土壤中的有機(jī)污染物，降低其生物毒性。有研究將化學(xué)氧化與生物降解耦合聯(lián)用，對PAHs 污染的土壤進(jìn)行協(xié)同修復(fù)，以期縮短修復(fù)周期。例如，Liao 等[116]研究發(fā)現(xiàn)，將Fenton、改性Fenton、活化過硫酸鉀和高錳酸鉀等氧化體系與土著菌的生物降解相結(jié)合可明顯促進(jìn)PAHs 的降解效果。以Fenton 體系為例，萘和苊烯的降解率提高了約45%，而苊、芴和菲的降解率提高了約30%。Mora 等[117]針對140 mg/kg 的菲污染土壤，采用活化過硫酸鹽氧化耦合生物降解體系，在28 d 內(nèi)達(dá)到了60%～80%的降解效果。然而，化學(xué)氧化可能會破壞土壤結(jié)構(gòu)，改變土壤有機(jī)質(zhì)含量和土壤pH，化學(xué)氧化后的中間產(chǎn)物也可能會對降解菌造成更強(qiáng)的毒害作用[118-120]。因此，需要進(jìn)一步研究化學(xué)氧化和生物降解耦合聯(lián)用的條件。一方面，選擇合適的化學(xué)氧化劑類型、濃度及注入方式，盡量避免氧化藥劑對降解菌的不利影響；另一方面，研究化學(xué)氧化劑對土壤基質(zhì)中營養(yǎng)成分的影響，通過補(bǔ)充營養(yǎng)物質(zhì)，滿足降解菌再生的需求。在場地修復(fù)工程中，由于土壤狀況、氣候變化和地下水條件等更為復(fù)雜，因此需要對化學(xué)氧化順序和降解菌處理過程進(jìn)行充分的優(yōu)化，以適應(yīng)現(xiàn)場應(yīng)用的需求。

植物和根際降解菌之間的協(xié)同效應(yīng)能促進(jìn)土壤中難降解有機(jī)物的去除[121]。一方面，土壤中PAHs的生物降解主要受限于其低溶解度和高疏水性，由植物根系分泌的胞外聚合物或根際菌產(chǎn)生的生物表面活性劑可提高PAHs 的生物利用性，并降低其對植物的毒性[122]；另一方面，植物可為根際降解菌提供營養(yǎng)物質(zhì)，而根際降解菌可促進(jìn)根系對PAHs 的吸附和吸收。Gao 等[123]研究發(fā)現(xiàn)，紫花苜蓿（Medicago sativaL.）在70 d 內(nèi)去除了98.1%的菲和88.1%的芘，而根際降解菌促進(jìn)了PAHs 的降解。某些根際菌，如假單胞菌（Pseudomonassp.）、芽孢桿菌（Bacillussp.）和不動桿菌（Acinetobactersp.）不但能直接利用烴類物質(zhì)，還具有植物促生性狀（如磷酸鹽增溶、分泌植物激素和鐵載體等），促進(jìn)植物生長[124]。某些根際促生菌能夠很好地適應(yīng)惡劣的土壤條件，促進(jìn)植物對污染土壤的修復(fù)效果[125]。然而，對于促生根際菌的篩選和表征主要局限于培養(yǎng)皿中或盆栽試驗(yàn)，缺少通過場地試驗(yàn)驗(yàn)證促生根際菌協(xié)同植物修復(fù)實(shí)際PAHs 污染土壤的效果。因此，需要進(jìn)一步研究降解菌和植物的相互作用機(jī)制，以及環(huán)境因子在復(fù)合效應(yīng)中所起的作用，為降解菌-植物聯(lián)用去除PAHs 提供基礎(chǔ)。

3.3 環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)和降解成本

雖然生物修復(fù)是一種環(huán)境友好的綠色修復(fù)技術(shù)，但是PAHs 降解菌的應(yīng)用也可能存在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。添加外源菌（工程菌、高效降解菌等）或者是添加外源物質(zhì)（材料、表面活性劑等）來提高土著微生物降解PAHs 的方式，可能會對土壤的微生物群落結(jié)構(gòu)、土壤的理化性質(zhì)造成不利影響，亟需對微生物修復(fù)過程中可能產(chǎn)生的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評估。例如，PAHs 降解菌如果未充分評估就引入自然環(huán)境，可能對土著菌的生長產(chǎn)生影響。PAHs 降解菌還可能通過接觸其他生物體、空氣或水等途徑傳播到其他環(huán)境中，因其致癌性和致突變性而對人類健康構(gòu)成風(fēng)險(xiǎn)[94,126]。此外，在PAHs 降解菌應(yīng)用過程中化學(xué)藥品的使用，可能會造成土壤板結(jié)、土著菌活性下降等問題。針對上述問題，需要對PAHs 降解菌應(yīng)用的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行充分評估，并采取適當(dāng)?shù)念A(yù)防措施。目前，大部分研究仍然以PAHs 濃度的降低作為評價(jià)終點(diǎn)，而缺少對生態(tài)系統(tǒng)功能恢復(fù)的綜合評估。

此外，針對PAHs 降解菌的應(yīng)用研究往往只關(guān)注降解率，卻忽略了成本問題。PAHs 生物降解技術(shù)的應(yīng)用成本主要包括菌株篩選、培養(yǎng)、應(yīng)用、設(shè)備采購和運(yùn)維等多個(gè)方面。除了PAHs 降解菌自身的穩(wěn)定性和降解效果等因素，成本也是決定PAHs 降解菌能否實(shí)際投入工業(yè)應(yīng)用和產(chǎn)業(yè)化生產(chǎn)的關(guān)鍵因素[94]。有研究表明，不同生物修復(fù)技術(shù)的成本存在較大差異。如施用漿料或生物膜處理PAHs 污染土壤的成本分別為170 美元/t 和130～260 美元/m3。相對而言，堆肥的成本效益更高，其成本在50～140 美元/t[127]。針對成本問題，需要對PAHs 降解菌應(yīng)用的可行性和經(jīng)濟(jì)效益進(jìn)行評估，以選擇最佳的解決方案，同時(shí)還需對降解工藝進(jìn)行優(yōu)化，以降低成本。

4 結(jié)語與展望

PAHs 在全球環(huán)境中的廣泛分布和累積及其生態(tài)和健康風(fēng)險(xiǎn)，引起了人們對其污染防控和治理的重點(diǎn)關(guān)注。生物降解作為一類環(huán)境友好的技術(shù)，具有修復(fù)PAHs 污染的潛力。PAHs 的生物可利用性差，微生物活性受到各種環(huán)境因素制約，導(dǎo)致PAHs 的生物降解率較低、降解周期長。目前為止，仍缺少能夠在實(shí)際污染場地中高效去除PAHs 的最佳方案。本文歸納了PAHs 降解菌及其降解機(jī)制，并對降解菌在實(shí)際污染場地中的應(yīng)用進(jìn)行了系統(tǒng)綜述。主要結(jié)論如下：1）PAHs 降解菌主要包括不動桿菌屬（Acinetobacter）、分枝桿菌屬（Mycobacterium）和假單胞菌屬（Pseudomonas）等，真菌主要為白腐真菌；與單一菌株相比，降解菌群具有更好的PAHs 降解性能。2）萘、菲和芘等PAHs的完全降解途徑明確，而苯并[a]芘的完全降解機(jī)理仍不清楚。3）PAHs降解菌的應(yīng)用受到環(huán)境因子的影響，生物刺激和生物強(qiáng)化是提高PAHs 降解率的常見手段。4）PAHs降解菌在實(shí)際應(yīng)用中，存在降解菌活性低、缺少與其他技術(shù)的耦合聯(lián)用、環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)和降解成本高等問題。

未來PAHs 降解菌的研究可以從以下幾個(gè)方面開展：1）探究降解菌的生理學(xué)特性，研究降解菌與環(huán)境微生物群落的相互作用和生態(tài)效應(yīng)，探索它們在自然環(huán)境中的適應(yīng)機(jī)制；2）開發(fā)和應(yīng)用新型技術(shù)，例如，通過研發(fā)新型表面活性劑或載體材料等方法以提高降解菌的效率和穩(wěn)定性。此外，應(yīng)進(jìn)一步加強(qiáng)降解菌技術(shù)的應(yīng)用和推廣，促進(jìn)技術(shù)的產(chǎn)業(yè)化發(fā)展。通過技術(shù)創(chuàng)新，開發(fā)新型降解菌劑，提高PAHs的降解率并降低治理成本，通過開展技術(shù)示范，推廣降解菌技術(shù)。將研究成果轉(zhuǎn)化為實(shí)際應(yīng)用，以實(shí)現(xiàn)對PAHs 污染的高效、經(jīng)濟(jì)、可持續(xù)治理。