多环芳烃污染土壤生物修复的研究现状

陈浩敏，黄彩红，李 伟，张 华，唐朱睿，李玉倩

（1. 桂林理工大学环境科学与工程学院，广西 桂林 541004；2. 中国环境科学研究院环境基准与风险评价国家重点实验室，北京 100012；3. 中国环境科学研究院化学品生态效应与风险评价国家环境保护重点实验室，北京 100012）

多 环 芳 烃(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)作为典型的持久性有机污染物，自被发现以来一直广受关注[1]。PAHs 由2 个或多个芳香环稠合排列，是一种广泛存在的疏水性芳香族化合物[2]。大规模的工业生产活动，导致大量有机污染物被排放到环境中[3]，PAHs 因具有致癌性﹑致畸性﹑致突变性而受到密切关注[4]。

土壤PAHs 可以通过生物降解（如生物修复和植物修复）和非生物消耗（如挥发﹑吸附﹑光解和化学降解）来减少[5]。微生物参与土壤生态系统的能量循环和化学循环，其代谢活动是降解有机污染物的主要推动力[6]。尽管土壤PAHs 的生物修复技术研究已经有了大量的实验基础，但仍存在土壤中PAHs 的生物利用度低﹑土壤污染多变﹑降解菌代谢竞争等一系列问题[7]。本文对目前土壤PAHs 污染生物修复的研究现状进行概述，从PAHs 来源﹑降解机制﹑修复技术等方面，对相关的研究进行归纳总结，分析当前PAHs 污染处理的发展方向，以期为后续的研究提供参考。

1 土壤PAHs 污染的来源和危害

PAHs 由有机物的不完全燃烧而产生，来源主要有自然来源和人为来源。在工业化和城市化之前，PAHs 的主要来源是森林火灾和生物自然代谢[8]。随着工业排放﹑废物焚烧以及煤炭﹑石油和天然气等化石燃料燃烧等人为活动的增加，人为来源已经远超自然来源，大量的PAHs 被释放到环境中[9]。

生物质燃烧时，生成的PAHs 会随着火焰带来的热气流上升而释放到大气中。PAHs 在空气中会吸附于细小颗粒物上，而后颗粒物在雨水冲刷和大气沉降的作用下，进入水体或土壤[10]。大气迁移被认为是PAHs 远距离传播最重要的途径[11]。此外，煤矿粉尘﹑石油泄漏和尾气排放等区域性污染，也是PAHs 重要的污染途径[12]。化石燃料燃烧﹑燃煤厂排放以及全球范围内的大气迁移，都会促进土壤中PAHs 的积聚[13]。

人类接触PAHs 的主要途径是皮肤接触﹑口腔摄入和呼吸吸入。PAHs 具有亲脂性和持久性，进入人体后很容易在组织和器官内积累，从而进一步导致癌症等疾病[14]。人体接触PAHs 后会产生多种不良的身体反应，短期接触会导致皮肤炎症和肠胃不适，长期暴露可能会出现心血管疾病﹑肺癌﹑肾功能退化和胎儿畸形[15-16]。根据相应的环境浓度和毒性，美国环境保护局（US EPA）将129 种PAHs 中的16 种列为优先控制环境污染物[17]。

2 土壤中PAHs 的生物降解

生物修复主要依靠植物和微生物（如细菌和真菌）来降解土壤和其他环境中的污染物。这类方法主要是通过植物或微生物的正常代谢活动，对污染物进行利用和转化，从而将其降解为毒性较低的产物[18]。

表1 土壤PAHs 生物降解的优缺点

2.1 细菌降解

细菌可以通过特定降解酶的降解机制来去除PAHs，是参与污染场地PAHs 降解最积极的微生物。长期受PAHs 污染的土壤中，往往存在多种降解细菌 如Pseudomonas﹑Acinetobacter﹑Arthrobacter﹑Sphingomonas﹑Bacillus[34-35]等，可在PAHs 的降解过程中发挥重要作用。细菌对PAHs 的降解主要有好氧和厌氧2种途径。好氧将氧原子作为电子受体并裂解苯环，厌氧则将硫酸盐﹑硝酸盐或金属离子作为电子受体进行降解[36]。一般情况下，细菌降解PAHs 主要通过加氧酶来启动。加氧酶是细菌参与PAHs 好氧生物降解的主要手段，其氧化作用负责初始氧化和苯环裂解等关键降解步骤[37]。初始氧化通常由分子氧来启动苯环的酶促反应，在加氧酶的催化下生成顺式二氢二醇化合物，并在脱氢酶的作用下进一步形成邻苯二酚。这些二羟基化合物则通过邻位或异位裂解途径，被内二醇或外二醇双加氧酶裂解，生成儿茶酚等中间产物，之后进一步转化为三羧酸循环的中间体。

2.2 真菌降解

与细菌不同，真菌没有完备的PAHs 降解体系，只有部分真菌能将PAHs 降解为毒性较低的代谢物[38-39]。参与PAHs 生物降解的真菌，主要有白腐真菌和非木质素溶解真菌2种，前者通过产生木质素过氧化物酶和漆酶等木质素来降解酶，后者则产生细胞色素P450 单加氧酶[40]。白腐真菌在细胞外分泌木质素来降解酶，具有氧化PAHs 的能力，并具有广泛的底物特异性，能够同时氧化多类有机污染物[41]。木质素降解酶通过产生羟基自由基来氧化PAHs，其产物能够进一步被细胞色素P450 加氧酶矿化[42]。Vieira 等人在BaP 的降解实验中发现，Marasmillus sp.﹑Tinctoporellus sp.和Peniopora sp.有良好的降解效果。Omoni 等人在土壤中接种白腐真菌后，土壤PAHs 的矿化作用得到显著增强。相对于细菌，真菌具有环境适应力强﹑胞外酶的降解范围广等优势，是污染土壤生物修复的重要参与者。

2.3 微生物联合降解

过去的研究证明，微生物很难同时拥有多种降解酶系，表明单一微生物只能承担PAHs 降解途径中的某个或某些节点。将具有不同代谢能力的微生物经混合培养形成复合菌群，就能发挥各菌种的优势，组建完备的PAHs 降解链，从而获得更好的污染耐受性和降解能力[43-44]。许多研究表明，添加复合菌群能够有效去除土壤中的PAHs，从而为污染场地的生物修复提供良好的应用框架[45-47]。与单一菌株相比，复合菌群表现出更强的适应能力，尤其是污染物的降解效果有明显提升[48]。由于PAHs 通常以混合物的形式存留在土壤中，低分子量PAHs 的降解可能会间接对高分子量PAHs 产生共代谢作用，从而促进多种PAHs 的共同降解[49]。因此，生物修复通常不用分离单一菌株，而是用不同功能的菌株组成复合菌群[50-51]。Jambon 等人指出，细菌和真菌在有机污染物的降解中相辅相成，从而实现污染物的完全降解。Kumari 等人用Stenotrophomonas maltophilia﹑Ochrobactrum anthropi﹑Pseudomonas mendocina﹑Microbacterium esteraromaticum﹑Pseudomonas aeruginosa 及其混合物对PAHs 进行降解，该混合菌群对萘（89.1%）﹑芴（63.8%）﹑菲（81%）﹑苯并[b]荧蒽（72.8%）的降解率远高于单菌。Pagakrong 等人在红树林沉积物中分离了5 种芘降解细菌(Novosphingobium pentaromativorans PY1﹑Mycobacterium spp. PO1 和PO2﹑Ochrobactrum sp. PW1和Bacillus sp. FW1)并构建了复合菌群，群落内部的协同作用使得其降解效率比任一单菌都高。

2.4 植物-微生物联合降解

植物修复一般作为生物修复的辅助手段，是一种重要的原位修复技术。植物去除土壤污染物，一般分为植物富集﹑转化﹑稳定和根基微生物降解[52]。植物会向土壤中分泌各种酶（脱氢酶﹑加氧酶﹑过氧化物酶和水解酶），以转化或降解PAHs，也可以为根系土壤提供水﹑氧气和营养物质，从而刺激微生物降解PAHs，因此土壤特性﹑污染物性质﹑植物类型和季节性差异，都会影响植物修复的效果[53]。已有许多植物如景天﹑玉米﹑大麻和苜蓿等[54-56]，被应用于有机物的污染修复。但植物修复在实际应用过程中仍存在一定的局限性，例如修复周期长﹑植物生长缓慢﹑含毒植物难处理等[57]。因此，植物修复往往需要配合微生物进行共同修复，利用微生物将污染物分解为无毒的简单化合物。在没有微生物参与的情况下，植物修复对土壤中PAHs 的去除效果不太理想。Hussain 等人发现，植物会改变根基土壤的pH，使微生物适应环境，并进一步刺激微生物的代谢活动。在降解过程中，植物可以增加根基土壤的养分，提高微生物的活性，促进微生物酶的富集。Verma和Rawat[58]提出，植物根基土壤中微生物降解PAHs的能力，要远优于环境土壤的微生物，它们之间的相互作用降低了污染物的毒性，提高了去除效率。植物可以为微生物提供稳定的有机物增强活性和污染耐受，微生物也能将污染物分解为无机盐，改善植物的根系环境。

3 污染土壤生物修复的影响因素

3.1 土壤的物理化学性质

微生物对生长环境有着很强的敏感性，土壤环境的优劣会显著影响生物修复技术的有效性，改良土壤环境是生物修复的重要辅助手段。除了微生物的自身代谢特性外，许多非生物因素如温度﹑pH﹑含水率﹑营养物质等，会通过干预降解功能微生物的生长和代谢来影响生物的修复过程。污染土壤中PAHs 的生物降解效率，在很大程度上取决于降解菌是否处于其降解活性的最佳环境条件[59]。生物刺激是通过控制土壤的非生物因素，优化土壤生物降解所需的环境条件，来刺激微生物的降解能力[60]。增强土壤微生物代谢活性的常见手段，是施加肥料和微量营养元素，或直接改良土壤结构。有研究表明[61]，向污染土壤中添加营养物质，可以增加微生物的生物量，从而强化整体的微生物活性，提高污染物的降解率。Ali 等人[62]将醇类和植物油作为生物刺激剂， BaP 的降解率从36.9%提升至54.7%。Dell’Anno 等人[63]通过添加无机营养素，显著提高了PAHs 的降解效率，且高分子量PAHs 的降解有更亮眼的表现。Li 等人[64]指出，季节变化带来的温度差异，可以通过调节生物降解来影响PAHs 的积累。根据Al-Hawash 等人[65]的实验，pH 的变化会影响Aspergillus sp.的降解效果，pH＝7 时可获得最佳的降解效果。土壤的含盐量也会影响微生物的生长﹑代谢功能和群落多样性，尤其是酶促反应会受到盐度的影响，含盐量为20%时，PAHs 双加氧酶的活性有明显下降[66]。

除了直接改变环境条件外，还可以通过添加土壤改良剂来综合调整土壤性质，并刺激功能微生物种群的生长和活性[67]。在污染土壤中，有机改良剂不仅有利于土壤的物理（容重﹑含水率等）﹑化学（阳离子交换能力﹑pH﹑污染物毒性）和生物（微生物活性）特性的改善，还能提供植物必需的养分，对土壤健康和植物生长都有积极影响[68]。生物炭是生物质在高温缺氧条件下生成的表面布满小孔且富含碳的固体材料，作为一种热门的土壤改良剂，生物炭具有较好的吸附性﹑比表面积和孔隙率，可以有效吸附土壤中的有机污染物，改善烃类降解菌的生存环境[69]，同时生物炭对土壤微生物群落的结构和丰度变化有正面影响，可在土壤环境发生变化时，对微生物生存起到缓冲效果[70]。Zhao 等人[71]发现，生物炭可以改善土壤的细菌群落结构，增强PAH-RHDα GN 基因的表达，提高土壤PAHs 的降解效果。Oleszczuk 等人[72]采用小麦秸秆生物炭进行长期的田间修复试验，发现改良后的土壤中PAHs 减少了20%~25%。他们指出，生物炭和PAHs 的相互作用会慢慢减弱，同时污染土壤的潜在风险在减小。Haider 等人[73]在土壤中添加1%的小麦秸秆生物炭后，总PAHs 减少了30.3%。但生物炭的制备主要依靠高温热解，制备过程中会产生并吸附苯系物﹑VOCs﹑持久性自由基和PAHs 等具有微生物毒性的物质，破坏原有的群落结构[74]，因此，在应用土壤改良剂前，应先评估其对降解效果的促进作用，并确定最优施加量，以发挥最大效益。

3.2 污染物的生物利用度

受污染土壤中PAHs 的生物降解效率，在很大程度上取决于降解微生物的最佳活性环境﹑污染物自身性质以及污染物对微生物的生物利用度[75-77]。生物利用度通常定义为微生物在物理化学上可接近的物质的量。生物修复利用微生物群体对污染物进行降解﹑吸附和转化，因此其生物利用度会影响和限制整个过程，被认为是污染物生物修复的最关键因素之一[78-79]。土壤颗粒会吸附有机污染物，且自身性质会随着污染物类型的不同而发生变化。PAHs在土壤中的降解效果，受到低溶解度和正辛醇/水分配系数(lgKow)的影响，生物利用度在被土壤吸附后会降低。污染物被吸附后，其与微生物的传质作用受到限制，土壤较强的吸附使得两者的接触机会减少，从而增加了降解难度[80-81]。部分微生物可以在限定的环境条件下提高PAHs 的生物利用度，比如形成生物膜﹑分泌生物表面活性剂﹑改善细胞壁和细胞膜特性[82-83]等。随着时间的推移，土壤颗粒和PAHs 的结合作用会增强，部分物质被吸附后无法被微生物利用，导致生物利用度进一步下降[84]。因此，有机污染物在土壤中的吸附和脱附，成为控制其微生物降解敏感性的主要因素。

表面活性剂可以通过降低表面张力和界面张力来增加污染物的溶解度和生物利用度，是生物降解中常见的添加剂。表面活性剂增效修复(Surfactant enhanced remediation，SER)是一种前景良好的生物降解辅助技术，研究者对不同类型﹑不同介质的影响因素展开了大量研究[85-88]。根据亲水基团中的离子电荷，可以将表面活性剂分为非离子﹑阳离子﹑阴离子和两性离子，其中非离子表面活性剂对PAHs 的增溶效果最好。袁笑等人对比了14 种表面活性剂对PAHs 的增溶效果，非离子表面活性剂的去除率较高，最高达78%。其中吐温80 凭借更低的毒性和更好的增溶效果，成为应用最广泛的非离子表面活性剂之一[89]。Parab 和 Phadke[90]通过降解菌的培养证明，吐温80 能增强细菌对PAHs 的吸收，促进其生长。徐晓芳等人[91]在降解实验中发现，吐温80 不仅可以提高功能菌对菲和芘的降解效率，还能作为碳源被利用。Gharibzadeh 等人[92]使用吐温80 对污染土壤进行重复洗涤，并接种菌剂用于降解废水中的菲，土壤中菲的去除率达到99%。对焦油污染场地PAHs 的解吸研究发现，在溶液中加入1%吐温80 后，PAHs 的解吸提升了146 倍，进一步说明表面活性剂能促进被土壤颗粒吸附的PAHs 的解吸和去除[93]。

4 复合污染修复

工业生产和能源运输等行为，产生了大量被有机物和重金属复合污染的场地，例如焦化厂﹑金属冶炼厂﹑石油开采区和垃圾处理厂[94-96]等。重金属和PAHs 作为复合污染土壤的典型代表，暴露后会对人体健康和生态系统造成毒性影响，且重金属的生物积累也进一步增加了生态风险[97-98]。据统计[99]，2005~2019 年，在全国455 个污染场地修复项目中，重金属和PAHs 复合污染的场地占所有项目的47.7%。针对污水灌溉的研究发现[100-101]，污水中的PAHs 和重金属会在灌溉区的土壤中积累，并会在植物的根和芽富集，增加人类的健康风险。由于这些污染共同作用于土壤环境的影响是复杂且长期的，修复难度会大大增加，因此，针对复杂特殊的污染场地，开发有效﹑可行的修复技术是非常必要的。

重金属作为工业污染土壤中的“常客”，对土壤微生物的毒性不容忽视。重金属对PAHs 降解的影响主要是通过2 种方式：1） 影响土壤酶的活性；2） 影响微生物的正常代谢过程[102-103]。胞外酶在PAHs 的降解中发挥重要作用，直接影响降解效率。有毒金属离子会取代蛋白质结合位点中正常的阳离子，或是直接与蛋白质上的功能基团结合，破坏其原有功能[104]。过去的研究表明，重金属浓度高时会显著抑制酶的活性，并进一步影响微生物群落的功能。重金属离子的增加还会使带负电荷的微生物优先吸附金属阳离子，占据PAHs 的吸附位点[105]。此外，重金属会抑制细胞膜中转运蛋白的基因表达，干扰微生物的营养吸收，限制其ATP 的产生[106]。PAHs和重金属共存还具有协同细胞毒性，对土壤生物体构成严重威胁[107]。在复合污染土壤中，降低重金属的毒性是PAHs 生物修复的重要手段。石墨烯等纳米材料因具有高表面积和丰富的官能团，被作为优质吸附剂用于降低重金属毒性，但这些材料对微生物群落及PAHs 降解的影响仍需展开进一步的研究[108-109]。以往的研究从污染环境中分离了许多重金属耐受菌，并通过阳离子交换﹑生物积累等方式固定重金属，在细胞内进行生物转化，降低其毒性[110]。使用合理有效的土壤改良剂和耐受重金属的PAHs降解菌，是目前可行的复合污染修复策略，研发绿色改良剂﹑探索功能菌群环境响应机制，对开发高效﹑持久﹑稳定的生物修复手段具有重要意义。

5 总结与展望

本文从多个角度论述了土壤中PAHs 生物修复的方法以及存在的问题，包括PAHs 污染的现状﹑生物降解机制﹑生物利用度的相关研究进展等。目前，生物修复研究主要集中在以下一些方面：1）新型高效PAHs 降解菌的挖掘和降解功能基因的测定，基于功能基因丰度和酶活性，从分子生物学角度解析单菌的修复性能，预测PAHs 的降解路径和效率；2）高效复合降解菌群的构建及其内部生态网络的分析，利用微生物群落结构﹑内部相互作用和环境响应机制，对群落的整体功能和活性进行调控；3）生物炭等改良剂对PAHs 降解效率的影响，包括改良土壤环境﹑优化营养结构﹑降低生物毒性等，从而间接强化功能菌群的功能和活性；4）难降解烃类污染物和重金属复合污染场地中生物修复的针对性研究，着重研究重金属对PAHs 生物修复的干扰。但PAHs 的物理化学性质使得它们的降解效率会受到各种因素的影响。学者们已对该领域进行了大量的研究和实验，但仍存在许多研究空白，例如复杂污染环境中如何应用微生物的解毒机制维持其降解效果，如何增强外源高效降解菌在土著微生物群落中的活性和竞争力，如何权衡土壤改良剂对土著微生物的潜在毒性等。在未来的研究中，应进一步挖掘微生物群落的降解调控机制和污染物生物利用度的增强手段，从环境针对性和技术可靠性角度出发，优化和完善现有的土壤有机污染生物修复策略。