多环芳烃污染土壤的微生物修复

微生物修复多环芳烃污染土壤的研究进展

摘要：多环芳烃是一类具有致癌、致畸、致突变性质的持久性有机污染物，主要来源于煤、石油等燃料的不完全燃烧，易吸附于固体颗粒表面和有机腐殖质，化学结构稳定，能长期存在于自然环境，给人类健康和生态环境带来很大的危害。微生物对多环芳烃的降解是去除土壤中多环芳烃的主要途径，其降解机理为：土壤微生物在代谢活动过程中能够产生酶来实现对土壤中多环芳烃的降解，细菌主要通过产生双加氧酶来催化多环芳烃的加氧反应，而真菌可以通过分泌木质素降解酶系或单加氧酶来氧化多环芳烃，两种途径均是首先通过降低多环芳烃的稳定性，使之容易被进一步降解。文章简要介绍了降解多环芳烃的微生物，对多环芳烃的微生物降解机制进行了综述，讨论了影响微生物修复过程的因素，列举了常见的微生物修复技术，展望了今后的研究趋势。

关键词：多环芳烃；土壤污染；微生物降解；降解机理；微生物修复

1引言

多环芳烃( Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs) 是指由2 个或2 个以上的苯环按一定顺序排列组成的碳氢化合物，具有强烈致癌、致畸和致突变特性。土壤中的PAHs 以4 ～ 6 环的PAHs 为主[1]。化石燃料的燃烧是PAHs 的主要来源。由于人类对化石产品的不断开发利用，PAHs 持续向环境中排放，高温过程形成的PAHs 大都排放到大气中，随着大气环流、大洋环流等循环而不断扩散，空气、土壤及水体甚至南极、高山冰川等都受到PAHs 的污染。PAHs 和其他固体颗粒物等结合在一起，通过干、湿沉降转入湖泊、海洋，最终主要在沉积物、有机物质和生物体中累积，对人类健康和整个生态系统构成威胁[2]。

我国是一个PAHs 污染特别严重的国家，也是PAHs 排放量大的国家。据估算，中国PAHs 的年排放总量超过25 000 t，城市平均排放密度为158 kg·km -2，局部乡村地区排放密度高达479 kg·km -2[3]。由于长期存在高PAHs 的排放量，因而环境中PAHs 的含量也不断上升。上海市土壤中Σ26PAHs 的平均浓度达2 420 ng·g -1，Σ16PAHs 的平均浓度达1 970 ng·g-1[4]；沈阳某灌溉农田土壤中PAHs 总量甚至高达610.9 ~ 6 362.8 μg·kg -1（表层土0 ~

[5]20cm ）、404.6 ~ 4 318.5 μg·kg -1（表层土20 ~ 40 cm）。人们若长期暴露于含PAHs 的环境

中，对身体健康造成极大的伤害。农作物在含PAHs 的环境中生长，会吸收PAHs ，然后通过生物放大间接给人类带来危害。因此，如何降解环境中的PAHs ，减少环境风险，已越来越受到人们的重视。

2降解多环芳烃的微生物

微生物降解是一种可以将高毒、结构复杂的有机物转变为低毒或无毒、结构简单的化合物的污染复技术，并具有高效、低成本、污染少等优点。微生物降解已成为最主要的多环芳烃污染土壤的修复技术。

降解多环芳烃的微生物主要为细菌和真菌。自然界中具有 PAHs 降解能力的细菌众多，对PAHs 的迁移和转化具有重要的贡献，如芽胞杆菌属（Bacillus ）、分枝杆菌

[6][7]（Mycobacterium ）、假单胞菌属（Pseudomonas ）等。Zeng 等从PAHs 污染的农田土壤

中分离出NJS-1 和NJS-P 两种分支杆菌菌株，研究它们在琼脂板上对PAHs 的降解时发现：

[8]上述两菌株均能够对芘、菲、荧蒽、蒽及苯并[a]芘进行降解。Balachandran 等从印度某地

受PAHs 污染的土壤中分离出链霉菌（Streptomycetaceae ），并研究其对石油和PAHs 的降解，结果发现链霉菌在7 d 内（303 K）对柴油、萘、菲去除率分别达到98.25%、99.14%、17.5%。

相较于细菌而言，真菌能降解 PAHs 的种类并不多，但降解PAHs 的效率通常高于细菌，特别是在降解高环多环芳烃方面表现突出。很多研究表明，一些丝状真菌（filamentous fungi ）、担子菌（basidiomycetes ）、白腐菌（white-rot fungi）和半知菌（deuteromycetes ）对四环或者更高环数PAHs 的降解具有一定的优势。其中白腐菌（white-rot fungi）可分泌由过氧化物酶和漆酶等组成的胞外木质素降解酶系，形成具有高效PAHs 降解体系，对芘、苯

[9][a]并芘等的降解效果明显。

3微生物降解PAHs 机理

3.1好氧降解

好氧生物降解过程也称为有氧呼吸，指微生物在有氧的情况下对污染物质的降解过程，是目前最主要的微生物修复技术。

[10]图1 以菲为代表列出了好养细菌降解多环芳烃的一般途径。好养细菌降解多环芳烃

主要是通过产生双加氧酶作用于苯环，在芳环上加入两个氧原子，然后再经过氧化形成顺式二氢二羟基化菲，顺式二氢二羟基化菲继续脱氢形成单纯二羟基化的中间体，而后被进一步代谢为邻苯二甲酸等其他中间产物，有望最终降解为水和二氧化碳。

[11] 真菌对多环芳烃的降解可分为两种不同的机制：一是木质素降解酶系体系，二是单加

[12]氧酶降解体系。木质素降解酶系包括木质素过氧化物酶、锰过氧化物酶和漆酶，这些酶对

底物的作用不具有特异性，能够氧化很多不同种类的有机物。如图2所示，真菌通过向胞外分泌木质素降解酶可将PAHs （菲）氧化成醌，然后经过加氢、脱水等作用使PAHs 得到降解。单加氧酶对PAHs 的降解机制是在细胞色素P-450 单加氧酶的催化作用下向

PAHs （菲）苯环上加氧形成芳香环氧化物，然后经环氧化物水解酶催化水合形成反式二氢二羟基化中间体；催化加氧反应得到的有些芳香环氧化合物不稳定，将继续反应生成酚的衍生物，并与硫酸盐、葡萄糖、木糖或葡糖醛酸结合进行重排，得到高水溶性、低毒性的降解中间产物，其更容易被进一步降解。

总体而言，无论是细菌还是真菌，多环芳烃的好氧降解的第一步均是向苯环上加入氧原子，加氧的快慢决定微生物对 PAHs 降解的效率。

3.2厌氧降解

厌氧微生物可以利用硝酸盐、硫酸盐、铁、锰和二氧化碳等作为其电子受体，将有机化合物分解成更小的组分，往往以二氧化碳和甲烷作为最终产物。与好氧降解相比，PAHs 的厌氧降解进程较慢。当PAHs 浓度偏高时，PAHs 的厌氧降解明显被抑制。

相关的文献关于多环芳烃厌氧降解机制的报道以萘居多，而有关微生物厌氧降解高环数多环芳烃的报道很少。有研究表明，厌氧降解萘的第一步是羧化作用，苯环上的H 被羧基取代分别形成2-萘甲酸和菲羧酸，萘经羧化形成2-萘甲酸后激活了苯环的水解活性，然后

[13]2-萘甲酸经过逐级的氢化作用转化为十氢-2-萘甲酸（图3）。

4 影响生物修复的因素

4.1 PAHs 的性质

PAHs 的性质主要指PAHs 的可生物利用性，是影响微生物修复的重要因素之一。PAHs 是憎水性物质。随着环数的增加，PAHs 的憎水性增强，挥发性也减小，易吸附于固体颗粒

[14]表面和有机腐殖质。有研究表明，PAHs 吸附在土壤中的时间越久越不易被生物利用。为

此，人们常通过增加表面活性剂、溶解性有机质、有机酸等以便将PAHs 从固体颗粒表面和

[15]有机腐殖质中解吸出来，从而提高微生物的可利用性。刘魏魏等研究了生物表面活性对微

生物修复多环芳烃污染土壤的影响，结果发现添加鼠李糖脂和接种多环芳烃专性降解菌能明显促进土壤中PAHs 总量和各组分PAHs 的降解。

4.2 氧

无论是真菌还是细菌在好氧代谢多环芳烃时，氧是微生物进行好氧代谢的重要物质条

[16]件。目前生物修复技术中的氧源主要有O 2和H 2O 2等。Boyd 等测定了溶解氧对淡水河口

底泥中PAHs 生物降解的影响，当溶解氧高于70%时，PAHs 的矿化率呈指数型增长，而溶解氧低于40%时，PAHs 的矿化受到抑制，因此环境中氧的含量充足与否对多环芳烃的好氧降解有着重要的影响。在以H 2O 2 作为氧源的生物修复技术中，适当增加H 2O 2 能够增强PAHs 的氧化效率，但浓度过高会对微生物细胞产生毒害作用，在实际操作过程中应当把握好H 2O 2 的用量，从而使H 2O 2 毒性最小化，提高PAHs 氧化率。

4.3 温度

温度是土壤中微生物活性的重要影响因素，土壤中细菌和真菌的最适生长温度298~303 K [17]。在不同温度条件下微生物对PAHs 的降解有着明显的差异，低温条件下微生物活性会受到抑制，致使微生物对 PAHs 的降解能力下降；高温条件下酶会因结构被破坏而失去活性、微生物存活率降低，也会使微生物对PAHs 的降解能力下降。

温度除了影响微生物活性之外，还会引起土壤中氧的含量和PAHs 性质的变化，间接对PAHs 的降解产生影响。Maliszewska-Kordybach [18]的研究发现，土壤中PAHs 浓度随着温度升高而减少。

4.4 pH

土壤微生物对pH 值的变化敏感，当pH 降低，土壤微生物多样性下降；当pH 值小于5.0 时，生物活性受阻，因而微生物对PAHs 的降解能力会受到周围环境pH 的影响。Zhao 等

[19]在上海某炼油厂区域分离出施氏假单胞菌(Pseudomonas stutzeri)ZP2，研究其对菲的降解

[20]发现最适pH 为8.0。有些微生物则对环境中pH 的变化并不是很敏感，例如Kästner 等

发现一株少动鞘氨醇单胞菌(Sphingomonaspaucimobilis )BP9 在pH 值为5.2 和7.0 的条件下对芘的降解效果基本相同。对于某些嗜极性菌种，在极性pH 条件下也能降解PAHs [21]。

4.5 营养物质

碳源、氮源以及无机盐是微生物生长所必需的营养物质，然而微生物对营养物质的量要求不尽相同，如少动鞘氨醇单胞菌(Sphingomonas paucimobilis)EPA505 能够利用荧蒽（C 16H 10）作为唯一碳源和能源进行生长。给微生物提供充足的营养物质可以提高微生物修

[22]复性能。

5 PAHs 的生物修复技术

土壤微生物修复技术是指利用PAHs 降解菌在适宜的条件下，通过自身的代谢活动对土壤中PAHs 进行转化、降解与去除的方法。以下介绍3 种常用的PAHs 生物修复技术：原位处理法、堆肥法、生物反应器法。

5.1 原位处理法

原位处理指在现场以土壤作为处理系统通过微生物的自然代谢方式来完成对污染土壤修复的技术。一般可在土壤中加入营养盐、水和氧来刺激土著微生物对PAHs 的代谢，必要时还可以引入微生物、添加表面活性剂来提高微生物降解能力。此方法适用于处理污染面积

[23]大，污染深度高的土壤。Mahmoudi 等在路易斯安那州盐泽地，研究了土著微生物群对该

地深水平线下石油污染土壤的处理状况；在石油污染的区域在深度为3 m 的范围内，未溶解的复杂混合物浓度为26 465~50 380mg·kg -1；烷烃浓度为1 303~6 987 mg·kg -1；PAHs 浓度为16.2~99.4 mg·kg -1；经过11 个月的微生物处理，污染物浓度去除了80%~90%，18 个月后污染物浓度基本得到去除。

5.2 堆肥法

又称生物堆制法、堆腐法，是将受污染的土壤挖掘出来，运输到处理场地，加入干草、树叶、木屑、麦秆、草炭、锯屑及肥料等土壤调理剂以提供微生物生长的营养，并且用石灰调节其pH ，为微生物的生长代谢提供良好的环境以促进污染物的降解。生物堆处理污染土

[24]壤时有较高的效率。毛丽华等应用生物堆肥法修复油田污染土壤， 40d 后原油去除率达

45%。生物堆肥法可提高土壤的渗透性，改善土壤质量，缩短污染土壤的修复时间。

5.3 生物反应器

生物反应器是一种特定设计制作的容器，可将污染土壤置于其中，利用微生物的代谢作用可实现对污染物的降解。生物反应器能够使微生物和土壤均匀混合，极大地增加微生物与

[25]污染物的接触率，从而提高修复效率。Moscoso 等在连续搅拌釜内加入葡萄球菌和芽孢

杆菌，采用补料-分批培养的方式降解含菲、芘及苯[a]并蒽的土壤，经过培养发现菲、芘和

[26]苯[a]并蒽的降解率都接近100%。Wang 等对两-液-相反应器中土著微生物群修复PAHs 污

染土壤的性能做了研究，以硅油作为有机相增加PAHs 的可生物利用性，结果发现萘、芴、菲、蒽、荧蒽、芘在4 ~ 50 d 可以被生物完全地降解；高环PAHs 在经过几个延滞期后也迅速的得到降解。另外，向生物反应器中加入有机废弃物可以强化微生物对PAHs 污染土壤的修复。

6 展望

土壤多环芳烃的污染和修复一直是人们关注的热点，虽然多环芳烃的修复研究已取得一定成果，但还有很多方面需要进一步深入探索。例如：1）筛选或培育出具有更高 PAHs 降解能力的微生物，并能够对土壤中高环数PAHs 实现高效去除；2）深入研究3环以上PAHs 的微生物厌氧降解机制；3）分析微生物降解PAHs 的最适环境因素和工艺过程参数，进行中试试验评估技术可行性，优化修复技术体系，以便将其应用到实际工程项目，提高修复效率。

参考文献：

[1] 曹云者, 柳晓娟, 谢云峰 et al. 我国主要地区表层土壤中多环芳烃组成及含量特征分析[J].

环境科学学报. 2012, (01): 197-203.

[2] Zhang YX, Tao S, Shen HZ et al. Inhalation exposure to ambient polycyclic aromatic

hydrocarbons and lung cancer risk of Chinese population[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America. 2009, 106(50): 21063-21067.

[3] Xu SS, Liu WX, Tao S. Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China[J].

Environmental Science & Technology. 2006, 40(3): 702-708.

[4] Wang XT, Miao Y, Zhang Y et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban soils of the

megacity Shanghai: Occurrence, source apportionment and potential human health risk[J]. Science of the Total Environment. 2013, 447: 80-89.

[5] Zhang J, Zhang HW, Zhang CG. Effect of Groundwater Irrigation on Soil PAHs Pollution

Abatement and Soil Microbial Characteristics: A Case Study in Northeast China[J].

Pedosphere. 2010, 20(5): 557-567.

[6] 邹德勋, 骆永明, 滕应 et al. 多环芳烃长期污染土壤的微生物强化修复初步研究[J]. 土壤.

2006, (05): 652-656.

[7] Zeng J, Lin XG, Zhang J et al. Isolation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)-degrading

Mycobacterium spp. and the degradation in soil[J]. Journal of Hazardous Materials. 2010, 183(1-3): 718-723.

[8] Balachandran C, Duraipandiyan V, Balakrishna K et al. Petroleum and polycyclic aromatic

hydrocarbons (PAHs) degradation and naphthalene metabolism in Streptomyces sp

(ERI-CPDA-1) isolated from oil contaminated soil[J]. Bioresource Technology. 2012, 112: 83-90.

[9] Hadibarata T, Kristanti RA. Fate and cometabolic degradation of benzo[a]pyrene by white-rot

fungus Armillaria sp. F022[J]. Bioresource Technology. 2012, 107: 314-318.

[10] Moody JD, Freeman JP, Doerge DR et al. Degradation of phenanthrene and anthracene by cell

suspensions of Mycobacterium sp strain PYR-1[J]. Applied and Environmental Microbiology. 2001, 67(4): 1476-1483.

[11] Hammel KE, Gai WZ, Green B et al. Oxidative-Degradation of Phenanthrene by the

Ligninolytic Fungus Phanerochaete-Chrysosporium[J]. Applied and Environmental

Microbiology. 1992, 58(6): 1832-1838.

[12] Bezalel L, Hadar Y, Cerniglia CE. Enzymatic mechanisms involved in phenanthrene degradation

by the white rot fungus Pleurotus ostreatus[J]. Applied and Environmental Microbiology. 1997, 63(7): 2495-2501.

[13] Annweiler E, Michaelis W, Meckenstock RU. Identical ring cleavage products during anaerobic

degradation of naphthalene, 2-methylnaphthalene, and tetralin indicate a new metabolic

pathway[J]. Applied and Environmental Microbiology. 2002, 68(2): 852-858.

[14] Hatzinger PB, Alexander M. Effect of Aging of Chemicals in Soil on Their Biodegradability and

Extractability[J]. Environmental Science & Technology. 1995, 29(2): 537-545.

[15] 刘魏魏, 尹睿, 林先贵 et al. 生物表面活性剂强化微生物修复多环芳烃污染土壤的初探[J].

土壤学报. 2010, (06): 1118-1125.

[16] Boyd TJ, Montgomery MT, Steele JK et al. Dissolved oxygen saturation controls PAH

biodegradation in freshwater estuary sediments[J]. Microbial Ecology. 2005, 49(2): 226-235.

[17] Pietikainen J, Pettersson M, Baath E. Comparison of temperature effects on soil respiration and

bacterial and fungal growth rates[J]. Fems Microbiology Ecology. 2005, 52(1): 49-58.

[18] Maliszewskakordybach B. THE EFFECT OF TEMPERATURE ON THE RATE OF

DISAPPEARANCE OF POLYCYCLIC AROMATIC-HYDROCARBONS FROM SOILS[J]. Environmental Pollution. 1993, 79(1): 15-20.

[19] Zhao HP, Wu QS, Wang L et al. Degradation of phenanthrene by bacterial strain isolated from

soil in oil refinery fields in Shanghai China[J]. Journal of Hazardous Materials. 2009,

164(2-3): 863-869.

[20] Kastner M, Breuer-Jammali M, Mahro B. Impact of inoculation protocols, salinity, and pH on

the degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and survival of PAH-degrading bacteria introduced into soil[J]. Applied and Environmental Microbiology. 1998, 64(1):

359-362.

[21] Stapleton RD, Savage DC, Sayler GS et al. Biodegradation of aromatic hydrocarbons in an

extremely acidic environment[J]. Applied and Environmental Microbiology. 1998, 64(11):

4180-4184.

[22] Ye DY, Siddiqi MA, Maccubbin AE et al. Degradation of polynuclear aromatic hydrocarbons by

Sphingomonas paucimobilis[J]. Environmental Science & Technology. 1996, 30(1): 136-142.

[23] Mahmoudi N, Porter TM, Zimmerman AR et al. Rapid Degradation of Deepwater Horizon

Spilled Oil by Indigenous Microbial Communities in Louisiana Saltmarsh Sediments[J].

Environmental Science & Technology. 2013, 47(23): 13303-13312.

[24] 毛丽华, 刘菲, 马振民 et al. 生物通风堆肥法修复原油污染土壤的实验研究[J]. 环境科学

学报. 2009, (06): 1263-1272.

[25] Moscoso F, Teijiz I, Sanroman MA et al. On the Suitability of a Bacterial Consortium To

Implement a Continuous PAHs Biodegradation Process in a Stirred Tank Bioreactor[J].

Industrial & Engineering Chemistry Research. 2012, 51(49): 15895-15900.

[26] Wang CY, Wang F, Wang T et al. PAHs biodegradation potential of indigenous consortia from

agricultural soil and contaminated soil in two-liquid-phase bioreactor (TLPB)[J]. Journal of Hazardous Materials. 2010, 176(1-3): 41-47.