韋 璇, 郝雅蕎, 李 光, 牛世莉, 王升厚,4, 趙洪新

(1.沈陽師范大學 生命科學學院，遼寧 沈陽 110034；2.浙江理工大學生命科學學院 浙江省植物與次生代謝重點實驗室，浙江 杭州 310018；3.河南大學 生命科學學院，河南 開封 450000；4.沈陽師范大學 教學實驗中心，遼寧 沈陽 110034)

多環(huán)芳烴(Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)是一種分子結(jié)構(gòu)中含有2個或2個以上苯環(huán)并以線性、角狀、簇狀排列的有機物。主要來源于化石燃料的不完全利用及木材、煙草、有機高分子等有機物不完全燃燒時產(chǎn)生的揮發(fā)性碳氫化合物，是危害嚴重的環(huán)境污染物之一[1]。菲是PAHs的模式化合物，由三個苯環(huán)以彎接方式排列組成，是PAHs污染物的主要成分之一。環(huán)境監(jiān)測表明，由于化石燃料的長期大量使用，導致菲廣泛分布在環(huán)境中，包括大氣、土壤、河流、植物等，甚至在青藏高原的冰川中都有其存在[2]。而一旦菲進入動物、植物及人體后會使生物體內(nèi)自由基和超氧化陰離子增加，改變動、植物的抗氧化防御體系，導致人體器官發(fā)生氧化作用，最終破壞DNA，引起機體癌變[3]。加之高沸點、低溶點、低生物利用性及難降解等特征，使菲在治理PAHs污染土壤中成為清除重點和難點。目前修復菲污染的方法主要有物理修復、化學修復及生物修復[4]。物理修復是通過電極或超聲波，使菲在電極處富集或者從土壤表面解析出來,其優(yōu)點是清潔環(huán)保，無二次污染，但工作時間長、效率低；化學修復是通過向土壤中施灑一些化學氧化劑，使菲發(fā)生一些氧化分解反應，變成低毒、無毒的小分子，但氧化劑

會在土壤表面殘留，造成二次污染；植物、動物、微生物是生物修復的三大主體，它們可以單獨或聯(lián)合完成菲的降解過程。微生物單獨修復是通過利用以菲為唯一無機碳源的專性降解菌，在細胞吸收菲后，通過胞內(nèi)代謝，將菲轉(zhuǎn)化或分解成二氧化碳和水；或是利用能夠吸收環(huán)境中菲的根際微生物，與植物聯(lián)合作用，以及土壤動物等的協(xié)同作用對菲污染土壤進行修復。相較于物理、化學手段，微生物修復具有低成本、高效率、無二次污染、能源消耗少、作用污染物底物廣、綠色環(huán)保等特點，被認為是經(jīng)濟、有效、環(huán)保的修復技術(shù)[5]。 本文對微生物修復菲污染中降解菌的菌屬、不同菌的降解機理、分子機制、影響降解的因素等方面進行總結(jié)歸納，為進一步開發(fā)高效菲降解微生物提供參考。

1 降解多環(huán)芳烴菲的微生物菌屬

研究發(fā)現(xiàn)部分細菌、真菌、藻類可以利用菲作為碳源進行生長。菲分子通過微生物的代謝利用，最終轉(zhuǎn)化降解成一些低毒的小分子或二氧化碳，特別是細菌在菲降解過程中發(fā)揮著主要作用[4]。

1.1 原核微生物

目前能降解菲的細菌約有19個屬， 見表1。

表1 降解菲的細菌屬

其中羅雪梅等[5]用枯草芽胞桿菌(Bacillussubtilis)吸附濕地土壤中PAHs污染物，結(jié)果表明枯草芽胞桿菌對菲的去除率達到98%。楊智臨等[15]利用生物共代謝法降解石油污染土壤中的萘、菲發(fā)現(xiàn)，紅球菌屬以菲為共代謝基質(zhì)降解萘的最高去除率達到86%，而以萘為共代謝基質(zhì)降解菲的最高去除率為42%。張帆[6]對華北亞粘土4種菲降解菌(假單胞菌、紅球菌、馬賽菌及假紅育菌屬)降解菲能力研究中發(fā)現(xiàn)，菲降解能力依次為假單胞菌>紅球菌>馬賽菌>假紅育菌屬。雷萍等[16]在研究焦化廢水降解過程中發(fā)現(xiàn)，黃桿菌屬菲降解能力較降解萘、吡啶、芘的能力最大，達到99%,而萘、吡啶、芘的降解率分別為93%、90%、72.5%。伯克氏菌屬(Burkholderia)也是一種典型的菲降解菌，對高濃度菲具有很好的耐受性，而氣單孢菌屬(Aeromonas)、類諾卡氏菌屬(Nocardia)、弧菌屬(Vibrio)對菲的專一性較強[17]。

1.2 真核微生物

降解菲的真核生物相較原核生物的數(shù)量較少，能降解菲的菌屬有黃胞原毛平革菌屬(Phanerochaetechrysosporium)、曲霉屬(Aspergillus)、紅酵母屬(Rhodotorula)、擔子菌屬(Basidiomycotina)和半知菌屬(Imperfect)等。其中白腐擔子菌具有高效的 PAHs 降解能力，降解底物范圍廣[18]。真菌不同于細菌，主要是通過和其他生物的協(xié)同作用對多環(huán)芳烴進行降解。研究表明，在PAHs 污染土壤中同時接種真菌和細菌的去污效果，要優(yōu)于真菌或細菌單接種[19]。這是因為雙接種情況下真菌對多環(huán)芳烴進行氧化，形成了便于細菌吸收和利用的氧化態(tài)物質(zhì)，間接增加了降解效率，例如土壤中蒽經(jīng)白腐真菌氧化后的產(chǎn)物其細菌礦化速率明顯高于未經(jīng)白腐真菌氧化蒽的礦化速率，反過來這些細菌產(chǎn)生的表面活性物質(zhì)、生長因子等又可以促進真菌的生長[20]。除此之外，真菌還可以和某些植物產(chǎn)生協(xié)同作用，尤其是一些植物內(nèi)生菌，能夠促進植物吸收土壤中的多環(huán)芳烴，從而起到降解污染物的作用。有關(guān)真菌和其他生物的協(xié)同作用，在清除土壤污染物，降低環(huán)境中有害物質(zhì)等方面已經(jīng)成為較熱的研究方向。

2 降解機理

有機污染物菲能夠被降解，一是因為它自身能充當微生物生長所必須的碳源，微生物細胞表面的親脂區(qū)或分泌的活性物質(zhì)，都會使菲順利進入細胞，通過一系列降解酶的催化被微生物利用；二是微生物將多環(huán)芳烴與其他有機質(zhì)進行共代謝，污染土壤是一個多種污染物并存的復雜環(huán)境，共降解是實現(xiàn)部分有機污染物降解的重要途徑，污染物被轉(zhuǎn)化為容易降解的中間產(chǎn)物，繼而得到最終的降解。

2.1 細菌降解機制

2.1.1 好氧降解 有氧條件下菲在菌體細胞內(nèi)有兩種降解途徑：鄰苯二甲酸途徑和水楊酸途徑。菲經(jīng)兩種途徑轉(zhuǎn)化為甲酸或水楊酸后進入三羧酸循環(huán)，最終實現(xiàn)完全降解。當菲進入細胞時，在雙加氧酶的作用下，3、4位碳上會被引入2個氧原子，經(jīng)過氧化生成順-3,4-二氫二羥基菲后，再經(jīng)過一系列酶的脫氫、氧化、再脫氫的作用，形成1-羥基-2-萘甲酸。1-羥基-2-萘甲酸是一個“分水嶺”性的物質(zhì)，對于只能利用菲不能利用萘的細菌，之后進入鄰苯二甲酸途徑，而對于同時能利用菲、萘的細菌，之后轉(zhuǎn)向水楊酸途徑(如圖1、圖2)。

以芽胞桿菌為例：菲轉(zhuǎn)化為1-羥基-2-萘甲酸后，在1-羥基-2-萘甲酸雙加氧酶作用下，生成反式2-羧基苯并丙酮酸，通過酸縮水合酶的作用生成2-羧基苯甲酸，2-羧基苯甲酸在脫氫酶作用下，生成鄰苯二甲酸，再經(jīng)過鄰苯二甲酸加氧酶形成原兒茶酸，產(chǎn)物進入三羧酸循環(huán)，最終轉(zhuǎn)化為二氧化碳和水[21-22]。

以假單胞菌屬為例：1-羥基-2-萘甲酸經(jīng)1-羥基-2-萘甲醛羥化酶轉(zhuǎn)化為 1,2-二羥萘，1,2-二羥萘在1,2-二羥萘雙加氧酶作用下生成 2-羥-2H-苯并吡喃-2-羧酸后，經(jīng)過2-羥-2氫-苯并吡喃-2-羧基異構(gòu)酶、順-o-羥基苯脫萘丙酮酸水合-醛縮酶及水楊醛脫氫酶催化作用下生成水楊酸，水楊酸被水楊酸羥化酶、鄰苯二酚-1,2-雙加氧酶轉(zhuǎn)化成琥珀酸和乙酰輔酶A最終進入三羧酸循環(huán)[23]。

2.1.2 厭氧降解 當氧氣不足時，不同微生物選擇進入不同厭氧還原體系完成菲的降解。根據(jù)終電子受體不同可將厭氧微生物降解 PAHs 的反應體系分為反硝化還原反應體系、硫酸鹽還原反應體系、金屬還原反應體系和產(chǎn)甲烷還原反應體系等。其中以硝酸鹽或硫酸鹽為電子受體的研究相對較多。 反硝化還原反應體系是指降解過程中反硝化細菌將大量自由電子傳遞給不同類型的硝酸鹽受體，從而完成厭氧微生物對PAHs的降解。1988年Miheleic等[24]就觀察到了萘在反硝化還原反應體系下的降解現(xiàn)象，隨后越來越多具有降解PAHs功能性的反硝化菌株或菌群逐漸被分離。Rockne等[25]從海洋沉積物的流動床系統(tǒng)中分離得到萘降解菌株，在厭氧及硝酸鹽供給充足的條件下萘的降解率實現(xiàn)最大化，同時菲的降解率最高達到96%。

硫酸鹽還原反應體系是以硫酸鹽為最終電子受體，有研究發(fā)現(xiàn)相對其他受體，硫酸鹽為電子受體時微生物對多環(huán)芳烴的降解效果最為顯著[26]。Hayes等[27]向含有PAHs的海洋沉積物中添加硫酸鹽抑制劑，發(fā)現(xiàn)沉積物中PAHs不再被降解，從而證明硫酸鹽是決定降解進程的關(guān)鍵因素。Tsai等[28]對1組硫酸鹽還原菌群進行21 d的培養(yǎng)觀察，發(fā)現(xiàn)88%的芴和65%的菲被生物轉(zhuǎn)化利用。

降解過程是生物代謝的一種形式，其速率受兩個方面的影響：一方面，腺苷三磷酸提供了微生物細胞完成降解作用所必須的能量，故其產(chǎn)生的“多少”和“快慢”直接影響菲的降解速率；另外一方面，電子受體的不同決定降解途徑的不同，從而導致降解速率的差異。好氧降解直接以氧氣為電子受體，對低環(huán)多環(huán)芳烴菲表現(xiàn)出較高的降解速率[17]，而厭氧降解則以硝酸鹽、硫酸鹽、金屬離子(Fe2+、Mn2+)和甲烷等為電子受體，能將多環(huán)芳烴菲徹底轉(zhuǎn)化為CO2，但歷時較長、對受體有最適范圍，過高或者不足都會對降解產(chǎn)生抑制作用[29]。

2.2 真菌的降解機理

真菌降解多環(huán)芳烴菲也存在兩種途徑：一條途徑是由木質(zhì)素降解酶系引導的，另一條是通過單加氧酶系實現(xiàn)的。兩條途經(jīng)最大的區(qū)別是前者為胞外降解，后者則為胞內(nèi)降解[30-31]。

真菌向胞外分泌木質(zhì)素降解酶系(木質(zhì)素過氧化物酶、錳過氧化物酶和漆酶)，這些酶的底物專一性較弱，除了利用木質(zhì)素、纖維素外還可以催化包括 PAHs 在內(nèi)的許多有機污染物[32]。當污染物菲存在時，菲苯環(huán)的9、10碳位上被引入2個氧原子，經(jīng)木質(zhì)素降解酶系氧化變成醌，然后經(jīng)過加氫、脫水等作用使苯環(huán)開環(huán)形成鄰苯二甲酸，進一步形成二氧化碳。

細胞色素 P-450 單加氧酶是真菌參與降解反應的另一個關(guān)鍵酶。這種酶在菲苯環(huán)的9、10碳位上加1個氧原子形成環(huán)狀有機物，然后經(jīng)環(huán)氧化物水解酶催化水合形成反式二氫二羥基化中間體[33]，再經(jīng)過2次脫氫轉(zhuǎn)化成醌，之后發(fā)生的反應與木質(zhì)素降解酶參與的反應相同。

真菌可以通過以上機制直接礦化 PAHs。但是，很少能觀察到真菌對 PAHs 獨立進行礦化[34]，大部分情況是真菌與其他生物以協(xié)同作用的方式，實現(xiàn)對 PAHs 的最終降解?？傊瑹o論是細菌還是真菌對多環(huán)芳烴菲的降解都是使菲苯環(huán)加氧發(fā)生氧化開環(huán)，真菌大部分都是在9、10碳位上加氧(K區(qū))，而細菌是在菲的3、4號碳位上加氧，形成中間產(chǎn)物，進一步被消耗利用。

圖1 好氧細菌菲轉(zhuǎn)化形成1-羥-2-萘甲酸過程Fig.1 Phenanthrene transform into 1-hydroxy-2-naphthoic acid process in aerobic bacteria

圖2 1-羥-2-萘甲酸分別通過2條途經(jīng)進行代謝Fig.2 1-hydroxy-2-naphthoic acid is metabolized by two pathways

2.3 共代謝機制

共代謝又名共氧化或共降解，最早由Leadbetter和Foster提出[35]。1963年Jensen將其內(nèi)涵擴展并正式提出了共代謝的概念：微生物在有其他生長基質(zhì)存在的條件下，酶活性增強，降解非生長基質(zhì)的效率提高。共代謝作為多環(huán)芳烴的另一種降解機制主要包括以下四個特征：①微生物能夠同時利用兩種基質(zhì)，第一種基質(zhì)容易利用并提供生長所必須的碳源和能源，第二種基質(zhì)降解釋放的能量不為微生物所用；②難降解的有機污染物通常充當?shù)诙N基質(zhì)；③兩種基質(zhì)之間存在競爭現(xiàn)象；④共代謝反應存在幾種關(guān)鍵酶，不同類型微生物關(guān)鍵酶功能都是相似的。

2.3.1 多環(huán)芳烴共代謝途徑 研究表明PAHs的苯環(huán)數(shù)越高其生物降解性越差，故高環(huán)的PAHs主要以共代謝的方式被微生物利用[36]。代謝具體

過程為雙加氧酶將氧氣以原子的形式加在多環(huán)芳烴苯環(huán)的碳碳鍵上形成碳氧鍵，轉(zhuǎn)化成中間產(chǎn)物順-二醇，經(jīng)過輔酶NADH脫氫酶的作用轉(zhuǎn)化成鄰苯二酚，最終使苯環(huán)斷裂，而苯環(huán)數(shù)的減少加速了微生物對其的利用。

2.3.2 多環(huán)芳烴共代謝基質(zhì) 可選用作多環(huán)芳烴的共代謝基質(zhì)要滿足三個條件：此種物質(zhì)能用來維持多環(huán)芳烴降解菌生長，而不容易被其他降解菌消耗；與目標底物或中間代謝產(chǎn)物結(jié)構(gòu)相似；相對毒性較低，價格便宜，能夠明顯提高降解率[37-38]，如水楊酸﹑鄰苯二甲酸﹑乙酸鹽，其中鄰苯二甲酸是細菌降解PAHs時常用的共代謝基質(zhì)。除了添加化學共代謝基質(zhì)外，作為植物-微生物協(xié)同修復系統(tǒng)，植物根系分泌物也可以為微生物提供碳源，作為PAHs的共代謝基質(zhì)。

表2 多環(huán)芳烴共代謝基質(zhì)

3 分子水平的研究

微生物降解作為去除土壤PAHs的主要方式，對其研究重點不再停留于單一尋找降解菌屬，而是深入探究其遺傳調(diào)控機制的同時構(gòu)建高效工程菌。隨著研究范圍的不斷擴大，對分子水平上的認識也在不斷完善，如降解酶簇種類、編碼基因及基因坐落位置和關(guān)鍵基因的克隆等方面。

3.1 降解酶簇種類

微生物降解菲是通過細胞內(nèi)一些酶促反應實現(xiàn)的。細菌利用雙加氧酶而真菌依賴單加氧酶[43]。這些降解酶都存在兩個特性：一是降解酶的表達依賴降解物的誘導；二是降解酶的底物專一性差。如惡臭假單胞菌(PseudomonasputidaOUS82)，同一種雙加氧酶可以同時氧化菲、萘，而且此酶經(jīng)過萘的誘導后又可以將多種芳香烴氧化成酚性物質(zhì)如蒽、聯(lián)苯、硫芴、苯并苊等[44]。以細菌為例，降解菲的過程主要涉及兩種關(guān)鍵酶，分別是羥基化雙加氧酶和鄰苯二酚雙加氧酶。

3.1.1 羥基化雙加氧酶 羥基化雙加氧酶 (ring-hydroxylating dioxygenase, RHO) 是細菌在降解菲代謝過程中的關(guān)鍵酶之一。由末端氧化酶 (terminal oxygenase) 和鐵氧還蛋白(ferredoxin)，以及鐵氧還蛋白還原酶 (ferredoxin reductase) 三部分功能蛋白組成的依賴NAD(P)H的酶系統(tǒng)[45]。其中末端氧化酶是由ɑ亞基(含有鐵硫中心和單核鐵原子結(jié)構(gòu)域)和β亞基構(gòu)成的六聚體結(jié)構(gòu)，具有催化和識別底物的作用[46]，鐵氧還蛋白和鐵氧還蛋白還原酶負責加氧過程中電子的傳遞。 羥基化雙加氧酶可以催化分子氧完成對芳香環(huán)的攻擊形成羥基化產(chǎn)物。在加氧的過程中，末端氧化酶、鐵氧還蛋白、鐵氧還蛋白還原酶組成了一條電子傳遞鏈，鐵氧還蛋白還原酶將來自NADH的兩個電子傳給鐵氧還蛋白，由鐵氧還蛋白傳遞給具有催化和識別功能的末端氧化酶來處理。

3.1.2 鄰苯二酚雙加氧酶 鄰苯二酚雙加氧酶可以催化羥基化的底物使菲徹底開環(huán)，是降解代謝途徑另一個關(guān)鍵酶。包括鄰苯二酚1,2-雙加氧酶、鄰苯二酚2,3-雙加氧酶。前者屬于內(nèi)二元醇雙加氧酶，可以催化鄰苯二酚轉(zhuǎn)化為順,順-粘糠酸，斷裂發(fā)生在兩個羥基之間；后者屬于外二元醇雙加氧酶，催化鄰苯二酚轉(zhuǎn)化為2-羥基己二烯半醛，斷裂發(fā)生在某個羥基一側(cè)并且需要Fe2+的協(xié)助，由于C23O的活性依賴Fe2+， 在反應過程中部分Fe2+會被氧化成Fe從而使C23O的活性受到了影響，因此C23O催化的開環(huán)反應是芳香化合物降解的限速步驟[47]。在假單胞菌屬中C12O和C23O同時存在。

3.2 降解基因

3.2.1 降解基因的種類 目前能降解多環(huán)芳烴菲的基因家族包括phd、phn、nid、nag等。其中研究最多的是phd、phn基因家族。phd基因在從毛單胞菌中的基因序列為phdAbAaBAcA dDE，其中phdAb 基因編碼鐵氧化還原蛋白，phdAa基因編碼鐵氧化還原蛋白還原酶，phdB基因編碼順式-二羥基脫氫酶，phdAc和phdAd基因分別編碼鐵硫蛋白(ISP)的大(α)、小(β)亞基，phdD 基因編碼異構(gòu)酶，phdE 基因編碼水合酶-醛縮酶。phn基因由9個開放閱讀框(ORFs)組成，順序為phnRSFECDAcAdB，其中phnR、S 是調(diào)控基因，phnF基因編碼乙醛脫氫酶，phnE 基因編碼水合酶-醛縮酶，phnC 基因編碼外源型雙加氧酶，phnD 基因編碼異構(gòu)酶，phnAc基因和phnAd基因分別編碼起始雙加氧酶鐵硫蛋白(ISP)的大(α)、小(β)亞基，phnB基因編碼二羥基脫氫酶[48]。

3.2.2 降解基因的位置phn、phd、nid和nag基因家族等存在位置的多樣性，可能位于染色體上，或是存在于質(zhì)粒中，也可能兩者兼有。當功能基因底物越復雜、降解對象含有的芳香環(huán)數(shù)量越多，其所在的操縱元就會越大，這時一般小質(zhì)粒不能承載，通常由染色體或兩者共同負擔。表3為不同降解基因編碼的蛋白及存在的位置[49-51]。

3.3 功能基因的研究

有關(guān)菲降解基因的研究已取得長足的進步，很多實驗室從不同菌種中克隆得到了部分降解菲的基因片段并進行了功能驗證。Pinyakong等[52]在Sphingomonassp. P2的兩個酶切片段上得到鐵硫蛋白的大小亞基基因及編碼鐵氧還蛋白和鐵氧還蛋白還原酶基因。Kiyohara等[53]在Pseudomonas82的染色體DNA上得到pahAa、b、c、d及pahB、C、D、E、F的基因片段。Saito等[54]在Pseudomonasputida中成功克隆了Nah基因。趙和平[55]從PseudomonasputidaNCIB9816-4中克隆了nahAa、nahAb 、nahAc、nahAd 四個基因，分別編碼該雙加氧酶的三個組分Nap還原酶、Nap鐵氧還蛋白、鐵硫蛋白大小亞基。

表3 不同降解基因編碼的蛋白及存在的位置

4 影響微生物的修復因素

溫度、pH、氧氣、生物利用性及微生物本身活性，都是影響生物修復的關(guān)鍵因素。微生物修復菲污染的過程，實際是一系列化學酶促反應的過程，溫度、pH都會影響酶的活性，從而直接影響整個降解過程。環(huán)境中氧氣的濃度決定了參與反應的微生物類型及降解反應速率的快慢，一般好氧降解比厭氧降解速率更快[56]。因此菲的降解與微生物的性質(zhì)及環(huán)境密切相關(guān)[57]，見表4。

4.1 菲的生物利用性

土壤中的多環(huán)芳烴菲不是以游離態(tài)存在，而是易于與土壤中的有機質(zhì)共價結(jié)合，呈現(xiàn)一種難解析的結(jié)合態(tài)。研究表明，只有溶于水的PAHs才能被胞內(nèi)代謝所利用， 所以微生物很難利用結(jié)合狀態(tài)的菲，而且隨著時間的推移，菲與土壤有機質(zhì)的共價結(jié)合更為緊密，使微生物對污染物的生物有效性降低，解析作用變得更為緩慢[58-59]。 因此，菲的生物利用性是影響微生物降解的重要因素之一，并且呈現(xiàn)一定的正相關(guān)性。研究者嘗試投放表面活性劑如TW-80，來增加菲的生物利用性。結(jié)果表明，TW-80能提高 PAHs 的生物可利用性，提高其降解率[60]。Zhu 等也報道了生物表面活性劑可加快土壤中菲和芘的降解，但是化學表面活性劑很多具有一定的生物毒性，不僅影響土著微生物的種群結(jié)構(gòu)，也會使部分微生物產(chǎn)生耐藥性，還會造成二次污染，而且高濃度的表面活性劑，也會抑制細菌的降解作用[61-62]。另一方面，某些微生物自身就能產(chǎn)生表面活性物質(zhì)、胞外多糖等，這些物質(zhì)被分泌到細胞外后可提高環(huán)境中菲的水溶性，可提高自身在環(huán)境中攝取菲的總量和速率。Deziel發(fā)現(xiàn)微生物在降解 PAHs(萘、菲)過程中自身能產(chǎn)生以糖脂形式(鼠李糖脂混合物)存在的生物表面活性劑，促進 PAHs 的降解和微生物的生長[63]。

4.2 環(huán)境因素

4.2.1 溫度 溫度是影響微生物降解多環(huán)芳烴的重要因素之一。溫度的影響主要表現(xiàn)為兩方面：一是溫度影響微生物細胞內(nèi)降解酶的活性，從而影響多環(huán)芳烴的降解；二是溫度能夠改變菲在土壤中的溶解度，改變菲的生物利用性。降解反應和其他酶促反應一樣都要求達到最適酶活溫度，溫度過高、過低都不利于多環(huán)芳烴的降解反應進行。比如：雙加氧酶是多環(huán)芳烴降解過程中的關(guān)鍵酶，而這種酶活性的最適溫度是 40 ℃，當外界溫度較低時酶的活性受到抑制，溫度過高又使酶的結(jié)構(gòu)遭到破壞而失去活性，對菲的降解率勢必會有影響[64]。徐成斌等[65]在耳炎假單胞菌降解多環(huán)芳烴菲的研究中發(fā)現(xiàn)，當外界溫度達到30 ℃時，該菌對菲的降解率達到最大值，而低于或者超過30 ℃時降解率都會明顯下降 。 另一方面，溫度會影響土壤中的氧氣含量，同樣可改變菲的水溶性。Barbara早在1993年就發(fā)現(xiàn)，土壤中 PAHs 濃度會隨著溫度升高而減少[66]。

4.2.2 pH pH對微生物降解也有一定的影響。一方面微生物生長繁殖都有一個最適pH值，當達到最適pH時，微生物表現(xiàn)為生長迅速、繁殖旺盛，對菲的降解率也提高。祝儒剛等[67]研究發(fā)現(xiàn)pH對L2細菌的生長速度有明顯影響，當pH為7.4時，菌體的濕重達到最大 。王莉等[68]在對菲降解菌株降解條件的研究發(fā)現(xiàn)，當pH為9時分枝桿菌、敏捷食酸菌的菲降解率及菌體生長密度比pH為5時提高了4倍左右。另一方面，土壤 pH 值的變化對微生物的多樣性和種群結(jié)構(gòu)有一定影響，當 pH 降低時，土壤微生物多樣性下降，這對菲的降解十分不利。

4.2.3 氧氣 土壤中氧氣含量決定著微生物種群的結(jié)構(gòu)，影響好氧微生物、兼性微生物及厭氧微生物的種類，從而影響菲進入不同的降解途徑。菲既可以被好氧菌降解，也可以被一些反硝化細菌或者硫酸鹽還原菌所利用。在有氧條件下，菲被還原充當電子供體，提供的電子由氧分子接受，而在無氧條件是由硝酸鹽或硫酸鹽等為電子受體。Boyd等[69]測定了淡水河口底泥中含氧量多少對生物降解PAHs的影響，當溶解氧的含量高于 70%，PAHs的礦化率呈指數(shù)型增長，而溶解氧低于 40%時，PAHs 的礦化受到抑制，因此環(huán)境中氧的含量與多環(huán)芳烴的好氧降解有著重要的聯(lián)系。

4.3 微生物自身活性

不同微生物對菲降解的能力存在著一定的差別。同樣是在最優(yōu)化的條件下，不動桿菌的最大菲降解率為80%，而假單胞菌的最大菲降解率卻為86%[70]。而且土壤中的有機污染物并不是單一存在的，往往是呈現(xiàn)多種污染物混合的狀態(tài)，而在實驗室中篩選出的降解菌株對底物專一性強，在實際應用中降解效果就會受到影響，因此微生物的群落數(shù)量和種類會直接影響降解效率[71]。

表4 影響微生物修復的因素及作用機理

5 微生物與植物聯(lián)合修復

在土壤-植物-微生物組成的復合體系中，植物與微生物形成的互惠共生系統(tǒng)，共同降解有機污染物[72-73]。植物強大的根系為各種微生物的生長繁殖提供了理想的場所，而“寄居”在根際上的微生物通過不斷降解周圍環(huán)境中的有機污染物，為植物開拓了更多的生長空間。研究表明植物根際降解菌的多樣性及數(shù)量比非根際區(qū)高，代謝活性也比土著微生物強[74]。植物通過根際，將酶及一些有機酸釋放到土壤中，為根際微生物提供營養(yǎng)物質(zhì)，促進微生物的生長代謝，同時根際的分泌物能將有機污染物，從土壤表面分離出來便于微生物更好地利用[75-76]。高彥征等[77]利用黑麥草對多環(huán)芳烴污染土壤中的菲和芘進行降解時發(fā)現(xiàn)，種植黑麥草后土壤中菲和芘的降解率明顯增加，達到90.79%和89.21%，均顯著高于無植物對照。田林雙等[78]將一株植物內(nèi)生菌擬莖點霉單獨降解菲與水稻聯(lián)合降解進行對比發(fā)現(xiàn)，前者菲降解率為52.54%而采用聯(lián)合降解菲殘留濃度僅為對照組的 8.40%。劉世亮等[79]研究了種植黑麥草對土壤中多環(huán)芳烴菲的動態(tài)降解作用，結(jié)果顯示，當菲初濃度為200 mg/kg時，種植黑麥草土壤中菲的降解率為84.94%, 而不種植土壤中菲的降解率為67.60%，這可能因為種植黑麥草增強土壤中多種酶的活性(多酚氧化酶、脫氫酶和過氧化氫酶)同時增加了土壤中微生物生物量碳的含量，即提高了土壤中生物活性，從而加速了土壤中菲的降解 。

6 小 結(jié)

污染土壤中多環(huán)芳烴菲的去除，一直是研究的熱點和難點。這主要與菲的化學性質(zhì)及微生物降解能力有關(guān)。環(huán)境中的菲來源廣泛、蒸汽壓小、辛醇-水分配系數(shù)高，這些特征使其長期存在土壤中，不易被分解，通過食物鏈逐層傳遞及等級間不斷的累積，將會對食物鏈頂端的人類造成巨大的致癌威脅。近年來越來越多的菲降解菌被分離純化，相關(guān)的研究也有了很大的進展，但菌株之間的降解能力差別較大，對污染物降解的專一性強也是千差萬別。當環(huán)境中的有機污染物以混合狀態(tài)存在時，降解效果就有所下降，所以如何尋找和篩選高效、降解譜廣泛，對環(huán)境適應性強的優(yōu)良多環(huán)芳烴降解菌，一直是研究者關(guān)注的課題；其次實驗室分離純化培養(yǎng)降解菌的時間較長，如何通過結(jié)合物理、化學的手段增加工作效率也是值得思考和探討的方向；盡管單一菌株進行生物修復的研究日益活躍，降解機理也日益深入，但除了微生物修復，動物與微生物、植物與動物的聯(lián)合修復，也是一個很好的研究方向，對解決目前日益嚴重的多環(huán)芳烴污染問題，提供了新途徑。

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