陳浩敏，黃彩紅，李 偉，張 華，唐朱睿，李玉倩

（1. 桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣西 桂林 541004；2. 中國環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012；3. 中國環(huán)境科學(xué)研究院化學(xué)品生態(tài)效應(yīng)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)國家環(huán)境保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012）

多 環(huán) 芳 烴(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)作為典型的持久性有機(jī)污染物，自被發(fā)現(xiàn)以來一直廣受關(guān)注[1]。PAHs 由2 個(gè)或多個(gè)芳香環(huán)稠合排列，是一種廣泛存在的疏水性芳香族化合物[2]。大規(guī)模的工業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)，導(dǎo)致大量有機(jī)污染物被排放到環(huán)境中[3]，PAHs 因具有致癌性﹑致畸性﹑致突變性而受到密切關(guān)注[4]。

土壤PAHs 可以通過生物降解（如生物修復(fù)和植物修復(fù)）和非生物消耗（如揮發(fā)﹑吸附﹑光解和化學(xué)降解）來減少[5]。微生物參與土壤生態(tài)系統(tǒng)的能量循環(huán)和化學(xué)循環(huán)，其代謝活動(dòng)是降解有機(jī)污染物的主要推動(dòng)力[6]。盡管土壤PAHs 的生物修復(fù)技術(shù)研究已經(jīng)有了大量的實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)，但仍存在土壤中PAHs 的生物利用度低﹑土壤污染多變﹑降解菌代謝競爭等一系列問題[7]。本文對(duì)目前土壤PAHs 污染生物修復(fù)的研究現(xiàn)狀進(jìn)行概述，從PAHs 來源﹑降解機(jī)制﹑修復(fù)技術(shù)等方面，對(duì)相關(guān)的研究進(jìn)行歸納總結(jié)，分析當(dāng)前PAHs 污染處理的發(fā)展方向，以期為后續(xù)的研究提供參考。

1 土壤PAHs 污染的來源和危害

PAHs 由有機(jī)物的不完全燃燒而產(chǎn)生，來源主要有自然來源和人為來源。在工業(yè)化和城市化之前，PAHs 的主要來源是森林火災(zāi)和生物自然代謝[8]。隨著工業(yè)排放﹑廢物焚燒以及煤炭﹑石油和天然氣等化石燃料燃燒等人為活動(dòng)的增加，人為來源已經(jīng)遠(yuǎn)超自然來源，大量的PAHs 被釋放到環(huán)境中[9]。

生物質(zhì)燃燒時(shí)，生成的PAHs 會(huì)隨著火焰帶來的熱氣流上升而釋放到大氣中。PAHs 在空氣中會(huì)吸附于細(xì)小顆粒物上，而后顆粒物在雨水沖刷和大氣沉降的作用下，進(jìn)入水體或土壤[10]。大氣遷移被認(rèn)為是PAHs 遠(yuǎn)距離傳播最重要的途徑[11]。此外，煤礦粉塵﹑石油泄漏和尾氣排放等區(qū)域性污染，也是PAHs 重要的污染途徑[12]?；剂先紵p燃煤廠排放以及全球范圍內(nèi)的大氣遷移，都會(huì)促進(jìn)土壤中PAHs 的積聚[13]。

人類接觸PAHs 的主要途徑是皮膚接觸﹑口腔攝入和呼吸吸入。PAHs 具有親脂性和持久性，進(jìn)入人體后很容易在組織和器官內(nèi)積累，從而進(jìn)一步導(dǎo)致癌癥等疾病[14]。人體接觸PAHs 后會(huì)產(chǎn)生多種不良的身體反應(yīng)，短期接觸會(huì)導(dǎo)致皮膚炎癥和腸胃不適，長期暴露可能會(huì)出現(xiàn)心血管疾病﹑肺癌﹑腎功能退化和胎兒畸形[15-16]。根據(jù)相應(yīng)的環(huán)境濃度和毒性，美國環(huán)境保護(hù)局（US EPA）將129 種PAHs 中的16 種列為優(yōu)先控制環(huán)境污染物[17]。

2 土壤中PAHs 的生物降解

生物修復(fù)主要依靠植物和微生物（如細(xì)菌和真菌）來降解土壤和其他環(huán)境中的污染物。這類方法主要是通過植物或微生物的正常代謝活動(dòng)，對(duì)污染物進(jìn)行利用和轉(zhuǎn)化，從而將其降解為毒性較低的產(chǎn)物[18]。

表1 土壤PAHs 生物降解的優(yōu)缺點(diǎn)

2.1 細(xì)菌降解

細(xì)菌可以通過特定降解酶的降解機(jī)制來去除PAHs，是參與污染場地PAHs 降解最積極的微生物。長期受PAHs 污染的土壤中，往往存在多種降解細(xì)菌 如Pseudomonas﹑Acinetobacter﹑Arthrobacter﹑Sphingomonas﹑Bacillus[34-35]等，可在PAHs 的降解過程中發(fā)揮重要作用。細(xì)菌對(duì)PAHs 的降解主要有好氧和厭氧2種途徑。好氧將氧原子作為電子受體并裂解苯環(huán)，厭氧則將硫酸鹽﹑硝酸鹽或金屬離子作為電子受體進(jìn)行降解[36]。一般情況下，細(xì)菌降解PAHs 主要通過加氧酶來啟動(dòng)。加氧酶是細(xì)菌參與PAHs 好氧生物降解的主要手段，其氧化作用負(fù)責(zé)初始氧化和苯環(huán)裂解等關(guān)鍵降解步驟[37]。初始氧化通常由分子氧來啟動(dòng)苯環(huán)的酶促反應(yīng)，在加氧酶的催化下生成順式二氫二醇化合物，并在脫氫酶的作用下進(jìn)一步形成鄰苯二酚。這些二羥基化合物則通過鄰位或異位裂解途徑，被內(nèi)二醇或外二醇雙加氧酶裂解，生成兒茶酚等中間產(chǎn)物，之后進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為三羧酸循環(huán)的中間體。

2.2 真菌降解

與細(xì)菌不同，真菌沒有完備的PAHs 降解體系，只有部分真菌能將PAHs 降解為毒性較低的代謝物[38-39]。參與PAHs 生物降解的真菌，主要有白腐真菌和非木質(zhì)素溶解真菌2種，前者通過產(chǎn)生木質(zhì)素過氧化物酶和漆酶等木質(zhì)素來降解酶，后者則產(chǎn)生細(xì)胞色素P450 單加氧酶[40]。白腐真菌在細(xì)胞外分泌木質(zhì)素來降解酶，具有氧化PAHs 的能力，并具有廣泛的底物特異性，能夠同時(shí)氧化多類有機(jī)污染物[41]。木質(zhì)素降解酶通過產(chǎn)生羥基自由基來氧化PAHs，其產(chǎn)物能夠進(jìn)一步被細(xì)胞色素P450 加氧酶礦化[42]。Vieira 等人在BaP 的降解實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，Marasmillus sp.﹑Tinctoporellus sp.和Peniopora sp.有良好的降解效果。Omoni 等人在土壤中接種白腐真菌后，土壤PAHs 的礦化作用得到顯著增強(qiáng)。相對(duì)于細(xì)菌，真菌具有環(huán)境適應(yīng)力強(qiáng)﹑胞外酶的降解范圍廣等優(yōu)勢，是污染土壤生物修復(fù)的重要參與者。

2.3 微生物聯(lián)合降解

過去的研究證明，微生物很難同時(shí)擁有多種降解酶系，表明單一微生物只能承擔(dān)PAHs 降解途徑中的某個(gè)或某些節(jié)點(diǎn)。將具有不同代謝能力的微生物經(jīng)混合培養(yǎng)形成復(fù)合菌群，就能發(fā)揮各菌種的優(yōu)勢，組建完備的PAHs 降解鏈，從而獲得更好的污染耐受性和降解能力[43-44]。許多研究表明，添加復(fù)合菌群能夠有效去除土壤中的PAHs，從而為污染場地的生物修復(fù)提供良好的應(yīng)用框架[45-47]。與單一菌株相比，復(fù)合菌群表現(xiàn)出更強(qiáng)的適應(yīng)能力，尤其是污染物的降解效果有明顯提升[48]。由于PAHs 通常以混合物的形式存留在土壤中，低分子量PAHs 的降解可能會(huì)間接對(duì)高分子量PAHs 產(chǎn)生共代謝作用，從而促進(jìn)多種PAHs 的共同降解[49]。因此，生物修復(fù)通常不用分離單一菌株，而是用不同功能的菌株組成復(fù)合菌群[50-51]。Jambon 等人指出，細(xì)菌和真菌在有機(jī)污染物的降解中相輔相成，從而實(shí)現(xiàn)污染物的完全降解。Kumari 等人用Stenotrophomonas maltophilia﹑Ochrobactrum anthropi﹑Pseudomonas mendocina﹑Microbacterium esteraromaticum﹑Pseudomonas aeruginosa 及其混合物對(duì)PAHs 進(jìn)行降解，該混合菌群對(duì)萘（89.1%）﹑芴（63.8%）﹑菲（81%）﹑苯并[b]熒蒽（72.8%）的降解率遠(yuǎn)高于單菌。Pagakrong 等人在紅樹林沉積物中分離了5 種芘降解細(xì)菌(Novosphingobium pentaromativorans PY1﹑Mycobacterium spp. PO1 和PO2﹑Ochrobactrum sp. PW1和Bacillus sp. FW1)并構(gòu)建了復(fù)合菌群，群落內(nèi)部的協(xié)同作用使得其降解效率比任一單菌都高。

2.4 植物-微生物聯(lián)合降解

植物修復(fù)一般作為生物修復(fù)的輔助手段，是一種重要的原位修復(fù)技術(shù)。植物去除土壤污染物，一般分為植物富集﹑轉(zhuǎn)化﹑穩(wěn)定和根基微生物降解[52]。植物會(huì)向土壤中分泌各種酶（脫氫酶﹑加氧酶﹑過氧化物酶和水解酶），以轉(zhuǎn)化或降解PAHs，也可以為根系土壤提供水﹑氧氣和營養(yǎng)物質(zhì)，從而刺激微生物降解PAHs，因此土壤特性﹑污染物性質(zhì)﹑植物類型和季節(jié)性差異，都會(huì)影響植物修復(fù)的效果[53]。已有許多植物如景天﹑玉米﹑大麻和苜蓿等[54-56]，被應(yīng)用于有機(jī)物的污染修復(fù)。但植物修復(fù)在實(shí)際應(yīng)用過程中仍存在一定的局限性，例如修復(fù)周期長﹑植物生長緩慢﹑含毒植物難處理等[57]。因此，植物修復(fù)往往需要配合微生物進(jìn)行共同修復(fù)，利用微生物將污染物分解為無毒的簡單化合物。在沒有微生物參與的情況下，植物修復(fù)對(duì)土壤中PAHs 的去除效果不太理想。Hussain 等人發(fā)現(xiàn)，植物會(huì)改變根基土壤的pH，使微生物適應(yīng)環(huán)境，并進(jìn)一步刺激微生物的代謝活動(dòng)。在降解過程中，植物可以增加根基土壤的養(yǎng)分，提高微生物的活性，促進(jìn)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，要遠(yuǎn)優(yōu)于環(huán)境土壤的微生物，它們之間的相互作用降低了污染物的毒性，提高了去除效率。植物可以為微生物提供穩(wěn)定的有機(jī)物增強(qiáng)活性和污染耐受，微生物也能將污染物分解為無機(jī)鹽，改善植物的根系環(huán)境。

3 污染土壤生物修復(fù)的影響因素

3.1 土壤的物理化學(xué)性質(zhì)

微生物對(duì)生長環(huán)境有著很強(qiáng)的敏感性，土壤環(huán)境的優(yōu)劣會(huì)顯著影響生物修復(fù)技術(shù)的有效性，改良土壤環(huán)境是生物修復(fù)的重要輔助手段。除了微生物的自身代謝特性外，許多非生物因素如溫度﹑pH﹑含水率﹑營養(yǎng)物質(zhì)等，會(huì)通過干預(yù)降解功能微生物的生長和代謝來影響生物的修復(fù)過程。污染土壤中PAHs 的生物降解效率，在很大程度上取決于降解菌是否處于其降解活性的最佳環(huán)境條件[59]。生物刺激是通過控制土壤的非生物因素，優(yōu)化土壤生物降解所需的環(huán)境條件，來刺激微生物的降解能力[60]。增強(qiáng)土壤微生物代謝活性的常見手段，是施加肥料和微量營養(yǎng)元素，或直接改良土壤結(jié)構(gòu)。有研究表明[61]，向污染土壤中添加營養(yǎng)物質(zhì)，可以增加微生物的生物量，從而強(qiáng)化整體的微生物活性，提高污染物的降解率。Ali 等人[62]將醇類和植物油作為生物刺激劑， BaP 的降解率從36.9%提升至54.7%。Dell’Anno 等人[63]通過添加無機(jī)營養(yǎng)素，顯著提高了PAHs 的降解效率，且高分子量PAHs 的降解有更亮眼的表現(xiàn)。Li 等人[64]指出，季節(jié)變化帶來的溫度差異，可以通過調(diào)節(jié)生物降解來影響PAHs 的積累。根據(jù)Al-Hawash 等人[65]的實(shí)驗(yàn)，pH 的變化會(huì)影響Aspergillus sp.的降解效果，pH＝7 時(shí)可獲得最佳的降解效果。土壤的含鹽量也會(huì)影響微生物的生長﹑代謝功能和群落多樣性，尤其是酶促反應(yīng)會(huì)受到鹽度的影響，含鹽量為20%時(shí)，PAHs 雙加氧酶的活性有明顯下降[66]。

除了直接改變環(huán)境條件外，還可以通過添加土壤改良劑來綜合調(diào)整土壤性質(zhì)，并刺激功能微生物種群的生長和活性[67]。在污染土壤中，有機(jī)改良劑不僅有利于土壤的物理（容重﹑含水率等）﹑化學(xué)（陽離子交換能力﹑pH﹑污染物毒性）和生物（微生物活性）特性的改善，還能提供植物必需的養(yǎng)分，對(duì)土壤健康和植物生長都有積極影響[68]。生物炭是生物質(zhì)在高溫缺氧條件下生成的表面布滿小孔且富含碳的固體材料，作為一種熱門的土壤改良劑，生物炭具有較好的吸附性﹑比表面積和孔隙率，可以有效吸附土壤中的有機(jī)污染物，改善烴類降解菌的生存環(huán)境[69]，同時(shí)生物炭對(duì)土壤微生物群落的結(jié)構(gòu)和豐度變化有正面影響，可在土壤環(huán)境發(fā)生變化時(shí)，對(duì)微生物生存起到緩沖效果[70]。Zhao 等人[71]發(fā)現(xiàn)，生物炭可以改善土壤的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)，增強(qiáng)PAH-RHDα GN 基因的表達(dá)，提高土壤PAHs 的降解效果。Oleszczuk 等人[72]采用小麥秸稈生物炭進(jìn)行長期的田間修復(fù)試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)改良后的土壤中PAHs 減少了20%~25%。他們指出，生物炭和PAHs 的相互作用會(huì)慢慢減弱，同時(shí)污染土壤的潛在風(fēng)險(xiǎn)在減小。Haider 等人[73]在土壤中添加1%的小麥秸稈生物炭后，總PAHs 減少了30.3%。但生物炭的制備主要依靠高溫?zé)峤猓苽溥^程中會(huì)產(chǎn)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質(zhì)，破壞原有的群落結(jié)構(gòu)[74]，因此，在應(yīng)用土壤改良劑前，應(yīng)先評(píng)估其對(duì)降解效果的促進(jìn)作用，并確定最優(yōu)施加量，以發(fā)揮最大效益。

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，在很大程度上取決于降解微生物的最佳活性環(huán)境﹑污染物自身性質(zhì)以及污染物對(duì)微生物的生物利用度[75-77]。生物利用度通常定義為微生物在物理化學(xué)上可接近的物質(zhì)的量。生物修復(fù)利用微生物群體對(duì)污染物進(jìn)行降解﹑吸附和轉(zhuǎn)化，因此其生物利用度會(huì)影響和限制整個(gè)過程，被認(rèn)為是污染物生物修復(fù)的最關(guān)鍵因素之一[78-79]。土壤顆粒會(huì)吸附有機(jī)污染物，且自身性質(zhì)會(huì)隨著污染物類型的不同而發(fā)生變化。PAHs在土壤中的降解效果，受到低溶解度和正辛醇/水分配系數(shù)(lgKow)的影響，生物利用度在被土壤吸附后會(huì)降低。污染物被吸附后，其與微生物的傳質(zhì)作用受到限制，土壤較強(qiáng)的吸附使得兩者的接觸機(jī)會(huì)減少，從而增加了降解難度[80-81]。部分微生物可以在限定的環(huán)境條件下提高PAHs 的生物利用度，比如形成生物膜﹑分泌生物表面活性劑﹑改善細(xì)胞壁和細(xì)胞膜特性[82-83]等。隨著時(shí)間的推移，土壤顆粒和PAHs 的結(jié)合作用會(huì)增強(qiáng)，部分物質(zhì)被吸附后無法被微生物利用，導(dǎo)致生物利用度進(jìn)一步下降[84]。因此，有機(jī)污染物在土壤中的吸附和脫附，成為控制其微生物降解敏感性的主要因素。

表面活性劑可以通過降低表面張力和界面張力來增加污染物的溶解度和生物利用度，是生物降解中常見的添加劑。表面活性劑增效修復(fù)(Surfactant enhanced remediation，SER)是一種前景良好的生物降解輔助技術(shù)，研究者對(duì)不同類型﹑不同介質(zhì)的影響因素展開了大量研究[85-88]。根據(jù)親水基團(tuán)中的離子電荷，可以將表面活性劑分為非離子﹑陽離子﹑陰離子和兩性離子，其中非離子表面活性劑對(duì)PAHs 的增溶效果最好。袁笑等人對(duì)比了14 種表面活性劑對(duì)PAHs 的增溶效果，非離子表面活性劑的去除率較高，最高達(dá)78%。其中吐溫80 憑借更低的毒性和更好的增溶效果，成為應(yīng)用最廣泛的非離子表面活性劑之一[89]。Parab 和 Phadke[90]通過降解菌的培養(yǎng)證明，吐溫80 能增強(qiáng)細(xì)菌對(duì)PAHs 的吸收，促進(jìn)其生長。徐曉芳等人[91]在降解實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，吐溫80 不僅可以提高功能菌對(duì)菲和芘的降解效率，還能作為碳源被利用。Gharibzadeh 等人[92]使用吐溫80 對(duì)污染土壤進(jìn)行重復(fù)洗滌，并接種菌劑用于降解廢水中的菲，土壤中菲的去除率達(dá)到99%。對(duì)焦油污染場地PAHs 的解吸研究發(fā)現(xiàn)，在溶液中加入1%吐溫80 后，PAHs 的解吸提升了146 倍，進(jìn)一步說明表面活性劑能促進(jìn)被土壤顆粒吸附的PAHs 的解吸和去除[93]。

4 復(fù)合污染修復(fù)

工業(yè)生產(chǎn)和能源運(yùn)輸?shù)刃袨?，產(chǎn)生了大量被有機(jī)物和重金屬復(fù)合污染的場地，例如焦化廠﹑金屬冶煉廠﹑石油開采區(qū)和垃圾處理廠[94-96]等。重金屬和PAHs 作為復(fù)合污染土壤的典型代表，暴露后會(huì)對(duì)人體健康和生態(tài)系統(tǒng)造成毒性影響，且重金屬的生物積累也進(jìn)一步增加了生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[97-98]。據(jù)統(tǒng)計(jì)[99]，2005~2019 年，在全國455 個(gè)污染場地修復(fù)項(xiàng)目中，重金屬和PAHs 復(fù)合污染的場地占所有項(xiàng)目的47.7%。針對(duì)污水灌溉的研究發(fā)現(xiàn)[100-101]，污水中的PAHs 和重金屬會(huì)在灌溉區(qū)的土壤中積累，并會(huì)在植物的根和芽富集，增加人類的健康風(fēng)險(xiǎn)。由于這些污染共同作用于土壤環(huán)境的影響是復(fù)雜且長期的，修復(fù)難度會(huì)大大增加，因此，針對(duì)復(fù)雜特殊的污染場地，開發(fā)有效﹑可行的修復(fù)技術(shù)是非常必要的。

重金屬作為工業(yè)污染土壤中的“?？汀?，對(duì)土壤微生物的毒性不容忽視。重金屬對(duì)PAHs 降解的影響主要是通過2 種方式：1） 影響土壤酶的活性；2） 影響微生物的正常代謝過程[102-103]。胞外酶在PAHs 的降解中發(fā)揮重要作用，直接影響降解效率。有毒金屬離子會(huì)取代蛋白質(zhì)結(jié)合位點(diǎn)中正常的陽離子，或是直接與蛋白質(zhì)上的功能基團(tuán)結(jié)合，破壞其原有功能[104]。過去的研究表明，重金屬濃度高時(shí)會(huì)顯著抑制酶的活性，并進(jìn)一步影響微生物群落的功能。重金屬離子的增加還會(huì)使帶負(fù)電荷的微生物優(yōu)先吸附金屬陽離子，占據(jù)PAHs 的吸附位點(diǎn)[105]。此外，重金屬會(huì)抑制細(xì)胞膜中轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的基因表達(dá)，干擾微生物的營養(yǎng)吸收，限制其ATP 的產(chǎn)生[106]。PAHs和重金屬共存還具有協(xié)同細(xì)胞毒性，對(duì)土壤生物體構(gòu)成嚴(yán)重威脅[107]。在復(fù)合污染土壤中，降低重金屬的毒性是PAHs 生物修復(fù)的重要手段。石墨烯等納米材料因具有高表面積和豐富的官能團(tuán)，被作為優(yōu)質(zhì)吸附劑用于降低重金屬毒性，但這些材料對(duì)微生物群落及PAHs 降解的影響仍需展開進(jìn)一步的研究[108-109]。以往的研究從污染環(huán)境中分離了許多重金屬耐受菌，并通過陽離子交換﹑生物積累等方式固定重金屬，在細(xì)胞內(nèi)進(jìn)行生物轉(zhuǎn)化，降低其毒性[110]。使用合理有效的土壤改良劑和耐受重金屬的PAHs降解菌，是目前可行的復(fù)合污染修復(fù)策略，研發(fā)綠色改良劑﹑探索功能菌群環(huán)境響應(yīng)機(jī)制，對(duì)開發(fā)高效﹑持久﹑穩(wěn)定的生物修復(fù)手段具有重要意義。

5 總結(jié)與展望

本文從多個(gè)角度論述了土壤中PAHs 生物修復(fù)的方法以及存在的問題，包括PAHs 污染的現(xiàn)狀﹑生物降解機(jī)制﹑生物利用度的相關(guān)研究進(jìn)展等。目前，生物修復(fù)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測定，基于功能基因豐度和酶活性，從分子生物學(xué)角度解析單菌的修復(fù)性能，預(yù)測PAHs 的降解路徑和效率；2）高效復(fù)合降解菌群的構(gòu)建及其內(nèi)部生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的分析，利用微生物群落結(jié)構(gòu)﹑內(nèi)部相互作用和環(huán)境響應(yīng)機(jī)制，對(duì)群落的整體功能和活性進(jìn)行調(diào)控；3）生物炭等改良劑對(duì)PAHs 降解效率的影響，包括改良土壤環(huán)境﹑優(yōu)化營養(yǎng)結(jié)構(gòu)﹑降低生物毒性等，從而間接強(qiáng)化功能菌群的功能和活性；4）難降解烴類污染物和重金屬復(fù)合污染場地中生物修復(fù)的針對(duì)性研究，著重研究重金屬對(duì)PAHs 生物修復(fù)的干擾。但PAHs 的物理化學(xué)性質(zhì)使得它們的降解效率會(huì)受到各種因素的影響。學(xué)者們已對(duì)該領(lǐng)域進(jìn)行了大量的研究和實(shí)驗(yàn)，但仍存在許多研究空白，例如復(fù)雜污染環(huán)境中如何應(yīng)用微生物的解毒機(jī)制維持其降解效果，如何增強(qiáng)外源高效降解菌在土著微生物群落中的活性和競爭力，如何權(quán)衡土壤改良劑對(duì)土著微生物的潛在毒性等。在未來的研究中，應(yīng)進(jìn)一步挖掘微生物群落的降解調(diào)控機(jī)制和污染物生物利用度的增強(qiáng)手段，從環(huán)境針對(duì)性和技術(shù)可靠性角度出發(fā)，優(yōu)化和完善現(xiàn)有的土壤有機(jī)污染生物修復(fù)策略。