嗜鹽/耐鹽微生物對多環芳烴污染修復的研究進展

胡錦程

（河南大學邁阿密學院，河南開封 475004）

1 多環芳烴污染現狀

多 環 芳 烴（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是石油、有機大分子化合物等不完全燃燒時產生的一種揮發性碳氫化合物，穩定性高、疏水性強，在環境中不斷積累，具有“三致”效應，嚴重影響公共環境和人類健康。PAHs污染高發于油田與濱海地區。油田開采中，原油的散落往往會產生大量含鹽量較高的廢水[1]。土壤鹽堿化在我國西北和東北地區極為嚴重。西北的克拉瑪依油田、吐哈油田、青海油田和東北的大慶油田、吉林油田、遼河油田都是鹽堿化非常嚴重的地區。中部地區中，中原油田與大港油田附近土壤含鹽量約為7 g/kg，勝利油田含鹽量為8～18 g/kg[2]；而海洋石油污染大多來自于每年的石油泄漏和海上油輪事故。1973—2006年，中國沿海共發生大小船舶溢油2 635起，其中50 t以上重大船舶溢油事故69起，溢油總量37 077t[3]。2010年7月16日在我國大連新港發生的中石油污染，波及海域430萬平方千米，其中重度污染海域達12萬平方千米[4]。由于石油污染中的多環芳烴易累積，難以被生物降解，易發生遷移，因此近海土壤中PAHs污染也應當引起足夠重視。近年來，土壤鹽堿地PAHs污染修復越來越受到人類重視，其修復方式常包括物理、化學、生物修復，微生物修復技術因其環保效能好、價格低等優點被廣泛關注[1]。因此，綜述多環芳烴微生物修復的機理及嗜鹽/耐鹽微生物降解多環芳烴的影響因素，為嗜鹽/耐鹽微生物的多環芳烴修復提供理論支持和研究方向。

2 嗜鹽/耐鹽微生物對多環芳烴的降解

2.1 鹽堿地中可降解PAHs的微生物

微生物修復法是指微生物利用有機污染物，通過降解、吸收等方式使得高毒或結構復雜的有機污染物降到人類可接受的水平。與傳統的理化方法相比，微生物修復對多環芳烴污染的修復效果更好，對人類和環境影響更小。隨著世界各地鹽堿化程度的加重，降解多環芳烴的耐鹽和嗜鹽微生物的分離篩選得到了廣泛關注。目前已分離的能在鹽堿環境下降解PAHs的菌株集中在Bacillus、Halomonas、Cycloclasticus、Mycobacterium和Pseudoalteromonas等菌屬[5-6]。在高鹽環境下，嗜鹽微生物與非嗜鹽微生物降解PAHs的酶成分和降解途徑相似，微生物對PAHs的降解主要以好氧和厭氧方式為主[7]。

2.2 微生物對多環芳烴好氧降解機理

微生物的好氧降解又稱有氧呼吸，是指微生物在氧氣的參與下降解污染物的過程，也是目前土壤微生物修復中最重要的手段。對于多環芳烴的降解，細菌在氧分子的參與中分泌雙加氧酶，從而在PAHs上同時加上兩個氧原子，然后經一系列代謝作用形成鄰苯二甲酸、龍膽酸等中間產物，最終轉化為二羥基化合物，進入三羧酸（TCA）循環。

低環多環芳烴結構分子簡單、水溶性較好，多數降解菌可以將其完全礦化。萘是分子量最小的多環芳烴，目前研究中可以將其作為唯一碳源進行降解的菌 屬 有 Alcaligenes、Burkholderia、Mycobacterium、Pseudomonas、Ralstonia、Rhodococcus和Streptomyces等[8]。降解機理為用1,2-雙加氧酶將萘轉化為順-二氫二醇，然后用多種酶合成水楊酸。然而在之后的降解過程中形成分歧：有的可以通過水楊酸羥化酶形成鄰苯二酚，再經鄰苯二酚1,2-雙加氧酶開環，進入TCA循環；另一種則可以通過水楊酸轉化為龍膽酸，再經龍膽酸1,2-雙加氧酶作用完成開環，進入TCA循環。而三環多環芳烴菲的結構中存在一個“灣”和“K”區，具有嚴重的致癌性，因此菲的微生物降解主要包括K區氧化和灣區氧化。Bacillus、Aeromonas、Alcaligens和Micrococcus等都是發生灣區氧化的菌屬，起始發生在3、4點位，灣區氧化后經一系列轉化形成1-羥基-2-萘甲酸。在此之后，原兒茶酸由水合醛縮酶和鄰苯二甲酸雙加氧酶形成，然后被原兒茶酸3,4-雙加氧酶開環，進入TCA循環。而M.vanbaalenii PYR-1具有許多初始降解位點，可以在1,2位、3,4位、9,10位開始降解菲，其中9,10位的K區氧化是M.vanbaalenii PYR-1的主要降解模式。菲的9,10點位在雙加氧酶的作用下轉化為9,10-二氫二醇，后經過一系列酶的作用形成鄰苯二甲酸，完成上述鄰苯二甲酸降解途徑。與灣區氧化相比，K區氧化可以實現間位切割，形成單環芳烴，沒有致癌作用；而灣區氧化優先形成雙環芳烴，毒性也較大，因此K區氧化是微生物降解有毒多環芳烴的主要途徑[9]。

隨著分子量增加，多環芳烴的疏水性和生物利用性進一步降低。目前，可以利用四環多環芳烴芘為唯一碳源的菌屬主要集中在Mycobacterium、pseudomonas等[10]。芘的降解主要從4,5點位起始發生K區氧化，經一系列酶作用形成鄰苯二甲酸，完成上述鄰苯二甲酸降解途徑[9]。而五環的苯并[a]芘，由于化學結構復雜、辛醇-水分配系數較高，較難降解，可以降解的微生物主要集中在Mycobacterium菌屬。微生物可通過4,5位、7,8位、9,10位和11,12位實現對苯并[a]芘的降解，降解過程中可以形成芘和?的酸性化合物及環氧化物以降低毒性，然而在降解過程中其衍生物的毒性還有待進一步研究[10]。

2.3 微生物對多環芳烴的厭氧降解機理

與好氧處理相比，厭氧處理的應用較少，可行性和適用性有限。厭氧土壤、含水層、沉積物和污泥中的多環芳烴污染是一個世界性問題。在缺氧條件下，微生物可以利用硫酸鹽、硝酸鹽高價金屬離子和二氧化碳作電子受體，將有機物降解為CO2和CH4。厭氧降解與好氧降解不同，PAHs需要與其他物質結合發生羧化反應、甲基化反應、羥基化反應和還原反應。羧化反應指外源碳原子添加到PAHs某一位點形成相應的脂肪酸；羥基化反應指通過羥基化作用最終形成酚類物質；甲基化反應通常是外源引入富馬酸最終形成酚類物質；還原反應指對PAHs加成從而最終形成開環。

目前對多環芳烴的厭氧降解研究主要集中在對于萘和菲的研究上。例如，Zhang等[11]通過13C標記的萘進行示蹤降解實驗，得到萘的代謝產物2-萘甲酸。結果表明，羧化反應是萘厭氧降解的初次激活反應，再通過加氫輔酶兩次對苯環加氫，然后進行羧基化開環作用，使得萘最終變為易被微生物降解的結構。而萘的另一種降解途徑則是通過引入富馬酸，對PAHs甲基化后經過脫氫輔酶使之形成2-萘甲酸，最終合并到2-萘甲酸的降解途徑。菲的降解主要集中在硫酸還原菌的厭氧降解。有研究表明，菲首先通過羧化反應形成2-菲甲酸，之后同2-萘甲酸的降解途徑類似[12]。而Tsai等[13]發現，菲首先會轉化為甲酚，其次通過羥基化作用形成對羥基苯甲醇、對羥基苯甲醛，對羥基苯甲醛隨后通過脫氫酶、水合作用和脫羧反應形成苯酚，最終轉變為乙酸，直至完全分解，然而此實驗并未說明菲的初始激活反應。目前，微生物對于四環及四環以上多環芳烴的厭氧降解能力較弱，對高環多環芳烴的厭氧降解機理尚不清楚。

3 影響嗜鹽/耐鹽微生物降解PAHs的因素

盡管國內外已有諸多研究者已經分離篩選出能夠高效降解PAHs的單一菌株，然而在實際微生物修復中，會受到很多其他因素的影響。例如，加入的微生物會對原有土著性微生物產生競爭性關系，降低降解效率；專性降解菌對于所處環境的不適應也會在一定程度上影響降解效率。

3.1 PAHs性質

多環芳烴隨著環數增加，其憎水性顯著增強，揮發性減小，從而使得微生物可利用性顯著降低。Arulazhagan等[14]在印度金奈的海洋附近分離出一株Ochrobactrum VA1菌種，其在30 g/L濃度的NaCl條件下，對蒽（三環）降解率為88%，而苯并[e]芘降解率僅為50%。Vila等[15]從木餾油污染土壤中分離獲得的Mycobacterium菌屬在海水鹽度培養基中60 d對熒蒽、芘、苯并蒽的降解效率分別為85%、70%和30%。有研究表明，通過加入表面活性劑，可以提高生物對PAHs的利用性，從而有效降解PAHs[16]。

3.2 外加營養物

嗜鹽/耐鹽微生物在進行高環多環芳烴的降解時，往往需要外源添加營養物進行共代謝，因為共代謝通過添加共基質為微生物提供充足碳源，并誘導其產生降解PAHs的關鍵酶。石杰[17]篩選出一株名為AD3的Martelella sp.菌種，發現添加酵母粉可使該菌株對于芴、苊、苊烯的降解效率顯著增加。王慧等[18]篩選出的一株Thalassospira sp.菌種，發現蛋白胨可以顯著影響該菌屬對于20 mg/L芘的降解，而酵母粉影響不大。盧仕嚴等[19]發現在外加碳源葡萄糖或水楊酸的作用下，均會使菌株對芘的降解率降低。李康[6]用0.6 mg/L、60.0 mg/L、120.0 mg/L的酵母粉作為外加碳源，發現120 mg/L酵母粉對于芘的降解率提高影響最大，6.0 mg/L和60 mg/L的酵母粉對于降解率的提高作用相差不大。這些試驗結果表明，外源添加營養物對于微生物降解多環芳烴會有一定影響，且取決于營養物的種類和濃度。

3.3 外加電子受體

根據電子受體的不同，厭氧降解體系可以分為反硝化還原體系、硫酸還原體系、產甲烷還原體系和金屬離子反應還原體系[20]。因此厭氧條件下添加電子受體，可能會有效提高微生物降解多環芳烴的效率。Murphy等[21]在缺乏硝酸鹽作電子受體的環境下添加硝酸鹽，發現多環芳烴可以被顯著去除。Tang等[22]發現在污染沉積物中添加硫酸鹽可以顯著提高微生物對萘的降解。而在某些體系下，某種電子受體的大量富集，使得再添加其他電子受體或營養物對于多環芳烴的降解沒有提高。例如，Johnson等[23]發現富含大量硫酸鹽的沉積物中，外源添加硝酸鹽對于多環芳烴的降解沒有影響。同樣在硫酸鹽作電子受體的沉積物中，添加四價錳作電子受體，顯著抑制了對于多環芳烴的降解。

3.4 植物-微生物聯合修復鹽堿地PAHs

近年來，微生物-植物聯合修復作為一種高效、環保的方式已經引起了國內外諸多學者的關注[24]。微生物-植物聯合修復主要是依靠植物的根系分泌物共同促進微生物的生長和繁殖[25]。紫松果菊、紫花苜蓿、翅堿蓬和紫茉莉等植物可以通過植物-微生物聯合修復方式有效降解多環芳烴。然而由于大多數植物難以在鹽堿地中存活，目前僅有翅堿蓬植物在鹽堿地中與微生物聯合修復被研究。例如宋立超[26]發現添加AD-3菌與翅堿蓬聯合作用可以顯著提升多環芳烴的微生物修復效果。鑒于我國鹽堿化和石油污染程度嚴重，更多可以耐受高鹽環境下的植物與微生物聯合修復的高效降解菌亟待研究。

4 展望

隨著研究的不斷開展與深入，嗜鹽/耐鹽微生物對于部分多環芳烴的降解研究已經不斷成熟，然而在以下4個方面仍有需要進步的空間。（1）微生物對于低環多環芳烴的降解往往可以完全礦化，然而對于高環多環芳烴的降解研究中，好氧降解的中間代謝產物尚不清楚，厭氧降解的起始激活反應尚不明晰。（2）外加營養物對于微生物多環芳烴的降解可能存在著促進、抑制與無影響3種情況，然而營養物種類以及濃度對于微生物降解多環芳烴的原理尚不明確。（3）由于目前發現的能夠在高鹽環境下降解PAHs的菌株不多，同時越來越多的PAHs積累于高鹽環境中，因此更多關于嗜鹽PAHs降解菌的降解途徑需要得到深入研究。（4）聯合修復作為一種可以顯著提高微生物降解效率的手段，需要針對其群落結構組成，尋求更高效的菌群降解組合以進行更深層次的研究。