微生物降解稠油中瀝青質的研究進展

于洋，劉琦，彭勃，呂靜

（1 中國石油大學（北京）非常規油氣科學技術研究院，溫室氣體封存與石油開采利用北京市重點實驗室，北京102249；2 中國石油大學（北京）新能源與材料學院，北京102249）

瀝青質通常被認為是分子量最大、分子結構最復雜的原油組分之一，其化學成分不是固定的，含有 硫（0.3%～10.3%）、 氧（0.3%～4.8%）、 氮（0.6%～3.3%）等雜原子和少量的鐵、鎳、釩等金屬元素[12-13]。瀝青質結構可以分為3個層次，即分子層次、似晶締合體層次和膠束層次。瀝青質分子結構單元是以稠合芳環為中心，外圍與環烷環、雜環及含或不含雜原子的烷基側鏈連接。似晶締合體以分子片層結構為基本單元，通過電荷轉移、氫鍵、范德華力、π-π相互作用、偶極相互作用等形成。稠油中的膠質分子、瀝青質分子與芳烴分子相互之間存在強烈的締合作用，構成大分子聚集體結構[14]，形成以芳烴為溶劑，瀝青質為膠束，膠質為穩定劑的連續分布的動態穩定膠體體系，其內部存在大量形狀不規則、體積不同、結構松散的膠團結構[15-17]。瀝青質分子中含有幾個縮聚芳香基和N-烷基，它們以側鏈和橋鏈形式附著在芳香環和環烷環上，鏈長為C1～C4到C30～C40[18]。正因大量的膠質和瀝青質形成了復雜的內部微觀結構，導致稠油黏度高。本文詳細論述了微生物通過降解原油中瀝青質降低原油黏度的機理，同時分析了微生物降解菌株的國內外研究現狀，并針對目前微生物降解存在的問題與不足提出了相應建議，討論了未來的發展方向。

1 微生物降解瀝青質機理

稠油中富含膠質和瀝青質，且含有較多的硫、氧、氮等雜原子化合物和鎳、釩等金屬化合物。長鏈烷基的纏繞與穿插、芳香片層之間的π-π作用，膠質或瀝青質極性分子之間強烈的分子間力、氫鍵作用以及大分子締合聚集體熱運動困難等是導致稠油黏度高的主要原因[19]。提高稠油采收率的根本途徑是使稠油黏度降低，可通過降低原油中金屬雜原子及瀝青質與膠質的含量，減少原油中大分子的數量來實現，其主要機理是降低稠油的平均分子量。為實現這一目的，可以以稠油為唯一碳源或從被原油污染的水體、土壤中篩選馴化出一系列可降解瀝青質的菌落，通過優化培養條件，利用混合菌落的協同效應對瀝青質進行降解。根據降解時是否在有氧條件下進行，可分為好氧降解和厭氧降解。雖然目前關于微生物是否可以降解稠油中的瀝青質是存在爭議的，但大量研究已對瀝青質的組成及結構有了普遍認知，由于瀝青質是混合物，微生物對瀝青質的降解實際上是對構成瀝青質的成分進行降解，瀝青質由大量的多環芳烴、長鏈烷烴和少量的雜芳香環組成，故本文通過論述微生物降解多環芳烴、長鏈烷烴、雜環化合物的機理進而來闡述微生物降解降黏的機理。微生物降解瀝青質機理如圖1所示。

圖1 微生物降解瀝青質機理

1.1 多環芳烴的生物降解

一般認為瀝青質分子片層是以多環芳烴為中心，若干個分子片層結構單元靠多環芳烴間π-π相互作用或氫鍵作用等締合而成，故多環芳烴的生物降解對瀝青質生物降解的實現十分重要。多環芳烴（polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）是指分子中含兩個及以上苯環的碳氫化合物，苯環的排列方式以線狀、角狀或簇狀為主。微生物降解多環芳烴一般有兩種方式：①微生物以PAHs為唯一碳源進行代謝生長；②微生物在其他有機質存在的條件下通過共代謝的方式消耗PAHs[20]。微生物對PAHs的降解能力隨苯環數量的增加而降低，現研究多集中在低環PAHs（2個或3個苯環組成）的微生物降解。高環PAHs（4 個及以上苯環組成）由于其分子結構復雜、電子云密度高、水溶性差、熱穩定性強，很難分離得到適用的降解菌[21]，通常需要采用共代謝的方式進行微生物降解。共代謝是通過添加微生物易降解的有機共基質為微生物提供營養物質促進自身生長，并誘導其產生降解高分子量PAHs的關鍵酶[22]，但PAHs 的降解不能為微生物提供能量或營養物質。目前關于低分子量PAHs（萘、菲、蒽、芴等）的生物降解機制的較清楚，但對高分子量PAHs 的降解機制仍需進一步研究[20]。微生物對PAHs 的降解兼具好氧和厭氧降解，其實質都是利用微生物產生的代謝物對PAHs進行開環反應，最終可以使之變為鏈狀。下文將分別以好氧降解和厭氧降解來介紹微生物對PAHs的降解。

1.1.1 好氧降解

好氧降解是指微生物在有氧條件下進行的降解。前人研究表明，微生物中部分細菌和真菌可降解PAHs[23-25]。菲被認為是典型的多環芳烴，故本文以菲為多環芳烴模型介紹其生物降解機理。好氧細菌利用雙加氧酶和單加氧酶催化其對菲的初始攻擊。由于雙加氧酶的特異性弱，在其攻擊時既可發生在菲的C-3 和C-4 位置也可發生在C-9 和C-10位置上，形成順式二氫二醇，然后脫氫生成二羥基菲，后再被進一步代謝為鄰苯二甲酸等中間產物，最終可被降解為水和二氧化碳。單加氧酶攻擊菲核，進而生成菲9,10-環氧化合物，然后環氧化合物水解酶生成了反式二氫二醇[26-27]。好氧細菌降解菲的一般途徑如圖2所示。

圖2 好氧細菌降解菲的一般途徑［28］

1.1.2 厭氧降解

生物降解在好氧條件下降解速率高于厭氧條件。因原油儲層及深層污染土壤等往往都處于厭氧環境，故探究微生物在厭氧條件下的降解PAHs機理是十分有必要的。PAHs 等有機化合物中的能量可通過呼吸作用轉化為三磷酸腺苷（ATP），厭氧條件下PAHs分解時釋放出的電子被末端電子受體捕獲后可驅動二磷酸腺苷（ADP）轉化為ATP，PAHs 最終轉化為二氧化碳（CO2）[29-30]。厭氧條件下末端電子受體包括：①硫酸鹽[31]，硫酸鹽還原細菌會將其轉化為硫化物；②硝酸鹽[32]，通過反硝化作用轉化為N2；③CO2[33]，通過產甲烷菌反應變成生物甲烷；④Fe3+和Mn4+等離子[34]，金屬離子還原細菌會將其還原為Fe2+和Mn3+。故可根據厭氧還原體系中電子傳遞受體的差異，將厭氧微生物降解PAHs 的反應體系劃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生甲烷還原反應體系等[35]。不同體系的多環芳烴厭氧生物降解如圖3 所示。硫酸鹽還原細菌可在厭氧條件下，通過一系列的水合和水解反應，再通過脫羧作用將菲轉化為生物活性物質。硫酸鹽還原細菌厭氧降解菲的機理如圖4所示。

1.2 長鏈烷烴的生物降解

圖3 不同體系的多環芳烴厭氧生物降解［36］

圖4 硫酸鹽還原細菌厭氧降解菲的機理［37］

長鏈正構烷烴間的纏繞與穿插是造成瀝青質分子量增大的原因之一，微生物可通過氧化反應將烷烴分解為二氧化碳和水。隨著對微生物提高采收率及降解石油烴類污染物研究的深入，對長鏈烷烴降解菌的探索有了更深的認識。在好氧條件下，微生物降解長鏈烷烴的羥化途徑一般包括單末端氧化、雙末端氧化和次末端氧化，其主要過程是：先利用烷烴加氧酶，將正構烷烴氧化為相應的醇，仲醇和伯醇經過醇脫氫酶氧化分別變為酮和醛，醛氧化變為脂肪酸，酮被氧化變為酯，酯在酯酶作用下變為仲醇和脂肪酸，脂肪酸通過合成酶降解為乙酰輔酶A。隨后，通過β-氧化分解成CO2和H2O并釋放出能量，或進入其他生化過程[38]。在厭氧條件下，微生物降解的關鍵是烷烴的初始活化。前人研究得出烷烴初始攻擊途徑包括向烷烴中添加延胡索酸的激活、與無機碳的羧化反應以及其他可能的替代機制。正構烷烴中添加的延胡索酸被一種自由基酶催化生成琥珀酸，然后激活代謝物進行碳骨架重排，形成酰基輔酶，酰基輔酶A 通過β-氧化成CO2[39]。細菌還可通過羧化作用攻擊烷烴的C-3 位置，羧酸一旦形成，就可以通過β-氧化最終可礦化成CO2[40]。因原油瀝青質中長鏈正構烷烴的含量大于異構烷烴，故微生物降解長鏈烷烴的大多數研究工作都針對于正構烷烴。微生物中部分細菌對長鏈正構烷烴的好氧和厭氧降解途徑如圖5所示。

從分類上看，互對對景、正對對景、側對對景等類型均有涉獵.互對對景中各景物間存在較為明顯的等級關系，畫面層次感強烈；行政建筑和重大交通建筑以正對對景突出其作為區域核心的地位，表現出較強的秩序感；側對對景則運用于教堂等文教建筑對景中，突出景物的同時營造出相對自由、輕松的氛圍.

1.3 雜環化合物的生物降解

1.3.1 含硫化合物

圖5 細菌對長鏈正構烷烴的好氧和厭氧降解機理［41］

含硫雜環芳烴（PASHs）是原油中硫的主要存在形態，主要是噻吩類化合物，也包括少量的具有芳基的硫醇、硫醚和硫化物。其中噻吩類化合物中二苯并噻吩類化合物占70%以上，因此一般選擇以二苯并噻吩（DBT）作為模型化合物開展微生物脫硫研究[42]。含硫化合物的代謝途徑有Kodama 途徑[43]和通過生成中間代謝物為亞砜（sulfoxide）、DBT-砜（sulfone）、2'-羥基聯苯基-2-亞磺酸鹽（sulfonate）、硫酸鹽（sulfate）的“4S”途徑[44]兩種方式。其中“4S”途徑與Kodama 途徑相比更有優勢，因為有些微生物可將特有的酶專一作用于C—S 鍵，僅將硫從雜環中脫下來，不損失原油的燃燒熱值[45]。將從紅球藻菌株中提取的DBT 脫硫(dsz)操縱子，DszC、DszA 和DszB 三種蛋白進行分離、克隆、突變和過表達。DBT 在DszC 作用下逐步S-氧化，先生成二苯并噻吩亞砜（DBTO），再生成二苯并噻吩砜（DBTO2）。DBTO2經過DszA 催化后轉化為2'-羥基聯苯基-2-亞磺酸鹽（HPBS），從而打開硫代苯環。然后用DszB 對HPBS 進行脫硫，生成2-羥基聯苯（HBP）和硫酸鹽[46]。二苯并噻吩的“4S”脫硫途徑如圖6所示。

圖6 二苯并噻吩的“4S”脫硫途徑［46-47］

1.3.2 含氮化合物的生物降解

石油中的含氮雜環化合物（PANHs），可按酸堿性分為堿性含氮化合物和酸性含氮化合物兩大類[48]。由于原油中以咔唑為主的非堿性氮化物約占總含氮量的70%～75%以及咔唑本身極難降解，因此一般選擇以咔唑作為模型化合物開展微生物脫氮研究[49-50]。有研究者提出PANHs 的生物降解性能與化學結構有關，以吡咯、呋喃、噻吩、咔唑和吡啶等單環和多環雜環化合物作為研究對象，在好氧條件下利用微生物降解，發現“超π 電子結構”有利于氧從分子中獲得電子，因此呈現較好的生物降解性能[51]。從活性污泥和土壤中分離篩選出可降解吡啶的鏈霉菌（Streptomyces sp.）、芽孢桿菌（Bacillus sp.） 和諾卡氏菌（Nocardia sp.），這三種細菌首先將吡啶初始還原成1,4-二氫吡啶。諾卡氏菌可將1,4-二氫吡啶的N-C-2 環水解，然后脫氨生成戊二醛，接著連續氧化生成戊二酸半醛、戊二酸鹽和戊二酸輔酶A。芽孢桿菌的代謝產物琥珀酸半醛脫氫酶和酰胺酶降解吡啶，使之在C-2 和C-3 之間裂解，水解成丁二醛和甲酰胺。從土壤中篩選出來的芽孢桿菌和諾卡氏菌能以0.1%（體積比）的吡啶為唯一碳源和氮源快速生長。副球菌（Paracoccus sp.）對吡啶的生物降解有兩條途徑，途徑1 通過吡啶環在C1位置的羥基化和加氫反應生成中間產物，最后生成4-甲酰胺基丁酸；途徑2 從吡啶的羥基化代謝物2,3-二氫-2,4-吡啶二醇開始，然后在吡啶環上C2位發生羰基化反應生成中間體2,4-二羥基-2-氫-吡啶-3-酮，后中間體通過N—C 鍵的斷裂轉化為丙二醇衍生物，即3-羥基-2-氧代丙醛。四種細菌降解吡啶機理如圖7所示。

圖7 副球菌［52］、鏈霉菌［53］、芽孢桿菌和諾卡氏菌［54］降解吡啶機理

2 微生物的種類及協同效應

微生物降黏技術具有成本適宜、無二次污染、產出液后處理容易、能夠耐受極端地層環境等優點，越來越受到研究者們的關注。可降解瀝青質菌株的篩選是微生物降解降黏的關鍵，原油或被原油污染的環境中存在可以降解原油組分的天然微生物，為了縮短適應期，提高微生物的降解速率，在原油和被石油污染的土壤、污泥或水源中篩選出一系列可降解瀝青質的單個菌株或菌落，通過優化培養條件，利用混合菌落的協同效應等再用于采油領域，來提高微生物對瀝青質的降解率。

2.1 可降解瀝青質的微生物

前人研究發現，微生物中存在可以降解瀝青質的細菌和真菌，如表1所示。微生物通過降解瀝青質使稠油中輕烴含量增加，降低稠油平均分子量。Lavania 等[55]采 用Garciaella petrolearia （TERIG02）對瀝青質進行降解，TERIG02 通過將瀝青質分解，降低原油平均分子量來降低黏度，而且該菌株更適宜降解瀝青質以及毒性較大的芳香族化合物。Pourfakhraei 等[56]利用氣質聯用（GC-MC）分析，用Daedaleopsis sp.處理稠油后發現碳原子數小于24的烴類含量增加，碳原子數大于24 化合物的含量減少，并利用真菌對瀝青質、蒽和二苯并呋喃進行降解，降解率分別為88.7%、93.7% 和91.2%。Shahebrahimi 等[57]利用原油樣品中分離到的本源細菌對原油樣品中的瀝青質進行生物降解，以溫度、礦化度、pH、初始瀝青質濃度為生長介質參數，培養60 天，細菌活性過程中，瀝青質生物降解率最高達41.95%，碳、氫、氮含量明顯降低。微生物在降解瀝青質時，還可以改善原油的品質。王大威等[58]以膠質為唯一碳源篩選出可以在厭氧條件下生長的QB26-地衣芽胞桿菌，QB26 在油藏溫度、礦化度和pH 條件下，引起渤海稠油中膠質、瀝青質內含氧基團和甲基、亞甲基的出現或含量增加，原油品質得以改善，能使膠質相對含量降低5.1%，瀝青質相對含量降低2.7%。

表1 可降解瀝青質的微生物

細菌在降解重組分時，其代謝產生的生物表面活性劑也可降低原油黏度，提高原油流動性，達到乳化降黏和降解降黏的雙重效果。Gao 等[59]以原油為碳源從含油土壤中分離得到的兩株銅綠假單胞菌能有效降解原油中難降解的瀝青質，使重質組分轉化為輕質組分，改變了原油的理化性質，尤其降低了原油的黏著力和黏度。兩株銅綠假單胞菌還通過代謝生物表面活性劑鼠李糖脂來改善油的流動性。Asadollahi 等[60]研究發現在28℃條件下，蠟樣芽孢桿菌以瀝青質為唯一的碳源，在60天后降解40%的瀝青質。蠟樣芽孢桿菌代謝的表面活性劑的臨界膠束濃度為23.4mg/L，表面張力為30.2mN/m。

因瀝青質結構中存在大量的稠環結構和長鏈烷烴，所以可降解多環芳烴和長鏈烷烴菌株，在一定條件下也可以對瀝青質進行降解。現篩選和馴化出的可降解多環芳烴和長鏈烷烴的微生物多用于生物修復領域，由于原油儲層的溫度、壓力、pH 和含氧量等條件會對菌株的繁殖與降解效果產生影響，篩選出的菌株是否可以用于提高稠油的采收率還需進一步研究。

大量研究表明對于低環芳烴的生物降解機理已較為清楚，但如何提高高環芳烴的降解效果還需要進一步的研究。Xu 等[66]利用漆酶降解含油污泥中的多環芳烴，考察了pH、溫度和離子強度對多環芳烴降解速率的影響，研究發現漆酶反相膠束體系對多環芳烴有良好的降解效果，在反應時間為24h、pH為4.2、溫度為30℃、KCl濃度為60mmol/L時，對菲、蒽的降解率分別為50.3%、68.2%。高野萌等[67]從污染土壤中篩選出3 株高環PAHs 降解菌，即G1 為鞘氨醇單胞菌屬、G2 為蒼白桿菌屬、G3為無色桿菌屬，對高環PAHs芘以及苯并[a]芘進行生物降解，發現混合菌降解PAHs的效果優于單一菌株。李想等[68]從石化污泥中分離出1 株芘降解菌株LX2，菌株屬于銅綠假單胞菌，利用該菌株降解芘，檢測降解過程的代謝產物可推測出該菌可能通過氫化還原開始對芘的初始活化反應，并通過“鄰苯二甲酸”和“萘”兩條途徑代謝降解芘。張金寶等[69]從焦化場地的PAHs污染土壤分離篩選出5株高環PAHs 的降解菌，經鑒定可知J6 為赤紅球菌、S5 菌株為芽孢桿菌屬、S4 和S2 菌株為鞘脂單胞菌屬、B4菌株為假單胞菌屬。利用5株單菌及其混合菌對芘進行處理，發現單菌B4降解效果最好，但混合菌優于單一菌株。

劉清坤等[70]從油田地層水中篩選出1 株嗜熱解烴菌（地芽孢桿菌DM-2），其可降解原油中C14～C30的直鏈烷烴、支鏈烷烴和芳香烴類，并可降解C16～C36的長鏈烷烴，其中對C28的降解量達到88.95%。趙玲莉等[71]利用菌株BT-003 對克拉瑪依市風城作業區重32 井區稠油有氧進行降解，發現可降解長鏈烷烴，降解后的油樣中短鏈烷烴含量明顯升高，石油的黏度降低。王萬鵬等[72]從烷烴降解菌A-11-3 中聚合酶鏈式反應（PCR）擴增獲得了兩個黃素結合單加氧酶基因片段，almA1與almA2，通過烷烴誘導表達分析結果表明A-11-3 菌株的almA基因可能負責長直鏈烷烴和支鏈烷烴的降解。Xu等[73]以原油唯一碳源篩選出銅綠假單胞菌SJTD-2，該菌種能有效分解碳原子數為10～26的中鏈和長鏈正構烷烴，對高濃度石油有較高的耐受性。呂立君等[74]從含油活性污泥中篩選出一株鮑曼不動桿菌C6，其對質量濃度為1000mg/L的正十六烷降解48h后降解率接近100%。韓金鳳等[75]從石油降解菌中分離出的兩株高效長鏈烷烴降解菌不動桿菌屬D-3和芽孢桿菌屬L-2，混合菌群對長鏈烷烴降解效果最好。李兵等[76]通過富集分離篩選出1株高效長鏈烷烴降解菌氧化無色桿菌ZKNU01，研究表明石油中長鏈烷烴C15～C32以單末端氧化方式被完全降解，在接種量為106CFU/mL，原油質量濃度為0.5kg/L，振蕩培養7d 時，降解率可達82.06%。目前篩選出的可降解瀝青質的菌株大多用于生物修復石油污染方向，還需進一步探究其在提高采收率方面的降解效果及作用機制。微生物降解瀝青質等重組分的具體機制還未研究清楚。篩選出可大規模進行礦場試驗的微生物菌種，利用基因工程等技術手段改造菌株以及構建高效基因工程菌等是未來的研究方向。

2.2 菌株的協同效應

由于瀝青質組分復雜多樣，單一菌株只能降解某種組分，可通過菌株之間的復配增加微生物種群多樣性，通過菌株協同作用提高降解效果。目前菌株的復配形式有細菌與細菌、真菌與真菌和細菌與真菌之間的復配。不同微生物降解原油組分具有選擇性，可以通過菌株的協同效應，提高微生物降解原油的能力，從而提高降解率。復配菌株的個數與比例會影響降解效果。近年來關于菌株復配協同降解瀝青質的研究如表2所示。

微生物降解原油組分時，石油烴的疏水性是限制其降解速率的主要因素之一，這是由于烴類底物必須經過外層親水的細胞壁才可以被存在于細胞內的烴降解酶代謝，表面活性劑的加入可強化微生物對原油的降解效果[77]。降解菌與產表面活性劑菌復配后，可以更好地降低原油的黏度，提高原油采收率。孫雨希等[78]以原油為唯一碳源，從活性污泥中所選育的混合石油烴降解菌對原油的降解率顯著高于從其中分離出的單菌株，添加槐糖脂可以加快油污染物在土壤基質上的解吸附速率，并與接種的混合石油烴降解菌協同增效油污場地的修復效率，該體系油污染物降解率較土著微生物修復體系提高35%。王大威等[79]將產表面活性劑菌與稠油降解菌復配，產表面活性劑菌通過產生表面活性劑，使原油降黏增溶，形成小液滴，易于被稠油降解菌捕獲降解，不僅可以降低稠油黏度，還提高了稠油降解菌的數量。瀝青質降解率高于單個菌株，說明菌株之間復配會產生協同效應，提高降解能力。

與真菌產生的非特異性酶相比，細菌酶在處理難解的疏水化合物時效率較低。在處理原油污染時，真菌的菌絲結構使它們具有穿透土壤基質和降解污染物的能力。但真菌生長緩慢，需氧量大，使用有一定的局限性，所以可以通過細菌-真菌復配對重組分進行降解。

研究表明，菌群的降解效果優于單個菌株。目前可用于稠油生物降解的單個菌株的篩選已有進一步的認識，而菌群構建研究尚處于起步階段，隨機的菌株復配是目前探究菌株間是否具有協同效應的基本方法，未來的研究工作應該更關注于了解混合菌群各菌株之間的協同降解機制。

表2 菌株協同降解瀝青質

3 結語

微生物采油是通過刺激油藏原生微生物或向油藏中注入天然菌群產生的代謝產物來提高原油采收率，具有成本較為經濟、無二次污染、產出液后處理容易、能夠耐受極端地層環境等優點。微生物可以通過降解稠油中重組分降低稠油的平均分子量，該過程是不可逆的，可以從根本上降低原油的黏度。

本文討論了微生物降解瀝青質的機理，即微生物將多環芳烴進行開環降解、將長鏈正構烷烴降解為短鏈、將雜環化合物進行開環除去雜原子三個方面。介紹了可降解瀝青質的微生物，微生物通過細菌之間、真菌之間和細菌與真菌之間的復配可增加微生物的多樣性，利用菌株協同效應提高降解效果。

目前，對于瀝青質的微生物可降解性還存在爭議，因為瀝青質的分子量較大且組成不確定，有研究者認為微生物進行厭氧降解反應時效果不理想，無法完全降解瀝青質；另外還有研究者認為，利用微生物處理原油導致瀝青質含量減少的主要原因是微生物代謝過程中產生有機溶劑，部分溶解了瀝青質。故未來的研究重點應為從原油或原油污染土壤及廢水中篩選或利用基因工程等技術手段改造菌株以得到高效瀝青質降解菌。通過菌株的復配，利用菌株的協同效應達到降解瀝青質的目的。此外，微生物代謝產物不唯一，可對不同代謝產物進行分離，研究不同代謝產物對瀝青質的作用機制。同時，還需進一步探究微生物降解瀝青質的機理以證明其可生物降解。現已從原油或原油污染環境中篩選出大量可降解重組分的微生物，將它們應用在生物修復方面取得了較好的效果。但因地上環境與地下原油儲層環境的溫度、壓力和含氧量等條件都有很大差別，篩選出的細菌或真菌是否可以高效地降解原油儲層中的瀝青質還需要進一步的探究。微生物菌株的篩選及復配仍是未來微生物降解降黏的關鍵。研究表明，具有協同效應的菌株復配后的降解效果優于單個菌株。但是菌株之間是否具有協同效應及復配比例需要進行大量的隨機復配試驗證明，現在還沒有明確的規律。雖然物理降黏和化學降黏是目前主要的原油降黏方法，但微生物降黏因其環境友好也日漸受到越來越多的關注。為結合各降黏技術的優點，進一步提高油藏的采收率，未來的降黏技術方向應更側重于兩種以上降黏方法共用的復合降黏。