嗜盐/耐盐微生物对多环芳烃污染修复的研究进展

胡锦程

（河南大学迈阿密学院，河南开封 475004）

1 多环芳烃污染现状

多 环 芳 烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是石油、有机大分子化合物等不完全燃烧时产生的一种挥发性碳氢化合物，稳定性高、疏水性强，在环境中不断积累，具有“三致”效应，严重影响公共环境和人类健康。PAHs污染高发于油田与滨海地区。油田开采中，原油的散落往往会产生大量含盐量较高的废水[1]。土壤盐碱化在我国西北和东北地区极为严重。西北的克拉玛依油田、吐哈油田、青海油田和东北的大庆油田、吉林油田、辽河油田都是盐碱化非常严重的地区。中部地区中，中原油田与大港油田附近土壤含盐量约为7 g/kg，胜利油田含盐量为8～18 g/kg[2]；而海洋石油污染大多来自于每年的石油泄漏和海上油轮事故。1973—2006年，中国沿海共发生大小船舶溢油2 635起，其中50 t以上重大船舶溢油事故69起，溢油总量37 077t[3]。2010年7月16日在我国大连新港发生的中石油污染，波及海域430万平方千米，其中重度污染海域达12万平方千米[4]。由于石油污染中的多环芳烃易累积，难以被生物降解，易发生迁移，因此近海土壤中PAHs污染也应当引起足够重视。近年来，土壤盐碱地PAHs污染修复越来越受到人类重视，其修复方式常包括物理、化学、生物修复，微生物修复技术因其环保效能好、价格低等优点被广泛关注[1]。因此，综述多环芳烃微生物修复的机理及嗜盐/耐盐微生物降解多环芳烃的影响因素，为嗜盐/耐盐微生物的多环芳烃修复提供理论支持和研究方向。

2 嗜盐/耐盐微生物对多环芳烃的降解

2.1 盐碱地中可降解PAHs的微生物

微生物修复法是指微生物利用有机污染物，通过降解、吸收等方式使得高毒或结构复杂的有机污染物降到人类可接受的水平。与传统的理化方法相比，微生物修复对多环芳烃污染的修复效果更好，对人类和环境影响更小。随着世界各地盐碱化程度的加重，降解多环芳烃的耐盐和嗜盐微生物的分离筛选得到了广泛关注。目前已分离的能在盐碱环境下降解PAHs的菌株集中在Bacillus、Halomonas、Cycloclasticus、Mycobacterium和Pseudoalteromonas等菌属[5-6]。在高盐环境下，嗜盐微生物与非嗜盐微生物降解PAHs的酶成分和降解途径相似，微生物对PAHs的降解主要以好氧和厌氧方式为主[7]。

2.2 微生物对多环芳烃好氧降解机理

微生物的好氧降解又称有氧呼吸，是指微生物在氧气的参与下降解污染物的过程，也是目前土壤微生物修复中最重要的手段。对于多环芳烃的降解，细菌在氧分子的参与中分泌双加氧酶，从而在PAHs上同时加上两个氧原子，然后经一系列代谢作用形成邻苯二甲酸、龙胆酸等中间产物，最终转化为二羟基化合物，进入三羧酸（TCA）循环。

低环多环芳烃结构分子简单、水溶性较好，多数降解菌可以将其完全矿化。萘是分子量最小的多环芳烃，目前研究中可以将其作为唯一碳源进行降解的菌 属 有 Alcaligenes、Burkholderia、Mycobacterium、Pseudomonas、Ralstonia、Rhodococcus和Streptomyces等[8]。降解机理为用1,2-双加氧酶将萘转化为顺-二氢二醇，然后用多种酶合成水杨酸。然而在之后的降解过程中形成分歧：有的可以通过水杨酸羟化酶形成邻苯二酚，再经邻苯二酚1,2-双加氧酶开环，进入TCA循环；另一种则可以通过水杨酸转化为龙胆酸，再经龙胆酸1,2-双加氧酶作用完成开环，进入TCA循环。而三环多环芳烃菲的结构中存在一个“湾”和“K”区，具有严重的致癌性，因此菲的微生物降解主要包括K区氧化和湾区氧化。Bacillus、Aeromonas、Alcaligens和Micrococcus等都是发生湾区氧化的菌属，起始发生在3、4点位，湾区氧化后经一系列转化形成1-羟基-2-萘甲酸。在此之后，原儿茶酸由水合醛缩酶和邻苯二甲酸双加氧酶形成，然后被原儿茶酸3,4-双加氧酶开环，进入TCA循环。而M.vanbaalenii PYR-1具有许多初始降解位点，可以在1,2位、3,4位、9,10位开始降解菲，其中9,10位的K区氧化是M.vanbaalenii PYR-1的主要降解模式。菲的9,10点位在双加氧酶的作用下转化为9,10-二氢二醇，后经过一系列酶的作用形成邻苯二甲酸，完成上述邻苯二甲酸降解途径。与湾区氧化相比，K区氧化可以实现间位切割，形成单环芳烃，没有致癌作用；而湾区氧化优先形成双环芳烃，毒性也较大，因此K区氧化是微生物降解有毒多环芳烃的主要途径[9]。

随着分子量增加，多环芳烃的疏水性和生物利用性进一步降低。目前，可以利用四环多环芳烃芘为唯一碳源的菌属主要集中在Mycobacterium、pseudomonas等[10]。芘的降解主要从4,5点位起始发生K区氧化，经一系列酶作用形成邻苯二甲酸，完成上述邻苯二甲酸降解途径[9]。而五环的苯并[a]芘，由于化学结构复杂、辛醇-水分配系数较高，较难降解，可以降解的微生物主要集中在Mycobacterium菌属。微生物可通过4,5位、7,8位、9,10位和11,12位实现对苯并[a]芘的降解，降解过程中可以形成芘和䓛的酸性化合物及环氧化物以降低毒性，然而在降解过程中其衍生物的毒性还有待进一步研究[10]。

2.3 微生物对多环芳烃的厌氧降解机理

与好氧处理相比，厌氧处理的应用较少，可行性和适用性有限。厌氧土壤、含水层、沉积物和污泥中的多环芳烃污染是一个世界性问题。在缺氧条件下，微生物可以利用硫酸盐、硝酸盐高价金属离子和二氧化碳作电子受体，将有机物降解为CO2和CH4。厌氧降解与好氧降解不同，PAHs需要与其他物质结合发生羧化反应、甲基化反应、羟基化反应和还原反应。羧化反应指外源碳原子添加到PAHs某一位点形成相应的脂肪酸；羟基化反应指通过羟基化作用最终形成酚类物质；甲基化反应通常是外源引入富马酸最终形成酚类物质；还原反应指对PAHs加成从而最终形成开环。

目前对多环芳烃的厌氧降解研究主要集中在对于萘和菲的研究上。例如，Zhang等[11]通过13C标记的萘进行示踪降解实验，得到萘的代谢产物2-萘甲酸。结果表明，羧化反应是萘厌氧降解的初次激活反应，再通过加氢辅酶两次对苯环加氢，然后进行羧基化开环作用，使得萘最终变为易被微生物降解的结构。而萘的另一种降解途径则是通过引入富马酸，对PAHs甲基化后经过脱氢辅酶使之形成2-萘甲酸，最终合并到2-萘甲酸的降解途径。菲的降解主要集中在硫酸还原菌的厌氧降解。有研究表明，菲首先通过羧化反应形成2-菲甲酸，之后同2-萘甲酸的降解途径类似[12]。而Tsai等[13]发现，菲首先会转化为甲酚，其次通过羟基化作用形成对羟基苯甲醇、对羟基苯甲醛，对羟基苯甲醛随后通过脱氢酶、水合作用和脱羧反应形成苯酚，最终转变为乙酸，直至完全分解，然而此实验并未说明菲的初始激活反应。目前，微生物对于四环及四环以上多环芳烃的厌氧降解能力较弱，对高环多环芳烃的厌氧降解机理尚不清楚。

3 影响嗜盐/耐盐微生物降解PAHs的因素

尽管国内外已有诸多研究者已经分离筛选出能够高效降解PAHs的单一菌株，然而在实际微生物修复中，会受到很多其他因素的影响。例如，加入的微生物会对原有土著性微生物产生竞争性关系，降低降解效率；专性降解菌对于所处环境的不适应也会在一定程度上影响降解效率。

3.1 PAHs性质

多环芳烃随着环数增加，其憎水性显著增强，挥发性减小，从而使得微生物可利用性显著降低。Arulazhagan等[14]在印度金奈的海洋附近分离出一株Ochrobactrum VA1菌种，其在30 g/L浓度的NaCl条件下，对蒽（三环）降解率为88%，而苯并[e]芘降解率仅为50%。Vila等[15]从木馏油污染土壤中分离获得的Mycobacterium菌属在海水盐度培养基中60 d对荧蒽、芘、苯并蒽的降解效率分别为85%、70%和30%。有研究表明，通过加入表面活性剂，可以提高生物对PAHs的利用性，从而有效降解PAHs[16]。

3.2 外加营养物

嗜盐/耐盐微生物在进行高环多环芳烃的降解时，往往需要外源添加营养物进行共代谢，因为共代谢通过添加共基质为微生物提供充足碳源，并诱导其产生降解PAHs的关键酶。石杰[17]筛选出一株名为AD3的Martelella sp.菌种，发现添加酵母粉可使该菌株对于芴、苊、苊烯的降解效率显著增加。王慧等[18]筛选出的一株Thalassospira sp.菌种，发现蛋白胨可以显著影响该菌属对于20 mg/L芘的降解，而酵母粉影响不大。卢仕严等[19]发现在外加碳源葡萄糖或水杨酸的作用下，均会使菌株对芘的降解率降低。李康[6]用0.6 mg/L、60.0 mg/L、120.0 mg/L的酵母粉作为外加碳源，发现120 mg/L酵母粉对于芘的降解率提高影响最大，6.0 mg/L和60 mg/L的酵母粉对于降解率的提高作用相差不大。这些试验结果表明，外源添加营养物对于微生物降解多环芳烃会有一定影响，且取决于营养物的种类和浓度。

3.3 外加电子受体

根据电子受体的不同，厌氧降解体系可以分为反硝化还原体系、硫酸还原体系、产甲烷还原体系和金属离子反应还原体系[20]。因此厌氧条件下添加电子受体，可能会有效提高微生物降解多环芳烃的效率。Murphy等[21]在缺乏硝酸盐作电子受体的环境下添加硝酸盐，发现多环芳烃可以被显著去除。Tang等[22]发现在污染沉积物中添加硫酸盐可以显著提高微生物对萘的降解。而在某些体系下，某种电子受体的大量富集，使得再添加其他电子受体或营养物对于多环芳烃的降解没有提高。例如，Johnson等[23]发现富含大量硫酸盐的沉积物中，外源添加硝酸盐对于多环芳烃的降解没有影响。同样在硫酸盐作电子受体的沉积物中，添加四价锰作电子受体，显著抑制了对于多环芳烃的降解。

3.4 植物-微生物联合修复盐碱地PAHs

近年来，微生物-植物联合修复作为一种高效、环保的方式已经引起了国内外诸多学者的关注[24]。微生物-植物联合修复主要是依靠植物的根系分泌物共同促进微生物的生长和繁殖[25]。紫松果菊、紫花苜蓿、翅碱蓬和紫茉莉等植物可以通过植物-微生物联合修复方式有效降解多环芳烃。然而由于大多数植物难以在盐碱地中存活，目前仅有翅碱蓬植物在盐碱地中与微生物联合修复被研究。例如宋立超[26]发现添加AD-3菌与翅碱蓬联合作用可以显著提升多环芳烃的微生物修复效果。鉴于我国盐碱化和石油污染程度严重，更多可以耐受高盐环境下的植物与微生物联合修复的高效降解菌亟待研究。

4 展望

随着研究的不断开展与深入，嗜盐/耐盐微生物对于部分多环芳烃的降解研究已经不断成熟，然而在以下4个方面仍有需要进步的空间。（1）微生物对于低环多环芳烃的降解往往可以完全矿化，然而对于高环多环芳烃的降解研究中，好氧降解的中间代谢产物尚不清楚，厌氧降解的起始激活反应尚不明晰。（2）外加营养物对于微生物多环芳烃的降解可能存在着促进、抑制与无影响3种情况，然而营养物种类以及浓度对于微生物降解多环芳烃的原理尚不明确。（3）由于目前发现的能够在高盐环境下降解PAHs的菌株不多，同时越来越多的PAHs积累于高盐环境中，因此更多关于嗜盐PAHs降解菌的降解途径需要得到深入研究。（4）联合修复作为一种可以显著提高微生物降解效率的手段，需要针对其群落结构组成，寻求更高效的菌群降解组合以进行更深层次的研究。