韩婉玲，钱勇兴，张会宁，陈吉炜，马建青，张科锋

（1浙江大学工程师学院，浙江杭州310000；2浙大宁波理工学院土木建筑工程学院，浙江宁波315000；3宁波市城乡水污染控制技术重点实验室，浙江宁波315000；4浙江大学宁波研究院，浙江宁波315100；5宁波市河道管理中心，浙江宁波315100）

氯化石蜡（chlorinated paraffins，CPs）是由正烷烃原料自由基直接氯化而成的复杂混合物，CPs也称多氯代烷烃（polychlorinated alkanes，PCAs），氯化程度通常为30%～70%（质量分数）。根据不同碳链长度，CPs可分为短链（short-chain chlorinated paraffins，SCCPs，C10～C13）、中 链（middle-chain chlorinated paraffins，MCCPs，C14～C17）和 长 链（long-chain chlorinated paraffins，LCCPs，C18～C30）[1]。CPs的第一次合成是在第一次世界大战期间，当时主要用于制备防腐产品。然而从1930年起，国外开始工业化生产CPs来替代因毒性危害大而被禁用的多氯联苯，导致其产量日益增加。由于阻燃及电绝缘性良好、挥发性低、价格便宜等优点，CPs一般用作高温润滑剂、增塑剂、阻燃剂、黏合剂、油漆、橡胶和密封剂等的添加剂[2]。

2016年全球CPs生产总量已超过100万吨，而世界范围内的SCCPs产量则至少为16.5万吨[3]。中国从1950年开始生产CPs，据中国氯碱网统计，2018年国内CPs总生产能力已达208万吨，实际产量83.5万吨[4]，其中SCCPs生产和消耗全球均排名第一。随着我国含CPs产品的大量生产和使用，其不断在各类环境介质中，如空气[5]、水[6]、土壤[7]和沉积物[8]以及各种生物[9]等被检出。在生产CPs的过程中往往会产生具有环境持久性、生物累积潜力和毒性的副产物SCCPs，故SCCPs的污染问题日益引起人们的重视。通过了解SCCPs的来源及迁移路径，可以有的放矢地控制和减少SCCPs的排放，减轻对环境的污染。现阶段关于SCCPs的研究论文数量逐年增加，但对SCCPs去除方面的研究还很有限[1-3]。因此，本文主要通过比较分析SCCPs去除的两大类方法（物化法和生物法）来阐述现阶段关于SCCPs环境去除的研究进展，以期能为SCCPs的环境行为和去除研究提供有价值的信息。

1 SCCPs的环境赋存及危害

较之于MCCPs和LCCPs，SCCPs的物理化学性质最为特殊，环境释放潜力最大，具有致癌、致畸和致突变的“三致效应”，毒性最高，最终在2017年被列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》附件A受控持久性有机污染物（persistent organic pollutants，POPs）清单[10]。而且，SCCPs含量超标也会引起一些危害事件，如备受媒体关注的“毒跑道事件”[11]、“台湾食品塑化剂事件”[12]以及“酒鬼酒增塑剂超标事件”[13]等。在一些国家，SCCPs已被禁止或限制使用。我国作为《斯德哥尔摩公约》的履约国之一，并且作为CPs等卤代阻燃剂的生产和使用大国，也正承受减少和去除环境中SCCPs污染的压力。

SCCPs迄今为止尚未见有天然来源[14]，主要来源于人为活动，在生产、储存、运输、产品制造以及氯化石蜡使用过程中，通过点源、非点源的排放（包括意外泄漏或冲洗等）进入环境受体[15]。SCCPs虽然大部分能被传统污水处理厂中的污泥吸附去除，但仍有部分会进入受纳水体[16-17]，或吸附于悬浮颗粒，或沉入水体底泥[18]，或挥发进入大气，被大气颗粒物吸附，实现长距离运输。SCCPs在环境中的迁移转化途径具体如图1所示。SCCPs在室温下的蒸气压较低，极易受到长距离大气输送的影响而发生环境扩散[19]。SCCPs在北极和南极的生物群和环境基质中都有检出，如在北极生物格陵兰鲨鱼、海鸟、鳕鱼、白鲸和环斑海豹[20-23]等体内检测到了SCCPs，其还存在于南极水域的海洋哺乳动物座头鲸[24]和大气中[25]等，这些都为SCCPs远距离传播提供了相关的证据，表明其对环境构成潜在的生态威胁。

图1 SCCPs在环境中的迁移转化途径

另一方面，SCCPs有着很强的生物富集性以及生物放大性[26]。Li等[27]通过水培暴露体系研究了大豆和南瓜对SCCPs吸收、迁移及生物转化的影响。大豆根、茎中SCCPs积累量分别为1.98%～54.5%、0.50%～2.54%，南瓜根、茎中SCCPs积累量分别为23.6%～59.9%、0.7%～3.81%，其幼苗能够吸收、富集和迁移SCCPs。Wang等[28]测定了中国19个省的谷物和豆类样品，SCCPs浓度分别为343ng/g和328ng/g（湿重），初步风险评估显示，谷物和豆类中的SCCPs不会对居民构成重大风险。但由于SCCPs是亲脂性化合物，能在食物链中进行生物积累和生物强化，动物源性食品中的SCCPs可能来自于被污染饲料的生物积累。Dong等[29]在全国采集了16份动物饲料材料样本，SCCPs的浓度范围在120～1700ng/g，并在动物源性饲料中检测到相对高浓度的SCCPs。生产和使用时释放到环境中的SCCPs可通过生物积累被人类摄入，饮食摄入是人类接触SCCPs的主要途径。人类可能通过食用生鲜产品[30]及水产品[31]而摄入高浓度的SCCPs，进而使SCCPs存在于人乳[32]以及人体血浆[33-34]中。此外，SCCPs能危害人体免疫系统和生殖系统[35]，同时还会显著影响人体肝癌HepG2细胞[36-37]，这些毒副作用表明SCCPs对人类健康具有很大的潜在威胁。

SCCPs在环境中具有较强的迁移转化能力，是影响非常广泛的环境污染物，并对环境安全和人体健康构成严重威胁。因此关于如何减少和去除环境中存在的SCCPs理应引起人们的重视，然而迄今为止，比之于SCCPs在环境中的分析检测研究，针对SCCPs去除的研究报道依然有限，只有零星的信息可供参考。

2 SCCPs的去除方法

2.1 物化法

近年来，SCCPs的去除方法陆续得以报道，主要包括物化法和生物去除法，其中物化法可划分为一般物化去除法、高级氧化法等，去除机制主要有吸附、氧化还原、化学降解、光降解等。这些技术被认为是去除或矿化SCCPs的有效技术[38]。

2.1.1 一般物化去除法

SCCPs在环境中相对稳定，用合适的吸附剂对其进行吸附去除理论上是一种较好的方法，但尚未发现有此类研究报道。Ding等[39]通过分子动力学和密度泛函理论从理论上证实了单壁碳纳米管能对CPs有较好的物理吸附作用。此外，多孔聚合树脂[40]在吸附二氯甲烷、四氯化碳等挥发性有机污染物方面，有机黏土（有机蒙脱土和有机膨润土）[41]在吸附去除包括农药、个人护理用品等有机污染物方面都有较好的效果，但上述吸附剂对SCCPs的吸附研究仍是空白。

在合适的条件下，环境中的SCCPs会进行脱氯。Lahaniatis等[42]发现在氨化二乙醚的溶液中，钠能使CPs还原脱氯，经过鉴定降解产物是正构烷烃和正构烯烃。Zhang等[43]在用纳米零价铁颗粒还原脱氯去除SCCPs时发现，纳米零价铁对SCCPs的脱氯速率与pH、投加量、温度以及腐殖酸的投加量有关。适量的腐殖酸投加有助于纳米零价铁还原SCCPs，但当浓度高于15mg/L时，会抑制脱氯速率。Zhang等[44]在紫外光照射条件下发现SCCPs可在2h完全光化学降解，初步提出了SCCPs的详细光化学降解机理，即SCCPs首先被激发并发生光离子化，释放的Cl·可以生成·OH，然后·OH通过攫氢反应引发SCCPs降解，生成多个脱氢自由基，通过自由基-自由基反应生成醇类或长链中间体。虽然纳米零价铁等物化法去除SCCPs效率高，但成本较高且操作条件复杂，为此需要进一步改进。

2.1.2 高级氧化法

SCCPs因为缺少适当的取代基团吸收＞290nm的紫外光，在环境条件下一般不会直接光解，具有优良的热稳定性和化学稳定性，室温下在水相中的水解和氧化作用很小，但当水生环境中存在自由基或催化剂时，可以诱导其发生水解或氧化的光解反应，可能会被对流层中的氧化自由基攻击而发生间接光降解。近年来，光催化、芬顿等高级氧化技术[45-47]在去除环境中难降解有机污染物方面迅速发展起来，能通过直接矿化或氧化提高难降解污染物的可生化性能。为了寻找有效的SCCPs光催化材料，一些学者也进行了探索研究。

Koh等[48]发现紫外灯（中压汞灯）与过氧化氢（H2O2）的协同作用能有效降解SCCPs，光催化处理5h后，降解率为33%。与不添加H2O2的空白组相比，添加H2O2可以有效提高降解率。同时，高级氧化技术还可用于各种氯代烷烃的降解。其中光催化剂TiO2的水悬浮液[49]可以快速地光降解一种PCAs（1,10-二氯癸烷，D2C10），在300nm紫外线下，D2C10在TiO2悬浮液中的反应机理如下：首先TiO2在紫外线照射下，产生表面·OH，同时吸附D2C10，而后吸附的D2C10被表面·OH氧化。光催化降解相对较快，D2C10在15min的光解过程中降解62%。同时El-Morsi等[50]研究了在芬顿和光芬顿体系下，PCAs组的另一物质1,2,9,10-四氯癸烷（T4C10）在H2O2中的降解效果。T4C10能被H2O2/UV大幅降解，在配备300nm光源强灯的光反应器中照射20min后，可降解60%的T4C10。该反应产生的Cl-化学计量数表明氯代正构烷烃完全脱氯。Friesen等[51]采用H2O2/UV和改进的Fe3+/H2O2/UV光芬顿法，研究了SCCPs的光化学氧化反应，该SCCPs混合物能在0.02mol/LH2O2/UV的酸性条件下被降解，在300nm光源下照射3h后，降解率为80%±4%。

在此基础上，为了提高可见光的利用率，Chen等[52]合成了一种氧化还原石墨烯（RGO/CoFe2O4/Ag）纳米复合材料，可用于可见光下降解SCCPs，并与商用二氧化钛（P25TiO2）进行了对比。该催化剂在12h内对SCCPs去除率为91.9%，远远高于P25TiO2的21.7%。同时，该实验还研究了连续吸附富集基板后的光催化降解SCCPs的效果，为采用适当设计的复合材料增强SCCPs的降解提供了依据。除此之外，Xiong等[53]通过原位还原法制备了一种Fe2O3@PDA（聚多巴胺）-Ag杂化物，其通过生成·OH自由基的优势反应，在SCCPs的去除中表现出优异的光催化活性。SCCPs在光催化剂表面存在解吸和吸附行为，在48h内达到吸附平衡。攫氢反应没有规律可循，但脱氯通常发生在相邻的氯原子中。而且基于PDA的混合动力技术已在废水处理中得到有效应用，可为去除SCCPs提供实践指导。

尽管光催化、芬顿法等高级氧化法可用于SCCPs降解，但往往受到初始污染物浓度、反应条件等因素的限制。而且光腐蚀是光催化的一个典型缺点，半导体光催化剂在光照射下通常不稳定。故探索更加高效环保的SCCPs矿化方法，寻找其他具有成本效益的降解技术极为重要。

2.2 生物去除法

相比于物化法，生物去除法作为最经济的方法，对污染物进行生物吸附或生物降解，被认为是去除环境中有机污染物最可靠的方法之一，备受研究者青睐。一般分为细菌降解法、细菌吸附法、植物吸收法及其他理论可行法（真菌、藻类及动物）。

2.2.1 细菌降解法

某些微生物可以通过生物降解作用去除环境中的有害污染物，其固有的微生物代谢可作为主要的生物降解机制[54-55]。已有研究证实卤代化合物可以作为某些特定需氧微生物的碳源和能量来源，故获取具有降解能力的微生物是微生物治理方法的首要条件。

微生物去除是利用筛选、驯化特定的微生物来降解环境中的有机污染物的方法，同时微生物降解也是有机污染物降解的重要过程之一。CPs是一种耐普通微生物侵袭的化合物，能够被特定微生物降解去除，降解过程易受氯化度和碳链长度的影响，氯化度小于60%的SCCPs很容易被微生物氧化[56]。近年来，细菌降解法在处理SCCPs呈现出良好的发展前景。Omori等[57]报道了一系列土壤细菌菌株对CPs的共代谢脱氯作用。事实上，大多数接种的细菌都具有降解烃类的能力，但只有特定微生物能降解少量SCCPs。目前能够降解SCCPs并且可以成功应用的菌株较少，好氧降解菌株有红球菌、假单胞菌等，但不同的菌株对SCCPs的降解能力有很大差异。为更好地了解其生物去除潜力，一些学者对耐受SCCPs细菌的降解能力进行了深入研究。

Allpress等[58]筛选出了一株革兰氏阳性菌红球菌S45-1，该菌株能以SCCPs作为唯一碳源和能源进行代谢降解，这是首次报道微生物利用氯化石蜡作为唯一的碳源和能源。但唯一的缺陷是降解时间长，需要30～100天。除了革兰氏阳性菌外，革兰氏阴性菌对SCCPs也有降解作用，如假单胞菌。这些细菌被认为是好氧性的，大量分布于土壤、水体、动物和人体中。Heath等[59]筛选出了一株假单胞菌273，该菌株对氯代烷烃具有较好的脱氯效果，但与Allpress筛选的菌株一样，该细菌脱氯周期较长，需要20天甚至更长时间。Lu[60]从二沉池中收集的脱水污泥中筛选出了一株假单胞菌N35，该纯菌株也能以SCCPs作为碳源和能源，并能有效将其降解，20天内能脱氯57.5%。在污泥中投加该菌能去除73.4%的SCCPs，但降解周期也较长，需要30天。

已有的研究工作表明长链烷烃是短链氯化石蜡的降解产物[48]，在此基础上有学者对长链烷烃降解菌进行研究。有报道称一种革兰氏阴性球菌食烷菌2B5能够在15天内从2g/L原油中降解C13～C30正构及支链烷烃[61]。此外，不动杆菌也能够降解或去除多种有机和无机化合物[62]。Acer等[63]从石油污染土壤中分离出一株长链烷烃降解菌，鉴定为不动杆菌BT1A，该菌株在1%原油中培养7天后降解了83%的C11～C34正构烷烃。类似的烷烃降解菌还有不动杆菌DSM17874[64]、两种放线菌SoB和SoCp[65]、假单胞菌GPo12[66]等。

在人工控制条件的生物反应器中，可以采用适宜的细胞生产各种所需的酶。微生物已进化出许多不同的酶催化机制来去除有机卤化物，如一些细菌能将有机卤化物作为碳源、能源或电子受体来使其自身得到增长。细菌裂解碳-卤素键是由多种酶催化的，譬如某些卤代烷脱卤酶具有通过碳-卤素键的水解裂解将这些卤代烃转化为相应的醇的潜力[67]。烷烃脱卤酶能对碳-卤素键进行裂解，从而将这些外源性生物转化为代谢中间体。红球藻的第二代卤代烷水解酶Y2[68]利用C14、C16和C18烷烃作为生长底物，在1-氯丁烷的作用下，培养的红球藻Y2休眠细胞悬浮液能在好氧和厌氧条件下催化脱卤反应。在C7～C8的1-氯代烷烃和相应的正构烷烃存在下，红球藻Y2的氧合酶型脱卤酶活性明显增强。此外，也有研究者分别从海洋环境和六氯环己烷垃圾场中发现了食碱菌分泌的卤代烷脱卤酶HLD[69]以及鞘脂单胞菌株分泌的脱氢卤素酶LinA2[70]，这些酶均在降解各种短链卤代烷烃中起着关键作用。但用这些细菌分泌的脱卤酶或表达这种酶的细菌对SCCPs进行完全的生物去除仍是一个挑战（因酶对SCCPs的体外转化缓慢且不完全），且需要提前研究转化产物的环境和毒理风险[71]。

2.2.2 细菌吸附法

细菌处理污水体系中，细菌在没有被驯化的情况下对污染物降解效果较差，但由于其本身的特殊性，对污染物存在一定的吸附性能。现阶段利用细菌吸附去除抗生素等污染物，仍是行之有效的手段（见表1）。

从表1中可以看出，细菌及其聚合体污泥作为吸附剂吸附难降解污染物具有非常好的去除效果，主要通过表面吸附、静电相互作用以及化学吸附将污染物从液相转移到固相，用较短的时间就能达到较好的去除效果。因此，SCCPs作为一种难降解有机污染物，对其进行细菌吸附去除也将是一种有效可行的方法，但迄今为止，尚无研究者用耐SCCPs的细菌作为生物吸附剂对SCCPs进行吸附去除。

表1 其他POPs的细菌吸附去除性能

在生物去除过程中，合适的微生物对污染物的生物吸附/降解至关重要。可以推测，在CPs污染地区应用细菌去除的方法将具有巨大的发展潜力与市场。但大多数细菌只能利用有限的含氯有机化合物，且降解周期较长，同时由于每种细菌的生理特性和降解机理不同，细菌对降解物质的耐受性和降解程度也不同。因此，为探索更多新的微生物及其在SCCPs降解中的行为，需要做更多的工作来了解SCCPs生物降解和生物转化潜力。

2.2.3 植物吸收法

植物可通过根的被动吸收或主动吸收从土壤或水中吸收污染物，如非离子型污染物，主要是通过化合物在根内外电位梯度驱动，被动吸收进入植物体内，另外植物也可通过叶片吸收大气中的污染物[77-78]。Li等[27,79-80]选取大豆和南瓜作为模型植物，通过室内水培暴露实验发现了在植物作用下的SCCPs碳链断裂过程。高氯代的SCCPs同系物在南瓜和大豆幼苗的作用下能够脱氯为低氯代同系物，并且在分子上发生氯原子重排，在两者组织中均检测到脱氯和氯重排产物——子体氯癸烷C10H17Cl5、C10H16Cl6和C10H15Cl7等，同时还发现了碳断裂产物。相比之下，大豆对亲本SCCPs的易位和降解速度快于南瓜，且降解程度大于南瓜，而南瓜对亲本SCCPs的累积程度则大于大豆。虽然实际土壤-植物系统与水培暴露系统不同，SCCPs往往吸附在土壤上，生物利用度可能更低，但为环境中SCCPs的植物降解提供了重要信息。

2.2.4 其他去除法

除了已经成功应用的上述物化法及生物法外，其他去除SCCPs的方法（包括真菌、藻类及动物等去除法）在理论上也具有可行性。与细菌降解相比，人们对于真菌降解知之甚少。因微生物降解动力学的研究尚不全面，将真菌应用于SCCPs的去除更具挑战性。Murphy等[81]对在1-氯十六烷或1-氯十八烷上培养的两种丝状真菌（秀丽隐杆线虫和带状青霉菌）和一种酵母（解脂假丝酵母）的脂肪酸组成进行了测定，这些生物能利用氯代烷烃作为唯一的碳源和能源，培养后这些生物中均存在大量的末端氯化脂肪酸。在某些情况下，微生物的脱卤作用并不总优先于生物利用，而且有报道称在细菌和真菌中长链氯代烷烃直接与氯化脂肪酸结合。此外，白腐菌分泌的胞外酶锰过氧化物酶MnP[82]也能有效降解四溴二苯醚，在培养15天后，降解率高达70%。这表明将真菌应用于去除SCCPs或许在理论上是可行的，但目前还没有这方面报道，有待验证。

鉴于在绿潮发生期间，绿潮藻[83]能去除海水中多环芳烃（PAHs），当其初始浓度为5μg/L时能去除91.3%。而且在沿海沉积物中沉积的大量藻类残余物[84]也能吸附去除PAHs，但由于藻类光能自养的局限性，其降解效率很低，尚未有藻类降解SCCPs的相关报道。藻类是一种很有前途的可再生资源，随着对环保生物替代能源消耗需求的日益迫切，利用藻类去除SCCPs的潜在技术理应被考虑。

利用动物去除SCCPs的文献暂无报道，但存在去除其他氯代烷烃的报道。譬如，有研究发现从大藻组织中分离出的一种原生动物（海洋变形虫）[85-86]能通过氧化脱卤作用将氯代烷烃生物降解，转化为相应的脂肪酸。变形虫TrichosphaeriurnI-7在培养24h内开始吸收并转化卤代烷1-氯代十八烷，并将其作为碳源加以利用，培养6天后在培养皿表面未检测到氯烃。海洋变形虫摄取并生物降解卤代烷烃1-氯代十八烷，经氧化脱卤生成十八酸，十八酸与细胞脂质结合或氧化降解。原生动物在SCCPs去除方面还需进一步研究。

2.3 各去除方法的优缺点比较

不同方法下SCCPs的去除效果存在差异，表2比较了不同方法之间的优缺点及去除SCCPs的影响因素和可能机理。从表2可以看出，不论哪种方法，pH和温度都是SCCPs去除的主要影响因素。物化法对SCCPs去除效率高，但操作条件复杂、苛刻，同时成本也高；而生物法去除SCCPs的效果在很大程度上则依赖于生物本身的降解吸附性能，总体而言，生物法处理周期普遍较长，且容易受到外界环境的干扰。

表2 SCCPs（包括氯代烷烃）去除方法的对比

一些典型方法去除SCCPs（包括氯代烷烃）的可能降解途径如图2所示。物化法通过氧化脱氯生成烷烃，后通过碳-碳键断裂变成小分子物质；细菌法通过氧化酶氧化脱氯形成烷烃，后氧化形成有机酸等一系列小分子物质；植物吸收法主要通过氯重排、脱氯等反应生成烷烃类物质。这些方法中有些能将氯代污染物完全矿化，有些则不能。每一种去除技术也都有其针对性和局限性，处理SCCPs的物化法成本高，而生物法则是一种简单、安全、成本效益高的治理污染的技术，通过生物降解能力，把有毒的有机污染物转化为无害的物质。总体而言，相较于物化法，生物法由于工艺简单、经济环保而具有较大的后续发展潜力，但不足之处是降解周期长，后续与物化处理或植物吸收等方法耦合可用于实际工艺开发中，具有重要的现实意义。

图2 不同方法去除SCCPs（包括氯代烷烃）的降解途径

3 结语与展望

CPs是一种含有氯化物的有机混合物，也即PCAs，氯化程度在30%～70%之间。在所有CPs组中，SCCPs的环境污染是最受关注的问题，本文主要针对现阶段SCCPs的去除方法进行比较分析，得出以下结论。

（1）迄今为止，SCCPs已经在许多不同的环境中发生迁移，包括土壤、污水污泥和水体、生物和人体，甚至能传播到极地等偏远地区。环境风险较大，但现阶段关于环境中SCCPs去除方法的研究较少，尚未引起广泛关注。

（2）现行的SCCPs去除方法主要分为物化法和生物去除法。物化法能将SCCPs部分或完全矿化，但成本高。与物化法相比，生物去除法能通过氧化酶氧化脱氯形成烷烃及酸类物质，是一种相对经济且清洁的方法。由于微生物分布广且代谢能力强，利用细菌去除SCCPs的方法可用于各种环境中，应用前景广阔。

（3）细菌吸附和降解是一种经济的污染物去除技术，其中细菌降解是当前去除环境中SCCPs较为有效的方法。以往对SCCPs细菌降解的研究主要集中在好氧生物降解方面，但缺氧或厌氧环境下却鲜有报道，同时未发现利用细菌吸附去除SCCPs的研究。

虽然上述提到的去除方法实现了SCCPs的减量化，但是一些方法由于成本高或降解时间长而阻碍了技术的应用，目前的研究只针对有限的几种SCCPs进行去除，而且大多停留在实验室阶段，因而，如何获得对SCCPs有高效去除效能的新方法和技术仍需不断探索和研究。今后关于SCCPs去除方面仍需开展以下几方面的工作。

（1）针对细菌降解去除周期长的缺陷，可通过与其他方法进行耦合，譬如可与物化处理或植物吸收等方法联用，以提高降解率。同时，对于物化和生物降解后的产物需要进行毒性试验研究，以避免降解产物对环境产生二次污染。

（2）针对长链烷烃降解菌株对大分子的SCCPs降解能力差甚至不能降解的缺陷，可通过生物共代谢强化或改良菌株来构建出对SCCPs具有高效降解性能的菌株，但对于改良菌株特别是基因工程菌株对环境产生的影响也需要进行后续试验评价。同时需研究处于低氧或厌氧环境下细菌对SCCPs的去除，以期完善不同环境下细菌与SCCPs的相互作用机制。

（3）基于生物技术的不断发展和新分离物的不断探索，古生菌或极端微生物日益引起研究者的重视。因此，未来的研究可着重于识别和评价这些古生菌或极端微生物对难降解有机污染物的去除效率，进而获得具有高效去除SCCPs的微生物。