邻苯二甲酸酯的微生物降解研究进展

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　　摘 要：邻苯二甲酸酯（Phthalic Acid Esters，PAEs）的广泛应用引起了严重的环境污染问题，其环境雌激素效应和“三致”毒性直接威胁生态环境安全及人体健康。该文总结了PAEs的污染及毒性以及PAEs高效降解菌、细菌对PAEs的降解途径，探讨了PAEs降解菌在环境修复中的问题并提出了应对措施，为PAEs污染环境的生物修复未来发展方向提供参考。
　　关键词：邻苯二甲酸酯;微生物降解;代谢途径;生物修复
　　中图分类号 X131   文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2020）18-0024-05
　　邻苯二甲酸酯（Phthalic Acid Esters，PAEs）又名酞酸酯，是一类主要由人工合成的有机化合物，常见的PAEs及代谢产物如表1所示。PAEs被广泛用作塑化剂及其他化工产品中的添加剂，在土壤、水体、空气等环境中广泛分布，成为普遍的环境污染物之一。PAEs在环境中自然降解极其缓慢，属于典型的持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants，POPs），且具有环境雌激素效应、“三致效应”（致突变、致畸、致癌），被称为第2个“PCB”类的污染物。鉴于PAEs的严重污染和生物毒理效应，目前PAEs污染及修复途径受到全球关注。
　　1 PAEs的污染及危害
　　工业生产中，PAEs被用作工业溶剂、化工产品的添加剂、塑化剂，如农药、地膜、油漆中的添加剂或塑料制品中的塑化剂[1]。塑化剂是PAEs的主要用途，PAEs也是使用量最大的塑化剂。PAEs与聚烯烃类塑料基质以氢键或范德华力等非共价键相互作用，在塑料的生产、使用及废弃处理过程中，PAEs从塑料中渗漏到环境中[2]，对空气、水体、土壤、食品等造成严重污染。环境中的PAEs污染主要是DBP和DEHP。空气中的PAEs主要来源于塑料、油漆、家具等含有PAEs材料的物质挥发，受人类生产、生活活动的影响较大。通常情况下，城市中心空气中的PAEs浓度高于郊区，室内高于室外[3，4]。空气中的PAEs浓度还受到环境温度等因素的影响，在印度赖布尔，春季和冬季大气中PAEs的浓度高于夏季，可能与夏季降雨和较强的光化学反应有关[5]。河流及沉积物中的PAEs有多种来源，包含携带空气中PAEs的雨水、PAEs污染的工业和生活污水、垃圾渗滤液等，目前全球的很多河流及沉积物中都存在PAEs，且DEHP浓度远高于环境风险限定值（Environmental risk limits，ERLs）（0.19μg/L）。在很多国家和地区的饮用水中也检测到了PAEs，长期暴露于饮用水的PAEs将严重影响人体健康。土壤中的PAEs污染主要来源于水体中PAEs的聚集、大气中PAEs的沉积、污水灌溉、污染的堆肥、农药和化肥的施用等。农田土壤中的PAEs含量高于非耕作土壤，表明农业生产活动是导致农田PAEs污染的主要途径，温室大棚薄膜、农田地膜、农药和化肥等含有PAEs的农业生产资料的使用是农田PAEs污染的主要来源[6]。由此可见，PAEs在自然环境中广泛分布、大量累积，严重威胁生态环境安全及动植物健康。
　　人体通过饮用水、空气、食品等途径直接暴露于PAEs，人体每天通过食物摄取的DEHP约有25?g[7]。PAEs还能通过水体、土壤被植物吸收，进入食物链，最终迁移到人体内。此外，个人护理用品、化妆品和玩具也是人体摄取PAEs的重要途径。PAEs 是一类环境雌激素，能与细胞核受体、激素或异源物质的受体等相互作用，进而干扰生物体的生长、代谢、发育等生理过程，还具有致突变、致畸和致癌的毒理效应。美国将DMP、DEP、DBP、DEHP、DOP、BBP列为优先控制的有毒污染物，我国将DMP、DBP和DEHP确定为优先控制污染物。目前关于DEHP毒理效应的研究较多，尤其是生殖毒性、遗传毒性、肝脏毒性及致癌的研究。DEHP能造成大鼠类固醇生成减少、胚胎睾丸中的生殖细胞缺失、性别分化异常、精子畸形率增加和精液体积减少[8]。大量研究表明，DEHP能导致大鼠和小鼠的肝脏癌变，但对于人的肝癌和DEHP暴露的关系还缺乏流行病学的证据[9]。DEHP还是男童生殖发育障碍及内分泌异常的重要原因[10]。DEHP可干扰昆虫的热休克基因表达，高浓度DEHP作为蜕皮激素受体（Ecdysone Receptor，EcR）表达的拮抗剂，影响昆虫变态发育[11]。DEHP也影响植物的生长、发育等过程，如造成洋葱根尖细胞后期染色体分离失败、有丝分裂指数下降[12]，影响蚕豆微核发生率和DNA多态性，引起蚕豆幼苗急性氧化损伤和遗传毒性效应[13]。DEHP的代谢产物MEHP比DEHP的毒性更强，能影响炎症系统[14]、诱导精子中活性氧（reactive oxygen species，ROS）水平升高和DNA損伤，并导致细胞凋亡[15]。相关研究表明，DEHP或其代谢产物的毒性都是通过过氧化物酶体增殖物激活受体（PPAR）信号通路来介导的，改变基因表达，最终表现为生理毒性[16]。DEHP和MEHP能结合PPAR的3个亚型（PPARα、PPARβ和PPARγ）并调节其活性[17]。
　　2 PAEs的降解微生物
　　PAEs侧链基团决定了PAEs的种类，随着侧链基团的增大，PAEs的辛醇—水分配系数的对数值（lgKow）也增大，表明侧链越长，PAEs的疏水性越强，越难被降解。除了PAEs的分子结构，PAEs的降解速率还与温度、光照、pH等环境因素有关。自然条件下PAEs能进行非生物降解，如光化学降解和水解。然而，非生物降解速率极慢，DBP和DEHP的非生物降解的半衰期分别可达50～360d和390～1600d[18]。非生物降解通常不能将PAEs彻底矿化，可能生成毒性更高的中间产物，如MEHP或其他自由基。PAEs的生物降解由一系列酶促反应来完成，降解速率快，能彻底矿化PAEs，不产生二次污染，是一种环境友好型的降解途径。目前已报道一些细菌、真菌、藻类都可以降解PAEs，其中以细菌为主。Aspergillus parasiticus、Fusarium subglutinans和Penicillium funiculosum等真菌可以将血浆袋子的DEHP完全降解[19]，DEHP诱导Fusarium culmorum产生8种酯酶异构体，这些酯酶可能参与DEHP降解的不同阶段，将DEHP彻底矿化[20]。Aspergillus niger能将DMP降解为MMP、PA和PCA，并最终将DMP矿化[21]。微藻Chlorella pyrenoidosa降解DMP的效率受到无机碳的影响，无机碳初始浓度提高会显著促进DMP的降解[22]，另一种微藻Closterium lunula降解DMP的情况与此相似[23]。 　　目前已从农田土壤、工业污水、活性污泥等环境样品中分离到许多能降解PAEs的细菌，这些细菌主要来自于Sphingomonas[24]、Gordonia[25，26]、Rhodococcus[27]、Arthrobacter[28]、Bacillus[29]等菌属（表2）。细菌对PAEs的降解程度反映了其降解性能及环境修复应用潜力，大多数细菌能完全矿化PAEs，但有些细菌只能将PAEs降解为邻苯二甲酸单酯或PA。Acinetobacter sp. strain M673能依次水解DBP、DEP、DHP、DEHP、DOP等多种PAEs的2个酯键，生成相应的单酯、PA，但是不能在含PAEs或PA的无机盐培养基上生长，即不能以PAEs或PA作为唯一碳源和能源，可能是由于菌株M673缺少降解PA的功能基因[30]。Camelimonas sp.M11与菌株M673相似，能水解DBP、DEP、DPeP等PAEs，生成相应的单酯，但不能在含PAEs单酯及PA的无机盐培养基上生长，表明单酯是PAEs降解的终产物[31]。Rhodococcus jostii RHA1能水解DMP、DEP、DPrP、DBP、DHP和DEHP，依次生成对应的单酯、PA，能在含MMP、MBP、MHP、MEHP及PA的无机盐培养基上生长，但是在含大多数PAEs的无机盐培养基上不能生长。这表明PAEs可能会抑制PA的代谢过程，导致在PAEs存在时PA不能继续降解，无法为菌株RHA1提供能量[32]。这些细菌能将PAEs转化为毒性较小的PA，在环境修复中发挥重要作用，也可与其他菌株协同作用将PAEs彻底降解。Gordonia sp.JDC-2可以将DOP降解为PA，PA作为终产物进行累积[33]。Arthrobacter sp.JDC-32不能降解DOP，但是可以将PA代谢。将这2种菌株共培养，菌株间通过协同作用可将DOP彻底降解。
　　细菌降解环境污染物的底物谱范围、降解速率、环境适应性等也反映了其环境修复的潜力。PAEs污染的环境通常较复杂，如存在多种PAEs、过酸或过碱，使得微生物修复PAEs污染更加困难。在实验室条件下，目前报道的PAEs降解菌大都能降解多种PAEs，在较宽的温度或pH范围内可以高效降解PAEs。本实验室分离纯化的Mycobacterium sp.YC-RL4能在20～50℃、pH6.0～10.0条件下高效降解多种PAEs（DEHP、DBP、DEP、DMP、DCHP）[39]。Rhodococcus ruber YC-YT1在pH4.0～10.0、10～50℃和1～120g/L NaCl条件下都能快速降解PAEs，其降解底物包括DMP、DEP、DPrP、DBP、DPeP、DHP、DHpP、DEHP、DOP、DNP、DDP、DCHP和BBP[40]。分离自活性污泥的Rhodococcus pyridinivorans XB能以DMP、DEP、DBP、DEHP、PA和原儿茶酸（protocatechuic acid，PCA）等作为唯一碳源，在48h内降解98%的DEHP（200mg/L），在5d内降解98%的DMP、DEP、DBP（800mg/L）[37]。从垃圾填埋场土壤分离的PAEs降解菌Agromyces sp. MT-O能利用DMP、DEP、DBP、DOP和DEHP，在7d内将1000mg/L的DEHP降解80%[41]。目前虽然在实验室条件下研究了这些PAEs降解菌的优越的降解能力和环境适应能力，但自然环境的复杂性对菌株的环境修复应用提出了较大的挑战。
　　3 PAEs的降解途径
　　在有氧或厌氧条件下，细菌可通过一系列酶催化PAEs降解。细菌对PAEs的有氧降解速率高于厌氧降解速率，目前分离筛选的PAEs降解菌主要是有氧降解菌。PAEs的有氧降解受到微生物种类及温度、pH等环境因素的影响，其他共代谢的碳源也可促进PAEs降解，而高浓度PAEs或中间代谢产物可抑制PAEs降解[42-43]。PAEs的有氧或厌氧降解过程大致可分为2个阶段：PAEs水解以及PA开环、矿化。PAEs的疏水性强，侧链越长，疏水性越强，水解反应越困难，酯键水解是其降解过程中最重要的步骤，也是降解的限速步骤。PAEs的2个酯键通常由2个不同的水解酶依次作用进行水解[44]，但也有报道1个酯酶具有水解PAEs2个酯键的功能[45]。在水解酶的作用下，PAEs的2个酯键依次断裂，生成单酯、PA。这是PAEs的有氧或厌氧降解的共同起始步骤，大多数细菌以此方式起始PAEs降解过程。目前也发现了PAEs的其他降解途径，如有的细菌将DEP、DMP直接水解为PA，此过程中没有单酯生成[46];还有一些PAEs如DOP，带有较长侧链，在起始降解过程中，Gordonia sp.JDC-2先进行β-氧化，将PAEs的侧链逐次移除1个-CH2-基团，生成的DEP通过转酯、脱酯反应降解为PA[33];在降解DEP过程中，Sphingobium yanoikuyae SHJ进行转酯或脱甲基反应，将DEP转化为邻苯二甲酸乙基甲基酯（ethyl methyl phthalate，EMP），EMP水解为MEP，MEP经转酯或脱甲基反应生成MMP[47]，MMP再水解为PA。
　　PA是芳香族化合物共同的中心代谢产物，细菌在有氧或厌氧条件下都可降解PA，但代谢途径有所差异。在有氧条件下，在pht基因簇的作用下，PA经过加氧、脱氢、脱羧，转化为PCA。PCA也是芳香族化合物共同的中心代谢产物，经过邻位裂解途径（ortho-cleavage pathway）或间位裂解途径（meta-cleavage pathway），代谢产物进入三羧酸循环，PCA被矿化。pht基因簇一般以操纵子结构存在，革兰氏阳性菌和陰性菌的pht基因簇的基因种类、数目等有所差异。革兰氏阳性菌的pht基因簇由phtB、phtAa、phtAb、phtAc、phtAd、phtC、phtR组成，分别编码3，4-二氢-3，4-二羟基邻苯二甲酸脱氢酶、邻苯二甲酸3，4-双加氧酶大亚基、邻苯二甲酸3，4-双加氧酶小亚基、铁氧还蛋白、铁氧还蛋白还原酶、3，4-二羟基邻苯二甲酸脱羧酶、调控蛋白。phtAaAbAcAd编码的双加氧酶复合体起始PA的代谢过程，催化PA加氧，生成3，4-二氢-3，4-二羟基邻苯二甲酸。phtB编码的脱氢酶催化3，4-二氢-3，4-二羟基邻苯二甲酸，生成3，4-二羟基邻苯二甲酸，后者在phtC的作用下，脱羧生成PCA。首次报道的pht基因簇来自Arthrobacter keyseri 12B，其遗传机制的研究较为透彻[48]。菌株12B的pht操纵子位于质粒上，以phtBAaAbAcAdCR排列，Gordonia sp.YC-JH1[44]和Gordonia sp.HS-NH1[49]中的pht操纵子也以此方式排列，而Terrabacter sp.DBF63中的pht基因簇以phtAaAbBAcAdCR排列[50]。Mycobacterium vanbaalenii PYR-1的pht基因簇缺少编码3，4-二羟基邻苯二甲酸脱羧酶的基因phtC[51]，不能催化3，4-二羟基邻苯二甲酸生成PCA，整个基因簇以phtRAaAbBAcAd形式存在。革兰氏阴性菌的PA代谢过程与革兰氏阳性菌相似，但是PA加氧酶为邻苯二甲酸4，5-双加氧酶。pht基因簇由pht1、pht2、pht3、pht4、pht5组成，分别编码转运蛋白、邻苯二甲酸4，5-双加氧酶还原酶、邻苯二甲酸4，5-双加氧酶、4，5-二氢-4，5-二羟邻基苯二甲酸脱氢酶、4，5-二羟基邻苯二甲酸脱羧酶，在这些酶的作用下，PA转化为PCA。Burkholderia cepacia DBO1中的pht基因簇由pht2、pht15和pht34转录单位组成[52]，Pseudomonas putida NMH102-2中的pht基因簇形成操纵子pht12345[53]。PAEs的厌氧降解研究较少，在厌氧条件下，PAEs酯键依次水解生成PA，PA脱羧转化为苯甲酸（benzoic acid，BA），BA加氢、加氧后开环，生成CO2、H2和乙酸，乙酸最后转化为终产物甲烷[54]。 　　4 討论与展望
　　PAEs是应用广泛、使用量大的化工原料，也是污染严重、毒性较强、降解困难的环境污染物。目前有大量的PAEs降解菌从环境样品中分离获得，也克隆了PAEs降解基因，为PAEs污染环境的生物修复提供了宝贵的菌株资源和基因资源。然而，PAEs降解菌或降解基因在环境修复中的应用还很少，究其原因有以下几个方面：（1）PAEs污染环境的环境因素较复杂，如多种有机污染物、重金属、酸性或碱性较强，这些都会影响PAEs降解菌的生存和降解功能的发挥;（2）实际环境中的PAEs浓度较低，通常在mg/L的水平以下，比实验室条件下研究的菌株降解PAEs的浓度低很多，因此环境中低浓度的PAEs可能无法激活菌株中PAEs降解基因的表达;（3）PAEs水解酶及其他降解酶的催化机制研究较少，缺少分子改造的理论基础，从而也限制了环境修复的应用。在今后的研究中，应从PAEs降解菌株及降解酶的环境适应性的角度去深入研究，并结合工程学的方法，将降解菌和降解酶应用到PAEs污染环境的修复中。
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　　（責编：徐世红）
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