沈思，王曉瑜，王海霞，任浩，呂鎮(zhèn)梅

綜 述

呂鎮(zhèn)梅 浙江大學(xué)教授，博士生導(dǎo)師。國家自然科學(xué)優(yōu)秀青年基金、浙江省自然科學(xué)杰出青年基金獲得者。中國微生物學(xué)會(huì)環(huán)境微生物專業(yè)委員會(huì)委員、中國微生物學(xué)會(huì)微生物教學(xué)工作委員會(huì)委員、浙江省微生物學(xué)會(huì)副理事長、浙江省生態(tài)學(xué)會(huì)副理事長。主要從事環(huán)境微生物研究，在轉(zhuǎn)化或分解有機(jī)污染物的環(huán)境功能微生物資源挖掘、功能微生物的代謝機(jī)制與調(diào)控、功能微生物菌劑的應(yīng)用技術(shù)及典型污染環(huán)境的微生物群落結(jié)構(gòu)和功能基因多樣性分析方面取得優(yōu)秀成果。在、、W及等環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域的國際主流刊物上發(fā)表SCI論文60余篇。

細(xì)菌降解鄰苯二甲酸酯的研究進(jìn)展

沈思，王曉瑜，王海霞，任浩，呂鎮(zhèn)梅

浙江大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院 生命系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)與保護(hù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，浙江 杭州 310058

鄰苯二甲酸酯 (Phthalates esters, PAEs) 是一類混合在塑料中以增強(qiáng)其可塑性和多功能性的有機(jī)化合物。同時(shí)，PAEs也是一種典型環(huán)境內(nèi)分泌干擾物，長期生產(chǎn)和使用塑料制品已對(duì)環(huán)境和生物體乃至人類身體健康造成危害。研究發(fā)現(xiàn)微生物降解已成為削減環(huán)境中PAEs的主要途徑。文中對(duì)近年來國內(nèi)外在PAEs的結(jié)構(gòu)及分類、毒理學(xué)效應(yīng)、在環(huán)境中的污染狀況、細(xì)菌降解的菌株多樣性、降解途徑及分子機(jī)制等方面的相關(guān)研究進(jìn)行了總結(jié)與回顧，以期對(duì)解決PAEs的污染問題提供參考。

鄰苯二甲酸酯 (PAEs)，環(huán)境污染，降解途徑，降解分子機(jī)制

鄰苯二甲酸酯 (Phthalates esters, PAEs)，俗稱酞酸酯，是一類由鄰苯二甲酸酐與相應(yīng)醇類在酸催化劑作用下通過酯化反應(yīng)生成的有機(jī)化合物[1](圖1)。通常為無色透明油狀黏稠液體，難溶于水，易溶于甲醇、乙醚等有機(jī)溶劑[2]。PAEs也是一種典型的環(huán)境內(nèi)分泌干擾物，在環(huán)境中性質(zhì)穩(wěn)定，難降解，存留時(shí)間長。環(huán)境介質(zhì)中殘留的PAEs不僅對(duì)生態(tài)系統(tǒng)造成危害，而且直接影響動(dòng)植物生長，同時(shí)在動(dòng)植物體內(nèi)富集積累，通過食物鏈傳遞，危害人類健康[1,3]。大量研究表明，PAEs對(duì)人體具有肝腎毒性、生殖毒性和“三致”毒性，長時(shí)間暴露于PAEs，會(huì)增加妊娠風(fēng)險(xiǎn)，出現(xiàn)癌癥、畸形以及內(nèi)分泌系統(tǒng)紊亂等現(xiàn)象[4-6]。目前PAEs己成為全球性最普遍的一類有機(jī)污染物之一，因在環(huán)境中被普遍檢出而被稱為第二個(gè)全球性“多氯聯(lián)苯 (Polychlorinated biphenyl, PCB) 污染物”[7]。目前，我國PAEs使用量大且范圍廣，由此帶來的環(huán)境和健康問題日趨突出。

1 PAEs化合物結(jié)構(gòu)特征及分類

PAEs是1,2-苯二羧酸的酯類 (圖1)，根據(jù)側(cè)鏈的數(shù)量和與堿性苯基基團(tuán)連接的烷基或芳基的不同而形成多種結(jié)構(gòu) (表1)。1,2-苯二甲酸酯類的3種異構(gòu)形式 (鄰位、對(duì)位和間位)構(gòu)成增塑劑的主要類別 (圖2)。其中鄰苯二甲酸酯類占主要份額，根據(jù)其碳鏈的長度又可分為碳鏈具有7–13個(gè)碳原子的高分子量 (High molecular weight, HMW) PAEs和具有3–6個(gè)碳原子的低分子量 (Low molecular weight, LMW) PAEs[5]。常見的HMW PAEs有鄰苯二甲酸二異癸酯 (DIDP)、鄰苯二甲酸二異壬酯 (DINP)、鄰苯二甲酸二丙基庚酯 (DPHP) 和鄰苯二甲酸二異癸酯 (DTDP) 等，在工業(yè)上廣泛用作能增加產(chǎn)品柔軟度、伸長率的增塑劑和耐久性的剛性聚合物 (如聚氯乙烯 (PVC))[8]。LMW PAEs包括鄰苯二甲酸二正丁酯 (DBP)、鄰苯二甲酸二異丁酯 (DIBP)、鄰苯二甲酸丁基芐酯 (BBP) 和鄰苯二甲酸二 (2-乙基己)酯 (DEHP) 等，用于PVC產(chǎn)品、醫(yī)療器械、粘合劑、油漆、油墨和腸溶片等。鄰苯二甲酸二甲酯 (DMP) 和鄰苯二甲酸二乙酯 (DEP) 在其烴鏈上分別具有1個(gè)和2個(gè)碳原子，因而不屬于這兩組，不能用作增塑劑，但廣泛用作香料、化妝品添加劑和個(gè)人護(hù)理產(chǎn)品中的溶劑和固定劑[9-14]。對(duì)苯二甲酸酯類和間苯二甲酸酯類主要用于制造工業(yè)中合成各種聚酯的單體。例如，對(duì)苯二甲酸二甲酯 (DMTP) 和間苯二甲酸二甲酯 (DMIP) 主要用于工業(yè)生產(chǎn)纖維、電容器和薄膜等[15]。

圖1 鄰苯二甲酸酐與醇 (ROH)之間的反應(yīng)生成鄰苯二甲酸酯和鄰苯二甲酸酯的一般結(jié)構(gòu) (R1和R2可以是相同或不同的烷基或芳基)[2]

表1 典型的PAEs及其分子式

圖2 鄰苯二甲酸鹽的鄰位、間位和對(duì)位異構(gòu)體

2 PAEs的毒理學(xué)效應(yīng)

隨著PAEs被廣泛使用和在機(jī)體中不斷蓄積，其負(fù)效應(yīng)也日漸凸顯。研究顯示，PAEs對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)各類生物體具有生態(tài)毒性。例如，對(duì)土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)、種群數(shù)量和活性均產(chǎn)生影響，從而影響土壤的正常功能；對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)的主要?jiǎng)游镱惾骸球揪哂幸欢ǘ拘裕毙远拘暂^低，主要體現(xiàn)在生殖系統(tǒng)；對(duì)植物具有遺傳毒性，并對(duì)其一些生理生化指標(biāo)產(chǎn)生相應(yīng)的毒性效應(yīng)[16]。另外，PAEs作為一種環(huán)境內(nèi)分泌干擾物，對(duì)人體內(nèi)分泌系統(tǒng)具有影響，還具有生殖毒性、免疫毒性和致癌毒性[17]。Xu等[18]將雌性大鼠持續(xù)60 d暴露于B[a]P (5、10 mg/kg)、DEHP (300、600 mg/kg)、B[a]P+DEHP (5 mg/kg+300 mg/kg和10 mg/kg+ 600 mg/kg) 三種條件下，發(fā)現(xiàn)B[a]P和DEHP會(huì)抑制雌鼠卵巢激素分泌，降低卵巢濾泡內(nèi)環(huán)境穩(wěn)態(tài)，并導(dǎo)致粒層細(xì)胞凋亡。長期暴露于DEHP會(huì)引發(fā)大小鼠的肝癌，增加雄性小鼠睪丸Leydig細(xì)胞腫瘤和腺泡細(xì)胞腺瘤發(fā)生率以及增加雌性大鼠患乳腺癌、卵巢癌的風(fēng)險(xiǎn)[17,9-20]。

目前有關(guān)PAEs毒性效應(yīng)的研究主要是動(dòng)物實(shí)驗(yàn)結(jié)果，人體資料非常有限，并且對(duì)其毒性分子機(jī)制的研究還不夠深入，大都停留在傳統(tǒng)的毒理學(xué)研究方法，缺乏相關(guān)基因調(diào)控、信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)、蛋白質(zhì)組學(xué)等方面的深入研究?？傊?，PAEs對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康構(gòu)成了極大的威脅，因此，如何有效去除環(huán)境中殘留的PAEs將是本文重點(diǎn)綜述的內(nèi)容。

3 PAEs在環(huán)境中的污染狀況

PAEs在各類塑料制品中主要通過氫鍵和范德華力結(jié)合在母體上，呈游離態(tài)，因而在生產(chǎn)、使用和處置過程中不可避免地從塑料產(chǎn)品遷移并不斷釋放到周邊環(huán)境中[21]。物理化學(xué)因素如溫度、壓力、pH值、溶劑、有機(jī)化合物和輻射等都可能影響遷移速度 (圖3)[4,15]。近年來，已有大量研究發(fā)現(xiàn)在大氣、水體、河流沉積物、土壤等中存在不同程度PAEs污染。

圖3 PAEs從塑料中遷移到環(huán)境中的過程示意圖[4]

3.1 我國大氣中PAEs的污染狀況

由于PAEs揮發(fā)性低，在大氣中存在量有限，大氣PAEs污染相對(duì)于水體和土壤污染較輕。但在空氣和雨水中都檢測(cè)到PAEs，其主要通過工廠排放、塑料垃圾焚燒、汽車尾氣、農(nóng)膜和涂料的揮發(fā)進(jìn)入大氣中[22]。這些PAEs以氣態(tài)分子的形式沉積并被直接吸附在大氣懸浮顆粒上，且揮發(fā)受溫度影響[23]。對(duì)天津市7個(gè)不同功能區(qū)春、夏、冬三季大氣中6種PAEs進(jìn)行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)DEHP和DBP是主要污染物，工業(yè)區(qū)PAEs值最高為 (135.9±202.8) ng/m3，除DOP外其余5種PAEs濃度冬季高于夏季。在蘭州市西固區(qū)和南京市也發(fā)現(xiàn)類似的污染情況[24-27]。由此可見，PAEs在大氣中的濃度受溫度影響較大，且與環(huán)境溫度成負(fù)相關(guān)。

3.2 我國水體及沉積物中PAEs的污染狀況

PAEs已成為威脅我國水質(zhì)資源安全的重要污染物之一。目前，在我國許多地表水和飲用水中檢測(cè)出了PAEs，例如在哈爾濱市飲用水源磨盤山水庫和南京飲用水源的部分長江河段均檢測(cè)出0–6.6 μg/L PAEs[28]。我國長江、黃河和松花江等主要河流多處采樣點(diǎn)PAEs濃度超出了國家規(guī)定的飲用水標(biāo)準(zhǔn)限值，其中長江中主要污染物DBP和DEHP濃度高達(dá)35.65 μg/L和54.73 μg/L[29]。太湖流域地表水和沉積物中6種PAEs總濃度范圍分別為0.740–13.0 μg/L和5.15–20.9 mg/kg。其中DBP和DEHP是地表水中主要污染物，平均濃度分別為1.59 μg/L和1.29 μg/L。DOP是沉積物中主要污染物，平均濃度為7.41 mg/kg。在重慶市典型巖溶區(qū)地下水中檢出19種PAEs類污染物，DBP和DEHP為主要污染物，檢出濃度分別為5.92–1083.27 μg/L和4.57–935.44 μg/L，遠(yuǎn)高出太湖水的PAEs污染程度，可見重慶市典型巖溶區(qū)地下水PAEs污染更為嚴(yán)峻[30]。調(diào)查沈陽市城市河流細(xì)河和蒲河中DEHP污染狀況，發(fā)現(xiàn)位于仙女河污水處理廠 (接收了含PAEs污染物的工業(yè)廢水) 下游100 m處采樣點(diǎn)的DEHP濃度最高，在河流沉積物中DEHP濃度高達(dá)355 mg/kg (干重)。此外，孟雪征等[31]調(diào)查上海市25個(gè)污水處理廠的活性污泥，其中DEHP平均含量達(dá)到97.4 mg/kg。

含PAEs廢水的排放是水體PAEs的主要來源，研究表明農(nóng)膜、化肥及塑料中的PAEs經(jīng)雨水沖洗和土壤浸潤作用下最終也進(jìn)入水體。此外，大氣干、濕沉降帶來的PAEs也會(huì)進(jìn)入水體[22]。另一方面，由于PAEs水溶性差，對(duì)固體顆粒、有機(jī)質(zhì)具有較強(qiáng)的吸附性與親和性，因而逐漸遷移到水體沉積物中穩(wěn)定存在并富集，所以沉積物PAEs含量往往高于水體中PAEs濃度[32]。

3.3 我國土壤中PAEs的污染狀況

當(dāng)PAEs釋放到環(huán)境中時(shí)易被土壤顆粒吸附，此外，大氣遷移和沉積也顯著促進(jìn)PAEs在土壤中聚集，因此土壤成了PAEs最終的“匯”[21]。世界上大部分地區(qū)的土壤都存在PAEs污染[23]。城市土壤中PAEs主要源于增塑劑或添加劑的應(yīng)用、化妝品和個(gè)人護(hù)理產(chǎn)品的使用及建筑材料和家庭裝飾的排放等。農(nóng)業(yè)土壤中PAEs污染主要源于農(nóng)業(yè)塑料薄膜、城市生物固體、化肥農(nóng)藥和廢水灌溉的應(yīng)用[3]。近年來農(nóng)用地膜栽培技術(shù)廣泛推廣，使得PAEs對(duì)農(nóng)業(yè)土壤的污染問題更為嚴(yán)峻。

我國不同地區(qū)土壤中DBP、DEHP及總PAEs的污染水平如表2所示。多數(shù)土壤PAEs含量高于歐美等國家，其中福建省、廣東省、新疆生產(chǎn)建設(shè)兵團(tuán)土壤中PAEs污染水平最高。Niu等[33]對(duì)我國各地區(qū)農(nóng)田土壤和設(shè)施農(nóng)業(yè)土壤的123個(gè)樣本檢測(cè)發(fā)現(xiàn)這些土壤均受到不同程度的PAEs污染，檢測(cè)到的15種PAEs總濃度范圍為75.0– 6 369 μg/kg，平均值為1 088 μg/kg，以DBP和DEHP污染為主，DMP、DEP、DOP和BBP檢測(cè)率則較低?！爸袊卟酥l(xiāng)”山東省壽光鎮(zhèn)是我國最大的蔬菜種植地區(qū)，抽檢該地區(qū)長期使用農(nóng)膜栽培技術(shù)的5個(gè)蔬菜基地土壤樣品，發(fā)現(xiàn)PAEs含量高達(dá)33.39 mg/kg，顯著高于我國其他地區(qū)設(shè)施菜地土壤PAEs濃度[34]。另外，耕地土壤PAEs水平要遠(yuǎn)高于荒地，并且邯鄲潮土中PAEs濃度高于哈爾濱黑土[35]?？疾熘袊鴸|北三江平原3種不同栽培方式下6種PAEs總濃度，發(fā)現(xiàn)稻田(532.1±198.1 μg/kg) >菜地 (308.2±87.5 μg/kg) >豆田 (268.2±48.3 μg/kg)[36]。因此不同的耕作方式和劇烈的人類活動(dòng)也影響著農(nóng)業(yè)土壤PAEs的分布格局。

表2 中國不同地區(qū)土壤中PAEs的濃度 (mg/kg)[40]

a: sum concentration of six USEPA priority PAEs, i.e., DMP, DEP, DBP, BBP, DOP and DEHP; b: sum concentration of 15 PAE compounds, including six US EPA priority PAEs; c: sum concentration of 16 PAE compounds, including six US EPA priority PAEs.

城市土壤中PAEs的污染問題也逐漸引起關(guān)注。研究發(fā)現(xiàn)西安市城市土壤中6種PAEs總濃度在193.0–19 146.4 μg/kg范圍內(nèi)變化，平均值為1 369.3 μg/kg，根據(jù)污染特征發(fā)現(xiàn)磁化率 (材料中產(chǎn)生的磁化強(qiáng)度與產(chǎn)生磁化的磁場強(qiáng)度之比)、土壤質(zhì)地和不同功能區(qū)是影響城市土壤中PAEs濃度的重要因素[37]。與國內(nèi)其他城市土壤相比，杭州市西湖景區(qū)土壤總PAEs濃度低于廣州省和北京市，高于重慶市和西安市，因此高密度人為活動(dòng)和城市化進(jìn)程也是PAEs污染的原因[38]。另外還有降雨和季節(jié)性變化也會(huì)影響土壤中PAEs的分布，因此，有必要對(duì)影響土壤中PAEs分布的因素進(jìn)行全面研究，以便為PAEs污染土壤提供合適的修復(fù)途徑[39]。

4 細(xì)菌降解PAEs的研究進(jìn)展

PAEs降解包括水解、光降解和微生物降解等過程[21]。自然環(huán)境中水解和光降解微弱且速率緩慢，微生物降解被認(rèn)為是PAEs在環(huán)境中消減的主要途徑。長期受PAEs污染的土壤逐漸馴化出PAEs降解微生物，其中細(xì)菌因具有良好的PAEs耐受性和降解能力，可以單獨(dú)或作為菌群來參與PAEs的降解過程，成為PAEs生物降解研究的重要對(duì)象。目前國內(nèi)外就PAEs細(xì)菌降解主要開展了以下3個(gè)方面的工作：1) PAE高效降解菌/菌群的篩選與鑒定；2) 細(xì)菌降解PAEs途徑的研究；3) 細(xì)菌降解PAEs的降解機(jī)制。

4.1 單菌對(duì)PAEs的降解

過去40年中，研究人員和筆者從農(nóng)田、垃圾填埋場、紅樹林濕地等土壤、各種水體及其沉積物、污水處理廠活性污泥等樣品中篩選獲得大量PAEs降解菌并進(jìn)行了種屬鑒定，有超過80個(gè)降解菌株 (涵蓋36個(gè)屬) 得到了詳細(xì)的研究與報(bào)道，主要有鞘氨醇單胞菌、節(jié)桿菌、假單胞菌、紅球菌和叢毛單胞菌等菌屬[41]。已報(bào)道的從環(huán)境中分離出的典型好氧PAEs降解菌如表3所示。

總體來看，不同菌株的PAEs降解能力不同，且降解效率受自身基因編碼蛋白和多種環(huán)境因素影響。大多數(shù)降解菌具有高效降解能力和環(huán)境適應(yīng)性，可以耐受500–2 000 mg/L甚至更高濃度的PAEs (表3)。然而，實(shí)際環(huán)境中污染物濃度往往較低 (大多低于mg/L)，導(dǎo)致無法誘導(dǎo)菌株功能性酶的表達(dá)；而且較低濃度的污染物進(jìn)一步導(dǎo)致其生物利用率太低而不能維持細(xì)菌細(xì)胞正常生長，兩者都使得細(xì)菌降解PAEs困難[60-61]。目前關(guān)于菌株對(duì)低濃度PAEs降解能力的研究較少，后期針對(duì)該問題的研究將有助于PAEs污染土壤的生物修復(fù)。

由于自然環(huán)境中往往同時(shí)存在多種PAEs的污染[62]，在長期演變過程中細(xì)菌進(jìn)化出對(duì)多種PAEs的降解能力。例如菌株甲基芽孢桿菌屬sp. V29b、枯草芽孢桿菌3C3、壤霉菌屬sp. MT-O、烷源戈登氏菌YC-RL2、分枝桿菌屬spYC-RL4、戈登氏菌sp. QH-11、sp. Dop5和熒光假單胞菌FS1等都可高效降解4種及以上的PAEs (表3)。此外，對(duì)PAEs混合物的細(xì)菌降解也進(jìn)行了研究。梭菌屬sp. M11可同時(shí)降解濃度為100 mg/L的DBP、DEP、DPP和DNPP共4種PAEs的混合物，72 h內(nèi)降解效率分別為56%、72%、87%和28%[46]。sp. YC-RL4可在5 d內(nèi)高效降解含DEHP、DBP、DEP、DMP和DCHP的混合物，且降解率均在90%以上[52]。漠海威芽孢桿菌B1811可對(duì)7種PAEs混合物進(jìn)行有效生物降解，且由于酯酶的特異性，4 d內(nèi)完全降解DEHP、DBP、BBP、DNOP、DPP，而DMP、DEP的降解率分別為94.1%和57.1%[63]。同時(shí)，研究發(fā)現(xiàn)有些菌株在逆境條件下也能很好發(fā)揮降解能力，一種耐有機(jī)溶劑的菌株3C3能在Tween-80 (作為增溶劑) 存在下快速降解一系列高濃度的短鏈PAEs[49]。從石油污染土壤中分離獲得的YC-RL2能在0–5% (/)鹽度范圍內(nèi)生長和降解DEHP[51]。但是，這些具備多底物降解、抵御逆境脅迫能力的高效降解菌株僅僅是少數(shù)，研究人員仍需從自然環(huán)境中分離篩選或人工改造獲得更多性能優(yōu)良的新降解菌，以豐富菌株資源和提高生物修復(fù)PAEs污染土壤的潛能。

表3 典型的好氧降解菌株及其降解特性[1]

4.2 混合菌群對(duì)PAEs的降解

PAEs完全礦化需要不同的代謝基因和酶，個(gè)別細(xì)菌能夠單獨(dú)完成這一過程不需要其他菌株的協(xié)作。但是，在自然環(huán)境中細(xì)菌往往以菌群形式存在，通過協(xié)同作用來完全降解PAEs為自身提供能量。目前研究的PAEs降解菌群主要分為兩種，一是以PAEs為底物從環(huán)境樣品中富集得到的菌群。例如，He等[64]從污水處理廠活性污泥中富集到一個(gè)降解DBP的天然菌群HD-1，能耐受高濃度DBP，在48 h內(nèi)降解90%的1 200 mg/L DBP，降解效果高于已報(bào)道的純菌和組合菌群。二是人工構(gòu)建菌群，根據(jù)菌株來源不同，又可分為從同一個(gè)自然菌群中分離出單個(gè)降解菌組合成特定菌群和來自不同菌群的單個(gè)降解菌組合成的菌群。類芽孢桿菌屬sp. S-3和sp. H-2是分離自同一菌群的單菌，能在48 h內(nèi)將100 mg/L DBP分別降解45.5%和71.7%。其中菌株S-3缺乏3,4-鄰苯二甲酸酯雙加氧酶，只能將DBP轉(zhuǎn)化為中間代謝產(chǎn)物鄰苯二甲酸 (PA)，而菌株H-2能完全礦化DBP。當(dāng)兩者共培養(yǎng)時(shí)，在60 h內(nèi)能將100 mg/L DBP完全降解。最重要的是，共代謝增加了3,4-鄰苯二甲酸酯雙加氧酶的活性，加速DBP的降解[65]。Wu等[66]從活性污泥中分離出sp. JDC-2和sp. JDC-32，菌株JDC-2能迅速將DOP降解為PA，因無法進(jìn)一步降解使得PA在培養(yǎng)基中積累，而菌株JDC-32能降解PA但不降解DOP，兩者共培養(yǎng)克服了單菌的降解限制而能完全降解DOP。Chatterjee和Dutta[67]發(fā)現(xiàn)不同來源的菌株sp. MTCC 4818和sp. WY都能單獨(dú)利用BBP為唯一碳源生長，但無法完全礦化BBP，菌株MTCC 4818僅能利用BBP水解產(chǎn)生的醇，導(dǎo)致中間產(chǎn)物鄰苯二甲酸單丁酯 (MBuP)、鄰苯二甲酸單芐酯 (MBzP) 和PA的積累，而菌株WY降解BBP十分緩慢，它的生長主要是利用PA。通過共培養(yǎng)克服了單個(gè)菌株在代謝BBP中的局限性，72 h內(nèi)完全降解了BBP。筆者也從同一菌群中發(fā)現(xiàn)一株降解菌sp. ZMO5和一株非降解菌不動(dòng)桿菌屬sp. ZMO6，在重金屬脅迫的逆境條件下兩者共培養(yǎng)縮短了延滯期，比降解菌單獨(dú)降解DPrP的效率提高了大約一倍。

雖然人工組合菌群在一定程度上能克服部分單菌的代謝限制，提高降解效率，但是發(fā)現(xiàn)良好的組合菌群較為困難，一般是在明確不同來源單菌的降解缺陷后進(jìn)行取長補(bǔ)短。明確成功的組合菌群中單個(gè)菌株間如何發(fā)揮協(xié)同作用也將是研究者們需要探索的問題。此外，人工組合菌群往往是在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)條件下開發(fā)的，菌株間可能缺乏其他方面的協(xié)作，真正應(yīng)用到自然環(huán)境中也很難維持穩(wěn)定，甚至因與土著微生物競爭處于劣勢(shì)而被淘汰。而天然菌群已經(jīng)適應(yīng)了自然環(huán)境，長久以來也已建立了良好的協(xié)作關(guān)系，更適合自然環(huán)境中的土壤修復(fù)。

4.3 PAEs好氧降解途徑

PAEs代謝途徑主要是在中間產(chǎn)物鑒定的基礎(chǔ)上提出的，可分為兩個(gè)主要步驟 (圖4)，PAEs轉(zhuǎn)化為PA (Ⅰ) 和PA的進(jìn)一步利用 (Ⅱ)。PAEs轉(zhuǎn)化為PA是代謝的關(guān)鍵步驟，涉及兩種反應(yīng)：1) 通過β-氧化、轉(zhuǎn)酯化作用和脫酯化 (去甲基化) 作用減少側(cè)鏈長度。其中，側(cè)鏈的減少將顯著降低長側(cè)鏈的空間效應(yīng)。β-氧化作用是通過依次脫去1個(gè)乙基，將側(cè)鏈雙酯基碳原子數(shù)大于2 (側(cè)鏈長于DEP) 的PAEs轉(zhuǎn)化為較短鏈PAEs，相關(guān)研究較少且并未在純菌體系中得到驗(yàn)證[68]；轉(zhuǎn)酯化和脫酯化作用都發(fā)生在單側(cè)酯基，例如DEP→EMP (鄰苯二甲酸二乙基甲酯)→DMP，這種單側(cè)鏈酯基發(fā)生變化的代謝方式就是轉(zhuǎn)酯化作用。脫酯化作用是將PAEs單側(cè)或雙側(cè)酯基水解，產(chǎn)生鄰苯二甲酸單酯 (MAPs) 或直接代謝為PA，與側(cè)鏈烷基變化無關(guān)，這種代謝方式相較其他兩種最常見且研究最透徹；2) 酯鍵的水解是PAEs厭氧和好氧降解最常見的步驟，最終產(chǎn)生PA。脫酯化作用也涉及酯鍵的水解。由于長側(cè)鏈對(duì)酶促反應(yīng)的空間效應(yīng)，導(dǎo)致短鏈的水解比長鏈更容易[69]。此外，多個(gè)酯鍵水解時(shí)沒有特定的水解順序。

PA是PAEs生物降解過程的關(guān)鍵代謝產(chǎn)物，可通過環(huán)裂解進(jìn)一步降解，并且在有無氧氣條件下其代謝途徑不同。在好氧條件下，PA首先轉(zhuǎn)化為另一種“中轉(zhuǎn)站”——原兒茶酸 (Protocatechuate, PCA)。其中，革蘭氏陰性菌利用4,5-鄰苯二甲酸雙加氧酶作用于PA，生成順-4,5-二羥-4,5-二氫鄰苯二甲酸酯 (-4,5-dihydroxy-4,5-dihydrophthalate)，再生成4,5-雙羥基鄰苯二甲酸酯 (4,5-dihydroxyphthalate)，最后轉(zhuǎn)化為PCA (如圖4中a途徑)。而在革蘭氏陽性菌中，3,4-鄰苯二甲酸雙加氧酶作用于PA，依次生成順-3,4-二羥-3,4-二氫鄰苯二甲酸酯 (-3,4- dihydroxy-3,4-dihydrophthalate)和3,4-雙羥基鄰苯二甲酸酯 (3,4-dihydroxyphthalate)，再形成PCA (圖4中b途徑)。原兒茶酸的環(huán)裂解由內(nèi)二醇環(huán)裂解雙加氧酶或外二醇環(huán)裂解雙加氧酶介導(dǎo)，分別產(chǎn)生3-羧基粘康酸或4-羧基-2-羥基粘康酸半醛，再將3-羧基粘康酸轉(zhuǎn)化為β-酮己二酸并進(jìn)入β-酮己二酸途徑 (圖4中c途徑)；或?qū)?-羧基-2-羥基粘康酸半醛分解成草酰乙酸和丙酮酸，最終進(jìn)入三羧酸循環(huán) (圖4中d途徑)[41, 69-70]。

圖4 推測(cè)的細(xì)菌代謝PAEs的好氧降解途徑[41,69-70]

PAEs的單菌好氧降解一般遵循以下規(guī)律：1)側(cè)鏈長度越長、越復(fù)雜 (含支鏈)，PAEs的微生物降解效率越低；2) PAEs降解遵循一級(jí)動(dòng)力學(xué)方 程[71]；3) 生長曲線遵循Gompertz模型[57]；4) 降解過程受菌株、PAEs濃度、溫度、pH、微量重金屬離子等多種因素影響[49, 59]；5)外源添加碳源或能源作為共代謝底物可顯著提高PAEs降解效率[72]。

4.4 厭氧降解途徑

自然環(huán)境中絕大部分PAEs降解是由好氧細(xì)菌完成的，厭氧降解相對(duì)緩慢，因此對(duì)PAEs細(xì)菌厭氧降解途徑的研究相對(duì)較少。值得關(guān)注的是厭氧降解途徑與好氧對(duì)PA的代謝方式是不同的。在厭氧代謝中，PA首先通過脫羧作用轉(zhuǎn)化為苯甲酸 (BA)，再經(jīng)β-氧化轉(zhuǎn)化為己二酸，最終由己二酸生成乙酸鹽、CO2和H2[1, 70]。

5 PAEs降解基因/酶的研究進(jìn)展

目前關(guān)于PAEs細(xì)菌降解遺傳機(jī)制的研究主要集中在PAEs酯基水解過程中酯酶的研究和PA轉(zhuǎn)化為PCA過程中降解基因的克隆和功能鑒定方面。對(duì)其他降解途徑，如β-氧化、轉(zhuǎn)酯化降解基因和酶研究較少，且尚無研究闡明完整的PAEs細(xì)菌降解途徑的分子機(jī)理。

5.1 PAEs酯酶的研究進(jìn)展

通過基因組文庫構(gòu)建及篩選、基因組或轉(zhuǎn)錄組測(cè)序及注釋分析等方法對(duì)PAEs酯酶基因進(jìn)行克隆分析，發(fā)現(xiàn)了僅水解PAEs的 (參與圖4水解步驟Ⅰ)、僅水解MAPs的 (參與圖4水解步驟Ⅱ) 和兩者都能水解的三類酯酶。

目前研究發(fā)現(xiàn)較為典型的參與PAEs水解第一步的酯酶。例如，sp. M673中非誘導(dǎo)型PAEs水解酶能將大部分二烷基PAEs (包括DMP、DEP、DPrP、DBP、DPP和DHP) 水解成相應(yīng)的MAPs，且對(duì)中等長度側(cè)鏈的DBP、DPP和DPrP的降解效率比對(duì)短側(cè)鏈和長側(cè)鏈的DMP、DEP和DHP降解效率高，但無法繼續(xù)降解MAPs[73]。從嗜酸硫化葉菌DSM10332中克隆獲得新的PAEs酯酶EstS1，能降解PAEs至相應(yīng)的單烷基PAEs。EstS1具有很高的熱穩(wěn)定性，在60 ℃時(shí)，對(duì)DBP、DPrP、DHP、DPeP、DEP和BBP的降解活性約是37 ℃的兩倍。EstS1只能降解側(cè)鏈?zhǔn)侵辨溚榛腜AEs，對(duì)包含芐基或環(huán)己基的大體積烷基側(cè)鏈的PAEs，如DEHP、DCHP無降解能力[74]。從構(gòu)建的PAEs廢水生物膜宏基因組文庫中克隆到酯酶基因B，編碼一種能耐受低溫的二烷基水解酶，催化生成相應(yīng)的單烷基PAEs，且在10 ℃、pH 7.5時(shí)有最大活性，對(duì)中鏈的DPrP、DBP和DNPP具有特定活性，不能降解較短和較長側(cè)鏈的PAEs[75]。從冰川鞘氨醇單胞菌PAMC 26605基因組中克隆獲得一種編碼嗜冷PAEs酯酶的基因SP1，不僅偏好具有較短酯鏈 (C2–C6) 的PAEs底物，而且對(duì)極性有機(jī)溶劑 (包括有機(jī)醇和DMSO) 具有耐受性[76]。Chen等[46]從塑料工業(yè)排污口分離獲得sp. M11，并在其基因組文庫中克隆了一個(gè)DBP酯酶基因，該酶具有較廣的溫度適應(yīng)性，且在50 ℃最佳。能水解DEP、DPrP、DBP和DNPP生成相應(yīng)的MAPs，不能降解DMP，降解速率依次為DPrP＞DBP＞DNPP＞DEP＞DMP。上述發(fā)現(xiàn)的5種酯酶都只能在PAEs轉(zhuǎn)化為MAPs上發(fā)揮催化作用，并對(duì)MAPs沒有活性，氨基酸序列比對(duì)后屬于酯酶家族Ⅳ，具有保守的五肽基序GXSAG，其中X是Asp或Glu，它們都是酸性氨基酸，在底物特異性中起重要作用[69]。

第二類是參與單烷基酯水解成PA的酯酶。從YC-RL2中克隆獲得水解酶基因H，該酶可催化各種MAPs轉(zhuǎn)化為PA，包括單甲酯、單乙酯、單正丁酯[51]。此外，在sp. EG-5和sp. P8219菌株中分別獲得鄰苯二甲酸單-2-乙基己酯 (MEHP) 水解酶EG-5 MehpH和P8219 MehpH，兩種酶都具有廣泛的MAPs催化活性[77]。上述3種酶是MAPs水解酶同時(shí)也是MEHP水解酶，屬于酯酶家族Ⅴ，具有催化三聯(lián)體的典型α/β-水解酶折疊，且僅在和屬中有報(bào)道，比對(duì)后的保守五肽基序是GX1SX2G，其中X1是N或H (N是主要的，H是次要的)，X2通常是C-C水解酶和一些絲氨酸水解酶中的疏水殘基 (F、M或L)，而來自菌株P(guān)8219的MEHP水解酶的X2是精氨酸[78]。從約什特氏紅球菌RHA1中克隆得到PAEs水解酶基因 (E)，異源表達(dá)產(chǎn)物只能將MAPs水解成PA，無法轉(zhuǎn)化PAEs或其他芳族酯，但不屬于常見的絲氨酸酯酶家族，而屬于半胱氨酸酯酶家族[79]。

第三類酯酶能參與兩步水解反應(yīng)，既具有二烷基酯酶水解活性又具有單烷基水解酶活性。鞘氨醇單胞菌sp. SM42能以DBP作為唯一碳源和能源生長，構(gòu)建其基因組文庫篩選得到2個(gè)酯酶基因B和G。EstG和EstB不僅能降解DBP，還具有部分MBP酯酶活性[80]。1 mg/L EstG能在1 h內(nèi)將500 μmol/L DBP完全水解成大量的鄰苯二甲酸單丁酯 (MBP) 和微量的PA，而EstB也能降解DBP和MBP，但降解效率遠(yuǎn)差于EstG。CarEW是從芽孢桿菌屬sp. K91基因組測(cè)序數(shù)據(jù)中分析并篩選得到的一個(gè)酯酶，屬于絲氨酸酯酶家族，能降解具有分支側(cè)鏈的DiBP和鄰苯二甲酸單異丁基酯 (MiBP)，能連續(xù)降解DiBP的兩個(gè)酯鍵且無先后順序，最后生成PA[81]。

已報(bào)道PAEs降解酯酶的研究大多還停留在發(fā)現(xiàn)新酶和鑒定降解功能的水平上，對(duì)于催化機(jī)制和實(shí)際應(yīng)用的研究較少。

5.2 PA降解基因的研究進(jìn)展

從PA到PCA的降解途徑有較為系統(tǒng)的研究，其中對(duì)陽性菌12B和陰性菌洋蔥伯克氏菌DBO1這兩株降解菌相關(guān)基因簇功能研究最為透徹。在12B中，克隆出了一個(gè)編碼能完全代謝PA的130 kb質(zhì)粒，對(duì)該質(zhì)粒進(jìn)行功能驗(yàn)證，確定了操縱子 (負(fù)責(zé)PA到PCA轉(zhuǎn)化)、操縱子 (負(fù)責(zé)從PCA到丙酮酸和草酰乙酸的代謝)、A基因 (編碼PAEs水解酶)、R基因 (編碼轉(zhuǎn)座子解離酶)、操縱子 (可能編碼PA或PCA或PAEs的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白) 5個(gè)遺傳單位[82]。據(jù)報(bào)道，最早發(fā)現(xiàn)的PA降解基因簇是操縱子 (BAaAbAcAdCR) 存在于革蘭氏陽性菌中[82]。其后，研究者們?cè)诘貤U菌屬sp. DBF63和范巴倫氏分枝桿菌PYR-1中分別克隆到操縱子(A1A2BA3A4CR)[83]和(RAaAbBAcAd)[84]。Li等報(bào)道了sp. HS-NH1中操縱子的特征 (BAabcdCR)，其中Aabcd編碼3,4-鄰苯二甲酸酯雙加氧酶，由異寡聚加氧酶、[3Fe-4S]型鐵氧還蛋白和GR型還原酶組成[85]。隨后，F(xiàn)an等通過全基因組測(cè)序分析發(fā)現(xiàn)菌株sp. YC-JH1中基因簇與sp. HS-NH1和12B分別具有69.2%–90.8%和71.1%–90.8%的相似性[86]。

革蘭氏陽性菌與陰性菌因其降解途徑不同，PA代謝的分子機(jī)制也完全不同 (圖5)。研究革蘭氏陰性菌DBO1中的PA降解相關(guān)基因，發(fā)現(xiàn)了3個(gè)分散且不同方向的相對(duì)獨(dú)立的轉(zhuǎn)錄單元，分別是鄰苯二甲酸加氧酶還原酶 (A1)、4,5-二羥基鄰苯二甲酸脫羧酶 (DC)、鄰苯二甲酸加氧酶和順式-二氫鄰苯二甲酸脫氫酶 (A2B)[1]。此外，陰性菌惡臭假單胞菌NMH102-2的PA降解基因 (12345) 與菌株DBO1也存在差異，組成一個(gè)轉(zhuǎn)錄方向相同的基因簇[87]。

圖5 已報(bào)道的細(xì)菌PA降解基因簇的比較[70,82-87]

隨著基因測(cè)序技術(shù)的蓬勃發(fā)展，越來越多PAEs降解菌的全基因組被測(cè)序與分析注釋，為后續(xù)篩選鑒定功能基因提供了數(shù)據(jù)庫，同時(shí)為研究代謝過程中的關(guān)鍵酶提供支持。此外，通過分子技術(shù)和生物信息學(xué)深入挖掘功能酶的結(jié)構(gòu)和功能將有助于更好地解析PAEs代謝遺傳機(jī)制，為生物修復(fù)PAEs的環(huán)境污染提供新思路。

6 結(jié)論與展望

PAEs主要是人類長期大量生產(chǎn)和使用塑料制品過程中所產(chǎn)生的一種環(huán)境有機(jī)污染物，分布廣泛且消除困難。一方面，尋求塑料替代品和開發(fā)使PAEs與塑料中聚合物骨架緊密結(jié)合的新技術(shù)是解決PAEs污染問題的手段之一。另一方面，環(huán)境中已有的PAEs污染有望通過微生物降解來去除。針對(duì)目前研究中仍存在的問題和限制，提出一些展望：1) 雖然已從不同環(huán)境介質(zhì)中分離并表征了大量PAEs降解菌株，但只有少數(shù)表現(xiàn)出良好的環(huán)境適應(yīng)性和應(yīng)用潛力。因此，仍需分離篩選新的PAEs降解菌，特別是能在脅迫條件下 (高鹽度、有機(jī)溶劑、低營養(yǎng)、低溫和高溫等) 行使降解功能的菌株，以豐富菌株資源。2) 現(xiàn)階段對(duì)微生物降解PAEs的研究大多是在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)體系下，對(duì)修復(fù)實(shí)際污染土壤的應(yīng)用還極為有限?？紤]到實(shí)際環(huán)境條件與室內(nèi)差異較大，且高降解率往往是在菌株最適條件下達(dá)到的，降解菌進(jìn)入污染土壤后的耐受性和有效性還需進(jìn)一步證明。因此，如何將實(shí)驗(yàn)室所取得的研究成果應(yīng)用于自然環(huán)境下PAEs污染的土壤修復(fù)，解決實(shí)際問題是研究者們需要進(jìn)一步思考的問題。3) 降解酶在生物修復(fù)中具有廣闊的應(yīng)用前景，后續(xù)應(yīng)對(duì)PAEs降解菌的降解基因/酶進(jìn)行更深入、系統(tǒng)的研究，包括新酶鑒定、催化機(jī)制探索、酶的修飾和改性等。闡明其降解的分子調(diào)控機(jī)制，拓寬其底物廣譜性和催化酯鍵類型，并進(jìn)一步提高酶的環(huán)境適應(yīng)性、穩(wěn)定性和降解效率。4) 混合菌群是微生物降解PAEs的研究熱點(diǎn)之一。高通量測(cè)序、穩(wěn)定同位素示蹤、環(huán)境宏基因組學(xué)、宏轉(zhuǎn)錄組學(xué)等現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)的應(yīng)用為獲得更多天然菌群和人工構(gòu)建的高效菌群以及明確菌株間協(xié)同互作的機(jī)制提供了有利的方法和工具，對(duì)于PAEs污染的高效修復(fù)具有重要意義。

[1] Hu RW. Cloning and functional analysis of a dibutyl phthalate hydrolase gene fromsp. 2G[M]. Guangzhou: Jinan University, 2018 (in Chinese). 胡瑞文. 鄰苯二甲酸二丁酯 (DBP)水解酶基因的克隆與功能分析[M]. 廣州: 暨南大學(xué), 2018.

[2] Lorz PM, Towae FK, Enke W, et al. Phthalic acid and derivatives//Fritz Ullmann, Ed. Ullmann’s Encyclopedia of Industrial Chemistry. Wiley-VCH, New York, 1990: 35–154.

[3] He LZ, Gielen G, Bolan NS, et al. Contamination and remediation of phthalic acid esters in agricultural soils in China: a review. Agron Sustain Dev, 2015, 35(2): 519–534.

[4] Benjamin S, Masai E, Kamimura N, et al. Phthalates impact human health: epidemiological evidences and plausible mechanism of action. J Hazard Mater, 2017, 340: 360–383.

[5] Katsikantami I, Sifakis S, Tzatzarakis MN, et al. A global assessment of phthalates burden and related links to health effects. Environ Int, 2016, 97: 212–236.

[6] Mariana M, Feiteiro J, Verde I, et al. The effects of phthalates in the cardiovascular and reproductive systems: a review. Environ Int, 2016, 94: 758–776.

[7] Liu Q, Yang HJ, Shi YX, et al. Research progress on phthalate esters(PAEs) organic pollutants in the environmemt. Chin J Eco-Agric, 2012, 20(8): 968–975 (in Chinese).劉慶, 楊紅軍, 史衍璽, 等. 環(huán)境中鄰苯二甲酸酯類(PAEs)污染物研究進(jìn)展. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2012, 20(8): 968–975.

[8] Cao XL. Phthalate esters in foods: sources, occurrence, and analytical methods. Compr Rev Food Sci Food Saf, 2010, 9(1): 21–43.

[9] Frederiksen H, Nielsen JKS, M?rck TA, et al. Urinary excretion of phthalate metabolites, phenols and parabens in rural and urban Danish mother-child pairs. Int J Hyg Environ Health, 2013, 216(6): 772–783.

[10] Green R, Hauser R, Calafat AM, et al. Use of di(2-ethylhexyl) phthalate-containing medical products and urinary levels of mono(2-ethylhexyl) phthalate in neonatal intensive care unit infants. Environ Health Perspect, 2005, 113(9): 1222–1225.

[11] Koo HJ, Lee BM. Estimated exposure to phthalates in cosmetics and risk assessment. J Toxicol Environ Health A, 2004, 67(23/24): 1901–1914.

[12] Philippat C, Mortamais M, Chevrier C, et al. Exposure to phthalates and phenols during pregnancy and offspring size at birth. Environ Health Perspect, 2012, 120(3): 464–470.

[13] Schettler T. Human exposure to phthalates via consumer products. Int J Androl, 2006, 29(1): 134–139.

[14] Schlumpf M, Kypke K, Wittassek M, et al. Exposure patterns of UV filters, fragrances, parabens, phthalates, organochlor pesticides, PBDEs, and PCBs in human milk: correlation of UV filters with use of cosmetics. Chemosphere, 2010, 81(10): 1171–1183.

[15] Benjamin S, Pradeep S, Josh MS, et al. A monograph on the remediation of hazardous phthalates. J Hazard Mater, 2015, 298: 58–72.

[16] Song XY, Cui XW, Li JK, et al. Research advances in soil ecotoxicology of phthalic acid esters (PAEs) exposure. Ecology Environ Sci, 2016, 25(11): 1885–1890 (in Chinese).宋雪英, 崔小維, 李嘉康, 等. 鄰苯二甲酸酯類塑化劑的土壤生態(tài)毒理學(xué)研究進(jìn)展. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2016, 25(11): 1885–1890.

[17] Li L, Song NN, Li HS, et al. Advances of toxicology and toxicologic mechanism of phthalate esters. Chin J Pharmacol Toxicol, 2014, 28(3): 468–474 (in Chinese).李蕾, 宋乃寧, 李海山, 等. 鄰苯二甲酸酯類毒理學(xué)效應(yīng)及其機(jī)制研究進(jìn)展. 中國藥理學(xué)與毒理學(xué)雜志, 2014, 28(3): 468–474.

[18] Xu C, Chen JA, Qiu Z, et al. Ovotoxicity and PPAR-mediated aromatase downregulation infemale Sprague–Dawley rats following combined oral exposure to benzo[a]pyrene anddi-(2-ethylhexyl) phthalate. Toxicol Lett, 2010, 199(3):0–332.

[19] David RM, Moore MR, Finney DC, et al. Chronic toxicity of di (2-ethylhexyl) phthalate in mice. Toxicol Sci, 2000, 58(2): 377–385.

[20] Voss C, Zerban H, Bannasch P, Berger MR. Life-long exposure to di-(2-ethylhexyl)-phthalate induces tumors in liver and testes of Sprague–Dawley rats. Toxicol, 2005, 206(3): 359–371.

[21] Gu CG, Xiang LL, Ren WJ, et al. Multi-interfacial migration/transformation and effects of phthalic acid esters in soils: a review. J Zhejiang Univ Sci: Agric Life Sci, 2017, 43(6): 700–712 (in Chinese). 谷成剛, 相雷雷, 任文杰, 等. 土壤中酞酸酯多界面遷移轉(zhuǎn)化與效應(yīng)研究進(jìn)展. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào): 農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版, 2017, 43(6): 700–712.

[22] Li J. Preliminary study on the degrading charicteristics and mechanisms of phthalic acid esters-degrading bacteria[M]. Chongqing, Southwest University, 2018 (in Chinese).李靜. 鄰苯二甲酸酯降解菌的降解特征與降解機(jī)制的初步研究[M]. 2018, 重慶, 西南大學(xué).

[23] Gao DW, Wen ZD. Phthalate esters in the environment: a critical review of their occurrence, biodegradation, and removal during wastewater treatment processes. Sci Total Environ, 2016, 541: 986–1001.

[24] Wang XD, Yang J, Yan H, et al. Distribution characteristics and source analysis of Phthalic acid esters in bust fall at the Xigu District of Lanzhou City. Earth Environ, 2012, 40(3): 336–341 (in Chinese). 王曉丹, 楊杰, 嚴(yán)浩, 等. 蘭州市西固區(qū)大氣降塵中鄰苯二甲酸酯分布特征及來源分析. 地球與環(huán)境, 2012, 40(3): 336–341.

[25] Zhu ZY, Ji YQ, Zhao JB, et al. Pollution characteristics and correlation analysis of PAEs in atmospheric PM10and dust in Tianjin. Environ Pollut Prevent, 2015, 37(12): 24–28 (in Chinese). 朱振宇, 姬亞芹, 趙靜波, 等. 天津市大氣PM10與降塵中鄰苯二甲酸酯的污染特征及相關(guān)性分析. 環(huán)境污染與防治, 2015, 37(12): 24–28.

[26] Kong SF, Ji YQ, Liu LL, et al. Spatial and temporal variation of phthalic acid esters (PAEs) in atmospheric PM10and PM2.5and the influence of ambient temperature in Tianjin, China. Atmos Environ, 2013, 74: 199–208.

[27] Wang P, Wang SL, Fan CQ. Atmospheric distribution of particulate- and gas-phase phthalic esters (PAEs) in a metropolitan city, Nanjing, East China. Chemosphere, 2008, 72(10): 1567–1572.

[28] Wu B, Zhang XX, Zhang XL, et al. Semi-volatile organic compounds and trace elements in the Yangtze River source of drinking water. Ecotoxicology, 2009, 18(6): 707–714.

[29] Wang F, Xia XH, Sha YJ. Distribution of phthalic acid esters in Wuhan section of the Yangtze River, China. J Hazard Mater, 2008, 154(1/3): 317–324.

[30] Yang M, Hu ZY, Pu JB, et al. Distribution characteristics of phthalic acid esters in underground rivers of Chongqing typical karst areas. Environ Monit China, 2009, 25(6): 62–66 (in Chinese). 楊梅, 扈志勇, 蒲俊兵, 等. 重慶典型巖溶區(qū)地下河水體PAEs分布特征研究. 中國環(huán)境監(jiān)測(cè), 2009, 25(6): 62–66.

[31] Meng XZ, Niu GL, Zeng M, et al. Occurrence, hazard and biodegradation of di-(2-ethylhexyl) phthalate in environment. Ecol Environ Sci, 2014, 23(8): 1384–1389 (in Chinese). 孟雪征, 牛貴龍, 曾明, 等. 增塑劑鄰苯二甲酸二(2-乙基己基)酯的危害、分布及生物降解. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2014, 23(8): 1384–1389.

[32] Li HT, Huang SL. Distribution and transformation of phthalate esters in aqueous environment. Environ Pollut Control, 2006, 28(11): 853–858 (in Chinese). 李海濤, 黃歲樑. 水環(huán)境中鄰苯二甲酸酯的遷移轉(zhuǎn)化研究. 環(huán)境污染與防治, 2006, 28(11): 853–858.

[33] Niu LL, Xu Y, Xu C, et al. Status of phthalate esters contamination in agricultural soils across China and associated health risks. Environ Pollut, 2014, 195: 16–23.

[34] Zheng SA, Xue YH, Li XH, et al. Phthalate acid esters(PAEs) pollution in soils and agricultural products of vegetable greenhouses in Shouguang city, Shandong province. J Agro-Environ Sci, 2016, 35(3): 492–499 (in Chinese). 鄭順安, 薛穎昊, 李曉華, 等. 山東壽光設(shè)施菜地土壤-農(nóng)產(chǎn)品鄰苯二甲酸酯(PAEs)污染特征調(diào)查.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 35(3): 492–499.

[35] Xu G, Li FH, Wang QH. Occurrence and degradation characteristics of dibutyl phthalate (DBP) and di-(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) in typical agricultural soils of China. Sci Total Environ, 2008, 393(2/3): 333–340.

[36] Wang H, Liang H, Gao DW. Occurrence and risk assessment of phthalate esters (PAEs) in agricultural soils of the Sanjiang Plain, northeast China. Environ Sci Pollut Res, 2017, 24(24): 19723–19732.

[37] Wang LJ, Liu MM, Tao WD, et al. Pollution characteristics and health risk assessment of phthalate esters in urban soil in the typical semi-arid city of Xi’an, Northwest China. Chemosphere, 2018, 191: 467–476.

[38] Liao J, Deng C, Chen Y, et al. Pollution level, sources and spatial distribution of phthalate esters in soils of the West Lake scenic area. Environ Sci, 2019, 40(7), doi: 10.13227/j.hjkx.201812207 (in Chinese).廖健, 鄧超, 陳怡, 等. 西湖景區(qū)土壤中鄰苯二甲酸酯污染水平、來源分析和空間分布特征. 環(huán)境科學(xué), 2019, 40(7), doi: 10.13227/j.hjkx.201812207.

[39] Liu WL, Shen CF, Zhang Z, et al. Distribution of phthalate esters in soil of E-Waste recycling sites from Taizhou city in China. Bull Environ Contam Toxicol, 2009, 82(6): 665–667.

[40] Lü HX, Mo CH, Zhao HM, et al. Soil contamination and sources of phthalates and its health risk in China: a review. Environ Res, 2018, 164: 417–429.

[41] Han YH, He RW, Li C, et al. Phthalic acid esters-degrading bacteria: Biodiversity, degradation mechanisms and environmental applications. Asian J Ecotoxicol, 2016, 11(2): 37–49 (in Chinese). 韓永和, 何睿文, 李超, 等. 鄰苯二甲酸酯降解細(xì)菌的多樣性、降解機(jī)理及環(huán)境應(yīng)用. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2016, 11(2): 37–49.

[42] Patil NK, Kundapur R, Shouche YS, et al. Degradation of plasticizer di--butylphthalate bysp. TBKNP-05. Curr Microbiol, 2006, 52(5): 369–374.

[43] Jin DC, Kong X, Cui BJ, et al. Biodegradation of di-n-butyl phthalate by a newly isolated halotolerantsp. Int J Mol Sci, 2013, 14(12): 24046–24054.

[44] Xu JM, Lu QH, de Toledo RA, et al. Degradation of di-2-ethylhexyl phthalate (DEHP) by an indigenous isolatesp. SN13. Int Biodeter Biodegr, 2017, 117: 205–214.

[45] Zhao HM, Du H, Feng NX, et al. Biodegradation of di--butylphthalate and phthalic acid by a novelsp. 2D and its stimulation in a compost-amended soil. Biol Fert Soils, 2016, 52(1): 65–76.

[46] Chen X, Zhang XL, Yang Y, et al. Biodegradation of an endocrine-disrupting chemical di-n-butyl phthalate by newly isolatedsp. and enzymatic properties of its hydrolase. Biodegradation, 2015, 26(2): 171–182.

[47] Kumar V, Maitra SS, JB. Biodegradation of endocrine disruptor dibutyl phthalate (DBP) by a newly isolatedsp. V29b and the DBP degradation pathway. 3 Biotech, 2016, 6(2): 200.

[48] Kumar V, Sharma N, Maitra SS. Comparative study on the degradation of dibutyl phthalate by two newly isolatedsp. V21b andsp. 51F. Biotechnol Rep (Amst), 2017, 15: 1–10.

[49] Navacharoen A, Vangnai AS. Biodegradation of diethyl phthalate by an organic-solvent-tolerantstrain 3C3 and effect of phthalate ester coexistence. Int Biodeter Biodegr, 2011, 65(6): 818–826.

[50] Zhao HM, Du H, Lin J, et al. Complete degradation of the endocrine disruptor di-(2-ethylhexyl) phthalate by a novelsp. MT-O strain and its application to bioremediation of contaminated soil. Sci Total Environ, 2016, 562: 170–178.

[51] Nahurira R, Ren L, Song JL, et al. Degradation of di(2-Ethylhexyl) phthalate by a novelstrain YC-RL2. Curr Microbiol, 2017, 74(3): 309–319.

[52] Ren L, Jia Y, Ruth N, et al. Biodegradation of phthalic acid esters by a newly isolatedsp. YC-RL4 and the bioprocess with environmental samples. Environ Sci Pollut Res, 2016, 23(16): 16609–16619.

[53] Wang J, Zhang MY, Chen T, et al. Isolation and identification of a di-(2-Ethylhexyl) phthalate-degrading bacterium and its role in the bioremediation of a contaminated soil. Pedosphere, 2015, 25(2): 202–211.

[54] Jin DC, Bai ZH, Chang DD, et al. Biodegradation of di-n-butyl phthalate by an isolatedsp. strain QH-11: genetic identification and degradation kinetics. J Hazard Mater, 2012, 221–222: 80–85.

[55] Sarkar J, Chowdhury PP, Dutta TK. Complete degradation of di--octyl phthalate bysp. strain Dop5. Chemosphere, 2013, 90(10): 2571–2577.

[56] Zeng F, Cui KY, Li XD, et al. Biodegradation kinetics of phthalate esters byFS1. Process Biochem, 2004, 39(9): 1125–1129.

[57] Li JL, Zhang JF, Yadav MP, et al. Biodegradability and biodegradation pathway of di-(2-ethylhexyl) phthalate byB1213. Chemosphere, 2019, 225: 443–450.

[58] Gu JG, Han BP, Duan SS, et al. Degradation of the endocrine-disrupting dimethyl phthalate carboxylic ester byDOS01 isolated from the South China Sea and the biochemical pathway. Int Biodeter Biodegr, 2009, 63(4): 450–455.

[59] Tao Y, Li HX, Gu JD, et al. Metabolism of diethyl phthalate (DEP) and identification of degradation intermediates bysp. DNE-S1. Ecotoxicol Environ Saf, 2019, 173: 411–418.

[60] Chen XP, Xu SS, Tan TF, et al. Toxicity and estrogenic endocrine disrupting activity of phthalates and their mixtures. Int J Environ Res Public Health, 2014, 11(3): 3156–3168.

[61] Hsu PC, Kuo YT, Guo YL, et al. The adverse effects of low-dose exposure to di(2-ethylhexyl) phthalate during adolescence on sperm function in adult rats. Environ Toxicol, 2016, 31(6): 706–712.

[62] Wang J, Luo YM, Teng Y, et al. Soil contamination by phthalate esters in Chinese intensive vegetable production systems with different modes of use of plastic film. Environ Pollut, 2013, 180: 265–273.

[63] Zhang JF, Zhang CN, Zhu YP, et al. Biodegradation of seven phthalate esters byB1811. Int Biodeter Biodegr, 2018, 132: 200–207.

[64] He ZX, Xiao HL, Tang L, et al. Biodegradation of di--butyl phthalate by a stable bacterial consortium, HD-1, enriched from activated sludge. Bioresour Technol, 2013, 128: 526–532.

[65] Jin L, Sun XM, Zhang XJ, et al. Co-metabolic biodegradation of DBP bysp. S-3 and H-2. Curr Microbiol, 2014, 68(6): 708–716.

[66] Wu XL, Liang RX, Dai QY, et al. Complete degradation of di--octyl phthalate by biochemical cooperation betweensp. strain JDC-2 andsp. strain JDC-32 isolated from activated sludge. J Hazard Mater, 2010, 176(1/3): 262–268.

[67] Chatterjee S, Dutta TK. Metabolic cooperation ofsp. strain MTCC 4818 andsp. strain WY in the utilization of butyl benzyl phthalate: effect of a novel co-culture in the degradation of a mixture of phthalates. Microbiology, 2008, 154(11): 3338–3346.

[68] Okamoto Y, Toda C, Ueda K, et al. Transesterification in the microbial degradation of phthalate esters. J Health Sci, 2011, 57(3): 293–299.

[69] Ren L, Lin Z, Liu HM, et al. Bacteria-mediated phthalic acid esters degradation and related molecular mechanisms. Appl Microbiol Biotechnol, 2018, 102(3): 1085–1096.

[70] Luo ZH, Huang XL, Ye DZ, et al. Advances in research of biodegradation of environmental endocrine disruptors—phthalate esters. Chin J Appl Environ Biol, 2008, 14(6): 890–897 (in Chinese). 駱祝華, 黃翔玲, 葉德贊. 環(huán)境內(nèi)分泌干擾物——鄰苯二甲酸酯的生物降解研究進(jìn)展. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2008, 14(6): 890–897.

[71] de Moura Carrara SMC, Morita DM, Boscov MEG. Biodegradation of di(2-ethylhexyl)phthalate in a typical tropical soil. J Hazard Mater, 2011, 197: 40–48.

[72] Yuan SY, Huang IC, Chang BV. Biodegradation of dibutyl phthalate and di-(2-ethylhexyl) phthalate and microbial community changes in mangrove sediment. J Hazard Mater, 2010, 184(1/3): 826–831.

[73] Wu J, Liao XW, Yu FB, et al. Cloning of a dibutyl phthalate hydrolase gene fromsp. strain M673 and functional analysis of its expression product in. Appl Microbiol Biotechnol, 2013, 97(6): 2483–2491.

[74] Zhang XY, Fan X, Qiu YJ, et al. Newly identified thermostable esterase from: properties and performance in phthalate ester degradation. Appl Environ Microbiol, 2014, 80(22): 6870–6878.

[75] Jiao YY, Chen X, Wang X, et al. Identification and characterization of a cold-active phthalate esters hydrolase by screening a metagenomic library derived from biofilms of a wastewater treatment plant. PLoS ONE, 2013, 8(10): e75977.

[76] Hong DK, Jang SH, Lee C. Gene cloning and characterization of a psychrophilic phthalate esterase with organic solvent tolerance from an Arctic bacteriumPAMC 26605. J Mol Catal B: Enzym, 2016, 133(S1): S337–S345.

[77] Nishioka T, Iwata M, Imaoka T, et al. A mono-2-ethylhexyl phthalate hydrolase from asp. that is able to dissimilate di-2-ethylhexyl phthalate. Appl Environ Microbiol, 2006, 72(4): 2394–2399.

[78] Iwata M, Imaoka T, Nishiyama T, et al. Re-characterization of mono-2-ethylhexyl phthalate hydrolase belonging to the serine hydrolase family. J Biosci Bioeng, 2016, 122(2): 140–145.

[79] Hara H, Stewart GR, Mohn WW. Involvement of a novel ABC transporter and monoalkyl phthalate ester hydrolase in phthalate ester catabolism byRHA1. Appl Environ Microbiol, 2010, 76(5): 1516–1523.

[80] Whangsuk W, Sungkeeree P, Nakasiri M, et al. Two endocrine disrupting dibutyl phthalate degrading esterases and their compensatory gene expression insp. SM42. Int Biodeter Biodegr, 2015, 99: 45–54.

[81] Ding JM, Wang CF, Xie ZR, et al. Properties of a newly identified esterase fromsp. K91 and its novel function in diisobutyl phthalate degradation. PLoS ONE, 2015, 10(3): e0119216.

[82] Eaton RW. Plasmid-encoded phthalate catabolic pathway in12B. J Bacteriol, 2001, 183(12): 3689–3703.

[83] Habe H, Miyakoshi M, Chung J, et al. Phthalate catabolic gene cluster is linked to the angular dioxygenase gene insp. strain DBF63. Appl Microbiol Biotechnol, 2003, 61(1): 44–54.

[84] Stingley RL, Khan AA, Cerniglia CE. Molecular characterization of a phenanthrene degradation pathway inPYR-1. Biochem Biophys Res Commun, 2004, 322(1): 133–146.

[85] Li DD, Yan JL, Wang L, et al. Characterization of the phthalate acid catabolic gene cluster in phthalate acid esters transforming bacterium-sp. strain HS-NH1. Int Biodeter Biodegr, 2016, 106: 34–40.

[86] Fan SH, Wang JH, Li K, et al. Complete genome sequence ofsp. YC-JH1, a bacterium efficiently degrading a wide range of phthalic acid esters. J Biotechnol, 2018, 279: 55–60.

[87] Nomura Y, Nakagawa M, Ogawa N, et al. Genes in PHT plasmid encoding the initial degradation pathway of phthalate in. J Ferment Bioeng, 1992, 74(6): 333–344.

Advances in biodegradation of phthalates esters

Si Shen, Xiaoyu Wang, Haixia Wang, Hao Ren, and Zhenmei Lü

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Phthalates esters (PAEs) are important organic compounds used as plasticizers to enhance their plasticity and versatility. At the same time, PAEs are also typical environmental endocrine disruptors. Long-term production and use of plastic products have caused harm to the environment and organisms, as well as human health. Previous studies found that biodegradation has become a main pathway to reduce PAEs in the environment. This article reviews PAEs’ structural characteristics and classifications, toxicology, pollution in the environment, summarizes the diversity of PAEs-degrading bacterial species, and explores the possible mechanisms of bacterial PAEs degradation. The article may provide some reference in solving the problem of PAEs pollution.

phthalates esters (PAEs), environmental pollution, degradation pathways, degradation molecular mechanisms

May8, 2019;

June 19, 2019

National Natural Science Foundation of China (No. 41721001).

Zhenmei Lü. Tel: +86-571-88206279; E-mail: lzhenmei@zju.edu.cn

沈思, 王曉瑜, 王海霞, 等. 細(xì)菌降解鄰苯二甲酸酯的研究進(jìn)展. 生物工程學(xué)報(bào), 2019, 35(11): 2104–2120.

Shen S, Wang XY, Wang HX, et al. Advances in biodegradation of phthalates esters. Chin J Biotech, 2019, 35(11): 2104–2120.

國家自然科學(xué)基金(No. 41721001)資助。

(本文責(zé)編 陳宏宇)