多溴聯(lián)苯醚的微生物降解機(jī)制研究進(jìn)展

顧怡然，黃文聰，李菊英，李猛

綜 述

李猛 深圳大學(xué)特聘教授，博士生導(dǎo)師，國(guó)家自然科學(xué)基金委“優(yōu)秀青年科學(xué)基金”獲得者，2016年入選中組部“青年千人”人才項(xiàng)目。主要從事環(huán)境微生物組學(xué)研究，在挖掘環(huán)境中未培養(yǎng)古菌的生理代謝機(jī)制及生態(tài)功能等方面取得系列成果。先后主持了國(guó)家及省市級(jí)等數(shù)十項(xiàng)科研項(xiàng)目，在、、、等學(xué)術(shù)期刊發(fā)表文章60余篇，文章被引用超過(guò)1 800次，H指數(shù)為24 (Google Scholar數(shù)據(jù))。目前擔(dān)任國(guó)際微生物生態(tài)學(xué)會(huì) (ISME)地區(qū)青年大使、中國(guó)微生物學(xué)會(huì)環(huán)境微生物學(xué)專業(yè)委員會(huì)和地質(zhì)微生物學(xué)專業(yè)委員會(huì)委員、(Biology of Archaea) 副編輯、和《生物工程學(xué)報(bào)》編委等職。

多溴聯(lián)苯醚的微生物降解機(jī)制研究進(jìn)展

顧怡然1，黃文聰1，李菊英2，李猛1

1 深圳大學(xué) 高等研究院，廣東 深圳 518000 2 深圳大學(xué) 化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，廣東 深圳 518000

多溴聯(lián)苯醚 (PBDEs) 是世界范圍內(nèi)廣泛使用的一類溴代阻燃劑，在環(huán)境中被頻繁檢出。因其具有生物積累性、生物毒性和持久性等特點(diǎn)，如今PBDEs已成為全球分布的有機(jī)化學(xué)毒素。探究PBDEs的降解極為重要，文中從PBDEs微生物降解的角度出發(fā)，分別闡釋了好氧條件和厭氧條件下細(xì)菌降解PBDEs的代謝途徑研究進(jìn)展，并結(jié)合原位降解研究推斷古菌的降解潛能，比較分析了多種降解途徑的特性和綜合因素，同時(shí)對(duì)PBDEs降解微生物未來(lái)的研究趨勢(shì)和PBDEs降解體系設(shè)計(jì)應(yīng)用進(jìn)行了展望。

多溴聯(lián)苯醚，厭氧菌，好氧菌，降解機(jī)理，古菌

多溴聯(lián)苯醚 (Polybrominated diphenyl ethers, PBDEs) 是電子行業(yè)廣泛使用的阻燃劑，具有阻燃性能優(yōu)異、價(jià)格低廉等優(yōu)點(diǎn)。但它同時(shí)在環(huán)境中作為一種毒素存在，在水體、土壤和空氣中都能被檢測(cè)到。此外，PBDEs半衰期長(zhǎng)，自然條件下可達(dá)277.3 d[1]，在非生物條件下極難降解。目前國(guó)際上已嘗試包括物理、化學(xué)、生物在內(nèi)的許多方法，以減少環(huán)境中多溴聯(lián)苯醚的含量，其中生物降解法由于具有環(huán)境友好性和實(shí)用性的優(yōu)勢(shì)，被認(rèn)為是一種相對(duì)更為有效的方法。本綜述將結(jié)合國(guó)內(nèi)外研究進(jìn)展著重探討PBDEs微生物降解機(jī)制，并對(duì)相關(guān)研究趨勢(shì)和應(yīng)用作出展望。

1 多溴聯(lián)苯醚的污染狀況

多溴聯(lián)苯醚 (PBDEs) 是一種多溴代芳香族化合物，由于苯環(huán)上取代的溴原子的數(shù)量和位置不同，共有209種化合物，遵循國(guó)際純化學(xué)和應(yīng)用化學(xué)聯(lián)合會(huì)(IUPAC) 命名法的命名規(guī)則，其中最低取代的同系物1-溴-2-二苯醚命名為BDE-1，全取代的同系物十溴二苯醚為BDE-209[2]。以最常見(jiàn)的BDE-209，即十溴聯(lián)苯醚為例，其化學(xué)式如圖1所示。

圖1 BDE-209結(jié)構(gòu)式

自20世紀(jì)70年代被制造出來(lái)后，PBDEs作為阻燃劑在世界電子行業(yè)得到了廣泛應(yīng)用，故經(jīng)常作為電子廢料釋放進(jìn)入環(huán)境，引發(fā)環(huán)境污染。此外，由于加入阻燃劑可以降低可燃材料的可燃性，在火災(zāi)時(shí)能提供更長(zhǎng)的逃生時(shí)間[3]，PBDEs除應(yīng)用于電子工業(yè)外，同樣也被廣泛應(yīng)用于各種紡織品和家具[4]。由于PBDEs與含有它們的聚合物沒(méi)有化學(xué)鍵連接，故易在生產(chǎn)、銷售、使用和回收過(guò)程中排放進(jìn)入環(huán)境[3]，成為環(huán)境PBDEs的另一個(gè)主要來(lái)源。五溴二苯醚、八溴二苯醚和十溴二苯醚是目前使用較高的幾種PBDEs[5]。其中，五溴二苯醚和八溴二苯醚的制造和流通于2004年被歐盟全面禁止，如今已被提名列入《斯德哥爾摩公約》[5]。而造價(jià)低廉、阻燃效果良好、毒性相對(duì)較小的十溴聯(lián)苯醚 (BDE-209) 仍在廣泛使用中。研究表明在世界范圍，PBDEs正在作為有機(jī)污染物在環(huán)境中不斷積累，在空氣、水、土壤、沉積物和生物群中都發(fā)現(xiàn)了PBDEs的污染。泰晤士河[6]、加拿大海域[7]甚至北極[8]都出現(xiàn)了PBDEs污染的相關(guān)報(bào)道[9]。比利時(shí)、日本、瑞典等地部分水體中檢測(cè)出的PBDEs濃度高達(dá)10 000 ng/g[10]。PBDEs污染問(wèn)題在中國(guó)尤其嚴(yán)重，20世紀(jì)80年代，全世界有70%的電子垃圾被運(yùn)往中國(guó)處理，而電子垃圾的簡(jiǎn)單處理方式造成了嚴(yán)重且持久的生態(tài)污染[11]。在中國(guó)，PBDEs的污染主要集中在東南地區(qū)，如廣東省、江蘇省和浙江省[10]。

環(huán)境中PBDEs的來(lái)源除工業(yè)垃圾排放外，也可由部分生物自身合成。已有研究顯示海洋中許多海綿-藍(lán)藻共生體可分泌大量PBDEs，其中海洋環(huán)境中最重要的PBDEs天然來(lái)源是一種底棲海綿()[12]。經(jīng)共生體生物代謝后，產(chǎn)生的PBDEs有時(shí)也會(huì)以O(shè)H-PBDEs或MeO-PBDEs的形式存在[13-14]。但目前尚不清楚其合成PBDEs的機(jī)制和作用。

目前國(guó)際上各領(lǐng)域?qū)τ赑BDEs的降解從物理、化學(xué)和生物學(xué)等方面做了大量的工作[13]。其中生物降解由于高效且成本低廉被普遍看好。盡管在過(guò)去幾十年，人們?cè)絹?lái)越關(guān)注污染物在水和食物中的存在，但污染物攝入不僅僅取決于膳食暴露，人為化學(xué)污染物也可通過(guò)吸入或皮膚接觸受污染的土壤和灰塵等環(huán)境介質(zhì)被吸收。PBDEs可以粉塵形式在空氣中遷移[10]。PBDEs在水中溶解性較弱，主要以固相為主[15]，故在污水處理階段可以先通過(guò)去除懸浮固體顆粒方式進(jìn)行預(yù)處理。在生物降解的污水處理階段，可通過(guò)添加表面活性劑增加PBDEs在水中的溶解性，便于生物降解[16]。

2 多溴聯(lián)苯醚毒理學(xué)效應(yīng)

PBDEs具有較強(qiáng)的生物毒性。目前的實(shí)驗(yàn)研究顯示，對(duì)于浮游生物，PBDEs的繁殖毒性較強(qiáng)[17]；對(duì)于魚類，PBDEs毒性主要表現(xiàn)在神經(jīng)毒性[18]和氧脅迫[19]；對(duì)于大鼠，主要表現(xiàn)在肝臟毒性和腫瘤[20]；對(duì)于人體而言，PBDEs的毒性主要表現(xiàn)在發(fā)育神經(jīng)毒性和內(nèi)分泌毒性。已有研究顯示PBDEs可通過(guò)母乳進(jìn)入嬰幼兒體內(nèi)[21]。孕婦在產(chǎn)前和產(chǎn)后期間暴露于PBDEs，可導(dǎo)致胎兒神經(jīng)發(fā)育受損，影響其記憶力[22]，同時(shí)生殖系統(tǒng)[23]和內(nèi)分泌系統(tǒng)[24]也會(huì)受到影響。某些PBDEs同源物被人體細(xì)胞色素P450 (Cyps) 氧化后能形成具有更高生物毒性的代謝物，造成對(duì)機(jī)體的進(jìn)一步損傷。此外，由于腸道微生物組與PBDEs間存在相互作用，可以顯著影響異源生物轉(zhuǎn)化和肝臟的中間代謝途徑[25]。對(duì)于人體免疫系統(tǒng)而言，PBDEs的其中一種同系物——四溴聯(lián)苯醚 (BDE-47) 可以改變巨噬細(xì)胞關(guān)鍵的免疫相關(guān)基因表達(dá)的調(diào)控，并抑制激活嗜堿性粒細(xì)胞，嚴(yán)重?cái)_亂天然免疫反應(yīng)[26]。

3 PBDEs的微生物降解特性

許多不同種類的微生物都具有一定PBDEs的降解能力，如白腐真菌(White rot fungi)[27]等可以通過(guò)脫溴、羥基化和開(kāi)環(huán)反應(yīng)降解BDE-209[28]。目前對(duì)于微生物PBDEs降解的研究有兩種方式：微生物群落原位降解研究和純菌株實(shí)驗(yàn)室降解研究[29]。對(duì)微生物群落原位降解的研究可以為對(duì)污染物進(jìn)行原位生物修復(fù)打下基礎(chǔ)[30]，而純菌株實(shí)驗(yàn)室降解研究則能更好地探究關(guān)于降解機(jī)制機(jī)理方面的問(wèn)題。目前實(shí)驗(yàn)室研究細(xì)菌降解PBDEs的途徑主要是使用氣相色譜法[29]在一段時(shí)間內(nèi)依次測(cè)定溶液中底物的同系物，并與數(shù)據(jù)庫(kù)比對(duì)該物質(zhì)結(jié)構(gòu)，以此推斷出可能的降解途徑。近年來(lái)，人們對(duì)PBDEs的生物降解研究主要集中在基于土壤樣本的微生物厭氧途徑上，故這方面的降解途徑已經(jīng)了解得相對(duì)清楚。但事實(shí)上，在沉淀到深層厭氧層之前，PBDEs會(huì)長(zhǎng)時(shí)間暴露在有氧環(huán)境中。因此，近年來(lái)，越來(lái)越多的學(xué)者將PBDEs生物降解的研究重心轉(zhuǎn)移到有氧降解上來(lái)，有氧降解途徑也得到了一定的闡釋。本文將展開(kāi)闡述厭氧菌和好氧菌對(duì)PBDEs的降解機(jī)制，并展望了古菌對(duì)PBDEs的降解。

3.1 厭氧菌對(duì)PBDEs的降解

在厭氧條件下，PBDEs的降解途徑主要是還原脫溴，包括鄰位、間位和對(duì)位脫溴[31]。不同的微生物種群對(duì)PBDEs的降解會(huì)因鹵素取代位置和鹵素原子數(shù)不同存在一定的差異，產(chǎn)生不同的脫鹵作用。以溴代程度最高的、也是環(huán)境中最常見(jiàn)的PBDEs之一十溴聯(lián)苯醚 (BDE-209) 為例，其最常見(jiàn)的多步脫溴主要過(guò)程如圖2所示。

厭氧菌對(duì)PBDEs的脫溴過(guò)程同時(shí)有鄰位、間位和對(duì)位脫溴的可能。大多數(shù)厭氧菌會(huì)率先進(jìn)行BDE-209的單一脫溴，生成BDE-206、BDE-207等物質(zhì)[32]。隨后，單脫溴的降解產(chǎn)物發(fā)生再次脫溴，生成雙脫溴的產(chǎn)物，如BDE-196[33]、BDE-197[34]、BDE-203[35-36]等，它們又可以被降解成為溴代程度更低的產(chǎn)物，如BDE-196可以脫溴生成BDE-182[31]、BDE-191[31]、BDE-183和BDE-184[35]。七溴聯(lián)苯醚BDE-183是一個(gè)極為普遍的中間產(chǎn)物，許多厭氧細(xì)菌都可將更高溴代的PBDEs還原至BDE-183，并將還原脫溴過(guò)程繼續(xù)進(jìn)行下去，如菌株可將BDE-183脫溴成為BDE-154[36]，厭氧微生物群落仍可將其進(jìn)一步還原為BDE-139、BDE-149、BDE-144等降解產(chǎn)物[31]。七溴聯(lián)苯醚還可被進(jìn)一步降解，如BDE-138脫溴成為BDE-85，BDE-153脫溴為BDE-99[35]，BDE-99再脫溴成為BDE-49和BDE-47[36]。極少有厭氧菌能將多溴聯(lián)苯醚還原到二苯醚狀態(tài)，僅少數(shù)研究證明部分經(jīng)過(guò)半年以上BDE適應(yīng)的沉積物中菌株可將其降解到二溴聯(lián)苯醚 (BDE-7、BDE-15)甚至單溴聯(lián)苯醚 (BDE-3)[33]。由于該降解途徑不具有普適性，故未將其列入圖中。

圖2 厭氧菌對(duì)十溴聯(lián)苯醚起始的部分PBDEs降解途徑[31-36,42-44]

對(duì)于其他PBDEs同系物作為降解底物的降解研究主要圍繞八溴聯(lián)苯醚和五溴聯(lián)苯醚進(jìn)行。其中，八溴二苯醚的脫溴在沒(méi)有更容易被利用的電子受體的情況下更易發(fā)生[37]。對(duì)于五溴聯(lián)苯醚，其常見(jiàn)的多步脫溴過(guò)程如圖3所示。

圖3 五溴聯(lián)苯醚起始的部分厭氧降解途徑[1,38-40]

在厭氧條件下，五溴聯(lián)苯醚通過(guò)多次脫溴后可以生成溴代程度極低的芳香族化合物。BDE-47是五溴聯(lián)苯醚還原的一個(gè)重要途徑，許多降解菌都表現(xiàn)出了以此為中間產(chǎn)物的降解途徑[1,38-40]。PER-K23和PCP-1菌株可以將BDE-100和BDE-99脫溴至BDE-47，隨后發(fā)生兩個(gè)連續(xù)的鄰位脫溴步驟，生成BDE-28和BDE-3，并最終將其還原成二苯醚[1]。BDE-99可以被還原為BDE-47、BDE-48和BDE-49[38]，且可進(jìn)一步還原生成BDE-18[39]。一項(xiàng)在中國(guó)華南地區(qū)取樣的紅樹(shù)林沉積物降解研究表明，在紅樹(shù)林微生物群落中，BDE-47的降解率遠(yuǎn)大于BDE-209[40]。

由于參與反應(yīng)的厭氧菌多為嚴(yán)格的自養(yǎng)生物，其生長(zhǎng)速率和代謝速率都較慢[41]，對(duì)其的研究也主要圍繞群落降解研究為主，極少見(jiàn)單菌落分離培養(yǎng)。土壤群落降解研究表明PBDEs在厭氧土壤中的半衰期平均為14年，最長(zhǎng)可達(dá)50年之久[42]。而缺乏合適的電子受體是厭氧條件下生物難降解化合物的主要限制因素之一，故推測(cè)在體系中添加一些如乙酸鹽、丙酮酸鹽、硫酸鹽等電子供體可提高其生物降解速率。目前已知的具有較強(qiáng)降解能力的厭氧菌主要有嗜木桿菌[43]等。

3.2 好氧微生物降解PBDEs研究進(jìn)展——常見(jiàn)降解菌種、降解途徑和機(jī)理

PBDEs的厭氧降解存在一定的局限性，即大多數(shù)厭氧降解菌僅能實(shí)現(xiàn)脫鹵，但無(wú)法降解芳香環(huán)。好氧菌降解則具有此優(yōu)勢(shì)，其降解過(guò)程通常具有環(huán)裂解能力。

以BDE-209為例，在好氧降解菌作用下，BDE-209首先會(huì)被肽聚糖中的磷壁酸和N-乙酰葡糖胺側(cè)鏈吸收，然后經(jīng)過(guò)3個(gè)途徑進(jìn)行轉(zhuǎn)運(yùn)和脫溴[28]。好氧菌能將PBDEs脫鹵并開(kāi)環(huán)，并將降解產(chǎn)物作為三羧酸循環(huán)的底物利用[44]。但由于不同微生物種群在鹵素取代位置、數(shù)目及開(kāi)環(huán)位點(diǎn)和步驟上有較高特異性，導(dǎo)致好氧細(xì)菌的降解途徑具有比厭氧菌降解途徑更高的多樣性。在進(jìn)入開(kāi)環(huán)階段之前，好氧菌的脫鹵途徑與厭氧菌降解過(guò)程類似。有些好氧菌在降解時(shí)會(huì)將PBDEs羥基化[44]，生成具有更高水溶性的降解產(chǎn)物，使其更易發(fā)生代謝。OH-PBDEs作為PBDEs降解途徑中的代謝物不僅發(fā)生在好氧微生物中，在植物中也有研究證實(shí)了此種途徑的出現(xiàn)[45]。好氧菌部分常見(jiàn)開(kāi)環(huán)機(jī)制如圖4所示。

在好氧條件下，PBDEs被逐級(jí)降解脫溴到溴代程度較低時(shí)，好氧降解菌能通過(guò)單加氧、雙加氧等反應(yīng)在苯環(huán)上羥基化并開(kāi)環(huán)，開(kāi)環(huán)產(chǎn)物最終進(jìn)入TCA循環(huán)[42,49-50]。PBDEs的降解過(guò)程很可能不會(huì)完全脫鹵，大多數(shù)細(xì)菌在降解至余下2個(gè)鹵素取代基時(shí)便可發(fā)生羥基化或開(kāi)環(huán)反應(yīng)[47]。在多環(huán)芳烴化合物的生物降解過(guò)程中，細(xì)菌氧合系統(tǒng)可分為兩種不同的類型：側(cè)向雙氧化，即其中一個(gè)芳環(huán)被羥基化；角度雙加氧，即其中與雜原子鍵合的碳原子和芳環(huán)中的相鄰碳均被氧化成半縮醛，半縮醛自發(fā)斷裂，生成2個(gè)苯衍生物[48]。在PBDEs的好氧菌開(kāi)環(huán)降解中，這兩類生物降解途徑都有所體現(xiàn)。如鞘氨醇單胞菌sp. strain RW1降解BDE-3，可檢測(cè)到生成了4-溴苯酚和4-溴鄰苯二酚[49]，并能將BDE-28降解生成2,4-二溴苯酚[50]。惡臭假單胞菌菌株在降解時(shí)主要是讓底物的醚鍵裂解，即角型雙氧化，它可以將BDE-47降解為2,4-二溴苯酚[44]。當(dāng)PBDEs被降解至苯酚時(shí)，DSM 548等菌株還可進(jìn)一步將其降解開(kāi)環(huán)[47]。事實(shí)上，好氧菌的代謝產(chǎn)物可能具有比厭氧菌代謝產(chǎn)物更強(qiáng)的生物毒性，因?yàn)榱u基化的多溴聯(lián)苯醚比非羥基化的多溴聯(lián)苯醚對(duì)高等生物內(nèi)分泌系統(tǒng)的影響更大[51]。

在有外加碳源的情況下，細(xì)菌降解PBDEs的能力會(huì)顯著增加，降解效率提高1%–6%[52]，如添加酵母提取物[53]等。這也符合自然條件下，細(xì)菌在多碳源環(huán)境下進(jìn)行降解的場(chǎng)景。由于PBDEs在水體中多為疏水性，故具有較高細(xì)胞表面疏水性的細(xì)菌會(huì)具有更強(qiáng)的降解能力[54]。在相同條件下，溴代程度越低，PBDEs的降解效率越高[55]。此外，研究表明環(huán)境中存在一定鎘離子濃度時(shí)，PBDEs的降解能力會(huì)被增強(qiáng)，但當(dāng)鎘離子濃度過(guò)高時(shí)，降解則會(huì)被抑制[56]。目前部分已知的具有高效PBDEs降解能力、獲得了實(shí)驗(yàn)室純培養(yǎng)并進(jìn)行了降解能力測(cè)試的好氧菌菌株如表1所示。

有研究通過(guò)測(cè)序后對(duì)已被注釋的降解基因進(jìn)行篩選并通過(guò)qPCR進(jìn)行驗(yàn)證，觀察在降解過(guò)程中基因的表達(dá)情況，以此推測(cè)該功能基因是否參與降解過(guò)程。如菌中水解酶基因 (基因ID: CCR98_00905)、雙加氧酶基因 (基因ID: CCR98_02495) 和脫鹵酶基因 (基因ID: CCR98_02005、CCR98_19135) 的表達(dá)量都在降解過(guò)程中顯著提高[57]。也有研究者從酶學(xué)角度入手，研究了生物提取物的潛在降解潛力，如使用銅綠假單胞菌的粗酶提取物進(jìn)行BDE-209的降解，在5 h內(nèi)便可降解92.77%[60]。目前，基因水平的研究還相對(duì)較少，酶學(xué)等相關(guān)研究也有所欠缺。因此，深入探討功能菌群基因和降解機(jī)制之間的關(guān)系，是研究PBDEs微生物降解的重要方向之一。本課題組將基于前期研究已分離到的對(duì)BDE-209具有較好降解性能的好氧菌種 (如紅球菌、戈登氏菌等)，綜合分析化學(xué)、環(huán)境化學(xué)和現(xiàn)代分子生物學(xué)等手段在基因?qū)用嫔涎芯可鲜鼍陮?duì)BDE-209的降解機(jī)制和功能基因的表達(dá)差異，深入探討功能菌群基因和降解機(jī)制之間的相關(guān)關(guān)系。

圖4 好氧菌對(duì)PBDEs的部分降解途徑[42-61]

表1 部分PBDEs降解好氧菌菌株

3.3 古菌對(duì)于PBDEs的降解潛能

由于古菌生長(zhǎng)條件特殊、生長(zhǎng)周期長(zhǎng)，故難以實(shí)現(xiàn)實(shí)驗(yàn)室的純培養(yǎng)，對(duì)古菌的污染物降解研究方式通常為微生物群落原位降解研究，并通過(guò)熒光原位雜交 (FISH) 和16S rRNA高通量測(cè)序等方式進(jìn)行分析。古菌在土壤中呈垂直分布，一些古菌如亞硝化螺菌氨氧化古菌甲烷食甲基菌等，在厭氧環(huán)境下都表現(xiàn)出對(duì)PBDEs的生物降解潛能[61]。其中亞硝化螺菌和氨氧化古菌可能是介導(dǎo)BDE-99生物降解的關(guān)鍵古菌類群[59]。

此外，在不同的垂直高度，細(xì)菌和古菌之間有著不同的微生物群落結(jié)構(gòu)。古菌抗逆性強(qiáng)，在PBDEs濃度增加的情況下，其群落組成變化較之于同地區(qū)的細(xì)菌群落組成變化要小得多[62]。

4 應(yīng)用前景

微生物在PBDEs的降解中展示出極強(qiáng)的應(yīng)用潛能，為減少環(huán)境中PBDEs的濃度，將物理、化學(xué)、生物法搭配設(shè)計(jì)，尋找高效且價(jià)格低廉的污染物處理裝置，或許是一個(gè)行之有效的選擇。從物理和生物結(jié)合的角度看，國(guó)際上已有納米級(jí)零價(jià)鐵 (nZVI) 與厭氧菌結(jié)合用于地下水修復(fù)的生物物理系統(tǒng)相關(guān)的研究。nZVI可以為厭氧細(xì)菌的生長(zhǎng)和活動(dòng)創(chuàng)造合適的生存條件，但由于nZVI本身具有細(xì)胞毒性，故其劑量和種類的設(shè)定起著至關(guān)重要的作用[63]。PBDEs可被光解，即通過(guò)紫外線輻射產(chǎn)生活性自由基，使得其自然脫溴[64]。因此微生物和紫外線結(jié)合脫溴也是一個(gè)處理多溴聯(lián)苯醚的經(jīng)濟(jì)有效的方法。微生物聚生體對(duì)于降解污染物則另有優(yōu)勢(shì)：聚生體具有豐富的混合菌種和酶，因此它可以具有比單一栽培更廣泛和更強(qiáng)的降解效率。但是，由于其物種的復(fù)雜性，微生物聚生體對(duì)多溴聯(lián)苯醚的生物降解取得的成果寥寥無(wú)幾，也缺少對(duì)降解細(xì)菌富集過(guò)程中微生物群落的變化和功能轉(zhuǎn)換的研究。因此，目前對(duì)具有優(yōu)良降解能力的功能菌株進(jìn)行篩選仍是PBDEs微生物降解的有效方法之一，深入探索降解菌群落的演變，從基因角度推斷更好的組合方式，為PBDEs生物降解的潛在機(jī)制提供新的見(jiàn)解。此外，探究出其基因后，也可通過(guò)設(shè)計(jì)基因工程菌等高效菌株，與其他降解方法搭配，繼而形成一套性能優(yōu)良的污染物處理系統(tǒng)。

5 結(jié)論與展望

PBDEs的污染范圍廣、降解難度大、毒性強(qiáng)，解決其降解難題已經(jīng)成了世界性的燃眉之急。為解決環(huán)境中PBDEs污染問(wèn)題，各領(lǐng)域還需對(duì)其開(kāi)展進(jìn)一步的研究工作。

第一，從微生物降解角度而言，由于目前對(duì)微生物降解過(guò)程的酶促降解機(jī)理和基因表達(dá)層面的研究不算深入，對(duì)于除十溴聯(lián)苯醚外的其他PBDEs為底物的降解途徑及其與十溴聯(lián)苯醚降解過(guò)程的區(qū)別和分析相對(duì)較少，對(duì)降解過(guò)程中功能基因的研究和驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)則更加匱乏，降解過(guò)程中各種酶的功能機(jī)制也不甚清楚，故深入探究降解的生物機(jī)制，從具有降解能力的細(xì)菌和古菌入手，進(jìn)行不同底物的降解實(shí)驗(yàn)、同時(shí)加強(qiáng)基因?qū)用婧兔笇W(xué)方面的探究，則是未來(lái)研究中亟待突破的重點(diǎn)。

第二，從應(yīng)用層面來(lái)看，對(duì)PBDEs降解過(guò)程中各種酶的機(jī)理進(jìn)行更深層次的了解并進(jìn)行降解測(cè)試，篩選更高效的降解菌或通過(guò)基因工程設(shè)計(jì)高效降解菌株，輔以生物與物理的結(jié)合或多種生物種群的搭配選擇，設(shè)計(jì)協(xié)同高效的降解系統(tǒng)，也是促進(jìn)PBDEs降解的一個(gè)有效手段。

綜上，隨著PBDEs在環(huán)境中的不斷積累，探尋更為高效的PBDEs降解方法，突破PBDEs降解難關(guān)，對(duì)有效解決日益嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題至關(guān)重要。此外，對(duì)PBDEs微生物降解的深入研究不僅能解決PBDEs所造成的環(huán)境危害，還能為揭示微生物降解其他有機(jī)污染物打下基礎(chǔ)，具有廣泛而重要的科學(xué)意義。

[1] Lee LK, Ding C, Yang KL, et al. Complete debromination of tetra-and penta-brominated diphenyl ethers by a coculture consisting ofandspecies. Environ Sci Technol, 2011, 45(19): 8475–8482.

[2] Boon JP, Lewis WE, Tjoen-A-Choy MR, et al. Levels of polybrominated diphenyl ether (PBDE) flame retardants in animals representing different trophic levels of the North Sea food web. Environ Sci Technol, 2002, 36(19): 4025–4032.

[3] Domingo JL. Polybrominated diphenyl ethers in food and human dietary exposure: a review of the recent scientific literature. Food Chem Toxicol, 2012, 50(2): 238–249.

[4] Stubbings WA, Harrad S. Extent and mechanisms of brominated flame retardant emissions from waste soft furnishings and fabrics: a critical review. Environ Int, 2014, 71: 164–175.

[5] La Guardia MJ, Hale RC, Harvey E. Detailed polybrominated diphenyl ether (PBDE) congener composition of the widely used penta-, octa-, and deca-PBDE technical flame-retardant mixtures. Environ Sci Technol, 2006, 40(20): 6247–6254.

[6] Ganci AP, Vane CH, Abdallah MAE, et al. Legacy PBDEs and NBFRs in sediments of the tidal River Thames using liquid chromatography coupled to a high resolution accurate mass Orbitrap mass spectrometer. Sci Total Environ, 2019, 658: 1355–1366.

[7] Gentes ML, Mazerolle MJ, Giroux JF, et al. Tracking the sources of polybrominated diphenyl ethers in birds: Foraging in waste management facilities results in higher DecaBDE exposure in males. Environ Res, 2015, 138: 361–371.

[8] Zhu CF. Bioaccumulation and biomagnification of typical POPs in the Arctic and e-waste recycling regions[D]. Beijing: University of Chinese Academy of Sciences, 2015 (in Chinese).朱超飛. 北極地區(qū)和電子垃圾拆解地典型POPs生物累積放大效應(yīng)[D]. 北京: 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 2015.

[9] Zhao CH, Yan M, Zhong H, et al. Biodegradation of polybrominated diphenyl ethers and strategies for acceleration: A review. Int Biodeterior Biodegrad, 2018, 129: 23–32.

[10] Yu G, Bu QW, Cao GZ, et al. Brominated flame retardants (BFRs): A review on environmental contamination in China. Chemosphere, 2016, 150: 479–490.

[11] Hao D, Yi RH, Wu Y. Pollution characteristics and exposure risk assessment of polybrominated diphenyl ethers in different types agricultural soils in Guiyu area. J Agric Environ Sci, 2015, 34(5): 882–890 (in Chinese).郝迪, 亦如瀚, 吳俁, 等. 貴嶼地區(qū)不同類型農(nóng)業(yè)土壤多溴聯(lián)苯醚的污染特征和暴露評(píng)估. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 34(5): 882–890.

[12] Agarwal V, Blanton JM, Podell S, et al. Metagenomic discovery of polybrominated diphenyl ether biosynthesis by marine sponges. Nat Chem Biol, 2017, 13(5): 537–543.

[13] Yu Y, Yin H, Peng H, et al. Biodegradation of decabromodiphenyl ether (BDE-209) using a novel microbial consortium GY1: Cells viability, pathway, toxicity assessment, and microbial function prediction. Sci Total Environ, 2019, 668: 958–965.

[14] Malmv?rn A, Zebühr Y, Kautsky L, et al. Hydroxylated and methoxylated polybrominated diphenyl ethers and polybrominated dibenzo-p-dioxins in red alga and cyanobacteria living in the Baltic Sea. Chemosphere, 2008, 72(6): 910–916.

[15] Trinh MM, Tsai CL, Chang MB. Characterization of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in various aqueous samples in Taiwan. Sci Total Environ, 2019, 649: 388–395.

[16] Ye D. The repair of polybrominated diphenyl ether contaminated soil by surfactant[D]. Zhenjiang: Jiangsu University, 2015 (in Chinese).葉丹. 表面活性劑對(duì)多溴聯(lián)苯醚污染土壤的修復(fù)研究[D]. 鎮(zhèn)江: 江蘇大學(xué), 2015.

[17] Han WL, Zheng XY. Toxicity of decabromodiphenyl ether and its degradation products to plankton. J Enviro Sci, 2018, 38(2): 821–828 (in Chinese).韓文亮, 鄭小燕. 十溴二苯醚及其降解產(chǎn)物對(duì)浮游生物的毒性. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2018, 38(2): 821–828.

[18] Chen LG, Yu K, Huang CJ, et al. Prenatal transfer of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) results in developmental neurotoxicity in zebrafish larvae. Environ Sci Technol, 2012, 46(17): 9727–9734.

[19] Usenko CY, Hopkins DC, Trumble SJ, et al. Hydroxylated PBDEs induce developmental arrest in zebrafish. Toxicol Appl Pharmacol, 2012, 262(1): 43–51.

[20] Darnerud PO. Toxic effects of brominated flame retardants in man and in wildlife. Environ Int, 2003, 29(6): 841–853.

[21] Iszatt N, Janssen S, Lenters V, et al. Environmental toxicants in breast milk of Norwegian mothers and gut bacteria composition and metabolites in their infants at 1 month. Microbiome, 2019, 7: 34.

[22] Cowell WJ, Margolis A, Rauh VA, et al. Associations between prenatal and childhood PBDE exposure and early adolescent visual, verbal and working memory. Environ Int, 2018, 118: 9–16.

[23] Kim S, Park J, Kim HJ, et al. Association between several persistent organic pollutants and thyroid hormone levels in serum among the pregnant women of Korea. Environ Int, 2013, 59: 442–448.

[24] Reverte I, Domingo JL, Colomina MT. Neurodevelopmental effects of decabromodiphenyl ether (BDE-209) in APOE transgenic mice. Neurotoxicol Teratol, 2014, 46: 10–17.

[25] Li Y. Gut-liver axis on biotransformation of environmental chemicals polybrominated diphenyl ethers (PBDEs)[D]. Seattle: University of Washington, 2017.

[26] Longo V, Longo A, Di Sano C, et al.exposure to 2,2′,4,4′-tetrabromodiphenyl ether (PBDE-47) impairs innate inflammatory response. Chemosphere, 2019, 219: 845–854.

[27] Zhou J, Jiang WJ, Ding J, et al. Effect of Tween 80 and β-cyclodextrin on degradation of decabromodiphenyl ether (BDE-209) by white rot fungi. Chemosphere, 2007, 70(2): 172–177.

[28] Xu GY, Wang J. Biodegradation of decabromodiphenyl ether (BDE-209) by white-rot fungus. Chemosphere, 2014, 110: 70–77.

[29] Huang CC, Zeng YH, Luo XJ, et al. In situ microbial degradation of PBDEs in sediments from an e-waste site as revealed by positive matrix factorization and compound-specific stable carbon isotope analysis. Environ Sci Technol, 2019, 53(4): 1928–1936.

[30] Chen J, Wang PF, Wang C, et al. Spatial distribution and diversity of organohalide-respiring bacteria and their relationships with polybrominated diphenyl ether concentration in Taihu Lake sediments. Environ Pollut, 2018, 232: 200–211.

[31] Robrock KR, Korytár P, Alvarez-Cohen L. Pathways for the anaerobic microbial debromination of polybrominated diphenyl ethers. Environ Sci Technol, 2008, 42(8): 2845–2852.

[32] Chang YT, Lo T, Chou HL, et al. Anaerobic biodegradation of decabromodiphenyl ether (BDE-209)-contaminated sediment by organic compost. Int Biodeterior Biodegradt, 2016, 113: 228–237.

[33] Huang HW, Chang BV, Lee CC. Reductive debromination of decabromodiphenyl ether by anaerobic microbes from river sediment. Int Biodeterior Biodegrad, 2014, 87: 60–65.

[34] Orihel DM, Bisbicos T, Darling CTR, et al. Probing the debromination of the flame retardant decabromodiphenyl ether in sediments of a boreal lake. Environ Toxicol Chem, 2016, 35(3): 573–583.

[35] Gerecke AC, Hartmann PC, Heeb NV, et al. Anaerobic degradation of decabromodiphenyl ether. Environ Sci Technol, 2005, 39(4): 1078–1083.

[36] He JZ, Robrock KR, Alvarez-Cohen L. Microbial reductive debromination of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs). Environ Sci Technol, 2006, 40(14): 4429–4434.

[37] Lee LK, He JZ. Reductive debromination of polybrominated diphenyl ethers by anaerobic bacteria from soils and sediments. Appl Environ Microbiol, 2010, 76(3): 794–802.

[38] Ding C, Chow WL, He JZ. Isolation ofsp. strain AG, which reductively debrominates octa-and pentabrominated diphenyl ether technical mixtures. Appl Environ Microbiol, 2013, 79(4): 1110–1117.

[39] Zhu HW, Wang Y, Tam NFY. Microcosm study on fate of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in contaminated mangrove sediment. J Hazard Mater, 2014, 265: 61–68.

[40] Yan YL, Ma MS, Liu X, et al. Vertical distribution of archaeal communities associated with anaerobic degradation of pentabromodiphenyl ether (BDE-99) in river-based groundwater recharge with reclaimed water. Environ Sci Pollut Res, 2018, 25(6): 5154–5163.

[41] Qiu MD, Chen XJ, Deng DY, et al. Effects of electron donors on anaerobic microbial debromination of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs). Biodegradation, 2012, 23(3): 351–361.

[42] Tokarz III JA, Ahn MY, Leng J, et al. Reductive debromination of polybrominated diphenyl ethers in anaerobic sediment and a biomimetic system. Environ Sci Technol, 2008, 42(4): 1157–1164.

[43] Song MK, Luo CL, Li FB, et al. Anaerobic degradation of Polychlorinated Biphenyls (PCBs) and Polychlorinated Biphenyls Ethers (PBDEs), and microbial community dynamics of electronic waste-contaminated soil. Sci Total Environ, 2015, 502: 426–433.

[44] Lv YC, Li LH, Chen YC, et al. Effects of glucose and biphenyl on aerobic cometabolism of polybrominated diphenyl ethers by: Kinetics and degradation mechanism. Int Biodeterior Biodegrad, 2016, 108: 76–84.

[45] Huang HL, Zhang SZ, Christie P, et al. Behavior of decabromodiphenyl ether (BDE-209) in the soil-plant system: Uptake, translocation, and metabolism in plants and dissipation in soil. Environ Sci Technol, 2009, 44(2): 663–667.

[46] Monteiro áAMG, Boaventura RAR, Rodrigues AE. Phenol biodegradation byDSM 548 in a batch reactor. Biochem Eng J, 2000, 6(1): 45–49.

[47] Wang LQ, Li Y, Zhang WL, et al. Isolation and characterization of two novel psychrotrophic decabromodiphenyl ether-degrading bacteria from river sediments. Environ Sci Pollut Res, 2016, 23(11): 10371–10381.

[48] Bressler DC, Fedorak PM. Bacterial metabolism of fluorene, dibenzofuran, dibenzothiophene, and carbazole. Can J Microbiol, 2000, 46(5): 397–409.

[49] Schmidt S, Wittich RM, Erdmann D, et al. Biodegradation of diphenyl ether and its monohalogenated derivatives bysp. strain SS3. Appl Environ Microbiol, 1992, 58(9): 2744–2750.

[50] Kim YM, Nam IH, Murugesan K, et al. Biodegradation of diphenyl ether and transformation of selected brominated congeners bysp. PH-07. Appl Microbiol Biotechnol, 2007, 77(1): 187–194.

[51] Meerts IA, Letcher RJ, Hoving S, et al.estrogenicity of polybrominated diphenyl ethers, hydroxylated PDBEs, and polybrominated bisphenol A compounds. Environ Health Perspect, 2001, 109(4): 399–407.

[52] Zhang SW, Xia XH, Xia N, et al. Identification and biodegradation efficiency of a newly isolated 2,2′,4,4′- tetrabromodiphenyl ether (BDE-47) aerobic degrading bacterial strain. Int Biodeterior Biodegrad, 2013, 76: 24–31.

[53] Stiborova H, Vrkoslavova J, Lovecka P, et al. Aerobic biodegradation of selected polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in wastewater sewage sludge. Chemosphere, 2015, 118: 315–321.

[54] Tang SY, Yin H, Chen SN, et al. Aerobic degradation of BDE-209 by: Isolation, identification and cell changes during degradation process. J Hazard Mater, 2016, 308: 335–342.

[55] Yang CW, Huang HW, Chao WL, et al. Bacterial communities associated with aerobic degradation of polybrominated diphenyl ethers from river sediments. Environ Sci Pollut Res, 2015, 22(5): 3810–3819.

[56] Shi GY, Yin H, Ye JS, et al. Aerobic biotransformation of decabromodiphenyl ether (PBDE-209) by. Chemosphere, 2013, 93(8): 1487–1493.

[57] Wu ZN, Xie MM, Li Y, et al. Biodegradation of decabromodiphenyl ether (BDE 209) by a newly isolated bacterium from an e-waste recycling area. AMB Expr, 2018, 8: 27.

[58] Liu LL, Zhang YC, Liu RH, et al. Aerobic debromination of BDE-209 bysp. coupled with zerovalent iron/activated carbon. Environ Sci Pollut Res, 2016, 23(4): 3925–3933.

[59] Xin J, Liu X, Liu W, et al. Aerobic transformation of BDE-47 by asp. strain TZ-1 isolated from PBDEs-contaminated sediment. Bull Environ Contaminat Toxicol, 2014, 93(4): 483–488.

[60] Liu Y, Gong AJ, Qiu LN, et al. Biodegradation of decabromodiphenyl ether (BDE-209) by crude enzyme extract from. Int J Environ Res Public Health, 2015, 12(9): 11829–11847.

[61] Yan YL, Ma MS, Liu X, et al. Effect of biochar on anaerobic degradation of pentabromodiphenyl ether (BDE-99) by archaea during natural groundwater recharge with treated municipal wastewater. Int Biodeterior Biodegrad, 2017, 124: 119–127.

[62] Wang LQ, Li Y, Niu LH, et al. Response of ammonia oxidizing archaea and bacteria to decabromodiphenyl ether and copper contamination in river sediments. Chemosphere, 2018, 191: 858–867.

[63] Dong HR, Li L, Lu Y, et al. Integration of nanoscale zero-valent iron and functional anaerobic bacteria for groundwater remediation: a review. Environ Int, 2019, 124: 265–277.

[64] Chen F, Yang Q, Wang SN, et al. Graphene oxide and carbon nitride nanosheets co-modified silver chromate nanoparticles with enhanced visible-light photoactivity and anti-photocorrosion properties towards multiple refractory pollutants degradation. Appl Catal B: Environ, 2017, 209: 493–505.

Advances in microbial degradation of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs)

Yiran Gu1, Wencong Huang1, Juying Li2, and Meng Li1

1,,518000,,2,,518000,,

Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) are widely used brominated flame-retardants in a variety of commercial products especially in the electronics and household industries. However, they are bioaccumulative, biotoxic and persistent, making them a globally distributed organic chemical toxin nowadays. Thus, it is extremely important to degrade PBDEs. This paper illustrates the research progress of metabolic pathways of PBDEs under both aerobic and anaerobic conditions, and also combines withdegradation studies to infer the degradation potential of archaea. The characteristics and comprehensive factors of various degradation pathways are analyzed. In addition, future researches on biodegradation mechanism of PBDEs, the design and application of PBDEs degradation system are discussed.

polybrominated diphenyl ethers, anaerobic bacteria, aerobic bacteria, degradation pathway, archaea

May13, 2019;

July22, 2019

Science and Technology Innovation Committee of Shenzhen (No. JCYJ20170818091727570), Key Project of Department of Education of Guangdong Province (No. 2017KZDXM071).

Meng Li. E-mail: Limeng848@szu.edu.cn

顧怡然, 黃文聰, 李菊英, 等. 多溴聯(lián)苯醚的微生物降解機(jī)制研究進(jìn)展. 生物工程學(xué)報(bào), 2019, 35(11): 2121–2132.

Gu YR, Huang WC, Li JY, et al. Advances in microbial degradation of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs). Chin J Biotech, 2019, 35(11): 2121–2132.

深圳市科技創(chuàng)新委員會(huì)基金(No. JCYJ20170818091727570)，廣東省教育廳重點(diǎn)項(xiàng)目 (No. 2017KZDXM071) 資助。

(本文責(zé)編 郝麗芳)