鄰苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（DEHP）的細菌生物降解*

邱佳容 朱夢磊 張良清** 曾憲海 金玉鳳 鄧佳慧

（1）福州大學(xué)先進制造學(xué)院，晉江 362251；2）廈門大學(xué)能源學(xué)院，廈門 361102）

DEHP在環(huán)境中自然降解極其緩慢，屬于典型的持久性有機污染物，常見的DEHP降解方法主要有物理法［6］、化學(xué)法［7］以及生物法［8］等。其中DEHP的生物降解法因具有降解效果好、安全無二次污染以及環(huán)境擾動小等特點而備受關(guān)注［9-10］。本文對DEHP 的污染以及危害、細菌生物降解現(xiàn)狀、降解途徑及分子機制等方面進行綜述，并針對DEHP 生物降解目前還存在的問題進行總結(jié)和展望，為環(huán)境中DEHP有效生物降解提供參考。

1 DEHP的污染及危害

DEHP作為一種優(yōu)良的增塑劑，在工業(yè)生產(chǎn)過程中廣泛應(yīng)用，DEHP與塑料及其制品的分子之間以氫鍵或范德華力相連，這種連接方式并不穩(wěn)定，極易在使用過程中發(fā)生遷移從而進入空氣、水體以及土壤中，引起環(huán)境污染。例如，董磊等［11］在對長江武漢段豐水期水體和沉積物中PAEs 進行檢測時發(fā)現(xiàn)，水體中DEHP濃度范圍為35.1~347.4 ng/L，沉積物中DEHP 的濃度范圍為611.9~3 095.0 ng/g，且部分采樣點DEHP的質(zhì)量濃度已經(jīng)超過了人體健康水質(zhì)基準（飲水＋食用水生生物0.32 μg/L）。王歡等［12］在對松花江的表層沉積物進行檢測時發(fā)現(xiàn)，DEHP濃度范圍為4 808.4~18 909.5 ng/g。黃華鑫等［13］在對河南煙草種植土壤進行檢測時，發(fā)現(xiàn)超過95%的土壤樣品中被檢測出來存在DEHP 污染，平均濃度0.131 mg/kg。Wei 等［14］在對長江三角洲地區(qū)的土壤和蔬菜樣品檢測時發(fā)現(xiàn)，樣品中DEHP的濃度分別占總PAEs的88.3%和61.9%。Lü等［15］調(diào)查發(fā)現(xiàn)，全國各地的土壤普遍存在DEHP污染，其中廣東、山東和湖北等地土壤中DEHP含量明顯偏高?？梢姡珼EHP污染在自然環(huán)境中普遍存在，給生態(tài)環(huán)境造成了威脅［16］。由于DEHP 還可以通過日常飲食、呼吸和皮膚接觸等直接進入人體［17-18］。即便在極低的濃度下DEHP仍然會干擾人類和動物的內(nèi)分泌系統(tǒng)，引發(fā)生殖系統(tǒng)毒性以及產(chǎn)生“三致”毒性（致突變、致畸、致癌）等，嚴重威脅人和動物健康［19-25］。

2 DEHP的細菌生物降解

2.1 單菌降解DEHP

目前已從垃圾填埋場、各種水體及沉積物、污水處理廠的活性污泥以及各類土壤等樣品中分離出大量具有DEHP降解活性的細菌（表1），這些菌株主要來自紅球菌屬（Rhodococ）、戈登尼亞菌屬（Gordonia）、不動桿菌屬（Acinetobacter）和芽孢桿 菌 屬（Bacillus） 等 菌 屬［26-29］。不 同 菌 屬 對DEHP的降解能力不同，即便菌屬相同如菌株不同對DEHP 的降解能力也有所差異。紅球菌（Rhodococcussp.PFS1） 和 赤 紅 球 菌（Rhodococcus ruberYC-YT1）在3 d內(nèi)能將100 mg/L DEHP 完全降解，它們的降解能力高于節(jié)桿菌（ArthrobacterC21）（51.4%） 和熒 光 假單胞菌（Pseudomonas fluoresencesFS1）（30%）［30-31］，食吡啶紅球菌（Rhodococcus pyridinivoransXB）在2 d內(nèi) 就 能 將200 mg/L DEHP 降 解98%［32］， 而Rhodococcussp.WJ4 需 要5 d 才 能 將200 mg/L DEHP降解96.4%［33］；能降解500 mg/L及以上濃度DEHP 的菌屬包括伯克霍爾德氏菌屬（Burkholderia）、 古 杜 尼 氏 菌 屬（Gurduniu）、Rhodococcus、Gordonia、分 枝 菌 桿 菌 屬（Mycolicibacterium）、Bacillus等［34-36］，其中，福茨分枝桿菌（Mycolicibacterium phocaicumRL-HY01）在3 d 內(nèi) 可 將1 000 mg/L 的DEHP 完 全 降 解［37］，Gurduniu sp.Lff 在3 d 內(nèi) 對2 000 mg/L 的DEHP 降解 率 達 到91.4%［38］。 大 部 分Rhodococcus和Gordonia菌屬的菌株都可以降解含DEHP在內(nèi)的多種PAEs， 其 中 菌 株Rhodococcussp.PFS1 和Rhodococcus ruberYC-YT1 分別能降解包括DEHP在內(nèi)的11種和13種帶有不同側(cè)鏈的PAEs（包括鄰苯二甲酸二丙酯（dipropyl phthalate，DPRP）、鄰苯二甲酸二癸酯（didecyl phthalate，DDP）、鄰苯二甲酸二壬酯（dinonyl phthalate，DNP）、鄰苯二甲 酸 二 丙 烯 酯（dipropylene phthalate， DAP）等）［39-40］，具有這種廣底物譜的菌株目前比較有限。此外，Gordonia、Bacillus、Mycolicibacterium等菌屬的部分菌株還具有不同程度的耐鹽性，其中菌株食烷烴戈登氏菌（Gordonia alaknivoransYC-RL2）可耐受高達12%的鹽濃度［27］。有部分菌株還能夠降解混合污染物，如Ren 等［41］從石油污染土壤樣品中分離的Mycobacteriumsp.YC-RL4 在5 d 內(nèi)可高效降解由DEHP、鄰苯二甲酸二甲酯（dimethyl phthalate，DMP）、鄰苯二甲酸二丁酯（dibutyl phthalate，DBP）、鄰苯二甲酸二乙酯（diethyl phthalate， DEP） 和 鄰 苯 二 甲 酸 二 環(huán) 己 酯（dicyclohexyl phthalate，DCHP）組成的混合污染物，其降解率均在90%以上。Zhang 等［36］從土壤樣品中分離的莫海威芽孢桿菌（Bacillus mojavensisB1811）可對7 種PAEs 組成的混合污染物進行高效生物降解，4 d 內(nèi)可完全降解 DEHP、DBP、鄰苯二甲酸丁芐酯（butylbenzyl phthalate，BBP）、鄰苯二甲酸二辛酯（dioctyl phthalate，DNOP）和鄰苯二甲酸二戊酯（dipentyl phthalate，DPP），對DMP 和DEP 的降解率也分別達到了94.1%和57.1%。

Table 1 Comparison of DEHP degrading bacteria and degradation performance表1 DEHP降解細菌及降解性能比較

目前的研究主要集中于細菌對DEHP的生物降解，其pH 適應(yīng)范圍在5~9 之間，溫度適應(yīng)范圍大部分為30°C左右，能適應(yīng)極端pH和溫度的菌株很少；雖然大部分菌株在較高底物濃度時表現(xiàn)出較強降解能力（降解率幾乎大于90%），但是環(huán)境中DEHP 的濃度普遍偏低，而關(guān)于菌株對低濃度DEHP降解的研究較少，后期針對該問題進行研究將有助于對被DEHP污染的環(huán)境進行生物修復(fù)；大多數(shù)的菌株是不具有耐鹽性或者耐鹽性很差，耐鹽性強的菌株在修復(fù)高鹽度DEHP污染的環(huán)境方面具有很好的應(yīng)用潛力。降解菌株的底物譜范圍、降解速率、環(huán)境適應(yīng)性等是反映其環(huán)境修復(fù)潛力的重要指標，但是同時具備多底物降解能力以及抵御逆境脅迫能力的高效降解菌株僅有少數(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，為后續(xù)深入研究和實際應(yīng)用提供保障。

2.2 菌群降解DEHP

DEHP 的完全降解需要不同的代謝基因和酶，有些菌株能單獨完成整個降解過程，但有些菌株只能降解其中的一部分，還需要其他菌株的協(xié)同作用才能實現(xiàn)完全降解?；旌暇曛饕譃樽匀痪汉腿斯そM合菌群兩種。自然界中的細菌往往以菌群的形式存在，通過協(xié)同作用分解DEHP為自身生長提供能量，同時這也為篩選DEHP自然菌群提供了可能。如李靜［44］從PAEs污染的活性污泥樣品中分離的由菌株JM-1、J-1、J-11、KJ-1 和KJ-2 組成的菌群SD-1，72 h可將初始濃度為1 000 mg/L的DEHP降解約90%，其中KJ-1 和KJ-2 無法利用鄰苯二甲酸（PA），JM-1 能降解PA 但速率較慢，在菌群SD-1 傳代培養(yǎng)的菌群SD-P 中分離的PA 降解菌株P(guān)A-1 和PA-3 的共同作用下，菌群SD-1 可將DEHP完全降解。Shariati等［45］從濕地沉積物中分離出由菌株惡臭假單胞菌（Pseudomonas putidaShA）和Gordonia alkanivoransSh6 組成的菌群An6，該菌群在3 d 內(nèi)可將初始濃度500 mg/L 的DEHP 降解97%，研究還發(fā)現(xiàn)這兩種菌株降解DEHP時可能存在互補效應(yīng)。Li 等［46］研究發(fā)現(xiàn)，主要由Gordoniasp.（54.93%）、Achromobactersp.（9.92%） 和Rhodococcussp.（8.47%）等7個科和7個屬細菌組成的耐鹽菌群LF在48 h內(nèi)可將初始濃度1 000 mg/L的DEHP 降解93.48%。與自然菌群相比，人工組合的菌群研究相對較少，人工組合的菌群是由兩種或兩種以上來自不同樣品中的菌株或菌群經(jīng)人工按一定的配比組合而成的新菌群，如王天竹［47］將從土壤樣品中分離的菌株TWZ-1 和TWZ-R1 與從活性污泥樣品中分離的菌株TWZ-2 和TWZ-R2 組合成復(fù)合菌群TWZ，該菌群3 d 內(nèi)可將初始濃度950 mg/L 的DEHP 降解98.04%，比單一菌株的降解效率（TWZ-1：93%；TWZ-R1：85.3%；TWZ-2：53%；TWZ-R2：87%）都要高。馬永見［48］從垃圾堆積場的土壤中分離出3 株P(guān)AEs 降解菌株MJ1、MJ2 和MJ3，將其按照3∶2∶1 的比例復(fù)配，菌群可高效降解初始底物濃度為780 mg/L 的PAEs（DMP、DBP 和DEHP 各260 mg/L） 混 合 物，DMP、DBP 和DEHP 的降解率分別可達97.62%、94.29%和92.55%，且對PAEs 的降解速率大大加快，若要達到相似去除率單一菌株需要72 h而菌群僅需48 h，且菌群有較好的穩(wěn)定性。

綜上，無論是自然菌群還是人工組合菌群，在一定程度上均能克服單菌的代謝限制（如有些菌株只能將DEHP 降解成鄰苯二甲酸（PA），無法進一步利用PA），彌補降解缺陷，還可通過協(xié)同作用提高降解效率。盡管菌群在降解DEHP方面與單菌降解相比存在很多優(yōu)勢，但是近年來相關(guān)研究報道不是很多，究其原因主要在于人工組合菌群不僅要考慮菌株在降解DEHP方面的協(xié)同作用，還要考慮其他方面是否存在協(xié)同作用甚至拮抗作用，以及各菌株適宜的生長條件等問題，且人工組合菌群往往是在實驗室條件下開發(fā)的，當(dāng)應(yīng)用到自然環(huán)境中時會受多種因素影響而難以維持穩(wěn)定，甚至因與土著微生物競爭處于劣勢而被淘汰；雖然天然菌群菌株間相互適應(yīng)且建立了一定的協(xié)作關(guān)系，環(huán)境適應(yīng)性更強，更適合環(huán)境污染的修復(fù)，但是發(fā)現(xiàn)良好的組合菌群較為困難。

3 DEHP的生物降解途徑及分子機制

DEHP在有氧或厭氧條件下均能被降解，有氧降解速率一般高于厭氧降解速率，目前的研究主要集中于DEHP 的有氧生物降解。DEHP 的生物降解過程主要分為兩個階段（圖1）：a.DEHP 降解為PA；b.PA進一步降解為H2O和CO2。

Fig.1 Biodegradation pathway of DEHP圖1 DEHP的生物降解途徑

3.1 DEHP降解為PA

第一階段DEHP 降解為PA，該階段主要有以下兩種降解途徑。

在高中歷史教學(xué)中，在運用史料進行教學(xué)時，教師還應(yīng)該在運用教材史料的基礎(chǔ)上進行適當(dāng)?shù)恼n外補充，從而豐富歷史課堂教學(xué)內(nèi)容。學(xué)生的史料閱讀能力需要在高中歷史教學(xué)中進行培養(yǎng)，從而幫助學(xué)生更好地理解史料知識。史料的形式很多，不僅有文字史料，還有圖表史料等。文字史料是學(xué)生史料學(xué)習(xí)中較為困難的一部分，如果不能充分理解史料文字，就不能對史料進行正確理解，從而產(chǎn)生較大的誤解。在培養(yǎng)學(xué)生史料閱讀能力時，教師應(yīng)該引導(dǎo)學(xué)生讀史料，這是最基本的一個階段。通過閱讀簡單理解史料的意思，之后再對史料進行閱讀拓展；通過史料的適當(dāng)運用，組織學(xué)生分析、理解史料，通過討論幫助學(xué)生正確理解史料內(nèi)容。

a.DEHP 通過酯鍵水解生成鄰苯二甲酸單（2-乙基己基）酯（MEHP）和PA（圖1 路徑①）［49］。目前已報道了一些具有DEHP降解活性的酯酶，這些酶主要分為三類（表2），第一類酶只能水解DEHP 的一個酯鍵生成MEHP，目前參與該反應(yīng)的酶相對比較多。Huang 等［50］從Gordoniasp.5F 中分離出的酯酶GoEst15（GenBank，MH507607）；Yan 等［51］從土壤宏基因組文庫篩選到羧酸酯酶EstYZ5（GenBank，QWT77157.1）；徐友強等［52］從分散泛菌（Pantoea dispersaBJQ0007）分離的兩種α/β水解酶（GenBank，GAY20-00820和GAY20-10025），其中GoEst15具有很廣的底物譜，能夠降解包含DEHP 在內(nèi)的10 種PAEs（包括DPRP、鄰苯二甲酸二異丁酯（diisobutyl phthalate，DIBP）、鄰苯二甲酸二己酯（dihexyl phthalate，DHP）等）。第二類酶只能將MEHP 酯鍵水解生成PA，如Huang 等［50］從Gordoniasp.5F 中 分 離 的 酯 酶GoEstM1（GenBank，MH513611），Iwata 等［53］從Rhodococcussp.EG-5中分離的水解酶EG-5 MehpH（GenBank， LC094142） ， Nahurira 等［54］從Gordonia alkanivoransStrain YC-RL2 中 分 離 出MehpH水解酶（GenBank，AMJ52171）。第三類酶可以同時水解DEHP 的兩個酯鍵，即對DEHP 和MEHP 都有水解活性。Qiu 等［55］從土壤宏基因組文庫篩選到的一種酯酶EstJ6 （GenBank，MK037455），該酯酶能降解包括DEHP 和MEHP在內(nèi)的12 種PAEs （包括鄰苯二甲酸單甲酯（monomethyl phthalate，MMP）、鄰苯二甲酸單乙酯（monoethyl phthalate，MEP）、鄰苯二甲酸單丁酯（monobutyl phthalate，MBP）、鄰苯二甲酸單己基酯（monohexyl phthalate，MHP）等）。以上酯酶均是由相應(yīng)的酯酶基因編碼，且均能降解兩種及以上的PAEs 類底物。然而，目前已報道的第三類酶還是非常有限，要實現(xiàn)DEHP 到PA 的降解一般需要第一類酶和第二類酶的共同參與。因此，可以通過對第一類酶和第二類酶進行共表達來實現(xiàn)。例如，Huang 等［50］通過構(gòu)建雙酶系統(tǒng)同時表達GoEst15 和GoEstM1 這兩個酯酶，從而實現(xiàn)對DEHP 到PA 的降解。當(dāng)然，還可以通過對第一類酶或者第二類酶進行分子改造來實現(xiàn)對DEHP 到PA 的降解。此外，考慮到目前報道的DEHP 酯鍵水解酶大部分來源于可培養(yǎng)微生物，只有少部分來源于宏基因組文庫，因此，后期還可以通過宏基因組技術(shù)挖掘環(huán)境中尚未開發(fā)的資源以期獲得具有新穎活性的DEHP 降解酶，從而實現(xiàn)對DEHP 到PA的降解。

Table 2 Comparison of DEHP ester bond hydrolase and its degradation performance表2 DEHP酯鍵水解酶及降解性能比較

b.DEHP 側(cè)鏈β 氧化、轉(zhuǎn)酯化和脫脂化（圖1途徑②），菌株通過β 氧化反應(yīng)依次移除兩個側(cè)鏈上的乙基，生成中間產(chǎn)物DBP、DBP 和DEP 等，之后DEP 通過脫脂化或轉(zhuǎn)酯化反應(yīng)生成PA。研究表明，杏仁假單胞菌（Pseudomonas amygdaliASLT-13）、銅綠假單孢菌（Cupriavidus oxalaticusE3）和Bacillussp.SAS-7 等菌株都是通過β 氧化、轉(zhuǎn)酯化和脫脂化降解途徑起始DEHP 降解生成PA［56-58］，但是參與該降解途徑的相關(guān)基因和酶的研 究 報 道 卻 很 少。 Wright 等［59］通 過 對Mycobacteriumsp.DBP42參與塑化劑降解的基因組進行注釋分析，結(jié)果表明，單加氧酶基因在DEHP的強烈誘導(dǎo)下表達，DEHP酯側(cè)鏈在單加氧酶的作用下發(fā)生羥基化反應(yīng)進入β氧化途徑。

有研究還發(fā)現(xiàn)，部分菌株可同時通過酯鍵水解和β 氧化將DEHP 降解成PA，如在分析菌株Rhodococcus pyridinivoransXB 對DEHP 的 降解時，在其產(chǎn)物中檢測到了DBP、PA 和2-乙基己醇，這就意味著菌株XB 對DEHP 的生物降解可能包含兩種途徑：第一種途徑是通過酯鍵水解途徑生成中間產(chǎn)物PA 和2-乙基己醇，第二種途徑是通過β 氧化降解途徑生成中間產(chǎn)物DBP［32］。

3.2 PA進一步降解為H2O和CO2

PA 在有氧或厭氧條件下都能被降解，最常見的降解途徑有兩種，分別是PA 先轉(zhuǎn)化成中間產(chǎn)物原兒茶酸（PCA）之后進一步降解實現(xiàn)完全礦化（簡稱PA 的原兒茶酸降解途徑）和PA 先轉(zhuǎn)化為苯甲酸（BA）然后完全降解（簡稱PA的苯甲酸代謝途徑）。此外，還有其他降解途徑，如PA先轉(zhuǎn)化成中間產(chǎn)物龍膽酸（gentian acid）進而完全降解（簡稱PA的龍膽酸降解途徑）和PA先轉(zhuǎn)化成鄰苯二甲酰輔酶A（phthaloyl CoA）之后進一步降解（簡稱PA的鄰苯二甲酰輔酶A降解途徑）。

3.2.1 PA的原兒茶酸降解途徑

PA 轉(zhuǎn)化成PCA 階段可由革蘭氏陰性菌（G+）和革蘭氏陽性菌（G-）分別獨立完成。革蘭氏陽性菌（G+）通過pht基因簇編碼的相關(guān)酶將PA降解成PCA（圖1 途徑③（G+））。該途徑首先是PA 在phtAaAbAcAd編碼的鄰苯二甲酸3,4-雙加氧酶復(fù)合體作用下生成順-3,4-二羥-3,4-二氫鄰苯二甲酸（cis-3,4-dihydroxy-3,4-dihydrophthalate），其次在phtB編碼的3,4-二羥基-3,4-二氫鄰苯二甲酸脫氫酶的作用下脫氫生成3,4-二羥基鄰苯二甲酸（3,4-dihydroxyphthalate），最后在phtC編碼的3,4-二羥基鄰苯二甲酸脫羧酶的作用下生成原兒茶酸［60］。最早關(guān)于pht基因簇的報道是在菌株克氏節(jié)桿菌（Arthrobacter keyseri12B）的130 kb 質(zhì)粒中被發(fā)現(xiàn)，其在質(zhì)粒中的排列序列為phtBAaAbAdCR［61］。在之后的研究中也發(fā)現(xiàn)了類似的基因簇，如Rhodococcussp.HS-D2 和河假關(guān)節(jié)桿菌（Pseudarthrobacter defluviiE5） 中 分 別 以phtCAdAcBAbAa和phtBAaAbAuAcAdCR方式排列的基因簇［59，62］。而范巴氏分枝桿菌（Mycobacterium vanbaaleniiPYR-1） 的 整 個 基 因 簇 以phtRAaAbBAcAd形式存在，由于缺少編碼3,4-二羥基鄰苯二甲酸脫羧酶的基因phtC，導(dǎo)致不能催化3,4-二羥基鄰苯二甲酸生成PCA［63］。革蘭氏陰性菌（G-）是通過pht基因簇或oph基因簇編碼的相關(guān)酶將PA降解成PCA（圖1途徑④（G-））。該途徑首先是PA在pht2和pht3或ophA1和ophA2編碼的4,5-鄰苯二甲酸雙加氧酶還原酶和4,5-鄰苯二甲酸雙加氧酶的作用下生成順-4,5-二羥-4,5-二氫鄰苯二甲酸酯（cis-4,5-dihydroxy-4,5-dihydrophthalate）。其次在pht4或ophB編碼的順-4,5-二羥-4,5-二氫鄰苯二甲酸脫氫酶的作用下生成4,5-二羥基鄰苯二甲酸（4,5-dihydroxyphthalate），最后在pht5或ophCD編碼的4,5-二羥基鄰苯二甲酸脫羧酶的作用下生成PCA［64］。基因簇pht在革蘭氏陰性菌Pseudomonas putidaNMH102-2 的PA 降解基因中被鑒定出來，以pht12345形式排列［65］?；虼豲ph在革蘭氏陰性菌伯克霍爾德菌（Burkholderia cepaciaDBO1）的PA降解相關(guān)基因中被鑒定出來，以ophA1DCA2B形式排列［66］。

PCA 通過內(nèi)二醇環(huán)裂解或外二醇環(huán)裂解進一步分解成小分子有機酸，最后通過三羧酸（TCA）徹底降解為H2O和CO2。PCA的內(nèi)二醇環(huán)裂解是在pca基因簇編碼的相關(guān)酶催化下進行的（圖1 途徑⑤）。該途徑首先是PCA在pcaGH編碼的原兒茶酸3,4-雙加氧酶的作用下內(nèi)環(huán)裂解生成3-羧基粘康酸（3-carboxymuconate），其次在pcaB編碼的3-羧基粘康酸環(huán)異構(gòu)酶作用下生成3-氧代己二酸酯烯醇（3-oxoadipateenol lactone），然后在pcaD或pcaL編碼的3-氧代己二酸酯烯醇內(nèi)酯酶的作用下生成3-氧代己二酸（3-ketoadipate）（又稱β 酮己二酸），之后在pcaIJ編碼的3-氧代己二酸輔酶A 轉(zhuǎn)移酶的作用下氧化成3-氧代己二酰輔酶A（3-ketoadipay-CoA），最后在pcaF編碼的3-氧代己二酰輔酶A硫解酶的作用下生成琥珀酸（succinic acid）和乙酰輔酶A（acetyl-CoA），最終進入TCA 循環(huán)完全降解［28，32，34，37］。如 菌 株Gordoniasp.YC-JH1 中 的PCA 降 解 基 因 簇pcaGHBLIJF［60］， 菌 株Rhodococcus pyridinovoransDNHP-S2 中 的PCA 降解基因簇pcaBLIJCHG［26］。PCA 的外二醇環(huán)裂解是在pcm基因簇編碼的相關(guān)酶催化下進行的（圖1途徑⑥）。該途徑首先是PCA 在pcmA編碼的原兒茶酸4,5-雙加氧酶的作用下外環(huán)裂解生成4-羧-2-羥基粘康酸半醛（4-caboxy-2-hydroxymuconic），其次在pcmB編碼的2-羥基-4-羧基粘康酸半醛脫氫酶的作用下生成2-吡喃酮-4,6-二羧酸（2-pyrone-4,6-dicarboxylic acid），之后在pcmC編碼的2-吡喃酮-4,6-二羧酸水解酶和pcmD編碼的4-草酰甲酸水合酶的共同作用下生成4-氧代檸檬酸（4-oxalocitramalate），接著在pcmE編碼的4-草酰檸檬酸醛縮酶的作用下分解成草酰乙酸（oxaloacetic acid）和丙酮酸（pyruvic acid），最終通過TCA 循環(huán)完全降解。

3.2.2 PA的苯甲酸降解途徑

PA降解過程中產(chǎn)生的BA最先被認定為厭氧代謝的中間體，大量的研究表明，PA 在有氧或厭氧條件下都可以生成BA進而進一步降解［67-68］。有氧條件下PA 在琥珀酰輔酶A 轉(zhuǎn)移酶的催化下脫羧生成BA［69-70］。BA 在ben基因簇和cat基因簇編碼的相關(guān)酶作用下進一步分解生成小分子有機酸，最后通過TCA 徹底降解（圖1 途徑⑦）。該途徑首先BA 在benAB編碼的苯甲酸1,2-雙加氧酶和benC編碼的苯甲酸1,2-雙加氧酶還原酶的作用下生成順式-1,2-二羥基環(huán)己-3,5-二烯-1-羧酸酯（cis-1,2-dihydroxy cyclohexa-3,5-diene-1-carboxylate），然后在benD編碼的二羥基環(huán)己二烯羧酸脫氫酶作用下降解為兒茶酚（catechol），兒茶酚在catA編碼的兒茶酚1,2-二加氧酶、catB編碼的黏液酸環(huán)異構(gòu)酶和catC編碼的粘康酸內(nèi)酯δ-異構(gòu)酶的共同作用下生成3-氧代己二酸酯烯醇（3-oxoadipateenol-lactone），之后進一步將3-氧代己二酸酯烯醇分解成小分子有機酸（其過程與PCA 的pcaD/pcaL/pcaI/pcaJ/pcaF參與的代謝相同），最后通過TCA 循環(huán)完全降解［35］。如菌株嗜鹽單胞菌屬（Halomonassp.ATBC28） 中 的benBAKDC和catACB［59］和 菌 株P(guān)seudarthrobacter defluviiE5 中 的benKRABCDE和catABC基因簇，其中benE和benK編碼轉(zhuǎn)運蛋白，benR編碼轉(zhuǎn)錄調(diào)節(jié)因子［69］。BA 可以在有氧條件下經(jīng)兼性厭氧菌的作用轉(zhuǎn)化成PCA（圖1途徑⑧），之后通過PCA 降解途徑進入TCA 循環(huán)，實現(xiàn)完全降解。BA也可以先轉(zhuǎn)化成龍膽酸，然后進入β-酮己二酸降解途徑（圖1途徑⑨），最終通過TCA循環(huán)完全降解［59］。

3.2.3 PA的其他降解途徑

PA 的龍膽酸降解途徑如圖1 途徑⑩所示，首先PA先轉(zhuǎn)化成水楊酸（salicylic acid）再轉(zhuǎn)化成龍膽酸，之后龍膽酸轉(zhuǎn)化成β-酮己二酸，進入β-酮己二酸降解途徑，最終通過TCA 循環(huán)完全降解［37］。在PAEs 生物降解過程中已經(jīng)確定了水楊酸和龍膽酸，但在PAEs 降解細菌中，對β-酮己二酸途徑的龍膽酸分支的完整代謝途徑和相關(guān)分子機制的認識不足。

PA的鄰苯二甲酰輔酶A降解途徑是PA厭氧降解途徑。首先PA在厭氧細菌的作用下將PA轉(zhuǎn)化為鄰苯二甲酰輔酶A，然后進行脫羧形成苯甲酰輔酶A，最終進入苯甲酰輔酶A 降解途徑完全降解［71-73］。Junghare 等［74］通過分析厭氧菌株固氮弧菌（Azoarcussp.PA01T）的基因組信息發(fā)現(xiàn)，PA厭氧降解的基因簇包括編碼周質(zhì)結(jié)合蛋白的so0456基因、III型輔酶A轉(zhuǎn)移酶亞基的phtSa基因、III型輔酶A 轉(zhuǎn)移酶亞基phtSb基因、鄰苯二甲酰輔酶A脫羧酶的phtDa基因、類Ubix脫羧酶的phtDb基因等，進一步揭示了PA 厭氧降解的分子機制。同樣在鹵代苯甲酸鹽降解細菌（Thauera chlorobenzoica3CB-1）［72］和伊氏固氮（Azoarcus evansiiKB740）［75］等菌株中鑒定出編碼相關(guān)酶的類似基因簇。

綜上所述，在有氧或厭氧條件下DEHP都能通過相關(guān)的代謝途徑實現(xiàn)完全降解。由DEHP 到PA的起始降解主要是酯鍵水解和側(cè)鏈β 氧化兩種途徑，其中酯鍵水解途徑的相關(guān)研究比較多，已經(jīng)鑒定出了一些相關(guān)的基因和酶，但是對于側(cè)鏈β氧化的研究仍然比較少；而關(guān)于PA 的徹底降解，研究最為透徹的則是PA的PCA降解途徑，該降解途徑涉及的酶以及編碼相關(guān)酶的基因簇有較為系統(tǒng)的研究。近年來隨著高通量測序技術(shù)、基因組學(xué)和轉(zhuǎn)錄組學(xué)注釋分析等現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)的應(yīng)用，DEHP降解過程中涉及的酶以及編碼相關(guān)酶的基因被不斷地鑒定出來，但仍需要對這些新基因進行全面的序列分析以及降解酶功能的驗證。

4 總結(jié)及展望

DEHP由于其良好的性能作為增塑劑被長期大量生產(chǎn)使用，近年也暴露出了很多由DEHP引發(fā)的環(huán)境污染問題，并且DEHP會通過食物鏈進入生物體內(nèi)，進而危害人類健康和生態(tài)環(huán)境。生物法降解環(huán)境中的DEHP 具有良好的環(huán)境效益而備受關(guān)注，近年來從各類環(huán)境中分離出了不少具有DEHP降解活性的菌株，并對菌株進行了表征和降解性能驗證。通過對菌株研究和降解過程中間產(chǎn)物的分析，鑒定出了多種DEHP降解途徑，第一階段DEHP通過酯鍵水解和β 氧化方式轉(zhuǎn)化成PA，第二階段PA通過原兒茶酸途徑、苯甲酸代謝途徑和龍膽酸途徑等進入三羧酸循環(huán)最終實現(xiàn)完全降解。隨著現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)的應(yīng)用，DEHP降解過程中參與的酶以及編碼酶的相關(guān)基因被陸續(xù)鑒定出來，降解過程以及分子作用機制被不斷解讀和完善。隨著研究的深入，關(guān)于DEHP的生物降解途徑將被更加系統(tǒng)和完整的解析，以便使菌株走出實驗室解決DEHP的實際污染問題。

針對目前DEHP生物降解研究中仍存在的問題提出展望：a.DEHP的生物降解前期的研究主要集中于對降解菌的馴化篩選以及降解特性的分析，對于降解功能基因的研究還不夠深入，因此在篩選菌株豐富菌株資源的同時應(yīng)加大對降解菌株功能基因的研究；b.目前雖然已報道了多種DEHP的生物降解途徑，但是關(guān)于DEHP 的側(cè)鏈β 氧化和PA 的厭氧降解途徑的分子機制研究較少，作用機理尚不明晰，在之后的研究中可以針對這些特定降解途徑的菌株從基因?qū)用娼沂酒浣到鈾C理；c.已報道的具有DEHP降解活性的酶非常有限，且大多數(shù)來源于可培養(yǎng)微生物，而環(huán)境中極大部分的微生物是不可培養(yǎng)，這也就意味著還有巨大的遺傳資源尚未得到開發(fā)利用，后期可利用宏基因組技術(shù)挖掘環(huán)境中所有的遺傳資源以期獲得更多新型的DEHP 降解酶；d.DEHP 生物降解的研究大多還停留在實驗室階段，極少有研究者應(yīng)用到實際環(huán)境污染修復(fù)中，考慮到實驗室與實際環(huán)境的差異較大，如何將實驗室所取得的研究成果應(yīng)用于自然環(huán)境下DEHP污染的修復(fù)，解決實際問題是研究者們需要進一步思考和解決的問題。