主要內容：多環芳烴(PAHs)作為一種持久性有機汙染物，因其危害性突出備受關注，微生物降解作為一種高效的修復手段，逐漸成為環境修復領域的研究熱點，綜述PAHs生物降解及轉化途徑的國內外研究進展，以期為今後深入分析PAHs降解機理奠定理論基礎。以萘(Nap)、菲(Phe)、苯並[a]芘(BaP)等典型PAHs作為研究對象，並結合微生物的生長環境，闡述好氧微生物與厭氧微生物對PAHs的生物降解和轉化途徑。研究表明，細菌、真菌及古菌對PAHs均有一定的降解效能，其中，細菌對PAHs降解能力優於真菌和古菌，而且可通過雙加氧酶氧化過程及羧化、甲基化或羥化等還原途徑實現PAHs降解。
關 鍵 詞：多環芳烴(PAHs)；生物降解；轉化途徑；氧化過程；還原途徑
多環芳烴(PAHs)是由2個或2個以上的苯環以線性排列、彎曲連接或者聚簇狀的方式構成的有機汙染物，其水溶性和揮發性會隨相對分子質量的增大而減小[1]。根據苯環數目，分為低相對分子質量(2～3環)PAHs和高相對分子質量(4環及以上)PAHs；根據來源分為天然來源和人為來源，其中人為來源是環境中PAHs主要來源[2]。PAHs的生物毒性主要從兩方面表現：一方面是PAHs本身具有的化學結構；另一方面是PAHs進入生物體後被細胞色素P450依賴的混合氧化酶氧化或羥基化[3]。
儘管PAHs在環境中會受到化學氧化、光解作用、生物積累、揮發和吸附，但微生物降解和轉化被視為是降解的主要過程[4-6]。細菌、古菌、真菌均能降解PAHs。它們不僅能通過釋放生物表面活性劑等方式提高PAHs的生物可利用性，而且還能通過生物轉化、礦化作用將有機物分解為一些複雜的代謝產物及無機物，如H2O、CO2(好氧)、CH4(厭氧)。在好氧環境下，微生物易培養、降解效率高，但在降解過程中會產生有毒中間產物[7]，容易對環境造成二次汙染。厭氧環境對PAHs的降解會產生結構簡單、毒性小、分解更完全的中間產物，且在降解過程中會產生清潔能源CH4，因此厭氧降解逐漸成為降低PAHs危害的另一有效途徑[8]。
目前，關於微生物降解PAHs的研究已較為深入，主要集中於降解機理、產物分析、關鍵酶及相關反應類型等方面。由於微生物生長環境不同，其代謝產物、代謝關鍵酶及降解轉化存在差異性，因此降解機理的研究仍是今後的研究重點。筆者通過查閱國內外相關文獻，總結歸納微生物在不同環境下降解PAHs的轉化機理、中間產物、關鍵酶及相關反應類型，為今後深入研究PAHs的生物降解機理及途徑提供參考。
在好氧環境下，細菌和真菌對PAHs均有較好的降解效能，其中細菌發揮主要作用(見表1)。在PAHs降解菌中，假單胞菌屬(Pseudomonas sp.)和分枝桿菌屬(Mycobacterium sp.)因具有較好的降解能力備受關注，而且假單胞菌屬對高濃度PAHs也具有較好的耐受性。陳遠志[9]發現，Mycobacterium sp.WY10對菲(100 mg/L)和芘(50 mg/L)的降解效率可達到100.0%和92.3%。李想等[10]發現，Pseudomonas sp.LX2在芘質量濃度為50 mg/L的無機鹽液體培養基中培養21 d後對芘的降解率達到32.1%。徐成斌等[11]發現，Pseudomonas otitidis對菲的最大耐受質量濃度為2000 mg/L。
在厭氧環境下，細菌及古菌均可降解PAHs，這些細菌大多數被識別為假單胞菌屬(Pseudomonas sp.)[23]、厚壁菌屬(Firmicute sp.)和梭狀芽胞桿菌屬(Clostridium sp.)[28-29]，如：梭狀芽胞桿菌屬能降解萘酸化合物[22,30]、芴及部分菲、蒽和芘[29]。有研究也發現，δ-變形菌和厚壁菌屬在產甲烷條件下能降解萘、菲等低相對分子質量PAHs[31]，同時假單胞菌屬和微桿菌屬在特定環境下能降解苯並[a]芘[32-33]。Zhang等[34]利用穩定同位素探針技術也發現，在產甲烷環境下降解蒽的主要菌種為Proteobacteria、Methylibium、Legionella及一種尚未識別的菌株Rhiszobiales。
古菌對PAHs也具有一定的降解效能，產甲烷菌因其能將有機物轉化為CH4而備受關注。Christensen等[35]發現，若氫型古菌能通過氧化PAHs去除H2，則能達到降解PAHs(萘)的目的。Berdugo-Clarijo等[36]也指出，Methanosaeta和Methanobacteria在降解低相對分子質量PAHs中起重要作用，同時還發現產甲烷菌在降解萘、1-甲基萘、2,6-二甲基萘時， Methanosaeta和Methanoculleus起主要作用。Bonalis等[37]發現，厭氧降解PAHs的主要產甲烷菌為Methanoregular、Methanosarcina和Methanobacterium。而Schmidt等[38]研究也發現，在厭氧環境下降解PAHs及其中間產物時，Methanoregular是主要的產甲烷菌。
PAHs生物降解可分為好氧降解和厭氧降解。在好氧環境下，PAHs的斷開主要靠加氧酶作用，即加氧酶能將氧原子加到C—C鍵上形成C—O鍵，隨後再通過加氫、脫水等作用使C—C鍵斷裂，使苯環數減少。而厭氧環境不同於好氧環境，PAHs開環不僅能在酶的作用下進行，還能與其它物質相結合發生羧化反應、還原反應、羥基化及甲基化反應等。羧化反應是由外源碳原子添加到PAHs的苯環上，生成相應的脂肪酸。羥基化和甲基反應，主要是羥基或甲基結合PAHs的苯環生成相應的酚類物質[4]。還原反應主要是與H2結合實現PAHs的開環。
表1 PAHs的降解菌
2.1 好氧降解機理
有研究發現，微生物在降解PAHs過程中主要取決於酶的活性，其中細菌產生雙加氧酶，真菌產生單加氧酶[39]。雙加氧酶是多種成分所組成的酶，通常由還原酶、鐵氧化還原蛋白和末端亞基加氧酶所組成[40]。在雙加氧酶作用下，PAHs會轉化為二氫二醇化合物，並在脫氫酶作用下生成二醇中間產物，隨後通過鄰位斷裂途徑或間位斷裂途徑的內環斷裂雙加氧酶或外環斷裂雙加氧酶降解，形成中間產物，如鄰苯二酚，最終轉變為三羧酸(TCA)循環的小分子物質[40]。而在單加氧酶作用下，可催化PAHs芳香環形成一種不穩定芳香氧化物，芳香氧化物會進一步通過一種環氧化物酶催化反應形成反-二氫二醇化合物[41]。
目前關於厭氧降解機理仍沒有明確的定義。由於在厭氧條件下，厭氧微生物能以硝酸鹽硫酸鹽鐵(Fe3+)、錳(Mn4+)和二氧化碳(CO2)作為電子受體將有機化合物降解為小分子化合物，並產生CO2和CH4[42]，因此在降解過程中所涉及的關鍵酶存在差異性。目前多數學者認為厭氧降解PAHs的一種基本途徑是：添加延胡索酸通過甘氨醯基自由基酶所產生的芳香琥珀酸，並進一步通過甲基化反應、羥基化反應、羧化反應，最終進行β-氧化降解PAHs[43]。
同時，由於苯環數不同，PAHs初始反應也不同。如萘在厭氧條件下會在β位上發生羧基化反應[44]，而在α位上會先發生甲基化反應生成1-甲基萘，1-甲基萘在引入延胡索酸後會進一步降解[45]。也有研究表明，在厭氧條件下，菲的最初反應可能是羧化作用[46]或甲基化作用[47]。此外，Liang等[32]研究發現，在厭氧條件下降解苯並[a]芘，其最初反應是甲基化作用和加氫還原作用；Qing等[33]研究發現，厭氧降解苯並[a]芘的主要反應是加氫還原作用。綜上所述，在厭氧條件下不同PAHs的降解機理均不相同，因此在今後的研究中具體的厭氧降解機理還有待進一步探索。
低相對分子質量PAHs分子結構簡單，水溶性較好，因此大多數微生物都能將其完全礦化。
3.1.1 萘的降解途徑
(1)好氧降解
在好氧環境下，萘的生物降解包括轉化為龍膽酸或鄰苯二酚2種途徑。首先，萘在多種酶的作用下轉化為水楊酸，隨後在多種酶的作用下轉化為龍膽酸和鄰苯二酚，最終實現降解。Narancic等[48]研究Pseudomona sp.TN301菌株時發現，龍膽酸及鄰苯二酚在鄰苯二酚-2,3-雙加氧酶和鄰苯二酚-1,2-雙加氧酶等多種酶作用下逐步分解，並最終進入TCA循環。但也有研究發現，萘在降解過程中並不會通過龍膽酸進行降解，如Pseudomona aeruginosa PAO1降解萘時會產生水楊酸和鄰苯二酚等中間產物，而並未產生龍膽酸[49]。細菌降解萘的一般代謝途徑在以往的研究中有所報導[50]。
真菌對萘的降解也通過鄰苯二酚進行。研究發現，真菌降解萘的代謝途徑中，鄰苯二酚在粘康酸酯化酶和羧基粘康酸環化酶等多種酶作用下進入TCA循環[51]。由此可見，無論是細菌或真菌，萘均會通過鄰苯二酚途徑降解。
(2)厭氧降解
在厭氧環境下，萘通過β位發生甲基化反應或羧化反應逐漸實現降解。有研究發現，在厭氧環境下未被取代PAHs最初反應機理包括羧化作用[52]、甲基化作用[53]或羥化作用[54]。Zhang等[52]通過13C對萘的降解進行示蹤，發現萘的降解產物為2-萘甲酸，證明羧化反應是萘最初的激活反應，同時還發現加氫輔酶對萘的苯環進行兩次加氫作用後逐漸變為較易被厭氧微生物降解利用的化合物結構。另一種途徑是引入延胡索酸後的甲基化反應，隨後經過脫氫酶的多次作用轉化為2-萘甲酸，最終合併到2-萘甲酸降解途徑中。以往的研究也指出，萘在經過甲基化反應或羧化反應後可通過加氫輔酶作用逐漸實現開環[55]，可推測還原反應可能是萘的主要降解反應。同時有研究已證實，2環PAHs在降解過程中，還原反應可能會優於環的斷裂反應[56]。
3.1.2 菲的降解途徑
(1)好氧降解
微生物對菲的降解是通過水楊酸或鄰苯二甲酸途徑進入TCA循環，最終完全降解。鑑於水楊酸為萘的降解產物，因此菲的降解與萘相似。細菌降解菲的一般途徑已有所報導。
菲的降解可通過1,2-位、3,4-位、9,10-位進行。其中，1,2-位、3,4-位在一系列酶的作用下轉化為1-羥基-2-萘甲酸，並通過1-羥基-2-萘甲醛羥化酶的作用轉化為1,2-二羥萘，隨後通過與萘相似的途徑進行降解。利用菲和萘作為唯一碳源生長的菌株常常通過水楊酸途徑降解，其中假單胞菌屬、鞘氨醇單胞菌屬是最常見的菌株。但近年的研究發現，其他菌株也可通過水楊酸途徑降解菲，劉鑫鑫等[57]發現Burkholderia sp.FM-2菌株降解菲通過水楊酸途徑進行。
9,10-位在雙加氧酶作用下生成9,10-二氫二醇菲，隨後在單加氧酶及其它酶催化下形成鄰苯二甲酸，並在鄰苯二甲酸雙加氧酶、鄰苯二甲酸脫羧酶等作用下轉化為原兒茶酸，最終通過氧化開環進入TCA循環。氣單胞菌屬、產鹼桿菌屬、微球菌屬、芽孢桿菌屬、分枝桿菌屬、糞產鹼菌屬等通過鄰苯二甲酸途徑進行降解。
(2)厭氧降解
在厭氧環境下，菲的降解主要是通過在苯環上多次甲基化和羥基化逐漸實現開環，由3環開環至較低環數的化合物[50]。目前國內外學者關於厭氧降解菲的研究集中於由硫酸鹽還原菌(SRB)降解，其中Tsai等[58]發現，在SRB環境下，菲首先會轉化為甲酚，但具體轉化途徑尚不明確，其次通過羥基化作用形成對羥基苯甲醇，隨後通過脫氫酶、水合作用、脫羧反應形成苯酚，最終轉變為乙酸，直至完全分解。該研究雖證實，菲在SRB環境下會逐漸降解，但並未解釋反應激活機理。羧化作用雖作為2環和3環PAHs最初的激活機理[59]，但不適於SRB環境，隨著研究的不斷深入，已有研究證實，羧化作用是SRB系統代謝菲的最初反應[52]。
高相對分子質量PAHs是指4環及以上PAHs，其中苯並[a]芘是強致癌性物質，具有複雜的化學結構、較高的辛醇-水分配係數、較強的難降解特性及較低的生物可利用性，因此微生物對苯並[a]芘的降解效能不佳。鄭天凌等[60]發現，細菌對苯並[a]芘的降解率最高不超過50%。目前，對於高相對分子質量PAHs主要採用共代謝方式降解。共代謝有助於為微生物生長提供大量碳源，增加微生物生長，從而加速關鍵酶的合成，促進高相對分子質量PAHs降解。
共代謝是通過添加共基質為微生物提供碳源促進生長，並誘導其產生降解PAHs的關鍵酶。如添加葡萄糖以後，Armillaria sp.F02降解苯並[a]芘的速率提高了2～5 倍[61]；真菌FS10-C能夠將初始質量濃度為15 mg/L的苯並[a]芘降解54.0%[62]。王鳴等[63]選擇苯酚、葡萄糖、乙酸鈉、曲拉通(Triton X-100)4種基質及其組合作為苯並[a]芘的代謝基質，研究不同基質對苯並[a]芘降解的影響，同時考察4種易降解基質分別與萘、菲、蒽、熒蒽、芘和苯並[a]芘6種混合PAHs的共基質降解。研究表明，添加單一基質時，乙酸鈉的促進作用最明顯，苯酚促進效果最弱，苯並[a]芘分別能被降解39.9%和27.1%。6種PAHs存在條件下，乙酸鈉的效率依然最高，萘、菲、蒽、熒蒽、芘和苯並[a]芘的降解率分別為66.1%、60.7%、43.2%、22.0%、15.5%和14.7%。綜上所述，在建立共代謝體系時，一般會選擇易被微生物分解利用的物質及與目標汙染物結構類似的物質。因為它們不僅有利於微生物的迅速繁殖，增強微生物活性，而且選擇結構類似的物質作為共基質還能誘導關鍵酶的產生。
3.2.1 苯並[a]芘好氧降解
環境中可降解苯並[a]芘的細菌較少，主要以假單胞菌屬、分枝桿菌屬、副球菌屬為主。李豔秋等[64]發現，Pseudomonas sp.SL-1對5mg/L苯並[a]芘的降解率為35.7%。毛健等[65]篩選出一株副球菌也能高效降解苯並[a]芘，其降解率可達到89.7%。微生物可通過4,5-位、7,8-位、9,10-位、11,12-位實現對苯並[a]芘的降解。其中，7,8-位、9,10-位形成芘的酸性化合物，4,5-位形成的酸性化合物，11,12-位形成環氧化物。苯並[a]芘首先在雙加氧酶和脫氫酶作用下形成順-二醇化合物，隨後在其它酶的作用下使苯環斷裂，並轉化為芘和的酸性化合物以降低苯並[a]芘的毒性。但關於其衍生物的毒性是否強於苯並[a]芘仍有待進一步確認。圖1 為細菌降解苯並[a]芘的一般途徑[66]。
圖1 細菌降解苯並[a]芘的一般途徑[66]
3.2.2 苯並[a]芘厭氧降解
低相對分子質量PAHs在降解過程中可通過還原反應實現降解，而關於高相對分子質量PAHs是否會通過還原反應實現降解尚未知。近年的研究充分證明，還原反應也可作為苯並[a]芘最初的激活反應。Liang等[32]發現，在厭氧環境下，苯並[a]芘的最初反應是甲基化反應和還原反應。Qing等[33]也發現，苯並[a]芘在厭氧降解過程產生的H2能使PAHs發生還原反應。
目前關於厭氧降解苯並[a]芘菌株的研究集中於假單胞菌屬和微桿菌屬，圖2為假單胞菌菌株JP1降解苯並[a]芘的一般途徑。苯並[a]芘首先通過甲基化反應、還原反應使苯環斷裂，隨後在脫甲基作用下形成苯並[a]蒽和，最終經過甲基化反應形成蒽和菲。由於蒽的γ位比α、β位活潑，因此γ位會由於α、β位發生脫氫作用轉化為9,10-蒽醌。
圖2 假單胞菌菌株JP1厭氧降解苯並[a]芘[32]
圖3為微桿菌菌株CSW3在反硝化條件下降解苯並[a]芘的一般途徑。苯並[a]芘通過還原反應使苯環斷裂形成芘和，芘在甲基化反應和酶的作用下形成4,5-二甲基菲、4-甲基菲和菲。在一系列酶的作用下轉變為萘，隨後通過羥基化作用、還原反應及酶作用下逐漸降解。
研究結果顯示，苯並[a]芘在厭氧環境下的激活反應與降解菌並無直接聯繫，都可通過還原途徑實現苯環斷裂，均以菲為主要中間產物進行降解，後續降解出現差異性是否與降解菌特性有關，有待進一步研究。此外，苯並[a]芘在好氧微生物作用下，其降解產物以芘和的酸性化合物為主。由此可推測，厭氧微生物對苯並[a]芘的降解效能優於好氧微生物。
圖3 在反硝化條件下微桿菌菌株CSW3厭氧降解苯並[a]芘的途徑[33]
微生物是去除環境中PAHs的最有效且廉價的手段。目前，國內外學者對PAHs降解研究主要集中於降解機理及降解菌種等方面。但研究往往存在局限性，單一菌種只有在特定環境下對某些特定的PAHs具有較好的降解效能。其並不能有效解釋PAHs在環境中的遷移轉化途徑，因為環境中PAHs和微生物具有多樣性特點，各菌株及降解產物在降解過程中會呈現協同作用或抑制作用。雖然共代謝方式可以增加碳源促進微生物生長及關鍵酶的合成，但目前所選用的共基質均為易分解物質，且種類較少。因此深入分析能與高相對分子質量PAHs進行共代謝的底物、探索PAHs降解機理、分析共代謝產生的關鍵酶，對於指導共代謝降解PAHs具有重要意義。
但當前的研究仍存在不足之處，為此今後的研究方向包括：(1)微生物修復雖能降低PAHs毒性，但修復過程中可能會產生毒性更強的產物，因此在今後的研究中應進一步分析產物毒性效應，並解釋PAHs解毒機理。(2)分析產甲烷菌降解PAHs的初始反應，並以不同PAHs作為碳源，觀察產甲烷菌的變化，研究某些PAHs是否會對產甲烷菌產生抑制作用，同時通過宏基因技術確定產甲烷菌降解PAHs的相關功能基因，以便於鑑定產甲烷菌功能菌株。（作者：唐濤濤 ，李 江， 楊 釗， 向福亮， 貴州大學）
感謝作者的辛勤付出和貢獻！本文引自石油學報（石油加工），超級石化整理髮布，供參考了解，轉載請註明出處。本文如果對您有幫助，請點擊下方在看，留言交流！