聚乙烯塑料的微生物降解

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王佳蕾  霍毅欣  楊宇* 

北京理工大學生命學院 分子醫學與生物診療工業和信息化部重點實驗室  北京 

摘要：聚乙烯(polyethylene，PE)是產量最大的通用塑料之一，通常被加工成一次性包裝材料(包括塑膠袋及容器)和農用薄膜等。PE 塑料的廣泛應用導致大量 PE 廢棄物的累積，對生態環境造成嚴重的威脅。自 20 世紀 70 年代以來，一些研究陸續報導了 PE 塑料被微生物降解的現象，並從土壤、海洋、垃圾堆置點及昆蟲腸道等生境中分離篩選到了若干種具有一定 PE 塑料降解能力的菌株，而且發現一些單加氧酶、過氧化物酶和漆酶等氧化還原酶對 PE 塑料具有氧化降解能力。這些研究為發展 PE 塑料廢棄物生物降解處理技術提供了一定的依據。本文總結和分析了 PE 塑料降解微生物的分離和篩選方法，以及已報導的 PE 塑料降解微生物和降解酶的研究進展，以期為進一步研究 PE 塑料的微生物降解機理和處理技術提供參考。 

關鍵詞：聚乙烯，微生物降解，塑料汙染，土壤微生物，昆蟲腸道微生物，聚乙烯降解酶 

Microbial degradation of polyethylene

WANG Jia-Lei  HUO Yi-Xin  YANG Yu*   

Key Laboratory of Molecular Medicine and Biotherapy, School of Life Sciences, Beijing Institute ofTechnology, Beijing 100081, China

基金項目：國家自然科學基金(31961133015，51603004)；中國科學技術協會青年人才託舉工程項目 (2017QNRC001)；北京理工大學青年人才啟動計劃(3160011181804)；中央高校基本科研業務費專項資金 *通信作者：Tel：[phone]；E-mail：[e-mail]  

收稿日期：2020-05-17；接受日期：2020-08-17 

of large amounts of PE waste, posing a serious threat to the ecological environment. Since the 1970s, several studies have reported that PE plastic could be degraded by a few of microorganisms, which were isolated from a diversity of niches such as soil, marine ecosystem, garbage dump and insect gut. Additionally, a number of oxidoreductases such as monooxygenase, peroxidase and laccase have been shown to be capable of oxidizing PE plastic. These studies have paved the path for the development of bio-treatment technology for PE waste. This review summarizes the isolation and screening methods of PE-degrading microorganisms, as well as the reported PE-degrading microorganisms and enzymes. Further perspectives and challenges on the research on biodegradation of PE are also highlighted.

Keywords: Polyethylene, Microbial degradation, Plastic pollution, Soil microbiota, Insect gut microbiota, Polyethylene depolymerases

聚乙烯(polyethylene，PE)是一種以乙烯為原料經加成聚合製得的熱塑性樹脂。PE 由非極性的飽和高分子量烴鏈組成，而烴鏈的對稱分子結構又易於有序排列形成結晶態的超分子結構。這些特殊的物理化學結構賦予 PE 優異的機械性能和化學穩定性。自 1944 年，PE 被美國 DuPont 公司實現大規模商業生產以來，其逐漸被廣泛應用於生產生活中，並成為最常見的塑料之一。根據聚合方法、分子量高低、鏈結構之不同，PE 可分為高密度聚乙烯(high density polyethylene，HDPE)、低密度聚乙烯(low density polyethylene，LDPE)及線性低密度聚乙烯(linear low density polyethylene，LLDPE)。2018 年，全球塑料產到 3.6 億t。其中，中國和歐盟分別佔到了 30%和 17%。 

      PE 的主要用途是一次性包裝材料(包括塑膠袋及容器)和農用薄膜等。PE 塑料製品的大量消費，必然產生大量的 PE 塑料廢棄物。現有的塑料廢物處理途徑主要是填埋和焚燒[1]。但是，填埋會佔據土地、產生滲漏液及汙染地下水；焚燒會產生大量的有毒氣體，包括一氧化碳、氯化氫、二氧化硫、二噁英等[2]；熱機械回收處理會導致回收塑料性能的下降。大量未被合理處理的塑料進入自然環境中，給環境生態和人類健康構成很大的威脅[3]。

    自 20 世紀 70 年代以來，一些研究陸續報導了 PE 塑料被微生物降解的現象，並且從土壤、垃圾堆置點、海洋、昆蟲腸道等不同生境中分離出若干能利用 PE 為唯一碳源生長的菌株[4-5]，為處理 PE 塑料廢棄物提供了全新的思路。本文簡述目前國內外關於 PE 降解菌株的分離、篩選以及降解酶方面的研究進展，以期為進一步研究 PE 塑料的微生物降解機理和處理技術提供參考。 

1  PE 降解微生物的分離與篩選方法 

1.1  PE 降解微生物的分離 

      PE 降解微生物一般使用傳統的微生物學方法進行分離，包括富集、分離、純化和篩選幾個步驟(圖 1)。選用有 PE 降解微生物發現潛力的環境樣品為接種物，將其加入以 PE 為唯一碳源的液體培養基中，在適宜的培養條件下進行微生物的富集。微生物生長旺盛時，將樣品梯度稀釋塗布在富營養固體培養基上，再選取單個菌落進行單獨劃線分離。提取純化的 PE 降解潛力的單菌的 DNA，進行 16S rRNA 基因擴增和測序，確定單菌的分類和進化關係。從分離獲得純菌中，通過生理生化特性和被菌株降解後 PE 的材料性質等兩方面的評價分析，篩選 PE 降解菌株[1,5-8]。 

Figure 1  Isolation and screening methods of PE-degrading microorganisms

該方法主要是通過觀測菌株在以 PE 為唯一碳源培養條件下的生長動力學、細胞活性和酶活性質，來判斷微生物是否具有降解 PE 的能力。比如，採用細胞計數的方法[5]，觀察微生物在以 PE 為唯一碳源的培養基上的生長情況，可作為其是否具有降解 PE 的依據[9]。 

此外，也可以採用 Live/Dead 染色試劑(Thermo Fisher)和螢光顯微鏡觀察鑑定微生物細胞是否存活，以此來判斷菌株是否能利用 PE 為唯一碳源生長[10]。Live/Dead 螢光染色劑主要包括碘化丙錠(propidium iodide，PI)和二乙酸螢光素(fluorescein diacetate，FDA)2 種化合物。微生物細胞染色以後，如果細胞死亡或細胞膜不完整，導致 PI 進入細胞與 DNA 相結合，在 488 nm 的雷射激發下發射波長 660 nm 紅色螢光，說明該微生物無法在這種以 PE 為唯一碳源的條件下生長；如果細胞具有正常活性，則 FDA 能夠進入細胞，在活細胞非特異性脂酶的催化下生成螢光素，後者經 480 nm 雷射激發出波長 530 nm 左右的綠色螢光，說明該微生物能夠在以 PE 為唯一碳源的條件下生長。這種方法的優點是能通過直觀的結果判斷微生物是否能有效利用 PE 為唯一碳源生長。 基於觀察微生物以 PE 為唯一碳源的生長狀況，理論上可直觀判斷該微生物是否具有降解 PE 塑料的能力。但值得注意的是，在當前的研究中，一般採用的都是包含有機添加劑和低聚物分子的商品化 PE 塑料，導致不能區分微生物生長實際利用的碳源是來自 PE 塑料中的有機添加劑或者低聚物分子還是 PE 塑料本身。因此，在將來的研究中，有必要採取如萃取的辦法儘可能去除掉 PE 塑料中的有機添加劑或者低聚物分子，或者合成製備窄分子量分布且不添加任何助劑的純 PE 作為實驗標準品，這將有利於排除實驗中的假陽性。 另一方面，通過分析 PE 材料本身性質在被微生物降解前後的變化，如重量損失、礦化(轉化成 CO2)、表面物理化學性質變化、分子量分布及大小變化和產物生成等，可評價生物降解的效果(圖 1)。 首先，最簡單的就是測定材料在降解前後的重量損失，通過重量損失的數據判定生物降解是否有效[11]。此外，採用 Sturm test，即在有氧條件下，通過測試微生物以 PE 為唯一碳源產生 CO2 的量判斷 PE 被微生物降解的效率[12-13]。與觀察微生物以 PE 為唯一碳源的生長狀況時面臨的問題一樣，當前研究中一般採用的都是包含有機添加劑和低聚物分子的商品化 PE 塑料。通常，這些有機添加劑和低聚物的含量並未註明，這使得不能區分 PE 塑料的重量損失以及產生的 CO2 是來自有機添加劑或者低聚物的降解還是 PE 塑料本身。通過同位素示蹤的方法，用放射性 14C 標記 PE 中的 C，利用閃爍計數器測量降解實驗過程中產生的 14CO2 來確定 PE 的降解效果[14]。這一方法也被認為是判斷生物降解效率的金標準。不過，由於製備放射性 14C 標記 PE 相對比較複雜且尚無可購買的商業化產品，進行放射性示蹤實驗也需要相應的防護要求，導致這種方法比較難以推廣。採用穩定同位素 13C 標記的 PE 開展示蹤實驗，雖然能購買到商業化產品(Thermo Fisher)，實驗中也不需要放射性防護，但是通過同位素質譜檢測 13CO2 容易做到定性分析卻難以定量檢測，一般很少採用。 利用凝膠滲透色譜(gel permeation chromatography，GPC)測定材料在被微生物降解前後的分子量分布和平均分子量的變化，可以判斷 PE 被微生物降解後，是否發生了長鏈的解聚[5]。比如，用 GPC 檢測被微生物降解之後的 PE 塑料，與降解前的原樣相比，分子量分布往高分子部分偏移且平均分子量增加，這說明被微生物降解的部分是分子量相對較低的寡聚物分子或者是有機小分子添加劑，大分子鏈並沒有發生解聚[1,5]。反之，如果分子量分布往低分子部分偏移且平均分子量降低，這說明大分子鏈發生了解聚[5]。因此，採用 GPC 測定分子量分布和分子量大小，應作為不可或缺的佐證來評價 PE 塑料降解之後的重量損失或者產生的 CO2 是否是來自 PE 塑料高分子長鏈的解聚和降解[5]。在證明 PE 長鏈發生解聚的基礎上，利用氣相和液相色譜與質譜聯用的方法分析降解過程中產生的代謝產物，也是表明降解效果的一個重要的依據[14]。 利用掃描電子顯微鏡(scanning electronic microscope，SEM)和原子力顯微鏡(atomic force microscope，AFM)觀測 PE 膜在降解前後表面物理形貌和粗糙度的變化，比如明顯的損傷和凹坑等，可以直觀地看到生物降解的效果[5]。通過觀測材料表面化學性質的變化也是評定降解效果的方法之一，如採用全反射-傅立葉變換紅外光譜(attenuated total reflectance-Fourier transform infrared spectroscopy，ATR-FTIR)可以測定材料中含氧極性基團的產生，採用 X 射線光電子能譜(X-ray photoelectron spectroscopy，XPS)可以檢測是否被引入了氧元素，測定表面水接觸角來判斷 PE 材料表面的親疏水性變化[5]。但是，在進行表面物理形貌的觀測時，要保證未經微生物降解的 PE 塑料表面處於光滑和無損狀態，避免 PE 塑料本身的表面損傷被誤判為降解特徵。在進行表面化學性質的檢測時，要設置好對照實驗並做好表面的清潔，避免將吸附在 PE 塑料表面的生物分子如蛋白、脂肪和核酸等物質引入的含氧基團誤判為 PE 塑料的降解特徵。 如上所述，通過微生物富集和分離純化，結合微生物生理生化和材料性質表徵的篩選方法，可以得到具有 PE 降解能力的微生物。但是，當前的方法也存在一些缺陷，容易導致假陽性降解表型的菌株。 在未來的研究中，首先需要解決的問題是規範降解實驗所採用的 PE 塑料底物。目前已經報導的研究中所採用的 PE 塑料底物五花八門，寡聚物分子或者是有機小分子添加劑含量未知，分子量分布相對較寬。在規範 PE 塑料底物的基礎上，重點關注的實驗證據應主要包括三方面：(1) 微生物的生長：在以純 PE 標準品為唯一碳源時，能觀測到明顯的微生物增長。(2) 重量損失：在以純 PE 標準品為唯一碳源時，根據聚酯的微生物降解的效率來看，在 28 d 內，建議以重量損失效率達到 15%−20%以上似為可靠。(3) 同位素示蹤：在有條件的情況下，採用 14C 標記 PE 實驗是驗證表型的金標準，同樣建議在 28 d 內，14CO4 損失效率達到 15%−20%以上似為可靠。其次，應該建立菌株保藏機制。凡是公開發表的 PE 塑料降解菌株，有必要要求在可公共獲取的菌株保藏機構中進行保藏並在公開發表的論文中公開保藏號，以便不同的研究人員對菌株降解效果進行比較和參照。此外，以 PE 為唯一碳源的篩選方式也存在微生物生長速率慢、實驗周期長的問題。之後的研究可以嘗試開發以小分子類似物為底物的高通量篩選方法進行初篩，再用傳統的方法進行復篩，提高降解 PE 微生物的篩選效率。 

土壤中的微生物非常豐富，通常 1 g 土壤中有 106−109 個微生物，其種類和數量隨成土環境及其土層深度的不同而變化[15]，所以選用這種資源豐富的生境作為 PE 降解菌的篩選來源之一(表 1)。1978 年，Albertsson[16]用放射性 14C 標記合成的 PE 薄膜作為底物，考察了土壤微生物對 PE 的降解能力，在 2 年內，通過閃爍計數器測量釋放 14CO2 的淨值約佔測試樣品中放射性總量的 0.5%，明顯高於老化樣品非生物產生的 14CO2，這證明土壤微生物對 PE 進行了催化轉化。1990 年，Albertsson 團隊[34]又利用土壤中的真菌測試了微生物降解 PE 的能力，同位素示蹤和紅外光譜測定數據都表明 PE 在土壤真菌的作用下產生了有效的降解。1999 年，Kawai 團隊[35]利用光降解後的 PE 和商業 PE 蠟分別作為唯一碳源和能源培養土壤微生物，通過活細胞計數、樣品重量和 GPC 分析分子量的變化，證實了土壤微生物菌群的生物降解作用。2004 年，Gilan 等[17]用 PE 薄膜作為唯一碳源，從土壤樣本中富集分離了一株細菌 Rhodococcus ruber，在液體培養中，該菌在 PE 表面上形成生物膜[18]，並在孵育 30 d 之內產生了 8%的重量損失 2013 年，Tribedi 等[19]從土壤中富集分離得到一株 Pseudomonas 屬細菌，在不需要事先氧化預處理 PE 的情況下，45 d 內 PE 的重量損失可內達到 4%−6%，降解後 PE 材料的疏水性經測量也有一定降低。2016 年，Kowalczyk 等 [36]從土壤中分離出新的菌株，並通過分析 16S rRNA 基因序列進行了菌種鑑定，還以 PE 薄膜為底物進行降解實驗，用 ATR-FTIR 和 SEM 分析了 PE 薄膜樣品，結果表明 PE 薄膜的表面物理化學結構產生了明顯變化，還檢測到了約 9％的重量損失。2017 年，Peixoto 等 [20]從當地的土壤中發現的塑料碎片中分離了 9 種新型的 PE 降解細菌，在以 PE 為唯一碳源培養 90 d 後，這些來自Comamonas、Delftia 和 Stenotrophomonas 屬的細菌顯示出代謝活性和細胞活力；此外，ATR-FTIR 檢測表明，生物降解後的 PE 經歷了氧化，並新生成了羰基等極性基團。AFM 和 SEM 證實了表面粗糙度的顯著變化和 PE 表面的巨大破壞。 

表 1  不同生境中的 PE 塑料降解微生物 

Table 1  PE plastic degrading microorganisms in different habitats

2.2  海洋 

海洋約佔地球表面積的 71%，海洋微生物分布廣、數量多，是微生物的資源庫之一。2008 年，Sudhakar 等[11]以不同底物設立 3 個實驗組，分別是未經預處理的 LDPE 和 HDPE、熱處理後的 LDPE 和 HDPE，以及未經預處理的澱粉共混 LDPE，選擇了 2 種海洋微生物 Bacillus sphericus 和 B. cereus，在 pH 7.5 和溫度 30 °C 的條件下利用 3 個實驗組的材料作為唯一碳源，進行歷時 1 年的降解實驗，結果發現，在 B. sphericus 的作用下，熱預處理的 LDPE 和 HDPE 樣品的重量損失分別約為 19%和 9%，而未經預處的樣品分別為 10%和3.5%。之後，Harshvardhan 等[21]從浮遊水域分離出 60 種海洋細菌，並從中篩選出了 3 種具有降解 LDPE 的能力菌株，這 3 株菌能夠在以 PE 為唯一碳源的培養基中生長；基於 16S rRNA 基因序列同源性，3 株菌分別被鑑定為 Kocuria palustris、B. pumilus 和 B. subtilis；與這 3 株菌共同培養 30 d 後，PE 的失重分別為 1%、1.5%和 1.75%；通過 ATR-FTIR 光譜測定，發現酮基羰基鍵指數(ketone carbonyl bond index，KCBI)、酯基羰基鍵指數(ester carbonylbond index，ECBI)和乙烯基鍵指數(vinyl bond index，VBI)增加，進一步證實了 PE 的生物降解。2019 年，Delacuvellerie 等[22]研究了以 LDPE、聚對苯二甲酸乙二酯(polyethylene terephthalate，PET)和聚苯乙烯(polystyrene，PS)塑料為唯一碳源從海洋環境樣品中富集潛在的可降解塑料細菌，在以這幾種塑料為唯一碳源的情況下，結果表明細菌群落組成顯然依賴於塑料種類，諸如 Alcanivorax sp.、Marinobacter sp.和 Arenibacter sp.這些可降解烴的細菌，在 LDPE 和 PET 中含量非常豐富，這表明這些細菌是塑料降解的潛在參與者，試驗數據還首次顯示了 Alcanivorax borkumensis 能夠在 LDPE 上形成厚厚的生物膜並降解這種石油基塑料的能力。以上的研究都是從海洋中獲得微生物資源，並證實了這些細菌對 PE 的有效降解。 

2009年，Shah 等[12]通過富集從粘附在PE碎片表面的汙水汙泥中分離出一種真菌菌株，用光學顯微鏡下在塑料片的表面上觀察了到厚厚的真菌菌絲網絡，該真菌菌株被鑑定為 Fusarium 屬；在 30 °C 和 150 r/min 的基礎鹽培養基中共同培養 2 個月，在 PE 片表面觀察到了明顯的鐮刀菌生長；通過 SEM 觀察 PE 片時，發現表面產生了凹坑、裂紋和腐蝕；通過 Sturm Test 檢測到降解過程中產生約 1.85 g/L 的 CO2，而在對照實驗中只產生 0.45 g/L 的 CO2。2010 年，Zahra 等[9]從德黑蘭一個市政垃圾填埋場採集的樣品中分離出了包括 Aspergillus fumigatus、A. terreus 和 F. solani 在內的真菌，這些真菌可通過在培養基中形成生物膜來降解 LDPE。2010 年，Balasubramanian 等[23]從馬納爾灣的塑料垃圾場中分離出15 株細菌(GMB1-GMB15)，基於它們降解 HDPE 的效率，選擇了 GMB5 和 GMB7 進行進一步研究，並將它們鑑定為節桿菌(Arthrobacter sp.)和假單胞菌(Pseudomonas sp.)；孵育 30 d 後，Arthrobacter sp.作用的 HDPE 重量損失接近 12%，而 Pseudomonas sp.作用後重量損失 15%；利用 Live/Dead 染色試劑細菌染色，發現接種後的 2−5 d 之間，2 種細菌都顯示出了顯著的生長；ATR-FTIR 光譜表明，KCBI、ECBI 和 VBI 增加，證實了 2 種菌對 PE 的生物降解。2012 年，Jeon 等[37]從堆肥樣品中分離出能夠降解低分子量 PE (low molecular weight polyethylene，LMWPE)的嗜熱細菌，可將重均分子量(Mw)在 1 700−23 700 範圍內的 LMWPE 礦化為 CO2；LMWPE 的生物降解性隨 Mw 的增加而降低。由於降解後 LMWPE 的低分子量分數顯著降低，並伴隨 Mw 的增加，這表明低分子量部分被優先降解了。由於微生物的作用，ATR-FTIR 檢測發現了 C–O 的峰，表明發生了微生物誘導的氧化降解。2012 年，Kyaw 等[24]研究了 4 種假單胞菌細菌對 LDPE 的生物降解能力，ATR-FTIR 光譜表明 KCBI 均有增加。2013 年，Esmaeili 等[25]從德黑蘭的垃圾填埋場中富集篩選出具有出色降解 LDPE 能力的兩種微生物，後續將這兩株菌加入土壤中進行生物降解實驗，過程持續 126 d；在土壤中進行的 CO2 測量表明，未接種實驗組的生物降解速度很慢，126 d 後測得降解百分比約為7.6%和8.6%；相反地，在微生物存在的條件下，生物降解的百分比分別為29.5%和15.8%。2018 年，Sarmah 等[26]從丟棄在生活汙水的 PE 手提袋中分離出 2 種主要的藍細菌菌種，它們能夠有效降解 LDPE 片材；通過 FTIR、SEM、NMR 及碳、氫、氮(carbon、hydrogen、 nitrogen，CHN)元素含量等分析方法，了解 PE 的結構、形態和化學變化；CHN 元素分析證實了 PE 中的藍細菌物種的碳利用率約為 4%，PE 表面上藍細菌物種的快速生長表明，微生物可以持續從 PE 中獲取能量，依賴其生存；經藍細菌處理後，PE 的層狀厚度、重量和結晶度均有降低；SEM 和光學顯微鏡在表面上顯示出大的凹槽，表明 PE 結構的顯著破壞；FTIR 光譜計算得出的鍵指數變化表明官能團和側鏈特徵發生變化，證明了 PE 的生物降解。2019 年，Park 等[27]調查了從城市垃圾填埋場沉積物中獲得的嗜溫混合細菌培養分離物對微型 PE 的分解，其中，Bacillus sp.和 Paenibacillus sp.是最主要起降解作用的菌株，兩種菌株的作用降低了顆粒的乾重(60 d 後為 14.7%)和平均粒徑(60 d 後為 22.8%，通過 SEM 分析獲得)，在降解後 PE 顆粒的氣相色譜-質譜分析中，從 PE 微塑料中洗脫出來的有機物數量和類型在分解早期較低，但是在後期階段有所增加，表明微塑料通過酶處理作用發生鏈斷裂。2020 年，Li 等[28]研究了 Micrococcus hydrolysae 的生長特性及其在 LDPE 生物降解中的應用，該菌株從富含木質素的海洋紙漿廠廢物中分離得到，木質素是一種天然複合聚合物，與 PE 一樣也含有飽和碳碳鍵；菌株培養 30 d 後，通過 SEM 觀察到聚合物表面形態變化，ATR-FTIR 表明聚合物鏈中其他羰基的形成，可以清楚地證明 LDPE 顆粒的生物降解。上面幾種研究的微生物都來源於生活中產生的廢棄物和汙水等，這些來源的微生物已經被證明對 PE 有降解效果。 

除了以上幾種來源的微生物，學者也在昆蟲腸道中發現了大量具有降解塑料能力的微生物資源[6,38-39]。2014 年，Yang 等[5]從齧食 PE 塑料薄膜的蠟蟲或印度粉蛾(Plodia interpunctella)的幼蟲腸道中分離出了 2 種能夠降解 PE 的細菌，在 PE 膜上將這 2 個菌株孵育 28 d 後，形成了生物膜，而且檢測到膜的疏水性降低；使用 SEM 和 AFM 在 PE 膜的表面觀察到明顯的損傷，包括凹坑(深度為 0.3−0.4 μm)；使用 XPS 和 ATR-FTIR 成像顯微鏡驗證了羰基的形成；兩種細菌(108 CFU/mL)的懸浮培養物在 60 d 的溫育期內能夠分別降解約 6.1%±0.3%和 10.7%±0.2%的 PE 膜(100 mg)，而且殘留的 PE 膜的分子量較低，並且還檢測到 12 種水溶性子產物的釋放；結果證明了在蠟蟲腸道中存在降解 PE 的細菌，並指出昆蟲腸道可能是塑料降解菌株的重要來源。2018 年，Lwanga 等[14]從蠟蟲腸道中分離出放線菌門的 Microbacterium awajiense、Rhodococcus jostiii、Mycobacterium vanbaalenii 和 Streptomycesfulvissimus，以及硬壁菌門的 B. simplex 和 Bacillus sp.，將這些細菌接種到經過伽馬消毒的含有或不含有 LDPE 微塑料(microplastic，MP)的土壤進行降解實驗，在細菌的存在下，LDPE-MP 的粒徑明顯減小；另外，僅在同時含有細菌和 LDPE-MP 的處理中測量到了幾種揮發性化合物，例如十八烷、二十烷、二十二烷和十三烷，這表明這些長鏈烷烴是細菌 LDPE-MP 降解的副產物。2019 年，Ren 等[29]從大蜡螟(Galleria mellonella)的腸中分離出一株 Enterobacter 屬細菌，經過 14 d 的培養後，PE 膜周圍形成了微生物菌落；通過 SEM 和 AFM 的觀察，PE 膜的表面上檢測到了粗糙度、凹陷和裂縫；FTIR 顯示，經菌株處理後的PE膜上存在羰基官能團和醚基；液相色譜-串聯質譜(liquid chromatography-tandem mass spectrometry，LC-MS)還顯示，由於微生物處理，某些醇、酯和酸的含量增加了，這表明用細菌處理過的 PE 膜表面發生了氧化反應。這些結果證實 Enterobacter sp.具有降解 PE 的能力。2020 年，Zhang 等[30]從大蜡螟(Galleria mellonella)的腸道內容物中分離出了一株真菌 Aspergillus flavus PEDX3，以 HDPE 為碳源培養 28 d 後，菌株 PEDX3 將 HDPE 顆粒降解為分子量較低的顆粒；FTIR 結果顯示了 MPP 的羰基和醚基的出現，這也證實了 PE 的降解；此外，通過逆轉錄聚合酶鏈反應(RT-PCR)研究了潛在的降解酶；最後，2 個漆酶樣多銅氧化酶(LMCOs)基因 AFLA_006190 和 AFLA_053930 在降解過程中顯示出上調的表達，這可能是候選的 PE 降解酶。這些結果表明，Aspergillus flavus PEDX3 具有降解 PE 的能力。腸道微生物是豐富的微生物資源庫，昆蟲腸道微生物對 PE 降解研究的進展迅速，更讓我們有信心能夠從中得到更高效環保的塑料降解方案。 

其他未標明菌株來源的細菌也具有降解 PE 的能力。1998 年，Albertsson 等[31]將 Arthrobacter paraffineus 作用於經高溫處理後的 LDPE，經過 3.5 年的降解實驗後，通過 GC-MS 在非生物樣品中鑑定出一元和二元羧酸和酮酸的同源系列產物，而在生物環境中則觀察到這些酸完全消失；對樣品進行 FTIR 測試後，在生物降解樣品中發現較少的羰基和更多的雙鍵，這與 PE 的生物降解機理相符。2010 年，Chatterjee 等[32]將 LDPE 膜高壓滅菌後覆蓋在營養瓊脂平板上，並接種 Staphylococcal sp.，營養瓊脂平板在 2−3 d 內顯示出菌體的生長，通過 SEM 觀察分析，支持菌體生長的 PE 膜有孔形成；在無機鹽基本營養培養基中，切碎的 LDPE 作為其唯一碳源，可支持表皮葡萄球菌的生長；即使經過 3 個月的接種，該生物仍然可以生存，並且可以觀察到切碎的塑料尺寸的逐漸分解。2017 年，Paço 等[33]評估了在寡營養培養基中 Zalerion maritimum 與 PE 顆粒作用不同時間的結果，通過 ATR-FTIR 和 NMR 評估了材料的分子變化，結果表明，在測試條件下，Z. maritimum 能夠利用 PE，從而導致 PE 顆粒的質量和尺寸均減少。這表明這種天然存在的真菌可能對微塑料的生物降解有積極貢獻，而且需要的養分最少。 以上研究表明了土壤、海洋和垃圾堆置點這些微生物含量豐富的生境中有降解 PE 微生物的存在，選擇這些生境作為分離源對於能否得到目標微生物可能起著至關重要的作用。不過，目前可分離培養的微生物只佔這些生境中微生物總量的很少一部分[40]，所以，從各個生境中獲得更多可分離培養微生物，也是獲取更多 PE 降解微生物的重要一步。 

PE 的微生物降解菌株資源在不斷地豐富，對應 PE 降解酶的研究也有一些報導(見表2)。研究早期由於實驗條件限制等原因，使用動物肝臟勻漿等生物材料直接作用於 PE，後期將各種菌來源的酶進行表達純化，再進行有關 PE 的降解研究。 

表 2  PE 塑料降解酶 

      1990 年，Wasserbaue 等[41]將細菌 B. brevis 和 P. putida 的菌體及動物肝臟分別製成勻漿，用勻漿處理了 PE，經過 FTIR 測定後，發現材料被引入了含氧極性基團。由於選用的微生物和動物肝臟勻漿都是單加氧酶含量較高的材料，為了證明 PE 的氧化降解是否與單加氧酶有關，Wasserbaue 等又分別在反應體系中加入了可以激活和抑制單加氧酶活性的苯巴比妥和細菌內毒素，單加氧酶在受到激活後氧化現象更加明顯，而受到抑制之後 PE 被氧化程度減少了，這項實驗證明了 PE 的氧化降解是由於微生物和動物肝臟勻漿中的單加氧酶成分。 

1992 年，Pometto 等[48]將 Streptomyces viridosporus、S. badius 和 S. setonii 搖瓶培養後，製備了細胞外產物的濃縮物，將經 10 d 熱處理(70 °C)的澱粉-PE 可降解塑料膜與活性或非活性酶一起孵育 3 周(37 °C)，FTIR、機械性能和分子量分析結果表明，活性酶的作用能使 PE 薄膜產生降解。 

2015 年，Azeko 等[49]介紹了細菌 Serratia marcescens 的上清液胞外酶促進 PE 的降解，並將其與直接暴露於菌液下的降解進行了比較，結果表明，無細胞提取物上清液降解LLDPE 的速度要快於菌液，還通過 SEM、差示掃描量熱法(differential scanning calorimetry，DSC)和 FTIR 闡明了降解機理。這些方法表明 S. marcescens marcescens 及其上清液均降解LLDPE，LLDPE 被微生物降解後，KCBI 也有所增加，降解過程還導致了微孔的形成。 

一些研究者選用過氧化物酶測定了其在 PE 降解中的功能。1998 年，Iiyoshi 等[45]在各種營養條件下，研究了木質素降解真菌 IZU-154、Phanerochaete chrysosporium 和 Trarnetes versicolor 對高分子量 PE 膜的降解作用，結果發現，在氮或碳限制的培養條件下，IZU-154 在 3 種降解木質素的真菌中顯示出最顯著的 PE 降解；此外，對於 P. chrysosporium 和 T. versicolor，向氮或碳限制的培養基中添加 Mn(II)可增強 PE 的降解；這些結果表明 PE 降解與木質素降解真菌的木質素分解酶活性有關；在 Tween-80、Mn(II)和 Mn(III)螯合劑的存在下，用部分純化的錳過氧化物酶(MnP)處理 PE 膜會導致顯著降解。該結果表明，MnP 是木質素降解真菌降解 PE 的關鍵酶。 

2004 年，Zhao 等[46]使用過氧化物酶作為催化劑和過氧化氫作為氧化劑進行酶表面改

性，通過 XPS、FTIR 和 SEM 表徵改性後 HDPE 表面的化學組成和形貌的變化，結果表明，酶處理後，HDPE 表面的 O/C 原子比增加，並且出現了新的官能團，例如–CO–；而且，經處理的 HDPE 膜表面相比未經處理的表面變粗糙，通過紫外可見光譜和接觸角測量分析了處理過和未處理過的 HDPE 薄膜親水性，發現 HDPE 與水的接觸角減小，而表面對水溶性染料的吸附能力增強，這清楚地表明，酶處理可以顯著提高 HDPE 膜表面的親水性。 

來源於假單胞菌的烷烴降解酶基因也被用於研究 PE 降解。2012 年，Yoon 等[42]將 Pseudomonas sp. E4 的烷烴羥化酶基因(alkB)在大腸桿菌 BL21 中表達，而重組大腸桿菌BL21 在 37 °C 的堆肥中進行 80 d 的生物降解期間，將 LMWPE 的 19.3%的碳礦化為 CO2，而非重組宿主細胞大腸桿菌 BL21 對 LMWPE 完全沒有活性生物降解，表明來自假單胞菌屬物種的 alkB 在 LMWPE 降解中起著核心作用。在之後的 2015[43]和 2016 年[44]，這個團隊又將 P. aeruginosa E7 來源的 alkB 在大腸桿菌中進行了表達，降解實驗分別進行了 80 d 和 50 d，降解後材料表面有不同程度的蝕刻，以上成果表明了 alkB 對低分子量的 PE 降解的能力。 漆酶也被報導可能是一種具有 PE 降解能力的酶。2012 年，Santo 等[47]報導了細菌銅結合酶漆酶在 PE 降解菌株 Rhodococcus ruber 氧化和降解 PE 中的作用，發現銅顯著影響漆酶的誘導和活性，導致 PE 降解；通過 RT-PCR 進行的 mRNA 定量顯示，與未處理的對照相比，銅處理的培養物中漆酶 mRNA 水平增加了 13 倍；與未修飾的對照相比，向含有 PE 的 R. ruber 培養物中添加銅可將 PE 的生物降解率提高 75%；此外，當從銅誘導的細胞培養基中收集到漆酶的胞外亞型時，將其與 PE 一起溫育，該聚合物的重均分子量(Mw)和數均分子量(Mn)分別降低 20%和 15%；用細胞外漆酶孵育的類似 PE 薄膜的 FTIR 分析顯示羰基峰增加，表明漆酶的酶促氧化作用在 PE 的生物降解中起主要作用。 

已有報導分別從土壤、海洋、廢棄物堆置點、昆蟲腸道等微生物種類豐富的生境中分離得到了大量的 PE 降解微生物資源，並發現一些單加氧酶、過氧化酶和漆酶具有氧化降解 PE 的能力。這些研究為進一步研究 PE 的生物降解機制和發展 PE 的微生物降解處理技術提供了依據。不過，要進一步推進 PE 微生物降解的研究，還需要在以下方面有所突破：  

(1) 完善 PE 降解菌株分離和篩選方法，確認菌株的降解表型。當前研究中一般採用的都是包含有機添加劑和低聚物分子的商品化 PE 塑料，導致不能區分 PE 塑料的重量損失以及產生的 CO2 是來自有機添加劑或者低聚物的降解還是塑料本身。所以應該規範降解實驗 PE 塑料底物為窄分子量分布且不添加任何助劑的純 PE 標準品，在此基礎上，根據微生物生長、重量損失及同位素示蹤實驗（建議 28 d 降解率大於 15%以上）等實驗證據，完全確認降解表型。 

(2) PE 在常溫下是以半結晶型的凝聚態存在，結晶域的有序結構限制了分子鏈的運動能力，從而降低接觸酶的機率和降解反應速率。要研究調控凝聚態結構的方法，突破分子鏈運動的限制，進而大幅提高生物降解效率。

 (3) 在上述工作取得突破的基礎上，以確認的高效降解菌株為對象，藉助高通量組學技術並結合微生物分子生物學方法，將有望逐步闡明 PE 降解過程的微生物代謝網絡特點，明確關鍵功能基因或蛋白質。 

(4) 藉助蛋白質工程和合成生物學技術手段，通過改造 PE 降解酶和代謝途徑設計，構建高效的人工合成微生物。同時應進一步探索更適合微生物生長和降解的條件，嘗試多菌種複合降解，以提高降解效率。

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