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好氧微生物对持久性有机物的分解代谢
摘要
一些好氧菌具有其特有的代谢方式，因此能够降解持久性有机物（POPs），包括二噁英（PCDD/Fs），多溴联苯醚（PBDEs），多氯联苯（PCBs）。利用好氧菌分解代谢以去除环境中POPs，可通过生物添加剂（如真菌、植物、藻类蚯蚓和其他细菌）和非生物添加剂（如零价铁，高级氧化技术和电场）进行调节。本综述描述了好氧菌分解代谢某些POPs的基本生化反应，讨论了生物添加剂和非生物添加剂对该过程的促进和抑制作用。同时讨论了使生物和非生物添加剂充分发挥物理和化学辅助作用，以促进好氧菌分解代谢POPs的方法。
好氧微生物对持久性有机物的分解代谢
持久性有机物（POPs）是对人类有潜在毒性的顽固性有机物。POPs主要是由工业活动以及燃烧产生，一般含有硝基，磺基，卤素，和/或者芳香族基团，因此具有顽固性[1]。典型的POPs包括卤化芳香族化合物，例如二噁英（PCDD/Fs），多溴联苯醚（PBDEs），多氯联苯（PCBs），以及多环芳烃和多种农药。POPs不仅具有毒性，而且易于在人体内积累，因此建立有效的方法以消除和/或降低这些化合物的毒性，是一个重要的研究目标。
通过具有代谢活性的好氧微生物定量矿化POPs是解决这一问题的一个有效方法[2,3]。这些微生物能适应结构不同的底物，因此代谢方式多样，使得不同类型的POPs得到生物转化和矿化。厌氧菌如Dehalococcoides spp.能够使多种氯化持久性有机物脱卤素，并以此合成ATP[4,5]。然而，由于好氧菌能够通过好氧呼吸产生更高的能量，在适宜条件下，好氧菌的生长速率和转化效率要远高于厌氧菌[5,6]，因此，好氧菌在原位生物强化和异位生物修复方面更具优势和吸引力。尽管好氧菌具有多种优点，大量的POPs依然不能得到有效降解，因此需要添加剂来强化代谢过程。本文通过对分离的好氧菌的研究，简要介绍了部分POPs好氧细菌分解代谢的基础知识，并着重指出了它们的缺点，然后讨论了几种可能调节分解代谢的生物和非生物添加剂。
最具特征的二噁英代谢好氧菌为Sphingomonas wittichii RW1 [DSM6014]，分离自德国的一条河流。这种菌株通过双加氧酶催化的角环羟基化反应，氧化几种氯化的二苯并-对-二噁英/呋喃（DD/F），产生对应的三羟基化二苯甲醚/三羟基联苯，并往往伴随着正羟基环的双氧裂解[2,3]。这种菌株快速地矿化DD/F（二噁英的碳骨架），但氯化同系物的矿化受到空间阻碍，随着氯化程度的增加，双加氧酶催化生物转化的转化率也随之降低。例如，将S.wittichii添加到含有多种二噁英同系物的混合物中，将优先降解氯化程度较低的混合物[6]，表明氯化反应明显阻碍该菌株的二噁英分解代谢。S.wittichii在生物转化的过程中，也会产生潜在的具毒性的代谢终产物，例如，1,2,3-三氯-二苯并-对-二噁英，1,2,3,4-四氯-二苯并-对-二噁英以及1,2,3,4,7,8-六氯-二苯并-对-二噁英的降解过程中产生氯邻苯二酚[6,7]。该菌株明显不能降解更高氯化程度的同系物，例如1,2,3,4,5,6,7,8-八氯-二苯并-对-二噁英，可能是因为氯取代基在角环位置，阻碍了双氧酶进攻[8,9]。
类似地，在多溴联苯醚（PBDEs）和多氯联苯（PCBs）的降解中，好氧菌的生物转化率随着氯取代基的增加而降低[10,11]。例如，几种三氯联苯同系物能被Alcaligenes sp. Y42降解，并产生对应的降解产物，而四氯联苯和五氯联苯依然保持结构的完整性[11]。在分离的好氧菌降解PCB的过程中，氯苯甲酸盐往往作为代谢终产物而积累[12]。好氧菌代谢PBDEs的程度也同样与溴化程度成反比[10]。菌株Sphingomonas sp. PH-07能有效地矿化二苯醚（PBDEs的碳骨架），而对PBDEs的转化率却显著降低。类似的，溴酚类和溴儿茶酚类都为代谢终产物[13]。几种好氧菌通过双加氧酶途径代谢POPs的代表性生物转化途径如图1所示。
图1.分离的好氧菌对特定POPs的降解步骤举例.细菌利用双加氧酶活性先氧化POPs，然后打开芳香环结构。降解终产物如卤代苯甲酸盐和卤代乙酸酯的积累阻止或阻碍了它们的进一步降解。（A）Sphingomonas wittichii RW1降解1,2,3,4-四氯-二苯并-对-二噁英[7],（B）Sphingomonas sp. PH-07降解2,4-二溴二苯醚[13],（C）Alcaligenes sp. Y42降解2,4,5-三氯苯酚[11].
除了卤素取代基的空间阻碍效应之外，上述好氧菌降解POPs的瓶颈也可能与疏水性增加以及固有的热力学性质有关。卤化程度与疏水性成正相关[14]，疏水性物质往往引起细胞内渗透压增加，从而减弱生物分子之间的物理相互作用[15]。PCDD同系物的理论热力学性质与S.wittichii的实验氧化速率一致，表明氯化导致固有的热力学性质的改变，是好氧双加氧酶活性变化的原因[9]。
生物添加剂对好氧微生物代谢的调节
真菌、植物和复杂的细菌联合体产生不同的代谢途径，这与分离的单菌株所使用代谢途径有很大的区别。真菌含有细菌不具备的特殊代谢活动，例如醚酶类真菌能够克服PCDD/Fs和PBDEs中氯取代基带来的空间位阻问题，从而催化醚键的断裂[16]。木腐真菌分泌胞外氧化酶，能非特异性地处理POPs[17]。真菌丝状结构和细胞壁组成有利于疏水物质在固体基质中的吸附[18,19]。在这种情况下，真菌可能比细菌更快地转化疏水性物质，产生能被好氧菌代谢的亲水性物质。真菌菌丝可能是附着细菌的运输工具[20]，从而允许污染物分解菌在固体基质中的扩散。然而，为使这种有益的真菌-细菌共生关系稳定，必须考虑它们之间的抗菌作用所带来的限制，并使其保持在最低限度[21]。可利用真菌胞外酶来避免这种抗菌作用，这种酶能使POPs通过ROS进行代谢。事实上，这些产生自由基的胞外酶对转化难以降解的芳香族化合物（如木质素模型化合物）以及很多外源性物质都是很有效的[17]。这些酶产生的代谢产物可能被好氧菌代谢分解。
已知植物和细菌之间具有相互作用。内生和根际细菌和植物之间具有广泛的相互作用[22,23]。植物可以通过多种方式促进细菌对POPs的降解。首先，植物可以在其组织间隔离污染物，然后内生细菌再对这些污染物进行降解[23]。这种隔离使得降解发生于特定的空间，从而防止细菌代谢物对环境造成二次污染。其次，植物降解反应可与细菌的好氧分解关联。例如，水生植物Myriophyllum aquaticum能够通过羟基化作用，去除TNT6位上的硝基，从而降解2,4,6-三硝基-甲苯（TNT）为2,6-二硝基-6-羟基苄醇和2,6-二硝基-6-羟基甲苯，该反应的脱氨基产物更容易被细菌分解代谢[22]。类似的，绿色微藻能够羟基化二芳醚[24]，为进一步被好氧菌分解做好准备。此外，光合活性绿藻的存在能为好氧菌提供分子氧，从而促进好氧菌的分解代谢。第三，植物复合细菌对大气固氮以及对1-氨基甲丙烷-1-羧酸的裂解能够促进植物的生长[25]，补偿污染物对植物生长的抑制作用。最后，植物和细菌的相互作用能够增加污染物降解基因的表达[26]，Rhodococcus某一菌株对PCB的降解也能诱导植物类黄酮的产生[27]。促进植物（或藻类）与细菌的共生关系，需要选择合适的能与植物或者藻类相互作用的菌种。例如，报道显示有些菌株具有杀藻活性[28]。
蚯蚓的存在能够促进污染物在非均质土壤和沉积物基质中的均匀分布，从而改善基质的曝气状况，使得好氧菌的代谢活动加强，POPs的生物利用率得到提高[29]。此外，蚯蚓对天然有机物的分解能够提高营养物质的利用率和C/N比，从而促进细菌的繁殖。然而，蚯蚓带来易降解的碳源，会阻碍好氧菌对不易降解的POPs的分解代谢[29]。
细菌之间的相互作用也对POPs的降解有利。细菌群落动态与污染物降解程度增强有关，可能由于污染物降解过程中，细菌的首选碳源发生变化[30]。例如，卤素污染物通过细菌进行还原性脱卤反应[31]，产生更容易被好氧菌生物降解的代谢产物。再例如，氯苯降解菌能够降解氯代联苯为氯苯甲酸，从而克服好氧菌矿化PCBs的主要瓶颈[32]。不直接参与POPs降解的菌株也能促进细菌群落的降解速率。人工引入产生表面活性剂的细菌，可以提高污染物的生物利用度，因此提高了柴油类碳氢化合物的去除率[33]。其他细菌的存在在带来各种有利影响的同时，也会带来不利影响。例如，好氧菌降解PCBs形成抗生素原生质素，从而降低其他多氯联苯共代谢微生物的生存能力[34]。环境基质中细菌的相互作用非常复杂，并受细菌多样性，种群密度以及养分供应等多种因素的影响。因此，必须充分了解这些群落，以便在异位和原位修复发挥协同分解作用。一些能增强好氧菌代谢POPs的生物添加剂如图2所示。
图2.生物添加剂以及好氧菌的可能相互作用
非生物添加剂对好氧微生物代谢的调节
正如微生物还原性脱卤反应需要在缺氧的条件下发生，零价铁（ZVIs）和零价铁双金属（例如铅铁双金属，Pb/ZVI）对有毒的卤素化合物的脱卤反应也需要缺氧条件。反应机制包括ZVIs结构中心到有机物的直接电子传递，以及ZVIs与水反应生成氢气的间接还原反应。ZVIs处理已被证实可以将卤化的POPs转化成较低卤化程度的形式[35]。ZVIs参与的脱卤反应使POPs更容易被细菌氧化分解，因为它去除了空间上抑制分解酶的卤素原子，并增加了POPs的疏水性。例如，五氯苯酚能够被ZVIs还原脱卤，然后被好氧微生物分解，最终得到去除[36]。PBDEs也可通过类似的ZVI-细菌耦合得到去除。有趣的是，细菌在铁纳米粒子存在的情况下能去除脱溴产物，表明某些好氧细菌可以直接引入到ZVIs处理[37]。由于ZVIs与氧气的反应会生成对细菌具有毒性的活性羟基自由基，因此，氧分子、细菌和ZVIs之间的详细相互作用应被进一步阐明，以确定影响细菌生存能力的关键因素[38]。通过ZVIs和好氧细菌的耦合增强PBDEs转化的具体过程如图3所示。
图3.ZVI还原性脱卤以及好氧菌PH-07代谢分解的连续过程.粗箭头代表脱溴的主要步骤
为了最大限度地提高还原脱卤和好氧细菌耦合的效果，需要解决两个问题。首先是纳米粒子对细菌的毒性。ZVI纳米粒子可能粘附在细胞膜上，导致细菌细胞膜结构的破坏，从而影响细胞的通透性和稳定性[39]。其次是氧控制，从缺氧脱卤反应到好氧分解代谢的变化取决于氧分子的存在。氧气引发细菌对POPs的好氧降解，但也能促进ZVIs产生ROS，导致细菌分解蛋白的降解[40]。这些问题可以通过表面工程来解决，在ZVIs和Pd/ZVIs中采用天然高分子剂，以增强生物相容性[41]。另外，在异位生物修复中，可采用分离式批处理系统，使氧气只供应给细菌[42,43]。
几种高级氧化技术（AOPs）能够有效地产生羟基自由基，如光催化、臭氧氧化和芬顿反应等。理论上，羟基自由基能够矿化多种有机物[43]。然而，AOPs需要大量的能源才能将持久性有机污染物完全转化为二氧化碳。但是，若使用AOPs部分氧化POPs，只需要少量的能源输入，却可以对这些化合物的好氧分解代谢产生积极的影响。第一步，羟基自由基偶联通过复杂的自由基氧化电子去局域化将POPs转化为羟基化物质或酯和含羧基的化合物[44],然后，AOPs使POPs氧化脱卤[45]。正如ZVIs驱动的缺氧还原脱卤反应，上述过程也可以减弱卤素原子导致的空间位阻，从而加强细菌的分解代谢。用AOPs和好氧细菌降解联合处理土壤颗粒吸附的多氯联苯，其去除效率高于任一单独处理技术[46]。芬顿反应产生羟基自由基与细菌好氧分解联合，可以有效提高PCBs的去除效果[47]。中间产物的产生取决于AOPs的类型，说明通过合理选择能利用相应中间产物的细菌菌株，可以提高AOPs-细菌耦合法的去除效率[43]。
一些研究表明，在土壤中施加弱电场，可以促进好氧菌对芳香族和卤素化合物的代谢[48]。电-生物修复的主要机制是细菌和紧密黏附于土壤颗粒中的污染物在一定的电场强度下（例如X = 1 V cm-1；J = 10.2 mA cm-2）均匀分布，增加了生物利用率。然而，强电场会破坏细菌细胞膜，从而降低它们的生存能力。这一事实证明了为不同土壤基质
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