綜述微生物修復菲污染中降解菌的菌屬、降解機理、分子機制、影響因素（二）
2、降解機理
有機污染物菲能夠被降解，一是因為它自身能充當微生物生長所必須的碳源，微生物細胞表面的親脂區或分泌的活性物質，都會使菲順利進入細胞，通過一系列降解酶的催化被微生物利用；二是微生物將多環芳烴與其他有機質進行共代謝，污染土壤是一個多種污染物并存的復雜環境，共降解是實現部分有機污染物降解的重要途徑，污染物被轉化為容易降解的中間產物，繼而得到最終的降解。
2.1細菌降解機制
2.1.1好氧降解
有氧條件下菲在菌體細胞內有兩種降解途徑：鄰苯二甲酸途徑和水楊酸途徑。菲經兩種途徑轉化為甲酸或水楊酸后進入三羧酸循環，最終實現完全降解。當菲進入細胞時，在雙加氧酶的作用下，3、4位碳上會被引入2個氧原子，經過氧化生成順-3,4-二氫二羥基菲后，再經過一系列酶的脫氫、氧化、再脫氫的作用，形成1-羥基-2-萘甲酸。1-羥基-2-萘甲酸是一個“分水嶺”性的物質，對于只能利用菲不能利用萘的細菌，之后進入鄰苯二甲酸途徑，而對于同時能利用菲、萘的細菌，之后轉向水楊酸途徑(如圖1、圖2)。
以芽胞桿菌為例：菲轉化為1-羥基-2-萘甲酸后，在1-羥基-2-萘甲酸雙加氧酶作用下，生成反式2-羧基苯并丙酮酸，通過酸縮水合酶的作用生成2-羧基苯甲酸，2-羧基苯甲酸在脫氫酶作用下，生成鄰苯二甲酸，再經過鄰苯二甲酸加氧酶形成原兒茶酸，產物進入三羧酸循環，最終轉化為二氧化碳和水。
以假單胞菌屬為例：1-羥基-2-萘甲酸經1-羥基-2-萘甲醛羥化酶轉化為1,2-二羥萘，1,2-二羥萘在1,2-二羥萘雙加氧酶作用下生成2-羥-2H-苯并吡喃-2-羧酸后，經過2-羥-2氫-苯并吡喃-2-羧基異構酶、順-o-羥基苯脫萘丙酮酸水合-醛縮酶及水楊醛脫氫酶催化作用下生成水楊酸，水楊酸被水楊酸羥化酶、鄰苯二酚-1,2-雙加氧酶轉化成琥珀酸和乙酰輔酶A最終進入三羧酸循環。
2.1.2厭氧降解
當氧氣不足時，不同微生物選擇進入不同厭氧還原體系完成菲的降解。根據終電子受體不同可將厭氧微生物降解PAHs的反應體系分為反硝化還原反應體系、硫酸鹽還原反應體系、金屬還原反應體系和產甲烷還原反應體系等。其中以硝酸鹽或硫酸鹽為電子受體的研究相對較多。反硝化還原反應體系是指降解過程中反硝化細菌將大量自由電子傳遞給不同類型的硝酸鹽受體，從而完成厭氧微生物對PAHs的降解。1988年Miheleic等就觀察到了萘在反硝化還原反應體系下的降解現象，隨后越來越多具有降解PAHs功能性的反硝化菌株或菌群逐漸被分離。從海洋沉積物的流動床系統中分離得到萘降解菌株，在厭氧及硝酸鹽供給充足的條件下萘的降解率實現最大化，同時菲的降解率最高達到96%。
硫酸鹽還原反應體系是以硫酸鹽為最終電子受體，有研究發現相對其他受體，硫酸鹽為電子受體時微生物對多環芳烴的降解效果最為顯著。向含有PAHs的海洋沉積物中添加硫酸鹽抑制劑，發現沉積物中PAHs不再被降解，從而證明硫酸鹽是決定降解進程的關鍵因素。Tsai等對1組硫酸鹽還原菌群進行21 d的培養觀察，發現88%的芴和65%的菲被生物轉化利用。
降解過程是生物代謝的一種形式，其速率受兩個方面的影響：一方面，腺苷三磷酸提供了微生物細胞完成降解作用所必須的能量，故其產生的“多少”和“快慢”直接影響菲的降解速率；另外一方面，電子受體的不同決定降解途徑的不同，從而導致降解速率的差異。好氧降解直接以氧氣為電子受體，對低環多環芳烴菲表現出較高的降解速率，而厭氧降解則以硝酸鹽、硫酸鹽、金屬離子(Fe2+、Mn2+)和甲烷等為電子受體，能將多環芳烴菲徹底轉化為CO2，但歷時較長、對受體有最適范圍，過高或者不足都會對降解產生抑制作用。
2.2真菌的降解機理
真菌降解多環芳烴菲也存在兩種途徑：一條途徑是由木質素降解酶系引導的，另一條是通過單加氧酶系實現的。兩條途經最大的區別是前者為胞外降解，后者則為胞內降解。
真菌向胞外分泌木質素降解酶系(木質素過氧化物酶、錳過氧化物酶和漆酶)，這些酶的底物專一性較弱，除了利用木質素、纖維素外還可以催化包括PAHs在內的許多有機污染物。當污染物菲存在時，菲苯環的9、10碳位上被引入2個氧原子，經木質素降解酶系氧化變成醌，然后經過加氫、脫水等作用使苯環開環形成鄰苯二甲酸，進一步形成二氧化碳。
細胞色素P-450單加氧酶是真菌參與降解反應的另一個關鍵酶。這種酶在菲苯環的9、10碳位上加1個氧原子形成環狀有機物，然后經環氧化物水解酶催化水合形成反式二氫二羥基化中間體，再經過2次脫氫轉化成醌，之后發生的反應與木質素降解酶參與的反應相同。
真菌可以通過以上機制直接礦化PAHs。但是，很少能觀察到真菌對PAHs獨立進行礦化，大部分情況是真菌與其他生物以協同作用的方式，實現對PAHs的最終降解。總之，無論是細菌還是真菌對多環芳烴菲的降解都是使菲苯環加氧發生氧化開環，真菌大部分都是在9、10碳位上加氧(K區)，而細菌是在菲的3、4號碳位上加氧，形成中間產物，進一步被消耗利用。
圖1好氧細菌菲轉化形成1-羥-2-萘甲酸過程
圖2 1-羥-2-萘甲酸分別通過2條途經進行代謝
2.3共代謝機制
共代謝又名共氧化或共降解，最早由Leadbetter和Foster提出。1963年Jensen將其內涵擴展并正式提出了共代謝的概念：微生物在有其他生長基質存在的條件下，酶活性增強，降解非生長基質的效率提高。共代謝作為多環芳烴的另一種降解機制主要包括以下四個特征：①微生物能夠同時利用兩種基質，第一種基質容易利用并提供生長所必須的碳源和能源，第二種基質降解釋放的能量不為微生物所用；②難降解的有機污染物通常充當第二種基質；③兩種基質之間存在競爭現象；④共代謝反應存在幾種關鍵酶，不同類型微生物關鍵酶功能都是相似的。
2.3.1多環芳烴共代謝途徑
研究表明PAHs的苯環數越高其生物降解性越差，故高環的PAHs主要以共代謝的方式被微生物利用。代謝具體過程為雙加氧酶將氧氣以原子的形式加在多環芳烴苯環的碳碳鍵上形成碳氧鍵，轉化成中間產物順-二醇，經過輔酶NADH脫氫酶的作用轉化成鄰苯二酚，最終使苯環斷裂，而苯環數的減少加速了微生物對其的利用。
2.3.2多環芳烴共代謝基質
可選用作多環芳烴的共代謝基質要滿足三個條件：此種物質能用來維持多環芳烴降解菌生長，而不容易被其他降解菌消耗；與目標底物或中間代謝產物結構相似；相對毒性較低，價格便宜，能夠明顯提高降解率，如水楊酸﹑鄰苯二甲酸﹑乙酸鹽，其中鄰苯二甲酸是細菌降解PAHs時常用的共代謝基質。除了添加化學共代謝基質外，作為植物-微生物協同修復系統，植物根系分泌物也可以為微生物提供碳源，作為PAHs的共代謝基質。
表2多環芳烴共代謝基質
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