程亞楠，丁騰達，錢毅光，李猛，李菊英

綜 述

李菊英 博士，副教授，深圳大學化學與環(huán)境工程學院碩士生導師，深圳市海外高層次B類人才。2014年畢業(yè)于浙江大學獲理學博士學位，長期從事環(huán)境新興有機污染物在環(huán)境介質中的行為與歸趨、安全性評價和污染控制技術等研究工作，主持2項國家自然科學基金、1項國家重點研發(fā)計劃子課題以及多項省市級自然科學基金，在國內外專業(yè)學術期刊上共發(fā)表相關論文40余篇，現為編委。

藥品與個人護理品生物降解研究進展

程亞楠1，丁騰達1，錢毅光1，李猛2，李菊英1

1 深圳大學 化學與環(huán)境工程學院，廣東 深圳 518055 2 深圳大學 高等研究院，廣東 深圳 518060

藥品與個人護理品(Pharmaceuticals and personal care products, PPCPs) 包括各種處方藥和非處方藥(如各類抗生素、人工合成麝香、止痛藥、降壓藥、避孕藥、催眠藥和減肥藥等) 與個人護理用品(如化妝品、香料、遮光劑、發(fā)膠、染發(fā)劑和殺菌劑等)。作為一類新興環(huán)境微污染物，PPCPs因具有潛在的環(huán)境毒理學效應和人體健康風險逐漸受到人們的廣泛關注。有關PPCPs的生物降解研究已展開了大量的工作并取得了較大進展。文中總結概括了目前國內外PPCPs生物降解方法、功能菌種類、PPCPs的生物降解特性及產物組成與降解途徑等，分析了PPCPs微生物降解機理，并對PPCPs生物降解的研究方向進行了展望。

藥品與個人護理品，生物降解，降解途徑，功能菌

1 藥品與個人護理品(PPCPs)

1.1 PPCPs概述

藥品與個人護理用品(Pharmaceutical and personal care products，PPCPs) 作為一類新興環(huán)境微污染物，自1999年由Christian G．Daughton在中首次報道以來逐漸受到科學界和公眾的廣泛關注[1-2]。PPCPs種類繁多，其中醫(yī)藥品大約有4 500種，廣泛用于人類或動物的疾病預防與治療等領域，主要包括各種處方藥和非處方藥(如X射線顯影劑、咖啡因、抗生素、抗癌藥、鎮(zhèn)靜劑、抗癲癇藥、顯影劑、止痛藥、降壓藥、避孕藥、D-阻滯劑、激素、類固醇、消炎藥、催眠藥、減肥藥、利尿劑等)；日常個人護理用品主要包括防曬霜、香料、遮光劑、染發(fā)劑、發(fā)型定型劑、洗發(fā)水、洗滌劑、消毒劑、香皂等一系列化妝品[3]。環(huán)境中常見的PPCPs見表1。

1.2 PPCPs的危害及污染分布

PPCPs種類繁多，結構多樣，各組分沒有共性結構，如激素和活性類固醇沒有特異性可對幾乎所有生命體產生生物學效應[4]。此外，PPCPs具有較強的環(huán)境持留性、生物活性和生物累積性等特征，其長期暴露對環(huán)境甚至人體健康可造成一定的潛在危害。例如，三氯生可以干擾硅藻的光合作用和細菌的繁殖[5]。雙氯芬酸能夠影響虹鱒魚的生物化學功能，導致其生物組織的損害[6]，氟喹諾酮類抗生素可引起.致突變和致癌，表現出很強的遺傳毒性[7]。多種PPCPs共存條件下其毒性還可產生疊加效應，每種化合物的毒理效應也可能會得到不同程度的放大[8]。此外，Cheng等[9]研究指出，抗生素的緩慢生物降解性和持久性，可使細菌產生耐藥性基因甚至變異為耐藥性極強的“超級細菌”。

目前，PPCPs在全世界范圍內被大量使用，日常生活中未使用的或過期藥品、藥品生產廢物和醫(yī)院垃圾等的排放成為環(huán)境中PPCPs的直接來源。此外，有研究調查表明，攝入人體或動物體內的藥物并不能完全被吸收和利用，高達90%的未代謝或溶解的藥物通過糞便和尿液等排泄物進入污水處理系統(tǒng)中[11]。然而，傳統(tǒng)污水處理系統(tǒng)并無針對PPCPs等環(huán)境有機污染物的專門處理技術，現有技術雖對氮、磷等無機污染物具有較好的去除效果，但對于PPCPs的去除效果欠佳。因此PPCPs在污水處理系統(tǒng)中的低處理效率使其主要通過污水處理廠出水和活性污泥不斷釋放到環(huán)境中，對環(huán)境造成不可預估的危害。例如，Ternes等研究發(fā)現，卡馬西平在污水處理廠中的去除率低于10%，甚至出現出水和污泥中濃度高于進水中濃度的現象[12]。隨著環(huán)境分析技術的發(fā)展，PPCPs已在多種環(huán)境介質如水體、土壤、污泥、底泥甚至人體樣品中檢出，且檢出濃度在ng/L至μg/L水平之間[13]。例如，我國的地表水陸續(xù)檢測出不同種類的PPCPs[14]。Peng等[15]在我國廣州珠江流域已檢測到多種PPCPs，其中超過60%的水體可以檢測到雌二醇，其最大濃度可達65 ng/L，水楊酸、氯丙酸、布洛芬在大多數水體中也可以被檢測出，且其最大濃度高達2 098、248、1 417 ng/L。Zhang等[16]在上海市蘇州河也檢測出ng/L水平的PPCPs。

表1 環(huán)境中常見的PPCPs[10]

2 PPCPs的生物處理技術

因PPCPs在環(huán)境中的持續(xù)存在和潛在風險，有關PPCPs在環(huán)境中的去除研究顯得尤為必要。目前國內外學者通過物理、化學、生物等多種技術研究了PPCPs的去除，物理和化學方法主要集中在混凝、膜分離、氧化和吸附等[17]。混凝法對PPCPs的去除效率因受混凝劑種類和PPCPs結構的變化影響較大而使去除效果具有一定的離散性；膜分離技術目前尚未進行規(guī)模化應用，大多停留在實驗室水平，同時消毒劑及其連用技術，隨消毒劑種類的變化其對PPCPs礦化程度差異大，且可能會產生對環(huán)境毒性更大的中間體，這些都需要進一步確定[17]；氧化法會向環(huán)境中釋放多種氧化產物及副產物，其毒性會更高所以氧化法不宜投入到實際工程中[18]；吸附法所采用的材料(碳納米管、活性炭和石墨烯等) 成本較高，導致其不能大規(guī)模應用[19]。生物處理技術由于具備環(huán)境友好、無二次污染、高效、成本低和操作管理簡便等優(yōu)勢廣泛應用于PPCPs的去除。

2.1 植物吸收降解

PPCPs的植物吸收、富集和轉化是其環(huán)境中消減的一種重要途徑[20]。Hijosa-Valsero等研究表明，植物的蒸騰作用與PPCPs去除率之間存在顯著的正相關(2>0.893)[21]。PPCPs可通過根系吸附在蒸騰作用的驅動下，跨過細胞膜的雙分子層進入細胞組織液，隨后轉運到其他組織器官并在不同組織器官累積，最終實現PPCPs的去除[20,22]。Zhang等[23]研究發(fā)現，水蔥可通過根系攝取咖啡因和氯貝酸，并將其轉運到芽等組織中進一步吸收，其中氯貝酸在根中的濃度為5.4–26.8 μg/g，占初始引入量的6%–13%；在芽中的濃度為7.2–34.6 μg/g，占初始引入量的22%–49%，且植物體內特定的生化酶可使氯貝酸進一步轉化為CO2、H2O和Cl2等無機小分子。Zhang等[24]研究結果表明，香蒲的種植可使布洛芬在人工濕地中的去除率提高33%，使萘普生的去除率提高至近2倍。此外，PPCPs的植物修復與植物的種類和植物特性密切相關。阿丹[25]在調查花葉蘆竹和再力花濕地對大環(huán)內酯類抗生素的去除效果時發(fā)現，地下根狀莖粗而多結的花葉蘆竹濕地對大環(huán)內酯類的去除效率可達88%，而再力花濕地僅為73%，表明植物的種類對大環(huán)內酯類化合物的去除效果有一定影響。Dordio等[26]有關濕地中阿替洛爾的去除研究指出，香蒲對阿替洛爾的去除效果要優(yōu)于蘆葦，這與香蒲具有發(fā)達的地上部分和較高的蒸騰速率有關。而Ranieri等[27]研究發(fā)現，對乙酰氨基酚在種植蘆葦的水平潛流濕地中的去除效果優(yōu)于其在種植香蒲的濕地，這可能是由于蘆葦的根系體積大，其較大的比表面積更有利于生物膜的形成和對乙酰氨基酚的生物降解。需要指出的是，PPCPs的植物吸收也受污染物自身理化性質的影響。例如Dordio等[28]利用種植香蒲的人工濕地研究其對PPCPs的去除時發(fā)現，在種植香蒲的人工濕地對卡馬西平和氯丙酸的去除率在夏季時分別為97%和75%。Christofilopoulos等[29]考察鹽土植物L.對不同污染物的植物修復能力時發(fā)現，L.對初始濃度為50 mg/L的雙酚A的去除效率都可高達98%，而對相同初始濃度磺胺甲惡唑的去除效率則僅為61%。

2.2 微生物降解

目前，國內外學者有關PPCPs的微生物降解做了大量的研究，并篩選出許多PPCPs的降解功能菌群，且對其生物降解特性、降解動力學和產物組成與降解途徑進行了深入探討，表2給出了部分PPCPs降解菌和PPCPs降解效率。本文將以使用最為廣泛且在環(huán)境中檢出濃度和頻度均較高的幾種PPCPs為例重點闡述。

磺胺類抗生素具有成本低和廣譜性特點被廣泛用于治療或預防家畜和養(yǎng)牛的傳染性疾病[30]。目前科研工作者已分離出一系列降解典型磺胺類藥物磺胺甲惡唑的降解菌，如枯草芽孢桿菌、銅綠假單胞菌和馬紅球菌[31]、微桿菌sp. SMX B24、短波單胞菌sp. SMX B12[32]和嗜冷假單胞菌HA-4[33]。Reis等[34]研究指出，反硝化無色桿菌對磺胺甲惡唑具有一定的降解能力。南極冰藻sp. Tai-03、馬紅球菌和嗜冷假單胞菌HA-4對磺胺甲惡唑的降解效率分別為20%、29%和34.4%[18,31,33]。Wang等[35]研究發(fā)現，不動桿菌sp.在最適條件下，可以在48 h內使95%以上的濃度為5–240 mg/L磺胺甲惡唑發(fā)生礦化。白腐真菌變色栓菌由于其優(yōu)異的污染物降解能力而受到人們的廣泛關注。例如，García-Galán等[36]研究發(fā)現，當磺胺二甲嘧啶、磺胺吡啶和磺胺噻唑的濃度在7 mg/L以內時，對磺胺二甲嘧啶、磺胺吡啶和磺胺噻唑的去除率均高達100%，且漆酶在三者的轉化過程中起著非常重要的作用。謝鵬等[18]研究表明，磺胺吡啶和磺胺甲惡唑在sp. Tai-03作用下可發(fā)生降解，在10 mg/L以內的去除率分別為50%和20%。謝鵬等[18]研究表明，環(huán)丙沙星和四環(huán)素在sp. Tai-03的作用下發(fā)生了開環(huán)反應，對濃度低于10 mg/L的環(huán)丙沙星和四環(huán)素的去除率均達到100%。

此外，三氯生作為一種廣譜抗菌劑被廣泛應用于人們日常生活用品和消費品中，在環(huán)境介質中不斷被頻繁檢出，是最重要的環(huán)境微污染物之一[37]。目前，環(huán)境中三氯生的去除主要采用生物降解。例如，Wang等[38]從污泥中馴化分離出一種黃色透明、革蘭氏染色顯示細胞呈革蘭氏陰性的新菌株sp.，發(fā)現sp.可以礦化90%以上的三氯生(<10 mg/L) 及其降解產物。同時，它也可以在少量葡萄糖作為碳源時合成生物質，發(fā)生共代謝作用降解三氯生。據報道，甲基桿菌屬sp.[39]、鞘氨醇單胞菌sp. strain YL-JM2C[40]、鞘脂單胞菌strain KCY1[41]、惡臭假單胞菌TriRY[42]、產堿桿菌subsp.TR1[42]、新鞘氨醇桿菌sp. TrD22[43]、脫氮嗜脂環(huán)物菌[44]嗜麥芽窄食單胞菌[44]和亞硝化單胞菌[45]等菌株具有降解三氯生的能力，其中，strain KCY1可以將三氯生完全轉化為中間產物[41]，在三氯生初始濃度為5 mg/L時，sp. strain YL-JM2C可使三氯生完全礦化[40]。

撲熱息痛(對乙酰氨基苯酚，俗稱泰諾) 是世界范圍內廣泛使用的一種解熱鎮(zhèn)痛藥，是美國最為廣泛使用的處方藥和非處方藥[46]，長期暴露會引起肝細胞和腎細胞壞死還可能誘發(fā)血小板減少性紫癜或白血病等。de Gusseme等[47]在膜反應器中分離出兩株細菌(戴爾福特菌和銅綠假單胞菌)，這兩株菌都可將對乙酰氨基酚作為碳源，使其開環(huán)最終礦化生成二氧化碳和水，其中分別接種1%的兩種菌株，48 h內對乙酰氨基酚(1 g/L) 的去除率分別達到97%和40%。Molina等[48]研究表明，革蘭氏陽性菌株sp.可降解30%的萘普生，而沙雷氏菌sp.和假單胞菌可使萘普生發(fā)生徹底降解，即去除率為100%。

目前，科學家們也分離出了可以降解卡馬西平的功能菌群，例如紅球菌[49]、黑曲霉[49]、氯氰菊酯降解菌sp. C11[50]、根瘤菌屬spC12[50]、假單胞菌屬sp.CBZ-4[51]和鏈霉菌MIPUG 4.89[52]。Gauthier等[9]研究表明，黑曲霉對卡馬西平的生物降解速率大于紅球菌。Bessa等[50]研究發(fā)現，sp. C11與sp. C12對濃度為10 mg/L卡馬西平的生物降解率約為30%，Ang等[51]研究指出sp. CBZ-4在144 h內對濃度為 100 mg/L卡馬西平的降解效率可以達到46.6%。Popa等[52]研究表明，MIPUG 4.89在添加了5 g/L葡萄糖培養(yǎng)基上發(fā)生了共代謝反應，對卡馬西平(0.05–8 mg /L) 的降解為35%。Golan-Rozen等[53]研究發(fā)現，白腐真菌可將99%的卡馬西平去除。

最近的研究指出雙酚A的降解細菌群落主要由變形桿菌[54]、細菌[54]、氯仿菌[54]、厚壁菌門Firmicutes[54]、芽單胞菌門Gemmatimonadetes、放線桿菌[54]和芽孢桿菌sp. GZB[55]組成。謝鵬等[18]研究發(fā)現，雙酚A在sp. Tai-03的作用下發(fā)生了開環(huán)反應，并且其對 10 mg/L內BPA去除率為100%。Yang等[54]研究表明，在沉積物中變形菌門Proteobacteria，尤其是γ-變形菌和α-變形菌，在雙酚A的降解中起主導作用。Li等[55]研究發(fā)現芽孢桿菌(sp. GZB) 在好氧和厭氧條件下對雙酚A (10 mg/L) 均具有較強的降解能力，其在厭氧條件下可使雙酚A徹底降解，在好氧條件下可使51%的雙酚A降解。

表2 PPCPs微生物降解種類、去除率和微生物來源

3 生物降解機理

有機污染物的生物降解是微生物通過一系列生物化學反應使有機污染物在好氧或缺氧的條件下改變化學結構，最終實現去除的目的。微生物對有機污染物的降解能力依賴于污染物的生物可降解性和微生物的轉化性能[56]。常見的反應有羥基化、甲基化、去甲基化、水解反應等。通常，PPCPs的生物降解過程可以分為3類[56]：1) 生物礦化，即在微生物作用下將PPCPs轉化為小分子化合物，最后轉化為H2O和CO2；2) 被微生物轉化為疏水性降解產物與固相結合留存在環(huán)境中；3) 被轉化成具有更高親水性的降解產物殘留在水體中。生物降解可能是將毒性高的污染物降解為毒性更低的化合物達到解毒的作用，另一方面，降解產物比母體污染物具有相當甚至更高的生物活性或毒性，產生二次污染，并對生態(tài)環(huán)境和人體健康造成不可預估的危害，因此，PPCPs的生物降解作用機制(如產物組成、降解途徑和產物的活性等) 研究對于系統(tǒng)理解PPCPs的環(huán)境行為和合理評估其環(huán)境安全性是不可或缺的[57]，在進行PPCPs環(huán)境風險評價時不可忽視其降解產物的潛在危害。

生物礦化作用可將難降解微污染物徹底降解為CO2和H2O。Wang等[38]從活性污泥中馴化分離出一種可以降解三氯生的新菌種sp. WW1，研究得出該菌種可實現生物脫氯，并將三氯生完全礦化為CO2和H2O，消除其對環(huán)境的不良影響。此外，他們檢出了三氯生的6種降解產物，在此基礎上提出了三氯生的兩種生物降解途徑：1)sp. WW1可能是先通過引入羥基自由基來攻擊三氯生，生成羥基化產物/337，然后通過氧化反應發(fā)生間位裂解(-cleavage)環(huán)開裂生成兩個環(huán)裂解產物(/195和/215)，隨后分別發(fā)生脫羰基、脫羥基反應或脫羧反應進一步降解，最終生成CO2和H2O；2)sp. WW1使三氯生發(fā)生脫氯反應，在單氧化酶或雙氧化酶的作用下使三氯生羥基化，隨后發(fā)生間位切割環(huán)開裂生成環(huán)裂解產物/215以及苯醚鍵水解反應生成1,5-二羥基苯酚，最終生成CO2和H2O，詳見圖1。

圖1 三氯生的生物降解途徑[38]

卡馬西平是一種在污水廢水和污泥中檢出率最為頻繁的藥品之一。本課題組成員Li等[58]采用同位素標記法與HPLC-MS/MS分析聯(lián)用技術較為系統(tǒng)地研究了卡馬西平在土壤中的降解機理，研究結果表明，卡馬西平在土壤中的降解主要以微生物降解為主，且土壤原有微生物在卡馬西平的徹底礦化過程中發(fā)揮了尤為重要的作用，通過LC-MS/MS結構鑒定工作成功解析了卡馬西平好氧土壤中的5個降解產物，分別為10,11-二氫-10-羥基卡馬西平、環(huán)氧卡馬西平、N-甲醛吖啶酮、4-乙醛-9-吖啶酮和吖啶，其中，N-甲醛吖啶酮是一種生物降解的代謝中間體，而并非化學降解所致?；诋a物信息推斷卡馬西平在好氧土壤中的降解途徑主要為：卡馬西平分子的活性位點是C10-C11雙鍵，微生物可通過中間雜環(huán)的烯水解和氧化作用生成氧化產物10,11-二氫-10-羥基卡馬西平和環(huán)氧卡馬西平。降解產物10,11-二氫-10-羥基卡馬西平也可能為過渡態(tài)中間產物環(huán)氧卡馬西平在酶作用下的下一步產物。卡馬西平分子在保持兩邊的苯環(huán)不被破壞的情況下，可通過環(huán)氧化作用生成環(huán)氧化衍生物，并進一步通過環(huán)氧鍵斷鍵發(fā)生縮環(huán)重排反應生成N-甲醛吖啶酮?？s環(huán)反應可能是頻吶醇重排下富電子的雜環(huán)發(fā)生電子轉移和重排將氮雜環(huán)庚三烯環(huán)轉化為苯環(huán)結構。發(fā)生縮環(huán)反應后，進一步發(fā)生羰基化和去羰基化反應對應生成4-乙醛-9-吖啶酮和吖啶。這些降解產物在微生物的作用下最終開環(huán)礦化，生成二氧化碳和水，詳見圖2。Golan-Rozen等[53]研究了白腐真菌對卡馬西平的生物降解作用機制，研究發(fā)現，的過氧化酶(如細胞色素P450酶和錳過氧化物酶) 可將99%的卡馬西平去除，且轉化為環(huán)氧卡馬西平。

此外，本課題組成員Li等[59]首次研究了在環(huán)境中頻繁檢出的醫(yī)藥化合物對乙酰氨基酚在好氧土壤的轉化規(guī)律，實驗結果表明，土壤微生物可快速直接降解甚至徹底礦化對乙酰氨基酚，使其礦化率提高6.8倍，對乙酰氨基酚在好氧土壤中的8種降解產物有3-羥基對乙酰氨基酚、氫醌、1,4-苯醌、N-乙酰對苯醌亞氨、對甲氧基乙酰苯胺、4-甲基苯酚、2-己烯酸和1,4-二甲苯。根據產物組成及其動態(tài)變化規(guī)律推斷，撲熱息痛在土壤中的降解途徑主要包括苯環(huán)支鏈水解、氧化作用、甲基化作用和苯環(huán)開環(huán)裂解等反應，詳見圖3。其中，3-羥基對乙酰氨基酚、1,4-苯醌和N-乙酰對苯醌亞氨具有與母體相近或更高的生物活性，這些產物本身或與母體共同作用可能產生更高的毒性效應，造成更大的環(huán)境風險。

圖2 卡馬西平在土壤中可能的降解途徑[58]

生物降解作用也可以將難降解的微污染物轉化為更具有親水性的降解產物(如無機化合物等)。例如，Wang等[35]在研究磺胺甲惡唑的生物降解及代謝途徑中發(fā)現，不動桿菌sp在最適條件下，可以在48 h內礦化95%以上的磺胺甲惡唑。在微生物的作用下，磺胺甲惡唑可能首先發(fā)生酰化反應生成乙?；前芳讗哼?，隨后發(fā)生側鏈乙酰羰基的還原反應生成一個過渡中間體。該過渡中間體隨后發(fā)生去甲基化反應和異噁唑環(huán)氮氧鍵斷裂的開環(huán)反應，使異噁唑環(huán)轉化為3-氨基丙酸基側鏈；砜基對位的碳氮鍵發(fā)生加羰基化反應，進一步水解為3個小分子產物，最終轉化為可溶于水的硝酸銨、硫酸銨、H2O和CO2，降解途徑見圖4。Fischer等[60]活性污泥反應器中檢測到了磺胺甲惡唑的兩個主要降解產物(3-氨基-5-甲基-異惡唑和4-羥基-磺胺甲惡唑)。在微生物作用下，磺胺基的水解裂解也可導致磺胺酸和3-氨基-5-甲基異惡唑的生成[33]。

在不同微生物作用下PPCPs的降解產物組成和降解機理是存在較大差異的，即降解菌株的種類直接影響PPCPs的降解途徑?；前芳讗哼蚴亲畛Ｓ玫幕前奉愃幬镏?，有關磺胺甲惡唑的微生物降解已被廣泛研究。本文以磺胺甲惡唑為例，討論其在不同微生物作用下的降解機制，磺胺甲惡唑不同菌株和不同條件下的微生物降解途徑見圖5。sp. BR1中的兩種單氧化酶Sad A和Sad B在降解磺胺甲惡唑時發(fā)揮了重要作用，且磺胺甲惡唑經本位羥基化反應生成降解產物對氨基苯酚、苯三酚和3-氨基-5-甲基異惡唑，其中3-氨基-5-甲基異惡唑為主要降解產物[61-62]。3-氨基- 5-甲基異惡唑也是嗜冷假單胞菌HA-4降解磺胺甲惡唑的主要代謝物，且HA-4同時可將磺胺甲惡唑降解為苯胺和4-氨基苯磺胺[33]。此外， 3-氨基-5-甲基異惡唑和4-羥基-磺胺甲惡唑也是磺胺甲惡唑作為碳源和氮源時降解而成的中間產 物[60]。在sp. strain BR1和嗜冷假單胞菌HA-4以磺胺甲惡唑作為碳源和氮源時4-羥基-磺胺甲惡唑并未生成。在磺胺甲惡唑被sp.降解時，3-氨基-5-甲基異惡唑和4-羥基-磺胺甲惡唑均未檢出，而羥基化3-氨基-5-甲基異惡唑和羥基苯磺酸作為中間產物被檢出[35]。Mulla等[64]在sp.和sp.降解磺胺甲惡唑的過程中還發(fā)現了4-氨基酚和氫醌。微生物的共代謝作用可使磺胺甲惡唑降解為更多的產物。例如，在磺胺甲惡唑的共代謝過程中，除了3-氨基-5-甲基異惡唑和4-羥基-磺胺甲硫胺以外，還有磺胺酸和N-乙?；?磺胺甲惡唑的生成[31,49,65]。除上述中間產物外，氨氧化菌共代謝降解磺胺甲惡唑時還發(fā)現了4-硝基-磺胺甲惡唑和脫氨基磺胺甲惡唑的產生。與氨氧化細菌不同的是，硫酸鹽還原菌可通過3種途徑降解磺胺甲惡唑[66]。綜上，磺胺甲惡唑在不同的降解菌株作用下可產生不同的降解產物，這可能是由于不同菌株所含酶和基因的差異所致；另一方面，磺胺甲惡唑降解生成的產物結構和濃度的差異也會反向影響其降解菌的結構組成和基因等，降解菌的變化轉而再次影響其降解產物的生成。

圖3 對乙酰氨基酚的生物降解產物[59]

圖4 不動桿菌對SMX的生物降解途徑[35]

圖5 磺胺甲惡唑的微生物降解途徑[63]

PPCPs還可被微生物轉化為更高吸附能力的降解產物。例如，Yang等[67]從豬糞中馴化富集得到了一種可降解睪丸素(Testosterone)的細菌，通過液相色譜飛行時間質譜分析發(fā)現，睪丸素通過脫羥基化反應生成脫羥基睪丸素，通過脫氫反應生成雄烯二酮和雄二烯二酮(降解途徑見圖6)。需要指出的是，Das等[68]通過土柱實驗研究了睪丸素及其降解產物在土壤中的吸附能力，實驗結果表明，睪丸素的降解產物雄烯二酮在土壤中的吸附分配系數d值(142 L/kg) 較母體睪丸素(42.7 L/kg)的高出2.3倍，由此可見，降解產物雄烯二酮具有比母體更弱的遷移能力，而使其較之母體具有更高的環(huán)境持久性和發(fā)生被植物吸收等二次污染的潛在風險性。

圖6 睪丸素的生物降解途徑<[67]

4 總結與展望

綜上所述，人們對PPCPs的生物降解已開展了大量的工作，對其生物降解特性和機制也有了一定的認識，但仍需從以下幾個方面進一步深入研究。

1) PPCPs可降解為不同的降解產物，但鑒定出的降解產物由于缺乏標準物質的對照和參考，結構組成尚不明確。

2) 有關PPCPs的毒理學研究目前還處于母體毒性研究的階段，但對其降解產物的活性、生物可利用性和遷移能力等的研究尚少，而這些方面的研究對于全面客觀評價PPCPs環(huán)境安全性尤為必要。

3) PPCPs種類繁多，結構多樣，各組分沒有共性結構，不同PPCPs生物降解機理必然存在較大差異，除現有已闡明的PPCPs生物降解機理外，大部分PPCPs生物降解作用機制尚不明晰，而全面系統(tǒng)研究PPCPs各化合物生物降解機理對開發(fā)PPCPs高效降解與去除技術并將其應用于污水處理、土壤修復及其他環(huán)境問題的解決具有重要的科學指導意義。例如，城市污水處理廠出水和活性污泥是PPCPs進入環(huán)境的兩大主要來源，如何將PPCPs功能菌應用于污水處理過程，開發(fā)有針對性的PPCPs生物處理技術，提高實際污水處理廠PPCPs的去除率，降低其環(huán)境釋放量，對于PPCPs等微污染物的水污染控制具有十分重要的現實意義。

4) 現有PPCPs的微生物降解研究主要側重于功能降解菌的篩選和降解特性等方面，而未從基因水平研究功能菌群基因和降解機制之間的關系，該方面研究有望成為PPCPs微生物降解的一個重要方向。

5) 目前僅有少數研究報道通過植物吸收進行PPCPs的修復，并且其中主要為人工濕地系統(tǒng)中植物部分的討論，有關PPCPs高富集及超富集植物鮮有報道，相關科研和應用工作有待于進一步展開。

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Advances in biodegradation of pharmaceuticals and personal care products

Yanan Cheng1, Tengda Ding1, Yiguang Qian1, Meng Li2, and Juying Li1

1,,518055,,2,,518060,,

Pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) are a group of emerging environmental micropollutants, including prescription drugs and over-the-counter drugs (e.g., antibiotics, synthetic musk, painkiller, depressor, contraceptive drugs, soporific and weight-loss drug), and personal care products (e.g., cosmetics, synthetic perfume, sunscreen, hair spray, tint and fungicide). Extensive attention has been paid to PPCPs because of their potential negative effects on the environments and human health. Abundant researches have focused on the biodegradation of PPCPs. This review summarizes and discusses the biodegradation method, the diversity of PPCPs-degrading microorganisms, the degradation ability, metabolites and proposed pathways as well as the mechanisms of PPCPs’ biodegradation. In addition, prospects for further research on biodegradation of PPCPs are also discussed.

pharmaceuticals and personal care products (PPCPs), biodegradation, degradation pathway, functional bacteria

May13, 2019;

August1, 2019

National Natural Science Foundation of China (No. 21777104), Natural Science Foundation of Guangdong Province,China (No. 2017A030313226), Shenzhen Science and Technology Project (No. JCYJ20170818142823471).

Juying Li. Tel: +86-755-26733095; E-mail: jyli@szu.edu.cn

程亞楠, 丁騰達, 錢毅光, 等. 藥品與個人護理品生物降解研究進展. 生物工程學報, 2019, 35(11): 2151–2164.

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國家自然科學基金(No. 21777104)，廣東省自然科學基金(No. 2017A030313226)，深圳市科技計劃項目(No. JCYJ20170818142823471)資助。

(本文責編 陳宏宇)