聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)的生物降解与产物再造研究进展

贾运普,邢建民,3

(1.中国科学院 过程工程研究所 绿色过程与工程重点实验室，北京 100190;2.中国科学院大学 化学工程学院，北京 100049;3.化学与精细化工广东省实验室，广东 汕头 515031)

塑料是现代社会不可或缺的一部分，因其具有质量轻、耐用、韧性大、生产成本低和易于大规模生产等特性，在工业生产、商业包装和家庭生活中有着广泛的应用。在过去的半个世纪里，人口增长、经济进步、对商品需求和生活方式的改变显著增加了塑料制品的生产需求，其使用量增加了25倍[1]。在公众和工业需求的推动下，全球塑料年产量从1950年的200万t增加到2014年的3.11亿t，2018年增至3.59亿t，市场年增长率超过5%；在快速的城市化和人口增长的驱动下，预计到2050年，塑料年产量可能会增加到12亿多t[2]。

塑料制品与人类生活息息相关，它们在给人类带来便利的同时，也存在着极大的健康和环境威胁。据估计，截至2015 年底，由原始材料和二次(回收)塑料产生的所有塑料废弃物为63亿t[3]，其中，大约8亿t(12%)塑料被焚烧，6亿t(9%)被回收，大约49亿t(60%)被丢弃并堆积在垃圾填埋场或自然环境中。塑料制品在环境中随着时间的推移会降解为更小的颗粒——微塑料和纳米塑料。据估计，每年有大约300万t微塑料泄漏到环境中[4]，由于其尺寸较小，能在土壤、水和空气中扩散传播，容易造成更加广泛的污染。微塑料会吸附重金属、药物毒物、阻燃剂和其他增塑剂等共污染物，而且这些微塑料可以轻易进入生物机体，对植物、陆地和水生动物造成危害[5-6]。微塑料可以渗透食物网并沿着食物链运输，人类作为食物链中的顶级消费者，非常容易受到微塑料污染[7-8]。摄入和吸入环境中的微塑料会对人体产生广泛的毒性，可能会对中枢神经系统、免疫系统和生殖系统造成损伤[9-11]。已有证据显示微塑料通过激活丝裂原活化蛋白激酶途径来促进人类的炎症反应，还通过抑制乙酰胆碱酯酶活性(可导致癌症发展的炎症反应)对神经产生毒性作用，更重要的是微塑料与人体之间的相互作用会在分子水平上影响细胞功能[12-13]。此外，塑料污染已导致全球大量海鸟和海洋动物死亡，在全球范围内引起了广泛的关注。

1 聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)现状概述

在所有的塑料制品中，聚乙烯(PE)、聚氨酯(PUR)、聚氯乙烯(PVC)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)和PET等热塑性材料占全球塑料使用总量的80%，其原材料(石油和天然气)是不可再生资源。PET是由对苯二甲酸(TPA)和乙二醇(EG)这2种单体为重复单元构成的极性的高分子量、热塑性半结晶聚合物[14]，由杜邦公司在19世纪40年代中期开发生产，因其优异的力学性能而成为最常用的热塑性塑料之一，集中用于饮料和食品的包装以及合成纺织纤维的生产中。1958—2018年，全球塑料总产量约83亿t，其中PET的市场份额达到10.2%，是使用最广泛的商品级塑料之一[15]。PET在自然条件下至少需要数百年才能完全分解[16]，目前环境中已经积累了大量的PET塑料垃圾，对海洋和淡水生态系统构成了严重的威胁，并对食物链中所有形式生命的健康形成了潜在危害。PET塑料样本通常被发现集中在生物体的消化道中，可被降解并进一步转移到周围的组织或循环系统中，并在食物链中积累，给各种濒危物种的生存带来了严峻的挑战，已经威胁到生态系统的生物多样性[17]。包括人类在内的不同营养水平的各种生物对塑料的摄取正在成为一个全球性的健康问题。因此，我们需要一个有效和全面的全球塑料制造和废弃物管理系统来应对PET持续增长的需求及其废弃物的处置问题，以减少它对大自然的破坏及对生物系统的潜在危害。

2 废弃PET塑料的处理途径

废弃PET塑料处理方法通常包括填埋、焚烧、机械粉碎、微生物分解、热分解和改性再利用等(图1)，其中垃圾填埋和焚烧是传统PET废弃塑料的主要方法。这2种传统处置技术不仅浪费了大量资源，还伴随着严重的二次污染问题。

图1 PET塑料废弃物的主要处理方法

对于塑料填埋来说，一方面，塑料废弃物密度小、体积大，导致填埋场占用空间很大，这加剧了土地资源的短缺[18]；另一方面，在自然环境下PET塑料的生物降解非常缓慢，它们被填埋后将可能成为永久性垃圾，会严重阻碍地表水的渗透和地下水的循环[19]。此外，塑料中的增塑剂或颜料等添加剂会造成二次污染，不符合可持续发展的要求。

直接进行焚烧是废弃PET塑料另一种常见的处理方式，废弃塑料可被燃烧用于发电，因为它们具有20～40 MJ/kg的高热值，与原油的热值(45 MJ/kg)相当[20]。许多国家采用焚烧塑料废弃物的方式来回收能源，以节省垃圾填埋场的空间，并通过抵消其他基于化石燃料的能源生产来提供一些环境效益。虽然废弃塑料焚烧的主要产物是CO2和H2O，但由于塑料成分的不同和焚烧条件的变化，焚烧会产生多环芳烃化合物、CO等有害物质[21]。另外，废弃塑料中可能含有Hg、Cd和Pb等重金属化合物，经焚烧后，这些重金属作为焚烧残渣与烟尘一起排出，给环境造成了极大的污染[22]。此外，塑料焚烧的能量回收效率低，建造焚烧装置的成本也很高，并不是处理废弃PET塑料的理想方式。

废弃塑料经水洗和物理粉碎后可进一步被回收利用,典型应用是作为塑料填料、建筑配件和混凝土骨料[23]。早在十几年前，印度的KK Plastic Waste Management(KKPWM)公司就测试发现利用废弃PET和PE塑料修建的道路使用寿命比传统道路更长[24]。物理处理方法生产效率高、操作简单、二次污染少、成本低，但再制造得到的产品性能差、经济效益低。

热分解是废弃塑料化学回收利用的重要手段，具有利用率高、产品价值高等优点。热分解法旨在将废弃塑料聚合物转化为原始单体或其他有价值的低分子量化学产品[25]，这些产品可用作固体和气体燃料或作为各种下游工业再生产的原材料。目前，虽然国内外对废弃PET塑料裂解进行了深入的研究，但传热、温度、升温速度、反应器类型和裂解产物分布等因素仍需综合考虑，所需的设备和技术成本都比较高。PET是一种对缺口敏感的热塑性塑料，回收再用的PET二次产品的冲击强度等力学性能降低，这大大限制了它的应用潜力。为了达到或超过原始塑料制品的性能，研究人员采用各种物理和化学方法对废弃塑料进行改性，比如将功能化丙烯腈-丁二烯橡胶加入PET中，是一种对PET进行物理改性的有效途径和回收PET塑料废弃物以扩大其应用的新方法[26]。

化学改性是指通过交联、接枝或共聚等方式，在原有分子链中引入其他的链段和官能团，使废弃塑料具有优异的抗冲击性、耐热性和耐老化性[27]。但改性再利用的方法对技术要求较高，操作能耗也相对较高，还需要对PET废弃物进行提前挑选和清洁，所以此方法距离大规模应用还有相当长的一段路要走。因此，寻求高效全面且环境友好的PET废弃物的处理方案已成为生态、环境和能源等领域的迫切需求。

近年来，由于反应条件温和且安全环保，利用微生物或酶进行生物降解已成为PET废弃物回收的最有前景的替代方案之一。在生物降解过程中，微生物的同化作用或酶的直接降解会破坏PET的聚合物骨架，降低平均分子量，从而导致PET表面性质的变化或力学强度的丧失。聚合物的生物降解性与化学结构有关，PET的高结晶度赋予了其致密的结构，使得酶不易对PET材质进行腐蚀，所以，PET废弃物在环境中的生物降解过程需要相当长的时间[28]。

2.1 PET降解酶

1977年，Tokiwa等[29]发现，有几种商业脂肪酶和酯酶可以水解各种聚酯。从那时起，人们从各种微生物中发现并表征出越来越多的具有PET降解效果的水解酶，如脂肪酶[30-33]、角质酶[34-40]和酯酶[41-44]等。其中，脂肪酶的水解活性相对较低，主要是因为它们的催化中心被“盖子”覆盖，限制了酶与PET的有效接触，进而影响了催化效果。角质酶具有无盖结构的大底物结合口袋，有利于PET与其活性中心结合，具有较强的PET水解能力，它们能够水解脂肪族和芳香族聚酯中的酯键，因此被广泛应用于各种塑料聚合物的降解研究中[45-46]。角质酶通常在高温(50～70 ℃)下降解PET，降解效果比较好的角质酶有来自Humicolainsolens的HiC[47]、Thermobifidafusca的TfCut2以及分离自叶枝堆肥的LCC[48]。2016年，Yoshida等[49]在Ideonellasakaiensis中发现PETase和MHETase，它们可以在30 ℃下仅需6周就通过两步反应将PET薄膜水解接近100%[49]；同时发现，PETase负责将PET水解为对苯二甲酸单(2-羟乙基)酯(MHET)和对苯二甲酸双(2-羟乙基)酯(BHET)，而MHETase将MHET水解为TPA和EG(图2)。PETase和MHETase的发现有助于实现PET在环境温度下的高效生物降解。目前，这2种酶的结构已被广泛研究，并开发了更多的高活性水解酶突变体[50-51]。一般来说，PET的生物降解需要数周以上的时间，而降解后的产品无法回收再利用[52]。为了解决这2个至关重要的问题，Tournier等[48]将PET无定形化及微粉化，同时将水解酶LCC进行突变，获得了迄今为止降解效果最好的PET水解酶，它可以在10 h内解聚大约90%的商业PET，TPA可以进一步作为合成PET的原料，以此合成的PET显示出与商业PET几乎相同的特性。这项工作意味着酶驱动塑料转化策略在未来将具有巨大的商业价值和应用前景。

BHET—对苯二甲酸双(2-羟乙基)酯；MHET—对苯二甲酸单(2-羟乙基)酯

新酶的挖掘对于PET水解酶在PET废弃物的生物循环中的应用至关重要，因而引起研究人员的重点关注。Danso等[53]分析了来自各种数据库的504个候选PET水解酶基因后发现，PET水解酶基因在陆地和海洋环境中的主要宿主分别是放线菌和拟杆菌，变形菌则是陆地和海洋环境中第二常见的宿主。Kato等[54]利用宏基因组学方法将一种新型耐热PET水解酶(BhrPETase)从嗜热细菌中发掘出来。Sulaiman 等[45]发现，BhrPETase的氨基酸序列与角质酶LCC具有94%的同源性，并且其PET降解能力略优于LCC。

2.2 PET降解微生物

微生物对PET的降解作用本质上也是酶与PET之间的作用，关于特定微生物对PET降解的研究与酶相比则相对较少。可以降解PET的微生物来源包括细菌[55]、酵母菌[56]和丝状真菌[57]。Taniguchi等[58]通过系统发育分析发现，已经报道的能够产生PET水解酶的微生物大多数是放线菌。Dabrowska等[59]证明了根际细菌菌株Serratiaplymuthica具有降解土壤中PET废弃物的能力，并在它的基因组中发现了155个异生素生物降解基因。一种海洋微生物Pseudomonasaestusnigr被鉴定认为具有PET降解能力，其分泌的羧酸酯水解酶与PET水解酶IIa型家族具有较高的氨基酸序列同源性[60]。Sarkhel等[61]研究发现，筛选的海洋细菌和真菌在6周内分别降解了35%和22%的PET塑料废弃物。

Chen等[62]将PETase展示在Pichiapastoris表面上以开发全细胞生物催化，提高PETase在较高pH和温度下PET的降解效率，如Ideonellasakaiensis能够同化PET的单体作为碳源，在30 ℃下孵育42 d后，几乎完全降解了PET薄膜。Kumar等[63]从海洋环境中收集的塑料废弃物中分离出了可以引发PET矿化的红球菌属细菌Rhococcussp.SSM1，它能在TPA上生长，并且能够攻击PET薄膜产生凹坑。Da Costa等[64]研究发现，解脂耶氏酵母的野生菌株YarrowialipolyticaIMUFRJ 50682是PET生物降解的潜在微生物，在将其与Yarrowialipolytica一起培养的过程中，PET的水解产物(包括其单体)会被降解，表明酵母菌在生物降解过程中可以将PET单体整合进入自身代谢途径。表1总结了具有PET降解能力的微生物及降解过程中参与的酶。

表1 文献中报道的具有PET降解能力的微生物

2.3 混菌或混酶降解PET

一些研究人员建议使用多酶系统或细菌联合体来降解PET塑料废弃物[70-71]。将多酶系统应用于塑料废弃物的生物降解是一个非常有前景的解决方案。因为不同种的酶在催化模式和底物特异性方面存在互补的特性，所以可以协同作用于PET废弃物的降解。众所周知，在PET降解过程中，MHET的积累是限制水解效率的一个重要因素。为了避免这个问题，一个典型的例子是来自Ideonellasakaiensis201-F6中的PETase和MHETase的协同作用[49]。PETase被认为负责将PET水解转化为MHET，而MHETase将PETase的水解产物MHET及时移除，从而减少对PETase的抑制作用，促进反应的正向运行(图2)。Barth等[72]将LCC或TfCut2与在SulfoLink树脂上的固定化TfCa相组合形成双酶系统，催化降解PET薄膜反应24后发现，PET薄膜的质量分别减少了47.9%和20.4%。

PET降解的一个有趣的改进是嵌合酶系统的构建。嵌合酶，也称为融合蛋白，是由2个或多个编码不同蛋白质的基因融合表达产生的蛋白质。Knott等[73]构建了一种MHETase：PETase嵌合蛋白，将MHETase的C端通过不同长度的甘氨酸-丝氨酸接头(8、12或20个氨基酸)与PETase的N端共价连接，结果发现，相对于游离酶，所有嵌合蛋白都表现出明显提高的PET和MHET转换率，反应结束后TPA的释放量增加了3倍。

Huang等[74]利用假单胞菌和芽孢杆菌等5种菌株的微生物联合体进行PET降解，结果发现：细菌联合体能在以PET或BHET为唯一碳源的环境中协同生长；用StenotrophomonaspavaniiJWG-G1预处理的PET薄膜被来自Thermobifidafusca的角质酶(TfC)降解8 d后质量损失达91.4%；S.pavaniiJWG-G1能够在PET表面定植形成生物膜并保持高细胞活力(超过50%)；与未经预处理的PET薄膜相比，S.pavaniiJWG-G1处理过后的PET表面明显更粗糙，亲水性更强。

与纯培养菌株相比，不同酶系统的协同作用或多种微生物代谢途径的结合可以解除降解产物的抑制作用，提高PET的降解率。因此，将多酶系统或微生物菌群应用于PET的生物降解和生物转化是实现PET废弃物循环经济的一种很有前景的方法。

3 PET降解产物的生物再造

生物技术具有的高转化效率和环境友好的优点使其成为解决塑料问题最有前景的策略之一。生物技术在塑料废弃物领域的应用旨在回收可用于合成原始聚合物的原材料，以达到完全回收循环[75]。与机械和化学方法相比，生物技术可以利用聚合物的分解产物来高产率获得小分子产品，因此，作为闭环策略的替代方案，一种旨在从这些塑料废弃物的降解产物为底物生产增值化学品的开环“升级循环”策略被提出[76-77]。此外，将塑料废弃物转化为增值或可持续的产品是低碳循环经济的最终目标。

Mückschel等[78]研究发现，PET降解的主要产物乙二醇可以通过微生物Pseudomonasputida的氧化途径形成更有价值的产品乙醛酸。PET的另一降解产物对苯二甲酸也可以用作生产可降解塑料的原料，Kenny等[79]筛选了3株菌，都能在以TPA为唯一能源和碳源的环境中生长并持续进行可降解塑料PHA的积累。此外，TPA和EG也可以被Pseudomonassp.GO16转化为3-(3-羟基烷酰氧基)链烷酸(HAA)的结构单元，然后与二异氰酸酯和丁二醇共聚产生新型生物基塑料[80](图3)。EG可以被Gluconobacteroxydans[81]或Pseudomonasputida[82]转化为乙醇酸。Kim等[83]利用高生物兼容性的催化剂甜菜碱，采用化学-生物相耦合的一锅法工艺，将PET塑料解聚成单体TPA和EG，在不需要分离中间产物的情况下，继续利用微生物将水解产物进行全细胞催化，合成了高附加值化学品原儿茶酸和乙醇酸。以TPA为底物，有利于通过基于儿茶酚或原儿茶酸的芳香族分解代谢生产各种增值化合物。最近，具有TPA降解途径的重组大肠杆菌可以通过利用单一或协同反应，如羟基化、脱羧、氧化环裂解或甲基化等，将TPA生物转化为增值化学品2-吡喃酮-4,6-二羧酸、香草酸、没食子酸、焦果醇、儿茶酚和黏液酸。另外Kim等[81]还利用Gluconobacteroxydans发酵EG产乙醇酸，乙醇酸的摩尔产率为98.6%。

图3 PET转化为新型生物聚合物的生物升级途径[80]

与生物质一样，塑料废弃物也是一种富含碳的聚合物。从前认为“顽固的”难降解的PET，现在可以通过微生物来生产与循环经济相关的高价值产品，塑料废弃物可以而且应该被确立为生物技术的新型第二代碳源。PET的升级再造是实现循环和环保塑料经济的一条光明之路，与木质纤维素等天然物质的循环利用工艺相比，由于塑料在20世纪才进入生物圈，因此降解工艺对生物技术催化剂的优化需求更加明显。

4 展望

PET的回收处理和利用不仅是PET废弃物处理问题，而且与资源再生和环境保护密切相关。生物技术本身的高转化效率和最终产品环境友好的固有优势使其成为有效降解或回收PET废弃物且不引入二次污染的最绿色和最有前景的策略。然而，在酶或微生物水解PET的过程中，高结晶度和低溶解度以及酶对PET的可及性是限制PET水解速率的主要因素，如果我们设法解决这些问题，不仅可以在该研究领域获得新的发现，而且为当前的塑料污染问题提供可持续的解决方案。

PET降解产物的生物升级再造，不仅为PET废弃物的管理提供了新的可能性，同时又可解决石化经济面临的两个挑战：原油的无限制消费和由此产生的温室气体排放以及PET塑料废弃物对环境的污染。但目前大部分增值应用处于初级阶段，需要进一步探索新的技术手段，开发新的增值产品。同时，为了实现绿色、环保、可持续发展的理念，我们应该鼓励在温和条件下开发高效、高产品选择性、低成本的PET废弃物降解及催化转化成增值化学品的绿色新方法，在降低塑料废弃物回收成本的基础上实现环保和经济效益并重。