群体感应调控有机污染物生物降解研究进展

余晓龙，毛旭辉，郑焰*

1.南方科技大学环境科学与工程学院

2.武汉大学资源与环境科学学院

随着我国环境污染治理力度的加大和治理能力的提升，常规污染物的控制已取得显著进展。但与此同时，有机污染物的环境问题日益突显。有机污染物种类繁多、分布广泛，多数具有生物毒性、难降解性、生物累积性等特征，因此其环境风险较高、处理难度较大。利用微生物实施生物降解是去除有机污染物的主要途径，但生物降解的处理效果易受微生物活性的影响。如何有效调控微生物活性是提高有机污染物去除效率的关键。

20 世纪70 年代，科学家首次在海洋费氏弧菌（Vibrio fischeri）中发现了群体密度依赖性的生物发光现象，将其定义为群体感应（quorum sensing，QS）[1]。QS 是指微生物间通过合成、释放、识别和反馈可扩散的胞外化学信号分子（autoinducers，AI）来感知周边种群细胞密度，并调控基因表达以控制集体行为的机制[2]。在生物化学、遗传学和分子生物学等学科中，对革兰氏阴性菌的QS 系统已进行了大量研究[3]。近年来，由于QS 在调控微生物活性方面的重要作用，其在生物处理领域的应用受到了广泛关注[4–9]。

有机污染物的生物降解相关研究颇多，多侧重于解析降解路径和产物以及识别关键降解酶等，而对降解过程中调控微生物活性（降解酶合成、胞外物质分泌、菌群协作等）的机制关注不足。QS 是调控微生物活性的重要机制，其在污染物生物降解过程中的作用逐渐受到重视，国内外已有报道从生物膜形成、胞外物质分泌、微生物定殖等角度总结了QS 对污染物生物降解的促进作用[10–13]。笔者梳理近年来与革兰氏阴性菌QS 相关联的有机污染物生物降解研究，挖掘QS 调控在有机污染物生物降解修复方面的应用潜力，以期为推动有机污染物的生物治理提供新视角。

1 微生物群体感应概述

微生物利用不同结构的AI 分子进行种内和种间交流。如图1 所示，多数革兰氏阴性菌和阳性菌分别利用酰化高丝氨酸内酯类（acyl-homoserine lactones，AHLs）和自体诱导肽类（autoinducing peptides，AIPs）分子进行种内交流，而这2 类细菌共同利用AI-2 分子进行种间交流[14]。由于前期有关革兰氏阴性菌的研究积累较多，本文重点关注受高丝氨酸内酯类信号分子调控的群体感应（AHL-QS）系统。

图1 革兰氏阴性菌、阳性菌使用的主要信号分子结构Fig.1 Main signal molecular structures used by Gram-negative and Gram-positive bacteria

AHLs 分子由LuxI 合成酶生成，已知有超过150 种LuxI 合成酶的同系物基因[3]。AHLs 分子通常含有高丝氨酸内酯环（homoserine lactone，HSL）和1 个碳酰基链。生成的AHLs 被释放至胞外，其浓度与细胞密度相关。AHLs 可自由出入细胞膜，当细菌周边环境中AHLs 浓度超过一定阈值时，AHLs 与受体蛋白质LuxR 结合形成LuxR-AHL 复合体，复合体再与启动子发生作用，开启几十到数百个支撑不同生理活动的基因的转录。细菌的多种机能，如生物发光、胞外聚合物（EPS）合成、生物膜形成、降解酶合成、抗生素生成等，均受QS 调控[14-15]。

2 群体感应影响微生物降解机制

明确有机污染物降解菌受AHL-QS 调控，是探索AHL-QS 对降解过程影响机制的前提。当强化或抑制有机污染物降解菌的AHL-QS 系统时，降解菌的降解性能随之表现出增强或减弱，则降解菌的AHL-QS 系统很可能参与调控该有机污染物的降解过程。进一步地，在降解菌的AHL-QS 系统受到强化或抑制时，分析有机污染物降解率与降解酶相关基因表达、细胞功能等方面的变化关系，可揭示AHL-QS 对降解过程的影响机制，为实施基于AHL-QS调控的有机污染物降解率提升提供科学依据。

不同环境介质中广泛存在着受AHL-QS 系统调控且具有降解有机污染物能力的细菌。铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）是QS 模式菌，其典型菌株PAO1 在QS 调控下形成生物膜，合成分泌鼠李糖脂（生物表面活性剂）和降解酶等[16–18]。同时，Pseudomonas aeruginosa也是多环芳烃（PAHs）、石油烃等多种有机污染物的降解菌[19–22]。Huang 等[23]搜索基因组数据库发现，有超过11%的细菌兼具环羟化双加氧酶（RHD）基因和AHL/AI 合成基因；并从海洋沉积物、根际土壤、PAHs 污染土壤等介质中，分离了10 株能同时降解菲或芘和产生AHLs 的细菌。Chicca 等[24]自土壤中分离出BTEX（苯、甲苯、乙苯、二甲苯）降解菌PseudomonasputidaAQ8，当转入并表达可编码降解AHLs 的内酯酶基因pME6863 质粒（含有源自Bacillussp.240B1 的aiiA基因）破坏QS 系统时，AQ8 的BTEX 降解率由40%降至10%，由此明确AHL-QS 系统调控AQ8 对BTEX的降解过程。

表1 列举了受AHL-QS 调控的纯菌对有机污染物的降解研究。QS 调控主要从影响关键降解酶合成、生物膜形成和细胞表面特性、菌群结构维持等方面，调控细菌对有机污染物的降解过程（图2）。

图2 QS 调控机制示意Fig.2 Scheme for QS regulation mechanism

2.1 调控关键降解酶的合成

QS 系统通过调控细菌降解酶的合成控制有机污染物的降解过程。对于革兰氏阴性菌，当AHLQS 系统被激活时，细菌启动表达相关酶的基因。若此类酶在污染物降解过程中起催化作用，强化或抑制QS 系统则影响细菌降解代谢污染物的效率。Yong 等[25-26]利用Pseudomonas aeruginosaCGMCC 1.860 降解芳香族化合物时发现，强化QS 效应提高了对苯酚的降解率；而敲除CGMCC 1.860 的AHLs 合成酶基因rhlI，则使双加氧酶（C23O）的nahH基因表达大幅下调，致使CGMCC 1.860 降解率降低。同样，Gao 等[27]利用基因敲除技术破坏双酚A 降解菌Sphingonomassp.YK5 的QS 系统，使得细胞色素酶等与降解相关酶的基因表达水平显著下调，导致YK5 无法降解双酚A。

2.2 调控生物膜形成及细胞表面特性

生物膜介导的生物修复是去除环境污染物的重要方式[33]。研究表明，与浮游态微生物相比，生物膜对有机污染物的降解性能更优[28,34-35]。细菌受QS 调控合成分泌EPS 以形成生物膜，强化QS 效应可使细菌生成更多的EPS，更快地形成生物膜。环境中部分有机污染物的疏水性强，易被固体介质吸附而难与微生物发生作用。生物膜有利于促进疏水性有机污染物的溶解，提高其生物可利用性[35-36]。同时，生物膜还具有保护微生物应对不良环境条件冲击的作用，使菌群维持稳定活性[37]。

此外，QS 还控制着细菌生物表面活性剂的合成分泌。Pseudomonas aeruginosa受QS 调控合成鼠李糖脂，而鼠李糖脂作为生物表面活性剂在有机污染物修复过程中起到重要作用[16-17,19]。某些细菌QS 系统通过调控胞外活性物质的合成分泌，改变细胞表面的亲疏水性。Yu 等[30]利用分离自海洋性生物膜的AHL-QS 菌CroceicoccusnaphthovoransPQ-2，发现QS 系统通过调控PQ-2 的细胞表面疏水性，促进了PQ-2 与PAHs 晶体或PAHs 污染颗粒的附着性，强化了PQ-2 对PAHs 的降解；进一步研究发现，PQ-2中参与脂肪酸代谢的FadR 型转录调控因子通过控制合成AHLs 信号分子（脂肪酸衍生化合物）来促进其对PAHs 的降解[38]。Chen 等[31]利用Novosphingobium pentaromativoransUS6-1 及其QS 系统缺失突变体对PAHs 进行降解，发现US6-1 突变体可提高其细胞表面疏水性，导致对菲的降解率比US6-1 的更高。因此，US6-1 的QS 系统通过控制细胞表面疏水性影响了对菲的降解率。

2.3 调控菌群结构

对于微生物混合体系，扩大或维持降解菌的菌群丰度有助于提高污染物的降解率[39]。在水处理领域，报道QS 效应与菌群结构关联的研究较多。如Huang 等[40]向移动床生物膜反应器中投加C6-HSL和C8-HSL，发现在低温和室温（5 和25 ℃）条件下提高了反应器中QS 相关菌群丰度及对有机污染物和氨氮的降解能力。Gao 等[41]向活性污泥中添加多种AHLs，发现提高了氨氧化速率和氨单加氧酶基因（amoA）的表达，AHLs 在调控氨氧化菌群结构方面发挥了重要作用。需指出的是，在有机物的生物降解方面，氨氧化菌的共代谢降解起到关键作用[42-43]，然而鲜有研究考察QS 调控下氨氧化菌群对有机污染物的降解特征。Valle 等[44]向污泥体系中持续添加C6-HSL 和3OC6-HSL，维持了稳定的苯酚降解率，而对照组苯酚降解率则降至近零水平，AHLs 介导的基因表达在调控种群结构和功能方面起了关键作用。Al-Kharusi 等[45]向石油污染土壤中投加C12-HSL，发现显著增加了微生物的烷烃降解率，但并未引起微生物种群结构在属水平上的较大变化。

3 强化群体感应调控的方式

当明确了AHL-QS 系统影响细菌降解某种（类）有机污染物的机制时，可通过强化QS 调控促进有机污染物的降解率。表2 中列举了混合微生物体系中，强化QS 调控对其降解有机污染物的影响。

表2 强化AHL-QS 调控对混合微生物体系降解有机污染物的研究Table 2 Research on the biodegradation of organic pollutants by mixed cultures enhanced by AHL-QS regulation

3.1 投加外源性AHLs

AHLs 分子是触发革兰氏阴性菌QS 调控的核心因子，投加外源性AHLs 以提高细菌周边AHLs 浓度，可加快QS 效应以促进受QS 调控的基因的表达。针对有机污染物生物降解体系，向体系中添加AHLs 可促进启动阶段生物膜的快速形成，增强微生物对特定污染物的降解率。Mangwani 等[49]利用PAH 降解菌Pseudomonas aeruginosaN6P6 研究发现，添加2 mg/L 外源性3OC12-HSL 能有效维持N6P6 的生物膜活性，与未添加AHLs 的对照组相比，N6P6 对菲和芘的降解率分别由85.6%和47.56%提高至97.4%和54.39%。Wu 等[48]从EPS 中提取AHLs 活性物质，投加至处理氯霉素的微生物燃料电池系统，引入的AHLs 促进电极生物膜形成了平衡且多样的种群结构，维持稳定电流输出并显著加快氯霉素的降解。

不同革兰氏阴性菌合成和响应不同AHLs 分子，如PAO1 主要生成C4-HSL 和3OC12-HSL，而Vibrio fischeri则生成3OC6-HSL。当通过投加外源性AHLs 分子强化QS 效应时，需根据目标QS 菌或菌群的主要AHLs 分子类型选择使用相应的AHLs 分子试剂。此外，已知的QS 菌或混合体系中，AHLs 分子浓度约为ng/L 水平[50-51]，而引入外源性AHLs 时，需考虑环境损失而提高AHLs 分子浓度至µg/L～mg/L 水平。

3.2 引入QS 菌剂

投加的外源性AHLs 可能受环境因素或生物降解影响而损失[52]，与之相比，引入QS 菌剂，利用QS 菌向体系中持续释放AHLs，可强化QS 菌群间的交流。在固定床生物膜反应器中，投加QS 菌Sphingomonas rubra显著提高了系统内AHLs 浓度，促进了EPS 合成和生物膜形成，使系统长期维持稳定[53]。Sun 等[46]向处理氯苯的生物滤池中投加AHLs 分子或QS 菌剂，比较了2 种方式对强化QS效应的影响。结果表明，投加AHLs 分子对启动阶段的生物膜形成影响更大，而投加QS 菌剂则更有利于增加细菌菌群的多样性，2 种方式下氯苯的平均去除容量由未实施QS 强化时的50 g/(m3·h)分别提高至73 和77 g/(m3·h)。因此，尽管不同QS 强化方式对混合系统的影响作用不同，但均能有效促进污染物降解。

针对特定污染物，某些QS 菌虽无降解性能，但能通过产生生物膜等促进潜在降解菌的固定化、污染物的溶解释放（生物可利用性）等，间接提高污染物的生物降解率。Yoshida 等[54]发现PAO1 与Burkholderiasp.NK8 共培养可增加生物膜形成量，有利于更多NK8 的沉降固定，提高了NK8 对氯苯甲酸的降解率。Petrovich 等[55]发现，Pseudomonas aeruginosa能强化硝化细菌Nitrosomonas europaea形成生物膜，而2 种菌均受AHL-QS 调控[56]。直接投加QS 菌剂易造成分散现象，可利用载体对QS 菌剂实施封装或固定化。此外，生物炭可吸附AHLs[57]，有利于维持细胞活性和细胞聚集，增强细胞间的QS 交流，强化生物膜的形成[58]。

4 影响群体感应活性的环境因素

细菌存在于不同环境介质，其代谢活动受环境因素影响。对AHLs 分子的合成、释放和接收过程产生干扰，或是造成AHLs 分子结构被破坏的环境因素，均能对AHL-QS 活性产生不良影响，进而可能影响到受AHL-QS 调控的有机污染物降解率。阻碍QS 效应的过程被称为群体感应淬灭[59]。

4.1 pH、温度

AHLs 分子含有内酯环结构，其生物和化学稳定性较弱，易受pH 和温度的影响[60-61]。AHLs 可发生仅取决于环境pH 的水解反应，当pH 升高时，HSL 的开环反应随之增加；当pH 降至2 以下，被水解的HSL 可以修复[61]。pH 不仅影响AHLs 的稳定性，还影响细菌分泌AHLs。Wang 等[62]利用Pseudomonassp.HF-1 处理烟草废水，当初始阶段pH 控制为5.5 时，AHLs 分泌量显著升高并促进了HF-1 的快速定殖和形成生物膜。当环境温度升高时，HSL 的开环速率也随之增快，但酰基侧链越长时，AHLs 分子越稳定[61]。同时，环境温度变化可能引起细菌分泌AHL 种类和量的变化。Tait 等[63]检测弧菌在18、25 和30 ℃温度下产生的AHLs，部分弧菌当温度降低时分泌的AHLs 种类增加，当温度上升时分泌的AHLs 量减少。

4.2 微生物

为了在环境中获得竞争优势，部分细菌可通过合成酰基转移酶、内酯酶和氧化酶等，破坏其他共存细菌的AHLs 分子结构，阻碍QS 调控[64]。如源自PAO1 的PvdQ 酶[65]、Rhodococcus erythropolisW2的QsdA 酶[66]和Bacillus megaterium的细胞色素P450[67]，可分别作用于AHLs 分子的酰基、内酯环和碳链位置，使AHLs 结构改变而无法被其他QS 菌识别。同时，某些假单胞菌可利用AHLs 作为生长基质，如Pseudomonassp.PAI-A 和PAO-1 等能够以3OC12-HSL 等长链AHLs 分子为唯一能量来源[65]。一些分离自森林土壤根系的真菌，可通过内酯酶作用降解C6-HSL 和3OC6-HSL[68]；此外，在土壤和植物组织中分布广泛的部分酵母菌也具有破坏AHLs分子的能力[69]。一些由真核生物产生的化学分子如单宁酸、法尼醇等也具有群体感应淬灭效应[59]。目前有较多研究利用群体感应淬灭菌或试剂，对生物膜形成进行控制[70-72]。

4.3 其他

暴露于重金属或纳米颗粒物等污染物时，微生物QS 系统会受到影响[73]。Vega 等[74]发现，0.1～0.5 mmol/L 的Ni2+和Cd2+可导致Burkholderia multivorans（ATCC 17616）QS 相关基因（bmuIR）表达和附着生物膜量显著下降。Gómez-gómez 等[75]利用QS 模式菌Chromobacterium violaceum研究发现，纳米颗粒显著影响细菌QS 系统，其中氧化锌纳米颗粒主要破坏对AHLs 的感应和反馈，而二氧化钛和银的纳米颗粒则影响AHLs 的合成。此外，土壤矿物因其表面特性和多孔性，可吸附甚至催化降解AHLs 信号分子[76-77]；某些新污染物如全氟化合物等，在10µg/L 浓度条件下对Vibrio fischeri的QS 系统产生作用，改变其生物发光和膜通透性[78]。

5 结语与展望

梳理了近年来与QS 相关的有机污染物降解研究，重点分析了QS 在调控关键降解酶合成、细胞胞外物质分泌特性和微生物菌群结构等方面对提高有机污染物生物降解率的促进机制，介绍了通过投加外源性AHLs 和引入QS 菌剂对AHL-QS 调控的强化作用，总结了不同环境因素对QS 活性的影响特征，并对今后基于QS 调控的有机污染物生物降解研究提出如下展望。

（1）QS 为阐释有机污染物生物降解机制提供了新视角，同时也为调控微生物活性提供了一种策略。QS 调控微生物降解有机污染物已展现应用前景，现阶段研究多为实验室水平的机理探究，由实验室研究过渡到实际应用，需考虑如下问题：如何获得受QS 调控的高效降解菌，并明确其调控机制；如何高效可持续地强化QS 调控；如何规避环境因素对QS 的不良影响。

（2）在PAHs 及苯系物生物降解过程中，AHL-QS表现出的重要作用为调控微生物活性，进而强化土壤修复效果，提供了有价值的思路。然而，与已报道的降解菌和有机污染物种类相比，目前已知受QS 调控的有机污染物降解菌的数量和种类仍然较少。因此，可首先筛选出高效降解菌，再增设与QS 相关的筛选条件，从中筛选出QS 菌；此外，还需考察降解菌的QS 调控与有机污染物降解之间的相关性。

（3）实际环境中的有机污染物生物降解过程往往是多类型微生物协同参与的结果。现阶段对AHL-QS 体系以外其他种类信号分子的QS 调控研究偏少。另外，真菌[79]和古菌[80]同样具有QS 体系和有机污染物降解能力。理解不同类型的QS 调控在有机污染物降解过程中的作用机制，可为设计和实施生物降解处理方案提供科学依据。

（4）虽然多数研究均表明强化QS 调控有助于提高有机污染物降解率，但部分研究发现QS 调控可能对污染物降解产生负面影响[31]，这反映出QS 调控的重要性和复杂性。在有机污染物的生物降解过程中，QS 调控对不同微生物可能产生截然相反的效果。因此，只有深入理解QS 调控的影响机制，才能更合理地利用QS 调控策略来控制微生物活性，以实现更好的降解效果。