邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（DEHP）的细菌生物降解*

邱佳容 朱梦磊 张良清** 曾宪海 金玉凤 邓佳慧

（1）福州大学先进制造学院，晋江 362251；2）厦门大学能源学院，厦门 361102）

DEHP在环境中自然降解极其缓慢，属于典型的持久性有机污染物，常见的DEHP降解方法主要有物理法［6］、化学法［7］以及生物法［8］等。其中DEHP的生物降解法因具有降解效果好、安全无二次污染以及环境扰动小等特点而备受关注［9-10］。本文对DEHP 的污染以及危害、细菌生物降解现状、降解途径及分子机制等方面进行综述，并针对DEHP 生物降解目前还存在的问题进行总结和展望，为环境中DEHP有效生物降解提供参考。

1 DEHP的污染及危害

DEHP作为一种优良的增塑剂，在工业生产过程中广泛应用，DEHP与塑料及其制品的分子之间以氢键或范德华力相连，这种连接方式并不稳定，极易在使用过程中发生迁移从而进入空气、水体以及土壤中，引起环境污染。例如，董磊等［11］在对长江武汉段丰水期水体和沉积物中PAEs 进行检测时发现，水体中DEHP浓度范围为35.1~347.4 ng/L，沉积物中DEHP 的浓度范围为611.9~3 095.0 ng/g，且部分采样点DEHP的质量浓度已经超过了人体健康水质基准（饮水＋食用水生生物0.32 μg/L）。王欢等［12］在对松花江的表层沉积物进行检测时发现，DEHP浓度范围为4 808.4~18 909.5 ng/g。黄华鑫等［13］在对河南烟草种植土壤进行检测时，发现超过95%的土壤样品中被检测出来存在DEHP 污染，平均浓度0.131 mg/kg。Wei 等［14］在对长江三角洲地区的土壤和蔬菜样品检测时发现，样品中DEHP的浓度分别占总PAEs的88.3%和61.9%。Lü等［15］调查发现，全国各地的土壤普遍存在DEHP污染，其中广东、山东和湖北等地土壤中DEHP含量明显偏高。可见，DEHP污染在自然环境中普遍存在，给生态环境造成了威胁［16］。由于DEHP 还可以通过日常饮食、呼吸和皮肤接触等直接进入人体［17-18］。即便在极低的浓度下DEHP仍然会干扰人类和动物的内分泌系统，引发生殖系统毒性以及产生“三致”毒性（致突变、致畸、致癌）等，严重威胁人和动物健康［19-25］。

2 DEHP的细菌生物降解

2.1 单菌降解DEHP

目前已从垃圾填埋场、各种水体及沉积物、污水处理厂的活性污泥以及各类土壤等样品中分离出大量具有DEHP降解活性的细菌（表1），这些菌株主要来自红球菌属（Rhodococ）、戈登尼亚菌属（Gordonia）、不动杆菌属（Acinetobacter）和芽孢杆 菌 属（Bacillus） 等 菌 属［26-29］。不 同 菌 属 对DEHP的降解能力不同，即便菌属相同如菌株不同对DEHP 的降解能力也有所差异。红球菌（Rhodococcussp.PFS1） 和 赤 红 球 菌（Rhodococcus ruberYC-YT1）在3 d内能将100 mg/L DEHP 完全降解，它们的降解能力高于节杆菌（ArthrobacterC21）（51.4%） 和荧 光 假单胞菌（Pseudomonas fluoresencesFS1）（30%）［30-31］，食吡啶红球菌（Rhodococcus pyridinivoransXB）在2 d内 就 能 将200 mg/L DEHP 降 解98%［32］， 而Rhodococcussp.WJ4 需 要5 d 才 能 将200 mg/L DEHP降解96.4%［33］；能降解500 mg/L及以上浓度DEHP 的菌属包括伯克霍尔德氏菌属（Burkholderia）、 古 杜 尼 氏 菌 属（Gurduniu）、Rhodococcus、Gordonia、分 枝 菌 杆 菌 属（Mycolicibacterium）、Bacillus等［34-36］，其中，福茨分枝杆菌（Mycolicibacterium phocaicumRL-HY01）在3 d 内 可 将1 000 mg/L 的DEHP 完 全 降 解［37］，Gurduniu sp.Lff 在3 d 内 对2 000 mg/L 的DEHP 降解 率 达 到91.4%［38］。 大 部 分Rhodococcus和Gordonia菌属的菌株都可以降解含DEHP在内的多种PAEs， 其 中 菌 株Rhodococcussp.PFS1 和Rhodococcus ruberYC-YT1 分别能降解包括DEHP在内的11种和13种带有不同侧链的PAEs（包括邻苯二甲酸二丙酯（dipropyl phthalate，DPRP）、邻苯二甲酸二癸酯（didecyl phthalate，DDP）、邻苯二甲酸二壬酯（dinonyl phthalate，DNP）、邻苯二甲 酸 二 丙 烯 酯（dipropylene phthalate， DAP）等）［39-40］，具有这种广底物谱的菌株目前比较有限。此外，Gordonia、Bacillus、Mycolicibacterium等菌属的部分菌株还具有不同程度的耐盐性，其中菌株食烷烃戈登氏菌（Gordonia alaknivoransYC-RL2）可耐受高达12%的盐浓度［27］。有部分菌株还能够降解混合污染物，如Ren 等［41］从石油污染土壤样品中分离的Mycobacteriumsp.YC-RL4 在5 d 内可高效降解由DEHP、邻苯二甲酸二甲酯（dimethyl phthalate，DMP）、邻苯二甲酸二丁酯（dibutyl phthalate，DBP）、邻苯二甲酸二乙酯（diethyl phthalate， DEP） 和 邻 苯 二 甲 酸 二 环 己 酯（dicyclohexyl phthalate，DCHP）组成的混合污染物，其降解率均在90%以上。Zhang 等［36］从土壤样品中分离的莫海威芽孢杆菌（Bacillus mojavensisB1811）可对7 种PAEs 组成的混合污染物进行高效生物降解，4 d 内可完全降解 DEHP、DBP、邻苯二甲酸丁苄酯（butylbenzyl phthalate，BBP）、邻苯二甲酸二辛酯（dioctyl phthalate，DNOP）和邻苯二甲酸二戊酯（dipentyl phthalate，DPP），对DMP 和DEP 的降解率也分别达到了94.1%和57.1%。

Table 1 Comparison of DEHP degrading bacteria and degradation performance表1 DEHP降解细菌及降解性能比较

目前的研究主要集中于细菌对DEHP的生物降解，其pH 适应范围在5~9 之间，温度适应范围大部分为30°C左右，能适应极端pH和温度的菌株很少；虽然大部分菌株在较高底物浓度时表现出较强降解能力（降解率几乎大于90%），但是环境中DEHP 的浓度普遍偏低，而关于菌株对低浓度DEHP降解的研究较少，后期针对该问题进行研究将有助于对被DEHP污染的环境进行生物修复；大多数的菌株是不具有耐盐性或者耐盐性很差，耐盐性强的菌株在修复高盐度DEHP污染的环境方面具有很好的应用潜力。降解菌株的底物谱范围、降解速率、环境适应性等是反映其环境修复潜力的重要指标，但是同时具备多底物降解能力以及抵御逆境胁迫能力的高效降解菌株仅有少数，研究人员仍需从自然环境中分离筛选或人工改造获得更多性能优良的新降解菌以丰富菌株资源，为后续深入研究和实际应用提供保障。

2.2 菌群降解DEHP

DEHP 的完全降解需要不同的代谢基因和酶，有些菌株能单独完成整个降解过程，但有些菌株只能降解其中的一部分，还需要其他菌株的协同作用才能实现完全降解。混合菌株主要分为自然菌群和人工组合菌群两种。自然界中的细菌往往以菌群的形式存在，通过协同作用分解DEHP为自身生长提供能量，同时这也为筛选DEHP自然菌群提供了可能。如李静［44］从PAEs污染的活性污泥样品中分离的由菌株JM-1、J-1、J-11、KJ-1 和KJ-2 组成的菌群SD-1，72 h可将初始浓度为1 000 mg/L的DEHP降解约90%，其中KJ-1 和KJ-2 无法利用邻苯二甲酸（PA），JM-1 能降解PA 但速率较慢，在菌群SD-1 传代培养的菌群SD-P 中分离的PA 降解菌株PA-1 和PA-3 的共同作用下，菌群SD-1 可将DEHP完全降解。Shariati等［45］从湿地沉积物中分离出由菌株恶臭假单胞菌（Pseudomonas putidaShA）和Gordonia alkanivoransSh6 组成的菌群An6，该菌群在3 d 内可将初始浓度500 mg/L 的DEHP 降解97%，研究还发现这两种菌株降解DEHP时可能存在互补效应。Li 等［46］研究发现，主要由Gordoniasp.（54.93%）、Achromobactersp.（9.92%） 和Rhodococcussp.（8.47%）等7个科和7个属细菌组成的耐盐菌群LF在48 h内可将初始浓度1 000 mg/L的DEHP 降解93.48%。与自然菌群相比，人工组合的菌群研究相对较少，人工组合的菌群是由两种或两种以上来自不同样品中的菌株或菌群经人工按一定的配比组合而成的新菌群，如王天竹［47］将从土壤样品中分离的菌株TWZ-1 和TWZ-R1 与从活性污泥样品中分离的菌株TWZ-2 和TWZ-R2 组合成复合菌群TWZ，该菌群3 d 内可将初始浓度950 mg/L 的DEHP 降解98.04%，比单一菌株的降解效率（TWZ-1：93%；TWZ-R1：85.3%；TWZ-2：53%；TWZ-R2：87%）都要高。马永见［48］从垃圾堆积场的土壤中分离出3 株PAEs 降解菌株MJ1、MJ2 和MJ3，将其按照3∶2∶1 的比例复配，菌群可高效降解初始底物浓度为780 mg/L 的PAEs（DMP、DBP 和DEHP 各260 mg/L） 混 合 物，DMP、DBP 和DEHP 的降解率分别可达97.62%、94.29%和92.55%，且对PAEs 的降解速率大大加快，若要达到相似去除率单一菌株需要72 h而菌群仅需48 h，且菌群有较好的稳定性。

综上，无论是自然菌群还是人工组合菌群，在一定程度上均能克服单菌的代谢限制（如有些菌株只能将DEHP 降解成邻苯二甲酸（PA），无法进一步利用PA），弥补降解缺陷，还可通过协同作用提高降解效率。尽管菌群在降解DEHP方面与单菌降解相比存在很多优势，但是近年来相关研究报道不是很多，究其原因主要在于人工组合菌群不仅要考虑菌株在降解DEHP方面的协同作用，还要考虑其他方面是否存在协同作用甚至拮抗作用，以及各菌株适宜的生长条件等问题，且人工组合菌群往往是在实验室条件下开发的，当应用到自然环境中时会受多种因素影响而难以维持稳定，甚至因与土著微生物竞争处于劣势而被淘汰；虽然天然菌群菌株间相互适应且建立了一定的协作关系，环境适应性更强，更适合环境污染的修复，但是发现良好的组合菌群较为困难。

3 DEHP的生物降解途径及分子机制

DEHP在有氧或厌氧条件下均能被降解，有氧降解速率一般高于厌氧降解速率，目前的研究主要集中于DEHP 的有氧生物降解。DEHP 的生物降解过程主要分为两个阶段（图1）：a.DEHP 降解为PA；b.PA进一步降解为H2O和CO2。

Fig.1 Biodegradation pathway of DEHP图1 DEHP的生物降解途径

3.1 DEHP降解为PA

第一阶段DEHP 降解为PA，该阶段主要有以下两种降解途径。

在高中历史教学中，在运用史料进行教学时，教师还应该在运用教材史料的基础上进行适当的课外补充，从而丰富历史课堂教学内容。学生的史料阅读能力需要在高中历史教学中进行培养，从而帮助学生更好地理解史料知识。史料的形式很多，不仅有文字史料，还有图表史料等。文字史料是学生史料学习中较为困难的一部分，如果不能充分理解史料文字，就不能对史料进行正确理解，从而产生较大的误解。在培养学生史料阅读能力时，教师应该引导学生读史料，这是最基本的一个阶段。通过阅读简单理解史料的意思，之后再对史料进行阅读拓展；通过史料的适当运用，组织学生分析、理解史料，通过讨论帮助学生正确理解史料内容。

a.DEHP 通过酯键水解生成邻苯二甲酸单（2-乙基己基）酯（MEHP）和PA（图1 路径①）［49］。目前已报道了一些具有DEHP降解活性的酯酶，这些酶主要分为三类（表2），第一类酶只能水解DEHP 的一个酯键生成MEHP，目前参与该反应的酶相对比较多。Huang 等［50］从Gordoniasp.5F 中分离出的酯酶GoEst15（GenBank，MH507607）；Yan 等［51］从土壤宏基因组文库筛选到羧酸酯酶EstYZ5（GenBank，QWT77157.1）；徐友强等［52］从分散泛菌（Pantoea dispersaBJQ0007）分离的两种α/β水解酶（GenBank，GAY20-00820和GAY20-10025），其中GoEst15具有很广的底物谱，能够降解包含DEHP 在内的10 种PAEs（包括DPRP、邻苯二甲酸二异丁酯（diisobutyl phthalate，DIBP）、邻苯二甲酸二己酯（dihexyl phthalate，DHP）等）。第二类酶只能将MEHP 酯键水解生成PA，如Huang 等［50］从Gordoniasp.5F 中 分 离 的 酯 酶GoEstM1（GenBank，MH513611），Iwata 等［53］从Rhodococcussp.EG-5中分离的水解酶EG-5 MehpH（GenBank， LC094142） ， Nahurira 等［54］从Gordonia alkanivoransStrain YC-RL2 中 分 离 出MehpH水解酶（GenBank，AMJ52171）。第三类酶可以同时水解DEHP 的两个酯键，即对DEHP 和MEHP 都有水解活性。Qiu 等［55］从土壤宏基因组文库筛选到的一种酯酶EstJ6 （GenBank，MK037455），该酯酶能降解包括DEHP 和MEHP在内的12 种PAEs （包括邻苯二甲酸单甲酯（monomethyl phthalate，MMP）、邻苯二甲酸单乙酯（monoethyl phthalate，MEP）、邻苯二甲酸单丁酯（monobutyl phthalate，MBP）、邻苯二甲酸单己基酯（monohexyl phthalate，MHP）等）。以上酯酶均是由相应的酯酶基因编码，且均能降解两种及以上的PAEs 类底物。然而，目前已报道的第三类酶还是非常有限，要实现DEHP 到PA 的降解一般需要第一类酶和第二类酶的共同参与。因此，可以通过对第一类酶和第二类酶进行共表达来实现。例如，Huang 等［50］通过构建双酶系统同时表达GoEst15 和GoEstM1 这两个酯酶，从而实现对DEHP 到PA 的降解。当然，还可以通过对第一类酶或者第二类酶进行分子改造来实现对DEHP 到PA 的降解。此外，考虑到目前报道的DEHP 酯键水解酶大部分来源于可培养微生物，只有少部分来源于宏基因组文库，因此，后期还可以通过宏基因组技术挖掘环境中尚未开发的资源以期获得具有新颖活性的DEHP 降解酶，从而实现对DEHP 到PA的降解。

Table 2 Comparison of DEHP ester bond hydrolase and its degradation performance表2 DEHP酯键水解酶及降解性能比较

b.DEHP 侧链β 氧化、转酯化和脱脂化（图1途径②），菌株通过β 氧化反应依次移除两个侧链上的乙基，生成中间产物DBP、DBP 和DEP 等，之后DEP 通过脱脂化或转酯化反应生成PA。研究表明，杏仁假单胞菌（Pseudomonas amygdaliASLT-13）、铜绿假单孢菌（Cupriavidus oxalaticusE3）和Bacillussp.SAS-7 等菌株都是通过β 氧化、转酯化和脱脂化降解途径起始DEHP 降解生成PA［56-58］，但是参与该降解途径的相关基因和酶的研 究 报 道 却 很 少。 Wright 等［59］通 过 对Mycobacteriumsp.DBP42参与塑化剂降解的基因组进行注释分析，结果表明，单加氧酶基因在DEHP的强烈诱导下表达，DEHP酯侧链在单加氧酶的作用下发生羟基化反应进入β氧化途径。

有研究还发现，部分菌株可同时通过酯键水解和β 氧化将DEHP 降解成PA，如在分析菌株Rhodococcus pyridinivoransXB 对DEHP 的 降解时，在其产物中检测到了DBP、PA 和2-乙基己醇，这就意味着菌株XB 对DEHP 的生物降解可能包含两种途径：第一种途径是通过酯键水解途径生成中间产物PA 和2-乙基己醇，第二种途径是通过β 氧化降解途径生成中间产物DBP［32］。

3.2 PA进一步降解为H2O和CO2

PA 在有氧或厌氧条件下都能被降解，最常见的降解途径有两种，分别是PA 先转化成中间产物原儿茶酸（PCA）之后进一步降解实现完全矿化（简称PA 的原儿茶酸降解途径）和PA 先转化为苯甲酸（BA）然后完全降解（简称PA的苯甲酸代谢途径）。此外，还有其他降解途径，如PA先转化成中间产物龙胆酸（gentian acid）进而完全降解（简称PA的龙胆酸降解途径）和PA先转化成邻苯二甲酰辅酶A（phthaloyl CoA）之后进一步降解（简称PA的邻苯二甲酰辅酶A降解途径）。

3.2.1 PA的原儿茶酸降解途径

PA 转化成PCA 阶段可由革兰氏阴性菌（G+）和革兰氏阳性菌（G-）分别独立完成。革兰氏阳性菌（G+）通过pht基因簇编码的相关酶将PA降解成PCA（图1 途径③（G+））。该途径首先是PA 在phtAaAbAcAd编码的邻苯二甲酸3,4-双加氧酶复合体作用下生成顺-3,4-二羟-3,4-二氢邻苯二甲酸（cis-3,4-dihydroxy-3,4-dihydrophthalate），其次在phtB编码的3,4-二羟基-3,4-二氢邻苯二甲酸脱氢酶的作用下脱氢生成3,4-二羟基邻苯二甲酸（3,4-dihydroxyphthalate），最后在phtC编码的3,4-二羟基邻苯二甲酸脱羧酶的作用下生成原儿茶酸［60］。最早关于pht基因簇的报道是在菌株克氏节杆菌（Arthrobacter keyseri12B）的130 kb 质粒中被发现，其在质粒中的排列序列为phtBAaAbAdCR［61］。在之后的研究中也发现了类似的基因簇，如Rhodococcussp.HS-D2 和河假关节杆菌（Pseudarthrobacter defluviiE5） 中 分 别 以phtCAdAcBAbAa和phtBAaAbAuAcAdCR方式排列的基因簇［59，62］。而范巴氏分枝杆菌（Mycobacterium vanbaaleniiPYR-1） 的 整 个 基 因 簇 以phtRAaAbBAcAd形式存在，由于缺少编码3,4-二羟基邻苯二甲酸脱羧酶的基因phtC，导致不能催化3,4-二羟基邻苯二甲酸生成PCA［63］。革兰氏阴性菌（G-）是通过pht基因簇或oph基因簇编码的相关酶将PA降解成PCA（图1途径④（G-））。该途径首先是PA在pht2和pht3或ophA1和ophA2编码的4,5-邻苯二甲酸双加氧酶还原酶和4,5-邻苯二甲酸双加氧酶的作用下生成顺-4,5-二羟-4,5-二氢邻苯二甲酸酯（cis-4,5-dihydroxy-4,5-dihydrophthalate）。其次在pht4或ophB编码的顺-4,5-二羟-4,5-二氢邻苯二甲酸脱氢酶的作用下生成4,5-二羟基邻苯二甲酸（4,5-dihydroxyphthalate），最后在pht5或ophCD编码的4,5-二羟基邻苯二甲酸脱羧酶的作用下生成PCA［64］。基因簇pht在革兰氏阴性菌Pseudomonas putidaNMH102-2 的PA 降解基因中被鉴定出来，以pht12345形式排列［65］。基因簇oph在革兰氏阴性菌伯克霍尔德菌（Burkholderia cepaciaDBO1）的PA降解相关基因中被鉴定出来，以ophA1DCA2B形式排列［66］。

PCA 通过内二醇环裂解或外二醇环裂解进一步分解成小分子有机酸，最后通过三羧酸（TCA）彻底降解为H2O和CO2。PCA的内二醇环裂解是在pca基因簇编码的相关酶催化下进行的（图1 途径⑤）。该途径首先是PCA在pcaGH编码的原儿茶酸3,4-双加氧酶的作用下内环裂解生成3-羧基粘康酸（3-carboxymuconate），其次在pcaB编码的3-羧基粘康酸环异构酶作用下生成3-氧代己二酸酯烯醇（3-oxoadipateenol lactone），然后在pcaD或pcaL编码的3-氧代己二酸酯烯醇内酯酶的作用下生成3-氧代己二酸（3-ketoadipate）（又称β 酮己二酸），之后在pcaIJ编码的3-氧代己二酸辅酶A 转移酶的作用下氧化成3-氧代己二酰辅酶A（3-ketoadipay-CoA），最后在pcaF编码的3-氧代己二酰辅酶A硫解酶的作用下生成琥珀酸（succinic acid）和乙酰辅酶A（acetyl-CoA），最终进入TCA 循环完全降解［28，32，34，37］。如 菌 株Gordoniasp.YC-JH1 中 的PCA 降 解 基 因 簇pcaGHBLIJF［60］， 菌 株Rhodococcus pyridinovoransDNHP-S2 中 的PCA 降解基因簇pcaBLIJCHG［26］。PCA 的外二醇环裂解是在pcm基因簇编码的相关酶催化下进行的（图1途径⑥）。该途径首先是PCA 在pcmA编码的原儿茶酸4,5-双加氧酶的作用下外环裂解生成4-羧-2-羟基粘康酸半醛（4-caboxy-2-hydroxymuconic），其次在pcmB编码的2-羟基-4-羧基粘康酸半醛脱氢酶的作用下生成2-吡喃酮-4,6-二羧酸（2-pyrone-4,6-dicarboxylic acid），之后在pcmC编码的2-吡喃酮-4,6-二羧酸水解酶和pcmD编码的4-草酰甲酸水合酶的共同作用下生成4-氧代柠檬酸（4-oxalocitramalate），接着在pcmE编码的4-草酰柠檬酸醛缩酶的作用下分解成草酰乙酸（oxaloacetic acid）和丙酮酸（pyruvic acid），最终通过TCA 循环完全降解。

3.2.2 PA的苯甲酸降解途径

PA降解过程中产生的BA最先被认定为厌氧代谢的中间体，大量的研究表明，PA 在有氧或厌氧条件下都可以生成BA进而进一步降解［67-68］。有氧条件下PA 在琥珀酰辅酶A 转移酶的催化下脱羧生成BA［69-70］。BA 在ben基因簇和cat基因簇编码的相关酶作用下进一步分解生成小分子有机酸，最后通过TCA 彻底降解（图1 途径⑦）。该途径首先BA 在benAB编码的苯甲酸1,2-双加氧酶和benC编码的苯甲酸1,2-双加氧酶还原酶的作用下生成顺式-1,2-二羟基环己-3,5-二烯-1-羧酸酯（cis-1,2-dihydroxy cyclohexa-3,5-diene-1-carboxylate），然后在benD编码的二羟基环己二烯羧酸脱氢酶作用下降解为儿茶酚（catechol），儿茶酚在catA编码的儿茶酚1,2-二加氧酶、catB编码的黏液酸环异构酶和catC编码的粘康酸内酯δ-异构酶的共同作用下生成3-氧代己二酸酯烯醇（3-oxoadipateenol-lactone），之后进一步将3-氧代己二酸酯烯醇分解成小分子有机酸（其过程与PCA 的pcaD/pcaL/pcaI/pcaJ/pcaF参与的代谢相同），最后通过TCA 循环完全降解［35］。如菌株嗜盐单胞菌属（Halomonassp.ATBC28） 中 的benBAKDC和catACB［59］和 菌 株Pseudarthrobacter defluviiE5 中 的benKRABCDE和catABC基因簇，其中benE和benK编码转运蛋白，benR编码转录调节因子［69］。BA 可以在有氧条件下经兼性厌氧菌的作用转化成PCA（图1途径⑧），之后通过PCA 降解途径进入TCA 循环，实现完全降解。BA也可以先转化成龙胆酸，然后进入β-酮己二酸降解途径（图1途径⑨），最终通过TCA循环完全降解［59］。

3.2.3 PA的其他降解途径

PA 的龙胆酸降解途径如图1 途径⑩所示，首先PA先转化成水杨酸（salicylic acid）再转化成龙胆酸，之后龙胆酸转化成β-酮己二酸，进入β-酮己二酸降解途径，最终通过TCA 循环完全降解［37］。在PAEs 生物降解过程中已经确定了水杨酸和龙胆酸，但在PAEs 降解细菌中，对β-酮己二酸途径的龙胆酸分支的完整代谢途径和相关分子机制的认识不足。

PA的邻苯二甲酰辅酶A降解途径是PA厌氧降解途径。首先PA在厌氧细菌的作用下将PA转化为邻苯二甲酰辅酶A，然后进行脱羧形成苯甲酰辅酶A，最终进入苯甲酰辅酶A 降解途径完全降解［71-73］。Junghare 等［74］通过分析厌氧菌株固氮弧菌（Azoarcussp.PA01T）的基因组信息发现，PA厌氧降解的基因簇包括编码周质结合蛋白的so0456基因、III型辅酶A转移酶亚基的phtSa基因、III型辅酶A 转移酶亚基phtSb基因、邻苯二甲酰辅酶A脱羧酶的phtDa基因、类Ubix脱羧酶的phtDb基因等，进一步揭示了PA 厌氧降解的分子机制。同样在卤代苯甲酸盐降解细菌（Thauera chlorobenzoica3CB-1）［72］和伊氏固氮（Azoarcus evansiiKB740）［75］等菌株中鉴定出编码相关酶的类似基因簇。

综上所述，在有氧或厌氧条件下DEHP都能通过相关的代谢途径实现完全降解。由DEHP 到PA的起始降解主要是酯键水解和侧链β 氧化两种途径，其中酯键水解途径的相关研究比较多，已经鉴定出了一些相关的基因和酶，但是对于侧链β氧化的研究仍然比较少；而关于PA 的彻底降解，研究最为透彻的则是PA的PCA降解途径，该降解途径涉及的酶以及编码相关酶的基因簇有较为系统的研究。近年来随着高通量测序技术、基因组学和转录组学注释分析等现代分子生物学技术的应用，DEHP降解过程中涉及的酶以及编码相关酶的基因被不断地鉴定出来，但仍需要对这些新基因进行全面的序列分析以及降解酶功能的验证。

4 总结及展望

DEHP由于其良好的性能作为增塑剂被长期大量生产使用，近年也暴露出了很多由DEHP引发的环境污染问题，并且DEHP会通过食物链进入生物体内，进而危害人类健康和生态环境。生物法降解环境中的DEHP 具有良好的环境效益而备受关注，近年来从各类环境中分离出了不少具有DEHP降解活性的菌株，并对菌株进行了表征和降解性能验证。通过对菌株研究和降解过程中间产物的分析，鉴定出了多种DEHP降解途径，第一阶段DEHP通过酯键水解和β 氧化方式转化成PA，第二阶段PA通过原儿茶酸途径、苯甲酸代谢途径和龙胆酸途径等进入三羧酸循环最终实现完全降解。随着现代分子生物学技术的应用，DEHP降解过程中参与的酶以及编码酶的相关基因被陆续鉴定出来，降解过程以及分子作用机制被不断解读和完善。随着研究的深入，关于DEHP的生物降解途径将被更加系统和完整的解析，以便使菌株走出实验室解决DEHP的实际污染问题。

针对目前DEHP生物降解研究中仍存在的问题提出展望：a.DEHP的生物降解前期的研究主要集中于对降解菌的驯化筛选以及降解特性的分析，对于降解功能基因的研究还不够深入，因此在筛选菌株丰富菌株资源的同时应加大对降解菌株功能基因的研究；b.目前虽然已报道了多种DEHP的生物降解途径，但是关于DEHP 的侧链β 氧化和PA 的厌氧降解途径的分子机制研究较少，作用机理尚不明晰，在之后的研究中可以针对这些特定降解途径的菌株从基因层面揭示其降解机理；c.已报道的具有DEHP降解活性的酶非常有限，且大多数来源于可培养微生物，而环境中极大部分的微生物是不可培养，这也就意味着还有巨大的遗传资源尚未得到开发利用，后期可利用宏基因组技术挖掘环境中所有的遗传资源以期获得更多新型的DEHP 降解酶；d.DEHP 生物降解的研究大多还停留在实验室阶段，极少有研究者应用到实际环境污染修复中，考虑到实验室与实际环境的差异较大，如何将实验室所取得的研究成果应用于自然环境下DEHP污染的修复，解决实际问题是研究者们需要进一步思考和解决的问题。