一株聯苯基質篩選菌的生理及多氯聯苯降解特性

胡　星，杜麗婷，王　斐，白曉慶，劉雪嵐，楊　陽

（上海大學環(huán)境與化學工程學院，上海200444）

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一株聯苯基質篩選菌的生理及多氯聯苯降解特性

胡星，杜麗婷，王斐，白曉慶，劉雪嵐，楊陽

（上海大學環(huán)境與化學工程學院，上海200444）

摘要：以聯苯為唯一的碳源和能源，從未被多氯聯苯（polychlorinated biphenyls，PCBs）污染的土壤中篩選、分離出一株生長狀況良好的菌株SYC01.分子生物學、生理鑒定結果表明：SYC01為革蘭氏陰性、桿狀、有鞭毛、能進行趨利避害運動的菌株，屬于假單胞菌屬；重金屬對SYC01的生長多為不利影響，且影響排序為Cu2+?Cd3+/Cr3+/Pb2+＞Fe3+；SYC01對PCB77和PCB52的去除以生物降解為主，降解率分別為34%和68%，是一株能降解高氯代PCBs、高抗毒、降解譜寬的高效降解菌，有原位修復PCBs污染土壤的應用潛力.

關鍵詞：多氯聯苯；生物降解；聯苯；菌株SYC01

多氯聯苯（polychlorinated biphenyls，PCBs）是一簇在聯苯的雙環(huán)上有1～10個取代氯原子的化合物的統(tǒng)稱，理論上共有209個同類物和10種同分異構體.由于具有耐酸堿性、抗氧化性、無金屬腐蝕性、耐熱性、低可燃性、電絕緣性等優(yōu)良的理化性質，PCBs曾作為一種理想的阻燃劑、添加劑、絕緣油、熱載體等，被廣泛應用于與人類生產生活緊密相關的塑料制品、油漆、復印紙、變壓器、電容器、熱交換器等商品之中［1］.

然而，“油癥”——1968年日本“米糠油事件”（20世紀世界八大公害事件之一）——首次將人們的關注點從PCBs的商業(yè)應用轉向對人類健康安全的影響上［2］.已有研究證明，PCBs是一種生物毒性物質，不僅會導致癌癥發(fā)生［3］，也會危害人體免疫、生殖、神經、內分泌等生命系統(tǒng)［2，4-5］.因此，PCBs已作為首批危害嚴重的持久性污染物列入了《斯德哥爾摩公約》，在世界范圍內停止生產.但經由生產事故、設備漏損，以及儲存管理不當等原因進入人類生存環(huán)境中的PCBs［1］，仍然威脅著人類健康和環(huán)境安全.例如，我國在“十·五”期間，對珠江三角洲、長江三角洲以及太湖流域等經濟發(fā)達地區(qū)的土壤進行了全面評估，均發(fā)現了PCBs的累積現象，并檢出了131種PCBs，其中15種PCBs的檢出率為100%，最高累積濃度可超過200μg/L［6］.這些能夠沿食物鏈傳遞、在高級生物體內富集的PCBs，是人們面臨的現實健康威脅.而對于這種大范圍的面源型污染，目前仍然缺乏有效的治理手段.

作為自然界中的一員，微生物在環(huán)境物質循環(huán)中扮演著關鍵的角色.因此，以微生物為核心的降解技術是公認的成本低、無二次污染、環(huán)境友好的技術手段，且特別適合土壤及河底底泥中低濃度持久性有機污染物的原位修復［6］.不過，現已獲得的PCBs降解菌卻存在著降解高氯代PCBs能力差、抗毒能力低下、降解譜窄等缺陷.因此，仍需發(fā)現新的菌株，以克服并解決上述缺陷.

本工作以聯苯作為唯一的碳源和能源，從上海大學未被PCBs污染的綠化土壤中篩選、分離、純化、挑選出一株生長狀況良好的菌株，應用分子生物學和生理生化手段對其生命特性進行了研究，最后分析了菌株對PCBs的降解性能，以期實現該菌株的原位修復應用和實際推廣.

1　材料與方法

1.1土壤樣品

含有微生物的土壤樣品取自上海大學寶山校區(qū)綠化區(qū)，其中取樣點A生長的植物為三葉草，取樣點B為長葉綠草，取樣點C為小灌木.取樣時先沿垂直方向將土壤剖開，然后獲取適當的植物根系土壤.土壤樣品的取樣環(huán)境如圖1所示.根據資料記載，此次采樣環(huán)境歷史上并未遭受過PCBs的污染.

圖1土壤樣品的取樣環(huán)境Fig.1 Sampling environment of the soil samples

1.2主要試劑

PCB52和PCB77購自上海百靈威化學技術有限公司；13C-PCB141和13C-PCB208購自美國劍橋同位素實驗室；聯苯、正己烷、二氯甲烷、丙酮、無水硫酸鈉、中性氧化鋁（100～200目）購自上海國藥集團化學試劑有限公司（其中正己烷、二氯甲烷、丙酮需經重蒸處理后使用）；硅膠（80～100目）購自中國青島海洋化工廠；純水和去離子水由Milli-Q系統(tǒng)（Millipore公司）制取.

1.3培養(yǎng)基和緩沖溶液

液體合成培養(yǎng)基（liquid synthetic medium，SML）的配比為4.4 g/L K2HPO4+1.7 g/L KH2PO4+2.1 g/L NH4Cl+3.0 g/L NaCl+0.05 g/L酵母浸膏+10 mL基礎鹽溶液，其中基礎鹽溶液的配比為0.3 g/L CaCl·H2O+19.5 g/L MgSO4+5 g/L MnSO4·H2O+1 g/L FeSO4·H2O.為防止制備過程中產生沉淀，需待CaCl·H2O完全溶解后再加入其他物質.固體合成培養(yǎng)基（solid synthetic medium，SMS）和半固體合成培養(yǎng)基（semi solid synthetic medium，SMM）的配比是在SML的基礎上分別增加15 g或5 g瓊脂粉.

孟加拉紅培養(yǎng)基（rose bengal medium，MM）的配比為10 g/L蛋白胨+1 g/L KH2PO4+ 0.5 g/L MgSO4+15 g/L瓊脂粉+0.03 g/L孟加拉紅+0.1 g/L氯霉素.LB液體培養(yǎng)基（LB liquid medium，LBL）的配比為10 g/L蛋白胨+5 g/L酵母浸膏+10 g/L NaCl.LB固體培養(yǎng)基（LB solid medium，LBS）的配比是在LBL的基礎上增加15 g瓊脂粉.

磷酸鹽緩沖液（phosphate buffer saline，PBS）的配比為15.6 g/L K2HPO4+4.3 g/L KH2PO4，pH=7.2.

1.4菌株的篩選、分離、純化及挑選

稱取 0.5 g土壤樣品放于 50 mL無菌水中，200 r/min震蕩 30 min；吸取1 mL懸濁液于100 mL含0.1 mg/mL聯苯固體的SML中（聯苯為此培養(yǎng)基內唯一的碳源和能源），于28?C，150 r/min培養(yǎng)7 d；之后，吸取1 mL菌懸液于新的100 mL含聯苯的SML中，在相同條件下進行傳代培養(yǎng)，并重復3次.

將最后一次培養(yǎng)的傳代液梯度稀釋，取10-5稀釋倍數的溶液200μL涂布于LBS及MM平板上，于28?C培養(yǎng)2 d以進行菌株的分離.挑取形態(tài)不同的單菌落至LBS平板上進行純化.將3次純化后的純菌種保存在4?C LBS斜面上備用.

分別將純化后的菌株重懸于無菌水中，并涂布于含0.1 mg/mL聯苯的SMS上，于28?C培養(yǎng)2～3 d，從中挑選出利用聯苯生長良好的菌株作為后續(xù)實驗的菌種.

1.5菌株的生理分析

通過革蘭氏染色研究菌株的染色反應及個體形態(tài).在28?C，50 r/min的條件下，每2 h吸取4 mL菌懸液測定其OD600吸光度，繪制菌株的生長曲線.

用SMM平板研究菌株的運動能力及重金屬對其生長的影響.在平板中心分別加入200μL OD600=1的菌液：空白組只在右側加入0.1 g聯苯晶體，實驗組則在聯苯上再滴加20μL 0.05 mmol/L的重金屬溶液（重金屬溶液分別為CuSO4，K2Cr2O4，CdCl3，Pb（NO3）2和FeCl3）.所有平板在28?C下培養(yǎng)3 d.

1.6菌株的16S rRNA序列

提取菌株的基因組DNA，并進行PCR擴增反應.用于PCR擴增反應的正向引物為5’-AGAGTT TGATCCTG GCTCAG-3’（8～27 nt），反向引物為5’-AAGGAGGTGATCCAGCC-3’（1 541～1 557 nt）.擴增體系總體積為20μL，包含2μL 10×buffer，2μL 25 mmol/L MgCl2，1.5μL 10 mmol/L dNTP，1μL Taq酶，1μL模板，30 pmol/L正向和反向引物各1μL，10.5μL ddH2O.擴增條件如下：首先95?C，10 min；接著95?C，1 min，55?C，1 min，72?C，1 min，共30個循環(huán)；最后72?C，10 min，4?C下保存.

選取約1 500 bp的條帶，切膠、純化、回收后送至上海生工生物工程公司測序.利用Blast軟件將測得的序列與GenBank中已知的16S rDNA序列進行同源性比較，確定菌株的種屬.利用BioEdite 3.0和MEGA 6.0軟件，對相關菌株進行系統(tǒng)發(fā)育樹構建.

1.7菌株的降解能力

在LBL中將菌株培養(yǎng)至2/3對數期，于4?C下3 600 r/min離心5 min.棄上清，用pH=7.2的無菌PBS洗滌菌泥，再在上述條件下離心，重復2次.最后得到的菌泥再用無菌的PBS重懸，并調節(jié)OD600=1.

在10個玻璃瓶中均加入2 mg/L PCB的正己烷溶液.待正己烷揮發(fā)后，在4個活菌組中加入2 mL PBS菌懸液（OD600=1），在3個滅活組中則加入2 mL相同濃度的熱殺菌液，在3個空白組中則加入2 mL無菌PBS溶液.PCB52和PCB77的最終濃度分別為0.1和0.5μg/mL.

PCBs的分析測定法參見文獻［7］.用內標法確定PCBs的濃度，每次測樣前需繪制標準曲線.為保證數據可靠性，進行了回收率實驗.結果表明，回收率為80%～110%，證明本方法可靠.

PCBs降解率η的計算方法如下：

式中，CC和CE分別為對照組和實驗組液體中PCBs的濃度（μg/mL）.

2　結果與討論

2.1菌株的獲得

2.1.1菌株的篩選

由于聯苯是PCBs的基本骨架，因此以聯苯作為唯一的碳源和能源來篩選能降解PCBs的菌株.

由圖2可見，4次傳代培養(yǎng)液均呈現出不同程度的混濁，因此從采樣點A，B和C獲得的土壤樣品中，均能培養(yǎng)出以聯苯為唯一基質生長的菌株.但是，傳代培養(yǎng)液的顏色變化卻顯著不同，采樣點B，C的規(guī)律不明顯，而采樣點A出現了“白色—淺棕色—暗棕色—深棕色”的明顯變化規(guī)律.這說明隨著傳代培養(yǎng)的進行，采樣點A中適應聯苯環(huán)境的微生物大量存活，相應的代謝物累積于培養(yǎng)液中，使得其顏色逐步加深，同時也喻示著采樣點A篩選出的菌株有別于其他兩個采樣點.

圖2菌株篩選的傳代培養(yǎng)Fig.2 Assage experiment of strain screening

2.1.2菌株的分離純化及挑選

吸取采樣點A最后一次傳代培養(yǎng)的菌懸液，分別涂布于LBS和MM平板上，獲得了多種不同菌落形態(tài)的菌株.

由圖3可見，采樣點A獲得的傳代菌液是不同種類菌株的混合物.在LBS平板上，存在淺黃、淺紅和乳白色3種圓形菌落，即獲得了至少3種類型的細菌；在MM平板上，存在玫紅、淺紅、淺紅白心、淺紅同心圓4種圓形菌落，即獲得了至少4種類型的細菌.這些菌株或者是能夠以聯苯為唯一碳源和能源生長，或者是能夠以其他菌株降解聯苯后的代謝物生長的微生物.

圖3菌株的平板分離Fig.3 Plate experiment of strain isolating

當把純菌種涂布于含聯苯的SMS平板上后，發(fā)現了3株生長良好的菌株，表明這3株菌株擁有完整的聯苯降解基因（bphABCDEFG）［1］，能獨立利用聯苯作為唯一的生長基質.因此，選取其中一株生長迅速、菌落最大的細菌為進一步的研究對象，并命名為SYC01.

2.2菌株的分析

2.2.1菌株的生理

在LBS平板上，SYC01的菌落呈現扁平、未突起、邊緣規(guī)則的圓形，整個菌落顯得較為濕潤，易被接種環(huán)挑起.革蘭氏染色結果為紅色，表明SYC01是一株革蘭氏陰性菌.在顯微鏡下，SYC01的個體形態(tài)顯示為桿狀.

在LBL中，SYC01的適應期為6 h左右，6～30 h為對數生長期，在30 h后到達了穩(wěn)定期.SYC01的2/3對數期的時間約為20 h，此時絕大多數菌株的生長最為旺盛、性能最為穩(wěn)定，適用于降解實驗.

圖4 SYC01的運動及抗重金屬影響的能力Fig.4 Moving ability and heavy metal resistance of SYC01

2.2.2菌株的運動及抗重金屬影響

由圖4可見，在空白組平板上，大范圍的SMM培養(yǎng)基變得渾濁，且混濁程度較高，表明SYC01不僅能在以聯苯為唯一基質的環(huán)境中生長良好，還能利用其鞭毛在半固體培養(yǎng)基中進行擴散.該運動能力有助于菌株在實際環(huán)境中趨利避害，成為生存競爭的“優(yōu)勝者”.

與空白組相比，實驗組中大多數重金屬對SYC01的生長均有一定的負面影響.Cu2+嚴重抑制了SYC01的生長，在SMM中只觀察到少許的渾濁；Cd3+，Cr3+和Pb2+對SYC01的生長也有抑制，但是抑制程度弱于前一組，在SMM中均有一定量的SYC01生長；Fe3+對SYC01的生長幾乎沒有影響，SMM中的濁度及擴散程度與空白組相似.因此，各重金屬對SYC01生長的不利影響排序為Cu2+?Cd3+/Cr3+/Pb2+＞Fe3+.這意味著當 SYC01應用于實際土壤中時，Cu2+的存在將嚴重削弱 SYC01的生長，并影響其降解PCBs的效果；但對于土壤中最常見的Cd3+，Cr3+和Pb2+，SYC01卻具有較強的抗影響能力.

2.2.3菌株的16S rRNA序列

通過對SYC01基因組DNA的提取，以及PCR擴增反應，得到了SYC01的16S rDNA序列，Genbank登錄號為KT266904.

在NCBI中利用Blast軟件將SYC01的序列與GenBank中已知的16S rDNA序列進行了同源性比較.在查詢覆蓋率為100%的情況下，SYC01與十余種已登錄的細菌的基因相似度為99%，且這些已登錄的細菌均為假單胞菌屬菌株.因此，可以推斷SYC01是變形菌門、假單胞菌目、假單胞菌屬中的細菌.

2.2.4菌株的系統(tǒng)發(fā)育樹

以16S rDNA為基礎，構建了SYC01與PCBs降解菌的發(fā)育樹（見圖5）.可見，SYC01與ZIB-LLI的親源最近.因此，SYC01很可能是一株惡臭假單胞菌，但這有待將來通過雜交分析進一步確定.然而，SYC01菌株與其他PCBs降解菌TMU56，CH07，KF707，LY402，M5和HC3在親源上都有一些差別［6，8-10］，尤其與W-02的差別巨大［11］.這表明SYC01是一株有特殊進化途徑的菌株.

圖5通過16S rDNA構建的系統(tǒng)發(fā)育樹Fig.5 Phylogenetic tree constructed by 16S rDNA

2.3菌株的PCBs降解性能

2.3.1菌株對PCBs的降解能力

通過對實驗前后氣相色譜（gas chromatography，GC）、回收率指示物13C-PCB141以及內標13C-PCB208響應值和相對響應值的分析計算，得到了各組PCBs的濃度（見圖6）.在實驗過程中，3個空白組樣品始終清澈透明，活菌組與滅活組在濁度上區(qū)別明顯.

（1）菌株對PCB52的降解.

經計算發(fā)現，空白組中有19%損失率，說明在樣品的揮發(fā)及GC預處理過程中造成了PCB52的損失.以空白組為對照，滅活組和活菌組的降解率分別為17%和68%，表明在SYC01的死細胞中，某些脂類和蛋白質具有降解或吸附PCB52的能力.而活菌組與滅活組的降解率差別巨大，表明SYC01活菌株確實具有對PCB52的降解能力.由此可知，SYC01在PCB52的降解過程中以生物降解為主.

唐偉［12］從被PCBs污染過的蕭山和溫嶺土壤中獲得了2株高效降解PCBs的菌株T29（Bacillus sp.）和W5（Corynebacterium sp.）.它們對PCB52的降解率分別為38%和40%；而SYC01對PCB52的降解率為68%，表明SYC01也是高效的PCBs降解菌.

此外，在6～10氯代PCBs的厭氧降解中，間位氯的脫除最為容易，其次是對位，最后是鄰位，因此容易形成鄰位氯取代PCBs的大量富集［13］.由于SYC01對鄰位氯具有高效降解能力，表明其具有應用于PCBs厭氧還原/好氧氧化協(xié)同降解中復合菌團的潛力.

圖6反應體系中PCB52和PCB77的濃度Fig.6 Concerntrations of PCB52 and PCB77 in the reaction systems

在1～6氯代PCBs的好氧降解中，大部分菌株僅局限于降解低于4氯取代的PCBs［14］，且有兩個氯原子在鄰位（一個苯環(huán)上有兩個鄰位氯或兩個苯環(huán)上各有一個鄰位氯）的PCBs很難被降解［15］.SYC01對PCB52的降解結果表明，該菌株具有降解高氯代和難降解PCBs的能力.

（2）菌株對PCB77的降解.

類似于PCB52的計算，本研究發(fā)現PCB77空白組中也有16%損失率，與PCB52差別不大，應是由相同原因造成的.以空白組為對照，滅活組及活菌組的降解率分別為9%和34%，表明在SYC01的死細胞中仍然存在與PCB77作用的物質，且在PCB77的降解過程中仍以生物降解為主.

De等［9］從印度東海岸海水中篩選出一株高效的PCBs降解菌CH07（Pseudomonas sp.）.該菌株對PCB77的降解率為40%.在本研究中，SYC01對PCB77的降解率為34%，表明SYC01也是高效的PCBs降解菌.

由于PCB77是共平面結構分子，屬于毒性最強的PCBs類型，而SYC01對其也有較強的降解能力，表明SYC01具有抗高毒性PCBs的能力.

2.3.2菌株降解PCBs的基因

目前，PCBs的好氧降解被認為是共代謝過程，因此聯苯的降解基因和降解酶在菌株降解能力的表現中扮演了非常重要的角色.Furukawa等［16］從假單胞菌KF707中解讀出了降解聯苯和多氯聯苯的基因簇bphA（A1A2A3A4），bphB，bphC和bphD.這些基因都線性地串聯在一起，由同一操縱子ORF0進行調控.由這些基因編碼的降解酶中，對菌株好氧生物降解性能影響最大的是降解途徑中的第一個酶，即聯苯雙加氧酶（bphA），其α和β亞基（bphA1和bphA2）對底物的識別、結合和選擇性都非常重要，是影響bphA降解性能的關鍵因素［1］.

雖然SYC01和KF707同屬假單胞菌屬，具有很高的親源性（見圖5），但它們的降解能力相差懸殊，后者對PCB52的降解率只有9%，去除能力低下［17］.Suenaga等［18］探究了這個現象，對KF707的bphA中335，376和377處的氨基酸進行了定點突變，將它們由異亮氨酸、蘇氨酸和苯丙氨酸分別改變?yōu)榱涟彼?、苯丙氨酸和天冬酰胺，從而提高了菌株降解PCB52的能力.該結果喻示了SYC01擁有特殊的基因，天然具備了高效降解PCB52的能力.

此外，盡管KF707的bphA是雙對位氯取代PCB15的超級酶轉化［19］，但KF707卻不能轉化也有雙對位氯取代的PCB77［17］.對另一株假單胞菌TMU56（Pseudomonas aeruginosa）的研究表明，該菌株也不能降解PCB77，卻能降解PCB52［8］.由于SYC01既能降解PCB52，又能降解PCB77，可以表明由降解基因編碼的bphA具有識別以及結合廣泛的PCBs的能力，從而使得SYC01具有降解譜寬的特點.這對菌株未來的理論或應用研究均更具意義.

綜上所述，SYC01是一株降解性能優(yōu)良的菌株，對于將來實際應用于PCBs污染土壤原位修復頗具潛力.

3　結論

本研究從未經PCBs污染地區(qū)的土壤中，篩選出了一株有潛力應用于PCBs污染土壤原位修復的菌株SYC01，經研究得到如下結論.

（1）SYC01能以聯苯為唯一的碳源和能源生長.

（2）SYC01屬于假單胞菌屬，為革蘭氏陰性桿菌，有鞭毛，能運動.不同重金屬對SYC01的影響程度不同，并且多為不利影響，影響排序為Cu2+?Cd3+/Cr3+/Pb2+＞Fe3+.

（3）SYC01對于PCB52和PCB77的降解率分別為68%和34%，是一株能降解高氯代PCBs、高抗毒、降解譜寬的高效降解菌.

致謝感謝余應新教授、牛麗麗博士對本工作的大力支持！

參考文獻：

［1］PIEpER D H.Aerobic degradation of polychlorinated biphenyls［J］.Applied Microbiology and Biotechnology，2005，67：170-191.

［2］AOKI Y.Polychlorinated biphenyls，polychlorinated dibenzop-dioxins，and polychlorinated dibenzofurans as endocrine disrupters：what we have learned from Yusho disease［J］.Environmental Research，2001，86：2-11.

［3］MAYEs B，MCCONNELL E，NEAL B，et al.Comparative carcinogenicity in Sprague-Dawley rats of the polychlorinated biphenyl mixtures Aroclors 1016，1242，1254，and 1260［J］.Toxicology Sciences，1998，41：62-76.

［4］BORJA J，TALEON D M，AUREsENIA J，et al.Polychlorinated biphenyls and their biodegradation［J］.Process Biochemistry，2005，40：1999-2013.

［5］FAROON O，JONEs D，DE ROsA C.Effects of polychlorinated biphenyls on the nervous system［J］.Toxicology and Industrial Health，2001，16（7/8）：305-333.

［6］賈凌云.多氯聯苯降解菌的篩選及其降解性能研究［D］.大連：大連理工大學，2008：135.

［7］李琛，余應新，張東平，等.上海室內外灰塵中多氯聯苯及其人體暴露評估［J］.中國環(huán)境科學，2010，30：433-441.

［8］AsHRAFOsADAT H Z，SEYED A S，EbRAHIM V F，et al.Extensive biodegradation of highly chlorinated biphenyl and Aroclor 1242 by Pseudomonas aeruginosa TMU56 isolated from contaminated soils［J］.International Biodeterioration&Biodegradation，2009，63：788-794.

［9］DE J，RAMAIAH N，SARKAR A.Aerobic degradation of highly chlorinated polychlorobiphenyls by a marine bacterium，Pseudomonas CH07［J］.World Journal of Microbiology and Biotechnology，2006，22：1321-1327.

［10］崔靜嵐.多氯聯苯降解菌的篩選、降解特性研究及其應用［D］.杭州：浙江大學，2013：67.

［11］任昱宗.多氯聯苯降解菌的篩選、菌株性質研究及其活性酶性質分析［D］.上海：東華大學，2007：83.

［12］唐偉.高效多氯聯苯降解菌的篩選鑒定與降解性能研究［D］.杭州：浙江大學，2013：48.

［13］MALTsEVA O V，TsOI T V，QUENsEN J F.Degradation of anaerobic reductive dechlorination produets of Aroclor 1242 by four anaerobic bacteria［J］.Biodegradation，1999，10：363-371.

［14］王呈玉，孫玉成，曲迪，等.惡臭假單胞菌好氧降解高氯聯苯的蛋白質組分析［J］.環(huán)境科學學報，2012，32：2097-2103.

［15］ANYAsIL R O，ATAGANA H I.Biological remediation of polychlorinated biphenyls（PCB）in the environment by microorganisms and plants［J］.African Journal of Biotechnology，2011，10：18916-18928.

［16］FURUKAwA K，MIYAZAKI T.Cloning of a gene cluster encoding biphenyl and chlorobiphenyl degradation in Pseudomonas pseudoalealigenes［J］.Journal of Bacteriology，1986，166：392-398.

［17］GIbsON D T，CRUDEN D L，HADDOCK J D，et al.Oxidation of polychlorinated biphenyls by Pseudomonas sp.strain LB400 and Pseudomonas pseudoalcaligenes KF707［J］.Journal of Bacteriology，1993，175：4561-4564.

［18］SUENAGA H，WATANAbE T，SATO M，et al.Alteration of regiospecificity in biphenyl dioxygenase by active-site engineering［J］.Journal of Bacteriology，2002，184：3682-3688.

［19］ERICKsON B D，MONDELLO F J.Enhanced biodegradation of polychlorinated biphenyls after site-directed mutagenesis of a biphenyl dioxygenase gene［J］.Applied and Environmental Microbiology，1993，59：3858-3862.

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中圖分類號：X 703

文獻標志碼：A

文章編號：1007-2861（2016）02-0188-09

DOI：10.3969/j.issn.1007-2861.2016.01.003

收稿日期：2016-01-16

基金項目：上海市大學生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓練計劃資助項目（CXSJ-15-122）

通信作者：胡星（1969—），女，副教授，博士，研究方向為環(huán)境污染物的微生物治理.E-mail：xhu@shu.edu.cn

Physiological and PCB-degrading properties of strain screening form biphenyl substance

HU Xing，DU Liting，WANG Fei，BAI Xiaoqing，LIU Xuelan，YANG Yang
（School of Environmental and Chemical Engineering，Shanghai University，Shanghai 200444，China）

Abstract：A strain，SYC01，was isolated from polychlorinated biphenyls（PCBs）-uncontaminated soil using biphenyl as sole carbon and energy source.Molecular and physiological assays indicated that SYC01 belonged to Pseudomonas genus，with gram-negative and rods appearance.It could move by its flagellumto avoid being harmed and seek being benefited.Heavy metals had negative impacts on the growth of SYC01 with the effect orders Cu2+?Cd3+/Cr3+/Pb2+＞Fe3+.The biodegradation rate of PCB77 and PCB52 were 34%and 68%，respectively，suggesting that SYC01 was a high efficient degrader with high chlorinated PCBs degradation ability，high antitoxic capability and broad degradation spectrum.It can be used in in-situ bioremediation of PCBs-contaminated soils.

Key words：polychlorinated biphenyls（PCBs）；biodegradation；biphenyl；strain SYC01