藥品與個人護理品生物降解研究進(jìn)展

程亞楠，丁騰達(dá)，錢毅光，李猛，李菊英

綜 述

李菊英 博士，副教授，深圳大學(xué)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院碩士生導(dǎo)師，深圳市海外高層次B類人才。2014年畢業(yè)于浙江大學(xué)獲理學(xué)博士學(xué)位，長期從事環(huán)境新興有機污染物在環(huán)境介質(zhì)中的行為與歸趨、安全性評價和污染控制技術(shù)等研究工作，主持2項國家自然科學(xué)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(xué)基金，在國內(nèi)外專業(yè)學(xué)術(shù)期刊上共發(fā)表相關(guān)論文40余篇，現(xiàn)為編委。

藥品與個人護理品生物降解研究進(jìn)展

程亞楠1，丁騰達(dá)1，錢毅光1，李猛2，李菊英1

1 深圳大學(xué) 化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，廣東 深圳 518055 2 深圳大學(xué) 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(xué)效應(yīng)和人體健康風(fēng)險逐漸受到人們的廣泛關(guān)注。有關(guān)PPCPs的生物降解研究已展開了大量的工作并取得了較大進(jìn)展。文中總結(jié)概括了目前國內(nèi)外PPCPs生物降解方法、功能菌種類、PPCPs的生物降解特性及產(chǎn)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(jìn)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(xué)界和公眾的廣泛關(guān)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(yù)防與治療等領(lǐng)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(jié)構(gòu)多樣，各組分沒有共性結(jié)構(gòu)，如激素和活性類固醇沒有特異性可對幾乎所有生命體產(chǎn)生生物學(xué)效應(yīng)[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(xì)菌的繁殖[5]。雙氯芬酸能夠影響虹鱒魚的生物化學(xué)功能，導(dǎo)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(xiàn)出很強的遺傳毒性[7]。多種PPCPs共存條件下其毒性還可產(chǎn)生疊加效應(yīng)，每種化合物的毒理效應(yīng)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(xì)菌產(chǎn)生耐藥性基因甚至變異為耐藥性極強的“超級細(xì)菌”。

目前，PPCPs在全世界范圍內(nèi)被大量使用，日常生活中未使用的或過期藥品、藥品生產(chǎn)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(diào)查表明，攝入人體或動物體內(nèi)的藥物并不能完全被吸收和利用，高達(dá)90%的未代謝或溶解的藥物通過糞便和尿液等排泄物進(jìn)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(shù)，現(xiàn)有技術(shù)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(yù)估的危害。例如，Ternes等研究發(fā)現(xiàn)，卡馬西平在污水處理廠中的去除率低于10%，甚至出現(xiàn)出水和污泥中濃度高于進(jìn)水中濃度的現(xiàn)象[12]。隨著環(huán)境分析技術(shù)的發(fā)展，PPCPs已在多種環(huán)境介質(zhì)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(dá)65 ng/L，水楊酸、氯丙酸、布洛芬在大多數(shù)水體中也可以被檢測出，且其最大濃度高達(dá)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(shù)

因PPCPs在環(huán)境中的持續(xù)存在和潛在風(fēng)險，有關(guān)PPCPs在環(huán)境中的去除研究顯得尤為必要。目前國內(nèi)外學(xué)者通過物理、化學(xué)、生物等多種技術(shù)研究了PPCPs的去除，物理和化學(xué)方法主要集中在混凝、膜分離、氧化和吸附等[17]?；炷▽PCPs的去除效率因受混凝劑種類和PPCPs結(jié)構(gòu)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(shù)目前尚未進(jìn)行規(guī)?；瘧?yīng)用，大多停留在實驗室水平，同時消毒劑及其連用技術(shù)，隨消毒劑種類的變化其對PPCPs礦化程度差異大，且可能會產(chǎn)生對環(huán)境毒性更大的中間體，這些都需要進(jìn)一步確定[17]；氧化法會向環(huán)境中釋放多種氧化產(chǎn)物及副產(chǎn)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(dǎo)致其不能大規(guī)模應(yīng)用[19]。生物處理技術(shù)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(yīng)用于PPCPs的去除。

2.1 植物吸收降解

PPCPs的植物吸收、富集和轉(zhuǎn)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(guān)(2>0.893)[21]。PPCPs可通過根系吸附在蒸騰作用的驅(qū)動下，跨過細(xì)胞膜的雙分子層進(jìn)入細(xì)胞組織液，隨后轉(zhuǎn)運到其他組織器官并在不同組織器官累積，最終實現(xiàn)PPCPs的去除[20,22]。Zhang等[23]研究發(fā)現(xiàn)，水蔥可通過根系攝取咖啡因和氯貝酸，并將其轉(zhuǎn)運到芽等組織中進(jìn)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(nèi)特定的生化酶可使氯貝酸進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為CO2、H2O和Cl2等無機小分子。Zhang等[24]研究結(jié)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(fù)與植物的種類和植物特性密切相關(guān)。阿丹[25]在調(diào)查花葉蘆竹和再力花濕地對大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的去除效果時發(fā)現(xiàn)，地下根狀莖粗而多結(jié)的花葉蘆竹濕地對大環(huán)內(nèi)酯類的去除效率可達(dá)88%，而再力花濕地僅為73%，表明植物的種類對大環(huán)內(nèi)酯類化合物的去除效果有一定影響。Dordio等[26]有關(guān)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(dá)的地上部分和較高的蒸騰速率有關(guān)。而Ranieri等[27]研究發(fā)現(xiàn)，對乙酰氨基酚在種植蘆葦?shù)乃綕摿鳚竦刂械娜コЧ麅?yōu)于其在種植香蒲的濕地，這可能是由于蘆葦?shù)母刁w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(zhì)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(xiàn)，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(fēng).對不同污染物的植物修復(fù)能力時發(fā)現(xiàn)，L.對初始濃度為50 mg/L的雙酚A的去除效率都可高達(dá)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(nèi)外學(xué)者有關(guān)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(xué)和產(chǎn)物組成與降解途徑進(jìn)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(yù)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(xiàn)，不動桿菌sp.在最適條件下，可以在48 h內(nèi)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(guān)注。例如，García-Galán等[36]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)磺胺二甲嘧啶、磺胺吡啶和磺胺噻唑的濃度在7 mg/L以內(nèi)時，對磺胺二甲嘧啶、磺胺吡啶和磺胺噻唑的去除率均高達(dá)100%，且漆酶在三者的轉(zhuǎn)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(nèi)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(yīng)，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(dá)到100%。

此外，三氯生作為一種廣譜抗菌劑被廣泛應(yīng)用于人們?nèi)粘Ｉ钣闷泛拖M品中，在環(huán)境介質(zhì)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(xì)胞呈革蘭氏陰性的新菌株sp.，發(fā)現(xiàn)sp.可以礦化90%以上的三氯生(<10 mg/L) 及其降解產(chǎn)物。同時，它也可以在少量葡萄糖作為碳源時合成生物質(zhì)，發(fā)生共代謝作用降解三氯生。據(jù)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(chǎn)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(zhuǎn)化為中間產(chǎn)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(nèi)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(xì)胞和腎細(xì)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(yīng)器中分離出兩株細(xì)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(nèi)對乙酰氨基酚(1 g/L) 的去除率分別達(dá)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(xué)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(xiàn)，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(nèi)對濃度為 100 mg/L卡馬西平的降解效率可以達(dá)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(yīng)，對卡馬西平(0.05–8 mg /L) 的降解為35%。Golan-Rozen等[53]研究發(fā)現(xiàn)，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(xì)菌群落主要由變形桿菌[54]、細(xì)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(xiàn)，雙酚A在sp. Tai-03的作用下發(fā)生了開環(huán)反應(yīng)，并且其對 10 mg/L內(nèi)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(dǎo)作用。Li等[55]研究發(fā)現(xiàn)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(xué)反應(yīng)使有機污染物在好氧或缺氧的條件下改變化學(xué)結(jié)構(gòu)，最終實現(xiàn)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(zhuǎn)化性能[56]。常見的反應(yīng)有羥基化、甲基化、去甲基化、水解反應(yīng)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(zhuǎn)化為小分子化合物，最后轉(zhuǎn)化為H2O和CO2；2) 被微生物轉(zhuǎn)化為疏水性降解產(chǎn)物與固相結(jié)合留存在環(huán)境中；3) 被轉(zhuǎn)化成具有更高親水性的降解產(chǎn)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(dá)到解毒的作用，另一方面，降解產(chǎn)物比母體污染物具有相當(dāng)甚至更高的生物活性或毒性，產(chǎn)生二次污染，并對生態(tài)環(huán)境和人體健康造成不可預(yù)估的危害，因此，PPCPs的生物降解作用機制(如產(chǎn)物組成、降解途徑和產(chǎn)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(jìn)行PPCPs環(huán)境風(fēng)險評價時不可忽視其降解產(chǎn)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(xiàn)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(chǎn)物，在此基礎(chǔ)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(chǎn)物/337，然后通過氧化反應(yīng)發(fā)生間位裂解(-cleavage)環(huán)開裂生成兩個環(huán)裂解產(chǎn)物(/195和/215)，隨后分別發(fā)生脫羰基、脫羥基反應(yīng)或脫羧反應(yīng)進(jìn)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(yīng)，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(chǎn)物/215以及苯醚鍵水解反應(yīng)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(biāo)記法與HPLC-MS/MS分析聯(lián)用技術(shù)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(jié)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(jié)構(gòu)鑒定工作成功解析了卡馬西平好氧土壤中的5個降解產(chǎn)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(xué)降解所致。基于產(chǎn)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(chǎn)物10,11-二氫-10-羥基卡馬西平和環(huán)氧卡馬西平。降解產(chǎn)物10,11-二氫-10-羥基卡馬西平也可能為過渡態(tài)中間產(chǎn)物環(huán)氧卡馬西平在酶作用下的下一步產(chǎn)物?？R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(jìn)一步通過環(huán)氧鍵斷鍵發(fā)生縮環(huán)重排反應(yīng)生成N-甲醛吖啶酮?？s環(huán)反應(yīng)可能是頻吶醇重排下富電子的雜環(huán)發(fā)生電子轉(zhuǎn)移和重排將氮雜環(huán)庚三烯環(huán)轉(zhuǎn)化為苯環(huán)結(jié)構(gòu)。發(fā)生縮環(huán)反應(yīng)后，進(jìn)一步發(fā)生羰基化和去羰基化反應(yīng)對應(yīng)生成4-乙醛-9-吖啶酮和吖啶。這些降解產(chǎn)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(xiàn)，的過氧化酶(如細(xì)胞色素P450酶和錳過氧化物酶) 可將99%的卡馬西平去除，且轉(zhuǎn)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(zhuǎn)化規(guī)律，實驗結(jié)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(chǎn)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(jù)產(chǎn)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(yīng)，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(chǎn)物本身或與母體共同作用可能產(chǎn)生更高的毒性效應(yīng)，造成更大的環(huán)境風(fēng)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(zhuǎn)化為更具有親水性的降解產(chǎn)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(xiàn)，不動桿菌sp在最適條件下，可以在48 h內(nèi)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?；磻?yīng)生成乙?；前芳讗哼?，隨后發(fā)生側(cè)鏈乙酰羰基的還原反應(yīng)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(yīng)和異噁唑環(huán)氮氧鍵斷裂的開環(huán)反應(yīng)，使異噁唑環(huán)轉(zhuǎn)化為3-氨基丙酸基側(cè)鏈；砜基對位的碳氮鍵發(fā)生加羰基化反應(yīng)，進(jìn)一步水解為3個小分子產(chǎn)物，最終轉(zhuǎn)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(yīng)器中檢測到了磺胺甲惡唑的兩個主要降解產(chǎn)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(dǎo)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(chǎn)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(guān)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(jīng)本位羥基化反應(yīng)生成降解產(chǎn)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(chǎn)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(chǎn) 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(chǎn)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(xiàn)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(chǎn)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(chǎn)物外，氨氧化菌共代謝降解磺胺甲惡唑時還發(fā)現(xiàn)了4-硝基-磺胺甲惡唑和脫氨基磺胺甲惡唑的產(chǎn)生。與氨氧化細(xì)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(chǎn)生不同的降解產(chǎn)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(chǎn)物結(jié)構(gòu)和濃度的差異也會反向影響其降解菌的結(jié)構(gòu)組成和基因等，降解菌的變化轉(zhuǎn)而再次影響其降解產(chǎn)物的生成。

圖3 對乙酰氨基酚的生物降解產(chǎn)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(zhuǎn)化為更高吸附能力的降解產(chǎn)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(xì)菌，通過液相色譜飛行時間質(zhì)譜分析發(fā)現(xiàn)，睪丸素通過脫羥基化反應(yīng)生成脫羥基睪丸素，通過脫氫反應(yīng)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(chǎn)物在土壤中的吸附能力，實驗結(jié)果表明，睪丸素的降解產(chǎn)物雄烯二酮在土壤中的吸附分配系數(shù)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(chǎn)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(fēng)險性。

圖6 睪丸素的生物降解途徑<[67]

4 總結(jié)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(rèn)識，但仍需從以下幾個方面進(jìn)一步深入研究。

1) PPCPs可降解為不同的降解產(chǎn)物，但鑒定出的降解產(chǎn)物由于缺乏標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)的對照和參考，結(jié)構(gòu)組成尚不明確。

2) 有關(guān)PPCPs的毒理學(xué)研究目前還處于母體毒性研究的階段，但對其降解產(chǎn)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(jié)構(gòu)多樣，各組分沒有共性結(jié)構(gòu)，不同PPCPs生物降解機理必然存在較大差異，除現(xiàn)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(shù)并將其應(yīng)用于污水處理、土壤修復(fù)及其他環(huán)境問題的解決具有重要的科學(xué)指導(dǎo)意義。例如，城市污水處理廠出水和活性污泥是PPCPs進(jìn)入環(huán)境的兩大主要來源，如何將PPCPs功能菌應(yīng)用于污水處理過程，開發(fā)有針對性的PPCPs生物處理技術(shù)，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(xiàn)實意義。

4) 現(xiàn)有PPCPs的微生物降解研究主要側(cè)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(guān)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(shù)研究報道通過植物吸收進(jìn)行PPCPs的修復(fù)，并且其中主要為人工濕地系統(tǒng)中植物部分的討論，有關(guān)PPCPs高富集及超富集植物鮮有報道，相關(guān)科研和應(yīng)用工作有待于進(jìn)一步展開。

[1] Li JN, Zhou QZ, Campos LC. Removal of selected emerging PPCP compounds using greater duckweed () based lab-scale free water constructed wetland. Water Res, 2017, 126: 252–261.

[2] Daughton CG, Ternes TA. Pharmaceuticals and personal care products in the environment: agents of subtle change? Environ Health Perspect, 1999, 107 (Suppl 6): 907–938.

[3] Li JY. Environmental fate and behavior of three commenly used pharmaceutical and novel chiral pesticide paichongding in soil[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2014 (in Chinese).李菊英. 三種常用醫(yī)藥及新型手性農(nóng)藥哌蟲啶在土壤中的環(huán)境行為與歸趨研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2014.

[4] Dai CM, Zhou XF, Zhang YL. Research advancements in potential risk of PPCPs of environmental media. Environ Pollut Control, 2009, 31(2): 77–80 (in Chinese).代朝猛, 周雪飛, 張亞雷. 環(huán)境介質(zhì)中藥物和個人護理品的潛在風(fēng)險研究進(jìn)展. 環(huán)境污染與防治, 2009, 31(2): 77–80.

[5] Ricart M, Guasch H, Alberch M, et al. Triclosan persistence through wastewater treatment plants and its potential toxic effects on river biofilms. Aquat Toxicol, 2010, 100(4): 346–353.

[6] Mehinto AC, Hill EM, Tyler CR. Uptake and biological effects of environmentally relevant concentrations of the nonsteroidal anti-inflammatory pharmaceutical diclofenac in rainbow trout (). Environ Sci Technol, 2010, 44(6): 2176–2182.

[7] Hartmann A, Alder AC, Koller T, et al. Identification of fluoroquinolone antibiotics as the main source of umuC genotoxicity in native hospital wastewater. Environ Toxicol Chem, 1998, 17(3): 377–382.

[8] Cleuvers M. Aquatic ecotoxicity of pharmaceuticals including the assessment of combination effects. Toxicol Lett, 2003, 142(3): 185–194.

[9] Cheng JQ, Liu SC. Warning of super bacteria and the potentially public health problems caused by antibiotics abuse. Chin J Publ Heal, 2010, 26(12): 1521–1522 (in Chinese).程錦泉, 劉少礎(chǔ). 超級細(xì)菌的警示與濫用抗生素潛在公共衛(wèi)生問題. 中國公共衛(wèi)生, 2010, 26(12): 1521–1522.

[10] Luckenbach T, Epel D. Nitromusk and polycyclic musk compounds as long-term inhibitors of cellular xenobiotic defense systems mediated by multidrug transporters. Environ Health Persp, 2005, 113(1): 17–24.

[11] Gao Y, Zhao YZ, Wang LJ. Pollution sources and removal methods of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in municipal waste water. Environ Sanit Eng, 2017, 25(6): 63–66 (in Chinese).高燕, 趙玉柱, 王利軍. 城市污水系統(tǒng)中PPCPs的污染來源及去除方法研究進(jìn)展. 環(huán)境衛(wèi)生工程, 2017, 25(6): 63–66.

[12] Ternes TA. Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and rivers. Water Res, 1998, 32(11): 3245–3260.

[13] Yu HJ, Cao WP. Assessment of pharmaceutical and personal care products (PPCPs) of Dalong lake in Xuzhou by concentration monitoring and bio-effects monitoring process. Environ Toxicol Pharmacol, 2016, 43: 209–215.

[14] Lin T, Yu SL, Chen W. Occurrence, removal and risk assessment of pharmaceutical and personal care products (PPCPs) in an advanced drinking water treatment plant (ADWTP) around Taihu Lake in China. Chemosphere, 2016, 152: 1–9.

[15] Peng XZ, Yu YY, Tang CM, et al. Occurrence of steroid estrogens, endocrine-disrupting phenols, and acid pharmaceutical residues in urban riverine water of the Pearl River Delta, South China. Sci Total Environ, 2008, 397(1/3): 158–166.

[16] Zhang XL, Yao Y, Zeng XY, et al. Synthetic musks in the aquatic environment and personal care products in Shanghai, China. Chemosphere, 2008, 72(10): 1553–1558.

[17] Lin LL, Liu GG. Research progress on occurrence and pollution control of PPCPs in aquatic environment. Water & Wastewater Eng, 2017, 53(S1): 142–146 (in Chinese).林龍利, 劉國光. PPCPs在水環(huán)境中的污染現(xiàn)狀與控制研究進(jìn)展. 給水排水, 2017, 53(S1): 142–146.

[18] Xie P. Research on degraduation of typical PPCPs and resources productivity by microalgae[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2017 (in Chinese).謝鵬. 微藻對五種典型PPCPs的去除效能及生物質(zhì)資源的回收[D]. 哈爾濱: 哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2017.

[19] Dong JJ. Research on aerobic granular sludge process for enhance nitrogen and typical PPCPs removal[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2018 (in Chinese).董晶晶. 強化脫氮與典型PPCPs去除的好氧顆粒污泥工藝研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2018.

[20] Burken JG, Schnoor JL. Predictive relationships for uptake of organic contaminants by hybrid poplar trees. Environ Sci Technol, 1998, 32(21): 3379–3385.

[21] Hijosa-Valsero M, Matamoros V, Sidrach-Cardona R, et al. Comprehensive assessment of the design configuration of constructed wetlands for the removal of pharmaceuticals and personal care products from urban wastewaters. Water Res, 2010, 44(12): 3669–3678.

[22] Nan YB, Zeng LY, Ma J, et al. Research progress of PPCPs wastewater treatment with constructed wetlands. Technol Water Treatm, 2017, 43(5): 16–21 (in Chinese).南彥斌, 曾立云, 馬娟, 等. 人工濕地處理PPCPs污水研究進(jìn)展. 水處理技術(shù), 2017, 43(5): 16–21.

[23] Zhang DQ, Gersberg RM, Hua T, et al. Assessment of plant-driven uptake and translocation of clofibric acid by. Environ Sci Pollut Res, 2013, 20(7): 4612–4620.

[24] Zhang DQ, Tan SK, Gersberg RM, et al. Removal of pharmaceutical compounds in tropical constructed wetlands. Ecol Eng, 2011, 37(3): 460–464.

[25] A D. The removal efficiency and impact factors of 14 antibiotics in constructed wetlands[D]. Guangzhou: Jinan University, 2012 (in Chinese).阿丹. 人工濕地對14種常用抗生素的去除效果及影響因素研究[D]. 廣州: 暨南大學(xué), 2012.

[26] Dordio A, Pinto J, Dias CB, et al. Atenolol removal in microcosm constructed wetlands. Int J Environ Anal Chem, 2009, 89(8/12): 835–848.

[27] Ranieri E, Verlicchi P, Young TM. Paracetamol removal in subsurface flow constructed wetlands. J Hydrol, 2011, 404(3/4): 130–135.

[28] Dordio A, Carvalho AJP, Teixeira DM, et al. Removal of pharmaceuticals in microcosm constructed wetlands usingspp. and LECA. Bioresour Technol, 2010, 101(3): 886–892.

[29] Christofilopoulos S, Syranidou E, Gkavrou G, et al. The role of halophyteL. in the remediation of mixed contamination in a hydroponic greenhouse experiment. J Chem Technol Biotechnol, 2016, 91(6): 1665–1674.

[30] Boxall ABA, Kolpin DW, Halling-S?rensen B, et al. Peer reviewed: are veterinary medicines causing environmental risks? Environ Sci Technol, 2003, 37(15): 286A–294A.

[31] Larcher S, Yargeau V. Biodegradation of sulfamethoxazole by individual and mixed bacteria. Appl Microbiol Biotechnol, 2011, 91(1): 211–218.

[32] Herzog B, Lemmer H, Horn H, et al. Characterization of pure cultures isolated from sulfamethoxazole-acclimated activated sludge with respect to taxonomic identification and sulfamethoxazole biodegradation potential. BMC Microbiol, 2013, 13: 276.

[33] Jiang BC, Li A, Cui D, et al. Biodegradation and metabolic pathway of sulfamethoxazole byHA-4, a newly isolated cold-adapted sulfamethoxazole-degrading bacterium. Appl Microbiol Biotechnol, 2014, 98(10): 4671–4681.

[34] Reis PJM, Reis AC, Ricken B, et al. Biodegradation of sulfamethoxazole and other sulfonamides byPR1. J Hazard Mater, 2014, 280: 741–749.

[35] Wang SZ, Wang JL. Biodegradation and metabolic pathway of sulfamethoxazole by a novel strainsp. Appl Microbiol Biotechnol, 2018, 102(1): 425–432.

[36] García-Galán MJ, Rodríguez-Rodríguez CE, Vicent T, et al. Biodegradation of sulfamethazine by: removal from sewage sludge and identification of intermediate products by UPLC-QqTOF-MS. Sci Total Environ, 2011, 409(24): 5505–5512.

[37] Thelusmond JR, Strathmann TJ, Cupples AM. Carbamazepine, triclocarban and triclosan biodegradation and the phylotypes and functional genes associated with xenobiotic degradation in four agricultural soils. Sci Total Environ, 2019, 657: 1138–1149.

[38] Wang SZ, Yin YN, Wang JL. Microbial degradation of triclosan by a novel strain ofsp. Appl Microbiol Biotechnol, 2018, 102(4): 1997–2006.

[39] Lolas IB, Chen X, Bester K, et al. Identification of triclosan-degrading bacteria using stable isotope probing, fluorescence in situ hybridization and microautoradiography. Microbiology, 2012, 158(11): 2796–2804.

[40] Mulla SI, Wang H, Sun Q, et al. Characterization of triclosan metabolism insp. strain YL-JM2C. Sci Rep, 2016, 6: 21965.

[41] Lee DG, Zhao FM, Rezenom YH, et al. Biodegradation of triclosan by a wastewater microorganism. Water Res, 2012, 46(13): 4226–4234.

[42] Meade MJ, Waddell RL, Callahan TM. Soil bacteriaandsubsp. denitrificans inactivate triclosan in liquid and solid substrates. FEMS Microbiol Lett, 2001, 204(1): 45–48.

[43] Zhou NA, Lutovsky AC, Andaker GL, et al. Cultivation and characterization of bacterial isolates capable of degrading pharmaceutical and personal care products for improved removal in activated sludge wastewater treatment. Biodegradation, 2013, 24(6): 813–827.

[44] Lee DG, Cho KC, Chu KH. Identification of triclosan-degrading bacteria in a triclosan enrichment culture using stable isotope probing. Biodegradation, 2014, 25(1): 55–65.

[45] Roh H, Subramanya N, Zhao FM, et al. Biodegradation potential of wastewater micropollutants by ammonia-oxidizing bacteria. Chemosphere, 2009, 77(8): 1084–1089.

[46] Kaufman DW, Kelly JP, Rosenberg L, et al. Recent patterns of medication use in the ambulatory adult population of the United States: the Slone survey. JAMA, 2002, 287(3): 337–344.

[47] de Gusseme B, Vanhaecke L, Verstraete W, et al. Degradation of acetaminophen byandin a membrane bioreactor.Water Res, 2011, 45(4): 1829–1837.

[48] Molina MDC, González N, Benitez LF, et al. Bioremediation techniques for naproxen and carbamazepine elimination. Toxicity evaluation test. Chim Oggi, 2016, 34(2): 52–55.

[49] Gauthier H, Yargeau V, Cooper DG. Biodegradation of pharmaceuticals byandby co-metabolism. Sci Total Environ, 2010, 408(7): 1701–1706.

[50] Bessa VS, Moreira IS, Tiritan ME, et al. Enrichment of bacterial strains for the biodegradation of diclofenac and carbamazepine from activated sludge. Int Biodeterior Biodegrad, 2017, 120: 135–142.

[51] Li A, Cai R, Cui D, et al. Characterization and biodegradation kinetics of a new cold-adapted carbamazepine-degrading bacterium,sp. CBZ-4. J Environ Sci, 2013, 25(11): 2281–2290.

[52] Popa C, Favier L, Dinica R, et al. Potential of newly isolated wildstrains as agents for the biodegradation of a recalcitrant pharmaceutical, carbamazepine. Environ Technol, 2014, 35(24): 3082–3091.

[53] Golan-Rozen N, Chefetz B, Ben-Ari J, et al. Transformation of the recalcitrant pharmaceutical compound carbamazepine by: role of cytochrome P450 monooxygenase and manganese peroxidase. Environ Sci Technol, 2011, 45(16): 6800–6805.

[54] Yang YY, Wang Z, He T, et al. Sediment bacterial communities associated with anaerobic biodegradation of bisphenol A. Microb Ecol, 2015, 70(1): 97–104.

[55] Li GY, Zu L, Wong PK, et al. Biodegradation and detoxification of bisphenol A with one newly-isolated strainsp. GZB: Kinetics, mechanism and estrogenic transition. Bioresour Technol, 2012, 114: 224–230.

[56] Meng X. Treatments and research progress of PPCPs in aquatic environment. Urban Construction Theory Res: Electronic Version, 2017, (20): 220 (in Chinese).孟霞. 水環(huán)境中PPCPs的處理方法及研究進(jìn)展. 城市建設(shè)理論研究: 電子版, 2017, (20): 220.

[57] Kang D. Removal of nutrients and pharmaceuticals and personal care products from wastewater using periphyton photobioreactors[D]. Beijing: China University of Geosciences, 2018 (in Chinese).康杜. 生物膜光反應(yīng)器去除污水中營養(yǎng)鹽和藥品及個人護理品的研究[D]. 北京: 中國地質(zhì)大學(xué), 2018.

[58] Li JY, Dodgen L, Ye QF, et al. Degradation kinetics and metabolites of carbamazepine in soil. Environ Sci Technol, 2013, 47(8): 3678–3684.

[59] Li JY, Ye QF, Gan J. Degradation and transformation products of acetaminophen in soil. Water Res, 2014, 49: 44–52.

[60] Fischer K, Majewsky M. Cometabolic degradation of organic wastewater micropollutants by activated sludge and sludge-inherent microorganisms. Appl Microbiol Biotechnol, 2014, 98(15): 6583–6597.

[61] Ricken B, Corvini PFX, Cichocka D, et al.-hydroxylation and subsequent fragmentation: a novel microbial strategy to eliminate sulfonamide antibiotics.Appl Environ Microbiol, 2013, 79(18): 5550–5558.

[62] Ricken B, Kolvenbach BA, Bergesch C, et al. FMNH2-dependent monooxygenases initiate catabolism of sulfonamides insp. strain BR1 subsisting on sulfonamide antibiotics. Sci Rep, 2017, 7: 15783.

[63] Wang JL, Wang SZ. Microbial degradation of sulfamethoxazole in the environment. Appl Microbiol Biotechnol, 2018, 102(8): 3573–3582.

[64] Mulla SI, Hu AY, Sun Q, et al. Biodegradation of sulfamethoxazole in bacteria from three different origins. J Environ Manage, 2018, 206: 93–102.

[65] Müller E, Schüssler W, Horn H, et al. Aerobic biodegradation of the sulfonamide antibiotic sulfamethoxazole by activated sludge applied as co-substrate and sole carbon and nitrogen source. Chemosphere, 2013, 92(8): 969–978.

[66] Jia YY, Khanal SK, Zhang HQ, et al. Sulfamethoxazole degradation in anaerobic sulfate-reducing bacteria sludge system. Water Res, 2017, 119: 12–20.

[67] Yang YY, Borch T, Young RB, et al. Degradation kinetics of testosterone by manure-borne bacteria: influence of temperature, pH, glucose amendments, and dissolved oxygen. J Environ Qual, 2010, 39(4): 1153–1160.

[68] Das BS, Lee LS, Rao PSC, et al. Sorption and degradation of steroid hormones in soils during transport: column studies and model evaluation. Environ Sci Technol, 2004, 38(5): 1460–1470.

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(dá), 錢毅光, 等. 藥品與個人護理品生物降解研究進(jìn)展. 生物工程學(xué)報, 2019, 35(11): 2151–2164.

Cheng YN, Ding TD, Qian YG, et al. Advances in biodegradation of pharmaceuticals and personal care products. Chin J Biotech, 2019, 35(11): 2151–2164.

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

(本文責(zé)編 陳宏宇)