細菌降解低分子量多環(huán)芳烴的研究進展

周子康，崔潔，許平，唐鴻志

綜 述

唐鴻志 上海交通大學生命科學技術(shù)學院/微生物代謝國家重點實驗室教授、博士生導師 (2014年破格晉升)。2012年12月–2013年12月美國麻省理工學院訪問學者。研究方向為環(huán)境微生物學。目前擔任中國微生物學會-環(huán)境微生物專業(yè)委員會委員兼秘書。中國生物工程學會-合成生物學專業(yè)委員會 (籌) 委員。2016年獲得教育部自然科學一等獎 (排名第二)，2013年獲得“明治乳業(yè)生命科學獎”。曾獲得國家自然科學基金-優(yōu)秀青年基金、上海市曙光學者、上海市青年科技啟明星、上海市教委“晨光”計劃、上海交通大學“晨星計劃”、首屆“仲英青年學者”，已于、、、、、、、、等期刊發(fā)表SCI論文80篇(第一/通訊作者45篇)。

細菌降解低分子量多環(huán)芳烴的研究進展

周子康1,2，崔潔1,2，許平1,2，唐鴻志1,2

1 上海交通大學 生命科學技術(shù)學院 微生物代謝國家重點實驗室，上海 200240 2 上海交通大學 代謝與發(fā)育科學國際聯(lián)合實驗室，上海 200240

具有“三致”效應的多環(huán)芳烴污染造成了巨大的環(huán)境危害，威脅人類健康和生存。目前能夠降解低分子量多環(huán)芳烴的細菌已有廣泛的研究。細菌通過多層次的調(diào)控分析和適應性進化提高它們的降解能力。本文基于國內(nèi)外文獻調(diào)研，簡要總結(jié)了生物修復在低分子量多環(huán)芳烴降解領域的研究進展。擬通過多層次的調(diào)控分析和適應性進化來產(chǎn)生多種分解代謝途徑，為生物降解能力強化的未來降解技術(shù)提供支撐。

多環(huán)芳烴，低分子量多環(huán)芳烴，生物修復，芴

多環(huán)芳烴PAHs (Polycyclic aromatic hydrocarbons)是指由兩個或兩個以上苯環(huán)以線狀、角狀或簇狀排列的碳氫化合物，大多來源于有機物的不完全燃燒或高溫裂解[1]。PAHs廣泛存在于石油、煤炭中，具有潛在的致畸性、致癌性和基因毒性，且毒性隨著苯環(huán)的增加而增加[2-3]，對環(huán)境、生物體以及人類都有極大的危害。由于多環(huán)芳烴類化合物具有極低的水溶性，在環(huán)境中很難消除，因此，PAHs被美國環(huán)保局和歐共體同時確定為優(yōu)先控制的污染物，并選定其中的16種多環(huán)芳烴類化合物作為環(huán)境污染的監(jiān)測對象[4](表1)。

微生物扮演著生態(tài)系統(tǒng)中最重要的分解者的角色，可產(chǎn)生多種多樣的復合酶系，催化復雜化合物的降解，其代謝多環(huán)芳烴的能力較強，代謝速率較高。因其能將污染物進行完全礦化，具有相比物化方法更低的處理成本、更高的安全性、更好的環(huán)境包容性等潛在的優(yōu)點，微生物降解成為了有效解決PAHs污染物危害的最佳選擇[5-7]。

研究發(fā)現(xiàn)，細菌可以通過代謝或共代謝的方式以PAHs為底物來滿足自身生長需求[8]。其中的低分子量多環(huán)芳烴 (Low molecular weight PAHs, LMW PAHs，2個或3個苯環(huán)組成) 相對于高分子量多環(huán)芳烴 (High molecular weight, HMW PAHs，4個及以上苯環(huán)組成) 較易揮發(fā)，水溶性較高，因此它們更容易生物降解[9]。在LMW PAHs中，萘、蒽和菲在整個環(huán)境中廣泛分布，并且被認為是原型PAHs。它們的核心結(jié)構(gòu)骨架存在于許多致癌PAHs中，因此常用作檢測PAHs污染的標志性化合物。它們還被用作模式PAHs，以確定高環(huán)芳烴的生物利用效率、生物降解潛力和環(huán)境中細菌降解速率等的影響因素[10]。同樣被用作模式PAHs的還有三環(huán)芳烴——芴，它是具有致癌性的化石燃料的主要成分。與咔唑、二苯并噻吩、二苯并呋喃、二苯并二噁英等具有一定的結(jié)構(gòu)關系，且同時具有芳香族和脂環(huán)族的化學結(jié)構(gòu)[11-13]。本文基于國內(nèi)外多環(huán)芳烴研究進展，并結(jié)合筆者實驗室多環(huán)芳烴降解的研究近況，總結(jié)了LMW PAHs，包括萘、蒽、菲、芴的多種細菌代謝途徑。

1 萘、菲、蒽的細菌分解代謝

萘 (Naphthalene) 是廣泛存在于環(huán)境中的雙環(huán)芳烴，早在1964年，Davies和Evans就報道了第一株能降解土壤中萘的假單胞菌[14]。研究發(fā)現(xiàn)萘的主要代謝途徑如圖1A所示。首先，在萘雙加氧酶(NDO) 的催化作用下，萘的苯環(huán)的1,2位引入氧分子，生成順式-(1R, 2S)-二羥基-1,2-二氫化萘 (順式-萘二氫二醇) (圖1A) 化合物A-Ⅱ)。該雙加氧酶系統(tǒng)由3種成分組成，即鐵氧還蛋白還原酶、鐵氧還蛋白以及由兩個不同的亞基α和β組成的鐵硫蛋白 (ISP)。電子傳遞是通過在鐵氧還蛋白還原酶中從NAD(P)H到FAD的單個雙電子轉(zhuǎn)移引發(fā)的，其產(chǎn)生完全還原形式的FAD。還原的FAD為鐵氧還蛋白的鐵硫簇 (2Fe-2S) 分別提供一個電子，這些電子最終轉(zhuǎn)移到ISP并用于其活性位點，以促進氧分子的加成(圖2)。NDO的底物特異性已經(jīng)有了很詳細的研究[15]，其組分的三維結(jié)構(gòu)也已被鑒定[16]，Parales等[17]發(fā)現(xiàn)NDO催化結(jié)構(gòu)域中的Asp-205對其活性至關重要，晶體結(jié)構(gòu)顯示NDO的另一種底物吲哚會在單核鐵原子的附近被結(jié)合，這表明此殘基是氧的活化位點[18]。后續(xù)研究通過定點誘變以測定幾個活性位點殘基對于催化活性的關鍵性，發(fā)現(xiàn)Phe-352的取代會導致順式萘二氫二醇的形成，同時伴隨著立體化學結(jié)構(gòu)及聯(lián)苯和菲的氧化位點的改變[19]，此結(jié)果為NDO在其加氧酶組分中與底物的結(jié)合提供了良好的結(jié)構(gòu)模型。

表1 美國環(huán)保局認定的16種優(yōu)先PAHs化合物

圖1 萘 (A)、菲 (B)、蒽 (C)的上游分解代謝途徑

圖2 萘雙加氧酶將萘初步氧化成順式-1,2-二羥基-1,2-二氫化萘

第二步反應是在順式-萘二氫二醇脫氫酶的催化作用下，順式-萘二氫二醇脫氫形成1,2-二羥基萘 (圖1A，化合物A-Ⅲ)。1,2-二羥基萘通過1,2-二羥基萘雙加氧酶進行復合，得到的環(huán)裂解產(chǎn)物自發(fā)地形成2-羥基-2-氫-色烯-2-羧酸 (圖1A)，化合物A-Ⅳ)。通過異構(gòu)酶和水楊酸酶-醛縮酶的酶促反應生成水楊醛 (圖1A，化合物A-Ⅵ)，然后在水楊醛脫氫酶的催化作用下轉(zhuǎn)化為水楊酸 (圖1A，化合物A-Ⅶ)。水楊酸通過鄰苯二酚 (圖3，化合物A-Ⅱ) 或2，5-二羥基苯甲酸 (圖3，化合物B-Ⅱ)進一步代謝為TCA循環(huán)中間體。

圖3 通過鄰苯二酚 (A) 和2,5-二羥基苯甲酸 (B)的萘的下游代謝途徑

菲 (Phenanthrene) 由3個苯環(huán)組成，常用作研究致癌PAHs代謝的模式化合物。在過去的60年中，已經(jīng)報道了許多革蘭氏陰性和陽性細菌降解菲的研究[20-23]，菲的主要代謝途徑如圖1B所示。參與萘轉(zhuǎn)化為水楊酸的酶可以通過類似的分解代謝反應將菲降解為1-羥基-2-萘甲酸 (圖1A，化合物 B-Ⅶ)，其主要通過兩個途徑進行進一步代謝。一種分解代謝途徑涉及1-羥基-2-萘甲酸的羥基化，形成1,2-二羥基萘 (圖4A，化合物A-Ⅱ)，然后進入萘降解途徑。在另一種代謝途徑中，1-羥基-2-萘甲酸的苯環(huán)被1-羥基-2-萘甲酸雙加氧酶直接裂解 (圖4B)。后通過酶促反應生成鄰苯二甲酸酯 (圖4B，化合物B-Ⅳ)，其通過原兒茶酸酯 (圖4B，化合物 B-Ⅴ)進一步代謝為TCA循環(huán)中間體。

相似地，蒽 (Anthracene) 的主要分解代謝途徑的第一步是通過在1,2位的初始氧化作用，蒽轉(zhuǎn)化為1,2-二羥基蒽 (圖1C，化合物C-Ⅲ)。然后通過1,2-二羥基蒽的間位裂解途徑，生成2-羥基-3-萘甲酸 (圖1C，化合物C-Ⅶ)，2-羥基-3-萘甲酸酯緊接著轉(zhuǎn)化為2,3-二羥基萘，其進一步代謝為水楊酸鹽和鄰苯二酚。

圖4 通過1,2-二羥基萘 (A) 和鄰苯二甲酸酯 (B)的菲的下游代謝途徑

截至目前，已經(jīng)研究報道的可降解萘、蒽、菲的細菌超過200種，早在60年代就有研究，之后陸續(xù)在假單胞菌屬中發(fā)現(xiàn)很多代謝萘、蒽、菲的基因，例如銅綠假單胞菌中的基因簇[28]，惡臭假單胞菌中的基因簇[24-26]，sp中的基因簇[31]等，為萘、蒽、菲及更復雜的多環(huán)芳烴的降解研究提供了重要元器件和實踐基礎。

在基因簇中，是編碼萘、蒽、菲初始氧化作用的雙加氧酶的操縱子，分別編碼代謝途徑中的脫氫酶，二羥基萘、蒽、菲雙加氧酶，異構(gòu)酶，水合酶醛縮酶，以及水楊醛脫氫酶，最終代謝為水楊酸。在基因簇中，是編碼萘、蒽、菲初始氧化作用的雙加氧酶的操縱子，分別編碼途徑中剩余的酶。在基因簇中，是編碼萘、蒽、菲初始氧化作用的雙加氧酶的操縱子，分別編碼途徑中剩余的酶。具體的基因編碼情況如表2所示。

表3總結(jié)了包括以上3個降解菌株的更多降解PAHs菌株的生長底物特性以及參與其上游分解代謝途徑的酶對萘、菲和蒽的轉(zhuǎn)化能力。對于列出的大多數(shù)細菌，都可以利用萘和菲作為底物生長，然而，通過鄰苯二甲酸酯途徑的菲降解細菌 (例如，菌株AFK2和KP7) 不能以萘為唯一碳源進行生長。

表2 假單胞菌中萘、蒽、菲上游降解基因簇

ND: indicates that the gene encoding the enzyme has not been detected.

表3 PAHs降解細菌的基因定位、生長底物特異性和酶底物特異性

a. Listed PAH-degrading bacteria; b. “n” means “not yet reported”; c. Nap, Phe and Ant represent naphthalene, phenanthrene and anthracene, respectively; “+” and “-” mean “growth” and “non-growth”, respectively; d. “+” means that a clone carrying a metabolic pathway enzyme-encoding gene can convert naphthalene to salicylic acid, convert phenanthrene to 1-hydroxy-2-naphthoic acid, or convert hydrazine to 2-hydroxy-3-naphthoic acid. “(+)” means that at least the initial double oxidative decomposition of each PAH compound was observed.

2 芴的降解

芴 (Fluorene) 是美國環(huán)保局確定的16種優(yōu)先處理的污染物之一，存在于汽車廢氣、玉米須以及煤焦油的高沸點組分中，有類似于萘的特征性芳香氣味。2017年10月27日世界衛(wèi)生組織國際癌癥研究機構(gòu)公布的致癌物清單中，芴被列入3類致癌物。經(jīng)過多年的研究，已經(jīng)發(fā)現(xiàn)了不少可以利用芴作為唯一底物的菌株[10,42-45]，芴的3種主要代謝途徑如圖6所示。其中兩種途徑分別是通過1,2位 (圖5A)和3,4-位 (圖5B) 的雙氧化作用開始的，生成相應的順式-二氫二醇 (圖4，化合物A-Ⅱ，化合物B-Ⅱ)，緊接著發(fā)生脫氫反應，然后進行間位裂解。在醛縮酶反應和環(huán)狀產(chǎn)物脫羧反應后，得到的茚酮是Baeyer-Villiger反應的底物，經(jīng)反應后分別得到芳香內(nèi)酯3-異色酮和3,4-二氫香豆素 (化合物A-Ⅵ和B-Ⅵ)。3,4-二氫香豆素可通過酶促水解產(chǎn)生3-(2-羥基苯基) 丙酸 (化合物B-Ⅶ)，其可進一步代謝為水楊酸。第三種途徑 (圖5C) 通過在C-9位置的單氧化作用引發(fā)，得到9-芴醇，然后通過脫氫反應生成9-芴酮。9-芴酮在角二氧化作用下生成1,1a-二羥基-1-氫-9-芴酮 (化合物C-Ⅳ)，接下來發(fā)生五元環(huán)的裂解生成2,3-二羥基聯(lián)苯的2′-羧基衍生物，其通過類似于聯(lián)苯降解的反應進行分解代謝，導致鄰苯二甲酸的形成，然后通過3,4-二羥基苯甲酸的產(chǎn)生代謝鄰苯二甲酸。

圖5 芴的分解代謝途徑

盡管已經(jīng)分離和表征了許多降解芴的細菌，但是關于芴的分解代謝中涉及的特定酶，特別是編碼這些酶的基因，還需要更深入的研究。本文以地桿菌sp為例，對芴降解的基因簇加以介紹。該基因簇由、、、和組成，其中編碼芳環(huán)雙加氧酶，均編碼短鏈的還原脫氫酶，編碼二羥基雙加氧酶，編碼meta-cleavage水解酶，在以上酶系的作用下將芴分解為鄰苯二甲酸 (圖6)。

近期，筆者實驗室同仁從上海老港垃圾填埋場分離到一株以芴為唯一碳源的SMT-1菌株[46]，經(jīng)16S rDNA基因序列分析鑒定為假單胞菌。該菌株在含0.4 mm芴的無機鹽培養(yǎng)基中，以30 ℃、pH 7.0和200 r/min條件下生長和降解活性最高。此外，菌株SMT-1在連續(xù)6 d內(nèi)降解不同多環(huán)芳烴的比較結(jié)果，芴為85%，菲為48.4%，二苯并呋喃 (DBF)為47.5%，熒蒽為29.1%。這些降解特性表明，菌株SMT-1在芴降解中具有良好的降解效果，并有一定的底物適應范圍?；蚪M信息的初步分析揭示了該菌株中可能存在參與芳香化合物代謝的重要基因。

圖6 芴的分解代謝基因簇

二苯并呋喃的降解也是環(huán)境治理領域的熱點問題之一。本實驗室Fawad Ali等[47]分離鑒定了一株具有高DBF降解活性的銅綠假單胞菌FA-HZ1。該菌株降解中間產(chǎn)物的鑒定表明，其通過利用橫向脫氧和間裂途徑降解DBF (圖7)。一種新型雙加氧酶——HZ6359可將DBF轉(zhuǎn)化為1,2-二羥基-1,2-二氫二苯并呋喃。銅綠假單胞菌對DBF的降解作用在以往的研究中尚未見報道，該研究首次明確了銅綠假單胞菌對DBF的降解能力。此外，菌株FA-HZ1還可以利用DBF以外的其他碳源，其針對多底物的廣泛降解活性對環(huán)境生物修復具有重要意義。

與降解途徑相比，低分子量PAHs的分解代謝途徑的調(diào)控機制的研究也至關重要。研究者就調(diào)節(jié)過程中的分子伴侶、觸發(fā)途徑表達的信號以及激活和抑制表達的確切機制等進行了深入的研究，很快發(fā)現(xiàn)了大量多樣的調(diào)節(jié)系統(tǒng)用于介導分解代謝途徑的表達[48]。例如LysR型轉(zhuǎn)錄調(diào)節(jié)因子家族 (LTTR)[49-50]，該家族包含不同菌屬的100多個成員。其中CatR控制惡臭假單胞菌中鄰苯二酚代謝的表達[51]，TfdR (和/或其相同的雙TfdS) 也調(diào)節(jié)編碼氯代鄰苯二酚代謝的操縱子 (即基因)。NahR蛋白是萘降解調(diào)控中的主要調(diào)節(jié)因子，通過控制萘對水楊酸和丙酮酸代謝所需的操縱子和操縱子的表達起作用，編碼水楊酸酶，兩個操縱子都存在于質(zhì)粒NAH7上[52-53]。經(jīng)過20多年的研究，我們理解了不同調(diào)控蛋白在介導轉(zhuǎn)錄過程中的行為，但對于調(diào)節(jié)蛋白和效應化合物之間的相互作用、結(jié)合位點、信號傳導等方面的內(nèi)容還知之甚少，仍需要進一步探索。

圖7 推測出的菌株FA-HZ1代謝DBF的降解途徑

3 總結(jié)與展望

為了探求更高效的PAHs降解途徑，減輕其對環(huán)境的危害，生態(tài)友好地進行生物修復，需要在分子水平更深入地了解細菌降解代謝PAHs的全過程。經(jīng)過幾十年的深入研究，已報道的可降解二環(huán)或三環(huán)組成的PAHs的分解代謝基因的數(shù)量已經(jīng)大大增加。然而，在LMW PAHs中，芴和氘代苊等的降解涉及的分解代謝基因還需要更積極地探索，可降解由4個及以上苯環(huán)組成的PAHs基因的獲取還很有限，由于PAHs的毒性和致癌性，更突顯了這些研究的急迫性和重要性。同時，低分子量PAHs關鍵代謝酶的研究可以為實現(xiàn)改造人工酶進而實現(xiàn)高分子量PAHs降解提供理論基礎。因此，不僅要深入了解這些基因和關鍵酶的功能，還要對PAHs的代謝或共代謝途徑有全面的認識，基于此可構(gòu)建用于監(jiān)測污染環(huán)境中降解物的基因探針，進一步促進生物修復的發(fā)展。此外，考慮到環(huán)境中污染物的復雜程度，我們需要進一步研究除萘、菲、蒽、芴以外的PAHs的降解。通常認為，高環(huán)PAHs開環(huán)降解過程會進入低環(huán)途徑，因此，低分子量PAHs的降解途徑對最終修復環(huán)境中所有PAHs的污染至關重要。最近，基于PCR的方法，已經(jīng)報道了許多新的可部分分解代謝PAHs的基因，這些結(jié)果表明環(huán)境中PAHs降解細菌的多樣性，并且可能仍有許多未鑒定出的PAHs降解細菌，包括不可培養(yǎng)的細菌。積累這些信息對于監(jiān)測PAHs污染土壤中不同PAHs分解代謝基因型的有效性是必要的，并有助于PAHs的有效生物修復。這是我們相關研究的最終目標，相信這一目標將在廣大科研工作者的共同努力下實現(xiàn)。

[1] Dat ND, Chang MB. Review on characteristics of PAHs in atmosphere, anthropogenic sources and control technologies. Sci Total Environ, 2017, 609: 682–693.

[2] Wang CY, Wang YD, Herath HMSK. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in biochar - their formation, occurrence and analysis: a review. Organ Geochem, 2017, 114: 1–11.

[3] Kuppusamy S, Thavamani P, Venkateswarlu K, et al. Remediation approaches for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) contaminated soils: Technological constraints, emerging trends and future directions. Chemosphere, 2017, 168: 944–968.

[4] Keith L, Telliard W. ES&T special report: priority pollutants: I-a perspective view. Environ Sci Technol, 1979, 13(4): 416–423.

[5] Cerniglia CE. Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons. Biodegradation, 1992, 3(2/3): 351–368.

[6] Shuttleworth KL, Cerniglia CE. Environmental aspects of PAH biodegradation. Appl Environ Microbiol, 1995, 54(1/3): 291–302.

[7] Gibson DT, Parales RE. Aromatic hydrocarbon dioxygenases in environmental biotechnology. Curr Opin Biotechnol, 2000, 11(3): 236–243.

[8] Kanaly RA, Harayama S. Biodegradation of high-molecular-weight polycyclic aromatic hydrocarbons by bacteria. J Bacteriol, 2000, 182(8): 2059–2067.

[9] Pannu JK, Singh A, Ward OP. Influence of peanut oil on microbial degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons. Can J Microbiol, 2003, 49(8): 508–513.

[10] Moody JD, Freeman JP, Doerge DR, et al. Degradation of phenanthrene and anthracene by cell suspensions ofsp. strain PYR-1. Appl Environ Microbiol, 2000, 67(4): 1476–1483.

[11] Grifoll M, Casellas M, Bayona JM, et al. Isolation and characterization of a fluorine-degrading bacterium: identification of ring oxidation and ring fission products. Appl Environ Microbiol, 1992, 58(9): 2910–2917.

[12] Grifoll M, Selifonov SA, Chapman PJ. Evidence for a novel pathway in the degradation of fluorene bysp. strain F274. Appl Environ Microbiol, 1994, 60(7): 2438–2449.

[13] Grifoll M, Selifonov SA, Gatlin CV, et al. Actions of a versatile fluorene-degrading bacterial isolate on polycyclic aromatic compounds. Appl Environ Microbiol, 1995, 61(10): 3711–3723.

[14] Davies JI, Evans WC. Oxidative metabolism of naphthalene by soil: the ring-fission mechanism. Biochem J, 1964, 91(2): 251–261.

[15] Resnick SM, Lee K, Gibson GT. Diverse reactions catalyzed by naphthalene dioxygenase fromsp. strain NCIB 9816. J Ind Microbiol, 1996, 17(5/6): 438–457.

[16] Kauppi B, Lee K, Carredano E, et al. Structure of an aromatic-ring-hydroxylating dioxygenase-naphthalene 1, 2-dioxygenase. Structure, 1998, 6(5): 571–586.

[17] Parales RE, Parales JV, Gibson DT. Aspartate 205 in the catalytic domain of naphthalene dioxygenase is essential for activity. J Bacteriol, 1999, 181(6): 1831–1837.

[18] Carredano E, Karlsson A, Kauppi B, et al. Substrate binding site of naphthalene 1,2-dioxygenase: functional implications of indole binding. J Mol Biol, 2000, 296(2): 701–712.

[19] Parales RE, Lee K, Resnick SM, et al. Substrate specificity of naphthalene dioxygenase: effect of specific amino acids at the active site of the enzyme. J Bacteriol, 2000, 182(6): 1641–1649.

[20] Blumer M. Polycyclic aromatic compounds in nature. Sci Am, 1976, 234(3): 34–45.

[21] IARC (International Agency for Research on Cancer). IARC monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans//Polynuclear Aromatic Compounds. Part 1. Chemical, Environmental and Experimental Data. Lyon, France: World Health Organization, 1983, 419–430.

[22] Pelkonen O, Nebert DW. Metabolism of polycyclic aromatic hydrocarbons: etiologic role in carcinogenesis. Pharmacol Rev, 1982, 34(2): 189–222.

[23] Gibson DT, Subramanian V. Microbial degradation of aromatic hydrocarbons//Gibson DT, Ed. Microbial Degradation of Organic Compounds. New York: Dekker, 1984: 181–252.

[24] Menn FM, Applegate BM, Sayler GS. NAH plasmid-mediated catabolism of anthracene and phenanthrene to naphthoic acid. Appl Environ Microbiol, 1993, 59(6): 1938–1942.

[25] Yen KM, Serdar CM. Genetics of naphthalene catabolism in. Crit Rev Microbiol, 1988, 15(3): 247–268.

[26] Simon MJ, Osslund TD, Saunders R, et al. Sequences of genes encoding naphthalene dioxygenase instrains G7 and NCIB 9816-4. Gene, 1993, 127(1): 31–37.

[27] Yang Y, Chen RF, Shiaris MP. Metabolism of naphthalene, fluorene, and phenanthrene: preliminary characterization of a cloned gene cluster fromNCIB 9816. J Bacteriol, 1994, 176(8): 2158–2164.

[28] Takizawa N, Iida T, Sawada T, et al. Nucleotide sequences and characterization of genes encoding naphthalene upper pathway ofPaK1 andOUS82. J Bacteriol Bioeng, 1999, 87(6): 723–731.

[29] Kiyohara H, Torigoe S, Kaida N, et al. Cloning and characterization of a chromosomal gene cluster, pah, that encodes the upper pathway for phenanthrene and naphthalene utilization byOUS82. J Bacteriol, 1994, 176(8): 2439–2443.

[30] Takizawa N, Kaida N, Torigoe S, et al. Identification and characterization of genes encoding polycyclic aromatic hydrocarbon dioxygenase and polycyclic aromatic hydrocarbon dihydrodiol dehydrogenase inOUS82. J Bacteriol, 1994, 176(8): 2444–2449.

[31] Denome SA, Stanley DC, Olson ES, et al. Metabolism of dibenzothiophene and naphthalene instrains: complete DNA sequence of an upper naphthalene catabolic pathway. J Bacteriol, 1993, 175(21): 6890–6901.

[32] Takizawa N, Iida T, Sawada T, et al. Nucleotide sequences and characterization of genes encoding naphthalene upper pathway ofPaK1 andOUS82. J Bacteriol Bioeng, 1999, 87(6): 723–731.

[33] Bosch R, García-Valdés E, Moore ERB. Genetic characterization and evolutionary implications of a chromosomally encoded naphthalene-degradation upper pathway fromAN10. Gene, 1999, 236(1): 149–157.

[34] Goyal AK, Zylstra GJ. Molecular cloning of novel genes for polycyclic aromatic hydrocarbon degradation fromGZ39. Appl Environ Microbiol, 1996, 62(1): 230–236.

[35] Zylstra GJ, Kim E, Goyal AK. Comparative molecular analysis of genes for polycyclic aromatic hydrocarbon degradation//Setlow JK, ed. Genetic Engineering. Boston, MA: Springer, 1997: 257–269.

[36] Goyal AK, Zylstra GJ. Genetics of naphthalene and phenanthrene degradation by. J Ind Microbiol Biotechnol, 1997, 19(5/6): 401–407.

[37] Meyer S, Moser R, Neef A, et al. Differential detection of key enzymes of polyaromatic- hydrocarbon-degrading bacteria using PCR and gene probes. Microbiology, 1999, 145(7): 1731–1741.

[38] Moser R, Stahl U. Insights into the genetic diversity of initial dioxygenases from PAH-degrading bacteria. Appl Environ Microbiol, 2001, 55(5): 609–618.

[39] Fuenmayor SL, Wild M, Boyes AL, et al. A gene cluster encoding steps in conversion of naphthalene to gentisate ins sp. strain U2. J Bacteriol, 1998, 180(9): 2522–2530.

[40] Zhou NY, Fuenmayor SL, Williams PA. nag genes of(formerly) sp. strain U2 encoding enzymes for gentisate catabolism. J Bacteriol, 2001, 183(2): 700–708.

[41] Laurie AD, Lloyd-Jones G. The phn genes ofsp. strain RP007 constitute a divergent gene cluster for polycyclic aromatic hydrocarbon catabolism. J Bacteriol, 1999, 181(2): 531–540.

[42] Kiyohara H, Nagao K, Kouno K, et al. Phenanthrene-degrading phenotype ofAFK2. Appl Environ Microbiol, 1982, 43(2): 458–461.

[43] Casellas M, Grifoll M, Bayona JM, et al. New metabolites in the degradation of fluorene bysp. strain F101. Appl Environ Microbiol, 1997, 63(3): 819–826.

[44] Casellas M, Grifoll M, Sabaté J, et al. Isolation and characterization of a 9-fluorenone-degrading bacterial strain and its role in synergistic degradation of fluorene by a consortium. Can J Microbiol, 1998, 44(8): 734–742.

[45] Wattiau P, Bastiaens L, Van Herwijnen R, et al. Fluorene degradation bys sp. LB126 proceeds through protocatechuic acid: a genetic analysis. Res Microbiol, 2001, 152(10): 861–872.

[46] Wang RF, Wennerstrom D, Cao WW, et al. Cloning, expression, and characterization of the katG gene, encoding catalase-peroxidase, from the polycyclic aromatic hydrocarbon-degrading bacteriumsp. strain PYR-1. Appl Environ Microbiol, 2000, 66(10): 4300–4304.

[47] Desta M, Wang WW, Zhang LG, et al. Isolation, characterization, and genomic analysis ofsp. strain SMT-1, an efficient fluorene-degrading bacterium. Evol Bioinform, 2019, 15, doi: 1176934319843518.

[48] Ali F, Hu HY, Wang WW, et al. Characterization of a dibenzofuran-degrading strain of, FA-HZ1. Environ Pollut, 2019, 250: 262–273.

[49] Keasling JD. Gene-expression tools for the metabolic engineering of bacteria. Trends Biotechnol, 1999, 17(11): 452–460.

[50] Henikoff S, Haughn GW, Calvo JM, et al. A large family of bacterial activator proteins. Proc Natl Acad Sci USA, 1988, 85(18): 6602–6606.

[51] Schell MA. Molecular biology of the LysR family of transcriptional regulators. Annu Rev Microbiol, 1993, 47: 597–626.

[52] Rothmel RK, Aldrich TL, Houghton JE, et al. Nucleotide sequencing and characterization ofcatR: a positive regulator of the catBC operon is a member of the LysR family. J Bacteriol, 1990, 172(2): 922–931.

[53] Schell MA. Transcriptional control of the nah and sal hydrocarbon-degradation operons by the nahR gene product. Gene, 1985, 36(3): 301–309.

[54] Schell MA, Wender PE. Identi?cation of the nahR gene product and nucleotide sequences required for its activation of the sal operon. J Bacteriol, 1986, 166(1): 9–14.

Progress in biodegradation of low molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons

Zikang Zhou1,2, Jie Cui1,2, Ping Xu1,2and Hongzhi Tang1,2

1 State Key Laboratory of Microbial Metabolism, and School of Life Sciences & Biotechnology, Shanghai Jiao Tong University, Shanghai 200240, China 2 Joint International Research Laboratory of Metabolic & Developmental Sciences, Shanghai Jiao Tong University, Shanghai 200240, China

Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) cause enormous environmental hazards that threaten human health. Bacterial degradation of PAHs has been extensively studied. Bacteria enhanced their biodegradability through multiple levels of regulatory analysis and adaptive evolution to produce diverse catabolic pathways. Based on recent developments, we address here the research progress in bioremediation technology to degrade low molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons.

PAHs, low molecular weight PAHs, bioremediation, fluorene

June17, 2019;

October11, 2019

Science and Technology Commission of Shanghai Municipality (No. 17JC1403300), The “Dawn” Program of Shanghai Education Commission (No. 17SG09), National Key Research and Development Program of China (No. 2018YFA0901200).

Hongzhi Tang. Tel: +86-21-34204066; E-mail: tangzhihong@sjtu.edu.cn

周子康, 崔潔, 許平, 等. 細菌降解低分子量多環(huán)芳烴的研究進展. 生物工程學報, 2019, 35(11): 2069–2080.

Zhou ZK, Cui J, Xu P, et al. Progress in biodegradation of low molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons. Chin J Biotech, 2019, 35(11): 2069–2080.

上海市2017年度“創(chuàng)新行動計劃”基礎研究重點項目 (No. 17JC1403300)，上海市曙光計劃 (No. 17SG09)，國家重點研發(fā)計劃 (No. 2018YFA0901200) 資助。

(本文責編 郝麗芳)