枯草芽孢杆菌形成羟基化和甲氧基化多氯联苯：微生物代谢的新见解
孙建腾a，b，李丽萍a，b，李立忠a，b，⁎
浙江大学环境科学系，浙江杭州310058
b浙江省重点实验室和浙江省杭州市实验室，浙江杭州310058
在枯草芽孢杆菌中观察到了MeO-PCB和OH-PCB的相互转化。
•可以通过PCB将PCB转换为OH-PCB
编码CYP450的基因bioI和cypA。
•编码甲基转移酶的基因ycgJ和ycgI诱导了甲基转移酶的形成
的MeO-PCB。
abstract
研究了多氯联苯的解毒和降解。然而，关于羟基化多氯联苯(oh - pcbs)和甲氧基多氯联苯(meo - pcbs)在代谢过程中所涉及的生物机制的信息却很少。在本研究中，在对PCB的暴露之后，在枯草芽孢杆菌中发现了同时形成的oh - PCB(主要代谢产物)和meo - PCB(小型代谢产物)。同时观察meo - pcb与oh - pcb之间的相互转换，meo - pcb的脱甲基化比也高于oh - pcb的甲基化比。采用高通量rna -测序(rna - seq)对参与代谢过程的基因进行分析。研究了枯草芽孢杆菌对PCB的潜在代谢途径。PCB可以通过细胞色素P450转化为oh - PCB，由基因bioI和cypA编码。与甲基转移酶相关的基因ycgJ和ycgI可能参与从oh - pcb到meo - pcb的后续生物转化。meo - pcb容易被一组水解酶转化为oh - pcb。这是第一个考虑到在oh - pcbs和meo - pcbs之间转换的机制。这些发现拓宽了我们对环境中多氯联苯的生物转化机制的认识。
1.介绍
在近几十年里，多氯联苯(多氯联苯)在环境中的普遍存在，以及它们对生物群和人类的各种毒性都引起了极大的关注。太阳et al .,2016 c)。近年来，多氯联苯(oh - pcb)的羟基化类似物在各种物种和生境中普遍存在，偶尔与多氯联苯(Hovander et al .，2002;公园et al .,2009;Routti et al .,2014;Nomiyama et al .,2014)。此外，对于某些端点，oh - PCBs的毒性被认为高于PCBs(Meerts et al .，2002)。
在我们之前的研究(Sun et al .，2016b)中提出了一种被忽视的pcb代谢途径。在暴露于完整的水稻植株后，oh - PCBs被检测为多氯联苯的主要代谢产物，而甲氧基化的多氯联苯(meo - PCBs)则被鉴定为小型代谢产物。此外，还观察了植物中oh - pcbs与meo - pcbs之间的相互转换。水稻在这些转变过程中起着关键作用，而内生植物则共同作用于多氯联苯的羟基化和甲基化。微生物对地球生物地球化学循环和各种污染物的命运至关重要。最近，我们报道了中国污水处理厂污泥中MeO - PCBs和oh - PCBs的发生(Sun et al .，2016d)。认为污泥中丰富而直接的微生物主导着这些产物的形成。然而，到目前为止，并没有证据表明在活体微生物中羟基化和甲氧基化的多氯联苯的形成。因此，要进一步研究多氯联苯的生物转化机理，就必须采用微生物模型作为探针。
已经提出了几种机制，包括多氯联苯对异生物制剂的解毒和降解(Cvancarova et al .，2012;Rezek et al .,2012)。细胞色素P450(CYP450)和谷胱甘肽s - transferases(GSTs)介导的降解过程在毒物代谢机制中被暗示(Anzenbacher和Anzenbacherova,2001;黄et al .,2013)。对PCBs代谢过程中分子生物学机制的研究表明，从多氯联苯到羟化多氯联苯的转化在CYP2B和CYP1A等CYP等形物催化反应中很明显;翟et al .,2013)。以前的研究已经证明，bph基因是对杜鹃球菌(Taguchi et al .，2007年)生物降解的负责。杨et al .,2007)。不可饶恕，目前已知的关于oh - pcbs和meo - pcbs之间的相互转换的生物学机制是非常少的。并没有确定对活生物体中多氯联苯的羟基化和甲氧基化的基因。转录组基因组的全基因组分析结果证实了许多与生物体代谢有关的功能基因(Zhang et al .，2016)。对基因表达和调控机制的研究将有助于我们对环境中多氯联苯的命运的认识。
枯草芽孢杆菌(枯草芽孢杆菌)是一种多功能性菌群，广泛应用于作物根系病原体的保护，作为污水处理的生物吸附剂(Wang et al .，2010;曹et al .,2011)。因此，b . subtilis在各种en - vironmental媒介中广泛传播，例如土壤、水和污泥。b . subtilis被报道为各种或- ganic污染物的潜在降解者，如多环芳烃(PAHs)和邻苯二甲酸酯(PAEs)(Das和Mukherjee,2007;莉莉et al .,2009;Navacharoen Vangnai,2011)。在本研究中，b . subtilis被选为典型的微生物，以研究多氯联苯、oh - PCBs和meo - PCBs的代谢。为了深入了解分子机制，我们使用了高通量rna序列(rna - seq)技术来识别b . subtilis暴露于目标污染物的基因。我们进一步探讨了PCB、oh - PCBs和meo - PCBs的关系，并提出了PCB的代谢途径。这项研究的结果将有助于了解整个PCBs反应分子事件，并找出调节微生物对pcb、oh - PCBs和meo - PCBs反应的mecha - nUNK。
2.实验部分
2.1。化学品和培养基
市面上可买到的同源多氯联苯和OH -多氯联苯是有限的。在这项研究中,三个股票的标准包括2,3,4,5 - tetrachlorobiphenyl(cb - 61),4′-hydroxy-2,3,4,5-tetrachlorobiphenyl(4′哦- cb - 61),和4′-methoxy-2,3,4,5-tetrachlorobiphenyl(4′giove - cb - 61)被选为目标化合物根据先前的研究(太阳et al .,2016 a,2016 b),在丙酮和准备使用前100μg /毫升。这些化学物质的选择也是基于对植物的代谢进行比较的考虑(Sun et al .，2016a,2016b)。代理标准cb - 101和4′哦- cb - 101中性和酚类化学物质,分别。所有这些化学标准都是从AccuStandard购买的(纽黑文，美国CT)。Luria Bertani(LB)使用10.0 g/ L细菌-逻辑tryptone,5.0 g/ L细菌酵母，氯化钠10.0 g/ L(pH 7.0)。固体培养基以15 g/ L(1.5%)添加琼脂制备。在使用之前,介质被高压灭菌法灭菌15分钟的121°C。正己烷、二氯甲烷(DCM),乙腈,甲基叔丁基醚,和丙酮在这项研究中使用的高效液相色谱级或pesti -艾哈迈德,年级,买来费舍尔科学(美国宾夕法尼亚州匹兹堡)。将70克活性二氧化硅与30克浓缩的H2SO4混合，制备了酸性硅胶。无水硫酸钠提前进行了活化。去离子水(18.2 MΩ)从Milli-Q系统是用于实验。所有其他实验材料和试剂均为分析试剂级或更高纯度。。
2.2。微生物和暴露条件
将b . subtilis ncib - 3610作为模型应变。bio -转换实验在批处理模式包含50毫升无菌厄伦美厄烧瓶磅媒体在37°C在震动条件下(120 rpm)。细胞浓度样本分析(OD600 1.53 - -1.62)被添加到1.0之前μg个人接触化合物在每个反应堆。反应堆被放置在黑暗中，用铝箔包裹，以防止化学物质的光解。Ac- cording使用植物和污泥(Sun et al .，2016b,2016d)的研究，以及我们的初步实验，暴露时间是24 h .长时间暴露时间不会显著促进多氯联苯的代谢，但可能会对压力产生很强的应激反应。此外，还进行了空白对照组(在没有暴露化合物的情况下的毒株)和非病毒控制(暴露在缺乏菌株的情况下)(图- 1)。所有的暴露和控制治疗都是一式三份。
2.3。 样品制备和分析
用己烷/甲基叔丁基醚合剂(1:1;v / v)。将萃取物加在一起，蒸发到干燥，并在20毫升的DCM中溶解。对酸性硅胶进行了5分钟的剧烈震荡，应用anhy - drous Na2SO4柱去除酸性二氧化硅，并使用addi -名义DCM(30 mL)来去除所有的靶向化合物。洗脱的过程被收集起来，并集中在一种温和的镍-托尔根的干燥作用下。总共有200μL己烷添加再溶解目标化合物。
提取的一半(100μL己烷)是用于分析cb - 61和4′meo - cb - 61气相色谱/质谱(GC / MS)(7890 b / 5977 b,安捷伦,圣克拉拉,CA,美国)与一个电子电离离子源(EI)。一种db -5 MS(J&W Scientific,Folsom,CA)毛细管柱(30 m,0.25毫米i.d)。,0.25μm膜厚度)应用于独立的目标化合物。氦气作为载体气体，持续流量为1 mL/ min。烤箱最初90°C,然后增加到210°C的速度20°C / min,然后增加到300°C的速度6°C /分钟。采用离子监测(SIM)模式进行定量测定。监测离子m / z cb - 61年291.9和220.0,322.0和278.9,4′meo - cb - 61。标准和代表性样品的GC / MS色谱图如图2所示。
另一半提取蒸发干燥,溶解在乙腈(100μL)。随后,这种提取物用于分析4′- sis哦- cb - 61通过液相色谱仪/串联质谱(LC / MS / MS)(安捷伦科技公司,1260 - 6460)。分离的化合物在C18柱(100毫米×2.1毫米,2.2μm粒度;费希尔，科学，沃尔瑟姆，马)。在20分钟内，由乙腈和水组成的流动相由60:40至75:25，流速为0.3 mL/ min。利用电喷雾离子化(ESI)源对负离子多反应监测(MRM)模式进行质谱检测。MRM过渡用于量化和定性分析4′哦- cb - 61 m / z 342.8→306.8和306.8→35.0,分别。在预防研究(Sun et al .，2016a,2016b)中对样本分析进行了详细的分析。标准和代表性样品的lc -MS/ MS色谱图如图3所示。
2.4。 RNA序列和数据处理
细胞离心4500×g和上层的再保险——感动。细胞被冻结在液态氮,随后储存在−RNA提取前80°C。根据miRNeasy Mini Kit(Qiagen,Germantown,MD,USA)的指示提取总RNA。核糖核酸的浓度和纯度是评估使用Nanodrop(美国马热科学)和量子位®RNA在量子位海关化验工具包®2.0荧光计(美国生命科技,CA)。用RiboMinusTM细菌模块(美国CA,CA，美国)处理总RNA去除核糖体RNA。使用TruSeq SBS Kit v4 - HS(250个周期)在光源MiSeq平台上进行了多路复用和pair - end测序。
FastQC(0.10.1版;Babraham生物信息学，剑桥，英国)被用来评估rna - seq阅读质量控制。记录的丰度FPKM(每百万frag的每千碱基的碎片)用Cufflinks 2.1.1测量。的微分表达式列表(罗斯福≤0.05)产生Cuffdiff分为衰减和差异记录列表。基因本体(GO)富集分析是由GOseq包进行的。
2.5。 质量控制和质量保证
对目标化合物进行了严格的质量控制，保证了准确的识别和量化。检查了化学标准的纯度。在stan - dards中检测到一些杂质。然而，这些杂质并没有影响从这项工作得出的结论。在接触试验前，对目标化学品的预处理和分析方法进行了优化。re -结果回收率的方法性能表明,cb - 61、4′meo - cb - 61和4′哦- cb - 61使用飙升样本覆盖从86.2%提高到96.1%,87.1%,95.7%,和84.2%到97.1%。在重复的样品中，样品的变异率低于15%(n = 3)，分析物和其他参数的检测限制在之前的研究中(Sun et al .，2016b)。
3。结果与讨论
3.1。 PCB的代谢和OH-PCB与MeO-PCB的相互转换
将枯草芽孢杆菌暴露于CB-61 24小时后，观察到4'-OH-CB-61和4'-MeO-CB-61的同时形成（表1）。计算代谢产物质量与初始母体化合物质量（M / P）的百分比。从CB-61到4'-OH-CB-61和4'-MeO-CB-61的平均M / P值分别为0.42％±0.12％和0.02％±0.01％。我们之前的研究报道了从不同污水处理厂收集的污泥中MeO-PCBs和OH-PCBs的发生（Sun等，2016d）。据推测，污泥中大量的微生物对MeO-PCBs和OH-PCBs的形成起着至关重要的作用。然而，关于参与形成MeO-PCBs和OH-PCBs的微生物种类知之甚少。这项研究证实，枯草芽孢杆菌是可以执行新确定的多氯联苯代谢途径的微生物之一。就我们所知，这是关于特定微生物中多氯联苯（MeO-PCBs）和多氯联苯（OH-PCBs）联合生产的第一份报告。
MeO-PCBs与OH-PCBs之间的关系在我们的暴露实验中被探索，并且发现它们之间的相互转换。 4'-OH-CB-61的甲基化率（0.23％±0.07％）低于4'-MeO-CB-61的去甲基化率（0.54％±0.14％）（表1）。这一趋势与在植物中进行的研究一致，尽管4'-MeO-CB-61的去甲基化率比水稻中4'-OH-CB-61的甲基化率高18倍（Sun等2016b）。这些结果可以进一步解释OH-PCBs在不同环境介质中被广泛检测到的现象，而MeO-PCBs的出现很少被发现（Ueno等，2007; Park等，2009; Glynn等， 2011; Marek等，2014; Routti等，2014）。总体而言，在水稻，玉米，小麦和枯草芽孢杆菌中发现了新发现的OH-PCBs和MeO-PCBs的相互转化。这种生物转化过程在多氯联苯的整个代谢过程中是一个明显的过程。枯草芽孢杆菌广泛应用于各种功能，可能是环境中广泛检测到的OH-PCB的重要生产者。
在空白对照中没有发现目标化学物质，表明反应堆之间没有交叉污染。枯草芽孢杆菌仅负责CB-61,4'-MeO-CB-61和4'-OH-CB-61的代谢。对于微生物对照，CB-61,4'-MeO-CB-61和4'-OH-CB-61的平均回收率在92.1％至94.3％之间，表明暴露试验中化学品的挥发和光解很少。然而，暴露反应堆中化学物质的回收率从83.4％到86.1％，远低于对照组，这表明可能形成一些其他代谢物，而没有一个已经被确定。一些邻 - 和间 - 取代产物（即2'-OH-CB-61,2'-MeO-CB-61,3'-OH-CB-61，和3'-MeO-CB-61）是CB-61的潜在代谢物。但是，在这项研究中没有发现。
3.2。针对PCB，OH-PCB和MeO-PCB的转录组分析
当枯草芽孢杆菌分别暴露于CB-61和4'-OH-CB-61时，总共得到4377和4347个转录物，略高于对照处理（4276个转录物）（图SI-2） 。当枯草芽孢杆菌用4'-MeO-CB-61（4230转录物）处理时，发现更少的转录物。根据STRING分析（https://string-db.org/），在枯草芽孢杆菌中没有报道可能参与PCB降解的bph基因（Taguchi等，2007; Yang等，2007 ）。本研究未检测到bph基因。使用名义化的FPKM计算来量化转录本的丰度以测量每个基因表达（图1）。与对照相比，CB-61处理总共766个基因上调，1102个基因下调。在4'-OH-CB-61胁迫下，180和250个基因分别上调和下调。与对照文库相比，4'-MeO-CB-61处理总共95个基因上调，28个基因下调。这些数据表明，与4'-MeO-CB-61相比，CB-61和4'-OH-CB-61可能对枯草芽孢杆菌产生更大的影响。
GO分类系统用于了解差异表达基因（DEGs）的可能功能（图2）。当枯草芽孢杆菌分别暴露于CB-61,4'-MeO-CB-61和4'-OH-CB-61时，DEG可分配到41,26和8个GO术语，覆盖“cel- lular组件“，”生物过程“和”分子功能“。与“细胞”，“细胞部分”，“代谢过程”，“细胞过程”和“催化活性”等术语相关的基因在三种处理中都占优势。催化活性是一个显着的名词，因为这里确定的许多基因可能参与氧化还原酶，过氧化氢酶和化学转移酶（Carbon et al。，2009）。在这个过程中，有代表性的I和III机制的CYP450和ATP结合盒（ABC）转运蛋白编码基因已经在药物和其他外源物质的代谢中被报道（Guengerich，2001; Zhang等人， 2016）。本研究还发现CB-61,4'-MeO-CB-61和4'-OH-CB-61可诱导与刺激反应有关的基因。
当枯草芽孢杆菌暴露于CB-61和4'-OH-CB-61时，发现与繁殖期有关的DEG，而在4'-MeO-CB-61处理中没有发现，表明CB-61和4'-OH-CB-61可能对枯草芽孢杆菌的细胞分裂产生影响。此外，在CB-61和4'-MeO-CB-61处理中观察到分配到电子载体活性项的DEGs，这意味着CB-61和4'-MeO-CB-61的生物转化可能涉及电子转移，尽管机制尚不清楚。
3.3。分析涉及PCB，OH-PCB和MeO-PCB代谢的基因
编码负责污染物代谢的酶或蛋白质的基因被研究（图3）。第一组是氧化还原酶编码基因，这些基因在药物和其他外源物质的生物转化或降解中发挥关键作用，如氧化还原酶，单加氧酶和CYP450（Testa et al。，2012）。第二和第三组分别是参与甲基转移酶和水解酶的基因，它们也可以催化有机化学物质的代谢（Testa等，2012）。
与对照相比，在CB-61处理中共有10个编码氧化和还原酶的基因被上调。翟等人（2013）已经证明，CYP450是负责极地植物中PCBs羟基化的潜在酶。在目前的研究中，CYP450的cypA和bioI被CB-61显着诱导，表明两种基因都是在枯草芽孢杆菌中将PCB代谢成OH-PCB的药物。当枯草芽孢杆菌暴露于CB-61时，与单加氧酶有关的三个基因（yxeK，yoaI和ytnJ）上调，这意味着单加氧酶可能参与CB-61的生物转化。至于甲基转移酶相关基因，在CB-61处理中，三个基因（cheR，ycgJ，ycgI）上调。
在这项研究中，4'-MeO-CB-61诱导编码水解酶的四个基因（ybf0，yfhM，ydjP和xpaC）。 Guengerich（2001）总结认为，CYP450是催化各种有机化学物质的脱烷基化反应的酶。然而，在这项研究中，当枯草芽孢杆菌用4'-MeO-CB-61处理时，没有观察到编码CYP450的DEGs。刘等人（2012）证明水解酶负责红球菌属除草剂的N-脱烷基化。 B1株。由patE编码的水解酶被认为对邻苯二甲酸二丁酯的水解有影响，并可能导致邻苯二甲酸酯的形成（Hara et al。，2010）。因此，我们推测这4个基因（ybfO，yfhM，ydjP和xpaC）可能参与了4'-MeO-CB-61的O-脱烷基化反应。与对照相比，4'-OH-CB-61处理中的基因ycg1显着上调。同样，基因ycgI的上调也由CB-61诱导。但是，据我们所知，基因ycgI的功能到目前为止还没有被阐述。因此，ycgI和其他蛋白质的蛋白质 - 蛋白质相互作用网络是使用STRING分析（https://string-db.org/）预测的（图4和表SI-1）。结果表明，ycgI蛋白与ycgJ的甲基转移酶有关。有趣的是，ycgJ在4'-OH-CB-61处理中上调。据报道，甲基转移酶在药物甲基化中发挥重要作用（Cao et al。，2014）。在这方面，基因ycgJ和ycgI可能参与CB-61和4'-OH-CB-61形成4'-MeO-CB-61。
3.4。潜在的代谢途径
提出了枯草芽孢杆菌对PCB的潜在代谢途径（图5）。药物和污染物的代谢可以分为两个阶段（Williams，1959）。第一阶段是指“功能化”反应。在这个过程中，通过氧化，还原，水解或任何这些反应的组合，可以产生致癌和致突变性的活性氧代谢产物（Josephy等，2005）。在阶段II的过程中，与巯基酸，葡糖苷酸，甲基和葡糖苷等部分发生“结合”反应（Nebert和Dalton，2006）。 Evans和Relling（1999）强调，CYP450和水解酶负责修改官能团（第一阶段反应），而甲基转移酶负责与内源性成分（第二阶段反应）的结合。假定外源物质的代谢从“阶段I”反应开始，随后在“阶段II”反应的后续生物转化步骤中开始。在本研究中，当枯草芽孢杆菌暴露于CB-61时，bioI和cypA编码的CYP450基因被上调。同时在CB-61处理中检测到4'-OH-CB-61的形成。因此，我们假设CB-61的生物转化优先发生在CYP450介导的氧化作用下。在这个途径中，涉及到几个基因，如bioI和cypA。随后与甲基转移酶介导的结合发生“阶段II”反应并导致4'-MeO-CB-61的形成。编码甲基转移酶的基因（ycgJ和ycgI）被诱导。 4'-MeO-CB-61容易被水解酶家族水解，这可以解释CB-61转化为4'-OH-CB-61的转化率高于4'-MeO-CB -61。
在文献中，PCBs在生物体内的代谢途径一般被认为涉及OH-PCBs的形成或苯环的氧化，从而在I期形成芳烃环氧化物中间体（Zhai et al。，2013）。芳烃环氧化物可经历与谷胱甘肽的II相缀合以形成甲基磺酰基PCB（MeSO2-PCB）（Routti等，2008）。 MeSO2-PCBs和其他类似的代谢物的鉴定没有在这项研究中进行。 MeSO2-PCBs的形成与本研究中讨论的MeO-PCBs的形成途径不同。这项工作并不是要建立MeO-PCBs作为PCBs在二期反应中的唯一代谢物;但是，它是一个产品。 PCBs的整个生物转化过程可能比以前预期的更复杂。
编码单加氧酶，脱氢酶，N-乙酰转移酶，磺基转移酶的几个其他基因在处理中被诱导。另外，在本研究中也诱导代表III阶段机制的ABC转运蛋白编码基因（表SI-2,3和4）。所有这些结果都表明PCBs的代谢途径比以前提出的更为复杂。本研究中涉及的基因的评估仍然存在局限性，未来使用基因敲除技术的研究将进一步验证这一机制。我们正在进行的研究试图探索PCBs的其他代谢物，并验证精确的机制，以更好地了解多氯联苯的环境归宿。
4。结论
将枯草芽孢杆菌暴露于CB-61 24小时后，检测到4'-MeO-CB-61和4'-OH-CB-61的同时形成。 4'-MeO-CB-61与4'-OH-CB-61之间的相互作用已被实验证明。 4'-MeO-CB-61的去甲基化率高于4'-OH-CB-61的甲基化率。提出了枯草芽孢杆菌潜在的多氯联苯代谢途径。 PCB首先被CYP450氧化成OH-PCB，然后被甲基转移酶转化为MeO-PCB。 bioI，cypA，ycgJ和ycgI基因在这些过程中被诱导并可能涉及PCB的生物转化。 MeO-PCB容易被一组水解酶转化为OH-PCB。这些结果为理解环境中多氯联苯的代谢提供了有价值的信息。
致谢
这项工作是由国家自然科学基金（21520102009,21621005,21507111）和国家基础研究计划（973计划，2014CB441101）共同支持。作者要感谢浙江大学分析测试中心的吴晓丹女士和Zi Wei对样品分析的帮助。
附录A.补充资料
这篇文章的补充资料可以在网上找到http：// dx。 doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.09.063。
参考文献
Anzenbacher, P., Anzenbacherova, E., 2001. Cytochromes P450 and metabolism of xeno- biotics. Cell. Mol. Life Sci. 58, 737–747.
Cao, Y., Zhang, Z.H., Ling, N., Yuan, Y.J., Zheng, X.Y., Shen, B.A., Shen, Q.R., 2011. Bacillus subtilis SQR 9 can control Fusarium wilt in cucumber by colonizing plant roots. Biol. Fertil. Soils 47, 495–506.
Cao, Y., Chen, Z.J., Jiang, H.D., Chen, J.Z., 2014. Computational studies of the regioselectivities of COMT-catalyzed meta-/para-O methylations of luteolin and quer- cetin. J. Phys. Chem. B 118, 470–481.
Carbon, S., Ireland, A., Mungall, C.J., Shu, S., Marshall, B., Lewis, S., AmiGO, Hub., Web Pres- ence Working Group, Jan 2009. AmiGO: online access to ontology and annotation data. Bioinformatics 25 (2), 288–289.
Cvancarova, M., Kresinova, Z., Filipova, A., Covino, S., Cajthaml, T., 2012. Biodegradation of PCBs by ligninolytic fungi and characterization of the degradation products. Chemosphere 88, 1317–1323.
Das, K., Mukherjee, A.K., 2007. Crude petroleum-oil biodegradation efficiency of Bacillus subtilis and Pseudomonas aeruginosa strains isolated from a petroleum-oil contami- nated soil from North-East India. Bioresour. Technol. 98, 1339–1345.
Evans, W.E., Relling, M.V., 1999. Pharmacogenomics: translating functional genomics into rational therapeutics. Science 286, 487–491.
Glynn, A., Larsdotter, M., Aune, M., Darnerud, P.O., Bjerselius, R., Bergman, A., 2011.
Changes in serum concentrations of polychlorinated biphenyls (PCBs), hydroxylated
PCB metabolites and pentachlorophenol during pregnancy. Chemosphere 83,
144–151.
Guengerich, F.P., 2001. Common and uncommon cytochrome P450 reactions related to
metabolism and chemical toxicity. Chem. Res. Toxicol. 14, 611–650.
Hara, H., Stewart, G.R., Mohn, W.W., 2010. Involvement of a novel ABC transporter and monoalkyl phthalate ester hydrolase in phthalate ester catabolism by Rhodococcus
jostii RHA1. Appl. Environ. Microbiol. 76, 1516–1523.
Hovander, L., Malmberg, T., Athanasiadou, M., Athanassiadis, L., Rahm, S., Bergman, A.,
Wehler, E.K., 2002. Identification of hydroxylated PCB metabolites and other phenolic halogenated pollutants in human blood plasma. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 42, 105–117.
Huang, H.L., Zhang, S.Z., Wang, S., Lv, J.T., 2013. In vitro biotransformation of PBDEs by root crude enzyme extracts: potential role of nitrate reductase (NaR) and glutathione S-transferase (GST) in their debromination. Chemosphere 90, 1885–1892.
Josephy, P., Guengerich, F.P., Miners, J.O., 2005. Phase I and phase II drug metabolism: ter- minology that we should phase out? Drug Metab. Rev. 37, 575–580.
Lily, M.K., Bahuguna, A., Dangwal, K., Garg, V., 2009. Degradation of benzo[A] pyrene by a novel strain Bacillus subtilis BMT4i (MTCC 9447). Braz. J. Microbiol. 40, 884–892. Liu, H.M., Cao, L., Lu, P., Ni, H.Y., Li, Y.X., Yan, X., Hong, Q., Li, S.P., 2012. Biodegradation of
butachlor by Rhodococcus sp Strain B1 and purification of its hydrolase (ChIH) re- sponsible for N-dealkylation of chloroacetamide herbicides. J. Agric. Food Chem. 60, 12238–12244.
Marek, R.F., Thorne, P.S., DeWall, J., Hornbuckle, K.C., 2014. Variability in PCB and OH-PCB serum levels in children and their mothers in urban and rural US communities. Envi- ron. Sci. Technol. 48, 13459–13467.
Matsusue, K., Ariyoshi, N., Oguri, K., Koga, N., Yoshimura, H., 1996. Involvement of cyto- chrome b(5) in the metabolism of tetrachlorobiphenyls catalyzed by CYP2B1 and CYP1A1. Chemosphere 32, 517–523.
Meerts, I.A.T.M., Assink, Y., Cenijn, P.H., van den Berg, J.H.J., Weijers, B.M., Bergman, A., Koeman, J.H., Brouwer, A., 2002. Placental transfer of a hydroxylated polychlorinated biphenyl and effects on fetal and maternal thyroid hormone homeostasis in the rat. Toxicol. Sci. 68, 361–371.
Navacharoen, A., Vangnai, A.S., 2011. Biodegradation of diethyl phthalate by an organic- solvent-tolerant Bacillus subtilis strain 3C3 and effect of phthalate ester coexistence. Int. Biodeterior. Biodegrad. 65, 818–826.
Nebert, D.W., Dalton, T.P., 2006. The role of cytochrome P450 enzymes in endogenous signalling pathways and environmental carcinogenesis. Nat. Rev. Cancer 6, 947–960. Nomiyama, K., Hirakawa, S., Eguch, A., Kanbara, C., Imaeda, D., Yoo, J., Kunisue, T., Kim, E.Y., Iwata, H., Tanabe, S., 2014. Toxicological assessment of polychlorinated biphe- nyls and their metabolites in the liver of Baikal Seal (Pusa sibirica). Environ. Sci.
Technol. 48, 13530–13539.
Park, J.S., Kalantzi, O.I., Kopec, D., Petreas, M., 2009. Polychlorinated biphenyls (PCBs)
and their hydroxylated metabolites (OH-PCBs) in livers of harbor seals (Phoca vitulina) from San Francisco Bay, California and Gulf of Maine. Mar. Environ. Res. 67, 129–135.
Rezek, J., Macek, T., Doubsky, J., Mackova, M., 2012. Metabolites of 2,2′-dichlorobiphenyl and 2,6-dichlorobiphenyl in hairy root culture of black nightshade Solanum nigrum SNC-90. Chemosphere 89, 383–388.
Routti, H., Letcher, R.J., Arukwe, A., van Bavel, B., Yoccoz, N.G., Chu, S.G., Gabrielsen, G.W., 2008. Biotransformation of PCBs in relation to phase I and II xenobiotic-metabolizing enzyme activities in ringed seals (Phoca hispida) from Svalbard and the Baltic Sea. En- viron. Sci. Technol. 42, 8952–8958.
Routti, H., Lydersen, C., Hanssen, L., Kovacs, K.M., 2014. Contaminant levels in the world's northernmost harbor seals (Phoca vitulina). Mar. Pollut. Bull. 87, 140–146.
Sun, J.T., Pan, L.L., Chen, J., Li, K.L., Zhu, L.Z., 2016a. Uptake, translocation, and metabolism of hydroxylated and methoxylated polychlorinated biphenyls in maize, wheat, and rice. Environ. Sci. Pollut. R. http://dx.doi.org/10.1007/s11356-016-7724-8.
Sun, J.T., Pan, L.L., Su, Z.Z., Zhan, Y., Zhu, L.Z., 2016b. Interconversion between methoxylated and hydroxylated polychlorinated biphenyls in rice plants: an impor- tant but overlooked metabolic pathway. Environ. Sci. Technol. 50, 3668–3675.
Sun, J.T., Pan, L.L., Tsang, D.C.W., Zhan, Y., Liu, W.X., Wang, X.L., Zhu, L.Z., Li, X.D., 2016c.
Polychlorinated biphenyls in agricultural soils from the Yangtze River Delta of China: regional contamination characteristics, combined ecological effects and human health risks. Chemosphere 163, 422–428.
