包宜俊,楊存滿,李 穎,陸光華

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包宜俊,楊存滿,李 穎*,陸光華

(河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院,淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210098)

利用三維熒光光譜和紅外光譜研究污水處理廠活性污泥中萃取的胞外聚合物與四溴雙酚A之間的相互作用.結(jié)果顯示,活性污泥胞外聚合物中存在3個(gè)明顯的熒光峰,分別為,x/m=230/300nm(峰A)、x/m=240/350nm(峰B)和x/m=270/370nm(峰C).熒光滴定結(jié)果表明,3個(gè)熒光峰隨著四溴雙酚A的加入均發(fā)生不同程度的猝滅.修正的Stern-Volmer模型和Ryan-Weber非線性模型計(jì)算胞外聚合物與四溴雙酚A之間的結(jié)合常數(shù),二者間的結(jié)合常數(shù)值(lg)在4.23~6.27之間.紅外光譜和同步熒光結(jié)果顯示,胞外聚合物與四溴雙酚A 結(jié)合導(dǎo)致胞外聚合物原有的蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)發(fā)生變化.同時(shí),考察了不同環(huán)境條件(pH值、電導(dǎo)率以及離子)對(duì)兩者作用的影響.結(jié)果表明:pH值和離子變化對(duì)胞外聚合物與四溴雙酚A結(jié)合強(qiáng)度有影響,但電導(dǎo)率的變化影響并不顯著.

胞外聚合物；四溴雙酚A；三維熒光光譜；結(jié)合作用

四溴雙酚A(TBBA)是一種在世界范圍內(nèi)被廣泛應(yīng)用的溴代阻燃劑.它是一種類似于持久性有機(jī)污染物的潛在環(huán)境內(nèi)分泌干擾物,能在環(huán)境和生物體內(nèi)累積,對(duì)環(huán)境和生物產(chǎn)生嚴(yán)重的影響,如干擾生物的激素系統(tǒng),影響骨骼和大腦發(fā)育等[1-3].污水處理作為TBBA進(jìn)入環(huán)境前的重要消減環(huán)節(jié)尤為關(guān)鍵,若有大量的TBBA隨出水排放進(jìn)入周圍環(huán)境,將對(duì)水生生物和人體健康造成潛在的危害.

活性污泥是應(yīng)用最廣泛的廢水處理方法之一.活性污泥分泌的胞外聚合物(EPS)是微生物在生長(zhǎng)和代謝過程中產(chǎn)生的一類高分子物質(zhì),主要由腐殖質(zhì)、多聚糖類、蛋白類和核酸類組成[4-5].EPS覆蓋在微生物細(xì)胞表面及填充在污泥絮體內(nèi)部空隙中,維持著污泥的結(jié)構(gòu)和功能的完整性,在活性污泥系統(tǒng)中起著極其重要的作用[6].由于EPS表面存在大量的活性官能團(tuán)和疏水區(qū)域,因此具有極大的吸附和絡(luò)合能力,能夠與廢水中存在的污染物結(jié)合,從而將污染物從水體中去除[7-9].Xu等[10]研究表明,EPS能夠通過蛋白組分的疏水作用結(jié)合磺胺甲嘧啶,且EPS蛋白組分二級(jí)結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著變化,肽鏈伸展導(dǎo)致的結(jié)構(gòu)膨脹,更加有利于污染物的俘獲;鄭蕾等[11]研究結(jié)果表明,pH值可改變活性污泥EPS組分、濃度以及基團(tuán)組成,從而改變EPS表面特性,最終導(dǎo)致污泥狀態(tài)改變.但是他們只是研究了污染物對(duì)EPS吸附能力以及pH值對(duì)EPS本身的影響,沒有考慮污染物與EPS的作用機(jī)制和水環(huán)境條件對(duì)反應(yīng)體系的影響.本研究利用三維激發(fā)發(fā)射矩陣熒光(EEM)、同步熒光及傅里葉紅外光譜方法研究活性污泥EPS與TBBA的相互作用機(jī)制以及不同水環(huán)境條件對(duì)兩者相互作用的影響,為強(qiáng)化TBBA在活性污泥系統(tǒng)中的去除機(jī)理提供理論依據(jù).

四溴雙酚A(純度大于99%)購(gòu)于梯希愛(上海)化成工業(yè)發(fā)展有限公司.腐殖酸購(gòu)自于Sigma公司.蒽酮試劑,酒石酸鈉溶液,Fulin酚試劑,甲醇,鹽酸,氫氧化鈉,氯化鉀,硝酸鋁,硝酸鈣,硝酸鐵,離子交換樹脂(Cation exchange resin, CER)均為分析純,購(gòu)于南京榮華科學(xué)器材有限公司.

電導(dǎo)率儀(雷磁,DSJ-308A,上海),高速冷凍離心機(jī)(湘智,TGL-16M,長(zhǎng)沙),三維熒光光譜儀(Hitachi,F7000,日本),紫外可見分光光度計(jì)(Hach, Alpha-1506,美國(guó)),傅里葉紅外光譜儀(Bruker, Tensor27,德國(guó)).

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 EPS提取與測(cè)定 采自南京市江寧城市污水處理廠二沉池的活性污泥用離子交換樹脂法提取活性污泥胞外聚合物.將50mL活性污泥懸浮液以5000r/min離心15min,離心后舍棄上清液,用50mL NaCl溶液(0.1mol/L)洗滌2次.將洗滌過的污泥懸浮液置于50mL的磷酸緩沖溶液(pH 7.0)中.處理的污泥混合液轉(zhuǎn)移至提取容器中,同時(shí)加入一定量的離子交換樹脂(60g/g),在4℃下連續(xù)攪拌6h提取EPS.提取結(jié)束后將離子交換樹脂/污泥的混合液靜置3min,保證離子交換樹脂完全沉淀.將上層提取液在4 ℃下10000r/min離心30min,得到的上清液用0.45μm醋酸纖維素膜過濾,濾液即為EPS溶液.最后將該溶液在60 ℃干燥箱中烘干得到EPS固體.EPS中多糖采用蒽酮比色法測(cè)定[12],用葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn).蛋白質(zhì)和腐殖酸采用改進(jìn)Lowry法測(cè)定[13],分別用牛蛋白血清與腐殖酸作為標(biāo)準(zhǔn).

1.2.2 熒光光譜實(shí)驗(yàn) 將從活性污泥中提取的EPS固體用磷酸緩沖溶液配制成濃度為200mg/L的儲(chǔ)備液.移取5mL EPS溶液加入到一系列10mL比色管中,同時(shí)在每個(gè)比色管中加入不同體積TBBA溶液(1.0g/L),用磷酸緩沖液定容至10mL,得到TBBA濃度分別為2.5, 5, 7.5 , 10 , 12.5, 22.5, 25mg/L的混合溶液.為了保證EPS與TBBA充分結(jié)合,溶液振蕩2h后進(jìn)行三維熒光以及同步熒光測(cè)定.設(shè)置對(duì)照實(shí)驗(yàn)和平行實(shí)驗(yàn),測(cè)試結(jié)果取平均值.三維熒光光譜激發(fā)波長(zhǎng)和發(fā)射波長(zhǎng)范圍均為200~500nm;激發(fā)和發(fā)射狹縫設(shè)為2.5nm;掃描速度為12000nm/min.同步熒光光譜采集采用同步掃描波長(zhǎng)從270~400nm;激發(fā)和發(fā)射間隔波長(zhǎng)60nm;掃描速度為12000nm/min.

1.2.3 紅外光譜實(shí)驗(yàn) 采用紅外光譜方法對(duì)EPS與TBBA結(jié)合前后構(gòu)型變化進(jìn)行分析.在配有DTGS KBr檢測(cè)器和衰減全反射(ATR)附件的FT-IR光譜儀進(jìn)行紅外光譜測(cè)定,所測(cè)樣品與上述三維熒光光譜分析所用溶液相同.利用ATR方法記錄所有光譜,在分辨率4.0cm-1條件下掃描6次收集紅外光譜.儀器自帶軟件采集數(shù)據(jù), Origin8.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析.

1.2.4 環(huán)境條件實(shí)驗(yàn) 移取5mL EPS儲(chǔ)備液到一系列10mL比色管中,同時(shí)在每個(gè)比色管中加入250μL TBBA溶液(1.0g/L),用磷酸緩沖液定容至10mL,得到待測(cè)溶液.使用1.0mol/L鹽酸和1.0mol/L氫氧化鈉溶液調(diào)節(jié)待測(cè)溶液pH值分別為3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0,進(jìn)行pH值條件的實(shí)驗(yàn).使用3.0mol/L KCl溶液調(diào)節(jié)待測(cè)溶液電導(dǎo)率分別為1800, 2000,2200,2400,2600, 2800,3000μS/cm,進(jìn)行電導(dǎo)率條件的實(shí)驗(yàn).在待測(cè)溶液中分別加入50μL 0.01mol/L的Ca2+、Al3+、Fe3+離子進(jìn)行不同離子條件的實(shí)驗(yàn).將上述混合溶液振蕩2h后進(jìn)行三維熒光測(cè)定.設(shè)置對(duì)照實(shí)驗(yàn)和平行實(shí)驗(yàn),測(cè)試結(jié)果取平均值.

1.3 數(shù)學(xué)模型分析

使用Stern-Volme方程[14]、修正的Stern- Volme方程[15]和Ryan-Weber非線性模型[16]分析EPS與TBBA的熒光猝滅機(jī)制,并計(jì)算其作用強(qiáng)度(即結(jié)合常數(shù)).

-Volme方程如下:

式中:0和分別為TBBA加入前后EPS所測(cè)得的熒光強(qiáng)度;SV為猝滅常數(shù);q為生物分子猝滅速率常數(shù);為分子的熒光壽命,通常對(duì)于生物大分子值為1.0×10-8s;為加入TBBA濃度.

修正的Stern-Volmer方程如下:

式中:是滴定前后熒光的變化值占初始熒光強(qiáng)度的比例;為結(jié)合常數(shù).

Ryan-Weber非線性模型如下:

式中:假設(shè)未加入TBBA時(shí)EPS的熒光強(qiáng)度為100.是EPS與對(duì)應(yīng)濃度TBBA結(jié)合后的熒光強(qiáng)度相對(duì)初始熒光強(qiáng)度的百分值;end為滴定達(dá)到理論終點(diǎn)時(shí)的熒光強(qiáng)度相對(duì)初始熒光強(qiáng)度的百分值.為結(jié)合常數(shù);為加入TBBA濃度;c為EPS中配體的總濃度.

2 結(jié)果與討論

2.1 EPS的熒光特性研究

從圖1可以看出,活性污泥EPS有3個(gè)熒光吸收峰,分別為峰A(x/m=230/300nm)、峰B(x/m=240/350nm)和峰C(x/m=270/370nm).峰A位于I區(qū)(含芳環(huán)基團(tuán)的類蛋白物質(zhì)I),峰B位于II區(qū)(含芳環(huán)基團(tuán)的蛋白質(zhì)II區(qū)).峰C位于Ⅳ區(qū)(溶解性微生物副產(chǎn)物)[17-18].峰A、峰B和峰C都屬于類蛋白峰,與EPS中的芳環(huán)氨基酸結(jié)構(gòu)有關(guān)[19-20].隨著TBBA濃度的增加,EPS峰A和峰B的熒光強(qiáng)度不斷降低.但峰C的熒光強(qiáng)度降低并不明顯,這主要是由于峰C為溶解性的微生物副產(chǎn)物,而TBBA與EPS的結(jié)合主要發(fā)生在類蛋白質(zhì)上的基團(tuán).EPS熒光峰的變化表明活性污泥EPS和TBBA發(fā)生了相互作用,導(dǎo)致EPS本身結(jié)構(gòu)發(fā)生了變化.

2.2 EPS與TBBA作用機(jī)制研究

從圖2可以看出,隨著TBBA濃度的逐漸增大,3個(gè)熒光峰的值也逐漸增大,和TBBA濃度之間呈線性關(guān)系.峰A、峰B和峰C的猝滅速率常數(shù)q值是生物大分子與猝滅劑相互作用最大q值(2.0×1010L/(mol·s))的100~1980倍,說明TBBA對(duì)EPS的熒光猝滅不是由動(dòng)態(tài)碰撞引起的,而是屬于靜態(tài)猝滅過程,即TBBA與EPS中的熒光基團(tuán)生成不發(fā)熒光的絡(luò)合物.

表1表明:EPS與TBBA有較大的結(jié)合常數(shù),并生成穩(wěn)定的EPS-TBBA絡(luò)合物.其中類酪氨酸(峰A)的結(jié)合強(qiáng)度要大于其它2類蛋白峰,與苯、菲等有機(jī)污染物的結(jié)合常數(shù)相近[13].說明活性污泥中的EPS能夠?qū)ξ鬯锾幚磉^程中TBBA的遷移和歸趨產(chǎn)生影響.

2.3 TBBA對(duì)EPS結(jié)構(gòu)變化影響

紅外光譜可以作為定性工具監(jiān)測(cè)污水處理廠活性污泥EPS化學(xué)基團(tuán),提供EPS 結(jié)構(gòu)變化相關(guān)信息.圖3紅外光譜顯示,EPS結(jié)構(gòu)中存在蛋白和多糖吸收峰,較弱的羧酸類和酚類吸收峰.3800~3000cm-1為EPS中蛋白和多糖的羥基伸縮振動(dòng)[21-23],2360cm-1左右為NH的伸縮振動(dòng).1670,1540cm-1的強(qiáng)烈吸收為蛋白中酰胺I(主要是C=O伸縮振動(dòng))和酰胺II(C—N伸縮振動(dòng)和—N—H變形振動(dòng))[21].與EPS相比,加入TBBA后EPS紅外譜圖發(fā)生了微弱的變化,EPS酰胺I峰從1670cm-1移至1645cm-1,TBBA與EPS中的C=O和C—N或—N—H基團(tuán)結(jié)合,導(dǎo)致EPS的結(jié)構(gòu)發(fā)生變化.

在利用紅外光譜研究EPS與TBBA結(jié)合前后的結(jié)構(gòu)變化的同時(shí),同步熒光光譜也被用于EPS結(jié)構(gòu)變化的研究.通過測(cè)定EPS與TBBA作用后最大發(fā)射波長(zhǎng)的變化,研究EPS的結(jié)構(gòu)變化.由于EPS主要是由類蛋白質(zhì)組成,當(dāng)Δ為60nm時(shí),同步熒光可以得到色氨酸殘基的特性.從圖4可以看出,隨著TBBA濃度增加,EPS同步熒光光譜強(qiáng)度有規(guī)律的減弱,同時(shí)在290nm處的同步熒光峰發(fā)生紅移.由于TBBA進(jìn)入EPS蛋白中色氨酸殘基的疏水區(qū)域,導(dǎo)致肽鏈伸展,從而使色氨酸暴露在水溶液中.色氨酸殘基處于相對(duì)親水的微環(huán)境中,使得同步熒光峰發(fā)生紅移[24],表明TBBA與EPS官能團(tuán)之間結(jié)合,改變了EPS蛋白質(zhì)自身的結(jié)構(gòu).通過紅外光譜以及同步熒光光譜的研究,可以得知污水處理廠活性污泥產(chǎn)生的EPS中的蛋白質(zhì)能與TBBA結(jié)合,從而降低其在污水中的濃度.

2.4 離子對(duì)EPS-TBBA體系結(jié)合強(qiáng)度的影響

由于污水中會(huì)同時(shí)存在多種物質(zhì),可能和TBBA發(fā)生競(jìng)爭(zhēng)作用,降低EPS與TBBA的結(jié)合強(qiáng)度.選取城市污水中檢出率較高的3種金屬離子Ca2+、Al3+、Fe3+,研究其對(duì)EPS-TBBA體系結(jié)合強(qiáng)度的影響.從表2中可知,Ca2+的存在使EPS-TBBA體系的結(jié)合增強(qiáng),說明Ca2+的存在能夠促進(jìn)EPS與TBBA的結(jié)合.而Al3+的存在則導(dǎo)致結(jié)合常數(shù)的減低,說明Al3+能夠和TBBA產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)作用,降低EPS與TBBA的結(jié)合.2種模型計(jì)算Fe3+的存在下對(duì)EPS-TBBA體系的結(jié)合強(qiáng)度的變化稍有差異性,修正的Stern-Volmer模型顯示Fe3+的存在一定程度上增強(qiáng)了體系的結(jié)合.

表2 不同離子對(duì)EPS-TBBA體系結(jié)合常數(shù)影響Table 2 Binding constant (lgK) of EPS-TBBA system at different ions

2.5 離子強(qiáng)度對(duì)EPS-TBBA體系結(jié)合強(qiáng)度的影響

從圖5可以看出,在不同電導(dǎo)率情況下,體系的熒光強(qiáng)度并沒有明顯變化.計(jì)算不同電導(dǎo)率條件下EPS-TBBA體系的結(jié)合常數(shù),并采用SPSS軟件對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,客觀地反映離子強(qiáng)度對(duì)結(jié)合常數(shù)的影響程度,皮爾遜系數(shù)(p)是一個(gè)介于-1.0到1.0之間的無量綱指數(shù),反映了2個(gè)參數(shù)之間的相關(guān)性方向與強(qiáng)度,其中-1.0表示完美負(fù)相關(guān),1.0表示完美正相關(guān),0表示無相關(guān)性.統(tǒng)計(jì)結(jié)果見表3,2種模型下的p值均小于0.75,且值均大于0.05,即電導(dǎo)率的變化對(duì)體系結(jié)合強(qiáng)度沒有顯著影響(表3).說明離子強(qiáng)度的變化對(duì)體系的結(jié)合強(qiáng)度影響相對(duì)較小.

表3 電導(dǎo)率與EPS-TBBA體系結(jié)合常數(shù)線性相關(guān)的統(tǒng)計(jì)結(jié)果Table 3 Statistical results of linear correlations between conductivity and binding constant

2.6 pH值對(duì)EPS-TBBA體系結(jié)合強(qiáng)度的影響

不同pH值條件下EPS以及EPS-TBBA體系熒光強(qiáng)度如圖6所示.從圖6可以看出猝滅作用的影響,當(dāng)pH值在3.0~6.0時(shí),EPS熒光強(qiáng)度顯著增強(qiáng);當(dāng)pH值在6.0~9.0時(shí),EPS熒光強(qiáng)度趨于穩(wěn)定.EPS-TBBA體系熒光強(qiáng)度隨pH值的增加逐漸降低,且在pH=8.0時(shí)達(dá)到最小.表4為不同pH值條件下EPS與TBBA結(jié)合強(qiáng)度值.由表4可知,不同pH值條件下2種模型擬合得到的結(jié)果與之前得到的結(jié)合常數(shù)值相比均有變化,相關(guān)性分析結(jié)果顯示(表5),2種模型下的p值均小于0.75,且值均大于0.05.說明pH值與結(jié)合強(qiáng)度值沒有顯著相關(guān)性,但pH值的變化一定程度上也影響了EPS與TBBA的結(jié)合強(qiáng)度.在污水處理過程中,水體的酸堿度會(huì)影響到活性污泥分泌出的EPS與TBBA的結(jié)合,影響TBBA的去除率.pH值對(duì)EPS-TBBA結(jié)合的影響主要是由于pH值的變化會(huì)改變TBBA在水體中的離子狀態(tài),以及EPS的表面帶電性和分子的構(gòu)象,從而導(dǎo)致相互作用的變化[25].

表4 不同pH值對(duì)EPS-TBBA體系結(jié)合常數(shù)的影響Table 4 Binding constant (lgK) of EPS-TBBA system at different pH

3 結(jié)論

3.1 EPS中熒光峰能被TBBA明顯猝滅,修正的Stern-Volmer方程和Ryan-Weber非線性模型擬合得到的結(jié)合常數(shù)表明,EPS與TBBA間存在較強(qiáng)的結(jié)合作用,說明TBBA能夠被活性污泥分泌的EPS有效的富集.

3.2 紅外光譜和同步熒光光譜分析結(jié)果表明,EPS與TBBA結(jié)合后,EPS中含有的蛋白質(zhì)原有結(jié)構(gòu)由于和TBBA作用發(fā)生了改變.

3.3 pH值與結(jié)合強(qiáng)度值沒有顯著相關(guān)性,但pH值的變化一定程度上也影響了EPS與TBBA的結(jié)合強(qiáng)度.3種金屬離子對(duì)體系的影響各不相同,Ca2+使EPS-TBBA體系的結(jié)合增強(qiáng),Al3+的存在則導(dǎo)致結(jié)合常數(shù)的減低,而Fe3+能夠顯著影響體系的結(jié)合強(qiáng)度.電導(dǎo)率條件的p值均小于0.75,且值均大于0.05,即離子強(qiáng)度的變化對(duì)體系結(jié)合強(qiáng)度沒有顯著影響.

[1] 彭 浩,金 軍,王 英,等.四溴雙酚-A及其環(huán)境問題 [J]. 環(huán)境與健康雜志, 2006,23(6):571-573.

[2] 時(shí)國(guó)慶,李 棟,盧曉珅,等.環(huán)境內(nèi)分泌干擾物質(zhì)的健康影響與作用機(jī)制 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2011,30:211-223.

[3] Henley D V, Korach K S. Physiological effects and mechanisms of action of endocrine disrupting chemicals that alter estrogen signaling [J]. Hormones, 2010,9(3):191-205.

[4] Gutierrze T, Biller D V, Shimmield T, et al. Metal binding properties of the EPS produced by Halomonas sp. TG39 and its potential in enhancing trace element bioavailability to eukaryotic phytoplankton [J]. Biometals, 2012,25(6):1185-1194.

[5] 張俊珂,曾 萍,宋永會(huì),等.受四環(huán)素影響的活性污泥胞內(nèi)外聚合物特征 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(3):751-758.

[6] 簡(jiǎn) 磊,李炳輝,郭訓(xùn)文,等.胞外聚合物對(duì)重金屬離子的吸附 [J]. 廣東化工, 2015,42(9):143-146.

[7] Lindberg R H, Wennberg P, Johansson M I, et al. Screening of human antibiotic substances and determination of weekly mass flows in five sewage treatment plants in Sweden [J]. Environmental Science & Technology, 2005,39(10):3421-3429.

[8] Yang S-F, Lin C-F, Lin A Y-C, et al. Sorption and biodegradation of sulfonamide antibiotics by activated sludge: experimental assessment using batch data obtained under aerobic conditions [J]. Water Research, 2011,45(11):3389-3397.

[9] Sheng G-P, Zhang M-L, Yu H-Q. Characterization of adsorption properties of extracellular polymeric substances (EPS) extracted from sludge [J]. Colloids and Surfaces B: Biointerfaces, 2008, 62(1):83-90.

[10] Xu J, Sheng G P, Ma Y, et al. Roles of extracellular polymeric substances (EPS) in the migration and removal of sulfamethazine in activated sludge system [J]. Water Research, 2013,47(14): 5298-5306.

[11] 鄭 蕾,田 禹,孫德智. pH值對(duì)活性污泥胞外聚合物分子結(jié)構(gòu)和表面特征影響研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2007,28(7):1507-1511.

[12] Dubios M, Gilles K A, Hamilton J K, et al. Colorimetric Method for Determination of Sugars and Related Substances [J]. Anal. Chem., 1956,28(3):350-6.

[13] Lowry O C, Rosebrough N. Protein measurement with the Folin phenol reagent [J]. Journal of Biologocal Chemistry, 1951,193(1): 265-275.

[14] Fang F, Kanan S, Patterson H H, et al. A spectrofluorimetric study of the binding of carbofuran, carbaryl, and aldicarb with dissolved organic matter [J]. Analytica Chimica Acta, 1998,373(2):139- 151.

[15] 馮啟言,張 彥,孟慶俊.煤礦區(qū)廢水中溶解性有機(jī)質(zhì)與銅的結(jié)合特性 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2013,33(8):1433-1441.

[16] Wu F, Bai Y, Mu Y, et al. Fluorescence quenching of fulvic acids by fullerene in water [J]. Environmental Pollution, 2013,172: 100-107.

[17] 魏群山,羅專溪,陳 強(qiáng),等.天然水體溶解性有機(jī)物(DOM)分級(jí)組分對(duì)典型城市源污染的熒光響應(yīng) [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2010,10:1229-1235.

[18] Baker A, Inverarity R.Protein-like fluorescence intensity as a possible tool for determining river water quality [J]. Hydrological Processes, 2004,18(15):2927-2945.

[19] 傅平青,劉叢強(qiáng),吳豐昌.三維熒光光譜研究溶解有機(jī)質(zhì)與汞的相互作用 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2004,25(6):140-144.

[20] 安 瑩,王志偉,李 彬,等.鹽度沖擊下MBR污泥SMP和EPS的三維熒光光譜解析 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(7):1754- 1762.

[21] Guibaud G, Tixier N, Bouju A, et al. Relation between extracellular polymers’ composition and its ability to complex Cd, Cu and Pb [J]. Chemosphere, 2003,52(10):1701-1710.

[22] Guibaud G, Comte S, Bordas F, et al. Comparison of the complexation potential of extracellular polymeric substances (EPS), extracted from activated sludges and produced by pure bacteria strains, for cadmium, lead and nickel [J]. Chemosphere, 2005,59(5):629-638.

[23] Al-qadiri H M, Al-holy M A, Lin M, et al. Rapid detection and identification of Pseudomonas aeruginosa and Escherichia coli as pure and mixed cultures in bottled drinking water using Fourier transform infrared spectroscopy and multivariate analysis [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2006,54(16):5749- 5754.

[24] Bi S, Yan L, Pang B, et al. Investigation of three flavonoids binding to bovine serum albumin using molecular fluorescence technique [J]. Journal of Luminescence, 2012,132(1):132-140.

[25] 梅 毅,吳豐昌,王立英,等.運(yùn)用3DEEMs及熒光偏振方法研究pH,離子強(qiáng)度及濃度效應(yīng)對(duì)腐殖酸熒光光譜特性的影響 [J]. 地球化學(xué), 2008,37(2):165-173.

* 責(zé)任作者, 副教授, hj6688@hhu.edu.cn

Spectroscopic methods study of the interaction of extracellular polymeric substance and tetrabromobisphenol A

BAO Yi-jun, YANG Cun-man, LI Ying*, LU Guang-hua

(Key Laboratory of Integrated Regulation and Resource Development on Shallow Lakes, Ministry of Education, College of Environment, HoHai University, Nanjing 210098, China)., 2016,36(6)：1773~1779

Three-dimensional fluorescence spectroscopy and infrared spectroscopy were used to investigatethe interaction between tetrabromobisphenol A (TBBA) and extracellular polymeric(EPS) from sludge. There were three particular fluorescence peaks in spectra of EPS,x/m=230/300nm (peak A),x/m=240/350nm (peak B) andx/m=270/370nm (peak C), respectively. The results of fluorescence titration revealed that the three fluorescence peaks of EPS could be quenched by TBBA. The binging constants (lg) were calculated by the modified Stern-Volmer model and the Ryan-Weber model, ranged from 4.23 to 6.27. Infrared spectroscopy and synchronous fluorescence spectroscopy indicated the combination of EPS with TBBA has led to a change in EPS structure. The effect of environmental condition (i.e. pH, ions, and conductivity) on TBBA binding with EPS were evaluated. The results show that pH and ions affected binding affinity, but the effect ofconductivitywas minor.

EPS；TBBA；three-dimensional fluorescence spectrum；binding

X131.2

A

1000-6923(2016)06-1773-07

包宜俊(1991-),男,江蘇鎮(zhèn)江人,河海大學(xué)碩士研究生,主要從事環(huán)境污染化學(xué)研究.發(fā)表論文1篇.

2015-11-06

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51209068,51479067);江蘇高校優(yōu)勢(shì)學(xué)科建設(shè)工程資助項(xiàng)目