劉怡暄,高 喬,王舒淇,呂岳駿,高于涵,汪 杰,侯 彬,盧 靜
(中北大學環(huán)境與安全工程學院,山西 太原 030051)
多環(huán)芳烴 (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs)是指2 個以上苯環(huán)以稠環(huán)形式相連的有機化合物,它普遍存在于環(huán)境中,性質(zhì)穩(wěn)定,難于降解,且具有潛在的致畸性、致癌性和致突變性[1]。環(huán)境中PAHs 的主要來源于人類活動,如廢物、化石燃料和其他碳氫化合物的不完全燃燒、工業(yè)生產(chǎn)、食品加工過程以及原油的泄漏等[2]。菲作為PAHs 中的一種重要污染物,常被用于對PAHs 的實驗研究。微生物修復技術(shù)因其操作較為簡單,修復效果好,對環(huán)境影響微弱,幾乎無二次污染等優(yōu)點,越來越受到專家學者的關(guān)注,成為去除PAHs 的主要途徑。
微生物在新陳代謝過程中,分泌出一種附著于微生物表面及周圍環(huán)境的高分子聚合物質(zhì),稱為胞外聚合物(Extracellular Polymertic Substances,EPS)。它主要由多糖和蛋白質(zhì)構(gòu)成(兩者在EPS 成分中占比為70% ~ 80%),除此之外還包含少量的核酸、腐殖酸等[3-4]。張穎等[5]在研究Arthrobacter sp.JQ-1 菌株胞外聚合物對不同濃度酞酸酯類化合物的吸附規(guī)律時,發(fā)現(xiàn)微生物的EPS 表面有非極性官能團,其中包括蛋白質(zhì)中的脂肪族化合物、芳香族化合物及多糖中的疏水區(qū)域,這些組分參與了微生物對酞酸酯類化合物的降解過程。PAN Xiang-liang 等[6]研究表明,好氧活性污泥產(chǎn)生的EPS 和菲之間的作用是自發(fā)進行的,它們之間的結(jié)合主要依靠于疏水作用。LIU An-bo 等[7]研究表明,細菌產(chǎn)生的EPS 可促進土壤中菲進行解吸過程。甄凱等[8]研究表明,Seudomonas sp.DNBe-S1 產(chǎn)生的EPS 可促進土壤中苯并芘的降解。
融合菌株F14 是以菲降解菌Sphingomonas sp.GY2B 和芘降解菌Pseudomomas sp.GP3A 為親本,通過原生質(zhì)體融合技術(shù)構(gòu)建的一株高效降解多環(huán)芳烴的降解菌[9]。與親本相比,該菌株具有更廣的溫度(20 ~40 ℃)和pH 值適應(yīng)范圍(6.5 ~9),對菲的降解效率更高,而且具有和親本GY2B 不同的菲降解途徑,融合菌株F14 具有2 條菲代謝途徑并且在降解過程中較少積累有毒中間代謝產(chǎn)物。
基于此,通過系統(tǒng)研究不同濃度菲誘導下對融合菌株F14 胞外聚合物 (Extracellular Polymertic Substances,EPS)的影響,包括EPS 中蛋白質(zhì)和多糖含量的變化、對降解效率與熒光性能的影響,并通過FTIR 和SEM 進一步分析了EPS 表面官能團的變化和微觀形貌的變化,闡示融合菌株F14 降解菲的作用機理,為融合菌株F14 實地修復菲污染提供科學依據(jù)和理論支持。
研究使用的菲(濃度為98%)、甲醇(色譜純)、正己烷(分析純)、二氯甲烷(色譜純)等試劑,均購自上海阿拉丁生化科技股份有限公司,其余試劑無特殊說明均為分析純。
無機鹽基礎(chǔ)培養(yǎng)液(MSM):分別取5 mL 磷酸鹽緩沖液 (KH2PO4,8.5 g/L;K2HPO4·H2O,21.75 g/L;Na2HPO4·12H2O,33.4 g/L;(NH4)Cl,5.0 g/L)、3 mL MgSO4溶液(22.5 g/L),1 mL CaCl2溶液(36.4 g/L),1 mL FeCl3溶液 (0.25 g/L),1 mL 微量元素(MnSO4·H2O,39.9 mg/L;ZnSO4·H2O,42.8 mg/L;(NH4)6Mo7O24·4H2O,34.7 mg/L),然后加入超純水定容至1 L,調(diào)節(jié)培養(yǎng)基pH 值為6.8,在121 ℃高壓滅菌鍋中滅菌20 min 后備用。
含有菲的無機鹽培養(yǎng)液(質(zhì)量濃度分別為0,60,100,230 mg/L):在滅菌的三角瓶中加入不同量的菲標準儲備液(5 g/L,正己烷為溶劑配制),待正己烷揮發(fā)完畢,加入滅菌后的MSM。
實驗菌種:融合菌株F14 利用原生質(zhì)體融合技術(shù)融合而成[9]。
按照10% 的接種量,將融合菌株F14 菌液接種到含有不同質(zhì)量濃度(0,60,100,230 mg/L)菲的無機鹽培養(yǎng)液(總體積為30 mL)中,將其置于30 ℃、轉(zhuǎn)速為120 r/min 的搖床培養(yǎng)箱中,培養(yǎng)24 h 后,提取EPS。
采用加熱法提取EPS。首先,取30 mL 融合菌株F14 菌液,于轉(zhuǎn)速為2 000 r/min 低溫冷凍離心機中離心10 min,丟棄上清液,補充無菌水至原體積,再于轉(zhuǎn)速為2 000 r/min 離心3 min,丟棄上清液,補充無菌水至原體積,將上述步驟重復2 次。然后,將獲得的溶液放入水浴鍋(60 ℃)加熱30 min,再次放入離心機中,于8 000 r/min 轉(zhuǎn)速下離心15 min,最后將收集的上清液經(jīng)0.22 μm 濾膜過濾,即為EPS 溶液。同時將部分溶液在低溫冷凍干燥機中干燥24 h,所得粉末用于后續(xù)檢測[10]。
取0.2 mL 質(zhì)量濃度為5 g/L 菲的儲備液于三角瓶中,待正己烷揮發(fā)后,分別加入10 mL 上述提取的EPS 溶液,對照組為10 mL 水,用保鮮膜密封,置于30 ℃、轉(zhuǎn)速為120 r/min 搖床中震蕩24 h 后取樣。每組試驗設(shè)3 組平行,并將其進行編號,菲質(zhì)量濃度分別為0,60,100,230 mg/L,對應(yīng)編號為a,b,c,d,對照組編號為0。
1.5.1 EPS 主要成分分析
采用考馬斯亮藍法測定蛋白質(zhì);采用蒽酮-硫酸分光光度計法測定多糖[11]。
1.5.2 菲的提取及含量測定
采用液相萃取法提取菲,首先向樣品中加入等體積的二氯甲烷,振蕩5 min(30 ℃,轉(zhuǎn)速為180 r/min),隨后全部轉(zhuǎn)移至分液漏斗,待靜置分層后,將下層有機相放入燒杯,上述步驟重復3 次。再使用氮氣吹脫儀將溶液吹至近干,最后過0.22 μm 有機濾膜后全部移入進樣瓶中,并用甲醇定容。
使用島津高效液相色譜(HPLC(20A))測定菲的剩余量,并計算菲的降解率。
1.5.3 EPS 三維熒光光譜分析
將提取出來的EPS 溶液進行三維熒光測定,分析不同濃度菲誘導后產(chǎn)生的EPS 蛋白峰的變化情況。
1.5.4 EPS 傅里葉紅外光譜分析
取凍干后的EPS 粉末,使用紅外光譜儀(Thermo Scientific Nicolet iS5)采用KBr 壓片法進行測試,分析不同濃度菲誘導后產(chǎn)生的EPS 主要成分及官能團變化。
1.5.5 EPS 形貌特征分析
利用掃描電鏡(ZEISS MERLIN Compact)觀察不同濃度菲誘導后產(chǎn)生的EPS 表面形貌變化。
不同濃度菲誘導產(chǎn)生EPS 成分的變化見圖1。菲對融合菌株F14 的EPS 的產(chǎn)生及成分變化有一定影響。當菲質(zhì)量濃度由0 mg/L 增至230 mg/L 時,EPS 中的蛋白質(zhì)和多糖呈先增后減的變化規(guī)律。當菲質(zhì)量濃度為0 mg/L 時,EPS 中多糖含量大于蛋白質(zhì)含量,當菲質(zhì)量濃度由0 mg/L 增至100 mg/L 時,蛋白質(zhì)和多糖均有不同程度的增加,推斷原因可能是融合菌株F14 為抵御外界不利因素的影響,提高其耐受性,分泌了大量的EPS。當菲質(zhì)量濃度為100 mg/L 時,蛋白質(zhì)和多糖的濃度分別達到最大值。而當菲質(zhì)量濃度達到230 mg/L 時,蛋白質(zhì)和多糖的含量均降低,這說明過高濃度的菲會對微生物產(chǎn)生毒性,從而抑制其生長,進而影響EPS 的分泌。簡靜儀等[12]研究發(fā)現(xiàn),隨著加入Zn2+和Cu2+濃度的增加,死谷芽孢桿菌(Bacillus vallismortis)產(chǎn)生的EPS 呈增加趨勢,且不同種類的重金屬,脅迫后產(chǎn)生的EPS 成分變化也存在明顯差異。唐蕊等[13]也在不同濃度的苯并[a]芘馴化毛霉的實驗中,發(fā)現(xiàn)隨著污染物濃度的增加,EPS 中的多糖和蛋白質(zhì)含量呈先增后減的趨勢。
融合菌株F14 產(chǎn)生的EPS 對菲也有一定的降解作用,降解效果見圖2。由圖2 可以看出,隨著時間的變化,不同濃度菲誘導后EPS 對菲的降解率均呈先高后低的趨勢,12 h 時降解率達到最大值,且菲的誘導質(zhì)量濃度為100 mg/L 時,EPS 的降解效果最好。林治岐等[14]提出EPS 對菲有吸附,主要是通過EPS 中的疏水區(qū)與菲發(fā)生疏水作用。JIA Chan-yan等[15]通過對Zoogloea sp.和Aspergillus niger 產(chǎn)生的EPS 對土壤中芘降解效果的研究發(fā)現(xiàn),EPS 對芘的降解,前期是在EPS 與芘之間的相互疏水作用下,兩者結(jié)合在一起,隨后EPS 中的酶參與了芘的降解過程。在12 h 內(nèi),不同濃度菲誘導后的EPS 降解率均有升高,但是隨著時間的變化,降解率逐漸降低,推斷原因可能是EPS 降解菲的過程中,先將菲吸附在EPS 表面的吸附位點上,后再由EPS 中的酶進行降解,但是酶的產(chǎn)量不足以將吸附位點上的菲完全降解,隨著時間的變化,未降解的菲又逐漸回到溶液中,從而導致EPS 降解率降低。在24 h 時,質(zhì)量濃度為0 mg/L 的菲誘導后的EPS 降解效率明顯高于菲的質(zhì)量濃度分別為60 和230 mg/L 的菲,推斷原因可能是EPS 在前期誘導過程中已與菲結(jié)合,使得EPS 表面吸附位點減少,且消耗了部分蛋白酶,從而導致生物吸附能力降低。而當菲的誘導質(zhì)量濃度為230 mg/L 時,降解效果減弱,推斷原因可能是過高濃度的菲會抑制微生物的生長,影響EPS 的產(chǎn)生。綜上所述,經(jīng)過菲誘導后的EPS 降解效果會提高,且菲的質(zhì)量濃度為100 mg/L 時降解效果最佳。
不同濃度菲誘導產(chǎn)生的EPS 三維熒光的圖像見圖1。
不同濃度菲誘導產(chǎn)生的EPS 三維熒光的分析結(jié)果見表1。
表1 不同濃度菲誘導下EPS 三維熒光光譜分析結(jié)果
由表1 可以看出,峰A 為酪氨酸蛋白峰:Ex,Em=280,335 nm;峰B 為色氨酸蛋白峰:Ex,Em=230,(330~335)nm。這2 個峰在菌體形成聚集體和穩(wěn)定結(jié)構(gòu)的過程中發(fā)揮了重要作用[16],且與EPS 中的芳香環(huán)氨基酸結(jié)構(gòu)有關(guān)[17]。
由圖3 和表1 可以看出,當菲質(zhì)量濃度由0 mg/L增至100 mg/L,蛋白峰強度逐漸增強,色氨酸和酪氨酸的含量也逐漸增加,這說明菲對融合菌株F14 產(chǎn)生胞外蛋白起到了顯著的促進作用。當菲質(zhì)量濃度為100 mg/L 時,峰A 和峰B 強度達到最大,分別為446.0 和573.9;當菲質(zhì)量濃度由100 mg/L 增至230 mg/L 時,蛋白峰強度明顯減弱。分析原因可能是菲處于低濃度時,不易與菌體充分接觸,菌體可利用的能源物質(zhì)較少,影響菌體的生長代謝。隨著菲濃度的增加,菌體的代謝增強,分泌出胞外蛋白增多,所以蛋白峰明顯增強,但是菲濃度過高則會影響菌體正常分泌胞外蛋白,從而導致蛋白峰減弱。隨著菲的加入,EPS 的蛋白峰強度發(fā)生了變化,直接影響了EPS對菲的降解作用。ZHU Liang 等[18]在對不同種類污泥的EPS 提取過程中發(fā)現(xiàn),酪氨酸和色氨酸蛋白峰強度發(fā)生了改變,這表明蛋白質(zhì)在生物代謝降解過程中起到了主要作用。ZHANG Jing 等[19]得出結(jié)論,1-羥基芘能與牛血清蛋白中的色氨酸殘基發(fā)生鍵合作用。
為確定不同濃度菲誘導產(chǎn)生EPS 官能團的差異,對EPS 進行了FTIR 光譜分析,結(jié)果見表2 和圖4。由表2 和圖4 可以看出,4 000 到1 000 cm-1之間的吸收峰能夠反映出EPS 的基本組成部分,主要是蛋白質(zhì)和多糖[20]。3 400 ~ 3 200 cm-1區(qū)間的吸收峰強而寬,可歸屬為O-H 拉伸振動和蛋白質(zhì)的N-H鍵伸縮振動吸收峰;位于1656.51 cm-1處的酰胺(O=CN-H)Ⅰ帶(1 700~1 600 cm-1),是蛋白質(zhì)功能組中具有代表性的重要部分,屬于C=O 伸縮振動;位于1 550.97 cm-1處的酰胺Ⅱ帶(1 600~1 500 cm-1),是N-H 彎曲振動和C-N 拉伸振動的耦合產(chǎn)生;羧基的C=O 和C-O 伸縮振動峰分別出現(xiàn)在1 403.28 和1 243.65 cm-1;位于1 104.53 cm-1處的是多糖(1 200~1 000 cm-1)的O-H 和C-O-C 的伸縮振動。
表2 FTIR 觀察到的不同濃度菲誘導下EPS 主要基團
圖4 不同濃度菲誘導下EPS 紅外光譜
對比可知,3 378.33 cm-1處的吸收峰發(fā)生了輕微移動且峰強度明顯減弱,推斷原因可能是N-H 鍵和O-H 鍵參與了對菲的降解過程。1 656.51 cm-1處的酰胺Ⅰ帶誘導前是較為尖銳的吸收峰,誘導后,峰的強度先增強后減弱,推斷原因可能是低濃度的菲刺激生成了蛋白質(zhì),而后隨著菲濃度的增加,菲與EPS的接觸更加緊密,蛋白質(zhì)中的C=O 參與了降解過程。多糖區(qū)的吸收峰誘導后發(fā)生輕微移動,峰的強度也有所變化,說明在融合菌株F14 降解菲時,EPS 中多糖上的O-H 和C-O-C 鍵參與了反應(yīng)。
很多資料表明,由于EPS 含有大量的負電荷官能團如羧基、羥基等,對有機污染物有很強的吸附能力[21]。通過對紅外光譜圖的分析可知:在融合菌株F14 降解菲的過程中,主要起作用的基團是羥基、氨基、酰胺基團和C-O-C 基團。
不同濃度菲誘導后EPS 的形貌變化情況見圖5。由圖5(a)可以看出,EPS 呈薄片狀,且有明顯的孔隙結(jié)構(gòu),隨著菲濃度的增加,孔隙在逐漸變小,表面厚度增大,變得光滑圓潤,結(jié)構(gòu)密實,這說明為更好的保護菌體,避免菲的不利影響,促進了EPS 的大量產(chǎn)生。WIENS J R 等[22]研究表明:部分金屬離子可以促進大腸桿菌、綠胳桿菌等微生物分泌大量的蛋白質(zhì)與多糖。NIELSEN 等[23]認為微生物主要是利用松散結(jié)合型胞外聚合物(LB-EPS)和緊密結(jié)合型胞外聚合物(TB-EPS)來吸附有機物,與有機物結(jié)合后,EPS 會打破原有結(jié)構(gòu)。由圖5(d)可以看出,EPS表面的孔隙數(shù)明顯減少,這不利于與菲的結(jié)合,降解效果會減弱。
圖5 不同濃度菲誘導后EPS 掃描電鏡
(1)隨著菲誘導濃度的增加,融合菌株F14 產(chǎn)生的EPS 中蛋白質(zhì)和多糖均呈先大后減的變化趨勢,且當菲誘導質(zhì)量濃度為100 mg/L 時達到最大,推斷原因可能是融合菌株F14 為抵御外界不利因素的影響,提高其耐受性,分泌了大量的EPS,但隨著濃度的不斷增加,毒性加大,抑制其生長。
(2)隨著時間的變化,經(jīng)不同濃度菲誘導的EPS降解率均呈先高后低的趨勢,這說明在融合菌株F14 降解菲的過程中,EPS 先是通過疏水作用與菲結(jié)合,隨后再利用產(chǎn)生的酶參與降解過程。菲的誘導有利于提高EPS 的降解效果,且質(zhì)量濃度為100 mg/L 時降解效果最佳,在12 h 時,降解率達到最大值。
(3)在融合菌株F14 降解菲的過程中,EPS 中的蛋白質(zhì)和多糖參與了反應(yīng),羥基、氨基、酰胺基團和C-O-C 基團也發(fā)揮了重要作用。
(4)隨著菲誘導濃度的增加,EPS 的孔隙逐漸變小,表面也變得光滑密實,EPS 原有結(jié)構(gòu)也發(fā)生變化,推斷原因可能是為有效阻止菲的污染,分泌了大量物質(zhì),但濃度過高,孔隙會明顯減少,不利于吸附降解,從而降解效果減弱。