化 柯,蔣 豫,吳元強(qiáng),楊 楠,劉 新

藻源可溶有機(jī)質(zhì)對(duì)17β-雌二醇生物降解的影響

化 柯1,蔣 豫2,吳元強(qiáng)1,楊 楠1,劉 新1*

(1.南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210037；2.江蘇省生態(tài)環(huán)境評(píng)估中心(江蘇省排污權(quán)登記與交易管理中心),江蘇 南京 210036)

為探究藻源可溶有機(jī)質(zhì)(COM)及其生物老化過(guò)程對(duì)湖泊水體中17β-雌二醇(E2)生物降解的影響特征,通過(guò)模擬生物老化,得到5種不同生物活性的COM樣品:S0(78%)>S1(67%)>S2(36%)>S3(13%)>S4(1%).結(jié)果表明,經(jīng)過(guò)60h的避光培養(yǎng)實(shí)驗(yàn),相同濃度(8mgC/L)的COM樣品均提高了微生物群落對(duì)E2的一級(jí)動(dòng)力學(xué)降解速率,大小順序?yàn)?S0>S4>S3>S1>S2.微生物分析表明,新鮮COM中高活性組分既促進(jìn)了微生物群落的生長(zhǎng),也維持了較高的群落多樣性.而培養(yǎng)期間中、低活性COM組分難以作為微生物的有效碳源,導(dǎo)致微生物量和E2降解速率顯著降低.其中,S3和S4處理組中大量累積的芳香族和腐殖質(zhì)結(jié)構(gòu)可能利于潛在E2降解菌的存活并激發(fā)污染物降解酶的表達(dá),進(jìn)而提高生物量標(biāo)準(zhǔn)化E2降解速率.富營(yíng)養(yǎng)化水體中雌激素的環(huán)境行為和歸趨與COM的生物活性密切相關(guān).

藍(lán)藻水華；可溶有機(jī)質(zhì)；雌激素；三維熒光-平行因子分析；微生物群落

類固醇雌激素(SEs)是一類具有親脂性、低分子量、強(qiáng)內(nèi)分泌干擾作用的內(nèi)分泌干擾物[1],極低濃度水平(ng/L或更低)就可對(duì)生物和生態(tài)環(huán)境造成嚴(yán)重危害[2-3].目前,全球范圍內(nèi)多個(gè)湖泊、河流等水體中均已檢測(cè)出相當(dāng)濃度的SEs[4-7],富營(yíng)養(yǎng)化水體藍(lán)藻暴發(fā)與SEs共存的情況十分普遍,且SEs濃度呈現(xiàn)明顯的季節(jié)變化特征[8].天然水體中SEs的自然衰減和生態(tài)毒性與微生物群落密切相關(guān),特別是當(dāng)水體透明度較低時(shí),光分解往往受到限制,微生物降解成為SEs主要的降解途徑.微生物對(duì)污染物的分解過(guò)程通常受多種環(huán)境因素影響,例如溶解氧、溫度、生長(zhǎng)基質(zhì)等.其中,可溶有機(jī)質(zhì)(DOM)是自然界中微生物最重要的生長(zhǎng)基質(zhì)和能量來(lái)源,在污染物生物降解過(guò)程中具有重要作用[9].

湖泊等地表水體中DOM的主要來(lái)源包括陸源和生源[10].近年來(lái),氣候變化和富營(yíng)養(yǎng)化加劇導(dǎo)致藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā),藍(lán)藻生長(zhǎng)和消亡過(guò)程產(chǎn)生大量的的陸源物質(zhì)向高新鮮度、低分子量的生源物質(zhì)(如碳水化合物和氨基酸)轉(zhuǎn)變[11],同時(shí)也影響微生物群落結(jié)構(gòu)及代謝途徑表達(dá)[12].與陸源DOM相比,COM更容易被微生物分解,伴隨著易降解物質(zhì)的快速消耗和難降解物質(zhì)的累積,生物老化過(guò)程中COM結(jié)構(gòu)和生物活性(即能夠被微生物利用的程度)呈現(xiàn)動(dòng)態(tài)變化[13].天然湖泊中DOM的結(jié)構(gòu)組成變化通常較為明顯[14],這種變化可能會(huì)影響DOM與SEs的絡(luò)合、吸附、共代謝等作用進(jìn)而影響SEs的歸趨[15].相較于已被廣泛研究的DOM濃度對(duì)污染物生物降解的影響,生物活性是更關(guān)鍵的影響因素[15].目前大部分研究主要關(guān)注標(biāo)準(zhǔn)品、污水和陸源DOM對(duì)SEs生物降解的影響[16-18],關(guān)于COM及其生物老化過(guò)程在SEs生物降解中的介導(dǎo)作用仍不清楚.

太湖是我國(guó)第三大淡水湖泊,以銅綠微囊藻為主的有害藍(lán)藻和相當(dāng)濃度的SEs造成了嚴(yán)重的復(fù)合污染和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[19-20].因此,本文以雌二醇(E2)作為SEs代表,從太湖藍(lán)藻中提取新鮮COM,采用四級(jí)推流式生物膜反應(yīng)器模擬生物老化過(guò)程,得到不同活性的COM樣品,通過(guò)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)研究不同生物活性COM對(duì)水體中E2生物降解潛力的影響,結(jié)合微生物分析研究了微生物群落結(jié)構(gòu)和組成的變化.

1 材料與方法

1.1 樣品采集與制備

2018年7月在太湖梅梁灣采集含藍(lán)藻藻漿的表層水樣(0～5cm),經(jīng)0.7μm玻璃纖維濾膜(450℃預(yù)燒4h,下同)過(guò)濾后,取濾膜上的藍(lán)藻樣品(干重約10g)添加到100mL模擬湖水中[21],室溫、避光條件下振蕩以模擬COM的釋放過(guò)程.經(jīng)過(guò)5d后,將混合液經(jīng)0.22μm濾膜過(guò)濾后得到新鮮的COM樣品.

在太湖梅梁灣采集表層沉積物(5cm)并制備E2降解菌群[16]:將100g沉積物與800mL湖水混合,振蕩24h后靜置.將上覆水過(guò)濾(1.2μm)后,高速離心濾液(10000×)30min.棄掉上清液后,將殘留的微生物菌群轉(zhuǎn)移到含有100μg/L E2的湖水中培養(yǎng)3d.確認(rèn)菌群具有E2降解能力后,離心混合液,用10mmol/L磷酸緩沖鹽溶液反復(fù)洗滌微生物菌群,作為接種菌.

E2水溶液配置:將標(biāo)準(zhǔn)樣品溶于甲醇得到E2標(biāo)準(zhǔn)溶液,取一定量E2標(biāo)準(zhǔn)溶液置于滅菌玻璃瓶,待甲醇揮發(fā)后加入超純水并超聲30min得到E2水溶液.

1.2 COM生物老化過(guò)程模擬

采用四級(jí)推流式生物膜反應(yīng)器(圖1)模擬COM的生物老化過(guò)程,具體參數(shù)與先前文獻(xiàn)描述一致[22].將新鮮的COM樣品通過(guò)蠕動(dòng)泵(0.5mL/min)泵入反應(yīng)器,各級(jí)的水力停留時(shí)間依次為4,20,24,48h.進(jìn)水中的高活性組分最先消耗,其次是中活性組分,而難降解組分難以被分解,故COM的生物活性沿各級(jí)單元逐步降低.收集反應(yīng)器進(jìn)水和各級(jí)出水,重復(fù)3次,標(biāo)記為S0、S1、S2、S3和S4并冷凍儲(chǔ)存.

采用Sigma Plot軟件(12.0版本)進(jìn)行G方程擬合[23],G模型定義COM中的可生物降解組分的降解過(guò)程符合一級(jí)降解動(dòng)力學(xué),其計(jì)算見(jiàn)式(1):

式中:C1、C2和C3分別為COM高、中、低活性組分的DOC濃度,mgC/L;t為時(shí)間,d;k1、k2為降解系數(shù),d-1.高、中活性組分之和視為COM的生物活性.

1.3 COM對(duì)E2生物降解的影響

室溫(25±2)℃下開展避光微宇宙體系實(shí)驗(yàn).具體為:將相同濃度的不同COM樣品添加到具棉塞錐形瓶中,添加一定體積E2水溶液、接種菌液及超純水.體系參數(shù)為:總體積200mL,微生物濃度(干重)為0.5mg/L,DOC為8mg/L,E2為100μg/L.DOC濃度根據(jù)藍(lán)藻水華發(fā)生下水體DOC濃度范圍選取[19],還添加了適量氮儲(chǔ)備液(NH4+-N為2.05mg/L,NO3–-N為4.85mg/L).同時(shí)設(shè)置未加入DOM的對(duì)照組、以及未接種菌群的非生物對(duì)照組.室溫下避光培養(yǎng),每天手搖3次.在0,4,8,16,24,32,40,48,60h各取10mL樣品經(jīng)0.22μm玻璃纖維濾膜過(guò)濾后測(cè)定E2濃度.在實(shí)驗(yàn)初期和末期取完全混勻樣品進(jìn)行過(guò)濾(0.22μm無(wú)菌聚碳酸酯濾膜),提取濾膜上的細(xì)菌菌群,進(jìn)行高通量測(cè)序和定量PCR.所有實(shí)驗(yàn)均設(shè)置3個(gè)平行.

采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合E2生物降解過(guò)程:

式中:0為初始E2濃度,μg/L;C為在(h)時(shí)的E2濃度,μg/L;為降解系數(shù),h–1.

1.4 理化性質(zhì)表征與微生物分析

采用總有機(jī)碳分析儀(TOC–Vcph,島津)測(cè)定DOC濃度.紫外-可見(jiàn)分光光度計(jì)(UV-2550,島津)收集吸收光譜,掃描范圍為200～800nm,間隔1nm,計(jì)算紫外吸收比(SUVA254)、光譜斜率比R(275～295/350～400)等指標(biāo)[24].熒光分光光度計(jì)(F-7000,日立)收集三維熒光光譜(EEMs),掃描燈源為700V氙燈,激發(fā)波長(zhǎng)(x)和發(fā)射波長(zhǎng)(m)分別為250～550nm和200～450nm,掃描間距分別為1和5nm,掃描速度2400nm/min,狹縫帶寬為5nm,使用超純水對(duì)EEMs進(jìn)行拉曼散射峰、濾光內(nèi)效應(yīng)和瑞利散射效應(yīng)校正[25].計(jì)算腐殖化指數(shù)(HIX)[24-26].通過(guò)MATLAB (R2012a)中的drEEMs工具箱(ver.0.2.0)進(jìn)行三維熒光-平行因子分析(EEM-PARAFAC)[25].

E2固相萃取:水樣以3mL/min的流速通過(guò)經(jīng)甲醇和超純水活化后的固相萃取柱(Waters Oasis HLB,6mL,500mg),萃取后抽濾30min,用9mL甲醇洗脫后置于40℃氮吹,最終由甲醇定容.采用高效液相色譜(Agilent 1200系列)定量,具體為: Waters C18反相柱(4.6mm×150mm,5μm,Agilent),柱溫25℃,結(jié)合熒光檢測(cè)器(x/m=280/310)定量,運(yùn)行時(shí)間15min,進(jìn)樣量為20μL,流動(dòng)相為超純水和乙腈(50/50,/),流速為1mL/min.采用外標(biāo)法對(duì)E2定量.預(yù)試驗(yàn)表明,固相萃取可以排除DOM對(duì)SEs定量的干擾.

采用PowerSoil試劑盒(Mo Bio Laboratories, Carlsbad,CA)提取樣品DNA,一式2份.采用正向引物515F(5?-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3?)和反向引物907R(5?-CCGTCAATTCCTTTGAGT- TT-3?)對(duì)16S rRNA V4-V5片段進(jìn)行PCR擴(kuò)增,反應(yīng)體系為:0.2μmol/L引物、0.2mmol/L dNTP、1.5mmol/L MgCl2、0.2單元的Taq聚合酶.擴(kuò)增條件為:預(yù)變性95℃,2min;95℃變性30s;55℃退火30s;72℃延伸30s,共30次循環(huán),最終在72℃擴(kuò)增5min.凝膠純化后由美吉生物科技有限公司進(jìn)行Illumina MiSeq測(cè)序(Illumina,San Diego,USA).通過(guò)QIIME v1.6.0對(duì)序列進(jìn)行質(zhì)量控制.按cutoff為0.03將獲得的序列按97%的相似性進(jìn)行OTU劃分.對(duì)微生物群落進(jìn)行了門和綱水平的統(tǒng)計(jì).采用MOTHUR軟件分析微生物群落的α多樣性(Shannon指數(shù)),采用R語(yǔ)言軟件進(jìn)行nMDS分析(β多樣性).

1.5 統(tǒng)計(jì)學(xué)分析

采用Origin 8.5計(jì)算平均值和標(biāo)準(zhǔn)差,采用單樣本T檢驗(yàn)進(jìn)行結(jié)果比較,<0.05認(rèn)為有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義.

2 結(jié)果與分析

2.1 COM的組成及生物活性

模擬生物老化過(guò)程中新鮮COM的DOC濃度變化如圖2所示.在最初24h內(nèi),DOC濃度由(13.21± 1.47)mg/L迅速降低至(4.70±0.45)mg/L,隨老化時(shí)間延長(zhǎng),最終趨于穩(wěn)定達(dá)到(3.03±0.04)mg/L.通過(guò)G模型擬合(2=0.99,<0.001),新鮮COM(S0)中高活性、中活性和低活性成分比例分別為31%、47%、22%.比較S1、S2、S3、S4的DOC濃度,發(fā)現(xiàn)S1、S2、S3、S4主要由中、低活性物質(zhì)組成,特別是S3和S4幾乎完全由難降解物質(zhì)組成(表1).5種DOM樣品的具體生物活性大小為:S0(78%)>S1(67%)>S2(36%)>S3(13%)>S4(1%).

圖2 四級(jí)推流式生物膜反應(yīng)器DOC變化的G模型擬合

吸收光譜表明,隨著生物活性降低,COM的SUVA254值逐漸升高,從S0的(0.76±0.04)L/(mgC×m)最后上升至S4的(1.35±0.11)L/(mg C×m),而與分子量大小成反比的R值則呈現(xiàn)降低趨勢(shì)[27],由S0的(1.63±0.12)降低至S4的(0.90±0.07).熒光光譜圖表明,新鮮COM的HIX值隨著生物老化過(guò)程由(0.90±0.05)升高至(1.57±0.07).進(jìn)一步通過(guò)EEM- PARAFAC分析結(jié)合半檢驗(yàn)驗(yàn)證得到4個(gè)獨(dú)立熒光組分(圖3).組分1(C1)的激發(fā)和發(fā)射光譜的最大值分別在275和315nm處,歸類為類酪氨酸組分[28].組分2(C2)的激發(fā)光譜在235和280nm處出現(xiàn)2個(gè)激發(fā)峰,發(fā)射最大值出現(xiàn)在340nm處,為類色氨酸組分.組分3(C3)在240和310nm處出現(xiàn)激發(fā)最大值,發(fā)射最大值在405nm處,為類富里酸組分.組分4(C4)在275和460nm處出現(xiàn)激發(fā)峰,在360和460nm處出現(xiàn)發(fā)射峰,為類腐殖酸組分.新鮮COM中C1和C2等類蛋白組分含量高達(dá)76%,C3和C4等類腐殖組分占24%.與HIX變化一致,類蛋白組分在生物老化中優(yōu)先被消耗,而類腐殖組分相對(duì)分布則逐漸增加.

表1 模擬生物老化過(guò)程中COM的特征變化

注:DOC均為8mgC/L;C1,C2,C3和C4分別代表類酪氨酸組分、類色氨酸組分、類富里酸組分以及類腐殖酸組分.

2.2 不同生物活性COM對(duì)E2生物降解的影響

如圖4(a)所示,E2生物降解動(dòng)力學(xué)符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型(2>0.90,<0.001).與對(duì)照組相比,添加不同生物活性的COM均顯著加快了E2生物降解,而不同生物活性的COM的促進(jìn)作用也存在差異.其中新鮮COM(S0)的促進(jìn)作用最強(qiáng),將E2生物降解速率從(0.02±0.00)h–1提高到(0.10± 0.01)h–1(圖4b).隨著DOM生物活性降低,S1、S2組中E2降解速率劇烈降低.然而,生物活性極低的S3和S4組中E2降解速率(0.06±0.00)h–1卻顯著高于S1、S2組(<0.001). qPCR定量分析表明,所有添加DOM處理組中微生物群落的16S rRNA基因拷貝數(shù)均高于對(duì)照組,其中S0組最高,隨著DOM生物活性降低而逐漸降低(圖4c).基于qPCR定量結(jié)果,將各組中的E2降解速率進(jìn)行生物量標(biāo)準(zhǔn)化分析.如圖4(c)所示,S3和S4組中生物量標(biāo)準(zhǔn)化降解速率最高,其次為S0組,而S1和S2組中降解速率最低.表明生物老化改變了COM對(duì)E2生物降解的影響.

2.3 微生物群落演化

Illumina高通量測(cè)序分析共產(chǎn)生125844個(gè)序列,按cutoff為0.03將獲得的序列按97%的相似性劃分共得到1376個(gè)OTU.由圖5(a)可見(jiàn),S0組的物種多樣性最為豐富,而S1～S4組的多樣性依次降低. nMDS分析表明(圖5b),S0、S1、S2和S3組的群落相似性更強(qiáng),而S4組則沒(méi)有與其他組聚類,表明COM的生物活性對(duì)微生物群落演化具有調(diào)控作用.

在綱和屬水平進(jìn)一步表征了微生物群落組成,不同處理組中微生物群落組成相似.綱水平的微生物群落組成如圖6(a)所示,處理組中的主要菌種包括芽孢桿菌綱(Bacilli)、β-變形菌綱(Betaproteobacteria)、黃桿菌綱(Flavobacteriia)、腐螺旋菌綱(Saprospirae)以及鞘脂桿菌綱(Sphingobacteriia).其中S0組中優(yōu)勢(shì)菌種為β-變形菌綱和鞘脂桿菌綱,而生物活性較低的S1～S4組中芽孢桿菌綱的相對(duì)豐度高于S0組.

在屬水平上構(gòu)建了聚類關(guān)系樹熱圖(圖6b).可以看出,S0組的物種豐富度更高,不同組別群落組成則呈現(xiàn)出明顯的差異性.S0組主要以、黃桿菌屬()、地桿菌屬()、、、乳球菌屬()、勞爾氏菌屬()、噬氫菌屬()、、芽孢桿菌屬()、豐佑菌屬()等菌屬為主,而S1和S2組中的噬氫菌屬、、芽孢桿菌屬、豐佑菌屬顯著高于其他處理組S2組的、S3組的以及S4組中的單胞菌屬()、短波單胞菌屬()為各組獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)菌屬(豐度顯著高于其他組).

2.4 討論

隨著COM的生物老化過(guò)程,SUVA254和HIX指數(shù)逐漸升高,這是由于芳香族化合物的生物活性較低,而微生物分解也會(huì)將糖類、蛋白質(zhì)等高活性物質(zhì)轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)[29-30].EEM- PARAFAC分析證實(shí)COM生物老化過(guò)程中類蛋白組分相對(duì)含量逐漸降低,而類腐殖酸和類富里酸組分發(fā)生富集.相較于高分子組分,小分子組分更易被微生物分解.COM的生物老化過(guò)程會(huì)導(dǎo)致其分子量升高.先前研究證實(shí)DOM中含氧小分子會(huì)被微生物優(yōu)先代謝,同時(shí)產(chǎn)生高分子量物質(zhì)作為副產(chǎn)物[22].可以看出,生物老化過(guò)程改變了COM的結(jié)構(gòu)組成和生物活性,這種動(dòng)態(tài)變化可能進(jìn)而影響了其對(duì)E2生物降解的介導(dǎo)作用.

在培養(yǎng)初期(0～4h),微生物群落尚未適應(yīng)碳源變化,生物吸附占主導(dǎo)地位[31].隨著培養(yǎng)時(shí)間推移,不同生物活性的COM均促進(jìn)了E2的生物降解,表明COM的生物活性會(huì)對(duì)污染物生物降解產(chǎn)生顯著影響[15].不同處理組降解速率不同,S0組中微生物量顯著高于其他組,說(shuō)明新鮮COM中的高活性組分是促進(jìn)微生物生長(zhǎng)的關(guān)鍵組分,其富含的蛋白質(zhì)類、糖類等易降解組分能在短期內(nèi)參與微生物的代謝并維持不同細(xì)菌生長(zhǎng).而中、低活性組分由于自身分解周期較長(zhǎng),在培養(yǎng)期間難以作為微生物的生長(zhǎng)基質(zhì).雖然有研究報(bào)道高活性物質(zhì)(如葡萄糖和植物提取液)可能會(huì)通過(guò)底物競(jìng)爭(zhēng)或碳分解代謝阻遏作用抑制微生物對(duì)污染物的降解[32-33],但這些物質(zhì)在COM中含量有限.S0組中微生物量和E2降解同步升高表明微生物在利用COM中高活性組分的同時(shí)可能通過(guò)共代謝提高了對(duì)E2的分解.較高的生物量標(biāo)準(zhǔn)化降解速率也證實(shí)了微生物對(duì)E2的代謝活性增強(qiáng).

在S1～S4組中,E2降解速率與生物量大小并不一致:雖然S3和S4組中微生物量較低,但E2降解速率反而高于S1和S2組,表明微生物量并不是控制E2降解的唯一因素.S3和S4組中大量的低活性成分營(yíng)造了一個(gè)極度碳匱乏的貧營(yíng)養(yǎng)環(huán)境,微生物首先適應(yīng)碳源變化,并在適應(yīng)期內(nèi)(24h)誘導(dǎo)了某些善于利用難降解物質(zhì)的菌的代謝活性,這可能激發(fā)微生物選擇E2作為可利用的代謝物質(zhì).貧營(yíng)養(yǎng)條件下污染物降解菌的生長(zhǎng)通常依賴于非特異性代謝酶的連續(xù)、廣泛表達(dá)[34],微生物體內(nèi)污染物降解酶的表達(dá)會(huì)隨DOM中芳香族化合物含量升高而增強(qiáng),進(jìn)而提高其分解能力[35],S3和S4組中積累的芳香族化合物可能起到了相同的作用.在極度寡營(yíng)養(yǎng)環(huán)境中,對(duì)難降解污染物如E2具有較強(qiáng)代謝潛力的微生物種群更易存活,S3和S4組中生物量標(biāo)準(zhǔn)化E2降解速率最高也證實(shí)了這一推論.

微生物群落分析表明,COM和E2共存導(dǎo)致微生物群落發(fā)生了部分重建.S0組中COM成分最為復(fù)雜,可維持不同代謝能力的包括E2潛在降解菌在內(nèi)的微生物群落生長(zhǎng),因此微生物多樣性最高.隨著生物活性組分含量降低,微生物之間互相競(jìng)爭(zhēng)有限碳源,促使微生物群落多樣性逐漸降低.微生物群落組成和結(jié)構(gòu)的演化與其對(duì)E2的生物降解潛力密切相關(guān).例如,S0組中豐富的COM組分維持了最為豐富的細(xì)菌組成,多種潛在降解菌的共存造就了其最高的E2降解潛力.有研究曾指出β-變形菌綱在雌激素降解中發(fā)揮重要作用[36],而S0組中β-變形菌綱的相對(duì)豐度顯著高于其他組,說(shuō)明在活性組分充足的情況下,β-變形菌綱能較好的生長(zhǎng),并作為主要降解菌促進(jìn)了E2的降解.相反,活性成分較少的處理組中芽孢桿菌綱的相對(duì)豐度較高,表明其對(duì)貧營(yíng)養(yǎng)環(huán)境的適應(yīng)能力更強(qiáng).屬水平的熱圖分析進(jìn)一步揭示了微生物群落組成與E2生物降解的潛在聯(lián)系.S3和S4組中,貧營(yíng)環(huán)境下具有E2降解潛力的特定屬(、寡養(yǎng)單胞菌屬和短波單胞菌屬)得到富集[36],提高了群落對(duì)E2的生物降解能力.如S4組中寡養(yǎng)單胞菌屬和短波單胞菌屬的相對(duì)豐度比其他組高出1個(gè)數(shù)量級(jí),說(shuō)明它們?cè)跇O度碳匱乏條件下可能作為E2的主要降解菌選擇消耗其他物質(zhì)如E2維持存活,實(shí)際上已經(jīng)有研究分離出了一株屬于寡養(yǎng)單胞菌屬的E2降解菌,該菌能將E2轉(zhuǎn)換成氨基酸酪氨酸[37],這在一定程度上解釋了極低活性COM處理組中相對(duì)較高的E2降解潛力.此外,S4組中豐富的低活性物質(zhì)迫使體系內(nèi)細(xì)菌形成了獨(dú)特的群落結(jié)構(gòu).同時(shí),為保證群落的完整性,多底物分解過(guò)程中微生物群落成員之間通常呈現(xiàn)協(xié)同作用,故非E2降解菌的生長(zhǎng)也可能會(huì)影響E2的生物降解.因此,微生物群落的變化是細(xì)胞生長(zhǎng)和代謝變化的結(jié)果,而并非影響E2降解的直接原因.這也解釋了E2降解菌豐度與E2降解速率的不一致性.

需要指出,研究可能高估了天然水體中低活性COM的影響.但總體而言,藍(lán)藻水華過(guò)程中新鮮COM的釋放顯著促進(jìn)了水體中E2的生物降解,而COM的生物老化過(guò)程弱化了這一促進(jìn)作用.

3 結(jié)論

3.1 新鮮COM中高、中、低活性組分分別占31%、47%、22%,富含類蛋白組分,而生物老化過(guò)程顯著降低了COM的生物活性(從78%至1%),并提高了COM的分子質(zhì)量、腐殖度及類腐殖組分含量.

3.2 不同生物活性的COM均顯著提高了E2的生物降解速率,其中新鮮COM提高了微生物群落的生物量以及多樣性,而極低活性的COM雖然難以維持微生物群落生長(zhǎng)卻能通過(guò)調(diào)節(jié)微生物群落組成和結(jié)構(gòu)促進(jìn)E2的生物降解.

3.3 新鮮COM促進(jìn)了潛在E2降解菌——β-變形菌綱的生長(zhǎng)從而影響E2降解,而生物活性極低的COM會(huì)通過(guò)富集寡養(yǎng)單胞菌屬和短波單胞菌屬等潛在E2降解菌屬提高E2降解潛力.

[1] Zhang C, Li Y, Wang C, et al. Occurrence of endocrine disrupting compounds in aqueous environment and their bacterial degradation: A review [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2016,46(1):1-59.

[2] Martinz R, Herrero-Nogareda L, Van A M, et al. Morphometric signatures of exposure to endocrine disrupting chemicals in zebrafish eleutheroembryos [J]. Aquatic Toxicology, 2019,214:105232.

[3] Van Den Belt K, Berckmans P, Vangenechten C, et al. Comparative study on the in vitro in vivo estrogenic potencies of 17beta-estradiol, estrone, 17alpha-ethynylestradiol and nonylphenol [J]. Aquatic Toxicology, 2004,66(2):183-195.

[4] Xie Z, Lu G, Liu J, et al. Occurrence, bioaccumulation, and trophic magnification of pharmaceutically active compounds in Taihu Lake, China [J]. Chemosphere, 2015,138:140-147.

[5] Huang B, Wang B, Ren D, et al. Occurrence, removal and bioaccumulation of steroid estrogens in Dianchi Lake catchment, China [J]. Environment International, 2013,59:262-273.

[6] 宋曉明,楊悅鎖,溫玉娟,等.雌激素在地下環(huán)境中的歸宿及其生態(tài)調(diào)控 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(9):2828-2840.

Song X M, Yang Y S, Wen Y J, et al. Fate and ecological regulation of steroidal estrogens in subsurface environment [J]. China Environmental Science, 2016,36(9):2828-2840.

[7] 師博穎,王智源,劉俊杰,等.長(zhǎng)江江蘇段飲用水源地3種雌激素污染特征 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2018,38(3):875-883.

Shi B Y, Wang Z Y, Liu J J, et al. Pollution characteristics of three estrogens in drinking water sources in Jiangsu reach of the Yangtze River [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2018,38(3):875-883.

[8] Zhou L J, Zhang B B, Zhao Y G, et al. Occurrence, spatiotemporal distribution, and ecological risks of steroids in a large shallow Chinese lake, Lake Taihu [J]. Science of the Total Environment, 2016,557: 68-79.

[9] Wear E K, Carlson C A, James A K, et al. Synchronous shifts in dissolved organic carbon bioavailability and bacterial community responses over the course of an upwelling-driven phytoplankton bloom [J]. Limnology and Oceanography, 2015,60(2):657-677.

[10] Zhang Y L, Liu X H, Wang M Z, et al. Compositional differences of chromophoric dissolved organic matter derived from phytoplankton and macrophytes [J]. Organic Geochemistry, 2013,55:26-37.

[11] Cory R M, Davis T W, Dick G J, et al. Seasonal dynamics in dissolved organic matter, hydrogen peroxide, and cyanobacterial blooms in lake erie [J]. Frontiers in Marine Science, 2016,3:54.

[12] Hoikkala L, Tammert H, Lignell R, et al. Autochthonous dissolved organic matter drives bacterial community composition during a bloom of filamentous cyanobacteria [J]. Frontiers in Marine Science, 2016,3:111.

[13] Lee J H, Zhou J L, Kim S D. Effects of biodegradation and sorption by humic acid on the estrogenicity of 17beta-estradiol [J]. Chemosphere, 2011,85(8):1383-1389.

[14] 呂偉偉,姚 昕,張保華.太湖北部湖區(qū)春、冬季節(jié)天然有機(jī)質(zhì)的熒光特征及環(huán)境意義 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2018,39(8):3601-3613.

Lu W W, Yao X, Zhang B H. Fluorescence characteristics and environmental significance of organic matter in the northern part of Lake Taihu in spring and winter [J]. Environmental Science, 2018,39 (8):3601-3613.

[15] Ma L, Yates S R. Dissolved organic matter and estrogen interactions regulate estrogen removal in the aqueous environment: A review [J]. Science of the Total Environment, 2018,640:529-542.

[16] Tan D T, Temme H R, Arnold W A, et al. Estrone degradation: does organic matter (quality), matter? [J]. Environmental Science and Technology, 2015,49(1):498-503.

[17] Lim M H, Snyder S A, Sedlak D L. Use of biodegradable dissolved organic carbon (BDOC) to assess the potential for transformation of wastewater-derived contaminants in surface waters [J]. Water Research, 2008,42(12):2943-2952.

[18] Muller M, Rabenoelina F, Balaguer P, et al. Chemical and biological analysis of endocrine-disrupting hormones and estrogenic activity in an advanced sewage treatment plant [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2008,27(8):1649-1658.

[19] Shi L, Huang Y, Lu Y, et al. Stocks and dynamics of particulate and dissolved organic matter in a large, shallow eutrophic lake (Taihu, China) with dense cyanobacterial blooms [J]. Journal of Oceanology and Limnology, 2018,36(3):738-749.

[20] Wang Y, Wang Q, Hu L, et al. Occurrence of estrogens in water, sediment and biota and their ecological risk in Northern Taihu Lake in China [J]. Environmental Geochemistry and Health, 2015,37(1):147- 156.

[21] Han C, Geng J, Xie X, et al. Determination of phosphite in a eutrophic freshwater lake by suppressed conductivity ion chromatography [J]. Environmental Science and Technology, 2012,46(19):10667-10674.

[22] Bai L, Cao C, Wang C, et al. Toward quantitative understanding of the bioavailability of dissolved organic matter in freshwater lake during cyanobacteria blooming [J]. Environmental Science and Technology, 2017,51(11):6018-6026.

[23] Westrich J T, Berner R A. The role of sedimentary organic matter in bacterial sulfate reduction: The G model tested [J]. Limnology and Oceanography, 1984,29(2):236-249.

[24] Matilainen A, Gjessing E T, Lahtinen T, et al. An overview of the methods used in the characterisation of natural organic matter (NOM) in relation to drinking water treatment [J]. Chemosphere, 2011,83(11): 1431-1442.

[25] Murphy K R, Stedmon C A, Graeber D, et al. Fluorescence spectroscopy and multi-way techniques. PARAFAC [J]. Analytical Methods, 2013,5(23):6557-6566.

[26] Danhiez F P, Vantrepotte V, Cauvin A, et al. Optical properties of chromophoric dissolved organic matter during a phytoplankton bloom. Implication for DOC estimates from CDOM absorption [J]. Limnology and Oceanography, 2017,62(4):1409-1425.

[27] Helms J R, Stubbins A, Ritchie J D, et al. Absorption spectral slopes and slope ratios as indicators of molecular weight, source, and photobleaching of chromophoric dissolved organic matter [J]. Limnology and Oceanography, 2008,53(3):955-969.

[28] Phong D D, Hur J. Using two-dimensional correlation size exclusion chromatography (2D-CoSEC) and EEM-PARAFAC to explore the heterogeneous adsorption behavior of humic substances on nanoparticles with respect to molecular sizes [J]. Environmental Science and Technology, 2018,52(2):427-435.

[29] Weishaar J L, Aiken G R, Bergamaschi B A, et al. Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon [J]. Environmental Science and Technology, 2003,37(20):4702-4708.

[30] Fellman J B, Hood E, Spencer R G M. Fluorescence spectroscopy opens new windows into dissolved organic matter dynamics in freshwater ecosystems: A review [J]. Limnology and Oceanography, 2010,55(6):2452-2462.

[31] Banihashemi B, Droste R L. Sorption-desorption and biosorption of bisphenol A, triclosan, and 17alpha-ethinylestradiol to sewage sludge [J]. Science of the Total Environment, 2014,487:813-821.

[32] Rentz J A, Alvarez P J J, Schnoor J L. Repression ofphenanthrene-degrading activity by plant root extracts and exudates [J]. Environmental Microbiology, 2004,6(6):574-583.

[33] Ren Y X, Nakano K, Nomura M, et al. Effects of bacterial activity on estrogen removal in nitrifying activated sludge [J]. Water Research, 2007,41(14):3089-3096.

[34] Horemans B, Vandermaesen J, Breugelmans P, et al. The quantity and quality of dissolved organic matter as supplementary carbon source impacts the pesticide-degrading activity of a triple-species bacterial biofilm [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2014,98(2): 931-943.

[35] Egli T. How to live at very low substrate concentration [J]. Water Research, 2010,44(17):4826-4837.

[36] Muller M, Patureau D, Godon J-J, et al. Molecular and kinetic characterization of mixed cultures degrading natural and synthetic estrogens [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010,85(3): 691-701.

[37] Li Z, Nandakumar R, Madayiputhiya N, et al. Proteomic analysis of 17beta-estradiol degradation by stenotrophomonas maltophilia [J]. Environmental Science and Technology, 2012,46(11):5947-5955.

Roles of cyanobacterial-derived dissolved organic matter in mediating biodegradation of 17β-estradiol in water column.

HUA Ke1, JIANG Yu2, WU Yuan-qiang1, YANG Nan1, LIU Xin1*

(1.College of Biology and the Environment, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China；2.Jiangsu Provincial Ecological Assessment Center (Jiangsu Provincial Management Center for Emissions Registration and Exchange), Nanjing 210036, China)., 2022,42(4)：1829～1836

The effects of cyanobacterial-derived dissolved organic matter (COM) and its microbial processing on the biodegradation of 17β-estradiol (E2) in lake water column were investigated in this study. Through the simulated microbial ageing within a four-stage plug-flow bioreactor, five COM fractions with a gradient of decreasing bioreactivity were separated: S0 (78%) > S1 (67%) > S0 (36%) > S0 (13%) > S0 (1%). Within the 60 hours of batch incubation at dark, the addition of COM fractions at 8mgC/L exhibited strong acceleration on E2biodegradation, increasing the first-order kinetic rate with the order of S0 > S4 > S3 > S1 > S2. Microbial analysis further showed that the highly labile compounds in COM not only promoted the bacterial growth but also maintained the diverse microbial community in the S0-amended group. In comparsion, the bacterial concentration and E2biodegradation rate in the S1- and S2-amended groups was remarkably lower, meaning that the semilabile and recalcitrant compounds were unable to serve as effective carbon sources. However, the enriched aromatic, humic structure in the S3- and S4-amended groups significantly increased the biomass-normalized E2biodegradation rate, possibly due to the selection of potentially E2-degrading bacteria and the activation of catabolic enzymes under carbon-limited conditions. The environmental behavior and fate of estrogens in eutrophic waters are closely related to the bioreactivity of COM.

cyanobacteria bloom；dissolved organic matter；steroid estrogens；EEM-PAPAFAC；microbial community

X172

A

1000-6923(2022)04-1829-08

化 柯(1997-),男,安徽阜陽(yáng)人,南京林業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事水污染控制與修復(fù).

2021-09-18

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41907029)

*責(zé)任作者, 教授, xin126mail@126.com