葉金明,羅雅嫣,湯蕙齊,歐陽浩民解啟來,陳爍娜*

微塑料介導(dǎo)下苯并[a]芘的吸附和微生物降解途徑

葉金明1,2,羅雅嫣1,2,湯蕙齊1,2,歐陽浩民1,2解啟來1,陳爍娜1,2*

(1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,廣東 廣州 510642；2.廣東省農(nóng)業(yè)農(nóng)村污染治理與環(huán)境安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,廣東 廣州 510642)

為研究微塑料對水體中多環(huán)芳烴吸附和微生物降解等環(huán)境行為的影響,選取聚丙烯微塑料(MP-PP)和苯并[a]芘(BaP)為研究對象,探討MP-PP對BaP的吸附特性和機(jī)制,及MP-PP介導(dǎo)對新鞘氨醇單胞菌()降解BaP的能力和途徑的影響.同時(shí),利用X射線光電子能譜和傅里葉轉(zhuǎn)換紅外線光譜對MP-PP、BaP和菌體間相互作用的微觀特性進(jìn)行探究.結(jié)果表明,MP-PP對BaP的吸附遵循準(zhǔn)二級動力學(xué)模型和單分子層覆蓋,升溫有利于吸附;MP-PP共存可提高對BaP的去除率,但是并不影響菌體對BaP的降解途徑;MP-PP、BaP和菌體間的互相作用主要發(fā)生在表面,微塑料作為載體;菌體雖不能降解MP-PP,但能附著在其表面生長,有利于菌體的生長繁殖,進(jìn)而提高降解效果.

微塑料；苯并[a]芘；吸附；微生物降解；微觀特性；降解途徑

隨著塑料制品數(shù)量的不斷增加,越來越多的塑料廢棄物進(jìn)入環(huán)境,經(jīng)過光照、高溫氧化、物理風(fēng)化等作用逐漸破裂,形成粒徑更小的塑料碎片,其中粒徑小于5mm的被稱為微塑料(MPs)[1].據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道,在海洋、地表水和沉積物中均檢測到高濃度的MPs,其環(huán)境累積已成為全球性問題[2-5].

由于MPs的大比表面積和高疏水性,使其具有高度濃縮環(huán)境中疏水性有機(jī)污染物的特性,并容易成為其附著的載體[6-7],進(jìn)而影響有機(jī)污染物的環(huán)境行為和生態(tài)毒性.多環(huán)芳烴(PAHs)是環(huán)境中常見的有機(jī)污染物,也是MPs表面最常見的污染物之一[8-10].目前國內(nèi)外對MPs與PAHs的研究主要集中在:MPs對PAHs的吸附和遷移轉(zhuǎn)化的影響,以及MPs與PAHs形成的復(fù)合污染物在生物體內(nèi)引起的協(xié)同毒性和生物富集能力等,如當(dāng)聚苯乙烯存在時(shí)可顯著促進(jìn)土柱中PAHs等污染物的遷移;芘-MPs共存時(shí)對海洋貽貝具有更強(qiáng)的神經(jīng)毒性和不可逆的DNA損傷[11-12].

在美國環(huán)境保護(hù)署優(yōu)先管控的16種PAHs中苯并[a]芘(BaP)因其對人體以及水生生物的強(qiáng)致癌性和致突變性,以及在水體中廣泛存在而受到關(guān)注.有研究表明,微生物降解是去除環(huán)境中BaP的主要途徑[13],目前已發(fā)現(xiàn)多種微生物具有降解BaP的能力,其中由于細(xì)菌種類繁多、適應(yīng)性強(qiáng)和代謝中間產(chǎn)物毒性較小等性質(zhì),目前成為降解BaP的主要菌種[14-15],細(xì)菌利用BaP作為碳源進(jìn)行分解利用,苯環(huán)羥基化往往是BaP降解的第一步,BaP在雙加氧酶或單加氧酶的作用使苯環(huán)羥基化形成順式二氫二醇后在脫氫酶的作用下形成二醇中間體,隨后苯環(huán)通過鄰位或間位裂解,產(chǎn)生例如鄰苯二酚和水楊酸等小分子量中間體,最后進(jìn)入TCA循環(huán)[16-17].

此外,BaP作為一種疏水性污染物,使得MPs與BaP間有較強(qiáng)的親和力,MPs對BaP的強(qiáng)烈吸附可能會干擾其在水體中的環(huán)境行為,包括對其生態(tài)毒性、生物累積性以及微生物降解等產(chǎn)生影響[18-19].目前,MPs對BaP的吸附行為和作用機(jī)制已有研究報(bào)道,但環(huán)境中MPs的種類很多,不同的MPs對BaP的吸附作用以及不同的微生物菌種對BaP的降解特性也有差異,因此,有必要擴(kuò)展對不同MPs介導(dǎo)下BaP微生物降解影響的研究,這將有助于更全面的評估MPs對環(huán)境中疏水性持久性有機(jī)污染物環(huán)境行為的影響,進(jìn)而對兩者的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)提出更有效的防控措施.

鑒于此,本研究選取環(huán)境中普遍存在的聚丙烯微塑料(MP-PP)為研究材料,聚丙烯廣泛應(yīng)用于服裝、毛毯等纖維制品、醫(yī)療器械、汽車、自行車、零件、輸送管道、化工容器等生產(chǎn),也用于食品、藥品包裝,其已經(jīng)被列入世界衛(wèi)生組織國際癌癥研究機(jī)構(gòu)公布的致癌物清單中.本文重點(diǎn)探討MP-PP對BaP的吸附行為及作用機(jī)理;研究MP-PP介導(dǎo)下,BaP微生物降解特性和途徑變化;最終揭示MPs對BaP在水體中環(huán)境行為的影響和互作機(jī)制,這將有利于評估MPs-PAHs構(gòu)成的復(fù)合污染在水環(huán)境中的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),也為水體PAHs污染治理提供新的思路.

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

聚丙烯塑料購自豐泰塑化有限公司,用2% HNO3和去離子水洗去表面雜質(zhì),烘干,研磨過篩,得到粒徑為100目的聚丙烯微塑料(MP-PP),轉(zhuǎn)移至密封袋保存?zhèn)溆?BaP標(biāo)液的配制:稱取一定量的BaP,用色譜純甲醇溶解,配制成100mg/L的標(biāo)淮儲備液,避光保存?zhèn)溆?

菌株:新鞘氨醇單胞菌,由課題組前期篩選分離獲得.菌株種子液的制備:將菌株接種至已滅菌的營養(yǎng)培養(yǎng)基中,于30℃,160r/min搖床中避光培養(yǎng)24h后取出,置于4℃冰箱低溫保存.

1.2 培養(yǎng)基

營養(yǎng)培養(yǎng)基(NB):牛肉膏3g、蛋白胨10g、NaCl 5g、純水1000mL,調(diào)節(jié)pH=7.2～7.4.

無機(jī)鹽培養(yǎng)基(MSM):(NH4)2SO41g、K2HPO47g、KH2PO43g、MgSO4·7H2O 0.1g、檸檬酸鈉0.5g、純水1000mL,調(diào)節(jié)pH=7.0～7.2.

上述培養(yǎng)基使用前均置于高壓蒸汽滅菌鍋, 121℃,滅菌20min.

1.3 方法

1.3.1 MP-PP對BaP吸附動力學(xué)、等溫線和熱力學(xué)實(shí)驗(yàn) 準(zhǔn)確稱量20mg MP-PP添加到含有20mL超純水的藍(lán)蓋試劑瓶(50mL)中,加入BaP,使體系中BaP初始濃度為1mg/L,調(diào)節(jié)溶液pH=7,每個(gè)處理設(shè)置兩個(gè)平行,并設(shè)置不添加MP-PP的處理作為空白對照.將所有樣品放入搖床中,恒溫振蕩(160r/min)反應(yīng),分別于1,2,3,4,5,6,12,24,36,48h取樣,用1mL一次性無菌注射器收集樣品,通過0.22 μm過濾器過濾至棕色色譜進(jìn)樣瓶中,用以測定BaP殘余濃度[20].

此外,改變體系中BaP的初始濃度(0.5,0.75,1, 2,3,4,5,6,7,8,9,10mg/L)或環(huán)境溫度(20,25,30,35℃)以研究MP-PP對BaP的等溫吸附和熱力學(xué)特性,所有樣品于搖床中恒溫振蕩(160r/min)反應(yīng)12h,取樣測定BaP殘余濃度.

BaP吸附量的計(jì)算:

式中:為吸附量,μg/g;0為BaP的初始濃度,μg/L;C為時(shí)刻BaP的濃度,μg/L;為溶液體積,L;為MP-PP質(zhì)量,g.

1.3.2 MP-PP介導(dǎo)下BaP的微生物降解 菌株的擴(kuò)大培養(yǎng)和菌懸液制備:取種子液,以1%(體積分?jǐn)?shù))比例接種至NB中,于30℃,160r/min避光培養(yǎng)24h.之后,離心(6000r/min, 25℃,5min),收集菌體,用無菌水洗滌2次后(6000r/ min,25℃,5min),用無菌水重懸,配成20g/L的菌懸液(濕重),待用.

在19mL MSM體系中加入1mL 20g/L菌懸液,使投菌量為1g/L,同時(shí)加入20mg MP-PP和BaP(終濃度1mg/L),將所有樣品置于恒溫?fù)u床,于30℃, 160r/min避光反應(yīng),分別于1,2,3,4,5,7,9d取樣,測定BaP的殘余濃度,每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)平行樣,以不加MP-PP的體系為空白對照組.

另外,改變投菌量(0.5,0.75,1,1.5,2g/L,濕重)或BaP的初始濃度(0.5,0.75,1,1.5,2mg/L),于30℃,160r/ min反應(yīng)3d后取樣測定BaP殘余濃度,研究MP-PP共存對BaP微生物降解性能的影響.

在規(guī)定時(shí)間取出樣品,離心除去MPs (10000r/ min,10min),之后加入等體積二氯甲烷,置于搖床,于25℃、160r/min萃取3h,取出,靜置,收集下層有機(jī)相,用無水Na2SO4脫水,然后于35℃旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)至干,用甲醇復(fù)溶,經(jīng)0.22μm過濾器后轉(zhuǎn)移至1.5mL棕色進(jìn)樣瓶中,待測[21].

BaP降解率/去除率的計(jì)算:

式中:C0和Ce分別為時(shí)刻空白對照組和實(shí)驗(yàn)組中BaP的殘余濃度,mg/L.

1.3.3 MP-PP介導(dǎo)下BaP的微生物降解途徑 在含有MP-PP(20mg)的MSM體系中開展BaP降解實(shí)驗(yàn),于第4d取樣,分析體系中BaP中間產(chǎn)物生成情況.樣品處理:離心(7000r/min,10min),取上清液加入等體積的乙酸乙酯,用渦旋儀振蕩10min,超聲10min,循環(huán)萃取3次,用1mol/L HCl將pH值調(diào)至2,并用乙酸乙酯重復(fù)萃取3次,所得的萃取液加入適量無水Na2SO4除去水分.旋蒸至1mL,經(jīng)0.22μm過濾器保存至棕色進(jìn)樣瓶,待測.

1.3.4 MP-PP微觀特性分析 采用傅里葉轉(zhuǎn)換紅外線光譜分析儀(FTIR,VERTEX 70v,布魯克光譜儀器公司)和X射線光電子能譜儀(XPS,EscaLab Xi+,英國賽默飛世爾),收集吸附動力學(xué)實(shí)驗(yàn)(反應(yīng)12h)以及微生物降解時(shí)間曲線實(shí)驗(yàn)(反應(yīng)4d)后的MP-PP樣品進(jìn)行表征,考察其表面官能團(tuán)和表面元素的變化.

1.4 分析測試方法

1.4.1 BaP的測定 采用高效液相色譜儀(HPLC)測定BaP的殘留濃度.色譜柱型號為Agilent Eclipse XDB-C18反相色譜柱(5μm×250mm×4mm),柱溫為25℃,進(jìn)樣量為20μL,紫外檢測波長為254nm,流動相為甲醇:水=95:5,流動相流速為1.000mL/min[22].

1.4.2 BaP降解產(chǎn)物分析 使用GC-MS對樣品進(jìn)行全波長掃描.色譜柱為HP-5MS(30.0m×250μm, 0.25μm),色譜柱起始溫度200℃,保持2min,以20℃/min的速度升至280℃,保持10min,氣化室溫度280℃,傳輸線溫度280℃,載氣He,載氣流量1.0mL/min,分流比20:1,進(jìn)樣量1μL.EI源,電子能量70eV,離子源溫度230℃,四極桿150℃,掃描模式為Scan,掃描質(zhì)量范圍為33～500.對檢測出的成分采用MS數(shù)據(jù)庫NIST17、保留時(shí)間進(jìn)行定性[23].

1.4.3 吸附動力學(xué)模型分析 采用準(zhǔn)一級動力學(xué)模型(公式3)、準(zhǔn)二級動力學(xué)模型(公式4)和顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型(公式5)分析MP-PP對BaP的吸附過程.

ln(

q

e

-

qt

) =ln

q

e

-

k

f

(3)

式中:為吸附反應(yīng)時(shí)間,h;q和e分別是在時(shí)刻和吸附達(dá)到平衡時(shí)BaP的吸附量,μg/g;f為準(zhǔn)一級動力學(xué)方程的吸附常數(shù),h-1;s為準(zhǔn)二級動力學(xué)方程的吸附速率常數(shù),g/(μg?h);d為顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型的吸附速率常數(shù),μg/(g?h1/2).

1.4.4 吸附等溫式模型分析 采用linear(公式6)、Langmuir(公式7)、Freundlich (公式8)、Temkin(公式9)和Dubinin-Radushkevich(D-R)(公式10)模型分析MP-PP對BaP的等溫吸附過程.

式中:d為BaP在固-液兩相間的分配系數(shù),L/g;F和為Freundlich方程的常數(shù),L/g;L為Langmuir方程的常數(shù),L/g;T為Temkin方程參數(shù), L/g;為Temkin方程參數(shù),J/mol;為與吸附能相關(guān)的Dubinin-Radushkevich常數(shù);為Polanyi吸附勢,為理想氣體常數(shù),為8.314J/(mol?K),為絕對溫度,K.

1.4.5 吸附熱力學(xué)分析 根據(jù)公式11和12計(jì)算不同溫度下吸附反應(yīng)的吉布斯自由能()、焓變()和熵變(),分析溫度對MP-PP吸附BaP的影響.

式中:為反應(yīng)的吉布斯自由能,kJ/mol;為反應(yīng)的焓變,kJ/mol;為反應(yīng)的熵變,J/(mol?K);為絕對溫度,K;為熱力學(xué)平衡常數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 吸附動力學(xué)實(shí)驗(yàn)

圖1a為MP-PP對BaP的吸附動力學(xué)過程,可以看出,整個(gè)吸附過程可分為兩個(gè)階段,即初始的快速吸附階段和后續(xù)的緩慢平衡階段,在吸附實(shí)驗(yàn)進(jìn)行至6h時(shí)吸附量趨于平衡,到12h時(shí)達(dá)到平衡.準(zhǔn)一級、準(zhǔn)二級和顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型用以擬合動力學(xué)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù),擬合圖和模型參數(shù)分別見圖1和表1.準(zhǔn)二級動力學(xué)模型(2>0.99)相較于準(zhǔn)一級動力學(xué)模型更適合描述MP-PP對BaP的吸附過程,說明MP-PP對BaP的吸附包含的液膜外擴(kuò)散、表面吸附和顆粒內(nèi)部擴(kuò)散等過程,范德華引力、疏水分配、靜電作用和化學(xué)鍵等均可能對吸附產(chǎn)生影響[24].顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型用以分析控制吸附過程的限速步驟,該模型強(qiáng)調(diào)吸附是一個(gè)多步驟的過程,涉及吸附質(zhì)從溶液到吸附劑外表面,然后進(jìn)入吸附劑內(nèi)部孔隙的多步傳輸[25].圖1d顯示MP-PP對BaP的吸附分為兩個(gè)階段,第一階段描述的是BaP從水到MP-PP外表面的轉(zhuǎn)移,然后進(jìn)入MP-PP的內(nèi)孔;第二階段描述的是 MP-PP對BaP的吸附動態(tài)平衡階段.由于兩個(gè)階段的擬合直線均未通過原點(diǎn)且截距大于0,這說明限速吸附步驟同時(shí)受膜擴(kuò)散和顆粒內(nèi)擴(kuò)散影響[26].

表1 MP-PP吸附BaP動力學(xué)模型參數(shù)

圖1 MP-PP對BaP吸附特性

2.2 吸附等溫線實(shí)驗(yàn)

使用Temkin、Langmuir、Freundlich、Dubinin- Radushkevich(D-R)和linear模型擬合吸附等溫線數(shù)據(jù)(圖2和表2).隨著BaP濃度的升高,平衡吸附量逐漸增大,但曲線的斜率下降,推測是由于BaP濃度的增加使MP-PP表面吸附點(diǎn)位被迅速占領(lǐng),這與MP-PP本身的特性有關(guān). Langmuir模型的擬合度(2>0.99)較其他4種模型最高,說明單分子層覆蓋可能是MP-PP吸附BaP的主要機(jī)制[27];此外, Freundlich模型中值為15.90,推測說明MP-PP對BaP之間具有較強(qiáng)的親和力,反應(yīng)易于發(fā)生; Temkin模型的R均大于0.98,說明MP-PP對BaP的親和力隨著MP-PP表面活性點(diǎn)位的減少而降低[28].Linear和Dubinin-Radushkevich(D-R)模型擬合度較低,說明孔隙填充機(jī)制和分配作用不適合用來描述BaP在MP-PP上的吸附過程.綜上,單分子層覆蓋可能是MP-PP吸附BaP的主要機(jī)制, MP-PP與BaP之間具有較強(qiáng)的親和力,其對BaP的親和力隨著MP-PP表面活性點(diǎn)位的減少而逐漸降低.

圖2 MP-PP對BaP等溫吸附特性

表2 MP-PP對BaP的吸附等溫線模型參數(shù)

2.3 吸附熱力學(xué)實(shí)驗(yàn)

圖3 溫度對MP-PP吸附BaP的影響

圖3顯示了溫度對MP-PP吸附BaP的影響,隨著溫度的升高(288～308K),MP-PP對BaP的吸附量升高,表明MP-PP對BaP的吸附是吸熱反應(yīng).由于Langmuir模型更適用于描述本實(shí)驗(yàn)中MP-PP對BaP的吸附過程,采用該模型計(jì)算不同溫度下吸附反應(yīng)的吉布斯自由能()、焓變()和熵變(),結(jié)果見表3.可以看出,在實(shí)驗(yàn)溫度條件下均小于0,說明吸附過程是自發(fā)且可行的;均大于0,說明吸附是吸熱反應(yīng),溫度升高有利于MP-PP吸附BaP;大于0,說明隨著吸附反應(yīng)的進(jìn)行,吸附質(zhì)的自由能也不斷增加.吸附熱力學(xué)參數(shù)表明,溫度能促進(jìn)MP-PP吸附BaP主要由于吸熱而促進(jìn)吸附,溫度的升高,增加了液體界面的無序性和隨機(jī)性,分子的熱運(yùn)動增強(qiáng)從而增強(qiáng)BaP與MP-PP的接觸,增強(qiáng)MP-PP對BaP的吸附.

表3 MP-PP對BaP吸附熱力學(xué)的熱力學(xué)參數(shù)

2.4 MP-PP介導(dǎo)下BaP的微生物降解

探究了MP-PP介導(dǎo)對降解BaP的影響,結(jié)果見圖4.從總體情況看,含MP-PP體系在9d內(nèi)對BaP的去除率均大于不含MP-PP體系.在不含MP-PP的體系中,BaP的降解率在第4d之后趨于穩(wěn)定,為40.1%,第9d達(dá)到最大降解率,為42.1%;在含MP-PP的體系中,在第3d時(shí)BaP的去除率為38.9%,較不含MP-PP的體系(38.1%)差別不大,這可能是因?yàn)榇藭r(shí)菌體濃度較低,菌體與BaP的接觸點(diǎn)位較少導(dǎo)致,隨后BaP的去除率快速上升,在第9d時(shí)達(dá)到46.7%,較不含MP-PP的體系(42.1%)提高了4.6%,這可能是因?yàn)榫w可以附著在MP-PP表面,增大了體系內(nèi)菌體的生存空間,有利于菌體生長繁殖,從而增大去除率.

圖4 MP-PP共存時(shí)BaP的微生物降解時(shí)間曲線

2.5 MP-PP對BaP微生物降解性能的影響

2.5.1 投菌量對BaP降解的影響 MP-PP共存時(shí),不同投菌量對體系中BaP去除的影響見圖5.相比于不含MP-PP體系,在不同的投菌量下含MP-PP的體系中BaP的去除率均有所提高.隨著投菌量增大,體系中BaP的去除率逐步增大,當(dāng)投菌量為1g/L時(shí),不含MP-PP體系對BaP的降解效果最佳,為38.1%,而含MP-PP的體系中對BaP的最高去除率發(fā)生在1.5g/L,為45.5%,隨后繼續(xù)增加投菌量,兩種體系中BaP的去除率均不能有效提高.一般情況下,增加投菌量會增加菌株與BaP接觸,刺激菌株分泌更多的降解酶,提高降解率[29].當(dāng)投菌量超過1g/L時(shí),不含MP-PP體系中降解率逐漸下降,推測是由于菌體濃度過高,營養(yǎng)物質(zhì)或生存空間不足,導(dǎo)致菌株代謝速度逐漸減緩影響B(tài)aP的降解.含有MP-PP的體系由于菌株可以定殖在MP-PP表面,增大了菌株生存空間,同時(shí)使體系中可容納的菌體濃度增大[30].

圖5 MP-PP共存時(shí)不同投菌量對BaP降解的影響

2.5.2 不同濃度BaP的微生物降解 MP-PP共存時(shí),對不同濃度BaP的降解見圖6.相比于不含MP-PP體系,含MP-PP的體系中對不同初始濃度的BaP去除率均有所提高,推測是因?yàn)榫暝诮到釨aP的過程中會生成一系列的有毒副產(chǎn)物,這些物質(zhì)的積累可能會對菌株的生長起到毒害的作用,菌株的代謝活性受到抑制[31],然而在體系中添加MP-PP后,其可以吸附這部分有毒副產(chǎn)物從而為菌株提供有利的生長環(huán)境,使菌株保持對BaP的較高去除率.隨著BaP初始濃度的增加,兩個(gè)體系中的去除率均逐步增大,在1.5mg/L時(shí),去除率分別為37.5%和43.8%;在2mg/L時(shí),去除率分別為37.5%和43.7%.BaP在1.5mg/L和2mg/L去除率差別不大,這可能是因?yàn)榫w在高濃度BaP脅迫下活性偏低,此時(shí)BaP與菌體在MP-PP表面相互作用更多的表現(xiàn)為競爭吸附,BaP在MP-PP表面的吸附/解吸速率達(dá)到動態(tài)平衡,使體系中去除率變化較小.

圖6 MP-PP共存時(shí)對不同濃度BaP降解的影響

2.6 MP-PP介導(dǎo)下BaP的微生物降解途徑

表4顯示了降解BaP的代謝產(chǎn)物信息,圖7為代謝產(chǎn)物的質(zhì)譜圖以及結(jié)構(gòu)式.在不含MP-PP體系中,檢測到苯酚、烯烴、酮等多種BaP代謝中間產(chǎn)物,其中苯酚類物質(zhì)種類最多,根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道,在PAHs微生物降解過程中,苯酚類物質(zhì)和酮類物質(zhì)主要由鄰苯二甲酸衍生物經(jīng)過氧化形成[32],這說明在BaP微生物降解過程存在鄰苯二甲酸途徑.在含MP-PP體系中檢測到與不含MP-PP體系中相同的產(chǎn)物,但種類較少,這可能是由于MP-PP的吸附作用,或者在含MP-PP體系中,細(xì)菌活性得到提高,代謝產(chǎn)物被迅速分解形成小分子物質(zhì).根據(jù)上述分析,MP-PP共存對BaP的微生物降解途徑影響較小,根據(jù)產(chǎn)物分析結(jié)果可以推導(dǎo)出BaP的微生物降解途徑,如圖8所示.首先,BaP在加氧酶作用使C9,10位置羧基化形成苯并[a]芘-9,10-二氫二醇(Benzo[a]pyrene-cis-9,10-dihydrodiol),或在C11,12羧基化形成苯并[a]芘-11,12-二氫二醇(Benzo[a]pyrene-cis-11,12-dihydrodiol),然后氧化還原形成芘(Pyrene)或者苯并[a]熒蒽(Benzo[a]fluoranthene),隨后芘繼續(xù)通過鄰苯二甲酸途徑逐步減少苯環(huán)數(shù)量,產(chǎn)生低分子的2,5-二叔丁基對苯二酚(2,5-Di-tert-butylhydroquinone,產(chǎn)物a)、4-羥基-3,5-雙(2-甲基丙-2-基)環(huán)己-2,4-二烯-1-酮(4-Hydroxy-3,5-di-tert-butyl-2,4-cyclohexadien- 1-one,產(chǎn)物b)、2,2'-亞甲基雙-(4-甲基-6-叔丁基苯酚)(2,2'-Methylenebis(6-tert-butyl-4-methylphenol),產(chǎn)物c)和2,4-二叔丁基苯酚(2,4-Di-tert- butylphenol,產(chǎn)物d)等中間產(chǎn)物,之后所有產(chǎn)物最終形成鄰苯二酚.總的來說,對BaP的降解遵循常見的鄰苯二甲酸途徑,MP-PP共存對BaP的降解途徑影響較小.

表4 MP-PP共存時(shí)BaP降解產(chǎn)物信息

圖7 降解產(chǎn)物質(zhì)譜圖

圖8 MP-PP共存時(shí)BaP的微生物降解途徑

2.7 MP-PP微觀特性分析

2.7.1 MP-PP表面官能團(tuán)分析 如圖9所示,MP- PP吸附前后和微生物降解體系中的FTIR光譜形狀基本相同,無新官能團(tuán)產(chǎn)生,說明MP-PP對BaP的吸附不依賴于化學(xué)吸附,如共價(jià)、離子和金屬鍵[33-34],以及不具備降解MP-PP的能力.與MP-PP原樣相比,部分吸收峰位置發(fā)生偏移,如-CH3不對稱伸縮振動吸收峰由2964cm-1分別偏移至2962cm-1(吸附體系)和2958cm-1(降解體系),代表-CH2不對稱伸縮振動的吸收峰位置從2921cm-1偏移至2923cm-1(吸附體系)和2925cm-1(降解體系),代表-CH3對稱伸縮振動的吸收峰位置從2873cm-1偏移至2871cm-1(吸附體系)和2870cm-1(降解體系);吸附體系和降解體系中MP-PP的吸收峰強(qiáng)度均大于MP-PP原樣,可能是由于BaP或菌體的吸附改變了MP-PP的電荷密度,導(dǎo)致其吸收峰發(fā)生偏移.

圖9 MP-PP的FTIR光譜圖變化

2.7.2 MP-PP表面元素分析 從圖10可知,吸附體系和微生物降解體系中MP-PP表面沒有共價(jià)鍵、離子鍵的生成,MP-PP與BaP和菌體的作用過程主要受分子間范德華力的影響.因此通過XPS探究其分子間作用力,通過C1s和O1s譜圖進(jìn)一步分析吸附體系和微生物降解體系中的作用機(jī)制.由表5可知,MP-PP主要由碳和氧元素構(gòu)成,降解體系中檢測到N元素,這可能是因?yàn)镸P-PP吸附無機(jī)鹽培養(yǎng)基的營養(yǎng)物質(zhì)導(dǎo)致;吸附體系和降解體系中MP-PP表面元素含量波動較大,說明BaP分子主要附著在MP-PP表面,以及、BaP和MP-PP三者之間的聯(lián)系同樣發(fā)生在MP-PP的表面.由表6可知,吸附前后MP-PP表面的含碳官能團(tuán)中C-O和C=O含量上升,可能是由于BaP在吸附過程中產(chǎn)生了氧化偶聯(lián)現(xiàn)象,促進(jìn)MP-PP對BaP的吸附.據(jù)相關(guān)研究報(bào)道,酚類化合物可以通過氧化偶聯(lián)反應(yīng)聚合,在有氧條件下活性炭對酚類化合物的吸附能力顯著提升[35].在降解體系中,MP-PP表面含碳官能團(tuán)C-C或C-H含量提高,說明MP-PP與的互作存在氫鍵作用[36].此外,吸附體系和降解體系的O-H含量上升,這可能是由于MP-PP對化學(xué)態(tài)水分子的吸附,降解體系中O-H還可能來自于降解BaP過程中產(chǎn)生的酚類物質(zhì).

圖10 MP-PP的XPS譜圖變化

表5 MP-PP表面元素含量(%)

表6 MP-PP表面官能團(tuán)含量(%)

3 結(jié)論

3.1 MP-PP對BaP的吸附發(fā)生在其均質(zhì)表面,以物理吸附為主,吸附過程遵循準(zhǔn)二級動力學(xué)和Langmuir等溫吸附模型,升溫有利于吸附.

3.2 MP-PP共存有利于體系中BaP的去除,在不同投菌量或BaP初始濃度中同樣得到體現(xiàn).

3.3對BaP的降解途徑遵循鄰苯二甲酸途徑,MP-PP介導(dǎo)對其降解途徑基本沒有影響.

3.4 MP-PP、BaP分子和菌體間的互相作用主要受分子間范德華力影響,雖然不能降解MP-PP,但BaP或菌體的附著會改變MP-PP表面電荷.

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Adsorption and biodegradation pathway of benzo[a]pyrene mediated by microplastics.

YE Jin-ming1,2, LUO Ya-yan1,2, TANG Hui-qi1,2, OUYANG Hao-ming1,2, XIE Qi-lai1, CHEN Shuo-na1,2*

(1.College of Natural Resources and Environment, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China；2.Guangdong Provincial Key Laboratory of Agricultural & Rural Pollution Abatement and Environmental Safety, Guangzhou 510642, China)., 2023,43(12)：6712～6722

To investigate the adsorption and biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarobons in the presence of microplastics, polypropylene-microplastics (MP-PP) and benzo[a]pyrene (BaP) were chosen as research materials. The aim was to explore the adsorption behavior and mechanism of BaP onto MP-PP, as well as its biodegradation pathway mediated byusing MP-PP. The interaction and microscopic characteristics among MP-PP, BaP and strains were examined using X-ray photoelectron spectroscopy and Fourier transform infrared spectroscopy. The results indicated that the adsorption of BaP onto MP-PP followed the pseudo-second-order kinetic model with monolayer coverage, and this process was enhanced by higher temperatures. The presence of MP-PP improved the efficiency of BaP degradation. However, the degradation pathway of BaP byremained unaffected by MP-PP and continued to follow the phthalic acid pathway. The interaction among MP-PP, BaP, and strains primarily occurred at the surface, with microplastics PP serving as adsorption carriers. Althoughcould not decompose MP-PP, it could adhere to the PP surface, facilitating growth, and thereby enhancing the degradation process.

microplastics；benzo[a]pyrene；adsorption；biodegradation；microscopic characteristics；metabolic pathway

X52

A

1000-6923(2023)12-6712-11

葉金明,羅雅嫣,湯蕙齊,等.微塑料介導(dǎo)下苯并[a]芘的吸附和微生物降解途徑 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2023,43(12):6712-6722.

Ye J M, Luo Y Y, Tang H Q, et al. Adsorption and biodegradation pathway of benzo[a]pyrene mediated by microplastics [J]. China Environmental Science, 2023,43(12):6712-6722.

2023-04-18

廣東省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目-青年提升項(xiàng)目(2023A1515030284),廣東省重點(diǎn)領(lǐng)域研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2020B0202080001);廣州市重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(202206010162)

* 責(zé)任作者, 講師, chenshuona@scau.edu.cn

葉金明(1997-),男,廣東茂名人,華南農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事有機(jī)污染控制研究.發(fā)表論文1篇.786854820@qq.com.