藻源可溶有機(jī)質(zhì)對17β-雌二醇生物降解的影響

化 柯,蔣 豫,吳元強(qiáng),楊 楠,劉 新

藻源可溶有機(jī)質(zhì)對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)及其生物老化過程對湖泊水體中17β-雌二醇(E2)生物降解的影響特征,通過模擬生物老化,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60h的避光培養(yǎng)實驗,相同濃度(8mgC/L)的COM樣品均提高了微生物群落對E2的一級動力學(xué)降解速率,大小順序為: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,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)多個湖泊、河流等水體中均已檢測出相當(dāng)濃度的SEs[4-7],富營養(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,光分解往往受到限制,微生物降解成為SEs主要的降解途徑.微生物對污染物的分解過程通常受多種環(huán)境因素影響,例如溶解氧、溫度、生長基質(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基質(zhì)和能量來源,在污染物生物降解過程中具有重要作用[9].

湖泊等地表水體中DOM的主要來源包括陸源和生源[10].近年來,氣候變化和富營養(yǎng)化加劇導(dǎo)致藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā),藍(lán)藻生長和消亡過程產(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SEs生物降解的影響[16-18],關(guān)于COM及其生物老化過程在SEs生物降解中的介導(dǎo)作用仍不清楚.

太湖是我國第三大淡水湖泊,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[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,采用四級推流式生物膜反應(yīng)器模擬生物老化過程,得到不同活性的COM樣品,通過培養(yǎng)實驗研究不同生物活性COM對水體中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的釋放過程.經(jīng)過5d后,將混合液經(jīng)0.22μm濾膜過濾后得到新鮮的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生物老化過程模擬

采用四級推流式生物膜反應(yīng)器(圖1)模擬COM的生物老化過程,具體參數(shù)與先前文獻(xiàn)描述一致[22].將新鮮的COM樣品通過蠕動泵(0.5mL/min)泵入反應(yīng)器,各級的水力停留時間依次為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的生物活性沿各級單元逐步降低.收集反應(yīng)器進(jìn)水和各級出水,重復(fù)3次,標(biāo)記為S0、S1、S2、S3和S4并冷凍儲存.

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程符合一級降解動力學(xué),其計算見式(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E2生物降解的影響

室溫(25±2)℃下開展避光微宇宙體系實驗.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],還添加了適量氮儲備液(NH4+-N為2.05mg/L,NO3–-N為4.85mg/L).同時設(shè)置未加入DOM的對照組、以及未接種菌群的非生物對照組.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玻璃纖維濾膜過濾后測定E2濃度.在實驗初期和末期取完全混勻樣品進(jìn)行過濾(0.22μm無菌聚碳酸酯濾膜),提取濾膜上的細(xì)菌菌群,進(jìn)行高通量測序和定量PCR.所有實驗均設(shè)置3個平行.

采用一級動力學(xué)方程擬合E2生物降解過程:

式中:0為初始E2濃度,μg/L;C為在(h)時的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)測定DOC濃度.紫外-可見分光光度計(UV-2550,島津)收集吸收光譜,掃描范圍為200～800nm,間隔1nm,計算紫外吸收比(SUVA254)、光譜斜率比R(275～295/350～400)等指標(biāo)[24].熒光分光光度計(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(x)和發(fā)射波長(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].計算腐殖化指數(shù)(HIX)[24-26].通過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)合熒光檢測器(x/m=280/310)定量,運(yùn)行時間15min,進(jìn)樣量為20μL,流動相為超純水和乙腈(50/50,/),流速為1mL/min.采用外標(biāo)法對E2定量.預(yù)試驗表明,固相萃取可以排除DOM對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測序(Illumina,San Diego,USA).通過QIIME v1.6.0對序列進(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.對微生物群落進(jìn)行了門和綱水平的統(tǒng)計.采用MOTHUR軟件分析微生物群落的α多樣性(Shannon指數(shù)),采用R語言軟件進(jìn)行nMDS分析(β多樣性).

1.5 統(tǒng)計學(xué)分析

采用Origin 8.5計算平均值和標(biāo)準(zhǔn)差,采用單樣本T檢驗進(jìn)行結(jié)果比較,<0.05認(rèn)為有統(tǒng)計學(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,隨老化時間延長,最終趨于穩(wěn)定達(dá)到(3.03±0.04)mg/L.通過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[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值隨著生物老化過程由(0.90±0.05)升高至(1.57±0.07).進(jìn)一步通過EEM- PARAFAC分析結(jié)合半檢驗驗證得到4個獨(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,而類腐殖組分相對分布則逐漸增加.

表1 模擬生物老化過程中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E2生物降解的影響

如圖4(a)所示,E2生物降解動力學(xué)符合一級動力學(xué)模型(2>0.90,<0.001).與對照組相比,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E2生物降解的影響.

2.3 微生物群落演化

Illumina高通量測序分析共產(chǎn)生125844個序列,按cutoff為0.03將獲得的序列按97%的相似性劃分共得到1376個OTU.由圖5(a)可見,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組則沒有與其他組聚類,表明COM的生物活性對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)勢菌屬(豐度顯著高于其他組).

2.4 討論

隨著COM的生物老化過程,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COM生物老化過程中類蛋白組分相對含量逐漸降低,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的生物老化過程會導(dǎo)致其分子量升高.先前研究證實DOM中含氧小分子會被微生物優(yōu)先代謝,同時產(chǎn)生高分子量物質(zhì)作為副產(chǎn)物[22].可以看出,生物老化過程改變了COM的結(jié)構(gòu)組成和生物活性,這種動態(tài)變化可能進(jìn)而影響了其對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的生物活性會對污染物生物降解產(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,說明新鮮COM中的高活性組分是促進(jìn)微生物生長的關(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.而中、低活性組分由于自身分解周期較長,在培養(yǎng)期間難以作為微生物的生長基質(zhì).雖然有研究報道高活性物質(zhì)(如葡萄糖和植物提取液)可能會通過底物競爭或碳分解代謝阻遏作用抑制微生物對污染物的降解[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可能通過共代謝提高了對E2的分解.較高的生物量標(biāo)準(zhǔn)化降解速率也證實了微生物對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造了一個極度碳匱乏的貧營養(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).貧營養(yǎng)條件下污染物降解菌的生長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.在極度寡營養(yǎng)環(huán)境中,對難降解污染物如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,因此微生物多樣性最高.隨著生物活性組分含量降低,微生物之間互相競爭有限碳源,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-變形菌綱的相對豐度顯著高于其他組,說明在活性組分充足的情況下,β-變形菌綱能較好的生長,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豐度較高,表明其對貧營養(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豐度比其他組高出1個數(shù)量級,說明它們在極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,為保證群落的完整性,多底物分解過程中微生物群落成員之間通常呈現(xiàn)協(xié)同作用,故非E2降解菌的生長也可能會影響E2的生物降解.因此,微生物群落的變化是細(xì)胞生長和代謝變化的結(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卻能通過調(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-變形菌綱的生長從而影響E2降解,而生物活性極低的COM會通過富集寡養(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.

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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

國家自然科學(xué)基金資助項目(41907029)

*責(zé)任作者, 教授, xin126mail@126.com