新鞘氨醇桿菌US6-1對母環(huán)及烷基取代多環(huán)芳烴的生物降解.pdf

1、目前有關PAHs環(huán)境行為和毒理學的研究大多數(shù)針對P-PAHs而開展，A-PAHs作為PAHs中重要的一類，受到的關注較少。實際上，A-PAHs也分布于環(huán)境中，尤其是溢油中含量較高，已有研究結(jié)果表明如果忽略A-PAHs的存在而對PAHs進行風險評價將會顯著低估其值。因此，深刻認識A-PAHs的環(huán)境行為并研究其在環(huán)境中的去除方法及其毒性效應，對于評價和治理PAHs污染是十分必要的。目前，生物降解被認為是去除環(huán)境中PAHs的最有效方法之一。<

2、br>　　多年來，人們圍繞P-PAHs的生物降解開展了大量研究，而從生物降解角度關注A-PAHs的研究少見報道。本文選取Phe和Pyr作為P-PAHs、A-Phe系列化合物3-MP和9-EP作為A-PAHs，運用一株新鞘氨醇桿菌屬PAHs降解菌Novosphingobium pentaromativorans US6-1研究溶解態(tài)A-PAHs的生物降解動力學并與P-PAHs進行比較，在此基礎上運用發(fā)光細菌毒性測試技術(shù)對上述生物降解過程毒

3、性變化進行評價并通過添加CDs研究其影響PAHs生物降解的過程，為水環(huán)境中PAHs污染的治理及評價提供技術(shù)參考，并為有關法律法規(guī)的制定提供有價值的科學依據(jù)。主要研究內(nèi)容如下:
　　1.運用同步熒光法建立了MSM溶液中單組分Phe、Pyr、3-MP、9-EP及雙組分Phe-Pyr、3-MP-Pyr、9-EP-Pyr的分析方法。其中單組分Phe、Pyr、3-MP、9-EP的線性范圍分別為2.00×10-8-6.80×10-6 mol·

4、L-1、1.00×10-8-7.20×10-7 mol·L-1、1.50×10-8-1.50×10-6 mol·L1、1.50×10-8-6.00×10-7 mol·L-1,檢出限分別為5.23×10-9 mol·L-1、7.67×10-9 mol·L1、8.43×10-9 mol·L-1、5.12×10-9 mol·L1，雙組分條件下Phe、Pyr、3-MP、9-EP的線性范圍分別為2.00×10s-6.30×10-6 mol·L-1

5、、2.00×10-8-6.50×10-7 mol·L-1、1.50×108-1.30×10-6 mol·L-1、1.50×10-8-5.50×10-7 mol·L-1，檢出限分別為5.65×10-9mol·L-1、6.26×10-9 mol·L-1、8.15×10-9 mol·L-1、8.36×10-9 mol·L-1。單組分Phe、Pyr、3-MP、9-EP的空白加標回收率在95.2％-103.3％之間，雙組分中Phe、 Pyr、3-

6、MP、9-EP的空白加標回收率在94.0％-103.7％之間。所建方法的靈敏度、線性范圍和檢出限等均可以滿足進一步測定所選PAHs生物降解I過程的要求。在上述所建方法基礎上建立了HPCD增敏同時測定水中9-EP、Pyr和1-OH-Pyr的同步熒光分析方法，9-EP、Pyr和1-OH-Pyr在混合條件下的線性范圍分別為5.00×10-8-1.60×10-6 mol·L-1、2.00×10-8-1.80×10-6mol·L-1和2.00×1

7、0-8-1.20×10-5 mol·L-1，檢出限分別為3.97×10-9 mol·L-1、5.25×10-9 mol·L-1和4.20×10-9 mol·L-1。運用所建方法對自來水和湖水中的9-EP、Pyr和1-OH-Pyr進行了加標回收實驗，回收率在92.9-110.0％之間，結(jié)果滿意。
　　2.運用上述所建方法在溶解態(tài)條件下原位非破壞性地研究了菌株US6-1對Phe、Pyr、3-MP和9-EP的生物降解。結(jié)果表明菌株US6

8、-1可以利用Phe、Pyr、3-MP和9-EP作為單獨碳源對其進行降解。Phe和3-MP的生物降解過程符合零級反應動力學，9-EP和Pyr的降解過程符合一級反應動力學。在溶解態(tài)條件下，對于Phe，隨著初始降解濃度由2.00×10-6 mol·L-1升高至6.00×10-6mol·L-1，降解速率由0.370±0.011μmol·L-1·h-1升高至0.947±0.015μmol·L-1·h-1;對于3-MP，隨著初始降解濃度由4.00×

9、10-7 mol·L-1升高至1.20×10-6 mol·L-1，降解速率由0.176±0.004μmol·L-1·h-1升高至0.333±0.009μmol·L-1·h-1。因此，Phe和3-MP降解初始濃度越高，降解速率越快。對于9-EP和Pyr，隨著其降解初始濃度的增加，其降解速率呈現(xiàn)降低的趨勢，高濃度的9-EP(5.00×10-7 mol·L-1)和Pyr(6.00×10-7 mol·L-1)不利于其降解。對于Phe、Pyr、3

10、-MP和9-EP，較高的生物量(OD600=0.0020)均有益于降解過程。在固定生物量且4種目標PAHs初始降解濃度均剛好低于各自水溶解度的條件下，Phe、3-MP、9-EP和Pyr的降解速率分別為0.947±0.015、0.333±0.009、0.106±0.016、0.034±0.003μmol·L-1·h-1，即生物降解速率的大小為kPhe＞k3-MP＞ k9-EP＞ kPyr，表明對于Phe、3-MP和9-EP隨著烷基化程度增

11、大，PAHs的生物降解速率呈現(xiàn)降低的趨勢;對于Phe和Pyr隨著環(huán)數(shù)增加，PAHs的生物降解速率也降低。將4種PAHs的最高生物降解速率對最高跨膜通量作圖并進行線性回歸，線性回歸方程具有較高的相關系數(shù)(R=0.9394)，表明目標物跨膜的過程是決定所述PAHs生物降解速率的關鍵因素之一。對于Phe-Pyr、3-MP-Pyr、9-EP-Pyr混合降解體系，Phe、3-MP和9-EP的降解優(yōu)先于Pyr進行。Pyr的存在對Phe和3-MP的降

12、解過程無顯著影響，但可以使9-EP的降解速率降低。Pyr的降解可以分為兩個階段，即第一個階段Phe/3-MP/9-EP移除前的階段和第二階段Phe/3-MP/9-EP移除后的階段。在第一階段，混合體系中Pyr的降解速率低于其單獨存在時的降解速率。在第二階段，待共存組分PAHs移除后，混合體系中Pyr的降解相比于第一階段明顯速率加快。第二階段Pyr的降解過程同樣遵循一級反應動力學。在各自不同濃度條件下，隨著共存PAHs濃度的降低，在第一階

13、段Pyr速率降低的程度也降低，而同時對第二階段的促進程度也降低?？傮w而言，Phe、3-MP和9-EP的存在可以促進Pyr的生物降解，促進的程度與PAHs的種類和濃度均有關。
　　3.選取明亮發(fā)光桿菌測定了Phe、Pyr、3-MP、9-EP對其的毒性，結(jié)果表明Phe、3-MP和Pyr在一定濃度范圍內(nèi)可以抑制發(fā)光細菌發(fā)光，Phe、3-MP和Pyr的10min-EC50值分別為2.870±0.165 mg/L，0.786±0.041 m

14、g/L，0.467±0.083mg/L。運用該方法對Phe、3-MP和Pyr單組分及Phe-Pyr、3-MP-Pyr混合組分生物降解體系在降解過程中的毒性變化進行了研究。結(jié)果表明，Phe、3-MP和Pyr單組分和混合組分的生物降解過程中，降解后整個降解體系的毒性均低于降解前的毒性。混合組分PAHs生物降解體系的毒性變化相比于單組分PAHs更為復雜。降解各階段中，混合組分降解體系的毒性明顯大于單組分Phe、3-MP或Pyr降解體系的毒性，

15、且在降解完全的后期，培養(yǎng)液的毒性有增加的趨勢。
　　4.通過添加α-CD、β-CD和γ-CD，對Phe、Pyr、3-MP和9-EP生物降解過程的影響進行了研究。結(jié)果表明α-CD、β-CD和γ-CD均可以不同程度促進Pyr而抑制Phe、3-MP和9-EP的生物降解。運用熒光光譜法、紫外吸收光譜法、圓二色光譜法和分子對接法研究了其對Phe、3-MP、9-EP和Pyr的包絡特性。α-CD由于其空腔尺寸較小，Phe、3-MP和9-EP分子

16、僅可以部分進入α-CD的空腔中，尺寸較大的Pyr分子只能以邊緣結(jié)合的方式與其作用。α-CD與四種客體PAHs分子形成包絡物的穩(wěn)定性的順序為3-MP＞9-EP＞Phe＞Pyr。對于β-CD，Phe、3-MP和9-EP可以以赤道方式完整地進入其空腔，而尺寸較大的Pyr分子也以赤道方式但部分進入其空腔中，β-CD與四種客體PAHs分子形成包絡物的穩(wěn)定性的順序為Pyr＞Phe＞3-MP＞9-EP。對于γ-CD，其較大的空腔可以分別使四種客體分子

17、均進入其空腔內(nèi)部，其中Phe、3-MP和9-EP為赤道方式進入γ-CD空腔中，而Pyr則為軸向方式進入，γ-CD與四種客體PAHs分子形成包絡物的穩(wěn)定性的順序為Pyr＞9-EP＞3-MP＞Phe。從CDs對目標PAHs包絡作用方式及CDs對PAHs存在下誘導微生物細胞表面疏水性的改變探討了CDs影響PAHs生物降解過程的原因。結(jié)果表明:對于本研究體系，CDs主要通過改變PAHs誘導降解菌細胞表面疏水性而影響PAHs的生物降解過程。所得研