湖泊沉積物對17β－雌二醇的降解效能

何 芳，李富生，Akira Yuasa，王立國

（1.濟南大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院，濟南250022；2.日本國立岐阜大學(xué) 流域圈科學(xué)研究中心，岐阜501－1193，日本）

在諸多天然類固醇雌激素中，17β－雌二醇（E2）被認(rèn)為是最具潛在影響、作用最強烈且在水環(huán)境中普遍存在的一種，其質(zhì)量濃度低至ng／L級時仍對水生生物繁殖、生態(tài)安全乃至人類健康造成極大的潛在威脅［1－2］。生活污水是水環(huán)境中E2的重要來源，污水處理廠進水中E2的質(zhì)量濃度達到13.9～136ng／L［3－4］，由于不同活性污泥處理工藝和使用年限、曝氣池中菌密度、操作方式和運行條件的不同，E2在出水中的濃度差別很大，對受納水體造成極大的安全隱患［5－8］。但目前關(guān)于河流、湖泊等天然受納水體中E2的研究卻鮮有報道［9－10］；且由于E2具有一定的脂溶性特征［11］，易在水體沉積物中蓄積，沉積物中富含硝化菌、反硝化菌、硫酸鹽還原菌、甲烷菌等微生物［12］會與E2發(fā)生物理的、化學(xué)的和生物的相互作用，其作用結(jié)果對天然水體水質(zhì)自然凈化起著決定性的作用。

以日本境內(nèi)某湖泊為研究對象，該湖泊兼具飲用、灌溉水源、水產(chǎn)水運、開展旅游和改善生態(tài)環(huán)境等多種功能，具有非常重要的代表性。以該湖泊沉積物中微生物為菌源，探討溫度、DO、底泥沉積深度等環(huán)境因子對E2降解過程的影響，旨在完善現(xiàn)有各污水處理廠的操作、運行工藝參數(shù)及實際工程應(yīng)用于E2污染水體治理，有效提高E2的去除效率。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)簡介

湖泊沉積物取自日本岐阜境內(nèi)的長良湖泊，該湖泊總面積1 516km2，流域面積45 458km2，平均水深2.41m。注入河流22條，集流面積29 115km2。

由于湖泊微生物的種類受水質(zhì)、污水排放情況等的影響，因此對該流域的土地使用情況及污水排放情況從上游至下游設(shè)置6個微區(qū)進行調(diào)查，取樣及調(diào)查地點和結(jié)果分別見圖1、表1。

1.2 沉積物采集及處理

圖1 長良湖泊研究區(qū)域和采樣點

表1 湖泊流域土地利用及污染源概況

含有微生物的沉積物樣品取自日本岐阜縣境內(nèi)的某一湖泊，在湖泊中心部位無擾動采集30cm厚的表層及沉積物柱芯，按2cm間隔分截，取其表層（SL，0～2cm）、中層（ML，14～16cm）、底層（BL，28～30cm）3個沉積層底泥，分別置于50mL離心管中，3 000r／min離心分離5min，離心管底部沉泥作為實驗中菌源。底泥及間隙水的性質(zhì)見表2。

1.3 標(biāo)準(zhǔn)溶液

試驗所用E2和E1購自日本的Wako PurEChemical Industries，Ltd.，根據(jù)不同的用途分別配制成標(biāo)準(zhǔn)溶液及試驗用溶液。為保證E2為外部添加唯一有機碳源，試驗用E2溶液是在Milli－>Q超純水中溶解的。

表2 沉積物樣品特征

1.4 批次生物降解試驗

3個沉積層底泥分別用Milli－>Q超純水配制成相同濃度的水樣400mL，放入已經(jīng)滅菌的500mL三角燒瓶中，再一起放入振蕩式培養(yǎng)器內(nèi)。在振蕩式培養(yǎng)器攪拌（120r／min，避光）進行的同時定量加入E2開始試驗，并在預(yù)定的時間取樣。試驗分別控制不同的反應(yīng)因子：溫度（20℃、5℃）、DO（振蕩攪拌維持好氧條件DO值8.5mg／L左右；培養(yǎng)器內(nèi)連續(xù)通入濕潤氮氣維持厭氧條件DO小于0.1mg／L）、沉積底泥中存在的硝化細菌是否對E2降解具有促進作用及微生物誘導(dǎo)馴化作用對E2降解速率的影響，具體試驗條件見表3。

表3 E2批次降解試驗條件

1.5 樣品預(yù)處理及分析

不同時間從反應(yīng)器中取出的混合液（約10mL），3 000r／min離心分離3min后，取上清液用0.45μm醋酸纖維濾膜過濾，并按甲醇：濾液＝10：90的體積比例加入甲醇，LC－>MS測定溶液液相中E1、E2、E3的濃度變化。分析儀器及測定條件見文獻［13］。

2 結(jié)果與討論

2.1 水溫對E2降解反應(yīng)的影響

由圖2可見，20℃時E2從液相中消失的速率遠高于5℃的場合。反應(yīng)進行96h時，培養(yǎng)溫度為20℃的反應(yīng)器液相中E2達到檢出限以下，而約24%的E2仍然存在于培養(yǎng)溫度為5℃的反應(yīng)體系中；溫度對副產(chǎn)物E1的影響與E2相同。同樣，在厭氧反應(yīng)條件下，溫度高時E2降解速率也大于溫度低時E2的降解速率，說明環(huán)境溫度高時由于微生物活性相對較高，所以E2降解速率相應(yīng)提高［14］。

2.2 底泥沉積深度對E2降解反應(yīng)的影響

圖3（a）、（b）為典型的E2、E1濃度隨上、中、下湖泊底泥沉積深度逐漸增加與反應(yīng)時間的變化圖。可見，隨上、中、下底泥層沉積深度的增加，E2降解速率依次遞減。上層底泥中E1濃度急劇增加后快速降低，而中層、下層底泥中E1增加和降低的速度相對緩和。同好氧條件場合不同，厭氧條件下，生成的E1在一定的反應(yīng)時刻（上層為試驗開始96h后，中層、下層為試驗開始168h后）從液相中完全消失，反應(yīng)進行至285h時E1濃度再次上升到達一個峰值，到反應(yīng)結(jié)束時E1從液相中消失。

圖2 好氧條件下溫度對E2、E1濃度的影響（Run 2，Run 6）

圖3 厭氧條件下底泥沉積深度對E2、E1濃度的影響（Run 1，Run 2，Run3）

2.3 溶解氧對E2降解反應(yīng)的影響

由圖4可見，好氧（DO濃度為8.5mg／L左右）條件下隨反應(yīng)時間增加，液相中E2濃度降低，反應(yīng)初期E2濃度急劇降低，24h后E2在液相中的濃度僅為0.25μg／L隨反應(yīng)進行，液相中E1濃度逐漸升高，6h后E1濃度上升到17.56μg／L，后又緩慢降低，反應(yīng)48h時，E1達到檢出限以下；在整個反應(yīng)過程中未檢出E3；厭氧（DO濃度在0.1mg／L以下）條件下，E2降解速率明顯低于好氧條件。反應(yīng)6h僅約31%的E2消失，96h后液相中E2仍為1.12μg／L且E2脫氫反應(yīng)生成的E1隨反應(yīng)時間進行濃度降低后又逐漸增加，后再降低，最終從液相中完全消失，厭氧反應(yīng)過程中未檢出E3，此現(xiàn)象與文獻［13］中報道的一致。

圖4 好氧（左）、厭氧（右）條件下E2的衰減及副產(chǎn)物E1、E3濃度的變化

2.4 硝化細菌及微生物馴化作用對E2降解反應(yīng)的影響

研究表明［15－16］，含有硝化細菌的硝化污泥對雌激素具有較好的去除作用。為了探討湖泊沉積物中存在的硝化細菌是否對E2降解具有促進作用及雌激素對環(huán)境微生物的誘導(dǎo)馴化作用，試驗中以樣品Run 1和Run 4為對象，在第一輪反應(yīng)進行約290h（E2從反應(yīng)體系液相中完全消失）后，向該反應(yīng)器中繼續(xù)添加適量E2，樣品Run 4在添加E2的同時添加適量NH4－N，實驗條件見表3，圖5表明了E2再添加及NH4－N的添加對E2降解反應(yīng)的影響，表4列出了其相應(yīng)的反應(yīng)速率常數(shù)。

由圖5結(jié)合表4可見，試驗開始287.5h后再添加 E2的反應(yīng)體系 （Run 1＇：k＝0.181 （1／h）／（g／L））與最初添加 E2的反應(yīng)體系（Run 1：k＝0.12（1／h）／（g／L））相比較，其k值增大約34%。這可能是由以下幾點因素導(dǎo)致的：再次向體系中添加E2之后，1）由于可以以E2為營養(yǎng)源進行新陳代謝，體系中存在的對E2有降解能力的微生物數(shù)量增加了；2）E2對沉積底泥中存在的微生物產(chǎn)生了一個誘導(dǎo)馴化過程；3）隨反應(yīng)時間的進行，沉積底泥中存在的與E2有競爭降解關(guān)系的有機物的量減少了。另外，再添加E2時同時添加NH4－N的反應(yīng)體系Run 4′（k＝0.250（1／h）／（g／L））與未添加 NH4－N的反應(yīng)體系 Run 1′（k＝0.181（1／h）／（g／L））相比較，其k值增大約38%?？梢娤蝮w系中添加NH4－N導(dǎo)致沉積底泥中硝化細菌數(shù)量的增加，加速了E2的降解速度，也證實了文獻中提及的硝化細菌的存在能大大提高污泥對雌激素物質(zhì)的降解能力。

圖5 好氧條件下E2、NH4－N再添加對E2、E1濃度的影響

表4 好氧及厭氧條件下E2的反應(yīng)速率常數(shù)及相關(guān)系數(shù)

2.5 湖泊沉積物中E2的生物降解動力學(xué)解析

根據(jù)一級反應(yīng)動力學(xué)模型，對不同沉積深度湖泊沉積物在不同環(huán)境微條件下對E2的生物降解實驗數(shù)據(jù)進行分析，以沉積底泥的干燥質(zhì)量為基準(zhǔn)，得到不同條件下E2的反應(yīng)速率常數(shù)，分析結(jié)果見表4。

可以看出，無論在好氧還是厭氧條件下，隨著底泥沉積深度的增加，E2的降解速率依次遞減。對于表層底泥，20℃時，好氧反應(yīng)條件下k為0.120h－1·g·L－1，厭氧反應(yīng)條件下k為0.057h－1·g·L－1；5℃時，好氧反應(yīng)條件下k為0.047h－1·g·L－1，厭氧反應(yīng)條件下k為0.019h－1·g·L－1，即k好氧≈2k厭氧；對于中層底泥，k好氧≈k厭氧；對于底層底泥，k好氧＝k厭氧。上述數(shù)據(jù)結(jié)合表2，可以看出，由于試驗所用上、中、下層沉積物沿湖泊垂直方向的距離僅為30cm，其相應(yīng)地VSS，N，P，C等沉積指標(biāo)值相差無幾，因此推測E2降解速率的差異可能主要是由不同深度的沉積底泥層中含有的好氧性微生物和厭氧性微生物的種類和數(shù)量的差異導(dǎo)致的；此外，由于環(huán)境溫度對微生物活性具有較大影響，因此從表4可見，處于相同垂直高度的湖泊沉積底泥20℃時E2降解速率比5℃時增加2.5～3.7倍。關(guān)于湖泊沉積物中微生物的種類、數(shù)量的區(qū)別及其與周圍環(huán)境包括取樣點水質(zhì)、污水排放情況等的關(guān)系，將在后續(xù)文章中介紹。

3 結(jié)論

1）在湖泊沉積物培養(yǎng)體系中，好氧條件下，中間產(chǎn)物E1直接被體系中存在的生物酶氧化，逐漸從液相中完全消失；而厭氧條件下，E1隨反應(yīng)時間進行濃度降低后又逐漸增加，后再降低直至從液相中完全消失。

2）無論在好氧還是厭氧條件下，隨著底泥沉積深度的增加，E2降解速率依次遞減。在微生物的活性溫度范圍內(nèi)，適當(dāng)提高培養(yǎng)溫度，可大大增加E2降解速率。

3）好氧條件下，E2的k值為0.120～0.002h－1·g－1·L；厭 氧 條 件 下，E2 的k值 為0.057～0.002h－1·g－1·L。由于誘導(dǎo)馴化及有機物競爭關(guān)系減小等原因，向反應(yīng)體系中再次添加E2后，其k值增大約34%。向體系中添加NH4－N導(dǎo)致硝化細菌數(shù)量的增加，加速了E2的降解，其k值增大約38%。

［1］HintemannT，Chneider C，Scholer H F，et al.Field study using two immunoassays for thEdetermination of estradiol and ethinylestradiol in thEaquatic environment［J］.Water Research，2006，40（12）：2287－>2294.

［2］UrasET，Kikuta T.SeparatEestimation of adsorption and degradation of pharmaceutical substances and estrogens in thEactivated sludgEprocess［J］.Water Research，2005，39（7）：1289－>1300.

［3］陽春，胡碧波，張智.類固醇雌激素在生活污水處理中的去除過程［J］.中國給水排水，2008，24（10）：11－>15.YANG Chun，HU Bibo，ZHANG Zhi.Removal of steroid oestrogens during sewagEtreatment［J］.China Water and Wastewater，2008，24（10）：11－>15.

［4］Butwell A J，Gardnerm J，Gordon W S J，et al.Scoping study for a national demonstration programmEon EDC removal［M］.UK：UKWIR，2005：25－>30.

［5］Ternes T A，Kreckel P，Mueller J.Behavior and occurrencEof estrogens inmunicipal sewagEtreatmentplants－>Ⅱ.Aerobic batch experiments with activated sludge［J］.SciencEof thETotal Environment，1999，225：91－>99.

［6］Joss A，Andersen H，Ternes T，et al.Removal of estrogens inmunicipal wastewater treatment under aerobic and anaerobic conditions：consequences for plant optimization ［J］.Environmental SciencE＆Technology，2004，38：3047－>3055.

［7］Johnson A C，Belfroid A，Di C A.Estimating steroid estrogen inputs into activated sludgEtreatment works and observations on their removal from thEeffluent［J］.SciencEof thETotal Environment，2000，256：163－>173.

［8］Campbell C G，Borglin S E，Green F B，et al.Biologically directed environmentalmonitoring，fate，and transport of estrogenic endocrinEdisrupting compounds in water：A review ［J］.Chemosphere，2006，65：1265－>1280.

［9］Khanal S K，XiEB，Thompsonm L，et al.Fate，transport，and biodegradation of natural estrogens in thEenvironment and engineered systems ［J］.Environmental SciencE＆ Technology，2006，40（21）：6537－>6546.

［10］雷炳莉，黃圣彪，王東紅，等.溫榆河沉積物中6種雌激素的存在狀況［J］.環(huán)境科學(xué)，2008，29（9）：2419－>2424.LEI Bingli，HUANG Shengbiao，WANG Donghong，et al.Present statEof six estrogens in thEsediment of wenyuhEriver［J］.Environmental Science，2008，29（9）：2419－>2424.

［11］Nakada N，Tanishima T，Shinohara，et al.Pharmaceutical chemicals and endocrinEdisrupters inmunicipal wastewater in Tokyo and their removal during activated sludgEtreatment［J］.Water Research，2006，40（17）：3297－>3303.

［12］Cargouetm，Perdiz D，Asmaam S，et al.Assessment of river contamination by estrogenic compounds in Paris area（France）［J］.SciencEof thETotal Environment，2004，324：55－>66.

［13］Li F S，Reni D，Akira Y，et al.Behavior of natural estrogens in semicontinuous activated sludgEbiodegradation reactors［J］.BioresourcETechnology，2008，99：2964－>2971.

［14］周群英，高廷耀.環(huán)境工程微生物學(xué)［M］：2版.北京：高等教育出版社，2000：122－>124.

［15］Vader J S，Ginkel C G，Sperling Fm Gm，et al.Degradation of ethinyl estradiol by nitrifying activated sludge［J］.Chemosphere，2000，41：1239－>1243.

［16］Andersen H，Siegrist H，Ternes T A.FatEof estrogens in amunicipal sewagEtreatment plant［J］.Environmental SciencE＆ Technology，2003，37（18）：4021－>4026.