吳 芳，張振軒，何欣欣，朱亞先，張 勇, 3, *

1. 廈門大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院近海海洋環(huán)境科學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廈門361102 2. 廈門大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院化學(xué)系，廈門 361005 3. 漳州職業(yè)技術(shù)學(xué)院，漳州 363000

多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是環(huán)境中一類廣泛存在的持久性有機(jī)污染物，因其具有的三致效應(yīng)和內(nèi)分泌干擾作用對(duì)生態(tài)系統(tǒng)和人體健康構(gòu)成潛在的危害，倍受各國(guó)環(huán)境科學(xué)家關(guān)注[1-2]。近年來(lái)，海上溢油事件頻發(fā)，如墨西哥灣溢油事件和我國(guó)渤海灣油田溢油事故，使得水環(huán)境中PAHs污染及其生態(tài)毒理效應(yīng)成為各國(guó)環(huán)境科學(xué)家關(guān)注的焦點(diǎn)[3-4]。

目前，微生物降解被認(rèn)為是治理環(huán)境中PAHs污染的最有效手段之一[5]。多年來(lái)，可降解PAHs微生物的篩選、PAHs的降解途徑和降解機(jī)理等方面的研究已有報(bào)道[6-10]，但對(duì)于微生物降解與PAHs毒性去除之間的關(guān)系仍知之甚少。其關(guān)鍵問(wèn)題是實(shí)際環(huán)境中PAHs較低的賦存濃度和部分代謝物存在時(shí)間較短。

發(fā)光細(xì)菌法快速、簡(jiǎn)便、靈敏、可靠，近年來(lái)在國(guó)內(nèi)外被廣泛用于環(huán)境中有機(jī)污染物包括PAHs的毒性評(píng)價(jià)[11]。由于發(fā)光細(xì)菌的發(fā)光強(qiáng)度與污染物濃度在一定范圍內(nèi)呈線性關(guān)系，能夠穩(wěn)定、靈敏且快速地反映出毒性變化。Repetto等對(duì)比研究了水蚤、發(fā)光細(xì)菌、小球藻、植物細(xì)胞、動(dòng)物細(xì)胞等對(duì)環(huán)境樣品中五氯苯酚毒性的半數(shù)反應(yīng)濃度和暴露時(shí)間，結(jié)果顯示發(fā)光細(xì)菌法在檢測(cè)速度與靈敏度上具有綜合優(yōu)勢(shì)[12]。盡管發(fā)光細(xì)菌法已經(jīng)廣泛應(yīng)用于化學(xué)品、污水、土壤和沉積物等的毒性評(píng)價(jià)[11]，將其應(yīng)用于PAHs生物降解過(guò)程毒性變化方面的研究尚不多見(jiàn)。等人用發(fā)光細(xì)菌等水生生物研究了熒蒽的9種生物降解產(chǎn)物的毒性，結(jié)果顯示除了9-羥基芴以外，其余熒蒽降解產(chǎn)物的毒性均低于其母體的毒性[13]，但該研究?jī)H僅將不同PAHs的代謝產(chǎn)物單獨(dú)暴露于發(fā)光細(xì)菌等水生生物。由于不同PAHs及其代謝物共存時(shí)，其毒性效應(yīng)并非簡(jiǎn)單的相加，而是因協(xié)同和拮抗作用表現(xiàn)為聯(lián)合的毒性效應(yīng)。因此，僅通過(guò)單獨(dú)暴露的方法無(wú)法準(zhǔn)確評(píng)估其混合毒性。El-Alawi等以二甲亞砜作溶劑研究了幾種典型PAHs及其光降解產(chǎn)物對(duì)發(fā)光細(xì)菌的毒性[14]，由于二甲亞砜的存在使其無(wú)法完全反映現(xiàn)實(shí)水環(huán)境中溶解態(tài)PAHs的賦存狀態(tài)及環(huán)境行為，也無(wú)法準(zhǔn)確評(píng)估其毒性。

本文將同步熒光法和發(fā)光細(xì)菌毒性法相結(jié)合，研究了PAHs降解菌Novosphingobiumpentaromativorans US6-1 strain (以下簡(jiǎn)稱US6-1)對(duì)溶解態(tài)菲和芘單獨(dú)及混合條件下生物降解過(guò)程的毒性變化，以期為深入研究PAHs的微生物降解過(guò)程機(jī)理及PAHs降解產(chǎn)物的毒性評(píng)價(jià)提供科學(xué)依據(jù)和參考。

1 材料和方法(Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

儀器：FLS920穩(wěn)態(tài)/瞬態(tài)熒光光譜儀(Edinburgh Instrument公司，英國(guó))，Ultrospec 2100 Pro紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)(GE Amersham Bioscience公司，美國(guó))，Sky 2102C恒溫振蕩器(上海蘇坤實(shí)業(yè)有限公司)，Universal 320R高速冷凍離心機(jī)(Hettich公司，德國(guó))，KQ3200超聲波清洗儀(昆山市超聲儀器有限公司)。

試劑：菲(純度>98%，Alfa Aesar公司)，芘(純度>98%，Acros Organics公司)，2216E液體培養(yǎng)基(青島海博生物技術(shù)有限公司)；(NH4)2SO4、Na2HPO4、K2HPO4、MgSO4·7H2O、CaCl2·2H2O、FeCl3·6H2O、(NH4)6Mo7O24·4H2O、NaOH(A.R.，國(guó)藥化學(xué)試劑有限公司)；無(wú)水乙醇(A.R.，西隴化工股份有限公司)。2216E液體培養(yǎng)基的配制：稱取37.4 g 2216E液體培養(yǎng)基粉末溶于1 000 mL Milli-Q水中，121 ℃高壓滅菌15 min后即可用于PAHs降解菌的培養(yǎng)。MSM液體培養(yǎng)基的配制參照文獻(xiàn)[15]，將1 000 mg (NH4)2SO4、800 mg Na2HPO4、200 mg K2HPO4、200 mg MgSO4·7H2O、100 mg CaCl2·2H2O、5 mg FeCl3·6H2O和1 mg (NH4)6Mo7O24·4H2O混合，用Milli-Q水定容至1 000 mL，121 ℃高壓滅菌15 min后作為生物降解實(shí)驗(yàn)的無(wú)機(jī)培養(yǎng)液。

1.2 實(shí)驗(yàn)材料

選用US6-1作為PAHs降解菌。該降解菌由韓國(guó)海洋研究與發(fā)展院提供，可降解包括芴、菲、蒽、熒蒽、芘、苯并[a]蒽和苯并[a]芘在內(nèi)的多種PAHs[16]。所用發(fā)光細(xì)菌為明亮發(fā)光桿菌(Photobacteriumphosphoreum)凍干粉，購(gòu)自北京濱松光子技術(shù)股份有限公司。該發(fā)光細(xì)菌廣泛適用于包括PAHs及其光降解產(chǎn)物在內(nèi)的多種污染物的毒性評(píng)價(jià)[17-19]。

1.3 同步熒光法測(cè)定菲和芘

溶解態(tài)菲和芘的測(cè)定方法參照文獻(xiàn)[15,20]。以乙醇作為溶劑配制濃度為6×10-4mol·L-1菲的儲(chǔ)備液和6×10-5mol·L-1芘的儲(chǔ)備液，4 ℃避光保存。分別移取一定量菲和芘的儲(chǔ)備液至10 mL比色管中，氮?dú)獯蹈珊笥肕SM液體培養(yǎng)基稀釋至刻線，混勻并超聲15 min，在Δλ=39 nm和Δλ=55 nm條件下，分別測(cè)定其熒光強(qiáng)度。

1.4 菲和芘生物降解實(shí)驗(yàn)方法

將US6-1菌株在2216E培養(yǎng)基上于25 ℃，150 rpm條件下進(jìn)行擴(kuò)種培養(yǎng)，24 h后將達(dá)到對(duì)數(shù)期的培養(yǎng)液移入50 mL離心管于4 ℃、6 000 rpm條件下離心15 min。離心后去除2216E培養(yǎng)液，加入MSM溶液重懸后繼續(xù)離心，重復(fù)以上操作3次可得擴(kuò)種后的菌液以用于生物降解實(shí)驗(yàn)。運(yùn)用1.3中方法分別配制菲和芘單組分和混合組分的降解液。單組分菲和芘的降解液初始濃度分別為6×10-6mol·L-1和6×10-7mol·L-1，均低于其表觀溶解度，混合組分中菲和芘的初始濃度與其單組分相同，每種組合設(shè)置3個(gè)平行樣，其中控制組不加入微生物培養(yǎng)液，實(shí)驗(yàn)組加入微生物培養(yǎng)液并控制生物降解實(shí)驗(yàn)初始生物量OD600=0.0015。6種組合具體設(shè)置如下：1. 菲(6×10-6mol·L-1)；2. 菲(6×10-6mol·L-1)加入微生物培養(yǎng)液；3. 芘(6×10-7mol·L-1)；4. 芘(6×10-7mol·L-1)加入微生物培養(yǎng)液；5. 菲(6×10-6mol·L-1)和芘(6×10-7mol·L-1)；6. 菲(6×10-6mol·L-1)和芘(6×10-7mol·L-1)加入微生物培養(yǎng)液，其中1、3、5為控制組，2、4、6為實(shí)驗(yàn)組。降解液于25 ℃，150 rpm條件下避光培養(yǎng)，降解過(guò)程在有氧條件下進(jìn)行。降解液待微生物接種后每隔兩小時(shí)運(yùn)用1.3中方法直接測(cè)定降解體系中PAHs的熒光強(qiáng)度。

1.5 發(fā)光細(xì)菌測(cè)試毒性的方法

取發(fā)光細(xì)菌冷凍干燥制劑瓶(含1 g凍干粉)1支，加入1.00 mL復(fù)蘇稀釋液并于室溫(約25 ℃)下復(fù)蘇15 min后用于樣品測(cè)定。發(fā)光細(xì)菌發(fā)光強(qiáng)度的變化可通過(guò)商品化的生物毒性測(cè)試儀[21]或熒光光譜儀[22]檢測(cè)。本實(shí)驗(yàn)運(yùn)用FLS920熒光光譜儀，其檢測(cè)器使用高靈敏的單光子計(jì)數(shù)技術(shù)，提供微弱光信號(hào)的檢出能力。在關(guān)閉激發(fā)光源以避免干擾的情況下，將FLS920熒光光譜儀的狹縫調(diào)至最大21.6 nm，測(cè)定明亮發(fā)光桿菌在450-500 nm的發(fā)光強(qiáng)度，發(fā)現(xiàn)其在485 nm處信號(hào)值最大，故選取485 nm作為測(cè)定波長(zhǎng)。具體測(cè)試方法參照明亮發(fā)光桿菌凍干粉試劑使用說(shuō)明。根據(jù)待測(cè)樣品的制備要求，需將樣品與滲透壓調(diào)解液以17 : 3的比例混合配制成待測(cè)樣品溶液。每個(gè)測(cè)定時(shí)段于生物降解體系中取出培養(yǎng)液2.55 mL于10 mL比色管中，加入0.45 mL滲透壓調(diào)節(jié)液，混勻后加入0.10 mL復(fù)蘇后的發(fā)光細(xì)菌懸液，輕輕振蕩，使之充分混勻，放置10 min后于關(guān)閉光源的FLS920熒光光譜儀上測(cè)定。將MSM溶液與滲透壓調(diào)節(jié)液以17 : 3的比例混合，作為空白對(duì)照。每組樣品取3個(gè)平行樣，結(jié)果取3個(gè)的平均值并計(jì)算相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度(%)或發(fā)光抑制率(%)。計(jì)算公式如下：

相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度(%) =(樣品發(fā)光強(qiáng)度/對(duì)照發(fā)光強(qiáng)度)×100%

(1)

發(fā)光抑制率(%) = 1-相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度

(2)

1.6 數(shù)據(jù)處理

通過(guò)Origin 8.0軟件繪圖，將溶液濃度與相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度平均值進(jìn)行線性回歸，用直線內(nèi)插法求得相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度為50%時(shí)所對(duì)應(yīng)的溶液濃度，即為EC50。實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)用SPSS13.0統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行方差分析和顯著性檢驗(yàn)，p<0.05有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義。

2 結(jié)果(Results)

2.1 菲和芘對(duì)發(fā)光細(xì)菌的毒性特征

菲和芘對(duì)發(fā)光細(xì)菌發(fā)光強(qiáng)度的影響結(jié)果見(jiàn)圖1，圖2。由圖1可知，當(dāng)菲濃度為1.2×10-6～2.4×10-6mol·L-1時(shí)，相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度變化較小且均在100%左右。當(dāng)發(fā)光細(xì)菌遇到有毒物質(zhì)，其發(fā)光會(huì)受到抑制且抑制的程度跟所受到的毒物的濃度及其毒性大小相關(guān)[23]。在該條件下，發(fā)光細(xì)菌發(fā)光強(qiáng)度約為100%，表明該濃度的菲對(duì)發(fā)光細(xì)菌無(wú)毒性效應(yīng)。當(dāng)菲的濃度在2.4×10-6～7.2×10-6mol·L-1范圍時(shí)，其相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度隨著菲濃度的增加而逐漸降低，且其相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度與菲濃度之間存在線性關(guān)系。通過(guò)計(jì)算可得菲的10 min - EC50值為1.61×10-5mol·L-1(表1)，約為菲水中表觀溶解度(6.62×10-6mol·L-1，25 ℃)[24]的2.4倍，表明溶解態(tài)的菲在一定濃度范圍內(nèi)對(duì)發(fā)光細(xì)菌具有毒性，且隨著濃度的增加其毒性逐漸增強(qiáng)。

表1 菲和芘對(duì)發(fā)光細(xì)菌的毒性效應(yīng)Table 1 Toxic effects of Phe and Pyr towards luminescent bacteria

如圖2所示，當(dāng)芘的濃度為1.0×10-8～1.8×10-7mol·L-1時(shí)，其相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度變化較小且都在100%左右，對(duì)發(fā)光細(xì)菌幾乎沒(méi)有毒性。當(dāng)芘的濃度在1.8×10-7～7.2×10-7mol·L-1范圍時(shí)，其相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度隨著芘濃度的增大而逐漸減弱，且其相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度與芘濃度之間存在線性關(guān)系，通過(guò)計(jì)算可得芘的10 min-EC50值為2.31×10-6mol·L-1(表1)，約為芘在水中的表觀溶解度(6.67×10-7mol·L-1，25 ℃)[24]的3.5倍，表明溶解態(tài)的芘在一定濃度范圍內(nèi)對(duì)發(fā)光細(xì)菌也具有毒性，且隨著濃度的增加其毒性逐漸增強(qiáng)。

2.2 US6-1對(duì)菲和芘的生物降解特性

單組分和混合組分菲和芘的生物降解過(guò)程如圖3，圖4所示，在US6-1對(duì)單組分菲或芘的生物降解體系中，菲完全降解約需要8 h；相對(duì)于菲，經(jīng)過(guò)4 h，約有50%左右的芘被降解，但隨著時(shí)間的增加芘的降解速率逐漸降低，至32 h時(shí)芘的剩余率約為6%。這一結(jié)果與Pagnout等對(duì)微生物Mycobacteriumsp. SNP 11降解菲和芘研究的結(jié)果類似，在初始降解濃度均為1 mmol·L-1且其他降解條件一樣的情況下，菲降解完全僅需約1.5 d，而芘降解完全需要3 d以上[25]。該結(jié)果與多數(shù)已有研究的結(jié)果一致[26-28]。這與每種PAHs所含苯環(huán)數(shù)目及其水溶性有關(guān)[29-31]。同時(shí)，PAHs在有氧條件下生物降解的第一步為由微生物分泌的單加氧酶或雙加氧酶將其氧化開(kāi)環(huán)，隨后被進(jìn)一步代謝降解[32]。由于開(kāi)環(huán)反應(yīng)為逐步進(jìn)行，PAHs所含苯環(huán)數(shù)目越多其降解完全所需時(shí)間越長(zhǎng)。此外，當(dāng)微生物細(xì)胞表面是親水性時(shí)，被降解對(duì)象作為碳源的水溶性越大，被微生物代謝的速率越快。

圖1 菲對(duì)發(fā)光細(xì)菌發(fā)光強(qiáng)度的影響Fig. 1 Effects of Phe on relative luminosity of luminescent bacteria

圖2 芘對(duì)發(fā)光細(xì)菌發(fā)光強(qiáng)度的影響Fig. 2 Effects of Pyr on relative luminosity of luminescent bacteria

對(duì)于菲和芘在其混合體系的生物降解，由圖3可知，單組分和混合體系中菲的降解速率基本一致，菲降解完全約需要8 h且單組分和混合體系中剩余率相差不大(<1%)。在芘存在下，菲的生物降解與其單獨(dú)存在時(shí)無(wú)明顯差別。由圖4可知，單組分和混合體系中，芘的降解過(guò)程差異較大。單組分降解體系中芘的降解速率開(kāi)始較快，并隨時(shí)間增加逐漸降低，至第32 h基本降解完全。在菲的存在下，前6 h芘的降解速率較低，第6 h后其降解速率明顯加快，至第12 h其剩余率已經(jīng)低于單組分降解體系，至第16 h基本降解完全，剩余率約為1.47%，比其單組分條件下降低4.53%。該結(jié)果說(shuō)明，反應(yīng)初期，菲和芘之間存在競(jìng)爭(zhēng)代謝，造成短時(shí)間內(nèi)芘的降解速率偏低，而菲的降解基本不受影響，但隨著反應(yīng)的進(jìn)行，芘的降解速率明顯增加并且最終降解完全所需時(shí)間小于單組分降解體系。這表明混合生物降解體系中PAHs之間的相互作用會(huì)對(duì)其各自PAHs的降解速率產(chǎn)生影響。這樣的相互作用可以表現(xiàn)為協(xié)同作用(如相互誘導(dǎo)和共代謝)或拮抗作用(如基質(zhì)間相互競(jìng)爭(zhēng)或微生物毒性導(dǎo)致降解受到抑制)[33]。該方面的研究涉及多組分PAHs生物降解共代謝及降解機(jī)理等方面的工作有待進(jìn)一步開(kāi)展。

圖3 單組分和多組分菲的生物降解過(guò)程Fig. 3 Biodegradation process of Phe singly and in a mixture

圖4 單組分和多組分芘的生物降解過(guò)程Fig. 4 Biodegradation process of Pyr singly and in a mixture

2.3 菲和芘生物降解過(guò)程中毒性變化

菲和芘單獨(dú)及其混合條件下生物降解過(guò)程中對(duì)發(fā)光細(xì)菌的毒性變化如圖5，圖6所示。圖5中，隨著菲降解過(guò)程的進(jìn)行，其毒性先略微升高，隨后逐漸降低并趨于穩(wěn)定。有研究表明PAHs的代謝物比PAHs母體化合物本身生物有效性更高且毒性更強(qiáng)[34-35]。Lundstedt等人運(yùn)用生物反應(yīng)器研究土壤中PAHs降解的結(jié)果表明，羥基化PAHs如PAH的酮類、奎寧類和香豆素類化合物會(huì)在生物降解過(guò)程中產(chǎn)生并積累。而這些羥基化PAHs比其母體的毒性更強(qiáng)[36]。由于微生物在有氧條件下降解PAHs首先通過(guò)加氧酶對(duì)PAHs氧化開(kāi)環(huán)后進(jìn)行[32]，因此本實(shí)驗(yàn)中在菲降解過(guò)程前期可能產(chǎn)生了毒性較強(qiáng)的菲的代謝物，從而導(dǎo)致反應(yīng)前期降解體系的毒性增強(qiáng)。降解至第16 h，菲的去除率達(dá)到99%，降解體系的毒性逐漸穩(wěn)定，發(fā)光細(xì)菌的相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度接近100%，毒性明顯下降，顯著性概率為0.002<0.05，表明具有顯著性差異。圖6中，隨著芘生物降解過(guò)程的進(jìn)行，其毒性逐漸下降，降解至第22 小時(shí)，芘的去除率達(dá)到95%左右，降解體系的毒性也逐漸趨于穩(wěn)定，發(fā)光細(xì)菌的相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度接近100%。單組分的菲和芘經(jīng)過(guò)US6-1的降解，各自培養(yǎng)液的毒性均低于母體化合物菲或芘的毒性。圖7中，菲和芘混合體系隨著降解的進(jìn)行，其培養(yǎng)液的毒性呈現(xiàn)先增高，后降低并趨于穩(wěn)定后再升高的現(xiàn)象。約14 h后，菲和芘的去除率均可達(dá)到95%，混合培養(yǎng)液的毒性也趨于穩(wěn)定，其相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度約為90%，低于初始菲和芘混合體系的毒性。但28 h后，其毒性又逐漸增強(qiáng)，發(fā)光細(xì)菌的發(fā)光強(qiáng)度降低為80%左右，僅比降解前混合體系毒性略低。相比于單組分菲或芘，混合體系降解后的培養(yǎng)液毒性要高。在菲和芘單組分及混合體系的降解過(guò)程中，培養(yǎng)液的毒性均出現(xiàn)了先增加又下降的現(xiàn)象，且在降解完全的后期，培養(yǎng)液的毒性有增加的趨勢(shì)。由于PAHs經(jīng)歷不同代謝途徑其毒性的降低程度也不同，這一現(xiàn)象與菲和芘降解中間產(chǎn)物的積累變化等有關(guān)。

圖5 菲的生物降解過(guò)程及毒性變化Fig. 5 Biodegradation process of Phe and toxicity changes

圖6 芘的生物降解過(guò)程及毒性變化Fig. 6 Biodegradation process of Pyr and toxicity changes

圖7 菲和芘混合條件下生物降解過(guò)程及毒性變化Fig. 7 Biodegradation process of Phe and Pyr in a mixture and toxicity changes

3 討論(Discussion)

PAHs的水溶性是影響其毒性的主要因素，PAHs隨著環(huán)數(shù)增加其毒性增強(qiáng)[37-39]。本實(shí)驗(yàn)研究結(jié)果表明溶解態(tài)的菲和芘對(duì)發(fā)光細(xì)菌均產(chǎn)生一定的生物毒性，但溶解態(tài)的菲和芘均不能完全抑制發(fā)光細(xì)菌的發(fā)光反應(yīng)，在菲和芘接近各自表觀溶解度的條件下均產(chǎn)生約20%左右的發(fā)光抑制率。El-Alawi等以二甲亞砜作助溶劑運(yùn)用發(fā)光細(xì)菌測(cè)試技術(shù)研究了包括菲、蒽、芴和芘在內(nèi)的PAHs對(duì)發(fā)光細(xì)菌Vibriofisheri的毒性，結(jié)果表明運(yùn)用二甲亞砜配置的測(cè)試液中16種PAHs對(duì)發(fā)光細(xì)菌均產(chǎn)生一定的生物毒性。在無(wú)光照條件下測(cè)定菲和芘15 min-EC50值分別為0.51 mg·L-1和15.07 mg·L-1 [40]。這可能是由于發(fā)光細(xì)菌所處環(huán)境介質(zhì)不同、PAHs溶解度與測(cè)定方法不同所致。本研究中PAHs生物降解的過(guò)程均在水溶液中進(jìn)行，且初始降解濃度低于其表觀溶解度，因此本文所用方法更有助于評(píng)價(jià)現(xiàn)實(shí)環(huán)境中PAHs母體化合物毒性的大小及生物降解過(guò)程的毒性變化。

本研究中，混合組分的菲和芘無(wú)論是其降解過(guò)程還是毒性變化均比各自單組分條件下要復(fù)雜。Verrhiest等認(rèn)為多組分PAHs的毒性值主要與其混合組成有關(guān)，可能因協(xié)同或拮抗作用而導(dǎo)致毒性高于或低于各自單組分毒性的加合。他們發(fā)現(xiàn)當(dāng)菲、熒蒽和苯并[k]熒蒽混合存在時(shí)，其聯(lián)合毒性因協(xié)同作用而增強(qiáng)[41]。而Munoz和Tarazona在萘、蒽、菲和苊對(duì)水藻聯(lián)合毒性的研究中，發(fā)現(xiàn)4種PAHs混合后的毒性比各自單組分毒性相加的值要低[42]。Swartz等的研究也表明菲、芘、熒蒽和苊混合后的毒性低于各自單組分存在時(shí)毒性值的加合[43]。本研究中菲和芘混合后對(duì)發(fā)光細(xì)菌的毒性比各自單組分對(duì)發(fā)光細(xì)菌的毒性均高但低于單組分存在時(shí)毒性值的加合?；旌蜕锝到怏w系中毒性變化的復(fù)雜性還與代謝過(guò)程的變化有關(guān)。高分子量的芘在生物降解過(guò)程中產(chǎn)生的代謝物多，代謝路徑也更為復(fù)雜，而PAHs經(jīng)歷不同的代謝路徑也會(huì)導(dǎo)致毒性的大小產(chǎn)生差異。如Kim等人的研究發(fā)現(xiàn)PAHs降解菌MycobacteriumvanbaaleniiPYR-1分泌的兒茶酚氧位甲基轉(zhuǎn)移酶可以通過(guò)抑制甲氧基類代謝物的生成而降低兒茶酚類代謝物的毒性，從而降低生物降解體系的毒性[44]。本研究中，混合體系中菲和芘的相互作用使得其代謝過(guò)程發(fā)生改變，降解過(guò)程的毒性變化比各自單組分存在時(shí)復(fù)雜。同時(shí)，混合體系中，不同時(shí)段菲和芘代謝物不斷積累，而其母體濃度逐漸降低，生物降解體系的毒性跟著改變。因此，運(yùn)用發(fā)光細(xì)菌毒性測(cè)試技術(shù)可以克服傳統(tǒng)生物毒性評(píng)價(jià)手段以哺乳類、魚(yú)類為受試對(duì)象操作復(fù)雜和周期長(zhǎng)等不足，從而實(shí)現(xiàn)快速、靈敏地評(píng)價(jià)PAHs生物降解過(guò)程中毒性變化。

本方法能夠快速測(cè)定生物降解過(guò)程中PAHs濃度的變化，但無(wú)法定性定量地研究生物降解過(guò)程中所生成代謝物的結(jié)構(gòu)及濃度變化。為了更全面地了解微生物降解PAHs過(guò)程的毒性變化，并深入研究微生物降解與PAHs毒性去除間的關(guān)系，需要更進(jìn)一步借助新的組學(xué)技術(shù)如蛋白質(zhì)組學(xué)和代謝組學(xué)，將PAHs的降解特性與代謝產(chǎn)物鑒定相關(guān)聯(lián)，對(duì)降解路徑和降解機(jī)理進(jìn)行深入研究。

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