赵 娜,曹瑞华,黄廷林,文 刚

水库温跃层氧最小值区域天冬氨酸的转化研究:规律及机制

赵 娜,曹瑞华,黄廷林,文 刚*

(西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西北水资源与环境生态教育部重点实验室,陕西省环境工程重点实验室,陕西 西安 710055)

选取典型含氮消毒副产物前体物天冬氨酸(Asp)为研究对象,研究了不同溶解氧(DO)浓度、不同压力MOM条件下Asp的转化规律及消毒副产物生成势(DBPFPs)变化,进一步阐明了MOM条件下影响Asp转化的主要环境因素及潜在机理.结果表明:不同MOM条件下,Asp水样的溶解性有机碳(DOC)、溶解性有机氮(DON)和T-DBPFPs均随着反应时间的增加逐渐降低;反应第3d,与厌氧(常压)条件相比较,压力为0.30MPa、DO为0.50mg/L的MOM条件下DOC和DON的下降程度(16.40%～25.50%)以及T-DBPFPs的下降程度(30.34%～59.81%)较低,这与该条件下微生物代谢过程中产生更多可溶性生物代谢物(C2组分)有关;此外,压力为0.30MPa、DO为3.00～7.00mg/L的MOM条件下DOC、DON和T-DBPFPs的下降程度(DOC和DON:70.27%～95.00%;T-DBPFPs:61.50%～98.88%)高于DO为0.50mg/L的MOM条件下的下降程度.综上所述,较低DO浓度和压力下的MOM条件不利于Asp水样的转化.冗余分析表明,DO浓度是MOM条件下影响Asp转化的主要水环境因素;细菌群落分析进一步证实,低DO浓度MOM条件下细菌群落多样性显著下降,从而影响细菌对Asp水样的代谢产物和转化程度,不利于DBPFPs的降低.因此,研究MOM条件下Asp水样的转化规律与机制对于保障饮用水安全具有重要意义.

温跃层溶解氧最小值；溶解氧；压力；天冬氨酸；微生物

水库水作为城市生活用水和饮用水的主要供给水源,其供水水质直接影响用水安全[1].大多数深水库在夏秋季会同时面临热分层和藻类爆发的问题,衰亡的藻细胞可能会释放有机物并消耗大量溶解氧(DO),从而造成在水面下5.00～40.00m之间容易出现温跃层溶解氧最小值(MOM)现象[2-5].水厂取水口设置在温跃层及其附近深度会加剧MOM现象的发展,使饮用水水质恶化[6].以往的报道中表明,在全球至少有51个湖泊和水库中出现了MOM现象[7].早在1937年,Wiebe[8]发现美国田纳西州的Norris水库存在DO在9.14～15.24m之间急剧下降, 出现MOM现象; 2010年和2017年,吴志旭[9]和刘雪晴[10]等人分别监测到我国千岛湖的湖泊区和李家河水库在10.00～20.00m处形成MOM.已有研究表明,MOM现象不利于藻类释放的复杂有机物(包括氨基酸、蛋白质、多糖等)的变化[11],对氨基酸(AAs)的影响尤为明显[12],这可能会破坏水生生态系统的正常分区,造成生态失衡,增加饮用水处理的难度,应当引起重视[6].

近年来,水源藻华明显,这些水源水通常具有较高的溶解性有机氮(DON)水平,其中AAs是DON化合物的重要组成部分.研究表明,天冬氨酸(Asp)作为天然水中主要的AAs之一,广泛存在于湖泊、水库和河流中,在长江和汉江中占总AAs的40.00%～ 60.00%,这与Asp主要存在于大型水生植物和维管植物组织中(占15%左右)有关[13-14].在水体富营养化时期,AAs检出量最高可达到6.00mg/L[15],铜绿微囊藻在稳定期释放到水体中的Asp的平均浓度为27.00μmol/L,占总溶解性AAs的比例达到7.00%左右[16].此外,Asp作为重要的消毒副产物(DBPs)前体物质,在氯化消毒过程中容易形成DBPs,并且由于其侧链结构及其取代基的位置[17],导致较高消毒副产物生成势(DBPFPs),尤其是二氯乙酸和二氯乙腈[18].目前,对水体中Asp的变化规律及其DBPFPs的研究主要集中在正常条件下,研究表明[11],藻类胞内有机物(IOM)主要受MOM层低DO浓度的影响使水质恶化,增加后续水处理难度,Asp是IOM的组成成分,且是典型含氮消毒副产物(N-DBPs)前体物质,而Asp在MOM条件下的转化规律与机制仍不清楚,MOM条件影响Asp变化的主要水环境因素也尚不清晰,因此,有必要对不同MOM条件下Asp水样的变化展开一系列研究.

本研究选取了水体中常见的、含量较高的、典型N-DBPs前体物质Asp作为研究对象,通过改变MOM的DO浓度和压力,探究不同MOM条件下Asp样品的水化学特性及其DBPFPs变化规律;分析Asp水样特征参数与DBPFPs之间的关系;研究不同MOM条件下Asp水样的细菌群落变化,解释Asp水样的转化机理;对于明确水源水库水在MOM条件下影响Asp转化的水环境因素具有较为重要的意义,为饮用水处理及其风险控制提供理论参考.

1 材料与方法

1.1 试验试剂

Asp购自阿拉丁有限公司(中国上海),主要性质见表1.DBPs标准品购自Sigma-Aldrich.氯消毒剂为次氯酸钠溶液(NaClO,5.00%,国药控股化学试剂有限公司,中国),置于4℃阴暗处棕色试剂瓶中保存,试验前测定实际有效氯(Cl2)含量后立即使用.用磷酸盐制备pH=7.00的缓冲溶液.采用硫代硫酸钠(Na2S2O3)溶液(0.10mol/L)作为淬灭剂.本研究中使用的所有化学品至少是分析纯,所有溶液都采用美国Millipore公司的Milli-Q超纯水制备.

表1 Asp的物理化学性质

1.2 试验方法

本研究使用7个容积为5.00L的自制密封不锈钢容器(图1),模拟不同MOM条件,首先在不锈钢容器的A口、B口和减压阀均打开的状态下,通过B口向容器连续注入氮气进行曝气将DO排出到所需设置浓度,模拟水体中不同DO浓度,设置完成DO浓度后,关闭B口和减压阀,通过A口向密封不锈钢容器注入氮气调节设置不同的压力,模拟不同水深.①设置初始DO浓度为0.50mg/L模拟水体DO最小值,通过向密封容器(A口)注入氮气设置不同的压力,分别为0.30和0.70MPa(分别模拟30和70m水深),常压条件(模拟水体表层)即未注入氮气状态,以探究固定水体DO最小值条件下,不同压力MOM的影响;②设置压力为0.30MPa模拟水源水库中MOM常发生的30m水深,通过向容器(B口)连续注入氮气将DO排出到设置浓度,分别为7.00, 5.00, 3.00, 0.50mg/L,以探究固定压力条件下,不同DO浓度MOM的影响;③设置无菌水对照组DO浓度为0.50mg/L,压力为0.30MPa,模拟水源水库MOM条件,通过灭菌使容器达到无菌状态,且向容器中加入20.00mg/L氯化汞防止无菌水反应过程中微生物生长,以探究MOM条件下微生物的作用.在上述7个不锈钢容器中分别加入初始质量浓度为2.00mgN/L的Asp溶液.本研究的接种物从中国西安的一个水库中提取,除对照组外,其他初始微生物浓度均为(2.00±0.50)×107个/mL.室温(25.00±2.00)℃下持续反应14d.分别于第0、1、3、5、7、10和14d取样并对样品进行分析,取第14d样品进行微生物分析.本研究的所有参数均重复3次(= 3)进行计算.

1.3 分析方法

溶解性有机碳(DOC)采用TOC分析仪(TOC-L, Shimadzu,Japan)测定;DO浓度采用溶解氧仪(HQ30d,Hach,USA)测定;总溶解性氮(TDN)、硝酸盐氮(NO3--N)和氨氮(NH4+-N)分别采用过硫酸钾消解紫外分光光度法、紫外分光光度法和纳氏试剂分光光度法测定,由于水样中的亚硝态氮浓度低于检测限,下文中不再进行阐述,DON由式(1)计算得出[19]; UV254的吸光度采用紫外分光光度计(UV2600A, Unico,USA)测定;细菌浓度和膜完整性采用流式细胞仪(AccuriC6,BD,USA)测定[20];3D-EEM荧光光谱采用荧光分光光度计(F-7000,日立,日本)测量[21].从反应器中取40.00mL水样进行氯化(72h),加氯消毒剂的剂量按式(2)计算[22].根据美国环保署方法551和552,采用气相色谱/电子捕获检测器(GC/ECD)测定样品中的DBPFPs.

1.4 细菌群落分析

采集反应第14d的Asp水样进行细菌群落分析,并与反应前(第0d)的样品进行对照.每个样品经真空过滤器(0.22μm)过滤,溶液中的细菌保留在膜上,样品的所有膜保存在-20℃,直到进一步分析[22].使用E.Z.N.A.®土壤DNA试剂盒(Omega Bio-Tek公司,美国)提取和纯化细菌DNA,使用Nano Drop 2000紫外-可见分光光度计(美国赛默飞)检测DNA浓度和纯度,采用引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT)进行PCR扩增,测序工作在美吉生物公司(中国上海)Illumina MiSeq平台上进行的.

1.5 数据分析

曲线图和柱状图主要使用Origin 2018绘制;使用CANOCO(4.5版)进行冗余分析(RDA);采用带有DOMFluor工具箱的Matlab软件进行PARAFAC分析;使用MOTHUR(v.1.30.2)对细菌群落多样性进行计算分析;利用TBtools(1.068版本)绘制细菌属水平的群落结构图.

2 结果与讨论

2.1 不同MOM条件下Asp的转化规律

2.1.1 溶解氧的影响 如图2所示,Asp水样在不同DO(7.00, 5.00, 3.00, 0.50mg/L)条件下反应过程中DOC和DON均呈下降趋势,反应前3d, DOC分别降低了84.53%、76.00%、70.27%、17.87%, DON分别降低了95.00%、85.50%、82.00%、25.00%,之后缓慢变化.由此得出,DO浓度越低,微生物对Asp的转化越慢.这是因为低DO浓度影响了微生物的代谢和活性所导致[11].值得关注的是,当DO为7.00mg/L时,DOC和DON在反应第3～14d呈略微升高的趋势,这可能是由于较高的DO浓度促进了微生物的生长繁殖和新陈代谢[23],从而增加了样品中有机物的浓度.由图2(c)可见, Asp水样的DON主要在细菌的矿化作用下被转化为NH4+-N,且DO浓度越低转化越慢.由图2(d)可见,不同DO条件下的UV254均随着反应时间的增加呈略微升高趋势,反应结束时分别为0.027, 0.008, 0.014, 0.033cm-1,间接说明Asp水样在微生物降解过程中产生了微量的芳香性物质[21],且厌氧条件下表现出更强的芳香性.

图2 不同MOM条件下Asp水样中DOC、DON、NH4+-N及UV254变化

采用三维荧光-平行因子(EEM-PARAFAC)分析,得到Asp水样在不同DO条件下反应过程中四种荧光组分(C1,C2,C3,C4)的EEM图谱和荧光峰位置(表2).以往研究表明,C1、C2、C4与类蛋白物质相关: C1(x/m 280/330和230/330)和C2(x/m 275/348和225/348)被鉴定为类色氨酸物质,C4(x/m 220/294和265/294)被描述为类酪氨酸物质;C3(x/m 275/422和335/422)被划分为类腐殖质物质[24].如图3(a-d)所示,检测到Asp水样在不同DO条件下反应过程中四种组分的荧光强度随时间的变化.反应前主要检测到C1和C4组分,以及微量的C3组分.随着反应时间的增加,有氧(7.00, 5.00, 3.00mg/L)条件下C1与C4组分之和在第5～7d降低到最小荧光强度,降低了29.45%～ 58.67%,之后又逐渐增加,这是因为测得的荧光强度为净产量[25],反应前期消耗为主导,而当有机物被降低到较低浓度时则以产生为主导.厌氧(0.50mg/L)条件下C1组分降低较慢,直到第14d才降低了60.00%.此外,不同水样的反应过程中均出现了C2组分,研究表明,这是一类具有较强荧光特性的可溶性生物代谢物[26-27],且在DO浓度较高时产生较少.因此,低DO浓度导致微生物对Asp水样的转化效率降低,且转化过程中还会产生不利于水样中有机物降解的C2物质.

表2 三维荧光—平行因子分析得到的四组分 (C1、C2、C3、C4) 荧光光谱图

2.1.2 压力的影响 如图2所示,Asp水样在不同压力(0.70MPa、0.30MPa、常压)条件下反应第14d时,DOC分别降低了55.87%、59.87%、88.27%,表明有压条件下DOC降低较慢;观察DON的变化,发现水样在0.70MPa和常压条件下分别反应到第10d和第5d达到90.00%以上的降解率,进一步表明了较高的压力可能会延长Asp水样被微生物降解的时间.由图2(d)可见,不同压力条件下的UV254均随着反应时间的增加呈略微升高趋势,反应第14d时分别为0.034, 0.033, 0.009cm-1,说明有压条件促使水样在微生物降解Asp的过程中表现出比常压条件下更高的芳香性,这可能是由于压力增大了微生物的细胞膜通透性,胞内有机物泄露增加了部分芳香类物质[28],从而使DOC和DON降低较慢.

不同压力条件下Asp水样反应过程中的四种荧光组分见表2,四种组分的荧光强度随时间的变化如图3(d)～(f)所示.随着反应时间的增加,常压条件下C1组分在第5d降低到最小荧光强度,降低了75.51%,之后又有所增加,这是因为有机物在微生物作用下消耗和产生同时发生[25],初期消耗占主导,而当有机物被降低到较低浓度时以产生为主导.0.30MPa和0.70MPa条件下C1组分降低较慢,分别在反应的第14d和第10d才降低了60.00%和50.00%,达到最小值.此外,常压条件下新产生的C2物质荧光强度较低.因此,有压条件不仅不利于微生物对Asp的转化,而且会产生更高的C2荧光强度,进一步增加有机物被降解时间,但是, 0.30MPa和0.70MPa之间无明显差异,说明发生在不同深度的MOM均会对Asp水样的转化产生类似影响.

图3 不同MOM条件下Asp水样各荧光组分的最大荧光强度

2.1.3 微生物作用的影响 为了探究微生物在Asp水样降解过程中的作用,选择在0.30MPa,0.50mg/L DO条件下采用无菌水添加Asp进行对照,而且在反应过程中添加氯化汞以防止微生物生长.如图2所示,0.30MPa,0.50mg/L DO条件下,添加微生物的Asp水样反应14d时,DOC从7.50mg/L降低到3.01mg/ L,DON降低了100%;无菌水条件下反应14d时,DOC和DON仅降低了1.50%～5.75%,整个反应过程中均未发生明显变化,且DON也未向氨氮发生转化.观察无菌水条件下荧光强度的变化(图3(g)),发现C1组分在整个反应过程中基本无变化,说明Asp水样未发生转化.C4组分逐渐升高,可能是由于氯化汞破坏了微量难灭活微生物的结构,使其胞内具有较强荧光特性的部分物质泄露所导致.因此,无菌水条件下Asp自身不能发生转化,表明微生物在Asp水样的降解过程中起主要作用,这与张瑞华等人[22]之前的报道一致.

2.2 不同MOM条件下DBPFPs的变化

探究不同DO条件下和不同压力条件下Asp水样在微生物作用过程中形成的DBPFPs变化,并与无菌水条件进行对照,结果如图4所示,检测到的DBPs的种类包括三氯甲烷(TCM)、二氯乙酸(DCAA)、三氯乙酸(TCAA)、二氯乙腈(DCAN)和三氯硝基甲烷(TCNM).

图4 不同MOM条件下Asp水样中DBPFPs的变化

由图4(a)可见,不同MOM条件下Asp水样的T-DBPFPs均随着反应时间的增加逐渐降低,反应至第3d,不同DO(7.00, 5.00, 3.00, 0.50mg/L)条件下分别降低了98.88%、66.96%、61.50%、30.34%,不同压力(0.70MPa、0.30MPa、常压)条件下分别降低了59.81%、30.34%、83.98%,但反应14d时,均达到了约99.00%的降低程度.结果表明,较低的DO浓度及有压条件(£0.70MPa)均不利于T-DBPFPs的降低,但增加反应时间可以达到与有氧和常压条件下相同的效果.对于TCMFP(图4(b)),反应14d时,有氧(7.00, 5.00, 3.00mg/L)条件下分别降低了30.14%、2.71%、8.13%,厌氧条件下增加了23.27%,这是因为Asp在生物降解过程中容易形成更多的TCM前体物质[22],从而导致TCM控制效果不好,并且低DO浓度影响微生物代谢[23],从而不利于Asp水样的降解,进一步增加了TCMFP.对于DCAAFP和TCAAFP(图4(c)和(d)),DO浓度越高,降低速率越快,反应至第3d, 7.00mg/L DO条件下分别降低了99.18%和69.96%, 0.50mg/L DO条件下DCAAFP反而增加了7.17%, TCAAFP仅仅降低了2.84%,常压条件下DCAAFP比有压条件下的降低程度至少高15.52%.这可能与有氧和常压条件下Asp水样的DON向氨的转化较快有关,当氯与高浓度的氨反应时生成氯氨,氧化能力降低[15],从而使DBPFPs降低较快.对于DCANFP (图4(e)),反应至第3d,有氧(7.00, 5.00, 3.00mg/L)条件下分别降低到了1.32, 0.34, 1.83μg/L,达到了99.95%以上的降低程度,厌氧条件下降低了90.37%,常压条件下比有压条件下的降低程度至少高8.51%.以往研究表明,DCAN的减少一方面是由于DON在Asp水样中的氨化[29],另一方面是因为DCAN可以水解生成DCAA[30].另外,检测到不同MOM条件下TCNMFP均在2.00 μg/L以下,有氧条件下逐渐降低,厌氧条件下略有升高,但由于浓度较低,不同水样间的差异并不明显.无菌水条件下Asp水样的DBPFPs在反应过程中基本无变化,说明微生物在DBPs前体物的降解过程中起主导作用[22].

综上所述,Asp水样在微生物作用过程中,DO浓度越高,DBPFPs降低速度越快,低DO浓度抑制微生物的代谢活性,不利于DBPs前体物质的降解,但延长反应时间可以达到更好的DBPs控制效果.有压条件(£0.70MPa)不利于DBPFPs的降低,但0.30MPa和0.70MPa之间并无明显有规律的差异,说明发生在不同水深的MOM均会对DBPFPs的降低产生类似影响.所以,饮用水处理厂取水口位置有必要避开MOM层,以降低饮用水处理难度.

2.3 综合毒性风险值的变化

采用Zhang等[29]研究中所述的综合毒性分析方法,探究了Asp水样在不同MOM条件下反应过程中氯化产生的DBPs(TCM、DCAA、TCAA、DCAN和TCNM)的潜在毒性.毒性指标主要包括细胞毒性和遗传毒性.综合毒性值计算公式(3)如下所示:

ITRV=S(CTV´C) (3)

C为的浓度,mol/L;CTV为的联合毒性值, L/mol;ITRV为的综合毒性值;为TCMFP、DCAAFP、TCAAFP、DCANFP和TCNMFP, (μg/L).

如图5所示,Asp水样在不同MOM条件下的综合毒性值均呈逐渐降低趋势.不同DO(7.00, 5.00, 3.00, 0.50mg/L)条件下,反应前3d综合毒性值分别降低了99.20%、78.37%、74.80%、51.06%,表明DO浓度越低,综合毒性值的降低速率越慢.不同压力(0.70MPa、0.30MPa、常压)条件下,反应前3d综合毒性值分别降低了59.84%、51.06%、89.05%,说明0.30MPa和0.70MPa条件在一定程度上削弱了综合毒性值的降低速度.反应至第14d,发现随着反应时间的增加,不同MOM条件下各样品的综合毒性值均降低到了较低水平.无菌水对照试验发现,综合毒性值始终保持在较高水平,说明微生物在降解DBPs前体物质以降低综合毒性过程中发挥着主要作用.

图5 不同MOM条件下Asp水样在反应过程中氯化DBPs引起的综合毒性变化

2.4 相关性分析

采用冗余分析(RDA)评估不同DO和不同压力条件下Asp水样的特性参数与DBPFPs之间的关系(图6).不同DO和不同压力条件下,RDA的前两个轴分别解释了总方差的88.2%和94.2%,压力、DOC、DON和C1组分与DBPFPs(TCMFP、TCNMFP、DCANFP、TCAAFP、DCAAFP和T-DBPFPs)以及综合毒性值均具有正相关性,分布在RDA1的正轴上,其中压力与DBPFPs的相关性极其微弱.DO分布RDA1的负轴上,与DOC、DON、C1组分、DBPFPs均呈负相关.Wang等[31]和Ma等[32]之前的研究表明,DON和类色氨酸物质与来自藻类有机物的DBPFPs有很强相关性.综上所述,MOM条件下主要是由于低DO浓度影响了微生物的代谢和活性,不利于Asp水样的降解,从而对DBPFPs的降低有较大影响.DOC、DON和类色氨酸蛋白样荧光参数可以作为预测含Asp水样的DBPFPs的替代指标.

图6 不同MOM条件下Asp水样特性与DBPFPs的RDA分析

2.5 MOM条件下Asp转化率降低的机理

2.5.1 细菌数量及膜完整性变化 不同MOM条件下Asp水样在微生物作用过程中的细菌数量和膜完整性的变化如图7所示.DO为5.00, 3.00, 0.50mg/L条件下,反应第1d各样品中的细菌数量迅速增加到了4.89×107, 4.71×107和3.24×107个/mL,之后的反应过程中基本保持平衡,并且膜完整性均保持在90.00%以上.DO为7.00mg/L条件下,反应第5d样品中的细菌数量达到了最大值7.00×107个/mL,之后持续下降,与此同时,反应14d时,膜完整性也降低到了81.95%.由此表明,较高的初始DO浓度有利于细菌的生长繁殖和对有机物的迅速利用,从而加快有机底物浓度和DBPFPs的降低速率,这与韩静茹等[11]之前的报道一致.也正因为如此,DO浓度在反应第1d急剧下降(图8),较低有机质浓度也无法为大量细菌的繁殖提供充足的营养[33],从而导致细菌发生内源性降解,数量逐渐降低并且膜完整性受到破坏,以至于细胞内容物流出使样品中的有机物浓度增加,这也解释了7.00mg/L DO条件下DOC和DON在反应后期升高的现象.不同压力(0.70MPa、0.30MPa、常压)条件下,反应第1d各样品中的细菌数量增加到了3.59×107, 3.24×107和2.79×107个/mL,之后的反应过程中缓慢增加,并且膜完整性也基本没有被破坏,说明有压条件并不会对细菌的生长产生明显影响.

2.5.2 细菌群落门水平的变化 为了考察不同MOM条件下细菌群落对Asp转化的贡献,取反应前(第0d)和反应第14d的水样分析了alpha 多样性参数(Simpson, Shannon, Chao, Ace, Coverage) (表3)和门水平(图9)以及属水平(图10)上的细菌群落.所有样本的Coverage 指数值均超过99.90%,不同DO和不同压力条件下反应14d的样品中Shannon、Chao、Ace均有所增加,表明细菌多样性及丰富度有所增加.

图7 不同MOM条件下Asp水样中细菌浓度和完整细胞的变化

图8 不同MOM条件下溶解氧浓度的变化

表3 不同MOM条件下Asp水样反应0d和14d的细菌alpha多样性指数

注:A: DO=7.00mg/L (0.30MPa); B: DO=5.00mg/L (0.30MPa); C: DO=3.00mg/L (0.30MPa); D: DO=0.50mg/L (0.30MPa); E: DO=0.50mg/L (0.70MPa); F: DO=0.50mg/L (常压).

由图9(a)可见,初始样品中主要检测到变形菌门(Proteobacteria)和拟杆菌门(Bacteroidota),相对丰度分别为94.40%和4.61%.不同DO和不同压力条件下反应14d后,6个样品中共检测到变形菌门、拟杆菌门、放线菌门(Actinobacteriota)、厚壁菌门(Firmicutes)和髌骨菌门(Patescibacteria)5个主要细菌门,不同样品中的细菌多样性在反应过程中均会有不同程度的增加.与初始样品相比较,有氧(7.00, 5.00, 3.00mg/L)条件下,变形菌门的相对丰度有所降低,分别为43.22%,89.59%、85.28%,拟杆菌门的相对丰度有所升高,分别为37.64%、5.69%、11.66%,此外,还出现了放线菌门,相对丰度分别为15.71%、3.25%、2.01%;厌氧(0.50mg/L)条件下,虽然细菌多样性有所增加,但仍以变形菌门为优势门,相对丰度为95.02%,另外还出现了厚壁菌门(2.11%).有压(0.70和0.30MPa)条件下,变形菌门的相对丰度保持在95.00%左右的较高水平,常压条件下降低到了83.68%,拟杆菌门和放线菌门增加到了7.94%和7.00%.据报道,高DO和高游离氨水环境适宜变形菌门和拟杆菌门的生长繁殖[34],其主要参与碳水化合物代谢和碳固定[35],是降解碳水化合物、蛋白质、AAs等有机物的潜在贡献者[36-37].另外,拟杆菌门富含碳水化合物活性水解酶,可以有效降解生物大分子物质,在有机质降解和C/N循环中发挥着重要作用[38-39].Guo等人[40]研究发现,放线菌在碳水化合物和AAs的代谢中起主要作用,这可能是有氧条件下Asp水样被迅速降解的部分原因.厚壁菌门是一种共养细菌,具有在厌氧条件分解蛋白质和AAs,降解挥发性脂肪酸的重要作用[41].综上所述,DO浓度越高,细菌群落多样性越高.有氧条件下的优势门依次为变形菌门、拟杆菌门、放线菌门,有利于对Asp及细菌代谢所产生的有机质的降解,从而减少DBPs前体物质的浓度,降低DBPFPs,厌氧条件下的优势门仅有变形菌门,大大降低了Asp水样被细菌降解的速率,从而不利于对DBPFPs的降解.不同压力条件下群落多样性的变化并不明显,但有压条件(£0.7MPa)会降低部分新生优势菌群的相对丰度.

图9 不同MOM条件下反应0和14d Asp水样的细菌群落结构

A: DO=7.00mg/L (0.30MPa); B: DO=5.00mg/L (0.30MPa); C: DO=3.00mg/L (0.30MPa); D: DO=0.50mg/L (0.30MPa); E: DO=0.50mg/L (0.70MPa); F: DO=0.50mg/L (常压)

2.5.4 MOM条件下Asp转化降低的原因分析 不同MOM条件下,反应前期细菌数量均迅速增加,膜完整性基本未受到破坏,表明MOM条件并未影响细菌正常的生长繁殖;低DO条件下细菌群落多样性及丰富度明显降低,从而影响细菌的代谢产物,这是导致Asp转化速率降低的主要原因,韩静茹等[11]的研究表明,低DO条件下细菌代谢活性也会降低;其次,与常压相比较,有压条件下部分细菌群落的相对丰度略有降低,这也是影响Asp转化速率的部分原因.

0.30MPa不同DO条件下,DO浓度越高,细菌群落多样性及丰富度越高,有氧条件下主要有变形菌门、拟杆菌门和放线菌门3种优势菌门,卡氏伯克霍德菌属、红球菌属和金黄杆菌属在Asp水样降解过程中发挥着重要作用,促进氨基酸类蛋白物质(C1和C4组分)荧光强度的降低,反应第3d水样的DOC和DON降解率均达到70.27%以上;厌氧条件下只有变形菌门一种优势菌门,主要以卡氏伯克霍德菌属和草螺菌属为优势属,细菌群落多样性降低,不仅减缓了氨基酸类蛋白物质(C1和C4组分)荧光强度的降低速率,而且代谢产生的可溶性生物代谢物荧光强度更高,反应第3d DOC和DON降解率均在25.00%以下.0.50mg/L DO不同压力条件下,细菌群落多样性差异并不明显,均以变形菌门为优势菌门,以卡氏伯克霍德菌属和草螺菌属为优势属,有压条件下拟杆菌门、放线菌门和多形单胞菌属的相对丰度比常压条件下有所降低,这可能会影响细菌代谢速率,从而导致反应第3d常压条件下DOC和DON降解率分别为54.67%和62.00%,而有压条件下仅为16.40%～25.50%.综上所述,Asp的转化速率:厌氧有压<厌氧常压<有氧有压,低DO浓度抑制细菌群落多样性及丰富度是导致MOM条件下Asp转化降低的主要原因.

3 结论

3.1 不同DO条件下,DO浓度越低,Asp水样的转化及T-DBPFPs的降低越慢.反应第3d,有氧条件下DOC和DON降低了70.27%～95.00%,T-DBPFPs降低了61.50%～98.88%,厌氧条件下DOC、DON和T-DBPFPs仅降低了17.87%、25.00%和30.34%,且微生物代谢过程中产生了更多的可溶性生物代谢物(C2组分),这种物质的大量产生可能是导致低DO浓度下水样转化效率降低的主要原因.

3.2 不同压力条件下,反应第3d,有压Asp水样的DOC、DON和T-DBPFPs的最大降低程度比常压条件下小36.80%、36.50%和24.17%,0.70MPa和0.30MPa间的差异并不明显.有压水样的转化较慢,可能与其C1类色氨酸荧光强度降低较慢,C2可溶性生物代谢物荧光强度较高有关.

3.3 RDA分析结果表明,不同MOM条件下,DO的浓度对Asp水样的特性及DBPFPs变化有较大影响;DOC、DON和类色氨酸蛋白样荧光与DBPFPs相关性较强.

3.4 Asp水样的降解过程中微生物发挥着主要作用.有氧条件下优势门依次为变形菌门、拟杆菌门、放线菌门,厌氧条件下只有变形菌门一种优势菌门,由此可见,低DO浓度显著抑制细菌群落多样性,进而影响细菌代谢程度,大大降低了Asp水样被细菌降解的速率,不利于DBPFPs的降低;有压条件与常压相比较仅降低了部分新生菌群的相对丰度.因此,厌氧有压的MOM条件不利于Asp水样的转化及后续DBPFPs的控制.

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Transformation study of aspartic acid in under metalimnetic oxygen minimum region of reservoirs: regularity and mechanism.

ZHAO Na, CAO Rui-hua, HUANG Ting-lin, WEN Gang*

(Key Laboratory of Northwest Water Resource, Environment and Ecology, Ministry of Education, Shaanxi Key Laboratory of Environmental Engineering, School of Environmental and Municipal Engineering, Xi’an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China)., 2023,43(10)：5529～5542

Aspartic acid (Asp), a typical precursor of containing nitrogen disinfection byproducts, was selected as the research object to investigate the transformation of Asp and the variation of disinfection byproduct formation potential (DBPFPs) under MOM condition with different concentration of dissolved oxygen (DO) and pressure. The main environmental factors and potential mechanism of Asp transformation was further clarified. The results showed that the dissolved organic carbon (DOC), dissolved organic nitrogen (DON) and T-DBPFPs of Asp water samples decreased gradually with the increase of reaction time under different MOM condition. Compared with anaerobic condition (atmospheric pressure), a lower decrease was occurred in DOC and DON (16.40%～25.50%) and T-DBPFPs (30.34%～59.81%) under MOM condition with 0.30MPa pressure and 0.50mg/L DO, which was related to more soluble biometabolites (C2 component) were produced during microbial metabolism under such condition. In addition, the decrease in DOC, DON, and T-DBPFPs (DOC and DON: 70.27%～95.00%; T-DBPFPs: 61.50%～98.88%) under MOM condition with 0.30MPa pressure and 3.00～7.00mg/L DO aerobic condition was higher than those under MOM condition with 0.50mg/L DO at 3thday of reaction. Combining the above discussion, it can be concluded that the MOM condition with pressure and lower DO concentration was not conducive to the transformation of Asp water samples. The redundancy analysis showed that DO concentration was the main water environmental factor affecting Asp transformation under MOM condition. Bacterial community analysis further confirmed that the diversity of bacterial community decreased significantly under MOM condition with lower DO concentration, affecting the metabolites and transformation degree of bacteria to Asp water samples and the reduction of DBPFPs. Therefore, it is of great significance to investigate the transformation and its mechanism of Asp water sample under MOM condition for ensuring drinking water safety.

metalimnetic oxygen minimum；dissolved oxygen；pressure；aspartic acid；microorganisms

X524

A

1000-6923(2023)10-5529-14

2023-03-31

国家自然科学基金资助项目(51978557);陕西省重点科技创新团队项目(2023-CX-TD-32)

* 责任作者, 教授, hitwengang@163.com

赵 娜(1997-),女,山东菏泽人,西安建筑科技大学硕士研究生,主要从事消毒副产物方向研究.发表论文1篇. zhaona17865565537@163.com.

赵 娜,曹瑞华,黄廷林,等.水库温跃层氧最小值区域天冬氨酸的转化研究:规律及机制 [J]. 中国环境科学, 2023,43(10):5529-5542.

Zhao N, Cao R H, Huang T L, et al. Transformation study of aspartic acid in under metalimnetic oxygen minimum region of reservoirs: regularity and mechanism [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5529-5542.