第２９卷第７期
２００８年７月 环 境 科 学
ＥＮＶＩＲＯＮＭＥＮＴＡＬ ＳＣＩＥＮＣＥ
Ｖ０１．２９，Ｎｏ．７ Ｊｕｌ．，２００８
湖泊底泥中１７１３－雌二醇的生物代谢机制研究
何芳１，李富生２，Ａｋｉｒａ Ｙｕａｓａ２
（１．济南大学化学化工学院，济南２５００２２；２．１３本国立岐阜大学流域圈科学研究中心，岐阜５０１一１１９３）
摘要：研究了湖泊底泥微生物在好氧、厌氧环境条件下对１７ｐ雌二醇（１７ｐ－ｅｓｔｒａｄｉｏｌ，Ｅ２）的生物降解特性，探讨了其相应地生物 代谢机制．结果表明。好氧条件，反应２４ ｈ后约９９％的Ｅ２从液相中消失，中间产物雌激素酮（ｅｓｔｒｏｎｅ，Ｅ１）随反应进行浓度先增 加后从液相中逐渐消失；厌氧条件，９６ ｈ后约４％的Ｅ２仍存在于液相中，Ｅ１浓度先增加后降低后又逐渐增加，再降低直至从液 相中完全消失．综合分析Ｅ２和Ｅ１的浓度经时变化认为，好氧条件下，Ｅ２被脱氢酶氧化成Ｅ１，Ｅ１再被体系中存在的其它生物 酶氧化，直至被完全矿化；厌氧条件下，Ｅ１和Ｅ２二者之间存在一种相互转换关系：Ｅ２被脱氢酶氧化成Ｅ１，同时Ｅ１被还原酶还 原成Ｅ２，在相互转化的过程中，体系中的其它生物酶会逐渐降解Ｅ２、Ｅ１，直至最终将其完全矿化．与Ｅ２相比较，Ｅ１更易积累于 天然水域中的微生物体内．
关键词：湖泊；底泥；１７１３－雌二醇；代谢途径；生物降解
中圈分类号：Ｘ１７１文献标识码：Ａ文章编号：０２５０－３３０１（２００８）０７．１９６１．０６
Ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ
Ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ
ｏｆ１７ｐ－ｅｓｔｒａｄｉｏｌ（Ｅ２）ｂｙ
Ｌａｋｅ ＳｅｄｉｍｅｎｔＨＥ Ｆａｎ９１，ＬＩ Ｆｕ．ｓｈｅｎｇｚ，Ａｋｉｒａ Ｙｕａｓａ２
（１．Ｃｏｆｉｅｇｅ ｏｆ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ａｎｄ Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｊｉ’ｎａｎ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｊｉ’／Ｋｉｎ２５００２２，Ｃｈｉｎａ；２．Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ Ｒｅｓｅａｒｃｈ Ｃｅｎｔｅｒ，Ｇｉｆｕ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｖ，１－１ Ｙａｎａｇｉｄｏ，Ｇｉｆｕ５０１—１１９３，Ｊａｐａｎ）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｂａｔｃｈ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ ｕｓｉｎｇ ｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｍｕｄ ｌｉｑｕｏｒｓ ｓｐｉｋｅｄ ｗｉｔｈ Ｅ２ ｗｅｒｅ ｐｅｒｆｏｒｍｅｄ ｕｎｄｅｒ ａｅｒｏｂｉｃ ａｎｄ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ．Ｔｈｅ ｃａｔａｂｏｌｉｃ ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ ｏｆ Ｅ２ ｗｅｒｅａｌｓｏ ｉｎｄｕｃｅｄ．Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｉｎｄｉｃａｔｅ ｔｈａｔ ｕｎｄｅｒ ａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ．９９％ｏｆ Ｅ２ ｃａｎｂｅ ｒｅｍｏｖｅｄ ｆｒｏｍ ａｑｕｅｏｕｓ ｐｈａｓｅ ａｆｔｅｒａｓｓｈｏｒｔａｓ ２４ ｈ．Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆｅｓｔｒｏｎｅ（Ｅ１）ｆｉｒｓｔｌｙｉｎｃｒｅａｓｅ ａｎｄ ｔｈｅｎ ｄｅｃｒｅａｓｅ ｓｌｏｗｌｙ ｕｎｔｉｌｔＯｖａｎｉｓｈ ｆｒｏｍ ａｑｕｅｏｕｓｐｈａｓｅ；Ｕｎｄｅｒ ａｎａｅｒｏｂｉｃｃｏｎｄｉｔｉｏｎ．４％ｏｆＥ２ ｓｔｉｌｌ ｂｅ ｉｎａｑｕｅｏｕｓｐｈａｓｅ ａｆｔｅｒ ９６ ｈ ｏｆ ｒｅａｃｔｉｏｎ．Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｐｒｏｆｉｌｅ ｏｆ Ｅ１ ｓｈｏｗ ｔｈａｔ Ｅ１ ｆｉｒｓｔｌｙ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｔｈｅｎ ｄｅｃｒｅａｓｅ，ｔｈｅｎ ｉｎｃｒｅａｓｅ ａｎｄ ｔｈｅｎ ｄｅｃｒｅａｓｅｔＯｖａｎｉｓｈ ｆｒｏｍａｑｕｅｏｕｓｐｈａｓｅ ｆｉｎａｆｉｙ．Ａｎａｌｙｚｉｎｇ ｔｈｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｐｒｏｆｉｌｅｓ ｏｆ Ｅ２ ａｎｄ Ｅｌ，ｗｅ ｄｒａｗａ ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎ ｔｈａｔ Ｅ２ ｉｓ ｏｘｉｄｉｚｅｄｔｏＥｌ ｂｙ ｄｅｈｙｄｒｏｇｅｎａｓｅ ａｎｄ ｔｈｅｎ Ｅｌ ｗａｓｏｘｉｄｉｚｅｄ ｂｙ ｏｔｈｅｒｅｎｚｙｍｅｓ ｗｉｔｈｉｎ ｓｅｄｉｍｅｎｔｔｏ ｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ ｃｏｍｐｌｅｔｅｌｙ ｕｎｄｅｒ ａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ．Ｕｎｄｅｒ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ，ｔｈｅｒｅ ｉｓ ａｍｕｔｕａｌ ｔｒａｎｓｌａｔｉｏｎ ｒｅｌａｔｉｏｎ ｂｅｔｗｅｅｎ Ｅ２ａｎｄ Ｅ１．Ｅ２ Ｗａｓ ｏｘｉｄｉｚｅｄ ｔｏＥｌ ｂｙ ｄｅｈｙｄｒｏｇｅｎａａｅａｎｄｓｙｎｃｈｒｏｎｏｕｓｌｙ Ｅ１ ｉｓ ｒｅｄｕｃｅｄｔｏ Ｅ２．Ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｉｓ ｍｕｔｕａｌ ｔｒａｎｓｌａｔｉｏｎ ｃｏｕｒｓｅ，Ｅ２ ａｎｄ Ｅ１ Ｃａｎｂｅ ｄｅｇｒａｄｅｄ ｇｒａｄｕａｌｌｙｔｏｆｉｎａｌｌｙ ｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎｃｏｍｐｌｅｔｅｌｙ ｂｙ ｏｔｈｅｒｅｎｚｙｍｅｓ ｗｉｔｈｉｎ ｔｈｅ ｒｅａｃｔｉｏｎ ｓｙｓｔｅｍ．Ｃｏｍｐａｒｉｎｇ ｗｉｔｈ Ｅ２．Ｅ１ ｃａｎａｃｃｕｍｕｌａｔｅ ｍｏｒｅｅａｓｉｌｙｗｉｔｈｉｎ ｂｉｏｓｏｌｉｄ ｉｎ
ｎａｔｕｒａｌｗａｔｅｒｓ．
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｌａｋｅ；ｓｅｄｉｍｅｎｔ；１７ｐｅｓｔｒａｄｉｏｌ；ｃａｔａｂｏｌｉｃ ｐａｔｈｗａｙ；ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ
雌性荷尔蒙物质，也称为环境雌激素，对野生动 物和人体健康具有巨大的潜在危害，已经愈来愈受 到全世界的关注ｎ“１．在诸多天然的雌性荷尔蒙物 质中，１７口．雌二醇（Ｅ２）被认为是最具潜在影响和在 水系中发现最普遍的一种，即使是很低的浓度也会 产生严重影响ｉｓ－引．研究表明旧’１０］，Ｅ２主要以葡萄糖 苷酸共轭体的形式被人和其他动物体排泄到环境 中，在下水道中存在各种具有葡萄糖苷酸酶的微生 物，在１ ｈ内即可将共轭体形态的Ｅ２裂解为游离态 的Ｅ２，使其具有雌激素活性．一些研究者Ｌ¨’１２１分析 探讨了Ｅ２在污水厂处理过程中的降解途径及其机 制，并对Ｅ２的进出水浓度进行了连续测定，提出常 规的活性污泥法处理雌激素物质的潜能有待进一步 提高‘１３“１．
目前，世界各地河流、湖泊等水环境污染状况严 重，但针对此类水质中环境雌激素的评价研究却极
其缺乏幢Ｊ，尚鲜见对其中雌激素生物降解机制的报 道．河流、湖泊底泥中富含硝化菌、反硝化菌、硫酸盐 还原菌、甲烷菌等微生物ｎ川，会与水体中的雌激素 物质发生物理的、化学的和生物的相互作用，其作用 结果对水质自然净化起着决定性的作用；而对其生 物作用机制的研究对于推动受污染水体中环境雌激 素的生物治理工作起着不可忽视的作用，且对提高 传统工艺的水和废水处理潜能有积极的借鉴意义．
本研究以Ｅ２为对象，分析了湖泊底泥在好氧、
厌氧环境条件下对Ｅ２的生物降解特性，探讨了其相 应地生物代谢机制，以期为提高饮用水水质、有效提 高雌激素污染治理技术提供理论依据．
收稿日期：２００７，０７．１７：修订日期：２００７．０９—０８
基金项目：中日合作项目（００３１５０１０３）；济南大学博士启动资金项目
（Ｂ０５１９）
作者简介：何芳（１９７５～），女，博士，主要研究方向为污水生物处理、
水深度处理技术，Ｅ－ｍａｉｌ：ｃｈｍ—ｈｅｆ＠ｕｊｎ．ｅｄｕ．ｃｎ
１材料与方法
１．１标准溶液的制备
试验所用Ｅ２和Ｅ１购自日本的Ｗａｋｏ Ｐｕｒｅ
Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｉｎｄｕｓｔｒｉｅｓ，Ｌｔｄ．，根据不同的用途分别配制 成标准溶液及试验用溶液．准确称取２０ｍｇ Ｅ２，溶于
１ Ｌ Ｍｉｌｌｉ．Ｑ超纯水中，室温下均匀搅拌２４ ｈ，用０．２ 肛ｍ醋酸纤维滤膜过滤，取滤液作为标准溶液，其浓 度约为１．０ｍｇ／Ｌ．
１．２底泥样品的采集及预处理
含有微生物的底泥取自日本岐阜县境内的某一 湖泊，在距离表面水深约６ ｍ的某个断面采取底泥 样品，取样３次后混匀置于灭菌后的容器中．实验室 中，在Ｎ２氛围下将湖泊底泥溶液置于５０ ｍＬ离心管 中，３０００ ｒ／ｍｉｎ离心分离５ ｒａｉｎ，离心管底部沉泥（称 作远沉泥）作为实验中降解Ｅ２的菌源．远沉泥特征 及上清液水质见表１，２．
表１底泥样品的特征‘’
Ｔａｂｌｅ ｌ Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔ
１）ＶＳＳ，Ｃ，Ｎ，Ｐ为基于离心后沉泥的质量比
表２上清液水质特征，Ｉｌｌｇ・Ｌ“
Ｔａｂｌｅ ２ Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ａｑｕｅｏｕｓ ｐｈａｓｅ／ｍｇ‘Ｌ一
１．３试验方法
好氧试验 远沉泥用Ｍｉｌｌｉ．Ｑ超纯水配制成一 定浓度的水样，放入已经灭菌的５００ ｍＬ或３０００ ｍＬ 三角烧瓶中，再放入振荡式培养器内．以２００ ｒ／ｒａｉｎ 在室温下振荡搅拌的同时定量加入Ｅ２开始试验，定 时取样分析．
厌氧试验 远沉泥用Ｍｉｌｌｉ．Ｑ超纯水配制成一 定浓度的水样，放人已经灭菌的５００ ｍＬ或３０００ ｍＬ 三角烧瓶中，再放入振荡式培养器内，并不断通入湿 润氮气以确保厌氧条件．为了使反应在完全厌氧的 条件下进行，在试验开始时先用振荡培养器搅拌同 时通人湿润氮气ｌ ｈ后，再加入Ｅ２开始试验．试验 方法、分析及检测项目与好氧试验相同．
１．４分析样品的预处理
（Ｉ）对于不同时间从反应器中取出的混合液（约
１０ｍＬ），３０００ ｒ／ｍｉｎ离心分离３ ｍｉｎ后，取上清液用
０．４５ ｔｔｍ醋酸纤维滤膜过滤，并按甲醇：滤液气１０：９０
（体积比）的比例加入甲醇，ＬＣ．ＭＳ测定溶液液相中 Ｅ２浓度的变化．
（２）一定时间从反应器中取出的混合液，３ ０００ ｒ／ｒａｉｎ离心分离３ ｍｉｎ后，取上清液用０．９肚ｍ玻璃纤 维滤膜过滤，滤膜和上述离心管底部的沉泥合并后 置于已灭菌的另一只离心管中，快速加入１０ ｍＬ甲 醇，振荡搅拌５ ｒａｉｎ后，３ ０００ ｒ／ｍｉｎ离心分离３ ｍｉｎ，
取２ ｍＬ上清液，ＬＣ．ＭＳ测定底泥微生物体表吸附 Ｅ２浓度随时间的变化；离心管中残余部分超声波粉 碎后，样品中Ｅ２的萃取、浓缩等预处理步骤见文献
［１８］，ＬＣ—ＭＳ测定其Ｅ２总量，减去上述微生物体表 吸附量后的差值即为Ｅ２在微生物体内的积累量．
１．５分析仪器及测定条件
Ｅ２、Ｅｌ浓度测定采用液．质谱联用仪
（ＨＰｌＩＯＯＭＳＤ，日本岛津），色谱柱为Ｚｏｒｂａｘ Ｅｃｌｉｐｓｅ
ＸＤＢ．Ｃ８，洗提液采用７０％的甲醇溶液，流速为０．５ ｍＬ］ｍｉｎ，干燥气体为Ｎ：，流速为１２ Ｌ／ｍｉｎ，具体测定 条件见表３．图１显示的是Ｅ２的检量线，其检出限 为０．１ ｔｔｇ／Ｌ．其他项目的测定采用标准方法．
裹３ Ｅ２、Ｅｌ的ＬＣ－ＭＳ测定条件
Ｔａｂｌｅ ３ ＬＣ－ＭＳ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ ｆｏｒ ｍｅａｓｕｒｅｍｅｎｔｏｆＥ２ ａｎｄ Ｅｌ
项目 指标 项目 指标
仪器型号ＨＰｌＩＯＯＭＳＤ 离子化 ＥＳＩ
进样量／ｔｔＬ １００ 模式 负离子
洗提液 ＭｅＯＨ／Ｈ２０＝７０：３０ 毛细电压／Ｖ ４ ０００
流速／ｍＬ・ｍｉｎ～０．５ 离子束电压／Ｖ １２０
测试温度，℃ ３５ 喷雾压力／ｋＰａ ３４５
色谱柱 Ｚｏｒｂａｘ Ｅｃｌｉｐｓｅ ＸＤＢ．Ｃ８ 干燥气（Ｎ２）流速
１２
ｔｖ・ ｍｉｎ‘－！／Ｌ
迫
色
釜
喧 嚣
圈１ Ｅ２的ＬＣ．Ｍｓ检■线
Ｆｉｇ．１ ＬＣ・ＭＳ ｄｅｔｅｃｔｉｏｎＣＵｒｌｖ＇ｅｏｆ Ｅ２
２结果与讨论
２．１好氧条件下Ｅ２、Ｅｌ的降解特性
７期 何芳等：湖泊底泥中１７ｐ雌二醇的生物代谢机理研究
由图２可见，好氧条件下随反应时间增加，液相 中Ｅ２浓度快速降低，６ ｈ后Ｅ２浓度降为４．５ｌ肛ｇ／Ｌ，
２４ ｈ后约９９％的Ｅ２从液相中消失．随着Ｅ２浓度的 降低，液相中Ｅｌ浓度开始一段时间内不断上升，反 应６ ｈ时，Ｅ１浓度上升到１７．５６肛ｇ，Ｌ，然后缓慢下 降，当反应进行４８ ｈ时，Ｅｌ达到检出限以下，没有检 测到其它任何降解副产物．说明液相中消失的Ｅ２可 能一小部分被直接完全矿化生成气体排出反应体 系，绝大部分被脱氢酶氧化成Ｅ１，Ｅ１再被体系中存 在的其它生物酶氧化，直至从液相中完全消失旧。．
圈２好氧条件下Ｅ２的衰减及副产物Ｅｌ浓度的变化
Ｆｉｇ．２ Ｒｅｄｕｃｔｉｏｎ ｏｆ Ｅ２ ａｎｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｂｙ－ｐｒｏｄｕｃｔ，
Ｅｌ ｕｎｄｅｒ ａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ
２．２厌氧条件下Ｅ２、Ｅｌ的降解特性
可以看出，厌氧反应条件下（ＤＯ浓度在０．１ ｎｇ／Ｌ以下），随反应时间增加，Ｅ２浓度逐渐降低，与 好氧条件下相比，其降解速度明显低一些，反应６ ｈ 降低了９．１９肛ｇ／Ｌ，仅约３ｌ％的Ｅ２从液相中消失，９６ ｈ后液相中Ｅ２浓度仍高达１．１２ ｐｇ／Ｌ．试验中首次发 现，与好氧反应条件不同，在厌氧条件下，Ｅ２脱氢反 应生成的Ｅ１随反应时间进行浓度降低后又逐渐增 加，后再降低，最终从液相中完全消失，重复试验及 延长反应时间得到同样的实验现象；同样，厌氧反应 过程中没有检测到其它任何降解副产物．尽管在厌 氧条件下Ｅ２转化为Ｅ１的机制有待于进一步探讨，
但Ｅ２的生物分解过程中生成Ｅｌ已得到实验证实．
２．３湖泊底泥中Ｅ２生物代谢途径探讨
由图２和图３可以看出，好氧和厌氧条件下，Ｅ２ 的生物降解过程存在显著差异，为了分析探讨在这 ２种不同环境条件下微生物对Ｅ２的生物代谢途径，
本研究延长反应时间，缩小取样间隔，以相同湖泊底 泥为菌源进行了试验．
图４和图５分别显示了好氧和厌氧条件下Ｅ２、
Ｅｌ在液相中的浓度、底泥微生物体表的吸附浓度和 微生物体内蓄积浓度的经时变化．
好氧条件下Ｅ２的生物代谢机制分析：从图４
（ａ）可见，液相中Ｅ２转化生成的Ｅｌ随反应时间的进 行浓度逐渐增加，反应２０ ｈ，Ｅ１浓度达最大值 ２８肛ｇ／Ｌ，反应进行６９ ｈ后液相中Ｅ１达到检出限以 下，直至试验结束（约８５０ ｈ），液相中Ｅ１浓度没有再 上升；从图４（ｂ）、４（ｃ）可以看出，底泥微生物对Ｅ２ 的吸附量和体内蓄积量很少，说明好氧条件下液相 中消失的Ｅ２一小部分被直接完全矿化排出反应体 系，大部分被脱氢酶氧化转变成Ｅ１，Ｅ１再被体系中 存在的其它生物酶氧化，直至最终被完全矿化［图６
（ａ）］．上述好氧条件下湖泊底泥微生物降解Ｅ２的途 径，与文献［９，１０］中报道的污水处理厂曝气池中活 性污泥代谢Ｅ２的机制相同．
二
白
詈
圈３厌氲条件下Ｅ２的衰减及副产物ＥＩ浓度的变化
Ｆｉｇ．３ Ｒｅｄｕｃｔｉｏｎｏｆ Ｅ２ ａｎｄ ｃａｍｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆｂｙ・ｐｒｏｄｕｃｔ，
Ｅｌ ｕｎｄｅｒ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ
厌氧条件下Ｅ２的生物代谢机制分析：由图５
（ａ）可以看出，试验开始２０ ｈ时，Ｅ１浓度仅为０．７２ 肚ｇ，Ｌ，当反应继续进行至３２ ｈ时Ｅ１浓度升高至２３ 扯ｇ／Ｌ，为Ｅ２初始添加量的６２％，然后再逐渐减少，直 至试验结束．仅从图５（ａ）试验结果最直观的代谢机 制可解释为：实验刚开始时（ｔ为０—６ ｈ），液相中减 少的Ｅ２的一部分被微生物吸附，另一部分转化为 Ｅｌ并被完全无机化降解，反应继续进行，被微生物‘
吸附的Ｅ２又缓慢释放到液相中（ｔ为６—２０ ｈ），并 被转化为Ｅｌ（ｔ为２０一３２ ｈ），从而使Ｅｌ浓度再次 升高．
对于上述直观解释，看图５（ｂ）、５（ｃ）时，矛盾就 产生了．从图５（ｂ）可以看出，底泥微生物对Ｅ２、Ｅｌ
图４好氯条件下液相中、生物体表吸附、
生物体内蓄积Ｅ２、Ｅ１浓度时经时变化
Ｆｉｇ．４ Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｐｒｏｆｉｌｅｓｏｆ Ｅ２ ａｎｄ Ｅｌｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｉｎ ａｑｕｅｏｕｓ ｐｈａ∞，∞ｒｂｅｄｏｎｔｏｂｉ０８０ｌｉｄ ａｎｄ ａｃｃｕｍｕｌａｔｅｄ ｗｉｔｈｉｎ ｂｉｏｓｏｌｉｄ
ｕｎｄｅｒ ａｅｒｏｂｉｃ ｅｏｎｄｉｔｉｏｎ
的最大吸附量分别为２．２／１９／Ｌ和３．１ ｔ－ｇ／Ｌ；由图５（ｃ）
可见，底泥微生物体内对Ｅ２、Ｅ１的最大蓄积量分别 为１．１肛ｇ，Ｌ和１．７ ｔｓｇ／Ｌ，即使把这４个最大值相加，
其总和也仅能达到液相中Ｅｌ浓度再次达到最高值 时的３５％，与刚才假定的液相中Ｅ１浓度再次升高，
是由微生物所吸附的Ｅ２再次释放到液相中导致这 一解释相矛盾的，所以必须从另外的角度来分析这 一现象．
由图５（ａ）看Ｅ２变化：实验开始６ ｈ时，Ｅ２的浓 度为１４．８ ｐ∥Ｌ，当反应进行至２０ ｈ时，Ｅ２的浓度上 升为３０．１ ｇｇ／Ｌ，然后Ｅ２从液相中缓慢完全消失（ｔ
ｊ
菩
图５厌氧条件下液相中、生物体表吸附、
生物体内蓄积Ｅ２、Ｅ１浓度的经时变化
Ｆｉｇ．５ Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｐｒｏｆｉｌｅｓｏｆ Ｅ２ ａｎｄ Ｅｌ ｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｉｎａｑｕｅｏｕｓ
ｐｈａｓｅ，ｓｏｒｂｅｄｏｎｔｏｂｉｏ∞ｌｉｄａｎｄ ａｃｃｕｍｕｌａｔｅｄ ｗｉｔｈｉｎ ｂｉｏｓｏｌｉｄ ｕｎｄｅｒ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｅｏｎｄｉｔｉｏｎ
为３２ ｈ）；同时看Ｅｌ的变化，在ｔ为６—２０ ｈ时间段 内，Ｅ１浓度逐渐降低至０．７２／』ｇ／Ｌ，而后缓慢升高，在 ｔ为３２ ｈ时又出现峰值，上述数据分析可见Ｅ１和 Ｅ２的量是此消彼长的：Ｅ２减少，Ｅ１就增大，Ｅ１增 大，Ｅ２就减少，说明二者之间可能存在一种相互转 换关系：Ｅ２在脱氢酶作用下被氧化为Ｅｌ，Ｅ１又在某 种生物还原酶的作用下被还原为Ｅ２，在这个相互转 化过程中，底泥中存在的相应的其它生物酶会逐渐 降解Ｅ２、Ｅｌ，直至最终将其完全矿化．据报道¨９１，人 体乳房组织中存在的氢氧类固醇酶可以将Ｅ１还原
７期 何芳等：湖泊底泥中１７ｐ雌二醇的生物代谢机理研究
为Ｅ２，而环境生物体中是否存在这种酶且起着类似 作用，还有待于从分子生物学的角度进一步探讨研 究．但是厌氧条件下Ｅ２和Ｅｌ之间确实存在上述相 互转化关系，其转化关系式见图６（ｂ）．
ＯＨ
１７Ｂ－雌二醇
ＯＨ
１７Ｂ－雎二醇
ＯＨ
－－—－・－——－－＋脱氢酶
矿化
（ａ）好氧代谢途径
ＯＨ
．＿＿＿＿＿＿。＿．＿．．．．．＿－．．．．．＿＿＿＿＿＿＿＿一脱氢酶
＇■ｒ‘。。‘———。—１’‘。。‘‘。一
氢氧类同醇酶
雕激素酮
Ｏ
（ｂ）厌氧代谢途径
雌激素酮
图６好氯、厌氧条件下湖泊底泥微生物降解Ｅ２的代谢途径
Ｆｉｇ．６ ｅｒｏｐｏｓｅｄ ｃａｔａｂｏｌｉｃ ｐａｔｈｗａｙ ｆｏｒ Ｅ２ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｂｙｌａｋｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｕｎｄｅｒ ａｅｒｏｂｉｃ ａｎｄ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ
３结论
２．４好氧、厌氧条件下Ｅ２、Ｅ１的摩尔质量变化 以反应溶液中Ｅ２的摩尔质量为基准，Ｅ２、Ｅ１的 无机矿化部分、液相中残留部分、微生物吸附部分、
生物体内蓄积部分等４部分的百分含量随反应时间 的变化见图７．
可见，溶液中Ｅ２、Ｅ１的去除过程大致分３个时 间段进行．①实验开始至２０ ｈ为第１阶段：好氧条 件下主要为Ｅ２被脱氢氧化为Ｅｌ，厌氧条件下主要 是Ｅ２和Ｅ１之间的相互转化过程，相应被无机矿化 排出反应体系的比例很小，约占２０％左右；②反应ｔ 为２０．６９ ｈ为第２阶段：液相中残留的Ｅ２、Ｅ１急剧 减少，被无机矿化部分以与时间呈直线关系排出反 应体系，Ｅ２、Ｅ１被高效去除；③反应ｔ为６９ ｈ到结束 为第３阶段：主要是被微生物蓄积在体内的Ｅ１缓慢 被分解的过程．结合图４（ｂ）、５（ｂ）可以看出，实验开 始２００ ｈ后，被微生物吸附的Ｅ２、Ｅ１完全消失了；相 对应地，由图４（Ｃ）、５（ｃ）可见，２００ ｈ后蓄积在微生物 体内的Ｅ２完全降解，而Ｅ１直至试验结束（ｔ＝８３７ ｈ）仍然能够检出．说明与其它雌激素物质相比较，
Ｅ１更容易残留于天然水域中的微生物体内，应引起 高度重视Ⅲ。．
图７好氧、厌氧条件下Ｅ２、Ｅｌ的摩尔质量经时变化
Ｆｉｇ．７ Ｍｏｌｅ ｆｒａｃｔｉｏｎ ｐｒｏｆｉｌｅｓ ｏｆ Ｅ２ ａｎｄ Ｅｌ ｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｕｎｄｅｒａｅｒｏｂｉｃａｎｄａｎａｅｏｂｉｅｅｕｎｄｉｔｉｏｎｓ
（１）无论在好氧还是厌氧条件下，湖泊底泥微生 物对Ｅ２都有较好的降解作用，好氧条件下的降解速 率大于厌氧条件，中间产物Ｅ１在好氧和厌氧条件下 呈现出完全不同的降解现象．
（２）好氧条件下，液相中消失的Ｅ２仅一小部分 被直接完全矿化生成气体排出反应体系，绝大部分 被脱氢酶氧化成Ｅ１，Ｅｌ再被体系中存在的其它生 物酶氧化，直至最终被完全矿化消失．
（３）厌氧条件下，在湖泊底泥反应体系中，Ｅ１和 Ｅ２二者之间存在一种相互转换关系：Ｅ２在脱氢酶 作用下被氧化为Ｅ１，Ｅｌ又在某种生物还原酶的作 用下被还原为Ｅ２，在相互转化的过程中，底泥中存 在的相应的其它生物酶会逐渐降解Ｅ２、Ｅ１，直至最 终将其完全矿化．
（４）Ｅ２、Ｅｌ的无机矿化部分、液相中残留部分、
微生物吸附部分、生物体内蓄积部分等４部分的摩 尔百分比随反应时间的变化表明，Ｅ２及其产物Ｅｌ 逐渐被矿化的过程分为缓慢转化、快速矿化、缓慢降
解３个阶段，与Ｅ２相比较，Ｅｌ更容易积累于天然水 ［１０］
域中的微生物体内．
参考文献：
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