羥基氧化鐵對太湖底泥中多氯聯苯微生物厭氧脫氯的影響

韓雪欣, 林娜娜, 劉 莎, 許 妍

東南大學土木工程學院， 江蘇 南京 210096

20世紀30年代至80年代曾廣泛用于工業生產的多氯聯苯(PCBs)是一種典型的持久性有機物. PCBs因具有疏水性和難降解性，易通過食物鏈積累，從而對人體健康造成危害[1]. 研究顯示，PCBs具有致癌性、致突變性，同時會對內分泌系統、神經系統造成不良影響[2-4]. 此外，人體攝入PCBs還會增大患糖尿病、心血管疾病的風險[5-6].

目前，傳統的PCBs修復方法有植物修復、好氧微生物降解、厭氧微生物脫氯、化學試劑脫氯等[7]. 其中，微生物降解法成本低、環境友好，具有較好的應用前景[8-9]. 低氯代PCBs(氯原子取代數≤3)較易被好氧微生物降解[10]，但環境中大多存在的是較高氯代程度的PCBs，在一定程度上限制了好氧降解反應的進行. 微生物在厭氧環境下可將高氯代PCBs脫氯降解為低氯代產物，提高PCBs的原位修復潛力，因此得到日益廣泛的關注.

PCBs在厭氧條件下的脫氯速率、脫氯程度、脫氯歷程受到多種物理和化學因素的影響，目前關注較多的有溫度、pH、電子供體、電子受體、碳源等[17-18]. 在厭氧脫氯過程中，PCBs作為電子受體發生還原反應. 天然底泥中存在的Fe(Ⅲ)等電子受體與PCBs存在競爭關系. Morris等[19]首次研究了FeOOH對哈德遜河底泥中PCBs脫氯的影響，發現FeOOH使PCBs的脫氯程度降低了12%. WEI等[20-21]研究表明，Fe(Ⅲ)與三氯乙烯(TCE)競爭電子供體，可部分抑制脫氯作用. XU等[22]指出，FeOOH抑制了哈德遜河和格拉斯河底泥中PCBs的脫氯降解，同時對底泥中脫氯相關的Dehalococcoides菌的生長產生了消極影響. 然而，LIU等[23]利用廣東省龍塘河流中的底泥，在研究生物電化學反應器中Fe(Ⅲ)對PCB 61脫氯的影響時發現，加入Fe(Ⅲ)顯著提高了PCB 61的脫氯速率和脫氯程度. 楊文斌等[24]測定得到太湖沉積物中的Fe元素含量為 25 250～31 570 mg/kg，相較于國內外的其他水域[25-28]，太湖底泥中Fe元素的含量較高. 因此，研究Fe(Ⅲ)對太湖底泥中PCBs厭氧脫氯和底泥微生物群落的影響具有實際意義.

該研究擬在太湖底泥微環境中添加PCBs和羥基氧化鐵(FeOOH)，探究競爭性電子受體FeOOH對太湖底泥微環境下PCBs厭氧脫氯速率、脫氯程度的影響以及2種微環境(未添加FeOOH的對照組和添加了FeOOH的試驗組)下PCBs脫氯過程中微生物群落的變化，以揭示太湖底泥PCBs脫氯降解潛能，為監測自然衰減法原位修復PCBs提供參考.

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

主要儀器：安捷倫7890A配微電子捕獲檢測器(GC-μECD，美國安捷倫科技有限公司)；致微GI54DS高壓滅菌器(美國致微儀器公司)；N-12008旋轉蒸發儀(東京理化器械株式會)；A-1000s水流抽氣泵(東京理化器械株式會)；ZX3渦旋儀(美國賽默飛世爾科技公司).

試劑與藥品：正己烷(n-Hexane 95%)、丙酮(Acetone)、二氯甲烷(Dichloromethane)，均采購自天地高純溶劑有限公司，均為色譜純；異丙醇(Isopropanol，色譜純)，采購自上海阿拉丁生化科技股份有限公司；弗羅里土(Florisil，60～80目)，采購自美國賽默飛世爾科技公司；無水硫酸鈉(Na2SO4)、氯化鈉(NaCl)、亞硫酸鈉(Na2SO3)、四丁基硫酸氫銨(TBA)，均采購自美國西格瑪奧德里奇公司，均為分析純; PCB單體標準物質及混標采購自美國AccuStandard公司.

1.2 樣品采集及處理

在太湖竺山灣布設4個采樣點(見圖1)，使用抓斗式采泥器采集表層(0～5 cm)底泥，在4 ℃下于棕色玻璃瓶中水封保存.

圖1 太湖底泥樣品采樣點分布示意Fig.1 The location of sediment sampling sites in Taihu Lake

取適量底泥于室溫20 ℃下自然風干，剔除礫石、雜草等雜質后充分研磨，過100目(150 μm)篩. 預處理后進行底泥理化性質的測定，測定方法及儀器見表1.

表1 底泥理化性質測定方法及儀器

1.3 底泥微環境配制

表2 PCBs母體組成

T-1對照組的設置：在厭氧條件下于30 mL血清瓶中添加4.1 g濕泥(干質量為2.0 g)、2.0 g外加PCBs的干泥和13.9 g新鮮配制的RAMM培養液(配制方法參照文獻[29-30])，泥漿總質量為20 g，其中干泥和濕泥均為4個采樣點底泥等質量混合所得. PCBs總含量為50 mg/kg(以泥漿計). T-Fe試驗組同樣在血清瓶中添加4.1 g濕泥和2.0 g外加PCBs的干泥，然后加入0.696 mL FeOOH膠體儲備液(1.15 mol/L，配制方法參照文獻[31])，再加入適量RAMM培養液，使瓶內泥漿混合物總質量為20 g，PCBs總含量為50 mg/kg，FeOOH含量為40 mmol/kg(以泥漿計). 滅菌組的配制方法同T-1對照組，但添加的濕泥需在121 ℃、103.4 kPa條件下滅菌45 min，連續滅菌3 d. 血清瓶加塞特氟龍涂層灰丁基橡膠塞，并用鋁箔密封. 將配制好的血清瓶于100 r/min下振蕩混勻12 h. 振蕩完成時為第一個采樣點，記為第0天. 模擬底泥自然環境，將混勻的血清瓶置于避光條件下室溫〔(22±2)℃〕靜置反應. 0～168 d內每21 d取樣1次，此后于第210天取樣1次，每次均采集3個平行樣，測定泥漿中二價鐵〔Fe(Ⅱ)〕的濃度，并進行PCBs的提取與分析以及實時熒光定量PCR分析.

1.4 Fe(Ⅱ)濃度的測定

使用菲洛嗪試劑測定體系中Fe(Ⅱ)的濃度[32]. 首先取0.2 mL泥漿，加入0.8 mL 1 mol/L的鹽酸充分反應；離心(1 000 r/min，1 min)后取0.1 mL上清液，再加入4.9 mL菲洛嗪溶液，反應后過濾. 使用紫外分光光度計在波長562 nm處測定濾后溶液的吸光度. 該方法加標回收率為97%～102%.

1.5 PCBs提純與分析

PCBs的提取、提純凈化及分析方法參照文獻[33]：在2.0 g泥漿中加入10 mL丙酮萃取1次，10 mL丙酮、正己烷混合液(二者體積比1∶1)萃取2次，再用3 mL正己烷萃取1次，將萃取液合并. 向萃取液中加入8 mL質量分數為2%的氯化鈉溶液，然后分離提純正己烷層，并氮吹至2 mL. 向氮吹后的正己烷溶液中加入1 mL四丁基硫酸試劑和2 mL異丙醇除硫，渦旋1 min，再加入0.1 g亞硫酸鈉. 分離正己烷層，并氮吹至1 mL，液體過弗洛里土層析柱(由上至下裝填1.8 g無水硫酸鈉和3.0 g弗洛里土，10 mm內徑). 然后用30 mL正己烷洗脫，再用30 mL體積比為4∶1的正己烷和二氯甲烷混合液洗脫. 將洗脫液旋轉蒸發至4 mL，正己烷定容至8 mL，用于氣相色譜分析. 209種PCBs單體的氣相色譜分析使用安捷倫7890A配微電子捕獲檢測器(GC-μECD)進行. 在采樣的泥漿中加入200 μL 5 μg/mL的PCB 209作為替代物，各PCB單體的濃度均通過替代物回收率校正.

1.6 16S rDNA的提取與qPCR分析

使用美國MoBio公司的PowerSoil DNA提取試劑盒提取底泥DNA，提取方法參照試劑盒說明書. 該試驗分析了重要的脫氯細菌Dehalococcoides16S rRNA 基因數量隨時間的變化趨勢，從而定量表現其在兩種微環境下PCBs脫氯過程中的變化規律. 目標菌群研究使用的引物為DHC1200F/DHC1271R[34]. 質粒委托上海生工進行制備，采用pUCm-T載體插入目標基因. qPCR的反應體系為25 μL. 循環條件：95 ℃ 預變性120 s；95 ℃變性15 s，60 ℃延伸60 s，共40個循環；溶解程序設置為60～95 ℃.

1.7 高通量測序分析

底泥樣品總DNA提取方法同1.6節，高通量測序工作委托廣州美格基因公司完成，使用Illumina Hiseq 2500平臺進行測序. 使用QIIME軟件包(版本1.9.1)計算兩種多樣性指數(Shannon-Wiener指數和Simpson指數)，比較群落物種多樣性. 以Greengenes數據庫為參照，使用RDP Classifier對每個OTU(operational taxonomic unit，操作分類單位)的代表序列進行物種分類，并用R軟件(版本2.15.3)統計OTU各分類等級所占比例，繪制成柱形圖.

2 結果與討論

2.1 太湖底泥理化性質分析

太湖地區4個采樣點底泥樣品的含水率為38.86%～62.71%，Fe含量為 24 930.46～34 882.2 mg/kg(以該試驗微環境中的泥漿計，為89.04～124.58 mmol/kg)，總有機碳(TOC)含量為0.52%～1.27%(以干泥計)，PCBs背景值為13～84 ng/g(以干泥計). 根據加拿大《沉積物環境質量標準》，Z3、Z4采樣點底泥中PCBs含量低于ISQG，其所在區域內PCBs對生物體的威脅在可接受范圍內；Z1、Z2采樣點底泥PCBs背景值介于ISQG與PEL(可能效應水平值，277 ng/g)之間，其所在區域內PCBs對生物體存在潛在威脅，這與袁旭音等[35]對太湖沉積物PCBs風險評價結果相一致.

2.2 PCBs厭氧脫氯結果分析

2.2.1PCBs脫氯速率及脫氯程度分析

微環境中總PCBs質量濃度的變化可直觀地反映其脫氯情況. 在210 d的反應周期內，滅菌組總PCBs質量濃度維持在(49.03±0.48)mmol/kg范圍內，隨時間無顯著變化，且無脫氯產物被檢測到，證明脫氯是微生物過程. T-1對照組與T-Fe試驗組中總PCBs質量濃度隨時間的變化情況(見圖2)顯示，2種反應條件下均有脫氯反應的發生. T-1對照組中，反應滯后期約為21 d，21～126 d為PCBs快速降解期，126～210 d脫氯速率減慢，但仍未到達平臺期，表明210 d后，太湖底泥微環境中仍存在PCBs脫氯潛能. 在210 d內，T-Fe試驗組中PCBs的脫氯效率遠低于T-1對照組，反應滯后期較長，為42～63 d. 至第210天，T-1對照組的總PCBs質量濃度降低了13.38%，而T-Fe試驗組僅降低了4.80%. 這表明Fe(Ⅲ)對PCBs的還原脫氯具有一定的抑制作用，降低了脫氯程度與脫氯速率，但并未完全抑制，這與XU等[22]對格拉斯河底泥的研究結果相同. 哈德遜河底泥中TOC含量與太湖底泥相近，Fe元素背景值(5 310 mg/kg)遠低于太湖底泥，但添加相同濃度的FeOOH使哈德遜河底泥中的PCBs厭氧脫氯反應完全被抑制[22]，表明Fe(Ⅲ)對PCBs脫氯的影響是一個復雜的作用過程，受到諸多物理化學和生物因素的共同影響.

圖2 微環境中總PCBs質量濃度隨時間的變化Fig.2 Total PCBs mass concentrations over time in the microcosms

根據在PCBs上的位置，氯可以分為3類——鄰位(ortho-)、對位(para-)、間位(meta-)氯，這3種氯隨時間的變化情況見圖3. 由圖3可知，T-1對照組中，間位(meta-)氯的脫氯滯后期短(21～42 d)，脫氯速率快. 在T-Fe試驗組中，間位氯在第147天才開始減少，第210天時的脫氯程度也遠低于T-1對照組(T-1對照組為27.2%，T-Fe試驗組為8.9%). 0～210 d內，對位(para-)氯在T-1對照組中減少了17.9%，但在T-Fe試驗組中僅減少了4.9%. 由此可見，FeOOH顯著抑制了間位和對位氯的脫除(P<0.05). XU等[22]則指出，在格拉斯河底泥中，FeOOH顯著抑制了對位氯的脫氯作用，但對間位脫氯的抑制非常有限. 底泥理化性質和微生物群落均可能是導致上述研究結果存在差異的原因. 在T-1對照組和T-Fe試驗組中每聯苯平均鄰位氯原子數目(OCPB)略有上升，主要原因是PCB 12的完全脫氯導致了PCBs分子數量的減少. 在兩種微環境中的脫氯偏好順序均是間位(meta-)>對位(para-)>鄰位(ortho-)，說明FeOOH并未改變PCBs的脫氯偏好. WEI等[20]研究顯示，氨三乙酸絡合Fe(Ⅲ)也未使三氯乙烯的脫氯偏好產生明顯變化，但水羥合鐵使三氯乙烯的脫氯子產物分布發生了較大改變，表明Fe(Ⅲ)的種類也會對脫氯偏好產生影響.

圖3 每聯苯平均鄰位(ortho-)、間位(meta-)、對位(para-)氯數目隨時間的變化Fig.3 Changes of ortho-, meta-, para- chlorines per biphenyl over time

2.2.2PCBs產物分析

滅菌組在210 d的反應周期內未檢測到PCBs脫氯產物，表明無脫氯反應發生. T-1對照組中，第42天開始出現9種母體外的子產物，說明脫氯啟動于21～42 d期間. T-Fe試驗組中第63天檢測到脫氯產物，表明T-Fe試驗組的脫氯滯后期為42～63 d. 這也與圖2中總PCBs質量濃度的變化趨勢一致. 由此可見，FeOOH使脫氯滯后期延長，這與Paul等[21]的研究結果相同.

初始狀態(第0天)與反應進行至第210天時，T-1對照組與T-Fe試驗組中PCB單體的組成分布如圖4所示. 結果表明，第210天時，T-1對照組中，5種高氯代的PCBs母體(PCB 105、PCB 114、PCB 149、PCB 153、PCB 170)降解程度較高，PCB 1(2-)、PCB 2(3-)、PCB 13(3-4)、PCB 25(24-3)、PCB 32(26-4)、PCB 47(24-24)、PCB 49(24-25)、PCB 52(25-25)等低氯代的子產物大量累積. 這些子產物聯苯上剩余的氯原子均無側位氯取代，表明存在側位氯的氯原子較易被脫除，而無側位氯的氯原子較難被取代. T-Fe試驗組中，5種高氯代的PCBs母體的降解程度較低，積累的低氯代子產物的種類及其濃度也低于T-1對照組，其中PCB 32、PCB 47、PCB 49、PCB 52的濃度遠低于T-1對照組.

注：含量低于0.1 mg/kg的PCB單體不顯示編號. 圖4 第0天與第210天微環境中PCB單體組成分布對比Fig.4 Comparison of the PCB congener profile at day 0 and day 210 in the microcosms

微環境中PCBs的主要脫氯路徑見圖5. 如圖5所示，PCB 32是PCB 64和PCB 71的一代子產物，與T-1對照組相比，T-Fe試驗組中PCB 64的降解程度明顯較低，這可能是PCB 32在T-Fe試驗組中未大量積累的原因. PCB 47、PCB 49、PCB 52是PCB 153的二代子產物，而FeOOH抑制了PCB 153的降解，因此使子產物的濃度較低. 值得注意的是，T-1對照組中出現了PCB 25的鄰位脫氯子產物PCB 13，表明太湖底泥中具有鄰位脫氯路徑. 而T-Fe試驗組中未檢測到PCB 13，無鄰位脫氯過程，這可能是因為Fe(Ⅲ)抑制了鄰位脫氯進程. 然而，XU等[22]發現，添加FeOOH并未抑制格拉斯河底泥中的鄰位脫氯過程，這可能與格拉斯河底泥中有機物含量較高(TOC為5.73%)有關.

注：ortho-—鄰位脫氯; meta-—間位脫氯; para-—對位脫氯. 虛線框表示外加PCB母體.圖5 微環境中多氯聯苯的主要脫氯路徑Fig.5 The main dechlorination pathways of PCBs in the microcosms

2.3 Fe(Ⅲ)還原分析

Fe(Ⅲ)的還原程度可通過微環境中Fe(Ⅱ)的濃度予以反映，兩個體系中Fe(Ⅱ)的濃度變化如圖6 所示. T-1對照組中Fe(Ⅱ)濃度的增加來源于太湖底泥中內源Fe(Ⅲ)的還原，T-Fe試驗組中則為內源和外加Fe(Ⅲ)還原的共同結果. 因此，T-Fe試驗組和T-1對照組中Fe(Ⅱ)濃度的差值可反映外加FeOOH的還原程度. 第21天時，T-Fe和T-1中Fe(Ⅱ)含量的差值為11.50 mmol/kg，說明FeOOH的還原已于0～21 d啟動，優先于PCBs還原脫氯反應. 至第210天，T-1對照組和T-Fe試驗組中Fe(Ⅱ)含量的差值始終小于40 mmol/kg，說明T-Fe試驗組中外加的FeOOH未完全被還原. 由此可見，PCBs脫氯與Fe(Ⅲ)還原可同時進行. WEI等[20]的研究同樣表明三氯乙烯脫氯和Fe(Ⅲ)還原可同時發生.

圖6 兩個微環境體系中Fe(Ⅱ)濃度隨時間的變化Fig.6 The concentration of Fe (Ⅱ) over time in the two microcosms

2.4 高通量測序結果分析

該試驗對第0、42、168天兩組微環境中底泥樣品的16S rDNA基因V3～V4可變區進行高通量測序. 序列相似度≥97%則歸為1個OTU，各樣品的序列數及OTU數見表3. Shannon-Wiener指數和Simpson指數可以綜合反映群落中物種的豐富度和均勻度，二者值越大，表明群落多樣性越高. 由表3可見，初始狀態底泥樣品中微生物群落多樣性最高，兩組的微生物群落多樣性均隨時間的延長而逐漸降低，且T-Fe試驗組的群落多樣性低于同時段的T-1對照組.

表3 各樣品OTUs及α-多樣性指數統計

各組底泥中優勢細菌在門水平上的相對豐度如圖7所示. 由圖7可見，第0天時T-1對照組中，變形菌門(Proteobacteria)相對豐度(46.46%)最高，其次為擬桿菌門(Bacteroidete，相對豐度為16.57%)、綠彎菌門(Chloroflexi，相對豐度為9.64%)、厚壁菌門(Firmicutes，相對豐度9.62%). 添加PCBs后，T-1對照組中厚壁菌門的相對豐度呈上升趨勢，在第168天時達37.71%，成為群落中相對豐度最高的門類，這與楊凱[36]的研究結果一致. T-Fe試驗組中厚壁菌門的相對豐度呈更加明顯的升高趨勢，第168天時達55.95%，同樣在微環境群落中占比最高. 楊凱[36]指出，厚壁菌門的大量富集表明該門類中可能存在與PCBs轉化和消減密切相關的微生物.

圖7 門水平優勢細菌的相對豐度隨時間的變化Fig.7 Changes of relative abundance of preponderant bacteria phyla over time

T-1對照組中，變形菌門(Proteobacteria)的相對豐度隨脫氯反應的進行逐漸降低，第168天時占總細菌的27.72%，優勢菌地位下降. T-Fe試驗組的Fe(Ⅲ)還原條件下，變形菌門的相對豐度呈現更加明顯的下降趨勢，第168天時占比僅為14.96%. 雖然變形菌門在各體系中的相對豐度降低，但δ變形菌亞門(δ-Proteobacteria)在變形菌門內的占比呈上升趨勢，T-1對照組中由第0天的31.43%增至第168天的53.65%，T-Fe試驗組中第168天時其占比達61.95%.δ-Proteobacteria中的脫硫單胞菌屬(Desulfuromonas)、脫硫細菌屬(Desulfuromusa)、地桿菌屬(Geobacter)和幽門桿菌屬(Pelobacter)可作用于Fe(Ⅲ)還原[37]，部分Fe(Ⅲ)還原菌可使三氯乙烯、四氯乙烯脫氯降解[38-40]，但目前尚未發現使PCBs厭氧脫氯的鐵還原菌.

目前已知的PCBs脫氯菌大多隸屬于綠彎菌門(Chloroflexi)[41-43]，其相對豐度在T-1對照組、T-Fe試驗組中均有一定程度的提高，由第0天的9.64%分別增至第168天的11.57%和12.70%. 初始狀態下，Chloroflexi門類內相對豐度最高的是厭氧繩菌綱(Anaerolineae，相對豐度為94.33%)，其次為Dehalococcoidetes(相對豐度為4.2%). T-1對照組中，已知與PCBs脫氯相關的Dehalococcoidales在Chloroflexi中的占比大幅提升，由第0天的3.42%增至第168天的26.27%. T-Fe試驗組中Dehalococcoidales/Chloroflexi的增幅較小，第168天時比值為10.55%. 各微環境中，第0天時未啟動脫氯反應，Dehalococcoides也在各體系中未被檢出. T-1對照組在第42天檢出Dehalococcoides，占總OTUs的0.01%，但在T-Fe試驗組仍未檢出，對應該時間點下T-1對照組中脫氯反應啟動，而T-Fe試驗組中PCBs脫氯仍處于滯后期. 在脫氯速率較快的第168天，T-1對照組、T-Fe試驗組中Dehalococcoides的占比分別為0.78%和0.18%，表明該菌屬會隨時間發生富集，并對太湖底泥微環境中PCBs的厭氧脫氯具有重要作用，這與Matturro等[44]對意大利馬可波羅海洋底泥的相關研究結果相同.

2.5 實時熒光定量PCR結果分析

目前，已有研究發現的PCBs還原脫氯細菌主要是Dehalococcoides屬細菌[42-43]，各微環境下Dehalococcoides的16S rRNA基因數隨時間的變化情況如圖8所示. 由圖8可見，T-1對照組中Dehalococcoides16S rRNA的基因數從21～42 d開始明顯增長，而21～42 d T-1對照組中的PCBs脫氯也開始啟動，至210 d 16S rRNA基因數一直保持在較高水平，該時段內的PCBs脫氯也具有較高的速率. 這表明太湖底泥沉積物中，Dehalococcoides的生長與PCBs的還原脫氯密切相關，該結果與高通量測序的結論一致. T-Fe試驗組中Dehalococcoides的16S rRNA基因數一直維持在較低水平，即使是在圖2所示脫氯速率較快的84～126 d，該基因水平仍無明顯增長. 這表明在太湖底泥沉積物中可能存在其他PCBs脫氯相關的細菌種群. 0～42 d T-Fe試驗組中Dehalococcoides的基因數高于T-1對照組，該現象也發現于格拉斯河底泥[22]的研究中，其原因可能是一些三價鐵還原菌與氫氧化菌互營共生或發酵產氫[45]，氫氣作為Dehalococcoides的首選電子供體，促進了其在底泥微環境中的富集[46]，但此時T-Fe試驗組中脫氯反應并未啟動，這可能是Dehalococcoides屬中的相關細菌利用Fe(Ⅲ)作為替代電子受體進行生長代謝導致的[47]. 63～210 d的培養周期內，與T-1對照組相比，T-Fe試驗組中Dehalococcoides的基因數處于較低水平，這與哈德遜河底泥[22]中的結果相一致.

圖8 兩個微環境體系中Dehalococcoides的16S rRNA基因數隨時間的變化Fig.8 Changes of Dehalococcoides 16S rRNA genes over time in the two microcosms

3 結論

a) 太湖底泥中PCBs背景值為13～84 ng/g，Z1、Z2采樣點所在區域內PCBs對生物體存在潛在威脅.

b) 40 mmol/kg的FeOOH對PCBs的還原脫氯有一定的抑制作用，延長了脫氯滯后期，降低了脫氯程度和脫氯速率.

d) FeOOH顯著抑制了間位和對位氯的脫除(P<0.05). 在兩種還原條件下的脫氯偏好均是間位(meta-)>對位(para-)>鄰位(ortho-)，說明FeOOH并未改變PCBs的脫氯偏好. 對照組中存在鄰位脫氯路徑，而FeOOH還原體系中210 d內未發生鄰位脫氯，這可能是FeOOH抑制了鄰位脫氯進程.

e) PCBs脫氯與Fe(Ⅲ)還原可同時進行，但Fe(Ⅲ)還原先于PCBs脫氯反應發生.

f) 培養過程中，兩個體系中的微生物多樣性均逐漸降低，且Fe(Ⅲ)還原條件下的生物多樣性低于對照組. 添加PCBs后，厚壁菌門成為2種微環境中相對豐度最高的門類，而變形菌門的優勢地位下降. 此外，綠彎菌門的占比在對照組和FeOOH試驗組中均有一定程度的提高.Dehalococcoides會隨時間的延長而富集，并對太湖底泥微環境中PCBs的厭氧脫氯具有重要作用. 太湖底泥沉積物中可能還存在其他PCBs脫氯相關的細菌種群.

參考文獻(References)：

[1] DOMINGO J L.Concentrations of environmental organic contaminants in meat and meat products and human dietary exposure:a review[J].Food and Chemical Toxicology,2017,107:20-26.

[2] SAFE S.Polychlorinated-biphenyls(PCBs)-mutagenicity and carcinogenicity[J].Mutation Research,1989,220(1):31-47.

[3] LANGER P,KOCAN A,TAJTAKOVA M,etal.Fish from industrially polluted freshwater as the main source of organochlorinated pollutants and increased frequency of thyroid disorders and dysglycemia[J].Chemosphere,2007,67(9):S379-S385.

[4] JACOBSON J L,JACOBSON S W.Intellectual impairment in children exposed to polychlorinated biphenyls in utero[J].New England Journal of Medicine,1996,335(11):783-789.

[5] WANG Shuli,TSAI P C,YANG C Y,etal.Increased risk of diabetes and polychlorinated biphenyls and dioxins-a 24-year follow-up study of the Yucheng cohort[J].Diabetes Care,2008,31(8):1574-1579.

[6] GUO Wenjing,PAN Bohu,SAKKIAH S,etal.Persistent organic pollutants in food:contamination sources,health effects and detection methods[J].International Journal of Environmental Research and Public Health,2019,16(22):1-29.

[7] JING Ran,FUSI S,KJELLERUP B V.Remediation of polychlorinated biphenyls(PCBs) in contaminated soils and sediment:state of knowledge and perspectives[J].Frontiers in Environmental Science,2018,6:1-17.

[8] 段靖禹,周長志,曹柳,等.生物炭復合青霉菌修復砷污染土壤對其微生物群落功能多樣性的影響[J].環境科學研究,2020,33(4):1037-1044.

DUAN Jingyu,ZHOU Changzhi,CAO Liu,etal.Effects of biochar composite penicillium on functional diversity of microbial community in arsenic-contaminated soil[J].Research of Environmental Sciences,2020,33(4):1037-1044.

[9] 孫仲平,吳乃瑾,魏文俠,等.電子供體刺激下厭氧微生物對1,2-二氯乙烷的降解效果[J].環境科學研究,2018,31(8):1431-1438.

SUN Zhongping,WU Naijin,WEI Wenxia,etal.Effect of anaerobic microbial degradation of 1,2-dichloroethane stimulated by electron donor[J].Research of Environmental Sciences,2018,31(8):1431-1438.

[10] BORJA J,TALEON D M,AURESENIA J,etal.Polychlorinated biphenyls and their biodegradation[J].Process Biochemistry,2005,40(6):1999-2013.

[11] 陳燕燕,尹穎,王曉蓉,等.太湖表層沉積物中PAHs和PCBs的分布及風險評價[J].中國環境科學,2009,29(2):118-124.

CHEN Yanyan,YIN Ying,WANG Xiaorong,etal.Polycyclic aromatic hydrocarbons and polychlorinated biphenyl in surface sediments of Taihu Lake:the distribution,sources and risk assessment[J].China Environmental Science,2009,29(2):118-124.

[12] 于英鵬,劉敏.太湖流域水源地多氯聯苯分布特征與污染水平[J].生態毒理學報,2018,13(1):147-153.

YU Yingpeng,LIU Min.Distribution characteristics and pollution level of PCBs in water source area of Taihu River Basin[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2018,13(1):147-153.

[13] YIN Ge,ZHOU Yihui,STRID A,etal.Spatial distribution and bioaccumulation of polychlorinated biphenyls(PCBs) and polybrominated diphenyl ethers(PBDEs) in snails(Bellamya aeruginosa) and sediments from Taihu Lake Area,China[J].Environmental Science and Pollution Research,2017,24(8):7740-7751.

[14] HARRAD S J,SEWART A P,ALCOCK R,etal.Polychlorinated biphenyls(PCBs) in the British environment:sinks,sources and temporal trends[J].Environmental Pollution,1994,85(2):131-146.

[15] XU Yan,WEI Si,QIN Qingdong,etal.AhR-mediated activities and compounds in sediments of Meiliang Bay,Taihu Lake,China determined by in vitro bioassay and instrumental analysis[J].RSC Advances,2015,5(69):55746-55755.

MA Zhaohui,JIN Jun,QI Xuekui,etal.Vertical distribution of PBDEs and DL-PCBs in sediments of Taihu Lake[J].Environmental Science,2013,34(3):1136-1141.

[17] WIEGEL J,WU Q Z.Microbial reductive dehalogenation of polychlorinated biphenyls[J].FEMS Microbiology Ecology,2000,32(1):1-15.

[18] 許妍,傅大放.多氯聯苯微生物厭氧脫氯研究進展[J].環境化學,2014,33(6):908-914.

XU Yan,FU Dafang.A review on microbial-catalyzed reductive dechlorination of polychlorinated biphenyls[J].Environmental Chemistry,2014,33(6):908-914.

[19] MORRIS P J,MOHN W W,QUENSEN J F,etal.Establishment of a polychlorinated biphenyl-degrading enrichment culture with predominantly meta dechlorination[J].Applied and Environmental Microbiology,1992,58(9):3088-3094.

[20] WEI Na,FINNERAN K T.Influence of ferric iron on complete dechlorination of trichloroethylene(TCE) to ethene:Fe(Ⅲ) reduction does not always inhibit complete dechlorination[J].Environmental Science & Technology,2011,45(17):7422-7430.

[21] PAUL L,HERRMANN S,KOCH C B,etal.Inhibition of microbial trichloroethylene dechorination by Fe(Ⅲ) reduction depends on Fe mineralogy:a batch study using the bioaugmentation culture KB-1[J].Water Research,2013,47(7):2543-2554.

[22] XU Yan,GREGORY K B,VANBRIESEN J M.Effects of ferric oxyhydroxide on anaerobic microbial dechlorination of polychlorinated biphenyls in Hudson and Grasse River sediment microcosms:dechlorination extent,preferences,ortho removal,and its enhancement[J].Frontiers in Microbiology,2018,9:1-16.

[23] LIU Xiaoping,WAN Hui,XUE Yuzhou,etal.Addition of iron oxides in sediments enhances 2,3,4,5-tetrachlorobiphenyl(PCB 61) dechlorination by low-voltage electric fields[J].RSC Advances,2017,7(42):26019-26027.

[24] 楊文斌,唐皓,韓超,等.太湖沉積物鐵形態分布特征及磷鐵相關性分析[J].中國環境科學,2016,36(4):1145-1156.

YANG Wenbin,TANG Hao,HAN Chao,etal.Distribution of iron forms and their correlations analysis with phosphorus forms in the sedimentary profiles of Taihu Lake[J].China Environmental Science,2016,36(4):1145-1156.

[25] 楊宏偉,吳亞麗,馬旭陽.黃河干流表層沉積物鐵形態的分布特征及相關性分析[J].中國環境科學,2015,35(12):3663-3669.

YANG Hongwei,WU Yali,MA Xuyang.Distribution characteristics and correlation analysis of Fe speciation in the surface sediments from different reaches along Yellow River[J].China Environmental Science,2015,35(12):3663-3669.

[26] 彭翠英,李志良,黃微,等.湘江中游衡陽-株洲段沉積物幾種典型重金屬的污染特征及其生態風險評價[J].南華大學學報(自然科學版),2019,33(4):89-96.

PENG Cuiying,LI Zhiliang,HUANG Wei,etal.Heavy metal pollution characteristics and potential ecological risk assessment of sediments in Hengyang-Zhuzhou Section of Xiangjiang River[J].Journal of University of South China(Science and Technology),2019,33(4):89-96.

[27] 王晨晨,潘大為,韓海濤,等.煙臺四十里灣潮間帶表層沉積物中鐵的形態研究[J].海洋環境科學,2019,38(4):555-560.

WANG Chenchen,PAN Dawei,HAN Haitao,etal.Research on iron speciation in surface sediments in intertidal zone of Yantai Sishili Bay[J].Marine Environmental Science,2019,38(4):555-560.

[28] XU Yan,GREGORY K B,VANBRIESEN J M.Reduction in sulfate inhibition of microbial dechlorination of polychlorinated biphenyls in Hudson and Grasse River sediments through fatty acid supplementation[J].Chemosphere,2019,233:81-91.

[29] SHELTON D R,TIEDJE J M.General-method for determining anaerobic biodegradation potential[J].Applied and Environmental Microbiology,1984,47(4):850-857.

[30] YAN T,TIMOTHY M L,PAIGE J N.The impact of sediment characteristics on polychlorinated biphenyl-dechlorinating cultures:implications for bioaugmentation[J].Bioremediation Journal,2006,10(4):143-151.

[31] LOVLEY D R,PHILLIPS E J P.Organic-matter mineralization with reduction of ferric iron in anaerobic sediments[J].Applied and Environmental Microbiology,1986,51(4):683-689.

[32] SORENSEN J.Reduction of ferric iron in anaerobic,marine sediment and interaction with reduction of nitrate and sulfate[J].Applied and Environmental Microbiology,1982,43(2):319-324.

[33] 徐磊,劉莎,秦慶東,等.太湖竺山灣及入湖河流沉積物中多氯聯苯單體分布及源解析[J].中國環境科學,2017,37(11):4333-4341.

XU Lei,LIU Sha,QIN Qingdong,etal.Distribution and source apportionment of polychlorinated biphenyl congeners in surface sediments from Zhushan Bay and the inflow rivers of Lake Taihu[J].China Environmental Science,2017,37(11):4333-4341.

[34] MUYZER G,DEWAAL E C,UITTERLINDEN A G.Profiling of complex microbial-populations by denaturing gradient gel-electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes-coding for 16S ribosomal-RNA[J].Applied and Environmental Microbiology,1993,59(3):695-700.

[35] 袁旭音,王禹,孫成,等.太湖底泥中多氯聯苯的特征與環境效應[J].長江流域資源與環境,2004,13(3):272-276.

YUAN Xuyin,WANG Yu,SUN Cheng,etal.Characteristics and environmental effects of polychlorinated biphenyls in sediments from Taihu Lake[J].Resources and Environment in the Yangtze Basin,2004,13(3):272-276.

[36] 楊凱.水稻土有機質礦化過程中多氯聯苯的厭氧生物脫氯研究[D].杭州:浙江大學,2015.

[37] LONERGAN D J,JENTER H L,COATES J D,etal.Phylogenetic analysis of dissimilatory Fe(Ⅲ)-reducing bacteria[J].Journal of Bacteriology,1996,178(8):2402-2408.

[38] KRUMHOLZ L R.Desulfuromonaschloroethenicasp.nov.uses tetrachloroethylene and trichloroethylene as electron acceptors[J].International Journal of Systematic Bacteriology,1997,47(4):1262-1263.

[39] SUNG Y,RITALAHTI K M,SANFORD R A,etal.Characterization of two tetrachloroethene-reducing,acetate-oxidizing anaerobic bacteria and their description asDesulfuromonasmichiganensissp.Nov.[J].Applied and Environmental Microbiology,2003,69(5):2964-2974.

[40] SUNG Y,FLETCHER K F,RITALALITI K M,etal.Geobacterlovleyisp.Nov.strain SZ,a novel metal-reducing and tetrachloroethene-dechlorinating bacterium[J].Applied and Environmental Microbiology,2006,72(4):2775-2782.

[41] WU Q Z,WATTS J E M,SOWERS K R,etal.Identification of a bacterium that specifically catalyzes the reductive dechlorination of polychlorinated biphenyls with doubly flanked chlorines[J].Applied and Environmental Microbiology,2002,68(2):807-812.

[42] FENNELL D E,NIJENHUIS I,WILSON S F,etal.Dehalococcoidesethenogenesstrain 195 reductively dechlorinates diverse chlorinated aromatic pollutants[J].Environmental Science & Technology,2004,38(7):2075-2081.

[43] ADRIAN L,DUDKOVA V,DEMNEROVA K,etal.‘Dehalococcoides’ sp. strain CBDB1 extensively dechlorinates the commercial polychlorinated biphenyl mixture Aroclor 1260[J].Applied and Environmental Microbiology,2009,75(13):4516- 4524.

[44] MATTURRO B,UBALDI C,ROSSETTI S.Microbiome dynamics of a polychlorobiphenyl(PCB) historically contaminated marine sediment under conditions promoting reductive dechlorination[J].Frontiers in Microbiology,2016,7:1-14.

[45] CORD-RUWISCH R,LOVLEY D R,SCHINK B.Growth of Geobacter sulfurreducens with acetate in syntrophic cooperation with hydrogen-oxidizing anaerobic partners[J].Applied and Environmental Microbiology,1998,64(6):2232-2236.

[46] HE J,RITALAHTI K,AIELLO M,etal.Complete detoxification of vinyl chloride by an anaerobic enrichment culture and identification of the reductively dechlorinating population as aDehalococcoidesspecies[J].Applied and Environmental Microbiology,2003,69(2):996-1003.

[47] HORI T,AOYAGI T,ITOH H,etal.Isolation of microorganisms involved in reduction of crystalline iron(Ⅲ) oxides in natural environments[J].Frontiers in Microbiology,2015,6:1-16.