苦草-附著生物復合系統對水體磺胺降解的貢獻評估

龔潔　郝森艦　蘆川　馮立輝　鄒曦　朱利明

摘要：磺胺類抗生素（Sulfonamides，SAs）在醫藥和養殖領域的廣泛使用，造成自然水體中殘留量不斷增加，對水生態系統造成嚴重危害。了解苦草-附著生物復合體對磺胺（Sulfonamides，SN）降解效果以及苦草和附著生物對SN降解的貢獻，為后期研究附著生物的定植演替規律和群落結構特征以及應用“沉水植物-附著生物復合系統”治理抗生素污染水體提供理論支撐。選擇沉水植物苦草（Vallisneria natans）作為實驗物種，設置P-V-（無附著生物，無苦草）、P+V-（有附著生物，無苦草）、P-V+（無附著生物，有苦草）、P+V+（有附著生物，有苦草）4種處理，開展靜態模擬試驗，探討沉水植物-附著生物復合系統對磺胺的降解效果及各自的貢獻。結果表明：在降解SN的過程中，P+V+處理組SN濃度由25 mg/L降至5.4 mg/L，去除率為78.4%，降解效果最好；實驗13 d苦草的貢獻率為94.34%，發揮著主要作用，附著生物的貢獻率為5.66%，起到次要作用；叢毛單胞菌科、細胞弧菌科和腐螺旋菌科為P+V+處理組附著生物的優勢類群。

關鍵詞：附著生物；磺胺；苦草；復合系統；貢獻評估；降解

中圖分類號：Q178.1? ? ? ? 文獻標志碼：A? ? ? ? ?文章編號：1674-3075（2023）05-0142-07

磺胺類抗生素（Sulfonamides，SAs）是一種廣譜抗菌的人工合成抗菌藥，主要用于預防和治療細菌感染性疾病。當前，全球每年的抗生素消費量可達10萬～20萬t，我國是抗生素生產、使用和銷售的大國，每年生產抗生素原料約 21萬t（谷嬌等，2021）。由于現有的污水處理工藝并不能將抗生素完全去除，導致抗生素排放到環境中并在水中經常被檢測到。韓國地表水體中SAs平均檢出濃度為 20 μg/L，德國地下水的抗生素檢測中，SAs達到410 ng/L（Juliana et al，2017）。水體SAs濃度升高，會對水生動物、植物和微生物產生生態毒理學效應，并通過食物鏈進入人體，破壞人體的免疫系統，引起“三致效應”（Cxh et al，2019）。因此，如何生態、高效地去除水環境中的SAs越來越引起人們重視。

環境中抗生素的去除方法主要有物理法、化學法、生物法。基于生物法運行成本低、對環境二次污染較小的優點，使用植物修復和微生物修復技術降解水體中抗生素污染成為主流趨勢（Abu-Alsoud & Bottaro，2020）。其中，植物修復和人工濕地技術早已被廣泛應用于抗生素去除。已有研究發現，水生植物大漂（Pistia stratiotes）、鳳眼蓮（Eichhornia crassipes）、空心菜（Ipomoea aquatica）和水芹（Oenanthe javanica）能夠去除水體中多種抗生素（Machado & Soares，2019）。Preiner等（2020）研究表明，由黑麥草（Lolium perenne）構建的植物浮床對養殖廢水中的SAs去除率可達91.8%～99.5%。此外，在研究人工濕地去除抗生素方面發現，蘆葦（Phragmites australis）、香蒲（Typha orientalis）、香根草（Vetiveria zizanioides）和美人蕉（Canna indica）對磺胺甲惡唑（SMX）具有較高的去除率（張航俊等，2021）。目前利用微生物去除SAs多為污水處理廠的活性污泥法，王宇等（2020）研究發現，從活性污泥樣品中篩選出嗜冷菌 HA-4，在最佳生長條件下對SMX進行192 h的降解，其降解率為34.3%。另有研究發現，采用兩相厭氧系統處理磺胺（Sulfonamide，SN）廢水，通過Ca（OH）2調節pH以及降低SO42-濃度的預處理，儀器穩定運行6個月，SAs的去除率僅為10.8%（陳蕾和ZHOU，2018）。

為了提高水體中抗生素的去除效果，學者研究了沉水植物-附著生物復合系統的去除效果。Dini-Andreote等（2015）發現，沉水植物為水體中微生物提供附著基質和棲息場所，形成生物膜，而植物-生物膜-水體交界面釋放的O2和有機質等，為微生物生長提供了適宜的微環境。沉水植物與微生物協同作用，可有效抑制水體中抗生素污染。朱利明（2020）研究表明，在SN降解的過程中，光解和沉水植物-附著生物復合系統共同發揮作用。Guo等（2008）使用了活性污泥與藻類共同處理一系列典型的頭孢類抗生素，去除率超過90%，且發現將藻類作為預處理手段確實有助于降解效率的提高。當前使用沉水植物-附著生物復合系統去除水體中抗生素的研究還處于起步階段，主要集中于研究沉水植物-附著生物復合系統對于抗生素的去除效果，尚未有沉水植物-附著生物復合系統對水體磺胺降解的貢獻評估以及附著微生物定植演替規律的研究。因此，本文選擇水生態修復中常用沉水植物苦草作為實驗物種，研究在光解、沉水植物、附著生物以及沉水植物-附著生物復合系統4種不同條件下，SN的降解效果，并通過附著微生物的添加和去除，探究其在沉水植物苦草降解SN過程中的貢獻以及附著微生物定植演替規律。

1? ?材料與方法

1.1? ?主要試劑和儀器

磺胺純度≥99.8%，購于國藥集團藥業有限公司，其分子式為C6H8N2O2S，25 ℃下水溶性為7.5 g/L；乙腈及磷酸購自中國伊諾凱公司，為色譜純；其他化學藥品均為分析純。高效液相色譜為UltiMate3000（賽默飛，荷蘭）。

1.2? ?實驗材料

降解實驗于2021年4-6月開展。苦草采集于湖北省武漢市東湖（水質基本情況如表1），帶回實驗室清洗干凈，移栽于塑料箱（66 cm×48 cm×41 cm）進行預培養15 d。選取葉長約10 cm的苦草，再次將其表面附著藻類輕輕刷洗清除，移植到6 L的玻璃標本瓶中，以透明玻璃珠作為固定基質（直徑為6 mm）；每個標本瓶中種植10株苦草，再次進行預培養7 d（圖1）。2次預培養的營養液均是以曝氣自來水配置的10% Hoagland 營養液（Chang et al，2019）。接種的附著生物來源于東湖采集的沉水植物和水底石塊，將沉水植物和石塊用軟毛刷刷洗表面，刷洗液定容制備附著生物添加液；將附著生物添加液放置到50 mL離心管中，用磷酸鹽緩沖液定容，再用液氮冷凍送檢，測定附著微生物種類。

1.3? ?苦草無菌苗的制備及驗證

選取上述預培養的苦草，采用軟牙刷和200 mL無菌的Milli-Q水于培養皿（直徑為15 cm）中對植物表面進行輕輕刷洗，重復5次；然后將苦草放置于大燒杯中，使用100 W的超聲處理20 min，重復3次，每次重復更換Milli-Q水。選取最后一次大燒杯中的沖洗液接種到牛肉膏蛋白胨培養基中觀察有無菌落產生。

高壓滅菌處理后的牛肉膏蛋白胨培養基，經過48 h預培養之后，無菌落生成（圖2-a）；接種去除附著生物的沖洗液，進行無菌驗證。經過48 h的培養后，牛肉膏蛋白胨培養基上未發現明顯菌落（圖2-b）。

1.4? ?實驗設計

1.4.1? ?SN去除實驗? ?設置對照組P-V-（無附著生物，無苦草），和3個處理組P+V-（有附著生物，無苦草）、P-V+（無附著生物，有苦草）、P+V+（有附著生物，有苦草），實驗容器為6 L的玻璃標本瓶，每個標本瓶中加入SN濃度為25 mg/L的營養液5 L，每組 4 個重復。分別種植10株長勢相近、葉長約10 cm的無菌苦草于P-V+和P+V+處理組中，以透明玻璃珠作為固定基質（直徑為6 mm）；分別添加附著生物刷洗液500 mL于P+V-和P+V+處理組中。實驗在室內環境中進行，室內溫度為（30±2）℃，光照強度為4 000 lx，光照比為12 h：12 h。實驗周期為13 d，每2 d測定水體SN濃度，并且在實驗結束時，記錄植物的葉長、根長、相對生長率（RGR）及水體中溶解氧（DO）的變化。

1.4.2? ?復合系統對SN降解的貢獻評估? ?設置2個處理組，P-V+（無附著生物，有苦草）和P+V+（有附著生物，有苦草），每個處理組 4 個重復。實驗容器為6 L的玻璃標本瓶，每個標本瓶中加入SN濃度25 mg/L的營養液5 L，分別種植10株長勢相近、株長約10 cm的無菌苦草于P-V+和P+V+處理組中，添加附著生物刷洗液500 mL于P+V+處理組中。實驗在室內環境中進行，室內溫度為（30±2）℃，光照強度為4 000 lx，光照比為12 h：12 h。實驗周期為13 d，每2 d測定水體SN濃度，每3 d超聲分離苦草表面的附著微生物，將之放置到50 mL離心管中，用磷酸鹽緩沖液定容，液氮冷凍送檢，用16S rDNA高變區測序測定附著微生物種類。

1.5? ?指標測定

水溫、溶解氧（DO）、酸堿度（pH）、鹽度（SAL）以及電導率采用YSI ProPlus手持式多參數水質分析儀測定。現場采集水樣帶到實驗室測定總氮（TN）、總磷（TP）、氨氮（NH4+-N）、硝氮（NO3--N）、磷酸鹽、葉綠素和高錳酸鹽。附著微生物種類采用16S rDNA高變區測序測定。

采用高效液相色譜法（HPLC）對SN進行檢測，樣品經玻璃標本瓶中取出，取1 mL過0.22 [μ]m水系膜與1.5 mL進樣瓶中4 ℃避光保存，待測。色譜條件為：C18 分析柱（150 mm ×4.6 mm，5 [μ]m）；流動相：乙腈/磷酸=60：40（0.017 mol/L）混合后置于棕色瓶中，4 ℃冰箱保存；流速：1.0 mL/min；紫外檢測波長：259 nm；柱溫：40 ℃；自動進樣量：10 [μ]L。

相對生長率R的計算按照以下公式：

[R=W-W0W0×100]% ①

式中：W為實驗結束后（13 d）的苦草生物量（g），W0為實驗初始階段（0 d）的苦草生物量（g）。

1.6? ?數據的統計分析

運用 EXCEL 2020進行數據預處理，數據間的顯著性差異采用單因素方差分析，用 SPSS19.0 軟件進行分析，在進行方差分析前，對數據進行了方差齊性分析和正態分布分析，若方差齊性，選擇 LSD 檢驗，反之使用 Dunnett's 檢驗（P<0.05）。所有數據以 Mean±SD 表示。所有作圖使用 origin9.0 軟件。

2? ?結果與分析

2.1? ?不同處理條件下苦草及水體指標的變化

在SN脅迫下，苦草生物學指標發生明顯變化（圖3）。13 d時，P+V+處理組的葉長顯著大于P-V+處理組（P<0.05）。由圖3可以看出，P+V+處理組的苦草相對生長率顯著大于P-V+處理組（P<0.05）。

不同處理條件下各處理組DO的變化如圖4。與第1天相比，13 d時各處理組DO顯著降低（P<0.05）。7、9、11、13 d時，P+V+和P-V+處理組DO存在著顯著性差異（P<0.05）；7、11、13 d時，4個處理組DO存在著顯著性差異（P<0.05）。

在不同處理條件下，各處理組SN濃度發生明顯變化（圖5）。與第1天相比，13 d時各處理組SN濃度顯著降低（P<0.05）。3、5、13 d時，P+V+和P-V+處理組SN濃度無顯著性差異（P>0.05）；7、9、11 d時，4個處理組SN濃度存在顯著性差異（P<0.05）。

2.2? ?復合系統對SN降解的貢獻評估

苦草無菌苗及苦草-附著生物復合系統的SN去除率如圖6。與第1天相比，13 d時各處理組SN去除率顯著提高（P<0.05）。7、9、11 d時P+V+處理組SN去除率顯著大于P-V+處理組（P<0.05），3、5、13 d時P+V+和P-V+處理組SN去除率無顯著性差異（P>0.05）。

沉水植物和附著生物對SN降解的貢獻率如表2。實驗前5 d，沉水植物的貢獻率為100%；7、9、11 、13 d時，沉水植物的貢獻率為89.26%、79.96%、82.68%、94.34%，附著生物的貢獻率為10.74%、20.04%、17.32%、5.66%。

附著生物的主要種類及相對豐度見表3。在整個演替過程中，處理組附著生物種群隨著時間推移逐漸變化；0 d時，叢毛單胞菌科、黃桿菌科和紅環菌科相對豐度較高，為優勢類群，而細胞弧菌科和腐螺旋菌科相對豐度較低（表3）；在0～12 d時，黃桿菌科、紅環菌科和嗜甲基菌科相對豐度逐漸降低；叢毛單胞菌科、細胞弧菌科和腐螺旋菌科相對豐度逐漸增高，成為優勢類群（圖7）。

3? ?討論

3.1? ?附著生物對SN降解的貢獻

本研究發現在SN脅迫下，相比較P-V+處理組，P+V+處理組的苦草葉長和相對生長率顯著增加（P<0.05）（圖3）。葉片是植物進行光合作用的重要場所，在受到其脅迫時，植物體內葉綠素酶活性受影響，進而抑制或停止植物的光合作用，影響植物生長（Yao et al，2017）。此外，Shahryari等（2018）發現在降解有毒有機物時，微生物是主要的貢獻者之一；微生物在特定環境下通過新陳代謝產生酶等物質，直接或者間接修飾改變抗生素的結構從而使其失活。滕應等（2021）研究土壤中有機復合污染物微生物組轉化機制與調控原理，發現在有機物水體中，附著生物能夠在植物的根系部位產生微生物膜進行保護，在一定程度上降低對植物生長的毒害。因此，在高濃度SN的脅迫下，P+V+處理組由于附著生物的存在，可能會降解部分的SN，降低SN對于苦草的毒害作用，從而減少對苦草生長的抑制。

3.2? ?復合系統對SN的降解效果及貢獻

本研究發現在不同處理條件下，4個處理組DO存在著顯著性差異（P<0.05），P+V+和P-V+處理組 DO顯著大于其余2個處理組（P<0.05）（圖4）；實驗結束后相比較其他3個處理組，P+V+處理組SN濃度變化更加顯著（P<0.05）（圖5）。荊玉姝等（2022）研究表明，通過向水體中通入O2增加水體中DO飽和度，可提高水體的自凈能力。付融冰等（2008）研究了連續流濕地中DO、氧化還原電位（ORP）與植物根系分布的關系，發現植物根系的釋氧作用提高了根區的氧化能力，使根系表面的ORP增加。Wan等（2020）研究發現，在無菌植物根系中添加降解菌后會減少植物對雙酚A（BPA）降解效果；此外在微生物和植物之間還存在相互促進作用，共同降解污染物。劉太勝等（2021）研究發現狐尾藻-附著生物的復合系統相較于單獨狐尾藻處理系統，在處理水中的雙酚A（BPA）方面具有很好的作用。由以上分析可知，P+V+處理組中的苦草由于光合作用不斷產生O2，提升了水體中的DO，進而使水體中的ORP逐漸增加；氧化降解SN 的效果最好。本研究P-V+處理組和P+V+處理組SN去除率無顯著性差異（P>0.05）（圖6）；13 d時，沉水植物的貢獻率為94.34%，附著生物的貢獻率為5.66%。施文杰等（2019）研究表明，植物會分泌蛋白質和脂肪酸提供給附著生物作為碳源利用，減少了有機污染物對微生物的誘導，進一步降低其對有機污染物的降解能力。另外，高琦等（2019）研究發現，附著生物的貢獻率較低可能跟采集附著生物的環境有關，采集水體中SN濃度很低，并不利于具有高效SN降解能力的微生物群落的富集和生長，導致對實驗水體中SN的降解能力較低。Dini-Andreote等（2015）研究發現環境微生物降解有機污染物的過程存在眾多影響，需要篩選出特異性微生物種類降解專門抗生素。本實驗接種來自武漢市東湖的附著生物，由于東湖水質良好（表1），未能通過環境篩選出去除SN的特異性微生物，在本實驗初期的前5 d，附著生物在SN的脅迫下存在著“篩選”的過程；才會出現P-V+和P+V+處理組SN去除率無顯著性差異（P>0.05）。可見在降解SN的過程中，苦草發揮著主要作用，附著生物起到次要作用。

在SN的脅迫下，叢毛單胞菌科、細胞弧菌科和腐螺旋菌科具有較強耐受性，逐漸成為優勢類群（圖7）。王喬等（2020）研究發現睪丸酮叢毛單胞菌促進PAHs降解，使羊草根際細菌豐富度、多樣性以及細菌與PAHs的相關性發生改變，并且提高了羊草根際PAHs的降解潛力。邱廣斌等（2013）研究發現弧菌科細菌對江水中的藥物殘留具有很好的耐受性。本研究對后期研究附著生物的定植演替規律和群落結構特征以及應用“沉水植物-附著生物復合系統”治理抗生素污染水體提供理論支撐。

參考文獻

陳蕾， ZHOU George（Zhi），2018. 污水中抗生素抗性菌及抗性基因的去除技術[J].生態環境學報， 27（11）： 2163-2169.

付融冰， 朱宜平， 楊海真， 等， 2008. 連續流濕地中DO、ORP狀況及與植物根系分布的關系[J].環境科學學報，（10）： 2036-2041.

高琦， 倪晉仁， 趙先富， 等， 2019. 金沙江典型河段浮游藻類群落結構及影響因素研究[J].北京大學學報： 自然科學版， 55（3）： 178-186.

谷嬌， 韓燕青， 何虎， 等， 2021. 淡水貝類河蜆對沉水植物苦草生長的影響[J].生態學雜志， 40（5）： 1512-1520.

劉太勝， 姜沄林， 蔣宇霞， 等，? 2021. 烷基酚和雙酚A的生物毒性及藻類降解研究進展[J].廣東化工， 48（15）： 146-148， 126.

荊玉姝， 牟潤芝， 姜怡名， 等， 2022. 曝氣精確控制實現污水處理廠節能降耗的應用[J].環境工程， 40（5）： 141-145，165.

邱廣斌， 徐宏亮， 翟如波， 等， 2013. 鴨綠江江水中不同季節弧菌科細菌分布及耐藥情況分析[J].臨床軍醫雜志， 41（4）： 398-399， 401.

施文杰， 王長友， 楊銳， 2019， 諾氟沙星對鹽生杜氏藻、新月菱形藻和小球藻的生態毒性效應[J].海洋環境科學， 38（1）： 1-6.

滕應， 王笑咪， 韓玉娟， 等， 2021. 土壤中有機復合污染物微生物組轉化機制與調控原理：進展與展望[J].土壤學報， 58（5）： 1084-1093.

王喬， 鄭瑞， 孫學婷， 等， 2020. 睪丸酮叢毛單胞菌對羊草根際土壤PAHs降解及細菌群落結構的影響[J].生物工程學報， 36（12）： 2657-2673.

王宇， 孫嘉蕾， 韓雪， 2020. 嗜冷菌的嗜冷機制及其應用研究進展[J].食品研究與開發， 41（12）： 196-201.

張航俊， 張曉麗， 阮鑫， 等， 2021. 高效液相色譜-串聯質譜法研究豬組織中磺胺間甲氧嘧啶和磺胺二甲嘧啶的消除規律[J].食品安全質量檢測學報， 12（12）： 4838-4844.

朱利明， 2020. 苦草（Vallisneria natans（Lour.）Hara）對水體磺胺的去除機理研究[D].上海： 上海海洋大學.

Abu-Alsoud G F， Bottaro C S， 2020. Porous thin-film molecularly imprinted polymer device for simultaneous determination of phenol， alkylphenol and chlorophenol compounds in water - ScienceDirect[J]. Talanta， 223： 121727.

Chang G， Yue B， Gao T， et al， 2019. Phytoremediation of phenol by Hydrilla verticillata （L.f.）Royle and associated effects on physiological parameters[J]. Journal of Hazardous Materials， 388： 121569.

Cxh A， Uh A， Sfa B， et al， 2019. Antibiotic microbial resistance （AMR） removal efficiencies by conventional and advanced wastewater treatment processes： A review[J]. Science of The Total Environment， 685： 596-608.

Dini-Andreote F， Stegen J C， Elsas J V， et al， 2015. Disentangling mechanisms that mediate the balance between stochastic and deterministic processes in microbial succession[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences， 112（11）：1326-1332.

Guo W， Mani S A， Liao M J， et al， 2008. The epithelial-mesenchymal transition generates cells with properties of stem cells.[J]. Cell， 133（4）：704-715.

Juliana， Polloni-Silva， Ana， et al， 2017. Remediation efficiency of three treatments on water polluted with endocrine disruptors： Assessment by means of in vitro techniques[J]. Chemosphere. DOI：10.1016/j.chemosphere.2017.01.029.

Machado M D， Soares E V， 2019. Impact of erythromycin on a non-target organism： Cellular effects on the freshwater microalga Pseudokirchneriella subcapitata[J]. Aquatic Toxicology， 208： 179-186.

Preiner S， Dai Y， Pucher M， et al， 2020. Effects of macrophytes on ecosystem metabolism and net nutrient uptake in a groundwater fed lowland river[J]. Science of The Total Environment， 721： 137620.

Shahryari S， Zahiri H S， Ghasem Z， et al， 2018. High phenol degradation capacity of a newly characterized Acinetobacter sp. SA01： Bacterial cell viability and membrane impairment in respect to the phenol toxicity[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety， 164： 455-466.

Wan D， Wang H， Pozdnyako V I P， et al， 2020. Formation and enhanced photodegradation of chlorinated derivatives of bisphenol A in wastewater treatment plant effluent[J]. Water Research， 184： 116002.

Yao L L， Wang Y X， Tong L， et al， 2017. Occurrence and risk assessment of antibiotics in surface water and groundwater from different depths of aquifers： A case study at Jianghan Plain， central China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety， 135： 236-242.

（責任編輯? ?鄭金秀）

Sulfonamide Degradation in Water by the Vallisneria natans-epiphyte Complex

GONG Jie1， HAO Sen‐jian1， LU Chuan3， FENG Li‐hui4， ZOU Xi2， ZHU Li‐ming2

（1. School of Resources and Environmental Engineering，Wuhan University of Science and Technology，

Wuhan? ?430081， P.R. China;

2. Key Laboratory of Ecological Impacts of Hydraulic-Projects and Restoration of

Aquatic Ecosystem of Ministry of Water Resources， Institute of Hydroecology，

Ministry of Water Resources & Chinese Academy of Sciences，Wuhan? ?430079， P.R. China;

3. China Bao Wu Stell Group Corporation Limited， Wuhan Iron and Steel Company

Limited Ironmaking Branch， Wuhan? ?430080， P.R. China;

4. CCCC Second Harbor Engineering Company Ltd.， Wuhan? ?430000， P.R. China）

Abstract：Extensive application of sulfonamides （SAs） in the aquaculture industry has increased residual SAs in natural waters and damaged aquatic ecosystems. In this study， the submerged plant Vallisneria natans was selected for study and we explored the degradation of sulfonamide （SN） by the V. natans-epiphyte complex and analyzed the relative contributions of V. natans and epiphytes by adding and removing epiphytes. V. natans and the epiphytes for the experiment were collected from East Lake of Wuhan City， and four treatments were set： P-V- （no epiphytes， no V. natans）， P+V- （epiphytes， no V. natans）， P-V+ （no epiphytes， V. natans） and P+V+ （epiphytes， V. natans）. The experiment was conducted in glass bottles with 5L of water at a SN concentration of 25 mg/L， with four repetitions of each treatment. Ten V. natans， with leaf length of 10 cm were planted in each P-V+ and P+V+ trial. The test duration as 13 d， and the SN concentration and DO of each treatment was determined every two days. Leaf length， root length and the relative growth rate of V. natans were recorded at the end of the experiment. SN degradation was most complete in the P+V+ treatment group with a decrease from 25 mg/L to 5.4 mg/L （78.4% removal） and V. natans contributed 94.34% to SN degradation， while epiphytes contributed only 5.66%. Comamonadaceae， Cellvibrionaceae and Saprospiraceae were the dominant epiphyte groups in the P+V+ treatment group. These results improve our understanding of SN degradation by the V. natans-epiphyte complex， clarify the relative contributions of V. natans and epiphytes and provide data on colonization succession and epiphyte community structure， and on the application of submerged macrophyte-epiphyte complexes for removal of antibiotics from aquatic ecosystems.

Key words：epiphytic bacteria; sulfonamide; Vallisneria natans; compound system; contribution assessment；degradation

收稿日期：2022-04-14? ? ?修回日期：2023-05-26

基金項目：國家自然科學基金面上項目（51779157）；基于生態化學計量學的三峽水庫典型支流食物網養分循環及驅動機制研究。

作者簡介：龔潔，女，1981年生，副教授，博士，主要研究方向為水生態修復。E-mail： gongjie@wust.edu.cn

通信作者：朱利明。E-mail： aquazhulm@163.com