发布日期：2018-11-06 10:32 来源：活性炭网 作者：活性炭网 浏览数：
抽象 四溴双酚A（TBBPA）在环境中日益增多，这引发了对其潜在环境健康影响的质疑，因为它已被证明会对人类产生各种有害影响。 事实上，废水污泥中报告的TBBPA浓度最高，因为污水排
四溴双酚A（TBBPA）是目前在电气和电子设备中使用最广泛的溴化阻燃剂。TBBPA在包括水生沉积物，农业土壤和废水污泥在内的环境样品中的出现越来越多（Liu et al。，2016），引起了对野生动物的一些担忧（Chen et al。，2016），以及TBBPA的人类健康问题。显示破坏甲状腺和雌激素调节功能，导致肝脏和肾脏损害，并增加哺乳动物子宫癌的风险（Dunnick等，2015）。在废水污泥中，已经记录了TBBPA浓度高达732 mg kg -1干重（Li et al。，2016，排放到接收水域的废水排放物仍含有可测量的TBBPA水平（高达18.8 ng L -1 ; Liu等，2016）。这表明传统的废水处理厂不能有效地去除TBBPA，因此废水排放和生物固体土地应用可能是TBBPA进入环境的途径（Liu et al。，2016）。虽然已经在污水污泥中报道了TBBPA对双酚A（BPA）的微生物还原脱溴，但疏水性有机污染物的厌氧天然微生物衰减通常是一个缓慢的过程（Lefevre等，2016））。最近，人们越来越关注使用碳质吸附剂修正剂，如生物炭（BC）和活性炭（AC），用于固定和去除废水中的无机和有机污染物（Mohan等，2014 ; Inyang和Dickenson） ，2015 ; Huggins等，2016）。两种碳质改良剂都是通过在高温（350-800°C）和氧气限制条件下转化废弃生物质（如木材，粪肥，作物残余物和城市垃圾）而产生的（Inyang和Dickenson，2015）。得到的热解碳材料由于其高度多孔结构，大表面积和高离子交换能力，显示出广泛污染物吸附的巨大潜力（Inyang和Dickenson，2015）。然而，相反，由于它们具有非凡的吸附能力，人们担心强烈吸附在BC和AC表面上的有机化合物将不再具有生物可利用性以用于微生物降解。虽然碳质修饰物已被证明可以减缓一些除草剂的生物降解（Muter等，2014），甚至可以防止恶性假单胞菌降解菌株降解BDE-47 （Xin et al。，2014）），大多数研究报告说，在BC和AC存在下，各种有机污染物的生物降解性增加，包括五氯苯酚（Tong et al。，2014 ; Yu et al。，2015），偶氮染料（Van Der） Zee等，2003），菲（Leglize等，2008），2,6-二氯苯酚（Agarry等，2013），和多氯联苯（Kjellerup等，2014））。这些研究结果表明，将碳质修正材料和微生物降解相结合可能是一种有前途的策略，可以改善废水和污泥中各种污染物的去除。尽管已发现BC和AC可增强各种污染物的生物降解，但它们对TBBPA生物降解的影响尚未得到检验。因此，我们在本研究中的目的是评估BC和AC对废水污泥中TBBPA微生物还原脱溴的影响，并表征微生物群落对BC和AC修正的响应。为此，厌氧污水污泥台式生物反应器降解TBBPA，与先前研究中使用的相同，并且我们已对其提供了对微生物群落的深入表征（Lefevre等，2016）），被使用。用BC和AC对生物反应器进行了修正，在77天的过程中，使用液相色谱 - 串联质谱（LC-MS / MS）监测TBBPA及其降解副产物的浓度以及微生物群落组成，和MiSeq Illumina高通量测序。
四溴双酚A（TBBPA，4,4'-异亚丙基双（2,6-二溴苯酚），97％纯度，CAS 79-94-7）购自Sigma-Aldrich（St Louis，MO，US）。使用高效液相色谱（HPLC）级丙酮制备用于加标厌氧污泥反应器的0.4g / L TBBPA储备溶液。对于LC-MS / MS分析，用于校准标准的TBBPA购自Wellington Laboratories（Guelph，Canada），双酚A（BPA; CAS 80-05-7）购自AccuStandard（New Haven，CT，US）。用于LC-MS / MS分析的单，二和三溴双酚A（分别为CAS 6073-11-6,29426-78-6和6386-73-8）由Goran Marsh博士提供（斯德哥尔摩大学） ，SE）。13 C 12-TBBPA（Wellington Laboratories，Guelph，Canada）作为TBBPA和较少溴化BPA的内标，13 C 12 -BPA（Wellington Laboratories，Guelph，Canada）作为BPA的内标。使用D 8 -BPA（Wellington Laboratories，Guelph，Canada）和13 C 12 -6-羟基2,2'，4,4'-四溴二苯醚（Cambridge Isotope Laboratories，Tewksbury，MA，US）作为回收标准。评估13 C 12 -BPA和13 C 12的回收率-TBBPA，分别。用于LC-MS / MS分析的溶剂购自Honeywell，Burdick＆Jackson Laboratories（St.Muskegon，MI，US）。活性炭（DARCO，4-12目粒度，粒状，CAS 7440-44-0）购自Sigma-Aldrich并按原样使用。生物炭（100％硬木，牛仔品牌）购自当地零售五金店（ACE，Durham，NC），在使用前粉碎并筛分至10-20目。
将六个实验室规模的厌氧污泥反应器组装在2L玻璃介质瓶中，该玻璃介质瓶预先处理以在550℃的马弗炉中除去有机残余物至少4小时。下厌氧工作站（用90％H的气体混合物运行2，5％N 2和5％CO 2），在North Durham废水处理设施（美国北卡罗来纳州达勒姆）当天收集1.5L活性污泥（含4.3±0.6g / L悬浮固体）的反应器。虽然反应堆＃1和2没有得到任何修正，但反应堆＃3和4用70 mg / L生物炭（2.5％干污泥重量）和＃5和6反应堆70 mg / L活性炭进行了修正（干污泥重量的2.5％）。选择反应器＃1,3和5（即，每个处理一个）以代表非生物反应器，并在121℃下高压灭菌三次，持续45分钟。提供共同代谢条件，此前已被证明可刺激TBBPA降解（Lefevre等，2016），所有反应器都接受5mM（终浓度）的三水合乙酸钠。最后，所有反应器中加入12.4 mL 0.4 g / L TBBPA原液，目标终浓度为6μM，然后用装有硅油O型圈和蓝色丁基橡胶塞的45 GL聚丙烯螺旋盖密封（Bellco Glass Inc） 。，Vineland，NJ，US）确保整个实验中的缺氧条件。将反应器在黑暗中保持在室温（23±0.7℃），并且每天手动摇动一次。在实验过程中，使用pH计评估pH（图S1a），并通过插入连接到刻度玻璃Luer lock ™的无菌针测量反应器中产生的气体体积（图S1b）。注射器通过塞子。对于每个反应器，在第0,2,16,29,43,63和77天，在厌氧工作站中将2.5mL污泥一式三份进行二次取样，储存在-20℃直至随后分析TBBPA和脱溴产物。另外，在第0,29,43和63天，一式三份收集5mL污泥，储存在-80℃，然后解冻用于微生物群落分析。总的来说，总共18％的反应器初始体积被取样。
修正特性包括孔隙体积和分布（表S1），比表面积，总和可浸出的C和N含量，水分，不稳定和有弹性的有机物质和灰分含量（表1）。还分析了表面化学官能团（图S2）。测量两种修饰物的pH均为Zeta电位（图S3）。最后，进行主要无机元素的浓缩（表S2）。每种分析所用方法的细节可以作为补充材料。
活性炭（AC）和生物炭（BC）的物理化学特征。从左到右：pH，电导率（EC），总BET表面积（S BET），微 - （S 微）和中孔（S meso）表面积，总孔（Vt），微孔（V micro）和中孔（V meso）体积，水分，不稳定物质，常驻物质和灰分含量（重量％），C和N质量含量，以及渗滤液碳和氮含量。
| 样品 | pH值 | ECμs/ cm | SBET（cm2 / g） | Smicro（cm3 / g） | Smeso（cm3 / g） | Vt（cm3 / g） | Vmicro（cm3 / g） | Vmeso（cm3 / g） | 水分w％ | Labile OM w％ | 弹性OM w％ | 灰w％ | C w％ | N w％ | 浸出C（μg/ g） | 浸出N（μg/ g） |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| AC | 9.2 | 316.8 | 508 | 239 | 269 | 0.417 | 0.096 | 0.321 | 8.7±0.2 | 5.6±0.7 | 77.6±0.5 | 8.1±0.2 | 82.8 | 0.61 | 52.5±5.8 | ≤LQ（1μg/ g） |
| 公元前 | 9.9 | 454.6 | 4.85 | 2.34 | 2.51 | 0.0096 | 0.0022 | 0.0074 | 6.0±0.1 | 12.9±2.6 | 78.4±2.6 | 2.7±0.1 | 77.5 | 1.02 | 1091.7±38.2 | 20.2 ±1.6 |
对于化学分析，将200μL解冻的污泥样品转移到聚丙烯微量离心管中。每批提取物包括一式三份空白（200μLCL-MS / MS级水）和由200μLCL-MS / MS级水和100μL各TBBPA，BPA和混合单，二水组成的基质加标。和三BBPA校准库存解决方案。坯料和基质钉在微量离心管中与样品一起加工。每个样品组包括QA / QC检查样品，其制备类似于LC-MS小瓶中的基质加标。所有的样品，空白基质添加，和QA / QC检查接收到的每个的100μL 13 Ç 12 -TBBPA和13 Ç 12-BPA内标和400μL甲醇。为了提取，使用涡旋器将微量离心管均质化10秒，在超声波水浴中超声处理5分钟，并以6000×g离心1分钟。将上清液转移至LC-MS小瓶中，并用400μL乙腈将样品再萃取两次。在N 2下将提取物浓缩至100μL然后加入800μLLC-MS级水和100μL回收标准品。使用Thermo Accela超高压LC和Vantage三重四极杆质谱仪通过LC-MS / MS分析TBBPA和较少溴化副产物。分离物在Thermo Hypersil Gold 100×2.1mm柱上用甲醇 - 水梯度（80％甲醇0-0.2分钟，至99％甲醇，1.5分钟，保持99％至3.5分钟;300μL/分钟）分离。通过选择离子监测检测分析物（Lefevre等，2016）。
将解冻的污泥样品（在4个时间点内从每个生物反应器一式三份收集，总共36个单独样品）以8000×g离心15分钟，并使用MoBio Power Soil DNA分离从沉淀的生物质中提取总基因组DNA。试剂盒（MoBio，Carlsbad，CA，US）具有Lefevre等人描述的修饰。（2016）。引物314F和805R（下划线; Takahashi等，2014）用Illumina突出端接头序列修饰（314F：5'- TCGTCGGCAGCGTCAGATGTGTATAAGAGA-CAG CCTACGGGNBGCASCAG -3'和805R：5'- GTCTCGTGGGCTCGGA-GATGTGTATAAAGAGACAG GACTACNVGGGTATCTAACC如在Illumina（Illumina，Inc.，San Diego，CA，US）概述的“16S Metagenomic Sequencing Library Preparation”工作流程中所述，在第一次PCR中使用-3'）产生V3-V416S rDNA区的扩增子。每个样品进行三次PCR反应以解释制备偏差。然后将三个反应合并在一起，并使用AMPPure XP珠（Beckman Coulter，Brea，CA，US）根据制造商的方案纯化25μL。对于每个样品，根据Illumina概述的“16S宏基因组测序文库制备”工作流程，使用Nextera XT N7XX和N5XX索引序列在第二次PCR中对5μL清洁的PCR产物进行双重索引。然后使用AMPPure XP珠纯化产物并在Qubit 2.0荧光计上定量。
QIIME用于分析生成的Illumina MiSeq读数（参见工作流程图S4）。在组装正向和反向读数并基于质量得分和长度过滤组装的读数后，获得总共9,763,678个序列。使用Uclust将序列聚集在操作分类单元（OTU）中，相似性截止值为97％。由于序列错误的产生是下一代测序平台（Loman et al。，2012）的明显缺陷，因此应用了额外的过滤步骤，去除了最小丰度阈值为0.004％的OTU（选择此项的理由）阈值如图S5所示）。这个额外的过滤步骤留下了2,051,646个读取，这些读取聚集到1361个OTU中。使用RDP分类器对2013年8月发布的Greengenes分类标准进行OTU分类分配，置信度阈值为50％。使用基于Bray-Curtis相似性矩阵的主坐标分析（PCoA）进行微生物群落分析。进行相似性分析（ANOSIM）以测试时间（第0天对第29天对第43天对第63天）和处理（生物炭对活性炭对对照）对微生物群落组成的影响。
使用LC-MS / MS在77天内在所有反应器中监测TBBPA及其同源物的浓度。在第63天，TBBPA在生物反应器中完全转化为化学计量当量的BPA（图1）。相反，在非生物反应器中没有观察到TBBPA降解和没有气体产生（图S1b和S6），表明TBBPA降解是微生物介导的。非生物对照的pH始终低于非生物修正反应器的pH值（即，当分别随时间平均时为6.0和6.3; 图S1a），表明两种碳质修正物都具有浸灰作用，如先前在土壤中观察到的那样（Wang等，2017）。实际上，BC和AC的计算的稳定性pH分别为9.9和9.2（表1）。然而，生物反应器，无论是否已经接受碳质修正，都具有与非生物反应器相似且略高的pH（即6.6）（图S1a），表明尽管BC和AC具有浸灰作用，但pH值仍然高。最终由微生物活动控制。在实验过程中，3,3'，5-三溴双酚A（3,3'，5-triBBPA），3,3'-二溴双酚A（3,3'-diBBPA）和3-单溴双酚A（3） -monoBBPA）是唯一确定TBBPA向BPA转化的中间产物，观察到母体和代谢物浓度的变化是质量平衡的，这表明还原脱溴是唯一发生的降解途径（图1）。仅检测到一种diBBPA异构体（3,3'-diBBPA），支持TBBPA的生物还原脱卤作用位置依赖的前提，如先前在 Arbeli和Ronen（2003）中提出的那样。实际上，如果3,3'，5-triBBPA上的三溴的脱溴同样有利，我们预计3,3'-diBBPA的比例为两种二溴化BPA异构体的50％。生物反应器中没有发生进一步的BPA降解。这一发现并不令人惊讶，因为在缺氧条件下通常观察到BPA积累（ Arbeli和Ronen，2003 ; Chang等，2012 ; Liu等，2013 ; Lefevre等，2016）并且归因于存在连接两个BPA分子芳环的亚甲基连接体，防止它们被厌氧微生物裂解（Chang等人，2012）。然而，TBBPA向BPA的厌氧生物转化最终使TBBPA降解过程更接近完全矿化，因为如果提供好氧条件，BPA的后续矿化会迅速发生，从而使污染物非常适合两阶段处理过程（Liu et al。，2013）。
TBBPA在生物反应器中降解和形成BPA。在对照反应器中浓缩TBBPA，BPA和转化副产物（即3,3'，5-triBBPA，3,3'-diBBPA，3-单溴BPA），并随时间用生物炭和活性炭修饰反应器。误差线表示与平均值的标准偏差。TBBPA还原脱溴途径显示在图下方。在非生物对照中未观察到TBBPA的损失（参见图S4）。
在本研究中，TBBPA的初始转化在对照中比在用BC和AC修正的反应器中显着（p <0.05）显着（图1））。到第29天，几乎所有的TBBPA（92.2±1.4％）都已在对照中耗尽，而加标的TBBPA中仅有41.9±7.9和35.6±7.1％分别在BC和AC修正的反应器中转化。然而，在修正的反应堆中，TBBPA的完全脱溴显着（p <0.05）更快（即，提前20天实现）。到第43天，初始TBBPA的79.4±3.8和71.4±9.3％分别在BC和AC修正的反应器中转化为BPA，而在对照反应器中仅有36.5±7.2％的TBBPA已完全脱溴。这些数据表明BC和AC修正改变了厌氧污泥反应器中TBBPA降解和BPA形成的动力学，并且总体上加速了TBBPA向BPA的完全转化。然而，
在修正的反应堆和对照之间观察到TBBPA脱溴的三种中间产物分布的明显差异。在两个修正的反应器中，在浓度大于1μM时从未检测到3,3'，5-triBBPA，3,3'-diBBPA和3-monoBBPA。相反，在对照反应器中，3,3'-diBBPA在第29天累积，浓度达到4.9±0.4μM，并且3-monoBBPA浓度几乎是在修正的反应器中测量的两倍（即1.8±0.4）。 43.我们以前的研究（Lefevre等，2016在没有添加含碳材料的情况下使用相同反应器设置的，显示出与目前在对照反应器中观察到的TBBPA副产物类似的分布。在TBBPA或甚至TCBPA（四氯双酚A）的微生物还原脱溴过程中二卤代同源物的短暂积累已在文献中报道过（Arbeli和Ronen，2003 ; Chang等，2012 ; Sun等，2014）。）。这些观察结果表明，3,3'-diBBPA向3-monoBBPA的转化可能是TBBPA还原脱溴的限制步骤。这一发现的一个可能的解释是，每个酚环上存在不等数量的卤素会产生三 - 和单BBAA分子更强的正偶极矩，这使得它们比diBBPA（Arbeli和Ronen）更容易受到亲核攻击。，2003）。因此，与diBBPA相比，单和三BBPA理论上更容易脱溴。没有diBBPA在修正的反应堆中积累的事实（图1）表明BC和AC的存在促进了diBBPA向monoBBPA的转化。其他人也观察到多卤化合物的这种趋势。例如，在一项关于Aroclor 1260微生物降解的研究中，Kjellerup等人。（2014）指出，与无修饰对照相比，添加颗粒状AC导致形成更广泛的脱氯副产物。其他几项研究表明，TBBPA微生物脱溴可以通过细胞外电子介质如维生素B 12，核黄素，2-羟基-1,4-萘醌，腐殖酸的存在来促进（Chang et al。，2012 ; Wang et al 。，2013），或含有较高水平有机碳的固体改良剂，如灰垩，沉积物和土壤颗粒（Arbeli和Ronen，2003）。类似地，BC先前被证明具有电子穿梭功能，促进从Geobacter sulfurreducens细胞向吸附五氯苯酚的电子转移（PCP; Yu等，2015），以及整体刺激土壤微生物群落的细胞外电子转移（Tong et al。，2014）），因此加速PCP脱氯。通过相同的电子介导特性，AC也被证明可以加速偶氮染料的微生物降解（Van Der Zee et al。，2003））。表面氧化还原活性部分（RAM）可以作为电子供体和受体，以及导电缩聚芳香结构的存在，可能是BC和AC电子介导性质的原因（Van Der Zee et al。，2003））。我们的分析或显示在AC和BC表面上的官能团表明存在可能对应于醌氧化还原活性部分的C = O伸缩（图S2），如Yu等人所述。（2015年）。因此，有可能用TBBPA进行类似的过程，其中修饰加速吸附的TBBPA和脱卤产物的微生物细胞外呼吸，并促进diBBPA向monoBBPA的转化。
从污泥样品中提取的DNA测序产生了总计2,051,646个高质量读数，这些读数聚集成1361个OTU。Chao1基于个体的稀疏曲线（图S7）和Good的覆盖值（> 99％; 表S3）表明微生物群落经过良好取样，允许样品之间的多样性比较。Shannon多样性指数在8.4到8.9之间变化（表S3），这与先前对类似系统的研究相似（Lefevre等，2016））。最具代表性的门是Proteobacteria，Bacteroidetes，Actinobacteria，Chloroflexi，Verrucomicrobia，Planctomycetes和Firmicutes，占社区总数的26.5％，16.3％，12.0％，8.4％，6.8％，5.3％和5.2％（样本间的平均值; 图S8） 。尽管本研究中使用的PCR引物（即314F和805R; Takahashi等，2014）被设计为靶向细菌和古细菌，但在整个实验中仅检测到两个古菌OTU，其组合相对丰度保持在0.1％以下。 。这比先前在类似的厌氧污泥系统中报道的要低得多（即约6％; Guo等，2015），并且可能是由于本研究中使用的引物优先扩增细菌而不是古细菌类群（Takahashi等，2014）。在实验过程中，无论是否已经接受碳质修正，反应堆共享94.0％至99.5％的OTU（图S9）。尽管TBBPA转化为BPA的动力学在修正和对照反应器之间存在差异（图1），但就整体微生物群落组成而言，在门的水平上未见明显差异（图S10）。所有反应器都表现出相似的微生物种群动态，其特征是拟杆菌和放线菌略有增加，并且随着时间的推移，Verrucomicrobia的相对丰度略有下降（图S10）。基于Bray-Curtis相似矩阵的PCoA分析（图2）显示样品通过采样日期清晰聚集，遵循与我们之前关于类似TBBPA加标厌氧反应器的研究中观察到的几乎相同的模式（Lefevre等，2016）。当进行因子时间的相似性分析（ANOSIM）测试时，计算出0.75（p <0.001）的R值，表明时间是控制微生物群落组成动态的主要因子，这在期间是预期的。厌氧反应堆的启动阶段，因为微生物群落的组成在缺氧条件下沉移（Goux等，2016））。更令人惊讶的是，当测试因子处理时计算的R值还揭示了碳质修饰物对OTU水平的微生物群落组成的影响。虽然比时间弱得多（即，R值= 0.13; p = 0.039; 图2），但碳质修饰也对微生物群落组成动态产生影响。
基于Bray-Curtis矩阵的主坐标分析（PCoA）和相似性分析（ANOSIM）结果。两个轴解释的变化百分比在图表上显示。该表显示了ANOSIM的结果，零假设（H 0）表明社区组成在天或治疗之间没有差异。如果p≥0.05，则拒绝H 0。R值越接近1，在社区组成方面测试的组之间的差异越大。
为了进一步探索这种影响，每个修改后的日期都确定了对碳质修正的“敏感响应者”。遵循Dai等人的定义。（2016），如果在BC或AC修正的反应堆中，如果相对丰度显着增加（正响应者）或减少（负反应者）至少2倍，我们将分类单元（即OTU）定性为“敏感响应者”相对于对照。根据这个定义，本研究中检测到的1361个OTU中有153个（即11.2％）被确定为敏感应答者（图3），这在Dai等人的范围内。（2016）在他们的研究中发现了BC对土壤微生物群落的影响。虽然它们分布在22个门中，但是有3个属于4门的敏感应答者（即Actinobacteria，Bacteroidetes，Chloroflexi，Proteobacteria; 图3和S11））。总体而言，敏感的响应者占社区总体相对丰度的7.2％，表明在组成动态方面，只有少数分类群受到BC和AC的影响，而社区的主要部分不受碳质修正的影响。除两个OTU外，已识别的响应者始终对修改显示相同类型的响应（即正或负）。虽然发现95个OTU始终为正，并且在相对丰度方面总体上代表5.6％，但被确定为负面反应者的56个OTU仅占社区的1.3％，这表明碳质修正对对生长的影响更大。响应分类群。尽管在BC和AC修正的反应堆中都检测到所有响应的OTU，表S4）。在其他应答者中，98人被发现仅对BC有反应，47人仅对AC有反应，这表明每次修订都影响了微生物群落的不同部分，而且BC与AC相比具有更广泛的影响。如清楚地示出图3中，大部分阳性应答者被在BC-修正反应器中在29天该采样时间也为此我们检测到响应者，其相对丰度相比增加了5倍以上的仅一个检测对照（图3，表S5），这些“高度敏感的响应者”主要在BC修正的反应器中找到。BC反应器中阳性反应者的相对丰度是第29天对照组的两倍（图4）。AC的阳性反应者也看到他们的比例与对照相比显着增加（p <0.05），但程度较小（图4），表明BC比AC具有更重要的作用。这种观察到的效果在第29天最为明显。在第43天，两种修正案的效果已经减弱，在第63天它变得可以忽略不计，完全表明社区对黑碳的反应是暂时的。BC和AC的非碳化部分已被证明可提供微生物容易利用的营养物和不稳定的碳，从而增加其生物量和活性（Tong et al。，2014 ; Inyang and Dickenson，2015））。碳质修饰物的大孔结构也已被证明能够支持微生物生物膜的生长，并提供对食草动物的保护栖息地（Leglize等，2008 ; Frankel等，2016））。因此，在第29天和第43天，观察到阳性反应者群体的暂时增加可能是由于这些分类群可能已经在BC和AC的多孔结构中定殖，因此可以方便地获取从中排出的不稳定碳和营养物质。修正案表面。在本研究中，BC对AC的更重要的刺激作用可归因于这样的事实，尽管两种修饰物显示出相似的C和N含量，BC的不稳定有机物质是AC的两倍，并且可浸出的C和N是〜不列颠哥伦比亚省的重要性比AC高20倍（表1）。此外，与BC相比，AC通常具有较高比例的微孔，这是大多数微生物细胞无法进入的（Inyang和Dickenson，2015 ;Huggins等，2016），并且在本研究中测量（即，70％的微孔在AC的2-10nm尺寸范围内，而74％在BC的20-80nm尺寸范围内，表S1）。最后，修正表面官能团的差异（图S2）也可能导致AC和BC修正反应器之间微生物群落的差异增长，因为BC可能显示出比AC更多的氧化还原活性部分，从而促进细菌生长（Yu等，2015）。虽然对黑碳修正的微生物毒理学研究非常有限（Jonker等，2009），第29天负反应者显着减少表明碳质修正物可能对某些微生物类群产生轻微毒性，因为对微生物细胞具有潜在毒性的无机矿物成分也可从其表面释放（Inyang和Dickenson，2015）。BC和AC的无机成分的元素组成分析（表S2）显示，AC含有比BC更高浓度的Al，Cr，Mn，Fe，Co，Ni，Cu和As，其中一些可能对微生物种类。然而，需要进一步分析以评估溶解度，从而评估这些元素对微生物类群的毒性。
对于每个修订后的采样日期，对照和改进的反应堆之间响应OTU的相对丰度的折叠变化。响应者被定义为OTU，其相对丰度显着（p <0.05）在修正的反应器中相对于对照增加或减少两倍以上。每个黑色和白色圆圈分别表示在生物炭和活性炭修正反应堆中检测到的响应OTU。每个图表上的虚线都是折叠变化为5的视觉参考。底部显示了门级分类关联，并且在括号内指示了每个分类组中的响应OTU的数量。
每个采样日每个反应堆中阳性和阴性反应者的相对丰度。误差线表示与平均值的标准偏差。对于每个采样日和响应者类别，当发现时，治疗之间的显着差异（t-检验; p <0.05）由不同的字母表示（阳性反应者为大写，负反应者为小写）。C：控制; BC：生物炭; AC：活性炭。
基于微生物群落对碳质修正的响应的现有表征，可以提出两个假设来将BC和AC的影响与TBBPA微生物降解联系起来。首先，可以假设碳质修饰物直接影响TBBPA降解类群（即阳性反应物）的生长，通过为它们的生长提供营养来源和易于使用的碳，如Agarry等人所述。（2013年）。此外，BC和AC也可以用作形成TBBPA降解微生物生物膜的物理支持。Leglize等人。（2008年）表明，通过优先支持具有形成生物膜能力的菲降解菌株的生长，AC添加促进了菲的降解。弗兰克尔等人。（2016）也表明BC相关的生物膜在油砂工艺用水的处理中显着增加了环烷酸的生物降解。在本研究中发现的“高度敏感的阳性反应者”中，Rhodoferax属的受影响最大的分类群已经被分离出来（Ehrig等，1997），其中能够降解多种氯化物的物种。此外，许多响应者隶属于β-变形杆菌，Burkholderiales（表S5，图S11），对其进行了广泛的基因组分析，揭示了参与芳烃生物降解的意外大量基因的存在（Perez-Pantoja等，2012）。尽管阳性反应者的分类组成与对另一种的一种修正有很大不同，但已知许多分类学上远的细菌菌株具有降解TBBPA的能力（An等，2011 ; Wang等，2013 ; Peng等。 ，2014）。实际上，尽管我们之前研究中使用的反应器在分类上与本研究中使用的反应器相比具有不同的微生物群落（参见图S6和S8，以及Lefevre等人的图S5和S6 ，2016年）），TBBPA降解动力学在两项研究中非常相似（参见Lefevre等人，2016年的图1和图1）。）。因此，尽管在分类学上不同，受BC和AC影响的两个群体都具有相似的TBBPA降解能力，支持TBBPA降解可以由具有不同分类学特征的群体同等地进行。然而，仅基于本研究中提出的分类学群落组成，以及缺乏AC和BC相关生物膜形成的证据，很难断言TBBPA降解是生物膜介导的过程。或者，本研究中鉴定的阳性应答者也可能不直接负责观察到的TBBPA降解。相反，BC和AC可能刺激了TBBPA降解分类群的整体活动，而不必增加其生物量。Van Der Zee等，2003 ; Tong et al。，2014 ; Yu等，2015）。本研究中使用的基于DNA的测序无法检测到这些替代机制。应进行其他方法，如基于RNA的分子，酶或基因表达测定，以更好地了解AC和BC促进的TBBPA降解背后的机制。然而，目前的研究表明，烧焦碳质修饰可以加速废水厌氧污泥中TBBPA的脱溴，使TBBPA降解过程更接近完全矿化。由于BPA已被证明在有氧条件下矿化，因此未来的工作也可用于评估BC和AC对有氧条件下BPA微生物降解的影响。
生物炭和活性炭首次显示加速TBBPA还原脱溴至BPA，这是TBBPA完全分解的关键步骤，因为如果提供有氧条件，BPA的后续矿化可迅速发生。特别地，在碳质修饰物存在下刺激diBBPA向monoBBPA的转化，这似乎是最有限的步骤。只有一小部分微生物群落对BC和AC修正案做出了反应，这表明添加用于废水处理的含碳材料可能不会改变大部分微生物群落，这是造成其他必需的微生物介导的废水处理过程的原因。虽然在BC和AC修正的反应堆中TBBPA降解动力学相似，每项修订都影响了微生物群落内的不同分类群。总体而言，BC对微生物群落的影响比AC更广泛，更明显。这些差异可能反映了两个修正案之间存在的物理化学差异。尽管需要开展更多工作以解开BC和AC促进的TBBPA降解的机制，但碳质修饰可能促进TBBPA还原脱溴中涉及的细胞外电子转移，或刺激TBBPA的生长和活性。 - 通过提供易于使用的碳和营养物质降解分类群，或为形成TBBPA降解微生物生物膜提供物理支持。尽管如此，这项研究首次表明，BC和AC具有巨大的TBBPA降解潜力。因此，它们与废水处理的整合，以及土壤和沉积物去污策略的整合，可能有望促进TBBPA和可能的其他新出现的疏水性污染物的去除。
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