全 文 ：第 32 卷第 2 期
2012 年 2 月
环 境 科 学 学 报
Acta Scientiae Circumstantiae
Vol． 32，No． 2
Feb．，2012
基金项目:国家科技重大专项 (No． 2008ZX07211-005)
Supported by the National S＆T Major Project Foundation of China (No． 2008ZX07211-005)
作者简介:张潇予(1987—)，女，E-mail:sherry0102@ live． cn;* 通讯作者(责任作者)，E-mail:ppyyhu@ scut． edu． cn
Biography:ZHANG Xiaoyu(1987—)，female，E-mail:sherry0102@ live． cn;* Corresponding author，E-mail:ppyyhu@ scut． edu． cn
张潇予，胡勇有，林晖，等． 2012．鼠李糖脂对底泥中 17α-炔雌醇生物降解性的作用［J］．环境科学学报，32(2):317-325
Zhang X Y，Hu Y Y，Lin H，et al． 2012． Effects of rhamnolipids on the bioavailability of 17α- ethinylestradiol in sediment［J］． Acta Scientiae
Circumstantiae，32(2) :317-325
鼠李糖脂对底泥中 17α-炔雌醇生物降解性的作用
张潇予1，胡勇有1，2，* ，林晖1，郭艳平1
1． 华南理工大学环境科学与工程学院，工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室，广州 510006
2． 华南理工大学制浆造纸工程国家重点实验室，广州 510640
收稿日期:2011-04-23 修回日期:2011-05-25 录用日期:2011-06-09
摘要:采用 HPLC-ESI-MS分析了铜绿假单胞杆菌诱变株 MIG － N146 的发酵液粗提物，发现其中含有 15 种鼠李糖脂同系物，临界胶束浓度
(CMC)为 0． 125 mmol·L －1，最小平均表面张力为 29． 2 mN·m －1，表面活性良好．同时，通过摇瓶实验，考察了不同浓度鼠李糖脂(RL)对底泥中
17α －炔雌醇(EE2)生物降解性的影响．结果表明，随着鼠李糖脂浓度的增加，EE2 的生物降解速率常数 k值逐渐增大，可生物降解性增强．在
浓度低于 2． 0 mmol·L －1的鼠李糖脂作用下，EE2 的生物降解效率仅稍有提高;而浓度高于 6． 0 mmol·L －1后，水 /底泥混合体系中 EE2 的生物降
解速率提高至 1． 346 d －1以上，是无鼠李糖脂时的 2． 9 倍以上．当鼠李糖脂浓度达到 10． 0 mmol·L －1时，2 d内混合体系中 EE2 的降解率可达到
90% ． HPLC-PDA检测显示，鼠李糖脂易被微生物降解，不会在环境中长期残留;EE2 降解过程中检测出 2 种中间产物，鼠李糖脂会影响 EE2 代
谢中间产物的相对含量，但不会改变 EE2 的代谢途径．
关键词:鼠李糖脂;17α-炔雌醇;生物降解;代谢产物
文章编号:0253-2468(2012)02-317-09 中图分类号:X171 文献标识码:A
Effects of rhamnolipids on the bioavailability of 17α-ethinylestradiol in sediment
ZHANG Xiaoyu1，HU Yongyou1，2，* ，LIN Hui1，GUO Yanping1
1． School of Enviromental Science and Engineering，South China University of Technology，the Key Laboratory of Pollution Control and Ecosystem
Restoration in Industy Clusters，Ministry of Education，Guangzhou 510006
2． State Key Laboratory of Pulp and Paper Engineering，South China University of Technology，Guangzhou 510640
Received 23 April 2011; received in revised form 25 May 2011; accepted 9 June 2011
Abstract:Liquid chromatography /mass spectrometry (HPLC-ESI-MS)was used to analyze the crude extracts of fermentation liquor produced by
Pseudomonas aeruginosa mutant strain MIG-N146． Fifteen types of rhamnolipid homologues were identified，and the critical micelle concentration (CMC)
of rhamnolipids(RL)was 0． 125 mmol·L －1 with average minimal surface tension of water being 29． 2 mN·m －1，indicating a good surface activity of RL．
The effects of different concentrations of rhamnolipids on the bioavailability of 17α-ethinylestradiol(EE2) in sediment were tested by shaking flask
experiment． The results indicated that the biodegradation rate constant k of EE2 increased with increasing dosages of rhamnolipids，and its bioavailability
was thus enhanced． EE2 biodegradation was slightly improved at RL dosages below 2 mmol·L －1，but the biodegradation rate constant k was higher than
1． 346 d －1 at RL dosages above 6 mmol·L －1，which was more than 2． 9 times of that without RL． Almost 90% of EE2 were removed in 2 d by adding 10
mmol·L －1 RL． The results of HPLC-PDA displayed that RL was easily biodegraded by microorganism，and thus would not residue in the environment for
a long time． Two intermediates of EE2 were also detected during its biodegradation，the dosages of which were affected by the presence of RL，but the
metabolic pathway of EE2 was not affected by RL．
Keywords:rhamnolipids;17α-ethinylestradiol ;biodegradation;intermediates
1 引言 (Introduction)
在地表水、土壤及底泥中频繁检出的 17α-炔雌
醇(17α-ethinylestradiol，EE2)是最具雌激素效力的
类固醇激素之一(Ying et al．，2002)，在 ng·L －1水
平就会对水生生物产生内分泌干扰作用(Routledge
et al．，1998;Purdom et al．，1994)． EE2 为极性疏水
性物质，易吸附于固相，具有长期的生态风险． 近年
DOI:10.13671/j.hjkxxb.2012.02.016
环 境 科 学 学 报 32 卷
来的研究表明，表面活性剂可促使疏水性有机污染
物从固相转移到水相，增大其在水中的溶解度从而
促进其生物降解(Mulligan et al．，2001) ，其中，环境
友好的、由微生物产生的鼠李糖脂(Rhamnolipids，
RL)是最典型的生物表面活性剂之一，已经报道的
鼠李糖脂同系物多达 28 种(Nitschke et al．，2005)．
鼠李糖脂能使水的表面张力从 72 mN·m －1降低到
25 mN·m －1，使油水界面张力从 43 mN·m －1降至 1
mN·m －1(Lang et al．，1999) ，具有良好的表面性质．
陈延君等(2007)研究发现，正十六烷培养基中
的鼠李糖脂能明显提高菌体表面疏水性，且鼠李糖
脂的这种能力在低浓度时明显优于高浓度． Mata-
Sandoval等(2001)考察了鼠李糖脂对 3 种农药在土
壤 /水体系中生物降解性的影响，发现随鼠李糖脂
浓度的增加，底泥中蝇毒磷的生物降解产生迟滞效
应，降解速率减慢． 此后 Mata-Sandoval 等(2002)又
发现，当鼠李糖脂在土壤中达到吸附饱和并在溶液
中形成胶束时，农药从土壤中脱附的能力增强;当
鼠李糖脂浓度小于土壤的吸附饱和浓度时，土壤的
疏水性和农药对土壤的吸附能力增强． 显然，鼠李
糖脂浓度是决定其表面活性及作用效应的重要
因素．
以往的研究大多集中在鼠李糖脂对 PAHs、
PCBs 等疏水有机物污染的修复上 (Mulligan，
2005) ，对类固醇激素一类弱疏水性物质的研究尚
未见报道．为此，本研究在分析铜绿假单胞杆菌诱
变菌 MIG-N146 产鼠李糖脂的分子结构及表面性质
的基础上，确定同一混合体系中鼠李糖脂自身的可
生物降解性，重点考察在不同浓度鼠李糖脂作用下
底泥中极性疏水性物质 EE2 生物降解性的变化，并
初步分析 EE2 的代谢中间产物．以期为深入研究鼠
李糖脂对极性疏水性有机污染物迁移转化及生物
有效性的作用奠定基础．
2 材料和方法 (Materials and methods)
2． 1 菌种及试剂
菌种:铜绿假单胞杆菌 MIG-N146 为亚硝基胍
辅以鼠李糖前体联合诱变菌，结合蓝色凝胶平板、
油平板和发酵培养法筛选而得． 菌株的鼠李糖脂产
量达 21． 270 g·L －1，且遗传性质稳定(黄洁等，
2007)．
试剂:17α-炔雌醇(Sigma，美国) ，HPLC 测试用
有机溶剂均为色谱纯溶剂(sigma，美国) ，其他试剂
均为市售分析纯试剂，实验用水为去离子水．
背景溶液:将 0． 584 g NaCl、0． 100 g NaN3溶于
去离子水并定容至 1 L，用 NaHCO3(20 g·L
－1)缓冲
液将溶液 pH调节至 6． 8．其中，NaCl 使溶液保持一
定的离子强度，NaN3用于抑制微生物生长． 表面张
力及临界胶束浓度(CMC)测定所用的鼠李糖脂溶
液均使用背景溶液配制．
2． 2 发酵及分离纯化方法
发酵实验于 250 mL锥形瓶内进行，装入 50 mL
发酵培养基． 121 ℃高温湿热灭菌后，接种 4%(V /
V)菌液，36 ℃、160 r·min －1下恒温培养． 1 L 发酵培
养基的组成包括:8． 0 g NaNO3，1． 1 g NaCl，1． 1 g
KCl，0． 5 g MgSO4，4． 4 g K2 HPO4，3． 4 g KH2 PO4，
0. 01 g Ca(NO3)2，0． 00028 g FeSO4，玉米油 100
mL，微量元素浓缩液 5 mL，初始 pH值 6． 8;其中，微
量元素浓缩液成分(g·L －1) :ZnSO4·7H2 O 0． 29，
CaCl2·4H2 O 0． 24，CoCl2·6H2 O 0． 24，CuSO4·5H2 O
0. 25，MnSO4·H2O 0． 17．
发酵培养 15 d 后，经高速冷冻离心机(3K30，
Sigma)去除菌体(4 ℃、10000 g、30 min) ，上清液用
6 mol·L －1 HCl调节 pH 为 2． 0，在保鲜冰箱中静置
过夜．冷冻后的溶液析出白色絮状物，加入等体积
氯仿 /甲醇(2 ∶1，V /V)混合液萃取两次，合并有机
相． 40 ℃下旋转蒸发，浓缩得到黄色粘稠的粗产品．
2． 3 粗产品基本性质检测方法
2． 3． 1 HPLC-ESI-MS 检测 将粗产品溶于氯仿
中，用毛细管(直径 0． 3 mm)点样于铝箔硅胶层析
板上，在展开剂(氯仿 /甲醇 /水，65∶15∶2，体积比)中
展开．待展开剂的前缘移至层析板上缘约 1 cm处停
止，迅速取出层析板，放平吹干． 在紫外灯照射下标
记出展开区间，并小心刮下层析板上此展开区间的
硅胶粒，用氯仿 /甲醇(1∶1，V /V)将各种组分从硅胶
上洗脱下来，于 40 ℃下减压干燥除去溶剂，得到纯
化后的物质用于 HPLC-MS分析(Sim et al．，1997)．
采用 Agilent公司高效液相色谱-电喷雾质谱联
用仪，配以 Extend C18 反相键合色谱柱(5 μm、4. 6
mm ×250 mm) ，质谱仪为 Esquire HCT plus．液相色
谱条件:流动相为乙腈-水，总流速 1． 0 mL·min －1，
进样量 5 μL，分流进样，分流比为 1 ∶4，采用线性梯
度洗脱．洗脱程序为:5%(V /V)乙腈保持 5 min，在
10 min 内将乙腈由 5%线性升至 50%，然后在 40
min内将乙腈由 50%升到 100%，最后保持 100%乙
腈 5 min．质谱条件:电喷雾电离源(ESI) ，选用负离
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2 期 张潇予等:鼠李糖脂对底泥中 17α-炔雌醇生物降解性的作用
子检测，m / z一级全扫描范围 50 ～ 800，选择离子全
扫描二级质谱，电喷雾毛细管喷口电离电压
－ 136． 0 V．
2． 3． 2 表面张力测定 将粗产品溶于背景溶液中，
采用全自动表面张力仪(上海衡平仪器仪表厂)测
定溶液表面张力．
2． 3． 3 临界胶束浓度(CMC)测定 将粗产品用背
景溶液配成不同质量浓度的溶液，测定其表面张
力．以表面张力 γ(mN·m －1)对浓度的对数 lgC
(mg·L －1)作图，曲线的转折点所对应的溶液浓度即
为临界胶束浓度．
2． 4 河水及底泥样品
河水取自广州番禺区新造渡口珠江河段，采样
点位于 23° 02． 534 N、113° 24． 628 E．样品采集表
层水下约 1 m处水体，储存在 1 L聚四氟乙烯瓶中．
河水静置 30 min 后取上层清液用于配置表面活性
剂溶液，以避免河水中悬浮杂物及大型藻类对实验
的影响．底泥样品采自广东佛山金沙江(属西江支
流)金沙大桥下游约 1000 m处(23°03． 056 N、112°
58． 508 E) ，取河床表层 2 ～ 3 cm 下的泥样．新鲜底
泥经风干后，去除其中的杂质并捣碎过 0． 9 mm 孔
径的筛子后，密封干燥．河水及底泥均放在 4 ℃冰箱
内保存，以保持其中的生物活性，但存放时间不宜
过长．运用 HPLC对所采集河水及底泥中 EE2 的本
底值进行检测，均无检出． 河水中的氨氮含量采用
纳氏试剂法检测;底泥 pH 值通过测定底泥在无
CO2水中的水浸液确定(泥水比为 1∶2． 5，m/V，
g·mL －1) ;底泥样品在(105 ± 2)℃下烘干至恒重时
的失重即为底泥的水分含量;底泥的总磷和总氮分
别由氢氧化钠熔融-钼锑抗比色法和凯式蒸馏法测
定;底泥的生物量由氯仿熏蒸法测定，有机质含量
采用重铬酸钾氧化法来测定，并由 EDTA-乙酸铵盐
交换法测定阳离子交换量． 河水及底泥的基本理化
性质经检测后列于表 1．
表 1 河水及底泥的基本理化性质
Table 1 Physicochemical properties of river water and sediment used in this study
样品
溶解氧
/ (mg·L －1)
电导率
/(μS·cm －1)
浊度
/ NUT
氨氮
/ (mg·L －1)
pH 水分含量 比重
河水 4． 02 114． 4 38． 3 3． 85 7． 5
底泥 7． 2 3． 5% 2． 7
样品
总磷
/(mg·kg －1)
总氮
/(mg·kg －1)
生物量
/ (μg·g － 1)
有机质含量
阳离子交换度
/(cmol·kg －1)
粘粒 /粉粒 /
砂粒含量
河水
底泥 867． 5 1107． 1 24． 4 2． 4% 9． 7 26． 4% /43． 6% /30． 0%
注:河水的各理化性质均为静置 30 min后检测得到．
2． 5 生物降解实验方法
风干底泥中加入 EE2 以模拟受雌激素污染的
河床底泥．将一定浓度 EE2 甲醇溶液加入到磨细的
底泥中，充分搅拌混合，并于通风橱内使甲醇挥发
干，使 EE2 在底泥中均匀分布，污染底泥的终含量
为 80 μg·g －1 ．
取河水上清液配制浓度 0 ～ 12 mmol·L －1的鼠
李糖脂溶液．称取 6 g含 EE2 的污染底泥和 18 g 风
干底泥在高温灭菌后的 250 mL 三角锥形瓶中充分
混合．在无菌条件下，将配好的鼠李糖脂河水溶液
80 mL加入锥形瓶中，各浓度做 2 个平行样．锥形瓶
用锡纸包裹避光，置于摇床中恒温培养(24 ℃、80
r·min －1)．在 7． 5 h ～ 44． 0 d 内定时取样检测，分别
分析体系中雌激素及鼠李糖脂的浓度．
实验同时设置不含 EE2 的底泥 /水体系对照及
灭菌的空白对照． 灭菌空白试验中，所用 EE2 污染
底泥和河水均预先连续灭菌 3 次． HPLC 测试表明，
灭菌情况下底泥中 EE2 的测试含量在将近 2 个月
的时间内几乎均无较大变化． 这说明实验所配制的
EE2 污染底泥达到稳定，最终含量为 19． 37 μg·g －1 ．
2． 6 样品制备及测试方法
无菌条件下，从锥形瓶中取出 0． 5 mL 泥 /水混
合液至称量过的 5 mL塑料离心管中，每瓶取 2 个平
行样，真空烘干．往定重后的烘干泥样中加入 4 mL
甲醇溶液，将离心管密封后完全振荡混合 4 h．离心
后(3500 r·min －1、15 min，重复两次) ，取上清液稀释
至合适浓度后，用高效液相色谱分别检测样品中
EE2 和鼠李糖脂的浓度．
高效液相色谱仪(LC-20A，岛津) ，配以 C18键合
反相色谱柱 MSC18(5． 0 μm、4． 6 mm × 250 mm，
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环 境 科 学 学 报 32 卷
Waters) ，检测器为紫外检测器．雌激素检测条件:乙
腈-水做流动相(50 ∶50，V /V)等度洗脱，总流速 0． 7
mL·min －1，检测柱温 40 ℃，进样量 10 μL，检测时间
16 min，波长 202 nm．鼠李糖脂检测条件:流动相为
乙腈-水(88∶12，V /V) ，总流速 1． 0 mL·min －1，柱温
箱保持 38 ℃，进样量 10 μL，检测时间 30 min，波长
202 nm．样品中所含鼠李糖脂浓度的计算根据鼠李
糖脂的主要物质出峰为标准对照得到．
3 结果(Results)
3． 1 发酵液粗产品的分子结构与表面性质
影响鼠李糖脂产物分子结构及同系物组成的
因素很多，如菌源、碳源、培养基营养成分、发酵工
艺等 (Déziel et al．，1999;Mata-Sandoval et al．，
1999;Monteiro et al．，2007)．本实验的鼠李糖脂由
铜绿假单胞杆菌诱变株 MIG-N146 以玉米油为唯一
碳源发酵获得．经 HPLC-ESI-MS分析得到鼠李糖脂
同系物各组分的保留时间(RT)、主要离子碎片、分
子离子、质量分数列于表 2． 质谱分析结果显示，发
酵液提取物中共含有 15 种鼠李糖脂同系物，主要成
分的准分子离子峰［M-H］－的 m / z为 649 和 503，对
应的结构是双鼠李糖脂 Rha-Rha-C10-C10和单鼠李糖
脂 Rha-C10-C10，质量分数分别占总检出物质量的
36. 4%和 36． 3% ．双鼠李糖脂含量与单鼠李糖脂含
量相当．
表 2 MIG-N146 所产鼠李糖脂同系物中各组分的结构及质量分数
Table 2 Structures and relative abundances of rhamnolipid congeners produced by strain MIG-N146
保留时间 /min ［M-H］－的 m / z 主要离子碎片的 m / z 同系物的结构式 质量分数
16． 1
24． 6
25． 0
30． 5
32． 2
36． 4
37． 2
40． 1
42． 1
42． 3
46． 4
51． 6
479
621
475
649
675
503
677
529
531
247，205，169，163，143 Rha-Rha-C10
479，311，291，205，141 Rha-Rha-C10 -C8
311，291，205 Rha-Rha-C8-C10
333，163，141 Rha-C10 -C8
305，169，163 Rha-C8-C10
479，205，339，169，163 Rha-Rha-C10 -C10
479，277 Rha-Rha-C10 -C12∶ 1
505，277，247，169 Rha-Rha-C12∶ 1 -C10
333，187，169，163，145 Rha-C10 -C10
507，367，169 Rha-Rha-C12 -C10
479，367，197 Rha-Rha-C10 -C12
365，295，163，53 Rha-C12∶ 1 -C10
365，333，295，163，53 Rha-C10 -C12∶ 1
361，297，169，163 Rha-C12 -C10
361，297，163 Rha-C10 -C12
0． 2%
1． 0%
1． 9%
2． 1%
36． 4%
2． 1%
36． 3%
1． 6%
5． 4%
4． 7%
8． 3%
注:表中 Rha表示一个鼠李糖分子，Cn表示一个碳链长度为 n的烷基脂肪酸分子，Cn:1表示一个碳链长度为 n的含一个不饱和键的烷基脂
肪酸分子;对于色谱峰有重叠部分的组分，在计算其质量分数时以各组分之和来表示．
文献报道的鼠李糖脂 CMC 值约在 13． 9 ～
250. 0 mg·L －1之间(Li et al．，2006;Monteiro et al．，
2007;Pornsunthorntawee et al．，2008;Ren et al．，
2009)．由表 3 可知，MIG-N146 菌株发酵液鼠李糖脂
粗提物的 CMC值只有 72． 4 mg·L －1，处于较低的水
平． CMC值越小，表面活性剂形成胶束所需浓度越
低，达到表(界)面饱和吸附的浓度越低，表面活性
则越强．
表 3 MIG-N146 所产鼠李糖脂的表面性质
Table 3 Surface properties of rhamnolipid produced by strain MIG-N146
平均分子量 /(g·mol － 1) CMC / (mg·L －1) CMC / (mmol·L －1) γCMC /(mN·m －1) γmin /(mN·m －1)
579 72． 4 0． 125 29． 6 29． 2
注:γCMC表示表面活性剂溶液在 CMC时的表面张力，γmin表示实验中测得的最小表面张力．
3． 2 鼠李糖脂 RL的生物降解性
图 1 为不同浓度鼠李糖脂 RL(0、2 mmol·L －1)
存在条件下降解样品中鼠李糖脂的 HPLC 色谱图，
RL物质峰的含量变化情况如图 2 所示．可以看出，
各浓度鼠李糖脂溶液中 RL 的两个特征峰(保留时
间 RT≈11． 5 min，RT≈23． 2 min)随时间变化情况
相似，前 3 d体系中鼠李糖脂降解迅速，这可能是由
于在第 2 ～ 3 d 内微生物降解鼠李糖脂时的氧气利
023
2 期 张潇予等:鼠李糖脂对底泥中 17α-炔雌醇生物降解性的作用
用速率最大，降解速率最高(Mohan et al．，2006)．
23 d 后 HPLC 几乎不能再检测到 RL 的特征峰，但
在取样过程中发现晃动投加鼠李糖脂的锥形瓶会
有少量泡沫产生．这说明体系中仍有一定浓度的生
物表面活性剂存在，但此时浓度已低于液相色谱的
检测限(5 μmol·g －1)．因此，运用 HPLC对鼠李糖脂
浓度进行精确定量分析仍存在一定的局限性． 常用
的化学表面活性剂 Triton X-100 在好氧条件下不能
降解或只能部分降解(Vipulanandan et al．，2000;
Mohan et al．，2006) ，但从图 2 可看出，鼠李糖脂易
被微生物迅速降解到较低的浓度水平，不会在环境
中长期残留．
图 1 降解样品中 RL的 HPLC谱图
Fig． 1 HPLC chromatogram of RL in the degradation sample
图 2 降解液中鼠李糖脂的 HPLC检出物质的含量变化曲线(图中误差线表示平行样品间的标准偏差;■ 表示 RT≈11． 5min 特征峰对应
的鼠李糖脂浓度;○表示 RT≈23． 2min特征峰对应的鼠李糖脂浓度)
Fig． 2 Concentration of HPLC detected substances of rhamnolipid in the degradation solution(Error bars represent standard deviation from duplicates;
Symbols:■RT≈11． 5min，○RT≈23． 2min)
123
环 境 科 学 学 报 32 卷
3． 3 鼠李糖脂作用下底泥中 EE2 的生物降解性
投加不同浓度鼠李糖脂后，底泥 /水混合体系
EE2 的生物降解曲线如图 3 所示．由图 3 可见，无论
体系中是否投加鼠李糖脂，EE2 均会随时间降解，且
在前 3 d降解迅速．
图 3 不同浓度鼠李糖脂作用下水 /底泥体系中 EE2 生物降解曲线
Fig． 3 Degradation curve of EE2 with different concentrations of rhamnolipids in sediment /water system． Lines are fitted to the first-order model
为了定量地评价鼠李糖脂投加量与 EE2 生物
降解性的关系，引入一级动力学公式(1)来拟合生
物降解过程中 EE2 含量(C)随时间(t)的变化过程，
该公式常被用来解释有机污染物的代谢动力学．
－ dC /dt = kC (1)
式中，C为体系中 EE2 的含量(μg·g －1) ，t为反应时
间(d) ，k为降解速率常数(d －1)． 表 4 列出了由该
公式拟合得到的生物降解速率常数 k、C44d(降解
44d后 EE2 的残留量)、DT50、DT90(有机物生物降解
50%、90%所需要的时间) ，以及可决系数 R2等值．
根据表 4 的拟合参数可知，在不同浓度鼠李糖
脂作用下 EE2 的生物降解可以很好地用一级动力
学方程式来拟合，可决系数 R2在 0． 975 ～ 0． 996 之
间．由表 4 可知，随着鼠李糖脂浓度的增加，k 值逐
渐增大，EE2 的可生物降解性增强．无鼠李糖脂体系
中，EE2 的半衰期超过 1 d，DT90 也接近半个月
(12. 67 d)． 投加鼠李糖脂后，在浓度低于 2． 0
mmol·L －1时，DT90降至 7 ～ 8 d，EE2 的半衰期缩短了
1 /3．而浓度达到 6． 0 mmol·L －1时，水 /底泥混合体
系中 EE2 的生物降解速率提高至 1． 346 d －1以上，
是无鼠李糖脂存在时的 2． 9 倍以上． 其中，添加
10. 0 mmol·L －1鼠李糖脂后，2 d 内混合体系中 EE2
的降解率即达到 90% ． 从表 4 和图 2 不难看出，不
同浓度水平鼠李糖脂的投加对 EE2 的生物降解均
无抑制作用，且高浓度鼠李糖脂(≥6． 0 mmol·L －1)
大大促进了 EE2 的生物降解速率．鼠李糖脂不仅加
快了 EE2 的降解速率，且降低了 44 d 后体系中的
EE2 含量．
疏水性有机物的生物可利用性主要受到两方
面因素的限制:一是污染物从不可或难以微生物利
用的非水相到可微生物利用的水相的传质速率;二
是污染物“暴露”于微生物细胞膜的浓度(Singh
et al．，2007)．在鼠李糖脂作用下，污染物生物降解
的两个过程都能得到强化． 一般认为，表面活性剂
低于有效临界胶束浓度时，主要通过改变微生物细
胞表面的亲水-疏水性质增强微生物在土壤颗粒介
质中的可移动性(梁生康等，2006;Shreve et al．，
1995;Zhang et al．，1992) ，从而提高微生物向有机
物分子的可接近性，达到摄取和吸收有机物的目
的;当表面活性剂浓度高于有效临界胶束浓度后，
223
2 期 张潇予等:鼠李糖脂对底泥中 17α-炔雌醇生物降解性的作用
表面活性剂对有机物生物有效性的提高则主要是
通过加强有机物从固相向水相的传质，增加有机物
的水相溶解度来实现的 (Mulligan，2005;Singh
et al．，2007)．另外，表面活性剂胶束可以为疏水物
质提供 3 种特性占据位点:疏水碳链排列成的内核、
亲水基团组成的外壳及核-壳内界面处(Bhat et al．，
2009)．一般认为，多环芳烃、烷烃等强疏水性有机
物与表面活性剂分子之间的结合主要为疏水基团
之间的相互作用，有机物分子多占据在表面活性剂
胶团的疏水内核部位(Zhang et al．，1997)． 对于
EE2 这类极性疏水物质，除了分子可以与内核键合
外，通过 EE2 极性基团与胶束核壳内界面之间的氢
键或静电相互作用可能使结合位点增加．
表 4 不同浓度鼠李糖脂粗提物作用下 EE2 生物降解的动力学参数
Table 4 Kinetics parameters for EE2 degradation affected by rhamnolipidic crude extracts
RL浓度
/(mmol·L －1)
R2 k /d － 1 DT50 / d － 1 DT90 /d － 1
C44d
/(μg·g － 1)
0 0． 983 0． 468 1． 48 12． 67 0． 400
0． 2 0． 975 0． 704 0． 98 8． 04 0． 199
2． 0 0． 985 0． 739 0． 94 7． 69 0． 197
6． 0 0． 982 1． 346 0． 52 5． 11 0． 129
10． 0 0． 996 1． 851 0． 37 1． 83 0． 105
12． 0 0． 992 1． 986 0． 35 1． 66 0． 091
在底泥 /水体系中，由于鼠李糖脂自身的生物
降解及底泥固体基质对表面活性剂分子的吸附，使
得水相中鼠李糖脂的浓度减少，因而鼠李糖脂在底
泥中达到吸附饱和后并在溶液中形成胶束时的浓
度，即有效临界胶束浓度(effective CMC，CMCeff)明
显高于其 CMC值 (Zheng et al．，1992)．在投加浓度
低于 2． 0 mmol·L －1时，溶液中溶解态鼠李糖脂浓度
可能低于或接近其 CMC值，此时鼠李糖脂对细胞表
面疏水性的改变可能是促进生物降解过程的主要
原因，因而在此情况下 EE2 的降解效率有所提高，
但作用不明显．当鼠李糖脂浓度达到 6． 0 mmol·L －1
时，除细胞表面疏水特性发生变化外，鼠李糖脂在
溶液中形成了胶束，通过提供一个微观的疏水环境
将疏水性有机物溶解于其中，以提高溶液对疏水性
有机物的溶解能力(Berselli et al．，2004;Clifford
et al．，2007) ，此时大大提高了 EE2 的生物有效性．
而表面活性剂的增溶能力与胶束可增溶区域(微观
疏水环境)的容积、胶束与污染物的结合位点有关．
前期研究表明，当鼠李糖脂浓度超过 CMCeff值后，溶
液中持续增加的鼠李糖脂会改变分子的聚集状态
并形成体积较大的胶束(Guo et al．，2009)．浓度越
高，溶液中胶束量越大且倾向于形成更大体积的囊
泡，即高浓度鼠李糖脂可对疏水性有机物起增溶作
用的区域容积迅速增加． 因此，高浓度鼠李糖脂作
用下，水 /底泥体系微生物对 EE2 的摄取和转化速
率得到了很大程度的增强．
Mata-Sandoval等(2001)发现，由于鼠李糖脂在
土壤中的吸附提高了土壤的疏水性，增强了氟乐灵
在土壤中的吸附，浓度高达 6． 4 ～ 11． 2 mmol·L －1的
鼠李糖脂(CMC = 0． 0865 mmol·L －1)反而降低了土
壤中氟乐灵的生物降解率，而微生物对鼠李糖脂的
优先降解会对农药蝇毒磷的降解产生迟滞效应，这
与本实验结果相反． 这可能是因为鼠李糖脂分子结
构的差异所致，本实验体系中投加的鼠李糖脂组分
疏水性较弱，有利于 EE2 向水相中分配，而且目标
污染物性质的差异也会造成微生物对有机物摄取
途径的差异，微生物对鼠李糖脂的利用与对 EE2 的
利用不存在竞争关系，因此，本实验所用鼠李糖脂
没有延缓 EE2 的降解．鼠李糖脂组分及分子结构差
异对 EE2 作用的差异将是后续研究的重要内容．
3． 4 鼠李糖脂作用下 EE2 降解产物分析
HPLC检测发现，在 EE2 生物降解过程中伴有
两个未知物质峰有规律地出现，具体如图 4 所示．在
不含 EE2 的底泥 /鼠李糖脂溶液空白体系的对照实
验中，并没有发现这两个新的物质峰，因而推测其
可能为 EE2 的代谢中间产物，并命名为 M1 (RT≈
5． 1min)、M2(RT≈14． 9min) ，两者与 EE2 的极性排
序为 M1 ＞ EE2 ＞ M2．
不同浓度鼠李糖脂作用下 EE2 代谢中产物 M1
和 M2 随降解时间的累积和变化情况如图 5 所示．
可以看出，生物降解初期，能检测到较高浓度的 M1，
随时间推移，样品中 M1 的峰面积均维持在 5000 附
323
环 境 科 学 学 报 32 卷
图 4 EE2 降解液中的 HPLC谱图
Fig． 4 HPLC chromatogram of estrogen in the degradation solution
图 5 不同浓度鼠李糖脂溶液体系中可能代谢产物 M1 和 M2
含量的变化
Fig． 5 Concentration of possible metabolites in the different
rhamnolipid solutions
近或以下，直至检测不出．而 M2 的浓度随时间逐渐
增大，3 ～ 15 d内其对应的峰面积相对较大，之后逐
渐降低．随着鼠李糖脂投加量的增加，EE2 代谢产物
的累积量也相应提高，甚至成倍增加(10． 0、12． 0
mmol·L －1)．有 /无鼠李糖脂情况下，降解样品中 M1
和 M2 对应的物质峰均表现出相似的变化规律，说
明鼠李糖脂会影响 EE2 代谢中间产物的相对量，但
不会改变 EE2 的代谢途径．由于客观检测条件或分
析方法有限，不排除还有其它降解产物的可能．
在相同 HPLC-PDA 检测条件下对其他激素类
标准物质进行平行扫描时发现，标准品雌三醇
(Estriol，E3) (RT≈5． 0min)、雌酮(Estrone，E1)
(RT≈15． 0min)的出峰时间分别与降解体系中 M1、
M2 相近．可以初步推测，EE2 代谢中产物 M1 和 M2
的极性分别与 E3、E1 相似． EE2 在降解过程中受诸
多因素的影响，环境条件不同，其降解代谢产物也
相差较大(Ternes et al．，1999;Ren et al．，2007)．
而不同代谢产物的生成，将可能对 EE2 环境毒性效
应的去除及产物本身的环境毒性效应等产生较大
的影响．在后续研究中将采用 HPLC-MS或其它方法
对上述代谢产物进行分析鉴定，以确定 EE2 的代谢
途径．
4 结论(Conclusions)
1)铜绿假单胞杆菌诱变高产菌株 MIG-N146 发
酵粗提取物中含有 15 种鼠李糖脂同系物．粗提物的
平均分子量为 579 g·mol － 1，临界胶束浓度为 0． 125
mmol·L －1，最小平均表面张力为 29． 2 mN·m －1 ．
2)在底泥 /水相体系中，鼠李糖脂易被微生物
迅速降解，不会在环境中长期残留． 在鼠李糖脂浓
度低于 2． 0 mmol·L －1时，EE2 的生物降解效率仅稍
有提高，作用不明显;而浓度高于 6． 0 mmol·L －1后，
水 /底泥混合体系中 EE2 的生物降解速率提高至
1. 346 d －1以上，是无鼠李糖脂存在时的 2． 9 倍以
上．其中，添加 10． 0 mmol·L －1鼠李糖脂后，2 d 内混
合体系中 EE2 的降解率可达到 90% ．
3)HPLC-PDA 检测出 EE2 降解过程出现了 2
个中间产物，鼠李糖脂不会改变水 /底泥体系微生
物对 EE2 的代谢途径．
责任作者简介:胡勇有(1964—)，男，教授，博士生导师，主
要从事水污染控制与市政工程的研究． E-mail:ppyyhu@
scut． edu． cn．
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