微生物法处理电子废弃物拆解场地典型持久性有机污染物的研究进展

张洁娜, 王景伟, 顾卫华, 黄 庆, 李英顺,庄绪宁,赵 静,张承龙,白建峰

(1.上海第二工业大学 电子废弃物研究中心,上海201209;2.上海新金桥环保有限公司,上海201201;3.上海电子废弃物资源化协同创新中心,上海201209)

0　引言

电子废弃物数量迅速增多具有双重效应。一方面由于其具有资源化特性,含有可回收利用的金属(铜)、贵金属(金、银)、塑料和玻璃,另一方面电子废弃物的不当拆解又会带来污染,产生大量的有毒有害物质,如金属与金属化合物(铅、汞、镉、铬、钡、铍)及一些持久性有机污染物(persistent organic pollutants,POPs),如多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs)、溴代阻燃剂、多氯联苯(polychlorinated biphenyls,PCBs)、酞酸酯等。微生物降解是消除土壤中重金属和POPs的环境友好方式。目前关于微生物法处理电子废弃物中重金属的综述相对较多,而针对微生物法处理电子废弃物中POPs的综述鲜有报道。

电子废弃物处理过程中产生的典型POPs由于其难降解性会使其长期残留在环境中,最终危害人体健康。电子废弃物燃烧和填埋会产生PAHs,由于其低水溶性,易吸附在固体颗粒和有机腐殖质上,广泛存在于土壤、沉积物、地下水和大气中,且化学结构稳定,长期存在于环境中,属于处理过程中的二次污染物。邻苯二甲酸酯类(phthalic acid esters,PAEs)是近年来产量最大、用量最多的增塑剂,广泛用于橡胶、塑料、香料等行业[1-2]。因而也被广泛用作电子废弃物中的塑料增塑剂,PAEs增塑剂应用最多的是酞酸二异辛酯(DEHP),其次是酞酸二酯。PCBs由于其具有良好的绝缘性、抗热性和化学稳定性,被广泛用做电子产品中的蓄电池、变压器、电力电容器的绝缘散热介质。PCBs难溶于水,主要被土壤、污泥及沉积物中的有机物吸附[3]。多溴联苯醚(polybrominated diphenyl ethers,PBDEs)因其阻燃效率高、热稳定性好以及对材料性能影响小,自上世纪60年代以来作为一种添加型阻燃剂被广泛地应用于电子电器产品中[4]。PBDEs缺乏化学键的束缚作用,因此添加于电子电器产品中的PBDEs很容易通过挥发、渗出等方式进入环境[5]。多溴联苯(polybrominated biphenyls,PBBs)也是一类曾被广泛使用的溴代阻燃剂,属于添加型阻燃剂,以物理方法添加,而非化学键合,因此可以通过渗出等方式释放到外界环境中,随着生物链在生物体内富集和放大,并且具有长距离迁移的能力,对人类健康和生态系统造成潜在的有害影响[6]。

因此,本文综述了电子废弃物处理过程中产生的典型 POPs,包括 PAHs、PAEs、PCBs、PBDEs和PBBs的高效降解菌株培养分离及应用现状的研究概况,以期对POPs污染环境的修复治理产生一定的科学价值和实际意义。

1　 PAHs的降解

1.1　降解菌种类

PAHs降解菌的种类主要包括细菌和真菌。PAHs生物降解的难易程度取决于其自身的分子结构复杂程度,且降解菌种数目随PAHs分子结构的复杂程度的上升而减少。PAHs微生物降解多以好氧降解为主。

目前,研究较多修复PAHs污染土壤的菌种多集中在细菌和真菌[7],已发现的能降解PAHs的广谱性细菌主要包括假单胞菌属(Pseudomonas sp.)、分枝杆菌属(Mycobacterium sp.)、鞘氨醇单胞菌属(Sphingomonas sp.);能降解PAHs的广谱性真菌主要包括曲霉属(Aspergillus sp.)、黄孢原毛平革菌属(Phanerochaete chrysosporium sp.)白腐菌属(Phlebiabrevispora sp.)等;真菌主要是通过共代谢的方式实现对PAHs的最终矿化,主要包括真菌与细菌的协同作用,一方面原因可能是真菌作用于PAHs的产物水溶性增加,以及真菌的菌丝体传输作用,从而提高细菌对PAHs的矿化[8]。此外,细菌也可间接提高PAHs的降解效率,通过自身释放的生长因子促进真菌菌根的生长从而提高对PAHs的降解。其次,还包括真菌与植物的协同作用,主要发挥作用的是球囊菌门真菌与植物根系形成的丛枝菌根共生体[9]。与细菌相比,真菌能降解PAHs的种类虽然不多,但真菌降解PAHs的效率通常高于细菌,尤其在高环PAHs的降解方面表现较为突出。

1.2　菌株降解PAHs的能力与过程分析

近年来,陈红云等[10]从受PAHs污染的台州市路桥固废拆解场污染土壤中用经过腐植酸(HA)吸附的PAHs分离培养出1株高效降解菌株Tzyx3,经过形态学鉴定、生理生化及分子生物学鉴定其为解脂耶氏酵母菌(Yarrowia lipolytica);并以HA溶液为吸附剂与高效菌株制成生物修复剂,对萘、菲、芘、荧蒽、苯并蒽、苯并芘进行降解,15 d后,萘、菲、芘、荧蒽、苯并蒽、苯并芘的降解率分别为90.7%、91.0%、74.7%、86.9%、84.7%和74.7%。由此可见,HA可协作Tzyx对污染土壤中PAHs的降解,且对菲的降解率最高。蔡瀚等[11]从广东省贵屿镇电子垃圾拆解地长期受PAHs污染的河涌中分离筛选出1株短短芽胞杆菌(Brevibacillus brevis,B brevis),在最适生长条件下,pH为7,温度25◦C,投菌量1 g/L,培养7 d,并以苯并[a]芘作为唯一碳源和能源,能使1 mg/L BaP的降解率达到51.35%,属于BaP高效降解菌。

日前,土壤中的高环PAHs污染日趋严重,在筛选出高效PAHs降解菌的同时,深入研究高环PAHs降解菌的降解机理及其与土壤颗粒之间的相互作用机理显得尤为迫切。由于土壤中土著微生物的复杂性,将高效纯种降解菌大面积接种于PAHs污染场地进行实地修复的相关报道较少,探索土著微生物和外源高效降解菌之间的相互关系,以使外源高效降解菌充分发挥其对土壤中的PAHs的降解,来应对复杂多变的复合PAHs环境污染。

2　PAEs化合物的降解

2.1　降解菌种类

PAEs的微生物降解效果既受微生物种类、数量、PAEs的初始浓度、分子量和化学结构影响外,还受营养盐等影响[12]。PAEs的生物降解率较低,其生物降解性随烷基链含碳数的增加和分枝侧链的增加而降低。PAEs可以被大量的细菌降解[13]。

电子废弃物中常用的塑料种类为聚酰胺(PA)、聚碳酸酯(PC)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)、丙烯腈-丁二烯-苯乙烯(ABS)、聚对苯二甲酸丁二醇酯(PBT)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(HIPS)及混合塑料(PC/ABS)等。且塑料中所含的工业用增塑剂,一般为邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(DEHP)和邻苯二甲酸二丁酯(DBP)。

目前已报道的PAEs降解菌主要有Pseudomonas sp.、Mycobacterium sp.、芽孢杆菌属 (Bacillus sp.)、诺卡氏菌属 (Nocardia sp.)、红球菌属(Rhodococcus sp.)、寡养单胞菌属(Stenotrophomonas sp.)和戈登氏菌属(Gordonia sp.)等。

2.2　菌株降解PAEs的能力与过程分析

目前,广泛使用的PAEs已普遍存在于土壤、底泥、水体、生物、空气及大气降尘物等环境中,严重污染环境土壤。严佳丽等[14]从武汉市长期受生活污水及PVC材料污染的南湖底泥中分离筛选得到1株能以DEHP为唯一碳源和能源生长的菌株Gordonia sp.,并将其命名为HS-NH1。探索其最适的生长条件和降解条件,在温度为30◦C、pH 7.0,60 h内能将浓度500 mg/L的DEHP降解90%以上。分析其降解机理,认为菌株HS-NH1在降解DEHP的过程中产生了一种中间代谢产物——邻苯二甲酸。金雷等[15]从长期受塑料垃圾污染的土壤中通过富集、分离纯化得到1株DBP高效降解菌类芽孢杆菌属(Paenibacillus sp.),将其命名为H-2。探索了菌株H-2的最佳降解条件,在温度为30◦C,pH7.0的降解条件下,3 d内对100 mg/L DBP的降解率高达87.6%,且H-2可降解短链邻苯二甲酸二甲酯、邻苯二甲酸二乙酯和DBP,而对于长链邻苯二甲酸二辛酯的降解效果相对较差。金德才等[16]从PAEs污染土壤中分离筛选到1株能够以PAEs为唯一碳源和能源生长的菌株Rhodococcus sp.,命名为JDC-11,其最佳降解条件是温度30◦C、pH 8.0、转速175 r/min,在此条件下,JDC-11能够在24 h内将1 g/L DBP完全降解,由此证明JDC-11是1株DBP高效降解菌。高俊贤等[17]从镇江某垃圾站污染土壤中分离筛选出1株能够以DBP为唯一碳源和能源生长的细菌高效降解菌变形假单胞菌(Pseudomonas plecoglossicida),将其命名为TM。并采用单因素和正交实验对TM菌株的降解条件进行优化,最终的优化结果为,TM的最适生长温度为30◦C,最适pH为7.0,在最适降解条件下,在72 h内对400 mg/L DBP的降解率达到88.56%,由此可证明此菌株对PAEs能高效降解。

近年来,研究学者从污染地中分离、纯化得到了大量具有PAEs降解能力的菌株。然而,研究主要是进行单一底物的降解,而在多种污染物共存的环境中,通过混和菌群的构建替代单一菌,探索其最适降解条件及其降解机理,从而实现PAHs的高效降解,是今后研究的主要方向。

3　 PCBs的降解

3.1　降解菌种类

PCBs在有氧条件下,分子结构中低于5个氯原子的PCBs能够被多种微生物氧化,并且随着氯原子的逐渐增多,PCBs的持久性和难降解性逐渐增强。在厌氧条件下,9氯以上的PCBs能够被厌氧微生物降解为低氯PCBs,但不能破坏苯环的结构,对于其降解十分不彻底。

目前,研究者筛选出的能降解PCBs的微生物主要包括细菌和真菌。细菌主要包括产 Pseudomonas sp.、Sphingomonas sp.、碱杆菌属(Alcaligenes sp.)、伯克霍尔德菌属(Burkholderia sp.)、Bacillus sp.、无色杆菌属 (Achromobacter sp.)、毛单胞菌属(Comamonas sp.)、罗尔斯顿菌属(Ralstonia sp.)和不动杆菌属(Acinetobacter sp.)、类芽孢杆菌属(Paenibacillus sp.)、棒状杆菌属(Corynebacterium sp.)、Rhodococcus sp.、节杆菌属 (Arthrobacter sp.) 等[18-19]。真菌主要包括Phanerochaete chrysosporium sp.、Phlebiabrevispora sp.、黑曲霉属(Aspergillusniger sp.)、平革菌属 (Phanerochaete sp.)、金孢属 (Chrysosporium sp.)、蚝侧耳属 (Pleurotusostreatus sp.)、黄曲霉属(Aspergillusfl avus sp.)和酿酒酵母属(Saccharomyces cerevisiae sp.)等均可降解PCBs。

3.2　菌株降解PCBs的能力与过程分析

近年来,研究者崔静岚[20]将台州某地区典型PCBs污染土壤和河流底泥等作为筛选源,由于许多PCBs好氧降解菌主要是以联苯作为生长底物共代谢降解PCBs的,直接以PCBs作为碳源和能源的降解菌很少。因此,研究者先以联苯作为唯一碳源筛选出联苯降解菌,然后再探索联苯降解菌对PCBs的降解能力,先后驯化富集得到一种混合培养体BP-Y和分离筛选出1株PCBs降解菌,并将其命名为HC3。利用HC3和混合培养体BP-Y分别在实验室和实际土壤中的PCBs进行降解,在实验室模拟降解实验中,菌株HC3和混合培养体BP-Y对PCBs总量5 d的降解率为28.1%和29.1%,10 d的降解率为45.4%和59.2%,降解效果非常显著。而在实际土壤PCBs降解实验中,菌株HC3和混合培养体BP-Y对PCBs总量5 d的降解率为16.8%和12.6%,10 d的降解率为21.3%和28.7%,与无菌添加的对照组相比有一定的降解效果,但与实验室模拟降解实验的降解效率相比,实际土壤PCBs降解实验的修复效率小于实验室降解效率的50%,表明在实际应用中环境因素和规模扩大化会影响PCBs的降解效率。张娟[21]从浙江台州受电子废弃物污染土壤中采用富集培养和平板划线分离的方法分离筛选得到了1株降解能力较高的菌株纽伦堡潘多拉菌(Pando-raeanorimbergensis),并将其命名为A1,探索该菌株的最佳降解条件,在pH=7,温度30◦C,初始底物浓度150 mg/L,装液量为250 mL三角烧瓶中装30 mL,培养时间7 d时,对PCBs的降解效果最好。并运用共面PCBs试剂盒测得其降解率为25%。方丽等[22]从废旧变压器周围的土样中分离筛选出1株PCBs降解菌,其为枯草杆菌(Bacillus subtilis),编号为WF1,该菌株能以联苯作为唯一的碳源生长。其最佳产酶条件为温度35◦C、pH 7.0、250 mL三角烧瓶中装液量100 mL以下、接种量4%、PCBs初始浓度0.2 mg/L,150 r/min下振荡培养3 d。最佳酶促反应条件为温度35◦C、pH 7.5。唐伟[23]从浙江萧山区某变电站含PCBs的废旧变压器储藏地覆土中筛选出能以PBBs为唯一碳源和能源的大量微生物,16SrRNA测序结果鉴定出这些微生物分别属于13个菌属,已有多数菌属被证明过有降解PCBs的能力。该研究者以Bacillus sp.T29和Corynebacterium sp.W5作为研究对象,均可与联苯共代谢降解PCB61;还研究了重金属Cr和Cu对降解菌生长的影响,发现重金属Cr和Cu可能会抑制降解菌的生长,从而影响PCBs的降解,因此得出结论,在利用降解菌修复土壤PCBs时,为了达到更理想的降解效果,应当先控制土壤中Cr和Cu的浓度。

虽然已经筛选出大量降解菌降解PCBs,但大多都处于实验室阶段,这是由于许多微生物在实验室中的降解率很高,但在实际应用过程中降解率则降低,在实际的自然环境中,由于降解温度、降解pH等条件不容易控制,导致降解菌不能在最佳降解条件下使PCBs的降解率达到最高。因此,降解菌对污染物的降解从实验室阶段过渡到实际生产中是未来研究的一个热点。

4　 PBDEs、PBBs的降解

4.1　降解菌的种类

PBDEs是一类重要的溴代阻燃剂,工业用PBDEs主要包括五溴联苯醚(PeBDE)、八溴联苯醚(OcBDE)和十溴联苯醚(BDE-209),其中BDE-209应用最为广泛。目前对于降解PBDEs的微生物研究并不多见,仅有少数微生物发现能降解PBDEs。分离出的降解PBDEs的微生物有Bacillus sp.,Pseudomonas sp.和 Sphingomonas sp.细菌[24]。

4.2　菌株降解PBDEs的能力与过程分析

近年来,赵宇[25]从广东贵屿镇电子垃圾拆解地采集的沉积物样品中分离出1株BDE-209高效降解菌B.brevis。B.brevis的最适降解pH为7,投菌量3.0 g/L,温度30◦C,最佳菌龄为36 h,最佳氮源为(NH4)2SO4,5 d后,对1.0 mg/L BDE-209的降解率可达54.38%,并研究了B.brevis的耐受性,研究表明,B.brevis对Cu2+、Cd2+有较好的耐受性,但Cu2+和Cd2+会影响其对BDE-209的降解,当Cu2+浓度在1.0～5.0 mg/L、Cd2+浓度在0.3～0.5 mg/L范围内时,B.brevis对BDE-209的降解均可达50%以上。王继华等[26]从浙江台州路桥区电子垃圾拆解场地的土壤中通过污染物质量浓度梯度驯化法、最大污染物质量浓度驯化法及外加碳源辅助驯化法,采用3种方法整体驯化之后进行菌株的分离,分别得到7、3和11株降解菌株,先分离菌株,再采用3种方法逐级驯化共得到能在以BDE-47为唯一碳源的培养基中生长的14株,为驯化最优组合,且经形态学观察及生理生化鉴定可知,先驯化再得分离到的菌株,均可在上述14株中找到相对应菌株。先分离再驯化的方法可以全面、系统地将降解菌分离纯化出来,但该方法所用时间较长,工作量大。先驯化再进行降解菌的分离纯化,虽然得到的降解菌株相对较少,但其降解能力比先分离后驯化所得到的菌株有所提高,且利用该法能分离筛选得到降解菌群,而降解菌群的降解能力相较于单菌株降解能力则大大提高。陈桂兰等[27]利用电子垃圾污染河床沉积物为种源富集驯化获得的菌群Cf3,同样具有较高的BDE-209降解率,其降解率可达80%,菌群Cf3被证明是高效降解菌群。

目前,多集中在PBDEs单一底物降解菌的分离、筛选、鉴定等方面,但是单一菌种降解底物单一,未来应多聚焦于混合菌株对PBDEs的高效降解,为PBDEs污染环境的修复提供一定的理论基础。

4.3　PBBs的降解

2009年5月,瑞士日内瓦举行的《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》缔约方大会第四次会议决定将六溴联苯等物质新增列入公约的受控范围。目前为止,有关降解PBBs的高效菌株的报道几乎没有。由于PBBs也是一类曾被广泛使用在电子产品中的一种添加型阻燃剂,研究者后续应致力于PBBs降解菌的筛选。

5　结论与展望

5.1　结论

目前研究主要集中于污水处理厂的活性淤泥、石油污染土壤及焦化工业场地土壤中POPs降解菌株的分离和筛选研究,而对于电子废弃物拆解场地POPs降解菌株的研究较少。随着电子废弃物的日益增多,未来研究应多聚焦于电子废弃物所造成的环境污染,尤其是POPs的降解。微生物降解是目前最行之有效的有机物降解途径,且无二次污染。

5.2　展望

(1)建立一个有关电子废弃物污染物的高效菌种库,保存现有的菌种,然后不断开发新的高效降解菌以扩充高效菌种库,使得电子废弃物得到有效的降解。

(2)为提高微生物在实际电子废弃物污染土壤环境中的应用,应筛选获得一些多功能高效降解菌或者探索混合菌种对电子废弃物中POPs的降解最优条件及其降解机理,以便更有效地降解电子废弃物中的POPs。

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