0 引 言
烷基酚聚氧乙烯醚(APEOn，n=4～15，平均单元乙氧基化度为9.5组成的混合物)是第2大类商用非离子表面活性剂，作为洗涤剂、乳化剂等，广泛应用于纺织加工、纸浆和造纸工艺中。全世界APEOs用量超过40万t/年，其中,以壬基酚聚氧乙烯醚(NPEOs)最多，占80%～85%，辛基酚聚氧乙烯醚(OPEOs)占15%以上[1]。随着NPEOs和OPEOs的广泛应用，大量含APEOs的废水排入环境中造成污染。在伊朗，Babaei等[2]发现，卡伦河的废水样品水相和颗粒相中壬基酚(NP)平均浓度分别为(12.8±2.4)，(5.2±1.2)μg/L。在美国，Barber等[3]发现，污水处理厂排放到五大湖和密西西比河上游的NPEO1-16的含量较高，并且在多种鱼类体内发现烷基酚类化合物。在中国，王子钊等[4]监测到深圳河中平均NP浓度为1.012～4.628 μg/L，最高时可达到20.556 μg/L。APEOs的排放具有严重的污染效应，一方面，其代谢产物在环境中具有难降解、脂溶性、疏水性和生物累积性等特性[5]，另一方面，其代谢产物AP(烷基酚)、NP和OP(辛基酚)具有环境雌激素效应，是环境内分泌干扰物质，能够对水生动物[6]、两栖动物[7]、哺乳动物[8]和人类的生殖系统[9]产生有害影响。因此，联合国环境保护署(UNEP)已经将NPEOs列入27种优先控制的持久性有毒污染物(persistent toxic substances, PTS)[10]。
近年来，大量学者对环境中APEOs的去除方法进行了研究，目前主要有高级氧化法[11]、吸附法[12]、电化学降解法[13]、光催化降解法[14]、微生物降解法[15]。其中，微生物降解法由于其低成本、高效率、低能耗、易操作、无二次污染等特点[16]受到关注，本文主要对APEOs降解菌株的选育、降解特性、降解机理及其处理工艺的研究进展开展综述。
1 APEOs降解菌株的选育
1.1 单一菌株降解APEOs
目前筛选到大量可降解APEOs的细菌，主要包括红细菌、短波单胞菌、沙雷氏菌、恶臭假单胞菌等，详见表1。
表1 部分APEOs降解菌的最佳降解效果和降解条件
Table 1 Optimum degradation effect and degradation condition of some APEOs degrading bacteria
菌种降解效果降解条件初始浓度/(mg·L-1)时间降解率/%T/℃pH摇床转速/(r·min-1)文献Rhodococcus NP-11.0(NP)10 d59306.0140[17]Pseudomonas putida B-0126.9 (NP)26 h68.32307—[18]Pseudomonas putida B-035.15(NP)26 h55.28207—[18]Achromobacter sp.N1100(NP)7 d—307140[19]Serratia sp. N2100(NP)7 d—307140[20](Pseudomonasputida)CICC219060.005(NP)72 h49306.8—[21](Citrobacterfreun)CGMCC1.17320.005(NP)72 h50306.8—[21]Pseudoxanthomonas sp.5～10(NP)16 d88.0307150[22]Citrobacter sp. 5710(NP)24 h79.64355.5—[23]Pseudomonas stutzeri SLY710(NP)3 d72.83308.0120[24]Leclercia adecarboxylata SLY85(NP)3 d64.43357120[24]Serratia marcescens NB-110(NP)—54.20328—[20]Rhodobacter sp. NP25b400(NPEOs)7 d8430—140[25]Brevundimonas sp. OPQa3746 (NPEOs)120 h84.50307150[26]Bacillus sp.LY100(NPEOs)14 d95.6030—130[27]Brevibacterium LJ-1100(NPEOs)14 d9830—130[27](Bacillus sp.)、(Pseu-domonas sp.)、(Nocardia sp.)50(NP10EO)12 d42、45、38307.2—[28]Sphingomonas sp. Y21000(NPEOs)30 h99.2030—200[29]Bacillus sphaeri-cus X-420(OPEOs)5 d26307.3150[30]Aeromonas hydrophila X-620(OPEOs)5 d32307.3150[30]Acinetobacter calcoaceticus H11000(OPnEO,n=9～10)14 d81.6930—160[31]
APEOs降解菌主要是假单胞菌、杆菌。不同菌种对APEOs的降解效果具有差异性。其中，红串红球菌、无色杆菌、沙雷氏菌、假黄单胞菌是以APEOs为唯一碳源生长的菌，而醋酸钙不动杆菌、鞘氨醇单胞菌等则是多碳源利用菌。大多数APEOs降解菌的最佳生长温度为30 ℃，极少数菌如恶臭假单胞菌B-03最佳生长温度为20 ℃，柠檬酸杆菌为35 ℃。最佳生长pH为6～8，但也有部分菌如柠檬酸杆菌为5.5。不同菌种在不同的底物浓度下表现出不同的降解率。对于NPEOs，目前降解率最高的是Bai等[29]筛选的鞘氨醇单胞菌(Sphingomonas sp. Y2)，以1000 mg/L NPEOs作为唯一碳源，30 h降解率达到99.2%，48 h内可降解完全。对于NP，降解率较高的是蒋俊等[23]分离得到的以NP为唯一碳源的柠檬酸杆菌(Citrobacter sp. 57)，对10 mg/L NP的24 h去除率达到79.64%。对于OPEOs，降解率较高的是关向杰等[31]分离得到的醋酸钙不动杆菌(Acinetobacter calcoaceticus H1)，在1000 mg/L(OPnEO，n=9～10)下，14 d降解率为81.69%。
此外，有研究表明，固定化技术可以提高菌株降解污染物的能力。Bai等[32]发现Y2-PD-IONPs(功能化Fe3O4纳米颗粒固定化鞘氨醇单胞菌Y2)能够在2～12 d有效地降解无机盐培养基和污水中99.9%和100%的NPEOs，循环利用6次后，Y2-PD-IONPs仍然保持70%以上的降解活性。Hsu等[33]通过高压静电系统将细菌固定在海藻酸盐微胶囊中来去除NP，结果表明，固定在藻酸盐微胶囊中的细菌提高了NP去除率。
1.2 混合菌群降解APEOs
在混合菌群降解APEOs方面，吴伟等[28]将芽孢杆菌、假单胞菌、诺卡氏菌和假单酵母菌按接种液体积1∶2∶1∶1组成的复合菌对NPEOs的降解率可达到61%，比单一菌株提高了16%～29%。彭晓霞等[34]发现，微紫青霉菌BS与醋酸钙不动杆菌H1混合菌株的接种量为2%，pH=7，28 ℃培养7 d后，混合菌株对Cr3+、OPEOs的去除率分别为55%、56.8%，优于单一菌株。此外，Bai等[35]分离出一个能够有效降解NP的NP-M2混合菌群(主要由鞘氨醇单胞菌属、假单胞菌属、脂环酸芽孢杆菌属和嗜酸乳杆菌属组成，前两者占86.86%)，8 d内对NP(1000 mg/L)的去除率为89.75%。马娟将[36]WN6、SLY9和SLY10按菌悬液体积比2∶1∶2复配成复合菌群ZJF，投加6 d后对古运河水中20 mg/L NP的降解率接近于80%，对长江水中NP的降解率为72.84%。
2 APEOs废水生物处理工艺及影响因素
APEOs降解菌在被分离纯化出的同时，大量学者研究了不同废水处理工艺对APEOs的降解效能，主要有好氧法[37]、厌氧降解法[38]、 A/O工艺[39]、人工湿地(CW)法[40]等。表2总结了部分APEOs废水处理工艺的运行条件及降解效果。
表2 部分APEOs废水处理工艺的降解效果和运行条件
Table 2 Degradation effects and operating conditions of some APEOs wastewater treatment processes
处理工艺降解效果运行条件初始浓度/(mg·L-1)装置运行时间/d降解率/%T/℃pHHRT/hρ(MLSS)/(mg·L-1) ρ(DO)/(mg·L-1)文献连续活性污泥法30(NP10EO)688.322±3—6——[37]好氧活性污泥法0.05～0.15(OP)1584～99—7～8123000>4[41]反硝化活性污泥法100(NPEOs)7≈90307———[42]A/O工艺300(NPEOs)30≈73.3357303000缺氧槽<0.2,好氧槽≈3.0[43]A/O-MBR工艺80(NPEOn≈2)129935≈7—≈6400—[44]厌氧消化法3000(NP2EO)5290357———[38]厌氧消化法5(NP)8494.5307———[45]
2.1 APEOs废水不同处理工艺降解效果
2.1.1 厌氧工艺
研究发现，厌氧处理长链APEOs时能够避免环境雌激素效应更强的壬基苯氧基乙氧基乙酸(NP2EC)和壬基苯氧基乙酸(NP1EC)产生，且厌氧降解率在80%以上。Murdoch等[38]用厌氧消化污泥(ADS)模拟厌氧降解NP2EO，加入3000 mg/L NP2EO后约52 d内，NP2EO的降解率达到90%。 张静云等[46]和Chang等[45]分别研究100 mg/L NP9EO和5 mg/L NP在厌氧还原条件下的降解率，100 mg/L NP9EO的降解率分别为90%(反硝化)，80%(产甲烷)和62%(反硫化)，对5 mg/L(NP)的降解率顺序为硫酸盐还原条件>产甲烷条件>硝酸盐还原条件。此外，Lu等[42]对于生物法降解NPEOs，发现与厌氧处理相比，反硝化处理具有更高的NPEOs去除率。
2.1.2 好氧工艺
刘英等[37]和刘易等[41]采用好氧活性污泥法处理初始浓度为30 mg/L的NP10EO和0.05～0.15 mg/L的OP，总体去除率都在80%以上，其中30 mg/L(NP10EO)在HRT为3，6 h时的苯环开环率分别为58.7%、75%，且随HRT的延长而增加。周自坚等[47]研究了普通活性污泥法、氧化沟以及接触氧化法工艺对印染废水中NP的去除效果，发现普通活性污泥法去除率较好，达到91%，其次为氧化沟工艺(80%)，接触氧化工艺仅为41%，认为接触氧化法相对较长的泥龄不利于NP的去除。但在降解产物方面，Zhou等[48]研究表明，接触氧化工艺与传统活性污泥法相比，会产生低分子量NPECs，其原因可能为传统活性污泥工艺剧烈搅动促使NPEOs、氧气和生物质之间接触加剧。
2.1.3 A/O工艺
研究表明：A/O工艺比传统好氧活性污泥法和厌氧消化法，对APEOs具有更高的去除率，原因可能是A/O工艺中HRT更长，其厌氧、好氧微生物群落多样性更丰富。厌氧条件下微生物通过逐步缩短EO链的长度，将长链APEOs降解为短链的AP1EO、AP2EO以及AP。由于AP1EO、AP2EO、AP的疏水性和生物难降解性，在厌氧条件下会大量积累在污泥及水相中。但在A/O工艺中的好氧阶段，一些好氧微生物能够将AP1EO，AP2EO和AP进一步氧化降解，部分微生物能够将AP苯环进行开环降解后彻底降解APEOs。GAO等[39]研究了某污水处理厂中A/O和BAF工艺处理后水相和污泥中(NPnEO, n=1～2)和NP的浓度， 在A/O工艺中，水中NP、NP1EO和NP2EO的降解率分别为78%、84%和89%，BAF工艺中分别为55%、76%和79%。此外，刘易[49]通过小试装置模拟城市污水条件下活性污泥工艺对OP的去除效果，发现缺氧—好氧SBR反应器对OP的去除效果最佳，其次为好氧活性污泥反应器和缺氧活性污泥反应器。
2.2 APEOs废水降解效果影响因素
在实际APEOs废水处理中，运行操作参数(温度、pH、HRT等)的变化和分子结构的异同影响其降解。通过优化调控各操作参数，可以达到最佳的降解条件，从而有效降解APEOs。
2.2.1 温 度
Lu等[42]研究反硝化活性污泥法降解NPEOs，发现35 ℃降解效果最好，温度下降导致降解率急剧下降，生物降解NPEOs的温度系数(F)为0.011 ℃-1。Xie等[50]采用缺氧—好氧活性污泥法(AOASP)处理短链壬基酚聚乙氧基化物(SCNPEO)，所得最佳温度是40 ℃。此外，针对季节间温度差异较大，Dawen等[51]发现A/O工艺污水处理厂中冬季NPEOs化合物含量最丰富，NP、NP1EO和NP2EO浓度分别为3900～7000，4000～4800，5200～7200 ng/L，且NP在不同季节的平均去除率顺序为冬季>夏季>秋季>春季，NP2EO相应为夏季>秋季>冬季>春季，NP1EO相应为春季>夏季>秋季>冬季。
2.2.2 外加碳源或氮源
外加碳源或氮源是难降解有机废水生物处理中常用的方法。Lian等[52]在厌氧条件下加入硫酸盐和硝酸盐时，NP、NP1EO和NP2EO降解率增大，硝酸盐效果较好。据文献报道，引入硫酸盐和硝酸盐作为末端电子受体，可以提高长链NPEOs的生物降解性[53]。张静云等[46]研究了有机物对NPEOs厌氧生物降解效果的影响，结果表明，葡萄糖和乙酸钠会抑制NP9EO的厌氧生物降解，酵母粉则可促进NP9EO的厌氧生物降解。Chang等[45]厌氧降解NP研究发现：酵母提取物(5 mg/L)或表面活性剂(如brij30或brij35)的添加提高了NP降解率，同时硫酸盐(200 mg/L)加入抑制其降解，万古霉素加入可增强其降解。Lu等[42]发现甲醇、乙酸盐、葡萄糖、酵母提取物的加入严重抑制NPEOs的降解，其中甲醇的抑制性最强，酵母提取物的抑制性最低。
2.2.3 HRT与SRT
水力停留时间(HRT)以及污泥龄(SRT)也是影响废水中APEOs降解的重要参数。Langford等[54]研究发现，更长的SRT，更高的MLSS和更丰富的微生物多样性下，长链NPEOs降解更快。刘易等[41]研究发现，较长的HRT(12 h)和碳氮比(2∶1)有利于OP降解。但刘英[37]发现，延长HRT对NP-10废水初级生物降解基本没有影响，对其最终生物降解影响不大。靖春明等[43]利用A/O工艺处理NPEOs，发现HRT、SRT等因素对NPEOs的降解有一定的影响，但影响程度不大。
2.2.4 APEDs异构体结构
Hao等[55]研究了序批式反应器(SBR)中NP异构体结构与其可生物降解性的关系。GC/MS分析发现，保留时间为10.553，10.646，10.774，10.906 min的NP异构体显示出较高的可生物降解性，而保留时间为10.475，10.800，10.857 min的异构体可生物降解性较低。同时，具有复杂侧链分支结构的NP异构体生物降解性较低，而较长的异构体壬基链具有较高的生物降解性。一些研究表明：NP的支链异构体越多，可能具有越高的雌激素毒性效应，比直链异构体更难以生物降解[56-57]。就生物反应而言，复杂的烷基结构会阻断底物通过生物膜，进而影响其与酶的结合[55]。
3 APEOs的降解途径与分子生物学研究
3.1 APEOs代谢途径与降解机理
图1中列出了APEOs可能的代谢途径。对于NPEOs的生物降解始于微生物对NPEOs的环氧乙烷链进行降解[58-59]。随着环氧乙烷单元数量的减少，NPEOs被转化为NP2EO和NP1EO。同时，有氧和无氧条件下降解途径不同：在有氧条件下，NP2EO和NP1EO转化为NP2EC和NP1EC；在厌氧条件下，NPEOs通过逐步去除乙氧基单元(如乙醛)的非氧化途径转化为NP2EO、NP1EO和NP，未观察到NP2EC和NP1EC的形成[42]。OPEOs的有氧代谢途径如图1所示，分别为：1)发生在乙氧基化链中[60];2)发生在烷基链中[61];3)在中央裂变中分离烷基酚和乙氧基化链[62];4)形成的OP通过芳香环裂解而降解[63-64]。
图1 微生物降解APEOs可能的途径(根据文献[58，65]修改)
Fig.1 Possible pathways of biodegradation of APEOs(revised according to document[58，65])
3.2 降解APEOs的微生物种群结构和功能基因
国内外学者研究了APEOs降解过程中活性污泥微生物群落结构的变化，发现了部分降解优势菌种。Zhang等[66]发现DNA长度为78 bp的菌株可能属于变形杆菌的β亚类，是NPEOs降解的优势菌种，而具有88 bp和198 bp的菌株在降解NP时占主导地位。Lozada等[67]发现，在NP10EO反应器的细菌群落结构中，Betaproteobacteria菌群的比例很高，可能对降解NPEOs具有特定作用。Wang等[68]发现，γ-降解菌，Alphaproteobacteria和Bacteroidetes是在沉积物中降解NP最大的细菌群；细菌Brevundimonas、Flavobacterium、Lysobacter和Rhodobacter可能参与了NP在河流沉积物中的降解。而对于OPEOs，刘易等[41]发现OP的降解引起α-proteobacteria 类丰度的显著上升，OP的好氧生物降解可能与α-proteobacteria中的特定菌群有关；同时，在用4-叔辛基苯酚培养颗粒污泥后，颗粒污泥中γ-变形杆菌和芽孢杆菌是优势种[69]。
在APEOs降解功能基因研究方面，Zhang等[66]研究NPEOs和NP在天然水体微生物降解过程中可能的关键分解代谢基因，在降解期间，儿茶酚2,3-双加氧酶(C23O)DNA的拷贝数显著增加，表明NPEOs和NP的芳香环可能发生了裂解。此外，Wang等[70]接种Stenotrophomonas菌株Y1和Sphingobium菌株Y2于河流沉积物中降解NP，分别观察到alkB和sMO基因比例的增加。
4 总结与展望
APEOs应用广泛，且具有环境雌激素效应。目前针对APEOs的生物降解研究中，高效降解菌的选育、实用性强的处理工艺的开发是研究重点。基于现有研究成果，提出了以下重点方向供后续研究参考：
1)虽然目前已获得众多APEOs降解菌株，并研究了其降解特性，但尚处于实验室阶段，实际应用较少。因此，如何将相关菌种应用于废水实际处理值得重点关注。
2)当前筛选得到的菌株大多能将APEOs进行有效初级降解，完全降解AP菌株的选育是发展方向。
3)微观方面，应强化对降解APEOs菌的功能基因研究，深化对其生物降解机理的研究。
4)由于APEOs的降解产物，AP、AP1EO、AP2EO具有一定的疏水性，研究表明，短链APEOs容易吸附于活性污泥表面[71-72]，因此应重视污泥中AP、AP1EO、AP2EO的积累。
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