关键词：
联合降解（精选九篇）
联合降解 篇1
1 实验部分
1.1 仪器与试剂
日立L-2000高效液相色谱仪 (日本) , YM-GHX-V光化学反应仪 (上海豫明仪器有限公司) , TOC-VCPH总有机碳分析仪, 500W氙灯灯管, 三氯生与腐殖酸钠盐 (购自Sigma公司, 分析纯) , 盐酸 (分析纯) , 氢氧化钠 (分析纯) , 乙腈 (色谱纯) , 甲醇 (色谱纯) , Milli-Q超纯水等。
1.2 实验方法
1.2.1 三氯生的光降解实验
在石英反应管中加入三氯生、腐殖酸、超纯水及搅拌磁子, 配成30m L的反应溶液。其中三氯生的浓度为10mg/L, 腐殖酸浓度分别为0, 1, 5, 10mg/L, 调节反应体系的p H值分别为5、7、11。将反应管放入光反应器中, 在氙灯下恒温 (25℃) 光照, 定期取样测定三氯生的浓度。
1.2.2 三氯生的测定
液相色谱的分析条件:色谱柱为Shimadzu VP-ODSC18柱 (250mm×4.6mm, 5μm) 。流动相为乙腈:水=75:25 (V/V) , 流速1.0m L/min, 进样量20μL, 紫外检测波长为280nm。
2 结果与讨论
根据三氯生的反应浓度与初始浓度计算ln (C0/C) , 并对时间作图, 发现不同条件下三氯生的光降解均符合一级反应动力学。计算不同p H值和腐殖酸添加浓度下三氯生的光解速率常数与半衰期, 如表1所示。
从表1可以看出, 当p H=5和p H=7时, 加入1mg/L的腐殖酸后, 三氯生的光反应速率常数增大, 而加入5 mg/L腐殖酸和10mg/L腐殖酸后, 三氯生的光反应速率常数减小, 表明p H=5和p H=7时, 低浓度的腐殖酸 (1mg/L) 促进了三氯生的光解, 而加入高浓度的腐殖酸 (5mg/L和10 mg/L) 则抑制了三氯生的光解。当p H=11时, 加入不同浓度腐殖酸后, 三氯生的光降解速率常数均低于三氯生纯溶液中的光降解速率常数, 即加入任何浓度的腐殖酸 (1 mg/L, 5mg/L和10 mg/L) 均对三氯生的光降解产生了抑制作用。
根据文献报道, 三氯生的Pka=8.1, 在p H=11时, 三氯生主要以离子态存在, 此时加入腐殖酸, 由于腐殖酸自身能吸收光能, 因而会与三氯生产生光量子竞争, 导致对三氯生的光解产生光屏蔽作用, 抑制三氯生的光降解。然而, 在p H=5和p H=7时, 三氯生主要以分子态存在, 腐殖酸对分子态的三氯生产生富集作用, 其内部产生的活性自由基与三氯生近距离接触, 活性物种促进降解的作用强于低浓度腐殖酸的光屏蔽作用, 因而出现促进三氯生光降解的现象;而高浓度的腐殖酸的屏蔽作用强于活性物质的促进作用, 因而表观上呈现抑制三氯生光降解的趋势。
4 结语
本研究表明, p H=5和p H=7时, 低浓度的腐殖酸对三氯生的光降解有促进作用, 而高浓度的腐殖酸对三氯生的光降解有抑制作用;p H=11时, 任何浓度的腐殖酸均对三氯生的光降解产生抑制作用。研究结果将有助于我们深刻理解天然水体中三氯生的光转化过程与潜在的生态风险。
参考文献
[1]Bedoux G, Roig B, Thomas O, et al.Occurrence and toxicity of antimicrobial triclosan and by-products in the environment.Environ Sci Pollut Res Int, 2012, 19:1044-1065.
[2]Aranami K, Readman JW.Photolytic degradation of triclosan in freshwaterand seawater.Chemosphere, 2007, 66:1052-1056.
联合降解 篇2
以附着有生物膜的颗粒化有机粘土作为地下水修复中反应栅的反应载体,以柴油为对象,利用有机粘土对油料的吸附以及降解石油菌的协同机制,对石油烃污染水体进行了修复实验研究.通过正交试验获得了微生物降解柴油的最佳生长条件水平组合,即C:N:P为100:15:1,投菌量为15 mL,氧化剂浓度为1%,初始pH为5.通过海藻酸钠(SA)与HDTMA改性的蒙脱土(HDTMA-modified montmorillonite,HMM)颗粒化制备,并复合石油烃降解菌,研究了不同质量比SA:HMM、不同SA浓度及CaCl2浓度下HMM颗粒的水稳性和吸油性、降解菌活性等性质.研究结果表明,在SA浓度为1%～2%,CaCl2浓度为2%～4%,SA:HMM=1:10时,获得的HMM颗粒粒径为2.5～4.0 mm,对HMM表面结构影响不大,吸油率可达原始HMM的.80%;将HMM颗粒与石油烃降解菌复合可形成稳定的生物膜,膜厚度为300μm左右,生物量为40～50 mg・g-1.HMM颗粒复合生物膜为石油烃污染地下水的化学吸附-生物降解联合修复提供了一种尝试.
作 者：马宏瑞 蔡勇 朱艳萍 张景飞 MA Hong-rui CAI Yong ZHU Yan-ping ZHANG Jing-fei 作者单位：马宏瑞,MA Hong-rui(陕西科技大学化学与化工学院,陕西,咸阳,712081;南京大学地球科学系,江苏,南京,210093)
蔡勇,朱艳萍,CAI Yong,ZHU Yan-ping(陕西科技大学化学与化工学院,陕西,咸阳,712081)
张景飞,ZHANG Jing-fei(南京大学地球科学系,江苏,南京,210093)
PBS降解塑料降解性能的研究 篇3
关键词：聚丁二酸丁二醇酯,生物降解,热降解,光降解
塑料制品在生活中应用广泛,但其分子量大,耐酸耐碱,性能稳定,难以降解,极易对环境造成严重污染,因此可生物降解的聚合材料成为当今研究的热点之一[1]。聚丁二酸丁二醇酯(PBS)是一种新型脂肪族聚酯,具有良好的加工性能、生物降解性能和力学性能,可完全降解成CO2和H2O,成本低廉,备受人们的关注。PBS生物降解塑料作为可降解性的包装塑料,与保护环境、可持续发展战略的要求相符,具有很好的应用前景。近年来,国内对PBS降解塑料的研究也掀起热潮。
研究PBS塑料的降解性能,对于合成高性能PBS及共混降解塑料,以及加工过程中的工艺条件的优化具有重要的意义。本研究以PBS作为原料,通过压制的方法制成PBS塑料薄膜,主要研究了其生物降解、热氧化降解和光降解性能,采用乌氏黏度计测定PBS塑料降解前后的分子量的变化,利用傅里叶红外光谱对降解过程中的光谱特性进行表征[2]。
1 实验部分
1.1 试剂
PBS颗粒,日本昭和高分子公司;磷酸二氢钾、磷酸氢二钾、硝酸钠、硫酸亚铁、硫酸镁、氯化钾、氢氧化钠、三氯甲烷,以上药品皆为分析纯,市售。
1.2 仪器及设备
乌氏黏度计,上海启航玻璃仪器厂;傅里叶变换红外光谱仪(WQF-310),北京第二光学仪器厂;紫外灯,北京精英特种灯泡厂;电子天平,上海精科天美科学仪器有限公司;加氧泵;磁力搅拌器;电热鼓风干燥箱;恒温培养箱;160目标准筛。
1.3 试样制备
称取5克PBS颗粒,用65mL氯仿溶解于锥形瓶中,搅拌2h,将搅拌均匀的溶液取少量于玻璃片上,用两个玻璃片挤压成膜,待溶剂挥发完后,用洗瓶冲洗,小心剥离薄膜,室温下干燥24h至恒重。
1.4 生物降解实验
无机培养液的制备:参照GB/T 19275—2003[3]配制无机培养液,使PBS薄膜作为唯一碳源进行降解[4]。配制方法:NaNO3 2g,KH2PO4 0.7g,K2HPO4 0.3g,MgSO4·7H2O0.5g,KCl 0.5g,FeSO4·7H2O 0.01g,蒸馏水1000mL,用0.01mol/L灭菌的NaOH溶液将pH值调节至6.0~6.5。
土壤培养液的制备:取适量农田土(离地表5~10cm处的土壤),用160目标准筛进行筛选,在35℃下干燥3h,称取一定量的农田土加到无机培养液中配成100g/L的土壤培养液。搅拌均匀,以1.5L/min的气量连续曝气24h,静置24h[5,6,7],过滤,备用。
将培养液分成100mL/份,倒入250mL碘量瓶中。将薄膜试样准确称重后,记为M0,放入培养液中,塞上塞子,再放入恒温培养箱中,设定温度为27℃[8],每5d取一次样,降解周期为15d。降解后的样品用蒸馏水冲洗3次,室温下干燥至质量恒定不变,测定膜的质量变化,精确称量记为Mt,用公式(1)计算失重率。
式中,M0为薄膜降解前质量;Mt为薄膜降解后质量;Mloss%为薄膜降解质量百分数。
1.5 热降解实验
称适量的薄膜放入已知质量的干燥烧杯中,于电热鼓风干燥箱中干燥至恒重,记录恒重后烧杯和塑料薄膜的质量。分别设定电热鼓风干燥箱的温度为100、150和200℃,于12、24和36h热降解后进行分子量测定和傅里叶红外光谱结构表征[9,10,11]。
1.6 光降解实验
将干燥恒重后的薄膜平铺在紫外灯照射下的金属板上,分别照射24、48、72、96和120h,利用乌氏黏度计及傅里叶红外光谱测量、表征降解后的分子量和光谱结构[12]。
2 结果与讨论
2.1 生物降解对PBS塑料降解的影响
注:M0、M5、M10、M15分别为降解前、降解5d、降解10d、降解15d的薄膜质量
表1给出了6张薄膜降解前后的质量变化,并对其质量损失率进行了分析,如图1所示。由图1可看出:15d时质量为0.0159g的薄膜失重率达到9.43%,0.0208g薄膜失重率为9.13%,0.0212g的薄膜失重率7.55%,0.0233g薄膜失重率6.01%,0.0282g薄膜失重率4.26%。分析以上数据可知,PBS质量越小、膜越薄,降解的速度越快。因为薄膜越薄,它的比表面积越大,能与微生物发生作用的点越多,有利于微生物进攻PBS聚酯中的酯基,使酯基发生断裂,达到降解的效果。使用乌氏黏度计测定降解前后PBS降解塑料的分子量:降解前PBS降解塑料的粘均分子量Mη为5.87×104,降解后PBS降解塑料的粘均分子量Mη为5.19×104,降解前后粘均分子量减少约6800,分子量变化不大。PBS高分子聚合物分子量大,不容易降解,分子量的减少与断裂的链的大小有关。
进一步研究生物降解5d、10d、15d后样品红外谱图的变化趋势,如图2 所示。由图可见:图中a、b、c分别代表的是PBS降解前、降解10d和降解15d的红外谱图。可以看出PBS降解15d后,红外谱图没有明显的变化,酯基仍然存在,表明以15d为降解周期,时间太短,PBS中的基团未发生明显变化。在3429cm-1处的端羟基吸收峰,有一点点变宽,是因为随着PBS降解程度的增大,高分子链断裂,分子量减小,从而造成PBS的端羟基增多。
2.2 热氧化对PBS塑料降解的影响
设定降解温度为100、150和180℃,于12、24和36h条件下各取出降解后样品进行测量,其分子量变化曲线如图3所示。
由图3看出:在相同的温度下,热氧化降解时间越长,分子量的变化越大;在相同的降解时间下,热氧化的温度越高,降解的程度越高。PBS塑料的热氧化降解是指高分子化合物经化学反应回归到小分子化合物的过程。PBS降解的本质是聚合物中化学键的断裂,与聚烯烃高分子化合物如聚乙烯、聚丙烯和聚苯乙烯相比,PBS的主链上存在较易断裂的酯基,C—O键与C—C键相比更易受热氧化的影响而发生断裂,从而造成分子量的减小[11]。热氧化温度的提高会造成PBS热氧化分解速度加快,加速了PBS热氧化高分子链的断裂,因此分子量会大幅度减小。
图4是PBS塑料在不同热氧化温度下氧化36h后的红外光谱。从图4中可以看出:PBS在降解前后的主要特征吸收峰的位置和强度并没有较大变化,主要原因可能是,尽管PBS在降解后的分子量会减小,但仍然为聚酯类化合物,其特征吸收并未受分子量的减小而发生波数的位移。值得注意的是在2349cm-1处的吸收峰(双峰),在原材料以及100℃和150℃降解后仍很明显,但在200℃降解后,该吸收峰消失,该峰可能是二氧化碳吸收峰,高温热氧化后,该峰消失。
2.3 紫外光照射对PBS塑料降解的影响
图5是PBS经紫外光照射后的分子量变化曲线。从图5可以看出,紫外光对PBS的降解的趋势非常明显,光照时间的长短直接影响降解后的分子量大小,时间越长分子量越小降解程度越大。尤其是前20h,紫外光的照射对PBS塑料的降解影响很大。
实际上,在紫外光的照射下,PBS塑料的降解是一个光氧化降解过程。紫外光的波长为200~400nm,其能量足以断裂聚合物中化学键。表2是太阳光紫外线的能量与聚合物中典型化学键的键能。从表2中可以看出:紫外光的能量很大,实际上大多数聚合物会受紫外光的作用而老化降解,尤其是C—O键的能量为320~380kJ/mol,与其他化学键相比C—O键的能量较低。PBS为聚酯高分子化合物,分子中有较多的C—O化学键,同时脂肪族羰基化合物对紫外线的最大吸收在270~290nm之间。因吸收紫外线而被激发的含羰基的聚合物可发生断链并生成自由基,从而能引发聚合物光氧化降解[12,13]。
图6 中在3429cm-1处的吸收峰为—OH伸缩振动吸收峰,2944cm-1处为C—H不对称伸缩振动吸收峰,2360cm-1处为CO2吸收峰,1728cm-1处为C =O伸缩振动吸收峰,1155cm-1处为酯基中C—O伸缩振动吸收峰。图中曲线1、2、3、4分别表示照射0、48、96和120h后的红外谱图,可以看出各图的吸收峰并没有明显变化,官能团C =O、C—O、C—H都存在,说明紫外光降解没有使PBS基团结构发生变化,降解后仍是酯类化合物。 值得注意的是,与热氧化降解相比,在2360cm-1处可能为CO2吸收峰,尽管经过120h照射后,分子量仅为0.11万,该吸收峰仍没有消失;而热降解200℃,36h后,分子量为1.31万,该吸收峰消失。有关该吸收峰的归属和变化仍有待于进一步研究。
3 结论
通过降解实验结果分析可知:PBS薄膜生物降解15d后的PBS分子量变化不大,PBS薄膜的红外谱图在降解前后没有明显变化,说明此次降解的时间还未能使聚酯中的基团发生变化。主要原因是降解时间短,同时表明,高分子聚合物的降解周期比较长。PBS可在高温下降解,降解程度与加热温度和加热时间有关系,时间相同温度越高越有利于降解,温度相同加热时间越长降解越彻底。PBS可在波长范围为200~400nm的紫外灯照射条件下降解。降解程度与时间有直接关系,随着时间的增长降解程度越来越大。比较光降解和热降解的结果可得光降解的程度更为明显,基本可以实现完全降解。本实验对降解前后的PBS进行了红外光谱的测定,经比较发现降解前后吸收峰并没有明显变化,说明降解后物质仍是聚酯类化合物。
烷烃高效降解菌的广谱降解性能研究 篇4
针对分离、筛选出的正烷烃高效降解菌株C-14-1的广谱降解性能进行研究.结果表明,C-14-1菌株不仅对较高浓度(大于50mg/L)的正烷烃降解能力显著,对低浓度(约2mg/L)的正烷烃系列同样具有较好的降解效果,并且降解率和烷烃的碳原子数紧密相关.经过48h的发酵,当烷烃碳原子数为10～22时,降解率基本上大于85%;当烷烃碳原子数大于22时,降解率降低到15%～78%.C-14-1菌株对浓度很低(约0.3mg/L)的原油也显示出一定的降解效果.当烷烃碳原子数为12～22时,降解率平均为65%;当烷烃碳原子数大于22时,降解率降低为平均28.3%.当试验系统处于限氧状态时,C-14-1菌株对5α-雄甾烷和六甲苯基本上无降解作用,但对姥鲛烷的降解率却高达97%.在供氧充足的.通气状态下以5α-雄甾烷为唯一碳源时,C-14-1菌株对5α-雄甾烷的降解率达到77%.当与其它低碳原子数的正烷烃共存时,5α-雄甾烷更容易被C-14-l菌株通过协同代谢而降解.通气培养48h时,其降解率达到100%;即使在限氧状态下,其降解率也能达到64%.
作 者：张亚雷 徐德强 曹微寰 赵建夫 ZHANG Ya-lei XU De-qiang CAO Wei-huan ZHAO Jian-fu 作者单位：张亚雷,曹微寰,ZHANG Ya-lei,CAO Wei-huan(同济大学环境学院长江水环境教育部重点实验室,上海,92)徐德强,XU De-qiang(复旦大学生命科学学院,上海,33)
联合降解 篇5
1 试验设计
1.1 试验材料
实验用地膜样品及其相应规格如表1所示。其中, 双降解生态地膜样品“降解A”、“降解B1”、“降解C”分别为三种不同配方、降解时间不同的氧化—生物双降解生态地膜, “降解B2、B3”是与降解B1配方相同, 厚度不同的氧化—生物双降解生态地膜。
1.2 试验方法
试验安排在蓝田县三里镇杨村五组, 面积1亩, 为夏闲地, 每种地膜覆盖20m, 各块之间间隔1m, 排列顺序为自西向东为1~8号。试验于2013年8月4日铺设地膜。覆膜前测定不同规格地膜1m长重量。
2 测定内容
2.1 当地气温及降雨量 (表2)
每10天为一个测算周期, 测定降雨量、最高气温、最低气温及平均气温。
2.2 土壤温度和含水量测定 (表3、表4)
从地膜铺设后每10天取一次数据, 分别测定双降解地膜和普通地膜膜下15cm深土壤14:30时的温度;同时在15cm土层, 按梅花形或S形采集3~5个样点的土壤样品, 用烘干法测定土壤含水量。
单位:℃
单位:%
2.3 地膜降解性能 (表5)
观测试验地中地膜变化情况, 从地膜铺设后第10天开始, 每10天观察记录一次地膜变化情况 (降解孔洞数、裂口数、降解比例、降解面积等现象) , 标记地膜开始降解时间。
3 试验分析
3.1 不同地膜降解情况
氧化—生物双降解生态地膜A降解性能最好, 覆膜后10天开始降解, 20~30天时降解迅速, 40天露地部分覆盖度仅为20%, 随着降解, 地下15cm地温随之下降。
氧化—生物双降解生态地膜B1降解性能次之, 覆膜20天后开始降解, 50天左右时降解迅速, 80天后覆盖度为30%, 同时降解速度减缓, 随着降解, 地下15cm地温随之下降。
氧化—生物双降解生态地膜B2、B3降解性能基本相当。差于B1, 覆膜30天后开始降解, 50天左右时降解速度最快, 100天后覆盖度为25%, 随着降解, 地下15cm地温随之下降。
氧化—生物双降解生态地膜C降解最慢, 覆膜30天后开始降解, 覆盖度降至25%大约需要110天。
各规格地膜在地上部分降解基本结束后, 将地下部分翻出地表, 经过50~100天后都能完全降解。
3.2 不同地膜对土壤温、湿度影响
各规格地膜覆盖后都起到了增温效果, 因各种地膜厚度不同, 地温略有差异。随着地膜降解, 地温开始下降, 覆盖度在50%时, 地温下降明显。各规格地膜覆盖后保墒性能良好, 失墒较慢。在遇到降雨后地下20~50cm土壤墒情较0~20cm回升快。当地膜降解后, 墒情开始下降, 在覆盖度60%时, 失墒较快。
3.3 不同地膜降解与温度关系
氧化—生物双降解生态地膜降解速度与温度变化关系密切, 温度高时地膜降解速度快, 温度低时地膜降解速度缓慢。在温度降至10℃以下时, 氧化—生物双降解生态地膜降解速度明显减慢。
4 试验结论
联合降解 篇6
在自然界中, 存在着各种各样可以水解蛋白质的蛋白酶, 但由于丝素蛋白是一种典型的β-角蛋白, 很难被普通的蛋白酶降解。土壤中存在着丰富的微生物资源, 目前认为环境中至少90%以上的微生物还没有进行分离培养。我们注意到, 蚕茧、丝绸在土壤中很快会腐烂、降解, 这说明其中存在着可以降解、利用丝素蛋白的微生物。
本文主要以土壤为来源, 通过大量取样, 旨在分离筛选出可降解丝素蛋白的菌株。并从产酶温度、培养基起始p H、菌株种龄、接种量等方面初步研究该菌株对丝素蛋白降解效果。力争为丝素纤维的高效降解转化提供一定的菌种资源和研究依据。
一、材料
(一) 土壤来源
浙江省各辖市随机选取富含枯枝落叶的土壤。
(二) 培养基
初筛培养基、鉴别培养基及液体发酵培养基均参照文献配方制作。
二、方法
(一) 降解丝素蛋白的菌株初筛
初筛得到的菌株用灭菌牙签点接到鉴别培养基上, 28℃培养48h, 选择菌落周围产透明圈的菌株, 进行液体发酵并测定酶活。
(二) 降解丝素蛋白的菌株复筛
将产透明圈的菌株接种于液体发酵培养基, 28℃下160r/min摇床振荡培养, 每隔24h取样, 3500r/min, 离心10min, 收集上清液测定酶活, 筛选出纤维素酶高产放线菌菌株, 并进行酶活的测定。
(三) 菌株产酶条件研究
研究不同温度、培养基初始p H值、菌株种龄和接种量对产丝素蛋白酶的影响。
(四) 菌株丝素蛋白降解效果的影响
降解率的测定:将筛选菌株进行发酵培养, 培养时以2%的接种量接种于以丝素蛋白为唯一碳源的液体发酵培养基中, 30℃下160r/min摇床振荡培养96h, 把所得发酵液过滤并水洗以除去菌体, 干燥后称重并计算降解率:
降解率= (降解前质量-降解后残渣质量) /降解前质量×100%。
三、结果与讨论
(一) 丝素蛋白降解菌株的分离纯化与筛选
经过初筛, 分离纯化出18个菌株, 从中筛选出具有酶活性的菌株12株。最后将这12个菌株进行液体发酵测定酶活, 最终从样品中分离筛选出2株能较好地降解丝素蛋白的菌株, 并初步判断2株均为放线菌。2株菌的酶活定量测定结果见表1。
从表1可以发现, 当培养时间为96h时, N6菌株可以达到90.55U的酶活力, 高于N1菌株。所以, 可以初步判定, 在相同培养时间内, N6菌株酶活力较好。
(二) 不同培养温度对菌株产酶的影响
将菌株N1和N6, 同时接种于液体发酵培养基中, 在不同培养温度 (20℃, 25℃, 30℃, 35℃, 40℃) 条件下, 160r/min, 培养96h后, 取样测酶活, 结果见表2。
从表2可知, 在温度为20℃~30℃之间, 两株菌株产酶酶活随着温度升高而逐渐增强, 30℃~40℃之间, 产酶酶活随着温度升高而逐渐减弱, 并且, 在发酵温度为30℃时, 产酶酶活均达到最高值。由此可知, 两株菌株产酶最佳温度均为30℃, 当生长温度低于或高于30℃时, 菌体生长均会受到限制, 生长量将大大减少, 因此, 产酶会减少, 酶活亦大大降低。
此外, 还可以发现, 无论在哪个温度条件下培养, N6菌株产酶的酶活均要高于N1菌株。为此, 我们可以选择30℃作为菌株培养的最佳温度, 而选择N6菌株可以得到较高的酶活。
(三) 不同培养基初始p H对菌株产酶的影响
将菌株N1和N6同时接种于液体发酵培养基中, 在不同初始p H (p H6.0, p H7.0, p H8.0, p H9.0, p H10.0) 条件下, 160r/min, 培养96h后, 取样测酶活, 结果见表3。
从表3可知, 培养基初始p H为8时, 菌株产酶酶活力最高, 并且可以发现, 当p H为7~9范围内时, 丝素蛋白酶酶活力变化不明显, 但当p H低于7或高于9时, 酶活出现明显下降趋势。此外, 亦可以发现, 无论在哪个p H条件下培养, N6菌株产酶的酶活均要明显高于N1菌株。为此, 我们可以选择初始p H8作为菌株培养最佳初始p H, 而选择N6菌株可以得到较高的酶活。
(四) 不同种龄对菌株产酶的影响
选择不同种龄的菌株N1和N6 (12h, 24h, 36h, 48h, 60h) , 同时接种于液体发酵培养基中, 160r/min, 培养96h后, 取样测酶活, 结果见表4。
由表4可知, 随着种龄的增加, N1菌株和N6菌株产酶酶活反而逐渐下降。当种龄为12h时, 两株菌株的酶活均达到最大值, 尤其是N6菌株酶活显著高于N3, 已达到90U。根据以上结果, 可选择培养12h的N6菌株, 可达到较好的实验结果, 获得较高酶活的产丝素蛋白酶。
(五) 不同接种量对菌株产酶的影响
选择不同接种量 (1%, 2%, 3%, 4%, 5%) , 将菌株N1和N6, 同时接种于液体发酵培养基中, 160r/min, 培养96h后, 取样测酶活, 结果见表5。
由表5可知, 当接种量为2%时, N1菌株和N6菌株产酶酶活均达到最高值。当接种量大于2%时, 随着接种量增加, 酶活反而出现下降趋势, 为此, 可以选择2%作为最佳接种量。此外, 无论何种接种量, N6菌株的酶活均显著高于N1菌株。
(六) 不同菌株对丝素蛋白的降解效果
将筛选出的2株放线菌菌株N1和N6分别接种于以丝素为唯一碳源的液体发酵培养基中, 相同条件下培养7d, N1菌株的降解率为68%, N6菌株的降解率为82%, 差异不是特别明显, 但N6菌株产酶降解率略微高于N1菌株, 这与以上研究产酶条件时得出的结果基本相符。
本研究分离筛选出2株产丝素蛋白酶能力较强的放线菌菌株, 并对其产酶条件进行研究。研究结果表明, 产丝素蛋白酶的最佳温度为30℃, 培养基最佳起始p H值是8.0, 接种培养12h的种子液, 产酶量较高, 以2%的接种量接种酶活较高。本实验只是进行初步研究, 要获得更详细的实验数据, 还需开展后续更深入的探究。
摘要：从土壤中分离筛选到2株能降解丝素蛋白的放线菌, 对其产酶条件进行研究, 结果表明:产丝素蛋白酶的最佳温度为30℃, 培养基最佳起始p H值是8.0, 接种培养12 h的种子液, 产酶量较高, 以2%的接种量接种酶活较高。
关键词：产丝素蛋白酶,菌株筛选,丝素蛋白降解
参考文献
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联合降解 篇7
关键词：城市生活垃圾,卫生填埋场,可生物降解组分,降解规律
垃圾卫生填埋法,是垃圾最终处置且行之有效的方法之一,具有处理工艺简单、维护费用低等优点。但填埋场在其漫长的稳定化过程中产生大量填埋气和渗滤液,如不作处理,能持续几十年甚至上百年,对附近公众健康和周围环境产生危害[1],所以,对垃圾卫生填埋场内的垃圾稳定化进行研究,对于减轻或消除填埋场的危害以及确保填埋场最大限度的安全再利用具有重大的实际意义。目前,对填埋场稳定化的研究,一般从4个方面着手,即:填埋气、渗滤液、固体垃圾和表面沉降。本文对垃圾的可生物降解组分进行讨论。
1 城市生活垃圾可生物降解组分测定方法
BDM(Biological Degradable Material),译为可生物降解物质,是具有生物活性的有机质。根据何品晶等的研究表明[2]:垃圾中可生物降解有机质具有比不可生物降解有机质更易于被化学氧化的特点,因此可以在原有“湿烧法”测定总有机质(CODCr)方法的基础上,采用常温反应,降低溶液氧化能力,使之选择性的氧化可生物降解物质。
1.1 试验中所用的试剂
1)重铬酸钾溶液:C(1/6K2CrO7)=2 mol/L。2)硫酸亚铁铵溶液:C[(NH4)2Fe(SO4)2]=0.25 mol/L。3)浓硫酸:密度=1.84 kg/L。4)试亚铁灵指示剂。
1.2 分析步骤
1)称取0.5 g左右的样品置于250 mL容量瓶中,分别加入15 mL重铬酸钾溶液和20 mL浓硫酸,将容量瓶置于振荡器上振荡1 h。同时做空白样试验。2)取下容量瓶,加水至标线,摇匀。分别取25 mL溶液于锥形瓶中,加入3滴试亚铁灵指示剂,用硫酸亚铁铵溶液回滴至溶液变为红褐色。3)计算。可生物降解物质含量
根据王罗春等对上海老港城市生活垃圾填埋场稳定化进程的研究[3]表明:填埋场封场不久(t<718 d),垃圾降解程度较小,垃圾仍呈团块状,这些团块之间各种有机组分含量差异很大,因此垃圾取样的非均匀性也很大,同时可生物降解物质含量随时间变化波动也很大,缺少规律性。封场718 d后,填埋垃圾进入完全厌氧反应期,可生物降解物质含量随时间的增加逐渐缓慢降低。可生物降解物质变化能较好地反映垃圾的降解规律。因此本次试验只对填埋2年后的垃圾体进行取样,根据填埋场填埋规划图及填埋记录,选定每年4月份～5月份进场的垃圾填埋位置,进行取样分析。
2 可生物降解组分随填埋时间的关系
2.1 试验结果
试验测定结果如表1所示。
2.2 模型的建立
生活垃圾填埋2年后,垃圾降解速率基本稳定并处于厌氧降解阶段。垃圾体中可生化降解组分的降解为一级反应,可表示为:
其中,k为垃圾体中可生物降解组分降解速率常数,年-1;ci为垃圾体中可生物降解组分含量,kg/m3;t为填埋时间,年。
对式(1)求积分,得下式:
Ct=C0e-kt (2)
其中,t为填埋时间,年;Ct为t时刻垃圾中可生物降解成分的含量,kg/m3;C0为t=0时垃圾中可降解成分的含量,kg/m3;k为垃圾体中可生物降解组分降解速率常数,年-1。
本文根据式(2)和试验测得系列卫生填埋场不同填埋时间垃圾体中可生物降解物含量值(ti,ci),按照最小二乘法对卫生填埋场可生物降解组分变化模型的参数进行估计,得出卫生填埋场可生物降解组分变化模型的参数(见表2)和可生物降解组分含量的变化曲线。
拟合结果为:
CBDM=12.735e-0.067t (3)
2.3 模型的检验与评价
为验证建立的卫生填埋场可生化降解组分含量变化模型的准确性和可靠性,将模型(式(3))代入时间值进行反演计算,垃圾体中可生化降解组分含量的反演结果与试验过程中的测试值相比较,其结果见图1。
从反演结果看,卫生填埋场可生化降解组分含量变化的试验值和模型(式(2))计算值总体相差不大,表明建立的模型基本反映了卫生填埋场中可生化降解组分含量的变化过程和趋势。
3 可生物有机垃圾降解应考虑的因素
1)垃圾的组成特性。菜类及食品类含量较大的垃圾其降解速度较快,垃圾中的塑料、橡胶等高分子材料的降解则非常慢,而且垃圾中的硫酸盐和重金属离子还有抑制垃圾分解的作用。研究表明[4]:向垃圾中加入营养元素N,P和K盐,可以不同程度地加快垃圾的降解。2)垃圾的填埋方式。垃圾填埋高度和较大的压实密度可以抑制有机物的降解,填埋后不加覆盖土的垃圾比加覆盖土的垃圾降解快,垃圾破碎后,其降解速度也加快。因此,填埋时应采取好氧或准好氧填埋方式且破碎后再填埋。3)填埋场的水文气象。一般来说,在寒冷的环境中有机物的降解慢,温暖的气候有利于垃圾中有机物的降解,当垃圾处于41 ℃时,有机物降解最快。垃圾的湿度对有机物的降解也有一定的影响,含水量高的垃圾比含水量低的垃圾降解快。一般认为,当垃圾的含水量高于60%时,垃圾就能有效地分解。4)微生物的种类。在垃圾降解过程中,好氧菌、真菌、产甲烷菌、纤维素分解菌等均起着重要作用,如果控制适当的条件,使不同降解阶段的微生物优先大量繁殖,则会加速垃圾中有机物的降解。
4 结语
通过对生活垃圾填埋场可生物降解组分在垃圾体中的含量随填埋时间变化的研究表明:随着填埋时间的延长,垃圾体中可生物降解物质含量逐渐降低,呈一级负指数规律衰减(CBDM=12.735e-0.067t)。垃圾土中有机物的自然降解是比较缓慢的,因此,为加快填埋场的稳定化速度,增强填埋场的稳定性,应针对影响垃圾中可生物降解物降解的主要因素,采取适当的工程措施。
参考文献
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联合降解 篇8
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 实验材料
泥样来自我国湖南省长沙段湘江底泥,降解菌分离来自所采泥样。
1.1.2 试剂
DBP购自湖南长沙汇虹试剂有限公司,分析纯。甲醇为HPLC级,购自淮阴汉邦科技有限公司;色谱用水为自备双蒸水;蛋白胨为生化试剂,购自上海市宝典化工有限公司;酵母膏为生化试剂,购自中科院上海昆虫科技开发有限公司康乐培养基厂;其余无机盐试剂均为分析纯,购自长沙安泰精细化工实业有限公司。
1.1.3 仪器
DYY-Ⅲ2稳压稳流电泳仪(北京六一仪器厂);Tgradient Thermocycler PCR仪(Biometra公司);725N型紫外可见分光光度计(上海精密科学仪器有限公司);Elite高效液相色谱仪(大连伊利特公司)。
1.1.4 培养基
无机盐培养基:K2HPO4·3H2O 1 000mg/L, KH2PO4 200mg/L,NH4NO3 1 000mg/L, NaCl 1 000mg/L, MgSO4·7H2O 400mg/L,CaCl2·2H2O 20mg/L,FeSO4 1mg/L,pH 7.0。
富集培养基:牛肉膏3g/L,蛋白胨5g/L,NaCl 5g/L,pH 7.0。
1.2 方法
1.2.1 品来源及菌株的分离纯化样
泥样按1%(W/V)的接入量接种于无机盐液体培养基中,以梯度压力式驯化法驯化,DBP浓度梯度依次为100、200、400、700和1 000mg/L。驯化结束后在固体培养基平板(由浓度为100mg/L DBP的无机盐液体培养基加入琼脂粉而制成)上接种培养,多次平板涂布法分离直至得到纯的单菌落。
1.2.2 菌株的鉴定
1.2.2.1 形态学、生理生化鉴定及(G+C)mol%测定
形态学分析采用扫描电子显微镜(JEOL JSM-6380LV),生理生化实验参考文献[9,10]。(G+C)mol%测定采用高效液相色谱法,DNA提取和色谱条件参考文献[11]。
1.2.2.2 16S rDNA扩增和序列测定
离心收集菌体,使用UNIQ-10柱式基因组抽提试剂盒(Sangon)提取基因组DNA,以其作为扩增模板在PCR仪上进行16S rDNA扩增,所用引物以及PCR程序参考文献[12]。PCR产物采用E.Z.N.ATM Gel Extraction Kit(OMEGA)纯化回收后由测序由北京三博远志生物公司完成。获得菌株16S rDNA序列,用NCBI-Blast软件将测序结果在Genbank等数据库中进行同源性分析,采用Clustal X 1.8多重比对后, 用Mega3.1进行系统发育树构建。
1.2.3 生长与降解实验
为考察不同初始pH(5.0、6.0、7.0、8.0、9.0)、温度(20℃、25℃、30℃、35℃、40℃)和摇床转速(0、50r/min、100r/min、150r/min、200r/min)对DBP降解菌株XJ1的生长及降解性能的影响,在150mL的三角瓶中装入50mL的无机盐液体培养基,DBP的初始浓度为100mg/L,接种量为2%(接种后的细胞浓度为1.2×106 cells/mL),降解时间为48h。实验基本条件为初始pH 7.0,温度30℃,摇床转速为150r/min,实验中固定其中两个条件,改变另一个条件进而确定最佳的生长和降解条件。以上试验处理均为3次重复。
1.2.4 分析方法
1.2.4.1 DBP的测定
采用高效液相色谱仪测定邻苯二甲酸二丁酯的含量。HPLC分析条件:色谱柱Hypersil BDS C18(4.6mm×200mm×5μm),柱温35℃,流动相甲醇∶水=90∶10, 流速为0.5mL/min,检测器波长为228nm,进样量为20μl。
1.2.4.2 代谢产物的分析
调节样品的pH为2.0, 流动相为甲醇∶磷酸溶液(0.02mol/L)=90∶10,检测波长为210nm,除此之外,色谱条件同章节1.2.4.1所述。采用与已知标准化合物的保留时间相比较的方法进行代谢产物初步鉴定。
1.2.4.3 生物量测定
采用725N型紫外可见分光光度在600nm下测量培养基的OD值定量。
2 结果与分析
2.1 菌株的形态学、生理生化特征和(G+C)mol%值
通过富集驯化、分离和纯化得到了多株以DBP为唯一碳源和能源的菌株,其中菌株XJ1降解能力最强,以后实验皆采用该菌株。菌株XJ1的形态学特征为:在固体平板上的菌落大小为1～2mm,圆形,表面光滑,呈亮黄色,刚形成的菌落边缘整齐,超过一定的培养时间菌落边缘呈放射状。扫描电镜观察(如图1所示),菌株XJ1呈杆状,大小为(1.5-1.7)μm×(0.54-0.57)μm,单端端生鞭毛(如图1中的箭头所示)。(G+C)mol %测定的结果为 65.18%。菌株XJ1生理生化特征见表1。
2.2 菌株的16S rDNA分析
测序后,得到长度为1371 bp的菌株XJ1的16S rDNA序列。菌株XJ1的GenBank序列登录号为:DQ672266。序列对比的结果表明,所分离的菌株XJ1与GenBank中的Sphingomonas xenophaga QYY和Sphingomonas xenophaga BN6T相似性水平分别为100%和99%。为确定该菌株的系统发育位置,选取了一些鞘氨醇单胞菌及与其相似的菌株构建系统树,并选择Escherichia coli(M25588)作为外群,各菌株名称及序列号见图2。
2.3 初始pH、温度以及摇床转速对细菌生长和DBP降解的影响
由图3可知,菌株XJ1生长和DBP的生物降解最适初始pH均为7.0,48h后检测不到残留的DBP。在初始pH为5.0～7.0的偏酸性条件下,DBP的降解效果明显比初始pH为7.0～9.0的偏碱性条件下的差。原因可能是在降解过程中会生成诸如邻苯二甲酸等中间产物,从而酸化培养基,抑制DBP的进一步的降解[13]。
图4显示了温度对菌株XJ1生长和DBP生物降解的影响,菌株XJ1的最适生长温度为35℃,48h后检测不到残留的DBP,在30℃的条件下,本实验也未检测到残留的DBP,原因可能在于降解时间(48h)比较长,综合考虑细菌生长和DBP降解两个过程,选择35℃作为最佳温度。
鉴于降解菌株XJ1为好氧菌,培养基中的溶解氧将作为关键的电子受体对DBP的生物降解产生重要影响[2]。本实验考察了不同的转速条件下的DBP生物降解规律,从而间接反应溶解氧对DBP的降解影响。本实验考察了不同的转速条件下的DBP生物降解规律,从而间接反应溶解氧对DBP的降解影响。由图5可知即使在静止的条件下,菌株XJ1仍然显示出对DBP较强的降解能力,仅有38.06±1.50mg/L的残留,当转速大于100r/min时,检测不到残留DBP,转速为150r/min是菌株XJ1生长的最佳条件,综合考虑两个过程,选择150r/min为最佳转速。在pH7.0、温度35℃和转速为150r/min的最佳条件下,细菌生长和DBP的降解状况如图6所示。在前16h,DBP降解比较快,细菌生长达到对数生长期。16h至40h,DBP降解趋缓,40h时检测不到残留DBP,菌体生长达到稳定期。
2.4 DBP代谢产物分析
图7为DBP在菌株XJ1降解32h的代谢色谱图,其中保留时间为9.88min为母体化合物DBP。通过与被怀疑为中间产物的化合物如邻苯二甲酸单丁酯(MBP)、邻苯二甲酸(PA)和原儿茶酸(PCA)等[7,14]的保留时间相对照,初步判定保留时间为5.11min和6.06min所对应的代谢产物为邻苯二甲酸和邻苯二甲酸单丁酯。更准确的鉴定需要进一步的化学分析。
2.5 底物广谱性实验
为考查菌株XJ1对芳香族衍生物代谢的多样性,选取邻苯二甲酸二甲酯等为代表的邻苯二甲酸酯类化合物及其代谢中间产物邻苯二甲酸和原儿茶酸[7,14]以及苯、萘等常见的芳香族化合物及其代谢中间产物邻苯二酚或水杨酸[15]进行测试。测试方法为在基础无机盐培养基加入底物使其最终浓度为100mg/L,培养48h后考察菌株XJ1在含有这些底物培养基中的生长情况。
由表2可知,菌株XJ1并不能利用苯、萘及萘的代谢中间产物水杨酸等,但能够利用邻苯二甲酸二甲酯等邻苯二甲酸酯类化合物及其中间代谢产物如邻苯二甲酸和原儿茶酸。该菌株也能够利用邻苯二酚,预示菌株XJ1含有邻苯二酚环断裂的双加氧酶[16]。另外在对邻苯二甲酸酯类化合物的利用上,菌株XJ1较易利用烷基含碳数低的邻苯二甲酸二甲酯和邻苯二甲酸二乙酯,而不易利用烷基含碳数高的邻苯二甲酸二辛酯,这可能是后者分子量和体积的增加,增大了分子对生物反应的位阻效应[5]。
3 讨论
从湘江底泥中筛选到一株能够高效降解DBP的菌株XJ1, 将该菌株的16S rDNA序列与GenBank中已公布的序列进行同源性分析, 发现菌株XJ1与鞘氨醇单胞菌属中多种菌株具有较高的相似性, 如与Sphingomonas paucimobilis 20006FA和Sphingomonas yanoikuyae Q1同源性分别为96%和95%, 其中与模式菌株Sphingomonas xenophaga BN6T同源性为99%, 与Sphingomonas xenophaga QYY同源性可达100%。在通常情况下, 16S rDNA序列同源性低于97%可认为不属于同一种, 同源性低于93%～95%可认为不属于同一属[16], 因此16S rDNA序列表明菌株XJ1属于鞘氨醇单胞菌属。另外(G+C)mol%为65.18%,位于鞘氨醇单胞菌属的(G+C)mol%值的范围之内[10]。生理生化指标上,与模式菌株Sphingomonas xenophaga BN6T在碳源的利用上方面具有较高的相似性[17];另外,菌株XJ1和Sphingomonas xenophaga QYY在生理生化指标上也存在较高的相似性[16]。经形态学并通过以上16S rDNA序列、(G+C)mol%和生理生化指标分析,可将菌株XJ1归属于鞘氨醇单胞菌属。
++生长较好; +可以生长; -不能生长。
在最佳的降解条件下,菌体生长也达到稳定期,40h后检测不到DBP的残留,表明菌株XJ1具有较强的降解能力。目前利用鞘氨醇单胞菌属细菌以纯培养物进行邻苯二甲酸二丁酯降解研究尚未多见,台湾学者Chang Bea Ven等[18]分离并鉴定了一株降解DBP的细菌Sphingomonas sp. O18,在温度为25℃的条件下,初始浓度为100mg/L的DBP降解7d后仍有25.3±1.4mg/L的残留。
目前关于邻苯二甲酸酯类化合物的好氧生物降解初始途径的认识如下[7,14]:邻苯二甲酸酯首先在脱酯化酶的作用下水解为邻苯二甲酸单丁酯和相应的醇,然后邻苯二甲酸单丁酯水解为邻苯二甲酸和相应的醇;对于邻苯二甲酸的好氧代谢,G+细菌和G-细菌的采用不同的代谢方式生成原儿茶酸。本实验在前人的基础上,针对G-细菌Sphingomonas sp. Strain XJ-1对DBP的降解途径做了粗略的研究,根据代谢谱图随时间的变化和代谢产物物质分子结构提出以下降解途径(图8),关于邻苯二甲酸转化为原儿茶酸的方式需要进一步研究。
鞘氨醇单胞菌属的细菌通常能够降解苯、甲苯以及高分子的化合物如多环芳烃和聚乙烯醇(PVA)等,近年来倍受重视,有望成为一种新型的微生物资源[16,19,20,21]。本实验室所筛选的菌株XJ1能够利用邻苯二甲酸二甲酯等一系列邻苯二甲酸酯类化合物,预示菌株XJ1在处理含有邻苯二甲酸酯类化合物污染的生物修复方面具有独特的应用价值。
4 结论
4.1 从湘江底泥筛选到的菌株XJ1能以DBP为唯一碳源和能源生长;经形态学、生理生化、(G+C)mol%及16S rDNA鉴定该菌株为Sphingomonas sp.。
4.2 菌株XJ1对DBP降解的最佳条件为温度35℃,初始pH为7.0,转速为150r/min,在DBP初始浓度为100mg/L条件下,DBP在40h内可完全降解,表明菌株XJ1对DBP具有很强的降解能力。
4.3 在菌株XJ1的作用下,DBP首先水解为MBP,继而水解为PA,最终完全降解为CO2和H2O。
4.4 菌株XJ1在处理含有邻苯二甲酸酯类化合物污染的生物修复方面具有独特的应用潜力。
摘要：目的:从湘江底泥筛选分离出能够高效降解邻苯二甲酸二丁酯(DBP)的菌株,对其进行鉴定和降解特性研究。方法:采用DBP为唯一碳源和能源的无机盐培养基,通过富集培养、平板划线分离得到一株优势菌,编号为XJ1。采用形态学、生理生化、(G+C)mol%和16SrDNA序列分析进行鉴定。采用高效液相色谱测定菌株XJ1在摇瓶中对DBP的降解能力,并进行DBP代谢产物的分析和底物广谱性测试。结果:鉴定该菌株为Sphingomonsasp.。摇瓶实验结果表明:最佳降解条件为温度35℃,初始pH为7.0,转速150r/min;在最佳的降解条件下,40h之内DBP可完全降解。HPLC-UV检测出的中间代谢产物为邻苯二甲酸单丁酯(MBP)和邻苯二甲酸(PA)。底物广谱性实验表明菌株XJ1能够利用邻苯二甲酸二甲酯、邻苯二甲酸二乙酯等邻苯二甲酸酯类化合物。结论:菌株XJ1对DBP具有高效的降解能力,在处理含有邻苯二甲酸酯类化合物污染的生物修复方面具有独特的应用潜力。
聚乳酸的降解研究 篇9
目前降解速度可控的PLA成为研究热点[7]。本研究了聚乳酸分别在酸,水,pH=7.0的磷酸盐缓冲溶液以及超声波为媒介进行的降解机制。
1 实验部分
1.1 主要原料
L-乳酸(85%-90%水溶液),上海晶纯试剂有限公司;碘化钾、丙酮、盐酸(HCl)、氢氧化钠(NaOH),均为分析纯,天津市大茂化学试剂厂;无水硫酸钠、磷酸二氢钠、磷酸氢二钠均(分析纯),天津市福晨化学试剂厂。
1.2 主要仪器
凝胶渗透色谱仪(LC-20A),日本岛津;傅里叶变换红外光谱仪(spectrum 100),美国PerkinElmer公司;紫外-可见分光光度计(UV-2500),日本岛津。
1.3 实验方法
1.3.1 PLA的合成[8]
取适量85%D,L-乳酸装入单口圆底烧瓶中,磁力搅拌,油浴加热。升温至110℃搅拌脱水0.5h;真空压力为0.085MPa,温度120℃下反应3h;按比例加入催化剂碘化钾,在一定的温度和0.085MPa压力下搅拌反应一定的时间。反应结束后冷却到室温,将产物溶解于丙酮,用无水乙醇:蒸馏水=1∶2沉淀产物,离心(5000r/min,10min),得沉淀。40℃真空干燥24h,得产物。所得PLA的数均分子量为55300。
1.3.2 水解法
配置pH=1的HCl溶液、pH=7.0的磷酸缓冲溶液和去离子水各1000mL封于锥形瓶中备用,分别称取等量干燥的PLA样品放入不同编号100mL的HCl、NaOH溶液中,置于37℃恒温水浴锅中做酸降解实验;定时取样,将取出的试样用去离子水清洗数次后置于40℃真空干燥箱中干燥至恒重,精确测量质量损失,按式(1)计算质量损失率Δwm;然后利用凝胶渗透色谱仪测定其数均分子量,按式(2)计算降解率ΔWM。每实验重复3次[9]。(色谱条件:流动相为四氢呋喃,流速为lmL/min,柱温为40℃ ,浓度为0.25% )
Δwm=(mo-mr)/mo×100%(1)
ΔWM=(MO-Mr)/MO×100%(2)
式(1)、(2)中:mo为起始质量;mr为残留质量;MO为降解前数均分子量;Mr为降解后数均分子量。
1.3.3 超声波降解法
取若干份等量干燥的PLA样品放入等份的250mL的锥形瓶中,分别加入100mL丙酮溶液充分溶解聚乳酸,然后用超声波仪(温度:25℃,功率:560W)分别处理10、15、20、25、30、50min,取出样品,浓缩,40℃真空干燥至恒重。其余步骤见1.3.2。
1.3.4 表征
采用凝胶渗透色谱仪(GPC)测量降解后PLA的相对分子质量及其分布,聚苯乙烯为标样,溶剂为四氢呋喃,流速为1mL/min,柱温40℃;
采用傅里叶变换红外光谱仪测定降解后PLA各基团的特征吸收峰,利用KBr压片法制样,测定波数范围为500~4000cm-1。
1.3.5 数据处理
以1758cm-1处的C=O吸收峰为标准,利用红外软件进行归一化处理。
2 结果与讨论
2.1 水解法实验结果
2.1.1 pH=1的HCl降解PLA的实验结果
聚乳酸在pH=1的HCl溶液中质量和数均分子量均有一定的损失和减小,且质量损失率要大于降解率,240h后聚乳酸的质量损失率为16%,降解率为9.95%,并随着降解时间的延长,聚乳酸的颜色逐步加深。以1758cm-1处的C=O吸收峰为标准,利用红外软件进行归一化处理后,对不同时间酸降解后的聚乳酸做红外分析。由图1可得降解前后聚乳酸的特征峰都未消失,且随着降解时间的延长,3056cm-1处弱-OH的特征吸收峰的红外透射率逐步变小,见图2;同时由图3可知,随着降解时间的延长,酯基(-C-O-)的4个特征吸收峰的红外光透射率逐步变大。
总强度=透射强度+吸收强度,总强度一定,透射强度与吸收强度成反比,根据朗伯-比尔定律可知吸光度A与吸光物质的浓度C成正比,即可得羟基(-OH)浓度随着盐酸降解时间的延长而逐渐变大,而酯基的浓度逐渐减小。这说明聚乳酸的盐酸降解主要是-C-O-键的断裂,并由此导致-OH的增多,随降解时间的延长,酯基断裂程度加剧,降解程度加深,从而相对分子质量下降,质量损失率增大。
2.1.2 pH=7.0的磷酸缓冲溶液降解聚乳酸的实验结果
聚乳酸在pH=7.0的磷酸缓冲溶液中质量和数均分子量均有一定程度的损失和减小,240h后聚乳酸的质量损失率为13.6%,降解率为6.00%。并随着时间的延长,聚乳酸的颜色也逐渐变深。且降解后聚乳酸基团的变化与盐酸降解的变化趋势相同,如图4、图5、图6。在pH为7.0的溶液中,由于渗透压的作用,缓冲溶液进入聚合物基体以中和酸性的末端基,样品吸水很快,因此降解速度加快。
2.1.3 去离子水降解聚乳酸的实验结果
去离子水降解后的聚乳酸酯基断裂程度随时间变化较少,如图7。同时聚乳酸质量损失率和降解率都较小,其颜色几乎无变化,240h后聚乳酸的质量损失率为1.00%,降解率为0.72%。
2.2 比较水解法降解聚乳酸的效果
综合上述几个实验结果可得聚乳酸质量损失快慢的为磷酸缓冲液>盐酸溶液>去离子水见图8。这是因为在pH为7.0的溶液中,由于渗透压的作用,缓冲溶液进入聚合物基体以中和酸性的末端基,样品吸水很快,从而加快了降解速度[10]。同时一些分子量低于830的低聚乳酸能溶于磷酸缓冲溶液而不溶于水或酸性溶液[10],所以在前48h内,在磷酸缓冲溶液中聚乳酸的质量损失率要大于盐酸溶液而数均分子量的降低率要小于盐酸溶液。随着时间的延长,盐酸溶液中的聚乳酸质量损失加快,在整个实验时间内聚乳酸数均分子量降低的快慢为盐酸溶液>磷酸缓冲液>去离子水,如图9。
2.3 超声波法降解聚乳酸的结果
聚乳酸的在超声波作用30min下其质量有一定程度的损失,但是其数均分子量反而增大。由图10、图11及图12可
知,在超声波处理0~30min内羟基(-OH)以及酯基(C-O-)的透射率随时间的延长而降低,但超声波处理50min后羟基(-OH)以及酯基(C-O-)的透射率比对照组(0min)大,从而推定在超声波前期可能发生了部分交联反应,随着超声波的时间的延长聚乳酸才开始降解,最终导致了其数均分子量的减小。
3 结论
(1)聚乳酸在水降解过程中没有生成新的基团,只有酯基基团的数量出现了减少且随降解时间的延长,酯基断裂程度加剧,而在超声波降解过程中,前期可能发生了部分交联反应,然后再发生酯基的断裂。
(2)在水解过程中聚乳酸的相对分子质量的下降趋势是先快后慢,在整个过程中聚乳酸质量损失快慢为盐酸溶液>磷酸缓冲液>去离子水。
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