酵母菌的致孔作用對PVA/CMC水凝膠性能的影響

萬豫，張敏，翁云宣，李成濤

（1 陜西科技大學環境科學與工程學院，陜西西安710021； 2 北京工商大學塑料衛生與安全質量評價技術北京市重點實驗室，北京100048）

引 言

水凝膠是一類由合成高分子材料或者天然高分子材料制得的具有三維網絡結構的聚合物[1-3]；由于含有羥基、氨基、羧基和酰胺基等功能基團，所以具有高保水性、溶脹性和對重金屬離子、蛋白質、染料等有較強結合能力的優點，被廣泛應用于廢水處理、藥物緩釋等各個方面[4-7]。常用的水凝膠雖能較好地去除廢水中的污染物，但存在廢棄后較難降解的缺點，會對環境造成二次污染。

染料廢水的處理一直是廢水治理中的難題之一，目前對于染料的降解主要有光催化法[8]、氧化法[9]、生物法[10]等。相比于光催化法和氧化法，生物法因成本低、處理徹底且不產生二次污染、對環境友好而被廣泛使用，其主要是利用微生物產生的降解性酶(如過氧化物酶和漆酶)對污染物進行氧化[11-12]，實現對污染物的降解。國內外研究人員已發現細菌、真菌、酵母菌、藻類及某些植物在特定條件下可以降解或礦化各種染料并使其脫色[13-14]。其中酵母菌因其成本低、安全易得等特點，常被作為生物吸附劑[15]。同時有研究表明，酵母菌在新陳代謝過程中產生的氧化酶和脂肪酶可降解一些難降解高分子物質，如聚乙烯醇、聚乙二醇等[16]。

本研究以酵母菌為發泡劑，聚乙烯醇(PVA)、羧甲基纖維素(CMC)為原料制備得到了多孔水凝膠DPC。一方面利用酵母菌的致孔作用增加PVA/CMC水凝膠的比表面積，提高水凝膠對亞甲基藍(MB)的吸附性能；另一方面利用酵母菌產生的酶降解MB，且又能在廢棄后產生降解酶作用于材料，使其進行生物降解。這種生物發泡法相比于化學發泡法不會引入有毒有害的物質而造成二次污染[17]，且使水凝膠具有多功能性，既降解污染物又可提高材料的生物降解性，從根本上解決對環境的污染，為深度處理染料廢水提供了新思路。

1 實驗部分

1.1 主要材料

PVA(聚合度2000，醇解度99%)，國藥集團化學試劑有限公司；CMC(平均分子量110000～120000，乙酰化程度＞90.0%)，成都市科龍化工試劑廠；高活性干酵母，安琪酵母股份有限公司；葡萄糖，天津市天力化學試劑有限公司；MB，天津天力化學試劑有限公司；磷酸氫二鉀(K2HPO4)，天津市化學試劑廠；磷酸二氫鉀(KH2PO4)，天津市化學試劑廠；纖維素酶，江蘇省奧谷生物科技有限公司；硼酸，天津天力化學試劑有限公司；碘化鉀(KI)，天津市辰化學試劑廠；碘(I2)，沈陽試劑廠。所用試劑均為分析純。

1.2 D-PC水凝膠的制備

通過循環冷凍-解凍法制備D-PC 水凝膠。稱取1 g PVA 溶于10 ml 蒸餾水，于90℃下攪拌2 h 制得質量分數為10%的PVA 溶液。然后加入0.6 g 的CMC 粉末，于60℃下攪拌1 h 制得分散均勻的PVA/CMC 共混液。用0.1 mol/L 的鹽酸將共混液pH 調節至3.5。加入質量比為1.0∶1、1.2∶1、1.4∶1 的酵母菌/葡萄糖，30℃水浴下攪拌30 min 后倒入24 孔板，置于恒溫水浴中發泡60 min 后放入低溫冰箱快速定型，之后經冷凍-解凍循環3 次后用超純水清洗，得到酵母菌發泡的水凝膠(D-PC)。將制備得到的水凝膠分別記為D-PC1.0、D-PC1.2、D-PC1.4，以未添加酵母菌/葡萄糖的PVA/CMC水凝膠(PC)為空白組。

1.3 結構表征及形貌觀察

采用德國Bruker 公司的VECTOR-22FTIR 分析儀(掃描范圍為4000～500 cm-1，掃描32 次)、美國FEI 公司的FEI-Q45 掃描電子顯微鏡SEM (冷凍后的水凝膠切成厚度為0.5 mm 的薄片，真空冷凍干燥后在25 kV 的測試電壓下進行噴金處理，厚度為10 nm)、英國Malvern 公司的納米粒度表面電位分析儀(用去離子水將發泡后的混合液配制成濃度為千分之一的懸浮液）分別對引入酵母菌前后水凝膠的化學結構進行表征、微觀形貌進行觀察、電位變化進行測定。

1.4 D-PC水凝膠性能的測定

1.4.1 D-PC 水凝膠對MB 的吸附性 考察了pH、溫度、吸附時間和MB 初始濃度等因素對引入酵母菌后D-PC 水凝膠吸附MB 的影響。取30 ml一定濃度的MB溶液于100 ml錐形瓶中，加0.03 g D-PC，用0.1 mol/L HCl 和0.1 mol/L NaOH 調節pH，于恒溫振蕩器中振蕩，離心過濾取上清液。紫外分光光度儀(UV-Vis)在640 nm 處測定上清液的吸光度，實驗重復3次，取平均值計算上清液中剩余MB濃度。根據式(1)計算D-PC對MB的吸附率

式中，C0為MB 初始濃度，mg/L；Ce為吸附平衡后MB的濃度，mg/L；η為MB去除率，%。

1.4.2 D-PC 水凝膠的生物降解性 將D-PC1.4切成10 mm×30 mm×0.5 mm 的薄片，記重，放入50 ml 離心管中；用磷酸鹽緩沖液配制濃度為0.003 g/ml 的纖維素降解酶溶液，移取12 ml 至離心管中，密封；將離心管置于45℃的搖床中(r=120 r/min)，所有實驗均一式三份進行，取均值。在預設的時間間隔(2 d、4 d、6 d、8 d、10 d)內取樣，蒸餾水洗滌降解樣數次并用真空冷凍干燥器干燥，至質量保持不變稱取質量；將干燥的降解樣品溶于160 ml 蒸餾水中，在90℃下攪拌1 h；取8ml 混合溶液于100 ml 容量瓶中，蒸餾水稀釋至20 ml；然后加入10 ml 的4%硼酸溶液和2 ml KI/ I2溶液(2 g KI/1.27 g I2溶于100 ml蒸餾水)，靜置10 min。使用紫外可見分光光度儀在690 nm 處測定PVA 濃度[4，18]。根據式(2)計算D-PC1.4中PVA的降解率

式中，W1為降解前D-PC1.4中PVA 的濃度，mg/g；W2為降解后D-PC1.4中PVA 的濃度，mg/g；ηPVA為DPC1.4中PVA的降解率，%。

2 結果與討論

2.1 酵母菌與水凝膠的相互作用

2.1.1 酵母菌對D-PC 水凝膠化學結構的影響 對引入酵母菌后D-PC1.4及其原料PVA、CMC、酵母菌的化學結構進行了表征，結果如圖1 所示。圖中3244、3490 cm-1為PVA、CMC 的—OH 吸 收 峰[19]；1653、1547 和1240 cm-1分別為酵母菌的—NH，酰胺Ⅰ帶(C O)，酰胺Ⅱ帶(N—H)和酰胺Ⅲ帶(C—N)的特征峰[20]。由圖1 可以看出，D-PC1.4中同樣出現了—OH 的特征峰，相比于PVA、CMC，D-PC1.4的—OH吸收峰變寬并且發生偏移，表明PVA和CMC之間發生了氫鍵交聯；此外，D-PC1.4在1653 cm-1和1240 cm-1處出現了酵母菌的酰胺Ⅰ帶和Ⅲ帶的吸收峰，表明合成了酵母菌致孔的水凝膠D-PC1.4。引入酵母菌后，酵母菌在3413 cm-1處氨基和羥基的疊加峰偏移至了3399 cm-1，表明酵母菌與D-PC1.4之間存在氫鍵作用；D-PC1.4在1547 cm-1處酵母菌酰胺Ⅱ帶的特征峰幾乎消失，且CMC在1589 cm-1處羧基特征峰的強度明顯減弱，這表明酵母菌與水凝膠中CMC 羧基之間存在相互作用。

2.1.2 酵母菌對D-PC 水凝膠電位的影響 為進一步探究酵母菌與水凝膠之間的作用力，對D-PC1.4及其原料的Zeta 電位進行了測定，結果如圖2 所示。從圖中看出酵母菌在任何pH 下都顯負電。PC 的零電荷(pHpzc)值為3.8，當溶液的pH 小于pHpzc時，水凝膠PC顯正電；反之，水凝膠PC顯負電。這是因為酸性條件下，CMC的—COOH被質子化(—COOH+)從而使PC 顯正電，在堿性條件下發生氫離子電離(—COO-)使PC顯負電[21-22]。PC中添加酵母后pHpzc′=2.4，結合FTIR 分析的結果可知，這是因為當溶液的pH 小于pHpzc時，帶負電的酵母菌和CMC 中被質子化的—COOH+之間發生了靜電作用，導致pHpzc(3.8)偏移至pHpzc′(2.4)。結果表明：酵母菌和PC 中CMC的羧基之間存在靜電作用。

圖1 D-PC1.4及其原料的FTIR光譜圖Fig.1 FTIR spectrum of D-PC1.4 and its raw materials

圖2 D-PC1.4、PC和酵母菌在不同pH下的Zeta電位Fig.2 Zeta potential of D-PC1.4,PC and yeast at different pH

2.2 酵母菌對D-PC水凝膠網絡結構的影響

2.2.1 D-PC 水凝膠微觀形貌的變化 為觀察酵母菌對水凝膠微觀結構的影響，采用SEM 對其進行了觀察，結果如圖3所示。從圖中可以看出，不含酵母菌的PC表面粗糙、孔結構小。引入酵母后，D-PC表面光滑、孔徑變大，且隨著酵母菌量的增加，D-PC表面的網絡結構越來越規整且孔洞結構越來越多。綜合FTIR 和Zeta 電位的分析結果，酵母菌通過與CMC 中羧基的靜電作用包覆在D-PC 中起到了物理交聯點的作用，促進了材料網絡結構的形成；引入酵母菌的量越多，其呼吸作用產生的氣體也就越多，從而使材料孔洞結構增加。結果表明，酵母菌的引入有利于三維網絡結構的形成。

2.2.2 D-PC 水凝膠比表面積的變化 酵母菌對水凝膠比表面積的影響結果如表1所示。從表中可以看出，引入酵母菌后D-PC 的比表面積和平均孔徑均變大；且隨著酵母菌量的增加，材料的比表面積越來越大、平均孔徑越來越小，這與SEM 表征得到的結果一致。吸附劑的比表面積和平均孔徑影響著材料對污染物的去除效果，比表面積越大、孔徑越小，去除率越大，因此酵母菌的引入可提高水凝膠的吸附性能。

表1 D-PC和PC的BET參數Table 1 BET parameters of D-PC and PC

2.3 酵母菌對D-PC水凝膠性能的影響

2.3.1 D-PC 水凝膠對MB 吸附性的變化 圖4(a)～(d)分別為不同pH、溫度、MB初始濃度和吸附時間等條件下D-PC對MB去除率。由圖4(a)可知，D-PC對MB 的吸附效率明顯大于PC 和PVA，而且隨著酵母菌量的增加而增加；隨著pH 的增加PVA 水凝膠和PC 的吸附率增加，而D-PC 的吸附率先增加后達到平衡。由Zeta 電位可知D-PC 的等電位點pHpzc′=2.4，而MB 屬于陽離子型染料，在pH＞2.4時D-PC 顯負電與MB 發生靜電作用，從而有效去除MB。DPC 在pH=6 之前吸附速率較快之后吸附趨于平衡，pH=7 時吸附率達到最大。這是因為酵母菌的最適pH 為6～7，當pH＞7 時，酵母菌活性有所影響，吸附率下降。

從圖4(b)中可以看出，隨吸附溫度的升高，PVA水凝膠和PC 對MB 的吸附率先升高后保持穩定，分別在30℃和35℃時吸附率達到最大；D-PC 對MB 的吸附率先升高后降低，30℃時吸附率達到最大為75%。主要原因是：D-PC 內含有酵母菌，酵母菌的最適生長溫度為28～30℃，溫度小于或高于30℃時，其活性受到影響，使吸附率降低。

圖4(c)中隨著MB 濃度的增大，材料對MB 的吸附率都升高。初始濃度大于60 mg/L 時，吸附率開始降低，最終趨于平衡；初始濃度為60 mg/L 時，材料對MB的吸附率達到最大，其中D-PC1.4的最大，達到78%。結果表明：初始濃度的增加，有助于提高吸附率，且酵母菌添加量越多，吸附率越高。同樣，圖4(d)中D-PC1.4對MB 的吸附率較高，最大吸附率可達94%以上。從圖中可以看出，隨著吸附時間的增加，所有材料對MB 的吸附率都是先升高后趨于穩定，20 h后吸附達到平衡。

圖3 D-PC和PC的SEM圖片Fig.3 SEM images of D-PC and PC

圖4 酵母菌對D-PC水凝膠吸附MB的影響Fig.4 Effect of yeast on adsorption of MB by D-PC hydrogel

綜上所述，酵母菌的制孔作用明顯提高了水凝膠對MB 的吸附，且酵母菌的量越多對MB 的吸附性越好。

2.3.2 D-PC 水凝膠吸附MB 的機制 圖5(a)為吸附不同時間后D-PC1.4和MB溶液的照片。從圖中可以看出，隨著吸附時間的增加，D-PC1.4的顏色逐漸變深，后變淺；MB 溶液的顏色逐漸變淺，在吸附14 h后幾乎變為無色。這可能是因為酵母菌產的氧化酶對MB 進行了降解[23]。圖5(b)是吸附不同時間后MB 的紫外吸收光譜。可以看出，隨著吸附時間的增加，MB 的最大吸收峰明顯減弱，表明MB 隨著吸附反應的進行逐漸被降解，進一步驗證了D-PC1.4對MB 進行了降解。圖5(c)是吸附前后D-PC1.4的FTIR光譜圖。從圖中可以看出，吸附MB14 h 后，D-PC1.4在1422 cm-1處羧基峰的強度減弱。這是因為水凝膠中帶負電荷的羧酸基和MB 之間存在靜電作用，如圖5(d)(A)所示。隨著吸附時間的增加，D-PC1.4在3399 cm-1處羥基吸收峰的強度減弱，峰位也發生了偏移，主要是因為MB 與D-PC1.4的羥基之間發生了離子交換[24]，如圖5(d)(B)所示。

綜上所述，D-PC 去除MB 的機制包括：①生物降解：酵母菌代謝產生氧化酶對MB 的脫色降解；②化學吸附：MB 與水凝膠羥基之間的離子交換；③物理吸附：水凝膠中羧基與MB之間的靜電作用。

吸附動力學描述了吸附容量隨時間的變化。在吸附動力學研究中，獲得吸附容量與時間之間的關系，并使用動力學模型來擬合該關系。在不同的動力學模型中，通常用偽一級模型[式(3)]和偽二級模型[式(4)]來描述固液吸附動力學[25-27]。

式中，qe為平衡狀態下MB 的吸附量，mg/g；qt為時間t下MB的吸附量，mg/g；k1為偽一級動力學模型的速率常數；k2為偽二級動力學模型的速率常數。

圖5 D-PC水凝膠去除MB的機制Fig.5 D-PC hydrogel mechanism for removing MB

表2 偽一級和偽二級吸附動力學模型參數Table 2 Pseudo-primary and pseudo-secondary adsorption kinetic model parameters

為了進一步研究D-PC 對MB 的去除機制，采用偽一級和偽二級動力學模型擬合實驗數據，結果如表2 所示。從表2 可以看出，偽二級動力學模型線性化得到的相關系數大于偽一級動力學的相關系數，且由偽二級動力學模型計算得到qe,cal與實驗值qe,exp較為接近。結果表明，D-PC1.4對MB的去除以化學吸附為主。

2.3.3 D-PC 水凝膠生物降解性的變化 酵母菌對水凝膠生物降解性影響的結果如圖6所示，圖6(a)為引入酵母菌前后水凝膠在不含纖維素降解酶體系中PVA 的降解率。從圖中可以看出，D-PC1.4中PVA的降解率明顯高于PC，其最高降解值高達35%，幾乎是PC的三倍，表明酵母菌的引入提高了水凝膠的生物降解性。此外，隨著降解時間的增加，D-PC1.4中PVA 的降解速率呈現出先升高后穩定的趨勢，主要是因為材料中酵母菌繁殖數量增加，周圍營養物質減少，影響了酵母菌的活性，從而使PVA 的降解率降低。圖6(b)為纖維素降解酶對D-PC1.4中PVA降解率的影響，圖中D-PC1.4在含有纖維素降解酶的體系中PVA 降解率高于不含酶的降解體系。這是因為纖維素降解酶將大分子CMC 降解為小分子單糖，為酵母菌提供營養成分維持了它的活性，然后酵母菌在代謝過程中產生各種活性自由基和脂肪族水解酶，將長鏈PVA 降解為短鏈PVA，提高了PVA 的降解率[28-29]。圖6(c)～(e)為降解不同時間后D-PC1.4的SEM 照片。與開始降解0 h 相比，降解4 h、14 h 的水凝膠孔洞越來越多，孔徑也逐漸增大。這表明水凝膠逐漸被大量降解，破壞了水凝膠原有的三維網狀結構，導致孔洞越來越多，越來越大。

圖6 酵母菌對D-PC水凝膠生物降解性的影響以及降解不同時間后D-PC1.4的SEM照片Fig.6 Effect of yeast on biodegradability of D-PC hydrogel and SEM photograph of D-PC1.4after degradation at different time

綜上所述，添加酵母菌可以促進D-PC1.4降解PVA，提高材料的生物降解性，減輕了材料廢棄后對環境的污染。

3 結 論

通過酵母菌發泡致孔制得的PVA/CMC 多孔水凝膠(D-PC)不僅增加了材料的比表面積和孔徑，提高了對MB 的吸附性，還對材料有降解作用，去除機制以化學吸附為主，靜電吸附和生物降解為輔，吸附動力學符合偽二級動力學模型；此外，酵母菌代謝產生的酶對材料中PVA 進行了降解，減少了廢棄后材料可能對環境產生的二次污染。