聚合物類阻垢劑在海水中的可生物降解性

周箏，李亞紅，趙小芳，樊利華

(自然資源部天津海水淡化與綜合利用研究所，天津 300192)

可生物降解性是評價阻垢劑環(huán)境友好性的重要指標之一。目前對阻垢劑生物降解性的研究一般采用活性污泥或花園土為接種物，以淡水配制實驗培養(yǎng)基，缺少直接以海水利用工程廢水排放受納水體——海水為實驗介質的研究報道。但早在1981年de kreuk and Hanstveit[1]就指出，化學品在淡水和海水介質中的生物降解性可能存在差異。為此，直接以海水利用工程廢水排放受納水體——海水為實驗介質和接種物，開展阻垢劑在海水中的生物降解性研究，還是有其必要性的，其可以更為直觀地反映阻垢劑對海洋環(huán)境的影響，相關研究結果也可為今后開展海水利用工程排放阻垢劑海洋環(huán)境風險評價提供數(shù)據支持。

1 實驗部分

1.1 材料與儀器

受試物為5種聚合物類阻垢劑，分別是聚天冬氨酸(PASP)、聚環(huán)氧琥珀酸(PESA)、聚丙烯酸(PAA)、聚環(huán)氧琥珀酸接枝聚丙烯酸(PESA-g-PAA)、丙烯酸-丙烯磺酸共聚物(AA-SAS)均為工業(yè)品；海水樣品，采樣于浙江寧海電廠取水口附近海域。

Multi N/C總有機碳/化合態(tài)氨分析儀。

1.2 接種物的制備方法

海水樣品依次經濾紙、0.45 μm微孔膜過濾后，采用0.22 μm微孔膜過濾濃縮法，對海水樣品進行濃縮，制備細菌濃縮液作為接種物。將濃縮接種物和未濃縮的海水樣品同時置于黑暗下，于(20±2)℃振蕩培養(yǎng)1周，以去除樣品中的有機物。按照GB 17378.6—2007，采用平皿計數(shù)法測定樣品中的細菌含量。按照GB 17378.4—2007，采用總有機碳/化合態(tài)氨分析儀檢測樣品中的TOC含量。

1.3 生物降解實驗

OECD 301B適用于淡水體系，采用活性污泥和蒸餾水制備接種物和實驗培養(yǎng)基，評估的是有機化學品的完全礦化能力。本文模擬海水環(huán)境，評估有機化學品在海水中降解為CO2的能力，對OECD 301B進行了部分修改，即以含菌量104～105CFU/mL的濃縮海水作為接種物，以海水配制實驗培養(yǎng)基，按20%接種量配制含菌實驗液3 L。將受試物定量加入到3 L實驗液中，控制有機碳濃度為20 mg/L。將水樣于(25±2)℃下避光放置，以50 mL/min的速度向水樣中連續(xù)通入脫CO2的空氣，并用0.012 5 mol/L的Ba(OH)2溶液分級吸收水樣產生的CO2。定時用0.1 mol/L的HCl溶液滴定吸收瓶中Ba(OH)2的剩余量，計算CO2的產生量。同時設不加受試物的含菌水樣作空白對照。每一實驗組和空白組均設置雙平行樣。

1.4 非生物降解實驗

以鄰苯二甲酸氫鉀為參比物。向無菌海水中定量加入鄰苯二甲酸氫鉀，使其有機碳濃度為 20 mg/L。將水樣于(25±2)℃下避光、密閉放置 3 d。分別于放置前、后用0.1 mol/L標準NaOH溶液滴定水樣中鄰苯二甲酸氫鉀的濃度。實驗設兩個平行樣。無菌海水的制備方法如下：采用0.22 μm微孔濾膜對1.2節(jié)中除有機物的海水樣品進行2次過濾除菌處理后，保存于經高溫高壓滅菌的容器中備用。過濾水采用吖啶橙熒光檢測，達到無菌要求。

1.5 數(shù)據處理

取平行樣的平均值作為實驗結果，計算有機物的生物降解率：

(1)

式中Dt——至t時刻有機物的生物降解率，%；

mt——至t時刻產生的CO2累積量，mg；

m0——初始加入的TOC量，mg；

3.67——以C轉換成CO2的系數(shù)，44/12。

有機物在環(huán)境中的降解通常遵循一級動力學方程，即降解殘留率和降解時間之間存在方程(2)的關系：

ln(1-Dt)=-kt

(2)

t1/2=ln2/k

(3)

其中，k為降解速率常數(shù)，t為反應時間。降解速率常數(shù)(k)和半衰期(t1/2)通常被用來表征有機物降解難易程度。

2 結果與討論

2.1 參比物在海水中的降解性

用無菌蒸餾水配制的有機碳濃度為20 mg/L的鄰苯二甲酸氫鉀溶液在避光、密閉保存一段時間后，用標準氫氧化鈉溶液測定最初和結束時的鄰苯二甲酸氫鉀濃度，結果顯示，鄰苯二甲酸氫鉀在無接種菌和避光的情況下，3 d內的降解率為0.41%，幾乎不發(fā)生降解，因此可以采用鄰苯二甲酸氫鉀作為參照物，進行生物降解評價方法研究。

經有機物去除處理后，濃縮海水和未濃縮海水的含菌量分別為4.3×106CFU/mL和1.4×104CFU/mL，DOC含量分別為1.013 mg/L和 0.715 mg/L。分別配制含菌量約為105CFU/mL和106CFU/mL的實驗液，評估參比物鄰苯二甲酸氫鉀在海水中的生物降解性，結果見圖1。

圖1 鄰苯二甲酸氫鉀在海水中的生物降解性Fig.1 Biodegradation of potassium biphthalate in seawater

由圖1可知，當海水中的細菌接種量達到105～106CFU/mL時，鄰苯二甲酸氫鉀10 d時的生物降解率均可達60%以上，說明本實驗體系滿足OECD 301B的質量控制要求，實驗方法可行。

2.2 受試阻垢劑在海水中的生物降解性

由圖2可知，5種受試阻垢劑在海水中均發(fā)生了生物降解。PASP、PESA、PESA-g-PAA和AA-SAS在海水中經歷的降解停滯期3～5 d。至28 d實驗結束時，僅有PASP的生物降解率>60%，達到嚴格定義上的通過水平，具有快速降解性；PESA在實驗延長至31 d時降解率達到60%；其余3種受試阻垢劑至28 d實驗結束時降解率均低于35%，說明其在海水中均不具有快速生物降解性[2]。PASP和 PESA 在分子主鏈上分別插入了N和O原子，因此其在海水中的生物降解率明顯高于其他3種受試阻垢劑。按照OECD 301B對受試阻垢劑在海水中的生物降解性進行評價，結果見表1。

圖2 受試阻垢劑在海水中的生物降解性Fig.2 Biodegradability of tested scale inhibitors in seawater a.生物降解率；b.降解殘留率

表1 受試阻垢劑在海水中的生物降解性評價Table 1 Biodegradability of tested scale inhibitors in seawater

表2 三種受試阻垢劑在淡水和海水中的生物降解性比較Table 2 Comparison of biodegradability of tested scale inhibitors in fresh water and seawater

由表2可知，PASP、PESA和PAA在海水中的生物降解性評價結果與文獻報道在淡水中的基本一致[3-7]，但其降解率低于文獻報道實驗結果。黃遠星等曾對10種不同來源的PASP的生物降解性進行實驗評價，結果顯示各種PASP的降解率相對偏差達22%[8]。陶虎春等分別采集松花江水和污水處理廠污水制備接種物，研究不同來源接種物對相同來源的PASP的降解率，實驗結果相對偏差約11%[5]。楊瑩琴等研究結果顯示，營養(yǎng)鹽中N/P比顯著影響PESA的生物降解率[4]。同樣采用花園土制備接種物，PESA在不同實驗室的生物降解率相差5.5%。由此可見，受試物來源、接種物來源和實驗培養(yǎng)基等因素均可對化學品的生物降解性產生影響，其中尤以受試物的來源影響顯著，其次是接種物的來源?；钚晕勰嗍且环N優(yōu)良的微生物接種物，含有包括細菌、原生動物和藻類在內的豐富的微生物群體，對不同碳源具有良好的適應性和耐受性。相對來說，本文所用接種物經多次過濾處理后，其中的微生物種群多樣性和生物體完整性都可能遭到破壞，導致其生物活性下降，造成其對有機物的利用能力下降。此外，季節(jié)和海域的差異，也可能導致海水樣品差異較大，最終導致實驗結果出現(xiàn)較高偏差和較低生物降解率[9]。綜上，考慮到不同海水樣品的差異性，尋找一種如同活性污泥一樣，微生物組成相對穩(wěn)定的海水接種物將更有利于研究有機物在海水中的生物降解性。

2.3 受試阻垢劑在海水中的降解動力學

對圖2b進行回歸分析發(fā)現(xiàn)，除PAA外，其余4種受試阻垢劑在海水中的生物降解曲線均符合一級動力學模型，其擬合方程及擬合度R2見表3。由降解速率常數(shù)(k)和半衰期(t1/2)可知，5種阻垢劑在天然海水中的降解從易到難的順序是PASP>PESA>PESA-g-PAA>AA-SAS>PAA。其中，PASP和PESA的降解速率相當，kPASP∶kPESA=1.02，半衰期基本相同；PAA是5種阻垢劑中降解速率最慢的化合物，k值僅是PASP和PESA的1/10，其線性擬合度較低。kAA-SAS∶kPAA=5，說明AA-SAS的生物降解速率約是PAA的2倍，丙烯磺酸的生物降解性要好于丙烯酸。

表3 受試阻垢劑在海水中的降解動力學參數(shù)Table 3 Biodegradation kinetic parameter of tested scale inhibitors in seawater

2.4 接枝改性對聚合物阻垢劑生物降解性的影響

官能團的單一往往導致性能單一，因此近年來，為提高PASP和PESA的性能，改善其對不同垢物的抑制作用，PASP和PESA合成改性研究漸成熱點。趙軍平研究顯示，在PASP中引入磺酸基后，接枝改性共聚物對磷酸鈣垢的阻垢效果得到明顯改善，且磺酸基引入量越多，阻垢性能越好，但生物降解性卻逐漸降低，磺酸基與PASP的比例在0.2時生物降解率下降約30%，比例在1時下降約50%[10]。本次實驗中所用PESA-g-PAA是在PESA分子中引入PAA，這一改性雖有效改善了PESA對CaCO3和CaSO4的阻垢性能[11]，但卻同時影響了PESA的生物降解性，降解率降低約21.7%，降解速率降低約50%(見表1和表2)。由此可見，接枝改性雖然有效改善了易降解阻垢劑PASP和PESA的阻垢性能，但對其生物降解性的影響也很明顯，影響程度受引入的功能性官能團的類型和數(shù)量制約，被引入的官能團降解性越好，影響越??；引入數(shù)量越少，影響越小。換言之，接枝改性僅是單體的鍵合，但不能改變單體本身的生物降解性。改性PASP和PESA的生物降解性仍然主要由PASP和PESA貢獻，因此，PASP和PESA在接枝改性產物中的占比越高，其生物降解性受影響越小。這也說明，在對易降解阻垢劑PASP和PESA進行結構改性研究中，應注意尋求性能改善和生物降解性損失之間的平衡，不能僅關注性能改善而忽略對其生物降解性的影響，盡量保持改性PASP和PESA仍具有良好的生物降解性。

3 結論

(1)以濃縮海水制備接種物，以天然海水配制實驗培養(yǎng)基，修改OECD 301B方法，測得的受試阻垢劑的生物降解性評價結果與文獻相同，但降解率略低于文獻結果，其原因可能在于采用的接種物不同。文獻采用的接種物活性污泥是一種具有優(yōu)良生物活性的多種群微生物群體，本文采用的濃縮海水在物種多樣性和生物活性等方面可能因多次過濾處理而受到破壞，最終導致其對有機物的利用率下降，有機物的生物降解率隨之下降。

(2)5種受試阻垢劑在海水中均具有一定的生物降解性，降解曲線均符合一級動力學模型。其中，聚合主鏈中分別插入N和O的PASP和PESA在海水中的生物降解率和降解速率常數(shù)均高于僅以 C—C 鍵聚合的PAA，說明N和O原子的插入，可有效改變有機物的生物降解性，PASP和PESA在海水中的生物降解性優(yōu)于PAA。

(3)聚合物的完全礦化很大程度上依賴于聚合單體自身的生物降解性，改性PASP和PESA的生物降解性仍然主要由PASP和PESA貢獻。因此，在對PASP和PESA進行改性研究中，應注意控制PASP和PESA的比例，盡可能保持改性PASP和PESA的良好生物降解性。