吴 凯 刘玉存 胡 菲

(1.山西警察学院爆炸物品公共安全研究中心 山西太原 030401) (2.中北大学环境与安全工程学院 山西太原 030051)

聚氨酯材料自问世以来获得广泛应用,随之也产生了大量危害环境的废弃物。该类废弃物的无害化处理,一直都是聚氨酯研究领域的一个重要方向。掩埋、焚烧及通过各种物理或化学手段回收是当前运用或研究较多的处理方法[1]。在注重绿色环保、节能低耗的今天,利用微生物代谢过程,以聚氨酯为碳源,使之降解转化或被消化吸收的生化技术愈来愈受到重视。

本文就发现聚氨酯生物可降解性50余年来国内外有关聚氨酯生物降解的研究进行了分析,并对今后应着重探索的关键问题进行了展望,以期对后续研究有所启发并提供参考。

1 国外聚氨酯生物降解研究

自发现某些微生物可以在聚氨酯表面定植、生长以来,国外生物降解聚氨酯相关研究已取得很多成果,相应的效用菌、降解机理、降解效果,甚至产生特异性分解酶的基因序列及改造技术均已有较广泛的报道。

Kanavel等[2](1966)在研究已硫化的聚氨酯生物老化行为时,观察到聚氨酯可被真菌侵袭。特别是聚酯型聚氨酯,即使配方中加入抑菌剂,表面仍会生长一些真菌,而且暴露于真菌环境中,聚氨酯物理性能将受到一定影响。值得一提的是,这是首度发现聚氨酯的生物可降解性。

Darby等[3](1968)研究了聚酯型与聚醚型聚氨酯被真菌侵蚀的敏感度,表明聚酯型更易受到真菌攻击,聚醚型具有一定程度的真菌抗性。原因是聚酯型聚氨酯分子中含大量极性基团,尤其是酯基对水较敏感,可增强聚氨酯的亲水性,在真菌作用下易水解断键进而引起聚氨酯分解。

Tokiwa等[4](1974)在聚氨酯生产工厂的土壤中分离出可降解聚氨酯前体聚合物(PEA，Mn=3 000)的青霉菌。

Phua等[5](1987)研究了医用聚酯型聚氨酯在木瓜蛋白酶与脲酶作用下的降解过程,表明木瓜蛋白酶能使氨基甲酸酯基与脲键水解产生游离胺与羟基,而脲酶活性仅限于聚氨酯表面,并提出蛋白水解酶是氨基甲酸酯基生物降解的关键所在。

Kay等[6](1991)研究了16种细菌对聚酯型聚氨酯的降解能力,表明所有细菌均不能单以聚氨酯为碳源生长,但向培养基中补充酵母粉(或膏)后,棒状杆菌与铜绿假单胞菌可存活并存在降解行为。棒状杆菌侵蚀后的聚氨酯傅里叶转换红外光谱(FT-IR)表明,酯基是主要的受攻击部位。

Crabbe等[7](1994)在土壤中加入聚酯型聚氨酯驯化微生物,分离出4种对聚氨酯有降解效用且可以聚氨酯为唯一碳源的菌种,即弯孢菌、镰刀菌、短梗霉及枝孢霉。其中,弯孢菌降解活性最高,二乙酸荧光素水解测试显示其可分泌酯酶特性的胞外聚氨酯酶,通过硫酸铵分级分离法纯化提取,分子量28 kDa,100 ℃下可稳定10 min,易被苯甲基磺酰氟抑制。

Nakajima-Kambe等[8](1995)从土壤中分离出可降解聚二乙二醇己二酸酯二元醇与2,4-甲苯二异氰酸酯为原料合成的聚酯型聚氨酯的食酸丛毛单胞菌。当聚氨酯固体小立方块作唯一碳源时,7 d后完全降解,而当作唯一碳源与氮源时,降解率48%,分解产物主要来自聚合物的聚酯链段,产物为二甘醇、三羟甲基丙烷及己二酸。

Akutsu等[9](1998)对食酸丛毛单胞菌的研究表明其可分泌两种可溶性酯酶,一种胞外酶与一种起膜结合作用的胞内酶。其中,膜结合酶是催化聚酯型聚氨酯降解的关键,最佳的降解pH值为6.5,温度45 ℃。该酶具有亲油性的聚氨酯表面结合区域与一个催化区域。其中,表面结合区域在聚氨酯降解过程中有着重要作用,能够将酶与聚氨酯表面结合,然后水解。

Volynskii等[10](2000)提出了一种聚氨酯硬段非酶解的降解机理——生物氧化。氧自由基可以从氨基甲酸酯的扩链结构中提取α-亚甲基氢原子,羟基自由基与链自由基结合形成高反应活性的羰基半缩醛,羰基半缩醛的氧化水解可导致高聚物链断裂并形成不稳定的氨基甲酸与羧酸端基,氨基甲酸脱羧容易形成游离胺,最终实现聚氨酯的降解。

Stachelek等[11](2006)通过分析聚氨酯分子结构后指出,聚酯型聚氨酯由于软段中存在较多的酯基而更易于被生物酶降解,聚醚型聚氨酯则更易生物氧化而降解。

Howard[12](2002)在对聚氨酯生物降解进行全面综述的基础上,认为聚氨酯生物降解取决于聚合物的分子取向、结晶度及其分子链中的化学基团等,这些因素决定了降解酶系统的可及性。同时,归纳总结了已发现的聚氨酯降解酶类型,即膜结合胞内酯酶与可溶性胞外酯酶两大类,两者共同作用使细菌可接近并利用聚氨酯,进而发生降解。

Gu[13](2003)认为聚氨酯分子很长而且不是水溶性的,微生物在利用这些高分子,使之成为可代谢用碳源或氮源的生化过程中,必须首先进行一种前行为,即分泌胞外酶,解聚聚合物,生成短链或较小的分子,如低聚物、二聚体或其它单体。这些分子可穿过半透性的细菌外膜进入细胞内,作为直接可用的碳源或氮源。Premraj等[14](2005)通过实验提出聚氨酯生物降解反应模型,得出相似结论:微生物首先附着在亲水性聚合物表面,之后进入初级降解阶段,分泌胞外酶,致使主链裂解,形成低分子量片段;再进入终解阶段,低分子量化合物进一步被微生物以碳源代谢所用,转为代谢产物或扩散到微生物体内被同化。

神户敏明等[15](2006)报道了一种从土壤分离出的红球菌能够有效降解氨基甲酸酯基,16SrDNA测序表明其为马红球菌TB-60。在丁醇与甲苯二异氰酸酯合成的氨基甲酸酯化合物为唯一碳源底物的降解实验中,该菌10 d将此化合物降解达60%,产物为甲苯二胺。因此,该菌可与能降解聚氨酯软段聚酯中酯基的细菌如解淀粉类芽孢杆菌与食酸丛毛单胞菌联合使用,完成对聚氨酯的细菌降解。

Cosgrove等[16](2007)研究了土壤中真菌对Impranil(聚酯型聚氨酯清漆)的生物降解。通过对比已知的降解真菌与土壤天然菌落,表明有少数种类的聚氨酯降解菌普遍存在于酸性与中性土壤中。从埋于两种土壤的Impranil表面分别分离出降解菌毡状地丝霉与茎点霉,均能实现对Impranil的良好降解。随后的研究还发现,在土壤中加入了酵母粉(膏)与Impranil共作碳源,降解具有更优的效果。与此同时,对在土壤中外加已知降解真菌、构建复合菌群进行了研究,表明移植毛藻丛赤壳菌、绿纯青霉、赭绿青霉、毛霉属真菌于土壤后,与已有菌种共同作用,对Impranil降解率提高了30%～70%。

Russell等[17](2011)从番石榴茎干中分离到一株植物内生真菌,该菌为拟盘多毛孢属,在厌氧与好氧条件下均能以Impranil为唯一碳源,2周内降解率达99%。酶学分析表明,该菌分泌的丝氨酸水解酶对降解有着关键作用。这与Akutsu关于聚氨酯酶的研究结果有类似之处。

Roshnee等[18](2013)在土壤中掩埋聚酯型聚氨酯薄膜,2个月后,从薄膜上分离出微球菌、棒状杆菌、恶臭假单胞菌、地中海假单胞菌,4者皆可以聚氨酯为唯一碳源。薄膜降解实验表明它们分泌的酯酶在聚氨酯降解中的活性。十二烷基硫酸钠-聚丙烯酰胺凝胶电泳(SDS-PAGE)显示该酯酶分子量62 kDa。气质联用测试(GC-MS)表明,恶臭假单胞菌的降解产物主要为邻苯二甲酸、1.2-苯二甲酸、邻苯二甲酸二丁酯及二十烷与二十六烷。

Eddie等[19](2014)研究了堆肥、厌氧消化及土壤培养条件下,分别由粗制甘油基与石油基多元醇作软段制得聚氨酯泡沫的生物降解性。结果表明,3种条件下,两种聚氨酯泡沫的降解率均未超过10%。土壤培养的320 d内,由100%粗制甘油基多元醇制成的聚氨酯比石油基降解速率更快。堆肥的50 d后,扫描电镜(SEM)分析表明甘油基多元醇聚氨酯表面变得粗糙;热重分析(TGA)表明其热分解性能发生了显著变化,显示出更高的热稳定性,说明微生物作用使聚氨酯结构改变,可能是氨基甲酸酯基含量降低造成;逸出气体-质谱联用(EGA-MS)分析表明,降解更多是由于多元醇形成的软段即酯链段分解;FT-IR分析同样表明,酯链段是微生物侵袭的首选部位。而在石油基聚氨酯堆肥过程中,分析发现氨基甲酸酯基与酯链段几乎没有降解。

Peng等[20](2014)从农田土壤与活性污泥中分离出具有较高聚氨酯降解活性的恶臭假单胞菌,4 d内降解Impranil 92%。高效降解的最适温度与pH值分别为25 ℃和8.4。FT-IR表明,Impranil的降解与转化过程中酯基减少,酰胺基出现。酶学分析检测到酯酶的存在,该酶具有聚氨酯分解活性,分子量45 kDa。

Khan等[22](2017)报道了塔宾曲霉对聚酯型聚氨酯的降解,研究了其在沙氏琼脂培养基、基础盐培养基及土壤中的降解能力。该菌可在聚氨酯薄膜表面定植、生长,促使产生的酶与聚氨酯发生生化反应,破坏其化学键,切断高聚物分子链,在自然环境中能使难降解的塑料在2周内出现明显的生物降解迹象,在液体培养基中可将聚氨酯薄膜在2个月内降解完全。

Lopez等[23](2018)评价了以聚己内酯二醇与六亚甲基二异氰酸酯制备的聚氨酯及其加入赖氨酸封端的改性聚氨酯在堆肥条件下的生物降解性。分解失重测试显示,两者没有明显差异,均在50 d左右降解完全,且过程具有同步性。FT-IR测试表明,两者降解后,结构中羟基浓度增高,并生成羧酸根离子,而且赖氨酸改性聚氨酯羟基生成量更多。这归因于赖氨酸嵌段具有更好的亲水性。SEM测试显示,改性聚氨酯降解迹象明显,膜纤维结构更粗糙,孔隙率更高。

2 国内聚氨酯生物降解研究

国内聚氨酯生物降解的研究更侧重于生物可降解型聚氨酯材料的制备,期望以生物基聚氨酯直接替代传统聚氨酯,从而在源头上解决聚氨酯废弃物难以生物降解的处理难题。然而,实际生产中大量使用的聚氨酯材料仍就是传统石油基与化工中间体合成类型,其废弃量很大,与之鲜明对比的是有关该类聚氨酯生物降解机理、过程、规律的研究缺乏深入性、广泛性和系统性,一定程度上未得到充分重视,尚处于介绍国外研究经验、参照国外研究初探的阶段。

于俊林等[25](2006)采用多代分级驯化方法,首先分别以聚氨酯合成原料聚丙二醇、聚丁二醇3000及聚四乙撑醚2000为碳源培养获得优势菌若干,再以聚醚型聚氨酯为碳源继续驯化优势菌,最终得到30 d聚氨酯颗粒分解率达40%的两种细菌,真菌则未筛出。在以聚氨酯为唯一碳源培养所筛细菌实验中,粗酶液SDS-PAGE显示仅分子量48 kDa处存在酶条带,表明对应蛋白质在聚氨酯降解中可能发挥了重要作用。

董飞逸等[26](2015)采用土埋法研究了不同软段聚氨酯的生物降解性。分别以聚左旋乳酸、聚ε-己内酯、聚碳酸亚丙酯、聚己二酸丁二醇酯、聚四氢呋喃为软段原料合成了聚氨酯。SEM及质量保留率分析表明,5种聚氨酯生物降解性能差异明显,聚左旋乳酸型聚氨酯与聚ε-己内酯型聚氨酯的生物降解能力最高,聚碳酸亚丙酯型聚氨酯与聚己二酸丁二醇酯型聚氨酯次之,聚四氢呋喃型聚氨酯最低。

彭瑞婷等[27](2017)从载人航天器的冷凝水中分离到一株芽孢杆菌,该菌能在含Impranil平板上产生透明水解圈,并能以聚酯型聚氨酯薄膜作唯一碳源生长,60 d内使重量损失达到19%。

闫华等[28](2018)分析了微生物对聚氨酯的作用过程、结果及影响因素,归纳了生物降解机理,认为存在生物酶解与生物氧化两种降解机制,且聚酯型偏向于酶促分解,聚醚型偏向于氧化分解。另外,真菌与细菌的作用方式也不相同,真菌降解始于菌体附着聚氨酯后菌丝生长对聚氨酯表面的物理破坏,然后分泌水解酶切断分子链,细菌则是首先分泌胞内酯酶将自身与聚氨酯相连,进而分泌胞外蛋白酶、尿素酶切断分子链。两者的结果均是使聚氨酯大分子裂解成为可被微生物直接代谢利用的小分子,完成降解过程。

3 总结与展望

自发现聚氨酯生物可降解性至今已50年有余,研究人员获得了不少有价值的发现,期间被分离、纯化的降解效用菌达数十种,但适合于工程的寥寥无几,也就造成生物降解技术至今无法实际应用于聚氨酯废料回收处理。同时,当前作为生物降解研究对象的聚氨酯材料多为线型结构或水分散型,对非溶解性体型结构聚氨酯缺乏针对性探究,换句话说,也就是极大可能出现已筛选出的效用菌无法降解高聚合度聚氨酯。另外,已知能够降解氨基甲酸酯基的效用菌种类极少,多数效用菌仅对聚氨酯软段结构有降解作用。可见,聚氨酯生物降解技术仍就是一个潜力巨大的研究领域,基础研究工作仍需深入。

基于此,为实现聚氨酯废弃物高效生物处理,今后的研究中,作者认为应着力于以下几个关键问题:

(1)通过由小分子氨基甲酸酯化合物向线型聚氨酯再向体型聚氨酯的碳源过度,逐步筛选、驯化对氨基甲酸酯基、脲基等硬段结构具有较好降解作用的微生物,实现真正意义上的聚氨酯生物降解。

(2)通过基因工程培育出对聚氨酯软、硬段结构同时具备降解能力的效用菌,或通过复合菌群构建技术,利用多种微生物的协同作用,实现聚氨酯降解过程的强化。

(3)重视效用菌筛选、降解效果、降解机理研究的同时,兼顾实际应用工程研发方面,探索可行、有效的生物处理技术系统。