PAM溶液中金属离子含量也在很大程度上影响其 降解程度，一般阴离子对PAM的降解不起作用，低价 金属离子的含盐量对PAM的降解作用影响不大，而高 价金属离子的含盐量对PAM的降解影响较大，特别由 Al3+导致PAM发生剧烈凝聚反应，导致其降解大大加 快。阳离子都能使PAM溶液的分子质量比降低，这是 由于阳离子所带电荷抑制PAM中羧基离子的电斥力， 导致PAM分子线团发生卷曲，导致PAM大分子+

平衡被破坏，出现链断裂，产生聚合物碎片，整体上 水解加强，相对分子量降低。带多电荷的阳离子在抑 制聚合物离子的双电层的作用中起着更大的作用，等 离子比条件下降解强度大小顺序为Ar>Mg2+>Ca2+> Na+。

水中氧化降解的另一个主要形式，就是水解，引 起PAM侧基结构的变化，由酰胺基转变为羧基。影响 水解的因素主要是浓度、温度和pH值等。浓度越低， 水解度越大，粘度损失率越大；温度越高，水解度越 大；pH>7时，酸度增加，水解度增大。

1. 1. 2光降解

现有的研究表明，自然光和紫外线照射可以直接 使PAM降解。Smith用不同的天然水配制PAM溶液， 置于用塑料膜封口的玻璃瓶中，日光经过瓶口照射溶 液，观察6周时间内溶液中AM, NH/和pH的变化。 结果发现，一段时间后溶液中单体AM显著增长，NH/ 浓度下降，微生物浓度未见明显改变。说明PAM链在 环境条件下发生了分裂，判断降解的主要原因是光致 裂解，而非生物降解。PAM的光致降解可以用键能的 大小来解释：PAM中C-C，C-H, C-N键的键能分别为 340 kJ/mol, 420 kJ/mol 和 414kJ/mol,因此相应地 要断裂这些键所对应的波长分别为325nm, 250nm和 288nm。但由于臭氧层的存在，聚丙烯酰胺降解的研究进展,吸收了 286rm〜300nm 的全部辐射，因此太阳辐射只能使C-C键断裂，而对 C-H和ON键影响很小。

1.2热降解

热降解是PAM在热作用下化学键的断裂，在升温 过程中，聚合物发生了水解反应，其水解程度逐步增 加，然后反应趋向于稳定。在室温条件下，PAM水溶 液比较稳定，然而，温和地升温就会出现明显的聚合 物降解现象。实验结果表明，在50°C时PAM水溶液 的粘度随时间的增加发生明显下降，这种粘度降低的 趋势随温度升髙大大加快，不同温度条件下溶液粘度 下降的半衰期（即粘度保留率到达一半的老化时间） 分别为 117h(50 °C)、20h(70 °C)和 2.6h(90 °C)。 由于PAM主要以水溶液的形式被应用，因此对固态 PAM的热降解性的关注较少。目前已有的文献中，对 固态PAM热降解性的研究主要是利用热重分析和微 分扫描量热的方法，根据不同升温速率下PAM的失重 曲线判断PAM的降解机理。Si 1 va通过对比PAM和PAM 的N取代烷基衍生物的失重曲线认为，PAM在升温过 程中发生了两次降解，反应温度分别为326 °C和 410 °C,其中第一次降解过程主要为相邻酰胺基之 间相互缩合，脱氨并形成酰亚胺的过程；第二次降解 主要是脱氢、形成二氧化碳的过程，利用色谱仪分析 降解后的气相组成证明了氨气的产生。Yang则进一 步根据不同温度下的热重曲线计算出了两次降解过 程的活化能分别为137. 1 kj/mol和190. 6 kj/mol。

1. 3机械降解

机械降解是指由于输入机械能引发的聚合物链 化学反应，使分子结构破坏的过程。有多种外界作用 可以引起聚合物的机械降解，如高剪切、拉伸流动、 直接的力学承载、摩擦等。PAM随其受力场合不同， 可以经受不同的降解方式，如聚合过程中的搅拌、挤 压、造粒、粉碎等，以及在溶液状态下PAM被搅拌、 泵送、注入和在多孔介质中的高速剪切及拉伸流动 等。超声作用也会使聚合物发生降解。邵振波发现在 剪切速率达到4000 S+1之前，PAM分子只有轻微的降 解，而剪切速率达到5000 JT1时，PAM发生了大幅降 解，重均分子量、数均分子量只有母液的1/4左右。

PAM的机械降解是一■自由基反应过程，这已由 ESR谱研究得到确认。外界施加的机械能传递给聚合 物分子链时，在聚合物分子链内产生内应力，当此应 力能足以克服C-C键断裂的活化能时，导致聚合物分 子链断裂，形成聚合物链自由基，进而引发聚合物自 由基化学反应，使聚合物的分子量和分子结构发生变 化。但产生的自由基有多种演化途径，如氢提取、偶 合终止、歧化终止，以及与其他自由基受体反应，如 氧、低分子化合物。Rho T实验研究得出，在高流速 的作用下，PAM由于剪切作用而发生断裂降解，同时 断裂产生自由基，然后通过自由基传递反应，降解程 度加深，通过在溶液中加入自由基捕获剂可以证实剪 切过程中自由基的产生。由机械降解引发的聚合物结 构变化和分子量及分布变化取决于聚合物溶液的条 件，如聚合物浓度、溶液黏度、氧含量及溶液中存在 的杂质。朱常发通过一个小型沙粒层实验模拟地层 PAM溶液的流动，考察了流速、聚合物浓度、分子量 分布、无机盐等因素对降解的影响。结果表明，在给 定流率和聚合物浓度下，存在临界分子暈，低于该分 子量时，聚合物通过多孔介质不会发生降解现象；在 低浓度条件下，降解率与浓度无关，而在高浓 下，降解率随浓度增大而增大。 1. 4生物降解

PAM经常用在与微生物接触的环境中，如用于农 业中防止土壤流失的稳定剂，三次采油地下环境的助 剂，以及作为生物材料等，并且人们观察到微生物可 以在PAM溶液中生存和增殖，聚丙烯酰胺降解的研究进展,PAM的降解产物可作为 细菌生命活动的营养物质，营养消耗的同时又会促进 PAM的降解。微生物降解PAM的机理主要可分为三类。

♦生物物理作用由于生物细胞增长使聚合物组分 水解、电离或质子化而发生机械性破坏，分裂成低聚 物碎片。

♦生物化学作用微生物对聚合物的分解作用而产 生新物质(CH4,C0^PH20)。

♦酶直接作用微生物侵蚀导致聚合物链断裂或氧 化。实际上生物酶降解并非单一机理，而是复杂的生 物物理、生物化学协同作用，同时伴有相互促进的物 理、化学过程。

在现有的有关PAM生物降解的研究中，可达成共 识的是，在好氧条件下，PAM中的酰胺基可以作为一 些微生物的氮源被利用，同时形成丙烯酸残体并放出 氨气；但是关于PAM作为微生物唯一碳源的报道却很 少，并且在这个问题上存在着争议，作为碳源利用非 常困难除了由于其高分子量难以被微生物摄入到细 胞体内进行降解外，即使在小分子量的情况下，其抗 生物降解能力仍然很强。Kay和Jeanine研究了农业 土壤中存在的微生物对PAM的降解作用，结果表明， PAM能作为细菌的唯一氮源，但不能作为唯一的碳营 养源。并且他们还发现当土壤样品中除了 PAM外不含 有其他氮源的时候，观察到了微生物的明显生长，表 明这些微生物可产生能够利用PAM中酰胺基的酶，通 过这些胞外酶的作用，将PAM的分子量降低或者转化 为其他产物，从而可被微生物进一步利用。但魏利应 用厌氧技术，从大庆油田采出液中分离到一株PAM降 解菌株A9。通过扫描电镜和红外光谱分析结果表明： 菌株以PAM为唯一碳源，菌株作用前后表面结构发生 变化，分子链上的酰胺基水解成竣基，侧链降解，部 分官能团发生改变，浓度为500mg/L时，20d菌株生 物降解率为61.2%,其溶液粘度下降显著。张英筠 研究表明，菌种菌量随着PAM溶液浓度升高而减少， 当浓度彡12000 mg/L时生长很旺盛，当浓度彡20000 mg/L时，菌种几乎不能生长，由微生物生长动力学 可知，底物浓度过高或过低，都有可能抑制微生物的 生长，因此在1000〜10000 mg/L浓度范围内，菌种 可以将PAM作为碳源而生长。并且发现此菌种还可以 对丙烯酰胺有高效的降解，降解速度快，且降解率高

(可以达到95%)。

2降解产物分析

PAM由于降解作用，主链断裂分子量大幅降低， 产生大量的低聚物，低聚物的进一步降解会产生大量 的丙烯酰胺单体(AM)。詹亚力通过GC/MS分析在实验 条件下PAM的降解后有机组成可知，二氯甲烷可萃物 中主要是丙烯酰胺低聚体及其衍生物，其中含16个 碳的酰胺和18个碳的烯酰胺相对含量分别达到2 %和 15%,部分产物的结构中含有双键、环氧和羰基等基 团。朱麟勇和魏利对PAM聚合物的降解产物初步分析 也表明，PAM发生断链生成的低分子量化合物除含双 键、环氧和羰基的聚丙烯酰胺碎片外，聚丙烯酰胺降解的研究进展,大多属于一般 丙烯酰胺低聚体的衍生物。

3丙烯酰胺在环境中的降解

由上述可知，PAM的降解产物是AM。随着PAM扩 大化应用，由于技术和工艺等水平的限制，PAM难免 会被排放到环境中，所以在使用PAM产品时，有必要 熟悉AM在环境中的归宿。

♦大气由于AM的低蒸汽压(0.93 Pa),使其不能挥 发到大气中，而多数以颗粒形式聚集，因此蒸汽形式 很少。AM通过下雨而被清除出空气，AM与光化学反 应产生羟基根，半衰期是6.6 h«。

♦土壤土壤中，由于物理、化学、生物和光化学过 程及反应，PAM至少以每年10%的速率降解，AM降 解得更快。Smith对施加PAM的土壤径流进行了 AM 的一系列检测，一直未能检测到AM，这可能是由于 PAM与可溶性颗粒结合抑制了 PAM的降解或是PAM在 土壤和光照条件下降解成其他产物。Kay报道了在酰 胺酶的作用下，土壤中的PAM可以生物转化，同时释 放NH3-N,分解出的单体AM可在土壤中迅速降解，并 为土壤微生物提供C源，使土壤中微生物数量增加。 AM很容易被土壤和生物活性水中的微生物所代谢， 在22 °C时，25 ppm的AM半衰期范围是18 h〜45 h, 降低温度和提高AM浓度都会增加細的半衰期。有研 究表明：30°C时以500mg/kg的AM加入到花园土中 后，5 d后已经无法检测到AM单体的存在，同时AM 的分解产物还为土壤提供了 N和C源，并证明 降解过程为生化过程。土壤中AM再转化的主 是生物降解，在24 h中其浓度从20 Ug/L减少到1 Ug/L。在有氧土壤中74%〜94%的AM在14d中被降 解;在厌氧土壤中64%〜89%的AM在14d中被降解， 最主要的原因是土壤条件不同，其中酶的催化水解作 用各异。

♦水生物降解仍然是AM转化的主要途径，许多微 生物将AM作为唯一的C源和N源，包括土壤细菌也 是如此，特别是杆状菌，假单细胞菌和球菌。驯化后 的微生物大大增强了生物降解的速率。未驯化的微生 物可将河流中10 ppm〜20 ppm的AM在12d内完全降 解,而用驯化的微生物在2d内就可将AM完全降解。 Lande研究发现，AM在土壤中的分解和迁移不会污 染到地下水，因为土壤中AM的分解速度和迁移速 度是保持平衡的。Brown研究发现AM在自然水体中 可生物降解,在好氧条件下，一般降解时间在100 h〜 700 h。

♦生物区植物组织不能吸收AM,即使注射到植物组 织中，也会快速分解掉。通过实验发现，鱼的尸体和 内脏的生物浓缩因子分别是〇. 86和1. 12,由此表明 AM在生物体内不会有明显的聚集。

4结束语

从以上综述可见，PAM降解形式主要有物理降解、 化学降解和生物降解。聚丙烯酰胺降解的研究进展,其中，物理降解在PAM产品使 用过程中不易发生，即使能发生，其降解速度以及降 解量都非常低。有关PAM生物降解的研究大多是从环 境中分离出优势PAM降解菌种，利用该微生物处理含 PAM废水有很好的效果，然而在PAM实际应用中，虽 然PAM生物降解几率最大，若长时间的作用，其对 PAM产品的使用性能可以忽略不计。相比之下，化学 降解对PAM产品性能影响最大，特别是氧化降解，所 以，在PAM产品保存、使用过程中，应尽量避免和氧 气等物质长期接触，尽量降低PAM产品中过氧化物、 还原性有机杂质及金属离子含量。此外，PAM的降解 是一个复杂的过程，还取决于本身数量、状态、性质 及环境条件，外界环境对其影响也很大。可以预见， 随着从不同角度、不同途径对PAM的降解行为研究的 全面开展，人们必将对其降解过程有一个更加清楚、 全面的了解，从而更加有效地控制PAM的降解。