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碳纤维增强聚合物基复合材料(CFRP)因其重量轻、强度高、耐腐蚀，被广泛应用于航空航天、风电叶片、交通工具、桥梁建筑等领域[1-3]。CFRP在日常生活中的普及应用造成废弃CFRP产生量也逐年增多。CFRP废料主要包括过期的预浸料、剩余边角材料和报废的CFRP产品。预计到2025年，全球每年产生废弃CFRP的数量将达到2×104 t左右[4]。废弃CFRP中含有大量难降解环氧树脂，填埋处理会占用大量土地，焚烧处理则会造成大气污染问题。此外，碳纤维制备成本高，能源消耗大，回收废弃CFRP可显著降低碳纤维生产成本，节约能源[5]。发展绿色高效的废弃CFRP回收技术将对我国环境保护和碳纤维产业可持续发展具有重要意义。
环氧树脂和不饱和聚酯树脂等固化树脂常作为CFRP结构的基体，为CFRP提供了优异的机械强度和化学稳定性[6]。但固化树脂具有不可逆三维网状结构，造成固化树脂无法二次熔化、重塑或再加工，增大了CFRP回收难度[7]。CFRP回收方法主要包括热解法、化学回收法和机械回收法[8-10]。热解法或化学降解法可去除CFRP中的热固性树脂，得到再利用价值较高的长丝束碳纤维。但是，热解法能耗较高，而化学法会产生大量废弃化学试剂；同时，CFRP中的固化树脂大多会被降解为小分子气相和油相产物[11]。油相降解产物中含有大量芳烃和酚类有毒物质，必须得到妥善处置，以避免环境污染。机械回收法主要通过粉碎、研磨等工艺将CFRP破碎成小块或粉末[12]。机械方法工艺简单、成本低，还可以避免废弃树脂降解所造成的环境污染问题。但是，CFRP具备较高的比强度和比模量，导致在机械回收过程中碳纤维的长度和强度损失较高，只能得到增强效果较差的碳纤维粉末或短纤维产物，极大限制了机械法的推广应用。因此，如何在机械回收过程中有效保留原始碳纤维长度和强度，提高机械回收产物的再利用价值，已成为机械回收法在推广应用过程中亟待解决的难题。
普通化学试剂很难在温和条件下高效降解固化环氧树脂(CEP)，但是一些有机溶剂可以在一定程度上溶胀CEP。WANG等[13]研究发现，CEP在醋酸(180 °C，6 h)中的溶胀率约为56%，明显优于甲醇(18.79%)、乙醇(20.85%)、正丙醇(16.16%)、异丙醇(11.06%)和水(3.80%)。之后，选用醋酸作为溶胀剂，可配合AlCl3实现CEP高效催化降解。溶胀法不仅可以用于CEP选择催化断键降解，也可以用于复合材料分层解离回收。ZHU等[14]利用离子液体[EMIM+][BF4−](260 °C，20 min)成功实现废弃印刷线路板溶胀解离回收。WATH等[15]分别采用n-甲基-2-吡咯烷酮(100 ℃，90 min)和二甲基亚砜(90 ℃，90 min)成功实现废弃印刷线路板溶胀解离回收。当前溶胀法主要用于废弃印刷线路板解离回收，有关废弃CFRP的溶胀解离回收研究较少。因此，本研究尝试利用醋酸溶胀法实现废旧CFRP绿色回收，主要研究CEP在醋酸介质中的溶胀与降解特性；分析影响CEP溶胀和降解的主要因素和作用机制；并揭示CEP溶胀与降解作用对溶胀产物软化和分层现象的作用机制；同时，研究不同溶胀处理条件下制备CFRP的抗弯强度。
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本研究所用碳纤维板均由碳纤维环氧树脂预浸料(WP3011)通过热压法制备。预浸料中碳纤维作为增强材料，树脂(6508型环氧树脂)质量分数为40%，固化剂为双氰胺。先将碳纤维预浸料布剪切成长方形(80 mm ×10 mm ×0.2 mm)，之后将8层剪切预浸料通过热压法(成型压力为0.10 MPa)在120 ℃条件下固化180 min制备成80 mm ×10 mm ×2 mm 的碳纤维板。
将液态环氧树脂(与预浸料中所用树脂和固化剂种类和配比一致)放入硅胶模具中，在120 ℃下固化180 min，制备成边长为10 mm的正方体CEP。
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1)醋酸溶胀CFRP。将1块CFRP(约2 g)和45 mL醋酸一起放入100 mL哈氏合金反应釜中密封加热。加热温度分别为100、120、140、160、180、200和 220 ℃，反应釜内部压力为0.07~1.03 MPa。待反应釜内部温度达到设定温度后，分别保持0.5、1、2和4 h。保温结束后，待反应釜冷却至室温，将溶胀产物从反应釜中取出。
2)利用软化产物制备CFRP。将140 ℃条件下获得的软化产物切成细条状(80 mm× 2 mm× 2 mm)，然后在105 °C烘干去除溶胀产物中的醋酸。之后在裁切产物中添加少量环氧树脂和固化剂(0.50 g左右)，并通过热压法(在120 °C 下固化180 min，成型压力为0.10 MPa)制备出新的CFRP(80 mm× 10 mm× 2 mm)。
2)利用分层产物制备CFRP。将160~220 ℃下获得的分层产物在105℃烘干，之后在分层的碳纤维片上涂抹新的环氧树脂和固化剂(1.00 g左右)，将8层分层产物通过热压法(在120 ℃下固化180 min，成型压力为0.10 MPa)制备新的CFRP(80 mm× 10 mm×2 mm)。在热压过程中时，部分多余环氧树脂可以从溶胀产物中挤压出来。
醋酸溶胀回收废弃CFRP过程如图1所示。
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CEP在醋酸介质中的溶胀率(S)按式(1)计算，CEP降解率(D)按式(2)计算。
式中：m0是溶胀处理前块状CEP的初始质量，g；m1是醋酸溶胀处理后溶胀产物的质量(湿重，包含树脂内部吸附的醋酸质量以及从块状CEP表面碎裂脱落的颗粒状树脂质量)，g；m2是溶胀产物烘干后的树脂质量，g。
抗弯强度(σ)通过3点弯曲测试计算，加载速度为 2 mm·min−1，按式(3)[16]计算。
式中：P是最大载荷，N；l是跨距，mm；b和h分别是CFRP的宽度和厚度，mm。
采用扫描电子显微镜(Supra 40，德国Zeiss公司)对溶胀产物的表面微观结构进行观察；采用傅里叶变化红外光谱(AIM-9000，日本Shimadzu公司)对树脂产品的主要化学结构进行表征分析。
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不同处理温度条件下CEP溶胀产物和对应烘干产物照片见图2(醋酸添加量和溶胀时间分别为45 mL和1 h)。从图2(a)可以看出，随着溶胀温度升高，CEP体积不断增大，CEP颜色也在逐渐加深。醋酸可以快速渗透进入CEP三维网络中，引发树脂基体的膨胀。但树脂的过度膨胀也会引发树脂碎裂现象的产生[17]。经120 ℃溶胀处理后，CEP发生轻微溶胀现象，其边长从10 mm增大到11 mm左右，CEP表面完整。当溶胀处理温度≥160 ℃后，CEP溶胀现象加剧，部分位于边角的树脂从CEP上脱落。CEP经220 ℃溶胀处理后，其边长增大至13 mm左右。不同处理温度条件下，CEP溶胀产物烘干照片见图2(b)。将溶胀产物在105 ℃烘干后，CEP内部所含醋酸被挥发去除，重新收缩恢复其原来的形状。当处理温度≤120 ℃，烘干产物表面仍然平整光亮；但是当处理温度超过140 ℃，烘干产物表面变得较为粗糙。
在不同溶胀温度条件下，醋酸对CEP的溶胀率和降解率见图3。从图3可以看出，CEP溶胀率和降解率均随着处理温度的升高不断增大。在120 ℃时，CEP仅发生轻微溶胀现象，溶胀率为57.81%，没有出现明显的降解现象。140 ℃时，溶胀率增加到78.88%，CEP 开始发生少量降解，降解率为4.49%。当温度升高到160 ℃，溶胀率迅速增加到101.55%，同时，降解率增加到9.08%。之后，随着温度进一步增加，溶胀率进一步增大。在220 ℃，溶胀率和降解率分别达到最高值147.00%和14.40%。
提升温度能够促进醋酸分子在CEP内的扩散速率，强化醋酸对CEP的溶胀效果和催化降解效果。而且，CEP中的三维网络结构主要由大量C-C、C-O-C和C-N键构成。随着温度的提升，醋酸溶胀体系提供的能量不断增大。当溶胀系统提供的能量超过CEP中化学键的键能，就能实现CEP的断键降解。但由于本溶胀工艺处理条件相对温和，溶胀系统提供能量不足以实现CEP大量断键降解，故当溶胀温度超过160 ℃后降解率增幅放缓。
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溶剂分子可以通过聚合物-溶剂的相互作用来削弱和取代原来聚合物之间的相互作用，从而实现树脂溶胀。Hansen溶度参数(δ)常用于研究不同溶剂对树脂的溶胀效果，δ主要取决于溶剂分子的色散力、极性和氢键作用力。与聚合物具有相似溶度参数的溶剂，能够使聚合物的溶胀程度达到最大[18]。环氧树脂、醋酸、甲醇、乙醇、正丙醇和水的δ分别为19.85~20.46、21.40、29.60、26.50、24.35和47.80 MPa1/2[19]。其中醋酸的溶度参数(21.40 MPa1/2)最接近环氧树脂(19.85~20.46 MPa1/2)，因此，在这些溶剂中醋酸对环氧树脂溶胀能力最强。
醋酸通过氢键作用溶胀CEP机理见图4。醋酸是一种极性溶剂，具有碳基(C=O)和羟基(C-OH)。而CEP是一种交联的聚合物，主要由C-O-C、C-C和C-N键组成。在溶胀过程中，CEP和醋酸之间会通过氢键相吸引。在溶胀过程中通过4种氢键吸引方式促使CEP在醋酸介质中快速充分溶胀[20]。
不同温度条件下所得CEP溶胀产物FTIR图见图5。CEP主要由C-O-C、C-C和C-N键构成。溶胀产物在1 420 cm−1处C–N键和1 031 cm−1处的C–O–C键的峰值强度随溶胀温度的升高逐渐降低。这表明，随着溶胀温度的升高，CEP中C–N键和C–O–C键发生断裂。C–N键(305 kJ·mol−1)和C–O–C键(326 kJ·mol−1)的键能低于C–C键(332 kJ·mol−1)、Ph–O键(358 kJ·mol−1)、Ph–CH2Ph键(378.2 kJ·mol−1)和Ph–CH(CH3)2键(413.8 kJ·mol−1)[21]。因此，C–N键和C–O–C键容易先于其他化学键断裂，会引发树脂轻微降解现象。此外，醋酸还可以提供大量具有催化作用的水合氢离子，以增强对CEP的酸碱催化降解效果[21-22]。
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不同温度条件下溶胀产物厚度对比照片见图6。从图6中可以看出，随着溶胀温度的提升，导致溶胀产物厚度也随之增大。原始CFRP 板的厚度为0.20 cm左右。经140 ℃溶胀处理后，各碳纤维层之间的间隙逐渐变大，但各碳纤维层仍然粘连在一起，溶胀产物厚度增加到0.31 cm左右。经160 ℃溶胀处理后，各碳纤维层之间间隙进一步增大，各碳纤维层可以自动分离，溶胀产物的厚度增加到0.41 cm左右。
原始CFRP和不同温度下溶胀产物的SEM对比图见图7。从图7(a)可以看出，在原始CFRP表面光滑完整，CFRP中的碳纤维均被CEP紧密包裹。但是，当CFRP在140 ℃醋酸中溶胀处理1 h后，在图7(b)中可以观察到，部分长条状树脂从碳纤维之间的缝隙中断裂脱落。这可能是因为在溶胀过程中树脂体积剧烈膨胀，但是碳纤维热变形系数较低，故导致树脂和碳纤维之间的粘接力降低；同时，CEP的过度溶胀和轻微降解会导致树脂内部产生大量裂隙，甚至造成树脂碎裂。另外树脂降解现象可能会导致树脂间产生大量裂隙，从而加速醋酸在CEP内的扩散速度，最终实现CEP的快速溶胀。
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CFRP溶胀产物烘干后的抗弯强度见图8。溶胀产物在烘干过程中，醋酸会逐渐从溶胀树脂中挥发去除，CFRP溶胀产物会再次变硬。原始CFRP的抗弯强度为 604.61 MPa。当温度从100 ℃增加到140 ℃时，溶胀烘干产物抗弯强度从484.22 MPa降至205.57 MPa。WANG等[13]研究发现，醋酸溶胀体系(180 ℃，6 h)对再生碳纤维丝束的拉伸强度影响较小。造成CFRP产物抗弯强度下降的主要原因包括：1) CEP在溶胀和烘干过程中的过度膨胀和收缩导致CEP形成大量裂缝；2) CEP的过度膨胀和收缩致树脂和碳纤维之间的粘附力降低；3)在高温下，起基体作用的CEP发生部分降解。因此，烘干后的CFRP溶胀产物抗弯强度随着溶胀温度的增大不断降低。当溶胀温度≥160 ℃时，溶胀产物抗弯强度均低于设备检出限。
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在100 ~120 ℃条件所得溶胀产物仍具备较高抗弯强度，难以通过机械裁切处理。故本研究主要利用在140 ~220 ℃，溶胀1 h条件下获得的溶胀产物制备新CFRP。剪切产物或分层产物可以重新添加环氧树脂经热压后固化在一起。经测试，分层产物的拉伸强度范围为734.67~745.07 MPa，为原始单层CFRP抗弯强度(759.05 MPa)的96.79%~98.16%。现阶段，所制备CFRP板材可用于一般承重需求，本研究主要对CFRP板材的抗弯强度进行分析。
利用不同温度条件下所得溶胀产物制备CFRP的抗弯强度见图9。利用140 ℃溶胀产物重新制备的CFRP抗弯强度仅为282.28 MPa，为原始CFRP抗弯强度的47%；160 ℃条件下溶胀产物重新制备的CFRP抗弯强度达到388.89 MPa，220 ℃条件下达到537.94 MPa，为原始CFRP的89%。在高温(160~220 ℃)条件下，CEP的溶胀率和降解率进一步增加，会导致CFRP中产生大量裂隙。新添加的液态环氧树脂可以通过这些裂缝渗透到分层产物内部，从而将剪切和分层产物有效粘接起来。但新添加的树脂会造成CFRP中碳纤维质量分数降低，碳纤维质量分数从原来60%降低到40.98%~48.08%。因此，新制备CFRP抗弯强度都较原始CFRP有一定程度的降低。
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1)在温和醋酸溶胀体系中，CFRP中的固化环氧树脂会发生充分溶胀和轻微降解现象，从而导致原本坚硬脆性的CFRP发生软化和分层现象，易于机械裁切。
2)在140 ℃醋酸溶胀体系中溶胀处理1 h，废弃CFRP发生软化现象(溶胀率为78.88%，降解率为4.49%)，在160~220 ℃下发生自动分层(溶胀率为101.54%~147.00%，降解率为9.08%~14.40%)。CEP的溶胀率和降解率随着温度的提升、溶胀时间的延长不断增大。
3) CEP的过度溶胀和轻微降解导致溶胀产物的抗弯强度随着温度的升高不断降低。新添加的环氧树脂能够渗透到溶胀产物的内部，弥补CEP的溶胀或降解所造成抗弯强度的损失。重新制备CFRP的抗弯强度能够达到原始CFRP的47%~89%。
醋酸溶胀回收废弃碳纤维增强聚合物基复合材料
Recycling of waste carbon fiber-reinforced polymer composite by acetic acid swelling method
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摘要: 针对废弃碳纤维增强聚合物基复合材料(CFRP)在机械法回收过程中碳纤维长度和强度损失较高的难题，采用醋酸溶胀法改善CFRP机械加工性能，以降低碳纤维长度和强度损失，提高CFRP机械回收产物再利用价值。结果表明，CFRP中的固化环氧树脂(CEP)能够在醋酸介质中快速溶胀并发生轻微降解。CFRP在140 °C醋酸中浸泡1 h会发生软化现象(树脂溶胀率和降解率分别为78.88%和4.49%)，当温度提升至160~220 °C后CFRP会发生分层现象(树脂溶胀率为101.54%~147.00%，降解率为9.08%~14.40%)。这些软化或分层产物易于被机械裁切成细条状、薄片状或其他各种形状。将烘干后的裁切产物或分层产物与适量未固化环氧树脂混合，采用热压法可重新制备CFRP。新制备的CFRP的抗弯强度可达到原始CFRP的47%~89%。本研究结果可为热固性环氧树脂复合材料绿色回收提供参考。Abstract: The losses of carbon fiber length and strength were high during the mechanical recycling process of the waste carbon fiber-reinforced polymer composite(CFRP). In response to this problem, acetic acid swelling method was used to improve the machinability of CFRP in order to reduce the losses of carbon fiber length and strength and improve the reuse value of CFRP mechanical recycled products. The results showed that cured epoxy resin (CEP) in CFRP could be fully swelled and slightly degraded in acetic acid medium. The stiff CFRP became soft in the acetic acid medium at 140 ℃ (swelling ratio and degradation ratio were 78.88% and 4.49%, respectively), and it delaminated into soft single CFRP layers at 160 ℃–220 ℃ within 1 h (swelling ratio and degradation ratio were 101.54%~147.00% and 9.08%~14.40%, respectively). Thus, the swollen CFRP can be easily cut into long strips, large thin slices, or other customized shapes while the length and strength of the carbon fibers were preserved well. The shear and delamination products (after drying) were mixed with uncured epoxy resin and prepared into new CFRP products through hot pressing method. The flexural strength of re-prepared CFRP boards can reach 47%~89% of the original CFRP board. This work can provide a green method for thermosetting composites recycling.
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Key words:
- carbon fiber /
- cured epoxy resin /
- waste composites /
- resin swelling /
- resource utilization
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长荡湖流域地处太湖流域上游，是太湖重要水系。流域总面积2 161.46 km2，地势西高东低；流域内水系发达，流向复杂，主要流向为自西向东。由于大规模的农业耕作、淡水养殖以及快速城镇化，导致长荡湖流域氮、磷污染严重。据报道目前长荡湖流域水质恶化，水体受富营养化和蓝藻水华暴发的影响，进而威胁太湖流域生态安全[1-3]。而研究表明入湖河流是湖泊的主要污染来源[4-5]。如黄明雨[6]研究发现洱海入湖河流的氮磷输入是洱海氮磷的重要来源。谢培等[7]基于EFDC模型模拟不同调水方案下千岛湖上游入流和湖周入流CODMn变化对湖内CODMn的影响，发现上游入流是影响千岛湖湖内CODMn的主要因素。因此对长荡湖入湖河流的水生态环境现状进行全面调查研究是十分必要的。
微生物在维持水生态系统的功能和健康中起着至关重要的作用，它既是全球生物地球化学循环的主要驱动者，也是水生态系统中污染物的主要分解者[8]。由于微生物的存在，水中复杂且难降解的有机污染物才得以分解[9]，水生态系统才能良性循环。早期微生物检测技术主要是分离培养法，但此种方法存在培养难度大、周期长等缺陷。为弥补传统培养方法的不足，现代分子生物学技术应运而生，常见的分子生物学方法有高通量测序技术、实时荧光定量PCR和宏基因组测序技术等[10-12]。相比第一代DNA测序技术，高通量测序技术在读取样本数量、测序范围和准确性等方面有绝对优势[13]，因此被广泛应用于环境样品的16S rRNA、真菌的ITS区和功能基因的分析中[14]。作为水生态系统重要组成部分，微生物的群落结构与多样性受水体理化性质和外部环境因素的共同影响。张烨以南太湖流域长兴港和西苕溪为研究对象，发现季节变化是引起微生物群落多样性差异的主要因素，且微生物群落特征受水体理化因子影响，如入湖河流中水杆菌属(Aquabacterium)、不动杆菌属(Acinetobacter)、脱氯单胞菌属(Dechloromonas)、噬氢菌属(Hydrogenophaga)与NH4+-N呈正相关、DO呈负相关[15]。刘峰等[16]利用高通量测序技术和典范对应分析(CCA)发现汾河与黄河微生物群落组成具有一定的差异，不同环境因子对不同微生物的影响程度不同，pH和溶解氧是汾河入黄口微生物群落结构的主要影响因子。SHANG等[17]基于16S rRNA高通量测序技术发现温度、pH和DO的快速变化可能是影响呼伦湖季节性细菌多样性变化趋势的主要因素。因此研究水体中微生物群落与环境因子的响应关系，对保护水体、维护水生生态系统平衡具有重要意义。
目前长荡湖流域的研究主要聚焦于长荡湖湖体的水质变化、浮游动物和底栖动物的群落结构特征以及沉积物污染风险等[3，18-21]。如王礼权等[18]采用非度量多维尺度变换(NMDS)和冗余分析等方法探讨了长荡湖浮游植物群落结构组成特征及其与环境因子的关系。巫丹等[19]则利用正定矩阵因子(PMF)模型和主成分分析多元线性回归(PCA-MLR)模型对湖泊重金属污染来源进行解析，并评估了长荡湖沉积物重金属的风险等级。但鲜有研究关注长荡湖入湖河流的微生物群落结构特征及与环境因子的关系。鉴于丰水期水中微生物多样性较高且雨量充沛；同时渔业养殖、农业生产活动强，对入湖河流水质造成较大冲击，且较其他季节的污染更为严重[22-23]。因此本研究基于2021年6月长荡湖入湖河流的采样数据，分析入湖河流的微生物群落结构特征以及与环境因子的关系，以期为长荡湖及其入湖河流污染防治和生态修复提供参考。
1. 材料与方法
1.1 采样点设置与采样时间
在综合考虑长荡湖的主要入湖河流和污染源类型等因素的基础上，在入湖河流中布设11个采样点。于2021年6月(丰水期)进行水样采集。采样点根据沿岸污染源类型，分为农村生活污染、农业面源污染和渔业养殖污染3种类型。采样点的具体位置信息见表1和图1。
表 1 长荡湖入湖河流采样点位置信息Table 1. Sampling locations in rivers entering Changdang Lake污染类型 采样点编号 经度 纬度 农村生活污染 W152 119°29′28.67″E 31°37′13.51″N W153 119°29′25.54″E 31°35′1.75″N W154 119°29′9.86″E 31°34′32.47″N W155 119°29′36.09″E 31°32′45.49″N W162 119°35′39.21″E 31°40′28.72″N 农业面源污染 W150 119°31′15.62″E 31°39′31.88″N W151 119°30′30.00″E 31°38′18.13″N 渔业养殖污染 W157 119°33′27.30″E 31°34′43.09″N W159 119°36′34.12″E 31°36′52.48″N W161 119°36′30.18″E 31°39′23.19″N W164 119°32′57.24″E 31°40′17.43″N | Show Table
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图 1 长荡湖入湖河流采样点位分布Figure 1. Distribution of sampling sites in rivers entering Changdang Lake1.2 水样采集与测定方法
使用有机玻璃采水器采集距水面0.5 m的水样，每个采样点采集1 L水样，保存于已消毒灭菌并用样本底水充分清洗的聚乙烯取样瓶中，并在4 ℃条件下运回实验室。其中500 mL水样用于理化因子测定，500 mL在实验室无菌环境下使用0.45 μm滤膜过滤后放入冻封管并置于-20 ℃冰箱冷冻保存，之后送至公司进行微生物基因测序。
测定的理化因子包括总有机碳(TOC)、总氮(TN)、总磷(TP)、水温(WT)、pH值及溶解氧(DO)。总有机碳(TOC)采用燃烧氧化-非分散红外吸收法；总氮(TN)采用碱性过硫酸钾-紫外分光光度法；总磷(TP)采用钼酸铵分光光度法；采用YSI多参数水质分析仪(YSI PRO1020 美国)现场测定水温(WT)、pH值和DO。
1.3 微生物群落测序分析方法
使用PowerWater DNA试剂盒(MOBIO, USA)提取基因组DNA。通过1%琼脂糖凝胶电泳检测提取的基因组DNA。使用正向引物341F(5'-CCTAYGGGRBGCASCAG-3')和反向引物806R(5'-GGACTACNNGGGTATCTAAT-3')对V3-V4可变区进行PCR扩增。扩增程序：95 °C预变性3 min，27个循环(95 °C变性30 s，55 °C退火30 s，72 °C延伸30 s)，最后72 °C延伸10 min(PCR仪: GeneAmp® 9700，Applied Biosystems, USA)。
使用2%琼脂糖凝胶回收PCR产物，利用AxyPrep DNA Gel Extraction Kit(Axygen Biosciences, Union City, CA, USA)进行纯化，Tris-HCl洗脱，2%琼脂糖电泳检测。测序采用 Illumina MiSeq PE300 高通量测序平台进行测序。利用Uparse软件(7.0.1001版)进行序列分析，将相似性不低于97%的序列分配到同一个OTU进行物种注释。PCR及测序均由上海凌恩生物科技公司完成。
1.4 数据处理与分析
基于Microsoft Excel处理的原始实验数据；使用Origin 2018软件绘制物种丰度柱状图，微生物多样性指数使用QIIME软件(1.7.0版)计算。利用R.v3.3.4软件进行ANOSIM分析(相似性分析)，用于确定不同分组下微生物相对丰度的差异。依托微生信在线平台绘制Circos图分析不同污染类型的入湖河流中微生物群落结构组成。在Canoco for Windows 5.0软件中使用冗余分析确定微生物群落与理化因子的响应关系。
2. 结果与讨论
2.1 入湖河流的理化指标
长荡湖入湖河流中污染物浓度与污染类型存在一定关联。如表2所示，农业面源污染的入湖河流中总氮浓度范围为2.71~2.83 mg·L−1，平均浓度为2.77 mg·L−1。总磷浓度范围为0.10~0.12 mg·L−1，平均浓度为0.11 mg·L−1。而农村生活污染和渔业养殖污染的入湖河流中总氮、总磷的平均浓度分别约为1.66、0.96 mg·L−1和0.09、0.04 mg·L−1。由此可见，相比农村生活污染和渔业养殖污染，农业面源污染贡献了更多的有机污染物，特别是含氮污染物。农业面源污染的入湖河流中W150和W151的总氮浓度超过地表水V类水质标准(≤2.0 mg·L−1)。其总氮浓度高的原因是该区为我国重要的商品粮基地，而农业生产需要施加化肥且丰水期是农业生产的关键时期，因此，富氮的农业尾水排入河流，致使周边河流总氮浓度维持在较高的浓度范围。农村生活污染的入湖河流中W153、W154、W155的TOC和TN浓度普遍较高，这是其周边生活着农村居民，大量生活污水被直接排入河中，造成河流有机物及氮素的积累。除W164外，渔业养殖污染的入湖河流中其余点位的总氮、总磷浓度均维持在较低的浓度水平。3种污染类型的入湖河流中WT总体范围为(26.25±1.75) ℃；pH维持在7.93±0.21，呈弱碱性；DO浓度范围处于(6.22±1.67) mg·L−1。
表 2 长荡湖入湖河流水体理化指标Table 2. Physical-chemical indicators of rivers entering Changdang Lake污染类型 点位 TOC/(mg·L−1) TN/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) WT/( ℃) pH DO/(mg·L−1) TN/TP 农村生活污染 W152 2.70 1.98 0.10 24.7 7.9 6.34 19.80 W153 5.90 1.94 0.10 26.9 8.02 6.77 19.40 W154 6.10 1.88 0.10 26.6 7.97 5.63 18.80 W155 6.30 1.83 0.11 27.4 8.02 6.56 16.64 W162 4.10 0.69 0.03 27.1 8.09 7.49 23.00 农业面源污染 W150 3.20 2.71 0.12 24.9 7.72 4.55 22.58 W151 3.00 2.83 0.10 24.5 7.83 5.71 28.30 渔业养殖污染 W157 4.20 0.70 0.04 27.2 8.14 7.28 17.50 W159 4.00 0.72 0.04 27.6 8.02 6.43 18.00 W161 4.00 0.64 0.04 28 8.01 7.89 16.00 W164 3.10 1.79 0.05 26.2 8.03 6.57 35.80 | Show TableDownLoad:
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2.2 入湖河流微生物群落分布
1) 门分类水平微生物群落结构。长荡湖入湖河流的微生物群落在门分类水平上具有较高的多样性。11个采样点中共检测出46种已知微生物菌门，入湖河流微生物在门分类水平上组成如图2所示，其中相对丰度排在10名之后的菌门和其他未知物种归为others。
图 2 长荡湖入湖河流门分类水平微生物群落相对丰度图Figure 2. Relative abundance of microbial communities of rivers entering Changdang Lake at the phylum level3种污染类型的入湖河流中优势菌门种类相同，主要包括变形菌门(Proteobacteria)、放线菌门(Actinobacteria)和拟杆菌门(Bacteroidetes)。但不同污染类型的入湖河流中优势菌门相对丰度却有所差别。如农业面源污染入湖河流中变形菌门(Proteobacteria)相对丰度为81.09%±1.37%，远高于农村生活污染(31.05%±4.68%)和渔业养殖污染(24.49%±5.98%)。这是因为变形菌门(Proteobacteria)与氮循环有关[24-25]，与氮循环密切相关的硝化细菌主要分散在变形菌门(Proteobacteria)的亚群中[26-27]。而农业面源污染的入湖河流中总氮浓度远高于其余污染类型，可见总氮对变形菌门(Proteobacteria)的生长有促进作用。农村生活污染和渔业养殖污染的入湖河流中放线菌门(Actinobacteria)相对丰度范围分别为40.19%±2.37%和38.43%±4.58%，高于农业面源污染(12.26%±0.25%)。因为农业面源污染的入湖河流DO平均浓度为5.13 mg·L−1，低于农村生活污染(6.56 mg·L−1)和渔业养殖污染(7.04 mg·L−1)。表明低DO浓度不利于放线菌门(Actinobacteria)生长。这与李明等[28]的研究结论相似，即厌氧环境能抑制放线菌门(Actinobacteria)的生长。农村生活污染、农业面源污染和渔业养殖污染的入湖河流中拟杆菌门(Bacteroidetes)相对丰度依次为11.89%±2.48%、3.19%±1.13%、8.83%±4.89%。据报道总氮和碱解氮对拟杆菌门菌群丰度起抑制作用[28]，而农业面源污染的入湖河流中总氮浓度偏高。这与前人研究结论一致[29]。
Circos图可以更直观地展现不同污染类型的入湖河流中门分类水平微生物群落组成情况。如图3所示，变形菌门(Proteobacteria)作为长荡湖入湖河流中第一大优势菌门，其在农业面源污染的入湖河流中平均占比最高；而放线菌门(Actinobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和蓝细菌门(Cyanobacteria)在农业面源污染的入湖河流中平均占比最低。再次证明入湖河流中菌门的相对丰度与污染源类型相关。
图 3 长荡湖入湖河流门分类水平微生物群落结构圈图Figure 3. Circos map of the microbial community in rivers entering Changdang Lake at the phylum level2) 属分类水平微生物群落结构。长荡湖入湖河流属分类水平微生物群落结构组成如图4所示，其中相对丰度排在15名之后的菌属和其他未知物种归为others。11个采样点共检测出617种微生物菌属；但所有采样点均有未能确定其分类学地位的菌属。入湖河流中相对丰度前5的菌属依次为：hgcI clade (6.10%~31.11%)、CL500-29 marine group(3.89%~22.64%)、Acinetobacter(0.15%~19.99%)、Comamonadaceae-Unclassified(0.66%~10.94%)和Hydrogenophaga(0.07%~22.60%)。
图 4 长荡湖入湖河流属分类水平微生物群落相对丰度图Figure 4. Relative abundance of microbial communities in rivers entering Changdang Lake at the genus taxonomic level不同污染类型的入湖河流中优势菌属种类相似，但相对丰度不同。hgcI clade在农村生活污染和渔业养殖污染的入湖河流中平均占比分别为21.55%、18.28%，高于农业面源污染(6.43%)；相同地，CL500-29 marine group在农村生活污染、渔业养殖污染和农业面源污染的入湖河流中占比依次为12.80%、19.25%、4.23%，说明农村生活污染和渔业养殖污染的入湖河流更适合hgcI clade、CL500-29 marine group的生长。反之，hgcI clade、CL500-29 marine group能利用营养物质促进自身生长繁殖，进而改善水质[30]。研究表明hgcI clade相对丰度随温度升高而明显增大，且与水质变好有关[31-32]；CL500-29 marine group能够利用含碳有机物改善水质[33]。因此农业面源污染的入湖河流TOC平均浓度(3.10 mg·L−1)低于农村生活污染(5.02 mg·L−1)和渔业养殖污染(3.83 mg·L−1)。农业面源污染的入湖河流中Hydrogenophaga的相对丰度显著高于农村生活污染和渔业养殖污染。XING等[34]研究发现Hydrogenophaga是一种兼性自养菌，能在没有或有残留可生物降解有机物的污水中保持优势地位。所以在农业面源污染的入湖河流中，Hydrogenophaga相对丰度反而更高。
进一步采用ANOSIM分析探究不同污染类型的入湖河流中各采样点微生物的相对丰度差异。结果表明，组间差异大于组内差异，且不同污染类型的入湖河流点位的微生物群落结构存在显著差异(p = 0.002，R = 0.579)，证明微生物群落结构与污染源类型相关。
3) 微生物群落Alpha多样性分析。长荡湖入湖河流中微生物群落Alpha多样性分析结果见表3。
表 3 长荡湖入湖河流微生物Alpha多样性指数Table 3. Alpha diversity index of microorganisms in rivers entering Changdang Lake污染类型 点位名称 Ace Chao1 Shannon Simpson Coverage 农村生活污染 W152 5897 5619 8.5312 0.0114 0.974 W153 5733 5537 8.3473 0.0129 0.978 W154 6051 5856 8.6283 0.0101 0.977 W155 6738 6415 8.7358 0.0118 0.970 W162 4443 4243 8.0785 0.0166 0.973 农业面源污染 W150 4134 4125 6.5501 0.0572 0.977 W151 3805 3687 6.8585 0.0376 0.983 渔业养殖污染 W157 3698 3619 7.9462 0.0133 0.973 W159 3733 3606 7.4672 0.0249 0.975 W161 3763 3632 7.3288 0.0339 0.978 W164 4997 4849 8.2801 0.0135 0.973 | Show TableDownLoad:
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长荡湖入湖河流采集的水体样本中，Coverage指数均在0.97以上，说明本次测序深度基本覆盖样品中的物种。3种污染类型入湖河流中Ace指数最高的是农村生活污染(5 590.5±1 147.5)，最低的是农业面源污染(3 969.5±164.5)；农村生活污染的入湖河流中Chao1指数最高(5 329.0±1 086.0)，Chao1指数最低的是农业面源污染(3 906.0±219.0)。说明丰水期农村生活污染的入湖河流中微生物群落的丰富度最高，而农业面源污染的入湖河流中微生物群落丰富度最低。这与ZHANG等[35]研究结论一致。即不同的外部污染输入与细菌群落呈显著相关，如农业污染会导致norank_p_Aminicenantes相对丰度升高。农村生活污染的入湖河流中Shannon指数平均值最高，约为8.464，其次为渔业养殖污染(7.756)，农业面源污染(6.704)。Simpson指数与Shannon指数反映的结论一致。整体上，丰水期长荡湖入湖河流的微生物群落丰富度与多样性呈现农村生活污染>渔业养殖污染>农业面源污染的规律。
2.3 入湖河流微生物群落与理化因子相关性分析
1) 入湖河流优势门分类水平微生物群落与理化因子响应分析。长荡湖入湖河流中相对丰度前10的优势菌门与7个理化因子(DO、pH、WT、TOC、TN、TP和TN/TP)的冗余分析结果如图5所示。pH、TP与长荡湖入湖河流的优势菌门呈显著相关(p<0.05)，DO、WT、TOC、TN及TN/TP与长荡湖入湖河流优势菌门的相关性不显著(p>0.05)。
图 5 长荡湖入湖河流优势菌门与理化因子间的冗余分析Figure 5. RDA between dominant bacterial phylum and physicochemical factors in rivers entering Changdang Lake长荡湖入湖河流中DO与Actinobacteria、Cyanobacteria、Verrucomicrobiota等菌门呈正相关，说明DO能促进Actinobacteria、Cyanobacteria、Verrucomicrobiota等菌门的生长[36-37]。同样地，Cyanobacteria也可通过光合作用产生氧气，增加水中溶解氧[38]。而DO与Proteobacteria呈显著负相关，表明随着DO浓度升高，Proteobacteria丰度反而降低，这与李亚莉等[39]研究结论一致。入湖河流中pH与Actinobacteria呈显著正相关，与Proteobacteria呈显著负相关。入湖河流中WT、TOC与Proteobacteria呈显著负相关，但与其余菌门呈一定程度的正相关。这与邹沈娟等[40]研究结论一致，即变形菌门与WT、TOC显著负相关。但刘泽岸和孙琳[41]却有不同的观点，其以浐灞河生态区为研究对象，发现Proteobacteria与WT呈正相关。原因是本文和邹沈娟等[40]研究文章中水样属于同一时间采集，而刘泽岸和孙琳[41]的研究文章中水样分别在夏、冬两季各采集一次。夏、冬两季水样的WT差距较大；同时微生物有适宜的生长温度范围，过高或过低均会降低微生物的丰度[42]。因此造成了不同研究人员研究发现Proteobacteria与WT呈现出相关性不一致的现象。微生物的生长除了WT、pH等影响因素外，营养因素N、P至关重要，许多研究也发现营养因素与微生物群落结构有较大的相关性。如张雅洁等[43]以北海湖为研究对象，发现在TN浓度为0.83~1.67 mg·L−1，TP浓度为0.04~0.11 mg·L−1时，营养盐浓度增加，能显著增加蓝细菌的丰度。薛银刚等[44]研究发现营养盐在微囊藻属的有害增殖过程中起着重要的作用，是推动微囊藻水华暴发的主要因素。但在本研究中，入湖河流中TN、TP和TN/TP除与Proteobacteria呈显著正相关，与其它菌门均呈一定程度的负相关。李先会等[45]研究发现在满足微生物生长需要的条件下，增加微生物生长所需底物(如TN、TP)浓度反而会抑制微生物生长。对比发现，长荡湖入湖河流中TN浓度为0.64~2.83 mg·L−1，TP浓度为0.03~0.12 mg·L−1；高于北海湖TN、TP浓度水平。所以在较高TN、TP浓度的环境下，微生物生长反而受到抑制。而入湖河流中TN、TP和TN/TP与Proteobacteria呈显著正相关，说明Proteobacteria对TN、TP的耐受性较强。
2) 入湖河流优势属分类水平微生物与环境因子响应分析。长荡湖入湖河流中相对丰度前15的优势菌属与7个理化因子(DO、pH、WT、TOC、TN、TP和TN/TP)的冗余分析结果如图6所示。DO、pH与长荡湖入湖河流的优势菌属呈显著相关(P<0.05)，WT、TOC、TN、TP和TN/TP与长荡湖入湖河流的优势菌属相关性不显著(P>0.05)。
图 6 长荡湖入湖河流优势菌属与理化因子间的冗余分析Figure 6. RDA between dominant bacterial genera and physicochemical factors in rivers entering Changdang Lake长荡湖入湖河流中DO、pH与Hydrogenophaga、Acinetobacter、Limnohabitans等菌属呈一定程度的负相关。Acinetobacter属于专性需氧型细菌，能在有氧条件下将氨转化为硝酸[37]。但本研究显示随着DO浓度升高，Acinetobacter生长反而受到抑制。分析可能是受其它环境因子影响或其它优势菌属争夺DO，抑制了Acinetobacter生长。Limnohabitans喜欢非酸性的环境，在溶解氧浓度较低的环境下，生长速率快，生存能力强[46]；而长荡湖入湖河流中较多的氮磷等营养物质为Limnohabitans提供了良好的生存条件且水体偏碱性，因此DO升高反而抑制Limnohabitans繁殖。长荡湖入湖河流中WT、TOC与Hydrogenophaga、Acinetobacter、Comamonadaceae_Unclassified、Limnohabitans及Arenimonas呈一定程度的负相关，与CL500-29 marine group、Candidatus Aquirestis、hgcI clade等菌属呈正相关。研究表明温度能影响微生物的活性且不同微生物的生长适宜温度并不相同[47-48]，所以当WT处于24.5~28 ℃内，WT偏低有利于Hydrogenophaga、Acinetobacter、Comamonadaceae_Unclassified、Limnohabitans及Arenimonas的繁殖，WT偏高则适宜CL500-29 marine group、Candidatus Aquirestis、hgcI clade等菌属生长。长荡湖入湖河流中TN、TP及TN/TP与Hydrogenophaga、Acinetobacter、Comamonadaceae_Unclassified及Limnohabitans等菌属呈一定程度的正相关，与CL500-29 marine group、Candidatus Aquirestis、hgcI clade等菌属呈负相关。说明长荡湖入湖河流中TN、TP浓度早已超出CL500-29 marine group、Candidatus Aquirestis及hgcI clade等菌属生长所需浓度，因此随着入湖河流中氮磷浓度升高，这些菌属的生长反而受到抑制[45]。
3. 结论
1) 高通量测序结果表明，丰水期长荡湖入湖河流11个采样点共检测出微生物群落46门，617属。在门、属分类水平上，入湖河流各采样点的微生物群落中优势菌门、菌属种类相似，但相对丰度却有所差别。进一步采用ANOSIM分析，结果表明长荡湖入湖河流微生物群落与污染源类型相关。
2) 据微生物群落Alpha多样性分析结果显示，3种污染类型的长荡湖入湖河流中微生物群落多样性和丰富度呈现农村生活污染>渔业养殖污染>农业面源污染的规律。
3) 冗余分析表明，pH、TP与长荡湖入湖河流的优势菌门呈显著相关(P<0.05)；DO、pH与长荡湖入湖河流的优势菌属呈显著相关(P<0.05)，且同一种理化因子与不同菌门、菌属的相关性不同。
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图 1 醋酸溶胀回收废弃CFRP流程图
Figure 1. Recycling procedure of waste CFRP by acetic acid swelling method
图 2 不同处理温度条件下CEP溶胀与烘干产物照片
Figure 2. Photos of CEP swelling and drying products obtained under different treatment temperatures
图 3 不同温度下CEP在醋酸中的溶胀率和降解率
Figure 3. Swelling and degradation ratio of CEP in acetic acid at different temperatures
图 4 醋酸通过氢键作用溶胀CEP机理图
Figure 4. The mechanism of CEP swelled in acetic acid via hydrogen bond interactions
图 5 不同温度处理CEP的FTIR图
Figure 5. FTIR spectra of CEP swelling products obtained at different temperatures
图 6 不同温度条件下溶胀产物厚度对比照片
Figure 6. Thickness comparison pictures of the swelling products obtained at different temperatures
图 7 原始 CFRP 和不同温度溶胀产物的SEM图
Figure 7. SEM images of the original CFRP and the swelling product obtained at different temperature
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