微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理

杨光, 张光明, 张盼月, 杨安琪, 王园园, 唐翔. 微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理[J]. 环境工程学报, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116
引用本文: 杨光, 张光明, 张盼月, 杨安琪, 王园园, 唐翔. 微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理[J]. 环境工程学报, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116
YANG Guang, ZHANG Guangming, ZHANG Panyue, YANG Anqi, WANG Yuanyuan, TANG Xiang. Enhancement of sludge anaerobic digestion by adding trace element Fe and Ni[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116
Citation: YANG Guang, ZHANG Guangming, ZHANG Panyue, YANG Anqi, WANG Yuanyuan, TANG Xiang. Enhancement of sludge anaerobic digestion by adding trace element Fe and Ni[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116

微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理

  • 基金项目:

    国家自然科学基金资助项目(51278489,51578068)

  • 中图分类号: X703.1

Enhancement of sludge anaerobic digestion by adding trace element Fe and Ni

  • Fund Project:
  • 摘要: 当今社会消耗了大量的化石能源,使得环境和能源问题十分突出。污泥厌氧消化产沼气是解决能源问题一种具有潜力的方法。然而,传统污泥厌氧消化存在效率低以及污泥停留时间长等问题,严重地阻碍了其优势的发挥。探究了添加不同浓度微量元素Fe和Ni对污泥厌氧消化产气和有机物去除的影响。结果表明,当FeCl2投加量小于400 mg·L-1时均能促进产气,FeCl2投加量为25 mg·L-1时,产气率取得最大值414.6 mL·g-1(VSadded),比对照组高28 mL·g-1(VSadded)。当NiCl2投加量小于5 mg·L-1时均能促进产气,在NiCl2投加量为5 mg·L-1时,产气率取得最大值389.5 mL·g-1(VSadded)。在最佳投加浓度下,添加Fe对产气的促进效果比添加Ni对产气的促进效果好。对有机物去除而言,当FeCl2投加浓度为25 mg·L-1时,有机物去除率轻微提升,而后随着FeCl2添加量的增加整体呈下降趋势,FeCl2最佳投加浓度为25 mg·L-1。有机物去除率随着NiCl2添加量的增加整体呈下降趋势。在水解产酸实验中,最优FeCl2投加条件下(25 mg·L-1)能使污泥溶解态化学需氧量和挥发性脂肪酸浓度分别提高15.3%和39.2%,为后续的产气提供了更好的基质条件。
  • 目前,大量塑料废物被丢弃到环境中,引起了人们对其命运的担忧[15]. 为了解决塑料引起的污染问题[67],创造一个可持续发展的环境,寻找环境友好型替代品成为了近些年来的目标. 因此,以可生物降解塑料取代不可降解塑料成为了目前的发展趋势[810]. 可生物降解塑料指在自然界如土壤和/或沙土等条件下,和/或特定条件[11]如堆肥化条件下或厌氧消化条件下或水性培养液中,由自然界存在的微生物作用引起降解,并最终完全降解变成二氧化碳或甲烷、水及其所含元素的矿化无机盐以及新的生物质的塑料[12]. 目前主要的可生物降解塑料包括聚己内酯(PCL)、聚乳酸(PLA)、聚丁二酸丁二醇酯(PBS)、聚羟基丁酸酯(PHB)和聚己二酸/对苯二甲酸丁二醇酯(PBAT)等[1315]. 近年来,可生物降解塑料被越来越多的市场所选择,包括包装、电子、汽车、农业、纺织品、组织工程和生物医学等行业[1617]. 与其他生物降解塑料相比,PLA具有良好的机械强度[17]、耐用性和透明度,在替代传统聚合物材料方面发挥着先锋作用,开创了许多应用领域[17],如包装、纺织、医疗等行业[18]. PLA纤维的良好生物相容性[17]和降解性[19]使之可以成为手术衣、手术覆盖布、口罩、纱布、各种吸液材料以及其他生理卫生用品的原材料[20]. 目前,市面上已经出现了由PLA制成的纸尿裤、卫生巾等产品,这些产品具有透气排汗[21]、抑菌防螨[22]、卓越的弹性[22]等优点. 在过去20年中PLA引起了极大的关注. 2019,PLA全球产量估计约为19万吨[17]. 由于PLA在日常生活的多个领域具有广泛的适用性,预计其排放到环境中的废物在未来几年将呈增长趋势[29].

    研究指出,降解过程中,可生物降解塑料会产生可降解微塑料(MPs)[23]. 如Sintim等[24]发现经过18周堆肥处理后PLA/聚羟基脂肪酸酯和PBAT的降解率分别大于99%和97%,还观察到了MPs和纳米塑料的产生. 更重要的是,在同一时间范围内,可降解塑料产生的MPs可能比来自传统塑料的更多,因为可降解塑料更容易被降解. Wei等[25]的一项研究表明,在不同水生环境中,PBAT比低密度聚乙烯更容易产生MPs. 由此可见,可生物降解塑料的应用并不能消除MPs,甚至比传统塑料有更大的MPs积累潜力,产生潜在的环境风险[24,26]. 本研究的文献来自于2023年2月15日搜索,通过Web of Science核心数据库进行,搜索关键词输入为“microplastics”和“polylactic acid”,共搜出159篇相关文献,表明此领域研究还较少. 时间框架被设定为包括数据库中所有可用的出版年份. 使用VOS viewer软件通过关键词对文献进行分析,得出关键词共现的网络映射(图1). 图1的节点代表关键词,关键词能够准确地反映出该领域内研究的热点. 其中,圆圈的大小表示关键字出现的频次,圆圈越大,代表该关键词出现的频次越高. 除“microplastics”和“polylactic acid”外,图中“degradation”所占圆圈最大,表明降解是该领域研究热点关键词. 相同颜色的节点表示同一聚类,同一聚类中的关键字都具有相似的研究主题. 根据图中形成的6个聚类可以将“聚乳酸”和“微塑料”领域研究热点与主题概括为“PLA的生态风险”、“PLA/老化PLA的吸附作用”、“PLA的降解”、“PLA与微生物的相互作用”、“PLA塑料”及“PLA对环境的影响”6个方面.

    图 1  关键词聚类视图
    Figure 1.  Network mapping between keyword co-occurrence and total link strength

    环境中的塑料,在各种生物或非生物的作用下,可降解成MPs[3031],可能会对生态系统造成危害[32]. 因此,研究塑料,特别是可生物降解塑料在环境中释放二次MPs的情况具有重要意义. 故本文以PLA材质的纺织产品(无纺布:常用于纸尿裤、卫生巾的制作)和包装产品(塑料袋和吸管)为研究对象,通过4组实验,即PLA商品在静置、光老化、机械应力老化、光老化和机械应力共同作用下产生二次MPs的过程,记录PLA商品释放二次 MPs的情况,包括数量、形状、尺寸等. 分别讨论机械应力和光老化在产生二次MPs过程中的关键作用,对于理解可生物降解塑料PLA在环境中的风险具有重要意义.

    实验使用的PLA塑料商品共6种,分别为PLA无纺布、PLA/PBAT塑料袋、PLA吸管和PLA/PBS吸管,其中无纺布分别为由PLA(99%)制成的亲水、疏水无纺布(薄和厚两种). 将PLA无纺布和塑料袋手工切割成50 mm×20 mm条带. 将塑料吸管手工切割成10 mm×10 mm的塑料块. 所有塑料在使用前均用超纯水清洗并干燥.

    为了比较环境中不同的老化因素对二次MPs形成的影响. 本文进行了4种环境条件(即静置、光老化、机械应力老化及机械应力和光老化共同作用)下PLA商品释放二次MPs的影响. 整个实验过程中,始终穿纯棉实验服,戴丁腈手套,在超净台操作完成.

    (1)静置:将无纺布、塑料袋和塑料管(约0.1 g)加入到含有100 mL超纯水的锥形瓶中,静置1 d后收集样本. 将锥形瓶中的超纯水通过孔径0.22 μm混合纤维素滤膜,并冲洗样品上可能脱落并附着在塑料上的MPs颗粒,后将滤膜在自然条件下风干. 实验全程在室内避光处进行操作,室内温度为25 ℃. 混合纤维素滤膜孔径均匀、表面光滑、孔隙率高、无介质脱落,具有质地薄、阻力小和流速快等特点. 在本研究中,在检测样品前进行了质量控制,滤膜中未产生MPs.

    (2)光老化:将无纺布、塑料袋和塑料吸管(约0.1 g)加入到含有100 mL超纯水的石英管中,放在光化学反应仪(上海比朗仪器制造有限公司,GHX-V)中进行照射. 光化学反应仪中光源为1000 W汞灯,冷却水循环系统的温度保持在25 ℃. 经过预实验发现,照射0.5 h后,无纺布裂解成大量的纤维,如在此条件下进行实验,就会掩盖大量的小颗粒MPs,实验误差较大. 因此选择在照射5、10、20 min后收集无纺布样本,步骤与(1)一致. 而塑料袋和塑料吸管在照射72 h后,几乎裂解成小块塑料,因此在照射12、24、48 h后收集塑料袋和塑料吸管样品,步骤与(1)一致.

    (3)机械应力老化:将无纺布、塑料袋和塑料吸管(约0.1 g)加入到含有100 mL超纯水的锥形瓶中,在室温条件下将锥形瓶置于转速为150 r·min−1的气浴恒温振荡器(上海一恒科学仪器有限公司,THZ-98A)中,模拟初级塑料的机械应力老化. 振荡24 h后收集样品,步骤与(1)一致.

    (4)光老化和机械应力老化共同作用:先将样品进行光老化,步骤与(2)一致,选择的无纺布照射时间为10 min,塑料吸管、塑料袋照射时间为24 h. 后进行机械应力老化,步骤与(3)一致,选择的振荡时间均为24 h,后收集样品,与步骤(1)一致.

    对照组在相同的实验条件下进行,但没有塑料样品. 所有实验组准备3个平行样品.

    为了表征不同初级可降解塑料材料降解过程中二次MPs的形成,使用全自动正置荧光显微镜(德国Carl Zeiss公司,Axio Imager. M2)表征粒径大于2 μm的二次MPs. 滤膜在室温干燥后,使用全自动正置荧光显微镜观察其表面的MPs,并采用五点法进行拍照,这意味着整个膜过滤区域选择5个相同大小的区域:上、中、下、左、右(图2),每个区域选择两个代表性区域放大10倍后,然后放大到20倍,分成4个象限拍摄一张照片,所以每个样本最终在20倍下得到40张照片. 后续使用Image J图形分析软件进一步分析MPs的数量、形状(纤维状、碎片状、颗粒状)和粒径.

    图 2  显微镜拍照区域选择流程图
    Figure 2.  Flow chart of selection of microscope photo area

    使用Image J(V1.8.0.112)软件分别对40张照片进行计数. 一张20倍镜显微镜下的照片大小为0.66204 mm×0.55512 mm,40张照片的总面积为14.70 mm2,膜过滤面积为177 mm2,计算照片面积为过滤面积的8.3%. 因此,总的二次MPs数量即为Image J统计40张照片二次MPs数量的总和再除以8.3%. 实验结果舍弃偏离较大的数据,统计剩余样品的平均值. 根据结果中的Feret直径对试剂中的颗粒进行粒径分析. 二次MPs的类型通过圆度进行分类,即纤维(0.0-0.3 mm)、碎片(0.3-0.6 mm)和颗粒(0.6-1.0 mm).

    静置24 h后,6种PLA商品产生的二次MPs的类型和数量如图3所示. 在6种不同类型的PLA商品产生的二次MPs中均检测到了纤维、碎片和颗粒,其中,纤维占比最少. 疏水(薄)无纺布中脱落的纤维占比最高,亲水无纺布中仅能观察到少量的纤维,这是因为无纺布由纤维构成,而疏水(薄)无纺布中纤维比较稀疏,导致纤维脱落最多. 3种不同类型的无纺布均脱落了大量的二次MPs,从高到低依次为:疏水(厚)无纺布(38801颗粒/0.1 g)、疏水(薄)无纺布(38159颗粒/0.1 g)、亲水无纺布(34869颗粒/0.1 g),其数值之间无显著的差异. 3种塑料袋/塑料吸管释放的二次MPs的数量差异显著,从高到低依次为:PLA/PBAT塑料袋(24918颗粒/0.1 g)、PLA/PBS吸管(6496颗粒/0.1 g)、PLA吸管(154颗粒/0.1 g). 结果表明,被丢弃到环境中的可降解塑料产品,特别是由纤维制成的,在无任何自然因素作用下就可产生大量二次MPs. 以二次MPs污染最少的PLA吸管为例,年生产约为535亿支(2021年)的PLA吸管排放到水环境24 h后将平均释放约1.81×1015颗二次MPs. 而在实际生活中,释放的二次MPs数量可能更高,因为在塑料商品丢弃之前不可避免地会经历机械磨损、热老化等过程,使塑料产品变的更加脆弱. 此外,PLA/PBAT塑料袋和PLA/PBS吸管在完全静置下也可释放极高数量的MPs,尤其是PLA/PBAT塑料袋. 这表明单一可生物降解材料制成的日用品被释放到环境后,要比混合的可生物降解材料制成的日用品对环境的生态风险低.

    图 3  静置24 h后(a)(c)无纺布、(b)(d)塑料袋/塑料吸管中产生二次MPs的类型(由外到内:疏水(厚)、疏水(薄)、亲水无纺布;PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管、PLA吸管)及数量
    Figure 3.  Type (from outside to inside: hydrophobic thick, hydrophobic thin, hydrophilic; PLA/PBAT plastic bag, PLA/PBS straw, PLA straw) and number of secondary MPs shed in (a) (c) non-woven fabric, (b) (d) plastic bag/plastic straw after 24 h of resting

    无纺布产生的二次MPs粒径大多小于50 μm,尤其是粒径处于0-10 μm之间的分别占疏水(厚)、疏水(薄)、亲水无纺布的80.80%、79.67%和78.81%(图4a). 此外,有少数二次MPs粒径处于50-375 μm之间. 从图4可观察到粒径的分布情况,疏水(薄)无纺布在>60 μm的区域内有较为密集的线,表明疏水(薄)无纺布在静置过程中脱落了较大粒径的二次MPs,可能是由于产生了较多的纤维. 通过计算得到3种不同类型PLA无纺布释放二次MPs的粒径,从小到大依次为:疏水(厚)无纺布(7.72 μm) <亲水无纺布(8.26 μm)<疏水(薄)无纺布(8.61 μm). 静置24 h后,3种塑料袋/塑料吸管释放的大多数MPs的粒径范围在0-50 μm(图4b),尤其是粒径在0-10 μm区间的分别占PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管和PLA吸管释放MPs的80.70%、78.53%、82.77%. 3种材料粒径占比均在5-10 μm范围内达到峰值,只有少数二次MPs的粒径在50-160 μm之间. 3种材料释放二次MPs的平均粒径,从小到大依次为:PLA吸管(7.45 μm)<PLA/PBAT塑料袋(7.98 μm)<PLA/PBS吸管(8.52 μm). 相较于无纺布,塑料袋/吸管在大粒径范围内几乎无MPs产生,表明塑料袋/吸管可以直接分解成非常小的MPs,而很少经历中间的大粒径MPs过程,这可能与塑料商品的材质相关. 无纺布主要由纤维组成,可脱落较大粒径的二次MPs纤维,而塑料袋/吸管脱落的二次MPs粒径偏小.

    图 4  静置24 h后(a)无纺布和(b)塑料袋/塑料吸管产生二次MPs的粒径分布
    Figure 4.  Particle size distribution of secondary MPs from (a) non-woven fabric and (b) plastic bags/plastic straws after 24 h resting

    机械振荡24 h后,与静置样品一致,6种PLA商品产生的二次MPs中均检测到了纤维、碎片和颗粒的存在,且纤维的占比最少(图5a、5b). 相较于静置样品,无纺布经机械振荡后纤维占比减少而颗粒增多,推测在机械振荡过程中,样品受到了较大的机械应力,脱落下来的纤维逐渐被分解成颗粒. 6种PLA商品脱落的二次MPs数量顺序与静置样品是一致的,但在数值上大于静置样品. 振荡24 h后,疏水(厚)无纺布、疏水(薄)无纺布、亲水无纺布、PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管、PLA吸管释放的二次MPs为静态条件下的150.00%、150.78%、128.08%、189.19%、264.21%、705.65%,这表明机械应力是推动二次MPs产生的一个重要途径,尤其对于吸管来说. 使用后的塑料产品往往会不可避免地进入水生环境,受到水流的机械作用,这可能会给环境带来更大的危害. 更重要的是,无纺布可用来制作卫生用品,如纸尿裤、尿不湿等产品,产生的二次MPs将与人体直接接触,塑料袋通常用来存放食品,产生的MPs可能通过食物链进入人体,而吸管产生的MPs可通过口腔直接进入人体. 因此,在使用这些产品的过程中,减少使用时间和磨损频率将有助于减少MPs和人体接触的可能性. 而实际生活中,塑料袋和吸管更可能在加热的环境下被人类使用. Liu等[27]的研究表明,热水(100 °C)浸泡并搅拌60 min后,分别从塑料包装、杯子、透明盒和膨胀盒中释放出(1.07±0.507)×106、(1.44±0.147)×106、(2.24±0.719)×106、(1.57±59.900)×106个·mL−1亚微米级微粒. 热老化后释放出更多的二次MPs,可能会对人体健康产生更大的威胁.

    图 5  振荡24 h后(a)(c)无纺布、(b)(d)塑料袋/塑料吸管产生二次MPs的类型(由外到内:疏水厚、疏水薄、亲水;PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管、PLA吸管)及数量
    Figure 5.  Type (from outside to inside: hydrophobic thick, hydrophobic thin, hydrophilic; PLA/PBAT plastic bag, PLA/PBS straw, PLA straw) and number of secondary MPs produced by (a)(c) non-woven fabric, (b)(d) plastic bag/plastic straw after 24 h of oscillation

    与静置样品一致,无纺布在受到机械应力后产生的二次MPs大多数粒径在0-50 μm之间(图6a),少部分二次MPs粒径在50-610 μm之间. 粒径在0-10 μm之间的二次MPs分别占疏水(厚)、疏水(薄)、亲水无纺布的78.87%、75.82%和83.56%. 3种不同类型的PLA无纺布产生二次MPs的平均粒径,从小到大依次为:亲水无纺布(8.19 μm)<疏水(厚)无纺布(9.10 μm)<疏水(薄)无纺布(9.39 μm). 3种塑料袋/塑料吸管释放的MPs的粒径范围大都在1-50 μm(图6b),尤其是粒径在0-10 μm的分别占PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管和PLA吸管释放二次MPs的78.94%,87.21%及87.65%. 此外,只有少数次生MPs的粒径在50-480 μm之间. 3种材料释放二次MPs的粒径,从小到大依次为:PLA/PBAT塑料袋(6.72 μm)<PLA吸管(7.30 μm)<PLA/PBS吸管(9.05 μm).

    图 6  振荡24 h后(a)无纺布和(b)塑料袋/塑料吸管产生二次MPs的粒径分布
    Figure 6.  Particle size distribution of secondary MPs produced by (a) non-woven fabric and (b) plastic bag/plastic straw after 24 h of oscillation

    光照不同时间后,3种不同类型的PLA无纺布释放的次生MPs的类型如图7所示. 所有的二次MPs均由纤维、碎片和颗粒组成,且占比情况均为颗粒>碎片>纤维. 随着光照时间的增长,疏水无纺布产生的二次MPs中纤维的占比逐渐增加,而亲水无纺布在光照20 min后纤维的占比减少. 其他两种类型的MPs变化无明显规律.

    图 7  光照5 min、10 min、20min后无纺布脱落二次MPs的类型
    Figure 7.  Type of secondary MPs shed by the nonwoven fabric after 5, 10, and 20 min of light exposure
    (由外到内:疏水(厚)、疏水(薄)、亲水无纺布)
    (from outside to inside: hydrophobic (thick), hydrophobic (thin), hydrophilic nonwoven)

    光照不同时间后,无纺布产生的二次MPs数量的顺序与静置、振荡样品均一致(图8),即疏水(厚)无纺布>疏水(薄)无纺布>亲水无纺布. 二次MPs数量随着光照时间的延长而增加,说明老化程度随光照时间的延长而增加,这与之前的研究是一致的[28]. 从图8中可以看出,随着光照时间的延长,疏水(厚)和亲水无纺布释放二次MPs的速度都较为平缓,其二次MPs数量随着光照时间的延长大致呈线性增长. 当光照时长为10 min时,疏水(厚)和亲水无纺布的二次MPs释放量分别为光照5 min时的1.16、1.29倍,随着光照延长到20 min,其释放的二次MPs数量为10 min时的1.11倍、1.16倍,每个阶段增长速度较为平缓. 而对疏水(薄)无纺布来说,在光照10 min后产生的二次MPs数量显著增加,二次MPs释放量为光照5 min时的1.48倍,光照延长到20 min,其释放的二次MPs数值稍增,仅为10 min时的1.09倍,表明亲水无纺布受光照的影响更为敏感,在老化前期就会产生大量的二次MPs. 结果表明,当可生物降解无纺布进入环境后,光照后不可避免地会产生大量的二次MPs,且MPs释放量随着光照时间的延长而增大,表明释放到环境中的PLA无纺布在光照作用下可能产生更大的危害.

    图 8  光照不同时间后无纺布脱落二次MPs的数量
    Figure 8.  Number of secondary MPs shed by the nonwoven fabric after different times of light exposure

    光照不同时间后,无纺布释放的二次MPs的粒径分布情况如图9所示. 整体看来,光照不同时间后无纺布产生的二次MPs粒径大多集中在0-60 μm,少数二次MPs的粒径大于60 μm. 光照5、10、20 min后,疏水(厚)无纺布释放的二次MPs粒径在0-10 μm区间的分别占74.05%、75.88%和70.30%,产生的二次MPs平均粒径分别为9.65、8.61、12.39 μm. 先前的研究表明,随光照时间的延长,塑料产品产生的二次MPs粒径会逐渐减小. 但本研究中,却未遵循此规律,分析原因可能是无纺布与其他塑料产品的结构不一样. 无纺布由粒径较大的纤维组成,而光照后,纤维的脱落的速度无明显规律. 对于疏水(厚)无纺布来说,光照5 min后仅能脱落一些黏结较弱的纤维,随着光照延长到10 min,老化程度加深,前一阶段产生的部分纤维裂解成为小颗粒,造成平均粒径的减小. 随着光照时间进一步增加到20 min,无纺布结构裂解,脱落大量的纤维导致粒径的增加.

    图 9  光照不同时间后(a)疏水(厚)、(b)疏水(薄)和(c)亲水无纺布产生二次MPs的粒径分布
    Figure 9.  Particle size distribution of (a) hydrophobic (thick), (b) hydrophobic (thin) and (c) hydrophilic nonwoven fabrics producing secondary MPs after different times of light exposure

    疏水(薄)、亲水无纺布光照不同时间后产生的二次MPs的情况与疏水(厚)无纺布结果类似,即其平均粒径的变化与光照时长并无关系. 光照5、10、20 min后,疏水(薄)无纺布释放的二次MPs平均粒径不断增加,分别为9.30、10.78、12.58 μm. 这是因为疏水(薄)无纺布由许多松散的纤维组成,在光照条件下结构裂解导致纤维不断脱落,造成平均粒径的不断增加.

    光照一定时间后,塑料袋/塑料吸管产生的二次MPs的类型如图10所示. 在二次MPs中均检测到了纤维、碎片和颗粒,光照12 h后,纤维占比最少(1.2%-2.6%),碎片次之(28.6%-41.1%),颗粒最多(56.3%-70.2%). 随着光照时间延长到48 h,纤维占比增加,特别是PLA/PBS和PLA吸管分别从1.6%、2.6%显著增加到8.8%、7.0%. 碎片占比也大幅度增加,而颗粒的占比明显减小.

    图 10  光照12 h、24 h、48 h后塑料袋/塑料吸管脱落二次MPs的类型
    Figure 10.  Types of secondary MPs of plastic bag/plastic straw shedding after 12 h, 24 h, 48 h illumination
    (由外到内:PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管、PLA吸管)
    (from outside to inside: PLA/PBAT plastic bag, PLA/PBS straw, PLA straw)

    光照一定时间后,无论是塑料袋还是塑料吸管,产生的二次MPs颗粒数量均随时间的延长而增加(图11),且光照后混合塑料制品可释放出更多的二次MPs[30]. 从二次MPs产生的增长速率来看,PLA/PBAT塑料袋和PLA/PBS吸管产生的二次MPs数量随光照时间的延长,每一阶段增加的MPs数量都较多,PLA/PBAT塑料袋在光照12 h后产生的二次MPs颗粒数量为171743颗/0.1 g,24 h后增加到了1.65倍,随着光照时间进一步延长到48 h,最终产生的二次MPs颗粒可以达到526487颗/0.1 g,为12 h后的3.07倍. PLA/PBS吸管在光照24、48 h后产生的二次MPs数量分别为12 h后的2.51、4.03倍. 表明PLA/PBAT塑料袋和PLA/PBS吸管在三个光老化阶段中老化速度较为平缓,每个阶段都能产生大量的二次MPs颗粒. 而对PLA吸管来说,在光照12 h后产生的二次MPs数量为147367颗粒/0.1g,光照24、48h后产生的二次MPs数量仅为12 h后的1.02、1.18倍,表明PLA吸管在光照的第一个阶段产生了大量的二次MPs,初期PLA吸管的老化程度较大,可能接近峰值,后两个老化阶段仅能脱落小部分的二次MPs. Tong等[28]的研究表明可生物降解塑料的降解速度并不比传统塑料快. 而Wei等[25]的研究发现在不同水生环境中,PBAT比低密度PE更容易产生MPs. 由此可见,关于可降解塑料释放二次MPs的研究至今还未得到一致的结果. 但很容易发现,无论是Tong或Wei等的研究还是本研究,几乎都很难统一塑料的规格,其在形状、厚度等方面均有差别,因此得出的结论也不尽相同. 但仅从数值上看,本研究的结果表明可降解塑料在环境中产生的二次MPs数量不容忽视.

    图 11  光照不同时间后塑料袋/塑料吸管脱落二次MPs的数量
    Figure 11.  Number of secondary MPs that fall off the plastic bag/plastic straw after different illumination time

    光照12 h、24 h和48 h后,塑料袋/塑料吸管产生的二次MPs粒径分布如图12所示. 可以发现,无论光照时间多长,大多数次生MPs的粒径都小于50 μm,尤其是粒径小于10 μm的占比最多. 且随着光照时间的延长,小粒径的MPs占比逐渐增加. 相较于光照12 h,PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管和PLA吸管在光照48 h后产生的粒径小于10 μm的二次MPs颗粒分别增长了2.59%、17.87%和13.96%. 总体看来,延长光照时间增加了塑料袋/塑料吸管产生二次MPs小颗粒的比例,通过观察MPs的平均尺寸,可以进一步验证这一结果. 表1列出了光照不同时间后塑料袋/塑料吸管产生二次MPs的平均粒径. 随着光照时间的增长,塑料袋/塑料吸管产生的二次MPs粒径不断减小,表明随着光照时间的延长,塑料不断发生裂解,大颗粒MPs向小颗粒转变,导致平均粒径的不断减小. 而本研究中无纺布产生的二次MPs颗粒的平均粒径并未随着光照时间的延长而减小,这是由PLA/PBAT塑料袋和无纺布不同的结构导致的. 无纺布由许多纤维组成,老化后导致长纤维的脱落,使得其平均粒径的变化没有显著规律. 而PLA/PBAT塑料袋在老化过程中无较长的纤维脱落,因此塑料随着老化程度的不断增大,释放的大颗粒二次MPs逐渐裂解成小颗粒,导致粒径减小.

    图 12  光照不同时间后(a)PLA/PBAT塑料袋、(b)PLA/PBS吸管和(c)PLA吸管产生二次MPs的粒径分布
    Figure 12.  Particle size distribution of secondary MPs produced by (a) PLA/PBAT plastic bags, (b) PLA/PBS straws and (c) PLA straws after different times of light exposure
    表 1  光照不同时间后塑料袋/塑料吸管脱落二次MPs的平均粒径(μm)
    Table 1.  Average particle sizes of secondary MPs after plastic bag/plastic straw shedding under different lighting times (μm)
    类型Type 12 h 24 h 48 h
    塑料袋 7.94 7.79 7.53
    PLA/PBS吸管 11.43 9.21 8.12
    PLA吸管 9.14 7.51 6.97
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    图13揭示了光照和机械力的共同作用对二次MPs脱落的影响. 两种因素协同作用下,释放的二次MPs由纤维、碎片和颗粒组成,纤维占比最少,颗粒占比最多. 图13c显示了光照和振荡共同作用后,3种不同类型无纺布产生二次MPs的数量,从高到低依次为:疏水(厚)无纺布>疏水(薄)无纺布>亲水无纺布. 光照和振荡共同作用产生的二次MPs数量顺序与静置或光照条件下是一致的,但在数量上显著大于机械应力作用下产生二次MPs的数量,稍大于光照产生二次MPs数量,这说明光照后塑料制品可能变得脆弱,后在机械力的作用下更容易分解成MPs颗粒. 图13d显示了光照和振荡共同作用后,塑料袋/塑料吸管产生的二次MPs的数量,从高到低依次为:塑料袋>PLA/PBS吸管>PLA吸管. 与无纺布一致,光照和振荡共同作用产生的二次MPs数量顺序与静置或光照条件下是一致的,但在数量上显著大于振荡24 h后产生的二次MPs数量. PLA/PBAT塑料袋光照24 h产生的二次MPs数量为283560颗/0.1 g,而光照24 h再振荡24 h后,生产的二次MPs颗粒显著增加到了原来的2.12倍,而对塑料吸管来说,其增加幅度并不大,这说明机械力对PLA/PBAT塑料袋的分解有着重要的推动作用. 丢弃于环境中的无纺布,不可避免的会受到光照及机械力的共同作用,这可能会给环境带来更大的生态健康风险.

    图 13  光照再振荡后(a)(c)无纺布、(b)(d)塑料袋/塑料吸管产生二次MPs的类型(由外到内:疏水厚、疏水薄、亲水;PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管、PLA吸管)及数量
    Figure 13.  Type (from outside to inside: hydrophobic thick, hydrophobic thin, hydrophilic; PLA/PBAT plastic bag, PLA/PBS straw, PLA straw) and number of secondary MPs produced by (a) (c) non-woven fabric, (b) (d) plastic bag/plastic straw after light re-shaking

    图14显示了6种不同类型PLA商品在光照和振荡共同作用后产生二次MPs的粒径分布情况. 可以发现,无纺布产生的二次MPs粒径大多都小于50 μm(图14a),其中,粒径处于0-10 μm之间的分别占疏水(厚)、疏水(薄)、亲水无纺布的79.64%、71.23%和65.90%. 此外,有少数二次MPs粒径处于50-590 μm之间. 光照和机械力的共同作用后,3种不同类型的PLA无纺布产生二次MPs的粒径,从小到大依次为:疏水(厚)(8.34 μm)<疏水(薄)(11.63 μm)<亲水(14.10 μm). 塑料袋/塑料吸管在光照和振荡共同作用后产生的二次MPs粒径大多都小于40 μm(图14a),其中,粒径处于0-10 μm之间的分别占PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管、PLA吸管所产生的二次MPs的74.89%、77.61%和86.83%. 此外,有少数二次MPs粒径处于50-370 μm之间.

    图 14  光照再振荡后(a)无纺布和(b)塑料袋/塑料吸管产生二次MPs的粒径分布
    Figure 14.  Particle size distribution of secondary MPs produced by (a) non-woven fabric and (b) plastic bags/plastic straws after light re-shaking

    光照和机械力的共同作用后,3种不同类型的塑料袋/塑料吸管产生二次MPs的粒径,从小到大依次为:PLA吸管(6.92 μm)<PLA/PBS吸管(8.62 μm)<PLA/PBAT塑料袋(9.05 μm). 相比于光照24 h后的样品,在光照和机械力的共同作用下,3种塑料袋/塑料吸管的平均粒径均减小,表明光照后脱落的二次MPs颗粒,在机械力的作用下可以进一步分解为小粒径的MPs颗粒. 因此,释放到环境中的塑料受到的机械力不容忽视,该作用力可能进一步推动塑料颗粒裂解成更小粒径的MPs甚至纳米塑料.

    (1)水环境中,PLA商品静置24 h后就可产生大量二次MPs碎片或颗粒,且无纺布样品脱落的MPs数量远高于塑料袋/塑料管,这可能是因为无纺布由纤维组成,易脱落. PLA/PBAT塑料袋、PLA/PBS吸管产生的二次MPs数量远大于PLA吸管,表明PLA中添加的其他物质可能会加剧二次MPs的释放.

    (2)在机械应力的作用下,所有PLA商品产生的二次MPs数量均高于静置条件下,表明机械应力降解有可能是产生二次MPs的重要降解途径.

    (3)光老化后,所有塑料产生的二次MPs数量都随着时间的推移而增加,疏水(厚)无纺布和PLA/PBAT塑料袋产生二次MPs的数量最多. 随着光照时间的延长,塑料袋/塑料吸管产生的二次MPs粒径逐渐减小,且颗粒状二次MPs占比逐渐下降.

    (4)光照和机械应力的共同作用,更加推动了PLA商品产生二次MPs的可能性,表明光照后塑料制品可能变得脆弱,后在机械力的作用下更容易分解成MPs颗粒.

  • [1] YANG G,ZHANG G,WANG H.Current state of sludge production, management, treatment and disposal in China[J]. Water Research, 2015,78:60-73
    [2] YANG G,ZHANG P,ZHANG G,et al.Degradation properties of protein and carbohydrate during sludge anaerobic digestion[J]. Bioresource Technology, 2015,192:126-130
    [3] ZHANG C,SU H,BAEYENS J,et al.Reviewing the anaerobic digestion of food waste for biogas production[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2014,38:383-392
    [4] YU B,LOU Z,ZHANG D,et al.Variations of organic matters and microbial community in thermophilic anaerobic digestion of waste activated sludge with the addition of ferric salts[J]. Bioresource Technology, 2015,179:291-298
    [5] FENG Y,ZHANG Y,QUAN X,et al.Enhanced anaerobic digestion of waste activated sludge digestion by the addition of zero valent iron[J]. Water Research, 2014,52:242-250
    [6] TAN J,WANG J,XUE J,et al.Methane production and microbial community analysis in the goethite facilitated anaerobic reactors using algal biomass[J]. Fuel, 2015,145:196-201
    [7] ZHANG W,ZHANG L,LI A. Enhanced anaerobic digestion of food waste by trace metal elements supplementation and reduced metals dosage by green chelating agent[S, S]-EDDS via improving metals bioavailability[J]. Water Research, 2015,84:266-277
    [8] ORTNER M,RAMEDER M,RACHBAUER L,et al.Bioavailability of essential trace elements and their impact on anaerobic digestion of slaughterhouse waste[J]. Biochemical Engineering Journal, 2015,99:107-113
    [9] BASU S,OLESZKIEWICZ J,SPARLING R.Effect of sulfidogenic and methanogenic inhibitors on reductive dehalogenation of 2-chlorophenol[J]. Environmental Technology, 2005,26(12):1383-1392
    [10] American Public Health Association,American Water Works Association,Water Environment Federation.Standard methods for the examination of water and wastewater[S]. Washington D C,USA,2005
    [11] FACCHIN V,CAVINATO C,FATONE F,et al.Effect of trace element supplementation on the mesophilic anaerobic digestion of foodwaste in batch trials:The influence of inoculum origin[J]. Biochemical Engineering Journal, 2013,70:71-77
    [12] FERMOSO F,BARTACEK J,JANSEN S,et al.Metal supplementation to UASB bioreactors:From cell-metal interactions to full-scale application[J]. Science of the Total Environment, 2009,407(12):3652-3667
    [13] 陈才键,韩正昌. PTA废水厌氧消化的微量元素需求[J]. 工业用水与废水, 1998(4):19-22
    [14] 时昌波.铁氧化物强化纤维素类生物质产甲烷研究[D].合肥:合肥工业大学,2014
    [15] DEMIREL B,SCHERER P. Trace element requirements of agricultural biogas digesters during biological conversion of renewable biomass to methane[J]. Biomass and Bioenergy, 2011,35(3):992-998
    [16] HAN K, LEVENSPIEL O. Extended Monod kinetics for substrate, product, and cell inhibition[J]. Biotechnology and Bioengineering, 1988,32(4):430-447
    [17] 农丽薇,徐龙君,谢金连,等.微量Co和Ni对稻草厌氧消化的影响[J]. 环境科学研究, 2008,21(2):163-167
    [18] ABBOTT T, ESKICIOGLU C. Effects of metal salt addition on odor and process stability during the anaerobic digestion of municipal waste sludge[J]. Waste Management, 2015,46:449-458
    [19] FEKI E, KHOUFI S, LOUKIL S,et al. Improvement of anaerobic digestion of waste-activated sludge by using H2O2 oxidation, electrolysis, electro-oxidation and thermo-alkaline pretreatments[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015,22(19):14717-14726
    [20] KIM M, GOMEC C, AHN Y,et al. Hydrolysis and acidogenesis of particulate organic material in mesophilic and thermophilic anaerobic digestion[J]. Environmental Technology, 2003,24(9):1183-1190
  • 期刊类型引用(7)

    1. 裴立影,朱红霞,袁思腾,陈正涛,马宏瑞,郭昌梓. 铁磷比对厌氧消化系统中蓝铁矿生成的影响. 陕西科技大学学报. 2023(01): 29-37 . 百度学术
    2. 肖丽君,马向伟,王永生,都的箭,吴晴,熊蒂程. 化学强化初沉污泥厌氧消化产甲烷潜力研究. 中国沼气. 2022(01): 18-23 . 百度学术
    3. 杜海霞,区恒煜,张蕾,吴艳霞,吴俊,黄紫旖,文蕾,郑尹怀. 给水污泥提高剩余污泥消化稳定性及处理水水质. 科技创新与应用. 2020(20): 1-4+8 . 百度学术
    4. 方楠,赵燕肖,习彦花,刘敬,梁文华,程辉彩,张丽萍. 金属离子对青霉素菌渣厌氧发酵产气模型分析. 中国环境科学. 2020(07): 3020-3028 . 百度学术
    5. 刘亚利,杨灿,康晓荣,钟婷婷,张锺一. 微量元素Ni添加在厌氧消化中的研究进展. 应用化工. 2019(02): 458-461 . 百度学术
    6. 王晨,许立峰,董丁硕,曹勇,范文瑞,张林义,岳正波,彭书传,王进. 褐铁矿与固体含量对牛粪秸秆混合厌氧干式发酵的影响. 环境工程学报. 2018(09): 2609-2616 . 本站查看
    7. 刘亚利,钟婷婷,刘鹏飞,余紫薇,杨灿. 投加不同形态的铁对厌氧消化的影响和作用机理. 应用化工. 2018(10): 2264-2267 . 百度学术

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出版历程
  • 收稿日期:  2016-12-20
  • 刊出日期:  2017-08-26
杨光, 张光明, 张盼月, 杨安琪, 王园园, 唐翔. 微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理[J]. 环境工程学报, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116
引用本文: 杨光, 张光明, 张盼月, 杨安琪, 王园园, 唐翔. 微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理[J]. 环境工程学报, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116
YANG Guang, ZHANG Guangming, ZHANG Panyue, YANG Anqi, WANG Yuanyuan, TANG Xiang. Enhancement of sludge anaerobic digestion by adding trace element Fe and Ni[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116
Citation: YANG Guang, ZHANG Guangming, ZHANG Panyue, YANG Anqi, WANG Yuanyuan, TANG Xiang. Enhancement of sludge anaerobic digestion by adding trace element Fe and Ni[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(9): 4971-4977. doi: 10.12030/j.cjee.201611116

微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理

  • 1. 清华大学核能与新能源技术研究院, 北京 100084
  • 2. 中国人民大学环境学院, 北京 100872
  • 3. 北京林业大学环境科学与工程学院, 北京 100083
基金项目:

国家自然科学基金资助项目(51278489,51578068)

摘要: 当今社会消耗了大量的化石能源,使得环境和能源问题十分突出。污泥厌氧消化产沼气是解决能源问题一种具有潜力的方法。然而,传统污泥厌氧消化存在效率低以及污泥停留时间长等问题,严重地阻碍了其优势的发挥。探究了添加不同浓度微量元素Fe和Ni对污泥厌氧消化产气和有机物去除的影响。结果表明,当FeCl2投加量小于400 mg·L-1时均能促进产气,FeCl2投加量为25 mg·L-1时,产气率取得最大值414.6 mL·g-1(VSadded),比对照组高28 mL·g-1(VSadded)。当NiCl2投加量小于5 mg·L-1时均能促进产气,在NiCl2投加量为5 mg·L-1时,产气率取得最大值389.5 mL·g-1(VSadded)。在最佳投加浓度下,添加Fe对产气的促进效果比添加Ni对产气的促进效果好。对有机物去除而言,当FeCl2投加浓度为25 mg·L-1时,有机物去除率轻微提升,而后随着FeCl2添加量的增加整体呈下降趋势,FeCl2最佳投加浓度为25 mg·L-1。有机物去除率随着NiCl2添加量的增加整体呈下降趋势。在水解产酸实验中,最优FeCl2投加条件下(25 mg·L-1)能使污泥溶解态化学需氧量和挥发性脂肪酸浓度分别提高15.3%和39.2%,为后续的产气提供了更好的基质条件。

English Abstract

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