微塑料对污泥厌氧消化影响的研究进展

Research Progress of Effect of Microplastics on Anaerobic Digestion of Sludge

摘要

厌氧消化（AD）是污泥处置的主要手段，但污泥中共存的微塑料（MPs）会影响厌氧消化性能。文章综述MPs对污泥厌氧消化的影响及机制。结果表明：MPs的性质（种类、浓度、粒径）显著影响污泥厌氧消化性能，其中大多数MPs会抑制甲烷的生成，且抑制作用会随着MPs浓度的增加或粒径的减小而加强；MPs与其他污染物的协同作用以及消化工艺（预处理、温度、底物等）会影响MPs对厌氧消化的作用效果；MPs主要通过浸出物的释放、诱导活性氧（ROS）的产生、影响关键酶活性以及改变微生物的群落结构等方式影响污泥厌氧消化的性能。未来的研究应进一步探讨多种MPs的协同影响，识别MPs影响厌氧消化的关键因子，开发MPs抑制的缓解技术。

关键词

微塑料 / 污泥 / 厌氧消化 / 甲烷产量

Key words

Microplastics / Sludge / Anaerobic digestion / Methane yield

污泥是城市污水处理厂的副产物，污泥的安全处置尤为重要。厌氧消化(AD)是污泥处置的重要方式，它可以将污泥中的有机物转化为沼气(甲烷含量为60%~70%)，在减少污泥量的同时还能杀死大多数病原体^[1]。微塑料(MPs)是直径小于5 mm的塑料碎片，主要来源于工业或家庭产品中的初级MPs以及大的塑料制品经紫外线照射或机械磨损等分解形成的次级MPs^[2]。MPs广泛存在于水体及土壤等环境中^[3]，可对水生生物、植物甚至人体健康产生极大的危害^[4-6]。工业、垃圾填埋场、生活污水和雨水中的MPs会汇集到污水处理厂^[7]。在污水处理过程中，约98%的MPs被截留在污泥中^[8-9]。研究表明，中国污水处理厂污泥中的MPs浓度达(1.60~56.4)×10³颗粒/kg干污泥^[10]。这些MPs的主要粒径范围为30~100 μm^[11]，形态涉及纤维、碎片、球体和薄膜^[10,12]。污泥中MPs的种类因地区而异，以聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)、聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚氯乙烯(PVC)、聚乙烯(PE)和聚酰胺(PA)最为常见^[13-15]。污泥中的MPs会显著影响厌氧消化性能。因此，本文从MPs的性质、MPs与其他污染物的协同作用以及消化工艺3个方面综述MPs对污泥厌氧消化的影响，归纳MPs的影响机制，为污泥的安全处置提供参考。

1 MPs对污泥厌氧消化性能的影响

1.1 MPs性质对厌氧消化性能的影响

1.1.1 MPs种类的影响

MPs的性质(如种类、浓度和粒径)会影响污泥厌氧消化。XU等^[16]采用自动化机器学习(AutoML)的建模方法来预测和揭示MPs对厌氧消化过程的影响。结果表明：与MPs粒径和浓度相比，MPs种类对甲烷生产影响最大。表1总结了MPs影响污泥厌氧消化的报道。从表1可以看出，现有研究重点关注单一MPs(主要为PE、PVC、PS、PET)对污泥中温厌氧消化的影响。结果表明：大多数MPs均会抑制污泥厌氧消化的甲烷产量，少数MPs[如PP和聚酰胺6(PA6)]对厌氧消化具有促进作用。此外，LIU等^[17]考察多种MPs对污泥厌氧消化的协同影响，结果表明：10颗粒/g TS的单一MPs[PE、PVC、PS和聚乳酸(PLA)]使甲烷产量提高了2.1%~9.0%，但不同MPs的混合物表现出协同抑制作用。

1.1.2 MPs浓度的影响

在不同MPs浓度下，MPs对污泥厌氧消化的影响不同。通常情况下，MPs浓度越高，甲烷产量抑制越明显。WEI等^[18]研究发现，10~60颗粒/g TS的PE对甲烷产量无显著影响，而100~200颗粒/g TS的PE使甲烷产量降低12.4%~27.5%。聚碳酸酯(PC)^[27]和PS^[23]在较低浓度下可以提高甲烷产量，但高浓度会抑制甲烷产量。然而，MPs浓度对甲烷产量的影响并非完全呈线性关系。研究发现，PE^[19]、PET^[24]、PA6^[26]对甲烷产量的最大提升率并不在最高浓度。聚丁二酸乙二醇酯(PES)抑制约10%的甲烷产量，但其抑制作用与浓度无明显关系^[28]。CHENG等^[30]研究显示：PVC可通过改变污泥表面的界面能性质影响甲烷产量；低浓度(40 mg/L)的PVC改变了污泥亲水性，大大降低其界面反应的能垒；随着MPs浓度的增加，污泥表面电荷特性发生变化，使污泥难以与微生物接触，从而降低甲烷产量。

1.1.3 MPs粒径的影响

不同粒径(毫米级、微米级、纳米级)的MPs对污泥厌氧消化的影响存在显著差异，通常粒径越小影响越大。当MPs浓度为2.4 g/g VS时，3 000 μm的PVC使甲烷产量提高17.9%，但75 μm的PVC使甲烷产量降低8.5%^[31]。与毫米级及微米级MPs相比，纳米级MPs对厌氧微生物的毒性更大。在污泥厌氧消化产氢体系中，50 μm的PS可以促进污泥增溶，从而提高22.5%的产氢量，而50 nm的PS产生的过度氧化应激会抑制30%的产氢量^[32]。1 μm和10 μm的PS对甲烷产量没有明显影响，而50 nm的PS可以抑制酸化过程，从而降低15.5%的甲烷产量^[33]。FU等^[34]研究指出，纳米级MPs会附着在乙酸型发酵细菌Acetobacteroides hydrogenigenes的细胞膜上，使细胞膜出现大量纳米级的孔隙，导致其生长代谢受到抑制。但SHI等^[35]发现，毫米级PE对厌氧消化的影响要大于微米级PE，180 μm的PE使甲烷产量降低6.1%，而1 mm的PE则降低13.8%。

1.1.4 MPs其他性质的影响

MPs的其他性质(如暴露时间、MPs老化等)均会影响污泥厌氧消化过程。目前的研究以批次厌氧消化居多，MPs暴露时间大多低于60 d。少数研究考察了污泥连续厌氧消化中MPs的影响。结果显示：当MPs暴露时间小于135 d时，MPs对连续厌氧消化的影响与批次消化的结果一致^[17-18,27]。但LIU等^[17]发现，MPs虽然在暴露初期抑制了甲烷产量，但随着暴露时间的延长(大于135 d)，甲烷产量开始逐渐恢复，最终达到与对照反应器相当的水平。此外，MPs进入环境后会在机械磨损、光辐射等作用下发生老化，进而附着比原始MPs更多的微生物^[36]。WANG等^[29]研究发现，原始MPs(PE、PET、PVC)抑制了16.1%~22.9%的甲烷产量，对其分别老化处理后再投加到厌氧消化体系中，甲烷产量降低2.4%~11.8%，这可能是由于老化过程脱除了原始MPs的浸出物，有助于产甲烷抑制的缓解。

1.2 MPs与其他污染物的协同影响

MPs会吸附污泥中的多环芳烃、重金属、抗生素等，成为这些有害污染物的传播载体^[37-38]。因此，MPs与其他污染物对污泥厌氧消化的协同影响也不容忽视。氧氟沙星(OFL)和PS均能够抑制甲烷产量，当二者共存时，会导致更强的产甲烷抑制甚至中止产甲烷过程，其中OFL胁迫占主导地位^[39]。XIANG等^[40]研究发现，PA的存在会吸附部分OFL，从而降低低浓度OFL对厌氧消化微生物的胁迫作用。LIU等^[41]研究显示，含镉(Cd，5 mg/g TS)污泥的累积甲烷产量仅为对照组的58.8%，添加30颗粒/g TS的PVC后，甲烷产量恢复到对照组的89.7%，推测PVC对Cd的吸附降低了Cd在厌氧消化过程中对功能厌氧菌的生物有效性和毒性。

1.3 不同消化工艺下微塑料对厌氧消化的影响

1.3.1 污泥预处理

由于污泥复杂的絮体结构(如胞外聚合物)以及细胞壁的存在，水解是污泥厌氧消化的限速步骤^[42]。预处理为改善污泥水解的常用手段^[43]。研究表明，热水解(THP)预处理可以缓解甚至完全抵消MPs的抑制作用，从而恢复甲烷产量^[44-46]。ZENG等^[47]研究物理(超声、热)和化学(碱、芬顿)预处理对污泥(含0.2 g/L的PS)厌氧消化的影响，发现预处理对甲烷产量有提升作用，作用效果为碱>芬顿>热>超声。但也有研究发现污泥预处理会增强MPs对厌氧消化的抑制作用。如JIANG等^[48]研究发现，水热预处理(HTP)加速了塑料添加剂的释放，从而增强了MPs对厌氧消化的抑制作用。

1.3.2 消化温度

根据消化温度，厌氧消化可分为中温厌氧消化(30~38 ℃)和高温厌氧消化(50~57 ℃)。与中温厌氧消化相比，高温厌氧消化在有机物削减、病原菌去除和甲烷生产上更有效，但稳定性差，维护困难^[1,49]。目前研究大多考察MPs对中温厌氧消化的影响。通常情况下，高温和中温厌氧消化体系中的微生物群落存在显著差异，因此它们会对MPs具有不同响应。甄昭淦等^[20]研究发现，PE对污泥中温(37 ℃)厌氧消化性能影响不大，但明显抑制高温(55 ℃)厌氧消化体系的氢营养型产甲烷途径，造成甲烷产量下降。PVC也有类似表现，其显著改变高温厌氧消化过程中关键微生物之间的互作关系，导致高温群落与中温群落的响应差异^[22]。

1.3.3 其他条件

在不同的固体停留时间(SRT)、固含量(TS)及消化底物下，MPs对厌氧消化的影响也不同。PS纳米塑料对甲烷产量的抑制作用随着SRT的降低而增强，在20、15、10 d的SRT下，甲烷产量分别减少28.2%、29.3%和38.8%^[46]。低TS(4%、8%)条件下，PS纳米塑料抑制甲烷生成；而在较高TS(12%)下，污泥中较高的胞外聚合物(EPS)含量保证甲烷的持续生产^[45]。研究表明，在污泥中添加油脂(FOG)^[50]、秸秆^[51]、餐厨垃圾^[52]等进行厌氧共消化可以显著提高甲烷产量。王春^[53]研究显示，在以污泥和FOG为共消化底物时，PE对甲烷产量的提升率低于以污泥为单一底物时的甲烷提升率，推测FOG和MPs之间可能存在复合效应，即FOG与微生物可能通过竞争MPs表面的吸附位点，削弱MPs作为生物载体的作用。在剩余污泥和厨余垃圾厌氧共消化体系中，PET会抑制甲烷产量，并增加氨抑制、酸抑制风险，而且小粒径的PET更容易造成氨抑制^[54]。

2 MPs对污泥厌氧消化的影响机制

2.1 改变微生物群落结构，影响厌氧消化的性能

厌氧消化通常需要水解发酵菌、产氢产乙酸菌及产甲烷菌等的协作来实现有机物到甲烷的生产。MPs会通过影响某些微生物的活性，改变微生物群落中物种的互作关系，进而影响厌氧消化的性能^[22]。对产甲烷具有促进作用的MPs可能更多地起到生物载体的作用。如PP^[25]和PA^[40]可以促进功能微生物的定植和生长。当PE的浓度从0增加至200颗粒/g TS时，产乙酸菌Thermoanaerobacter的相对丰度从27.60%增加到32.80%，水解菌Caldicoprobacter的相对丰度增加28.03%^[19]。此外，MPs也可通过释放浸出物、诱导活性氧及抑制关键酶等方式降低功能微生物的活性，造成甲烷产量的下降。如50 nm PS的存在显著降低了功能基因以及产甲烷菌的丰度^[33]。

2.2 浸出物的释放影响微生物活性

MPs是由聚合物和塑料添加剂(PAs)组成的复杂混合物，在MPs的迁移转化过程中这些有毒有害添加剂会被释放出来^[55]。MPs对产甲烷的抑制作用主要源于浸出物的释放，浸出物通过诱导氧化应激破坏微生物细胞，降低了微生物活性，从而抑制了产甲烷过程^[29]。在影响厌氧消化的浸出物中，PVC主要为邻苯二甲酸二丁酯(DBP)^[31]和双酚A(BPA)^[21]，PS主要为十二烷基硫酸钠(SDS)^[56]和2,2'-亚甲基双-(4-甲基-6-叔丁基苯酚)^[23]，PA6主要为己内酰胺(CPL)^[26]，PC主要为双酚A(BPA)^[27]。而苯甲酸甲酯(MB)、邻苯二甲酸二甲酯(DMP)和2,4-二叔丁基苯酚(DTBP)是PET浸出物中抑制厌氧产甲烷的关键组分^[29]。浸出物的浸出浓度通常随着MPs浓度的增加而增加，但并不严格成正比，MPs在厌氧消化中的浸出可能存在阈值^[21,26]。此外，工艺条件也会影响浸出物的浓度。如曾彦京^[57]研究低温热预处理(50~80 ℃)对含PS污泥厌氧消化的影响。结果表明：PS浸出十二烷基硫酸钠(SDS)的浓度与预处理温度呈正相关，温度越高浸出浓度越大。作为工业生产中常见的增塑剂，邻苯二甲酸二乙基己酯(DEHP)会抑制污泥的增溶过程^[58]。增塑剂邻苯二甲酸丁苄酯(BBP)显著增加厌氧消化体系中病毒的数量，前噬菌体的激活打破厌氧消化菌群的平衡，导致厌氧消化的紊乱^[59]。

2.3 诱导活性氧（ROS）产生，降低细胞活性

ROS是含氧且性质活泼的物质的总称，包括氧自由基，例如超氧化物(·O₂ ^–)、羟基自由基(OH·)、过氧自由基(RO₂·)和氢过氧自由基(HO₂·)以及某些非自由基氧化剂，例如过氧化氢(H₂O₂)、次氯酸(HOCl)和臭氧(O₃)^[60]。在正常代谢过程中微生物会产生ROS，并参与酶促反应、线粒体电子传递、基因表达等代谢活动^[60]。但过量的ROS会破坏氧化还原平衡，引起细胞过氧化，最终可能导致细胞代谢紊乱甚至死亡^[61]。通常情况下，高浓度的MPs及其浸出物和小粒径的MPs会诱导更多的ROS。在较低浓度的PS下，胞内ROS水平与对照无明显差异，而高浓度的PS会显著提高胞内ROS水平^[23]。从30颗粒/g TS PC中浸出的低浓度BPA降低了细胞内ROS的产生，从而提高了酶活性、细胞活性和产甲烷菌的丰度，最终提高甲烷产量；相反，从200颗粒/g TS PC中浸出的较高浓度BPA刺激了ROS的产生，导致细胞活性降低，甚至细胞凋亡^[27]。1 μm和10 μm的PS对氧化应激的诱导和细胞活性的影响较小，50 nm的PS显著增加了ROS水平，导致细胞活性降低^[33]。此外，在低SRT^[46]和低TS^[45]下，MPs可以诱导更高的ROS水平。

2.4 影响关键酶的活性

MPs的存在会影响厌氧消化过程中关键酶的活性，包括α-葡萄糖苷酶(α-GLU)、蛋白酶、纤维素酶、乙酸激酶(AK)、丁酸激酶(BK)、辅酶F₄₂₀ ^[27,29,56]。低浓度PS可以提高蛋白酶、α-GLU、辅酶F₄₂₀的活性，促进水解酸化菌的增殖；而高浓度的PS抑制了几乎所有酶的活性，并降低了乙酸营养型产甲烷菌Methanothrix的相对丰度，导致甲烷产量下降^[23]。PS纳米塑料通过抑制AK活性来抑制产酸过程，进而降低甲烷产量^[33]。WEI等^[21]研究发现，在较高浓度PVC下(20、40、60颗粒/g TS)，蛋白酶和AK的相对酶活性随着PVC浓度的增加而降低。CHEN等^[26]研究发现，PA6的浸出物CPL可以与酶分子结合，改变酶的活性位点和其他构象，从而增强酶对底物的亲和力及催化活性，而从20、50颗粒/g TS PA6中浸出的高浓度CPL可能会占据酶的活性中心，从而减弱对酶的促进作用。

3 结论

MPs对污泥厌氧消化具有重要的影响。大多数MPs的存在会抑制厌氧消化的进行，但MPs的不同性质(种类、浓度、粒径、暴露时间等)、MPs与其他污染物的协同作用、不同的消化工艺条件(预处理、消化温度、物料类型、SRT、TS等)均会导致MPs对污泥厌氧消化的影响差异。MPs主要通过浸出物的释放、诱导ROS的产生、影响关键酶的活性以及改变微生物的群落结构等方式影响厌氧消化的性能。关于MPs影响污泥厌氧消化的研究，目前主要关注单一MPs的影响。在未来的研究中，污泥中多种MPs的协同作用、MPs影响污泥厌氧消化性能的关键因素的识别等工作还需要进一步加强。此外，针对MPs对污泥厌氧消化的抑制作用，开发有效的缓解技术也是重要的研究方向。

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基金资助

国家自然科学基金面上项目(52070135)