DEHP对短链脂肪酸的影响活性污泥厌氧发酵生产的浪费

文摘

Diethylhexyl邻苯二甲酸酯(DEHP)是工业生产中常用的增塑剂。最近,塑料微粒引起的环境问题已经引起了广泛关注。随着塑料微粒有很大的比表面积,增塑剂的塑料微粒的释放率环境加速。DEHP的废水进入污水处理厂(WWTPs)随着城市管道。DEHP进入WWTPs之后,它可能会影响废物的厌氧发酵活性污泥为原料。到目前为止,还没有研究的DEHP对厌氧发酵的影响。我们的研究集中在外生DEHP是厌氧发酵的影响,结果表明DEHP主要影响污泥厌氧消化的增溶阶段,但没有显著的影响在其他阶段。它不影响总收率和短链脂肪酸的组成(SCFA)。然而,DEHP抑制厌氧发酵的溶解过程,主要表现的可溶性蛋白质和可溶性多糖的变化的系统。微生物群落的分析结果表明DEHP的加入并没有改变微生物群落的多样性,但丰富的微生物有机体的变化引起的。 DEHP reduced the abundance of acetogen bacteria and increased the abundance of methanogens. This work provides some insights into WAS fermentation systems in the presence of DEHP and helps to gain a better understanding of the potential environmental hazards of microplastics.

1。介绍

邻苯二甲酸酯类(PAEs)是使用最广泛的群体之一,工业产品(1- - - - - -3]。它们主要用于聚氯乙烯的生产,使之更温和的和灵活的3- - - - - -5),作为建筑材料和家具的增塑剂,食品包装,和蚊子驱虫剂5- - - - - -7]。促进了它们作为增塑剂邻苯二甲酸酯的特殊性能和添加剂在塑料生产行业几十年8]。PAEs不是化学结合到聚合物基体,所以他们可以进入浸出环境的最终生产的产品在制造过程(或损失6),导致他们无处不在发生在水等环境矩阵(5,9,10)、空气(11- - - - - -13)、土壤(14- - - - - -16],沉积物[17- - - - - -19),垃圾填埋场20.,21)、蔬菜(22),和鱼(23]。PAEs吸引了越来越多的关注,因为他们对生态环境和人类健康构成威胁(24]。

一些研究(25- - - - - -27)报道,工业产品如塑料微粒和橡胶释放大量PAEs,进入WWTPs通过原始的废水。初步流程在WWTPs可以删除一些PAEs WWTPs中最广泛使用的技术,活性污泥法可以消除许多污染物,包括邻苯二甲酸。然而,PAEs不是消除这些过程之后。作为污水处理的主要副产品,浪费了污泥含有大量的有机污染物如PAEs [28]。很多PAEs高分子量,像DEHP,吸附到生物油脂和留在污泥。

最常见PAEs diethylhexyl污泥中邻苯二甲酸酯(DEHP),邻苯二甲酸丁基基酯(BBP),邻苯二甲酸二甲酯(DMP),邻苯二甲酸二丁酯(菲律宾),邻苯二甲酸二乙酯(DEP),邻苯二甲酸二异丁基酯(DIBP)和邻苯二甲酸二环己基酯(DCHP) [26),其中DEHP是使用最广泛的塑料添加剂之一(29日]。它是利用大量的产品像消费品30.),个人护理产品(31日),建筑材料(32),等等。一些研究发现,污泥(DEHP是最丰富的28,33]。DEHP的污泥的浓度是常见的介于130和1094之间μg / g在南非WWTPs干重34]。

现有WWTPs正在扩大规模,以满足日益增长的城市的需要,导致越来越多的是(35]。厌氧发酵是可以产生能源的沼气甲烷和实现污泥减量,同时减少污泥中的病原微生物的数量(35- - - - - -38]。大量的微生物,如产乙酸菌、hydrogenogens,产甲烷菌,与厌氧发酵的过程是(1,39,40]。虽然厌氧发酵是一种有效的处理手段,存在大量的DEHP是可能影响微生物群落的厌氧发酵系统。这可能产生负面影响的过程中污泥的厌氧发酵产生短链脂肪酸。我们所知,DEHP的影响在生产期间SCFA厌氧发酵并没有被报道。

因此,本研究旨在说明DEHP的潜在影响厌氧发酵的短链脂肪酸的积累。DEHP浓度不同对SCFA生产在厌氧发酵进行了研究。此外,DEHP机制影响SCFA生产进行了探讨。最后,DEHP的长期影响微生物群落进行调查。这项研究的结果将展示DEHP的厌氧发酵的影响,有一定的意义如何治疗WWTPs DEHP。

2。材料和方法

2.1。以及DEHP的来源

本研究中使用的是提取的二次沉淀池市政WWTPs在长沙,中国。新鲜污泥摇晃均匀,通过不锈钢过滤器钢网(0.45毫米)。过滤后的污泥集中在4°C 24小时获得浓缩污泥用于研究。浓缩污泥的相关属性如下:pH值6.8±0.1,总悬浮物(TSS) 17640±510 mg / L,挥发性悬浮固体(VSS) 15340±230 mg / L,化学需氧量(COD) 16134±540 mg / L,可溶性化学需氧量(SCOD) 480±10 mg / L,鳕鱼总碳水化合物1590±270 mg / L,和总蛋白10340±460 mg / L的鳕鱼。其中,蛋白质和多糖两种物质,污泥有机物的最大比例,和两个之和达到污泥有机化合物的总量的74%。发酵污泥来自一个长期的碱性预处理污泥反应器操作在我们的实验室的几个月里。在这项研究中使用的DEHP与Bidepharm得到纯度95%(上海)。

2.2。DEHP的影响在不同浓度的生产短链脂肪酸的厌氧发酵

这个实验设置24核反应堆的工作容积500毫升。所有反应堆都分为两组,放在摇床上15天的35°C。各种研究表明,碱处理可以提高SCFA污泥厌氧发酵、生产性能和碱处理污泥预处理被实现在许多WWTPs [37]。因此,两组的反应堆在这个实验中被建立为一个没有控制pH值(称为赛区)和一个控制pH值10(称为b组),每组12个反应堆。考虑环境中的DEHP的积累,DEHP的浓度将会提高在未来的环境中,因此有必要设计DEHP与高浓度的实验。DEHP浓度的实验最终确定为20 ppm, 50 ppm,分别和100 ppm。与此同时,一个反应堆没有额外的DEHP是创建和定义为对照组。

300毫升浓缩污泥接种每个反应堆。额外剂量的DEHP是添加到每个反应堆的DEHP水平4反应堆为0,20 ppm, 50 ppm, 100 ppm。同时,该组的反应堆使用盐酸或氢氧化钠调节pH值10。然后,所有反应堆都充满氮气为5分钟,迅速用橡胶塞密封。在这之后,所有反应堆都放在摇床转速为120 rpm和35的温度°C 15 d。每天每个反应堆SCFA浓度测量。

2.3。访问DEHP对污泥溶解过程的影响

在这组实验中,建立了12个核反应堆。300毫升的浓缩污泥被添加到每个反应堆。其中一个核反应堆,不添加任何额外的化学物质作为对照组。为实验组,不同剂量的DEHP被添加到剩下的三个反应堆实现DEHP浓度20 ppm, 50 ppm,分别和100 ppm。DEHP对污泥溶解过程的影响将调查分析可溶性COD的浓度变化(SCOD)、可溶性多糖和蛋白质发酵肉汤的四座反应堆和胞外聚合物(EPS)物质的形态变化。

2.4。探讨DEHP对水解的影响,Acidogenesis Acetogenesis和甲烷生成过程

是厌氧发酵主要经过以下流程:溶解、水解、acidogenesis, acetogenesis和甲烷生成。为了进一步探索DEHP是厌氧发酵的影响,将设立一系列的批实验评估DEHP对每个过程的影响。在这一系列的实验中,有48个血清瓶500毫升的工作容积。这些血清瓶分成四组有四个。实验通过添加常用的标准物质进行反应系统。这四个实验组,每组命名为测试,Test-B Test-C, Test-D。

测试:测试一个牛血清白蛋白(BSA)和葡聚糖基质被用作模型来评估DEHP对水解过程的影响。在这组实验中,收到30毫升的发酵污泥在每个血清瓶260毫升的自来水是补充道。此外,BSA的1.8 g和0.47 g的葡聚糖被添加到每个实验组血清瓶的模型基板。其中一个反应堆不添加额外的化学物质作为控制反应堆,和其余三个反应堆添加不同剂量的DEHP。DEHP含量其余反应堆20 ppm, 50 ppm,分别和100 ppm。这些反应堆的污泥的发酵条件与上述实验是没有区别的。

Test-B: Test-B是用来评估DEHP acidogenesis过程的影响。在这组实验中,除了模型底物的不同,相关的操作过程并不是不同于测试。模型物质之间的区别是,BSA的氨基酸替换测试,在测试和右旋糖酐代替葡萄糖。氨基酸的添加量为1.8 g,和葡萄糖的添加量为0.47克。

Test-C:这个测试是用来评估DEHP acetogenesis过程的影响。这个实验小组的操作条件并不不同于测试。只利用丁酸钠取代BSA和葡聚糖。丁酸钠的添加量为1.8 g。

Test-D: Test-D被用来评估DEHP对甲烷生成过程的影响。没有反应条件差异Test-D Test-C除了模型物质添加到反应堆。取代Test-C丁酸钠,乙酸钠和1.8 g的反应堆中添加乙酸钠。

2.5。长期半连续反应堆测量微生物群落

在这个实验中,两个长期建立了半连续反应堆。反应堆含有300毫升的碱性预处理污泥(pH值调整为10),和额外的增加了DEHP浓度达到100 ppm的反应堆。除了下面描述的操作,断断续续的反应堆没有从先前设定的实验操作条件的差异。根据上述SCFA生产实验,污泥中DEHP浓度100 ppm时b组,最大SCFA产量测量反应后5天。因此,污泥的停留时间在该组被人为地控制了5天。60毫升的污泥发酵肉汤是每天手动从反应堆中提取。等量的碱性预处理污泥被添加到反应堆。所有反应堆继续运行两个月。两个月后,微生物群落结构和微生物丰度的两个核反应堆的污泥系统进行了分析。

2.6。分析方法

DEHP是由气相。整个测定过程中使用的所有玻璃器皿应该用蒸馏水冲洗,冲洗、浸泡在丙酮1小时,然后干冷却到室温,供以后使用。首先,20毫升样本来自一组反应堆注射器和添加到离心管中。离心后的速度为5分钟5000 rpm,浮在表面的被丢弃。然后离心样品在真空干燥箱干燥48 h。之后,0.5 g(精确到0.1毫克)的样品称重和转移到50毫升锥形烧瓶。首先,1毫升n己烷添加到锥形烧瓶,混合物盘旋而使用涡流仪器为2分钟。5毫升乙腈中添加混合解决方案和旋风1分钟。之后,均匀混合溶液在锥形烧瓶放在超声波仪器提取了20分钟。然后,上层清液是通过在5000转离心5分钟。5毫升乙腈是添加到上层清液,前面的提取步骤是重复合并上层清液。最后,它是1 mL下蒸发弱氮在40°C,然后6毫升乙腈是补充说,这是混合在一个漩涡。混合物与一个激活SPE柱纯化。激活SPE柱是通过加入5毫升二氯甲烷和5毫升乙腈废水的列和丢弃。SPE柱被激活后,得到混合物辅以SPE柱,收集流出。5毫升乙腈加入收集流出,将两个收集流出,和1毫升丙酮添加。 It was blowed to nearly dry at 40°C, and then n-hexane was utilized in constant volume to 2 mL followed by vortex mixing for GC-MS analysis.

气相的相关参数设置如下:进样口温度:260°C。温度程序:初始柱温度是60°C 1分钟;温度提高到220°C的速度1分钟20°C /分钟;那么温度提高到250°C的速度为1分钟5°C /分钟;最后,温度提高到290°C 20°C /分钟的速度为7.5分钟。载气:高纯氦气(纯度> 99.999%),流量:1.0毫升/分钟。注入模式:不分流注入。注:1μl .电离模式:电子轰击电离源(EI);电离能:70电动汽车;输电线路温度:280°C;离子源温度:230°C;和监控模式:选择扫描(SIM)。溶剂延迟:7分钟。

标准方法用于测定TS, VS, TSS, VSS,鳕鱼,SCOD [41,42]。葡萄糖基phenol-sulfuric等方法和BSA-based Lowry-Folin方法用于确定可溶性多糖和可溶性蛋白质在发酵肉汤43]。和SCFA主要用于气相色谱法测定方法中提到的引用(44]。自由氨基酸的分析方法是茚三酮比色法(45]。

不同的EPS分数被热萃取提取46]。简而言之,45毫升的污泥样本来自反应堆。样品在10分钟4500克、离心机S-EPS得到的上层清液。管的污泥颗粒与生理盐水稀释(0.05%)解决方案(预热到70°C)的初始体积45毫升,当时涡在旋涡混合器1分钟,最后离心机在4500 g。后得到的上层清液离心分离被认为是一个松散EPS (LB-EPS)。管的剩余污泥沉淀与生理盐水稀释(0.05%)解决方案的原始卷45毫升,并放入水浴60°C 30分钟和最后离心机4500克10分钟。离心后的上层清液收集被认为是紧密地绑定EPS (TB-EPS)。

2.7。统计分析

本研究的实验都是一式三份,结果是用均值±标准差表示。

3所示。结果与讨论

3.1。DEHP对SCFA生产污泥厌氧发酵的影响

图1(一)显示了不同程度的DEHP对厌氧发酵的短链脂肪酸的积累。短链脂肪酸的总生产不同DEHP水平显示类似的趋势。从第一天到第五天,短链脂肪酸含量持续上升,达到最大5天(VSS控制:4098毫克COD / g)。然后,短链脂肪酸的生产逐渐减少直到第8天,所有反应系统和总SCFA含量略有增加,达成第二个峰值在9天。然后,短链脂肪酸的生产继续减少剩余的时间。SCFA生产的两个增加趋势在厌氧发酵与先前的研究结果不一致(47,48]。进一步的数据分析表明,DEHP的浓度在反应系统没有显著改变短链脂肪酸的产量。

碱处理是一个普通的污泥预处理方法。它可以提高污泥厌氧发酵产生短链脂肪酸,在WWTPs被广泛利用。进一步研究是必要的DEHP的影响在生产碱性预处理污泥厌氧发酵的短链脂肪酸。短链脂肪酸的变化在碱性预处理污泥厌氧发酵生产水平不同的DEHP图所示1 (b)。观察数据1(一)和1 (b),我们发现SCFA生产两个反应系统的变化是相似的。该组SCFA生产达到两座山峰第五天(VSS控制:10066毫克COD / g)和9天(100 ppm: 6958毫克COD / g VSS),分别。从b组与a组相比,短链脂肪酸生成更稳定和更少的波动。此外,DEHP的加入并没有导致常规SCFA收益率在a组和b组的变化。

为了更好地理解DEHP如何影响污泥厌氧发酵产生短链脂肪酸,短链脂肪酸的组成部分包括乙酸、丙酸、异丁酸、n丁酸、异戊酸和n戊酸进一步计算。数据1 (c)和1 (d)显示的百分比总SCFA第五天的每个组件。结果表明DEHP既不影响生产短链脂肪酸的厌氧发酵也不改变组件。不管DEHP的剂量,它没有影响SCFA生产系统的组件。在赛区,短链脂肪酸的主要组件是乙酸和丙酸,分别占28%和33%。有一个重大变化的比例SCFA在b组与a组相比。与a组相比,SCFA在b组的主要成分是乙酸和丙酸。与a组相比,迅速从28%上升到47%的醋酸、丙酸在b组从33%下降到19%。碱性预处理污泥将增加污泥中有机物的溶解,从而极大地促进了总额的污泥厌氧发酵产生的短链脂肪酸。与a组比较,b组中产生的短链脂肪酸量显著增加,但是DEHP的加入并没有导致该组之间变化。这充分说明,所产生的短链脂肪酸总量的增加在该组是由于碱预处理的影响,充分利用有机物的增溶碱预处理和不受DEHP的影响。 This indicated that the addition of DEHP would cause slight fluctuations in the sludge system, but it had no significant effect on the SCFA production and the components of SCFA generated by WAS anaerobic fermentation.

是厌氧发酵,经过几个步骤:溶解、水解、acidogenesis, acetogenesis和甲烷生成。因此,有必要进一步探讨DEHP的影响在其他污泥厌氧发酵的过程。

3.2。DEHP抑制污泥溶解过程

增溶作用是第一个是厌氧发酵的过程。在这个过程中,大分子物质在污泥发酵肉汤会溶解,所以可溶性COD为指标评价有机质水平污泥发酵肉汤。可溶性COD的变化趋势反应系统造成不同程度的DEHP如图5天2(一个)。的可溶性COD均呈增长趋势,然后减少反应时间。实验组(反应系统包含不同层次的DEHP)产生可溶性COD低于对照组(反应系统没有DEHP),表明DEHP的溶解过程有一定的抑制作用,但抑制的程度并不与DEHP的浓度水平有关。蛋白质和多糖是鳕鱼的重要组成部分。因此,为了进一步探讨DEHP的溶解抑制污泥,我们还研究了可溶性蛋白质和可溶性多糖的变化,如图2 (b)和2 (c),分别。可溶性蛋白质和可溶性多糖的含量基本上在实验组低于对照组。从第一天到第三天,可溶性蛋白含量先增加,然后降低。第四天,第二个蛋白质含量的增加发生在反应堆。两个峰值的现象类似于部分中描述的DEHP对SCFA生产的影响3.1。同时,可溶性多糖与可溶性蛋白质的趋势基本上是一致的,这表明先增加,然后降低。第二天的反应,对照组中的可溶性多糖含量(122.87毫克/克VSS)明显高于实验组(59.50毫克/克VSS)。可溶性COD的变化主要归因于可溶性蛋白质和可溶性多糖的变化。DEHP的影响在污泥厌氧消化的增溶阶段出现了轻微的抑制。从实验,DEHP浓度对污泥溶解的影响没有显示一定的规律性。

3.3。DEHP对污泥的胞外聚合物的影响

DEHP的影响在三个不同形式的污泥胞外聚合物,即S-EPS LB-EPS, TB-EPS进行了讨论。多糖和蛋白质的内容的三个胞外聚合物被检测到,如图3(一个)和3 (b),分别。这表明,多糖和蛋白质在不同形状的EPS有相似的变化趋势。的多糖和蛋白质S-EPS小幅上升后呈下降趋势,尤其是多糖从VSS 92毫克/克增加到119毫克/克VSS。最大值出现在反应体系的DEHP浓度20 ppm。多糖和蛋白质的趋势在LB-EPS S-EPS相似。但是,其增减范围很小,基本上可以被视为没有明显的变化。多糖含量稳定在37毫克/克左右VSS,而蛋白质含量不同1100毫克/克VSS和1300毫克/克VSS。多糖和蛋白质与S-EPS TB-EPS表现出相似的变化趋势。DEHP水平时50 ppm系统中,多糖和蛋白质出现的最大值。最高的内容是45毫克/克VSS多糖和207毫克/克VSS的蛋白质。

此外,污泥胞外聚合物受到三维荧光扫描。结果EEM频谱如图4。甚麽荧光光谱通常用于确定结构变化在胞外聚合物和发酵肉汤(44]。通过观察,测量了胞外聚合物EEM主要包括两个峰值,峰值A和b这两个峰值代表tyrosine-like和峰值tryptophan-like蛋白质,分别为(49,50]。

数据4(一)- - - - - -4 (d)代表EEM S-EPS频谱。可以观察到在图4S-EPS只包含一个峰值,荧光强度的数据4(一)- - - - - -4 (d)相比,它们之间的差别非常小。这表明DEHP的加入对S-EPS几乎没有影响,也没有明显的规律性。三维荧光分析表明LB-EPS和TB-EPS污泥胞外聚合物包含两个峰值,峰值和峰值b也,EEM LB-EPS光谱和TB-EPS表现出类似的趋势。更明显,当系统中DEHP浓度100 ppm, LB-EPS和TB-EPS测得的荧光强度明显低于对照组(没有DEHP)。DEHP浓度时20 ppm和50 ppm, LB-EPS的荧光强度和TB-EPS是不同于对照组,略高于对照组。特别是在DEHP浓度50 ppm,荧光强度的峰值和峰值B LB-EPS和TB-EPS是最大的。这里获得的变化趋势是一致的与前面实验结果描述DEHP影响污泥胞外聚合物。

3.4。DEHP对水解的影响,Acidogenesis Acetogenesis和甲烷生成过程

水解是指有机物的水解成小分子物质。例如,葡聚糖转化为葡萄糖和蛋白质转化为氨基酸(48]。根据水解蛋白质和多糖的含量在反应体系中,反应系统中的物质水解的程度是评判。从图可以看出5(一个),实验组表明DEHP稍微提升水解过程。与对照组相比,水解蛋白质的含量有增加趋势。然而,厌氧发酵的水解过程不受剂量影响DEHP。

图5 (b)显示了DEHP对acidogenesis过程的影响。在这部作品中,氨基酸含量测定的趋势。氨基酸的总量均呈增长趋势,然后减少3天内。同时,DEHP的浓度没有变化和氨基酸的总量波动的反应系统。氨基酸的总量产生的实验组对照组的基本上是一样的。这一现象表明,外源性物质DEHP不会影响acidogenesis是厌氧发酵的过程。

污泥厌氧发酵后经历了溶解和水解过程,它将涉及多个生物过程,所有这些都与乙酸的积累有关。DEHP的影响在acetogenesis污泥厌氧发酵过程中进一步探索。丁酸的内容生产的第一个3天测量反应系统。从图可以看出5 (c)丁酸的内容显示了一个上升趋势,然后下降。其最大值为8651 mg / L DEHP浓度20 ppm。然而,从总体趋势,DEHP的增加不会影响乙酸是厌氧发酵的过程。

甲烷生成是一个重要的污泥厌氧发酵过程,和产生的甲烷可以收集并作为一种清洁的能量来源。如图5 (d)的醋酸生产实验组高于对照组在初始阶段的反应。然而,随着反应的进行,实验组的醋酸含量急剧下降,低于对照组。这表明DEHP的存在在系统减缓了厌氧发酵产甲烷过程随着反应的进行。推测可能的原因是,产甲烷古菌较敏感。当DEHP进入污泥系统毒性外源性物质,它会导致某些对产烷生物的破坏,从而影响厌氧发酵的甲烷生成的过程。

总之,DEHP对污泥厌氧发酵的影响不明显,但有一定的干扰效果。因此,有必要进一步探索DEHP的存在是否会影响污泥中的微生物群落结构和丰富的系统。

3.5。DEHP对微生物群落的影响

是厌氧发酵的性能密切相关的微生物群落结构和微生物丰度污泥系统[35,51]。为了更好地探索DEHP是否有潜在影响微生物群落结构,Illumina公司Hiseq16S DNA基因技术被用来进行比较分析微生物群落的两个长期反应堆(控制反应堆:没有DEHP;DEHP反应堆:DEHP浓度100 ppm)。操作的数量分类学单位(辣子鸡)发现在控制反应堆和DEHP反应堆大约是相同的(123和121),这表明DEHP没有显著影响微生物群落结构和多样性。

微生物的结构和细菌种群的分布在门级图所示6。厚壁菌门、拟杆菌、Cloacimonetes、变形菌门和放线菌占主导地位的细菌在两个反应堆在门级。在厌氧条件下,许多微生物在厚壁菌门,变形菌门,放线菌可以降解有机化合物和产生短链脂肪酸。厚壁菌门和变形菌门,以醋酸为主要产品,据报道的主要生产商SCFA [44,51]。的DEHP,壁厚菌门的微生物丰富,变形菌门,和放线菌是下降,这表明存在一定浓度的污泥反应体系中DEHP可能影响污泥中有机物的降解和抑制SCFAs的生产。下降相关的丰富的微生物与污染物的降解与之前实验的结论是相一致的。DEHP抑制发酵肉汤的溶解过程,这可能是由于有机化合物的含量在发酵肉汤被减少的比例影响相关的微生物群落。

图7显示细菌种群的分布在长期genus-level反应堆。如图7,两个核反应堆中的微生物丰度在genus-level明显不同。发现的微生物群落结构通过比较两个反应堆发生了显著变化的微生物群落结构。一些微生物的比例在两个反应堆发生了极大的改变。TOP30细菌的丰度这两个反应堆系统略有不同。这些细菌明显改变成比例。的相对丰度Blvii28_wastewater——sludge_groupsp.(控制反应堆)的8.02%,下降至4.95% (DEHP反应堆)。丰富的Sedimentibacter和Fastidiosipila与SCFA生产表现出下降的趋势。Sedimentibacter(控制反应堆)的3.64%,下降至1.8% (DEHP反应堆)Fastidiosipila(控制反应堆)的3.24%,下降至1.17% (DEHP反应堆)。值得注意的是,Syntrophomonas,在这两个反应堆,可以迅速降低挥发性酸积累和生产甲烷(52]。控制反应堆和反应堆DEHP的相对丰度分别为3.47%和3.91%,分别。这给了一个合理的解释的甲烷生产初期的实验组DEHP,高于对照组。

4所示。结论

当污泥系统20 ppm, DEHP水平50 ppm,和100 ppm, DEHP的存在并不影响生产短链脂肪酸的厌氧发酵,不管收益率或短链脂肪酸的成分。进一步实际污泥实验表明DEHP没有显著影响水解,acidogenesis, acetogenesis,厌氧发酵的甲烷生成过程。但是,DEHP的存在抑制了溶解的过程。根据微生物群落分析的结果,污泥系统中DEHP的存在可能是由于减少了大量的厚壁菌门和变形菌门。在实验数据的观察,人们发现当DEHP参与的厌氧发酵过程,DEHP的实验数据测量系统有一些波动,在本研究中并没有详细的说明。然而,反应系统紊乱的现象造成的DEHP值得进一步研究和讨论。因此,未来的研究工作将围绕这一现象,这样我们可以更好地理解DEHP是厌氧发酵的影响。

数据可用性

数据用于支持本研究的发现没有可用因为这项研究尚未完全完成,接下来我们将调查的波动造成的浪费活性污泥的厌氧发酵DEHP。

的利益冲突

作者宣称没有利益冲突有关的出版。

作者的贡献

鲁伊·龚和香唐同样对本文亦有贡献。

确认

这项工作是支持的环境生物学与污染控制重点实验室,湖南大学,和经济上支持由中国国家自然科学基金(51679084)。

引用

1. x x高,j . Li王et al .,”风险和生态风险的邻苯二甲酸酯类在太湖流域,中国,“生态毒理学和环境安全卷,171年,第570 - 564页,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
2. 美国的失业,t·雷诺兹,r .白色,m·g·帕克和j.p.先驱,“各种环境持续的化学物质,包括某些邻苯二甲酸酯增塑剂,是弱雌激素,”环境健康展望,卷103,不。6,582 - 587年,1995页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
3. Y.-M。李,戈尔。李,w . Choe et al .,“邻苯二甲酸酯类的分布在空气、水、沉积物、峨山湖和鱼类的韩国,“国际环境卷,126年,第643 - 635页,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
4. j·l·Lyche A·c·Gutleb。伯格曼et al .,“邻苯二甲酸酯的生殖和发育毒性,”《毒理学和环境卫生,B部分,12卷,不。4、225 - 249年,2009页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
5. 罗j . Wang y, y腾,w·马·克里斯蒂和z,“邻苯二甲酸酯类在中国土壤污染的集约化蔬菜生产塑料薄膜的使用,不同的模式的系统”环境污染卷,180年,第273 - 265页,2013年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
6. h . Fromme t .负责t·奥托·k . Pilz j .穆勒和A .文策尔”出现在环境中邻苯二甲酸盐和双酚A和F,”水的研究,36卷,不。6,1429 - 1438年,2002页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
7. c·a·斯台普斯·d·r·彼得森t·f·Parkerton和w·j·亚当斯,“邻苯二甲酸酯类环境的命运:一个文献综述,”光化层,35卷,不。4、667 - 749年,1997页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
8. y,他问:王、w .他和f .徐”发生,成分和分区的邻苯二甲酸酯类(PAEs)水悬颗粒物(SPM)系统巢湖湖,中国,“科学的环境卷,661年,第293 - 285页,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
9. k . k .一位g . Sundaramoorthy p . k . Ravichandran g·k . Girijan s位于b . r . Ramaswamy,“邻苯二甲酸酯类的水和沉积物Kaveri河,印度:环境水平和ecotoxicological评估,”环境地球化学与健康,37卷,不。1,第96 - 83页,2015。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
10. n . Dominguez-Morueco s Gonzalez-Alonso, y Valcarcel“邻苯二甲酸酯发生在从西班牙中部河流和自来水,”科学的环境卷,500 - 501,139 - 146年,2014页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
11. m . j .菩提树、m·布兰查德和m . Chevreuil“大气邻苯二甲酸酯类的命运在市区(法国巴黎),“科学的环境,卷354,不。2 - 3、212 - 223年,2006页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
12. w·j·g·m·Peijnenburg和j . Struijs”出现在环境中邻苯二甲酸酯类的荷兰,”生态毒理学和环境安全,卷63,不。2、204 - 215年,2006页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
13. 香港,y,刘l . et al .,“空间和时间变化的邻苯二甲酸酯(PAEs)在大气PM10和PM2.5和环境温度的影响在天津,中国,“大气环境卷,74年,第208 - 199页,2013年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
14. 香港,y,刘l . et al .,“邻苯二甲酸酯类的多样性在郊区农业土壤和荒地土壤与城市化在中国出现,”环境污染卷,170年,第168 - 161页,2012年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
15. p . Plaza-Bolanos j . a . Padilla-Sanchez a . Garrido-Frenich r . Romero-Gonzalez和j·l·Martinez-Vidal”评价集约农业地区土壤污染的农药和有机污染物:西班牙东南部为例,“《环境监测,14卷,不。4、1181 - 1188年,2012页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
16. h . h . Wang Liang, D.-W。高,“邻苯二甲酸酯类的存在和风险评估(PAEs)三江平原的农业土壤,中国东北,”环境科学与污染研究,24卷,不。24日,第19732 - 19723页,2017年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
17. l·康Q.-M。王,Q.-S。他et al .,“当前状态和历史变化的邻苯二甲酸二酯(PAE)从中国大型湖泊沉积物中污染(巢湖湖),“环境科学与污染研究,23卷,不。11日,第10405 - 10393页,2016年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
18. c·陈,陈c, c .咚,“邻苯二甲酸酯类的分布在高雄港沉积物,台湾土壤和沉积物污染,”Chia-Nan年度公报37卷,第95 - 88页,2011年。视图:谷歌学术搜索
19. j·w·刘,陈、胡,x,和美国道,“从沿海地区表层沉积物中有机污染物残留量的黄海,中国,“海洋污染公告卷,56号6,1091 - 1103年,2008页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
20. r .他B.-H。田,Q.-Q。张,H.-T。张,”芬顿氧化对生物降解性的影响,垃圾渗滤液生物毒性和溶解有机物的分布集中来源于一个膜的过程,”废物管理,38卷,第239 - 232页,2015年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
21. y Kalmykova: Moona, a m。Stromvall和k·比约克隆德,“吸附和降解石油碳氢化合物、多环芳烃、烷基、双酚A和邻苯二甲酸酯在垃圾填埋场渗滤液用砂,活性炭和泥炭过滤器,”水的研究,56个卷,第257 - 246页,2014年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
22. p·g·j . Wang Chen克里斯蒂,m . Zhang罗y, y腾,“邻苯二甲酸酯类的存在和风险评估(PAEs)在郊区的塑料薄膜温室蔬菜和土壤,“科学的环境卷,523年,第137 - 129页,2015年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
23. x l .小聂,d .锅,“邻苯二甲酸酯的分析从鱼塘淡水鱼肌肉组织的珠江三角洲,”环境与健康杂志》上,3卷,2008年。视图:谷歌学术搜索
24. t·邓x谢,j .段和m . Chen,”Di -邻苯二甲酸二(2-ethylhexyl)诱导增加血压通过激活ACE和bradykinin-NO通路的抑制,”环境污染卷,247年,第934 - 927页,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
25. c·贝拉尔迪的乳白色,d . Fibbi大肠Coppini et al .,“多环芳烃的去除效率和质量平衡,邻苯二甲酸酯,乙氧基烷基烷基混合textile-domestic污水处理厂,”科学的环境卷。674年,36-48,2019页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
26. 问:朱,j .贾k, h, c .廖,“邻苯二甲酸酯类的空间分布和质量加载在中国污水处理厂:评估人类接触,”科学的环境卷,656年,第869 - 862页,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
27. r·g·Sawers“o-Phthalate来自塑料增塑剂和厌氧降解细菌的解决方案,“分子微生物学,卷108,不。6,595 - 600年,2018页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
28. y, y, z h·温,和l . z刘”发生的邻苯二甲酸酯类从污水处理厂污水污泥在上海,中国,”环境工程,分1 - 4、h·李、徐,和h .通用电气、Eds。,pp. 926–929, Trans Tech Publications Ltd., Durnten-Zurich, Switzerland, 2014.视图:谷歌学术搜索
29. c . Molino菲利皮主持,g . a . Stoppiello r . Meschini和d . Angeletti di的体外细胞毒性、基因毒性效应评估(2-ethylhexyl)邻苯二甲酸酯(DEHP)欧洲鲈鱼(Dicentrarchus labrax胚胎细胞系。”毒理学体外,56个卷,第125 - 118页,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
30. 甘罗d跑,y, z, j . Liu和j·杨,“学习和记忆的神经机制赤字接触迪(2-ethylhexyl)邻苯二甲酸酯在大鼠”生态毒理学和环境安全卷。174年,58 - 65、2019页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
31. d . Koniecki王r, r·p·穆迪和j·朱,“邻苯二甲酸酯在化妆品和个人护理产品:浓度和可能的皮肤接触,”环境研究,卷111,不。3、329 - 336年,2011页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
32. m . Wittassek h . m .科赫j .安格勒和t . Bruning”评估接触邻苯二甲酸酯——人类的生物监测方法,”分子营养与食品研究,55卷,不。1,7-31,2011页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
33. d .İ。c . KınacıCifci, o . a . Arikan”发生的邻苯二甲酸酯从三个污水处理厂污水污泥在伊斯坦布尔,土耳其,”清洁,土壤、空气、水第41卷。。9日,第855 - 851页,2013年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
34. t . Salaudeen o . Okoh、f . Agunbiade和a . Okoh”的命运和影响活性污泥处理市政废水中邻苯二甲酸酯在东开普省水体,南非,”光化层卷,203年,第344 - 336页,2018年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
35. w·魏Q.-S。黄,j .太阳,J.-Y。王,S.-L。吴,B.-J。倪”,聚氯乙烯塑料微粒影响甲烷生产废水活性污泥的厌氧消化通过浸出毒性的双酚a,”环境科学与技术,53卷,不。5,2509 - 2517年,2019页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
36. y y . d . Wang Wang刘et al .,“反硝化厌氧甲烷oxidation-centered技术解决方案的可持续操作污水处理厂?”生物资源技术卷,234年,第465 - 456页,2017年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
37. d . y . Wang Wang y刘et al .,“Triclocarban提高短链脂肪酸生产废水活性污泥厌氧发酵的,”水的研究卷,127年,第161 - 150页,2017年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
38. 问:杨,d . y . Wang Wang g .曾和李x“污水反硝化厌氧甲烷氧化的机会,”生物技术的发展趋势,35卷,不。9日,第802 - 799页,2017年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
39. x y . k . Liu陈:肖,郑,和m . Li“胡敏酸具有不同特点对发酵的影响短链脂肪酸生产从废弃活性污泥,”环境科学与技术卷,49号8,4929 - 4936年,2015页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
40. l .冯和郑x, y . Chen”增强活性污泥浪费蛋白质转换和挥发性脂肪酸积累在废弃活性污泥厌氧发酵的碳水化合物基质添加:pH值的影响,“环境科学与技术,43卷,不。12日,第4380 - 4373页,2009年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
41. 王j .刘问:杨,d . et al .,“增强dewaterability废弃活性污泥的铁(II)激活peroxymonosulfate氧化、”生物资源技术卷,206年,第140 - 134页,2016年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
42. a . p . h .协会,a·w·w·协会,w . p . c .联合会和w·e·联合会,水和废水的标准检测方法美国公共卫生协会,华盛顿,美国,1915年。
43. o·h·劳里:j . Rosebrough a . l . Farr, r·j·兰德尔“蛋白质测量Folin酚试剂,”《生物化学》杂志上,卷193,不。1,第275 - 265页,1951。视图:谷歌学术搜索
44. 李问:徐,x r .丁et al .,“理解和减轻镉的毒性废物厌氧发酵的活性污泥,”水的研究卷,124年,第279 - 269页,2017年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
45. h .美国Bergmeyer”IFCC催化酶浓度的测量方法,”我们共同Chimica学报,卷105,不。1,第154 - 147页,1980。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
46. 李x y s f·杨,“松散的影响胞外聚合物(EPS)物质絮凝、沉降、活性污泥dewaterability”水的研究第41卷。。5,1022 - 1030年,2007页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
47. j .罗问:张先生,吴l . et al .,“改善废物厌氧发酵活性污泥用铁活化过硫酸盐治疗,”生物资源技术卷,268年,第76 - 68页,2018年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
48. x刘、徐问:王d . et al .,”揭幕阳离子聚丙烯酰胺如何影响机制的短链脂肪酸积累长期废弃活性污泥厌氧发酵期间,“水的研究卷,155年,第151 - 142页,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
49. b . Frølund r . Palmgren k . Keiding和p h·尼尔森,“提取活性污泥胞外聚合物的使用阳离子交换树脂,”水的研究,30卷,不。8,1749 - 1758年,1996页。视图:谷歌学术搜索
50. a·拉梅什·d·j·李,j . y .赖“细胞外膜生物淤积的高分子物质或可溶性从膜生物反应器污泥微生物产品,”应用微生物学和生物技术,卷74,不。3、699 - 707年,2007页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
51. w·魏黄问:j .太阳戴x, B.-J。倪”,揭示了聚乙烯塑料微粒机制影响废水活性污泥厌氧消化的,”环境科学与技术,53卷,不。16,9604 - 9613年,2019页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
52. m . Kim m . Abdulazeez b·m·哈g .陨石和m . Keleman“微生物群落在co-digestion食品废弃物和废水有机固体残,”生物资源技术文章ID 121580卷,289年,2019年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索

版权

版权©2020瑞锣等。这是一个开放分布式下文章知识共享归属许可,它允许无限制的使用、分配和复制在任何媒介,提供最初的工作是正确引用。