天然聚合物基包裝材料因其可再生和生物降解性，正受到越來(lái)越多的關(guān)注。蛋白質(zhì)、脂質(zhì)和碳水化合物是開(kāi)發(fā)可食用薄膜的主要成分。研究表明，蛋白質(zhì)制成的薄膜具有比脂質(zhì)制成的薄膜更高的機(jī)械強(qiáng)度。然而，傳統(tǒng)蛋白質(zhì)來(lái)源多從食品和飼料中獲取，難以滿足不斷增長(zhǎng)的需求，因此尋找替代蛋白質(zhì)來(lái)源至關(guān)重要。

污泥資源化是污水處理可持續(xù)發(fā)展的重要方向。污泥主要由細(xì)胞和胞外聚合物（EPS）組成，其中EPS約占污泥干質(zhì)量的10%~40%。蛋白質(zhì)和多糖為EPS的主要成分，約占EPS總含量的70%~80%。蛋白質(zhì)是污泥中主要的有機(jī)化合物，占污泥中高分子物質(zhì)總量的43%以上。因此，污泥有機(jī)物具備成為生物質(zhì)塑料原料的潛力，可以提取污泥有機(jī)物用于生物質(zhì)塑料合成，從而解決生物質(zhì)塑料的原料供應(yīng)及污泥資源化利用的問(wèn)題。

筆者將污泥經(jīng)不同溫度熱水解后得到的有機(jī)物與甲基纖維素共混合成塑料，測(cè)試其力學(xué)性能，同時(shí)對(duì)溶出有機(jī)物的組成、物理性質(zhì)及分子結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析；另外，對(duì)合成塑料進(jìn)行厭氧消化實(shí)驗(yàn)，以研究其生物降解性。

1、材料與方法

1.1 污泥熱水解測(cè)試條件

剩余污泥樣品取自西安市某污水處理廠的濃縮池。污泥的VSS和TSS含量分別為16.32和33.08g/L。在污泥上清液中，蛋白質(zhì)、溶解性COD（SCOD）、多糖、TN、總有機(jī)碳（TOC）、多肽、氨基酸濃度分別為77.33mg/L、630.5mg/L、28.89mg/L、164.45mg/L、200mg/L、107.46mg/L和22.86mmol/L。

剩余污泥經(jīng)50目篩網(wǎng)過(guò)濾后，用去離子水稀釋兩倍，取250mL加入熱水解反應(yīng)器。反應(yīng)過(guò)程中，攪拌速度設(shè)為200r/min，預(yù)設(shè)加熱溫度為200℃。熱水解開(kāi)始后，每隔10min記錄一次溫度，并分別在60、100、130、150、180和200℃時(shí)取樣（每次取20mL）。將取得的污泥樣品冷卻至室溫，移入離心管，以10000r/min離心5min，液相經(jīng)0.45μm濾膜過(guò)濾后于-4℃條件下保存，固相則在60℃烘箱中干燥后用于測(cè)定不同形態(tài)的金屬離子。

1.2 分析項(xiàng)目與方法

污泥上清液中的SCOD采用快速測(cè)定法測(cè)定，蛋白質(zhì)采用Lowry法測(cè)定，多糖采用苯酚-硫酸比色法測(cè)定，多肽采用雙縮脲法測(cè)定，氨基酸采用試劑盒（原鑫生物科技有限公司）測(cè)定，TN和TOC采用島津TOC-LCPH分析儀測(cè)定。污泥上清液的Zeta電位和納米粒徑采用馬爾文ZetasizerNanoZSE分析儀測(cè)定。污泥上清液及固相冷凍干燥后得到的粉末與KBr混合，研磨壓制成片后，采用TensorⅡ型傅里葉變換紅外光譜儀進(jìn)行測(cè)試分析。

1.3 污泥固相中金屬離子的結(jié)合形態(tài)測(cè)定

污泥固相（0.6g）的分級(jí)萃取過(guò)程如下：首先，使用10mL去離子水在25℃下?lián)u晃24h，萃取可溶解態(tài)金屬離子；隨后，使用10mL、1mol/L的NH4CH3COO溶液（pH=7）在25℃下?lián)u晃1h，萃取可交換態(tài)金屬離子；接著，使用10mL、1mol/L的CH3COOH溶液（pH=5.5）在25℃下?lián)u晃1h，萃取碳酸鹽態(tài)金屬離子；最后，使用5mL、30%的H2O2溶液（pH=2）在30℃下?lián)u晃5h，萃取有機(jī)物結(jié)合態(tài)金屬離子。萃取過(guò)程中的固液分離方法：在10000r/min下離心5min。萃取完成后，將污泥熱水解液和污泥固相分級(jí)萃取液中的有機(jī)物消解，采用ICPE-9000型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測(cè)定金屬離子濃度。

1.4 塑料的制備及性能測(cè)試

取0.1g甘油和0.2g甲基纖維素置于燒杯中，再加入10mL污泥上清液（另以10mL去離子水作為對(duì)照，標(biāo)記為甲基纖維素）；在90℃下攪拌3~5min，然后將溶液均勻涂抹于聚甲基丙烯酸酯（有機(jī)玻璃）板上；在烘箱中于（40±2）℃下干燥24h后，將干燥的薄膜完整剝離。

薄膜厚度采用千分尺測(cè)定。力學(xué)性能（抗拉強(qiáng)度、斷裂伸長(zhǎng)率和楊氏模量）按照標(biāo)準(zhǔn)方法D882-95（ASTM，1995）進(jìn)行測(cè)定，重復(fù)測(cè)定10次。將薄膜裁剪成4mm×50mm啞鈴形試樣，采用WDW-1E型微機(jī)控制電子萬(wàn)能試驗(yàn)機(jī)進(jìn)行測(cè)試，十字頭速度設(shè)為50mm/min。

根據(jù)《塑料受控污泥消化系統(tǒng)中材料最終厭氧生物分解率測(cè)定采用測(cè)量釋放生物氣體的方法》（GB/T38737—2020），在甲烷潛力測(cè)試系統(tǒng)（AMPTSⅡ，瑞典，BioprocessControlAB）中評(píng)估合成塑料在受控污泥厭氧消化系統(tǒng)中的厭氧生物分解能力。每個(gè)消化瓶接種30g厭氧顆粒污泥，添加營(yíng)養(yǎng)母液和微量元素后，加入1g的乙酸鈉，然后加入約0.3g合成塑料樣品并記錄質(zhì)量，最后用去離子水定容至450mL。在35℃下攪拌運(yùn)行，每個(gè)樣品設(shè)置3個(gè)重復(fù)。

2、結(jié)果與分析

2.1 污泥熱水解后溶出有機(jī)物的組分及性質(zhì)

不同溫度條件下污泥熱水解后液相有機(jī)物的組分如圖1所示。隨著溫度的升高，污泥液相中TOC、TN和SCOD濃度上升，尤其在180℃時(shí)激增，表明有機(jī)物反應(yīng)加劇，可能是美拉德反應(yīng)劇烈所致。美拉德反應(yīng)是指污泥在加熱過(guò)程中溶出的蛋白質(zhì)和多糖反應(yīng)生成類(lèi)黑素。

污泥液相中多糖濃度在180℃達(dá)到最大值（653.89mg/L），在200℃時(shí)降至400.02mg/L，可能是因?yàn)槎嗵窃?/span>200℃下與蛋白質(zhì)發(fā)生美拉德反應(yīng)后結(jié)構(gòu)變化明顯，在濃硫酸作用下，無(wú)法脫水生成糠醛或羥甲基糠醛，進(jìn)而無(wú)法檢測(cè)到與苯酚縮合成的橙紅色化合物。如圖1（b）所示，污泥液相中的多肽和蛋白質(zhì)濃度隨溫度的升高而增加，200℃時(shí)分別達(dá)到1706.14和2013.74mg/L；兩者在180℃時(shí)濃度激增，蛋白質(zhì)濃度在100℃時(shí)也顯著上升，原因可能是高溫導(dǎo)致細(xì)胞破裂，釋放出大量有機(jī)物，SCOD在100℃的快速上升也證實(shí)了這一點(diǎn)。胞內(nèi)蛋白質(zhì)也被釋放到液相中，同時(shí)在100℃時(shí)美拉德反應(yīng)的發(fā)生程度較低，對(duì)溶出蛋白質(zhì)的消耗較少。蛋白質(zhì)濃度在180℃快速上升，一方面是因?yàn)楦邷卮偈谷艹龅牡鞍踪|(zhì)分解，多肽濃度在180℃快速上升使得原本在高溫要沉淀的蛋白質(zhì)以低分子質(zhì)量形態(tài)存在于液相中。另一方面，高溫下發(fā)生的美拉德反應(yīng)可能促進(jìn)氨基酸殘基的化學(xué)修飾，如氧化、脫氨等，從而使蛋白質(zhì)的溶解度增加。污泥熱水解過(guò)程一直伴隨著蛋白質(zhì)分解為多肽，尤其是溫度達(dá)到180℃后，這種分解現(xiàn)象更加明顯。因此，以蛋白質(zhì)回收為目的的污泥資源化途徑，在考慮溫度對(duì)有機(jī)物溶出的促進(jìn)作用的同時(shí)，也應(yīng)考慮蛋白質(zhì)的分解。

污泥熱水解液的Zeta電位測(cè)試結(jié)果顯示，隨著溫度的升高，液相中有機(jī)物的Zeta電位在60~130℃時(shí)保持相對(duì)穩(wěn)定（-0.0559~0.0973mV），在150℃時(shí)降至-17.5mV，至180℃時(shí)變化不大（-17.6mV），而在200℃時(shí)進(jìn)一步降至-24.07mV。Zeta電位絕對(duì)值越大，體系越穩(wěn)定，表明溶解或分散狀態(tài)能抵抗聚集。據(jù)此說(shuō)明，130℃以下溶出的污泥有機(jī)物較不穩(wěn)定，趨向于相互聚集。溫度越高，有機(jī)物的Zeta電位絕對(duì)值越大，可能是因?yàn)楦邷乜梢蕴峁┳銐虻哪芰渴狗肿觾?nèi)部的化學(xué)鍵斷裂，導(dǎo)致分子結(jié)構(gòu)的重組和電荷的重新分布。在化學(xué)鍵斷裂和新化學(xué)鍵形成的過(guò)程中，一些分子片段可能會(huì)帶有未配對(duì)的電子或離子，從而產(chǎn)生電荷。因此，污泥溶出的大分子在高溫下分解成小分子時(shí)，會(huì)增加小分子表面帶電荷的概率。

污泥經(jīng)不同溫度熱水解后，液相的粒徑和元素分布如圖2所示。

由圖2（a）可知，當(dāng)污泥熱水解溫度低于180℃時(shí)，液相中有機(jī)物的粒徑維持在342.00~531.17nm范圍內(nèi)；當(dāng)污泥熱水解溫度升至180℃時(shí)，液相中有機(jī)物的粒徑減小，以164.18nm為主；當(dāng)熱水解溫度進(jìn)一步升至200℃時(shí)，液相中有機(jī)物的粒徑增大，以1483.89nm為主。這說(shuō)明在污泥熱水解過(guò)程中存在著有機(jī)物的不斷分解與結(jié)合，在此過(guò)程中，200℃可以促進(jìn)單體分子通過(guò)共價(jià)鍵連接形成更長(zhǎng)的分子鏈，發(fā)生聚合反應(yīng)。

由圖2（b）可知，隨著熱水解溫度升高到150℃，液相中的金屬離子濃度逐漸降低；當(dāng)溫度進(jìn)一步升高時(shí)，液相中的金屬離子濃度逐漸升高。污泥熱水解在150℃以后液相中開(kāi)始出現(xiàn)Fe元素，污泥熱水解后液相中的金屬元素以Ca和Mg為主。隨著熱水解溫度的升高，污泥液相中S和Si元素的濃度逐漸升高，在200℃時(shí)分別達(dá)到145.95和76.63mg/L，其中S元素可能主要來(lái)源于蛋白質(zhì)的巰基。

通過(guò)分析污泥熱水解后金屬離子在固相的分布形態(tài)，進(jìn)一步探討熱水解過(guò)程中金屬離子的轉(zhuǎn)化以及液相中有機(jī)物濃度變化的原因。污泥熱水解后固相中金屬離子的不同結(jié)合形態(tài)含量排序?yàn)椋禾妓猁}態(tài)>可交換態(tài)>有機(jī)物結(jié)合態(tài)。當(dāng)污泥熱水解后的固相重新溶解到水中時(shí)，180℃以下熱水解得到的固相中有較多的S元素溶解到水中，可能是熱水解過(guò)程中吸附到固相上的蛋白質(zhì)重新溶解到水中所致。由圖3（a）可知，污泥經(jīng)100℃熱水解后產(chǎn)生的固相，其表面對(duì)蛋白質(zhì)的吸附作用較強(qiáng)。有研究表明，羧基、羥基、氨基和含氟基團(tuán)等對(duì)蛋白質(zhì)吸附具有較強(qiáng)的影響，這些基團(tuán)通過(guò)氫鍵、疏水作用、靜電作用和范德華力等與蛋白質(zhì)分子發(fā)生相互作用。當(dāng)熱水解溫度升至180℃時(shí)，S元素含量明顯減少，由于脫附是吸熱過(guò)程，高溫會(huì)促進(jìn)脫附，從而增加有機(jī)物的溶解度。據(jù)此可知，高溫會(huì)減少污泥固相對(duì)液相有機(jī)物的吸附，進(jìn)而使得液相中有機(jī)物濃度提高。

由圖3（b）可知，隨著熱水解溫度的升高，污泥固相中可交換態(tài)的Ca和Mg元素呈現(xiàn)逐步下降的趨勢(shì)；結(jié)合圖2（b）可知，在180℃時(shí)，可交換態(tài)的Ca和Mg逐漸向液相轉(zhuǎn)化。Ca和Mg可以通過(guò)與有機(jī)物中的極性基團(tuán)（如羧基）形成離子橋，從而增強(qiáng)團(tuán)聚體的穩(wěn)定性。污泥固相中的金屬碳酸鹽主要有CaCO3、FeCO3和MgCO3，其中FeCO3含量在熱水解溫度達(dá)到180℃時(shí)有所降低，這可能與液相中Fe元素濃度升高有關(guān)。當(dāng)污泥熱水解溫度低于150℃時(shí)，隨著溫度的升高，液相中Ca和Mg元素的濃度逐漸降低，而固相中碳酸鹽態(tài)的Ca和Mg含量逐漸升高，這可能與污泥熱水解過(guò)程中Ca2+和Mg2+會(huì)與有機(jī)物分解過(guò)程中產(chǎn)生的CO2反應(yīng)，從而轉(zhuǎn)化為碳酸鹽態(tài)有關(guān)。污泥熱水解后固相中有機(jī)物結(jié)合態(tài)的金屬總含量隨溫度的升高而增加，且污泥固相中Al元素主要以有機(jī)物結(jié)合態(tài)存在，有機(jī)物結(jié)合態(tài)的金屬元素主要是Ca和Mg。

為了進(jìn)一步考察熱水解溫度對(duì)溶出有機(jī)物組分的影響，對(duì)污泥熱水解液進(jìn)行三維熒光光譜分析，結(jié)果如圖4所示，區(qū)域Ⅰ~Ⅴ分別代表芳香蛋白類(lèi)物質(zhì)Ⅰ、芳香蛋白類(lèi)物質(zhì)Ⅱ、富里酸類(lèi)物質(zhì)、可溶性微生物副產(chǎn)物、腐殖酸類(lèi)物質(zhì)。

由圖4可知，污泥熱水解溫度在180℃以下時(shí)，液相中有機(jī)物主要是可溶性微生物副產(chǎn)物及芳香族蛋白質(zhì)，隨著熱水解溫度的進(jìn)一步升高，液相中芳香族蛋白質(zhì)消失。當(dāng)熱水解溫度達(dá)到100℃時(shí)，液相中出現(xiàn)類(lèi)腐殖酸性有機(jī)物，這可能是溶出的多糖與蛋白質(zhì)發(fā)生美拉德反應(yīng)產(chǎn)生的，在該溫度下美拉德反應(yīng)開(kāi)始發(fā)生，隨著熱水解溫度的升高，反應(yīng)更加劇烈，消耗的蛋白質(zhì)也增加。因此，在100℃時(shí)，液相中蛋白質(zhì)濃度出現(xiàn)快速上升趨勢(shì)。當(dāng)熱水解溫度升高至130℃時(shí)，可溶性微生物副產(chǎn)物及芳香族蛋白質(zhì)的熒光強(qiáng)度降低，類(lèi)腐殖酸性區(qū)域的熒光強(qiáng)度增強(qiáng)。此時(shí)，提高溫度對(duì)污泥有機(jī)物的溶出作用減弱，對(duì)溶出有機(jī)物的相互反應(yīng)作用增強(qiáng)。當(dāng)熱水解溫度達(dá)到200℃時(shí)，污泥液相中只在類(lèi)腐殖酸區(qū)域出現(xiàn)熒光峰，說(shuō)明在該溫度下主要是溶出有機(jī)物的相互反應(yīng)，此時(shí)液相中有機(jī)物濃度提高主要是因?yàn)楦邷馗淖兞巳艹鲇袡C(jī)物的結(jié)構(gòu)，致使有機(jī)物的溶解性提高。有研究表明，美拉德反應(yīng)可以提高蛋白質(zhì)的溶解度。例如，通過(guò)美拉德反應(yīng)，蛋白質(zhì)與糖類(lèi)結(jié)合，引入了親水性的糖基，從而提高了蛋白質(zhì)的溶解性。此外，美拉德反應(yīng)生成的類(lèi)黑素具有良好的溶解性，并且可能保留原有蛋白質(zhì)的某些性質(zhì)。因此，溫度升高的確可以提高溶出有機(jī)物的濃度，但以回收污泥有機(jī)物為目的的資源化途徑還應(yīng)考慮結(jié)構(gòu)變化對(duì)后續(xù)應(yīng)用的影響。

污泥經(jīng)不同溫度熱水解后液相和固相的紅外二維相關(guān)譜圖如圖5所示。由圖5（a）可知，污泥經(jīng)熱水解后，液相有機(jī)物中C—H的面外變形振動(dòng)（700~600cm-1）、糖苷鍵的振動(dòng)（900~800cm-1）、脂肪族中C—H的變形振動(dòng)（1467~1410cm-1）、芳香族硝基化合物中N=O的振動(dòng)（1550~1500cm-1）、脂肪族硝基化合物中N=O的振動(dòng)（1580~1540cm-1）、酰胺類(lèi)化合物中羰基的振動(dòng)（1690~1630cm-1）、多糖的脂肪族中C—H的伸縮振動(dòng)（2935~2920cm-1）、—OH或—NH的伸縮振動(dòng)（3500~3200cm-1）對(duì)溫度變化較為敏感，主要影響脂多糖、蛋白質(zhì)及芳香族化合物的結(jié)構(gòu)特征。

由圖5（a）和（b）可知，液相有機(jī)物的官能團(tuán)振動(dòng)順序?yàn)椋憾嗵堑闹�肪族�?/span>C—H的伸縮振動(dòng)>脂肪族硝基化合物中N=O的振動(dòng)>芳香族硝基化合物中N=O的振動(dòng)>酰胺類(lèi)化合物中羰基的振動(dòng)>脂肪族中C—H的變形振動(dòng)>糖苷鍵的振動(dòng)>—OH或—NH的伸縮振動(dòng)>C—H的面外變形振動(dòng)>C—O的對(duì)稱(chēng)拉伸振動(dòng)。脂肪族硝基化合物中N=O的振動(dòng)和芳香族硝基化合物中N=O的振動(dòng)可能代表硝基化合物，酰胺類(lèi)化合物中羰基的振動(dòng)可能指示肽鍵或類(lèi)似結(jié)構(gòu)存在，脂肪族中C—H的變形振動(dòng)和C—C的非對(duì)稱(chēng)環(huán)拉伸振動(dòng)可能與脂肪族環(huán)化合物的存在有關(guān)，—OH或—NH的伸縮振動(dòng)可能表明醇、胺或酰胺類(lèi)化合物的存在，C—H面外變形振動(dòng)和C—O的對(duì)稱(chēng)拉伸振動(dòng)可能與芳香族化合物或醚類(lèi)化合物有關(guān)。由此說(shuō)明，溫度最先使得脂多糖的結(jié)構(gòu)開(kāi)始變化，然后脂多糖通過(guò)羰基與蛋白質(zhì)結(jié)合生成新的大分子有機(jī)物，在溫度作用下進(jìn)一步發(fā)生結(jié)構(gòu)變化并逐漸向芳香族化合物轉(zhuǎn)化。結(jié)合三維熒光光譜分析結(jié)果可知，芳香族化合物的結(jié)構(gòu)應(yīng)具有與腐殖酸相似的熒光基團(tuán)，由此導(dǎo)致熒光峰出現(xiàn)在類(lèi)腐殖酸區(qū)域。也有研究表明，蛋白質(zhì)與多糖發(fā)生美拉德反應(yīng)是依靠羰基進(jìn)行連接，從而形成席夫堿。

由圖5（c）可知，污泥經(jīng)熱水解后，固相有機(jī)物中C—H的面外變形振動(dòng)（700~600cm-1），糖苷鍵的振動(dòng)（900~800cm-1），C—O的對(duì)稱(chēng)拉伸振動(dòng)（1100~1000cm-1），脂肪族C—H的變形振動(dòng)（1467~1410cm-1），苯環(huán)、吡啶環(huán)和其他雜芳環(huán)的骨架振動(dòng)（1600~1450cm-1），芳香族硝基化合物中N=O的振動(dòng)（1550~1500cm-1），脂肪族硝基化合物中N=O的振動(dòng)（1580~1540cm-1）、芳香環(huán)的伸縮振動(dòng)（約1650cm-1），羧基中C=O的伸縮振動(dòng)（約1735cm-1），脂肪或脂環(huán)中C—H的伸縮振動(dòng)（2854cm-1），多糖的脂肪族中C—H的伸縮振動(dòng)（2935~2920cm-1），以及—OH或—NH的伸縮振動(dòng)（3500~3200cm-1）對(duì)溫度變化較為敏感，同時(shí)也是影響脂多糖、蛋白質(zhì)及芳香族化合物的主要分子結(jié)構(gòu)。由圖5（c）和（d）可知，固相有機(jī)物官能團(tuán)振動(dòng)順序?yàn)椋?/span>C—O的對(duì)稱(chēng)拉伸振動(dòng)>多糖的脂肪族中C—H的伸縮振動(dòng)>C—H的面外變形振動(dòng)>苯環(huán)、吡啶環(huán)和其他雜芳環(huán)的骨架振動(dòng)>脂肪或脂環(huán)中C—H的伸縮振動(dòng)>脂肪族中C—H的變形振動(dòng)>—OH或—NH的伸縮振動(dòng)>脂肪族硝基化合物中N=O的振動(dòng)>芳香族硝基化合物中N=O的振動(dòng)>芳香環(huán)的伸縮振動(dòng)>羧基中C=O的伸縮振動(dòng)>糖苷鍵的振動(dòng)。由此說(shuō)明，污泥經(jīng)熱水解后，固相表面會(huì)吸附脂多糖、蛋白質(zhì)和芳香族化合物，其中蛋白質(zhì)會(huì)優(yōu)先通過(guò)—OH和—NH鍵被固相吸附，然后是羧基的C=O鍵。

2.2 合成塑料的力學(xué)性能及生物降解性

污泥有機(jī)物與甲基纖維素合成的塑料的力學(xué)性能測(cè)試結(jié)果如表1所示。

在甲基纖維素合成塑料過(guò)程中添加污泥有機(jī)物，可顯著提升合成塑料的斷裂拉伸應(yīng)變和拉伸強(qiáng)度。斷裂拉伸應(yīng)變是材料在拉伸過(guò)程中發(fā)生斷裂時(shí)的伸長(zhǎng)變形能力，主要表現(xiàn)為材料的韌性，說(shuō)明污泥有機(jī)物屬于韌性較好的材料，污泥有機(jī)物與甲基纖維素共混后可提高塑料的韌性。分子質(zhì)量增大，則材料的拉伸強(qiáng)度增大，但當(dāng)分子質(zhì)量增長(zhǎng)到一定值時(shí)，分子質(zhì)量對(duì)拉伸強(qiáng)度的影響不明顯。隨著污泥熱水解溫度的升高，溶出有機(jī)物與甲基纖維素合成塑料的拉伸強(qiáng)度先升高后降低，并在150℃時(shí)達(dá)到最大。當(dāng)污泥熱水解溫度升高時(shí)，污泥熱解液的有機(jī)物濃度也隨之增加，可以與甲基纖維素形成分子間作用力的基團(tuán)增多。但隨著溫度進(jìn)一步升高，有機(jī)物自身會(huì)發(fā)生嚴(yán)重的分解，原有的強(qiáng)鍵結(jié)合消失，從而使分子間的作用力變?nèi)�，進(jìn)而導(dǎo)致合成塑料的拉伸強(qiáng)度下降。在塑料拉伸過(guò)程中，達(dá)到屈服點(diǎn)時(shí)的應(yīng)力稱(chēng)為塑料拉伸屈服應(yīng)力，其是評(píng)價(jià)塑料材料在長(zhǎng)時(shí)間內(nèi)承受應(yīng)力的重要指標(biāo)。污泥有機(jī)物的添加會(huì)使合成塑料的拉伸屈服應(yīng)力有所提升，最高可提升至（14.03±4.92）MPa（100℃）。另外，污泥有機(jī)物的添加會(huì)使合成塑料的彈性模量有所提升，最高可提升至（224.12±16.20）MPa（100℃）。綜上，甲基纖維素中添加污泥有機(jī)物在一定程度上可以提升合成塑料的力學(xué)性能。有研究表明，大豆蛋白質(zhì)與甲基纖維素共混制備的塑料最大拉伸強(qiáng)度為10.68MPa。使用污泥有機(jī)物合成的塑料拉伸強(qiáng)度高于大豆蛋白質(zhì)，這可能是由污泥有機(jī)物與甲基纖維素合成塑料的過(guò)程中暴露出較多的結(jié)合位點(diǎn)導(dǎo)致的。

塑料制備過(guò)程中所使用的甲基纖維素、甘油和污泥有機(jī)物均是可生物降解有機(jī)物。污泥有機(jī)物與甲基纖維素合成的塑料如圖6（a）所示；對(duì)制備的合成塑料進(jìn)行厭氧消化處理，甲烷產(chǎn)量如圖6（b）所示�？芍�，污泥有機(jī)物與甲基纖維素共混后合成塑料的甲烷產(chǎn)量要高于甲基纖維素單獨(dú)合成的塑料，其中，污泥在150℃下熱水解得到的有機(jī)物與甲基纖維素合成塑料的甲烷產(chǎn)量提高了27.05%，表明污泥有機(jī)物在一定程度上促進(jìn)了甲基纖維素的厭氧消化，這說(shuō)明有機(jī)物制備塑料后的生物降解性并沒(méi)有受到制備塑料過(guò)程中形成新鍵的影響。因此，制備的塑料具有良好的生物降解性。

3、結(jié)論

①提高污泥熱水解溫度可以提升溶出有機(jī)物的濃度，但以回收污泥有機(jī)物為目的的資源化途徑還應(yīng)考慮有機(jī)物結(jié)構(gòu)變化對(duì)后續(xù)應(yīng)用的影響。污泥固相對(duì)液相中有機(jī)物的吸附以及溶出有機(jī)物沉淀會(huì)降低液相中有機(jī)物的濃度。污泥熱水解溫度在180℃時(shí)，液相中有機(jī)物濃度的提高主要是因?yàn)楦邷馗淖兞巳艹鲇袡C(jī)物的結(jié)構(gòu)，致使有機(jī)物的溶解性提高。當(dāng)污泥熱水解溫度達(dá)到100℃時(shí)，液相中出現(xiàn)了類(lèi)腐殖酸性有機(jī)物。污泥熱水解溫度越高，溶出有機(jī)物的Zeta電位絕對(duì)值越大。溫度變化主要影響脂多糖、蛋白質(zhì)及芳香族化合物的官能團(tuán)振動(dòng)。溫度最先使得液相中脂多糖的結(jié)構(gòu)開(kāi)始變化，然后脂多糖通過(guò)羰基與蛋白質(zhì)結(jié)合生成新的大分子有機(jī)物，在溫度的作用下進(jìn)一步發(fā)生結(jié)構(gòu)變化并逐漸向芳香族化合物轉(zhuǎn)化。

②甲基纖維素中添加污泥有機(jī)物在一定程度上可以提升合成塑料的力學(xué)性能，彈性模量、拉伸屈服應(yīng)力和拉伸強(qiáng)度最高可分別提升至（224.12±16.20）MPa（100℃）、（14.03±4.92）MPa（100℃）和（21.49±0.74）MPa（150℃）。另外，污泥有機(jī)物可以提高甲基纖維素在厭氧消化過(guò)程中的甲烷產(chǎn)量。

③利用污泥有機(jī)物合成塑料，在緩解石油資源緊張問(wèn)題的同時(shí)，可實(shí)現(xiàn)污泥的高附加值利用，為污泥資源化提供了新思路。（來(lái)源：西安交通大學(xué)能源與動(dòng)力工程學(xué)院）