将聚乳酸（PLA）转化为能源的技术经济可行性：通过城市污水处理厂（WWTPs）中的厌氧共消化技术在产品生命周期末端实现这一目标

《Journal of Water Process Engineering》：Techno-economic feasibility of turning PLA into energy: An end-of-life approach via anaerobic co-digestion in WWTPs

【字体：大中小】 时间：2026年05月02日 来源：Journal of Water Process Engineering 6.7

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　　M. Lera | M. Santonja | A. Jiménez-Benítez | B. Taroncher | J. Serralta | N. Martí
CALAGUA – UV-UPV联合单元，化学工程系，瓦伦西亚大学，Universitat街无号，46100，Burjassot，瓦伦西亚，西班牙

**摘要**
本研究评估了通过厌氧共消化（co-AD）在污水处理厂（WWTPs）中回收聚乳酸（PLA）的价值。为了评估其技术和经济可行性，两个实验室规模的厌氧消化器在典型的AD条件下运行了175天（35°C下20–25天）。一个消化器被喂食了经过热化学预处理的PLA和混合活性污泥的混合物，而对照消化器仅喂食污泥。PLA在30°C下使用0.6 M NaOH预处理了48小时。结果显示，喂食PLA的消化器产生了4.25 L CH?·d?1的甲烷，而对照组为2.75 L CH?·d?1。PLA的完全降解通过消化物中不存在乳酸得到证实。这些发现表明，水解后的PLA完全转化为CH?，且没有影响长期AD的性能。此外，还进行了生命周期成本（LCC）分析，考虑了不同的PLA预处理方案（NaOH浓度在1 M到0.3 M之间，温度在90到30°C之间）。LCC分析显示，运营成本（OPEX），特别是NaOH消耗，显著影响经济可行性，而资本支出（CAPEX）的影响较小。总年化成本表明，由于额外的甲烷产量带来的收益与热化学预处理的成本相当，其中最有利的情况是使用0.3 M NaOH在90°C下进行预处理。在WWTPs中进行共消化可能是一种低成本、可行的处理消费后PLA废物的方法。这一策略表明，PLA的共消化可以在WWTPs中实施，且不会带来显著的额外成本，同时提高能源回收率。

**1. 引言**
像聚乳酸（PLA）这样的生物塑料已成为化石基聚合物的替代品，尤其是在一次性应用如包装和产品方面[1]。这些材料具有与传统塑料相似的特性，同时提供了额外的好处，包括减少碳足迹和扩展废物管理选项。尽管它们具有可再生来源和潜在的可生物降解性，但生物塑料融入真正的循环经济仍然有限[2]。实际上，大多数生物塑料与常规废物一起被丢弃，最终进入垃圾填埋场或焚烧设施[3]。这种处理方式导致材料和能源价值的完全损失，直接违背了欧盟废物框架指令中规定的循环经济和高效废物管理原则[4]。
为了改善生物塑料废物管理，目前正在研究不同的策略。一种有前景的方法是将消费后废物转化为高价值产品[5]。例如，消费后的PLA废物可以分解为纯乳酸，然后用于重新合成高质量的PLA。然而，含有有机物的废物的回收可能会受到影响，因为有机残留物的存在会干扰回收过程，降低回收材料的质量，并阻碍其有效利用。与此同时，其他废物管理系统越来越受到重视；厌氧消化（AD）因其最终产物——富含甲烷的沼气可以作为可再生能源用于发电和供热而受到重视[6]。
在污水处理厂（WWTPs）中，高有机含量废物的共消化（co-AD）变得越来越普遍。这种策略增加了甲烷产量，产生的能源可以用于满足工厂自身的能源需求或注入天然气网。多项全规模和实验研究表明，将污水污泥与高有机废物（如食物废物或农业工业副产品）进行厌氧共消化可以将甲烷产量提高30–70%[7]。这种方法有效地将废物管理与能源生产结合起来，有助于将当前的WWTPs转变为能源自给自足的基础设施，符合欧盟城市污水处理指令[8]的要求。在这种情况下，消费后的生物塑料残渣可以与其他底物一起作为额外的能源来源，从而支持沼气生成，并帮助WWTPs实现其能源效率目标。
最近的研究探索了将生物塑料与有机底物（如食物废物或WWTP污泥）结合的批次和连续模式共消化系统[9]。多项研究表明，某些生物塑料（特别是聚羟基烷酸酯和淀粉基聚合物）在中温和高温AD条件下的高生物降解性[10]。然而，由于物理化学性质的原因，像PLA这样的聚合物在标准AD条件下的降解有限[11]，[12]。鉴于这些限制，一些作者探索了使用物理、化学和酶法预处理来提高PLA的生物降解性[13]，[14]。在报道的预处理方法中，热碱处理被认为是提高PLA生物降解性的最有效策略[15]。该方法通常结合使用碱性物质（如KOH、NaOH或Ca(OH)?）和受控加热来加速聚合物水解。PLA是一种不溶于水的生物聚合物，具有部分结晶结构，这限制了微生物对其酯键的接触。这种不溶性限制了AD过程中的直接降解，因为酯键的水解是释放可代谢单体的限制步骤。热碱预处理可以断裂这些酯键，释放出比PLA更具生物可利用性的乳酸。
然而，关于热碱预处理的最佳操作条件，文献中仍没有共识。报道的研究在使用的参数上存在相当大的变异性，包括温度、碱类型和浓度、反应时间以及固液比。这种多样性使得结果之间的直接比较变得困难。例如，Vasmara等人[16]观察到，在35°C下使用4 M KOH处理48小时后，甲烷产量增加了理论潜力的90%。同样，Cazaudehore等人[13]在70°C下使用2.5% w/v Ca(OH)?处理48小时后，实现了73%的生物降解率。另一项研究Garcia-Depraect[17]表明，在37°C下使用1 M NaOH处理一周后，PLA的生物降解率提高了80%。此外，这些批次规模结果在连续规模系统中的适用性尚未得到充分评估。因此，关于在AD之前对PLA进行预处理以实现生物塑料价值化的技经分析仍然缺乏。
鉴于目前的限制，本研究旨在提供关于在典型厌氧消化器操作条件下通过co-AD回收热碱预处理PLA的技术和经济可行性的可靠和严谨的证据，从而支持其有效地整合到资源回收和循环经济策略中。为此，操作了两个连续实验室规模的厌氧消化器：一个喂食预处理过的PLA（0.6 M NaOH在30°C）和来自WWTP的混合污泥，另一个仅喂食混合污泥。评估了co-AD在甲烷产量、PLA生物降解性以及残留微塑料（MPs）和单体（乳酸）生成方面的表现。此外，本研究还评估了在WWTPs中实施热碱预处理的经济可行性。为此，设计了一个全规模预处理方案，以复制之前在实验室规模验证的操作条件[18]。进行了生命周期成本（LCC）分析，考虑了资本支出（CAPEX）、运营支出（OPEX）和总年化成本（TAC），以评估不同NaOH浓度（1 M–0.3 M）和温度（90–30°C）下预处理PLA的共消化。这种方法有助于确定适合大规模应用的配置，并帮助确定在WWTPs中共消化消费后PLA废物的可行性。

**2. 材料和方法**
**2.1. 底物表征**
**2.1.1. 生物塑料食品包装**
选择了食品级PLA薄膜作为参考材料，因为PLA是食品包装行业中使用最广泛的生物塑料，占全球生物塑料消费的最大份额。实验中使用的PLA薄膜由AIMPLAS（瓦伦西亚塑料技术研究所）提供。选择这种薄膜格式既反映了其商业重要性，也反映了其在城市废物流中生物塑料部分中的频繁出现[19]。PLA薄膜碎片被切割成2.5 × 2.5 cm的块进行后续处理。本研究中使用的PLA聚合物的主要特性总结在表1中。

**表1. PLA组成**
| 参数 | 单位 |
|------|------|
| 聚乳酸（C3H4O2） | n |
| 灰分% | TSS | 0.39 ± 0.09 |
| 碳% | TSS | 49.92 ± 0.09 |
| 氢% | TSS | 5.52 ± 0.03 |
| 氮% | TSS | 0.02 ± 0.01 |
| 氧% | TSS | 44.16 ± 0.08 |
| T-COD | g | COD·g?1 | TSS | 1.33 |
| SMYth | mL | CH4·g?1 | TSS | 465.5 |
| T-COD：总化学需氧量 |
| SMYth：理论特定甲烷产量 |

**2.1.2. WWTP污泥**
实验开始时，两个反应器都接种了来自瓦伦西亚一个城市WWTP的全规模厌氧消化器的污泥。此外，在操作阶段还使用了来自同一设施的混合污泥，其中三分之二是初级污泥，三分之一是二级污泥。它们的物理化学特性总结在表2中。

**表2. WWTP污泥特性。平均值 ± 标准差**
| 参数 | 单位 |
|------|------|
| 接种物 | 混合污泥 | T-COD | mg·L?1 | 11,525 ± 111 |
| 67 | S-COD | mg·L?1 | 344 ± 185 |
| 50 | TS | mg·L?1 | 825 | 1 ± 680 |
| 32 | 32,677 ± 313 |
| VS% | TS | 62 ± 164 | 6 ± 1 |
| TSS | mg·L?1 | 788 | 0 ± 106 |
| 130,080 | VSS% | TSS | 64 ± 166 | 5 |
| VFA | mg | CH3COOH·L?1 | 1020 ± 515 | 287 ± 568 |
| 碱度 | mg | CaCO3·L?1 | 1749 ± 280 | 1050 ± 306 |
| pH | 6.9 ± 0.15 | 5.5 ± 0.1 |
| T-N | mg | N·L?1 | 390 ± 425 | 50 ± 42 |
| NH4-N | mg | N·L?1 | 274 ± 33 | 10 ± 9 |
| SO4-S | mg | S·L?1 | 55 ± 109 | 6 ± 10 |
混合污泥中含有大量的初级污泥，这些污泥在重力浓缩器中停留时间较长并经历厌氧发酵。这一过程会产生挥发性脂肪酸（VFA），通常导致浓缩和部分发酵的初级污泥的pH值在5.0到6.0之间[20]。因此，混合物中初级污泥的主导地位解释了测得的pH值为5.5。在喂食消化器之前没有进行pH调整，这种初始酸度没有影响消化器的稳定性，因为反应器在整个实验期间保持了稳定的性能。

**2.2. PLA预处理的实验设置**
预处理在500 mL的反应瓶中进行，其中PLA薄膜以40 g·L?1的浓度浸入碱性溶液（0.6 M NaOH）中，以促进PLA的完全水解。瓶子放置在30°C的加热板上，并用磁力搅拌器连续搅拌以确保条件均匀。预处理持续时间为48小时。图1显示了热化学预处理的实验设计：

**图1. PLA预处理的实验设计。**

预处理结束后，收集样品以分析总悬浮固体（TSS）、可溶性化学需氧量（COD）和乳酸浓度，以验证PLA在引入厌氧消化器之前的完全水解。实验过程中持续监测pH值，尽管没有进行化学调整。预处理条件基于Lera等人的工作[18]选定。

**2.3. 实验室规模的连续厌氧共消化**
两个传统的厌氧消化器运行了175天。两个反应器都喂食了来自城市WWTP的混合污泥，TSS浓度为30 g·L?1（表2）。对照消化器仅接收混合污泥，而喂食PLA的消化器还额外添加了40 g·L?1的PLA水解溶液。混合污泥与PLA的流速比保持在体积基础上为4:1，使得进料的最终PLA浓度为8 g·L?1。操作条件总结在表3中。

**表3. 对照和喂食PLA消化器的操作条件**
| 参数 | 单位 |
|------|------|
| 对照消化器 | PLA喂食消化器 | 总消化器体积 | L | 14 | 14 |
| 反应（工作）体积 | L | 8 | 8 |
| HRT（SRT = HRT） | 天 | 25 | 20 |
| 总进料流量 | L·d?1 | 0.32 | 0.40 |
| 混合污泥流量 | L·d?1 | 0.32 | 0.32 |
| PLA流量 | L·d?1 | – | 0.08 |
| 进料COD | g·L?1 | 45.43 ± 3.8 | 46.98 ± 3.8 |
| 有机负荷率（OLR） | g·L?1·d?1 | 1.82 | 2.35 |
| 温度 | °C | 35 | 35 |
| pH | – | 6.5 – 7.5 | 6.5 – 7.5 |
由于额外添加了PLA，喂食PLA的消化器的总进料流量高于对照消化器（0.40 L·d?1 vs. 0.32 L·d?1），导致不同的固体停留时间（SRT）：喂食PLA的消化器为20天，对照消化器为25天。这种情况反映了全规模WWTPs中的常见操作条件，其中消化器通常过大，当引入额外的有机底物进行共消化时，SRT会降低。两种消化器之间的SRT差异（20天 vs. 25天）对于从城市废物污泥中产生甲烷的影响可以忽略不计。文献一致表明，一旦SRT值达到大约15–20天，甲烷产量就会稳定，进一步增加对沼气生成的影响很小[20]，[21]。
消化器的实验流程图如图2所示。两个消化器的总体积为14 L，工作体积为8 L。每个消化器都包含一个电阻加热器，以将温度保持在适温范围（35°C），以及一个鼓风机，用于将沼气从消化器顶部空间循环到底部。这种循环具有双重作用：促进内部水力混合和帮助从污泥中释放溶解的沼气。两个消化器都进行了密封处理，以防止沼气泄漏和空气进入，确保厌氧条件的稳定性。

**图2. 实验室规模消化器的布局。**
过程监测包括一个带有温度补偿的pH电极和一个氧化还原电位电极。两者都连接到一个Consort C861多参数分析仪（Consort，比利时）。使用ATEX认证的压力变送器（UNIK 5000，型号PTX 5072，GE Druck，英国；0–1.6 bar g，4–20 mA输出）监测压力。所有传感器信号通过PicoLog 1216数据记录仪（Pico Technology，英国）记录，该记录仪配备有16个电压输入通道（12位分辨率）。此外，监测系统还包括对沼气产量的连续测量。传感器和沼气体积计的数据通过数据采集系统记录。在整个反应器运行期间，pH值被持续监测，并保持在表3所示的目标范围内；然而，在实验期间没有进行pH值调整。进料和污泥提取通过泵、管道和阀门的网络来管理。在将PLA进料到消化器之前，水解后的PLA和污泥在1升的罐中混合。

2.4 分析方法
对进料流、消化后的污泥以及两个消化器产生的沼气样本进行了分析。使用有机物质降解的标准指标来评估控制和PLA进料消化器的性能，包括总固体（TS）、挥发性固体（VS）、TSS、挥发性悬浮固体（VSS）以及总COD和可溶性COD（T-COD和S-COD）。还监测了与过程稳定性和营养平衡相关的其他参数：VFA、碱度、总氮（T-N）、铵（NH?+-N）和硫酸盐（SO?2?）。这些参数每周监测一次，以评估有机负荷动态和消化效率，而甲烷产量则每天测量一次。所有分析都进行了两次重复实验。TS、VS、TSS、VSS、COD、T-N、NH4+-N和SO42?的测定按照标准方法[22]进行。VFA和碱度的测定采用了Moosbrugger等人[23]提出的滴定方法。该方法基于使用标准酸溶液（本例中为HCl）对样本进行两点滴定，滴定终点分别为pH 5.75和4.3。

沼气体积使用milligascounter（型号MGC-1 PVDF，Ritter Apparatebau GmbH，德国）进行监测，沼气组成（CH?、CO?、N?、H?）每天使用Agilent 8860 GC系统进行分析，该系统配备有两个色谱柱：一个Plot-Q柱（30 m × 0.32 mm × 10 μm）用于分离CO?和H2S；另一个Rt-Molvieve 5A柱（30 m × 0.32 mm × 30 μm）用于分离H2、O2、N2和CH4，使用热导率检测器（TCD）。载气为氩气，流速为2.5 mL min?1。烤箱在40°C下等温运行9.5分钟。

使用离子色谱法（Metrohm，883 Basic IC Plus）定期监测PLA进料消化器进水和出水流中可溶性部分的乳酸浓度。

2.5 COD质量平衡
COD质量平衡通过方程（1）来评估两个厌氧消化器的性能，并量化由于添加预处理PLA而增加的生物甲烷化率。该分析只能在准稳态条件下进行。这种平衡假设进入系统的COD要么被转化为甲烷，要么被浪费。鉴于高COD/SO?2?比率，被硫酸盐还原细菌消耗的COD部分可以忽略不计。如表2所示，硫酸盐浓度仅为96 mg/L，这需要最多192 mg/L的COD才能完全还原，不到进水中COD的0.5%。由于PLA仅供应给PLA进料消化器，因此在控制消化器的质量平衡中CODPLA项等于零。

方程（2）定义了生物甲烷化百分比：
(2)%Biomethanisation = CODCH4 / (CODMS + CODPLA)
其中：CODMS表示进入系统的混合污泥中的COD量，而CODPLA表示由热碱预处理PLA提供的额外COD。CODWS是从厌氧消化器中浪费的COD。相比之下，CODCH4表示最终转化为甲烷的COD。CODWS定义为未转化为甲烷而离开消化器的COD部分。这个术语将所有通过废物流排放的组分整合为一个参数，包括未降解的颗粒有机物、未转化的可溶性有机物（例如可溶性COD、剩余的VFA）以及过程中产生的微生物生物质，这些也都随废污泥一起被去除。

2.6 能量平衡
图3展示了基于先前实验室研究[18]的预处理系统的整体布局。系统包括PLA预处理罐、PLA供应单元以及相关的泵送和混合系统。泵送装置包括两个液压泵：一个用于以所需浓度供应NaOH溶液（50 wt%），另一个用于将PLA-污泥混合物从混合室输送到AD。

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图3. 全尺寸PLA预处理系统的示意图。预处理罐配备有混合系统，以保持NaOH和PLA的均匀混合，PLA通过料斗重力供应。添加PLA时，控制剂量以达到罐中的目标浓度（40 gTS·L?1）。罐子还装有夹套，热水在其中循环，以在整个过程中保持所需温度。本研究中评估的操作方案在NaOH浓度（1–0.3 M）和温度（90–30°C）上有所不同。

为了评估每个操作方案的净能量性能，进行了能量平衡。能量平衡仅考虑了在PLA和污泥共同管理系统中会实施的元素，与传统的混合污泥消化方案相比。这是因为两种方案共用的设备能耗是相同的。因此，考虑的设备包括进料泵、NaOH加药泵和预处理罐中的机械混合。泵的所需功率通过方程（3）计算：
(3)%Pg = qimp·ρ·g·L + Leq·f·V2D·2·g + L + Leq·f·V2D·2·g + Z1?Z2·ηpump
其中qimp是冲击体积流量（m3·s?1），L是管道长度（m），Leq是意外压力降的等效管道长度（m），f是摩擦系数，v是流速（m·s?1），D是管道直径（m），g是重力加速度（m·s?2），Z1 - Z2是高度差（m），ηpump是泵的效率。

根据Bolzonella等人[24]的定义，混合功率设为5 W/m3，他们指出厌氧消化器的混合功率输入的典型值为5–8 W/m3。最后，总能量回收（TER）通过方程（4）计算：
(4)TER = ?Qbiogas·ybiogasCH?·CVCH?·ηCHP·CODrem
其中Qbiogas是沼气流量（m3·d?1），ybiogasCH?是沼气中的甲烷比例，CVCH?是CH?的热值，ηCHP是CHP效率，CODrem是每天去除的COD（kgCODrem·d?1）。

能量消耗包括预处理过程中的温度控制（90–30°C）的热能、中温条件（35°C）下的AD维护以及泵、辅助系统和预处理过程中的机械搅拌所需的电能。潜在的能量回收是根据预处理PLA和WWTP污泥共消化过程中产生的沼气量估算的。沼气流量、甲烷含量和热值是根据实验室规模的消化器估算的。这些值用于计算可回收的能量。假设联合热电（CHP）配置的热效率和电力效率分别为35%和45%，与全尺寸性能一致[25]。能量平衡中没有考虑逃逸的CH4排放或溶解的CH4损失。尽管这些未受控制的排放可能发生，但它们在所有评估的方案中的影响相同，因此比较得出的结论仍然有效。

净能量需求（NED）定义为TER与预处理和AD操作期间的总能耗（TEC）之间的差值。结果以每千克从WWTP混合污泥中去除的COD（kWh·kgCODrem?1）表示。

2.7 成本分析
进行了LCC分析，以评估将热碱PLA预处理集成到全尺寸AD系统中的经济可行性。功能单位是每千克从WWTP混合污泥中去除的COD（kg CODrem?1），作为计算能源需求和相关成本的基础。在LCC框架内，TAC根据方程（5）计算了CAPEX和运营及运营支出（OPEX）：
(5)€TAC = €kgCODrem = r1 + rt1 + rt?1·CAPEX + OPEX
其中r是年折现率，t是折旧期（年）。LCC涵盖了建设和运营阶段：
●CAPEX包括预处理罐的建造，考虑到PLA流量和预处理时间（PrT），PLA料斗，管道（流速≤1.5 m·s?1）和泵送设备。折旧期为20年（土建工程）和10年（设备），折现率分别为3%和5%，符合废水和生物能源基础设施的标准工程经济实践[26]、[27]。这些假设与当前的技术经济评估方法[28]、[29]一致。
●OPEX包括电力、NaOH试剂（0.3–1 M，50% w/w）和甲烷的能量回收。评估了十二种方案，结合了NaOH浓度（0.3、0.6和1 M）和温度（30、50、70和90°C）。还考虑了设备更换（10年寿命）和土建工程的维护（作为CAPEX的百分比）。劳动力成本被排除在外，假设两个系统的操作人员相同。

2.8 敏感性分析
进行了局部敏感性分析，以量化关键模型参数在稳态条件下对TAC的影响。使用了经典的标准化敏感性系数[30]：
(6)Spjxi = Δxi / Δpj·pj,nomxi,nom
其中Δxi表示由参数pj的扰动Δpj引起的状态变量的变化，xi,nom和pj,nom表示它们的标称值。每个参数独立地扰动了±10%，同时保持其他参数不变。在这种公式下，敏感性系数简化为：
(7)Spjxi = Δxi / 0.2·xi
评估的参数包括电力成本、CHP电气效率、混合污泥的可生物降解性、氢氧化钠成本、预处理罐的建造成本、混合效率、WWTP的运行时间和设备更换间隔。标称参数值来自文献来源和先前的实验研究。

3. 结果与讨论
3.1 厌氧消化器的性能
图4显示了两个消化器在175天运行期间甲烷产量和进水中COD浓度的变化，突出了适应阶段、PLA添加开始和准稳态期。
在适应阶段（第1-36天），两个消化器的甲烷产量相似，平均约为2.7–3.0 L CH?·day?1。这一时期并不代表相对于SRT的生物适应，而是系统的运行稳定。控制消化器在启动时出现了一些小问题，特别是短暂的氧气侵入，暂时降低了甲烷产量，需要更多时间使甲烷生成活动恢复到稳定水平。一旦两个消化器的甲烷产量相当，就开始添加PLA。这确保了比较评估在相同且可靠的运行条件下进行。

在第36天开始添加PLA时（图4中用红色虚线标记），观察到两个消化器之间有明显的差异。PLA进料消化器的甲烷产量迅速且持续增加。这表明PLA作为额外的可生物降解碳源，刺激了甲烷生成活动。PLA进料消化器中增强的甲烷产量表明PLA水解产物（可能是乳酸）被有效降解并转化为甲烷，反映了厌氧微生物群落的适应性和韧性。

在过渡期（第36-130天），消化器的甲烷产量出现波动。这些变化主要归因于来自市政WWTP的混合污泥成分的变化。其性质，特别是总COD，在实验期间有所变化，影响了甲烷产量（见图3）。一旦达到准稳态期，波动显著减少，并保持在10%以下，确认了两个系统的运行稳定性。

在准稳态期（第130-175天，图4中用绿色阴影标记），PLA进料消化器的甲烷产量保持在4.25 L CH?·day?1，而控制消化器的甲烷产量为2.75 L CH?·day?1。这代表了由于添加PLA而增加的甲烷产量约为55%。两个消化器之间的甲烷产量差异（1.5 L CH?·day?1）与根据第2.3节描述的剂量添加PLA后预期的理论甲烷产量相符。这证实了供应给消化器的PLA部分在测试的运行条件下完全转化为甲烷。这种甲烷产量的增加可以显著改善WWTP的整体能量平衡，支持它们向能源自给自足的方向发展。这与新的欧盟城市污水处理指令（2024/3019）所倡导的趋势一致，该指令鼓励WWTP朝着能源中性方向发展。

当根据进水中COD标准化时（表3），控制消化器在准稳态期的甲烷产量为0.19 ± 0.03 L CH?·g COD?1，而PLA进料消化器的甲烷产量增加到0.23 ± 0.03 L CH?·g COD?1，表示PLA进料消化器的特定甲烷产量提高了21%。由于污泥中的甲烷产量可以认为是恒定的，这种改进反映了PLA的贡献。PLA相对于混合污泥具有更高的生物降解性和甲烷潜力，从而导致了更高的特定甲烷产量。因此，观察到的SMY增加是由于PLA本身较高的甲烷潜力。表4展示了在伪稳态期间产生的沼气及其组成。如表所示，两种消化器中的CH?和CO?含量相似。表4. 沼气产生和组成（平均值 ± 标准差）。参数单位对照消化器PLA喂养消化器沼气产生L·day?13.82 ± 0.025.74 ± 0.03CO?%28 ± 426 ± 3CH?%72 ± 374 ± 2为了评估与气体相关的参数是否有显著差异，比较了由平均值 ± 标准差定义的区间。沼气产生在处理之间显示出明显且显著的差异：对照消化器产生的沼气量为3.82 ± 0.02 L day?1，而PLA喂养消化器产生的沼气量为5.74 ± 0.03 L day?1。由于这些区间不重叠，仅基于描述性统计就可以认为沼气产量的增加具有统计学意义。相比之下，两种消化器中的CO?和CH?浓度范围有重叠。对照消化器中的CO?含量为28 ± 4%，PLA喂养消化器中的CO?含量为26 ± 3%，而CH?含量分别为72 ± 3%和74 ± 2%。这两种情况中的重叠表明，仅通过平均值和标准差评估时，沼气组成没有显著差异。总体而言，这些结果表明，添加PLA提高了沼气产量，而没有改变气体组成或影响过程稳定性。因此，如图3所示，PLA喂养消化器产生的甲烷量显著增加。表5展示了在伪稳态期间消化物的物理化学特性。表5. 伪稳态期间消化物的特性（平均值 ± 标准差）。参数单位对照消化器PLA喂养消化器T-CODmg·L?123,714 ± 74820,453 ± 1025S-CODmg·L?1426 ± 31530 ± 23TSmg·L?123,948 ± 50225,168 ± 1594VS% TS55 ± 246 ± 2TSSmg·L?122,195 ± 38019,510 ± 401VSS% TSS58 ± 258 ± 3VFAmg CH3COOH·L?1149 ± 81132 ± 114碱度mg CaCO3·L?11986 ± 5826012 ± 741pH7.1 ± 0.27.3 ± 0.2T-NmgN·L?1775 ± 7730 ± 2NH4-NmgN·L?1474 ± 7412 ± 1T-COD和S-COD：总化学需氧量和可溶性化学需氧量；TS：总固体；VS：总挥发性固体；TSS：总悬浮固体；VSS：挥发性悬浮固体；VFA：挥发性脂肪酸；T-N：总氮；NH4-N：铵。两种消化器之间的比较显示，只有部分参数基于它们的平均值和相关标准差显示出明显差异。S-COD、VS、TSS、碱度、T-N和NH4-N显示出显著差异，因为由平均值 ± 标准差定义的区间不重叠。相比之下，其余参数（T-COD、TS、VSS、VFA和pH）在消化器之间的区间有重叠，表明仅通过描述性统计无法推断出显著差异。PLA喂养消化器的T-COD（20,453 ± 1025 mg·L?1）低于对照消化器（23,714 ± 748 mg·L?1）。PLA喂养消化器的TS含量略高，而对照消化器的TSS含量较高，这表明PLA喂养系统中的溶解部分更多（24% vs 8%）。两种消化器中的S-COD浓度相似，表明PLA喂养消化器含有更高比例的溶解固体，但可生物降解的有机物量并未增加。这种情况可能与观察到的碳酸盐碱度增加有关。PLA喂养消化器的碱度显著更高（6012 ± 741 mg CaCO?·L?1），而对照消化器为1986 ± 582 mg CaCO?·L?1）。尽管PLA经过了NaOH的热碱预处理，但消化器中的钠浓度仍然较低，表明钠不是碱度增加的原因。相反，碱度的升高归因于预处理过程中残留的氢氧根离子（OH?），这些离子随后与消化过程中产生的CO?反应形成了碳酸氢盐（HCO??）。两种消化器都保持了中性pH（7.1–7.3）和稳定的甲烷产量，表明额外的缓冲能力没有影响过程性能。然而，较高的碱度在全规模应用时可能会产生影响，特别是在消化物管理和土壤应用方面。由于本研究的目的是评估PLA在厌氧条件下的生物降解情况，这些方面超出了当前工作的范围，但值得进一步研究。两种消化器中的VFA浓度较低（132–149 mg CH?COOH·L?1），表明参与酸生成和甲烷生成的微生物之间达到了稳定的平衡。AGV/ALK比率在两个系统中都低于0.1。在PLA喂养消化器的入口和出口处测定了乳酸（PLA在预处理步骤中水解的主要产物）的浓度。入口处含有8 g·L?1的乳酸，对应于添加到污水处理厂污泥中的水解PLA的量。然而，在出口处未检测到乳酸。这一缺失证实了水解的PLA在厌氧消化过程中完全生物降解。观察到的甲烷产量增加也证实了其消耗。最后，两种消化器中测得的MP浓度相似，未在PLA喂养消化器中检测到PLA的存在。图5展示了COD的质量平衡。在对照消化器中，进入的COD有49%存在于废弃污泥中，而51%转化为甲烷。相比之下，在PLA喂养消化器中，废弃的COD比例降至39%，而甲烷化的COD比例增加到61%。图5显示了对照和PLA喂养消化器中COD的百分比。PLA喂养消化器中甲烷化COD的较高比例反映了由于添加了水解的PLA而提高的甲烷产量。值得注意的是，生物甲烷化率的20%增加（从51%增加到61%）与进料流中PLA的比例完全一致。观察到的61%的生物甲烷化率与假设PLA完全降解的预期值一致。这表明添加PLA不会影响污泥部分的生物降解，因为其保持稳定。正如广泛报道的那样，由于难降解有机物和微生物生物量的比例较高，从污水污泥或动物粪便中去除COD本质上是有限的[31]，[32]。在PLA喂养和对照消化器中观察到的相似COD去除行为证实了污泥部分的表现符合预期，且PLA喂养消化器中产生的额外甲烷完全来自PLA的降解，而不是来自污泥COD去除的增强。PLA喂养消化器的T-COD（20,453 ± 1025 mg·L?1）低于对照消化器（23,714 ± 748 mg·L?1）。PLA喂养消化器的TS含量略高，而对照消化器的TSS含量较高，表明PLA喂养系统中的溶解部分更多（24% vs 8%）。两种消化器中的S-COD浓度相似，表明PLA喂养消化器含有更高比例的溶解固体，但可生物降解的有机物量并未增加。这种情况可能与观察到的碳酸盐碱度增加有关。PLA喂养消化器的碱度显著更高（6012 ± 741 mg CaCO?·L?1），而对照消化器为1986 ± 582 mg CaCO?·L?1）。尽管PLA经过了NaOH的热碱预处理，但消化器中的钠浓度仍然较低，表明钠不是碱度增加的原因。相反，碱度的升高归因于预处理过程中残留的氢氧根离子（OH?），这些离子随后与消化过程中产生的CO?反应形成了碳酸氢盐（HCO??）。两种消化器都保持了中性pH（7.1–7.3）和稳定的甲烷产量，表明额外的缓冲能力没有影响过程性能。尽管如此，较高的碱度在全规模应用时可能会产生影响，特别是在消化物管理和土壤应用方面。由于本研究的目的是评估PLA在厌氧条件下的生物降解情况，这些方面超出了当前工作的范围，但值得进一步研究。两种消化器中的VFA浓度较低（132–149 mg CH?COOH·L?1），表明参与酸生成和甲烷生成的微生物之间达到了稳定的平衡。图6展示了每个评估场景的热能和电能平衡中的TEC、TER和NED。缩短的PrT对应于在我们之前的研究[18]中确定的在给定氢氧化钠浓度和温度下完成PLA水解所需的最短时间，所有预处理试验都是在48小时的固定时间内进行的。在热能平衡中，每个条形图区分了预处理阶段所需的加热能量（黄色）和维持厌氧消化器操作温度所需的能量（灰色），以及通过CHP单元将甲烷转化为电能所回收的能量（红色）。所有PLA共消化场景的能耗相似（范围从0.549 kWh·kg CODrem?1到0.684 kWh·kg CODrem?1），除了0.3 M在90°C的场景，其中能耗增加到1.351 kWh·kg CODrem?1。这是由于该场景的温度较高和所需的PrT较长，这是由于氢氧化钠浓度较低。所有场景中废气中产生的能量几乎相同（?2.617 kWh·kg CODrem?1），因为甲烷产量相似。这部分能量足以抵消消化器和预处理罐的加热需求。NEDthermal值为负，证实系统产生的能量超过了其消耗的能量，净平衡范围从?1.287到?2.088 kWh·kg CODrem?1。另一方面，在电能平衡中，对照场景的电能回收较低（?1.293 kWh·kg CODrem?1），而PLA共消化场景的电能回收较高（?2.035 kWh·kg CODrem?1），这是由于甲烷产量较高。NEDelectrical值在所有PLA共消化场景中始终接近?2.014 kWh·kg CODrem?1。预处理之间的变化可以忽略不计，因为与泵送和混合相关的需求很小，且所有场景中的甲烷产量相似。因此，电能消耗仅占总能量需求的一小部分，大部分回收的电能可以在设施内其他地方使用。在能量平衡中最突出的是，在所有情况下，能量产生都远高于对照场景，TER提高了约57%。换句话说，PLA的预处理及其在厌氧消化中的后续共消化显著提高了整个过程的能量性能。能量消耗主要以热的形式存在，但这被废气中的热量和甲烷所抵消。从能量角度来看，所有场景提供了相似的结果，除了0.3 M在90°C的场景，该场景的废气能量产生略低。然而，由于这种能量通常不在污水处理厂回收，因此选择最佳场景将取决于其他标准，如资本支出（CAPEX）和化学消耗，这些将在下面计算。总之，这些发现证实了在所有评估条件下，该过程在能量上都是可行的，热优化是决定整体能量性能的关键因素。产生的能量盈余取决于所应用的预处理条件。预处理过程中的能量消耗由多个因素决定，其中PrT是关键参数，由氢氧化钠浓度和操作温度的组合决定。能量盈余始终超过过程需求，使得所有预处理场景都是可行的。3.4. 在污水处理厂规模上PLA共消化的经济可行性评估进行了LCC，考虑了CAPEX和OPEX（图7）及其对TAC的贡献（图8）。图7总结了每个评估场景中PLA在城市污水处理厂共消化所需的CAPEX和OPEX。如图所示，就CAPEX而言，最大份额分配给了民用基础设施（约92%），主要是PLA预处理罐。在这些组成部分中，预处理罐是唯一在不同场景中变化的元素，因为PrT决定了实现完全PLA水解所需的体积，这直接影响相关的资本成本。因此，场景1 M NaOH在90°C下所需的PrT最短（3小时），对应最低的CAPEX，而场景0.3 M NaOH在90°C下所需的PrT最长（48小时），具有最高的CAPEX。总体而言，不同场景之间的CAPEX变化范围从154,250到225,801欧元。另一方面，OPEX导致了场景之间的根本差异。PLA预处理所需的NaOH消耗是主导因素，而泵送和混合能量可以忽略不计。分析显示，低NaOH浓度（0.3 M）实现了最具竞争力的场景，OPEX约为?0.191 €·kgCODrem?1，由从甲烷中回收的电能平衡。相比之下，在所有1 M NaOH场景中，OPEX显著增加（0.069 €·kgCODrem?1），这是由于所需试剂量较多，电能回收的经济效益无法抵消这一成本。NaOH浓度越高，OPEX越高。与常规污泥消化相比，与电能回收相关的特定经济回报从每千克COD去除?0.194 €增加到每千克COD去除?0.305 €。这种变化反映了过程能量增值潜力的显著提高，尽管只有一个场景（0.3 M NaOH，90°C）的OPEX实际上与对照值相当。氢氧化钠的成本抵消了能量效益。PLA共消化与传统操作相比不会产生较高的额外成本，并且还能够处理消费后的PLA废物，否则这些废物将最终被填埋。通过产生绿色能量的过程处理废物流增强了环境可持续性，并增加了不应被忽视的价值。此外，与预处理相关的部分成本可以分配给生产者责任扩展（EPR）计划，在该计划下，生产者负责为其产生的废物负责管理。因此，即使在缺乏明显经济效益的情况下，对循环经济原则的贡献、废物的能源化利用以及与可持续性政策的契合也足以使这种方案被视为一个可行且环境有益的选择。下图显示了在所有考虑的情景中，城市污水处理厂（WWTP）共消化聚乳酸（PLA）所需的总处理成本（TAC）：图8表明，使用0.3 M NaOH的情景实现了最低的TAC值（-0.1872 €·kgCODrem?1）。而基于1 M NaOH的情景则呈现相反的趋势，由于化学消耗量增加，导致运营成本显著上升，从而使TAC变为正值。这意味着这些高浓度NaOH的情景在经济上不太有利。所有使用0.6 M NaOH的预处理情景相比使用1 M NaOH的情景都显示出明显的经济效益提升。然而，这种效益仍无法与90°C下使用0.3 M氢氧化钠的情景相媲美，后者提供了最有利的经济表现，并且能够与对照组情景（TAC = -0.1932 €·kgCODrem?1）竞争。PLA共消化的经济效益较为微薄，大部分被额外的化学成本所抵消。鉴于资本支出（CAPEX）的影响较小，该过程的财务表现将在很大程度上取决于电力和氢氧化钠价格的变化。

经济分析显示，在污水处理厂实施PLA共消化每年每立方米处理水的额外成本仅为0.0004欧元。虽然这一价格增加在工厂规模上几乎可以忽略不计，但它带来了显著的环境效益。因此，共消化过程不会带来高昂的额外成本，可以作为一种可行的消费后PLA废物管理方案。按处理的PLA数量标准化后，每吨处理成本为2.90欧元。相比之下，传统填埋消费后PLA残渣的成本要高得多，为每吨30欧元[33]。这些结果表明，共消化是一种比填埋更具成本效益的替代方案，可以将PLA管理成本降低一个数量级以上。这些结果为大规模实施PLA共消化的技术和经济可行性提供了有力的证据，突显了其在资源回收和循环经济中的潜在贡献。

重要的是，现有的污水处理厂基础设施，特别是厌氧消化器，似乎足够强大，可以容纳PLA而不影响其运营或经济可行性。利用现有设施是一种高效且快速的方式，以满足欧盟《2025/1892/EC废物框架指令》带来的日益增长的需求，该指令要求到2035年，城市废物中有不到10%进入填埋场。将污水处理厂转变为能够利用可生物降解废物（如PLA）的城市生物精炼厂，有助于实现循环经济目标，减少环境影响，并从原本会进入填埋场的废物中回收能源和资源。

除了明显的经济潜力外，通过厌氧共消化利用PLA还提供了一个应对关键环境挑战的机会。尽管PLA是一种广泛使用的生物塑料，但其填埋处理会导致持续的塑料污染，并浪费其作为可再生能源的潜力。共消化通过将PLA转化为甲烷，使其避免进入填埋场，从而支持资源回收并减少环境足迹。PLA共消化的经济和环境效益表明，这是一种双赢的方法：它几乎以零成本处理生物塑料残渣，通过提供额外的有机底物来提高污水处理厂的能源回收率，并降低填埋处理的环境负担。根据EPR（ Extended Producer Responsibility）方案，管理成本将由生产者承担，使工厂能够收取回收费用，进一步提高净经济效益。

图9显示了每个参数Spjxi的敏感性。由于系统作为净电力生产者运行，电价上涨会更多地增加电力出口收入，而不是内部消耗成本。这导致技术接受成本（TAC）降低。同样，更高的热电联产（CHP）电力效率通过增加沼气转化为电能的数量来改善净能量平衡并降低运营成本。混合污泥的生物降解性也显示出类似的趋势：更高的生物降解性提高了甲烷产量，从而改善了能源回收并降低了TAC。

相比之下，NaOH成本表现出正敏感性，这是预期之中的，因为这种消耗性试剂的价格直接影响运营支出。尽管其影响相对于能源相关参数来说较小，但在试剂需求高或价格波动较大的情景中，NaOH仍然是一个重要的成本组成部分。敏感性分析揭示了对TAC影响程度的明确层次：电价 > 热电联产电力效率 > 污泥生物降解性 > NaOH价格 ? 其他参数。与能源相关的参数主导了系统的经济表现。相反，与资本支出（预处理罐的建设成本）、长期摊销（污水处理厂运行时间、设备更换间隔）或辅助能源需求（混合效率）相关的参数影响微乎其微。它们对TAC的贡献在考虑的±10%变化范围内仍然很小。

热碱预处理后的PLA共消化使甲烷产量增加了54%，这归因于PLA的完全降解，这一点通过消化物中不存在乳酸和与PLA相关的微生物聚合物（MPs）得到了证实。生物甲烷化效率从对照消化器的51%提高到了PLA进料消化器的61%，相对增加了20%，这与PLA提供的额外COD量相匹配。污泥部分的生物降解性能没有改善。两种消化器中相似的COD去除量表明，增加的甲烷产量完全来自PLA的降解，而不是污泥生物降解性的提高。PLA预处理的能量回收（TEC）通过现场甲烷和废气联合发电得到了补偿，使得净能量需求（NED）为负值。NaOH浓度被认为是生命周期成本（LCC）中的关键运营成本（OPEX）参数，而资本支出（CAPEX）对TAC的影响最小。从PLA生物甲烷化中回收的能量弥补了氢氧化钠的消耗，在0.3 M NaOH和90°C的条件下实现了最佳性能。

PLA共消化在最佳预处理条件下是一种技术上可行的策略，几乎不增加额外成本。敏感性分析表明，系统的经济表现主要受能源相关参数的影响。电价和热电联产电力效率是最有影响力的因素，其次是污泥生物降解性。这些结果强调，在扩大系统规模时需要考虑的策略包括提高能源转换效率、最大化净电力产量以及确保有利的电力市场条件或供应合同。尽管影响较小，NaOH价格仍对运营成本有重要贡献，特别是在试剂消耗量大的情景中应予以考虑。

作者贡献声明：
M. Lera：撰写——原始草稿、可视化、方法论、调查、形式分析、数据整理、概念化。
M. Santonja：撰写——原始草稿、方法论、调查。
A. Jiménez-Benítez：撰写——审阅与编辑、验证、监督、方法论、形式分析。
B. Taroncher：方法论、调查。
J. Serralta：撰写——审阅与编辑、验证、监督、项目管理、资金获取、概念化。
N. Martí：撰写——审阅与编辑、验证、监督、项目管理、资金获取、概念化。

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