隨著城市化進(jìn)程加快, 市政污水處理廠建設(shè)規(guī)模不斷擴大, 產(chǎn)生了越來越多剩余污泥需要合理處理與處置問題.厭氧消化處理剩余污泥, 不僅能有效緩解污泥填埋場地限制問題, 而且通過回收厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的CH4可以實現(xiàn)對污泥蘊含能量的利用.污水處理廠剩余污泥具有高含水率、高熱值和有機質(zhì)豐富等特點, 理論上可以作為厭氧代謝過程理想底物.但實際應(yīng)用中, 受制于各種因素影響, 剩余污泥高效厭氧發(fā)酵往往難以實現(xiàn).如何提高污泥厭氧消化效率, 對于解決污泥問題意義重大.
以CO2和H2為代謝底物的嗜氫型產(chǎn)甲烷是厭氧過程的重要組成, 該代謝和產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸過程密切耦合.發(fā)酵細(xì)菌和產(chǎn)甲烷菌形成的“互營”產(chǎn)CH4過程關(guān)鍵環(huán)節(jié)在于種間電子傳遞, 種間H2傳遞被視為該過程主要電子傳遞方式.最新研究表明, 互營氧化產(chǎn)甲烷過程也存在種間直接電子傳遞(direct interspecies electron transfer, DIET), 相比于種間H2傳遞, DIET對底物和中間代謝產(chǎn)物的利用更加穩(wěn)定和快速.通過DIET途徑, 產(chǎn)甲烷菌能夠利用H+、e-和CO2直接產(chǎn)CH4, 從而克服種間H2傳遞過程存在的缺點.向厭氧消化系統(tǒng)中投加碳基和金屬納米材料可以強化發(fā)酵細(xì)菌和產(chǎn)甲烷菌之間的DIET, 顆�；钚蕴�(granular activated carbon, GAC)是研究最多的碳基材料, 納米金屬氧化物材料主要為納米磁鐵礦和納米氧化鋅等.目前, 大多數(shù)研究集中在單一材料對產(chǎn)CH4過程的影響, 多種材料的組合作用研究相對較少.
本實驗即是針對剩余污泥厭氧消化效率普遍較低問題, 通過投加GAC和MnO2的方式, 以期利用DIET途徑改善剩余污泥厭氧消化系統(tǒng)效能, 研究投加物對污泥厭氧消化系統(tǒng)揮發(fā)性脂肪酸(volatile fatty acids, VFAs)、產(chǎn)CH4效果和微生物活性(包括輔酶F420、細(xì)胞色素C、電子傳遞活性)等的影響, 并分析系統(tǒng)微生物群落結(jié)構(gòu)變化特征, 以期為使用碳基和金屬氧化物材料強化剩余污泥厭氧消化過程的實際應(yīng)用提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支撐.
1 材料與方法
1.1 接種污泥與剩余污泥
接種污泥厭氧顆粒污泥取自實驗室強化循環(huán)厭氧反應(yīng)器(strengthen circulation anaerobic reactor, SCAR), 污泥粒徑范圍為0.6~1.4 mm;剩余污泥(脫水后泥餅, 含水率約為60%)取自上海市松江區(qū)污水處理廠.
將剩余污泥泥餅于60℃低溫干燥24 h后, 用粉碎機粉碎過篩, 制得粒徑<1 mm的污泥粉末, 根據(jù)需求配制所需濃度泥漿.接種污泥和剩余污泥基本性質(zhì)如表 1所示.
表 1 接種污泥和剩余污泥基本性質(zhì)
1.2 材料制備
本實驗棒狀納米MnO2采用Wang等的方法制備：稱取0.61 g KMnO4溶于78.7 mL的去離子水中, 再加入1.3 mL的HCl(37%);充分溶解后, 將混合溶液轉(zhuǎn)移至100 mL反應(yīng)釜內(nèi), 在140℃的條件下熱處理12 h;待混合液冷卻至室溫后, 用定量濾紙進(jìn)行過濾, 并用去離子水和無水乙醇各清洗3次, 之后在60℃的鼓風(fēng)干燥箱烘干24 h;使用馬弗爐對干燥樣品進(jìn)行煅燒處理, 煅燒溫度自室溫以1℃·min-1的速率升高至500℃, 并在該溫度下保持3 h, 得到的固體顆粒即為α晶型的棒狀納米MnO2.
本實驗GAC材料購買自國藥集團(tuán), GAC的詳細(xì)特征見表 2.
表 2 GAC的特征
1.3 實驗裝置與運行
本實驗反應(yīng)器為有效容積250 mL的玻璃瓶, 頂端設(shè)有取樣口和出氣口各1個, 出氣口連接氣體收集袋.接種污泥和剩余污泥按照體積比1 :4的比例接種到反應(yīng)器內(nèi), 實驗設(shè)置4組, 每組3個平行樣, 其中包括空白組(R0)和實驗組[GAC(R1)、MnO2(R2)和GAC/MnO2(R3)];各反應(yīng)器材料具體添加量見表 3.用0.1 mol·L-1的NaOH調(diào)節(jié)反應(yīng)器內(nèi)pH為6.8~7.2, 并用N2吹脫30 min后密封置于轉(zhuǎn)速130 r·min-1、溫度為(37±1)℃的恒溫振蕩器中運行.每隔2 d取樣測定, 共運行28 d.
表 3 各反應(yīng)器內(nèi)材料添加情況
1.4 分析項目及方法
1.4.1 基本指標(biāo)
MLSS和MLVSS的測定采用標(biāo)準(zhǔn)方法;用排水法測定產(chǎn)氣總量和CH4產(chǎn)量, 測CH4體積之前, 以酚酞為指示劑, 用2 mol·L-1的NaOH吸收酸性氣體(如CO2);CH4和CO2采用氣相色譜(Techcomp GC 7900)法測定;揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)采用氣相色譜(GC-2010 Pro)法測定, 測定前樣品用0.45 μm濾膜過濾并用甲酸(3%)酸化;多糖采用蒽酮-硫酸法測定, 蛋白質(zhì)采用BCA法測定;細(xì)胞色素C(Cyt C)和輔酶F420采用熒光分光光度法測量;錳離子含量采用原子發(fā)射光譜法測量.
1.4.2 電子傳遞活性(INT-ETS)
采用碘硝基氯化四氮唑藍(lán)(INT)法測定微生物電子傳遞活性(INT-ETS)：取0.5 mL混合污泥于10 mL離心管中, 加入0.1 mL 0.2% INT溶液, 在黑暗條件下于搖床反應(yīng)30 min(150 r·min-1, 37℃), 結(jié)束后加入1 mL 37%甲醛溶液停止該反應(yīng), 8 000 g轉(zhuǎn)速下離心5 min, 棄去上清液, 加5 mL甲醇在搖床中反應(yīng)10 min(150 r·min-1, 37℃), 在8 000 g轉(zhuǎn)速下離心5 min, 最后取上清液于485 nm波長處測得其吸光度.沉淀物烘干(105℃)至恒重.
計算公式：
式中, Ai和A0分別代表實驗組和空白組在485 nm處的吸光度, Wi和W0分別代表實驗組和空白組的質(zhì)量.
1.5 DNA提取與高通量測序
本實驗采用高通量測序技術(shù)對污泥樣品進(jìn)行微生物群落分析.污泥樣品用磷酸緩沖溶液溶液清洗2次, 然后在8 000 g轉(zhuǎn)速下離心15 min(4℃), 使用DNA萃取試劑盒(Bioteke Corporation, Beijing, China)提取DNA.分別采用(Arch340F/Arch806R)和(338F/806R)引物對古菌和細(xì)菌的16S rRNA進(jìn)行PCR擴增.經(jīng)過純化和量化處理后, 委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進(jìn)行測序分析.
2 結(jié)果與討論
2.1 投加GAC、MnO2和GAC/MnO2對產(chǎn)氣量的影響
GAC和MnO2對厭氧系統(tǒng)產(chǎn)CH4效果影響見圖 1, 其分別反映R0、R1、R2和R3的CH4和CO2累計產(chǎn)生量以及產(chǎn)CH4速率隨時間變化情況.
圖 1 剩余污泥厭氧消化過程累計CH4、CO2氣體產(chǎn)生量和產(chǎn)CH4速率
由圖 1(a)可見, 前14 d, R1的CH4產(chǎn)量與R0無明顯差別, R3的CH4產(chǎn)量提高了18.42%(第6 d);14 d后, R1的CH4產(chǎn)量逐漸高于R0;運行至28 d, 與R0相比, R1和R3的總CH4累積量分別提高了6.15%和3.99%, R2的CH4產(chǎn)量降低了21.25%.圖 1(b)中, 第28 d, 與R0相比, R1和R2的CO2累積產(chǎn)量分別增加了7.14%和1.32%, R3降低了1.06%.在圖 1(c)中, 與R0相比, R1和R3的產(chǎn)CH4速率分別提高了68.18%(第26 d)和51.35%(第4 d), 而R2的產(chǎn)CH4速率基本上均低于R0.
結(jié)果表明, 單純投加GAC和MnO2, 前者促進(jìn)了剩余污泥厭氧消化過程, 但也增加了系統(tǒng)CO2產(chǎn)量, 后者降低了厭氧系統(tǒng)的產(chǎn)CH4效率;聯(lián)合投加GAC/MnO2, 可以緩解單獨投加MnO2對剩余污泥厭氧消化過程的抑制作用, 而且一定時間內(nèi)(前14 d)對剩余污泥厭氧消化過程的促進(jìn)效果優(yōu)于單純投加GAC.投加GAC可以促進(jìn)嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌的代謝, 同時增加CO2的生成, Ryue等在探究GAC對食品垃圾厭氧消化影響中也得到相同結(jié)論.Tian等以葡萄糖為底物, 研究納米MnO2對厭氧系統(tǒng)產(chǎn)CH4效能的影響, 發(fā)現(xiàn)通過Mn4+/Mn2+氧化還原過程釋放的電子可以促進(jìn)嗜氫產(chǎn)甲烷菌將CO2還原成CH4, 從而強化厭氧消化過程, 而本實驗結(jié)果與此恰恰相反;這可能歸咎于剩余污泥組分相對復(fù)雜, Mn2+與剩余污泥中的無機鹽離子(如磷酸鹽)反應(yīng)生成沉淀, 導(dǎo)致MnO2催化性能失活, 生成的錳鹽沉淀物堵塞了厭氧顆粒污泥代謝通道, 阻隔了產(chǎn)甲烷菌對酸性發(fā)酵產(chǎn)物的充分利用, 從而降低了產(chǎn)CH4效率.投加GAC/MnO2, GAC對錳鹽沉淀物具有良好吸附作用, 可以減緩錳鹽沉淀物對厭氧產(chǎn)CH4代謝通道的阻塞, 同時GAC在MnO2、厭氧微生物和剩余污泥之間具有橋梁作用, 其優(yōu)良導(dǎo)電性促使Mn4+/Mn2+氧化還原過程產(chǎn)生的電子在酸性發(fā)酵過程和CO2還原成CH4中得以利用, 因此R3的累計產(chǎn)CH4量高于R0和R2, 同時累計CO2產(chǎn)量最低.
2.2 投加GAC、MnO2和GAC/MnO2對VFAs、蛋白質(zhì)和多糖的影響
2.2.1 對VFAs的影響
VFAs是厭氧消化過程主要中間代謝產(chǎn)物, 其產(chǎn)生與消耗速率可以用來評價厭氧消化效率[15];圖 2為實驗期間各組反應(yīng)器內(nèi)VFAs(包括乙酸、丙酸、丁酸和戊酸)的變化情況.
圖 2 剩余污泥厭氧消化過程各組反應(yīng)器VFAs的變化
圖 2中, R0、R1、R2和R3反應(yīng)器VFAs濃度在8~10 d時達(dá)到最高, 實驗后期VFAs濃度均降至100 mg·L-1左右.各組反應(yīng)器VFAs在第2 d丁酸含量均較高, 第4 d丁酸含量降低, 而后至第14 d丁酸含量均較高.丁酸在系統(tǒng)內(nèi)出現(xiàn)積累是厭氧產(chǎn)CH4受抑制的一個表征, 各組反應(yīng)器在前4 d產(chǎn)生的丁酸均被較快降解, 表明系統(tǒng)存在有效的嗜氫產(chǎn)甲烷過程;6~12 d出現(xiàn)的丁酸積累意味著嗜氫產(chǎn)甲烷過程的受抑制, 14 d后隨著代謝底物的消耗和有機酸生成速度的減弱, 反應(yīng)器內(nèi)各類有機酸含量逐漸降低.另外, R1、R2和R3的VFAs濃度在前10 d均高于R0, 單獨或者聯(lián)合投加GAC和MnO2可能對酸性發(fā)酵過程的電子轉(zhuǎn)移有促進(jìn)作用, 同時GAC和GAC/MnO2促進(jìn)了產(chǎn)CH4過程和提高酸化效率.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
2.2.2 對蛋白質(zhì)和多糖的影響
蛋白質(zhì)和多糖是剩余污泥重要有機物, 作為厭氧消化的代謝基質(zhì), 其濃度變化可以間接反映厭氧消化速率[17, 18].圖 3為各組反應(yīng)器蛋白質(zhì)和多糖的濃度變化情況.
圖 3 剩余污泥厭氧消化過程中蛋白質(zhì)和多糖濃度變化
由圖 3可見, R0、R1、R2和R3的多糖濃度有著近似的變化趨勢, 在第4 d濃度最高, 而后出現(xiàn)不同程度的波動, 但整體呈下降趨勢;R0和R2蛋白質(zhì)濃度逐漸升高, 第22 d達(dá)到峰值, R3蛋白質(zhì)濃度第4 d最高, 第8 d降到最低, 隨后又逐漸升高.R1和R3中蛋白質(zhì)和多糖濃度均低于R0, 尤其R1中蛋白質(zhì)和多糖濃度均有大幅度降低, 相反R2的蛋白質(zhì)和多糖濃度基本上均高于R0.投加GAC和GAC/MnO2均加速了系統(tǒng)的厭氧消化過程, 相較于R0, R1和R3多糖和蛋白質(zhì)作為代謝底物被更多降解, 濃度也更低;R2由于產(chǎn)CH4過程受到抑制, 導(dǎo)致其蛋白質(zhì)和多糖濃度高于R1和R3.
2.3 投加GAC、MnO2和GAC/MnO2對微生物活性的影響
Cyt C是參與電子傳遞過程的氧化還原蛋白, 與厭氧污泥的微生物活性有關(guān), 互營微生物可以通過Cyt C直接傳遞電子.輔酶F420是產(chǎn)CH4過程的關(guān)鍵輔酶;有關(guān)研究表明CH4的產(chǎn)生與INT-ETS活性呈正相關(guān).為研究投加物對微生物活性影響, 分別測定第14 d和28 d各組反應(yīng)器Cyt C濃度、INT-ETS活性和輔酶F420含量, 具體見圖 4.
由圖 4可見, 第14 d R3的Cyt C濃度為38.21 nmol·L-1, 遠(yuǎn)高于R0, R1的Cyt C濃度也高于R0, 而R2的Cyt C濃度小于R1和R3, 略高于R0, 這表明GAC和GAC/MnO2的投加明顯促進(jìn)了Cyt C的產(chǎn)生.單純投加MnO2, 雖然R2的CH4產(chǎn)量和速率均低于R0, 但R2強化酸性發(fā)酵, 因此R2的Cyt C高于R0.第28 d, 代謝底物匱乏, R1、R2和R3的Cyt C濃度均低于R0.
圖 4 投加不同材料對INT-ETS、輔酶F420和Cyt C的影響
第14 d, 與R0相比, R1、R2和R3的INT-ETS活性和輔酶F420含量均有所增加, 其中R3的INT-ETS活性和輔酶F420含量分別是R0的1.6倍和2.3倍, GAC和MnO2能提高微生物的INT-ETS活性和產(chǎn)甲烷菌關(guān)鍵酶的含量.第28 d, R1、R2和R3的INT-ETS活性和輔酶F420含量均低于R0, 其中R1、R2和R3的INT-ETS活性分別降低了16.05%、31.35%和30.67%;產(chǎn)生此現(xiàn)象的原因與Cyt C相同.對應(yīng)的R1、R2和R3的產(chǎn)CH4效率均在14 d之前較高, 而在14 d之后CH4產(chǎn)量增長緩慢.總之, 在底物充分和后續(xù)代謝正常進(jìn)行條件下, 投加GAC、MnO2和GAC/MnO2均可以提高微生物活性.
2.4 投加MnO2、GAC/MnO2系統(tǒng)錳離子和磷酸鹽的變化
為進(jìn)一步探究GAC和MnO2影響剩余污泥厭氧消化作用機制, 實驗期間監(jiān)測了R2和R3反應(yīng)器游離錳離子和磷酸鹽的含量, 具體見圖 5.
圖 5 厭氧消化過程中錳離子和磷酸鹽的釋放
由圖 5(a)可見, R2和R3的錳離子濃度變化趨勢相同, 在2 d內(nèi)迅速增加, 第4 d達(dá)到最大, 之后迅速下降. 14 d后錳離子含量低于1 mg·L-1, 并一直維持在較低水平, 對應(yīng)的R2和R3的產(chǎn)CH4效率也是在第14 d后開始下降.系統(tǒng)錳離子濃度逐步下降可能有以下3種途徑：①隨著酸性發(fā)酵的減弱, 系統(tǒng)pH升高, 抑制了MnO2向Mn2+轉(zhuǎn)化;②錳離子與污泥釋放的磷酸鹽反應(yīng)生成磷酸錳沉淀;③錳離子被活性污泥或GAC吸附.圖 5(b)中, R2和R3磷酸鹽含量逐漸升高, 厭氧發(fā)酵過程剩余污泥儲存的磷不斷釋放, 錳離子與之結(jié)合生成磷酸錳沉淀;R3的錳離子濃度始終低于R2, 符合GAC吸附錳離子的假設(shè).
MnO2是一種半導(dǎo)體, 與一些導(dǎo)電性好的材料共同作用, 可以強化污泥活性[24].GAC作為互營細(xì)菌和產(chǎn)甲烷菌之間的電子傳遞介質(zhì), 不僅可以促進(jìn)功能菌的富集, 還可以促進(jìn)DIET代謝途徑[25].具有良好導(dǎo)電性和吸附性的GAC與作為“催化劑”的MnO2共同作用, 不僅緩解了磷酸錳沉淀對產(chǎn)CH4代謝通道的阻塞, 還克服了MnO2導(dǎo)電性弱的缺點, 與單純投加GAC或MnO2相比, 聯(lián)合投加GAC/MnO2的電子傳遞活性有了較大提高, 它們共同作用提高了剩余污泥厭氧消化效率.
基于顆粒污泥內(nèi)部孔道可能被磷酸錳沉淀堵塞的推測, 對污泥樣品進(jìn)行SEM分析.R0厭氧顆粒污泥的表面呈現(xiàn)多孔、多層結(jié)構(gòu), 可以觀察到清晰的通道孔結(jié)構(gòu)[圖 6(a)和6(b)], 而R2中幾乎沒有觀察到通道[圖 6(c)];R3中盡管有些通道被堵塞, 但其表面仍存在三維多孔結(jié)構(gòu)[圖 6(d)].說明GAC可以將磷酸鹽和錳離子或者生成的磷酸錳沉淀吸附固定, 從而緩解磷酸錳沉淀的產(chǎn)生, 減緩厭氧顆粒污泥的代謝孔道被堵塞.
圖 6 厭氧顆粒污泥的SEM圖像
2.5 厭氧消化污泥的微生物群落分析
為了探究投加GAC和MnO2對反應(yīng)器中微生物群落的影響, 采用高通量測序技術(shù)對各反應(yīng)器中厭氧污泥微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行了分析, 具體見圖 7.
圖 7 反應(yīng)器污泥中微生物細(xì)菌和古菌在門和屬水平的相對豐度
在細(xì)菌門水平分布中, 主要有Firmicutes、Bacteroidetes、Actinobacteria和Chloroflexi等優(yōu)勢菌, 其中Firmicutes門占絕對優(yōu)勢地位, 在4個樣品中的豐度均超過31%[圖 7(a)].加入GAC和MnO2, 這些細(xì)菌始終保持優(yōu)勢地位, 但是其相對豐度有所改變.進(jìn)一步地分析細(xì)菌的屬水平[圖 7(b)], R0的優(yōu)勢菌主要有Petrimonas(7.18%)和Syntrophomonas(7.03%), R2和R3的優(yōu)勢菌有所改變, Bacillus和Syntrophomonas是R2的優(yōu)勢菌, 相對豐度分別為14.69%和10.09%, R3的優(yōu)勢菌為Fonticella(13.67%)和Syntrophomonas(9.76%).Petrimonas是中溫發(fā)酵微生物, 能夠?qū)?fù)雜的有機物轉(zhuǎn)化為乙酸[26].Syntrophomonas是利用丁酸的典型產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸細(xì)菌, 可以將丁酸轉(zhuǎn)化為乙酸, 為嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌提供代謝底物.實驗中丁酸的大量產(chǎn)生可能是刺激Syntrophomonas富集的原因之一, 同時Syntrophomonas的富集會促進(jìn)乙酸的積累和嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌Methanosaeta的生長.電活性微生物Geobacter在R0中的相對豐度僅為0.13%, 加入GAC和MnO2后, R1、R2和R3的相對豐度均有所增加.
在古菌門水平分布中, R0的優(yōu)勢菌為Euryarchaeota(64.68%), Euryarchaeota門在R1、R2和R3的相對豐度有大幅度的增加, 分別為95.35%、85.11%和92.77%[圖 7(c)], 產(chǎn)甲烷菌屬于Euryarchaeota門, GAC和MnO2促進(jìn)了產(chǎn)甲烷菌的富集.古菌的屬水平分布如圖 7(d)所示, R0的優(yōu)勢菌屬是Methanobacterium(60.37%), 在GAC和MnO2存在的條件下, 實驗組的優(yōu)勢菌屬發(fā)生了改變, Methanobacterium和Methanosaeta成為了R1、R2和R3的優(yōu)勢菌屬, 其中Methanosaeta在R1、R2和R3的相對豐度從2.31%(R0)分別增加為47.04%、20.83%和31.69%.R2和R3中的Methanobacterium的相對豐度有所增加, 分別為69.81%和61.52%, Methanobacterium在R1中的相對豐度下降為34.65%.Methanobacterium是一種典型嗜氫產(chǎn)甲烷菌, 可以利用H2還原CO2產(chǎn)CH4, 在維持厭氧系統(tǒng)氫分壓方面發(fā)揮著重要作用[27].Methanosaeta屬于典型嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌[28], 能夠?qū)捬醮x中間產(chǎn)物乙酸轉(zhuǎn)化為CH4.投加GAC和MnO2促進(jìn)了乙酸的轉(zhuǎn)化和CO2的還原, 提高了產(chǎn)CH4效率, 降低了CO2產(chǎn)量.另外, GAC和MnO2促進(jìn)了水解酸化, 生成的乙酸可以被富集的嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌Methanosaeta利用.同時, 產(chǎn)甲烷菌Methanosaeta不僅可以利用乙酸生成CH4, 也可以通過DIET途徑產(chǎn)CH4[29].大量的研究都證實GAC的導(dǎo)電性可以促進(jìn)CH4的產(chǎn)生.在GAC體系中, Methanobacterium菌的豐度低于GAC/MnO2, 這表明嗜氫產(chǎn)甲烷菌豐度的增加是由MnO2的存在引起的.Geobacter是目前發(fā)現(xiàn)具有胞外電子傳遞能力的菌屬, 也是能夠與產(chǎn)甲烷菌通過DIET互營代謝合作的細(xì)菌之一.有研究發(fā)現(xiàn)Geobacter可以在GAC孔隙中富集, Methanosaeta在GAC表面富集, GAC可以作為Geobacter和Methanosaeta之間的電子連接促進(jìn)污泥降解和CH4產(chǎn)量[31];這與R1和R3具有更高產(chǎn)CH4效率相一致.
3 結(jié)論
(1) 投加GAC、MnO2和GAC/MnO2, 對剩余污泥厭氧消化系統(tǒng)的產(chǎn)酸發(fā)酵過程均有促進(jìn)作用, 但是對系統(tǒng)產(chǎn)CH4影響不同, 其中投加GAC和GAC/MnO2對系統(tǒng)產(chǎn)CH4過程起到促進(jìn)作用, 而單獨投加MnO2對系統(tǒng)產(chǎn)CH4有抑制作用.
(2) GAC良好的導(dǎo)電性和Mn4+/Mn2+轉(zhuǎn)換的催化劑作用, 提高了酸性發(fā)酵和產(chǎn)CH4過程的種間電子傳遞.但是單獨投加MnO2時, 剩余污泥釋放的磷酸鹽和Mn2+生成沉淀堵塞了厭氧顆粒污泥代謝通道, 造成對系統(tǒng)產(chǎn)CH4代謝的抑制.
(3) 投加GAC和MnO2促進(jìn)乙酸菌Syntrophomonas和產(chǎn)甲烷菌Methanobacterium富集, 進(jìn)而可以改善細(xì)菌和產(chǎn)甲烷菌之間直接或間接的種間電子傳遞, 提高系統(tǒng)厭氧消化效率.(來源：國家環(huán)境保護(hù)紡織工業(yè)污染防治工程技術(shù)中心 作者：楊波)
