Waste-grown algae have widely varyi

Waste-grown algae have widely varying lipid contents, and the technologies for lipid extraction are still under development (Woertz et al., 2009). Thus, anaerobic digestion is likely to be the near-term, appropriate use of algae biomass at wastewater treatment plants. However, algae typically yield less methane than wastewater sludge (∼0.3 vs. 0.4 L CH4/g volatile solids introduced). Ammonia toxicity and recalcitrant cell walls are commonly cited causes of the lower yields. Ammonia toxicity might be counteracted by co-digesting algae with high-carbon organic wastes. Carbon-rich feedstocks that are available near major wastewater pond systems include primary and secondary municipal sludge, sorted municipal organic solid waste, waste fats–oils greases (FOGs), food industry waste, waste paper, and various agricultural residues. Acclimation of the digester microbial community to algae digestion may also improve the yield.
Microalgae have two major advantages over higher plants with respect to biofuels production. First, biomass productivities are significantly greater for microalgae, with productivities projected at about 70 metric tons per hectare-year of ash-free dry weight (i.e. organic matter) in specialized growth reactors, such as high rate ponds (Sheehan et al. 1998). This productivity compares well with terrestrial temperate crops (e.g., 3 MT/ha yr for soybeans, 9 MT/ha yr for corn, and 10–13 MT/ha yr for switchgrass or hybrid poplars (Perlack et al., 2005). Second, the cultivation of microalgae does not require arable land or fresh water – it can be carried out in shallow ponds on hardpan soils, using saline or brackish water. Relatively few studies have been published on the anaerobic digestion of microalgae (reviewed recently by Sialve et al., 2009). The earliest work compared digestion of domestic wastewater sludge and green microalgal biomass, Scenedesmus and Chlorella, harvested from wastewater ponds ( Golueke et al., 1957). They found that these algae could yield as much as 0.25–0.50 L CH4/g VS input at an 11-day retention time when incubated at 35–50 °C. (Methane yield is typically expressed as liters of methane produced per gram of volatile solids introduced into a digester.) The lower value was 32% less than the yield from the wastewater sludge. In addition, the maximum VS destruction was about 45% for the algae, compared to 60% for the wastewater sludge. They suggested that the relatively low digestability and thus yield of microalgal biomass was the result of cell walls resisting bacterial degradation, but being more readily digested by bacteria at the higher temperature. Methane yield and productivity were doubled when equal masses of wastewater sludge and Spirulina biomass were co-digested ( Samson and LeDuy 1983). Similarly, Yen (2004) and Yen and Brune (2007) added waste paper (50% w/w) to aquacultural microalgal sludge to adjust the C:N ratio to around 20–25:1 which, in turn, doubled the methane production rate from 0.6 L/L day to 1.2 L/L day at 35 °C and with a hydraulic retention time of 10 days.

Kết quả (Việt) 1:

Chất thải phát triển tảo có rộng rãi thay đổi nội dung lipid, và các công nghệ cho chất béo khai thác vẫn còn đang phát triển (Woertz et al., 2009). Vì vậy, kỵ khí tiêu hóa có thể là sử dụng nhiều, thích hợp của nhiên liệu sinh học tảo tại nhà máy xử lý nước thải. Tuy nhiên, tảo thường mang lại ít hơn methane hơn nước thải bùn (∼0.3 vs cách 0.4 L CH4/g dễ bay hơi chất rắn giới thiệu). Amoniac độc tính và recalcitrant thành tế bào là nguyên nhân thường trích dẫn của sản lượng thấp hơn. Ngộ độc amoniac có thể được counteracted bằng đồng tiêu hóa tảo với chất thải hữu cơ cao-cacbon. Feedstocks bon-phong phú có sẵn gần hệ thống xử lý nước thải lớn ao bao gồm tiểu học và trung học municipal bùn, được sắp xếp municipal chất thải rắn hữu cơ, chất thải chất béo-dầu mỡ (sương), chất thải công nghiệp thực phẩm, chất thải giấy và dư lượng nông nghiệp khác nhau. Acclimation cộng đồng vi sinh vật digester vào năm để tảo tiêu hóa cũng có thể cải thiện năng suất.Microalgae have two major advantages over higher plants with respect to biofuels production. First, biomass productivities are significantly greater for microalgae, with productivities projected at about 70 metric tons per hectare-year of ash-free dry weight (i.e. organic matter) in specialized growth reactors, such as high rate ponds (Sheehan et al. 1998). This productivity compares well with terrestrial temperate crops (e.g., 3 MT/ha yr for soybeans, 9 MT/ha yr for corn, and 10–13 MT/ha yr for switchgrass or hybrid poplars (Perlack et al., 2005). Second, the cultivation of microalgae does not require arable land or fresh water – it can be carried out in shallow ponds on hardpan soils, using saline or brackish water. Relatively few studies have been published on the anaerobic digestion of microalgae (reviewed recently by Sialve et al., 2009). The earliest work compared digestion of domestic wastewater sludge and green microalgal biomass, Scenedesmus and Chlorella, harvested from wastewater ponds ( Golueke et al., 1957). They found that these algae could yield as much as 0.25–0.50 L CH4/g VS input at an 11-day retention time when incubated at 35–50 °C. (Methane yield is typically expressed as liters of methane produced per gram of volatile solids introduced into a digester.) The lower value was 32% less than the yield from the wastewater sludge. In addition, the maximum VS destruction was about 45% for the algae, compared to 60% for the wastewater sludge. They suggested that the relatively low digestability and thus yield of microalgal biomass was the result of cell walls resisting bacterial degradation, but being more readily digested by bacteria at the higher temperature. Methane yield and productivity were doubled when equal masses of wastewater sludge and Spirulina biomass were co-digested ( Samson and LeDuy 1983). Similarly, Yen (2004) and Yen and Brune (2007) added waste paper (50% w/w) to aquacultural microalgal sludge to adjust the C:N ratio to around 20–25:1 which, in turn, doubled the methane production rate from 0.6 L/L day to 1.2 L/L day at 35 °C and with a hydraulic retention time of 10 days.

Kết quả (Việt) 2:

Tảo thải trồng rộng rãi đã thay đổi nội dung lipid, và công nghệ khai thác lipid vẫn đang được phát triển (Woertz et al., 2009). Như vậy, tiêu hóa yếm khí có khả năng là trong ngắn hạn, việc sử dụng sinh khối tảo ở các nhà máy xử lý nước thải. Tuy nhiên, tảo thường mang lại ít methane hơn nước thải bùn (~0.3 0.4 L CH4 / g chất rắn dễ bay hơi giới thiệu). Độc amoniac và vách tế bào cứng đầu thường được trích dẫn nguyên nhân của năng suất thấp. Độc Amoniac có thể được chống lại bởi đồng tiêu hóa tảo với các chất thải hữu cơ-carbon cao. Nguyên liệu giàu cácbon mà có sẵn các hệ thống xử lý nước thải ao lớn gần bùn bao gồm tiểu học và trung học, thành phố, sắp xếp chất thải rắn hữu cơ, thành phố, thải chất béo-loại dầu mỡ bôi trơn (sương mù), chất thải công nghiệp thực phẩm, giấy thải, và chất thải nông nghiệp khác nhau. Sự thích nghi của cộng đồng vi sinh vật phân hủy tảo tiêu hóa cũng có thể cải thiện năng suất.
Vi tảo có hai lợi thế lớn so với thực vật bậc cao đối với sản xuất nhiên liệu sinh học với. Đầu tiên, năng suất sinh khối là lớn hơn đáng kể cho các loài vi tảo, với năng suất dự kiến khoảng 70 tấn mỗi ha năm trọng lượng khô tro miễn phí (tức là chất hữu cơ) trong các lò phản ứng phát triển chuyên môn, chẳng hạn như các hồ tốc độ cao (Sheehan et al 1998). . Suất này cũng so sánh với các loại cây trồng trên cạn ôn đới (như 3 tấn / ha năm cho đậu nành, 9 tấn / ha năm đối với ngô, và 10-13 tấn / ha năm cho switchgrass hoặc hybrid cây dương (Perlack et al., 2005). Thứ hai , việc trồng vi tảo không có đất canh tác hoặc nước ngọt -. nó có thể được thực hiện trong ao cạn trên đất đất thịt, sử dụng nước muối hoặc nước lợ tương đối ít các nghiên cứu đã được công bố trên các tiêu hóa yếm khí của vi tảo (đánh giá gần đây của Sialve et al., 2009). Các công việc so với tiêu hóa sớm nhất của bùn trong nước thải và sinh khối tảo xanh, Scenedesmus và Chlorella, thu hoạch từ ao nước thải (Golueke et al., 1957). Họ thấy rằng những loại tảo này có thể mang lại nhiều như 0,25-0,50 L CH4 / g VS đầu vào tại một thời gian lưu 11 ngày khi ủ ở 35-50 ° C. (năng suất Methane thường được thể hiện dưới dạng lít khí mêtan mỗi gam chất rắn dễ bay hơi được đưa vào một bể.) Các giá trị thấp hơn là 32% ít hơn so với năng suất từ bùn thải. Ngoài ra, tối đa VS phá hủy khoảng 45% đối với các loại tảo, so với 60% trong bùn thải. Họ cho rằng những digestability tương đối thấp và do đó năng suất sinh khối tảo là kết quả của thành tế bào chống lại sự xuống cấp do vi khuẩn, nhưng được dễ dàng hơn tiêu hóa do vi khuẩn ở nhiệt độ cao hơn. Sản lượng khí metan và năng suất tăng gấp đôi khi quần chúng bằng bùn nước thải và sinh khối Spirulina đã được đồng tiêu hóa (Samson và LeDuy 1983). Tương tự như vậy, Yên (2004) và Yên và Brune (2007) bổ sung giấy thải (50% w / w) để nuôi trồng thủy sản tảo bùn để điều chỉnh C: N tỷ lệ khoảng 20-25: 1 đó, lần lượt, tăng gấp đôi sản xuất methane tỷ lệ từ 0,6 L / L ngày đến 1,2 ngày L / L ở 35 ° C và có một thời gian lưu nước trong 10 ngày.