The free ammonia (FA) fraction is u

The free ammonia (FA) fraction is usually considered to be the main cause of inhibition (Kroeker et al., 1979, De Baere et al., 1984, Koster, 1986, Angelidaki and Ahring, 1993, Kayhanian, 1994, Kayhanian, 1999). Equation 2.26 implies that the free ammonia fraction increases with temperature and pH and therefore the TAN that could be tolerated at high pH and thermophilic temperatures would be lower than at mesophilic temperatures. Findings from several studies (Angenent et al., 2002, Koster, 1986) support this and have indicated that methane fermentation of high ammonia-containing wastes is more easily inhibited at thermophilic temperatures than at mesophilic temperatures. This is in agreement with the speculation that it is the free ammonia which causes toxicity. 
The understanding of the variable concentration and toxicity of free ammonia under different environment conditions is of importance, particularly for digesters treating food waste or cattle waste which under normal operational conditions have a high pH value (often higher than 8) (Borja et al., 1996). In these reactors, an increase in pH from 7 to 8 will actually lead to an eight-fold increase in the free ammonia concentration (Koster, 1986). For digesters operating at thermophilic temperatures, the increase in free ammonia concentration is even more severe.
The inhibitory threshold of ammonia has been reported in a number of studies, but the value at which inhibition commences in these studies varies significantly. Koster and Lettinga (1984) indicated that under mesophilic conditions, the maximum methanogenic activity was found to be unaffected at a TAN concentration of 680 mg l-1 (Free ammonia =
26.5 mg l-1). As the TAN concentration was increased to 1600 mg l-1 (Free ammonia =
60.3 mg l-1), however, methanogenesis decreased to about 75%. The methanogenic activity declined further as the TAN increased. Kayhanian (1994) revealed that under thermophilic conditions, methane production decreased at total ammonia nitrogen concentration of 1000 mg l-1 (Free ammonia = 60 mg l-1) when the digester was operated at pH of 7.5 or higher. A higher inhibitory threshold was reported at TAN concentration of 1500-2500 mg l-1 (Kleiner, 1993, Wiegant and Zeeman, 1986).
This discrepancy suggested the disadvantage of reporting the ammonia inhibitory concentration based on TAN rather than using free ammonia, i.e. the total ammonia inhibitory concentrations reported in different studies are not comparable unless the pH and temperature conditions are cited as well. In the two studies (Koster and Lettinga, 1984) and (Kayhanian, 1994) described above, although the inhibitory concentrations presented in terms of ammonia nitrogen are different, once converted to free ammonia according to their respective environment conditions they are consistent with each other.
Other factors such as microbial acclimation to the high ammonia concentration and cation antagonism effects (Kartal et al. 2010, Chen et al., 2008) could also contribute to the broad range of ammonia inhibitory thresholds reported in the literature. By acclimation of the anaerobic process to ammonia, higher tolerance can be achieved, as discovered by Van Velsen (1986). When digested sewage sludge and digested piggery manure, acclimated to 815 mg l-1 and 2420 mg l-1 ammonia nitrogen respectively, were used as inoculums in a 50 batch experiment, the digested sewage sludge showed a longer lag phase of methane production at increasing ammonia nitrogen concentrations in the range 730-4990 mg l-1. On the other hand, with digested piggery manure methane formation started immediately without any lag phase. In both cases, however, the maximum methane formation rates slowly decreased with the increasing ammonia concentration.
Hansen et al. (1998) conducted a batch experiment to determine ammonia toxicity using inoculums acclimated to high ammonia. The study demonstrated that inhibition to the process started at a free ammonia concentration of 1.1 g N l-1 (TAN = 3.4 g l-1). Below this value the specific apparent growth rate was found to be constant.
A number of other continuous studies have also reported adaptation of methanogenesis to ammonia concentrations far above those believed to be inhibitory. Hashimoto (1993) observed that ammonia inhibition began at about 2.5 g N l-1and 4 g N l-1 for unacclimated and acclimated thermophilic methanogens, respectively. Parkin and Miller (1987) reported that TAN concentrations as high as 8-9 g l-1 could be tolerated with no significant decrease in methane production after acclimation. The experiments clearly demonstrated the possibility of obtaining stable digestion of manure with ammonia concentrations exceeding
5 g N l-1after an initial adaptation period.
In general, the literature on anaerobic digestion shows considerable variations in the inhibition/toxicity concentrations reported for TAN and FA, as shown in Table 2.8 and 2.9.
Since methanogens are the most sensitive amongst the complex microbial population involved in anaerobic digestion (Koster and Koomen, 1988) and the resistance to ammonia toxicity within methanogen species varies significantly (Raynal et al., 1998, Koster and Koomen, 1988, Borja et al., 1996), the acclimation of anaerobic process to high concentration of ammonia may be the result of internal changes in the predominant species of methanogens, or of a shift in the methanogenic pathway (Raynal et al., 1998).
In order to gain further understanding of the digester behaviour and successful operation of anaerobic treatment of organic waste with high nitrogen content such as food waste, a review of the ammonia toxicity mechanism towards anaerobic digestion, in particular its
impact towards the methanogen population and potential for alteration of methanogenic pathway in anaerobic digesters is of great importance.

Kết quả (Việt) 1:

Phần nhỏ miễn phí amoniac (FA) thường được coi là nguyên nhân chính của sự ức chế (Kroeker et al., 1979, De Baere et al., 1984, Koster, 1986, Angelidaki và Ahring, 1993, Kayhanian, 1994, Kayhanian, 1999). Phương trình 2,26 ngụ ý rằng phần miễn phí amoniac tăng với nhiệt độ và độ pH và do đó TAN có thể được dung thứ ở pH cao và nhiệt nhiệt độ sẽ thấp hơn ở nhiệt độ hay. Các kết quả từ một số nghiên cứu (Angenent et al., 2002, Koster, 1986) hỗ trợ điều này và đã chỉ ra rằng quá trình lên men mêtan của chất thải cao có chứa amoniac là ức chế dễ dàng hơn ở nhiệt nhiệt độ hơn ở nhiệt độ hay. Điều này là trong thỏa thuận với các suy đoán rằng nó là miễn phí amoniac gây ngộ độc. Sự hiểu biết của nồng độ biến và độc tính của amoniac miễn phí điều kiện môi trường khác nhau là quan trọng, đặc biệt là cho digesters điều trị thực phẩm lãng phí hoặc gia súc lãng phí mà dưới bình thường hoạt động điều kiện có một giá trị pH cao (thường cao hơn 8) (Borja và ctv., 1996). Trong các lò phản ứng, tăng pH từ 7 đến 8 sẽ thực sự dẫn đến sự gia tăng những nồng độ miễn phí amoniac (Koster, 1986). Đối với digesters hoạt động ở nhiệt nhiệt độ, sự gia tăng nồng độ miễn phí amoniac là nghiêm trọng hơn.Ngưỡng amoniac, ức chế đã được báo cáo trong một số nghiên cứu, nhưng giá trị mà ức chế bắt đầu trong các nghiên cứu khác nhau đáng kể. Koster và Lettinga (1984) chỉ ra rằng điều kiện hay, hoạt động tối đa sinh đã được tìm thấy là không bị ảnh hưởng tại nồng độ TAN của 680 mg l-1 (miễn phí amoniac =26.5 mg l-1). Làm TAN các tập trung được tăng lên 1600 mg l-1 (miễn phí amoniac =60,3 mg l-1), Tuy nhiên, methanogenesis giảm xuống khoảng 75%. Các hoạt động sinh từ chối tiếp tục như TAN tăng lên. Kayhanian (1994) tiết lộ rằng trong điều kiện nhiệt, sản xuất metan giảm tại nồng độ nitơ amoniac tất cả của 1000 mg l-1 (miễn phí amoniac = 60 mg l-1) khi digester được sử dụng ở pH là 7,5 hoặc cao hơn. Một ngưỡng ức chế cao đã được báo cáo tại các nồng độ TAN của 1500-2500 mg l-1 (Kleiner, 1993, Wiegant và Zeeman, 1986).Sự khác biệt này đề nghị những bất lợi của báo cáo nồng độ ức chế amoniac dựa trên TAN chứ không phải là sử dụng miễn phí amoniac, tức là tất cả amoniac nồng độ ức chế báo cáo trong nghiên cứu khác nhau là không thể so sánh trừ khi các điều kiện pH và nhiệt độ được trích dẫn là tốt. Trong hai nghiên cứu (Koster và Lettinga, 1984) và (Kayhanian, 1994) được mô tả ở trên, mặc dù nồng độ ức chế trình bày trong điều khoản của amoniac nitơ là khác nhau, một khi chuyển đổi sang amoniac miễn phí theo các điều kiện môi trường tương ứng của họ họ là phù hợp với nhau.Các yếu tố khác chẳng hạn như vi khuẩn acclimation để tập trung cao amoniac và các hiệu ứng antagonism cation (Kartal et al. 2010, Chen et al., 2008) cũng có thể đóng góp cho phạm vi rộng của amoniac ức chế ngưỡng báo cáo trong các tài liệu. Bởi acclimation của quá trình kỵ khí amoniac, khoan dung cao hơn có thể đạt được, khi phát hiện ra bởi Van Velsen (1986). Khi tiêu hóa bùn thải và tiêu hóa piggery phân, acclimated đến 815 mg l-1 và 2420 mg l-1 amoniac nitơ tương ứng, được sử dụng như inoculums trong một thử nghiệm 50 lô, bùn thải tiêu hóa cho thấy một giai đoạn tụt hậu lâu hơn của mêtan sản xuất ngày càng tăng nồng độ nitơ amoniac trong phạm vi 730-4990 mg l-1. Mặt khác, với tiêu hóa piggery phân mêtan hình thành bắt đầu ngay lập tức mà không cần bất kỳ giai đoạn tụt hậu. Trong cả hai trường hợp, Tuy nhiên, mức tối đa mêtan hình thành từ từ giảm với nồng độ amoniac ngày càng tăng.Hansen et al. (1998) tiến hành một thử nghiệm hàng loạt để xác định độc tính amoniac bằng cách sử dụng inoculums acclimated đến cao amoniac. Nghiên cứu đã chứng minh rằng sự ức chế quá trình bắt đầu lúc nồng độ miễn phí amoniac của cách 1.1 g N l-1 (TAN = 3.4 g l-1). Dưới đây giá trị này mức tăng trưởng rõ ràng cụ thể được tìm thấy là liên tục.Một số nghiên cứu liên tục khác cũng đã báo cáo của methanogenesis để amoniac nồng độ đến nay trên những người cho là ức chế. Hashimoto (1993) quan sát thấy rằng amoniac ức chế bắt đầu lúc khoảng 2,5 g N l-1and 4 g N l-1 cho unacclimated và acclimated mêtanogen nhiệt, tương ứng. Mộ và Miller (1987) báo cáo rằng TAN nồng độ cao đến 8-9 g l-1 có thể được dung nạp với không có giảm đáng kể trong sản xuất metan sau khi acclimation. Các thí nghiệm chứng minh rõ ràng khả năng thu được các tiêu hóa ổn định phân với amoniac nồng độ vượt quá5 g N l-1after một khoảng thời gian ban đầu thích ứng.Nói chung, các tài liệu trên kỵ khí tiêu hóa cho thấy biến thể đáng kể ở nồng độ ức chế/độc tính báo cáo cho TAN và FA, như thể hiện trong bảng 2,8 và 2,9.Kể từ khi loài sinh metan nhạy cảm nhất trong số dân vi sinh vật phức tạp liên quan đến tiêu hóa kị khí (Koster và Koomen, 1988) và sức đề kháng cho amoniac độc tính trong methanogen loài thay đổi đáng kể (Raynal và ctv, 1998, Koster và Koomen, 1988, Borja và ctv., 1996), acclimation của các quá trình kỵ khí tập trung cao của amoniac có thể là kết quả của các thay đổi nội bộ trong loài loài sinh metan, chiếm ưu thế , hoặc của một sự thay đổi trong con đường sinh (Raynal và ctv., 1998).Để đạt được thêm sự hiểu biết của các hành vi digester và các hoạt động thành công của kỵ khí xử lý chất thải hữu cơ với nitơ cao nội dung chẳng hạn như chất thải thực phẩm, bình luận của cơ chế độc amoniac đối với kỵ khí tiêu hóa, đặc biệt của nó tác động đối với dân số methanogen và tiềm năng cho các thay đổi của con đường sinh ở kỵ khí digesters là rất quan trọng.

Kết quả (Việt) 2:

Amoniac miễn phí (FA) phần thường được coi là nguyên nhân chính của sự ức chế (Kroeker et al., 1979, De Baere et al., 1984, Koster, 1986, Angelidaki và Ahring, 1993, Kayhanian, 1994, Kayhanian, 1999 ). Phương trình 2.26 ngụ ý rằng ammonia miễn phí phần tăng theo nhiệt độ và pH và do đó TAN có thể được dung thứ tại pH và nhiệt độ cao ưa nhiệt sẽ thấp hơn so với ở nhiệt độ mesophilic. Những phát hiện từ một số nghiên cứu (Angenent et al., 2002, Koster, 1986) hỗ trợ này và đã chỉ ra rằng khí mêtan lên men của chất thải amoniac có chứa cao được dễ dàng hơn ức chế ở nhiệt độ ưa nhiệt hơn ở nhiệt độ mesophilic. Điều này phù hợp với những suy đoán rằng đó là ammonia tự do gây ra độc tính. 
Sự hiểu biết về nồng độ biến và độc tính của ammonia tự do dưới các điều kiện môi trường khác nhau có tầm quan trọng, đặc biệt đối với hầm xử lý chất thải thực phẩm hoặc gia súc thải mà trong điều kiện hoạt động bình thường có giá trị pH cao (thường cao hơn so với 8) (Borja et al., 1996). Trong các lò phản ứng, làm tăng pH 7-8 sẽ thực sự dẫn đến sự gia tăng gấp tám lần trong nồng độ ammonia tự do (Koster, 1986). Đối với hoạt động phân hủy ở nhiệt độ ưa nhiệt, sự gia tăng nồng độ ammonia miễn phí thậm chí còn nghiêm trọng hơn.
Ngưỡng ức chế của amoniac đã được báo cáo trong một số nghiên cứu, nhưng giá trị mà tại đó ức chế bắt trong các nghiên cứu khác nhau đáng kể. Koster và Lettinga (1984) chỉ ra rằng trong điều kiện mesophilic, các hoạt động vi sinh methanogenic tối đa đã được tìm thấy là không bị ảnh hưởng ở nồng độ TAN 680 mg l-1 (miễn phí ammonia =
26,5 mg l-1). Khi nồng độ TAN được tăng lên đến 1600 mg l-1 (miễn phí ammonia =
60,3 mg l-1), tuy nhiên, khí methan giảm xuống còn khoảng 75%. Các hoạt động vi sinh methanogenic giảm thêm như TAN tăng. Kayhanian (1994) cho thấy rằng trong điều kiện ưa nhiệt, sản xuất methane giảm ở nồng độ tổng nitơ amoniac 1000 mg l-1 (miễn phí ammonia = 60 mg l-1) khi nồi hoạt động ở pH 7,5 hoặc cao hơn. Một ngưỡng ức chế cao hơn đã được báo cáo ở nồng độ TAN của 1500-2500 mg l-1 (Kleiner, 1993, Wiegant và Zeeman, 1986).
Sự khác biệt này cho thấy những bất lợi của báo cáo nồng độ amoniac ức chế dựa trên TAN hơn là sử dụng ammonia tự do, tức là tổng nồng độ amoniac ức chế báo cáo trong các nghiên cứu khác nhau là không thể so sánh được, trừ khi các điều kiện pH và nhiệt độ được trích dẫn là tốt. Trong hai nghiên cứu (Koster và Lettinga, 1984) và (Kayhanian, 1994) mô tả ở trên, mặc dù nồng độ ức chế được trình bày trong các điều khoản của nitơ amoniac là khác nhau, một khi chuyển thành amoniac miễn phí theo điều kiện môi trường tương ứng của họ, họ có phù hợp với nhau .
Các yếu tố khác như sự thích nghi của vi khuẩn với nồng độ amoniac cao và cation tác dụng đối kháng (Kartal et al. 2010, Chen et al., 2008) cũng có thể đóng góp vào sự đa dạng của các ngưỡng ammonia ức chế báo cáo trong y văn. Bởi sự thích nghi của quá trình kỵ khí amoniac, khoan dung cao hơn có thể đạt được, như phát hiện của Van Velsen (1986). Khi tiêu hóa bùn thải và tiêu hóa phân chuồng, thích nghi được với 815 mg l-1 và 2420 mg l-1 nitơ amoniac tương ứng, đã được sử dụng như Chế phẩm trong một thí nghiệm 50 lô, bùn nước thải tiêu hóa cho thấy một giai đoạn trễ còn sản xuất methane ở ngày càng tăng nồng độ nitơ amoniac trong khoảng 730-4990 mg l-1. Mặt khác, với tiêu hóa hình thành mêtan phân chuồng bắt đầu ngay lập tức mà không cần bất kỳ giai đoạn trễ. Trong cả hai trường hợp, tuy nhiên, tỷ lệ hình thành methane tối đa từ từ giảm khi nồng độ ammonia tăng.
Hansen et al. (1998) đã tiến hành một thử nghiệm để xác định lô độc amoniac sử dụng Chế phẩm cho thích nghi được với ammonia cao. Nghiên cứu đã chứng minh rằng sự ức chế cho quá trình này bắt đầu với nồng độ amoniac miễn phí là 1,1 g N l-1 (TAN = 3,4 g l-1). Giá trị phía sau tốc độ tăng trưởng cụ thể rõ ràng đã được tìm thấy là không đổi.
Một số nghiên cứu liên tục khác cũng đã báo cáo sự thích nghi của khí methan với nồng độ amoniac xa trên những người được coi ức chế. Hashimoto (1993) quan sát thấy rằng sự ức chế amoniac bắt đầu vào khoảng 2,5 g N l-1and 4 g N l-1 cho methanogen ưa nhiệt unacclimated và thích nghi, tương ứng. Parkin và Miller (1987) báo cáo rằng nồng độ TAN cao như 8-9 g l-1 có thể được dung thứ không có giảm đáng kể trong sản xuất methane sau khi thuần hóa. Các thí nghiệm chứng minh rõ ràng khả năng đạt được tiêu hóa ổn định của phân với nồng độ amoniac vượt quá
5 g N l-1after một khoảng thời gian thích ứng ban đầu.
Nhìn chung, các tài liệu về tiêu hóa yếm khí cho thấy khác biệt đáng kể về nồng độ ức chế / ngộ độc được báo cáo cho TAN và FA, như thể hiện trong Bảng 2.8 và 2.9.
Kể từ methanogen là nhạy cảm nhất trong số các dân vi khuẩn phức tạp liên quan đến tiêu hóa yếm khí (Koster và Koomen, 1988) và các kháng độc tố ammonia trong loài methanogen thay đổi đáng kể (RAYNAL et al., 1998, Koster và Koomen, 1988, Borja et al., 1996), sự thích nghi của quá trình kỵ khí với nồng độ amoniac có thể là kết quả của những thay đổi trong nội các loài chiếm ưu thế của methanogen, hoặc của một sự thay đổi trong con đường vi sinh methanogenic (RAYNAL et al. , 1998).
Để đạt được hiểu biết thêm về các hành vi phân hủy và hoạt động thành công của xử lý yếm khí các chất thải hữu cơ có hàm lượng đạm cao như chất thải thực phẩm, xem xét lại cơ chế độc ammonia đối kỵ khí, đặc biệt là nó
tác động theo hướng methanogen dân số và tiềm năng cho sự thay đổi của con đường vi sinh methanogenic trong bể phân hủy kỵ khí là rất quan trọng.