1.1 Background and Overview1.1.1 Fo

1.1 Background and Overview
1.1.1 Food Waste as a Digestion Substrate
Food waste constitutes a large proportion of the OFMSW. It is estimated that globally 1.3 billion tonnes of food produced for human consumption is lost or wasted (Gustavsson et al., 2011). In the UK an extensive study carried out by Waste & Resources Action Programme (Johnson et al. 2008) estimated that 6.7 million tonnes food was thrown away by UK consumers each year. 2.68 million tonnes (40% by weight) of this food waste was made up of fruit and vegetables. Despite the fact that food waste is one of the largest single fractions of the organic fraction of the waste stream it is only recently that attention has been turned to its source segregation and separate treatment. In 2007, Hogg et al. (2007) estimated that in the UK only about 2% of food waste was collected separately for composting or anaerobic digestion. A recent survey (Climenhaga and Kapoor, 2012) has shown that now at least 50% of local authorities in England and Wales operate a separate source segregated collection scheme for household generated wet organics, including food waste.
Alongside this development in collection there has also been an associated development of AD facilities to recycle this material back to land and to recover its energy potential. This development has not been without technical difficulties, and the first demonstration plant built and operated in the UK (Arnold et al., 2010) exhibited a characteristic build-up of volatile fatty acids (VFAs) that has been observed on a number of occasions and at different scales of operation (Banks et al., 2008; Banks and Zhang, 2010; Climenhaga and Banks 2008; Neiva Correia et al., 2008). When starting from an inoculum of municipal wastewater biosolids digestate, performance is initially good and VFA accumulation only starts after a period of months. This takes the form of an initial increase in acetic acid concentration which reaches a peak then declines, and is then followed by a longer term accumulation of propionic acid. The time span over which these changes occur depends on the process loading, but typically it may be more than a year before the accumulation of acid products overcomes the digester buffering capacity leading to process failure. A theory was put forward to explain this observation (Banks and Zhang, 2010). It was proposed that the peak in acetic acid is a consequence of inhibition of the acetoclastic methanogens as the ammonia concentration reaches a threshold value (Karakashev et al., 2006; Schnürer and Nordberg, 2008). The subsequent decline in acetic acid concentration, despite increasing ammonia concentrations, and its stabilisation at a low value was thought to indicate a shift in the dominant methanogenic activity from acetoclastic to hydrogenotrophic. There is a growing amount of evidence which indicates that this latter group of methanogens have higher tolerance to ammonia (Angelidaki and Ahring, 1993;
Hansen et al., 1998; Schnurer and Nordberg, 2008). No study so far, however, has conclusively proved that this type of methanogenic pathway shift occurs in the food waste digestion process.
The non-reversible long-term accumulation of propionic acid was postulated to occur because of a deficiency of the trace elements required for synthesis of the enzymes needed in syntrophic hydrogenotrophic methane production. In particularly selenium (Se), molybdenum (Mo) and tungsten (W) have all been reported as important in formate oxidation because of the requirement for them in the enzyme formate dehydrogenase (Bock, 2006). An accumulation of formate, a breakdown product of propionic acid, had been reported as possibly triggering a feedback inhibition in propionic acid oxidation (Dong, 1994). Such an accumulation could possibly be prevented if sufficient enzyme co¬factor (Se, Mo or W) was available to allow the formate dehydrogenase enzyme to be manufactured in sufficient quantity to meet the load of propionic acid being generated as a result of acidogenesis.
In source segregated food waste produced in the UK both selenium and cobalt are only found at very low concentrations (Banks and Zhang, 2010) and although typically present in the start-up inoculum for a food waste digester, which is usually taken from a municipal wastewater biosolids digester, these trace elements are in the course of time diluted out of an operational food waste digester.
The primary aim of the research undertaken was to provide supporting evidence for the theory proposed above.

Kết quả (Việt) 1:

1.1 bối cảnh và tổng quan1.1.1 chất thải thực phẩm là một bề mặt tiêu hóaChất thải thực phẩm cấu thành một tỷ lệ lớn của OFMSW. Người ta ước tính rằng toàn cầu 1,3 tỷ tấn của thực phẩm được sản xuất cho người tiêu dùng bị mất hoặc lãng phí (Gustavsson và ctv., năm 2011). Ở Anh, một nghiên cứu mở rộng thực hiện bởi chất thải & tài nguyên hành động chương trình (Johnson et al. 2008) ước tính rằng 6.7 triệu tấn thực phẩm được vứt bỏ bởi UK người tiêu dùng mỗi năm. 2.68 triệu tấn (40% theo trọng lượng) của chất thải thực phẩm này được tạo thành từ trái cây và rau quả. Mặc dù thực tế rằng chất thải thực phẩm là một trong các phần phân đoạn duy nhất lớn nhất của các phần hữu cơ của dòng chất thải đó là chỉ gần đây rằng sự chú ý đã được bật để phân biệt nguồn và điều trị riêng biệt của nó. Năm 2007, Hogg et al. (2007) ước tính rằng tại Vương Quốc Anh chỉ khoảng 2% thực phẩm chất thải được thu thập một cách riêng biệt cho phân hoặc kỵ khí tiêu hóa. Một cuộc khảo sát tại (Climenhaga và Kapoor, 2012) đã chỉ ra rằng bây giờ ít nhất 50% của các chính quyền địa phương tại Anh và xứ Wales hoạt động một chương trình tách biệt bộ sưu tập riêng biệt nguồn cho các hộ gia đình được tạo ra chất hữu cơ ẩm ướt, bao gồm thực phẩm lãng phí.Alongside this development in collection there has also been an associated development of AD facilities to recycle this material back to land and to recover its energy potential. This development has not been without technical difficulties, and the first demonstration plant built and operated in the UK (Arnold et al., 2010) exhibited a characteristic build-up of volatile fatty acids (VFAs) that has been observed on a number of occasions and at different scales of operation (Banks et al., 2008; Banks and Zhang, 2010; Climenhaga and Banks 2008; Neiva Correia et al., 2008). When starting from an inoculum of municipal wastewater biosolids digestate, performance is initially good and VFA accumulation only starts after a period of months. This takes the form of an initial increase in acetic acid concentration which reaches a peak then declines, and is then followed by a longer term accumulation of propionic acid. The time span over which these changes occur depends on the process loading, but typically it may be more than a year before the accumulation of acid products overcomes the digester buffering capacity leading to process failure. A theory was put forward to explain this observation (Banks and Zhang, 2010). It was proposed that the peak in acetic acid is a consequence of inhibition of the acetoclastic methanogens as the ammonia concentration reaches a threshold value (Karakashev et al., 2006; Schnürer and Nordberg, 2008). The subsequent decline in acetic acid concentration, despite increasing ammonia concentrations, and its stabilisation at a low value was thought to indicate a shift in the dominant methanogenic activity from acetoclastic to hydrogenotrophic. There is a growing amount of evidence which indicates that this latter group of methanogens have higher tolerance to ammonia (Angelidaki and Ahring, 1993;Hansen et al., 1998; Schnurer and Nordberg, 2008). No study so far, however, has conclusively proved that this type of methanogenic pathway shift occurs in the food waste digestion process.The non-reversible long-term accumulation of propionic acid was postulated to occur because of a deficiency of the trace elements required for synthesis of the enzymes needed in syntrophic hydrogenotrophic methane production. In particularly selenium (Se), molybdenum (Mo) and tungsten (W) have all been reported as important in formate oxidation because of the requirement for them in the enzyme formate dehydrogenase (Bock, 2006). An accumulation of formate, a breakdown product of propionic acid, had been reported as possibly triggering a feedback inhibition in propionic acid oxidation (Dong, 1994). Such an accumulation could possibly be prevented if sufficient enzyme co¬factor (Se, Mo or W) was available to allow the formate dehydrogenase enzyme to be manufactured in sufficient quantity to meet the load of propionic acid being generated as a result of acidogenesis.In source segregated food waste produced in the UK both selenium and cobalt are only found at very low concentrations (Banks and Zhang, 2010) and although typically present in the start-up inoculum for a food waste digester, which is usually taken from a municipal wastewater biosolids digester, these trace elements are in the course of time diluted out of an operational food waste digester.The primary aim of the research undertaken was to provide supporting evidence for the theory proposed above.

Kết quả (Việt) 2:

1.1 Bối cảnh và Tổng quan
1.1.1 Thực chất thải như là một tiêu hóa Substrate
thải thực phẩm chiếm tỷ trọng lớn của OFMSW. Người ta ước tính rằng trên toàn cầu 1,3 tỷ tấn lương thực được sản xuất cho tiêu dùng của con người bị mất hoặc bị lãng phí (Gustavsson et al., 2011). Tại Anh một nghiên cứu được thực hiện bởi chất thải và Chương trình Hành động lực (Johnson et al. 2008) ước tính rằng khoảng 6,7 triệu tấn lương thực đã được ném đi bởi người tiêu dùng Anh mỗi năm. 2,68 triệu tấn (40% tính theo trọng lượng) của chất thải thực phẩm này được tạo thành từ trái cây và rau quả. Mặc dù thực tế rằng chất thải thực phẩm là một trong những phân số lớn nhất của phần hữu cơ của dòng chất nó chỉ là gần đây rằng sự chú ý đã được bật để phân biệt nguồn gốc của nó và điều trị riêng biệt. Trong năm 2007, Hogg et al. (2007) ước tính rằng tại Anh chỉ khoảng 2% chất thải thực phẩm được thu thập một cách riêng biệt để ủ phân hoặc phân hủy yếm khí. Một cuộc khảo sát gần đây (Climenhaga và Kapoor, 2012) đã chỉ ra rằng bây giờ ít nhất 50% của chính quyền địa phương ở Anh và xứ Wales vận hành một nguồn thống thu tách biệt riêng cho hộ gia đình tạo ra chất hữu cơ ướt, bao gồm cả chất thải thực phẩm.
Cùng với sự phát triển này trong bộ sưu tập còn có được một sự phát triển liên quan đến các cơ sở tái chế vật liệu AD này lại cho đất và phục hồi năng lượng tiềm năng của nó. Sự phát triển này không phải là không khó khăn kỹ thuật, và các nhà máy trình diễn đầu tiên được xây dựng và hoạt động tại Vương quốc Anh (Arnold et al., 2010) trưng bày một đặc tính xây dựng của các axit béo dễ bay hơi (VFAs) đã được quan sát thấy trên một số dịp và ở các quy mô khác nhau của hoạt động (Banks et al, 2008;. Các ngân hàng và Zhang, 2010; Climenhaga và ngân hàng năm 2008;. Neiva Correia et al, 2008). Khi bắt đầu từ một truyền chất rắn sinh học nước thải của thành phố digestate, hiệu suất ban đầu là tốt và tích lũy VFA chỉ bắt đầu sau một khoảng thời gian tháng. Điều này có dạng của một tăng ban đầu nồng độ axit axetic mà đạt đến một đỉnh cao sau đó thì giảm, và sau đó được theo sau bởi một sự tích lũy lâu dài của các axit propionic. Khoảng thời gian qua mà những thay đổi này xảy ra phụ thuộc vào quá trình tải, nhưng thông thường nó có thể là hơn một năm trước khi sự tích tụ của các sản phẩm axit vượt qua khả năng phân hủy đệm dẫn đến xử lý thất bại. Một lý thuyết được đưa ra để giải thích kết quả này (Ngân hàng và Zhang, 2010). Nó đã được đề xuất là cao điểm trong axit acetic là một hệ quả của sự ức chế của methanogens acetoclastic như nồng độ amoniac đạt đến một giá trị ngưỡng (Karakashev et al, 2006;. Schnürer và Nordberg, 2008). Việc tiếp theo là giảm nồng độ axit axetic, mặc dù nồng độ ammonia tăng và ổn định của nó một giá trị thấp được cho thấy một sự thay đổi trong hoạt động vi sinh methanogenic chi phối từ acetoclastic để hydrogenotrophic. Có một số lượng ngày càng tăng của chứng cứ mà chỉ ra rằng nhóm sau này của methanogen có khoan dung cao hơn với amoniac (Angelidaki và Ahring năm
1993;. Hansen et al, 1998; Schnurer và Nordberg, 2008). Chưa có nghiên cứu cho đến nay, tuy nhiên, đã chứng minh thuyết phục rằng loại hình này thay đổi con đường vi sinh methanogenic xảy ra trong quá trình tiêu hóa thức ăn thừa.
Sự tích lũy lâu dài không thể đảo ngược của axit propionic đã được mặc nhiên công nhận để xảy ra do sự thiếu hụt của các nguyên tố vi lượng cần thiết cho tổng hợp các enzym cần thiết trong syntrophic sản xuất methane hydrogenotrophic. Đặc biệt selenium (Se), molypden (Mo) và vonfram (W) đều đã được báo cáo là quan trọng trong quá trình oxy hóa formate vì những yêu cầu cho họ trong các enzyme dehydrogenase formate (Bock, 2006). Một sự tích lũy của formate, một sản phẩm phân hủy của axit propionic, đã được báo cáo là có thể gây ra một sự ức chế phản hồi trong quá trình oxy hóa axit propionic (Đồng, 1994). Một sự tích lũy như vậy có thể có thể được ngăn chặn nếu đủ enzyme co¬factor (Se, Mo hoặc W) là có sẵn để cho phép các enzyme dehydrogenase formate được sản xuất với số lượng đủ để đáp ứng tải trọng của axit propionic được tạo ra như là kết quả của acidogenesis.
Trong nguồn chất thải thực phẩm cách ly sản xuất tại Anh cả selen và coban chỉ được tìm thấy ở nồng độ rất thấp (Ngân hàng và Zhang, 2010) và mặc dù thường hiện diện trong các truyền chất khởi động cho một nồi nấu chất thải thực phẩm, mà thường là lấy từ một nước thải đô thị chất rắn sinh học phân hủy, các nguyên tố vi lượng trong quá trình thời gian pha loãng ra của một phân hủy chất thải thực phẩm hoạt động.
Mục đích chính của nghiên cứu thực hiện là cung cấp bằng chứng hỗ trợ cho các lý thuyết đề xuất ở trên.