2.3 Review of Anaerobic digestion o

2.3 Review of Anaerobic digestion of Food Waste and Fruit and Vegetable Waste
The above sections have reviewed extensively the fundamentals of anaerobic digestion process. The knowledge is essential for the optimisation of digestion process by satisfying the optimum growth condition and nutrient requirements for the anaerobic microorganism consortia. From a practical perspective, however, in order to operate successfully an anaerobic digestion process to treat food waste and vegetable waste, in-depth knowledge of the waste stream characteristics is of great importance as well as the knowledge of the state-of-art of work carried out with these two waste streams.
2.3.1 Anaerobic Digestion of Food Waste
2.3.1.1 Waste Stream Characterisation and Current Knowledge
Food waste makes up around 20% of the domestic waste stream in the UK (Hogg, 2006), with approximately equal quantities arising from food manufacture and catering outlets. If food wastes from agro- and food industries are included an estimated total of 200 million tonnes year-1 is available in the EU (Bio Intelligence Service, 2010).
Source segregated food wastes are very high in potential energy but because of the high water content of this material the only effective way to gain energy from it is through biochemical conversion, and it is potentially an excellent substrate for biogas production through anaerobic digestion (Liu et al., 2009; Zhang et al., 2007). Previous studies (Zhang et al. 2012) have shown that food wastes have a high recoverable energy content (0.425 STP m3 kg-1 VSadded), equivalent to ~100 m3 of methane for each tonne of wet weight added to the digester.
There are, however, many examples of food waste digestion where the AD process has suffered from high VFA concentration after extended periods of operation. These include a technical-scale trial using kitchen waste collected in the UK (Banks et al., 2008), and the digester failure in a 30,000 tonne per year food waste digester operated by Valorsul SA in Lisbon, Portugal (Neiva Correia et al., 2008). Similar problems were also observed repeatedly in smaller scale laboratory trials (Wang and Banks, 2003; Climenhaga and Banks 2008; Zhang and Banks 2008; Banks and Zhang, 2010) when source-segregated catering waste or domestic food waste was used as a sole substrate in the digestion process. In the study by Climenhaga and Banks (2008) source separated food residues (a varied mix of fruits, vegetables, meats and fried foods) were digested in bench-scale single-stage digesters at a constant OLR and different HRT (25, 50, 100 and 180 days). Initial problems with the digestion were overcome when the authors used a trace element solution containing Fe, Cu, Zn, Mn, Mo, Co, Al and Se (Gonzalez-Gil et al., 2001). This work showed the importance of micronutrients in digestion of a mixed food waste feedstock: reactors supplemented with trace elements showed a stable digestion, while non¬supplemented reactors showed methanogenic failure. In a recent study the effect of trace element addition, namely Co, Ni, Mo, B, Se and W, was investigated in a lab-scale work on biogas production from food industry residues (Feng et al., 2010). The laboratory-scale batch reactors worked at mesophilic temperature and trace elements were added with the daily feed. High addition of Se/W resulted in the highest production of methane in combination with a low concentration of Co. The ranges of Se and W concentrations in the reactors after addition varied from 8 to 800 mg m-3, and 18 mg m-3 to 1.80 g m-3, respectively, while Co concentration ranged between 60 mg m-3 and 6 g m-3. This study suggested that the archaea spp. in biogas reactors were more sensitive to trace element concentration when compared with the other members of the microbial community.
In another recent batch study, using OFMSW as substrate, the effects of the trace elements Cr, Ni, Zn, Co, Mo and W on mesophilic biogas production were investigated (Lo et al., 2012). In these tests all had the potential to enhance biogas production with the exception of Zn. The useful concentrations of Cr, Ni, Co, Mo and W were reported to vary between
2.2 to 21.2 mg m-3 (Cr), 801 to 5,362 mg m-3 (Ni), 148 to 580 mg m-3 (Co), 44 to 52.94 mg m-3 (Mo), and 658 to 40.39 mg m-3(W), respectively. Metal concentrations higher than threshold values would result in adverse effect, leading to inhibition of biogas production.
Banks and Zhang (2010) carried out semi-continuous trial in CSTR reactors under mesophilic conditions, using food waste as substrate. The aim of this study was to explore the possibility of regulating the metabolic pathway leading to methane production by trace element addition. Mo, W, and Ni are present in food waste in sufficient quantities for moderate loadings, but may have to be supplemented in digestion at a high OLR (5 g VS l-1
day-1).
The stimulatory effects of Ni, Co and Mo on biogas and methane production rates have also been previously studied in a methanogenic fixed-film reactor treating food residues (Murray and Berg, 1981). According to the study, when Ni and Co were tested in combination, they stimulated methanogenesis to a much greater extent than could have been expected when they were added individually; and molybdenum increased methanogenic activity only when added in combination with both nickel and cobalt. Total biogas and methane production increased approximately 42% with addition of 5.87 X 10-3 mg l-1Ni (100 nM), 2.94 X 10-3 mg l-1 Co (50 nM) and 4.8X 10-3 mg l-1 Mo (50 nM).
Zhang and Jahng (2012) also reported the positive effect of trace elements (Co, Mo, Ni and Fe) supplementation on the long-term anaerobic digestion of food waste in a semi- continuous single-stage reactor. Stable anaerobic digestion of food waste was achieved for 368 days by supplementing trace elements with OLR of 2.19-6.64 g VS l-1 day-1, compared to process failure when digesting food waste without supplementing trace elements.
A study carried out by Lin et al. (2011) investigated the possibility of co-digestion of food waste with fruit and vegetable waste using mesophilic continuously stirred tank reactors (CSTR). It was found that at ratio of 1:1 on a VS basis, co-digestion of the 2 waste streams could improve both process stability and efficiency. Stability could not be achieved in
digesters fed with a higher ratio of food waste or on food waste alone, possibly due to the high nitrogen content in such a substrate.
2.3.1.2 Problems Encountered with Food Waste Digestion
The work of Banks and Zhang (2010) showed clearly that VFA accumulation in mesophilic food waste digesters is a common problem and starts with acetate accumulation, which may indicate inhibition of acetoclastic methanogenesis. This increase is followed by a decline in acetic acid concentrations and a subsequent increase in longer chain length VFA species, particularly propionic acid, probably due to product-induced feedback inhibition. Anaerobic digestion is a complex process and its metabolic routes are moderated and directed through syntrophic reactions between different groups of microorganisms (Pind et al., 2003; Speece 1983), and this feedback control is governed by the build-up of methane precursors, namely, hydrogen, formate, and acetate. It is now thought that this pattern is the result of ammonia inhibition of the acetoclastic methanogenic population followed by a shift in the population structure to give a predominantly hydrogenotrophic methanogenic population. Other work indicating such a shift in population at high ammonia concentrations has been shown on a number of occasions (De Bok et al., 2003; Plugge et al. 2009; Schnurer et al., 1994; Schnurer and Nordberg, 2008; Westerholm et al. 2011), and suggests the importance of the hydrogenotrophic methanogenic population under these conditions.
2.3.2 Anaerobic Digestion of Fruit and Vegetable Waste
2.3.2.1 Characteristics of Fruit and Vegetable Waste
Fruit and vegetable wastes (FVW) are characterised by a high percentages of moisture (> 80%), high organic content (volatile solids > 95% of total solids) and are readily biodegraded, which suggests the potential for anaerobic digestion (Arvanitoyannis and Varzakas, 2008). The organic fraction typically includes about 75% sugars and hemicelluloses, 9% cellulose and 5% lignin. Gunaseelan (1997) reviewed the data on anaerobic digestion of different types of fruit and vegetable waste, and concluded that the methane yield of FVW is very high compared to other municipal solid wastes (MSW). Some of the reviewed data are presented in Table 2.7.

Kết quả (Việt) 1:

2.3 review kỵ khí tiêu hóa chất thải thực phẩm và trái cây và rau chất thảiCác phần trên đã xem xét rộng rãi nguyên tắc cơ bản của quá trình tiêu hóa kị khí. Kiến thức là rất cần thiết để tối ưu hóa quá trình tiêu hóa bởi đáp ứng các điều kiện phát triển tối ưu và các yêu cầu dinh dưỡng cho vi sinh vật kỵ khí consortia. Từ một quan điểm thực tế, Tuy nhiên, để hoạt động thành công một quá trình tiêu hóa kị khí để xử lý chất thải thực phẩm và chất thải thực vật, các kiến thức chuyên sâu về các đặc tính chất thải stream về tầm quan trọng lớn và kiến thức của nhà nước-of-art công việc thực hiện với các dòng chất thải hai.2.3.1 kỵ khí tiêu hóa chất thải thực phẩm2.3.1.1 chất thải Stream Characterisation và kiến thức hiện tạiChất thải thực phẩm chiếm khoảng 20% của dòng chất thải trong nước tại Vương Quốc Anh (Hogg, 2006), với xấp xỉ bằng số lượng phát sinh từ thực phẩm sản xuất và cung cấp thực phẩm cửa hàng. Nếu chất thải thực phẩm từ ngành công nghiệp nông nghiệp và thực phẩm được bao gồm một tổng số ước tính là 200 triệu tấn năm-1 có sẵn trong EU (sinh học dịch vụ tình báo, 2010).Tách biệt nguồn thực phẩm chất thải cũng rất giàu tiềm năng năng lượng nhưng vì nước cao nội dung của tài liệu này một cách hiệu quả chỉ để đạt được năng lượng từ nó là thông qua chuyển đổi hóa sinh, và nó có khả năng là một chất nền tuyệt vời cho khí sinh học sản xuất thông qua tiêu hóa kị khí (lưu et al., 2009; Trương et al., 2007). Nghiên cứu trước đây (trương et al. 2012) đã chỉ ra rằng chất thải thực phẩm có một năng lượng có thể phục hồi cao nội dung (0.425 STP m3 kg-1 VSadded), tương đương với ~ 100 m3 mêtan cho mỗi tấn trọng lượng ẩm ướt được thêm vào digester.Đó là, Tuy nhiên, nhiều ví dụ về tiêu hóa chất thải thực phẩm nơi trình quảng cáo đã bị từ Phi đội VFA nồng độ cao sau thời gian dài hoạt động. Chúng bao gồm một thử nghiệm quy mô kỹ thuật bằng cách sử dụng chất thải nhà bếp được thu thập ở Anh (ngân hàng và ctv., 2008), và sự thất bại digester trong 30.000 tấn mỗi năm thực phẩm chất thải digester điều hành bởi Valorsul SA ở Lisbon, Bồ Đào Nha (Neiva Correia et al., 2008). Vấn đề tương tự cũng đã được quan sát liên tục trong các nhỏ hơn quy mô thử nghiệm phòng thí nghiệm (Wang và ngân hàng, 2003; Climenhaga và ngân hàng 2008; Zhang và ngân hàng 2008; Ngân hàng và Zhang, 2010) khi tách biệt nguồn cung cấp thực phẩm chất thải hoặc chất thải thực phẩm trong nước được sử dụng như một bề mặt duy nhất trong quá trình tiêu hóa. Trong nghiên cứu của Climenhaga và các ngân hàng (2008) nguồn thực phẩm bị tách dư lượng (một kết hợp khác nhau của trái cây, rau quả, thịt và thực phẩm chiên) được tiêu hóa ở băng ghế dự bị quy mô một tầng digesters tại một liên tục OLR và khác nhau HRT (25, 50, 100 và 180 ngày). Các vấn đề ban đầu với quá trình tiêu hóa bị vượt qua khi các tác giả sử dụng một giải pháp dấu vết nguyên tố có Fe, Cu, Zn, Mn, Mo, Co, Al và Se (Gonzalez-Gil và ctv., 2001). Công việc này cho thấy tầm quan trọng của vi chất dinh dưỡng tiêu hóa của một nguyên liệu chất thải thực phẩm hỗn hợp: các lò phản ứng bổ sung với nguyên tố đã cho thấy một tiêu hóa ổn định, trong khi lò phản ứng non¬supplemented cho thấy sinh thất bại. Trong một nghiên cứu gần đây có hiệu lực của dấu vết nguyên tố bổ sung, cụ thể là Co, Ni, Mo, B, Se và W, được điều tra trong một công việc phòng thí nghiệm quy mô trên khí sinh học sản xuất từ dư lượng ngành công nghiệp thực phẩm (phong và ctv., 2010). Các lò phản ứng hàng loạt quy mô phòng thí nghiệm làm việc ở nhiệt độ hay và nguyên tố đã được thêm vào với nguồn cấp dữ liệu hàng ngày. Cao bổ sung của Se/W dẫn đến việc sản xuất cao nhất của methane kết hợp với một nồng độ thấp của công Dãy núi của Se và W nồng độ trong các lò phản ứng sau khi bổ sung khác nhau từ 8 đến 800 mg m-3, và 18 mg m-3 1.80 g m-3, tương ứng, trong khi Co nồng độ dao động giữa 60 mg m-3 và 6 g m-3. Nghiên cứu này gợi ý rằng vi khuẩn cổ spp. khí sinh học lò phản ứng đã nhạy cảm với dấu vết nguyên tố tập trung khi so sánh với các thành viên khác của cộng đồng vi sinh vật.Ở tại hàng loạt nghiên cứu khác, bằng cách sử dụng OFMSW như bề mặt, những ảnh hưởng của các yếu tố trace Cr, Ni, Zn, Co, Mo và W trên hay khí sinh học sản xuất đã điều tra (Lo và ctv., 2012). Trong những thử nghiệm này tất cả có tiềm năng để nâng cao khí sinh học sản xuất ngoại trừ Zn. Nồng độ hữu ích của Cr, Ni, Co, Mo và W đã được báo cáo thay đổi giữa2.2 để 21.2 mg m-3 (Cr), 801 5,362 mg m-3 (Ni), 148 580 mg m-3 (Co), 44 52.94 mg m-3 (Mo) và 658 để 40.39 mg m-3(W), tương ứng. Kim loại nồng độ cao hơn giá trị ngưỡng nào gây ảnh hưởng xấu đến, dẫn đến sự ức chế sản xuất khí sinh học.Ngân hàng và Zhang (2010) tiến hành các thử nghiệm liên tục bán trong lò phản ứng CSTR điều kiện hay, sử dụng chất thải thực phẩm như chất nền. Mục đích của nghiên cứu này là để khám phá khả năng của quy định con đường trao đổi chất dẫn đến sản xuất mêtan của dấu vết nguyên tố bổ sung. Mo, W và Ni đang hiện diện trong chất thải thực phẩm với số lượng đủ cho lực vừa phải, nhưng có thể có được bổ sung trong tiêu hóa tại một OLR cao (5 g VS l-1ngày-1).Những ảnh hưởng stimulatory của Ni, Co và Mo khí sinh học và mêtan tỷ lệ sản xuất cũng đã được nghiên cứu trước đây trong một lò phản ứng phim cố định sinh điều trị dư lượng thực phẩm (Murray và Berg, 1981). Theo nghiên cứu, khi Ni và hợp tác đã được thử nghiệm kết hợp, họ kích thích methanogenesis đến một nhiều mức độ lớn hơn có thể có được mong đợi khi họ đã được thêm vào riêng; và molypden tăng sinh hoạt động chỉ khi thêm vào kết hợp với niken và coban. Tất cả sản xuất khí sinh học và metan đã tăng khoảng 42% với bổ sung 5.87 X 10-3 mg l-1Ni (100 nM), 2,94 X 10-3 mg l-1 Co (50 nM) và 4.8 X 10-3 mg l-1 Mo (50 nM).Zhang và Jahng (2012) cũng báo cáo tác động tích cực của nguyên tố (Co, Mo, Ni và Fe) bổ sung về tiêu hóa kị khí lâu dài chất thải thực phẩm trong một bán liên tục duy nhất-giai đoạn lò phản ứng. Ổn định kỵ khí tiêu hóa chất thải thực phẩm đã đạt được trong 368 ngày bằng cách thêm các nguyên tố với OLR của 2.19-6,64 g VS l-1 ngày-1, so với xử lý thất bại khi tiêu hóa chất thải thực phẩm mà không có bổ sung nguyên tố.Một nghiên cứu thực hiện bởi Lin et al. (2011) điều tra khả năng đồng tiêu hóa chất thải thực phẩm với trái cây và rau chất thải bằng cách sử dụng liên tục hay khuấy lò phản ứng tăng (CSTR). Nó được tìm thấy rằng ở tỷ lệ 1:1 trên cơ sở VS, đồng tiêu hóa của các dòng chất thải 2 có thể cải thiện quá trình ổn định và hiệu quả. Ổn định có thể không thể đạt được trongdigesters ăn với một tỷ lệ cao hơn các thực phẩm lãng phí hoặc trên thực phẩm lãng phí một mình, có thể do nội dung cao nitơ trong một bề mặt như vậy.2.3.1.2 vấn đề gặp phải với tiêu hóa chất thải thực phẩmCông việc của ngân hàng và Zhang (2010) cho thấy rõ ràng rằng tích lũy VFA hay thực phẩm chất thải digesters là một vấn đề phổ biến và bắt đầu với tích lũy axetat, có thể cho thấy sự ức chế của acetoclastic methanogenesis. Sự gia tăng này theo sau là một sự suy giảm trong nồng độ axit axetic và một sự gia tăng tiếp theo dài chuỗi dài VFA loài, đặc biệt là propionic axit, có thể là do gây ra sản phẩm thông tin phản hồi ức chế. Kỵ khí tiêu hóa là một quá trình phức tạp và tuyến đường trao đổi chất của nó được kiểm duyệt và đạo diễn thông qua các phản ứng syntrophic giữa các nhóm khác nhau của vi sinh vật (Pind et al., 2003; Speece năm 1983), và kiểm soát thông tin phản hồi này được quản lý bởi xây dựng methane tiền chất, cụ thể là, hydro, formate và axetat. Nó bây giờ là suy nghĩ rằng mô hình này là kết quả của sự ức chế amoniac dân acetoclastic sinh theo sau là một sự thay đổi trong cấu trúc dân số để cung cấp cho một phần lớn dân số sinh hydrogenotrophic. Các công việc khác cho thấy một sự thay đổi trong dân số ở nồng độ cao amoniac đã được hiển thị trên một số dịp (De Bok et al., 2003; Plugge et al. 2009; Schnurer et al., 1994; Schnurer và Nordberg, 2008; Westerholm et al. 2011), và cho thấy tầm quan trọng của dân số sinh hydrogenotrophic dưới những điều kiện này.2.3.2 kỵ khí tiêu hóa của trái cây và rau chất thải2.3.2.1 đặc tính của trái cây và rau chất thảiTrái cây và rau chất thải (FVW) được đặc trưng bởi một tỷ lệ phần trăm cao của độ ẩm (> 80%), nội dung hữu cơ cao (dễ bay hơi chất rắn > 95% của Tổng chất rắn) và là dễ dàng biodegraded, mà cho thấy khả năng tiêu hóa kị khí (Arvanitoyannis và Varzakas, 2008). Các phần hữu cơ thường bao gồm khoảng 75% đường và hemicelluloses, 9% cellulose và 5% lignin. Gunaseelan (1997) xem xét dữ liệu trên kỵ khí tiêu hóa của các loại khác nhau của trái cây và rau chất thải, và kết luận rằng sản lượng mêtan của FVW là rất cao so với các chất thải rắn municipal (MSW). Một số xem xét dữ liệu được trình bày trong bảng 2,7.