Onderzoeksartikel

Bio-elektrochemisch verbeterde anaerobe vertering van brouwenafvalwater bij kamertemperatuur: prestaties, methaanopbrengst en energie-efficiëntie

106 weergaven

⸱

DOI:

10.3791/70884

⸱

31 juli 2026

 ,  ,  ,  ,  , 
1Department of Civil and Environmental Engineering, Carleton University, 2Department of Bioresource Engineering, McGill University

In dit artikel

Samenvatting

Er werd een continu bio-elektrochemisch verbeterd anaerobe verteringssysteem (BEAD) ontwikkeld voor de afwatering van brouwerijen, waarmee verbeterde verwijdering van chemische zuurstofbehoefte, afbraak van vluchtige vetzuren, methaanproductie en energie-efficiëntie werd aangetoond vergeleken met conventionele anaerobe vergisting bij omgevingstemperatuur.

Samenvatting

Bio-elektrochemisch verbeterde anaerobe vertering (BEAD) is naar voren gekomen als een veelbelovende benadering om de methaanproductie en processtabiliteit tijdens de behandeling van hoogsterk industrieel afvalwater te verbeteren. In deze studie werd een continue upflow BEAD-reactor gedurende 365 dagen in gebruik genomen om de prestaties bij de behandeling van echt brouwerijafvalwater bij omgevingstemperatuur (22–24 °C) te evalueren. De effecten van organische belastingssnelheid (OLR; 1–7 g sCOD/L∙d), hydraulische retentietijd (HRT) en toegepast potentiaal (1,2 V) op het verwijderen van organisch materiaal, afbraak van vluchtige vetzuren (VFA), methaanproductie en energie-efficiëntie werden systematisch onderzocht en vergeleken met conventionele anaerobe vertering (AD). Het BEAD-systeem behaalde efficiënties van het verwijderen van hoge chemische zuurstofvraag (COD) (>92%) bij OLR's tot 5 g sCOD/L∙d en toonde superieure afbraak van complexe VFA's, met name propionzuur en boterzuur. De methaanopbrengst nam toe met een stijgende OLR, tot een maximum van 0,35 LCH₄/gsCOD Removed bij een OLR van 7 g sCOD/L∙d. In vergelijking met AD verhoogde BEAD de methaanproductie met 16–30% bij hogere OLR's, terwijl de biogaskwaliteit stabiel bleef (≈74–75% CH₄). Hoewel het verkorten van HRT bij hoge OLR's de algehele prestaties verminderde, presteerde BEAD consequent beter dan AD. Het systeem vertoonde een hoge energie-efficiëntie (~1000%), wat suggereert dat het een robuuste, zeer energiezuinige kandidaat kan zijn voor de afwatering van brouwerij in koude gebieden.

Inleiding

Watervervuiling blijft een belangrijk wereldwijd probleem, schaadt de menselijke gezondheid en verstoort ecosystemen. De brouwerijsector behoort tot de grootste industriële afvalwaterproducenten en produceert 3–10 liter afvalwater per liter bier 1,2. De wereldwijde consumptie van bier resulteerde in de productie van 188 Mm3 bier in 2023, waarmee hij de vijfde meest geconsumeerde drank ter wereld ismet 3,4. Bier is ook een populaire drank in Canada, wat blijkt uit de toename van het aantal brouwerijen van 1.120 in 2019 naar 1.210 in 2020.

Brouwerijen beheren hun afvalwater voornamelijk door het te lozen in gemeentelijke rioleringssystemen, direct of na voorbehandeling. Conventionele afvalwaterzuiveringsinstallaties (WWTP's) hebben echter vaak moeite met industriële afvalwaterzuiveringen met hoge sterkte, wat in veel landen leidt tot regelgevingslimietenvan 2,6,7. In veel gevallen kunnen gemeentelijke overheden toeslagen opleggen op sterke afvalwateren om dergelijke lozingen te ontmoedigen, wat mogelijk leidt tot hogere operationele kosten voor brouwerijen8. Daarom moeten brouwerijen maatregelen nemen om hun afvalwater effectiever en tegen lagere kosten te beheren. Het installeren van zuiveringssystemen ter plaatse die niet alleen de verontreinigende belasting verminderen, maar ook het energiepotentieel van organische verbindingen in het afvalwater van de brouwerij benutten, biedt een haalbaar alternatief9.

Anaerobe processen kunnen effectief hoogsterk afvalwater met een laag energieverbruik behandelen terwijl afval wordt omgezet in biogas, dat vervolgens kan worden omgezet in elektriciteit, hernieuwbaar gas of thermische energie10. Anaerobe vertering (AD) is een indirect interspecies elektronenoverdrachtsproces (IIET) waarbij intermediairen elektronen overdragen tussen acidogene bacteriën en methanogene archaea via complexe enzymatische reacties11. Deze reacties ondervinden echter thermodynamische beperkingen die de volledige overdracht van elektronen van de oorspronkelijke substraten naar methaan verhinderen, wat leidt tot aanzienlijke elektronenverliezen en een verminderde methaanproductie12. De stabiliteit van AD wordt beïnvloed door deze elektronenoverdrachtsmechanismen, en verstoringen leiden vaak tot de ophoping van tussenproducten, zoals waterstof of VFA's (vluchtige vetzuren). De disbalans tussen acidogene bacteriën en methanogene is een belangrijke factor die bijdraagt aan deze ophoping. Hoge organische belastingsnelheden (OLR's) in het afvalwater van de brouwerij kunnen deze onbalans verergeren, waardoor de methanogene capaciteit om de geproduceerde VFAs13 te benutten overschrijdt.

Bio-elektrochemisch verbeterde anaerobe vertering (BEAD) gebruikt directe interspecies elektronenoverdracht (DIET) om elektronen direct van organische substraten naar methaan over te brengen, waarbij het langzamere en minder efficiënte IIET in conventionele AD wordt omzeild. Bij DIET worden elektronen direct tussen microbiële soorten overgedragen via cytochromen, geleidende pili of multispecies-aggregaten zonder dat een tussenliggende elektronenshuttle12 nodig is. BEAD-systemen gebruiken externe elektrische stromen om de degradatie van korte-keten VFA's, zoals butyraat en propionaat, te verbeteren, waardoor het proces stabieler wordt dan conventionele AD14, 15, 16. Daarnaast bevorderen BEAD-systemen microbiële syntrofische interacties, die de methaanproductie versnellen door een verbeterde algehele VFA-afbraak17. Studies hebben aangetoond dat BEAD de methaanopbrengst kan verhogen ten opzichte van conventionele AD dankzij extra methanogenese-routes, zoals directe elektronopname uit elektroden (elektromethanogenese)18,19.

Onderzoek naar brouwerijafvalwater in BEAD is beperkt, waarbij de meeste studies worden uitgevoerd bij mesofiele temperaturen (30–35 °C) of gebruikmaken van synthetisch afvalwater 20,21,22,23,24,25. Hoewel mesofiele omstandigheden ideaal zijn voor verschillende micro-organismen, is het optimaliseren van het BEAD-systeem bij kamertemperatuur (22–24 °C) cruciaal voor praktische toepassingen, vooral in koude regio's zoals Canada. Bovendien biedt het gebruik van echt brouwerijafvalwater een nauwkeurigere weergave van de uitdagingen die in echte situaties voorkomen. Deze studie heeft als doel belangrijke gaten op te vullen door kritieke parameters te evalueren voor behandeling en methaanproductie uit echt brouwerijafvalwater in een BEAD-reactor bij kamertemperatuur.

De organische belastingssnelheid (OLR) is een belangrijke operationele parameter in BEAD-systemen en weerspiegelt het vermogen van het systeem om organische verbindingen effectief te verwerken. Een hoge OLR kan leiden tot overmatige zuuropbouw, wat de methanogenese mogelijk belemmert. Daarom is het cruciaal om de OLR te beheren om optimale behandelingsefficiëntie en methaanproductie26,27 te bereiken. Onderzoekers onderzochten voornamelijk de impact van OLR op BEAD-prestaties met behulp van een synthetisch mengsel van organische zuren 28,29,30,31, afval-geactiveerde slib (WAS)26, tomatenplantresten32, voedselafval33 en afvalslurry34. De meeste studies naar BEAD met brouwerijafvalwater hebben lage OLR's gebruikt, en slechts één studie evalueerde de impact van verschillende OLR's op BEAD-efficiëntie bij het zuiveren van brouwerijafvalwater. Pan et al.22 rapporteerden dat de methaanproductie geleidelijk toenam met OLR, en bereikte 5,64 L/L∙d bij een OLR van 20 g COD/L∙d, waarmee het de conventionele AD onder mesofiele omstandigheden (35 °C) overtrof. Bovendien bleef het BEAD-systeem stabiel terwijl de AD-prestaties daalden bij verhoogde OLR's. Voor zover wij weten, heeft geen enkele studie de impact van OLR op BEAD-prestaties onderzocht met echt brouwerijafvalwater bij kamertemperatuur. Daarom is deze studie bedoeld om te onderzoeken hoe verschillende OLR's de afbraak van echt brouwerijafvalwater en de daaropvolgende methaanproductie bij kamertemperatuur beïnvloeden.

Aangelegde spanning is een andere belangrijke operationele parameter in de BEAD-systemen. De aangelegde spanning bevordert de groei van hydrogenotrofe methanogene, waardoor de processtabiliteit toeneemt. Bovendien beïnvloedt de geleverde spanning de methaanproductie evenals de interne weerstand binnen het systeem 35,36,37. Slechts een beperkt aantal studies heeft onderzocht hoe het afwezigheid/de aanwezigheid van spanning de prestaties van BEAD beïnvloedt bij brouwerijafvalwater 20,21,25. Zo testten Guo et al.21 drie BEAD-reactoren met verschillende kathode-naar-anode verhoudingen van 1, 2,5 en 4 cm2/cm3 bij 35 °C met synthetisch brouwerijafvalwater, waarbij een gesloten circuit (0,9 V) de methaanproductie respectievelijk met 42%, 121% en 61% verhoogde vergeleken met een open circuit (0 V). Onderzoek naar echt brouwerijafvalwater bij kamertemperatuur blijft echter beperkt, wat de noodzaak van verder onderzoek benadrukt.

Het hoofddoel van deze studie was het onderzoeken van de haalbaarheid en prestaties van een bio-elektrochemisch verbeterd anaerobe verteringssysteem (BEAD) voor de behandeling van echt brouwerijafvalwater bij kamertemperatuur (22–24 °C). In vergelijking met eerdere BEAD-studies die voornamelijk onder mesofiele omstandigheden zijn uitgevoerd, benadrukt deze studie de langetermijnwerking van BEAD bij omgevingstemperatuur, wat van bijzonder technisch belang is omdat het de noodzaak van continue reactorverwarming voorkomt en de energievraag vermindert. Specifiek evalueerde de studie de effecten van verschillende organische belastingsnelheden (OLR's) en de impact van de aangelegde spanning op afvalwaterdegradatie, processtabiliteit en methaanproductie. Door een BEAD-reactor onder gecontroleerde omstandigheden te laten draaien, was deze studie bedoeld om optimale operationele parameters te identificeren die de afbraak van vluchtige vetzuren (VFA) en methaanopbrengst verbeteren, terwijl de systeemstabiliteit behouden blijft. De bevindingen zullen naar verwachting praktische inzichten bieden in de toepassing van BEAD-technologie voor afvalwaterzuivering op locatie bij brouwerijen.

Protocol

Ethische goedkeuring was niet vereist voor deze studie, omdat deze geen menselijke deelnemers of dierlijke proefpersonen betrof. De afvalwater- en slibmonsters werden verzameld en behandeld volgens de standaard laboratoriumveiligheidsprotocollen.

Voer en inoculum

Aanvankelijk werd natriumacetatie gebruikt als aanvullende koolstofbron om microbiële activiteit in de reactoren te starten. Na de opstart van de reactor werd echt brouwerijafvalwater afkomstig van Dominion City Brewing Co., Ottawa, geleidelijk aangebracht, waarbij het natriumacetaatwater geleidelijk werd vervangen (ongeveer 5 dagen). De kenmerken van de brouwerijafvalwatermonsters (Tabel 1) varieerden per batch (in totaal 17 batches), waardoor de systeemaanpassing aan de praktijkomstandigheden kon worden beoordeeld. In Dominion City worden vaste stoffen zoals hop en gist gescheiden voordat het afvalwater wordt verzameld in twee laatste tanks. Batchmonsters werden uit deze tanks genomen, naar het laboratorium vervoerd en gecentrifugeerd bij 12.000 g × g onder kamertemperatuur (22 °C) om restresten van vaste stoffen te verwijderen. Het resulterende supernatant werd opgeslagen op 4 °C tot gebruik. Het inoculum was mesofiel anaeroob verteerd slib, verzameld bij het Robert O. Pickard Environmental Centre (ROPEC) in Ottawa. Voor de introductie werd het slib 14 dagen geacclimatiseerd met het gecentrifugeerde brouwerij afvalwater in 500 mL glazen flessen bij 480 × g onder kamertemperatuur (22 °C).

Reactorconfiguratie

Deze studie gebruikte een enkelkamer-upflow BEAD-reactor gemaakt van cilindrisch glas (435 mm hoogte, 54 mm diameter), met een totaalvolume van 1 L en een effectief werkvolume van 0,65 L. De influent werd met een peristaltische pomp in de reactor gevoed en met een digitale timer geregeld om de toevoersnelheid te regelen. Om het mengen en gas-vloeistof massatransport te verbeteren, verbond een recirculatielus de boven- en onderkant van de reactor (Figuur 1A), gehandhaafd op 70 mL/min met een tweede peristaltische pomp. Elektroden bestonden uit gestapelde 25 mm × 25 mm koolstofvilten vierkanten, tot een totale hoogte van 130 mm (Figuur 1B,C). Een 3 mm dikke niet-geleidende geotextielscheider met 2 mm perforaties werd geplaatst tussen de anode en de kathode om contact te voorkomen, wat resulteerde in een elektrodesposie van 3 mm. De anode werd boven de kathode geplaatst om te voorkomen dat waterstofgas naar de gaszak ontsnapte, gezien de lage lösbaarheid van waterstof in water. Een 1 mm dikke titanium draad, gecoat met iridiumgemengde metaaloxide (Ir-MMO), werd in het koolstofvilt geplaatst en diende als stroomverzamelaar voor beide elektroden. De stroomafnemers waren aangesloten op een potentiozet (AUTM101. S, Metrohm, Zwitserland), die werd gebruikt om een gecontroleerde potentiaal over de elektroden toe te passen en te behouden en continu de elektrochemische respons van het systeem te monitoren. Een aangelegde spanning van 1,2 V werd gehandhaafd tussen de anode en de kathode gedurende de hele reactorwerking. De AD-reactor, die als controlegroep in deze studie werd gebruikt, had dezelfde configuratie als de BEAD-reactor maar werd bediend zonder toegepaste potentiaal.

Experimenteel ontwerp en procedure

De studie werd uitgevoerd over 365 dagen, inclusief 17 operationele fasen (elk 10–20 dagen) verdeeld over drie hoofdfasen, waarbij elk de prestaties van de BEAD-reactor onder verschillende operationele omstandigheden werden beoordeeld. Voorafgaand aan gegevensverzameling werd elke fase bediend totdat stabiele omstandigheden waren bereikt. Deze verlengde duur maakte evaluatie van de langetermijnprestaties en stabiliteit van BEAD mogelijk, in tegenstelling tot typische kortetermijn- of batch-studies in de mode. Het gebruik van meerdere batches echt brouwerijafvalwater introduceerde samenstellende variabiliteit; echter, de reactorprestaties werden geëvalueerd onder stationaire omstandigheden binnen elke fase, zodat de gerapporteerde resultaten stabiel systeemgedrag weerspiegelen in plaats van kortetermijnfluctuaties.

Opstartfasen: Reactorstart (impact van de invloedrijke VFA/sCOD-verhouding)

De BEAD-reactor werd geïnënt met 350–400 mL pre-acclimatized anaerobe slib. Aanvankelijk werd het systeem in batchmodus gebruikt met natriumacetat en een toegepaste potentiaal van 1,2 V, waarbij het een hoge HRT van 16 dagen handhaafde om de groei van elektroactieve micro-organismen te ondersteunen en tegelijkertijd biomassaspoeling te minimaliseren. Na twee weken schakelde de reactor over op continue stroom, waarbij natriumacetaat werd gebruikt met een OLR van 2 g sCOD/L∙d en een dagelijkse debiet van 120–130 mL, wat resulteerde in een HRT van 5 dagen. Eenmaal stabiel werd de voeding geleidelijk vervangen door brouwerijafvalwater: eerst bij 70%/30% (acetaat/afvalwater), daarna bij 50%/50%, en tenslotte bij 80%/20% voordat het 100% brouwerijafvalwater bereikte (Tabel 2). Deze fase beoordeelde ook de impact van verschillende invloedrijke VFA/sCOD-verhoudingen op de prestaties van de BEAD, aangezien natriumacetat een eenvoudigere VFA-samenstelling heeft dan de complexere VFA's in het afvalwater van de brouwerij, die de microbiële activiteit en methaanproductie beïnvloeden. De resultaten van deze fase zijn besproken in Aanvullend Bestand 1 (Aanvullende Figuren 1–5 en Aanvullende Tabel 1)12,38,39,40,41,42.

Toen de toevoer werd omgezet op 100% brouwerijafvalwater met een OLR van 2 g sCOD/L∙d, daalde de methaanopbrengst vergeleken met de voeder die alleen op acetaat bestond. Remmingstesten, Aanvullend Dossier 1 (Aanvullende Tabel 2), bevestigden dat remming van brouwerijafvalwater niet het primaire probleem was. Daarom werd de OLR verhoogd om microbiële activiteit te stimuleren met een hogere beschikbaarheid van substraten. Reactorherstel- en remmende tests werden uitgevoerd tijdens een periode van drie maanden tussen fase 5 en 6. In deze periode werd de reactor continu onder gecontroleerde omstandigheden bediend met brouwerijafvalwater, terwijl aanvullende experimenten werden uitgevoerd om potentiële remmende verbindingen te evalueren, waaronder totale ammoniakstikstof (TAN), sulfaat, sulfide, waterstofperoxide (H₂O₂) en azijnzuur (PAA). De resultaten bevestigden dat geen van deze verbindingen aanwezig was in remmende concentraties. De reactor werd onder stabiele bedrijfsomstandigheden gehandhaafd totdat de stabiele prestaties waren hersteld, wat blijkt uit consistente methaanproductie, COD-verwijdering en VFA-degradatie. De daaropvolgende experimentele fasen werden pas hervat nadat was bevestigd dat de reactorprestaties waren gestabiliseerd en vergelijkbaar waren met de omstandigheden vóór de gap. Gegevens uit deze herstel- en testperiode werden weggelaten uit de analyse om consistentie te waarborgen tussen gedefinieerde operationele fasen.

Fase 1: Impact van OLR

In deze fase werd de BEAD-reactor uitsluitend voorzien van brouwerijafvalwater om het effect van variërende OLR's (1–7 g sCOD/L∙d) onder een toegepaste potentiaal van 1,2 V te onderzoeken (Tabel 2). De variatie in de COD-niveaus van brouwieafvalwater leidde ook tot schommelingen in HRT, met name bij de hoogste OLR (7* g sCOD/L∙d), waarbij experimenten werden uitgevoerd onder twee HRT's van 2 en 4 dagen (* duidt op verschillende HRT bij dezelfde OLR van 7 g sCOD/L∙d; 7 g sCOD/L∙d is HRT na 3–4 dagen, 7* g sCOD/L∙d is HRT na 2 dagen). Dit maakte evaluatie mogelijk van hoe HRT de methaanproductie, de afbraak van het substraat en de algehele efficiëntie van het proces beïnvloedde.

Fase 2: Impact van toegepast potentieel

Deze fase evalueerde het effect van de aanwezigheid of afwezigheid van toegepast potentiaal (1,2 V) op de reactorprestaties en methaanproductie met behulp van brouwerijafvalwater. De regelreactor zonder toegepaste potentiaal (AD) en de BEAD-reactor werden getest bij OLR's van 2, 3, 5 en 7 g sCOD/L∙d. De AD-regeling werd bediend als een aparte reactor met dezelfde configuratie als de BEAD-reactor, maar zonder een toegepaste potentiaal. Beide reactoren werden parallel onder vergelijkbare omstandigheden bediend. Bovendien werd bij een OLR van 7* g sCOD/L∙d de HRT verlaagd van 4 dagen naar 2 dagen, waardoor een onderzoek mogelijk was naar de impact van toegepast potentieel onder een kortere HRT (Tabel 2).

Analytische methoden

Totale vaste stoffen (TS) en vluchtige vaste stoffen (VS) werden gemeten met Standaardmethode 168443. Oplosbare COD (sCOD) werd geanalyseerd met behulp van de COD Standard Method44 met reagensbuizen. Voor de analyse werden de monsters gefilterd met een vacuümfilter uitgerust met een poriegrootte membraan van 0,45 μm. De ammoniakconcentratie werd bepaald met behulp van de ammoniakreagensset45. Sulfaat werd gemeten met de sulfaatreagenskit46. Sulfide werd geanalyseerd met behulp van de sulfide reagenskit47. Alle HACH-analyses werden uitgevoerd met behulp van de spectrofotometer. Waterstofperoxide en azijnzuur werden gemeten met behulp van de testkit voor azijnzuur via de druppelflesmethode. Het biogas werd verzameld in een gasverzamelzak en het volume werd dagelijks gekwantificeerd met een gasdichte spuit, waarbij alle metingen in drievoud werden uitgevoerd. De biogassamenstelling werd geanalyseerd met een micro gaschromatograaf (GC), met argon als dragergas, een TCD-detector en een injectietemperatuur van 110 °C. Biogasvolumes werden direct gemeten uit gasverzamelzakken en worden gerapporteerd als gemeten waarden onder consistente laboratoriumomstandigheden. Gasvolumes worden op natte basis gerapporteerd. Alle gasmetingen werden uitgevoerd onder omstandigheden met een bijna atmosferische druk, en luchtdichte verbindingen werden onderhouden om gaslekkage te minimaliseren. Het systeem werd regelmatig gecontroleerd om de afdichtingsintegriteit gedurende het hele experiment te waarborgen.

VFA's, waaronder acetaat, propionaat en butyraat, werden gekwantificeerd met behulp van high-performance vloeistofchromatografie (HPLC) met een absorptiegolflengte van 210 nm. De mobiele fasen bestonden uit 100% acetonitril en 2,5 mM methaansulfonzuur, en de analyse werd uitgevoerd met een kolom (5 μm, 4 mm × 150 mm) bij 30 °C met een constante debiet van 1 mL/min voor de mobiele fase. De pH en temperatuur van de reactor werden continu gemonitord met een meter. Tijdens de werking van de reactor bleef de pH binnen een typisch bereik van 6,5–7,5, wat wijst op stabiele bedrijfsomstandigheden. De huidige generatie werd elke 5 minuten geregistreerd met een potentiostaat, onder een vaste toegepaste potentiaal van 1,2 V.

Berekeningen

De efficiëntie en snelheid van COD-verwijdering werden bepaald met behulp van de volgende vergelijkingen:

figure-protocol-1 Eq. 1

figure-protocol-2 Vergelijking 2

De toevoer-OLR werd berekend met behulp van Vergelijking 3, zoals hieronder weergegeven, waarbij de toevoersnelheid wordt uitgedrukt in liters per dag (L/d) en het reactorvolume in liter.

figure-protocol-3 Vergelijking 3

De volgende vergelijkingen werden gebruikt om de specifieke methaanopbrengst te berekenen op basis van COD verwijderd (LCH4/g sCODverwijderd) en toegevoegde COD (LCH4/g sCODtoegevoegd):

figure-protocol-4 Vergelijking 4

figure-protocol-5 Vergelijking 5

Waar het volume methaan per dag geproduceerd is (LCH4/d) en en de hoeveelheidsCOD die per dag wordt verwijderd (g sCODverwijderd/d) en sCOD die per dag de reactor binnenkomt (g sCODtoegevoegd/d), respectievelijk is.

De stroomdichtheid werd berekend door de gemeten stroom (I) in ampère (A) te normaliseren ten opzichte van het werkvolume van de reactor (V), uitgedrukt in kubieke meter (m3). De stroomdichtheid wordt gerapporteerd in A/m3 en wordt beschreven door de volgende vergelijking:

figure-protocol-6 Eq. 6

De coulombische efficiëntie (CE) werd berekend om de efficiëntie van elektronenherstel als stroom van deCOD Removed te beoordelen. Het wordt gedefinieerd als de verhouding van de totale lading (in Coulombs) die als stroom (Q C) wordt teruggewonnen tot de theoretische lading die kan worden teruggewonnen op basis van deverwijderde COD (QT). De totale teruggewonnen lading (QC) werd bepaald door de gemeten stroom over de tijd te integreren:

Qc = ∫I(t)dt ≈ ∑Ii × ∆ Eq.7

waarbij de gemeten stroom (A) bij elk tijdinterval is, en Δt het opnameinterval (s).

De theoretische lading (QT) werd berekend op basis van COD-verwijdering, ervan uitgaande dat er 1 mol elektronen wordt overgedragen per 8g COD verwijderd, volgens de wet van Faraday:

figure-protocol-7 Eq.8

waarbij F de constante van Faraday is (96.485 C/mol e⁻), en wordt uitgedrukt in gram.

Zo werd CE berekend als:

figure-protocol-8 Vergelijking 9

Energie-efficiëntie (ηE), hier gedefinieerd als de energieconversie-efficiëntie van elektrisch naar methaan, wordt gebruikt om de effectiviteit te evalueren van het omzetten van elektrische input in extra methaanproductie in het BEAD-systeem. Het wordt gedefinieerd als de verhouding tussen de energie die in de vorm van methaan wordt geproduceerd en de energie die het systeem verbruikt om elektrochemische processen in stand te houden. Het moet worden opgemerkt dat de gerapporteerde energie-efficiëntie een gedeeltelijke energiebalans vertegenwoordigt die is gericht op elektrische input, en geen rekening houdt met andere operationele energiebehoeften (bijv. pompen en recirculatie). Daarom moet het niet worden geïnterpreteerd als de algehele energie-efficiëntie van het systeem. De energie-efficiëntie werd berekend met de volgende formule:

figure-protocol-9 Vergelijking 10

ΔWCH4 = ΔVCH4 × LHV Eq. 11

WE = I × E × ∆ vergelijking 12

waarbij:

ΔWCH4 vertegenwoordigt de energie die in de BEAD wordt teruggewonnen, het verschil in energie geproduceerd als methaan tussen de BEAD-reactor en de AD-regelreactor, gemeten in watturen (Wh).

ΔVCH4 duidt het verschil in methaanvolume aan dat wordt geproduceerd tussen de BEAD-reactor en de AD-controlereactor, uitgedrukt in liters (L).

LHV is de lagere verwarmingswaarde van methaan, ongeveer 9,6 Wh/L.

WE is de hoeveelheid elektrische energie die wordt verbruikt door het leveren van een aangelegde potentiaal, gemeten in wattuur (Wh), E is de spanning in volt (V), en Δt is de intervaltijd (24 uur).

Statistische analyse

De gegevens die uit de experimenten zijn verzameld, werden statistisch geanalyseerd met behulp van ANOVA (Analysis of Variance) om de significantie te evalueren van operationele parameters zoals OLR, toegepast potentiaal en HRT op belangrijke prestatie-indicatoren, waaronder methaanopbrengst, COD-verwijdering en VFA-degradatie. Stabiele datapunten werden gedefinieerd als opeenvolgende metingen verkregen onder stationaire omstandigheden, waarbij belangrijke parameters variaties van minder dan ±5% over de tijd vertoonden. Drie stabiele datapunten van elke fase, die seriële metingen van dezelfde reactor onder stationaire omstandigheden vertegenwoordigen, werden geselecteerd en gemiddeld om die fase weer te geven. Het moet worden opgemerkt dat elke fase meerdere batches echt brouwerijafvalwater bevatte met uiteenlopende eigenschappen (bijv. sCOD en VFA-samenstelling). Deze variaties waren inherent opgenomen in de fasegebaseerde analyse, waardoor de systeemaanpassingsvermogen onder realistische omstandigheden kon worden geëvalueerd. Standaarddeviatie werd gebruikt als foutbalk in de cijfers om variabiliteit weer te geven. Alle statistische analyses werden uitgevoerd met behulp van een spreadsheet. Er werd een statistisch significantieniveau van 95% aangenomen, wat aangeeft dat resultaten met een p-waarde kleiner dan 0,05 als statistisch significant worden beschouwd (p < 0,05).

Resultaten

Effect van de organische belastingssnelheid (OLR) op BEAD-prestaties - Fase 1:

Effect van OLR op de COD-verwijderingsprestaties

Zoals weergegeven in Figuur 2 en gedetailleerd in Tabel 3, behield het BEAD-systeem hoge COD-verwijderingsefficiënties zelfs bij hoge OLR's, met 92,7 ± 0,6% verwijdering bij een hoge OLR van 5 g sCOD/L∙d. Deze prestaties zijn vooral opmerkelijk in vergelijking met andere BEAD-studies die onder gecontroleerde omstandigheden en met lagere OLR's werden uitgevoerd. Zo behaalde de reactor bij OLR's van 1 en 2 g sCOD/L∙d een COD-verwijderingsefficiëntie van 96,2%, waarmee het de resultaten van Sangeetha et al.24 en Guo et al.21 overtrof, die respectievelijk maximale COD-verwijderingen van 90% en 80% rapporteerden, bij 30–35 °C met synthetisch brouwerijafvalwater.

Verminderingen van HRT bij hogere OLR's leidden tot overeenkomstige afnames in de efficiëntie van COD-verwijdering. Toen HRT daalde van 5,2 ± 0,1 dagen bij een OLR van 5 g sCOD/L∙d naar 4,4 ± 0,3 en 3,7 ± 0,1 dagen bij OLR's van respectievelijk 6 en 7 g sCOD/L∙d, daalden de COD-verwijderingsefficiënties significant tot 85,1 ± 1,7% en 79,2 ± 0,8% (p < 0,05). Een verdere verlaging van HRT tot 2,1 ± 0,2 dagen bij een OLR van 7* g sCOD/L∙d bracht de verwijdering van COD terug tot 64,6 ± 2,1% (p < 0,05). Deze trend wijst erop dat een korte HRT bij een hoge OLR kan leiden tot substraatremming en biomassa-washout, wat het vermogen van het BEAD-systeem om bio-elektrochemische verbeteringen te behouden, mogelijk geassocieerd met DIET, die belangrijk zijn voor efficiënte COD-afbraak48, kan beperken. Deze resultaten komen overeen met de bevindingen van Sangeetha et al.23, die een verminderde verwijdering van COD observeerden in een BEAD die synthetisch brouwerijafvalwater behandelde wanneer HRT werd verlaagd van 36 naar 12 uur, terwijl de OLR steeg van 1,5 naar 4,4 g COD/L∙d. Ondanks deze uitdagingen toonde de BEAD-reactor in deze studie nog steeds uitstekende prestaties bij hoge OLR's vergeleken met traditionele AD-systemen. Zo rapporteerden Xu et al.49 80% COD-verwijdering bij een OLR van 7,4 g COD/L∙d onder ideale omstandigheden bij 35 °C, een waarde vergelijkbaar met onze 79,2 ± 0,8% bij 7 g sCOD/L∙d, bereikt bij kamertemperatuur (22 °C).

VFA-verwijdering onder verschillende OLR's

Zoals weergegeven in Figuur 3A, belemmerde het verhogen van OLR's BEAD's vermogen om VFA-verwijdering te verbeteren niet, aangezien BEAD hogere invloedende VFA-belastingen beheerde terwijl het relatief stabiele effluent VFA-snelheden behield. Zo bleef de effluent VFA-snelheid stabiel bij 0,8 g sCOD/L∙d bij een OLR van 6 naar 2,9 g sCOD/L∙d bij een OLR van 7. Deze stabiliteit bij alle OLR's toont de effectiviteit van BEAD in het afbreken van VFA's en het vermogen om de ophoping van VFA te voorkomen die typisch verantwoordelijk is voor pH-dalingen en microbiële remming in traditionele AD-systemen50,51.

Bovendien toonde het systeem een uitzonderlijk vermogen om uitdagende VFA's, propionzuur en boterzuur af te breken, die bekend staan om hun langzamere afbraaksnelheden in anaerobe processen51. BEAD behaalde bijvoorbeeld 100% verwijdering van propionzuur bij OLR's 5 en 7 g sCOD/L∙d en een aanzienlijke reductie van het boterzuur van 1,2 naar 0,3 g sCOD/L∙d bij een OLR van 7 g sCOD/L∙d, zoals weergegeven in Figuur 3B en Tabel 4. De resultaten suggereren ook dat het behouden van een optimale HRT cruciaal is voor effectieve VFA-afbraak in BEAD, vooral bij hoge OLR's, waar de bio-elektrochemische activiteit toeneemt. Hoewel het systeem hoge VFA-degradatiesnelheden vertoonde door OLR's van 5 tot 7 g sCOD/L∙d, leidde een verdere daling van HRT van 5,2 ± 0,1 naar 3,7 ± 0,1 dagen een verdere daling tot 2,1 ± 0,0 dagen bij een OLR van 7* g sCOD/L∙d tot een aanzienlijke prestatiedaling. Dit bleek uit de significante toename van het VFA-niveau van effluent van 0,8 naar 2,4 g sCOD/L∙d. In het bijzonder steeg het percentage azijnzuur sterk van 0,6 naar 1,8 g sCOD/L∙d, en propionzuur, volledig verwijderd bij een OLR van 7, steeg tot 0,4 g sCOD/L∙d. Ook de verwijdering van het buityrenzuur werd beïnvloed, zij het in mindere mate.

CH4 Productieprestatie:

CH4 opbrengst (gebaseerd op COD-verwijdering) en volumetrische CH4-productie

Hogere OLR's verhoogden de methaanopbrengst en het volume in BEAD aanzienlijk, wat wijst op de voordelen van een verhoogde substraatbeschikbaarheid voor methaanproductie terwijl systeemoverbelasting wordt voorkomen. Zoals weergegeven in Figuur 4A, bereikte de methaanopbrengst (gebaseerd op COD-verwijdering) een piek van 0,35 ± 0,01 LCH4/g sCODRemoved (de maximale theoretische opbrengst) bij een OLR van 7 g sCOD/L∙d. Dit rendement vertegenwoordigde een statistisch significante stijging (p < 0,05) van 10–400% ten opzichte van lagere OLR's. Het methaanvolume volgde ook deze trend, met een uitslag van 1,93 ± 0,04 L/L∙d bij een OLR van 7 g sCOD/L∙d, wat duidt op een stijging van 18–2657% ten opzichte van lagere OLR's, zoals weergegeven in Tabel 3.

In vergelijking met andere BEAD-studies die onder gecontroleerde omstandigheden zijn uitgevoerd, toonde het BEAD-systeem in deze studie een superieure methaanproductie aan met echt brouwerijafvalwater bij kamertemperatuur (22 °C). Zo rapporteerden Sangeetha et al.24 een methaanopbrengst van 0,143 LCH4/g COD en een volume van 0,367 L/L∙d bij OLR's van 1–2 g COD/L∙d met synthetisch brouwerijafvalwater bij 30 °C, maar ons systeem behaalde een hogere methaanopbrengst van 0,21 ± 0,01 LCH4/gsCOD verwijderd en een volume van 0,43 ± 0,03 L/L∙d bij een OLR van 2 g sCOD/L∙d. Evenzo observeerden Xu et al.25 een methaanvolume van 1,16 L/L∙d bij een OLR van 5,8 g COD/L∙d en 35°C, terwijl ons systeem 1,64 ± 0,05 L/L∙d produceerde bij een vergelijkbare OLR van 6 g sCOD/L∙d. Hoewel de methaanopbrengst en het volume stabiel bleven doordat HRT daalde van 5,2 ± 0,1 naar 3,7 ± 0,1 dagen tussen OLR 5 en 7 g sCOD/L∙d, resulteerde een verdere daling naar 2,1 ± 0,2 dagen bij een OLR van 7* g sCOD/L∙d tot statistisch significante dalingen (p < 0,05). De methaanopbrengst daalde met 21%, van 0,35 ± 0,01 naar 0,28 ± 0,01 LCH4/g sCODverwijderd, en het methaanvolume daalde met 36%, van 1,93 ± 0,04 naar 1,24 ± 0,02 L/L∙d. Deze reducties correeren met de verminderde verwijdering van COD en VFA die eerder besproken is, wat aangeeft dat korte HRT's de microbiële contacttijd en de omzetting van organische stoffen in methaan beperken. Daarom is voldoende retentietijd essentieel om een optimale bio-elektrochemische efficiëntie te behouden onder hoge organische belasting.

CH4-opbrengst gebaseerd op toegevoegde COD

De methaanopbrengst op basis van toegevoegde COD verbeterde met stijgende OLR's, maar stabiliseerde bij hogere OLR's door HRT-beperkingen. Zoals weergegeven in Figuur 4B steeg de methaanopbrengst significant (p < 0,05) van 0,07 ± 0,01 L LCH4/g sCODA Bij een OLR van 1 g sCOD/L∙d naar 0,28 ± 0,01 LCH4/g sCOD Bij 5 g sCOD/L∙d. Echter, van OLR 5 tot 7 g sCOD/L∙d stabiliseerde de opbrengst rond 0,28 LCH4/g sCODAdded, zonder significante verschillen (p > 0,05), wat aangeeft dat verdere toename van substraatbeschikbaarheid niet leidde tot een hogere conversie-efficiëntie. Deze bevinding wordt voornamelijk toegeschreven aan verminderde HRT's bij hogere OLR's, wat de omzetting van niet-VFA organische verbindingen naar methaan beperkte, ondanks effectieve VFA-afbraak. Tabel 5 ondersteunt deze observatie en toont aan dat de verwijderingssnelheden van deze andere organische verbindingen niet toenamen tussen OLR's 5 en 7 g sCOD/L∙d, wat resulteerde in hun verhoogde hoeveelheden in het afvalwater. Daarnaast veroorzaakte een verdere HRT-reductie bij OLR 7* g sCOD/L∙d een opvallende daling van de methaanopbrengst, wat een kritische drempel illustreert waarboven zelfs VFA's niet adequaat werden omgezet in methaan vanwege onvoldoende retentietijd.

Inhoud van hoofdstuk4

Het methaangehalte in BEAD verbeterde met toenemende OLR's en stabiliseerde bij hoge belastingen. Zoals weergegeven in Figuur 4C bereikte het systeem zijn piekmethaangehalte van 75,0 ± 0,3% bij een OLR van 6 g sCOD/L∙d, gevolgd door 74,3 ± 1,2% en 74,0 ± 0,8% bij OLR's van respectievelijk 7 en 5 g sCOD/L·d. Opmerkelijk is dat er geen statistische verschillen (p > 0,05) in methaangehalte werden waargenomen tussen deze hogere OLR's, wat wijst op een stabiele biogaskwaliteit bij deze hoge belastingsnelheden. Bovendien presteerde het systeem beter dan andere BEAD-studies; zo rapporteerden Xu et al.25 een methaangehalte van 62,3% bij een OLR van 5,8 g COD/L∙d bij gecontroleerde temperatuur van 35°C en met synthetisch afvalwater, terwijl onze reactor 75,0 ± 0,3% behaalde bij een OLR van 6 g sCOD/L∙d met echt afvalwater bij kamertemperatuur (22 °C).

Bij een OLR van 7* g sCOD/L∙d met een verlaagde HRT van 2,1 ± 0,2 dagen daalde het methaangehalte licht tot 72,7 ± 0,5%. Deze verandering was echter niet statistisch significant (p > 0,05) vergeleken met het methaangehalte bij een HRT van 3,7 ± 0,1 dagen en een OLR van 7 g sCOD/L∙d, wat aangeeft dat het systeem het effectieve methaangehalte behield zelfs bij kortere contacttijden.

Elektrochemische prestaties van het BEAD-systeem

Zowel de stroomdichtheid als de CE verbeterden significant met toenemende OLR's en bereikten hun maximale waarden bij een OLR van 6 g sCOD/L·d, met een piek van respectievelijk 13,8 ± 0,3 A/m3 en 1,97 ± 0,04%. Het verder verhogen van de OLR naar 7 g sCOD/L∙d resulteerde echter in een aanzienlijke prestatiedaling (p < 0,05), waarbij de stroomdichtheid en CE daalden naar respectievelijk 6,2 ± 0,1 A/m3 en 0,81 ± 0,01%, zoals geïllustreerd in Figuren 5A en B. De daling van EC-waarden geeft aan dat de meeste elektronen gericht zijn op methaanproductie in plaats van als elektrische stroom te worden teruggewonnen, wat consistent is met de primaire functie van het systeem als anaerobe verteringsproces. Deze achteruitgang kan worden toegeschreven aan substraatoverload of nutriëntenonevenwichtigheden bij hoge OLR's. Hoge substraatconcentraties bij hoge OLR's kunnen de concurrentie tussen exo-elektrogenen en methanogenen bij de anode versterken, vaak met het voordeel van methanogenen en daardoor de huidige generatie52 verminderen. Daarnaast kan beperkte beschikbaarheid van voedingsstoffen bij hoge OLR's de groei en activiteit van exo-elektrogenen remmen, waardoor de huidige productie53 afneemt.

In vergelijking met andere BEAD-systemen die synthetisch brouwerijafvalwater gebruiken, toonde ons systeem een hogere stroomproductie bij hogere OLR's, maar lagere elektrochemische prestaties bij lagere OLR's, wat de invloed van afvalwatercomplexiteit benadrukt. Zo bereikte ons systeem bij een OLR van 6 g sCOD/L∙d een hogere stroomdichtheid dan die van slechts 1,41 A/m3, gerapporteerd door Xu et al.25, bij een vergelijkbare OLR van 5,8 g COD/L∙d bij 35 °C. Onze BEAD-prestaties bij een OLR van 2 g sCOD/L∙d, met een stroomdichtheid van 1,9 ± 0,1 A/m3 en CE van 1,58 ± 0,14%, waren echter lager dan 14,3 A/m3en 15% waargenomen door Sangeetha et al.24. Deze bevindingen tonen aan dat synthetische substraten het elektronenherstel verbeteren door verminderde microbiële concurrentie, in tegenstelling tot echt afvalwater, dat een diversere en competitievere microbiële gemeenschap bevat12,54.

Interessant genoeg bleef de huidige productie stabiel ondanks verminderingen van HRT. Specifiek leidde het verlagen van de HRT van 3,7 ± 0,1 dagen naar 2,1 ± 0,2 dagen bij een OLR van 7* g COD/L∙d niet tot een statistisch significante verandering in stroomdichtheid (p > 0,05), die stabiel bleef op 6,2 A/m3. Deze consistentie suggereert dat variaties in HRT niet noodzakelijkerwijs correleren met veranderingen in stroomdichtheid. Deze bevinding is cruciaal omdat het aangeeft dat ondanks een vermindering van de efficiëntie van organische verwijdering door een kortere contacttijd tussen exo-elektrogenen en substraten, de elektronenoverdrachtssnelheid naar de anode onaangetast bleef. Deze observatie komt overeen met de bevindingen van Castellano-Hinojosa et al.55, die ook een stabiele stroomdichtheid rapporteerden ondanks significante verminderingen van HRT. Evenzo observeerden Song et al.56 geen verandering in stroomdichtheid (bleef op 233 A/m3), hoewel de effluent sCOD significant steeg van 439,0 ± 129,8 naar 749,0 ± 36 mg/L toen de HRT werd verlaagd van 10 naar 5 dagen. Deze bevindingen suggereren dat bio-elektrochemische interacties, mogelijk geassocieerd met DIET, effectief kunnen blijven in BEAD, zelfs wanneer de retentietijd wordt verkort.

Impact van toegepast potentieel op BEAD-prestaties - Fase 2:

Invloed van toegepast potentieel op COD-verwijdering

De resultaten toonden aan dat bij hogere OLR's het toegepaste potentiaal in het BEAD-systeem de COD-verwijderingsefficiëntie verbeterde ten opzichte van het controle-AD-systeem, maar minimaal effect had bij lagere OLR's, zoals aangetoond in Figuur 2 en Tabel 3. Specifiek behaalde BEAD bij een hoge OLR van 5 g sCOD/L∙d een COD-verwijderingsefficiëntie van 92,7 ± 0,6%, significant hoger (p < 0,05) dan de 85,3 ± 0,6% die in AD werd waargenomen. Daarentegen was het verschil bij lagere OLR's van 2 en 3 g sCOD/L∙d niet statistisch significant (p > 0,05), waarbij beide systemen vergelijkbare hoge efficiënties behaalden (96,2 ± 0,1% versus 96,6 ± 0,3% bij 2 g sCOD/L∙d en 94,1 ± 1,2% versus 94,7 ± 0,8% bij 3 g sCOD/L∙d). Deze trend sluit aan bij de bevindingen van Tartakovsky et al.57, die ook vergelijkbare COD-verwijderingsefficiënties rapporteerden bij lagere OLR's in systemen met en zonder toegepast potentieel, maar opmerkten dat de toepassing van potentieel COD-verwijdering bij hogere OLR's significant verbeterde vergeleken met traditionele AD. Deze observaties suggereren dat het toegepaste potentieel microbiële interacties en elektronenoverdrachtsprocessen kan versterken, mogelijk geassocieerd met DIET, wat leidt tot effectievere organische afbraak.

Bij de hoogste OLR van 7* g sCOD/L∙d, waarbij HRT werd teruggebracht tot 2 dagen, had het toegepaste potentieel een beperkte invloed op de efficiëntie van COD-verwijdering. BEAD behaalde een COD-verwijderingsefficiëntie van 64,6 ± 2,1%, iets hoger dan de 61,9 ± 1,5% die in AD werd waargenomen, maar het verschil was niet statistisch significant (p > 0,05). Dit suggereert dat hoewel hogere OLR's mogelijk de potentiële voordelen van toegepast potentieel bij het verbeteren van COD-verwijdering aantonen, de verlaagde HRT het vermogen van het systeem beperkt om deze bio-elektrochemische voordelen volledig te benutten. Dit kan komen doordat de verkorte HRT niet voldoende tijd biedt voor microbiële activiteit en elektronenoverdrachtsprocessen, mogelijk geassocieerd met DIET, wat de noodzaak benadrukt van een evenwichtige operationele strategie die zowel de voordelen van toegepast potentieel als de beperkingen van een verminderde retentietijd in overweging neemt.

Effect van toegepast potentieel op VFA-verwijdering

Figuur 6A–E en Tabel 5 tonen aan dat BEAD significant beter presteerde dan AD bij de degradatie van complexe VFA's. Opmerkelijk is dat BEAD bij een OLR van 5 g sCOD/L∙d 100% verwijdering van propionzuur en boterzuur bereikte, vergeleken met slechts 58,2% en 77,6% verwijdering in AD (Figuur 6E). Dit benadrukt de effectiviteit van toegepast potentieel bij het versterken van bio-elektrochemische processen, die niet alleen de afbraak van VFA versnellen, maar ook de kinetiek van methanogeneseverbeteren. Analyse van de effluentsamenstelling bij deze OLR bevestigt deze superieure prestatie verder: BEAD-effluent bestond uit 87% azijnzuur zonder detecteerbare propion- of boterzuur, terwijl AD-effluent 64% azijnzuur bevatte, met 19% propionzuur en 17% boterzuur (Figuur 6D).

BEAD behield een superieure verwijdering van propionzuur en boterzuur, zelfs bij een verkorte HRT. Bij de hoogste OLR van 7* g sCOD/L∙d met een verlaagde HRT van 2 dagen, behaalde BEAD 66,4% verwijdering van boterzuur, aanzienlijk hoger dan de 50,9% van AD. Voor propionzuur verwijderde BEAD 33,2%, terwijl AD een effluentpercentage liet zien dat de influent overschreed, wat wijst op slechte afbraak. Deze superieure prestaties van BEAD kunnen worden toegeschreven aan verbeterde bio-elektrochemische interacties, mogelijk geassocieerd met DIET, die een effectievere elektronenoverdracht tussen acetogene propionaat- en butiraatoxiderende bacteriën en methanogene kunnen faciliteren in vergelijking met waterstofinterspecies transfer (HIT) in AD, waardoor VFA-accumulatie bij hoge OLR's 15,16,60,61 wordt verminderd.

Effect van toegepast potentieel op CH4-productie :

CH4 opbrengst en volumetrische CH4 productie

BEAD toonde een superieure prestatie in methaanopbrengsten en -volume vergeleken met AD, met name bij OLR's van 3, 5 en 7* g sCOD/L∙d, waarbij substraatbeschikbaarheid verbeterde bio-elektrochemische activiteit ondersteunde (Figuur 4A, Tabel 3). Opmerkelijk was dat het meest significante verschil werd waargenomen bij een OLR van 5 g sCOD/L∙d, waarbij BEAD 0,30 ± 0,01 LCH4/g sCODRemoved behaalde, 20% hoger dan de opbrengst van AD van 0,25 ± 0,01 (p < 0,05). Het methaanvolume volgde een vergelijkbare trend, waarbij BEAD AD met 30%, 20% en 16% overschreed bij OLR's van respectievelijk 5, 3 en 7* (p < 0,05). Deze voordelen zijn toe te schrijven aan de efficiënte elektronenoverdrachtsmechanismen die mogelijk worden gemaakt door het gesloten circuitsysteem, waarbij de anode dient als een betrouwbare elektronenacceptor en een verbeterde elektronenstroom naar kathode62 bevordert. Daarentegen ondervindt het open circuit van AD waarschijnlijk grotere elektronenverliezen, wat de methaanproductie-efficiëntie vermindert. Bovendien kan BEAD profiteren van verbeterde bio-elektrochemische interacties, mogelijk geassocieerd met DIET, die extra routes voor methanogenese kunnen bieden, waardoor complexe VFA's zoals propionaat en butyraat in methaan effectiever kunnen worden omgezet. De enige uitzondering werd waargenomen bij 2 g sCOD/L·d, waar BEAD geen duidelijk voordeel toonde, mogelijk vanwege beperkte beschikbaarheid van koolstof en de initiële acclimatisatie van elektroactieve micro-organismen.

Het toegepaste potentieel verbeterde niet alleen de methaanproductie, maar verbeterde ook de processtabiliteit, zoals weergegeven in Figuur 7. Bij een OLR van 5 g sCOD/L∙d toonde BEAD-operatie in fase 11 relatief stabiele methaanopbrengst, met een gemiddelde van 0,298 LCH₄/g sCODRemoved, een standaarddeviatie van 0,008 LCH₄/g sCODRemoved, en een variatiecoëfficiënt (CV) van 2,81%. Daarentegen vertoonde de methaanopbrengst na de overgang naar AD in fase 12 veel grotere fluctuaties, afnemend van 0,33 naar 0,16 LCH₄/g sCODRemoved, met een hogere standaarddeviatie van 0,054 LCH₄/g sCODRemoved en een CV van 20,87%. Toen het systeem in fase 13 weer werd overgeschakeld naar BEAD, herstelde de methaanproductie zich snel en werd stabieler, met een gemiddelde opbrengst van 0,312 LCH₄/gsCOD Removed en een verlaagde CV van 6,23%. Opmerkelijk is dat tijdens de latere stabiele periode van fase 13 de CV verder daalde tot 1,95%, wat aangeeft dat BEAD-werking de processtabiliteit herstelde na de verstoring veroorzaakt door AD-werking. Deze kwantitatieve resultaten tonen aan dat het toegepaste potentieel niet alleen bijdroeg aan een hogere methaanproductie, maar ook aan een lagere operationele variabiliteit en snellere stabilisatie. Deze bevindingen komen overeen met die van Park et al.63, die rapporteerden dat BEAD-systemen de methaanproductie verhogen en de stabilisatietijd verkorten door snelle organische oxidatie en methanogenese te faciliteren, wat duidelijke voordelen biedt ten opzichte van conventionele AD-processen.

Hoofdstuk4 Inhoud

BEAD had een hoger CH4-gehalte dan AD bij hogere OLR's, met 74,0 ± 0,8% en 72,7 ± 0,5% vergeleken met AD's 71,0 ± 0,8% en 70,0 ± 0,5% (p < 0,05) bij respectievelijk 5 en 7 g sCOD/L∙d, zoals weergegeven in Figuur 7. Bij lagere OLR's van 2 en 3 g sCOD/L∙d waren de verschillen echter niet statistisch significant (p > 0,05). Dit komt waarschijnlijk doordat een hogere VFA-degradatie in BEAD meer kooldioxide (CO2) genereert, waarvan een deel wordt omgezet in CH4 terwijl de rest het gaszak-CO2 verhoogt, waardoor het CH4-gehalte ongewijzigd blijft. Vergelijkbare trends werden geconstateerd door andere studies 64,65,66, wat aangeeft dat verbeteringen in CH 4-percentage en volume niet noodzakelijkerwijs gelijktijdig optreden. Het verhogen van de aangelegde spanning boven 1,23 V kan het CH4-gehalte verder verbeteren door waterelektrolyse mogelijk te maken, waardoor waterstof (H2) ontstaat dat extra CO2 kan omzetten in methaan57,66. Deze aanpak kan echter leiden tot overmatige problemen, wat mogelijk leidt tot energie-inefficiënties en operationele uitdagingen. Daarom moet spanningsafstelling zorgvuldig worden geoptimaliseerd om een verhoogde methaanproductie in balans te brengen met systeemefficiëntie.

Energie-efficiëntie van het BEAD-systeem

Figuur 8 toont dat BEAD een consequent hoge energie-efficiëntie (~1000%) handhaafde bij alle OLR's. Opmerkelijk is dat zelfs bij de hoogste OLR van 7* g sCOD/L∙d met een verkorte HRT van 2 dagen, het systeem een hoge energie-efficiëntie behaalde dankzij het lage energieverbruik van 0,03 ± 0,01 Wh/gsCOD verwijderd. Dit is veel lager dan het typische energieverbruik van 0,7 tot 2 Wh/g sCODverwijderd in conventionele actieve slibprocessen67. Bovendien was hoewel er een lichte daling in energie-efficiëntie werd waargenomen bij toenemende OLR, de variatie minimaal, wat aangeeft dat BEAD stabiele energieprestaties behield, zelfs onder verhoogde organische belasting en een verminderde hydraulische retentietijd. Deze bevindingen geven aan dat BEAD de methaanproductie kan verhogen met een hoge energie-efficiëntie binnen de toegelegde elektrische input. Het moet echter worden opgemerkt dat de huidige energieanalyse geen rekening houdt met andere operationele energiebehoeften, zoals feed-pompen en recirculatie. Daarom weerspiegelt de gerapporteerde energie-efficiëntie een gedeeltelijke energiebalans, en is er verder werk nodig om de algehele energieprestaties onder volwaardige operationele omstandigheden te evalueren.

BEAD-prestaties in nutrient-beperkte (hoge C/N) brouwerijafvalwater.

Ondanks de hoge C/N-verhouding van het brouwerijafvalwater behaalde BEAD aanzienlijke prestaties, waaronder efficiënte COD-verwijdering, VFA-degradatie en methaanproductie. Brouwerijafvalwater wordt doorgaans gekenmerkt door een hoog organisch en laag stikstofgehalte, wat leidt tot hoge C/N-verhoudingenvan 68,69,70,71. Deze interpretatie is gebaseerd op de waargenomen kenmerken van de invloedrijke factor in plaats van op een gecontroleerde vergelijking tussen verschillende C/N-verhoudingen. In het conventionele AD-proces is voedingssupplementatie van het brouwerijafvalwater vaak nodig om de C/N-verhouding te verlagen en de groeivan microbiële 69,70,71 te ondersteunen, maar er werden in deze studie geen extra voedingsstoffen toegevoegd. De sterke BEAD-prestaties zijn waarschijnlijk het gevolg van het toegepaste potentieel, dat de microbiële activiteit en stabiliteit van de reactor onder voedingstekortomstandigheden verbetert72,73. Beperkt onderzoek heeft de impact van C/N-verhoudingen op BEAD-prestaties onderzocht, waarbij de meeste studies zich richten op lage tot matige C/N-verhoudingen (0,6–25)74,75,76. Zoals eerder vermeld, zijn specifieke studies over BEAD-systemen die brouwerijafvalwater behandelen schaars. Bovendien werden in studies met synthetisch brouwerijafvalwater doorgaans voedingsstoffen toegevoegd om optimale C/N-verhoudingen te bereiken tot 40 21,23,24,25, terwijl de enige twee studies naar echt brouwerijafvalwater de impact van de C/N-verhouding op BEAD-prestatiesniet maten of meenamen. Daarom is verder onderzoek nodig om de rol van variërende C/N-verhoudingen (laag tot hoog) in BEAD-systemen met echt brouwerijafvalwater te onderzoeken.

BESCHIKBAARHEID GEGEVENS:

De gegevens die relevant zijn voor het onderzoek zijn opgenomen in het artikel en ook in Aanvullend Bestand 2.

figure-results-1
Figuur 1: Configuratie en operationele opstelling van het bio-elektrochemische reactorsysteem dat in deze studie wordt gebruikt. (A) Schematische illustratie van de reactorconfiguratie met de belangrijkste systeemcomponenten, waaronder de verpakte ade gevuld met koolstofgebaseerd geleidend materiaal, kathodekamer, scheider, influent- en effluentleidingen, interne recirculatielus, gasmonsterpoort, gasverzamelzak en extern elektrisch circuit verbonden met de potentiostaat voor elektrochemische monitoring en controle. De posities van de stroomafnemers, bemonsteringspoorten, voedingspomp, recirculatiepomp en pH-monitoringsysteem worden ook aangegeven. (B) Foto van de geassembleerde reactor vóór gebruik, met het ontwerp van de verticale kolom, de verpakte anodestructuur, de separatorlaag, kathodegebied, influentleiding, bemonsteringspoort en recirculatieverbindingen. (C) Foto van de reactor tijdens gebruik, waarop de reactorprestaties onder continue recirculatiecondities worden getoond, inclusief vloeistofstromingspaden, biofilmvorming op het elektrodeoppervlak, externe buisverbindingen en elektrische bedrading aangesloten op de potentiostaat. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken. 

figure-results-2
Figuur 2: COD-verwijderingsefficiëntie onder verschillende OLR's in BEAD-systemen en conventioneel AD-systeem. COD-verwijdering (%) werd geëvalueerd bij OLR's variërend van 1 tot 7 g sCOD/L·d, inclusief de overbelaste conditie (7*). De figuur vergelijkt de behandelingsprestaties van BEAD- en AD-reactoren onder toenemende substraatbelastingsomstandigheden. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken. 

figure-results-3
3: VFA-productie en samenstelling onder verschillende OLR's in het BEAD-systeem. (A) Totale influent- en effluent VFA-snelheden gemeten bij OLR's variërend van 1 tot 7 g sCOD/L·d, wat het effect van substraatbelasting op VFA-accumulatie en verwijderingsprestaties aantoont. (B) Verdeling van belangrijke VFA's, waaronder acetaat, propionaat en butyraat, in influente en effluentstromen onder verschillende OLR-condities. Gestreepte verticale lijnen geven operationele faseovergangen aan die overeenkomen met veranderingen in OLR. VFA-tarievens worden uitgedrukt als g sCOD/L·d. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken.

figure-results-4
Figuur 4: Methaanproductieprestaties onder verschillende OLR's in de BEAD- en AD-systemen. (A) Methaanopbrengst genormaliseerd tot COD verwijderd; (B) methaanopbrengst genormaliseerd tot COD toegevoegd; en (C) methaangehalte (%) in het geproduceerde biogas bij OLR's variërend van 1 tot 7 g sCOD/L·d, inclusief de overbelastingsconditie (7*). De figuur illustreert de invloed van toenemende substraatbelasting op de methaanterugwinningsefficiëntie en biogaskwaliteit in beide reactorconfiguraties. De methaanopbrengst wordt uitgedrukt als L CH₄/g COD. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken.

figure-results-5
Figuur 5: Elektrochemische prestaties van het BEAD-systeem onder verschillende OLR's. (A) Stromdichtheid gegenereerd bij OLR's variërend van 1 tot 7 g sCOD/L·d, wat de relatie tussen substraatbelasting en bio-elektrochemische activiteit aantoont. (B) Coulombische efficiëntie (%) onder verschillende OLR-condities, wat het aandeel elektronen vertegenwoordigt dat als elektrische stroom wordt teruggewonnen ten opzichte van totale oxidatie van het substraat. De stroomdichtheid wordt uitgedrukt als A/m3. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken. 

figure-results-6
Figuur 6:. Effect van toegepaste potentiaal op VFA-dynamica en effluentsamenstelling in de BEAD- en AD-systemen. (A) Totale VFA-snelheden onder verschillende toegepaste potentiaal- en OLR-condities; (B) productie- en verwijderingssnelheden van propionaat; (C) productie- en verwijderingspercentages van butiraat; (D) influente en effluent COD-samenstelling bij OLR 5 g sCOD/L·d, die de relatieve verdeling van acetaat, propionaat, butyraat en andere verbindingen aangeeft; en (E) de efficiëntie van butyraatverwijdering (%) onder verschillende OLR-omstandigheden. De figuur toont de invloed van elektrochemische stimulatie op tussenliggende fermentatieproducten en substraatconversieroutes. VFA-tarieven worden uitgedrukt als g sCOD/L·d. Foutbalken geven standaardafwijkingen van replicatmetingen weer waar van toepassing. n = 3. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken.

figure-results-7
Figuur 7: Temporele variatie van methaanopbrengst genormaliseerd tot COD verwijderd tijdens langdurige werking van het BEAD-reactorsysteem. De methaanopbrengst werd gedurende 365 dagen gemonitord onder verschillende operationele fasen en OLR-condities. Verticale stippellijnen geven overgangen aan tussen operationele fasen, inclusief de herstelfase na overbelasting van de reactor. De methaanopbrengst wordt uitgedrukt als L CH₄/g sCOD verwijderd. De figuur toont de stabiliteit van de reactor en de methaanproductieprestaties tijdens langdurige continue operaties. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken.

figure-results-8
Figuur 8: Effect van toegepast potentiaal op energieterugwinning en energie-efficiëntie in het BEAD-systeem onder verschillende OLR's. De figuur vergelijkt de teruggewonnen energie, verbruikte elektrische energie en de algehele energie-efficiëntie (%) bij OLR's van 3, 5 en 7* g sCOD/L·d. De teruggewonnen energie en het energieverbruik worden uitgedrukt als Wh/g sCOD verwijderd. De figuur toont de energetische prestaties van het BEAD-systeem onder elektrochemische stimulatie en wisselende substraatbelastingscondities. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om een grotere versie van deze figuur te bekijken.

ParameterWaarde
sCOD (mg/L)8,000-30,343
VFA/sCOD0.1-0.4
TS (%)0.85-1.4
VS (%)0.6-1.3
VS/TS0.7-0.93
pH5.2-6
TAN (mg/L)5-5.2

Tabel 1: Kenmerken van het brouwerij afvalwater dat tijdens de reactorexploitatie wordt gebruikt. De tabel vat de bereiken van sCOD, VFA/sCOD, TS, VS, VS/TS-verhouding, pH en TAN samen die gedurende de experimentele periode in het afvalwater van de brouwerij zijn gemeten. 

PodiumFaseBeschrijvingSubstraatOLR
(g sCOD/L.d)		Toegepast Potentiaal (1,2 V)HRT (Dagen)
Fase 1: Impact van OLR5Laagste OLR-voorwaardeBrouwerij WW2Ja4-5
6Gedeelde fase (basislijn voor Fase-2)Brouwerij WW1Ja4-5
9Gedeelde faseBrouwerij WW3Ja4-5
10Verhoogde OLRBrouwerij WW4Ja4-5
11 & 13Herhaalde fase bij OLR=5 voor stabiliteitsverificatieBrouwerij WW5Ja4-5
14Verhoogde OLRBrouwerij WW6Ja4-5
15Hoge OLRBrouwerij WW7Ja3-4
16Maximale belastingBrouwerij WW7*Ja2
Fase 2: Impact van toegepast potentieel5Zelfde voorwaarde als Fase-1Brouwerij WW2Ja4-5
7Zonder toegepast potentieelBrouwerij WW2Nee4-5
9Hetzelfde als Stage-1Brouwerij WW3Ja4-5
8Zonder toegepast potentieelBrouwerij WW3Nee4-5
11&13**Dezelfde herhaalde fase als Fase-1Brouwerij WW5Ja4-5
12Zonder toegepast potentieelBrouwerij WW5Nee4-5
16Hetzelfde als Stage-1Brouwerij WW7*Ja2
17Zonder toegepast potentieelBrouwerij WW7*Nee2

Tabel 2: Experimenteel ontwerp en operationele omstandigheden gebruikt om de effecten van OLR en toegepast potentiaal op reactorprestaties te evalueren. De tabel vat de operationele fasen, substraatcondities, toegepast potentiaal en HRT samen die gedurende de studie werden gebruikt. De overbelastingsconditie (7*) vertegenwoordigt werking bij hetzelfde OLR met verminderde HRT.

OLR12345677*
ParameterKRAALKRAALADKRAALADKRAALKRAALADKRAALKRAALKRAALAD
COD-verwijdering (%)96,2 ± 1,096,2 ± 0,196,6 ± 0,394,1 ± 1,294,7 ± 0,881.6 ± 1.192,7 ± 0,685,3 ± 0,685.1 ± 1.779,2 ± 0,864.6 ± 2.161,9 ± 1,5
CH4 Vloei verwijderd
(LCH4/g sCODRemoved)		0,07 ± 0,010,21 ± 0,010,25 ± 0,010,26 ± 0,010,23 ± 0,010,29 ± 0,010,30 ± 0,010,25 ± 0,010,33 ± 0,010,35 ± 0,010,28 ± 0,010,25 ± 0,01
CH4 Toegevoegde opbrengst
(LCH4/g sCODAdded)		0,07± 0,010,20 ± 0,010,24 ± 0,010,25 ± 0,010,22 ± 0,010,24 ± 0,010,28 ± 0,010,21 ± 0,010,28 ± 0,010,28 ± 0,010,18 ± 0,010,15 ± 0,01
HFDST.4 Volume
(L/L.d)		0,07 ± 0,020,43 ± 0,030,46 ± 0,020,77 ± 0,010,64 ± 0,020,96 ± 0,041.42 ± 0.071.09 ± 0.081,64 ± 0,051,93 ± 0,041,24 ± 0,021.07 ± 0.01
CH4 (%)43.0 ± 1.469,0 ± 1,671,0 ± 0,870,3 ± 0,968.0 ± 2.170,7 ± 0,574,0 ± 0,871,0 ± 0,875,0 ± 0,374.3 ± 1.272,7 ± 0,570,0 ± 0,5
CE (%)1.58 ± 0.140,69 ± 0,07-0,93 ± 0,14-0,89 ± 0,101.64 ± 0.10-1,97 ± 0,040,81 ± 0,010,98 ± 0,03-
Stroomdichtheid (A/m3)2.3 ± 0.11.9 ± 0.1-3,8 ± 0,6-4.1 ± 0.410.8 ± 0.2-13,8 ± 0,36.2 ± 0.16.2 ± 0.2-
HRT (dagen)5.3 ± 0.25,5 ± 0,35.3 ± 0.14.6 ± 0.15.3 ± 0.13.6 ± 0.15.2 ± 0.14.1 ± 0.14.4 ± 0.33.7 ± 0.12.1 ± 0.22.0 ± 0.1

Tabel 3: Prestatieparameters onder verschillende OLR's in de BEAD- en AD-systemen. De tabel vat COD-verwijdering, CH₄-opbrengst, CH₄-volume, CH₄-inhoud, CE, stroomdichtheid en HRT onder verschillende operationele omstandigheden samen. Waarden worden gepresenteerd als gemiddelde ± standaarddeviatie op basis van stationaire metingen tijdens elke operationele fase. De overbelastingsconditie (7*) vertegenwoordigt werking bij hetzelfde OLR met verminderde HRT.

OLR12345677*
ParameterKRAALKRAALADKRAALADKRAALKRAALADKRAALKRAALKRAALAD
Invloedrijke acetaat.
(g sCOD/L.d)		0.030.060.080.080.130.090.30.460.340.90.380.21
Invloedrijk propionaat
(g sCOD/L.d)		0000.1300.190.480.340.560.820.550.07
Invloedrijke Butyraat
(g sCOD/L.d)		0.070.280.110.230.160.390.790.560.911.180.860.76
Effluent Acetaat
(g sCOD/L.d)		0000.030.030.260.320.480.530.561.781.44
Effluent propionaat
(g sCOD/L.d)		0000.030.030.2100.140.1400.370.24
Effluent Butyrate
(g sCOD/L.d)		000000.0500.130.090.280.290.37

Tabel 4: VFA-tarieven onder verschillende OLR's in de BEAD- en AD-systemen. De tabel vat de influente en effluent acetaat-, propionaat- en butyraatratraten samen, uitgedrukt als g sCOD/L·d onder verschillende operationele omstandigheden.

OLR12345677*
ParameterKRAALKRAALADKRAALADKRAALKRAALADKRAALKRAALKRAALAD
Invloedrijke COD
(g sCOD/L.d)		1.12.11.933.132.914.045.115.115.916.926.966.97
Invloedrijke VFA
(g sCOD/L.d)		0.10.340.190.440.290.671.561.361.812.891.791.04
Invloedrijke Ander**
(g sCOD/L.d)		11.761.742.692.623.373.553.754.14.035.175.93
Effluent COD
(g sCOD/L.d)		0.040.080.070.180.150.750.370.750.881.442.472.66
Effluent VFA
(g sCOD/L.d)		0000.060.050.520.320.750.760.842.442.05
Afvalwater Andere
(g sCOD/L.d)		0.040.080.070.120.10.230.0500.120.60.030.61
Verwijderde COD
(g sCOD/L.d)		1.062.021.862.952.763.294.744.365.035.484.494.31
VFA verwijderd
(g sCOD/L.d)		0.10.340.190.380.240.151.240.611.052.05--
Verwijderd Overig
(g sCOD/L.d)		0.961.681.672.572.523.143.53.753.983.435.145.32

Tabel 5: COD-distributie, VFA-tarieven en andere verwijdering van verbindingen onder verschillende OLR's in de BEAD- en AD-systemen. De tabel vat influente, effluent- en verwijderde COD-fracties, VFA's en andere verbindingen samen die onder verschillende reactoromstandigheden worden uitgedrukt als g sCOD/L·d. "Overig" staat voor niet-VFA-verbindingen die bijdragen aan COD.

Aanvullende Figuur 1. Invloed van de invloedrijke VFA/sCOD-verhouding op de efficiëntie van COD-verwijdering in BEAD. De figuur vergelijkt de COD-verwijderingsprestaties van een BEAD-reactor onder dalende influerende VFA/sCOD-verhoudingen van 1 naar 0,2. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullende figuur 2. Impact van de invloedrijke VFA/sCOD-verhouding op CH4-opbrengst (gebaseerd op COD verwijderd) in BEAD. De figuur vergelijkt de CH₄-opbrengst van de BEAD-reactor onder dalende influente VFA/sCOD-verhoudingen van 1 tot 0,2. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullende figuur 3. Invloed van de invloedrijke VFA/sCOD-verhouding op het CH4-percentage in BEAD. De figuur vergelijkt het CH₄-gehalte in de BEAD-reactor onder dalende influentieverhoudingen van VFA/sCOD van 1 tot 0,2. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullende Figuur 4. Invloed van invloedrijke VFA/sCOD-verhouding op stroomdichtheid in BEAD. De figuur vergelijkt de stroomdichtheid in de BEAD-reactor onder dalende influerende VFA/sCOD-verhoudingen van 1 tot 0,2. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullende figuur 5. Invloed van de invloedrijke VFA/sCOD-verhouding op de coulombische efficiëntie in BEAD. De figuur vergelijkt de coulombische efficiëntie in een BEAD-reactor onder dalende influente VFA/sCOD-verhoudingen van 1 tot 0,2. Foutbalken vertegenwoordigen standaardafwijkingen van replicatieve metingen. n = 3. Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullende Tabel 1. Prestatieparameters in verschillende substraatsamenstellingen. De tabel vat COD-verwijdering, CH₄-opbrengst, CH₄-volume, CH₄-inhoud, CE en stroomdichtheid samen onder verschillende substraatsamenstellingen. Waarden worden gepresenteerd als gemiddelde ± standaarddeviatie op basis van stationaire metingen tijdens elke operationele fase. Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullende Tabel 2. Concentraties van remmende stoffen in influent en effluent. De tabel vat remmende verbindingen samen, waaronder ammoniak, sulfaat, sulfide,H2O2 en PAA in BEAD- en AD-influent en effluent onder verschillende OLR-condities. Waarden worden gepresenteerd als gemiddelde ± standaarddeviatie op basis van stationaire metingen tijdens elke operationele fase. De overbelastingsconditie (7*) vertegenwoordigt werking bij hetzelfde OLR met verminderde HRT. Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullend dossier 1. Invloed van de invloedrijke VFA/sCOD-verhouding op BEAD-prestaties en evaluatie van remmende verbindingen.Klik hier om dit bestand te downloaden.

Aanvullend dossier 2. Ruwe data.Klik hier om dit bestand te downloaden.

Discussie

BEAD presteerde consequent beter dan conventionele AD wat betreft COD-verwijdering, VFA-degradatie, methaanopbrengst en processtabiliteit over verschillende OLR's. Een belangrijk voordeel van het systeem was het vermogen om complexe VFA's, zoals propionzuur en boterzuur, efficiënt af te breken, die doorgaans moeilijk af te breken zijn in anaërobe omgevingen. De methaanopbrengst nam toe met een hogere beschikbaarheid van het substraat, met een piek methaanopbrengst van 0,35 LCH4/g sCODVerwijderd bij de hoogste geteste OLR van 7 g sCOD/L·d. De methaanproductie profiteerde van het toegepaste potentieel, waarbij het methaanvolume in BEAD 16–30% hoger was dan in AD over verschillende OLR's. Deze verbetering kan worden toegeschreven aan verbeterde elektronenoverdrachtsprocessen. In conventionele AD-systemen wordt elektronenoverdracht voornamelijk bepaald door IIET, dat vertrouwt op tussenproducten zoals waterstof en formiaat, en vaak wordt beperkt door diffusiebeperkingen en thermodynamische inefficiënties77. Daarentegen bevordert de toepassing van een externe potentiaal in BEAD waarschijnlijk direct DIET, waardoor een efficiëntere elektronenuitwisseling tussen elektroactieve bacteriën en methanogene mogelijk is zonder de noodzaak van oplosbare mediatoren. De bio-elektrochemische interacties, mogelijk geassocieerd met DIET en mogelijk gemaakt door het toegepaste potentiaal, kunnen leiden tot lagere elektronenverliezen, effectievere organische afbraak en een hogere methaanproductie77. Deze verschuiving van IIET naar DIET zou elektronenverliezen kunnen verminderen, syntrofische interacties versterken en de afbraak van organische substraten kunnen versnellen, wat bijdraagt aan verbeterde methaanproductie en processtabiliteit. Het moet worden opgemerkt dat het brouwerijafvalwater dat in deze studie werd gebruikt, uit één bron is verkregen, en dat de waargenomen prestaties dus de locatie-specifieke afvalwaterkenmerken weerspiegelen. Daarom moeten de bevindingen worden geïnterpreteerd binnen de context van de geteste omstandigheden en zijn ze mogelijk niet direct toepasbaar op alle afvalwatersystemen van brouwerijen.

Alternatieve benaderingen en complementaire methoden kunnen verder helpen bij het onderzoeken van de mechanismen die verantwoordelijk zijn voor verhoogde methaanproductie en elektronenoverdracht in BEAD-systemen. Zo zou 16S rRNA-sequencing of metagenomische analyse elektroactieve bacteriën en methanogenen kunnen identificeren die geassocieerd zijn met DIET. Elektrochemische technieken zoals CV en EIS kunnen extra inzichten bieden in het gedrag van elektronenoverdracht en de geleidbaarheid van biofilm. Daarnaast kunnen SEM- en fluorescentiemicroscopie worden gebruikt om de ontwikkeling van biofilms en microbiële interacties op elektrodeoppervlakken te onderzoeken. Deze complementaire benaderingen zouden een beter begrip bieden van de bio-elektrochemische mechanismen die de reactorprestaties bepalen.

Hoewel BEAD hoge OLR's effectief aankon, leidde het verlagen van de HRT van 3,7 naar 2,1 dagen tot dalingen in COD-verwijdering, VFA-degradatie en methaanproductie, wat het belang van voldoende HRT voor processtabiliteit onder hoge organische belastingen benadrukt. Toekomstig werk moet verder onderzoek doen naar de integratie van brouwerijafval als co-feed, optimalisatie van toegepaste potentialen en evaluatie onder een breder scala aan afvalwatersamenstellingen en operationele omstandigheden. Daarnaast zouden studies met verbeterde statistische replicatie en duidelijkere benchmarking ten opzichte van conventionele AD-systemen helpen om de relatieve prestaties van BEAD beter te beoordelen. Deze inspanningen zouden een meer volledig begrip van het systeem bieden en helpen de potentiële toepasbaarheid ervan voor de behandeling van hoogsterkte industrieel afvalwater te verduidelijken.

Openbaarmakingen

De auteurs hebben geen belangenconflict.

Dankbetuigingen

De auteurs bedanken de Natural Sciences and Engineering Research Council of Canada voor financiële steun. Technische begeleiding van Dr. Boris Tartkovsky en Dr. Virender Singh wordt gewaardeerd.

Financieringsbron: Natural Sciences and Engineering Research Council of Canada

Materialen

Lijst van materialen gebruikt in dit artikel
NaamBedrijfCatalogusnummerOpmerkingen
0.45 µm membraanfilterMilliporeSigmaHAWP04700Gebruikt vóór oplosbare COD-analyse
500 mL glazen flessenFisherbrand500 mL mediaflesGebruikt voor inoculum-acclimatisatie
Acclaim OA-kolomThermo ScientificAcclaim OA, 5 µm, 4 × 150 mmKolom gebruikt voor VFA-kwantificering
AcetonitrilFisher ScientificHPLC-kwaliteitStationaire fase voor HPLC-analyse
AmmoniumreagenskitHACHTNTplus 832Stikstof, Ammoniak-Salicylaat HR-methode 10205
Argon-draggaskarAir LiquideUltra-hoge zuiverheid argonDraggaskar voor micro GC
Koolen voeltSGL CarbonGFD-serieElektrodenmateriaal gesneden in 25 mm × 25 mm vierkanten
CentrifugeEppendorf5810 RGebruikt om brouwerijwater op 12.000 × g te centrifugeren
COD-reagensbuizenSCP ScienceCOD-reagensbuizen (compatibel met Methode 8000)Gebruikt voor oplosbare COD-analyse volgens HACH-methode 8000
Cilindrische glazen reactorChemglass Life SciencesAangepaste glazen reactorEnkelkamer opstroomreactor; 1 L totaal volume, 0.65 L werkvolume
Digitale timerIntermaticTN311Gebruikt om de voedingssnelheid te regelen
DR 2800 spectrofotometerHACHDR 2800Gebruikt voor COD-, ammoniak-, sulfaat- en sulfide-analyses
GasopvangzakSKCTedlar gasmonsternemingzakGebruikt voor biogasopvang
Gasdichte spuitHamiltonGasdichte spuitGebruikt om biogasvolume te meten
HPLC-systeemThermo Scientific DionexUltiMate 3000Gebruikt voor vluchtige vetzuur (VFA) -analyse
Waterstofperoxide/perazijnzuur testkitLaMotte7191-02Gebruikt voor H2O2 en PAA meting
Ir-MMO gecoate titaniumdraadBaoji Changli Special Metal Co., Ltd.Ir-MMO/Ti draad1 mm stroomcollector geplaatst in koolstofvoelt
LaboratoriumkoelkastVWRLaboratoriumkoelkastGebruikt voor afvalwateropslag bij 4 °C
MethanesulfonzuurSigma-Aldrich≥99%Gebruikt bij 2,5 mM als HPLC-mobiele fase
Micro gaschromatograafAgilent Technologies490 Micro GCGebruikt voor biogassamenstellingsanalyse met TCD-detector
Niet-geleidend geotextielscheiderTenCate GeosyntheticsMirafi-serie3 mm scheider met 2 mm perforaties tussen elektroden
PeristaltiekpompCole-ParmerMasterflex L/SGebruikt voor instroomvoeding en hercirculatie
PotentiostaatMetrohm AutolabPGSTAT204Potentiostaat gebruikt voor bewaking van aangelegd potentieel en stroom
Siliconen slangCole-ParmerMasterflex siliconen slangGebruikt voor instroom-, uitstroom- en hercirculatieleidingen
SpectrofotometerHACHDR 2800 Gebruikt voor HACH analytische metingen
SpreadsheetMicrosoft ExcelGebruikt voor statistische analyse
SulfaatreagensHACHSulfaVer 4, Methode 8051Gebruikt voor sulfaatmeting
Sulfide reagensHACHMethode 8131Gebruikt voor sulfidemeting
VacuumfiltratietoestelMilliporeSigmaGlazen vacuümfiltratiehouderGebruikt met 0.45 µm membraanfilters

Referenties

  1. Kumar JA et al. A comprehensive review on bio-hydrogen production from brewery industrial wastewater and its treatment methodologies. Fuel. 2022;319:123594.
  2. Simate GS et al. The treatment of brewery wastewater for reuse: State of the art. Desalination. 2011;273(2):235-47.
  3. Statista Inc. Beer production worldwide from 1998 to 2023. 2024. Available from: https://www.statista.com/statistics/270275/worldwide-beer-production/
  4. Timm TG, Schipmann DBD, Costa TM, Tavares LBB. Remediation of brewery wastewater and reuse for β-glucans production by basidiomycete fungi. Waste Biomass Valor. 2024;15(8):4629-45.
  5. Beer Canada. National overview. 2021. Available from: https://industry.beercanada.com/national-overview
  6. Goldammer T. The brewer’s handbook: the complete book to brewing beer. 2nd ed. Apex Publishers; 2009.
  7. Huige NJ. Brewery by-products and effluents. In: Handbook of Brewing. 2nd ed. CRC Press; 2006. p. 60.
  8. Stantec Ltd. Over Strength Surcharge Review for Toronto Water, City of Toronto. 2012. Available from: https://www.toronto.ca/legdocs/mmis/2012/pw/bgrd/backgroundfile-50669.pdf
  9. Swain K, Abbassi B, Kinsley C. Combined electrocoagulation and chemical coagulation in treating brewery wastewater. Water. 2020;12(3):3.
  10. Hao X et al. Environmental impacts of resource recovery from wastewater treatment plants. Water Res. 2019;160:268-77.
  11. Feng Q, Song YC, Ahn Y. Electroactive microorganisms in bulk solution contribute significantly to methane production in bioelectrochemical anaerobic reactor. Bioresour Technol. 2018;259:119-27.
  12. Oh GG, Song YC, Bae BU, Lee CY. Electric field-driven direct interspecies electron transfer for bioelectrochemical methane production from fermentable and non-fermentable substrates. Processes. 2020;8(10):10.
  13. Park JG, Shin WB, Shi WQ, Jun HB. Changes of bacterial communities in anaerobic digestion and bio-electrochemical anaerobic digestion reactors according to organic load. Energies. 2019;12(15):15.
  14. Kaur A et al. Inhibition of methane production in microbial fuel cells: operating strategies which select electrogens over methanogens. Bioresour Technol. 2014;173:75-81.
  15. Luo L et al. Evaluation of methanogenic microbial electrolysis cells under closed/open circuit operations. Environ Technol. 2018;39(6):739-48.
  16. Moreno R et al. Mitigation of volatile fatty acid build-up by the use of soft carbon felt electrodes: evaluation of anaerobic digestion in acidic conditions. Fermentation. 2018;4(1):1.
  17. Liu Q et al. Multiple syntrophic interactions drive biohythane production from waste sludge in microbial electrolysis cells. Biotechnol Biofuels. 2016;9(1):162.
  18. Blasco-Gómez R et al. On the edge of research and technological application: a critical review of electromethanogenesis. Int J Mol Sci. 2017;18(4):4.
  19. Wang XT et al. Microbial electrolysis cells accelerated methane production from the enhanced hydrolysis and acidogenesis of raw waste activated sludge. Chem Eng J. 2021;413:127472.
  20. Hussain SA, Perrier M, Tartakovsky B. Long-term performance of a microbial electrolysis cell operated with periodic disconnection of power supply. RSC Adv. 2018;8(30):16842-9.
  21. Guo Z et al. Efficient methane production from beer wastewater in a membraneless microbial electrolysis cell with a stacked cathode: the effect of the cathode/anode ratio on bioenergy recovery. Energy Fuels. 2017;31(1):615-20.
  22. Pan H et al. Influence of organic loading rate on methane production from brewery wastewater in bioelectrochemical anaerobic digestion. Fermentation. 2023;9(11):11.
  23. Sangeetha T et al. Energy recovery evaluation in an up flow microbial electrolysis coupled anaerobic digestion reactor: role of electrode positions and hydraulic retention times. Appl Energy. 2017;206:1214-24.
  24. Sangeetha T et al. Cathode material as an influencing factor on beer wastewater treatment and methane production in a novel integrated upflow microbial electrolysis cell. Int J Hydrogen Energy. 2016;41(4):2189-96.
  25. Xu S, Zhang Y, Luo L, Liu H. Startup performance of microbial electrolysis cell assisted anaerobic digester with pre-acclimated activated carbon. Bioresour Technol Rep. 2019;5:91-8.
  26. Kang X et al. Fermentation and biogas production of alkaline wasted sludge enhanced in a bioelectrolysis-assisted anaerobic digestion reactor under increasing organic loads. Sustainability. 2023;15(2):1443.
  27. Sun MT et al. Effects of organic loading rate on biogas production from macroalgae: performance and microbial community structure. Bioresour Technol. 2017;235:292-300.
  28. Clauwaert P et al. Combining biocatalyzed electrolysis with anaerobic digestion. Water Sci Technol. 2008;57(4):575-9.
  29. Cristiani L, Zeppilli M, Villano M, Majone M. Role of the organic loading rate and the electrodes’ potential control strategy on the performance of a micro pilot tubular microbial electrolysis cell for biogas upgrading. Chem Eng J. 2021;426:131909.
  30. Lee M, Nagendranatha Reddy C, Min B. In situ integration of microbial electrochemical systems into anaerobic digestion to improve methane fermentation at different substrate concentrations. Int J Hydrogen Energy. 2019;44(4):2380-9.
  31. Zhao Z et al. Bioelectrochemical enhancement of anaerobic methanogenesis for high organic load rate wastewater treatment in a up-flow anaerobic sludge blanket reactor. Sci Rep. 2014;4(1):6658.
  32. Hirano S, Matsumoto N. Analysis of a bio-electrochemical reactor containing carbon fiber textiles for the anaerobic digestion of tomato plant residues. Bioresour Technol. 2018;249:809-17.
  33. Park JG, Lee B, Park HR, Jun HB. Long-term evaluation of methane production in a bio-electrochemical anaerobic digestion reactor according to the organic loading rate. Bioresour Technol. 2019;273:478-86.
  34. Sasaki K et al. Bioelectrochemical system stabilizes methane fermentation from garbage slurry. Bioresour Technol. 2010;101(10):3415-22.
  35. Choi KS, Kondaveeti S, Min B. Bioelectrochemical methane production in anaerobic digestion at different supplemental voltages. Bioresour Technol. 2017;245:826-32.
  36. Flores-Rodriguez C, Nagendranatha Reddy C, Min B. Enhanced methane production from acetate intermediate by bioelectrochemical anaerobic digestion at optimal applied voltages. Biomass Bioenergy. 2019;127:105261.
  37. Park JG, Jiang D, Lee B, Jun HB. Towards the practical application of bioelectrochemical anaerobic digestion: insights into electrode materials, reactor configurations, and process designs. Water Res. 2020;184:116214.
  38. Cusick RD et al. Performance of a pilot-scale continuous flow microbial electrolysis cell fed winery wastewater. Appl Microbiol Biotechnol. 2011;89(6):2053-63.
  39. Duan H et al. Metabolic regulation of mesophilic Methanosarcina barkeri to ammonium inhibition. Environ Sci Technol. 2022;56(12):8897-907.
  40. Jiang Y et al. Ammonia inhibition and toxicity in anaerobic digestion: a critical review. J Water Process Eng. 2019;32:100899.
  41. Chen Y, Cheng JJ, Creamer KS. Inhibition of anaerobic digestion process: a review. Bioresour Technol. 2008;99(10):4044-64.
  42. Liu X, Chen J, Lin DH, Pavlostathis SG. Long-term evaluation of the effect of peracetic acid solution on anaerobic wastewater treatment: process performance and microbial community structure. Chem Eng J. 2022;436:135262.
  43. EPA. Method 1684: Total, Fixed, and Volatile Solids in Water, Solid, and Biosolids Draft 20. 2001.
  44. HACH. DR 2800 Spectrophotometer Procedures Manual. 2007.
  45. HACH. Nitrogen, Ammonia-Salicylate HR Method 10205, TNTplus 832. 2007.
  46. HACH. Sulfate Method 8051, SulfaVer 4 method, powder pillows or AccuVac ampuls, range: 2-70 mg/L. 2007.
  47. HACH. Sulfide, Methylene Blue Method 8131. 2007.
  48. Gomez-Romero J et al. Continuous two-staged co-digestion process for biohydrogen production from agro-industrial wastes. Int J Energy Res. 2016;40(2):257-72.
  49. Xu F et al. Identical full-scale biogas-lift reactors with anaerobic granular sludge and residual activated sludge for brewery wastewater treatment and kinetic modeling. J Environ Sci. 2013;25(10):2031-40.
  50. Buyukkamaci N, Filibeli A. Volatile fatty acid formation in an anaerobic hybrid reactor. Process Biochem. 2004;39(11):1491-4.
  51. Wang Y, Zhang Y, Wang J, Meng L. Effects of volatile fatty acid concentrations on methane yield and methanogenic bacteria. Biomass Bioenergy. 2009;33(5):848-53.
  52. Sleutels THJA, Molenaar SD, Heijne AT, Buisman CJN. Low substrate loading limits methanogenesis and leads to high coulombic efficiency in bioelectrochemical systems. Microorganisms. 2016;4(1):1.
  53. Zarabadi MP, Charette SJ, Greener J. Flow-based deacidification of Geobacter sulfurreducens biofilms depends on nutrient conditions: a microfluidic bioelectrochemical study. ChemElectroChem. 2018;5(23):3645-53.
  54. Sasaki K et al. Changes in the microbial consortium during dark hydrogen fermentation in a bioelectrochemical system increases methane production during a two-stage process. Biotechnol Biofuels. 2018;11(1):173.
  55. Castellano-Hinojosa A et al. Hydraulic retention time drives changes in energy production and the anodic microbiome of a microbial fuel cell. J Water Process Eng. 2024;59:104966.
  56. Song YC, Feng Q, Ahn Y. Performance of the bio-electrochemical anaerobic digestion of sewage sludge at different hydraulic retention times. Energy Fuels. 2016;30(1):352-9.
  57. Tartakovsky B, Mehta P, Bourque JS, Guiot SR. Electrolysis-enhanced anaerobic digestion of wastewater. Bioresour Technol. 2011;102(10):5685-91.
  58. He W et al. Enhanced methanogenesis of waste-activated sludge in a continuous stirring tank reactor with stealth electrodes. Fermentation. 2024;10(3):3.
  59. Kanellos G, Tremouli A, Arvanitakis G, Lyberatos G. Computational analysis of the kinetic processes of microbial electrolysis cell-assisted anaerobic digestion using the ADM1. Water. 2023;15(22):22.
  60. Cruz Viggi C et al. Magnetite particles triggering a faster and more robust syntrophic pathway of methanogenic propionate degradation. Environ Sci Technol. 2014;48(13):7536-43.
  61. Zhao Z et al. Communities stimulated with ethanol to perform direct interspecies electron transfer for syntrophic metabolism of propionate and butyrate. Water Res. 2016;102:475-84.
  62. Rotaru AE et al. A new model for electron flow during anaerobic digestion: direct interspecies electron transfer to Methanosaeta for the reduction of carbon dioxide to methane. Energy Environ Sci. 2014;7(1):408-15.
  63. Park J, Lee B, Tian D, Jun H. Bioelectrochemical enhancement of methane production from highly concentrated food waste in a combined anaerobic digester and microbial electrolysis cell. Bioresour Technol. 2018;247:226-33.
  64. Dou Z, Dykstra CM, Pavlostathis SG. Bioelectrochemically assisted anaerobic digestion system for biogas upgrading and enhanced methane production. Sci Total Environ. 2018;633:1012-21.
  65. Gajaraj S, Huang Y, Zheng P, Hu Z. Methane production improvement and associated methanogenic assemblages in bioelectrochemically assisted anaerobic digestion. Biochem Eng J. 2017;117:105-12.
  66. Yu J, Kim S, Kwon OS. Effect of applied voltage and temperature on methane production and microbial community in microbial electrochemical anaerobic digestion systems treating swine manure. J Ind Microbiol Biotechnol. 2019;46(7):911-23.
  67. Cheng KY, Ho G, Cord-Ruwisch R. Energy-efficient treatment of organic wastewater streams using a rotatable bioelectrochemical contactor. Bioresour Technol. 2012;126:431-6.
  68. Chen H et al. Brewery wastewater treatment using an anaerobic membrane bioreactor. Biochem Eng J. 2016;105:321-31.
  69. Ince BK, Ince O, Sallis PJ, Anderson GK. Inert COD production in a membrane anaerobic reactor treating brewery wastewater. Water Res. 2000;34(16):3943-8.
  70. Parawira W, Kudita I, Nyandoroh MG, Zvauya R. A study of industrial anaerobic treatment of opaque beer brewery wastewater in a tropical climate using a full-scale UASB reactor seeded with activated sludge. Process Biochem. 2005;40(2):593-9.
  71. Yu H, Gu G. Biomethanation of brewery wastewater using an anaerobic upflow blanket filter. J Clean Prod. 1996;4(3):219-23.
  72. Alonso RM, Escapa A, Sotres A, Morán A. Integrating microbial electrochemical technologies with anaerobic digestion to accelerate propionate degradation. Fuel. 2020;267:117158.
  73. Feng Q, Song YC, Bae BU. Influence of applied voltage on the performance of bioelectrochemical anaerobic digestion of sewage sludge and planktonic microbial communities at ambient temperature. Bioresour Technol. 2016;220:500-8.
  74. Cristiani L, Leobello L, Zeppilli M, Villano M. Role of C/N ratio in a pilot scale microbial electrolysis cell for biomethane production and biogas upgrading. Renew Energy. 2023;210:355-63.
  75. Feng H et al. The effect of carbon sources on nitrogen removal performance in bioelectrochemical systems. Bioresour Technol. 2013;128:565-70.
  76. Huang B et al. The effect of C/N ratio on nitrogen removal in a bioelectrochemical system. Bioresour Technol. 2013;132:91-8.
  77. Al Hasani Z et al. Prospect of conductive materials in the anaerobic digester matrix for methane production: electron transfer and microbial communication. Water. 2025;17(9):1321.

Herprints en machtigingen

Tags

EngineeringUitgave 233Uitgave -446Lege waardeUitgaveBio-elektrochemisch verbeterde anaerobe vergisting (BEAD)organische belastingsgraadhydraulische verblijftijdmethaanproductie
Neem contact met ons op
Aanbevelen aan de bibliotheek

Privacy

Gebruiksvoorwaarden

Beleidsoverzicht

Copyright © 2026 MyJoVE Corporation. Alle rechten voorbehouden.