microbiologische strategieen voor sturing van bio...
TRANSCRIPT
FACULTEIT BIO-INGENIEURSWETENSCHAPPEN
VAKGROEP BIOCHEMIE EN MICROBIELE TECHNOLOGIE
ACADEMIEJAAR 2010-2011
MICROBIOLOGISCHE STRATEGIEEN
VOOR STURING VAN BIO-ENERGIEPRODUCTIE
IN ANAEROBE SYSTEMEN
Jarne VAN MEERBERGEN
Promotor: Prof. Dr. ir. Willy VERSTRAETE
Tutor: ir. Jan ARENDS
Masterthesis ingediend tot het behalen van de academische graad van
Master in de Toegepaste Biologische Wetenschappen:
Milieutechnologie
Auteursrechten
”De auteur en de promotor geven de toelating deze scriptie voor consultatie beschikbaar te
stellen en delen ervan te kopieren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt onder de
beperkingen van het auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting de bron
te vermelden bij het aanhalen van resultaten uit deze scriptie.”
”The author and the promoter give the permission to use this thesis for consultation and
to copy parts of it for personal use. Every other use is subject to the copyright laws, more
specifically the source must be extensively specified when using results from this thesis.”
Gent, 10 juni 2011
De promotor, De auteur,
Prof. Dr. ir. Willy Verstraete Jarne Van Meerbergen
Dankwoord
Met dit dankwoord wil ik me richten tot allen die geholpen hebben bij het tot stand komen
van deze thesis.
Bijzondere dank gaat uit naar mijn promotor, Prof. Dr. ir. Willy Verstraete, voor het
aanreiken van het onderwerp en het verstrekken van informatie en de nodige infrastructuur.
Daarnaast ook een gemeend woord van dank aan mijn tutor, ir. Jan Arends, voor de uitstekende
begeleiding tijdens de uitvoering van deze studie en de uitgebreide uitleg op mijn (vele) vragen.
Jullie inzicht en deskundige kennis hebben een duidelijke meerwaarde betekend.
Verder wil ik nog iedereen van LabMET die me geholpen heeft, al was het soms maar voor
een luchtig gesprek dat voor wat afleiding zorgde, hartelijk bedanken. Jan, Joachim, Arnout,
Beatriz, Tim, Carlos, Simon, Tom, David, Sam VN, Bram, Bert, Jo, Siegfried, Samik, Rita,
Lutgart, Greet, Ellen, Renee, Mike, Siska, Christine, Regine, ... Bedankt!
Aan de MFC-people (Davemeister, Bennie, FM, Soetaert, Polle, Eveline) en vrienden: bedankt
voor al het plezier in en buiten het MFC-lab!
Een speciaal woord van dank gaat uit naar mijn familie en in de eerste plaats naar mijn ouders.
Papa, mama, voor alles wat jullie mij gegeven hebben: advies, steun, liefde, de mogelijkheid
tot studeren en zoveel meer, meer dan bedankt!
Aan mijn meter Anita, nonkel Jef en moemoe, bedankt voor de manier waarop jullie mij steeds
met raad en daad bijstonden.
Kristien, hoe jij elke dag wat meer kleur geeft, daar heb ik weinig woorden voor. Je onderging
de moeilijke momenten samen met mij, sterker nog, je hielp me ze makkelijk maken. Dank je
om me keer op keer gelukkiger te maken.
Jarne Van Meerbergen, juni 2011
Try not. Do... or do not. There is no try.
— Yoda (The Empire Strikes Back)
Samenvatting–Abstract
Samenvatting
Duurzame technologische ontwikkeling beperkt zich niet tot de totstandkoming van nieuwe
en de verbetering van gevestigde schone technologieen. Even belangrijk is de veranderende
visie ten opzichte van het door ons geproduceerde afval, willen we aan het huidige tempo
blijven produceren en consumeren zonder het milieu nog verder in het gedrang te brengen.
Volgens het ‘Cradle to Cradle’ principe (Braungart & McDonough, 2002) dient afval gezien
te worden als een grondstof. Waar de verwerking van afval in het verleden louter gericht
was op het minimaliseren van de milieuvervuiling, moet afval vandaag en morgen meer en
meer nuttig worden aangewend (bijvoorbeeld door recyclage of energierecuperatie) in het
verwerkingsproces.
Anaerobe vergisting, een biologisch afvalverwerkingsproces dat op industriele schaal kan
uitgevoerd worden, laat toe verschillende soorten organisch afval te stabiliseren met simul-
tane energierecuperatie in de vorm van methaan. Alhoewel dit een gevestigde technologie is
die verwijderingsefficienties tot 80 % kan halen (Pham et al., 2006), heeft deze nog steeds
nadelen en limiterende factoren die ruimte openlaten voor verbetering (moeilijke opslag en
suboptimale kwaliteit van het biogas, gevoeligheid voor overbelasting, accumulatie van vetzu-
ren ...). Een andere, meer recente technologie, die van de bio-elektrische systemen (BES), laat
toe de energie vervat in opgelost organisch materiaal rechtstreeks te recupereren in de vorm
van elektrische stroom (microbiele brandstofcel) of deze aan te wenden voor de aandrijving
van microbiele elektrosynthese van nuttige producten (microbiele elektrolysecel). Ondanks de
voordelen (directe elektriciteitproductie, er zijn lagere temperaturen nodig dan bij anaerobe
vergisting, ...) heeft deze technologie te kampen met grote tekortkomingen. Toepassing op
industriele schaal is moeilijk, als gevolg van de lage efficienties door biologische en elektro-
chemische verliezen. Met behulp van verschillende microbiologische strategieen werd in deze
studie getracht de bio-energieproductie (in de vorm van methaan, elektriciteit of een organi-
sche verbinding) in zowel anaerobe vergisting als in verschillende BES te sturen, waarbij het
behalen van hogere performanties nagestreefd werd.
In een eerste luik werd onderzocht in welke mate de performantie van een microbiele brand-
stofcel in termen van elektriciteitproductie afhankelijk is van de opgelegde organische belasting
en externe weerstand. Het werd bevestigd dat de coulometrische efficientie van de elektriciteit-
productie daalde met een toenemende belasting bij een externe weerstand van 50 Ω, als gevolg
van een hogere methanogene activiteit aan de anode. Herhaling van het experiment bij 25 Ω
bevestigde het belang van een goed functionerende biokathode. Inefficiente werking van de
zuurstof-biokathode zorgde er namelijk voor dat de dominantie van de methanogene activiteit
over de exo-elektrogene activiteit meer uitgesproken was bij een lagere externe weerstand, in
tegenstelling tot wat verwacht werd op basis van de literatuur.
In een tweede luik werd gezocht naar specifieke niches waarvoor BES kunnen ingezet wor-
den. In toepassingen met het oog op hoge afbraaksnelheden of de productie van bio-energie
op grote schaal zijn deze systemen immers nog niet competitief met gevestigde technologieen
zoals anaerobe vergisting. In een eerste deel van dit luik werd de focus op BES en anaerobe
vergisting als concurrerende anaerobe systemen verlegd naar hun mogelijke compatibiliteit.
Er werd met behulp van een hybride configuratie op labschaal, waarbij een geadapteerde mi-
crobiele brandstofcel als nevenreactor fungeerde voor een ‘Upflow Anaerobic Sludge Blanket’
reactor, nagegaan of synergieen tussen beide systemen aanleiding konden geven tot een bio-
energieproductiviteit die hoger ligt dan de som van de delen. Na vergelijking met een controle-
reactor bleek dat deze opstelling een significant hogere performantie en stabiliteit voor de dag
kon brengen. Genormaliseerd naar biomassa (gram VS) was de bio-energieproductiesnelheid
geleverd door de hybride reactor 1375 kJtot ·m−3 · g−1 VS · d−1 (46.50 %) hoger dan de con-
trolereactor. Deze betere prestaties waren niet in verhouding met het extra reactorvolume
gecreeerd door de aansluiting van de nevenreactor, welke een volumetoename van slechts
4.05 % veroorzaakte. Dit gegeven deed besluiten dat deze extra productiviteit mogelijk ver-
oorzaakt werd door de unieke eigenschappen van BES. Tot dusver is deze significante toename
in energieproductiviteit, door cooperatie met een microbiele brandstofcel als nevenreactor, ner-
gens anders gezien en verder onderzoek moet uitwijzen of deze resultaten reproduceerbaar zijn
op een grotere schaal. Indien dit het geval zou zijn, dan ligt hierin een uitermate nuttige
toepassing van BES op het niveau van bio-energieproductie vervat.
Het tweede deel van het tweede luik werd besteed aan een onderzoek van de mogelijkheid
tot microbiele elektrosynthese van HAc, gefaciliteerd door een microbiele brandstofcel uitgerust
met een gespecialiseerde acetogene biokathode. De rationale voor het gebruik van BES in
deze toepassing is het feit dat, door de verwerking van een afvalstroom aan de anode, geen
(brandstofcel) of slechts een deel (elektrolysecel) van de energie nodig voor het laten doorgaan
van de microbiele katalyse van de gewenste reactie aan de kathode, geleverd moet worden in de
vorm van elektriciteit. Uit het experiment werd besloten dat acetogenese aan een biokathode
van een microbiele brandstofcel mogelijk is. Tot op heden is de microbiele elektrosynthese
van organische verbindingen enkel aangetoond met gebruik van elektronen afkomstig uit de
elektrolyse van water. Dit vergt een hoge input van elektrische energie. Combinatie van
de microbiele capaciteit aan de anode van een BES, welke elektronen kan vrijstellen tijdens
de verwerking van een afvalstroom, met een gespecialiseerde biokathode representeert een
veel duurzamere methode van elektrosynthese. Omwille van de lage coulometrische efficientie
(17.8 %) die behaald werd tijdens dit experiment, zal toekomstig onderzoek moeten uitwijzen
of productiesnelheden in die mate kunnen opgedreven worden, dat productie op industriele
schaal zowel economisch als technologisch haalbaar wordt.
Abstract
Sustainable technological development is not confined to the creation of new and the im-
provement of established clean technologies. Equally important is the changing view on the
waste streams society produces, if we want to uphold the current pace of production and
consumption, without compromising the natural environment even further. According to the
‘Cradle to Cradle’ principle (Braungart & McDonough, 2002) waste should be looked at as
a feedstock. In the past, waste treatment was aimed solely at reducing the negative impact
on the environment. Today waste should be put more and more to good use (for example
through nutrient or energy recovery) while being processed.
Anaerobic digestion, a biological waste treatment process that can be conducted on an
industrial scale, allows for the stabilization of different types of organic waste with simultaneous
energy recovery in the form of methane. Although this is an established technology that
reaches removal efficiencies of 80 % (Pham et al., 2006), it still suffers from disadvantages
and limiting factors, leaving room for improvement (difficult storage and suboptimal quality of
the biogas, sensitivity to overloading, ...). Another, more recent technology uses bio-electric
systems (BES). These allow for a direct recovery of the energy contained in dissolved organic
matter in the form of an electrical current (microbial fuel cell). The energy can also be used
for driving the microbial electrochemical synthesis of useful products (microbial electrolysis
cell). Despite the advantages (direct electricity production, it requires lower temperatures
than anaerobic digestion, ...) this technology is still in its infancy. Application on an industrial
scale is difficult, due to the low efficiencies caused by biological and electrochemical losses.
By applying different microbial strategies, this study attempted to steer the production of
bio-energy (in the form of methane, electricity or an organic compound) in both anaerobic
digestion and in various BES, in order to achieve higher performances.
The first part of this study investigated to what extent the performance of a microbial
fuel cell, in terms of electricity production, depends on the imposed organic loading rate
and external resistance. It was confirmed that the coulometric efficiency of the electricity
production decreased with an increasing loading rate at an applied external resistance of
50 Ω, due to higher methanogenic activity at the anode. Repetition of the experiment at
25 Ω showed the importance of an effective biocathode. Inefficiency of the oxygen reducing
biocathode caused a more pronounced dominance of the methanogenic activity over the exo-
electrogenic activity at a lower external resistance, as opposed to what was expected based on
the existing literature.
In a second part of this study, specific niches were sought where BES can be used. After
all, these systems are not yet competitive with established technologies such as anaerobic
digestion. In applications where high degradation rates or the production of bio-energy on a
large scale is the main goal. First, the focus on BES and anaerobic digestion as competing
anaerobic systems was shifted to their possible compatibility. A hybrid configuration on a
laboratory scale was used, with an adapted microbial fuel cell applied as a secondary reactor
on a ‘Upflow Anaerobic Sludge Blanket’ reactor, to explore whether synergies between the
two systems could lead to a bio-energy productivity higher than that achieved by the sum
of the parts. It appeared that this setup could achieve a significant higher performance and
stability compared to a control reactor. Normalized per gram VS, the bio-energy production
rate provided by the hybrid reactor was 1375 kJtot ·m−3 · g−1 VS · d−1 (46.50 %) higher than
that of the control reactor. These performances were not proportional to the additional reactor
volume created by the secondary reactor, which caused an increase in total reactor volume of
merely 4.05 %. This led to the conclusion that this additional productivity was likely to be
caused by the unique properties of BES. So far this significant increase in energy productivity,
through co-operation with a microbial fuel cell as a secondary reactor, is seen nowhere else
and further research should determine whether these results are reproducible on a larger scale.
If this would be the case, then this hybrid configuration is an extremely useful application of
bioelectrical systems at the level of bio-energyproduction.
Secondly, the possibility of microbial electrosynthesis of HAc, facilitated by a microbial
fuel cell equipped with a specialized acetogenic biocathode, was examined. The rationale for
using BES in this application is that, by processing a waste stream in the anode, none (fuel
cell) or only a fraction (electrolysis cell) of the energy needed to drive the microbial catalysis
of the desired reaction at the cathode, needs to be delivered in the form of electricity. The
experiment led to the conclusion that acetogenesis at the cathode of a microbial fuel cell
is possible. Until now, the microbial electrochemical synthesis of organic compounds was
demonstrated using electrons originated from the electrolysis of water. This requires a high
input of electrical energy. Combination of the microbial capacity of the anode of a bio-electric
system, which has the potential to release electrons during the processing of a waste stream,
with a specialized biocathode represents a much more sustainable method of electrochemical
synthesis. Because of the low coulometric efficiency (17.8 %) achieved during this experiment,
future research should determine whether production speeds can be increased to the extent
that production on an industrial scale becomes economically and technologically feasible.
Inhoudsopgave
Samenvatting–Abstract 4
Lijst van Figuren 10
Lijst van Tabellen 11
Lijst van Afkortingen 13
1 Literatuurstudie 14
1.1 Inleiding . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
1.2 Basisprincipes thermodynamica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
1.3 Anaerobe vergisting . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
1.3.1 Algemeen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15
1.3.2 Productie van biogas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16
1.3.3 De microbiologische gemeenschap . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20
1.3.4 Eindproducten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
1.3.5 Invloedsparameters . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
1.3.6 Configuraties . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
1.3.7 Ontwerpparameters . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
1.4 Limiterende factoren bij anaerobe vergisting . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
1.4.1 Accumulatie van propionzuur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24
1.4.2 Toxisch effect van propionzuur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25
1.4.3 Partieeldruk van waterstofgas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26
1.4.4 Controle van de partieeldruk van waterstofgas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26
1.5 Homoacetogenen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
1.6 Bio-elektrische systemen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
1.6.1 Elektrochemie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
1.6.2 Microbiele brandstofcel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
1.6.3 Microbiele elektrolysecel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
1.7 Doelstellingen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32
2 Materiaal en methoden 33
2.1 Experimentele opstellingen en bedrijfsvoering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
2.1.1 Vlakke microbiele brandstofcel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
2.1.2 Hybride UASB-MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35
2.1.3 Bedrijfsvoering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38
2.2 Hydrogenotrofe homoacetogenen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40
2.3 Toegepaste analytische methoden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 42
2.3.1 (Elektro)chemische en fysische parameters . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 42
2.3.2 Gasbepaling en -samenstelling . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
2.3.3 Moleculaire analyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44
2.4 Berekeningen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47
3 Resultaten 51
3.1 Invloed van de organische belasting . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51
3.1.1 Performantie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51
3.1.2 Elektrochemische analyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54
3.2 Hybride UASB-MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55
3.2.1 Verwijderingsefficientie en performantie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55
3.2.2 Invloed van de microbiele brandstofcel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 58
3.2.3 Propionzuurverwijdering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60
3.2.4 Biogasproductie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60
3.2.5 pH verandering . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 62
3.2.6 Biomassa opbrengst . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 63
3.2.7 Moleculaire analyse van het granulair slib . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 63
3.3 Aanrijking van een homoacetogene cultuur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 64
3.3.1 Drie homoacetogene aanrijkingsculturen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 64
3.3.2 Moleculaire analyse van de cultuur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 64
3.4 Homoacetogene biokathode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 68
3.4.1 Performantie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 68
3.4.2 Elektrochemische analyse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70
4 Bespreking 71
4.1 De organische belasting als limiterende factor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71
4.1.1 Coulometrische en energetische verliezen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71
4.1.2 Competitie voor substraat aan de anode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73
4.1.3 Invloed van de externe weerstand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73
4.1.4 Suggesties voor verder onderzoek en toekomstperspectieven . . . . . . . . . . . . . 74
4.2 Geıntegreerde bio-energieproductie door cooperatie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 74
4.2.1 UASB-MFC performantie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 75
4.2.2 Stabiliteit van de bio-energieproductie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 76
4.2.3 Suggesties voor verder onderzoek en toekomstperspectieven . . . . . . . . . . . . . 77
4.3 Microbiele elektrosynthese van acetaat aan de kathode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78
4.3.1 Karakterisatie van de acetogene aanrijkingscultuur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78
4.3.2 Acetaatproductie door een gespecialiseerde biokathode . . . . . . . . . . . . . . . . . 79
4.3.3 Suggesties voor verder onderzoek en toekomstperspectieven . . . . . . . . . . . . . 80
4.4 Conclusie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81
Bibliografie 83
Lijst van Figuren
1.1 Schematisch overzicht van de afbraakroute in AV . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18
1.2 Effect van de partieeldruk van H2 op de verandering van vrije energie . . . . . . . . . 26
1.3 Werkingsprincipe van een MFC . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
2.1 Schematisch overzicht van een vlakke MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33
2.2 Experimentele setup van de MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34
2.3 Foto’s van de gebruikte experimentele setups . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35
2.4 Experimentele setup van de UASB-MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
2.5 MFC reactor met een homoacetogene biokathode . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
2.6 Meettoestel voor de kwantitatieve opvolging van de biogasproductie . . . . . . . . . . 44
2.7 Pareto-Lorenz curves afgeleid uit drie hypothetische DGGE-profielen . . . . . . . . . . 50
3.1 Substraatconsumptie en geproduceerde bio-energie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52
3.2 Performantie van de MFC reactor bij een varierende OLR . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53
3.3 Elektrochemische analyse van de MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54
3.4 CZV-verwijderingsefficientie van de UASB reactoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55
3.5 CZV, VVZ en HPr concentraties in de UASB reactoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 57
3.6 Invloed van de UASB-gekoppelde MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 58
3.7 Polarisatie- en vermogenscurve van de UASB-gekoppelde MFC reactor . . . . . . . . 59
3.8 Verwijdering van propionzuur in de UASB reactoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60
3.9 Biogasproductie in de UASB reactoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61
3.10 pH stabiliteit van de UASB reactoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 62
3.11 DGGE-profielen van het granulair slib en de anode gemeenschap . . . . . . . . . . . . . 63
3.12 Methanogene PCR: agarose gelelektroforese . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 64
3.13 Opvolging van de drie geselecteerde aanrijkingsculturen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65
3.14 DGGE-profielen van de aanrijkingsculturen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 66
3.15 Interpretatie van de DGGE-profielen van de geselecteerde aanrijkingsculturen . . . 67
3.16 Analyse van de MFC reactor met homoacetogene biokathode . . . . . . . . . . . . . . . . 69
3.17 Performantie van de MFC reactor met homoacetogene biokathode . . . . . . . . . . . 70
3.18 Elektrochemie van de MFC reactor met homoacetogene biokathode . . . . . . . . . . 70
4.1 Totale coulometrische en energetische efficientie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72
4.2 Totale bio-energieproductie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 75
10
Lijst van Tabellen
1.1 Vergelijking tussen de ∆G ’ bij aerobe en anaerobe afbraak van glucose . . . . . . . 16
1.2 Verschillende reacties die plaatvinden tijdens anaerobe vergisting . . . . . . . . . . . . . 19
1.3 Standaard halfcel reacties en potentialen relevant voor BES . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
2.1 Samenstelling van het aangepaste M9 medium . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35
2.2 Samenstelling van het influent van de UASB reactoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37
2.3 Opgelegde regimes aan de UASB reactoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
2.4 Basis zoutmedium voor de selectieve aanrijking van homoacetogenen . . . . . . . . . 41
2.5 Primers gebruikt bij de universele en methanogene PCR . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 45
2.6 Gehanteerde temperatuurprogramma’s voor PCR . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46
3.1 Performantieparameters van de MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53
3.2 Elektrochemische parameters van de MFC reactor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54
3.3 Moleculaire gegevens van de aanrijkingsculturen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67
11
Lijst van Afkortingen
Symbolen
ηCZV CZV-verwijderingsefficientie %
ηE Energetische efficientie %
ηq Coulometrische efficientie %
Σηa Anodische overpotentiaal V
Σηc Kathodische overpotentiaal V
Dy Dynamica %
Eano Anodepotentiaal V
Ecel Celpotentiaal V
Ekat Kathodepotentiaal V
Pmax Maximum vermogen W
RΩ Ohmse weerstand Ω
Rext Externe weerstand Ω
Rint Interne weerstand Ω
RP Externe weerstand bij maximum vermogen Ω
VTAC Totaal anodisch volume cm−3
pH2Partieeldruk van H2 atm
∆G ’ Standaard verandering van Gibbs vrije energie J
∆H Standaard enthalpieverandering J
∆S Standaard entropieverandering J
σ Standaardafwijking
Co Gemeenschapsorganisatie
Afkortingen
CZV Chemische Zuurstofvraag mg · L−1
12
HRT Hydraulische verblijftijd d
MM Moleculaire massa g ·mol−1
OKP Open kring potentiaal V
OLR Organische belasting, Volumetrische belasting g ·m−3 · d−1
SRT Slibverblijftijd d
TS Droge stof g · L−1
TSS Totale gesuspendeerde stoffen g · L−1
VS Vluchtige stoffen g · L−1
VSS Vluchtige gesuspendeerde stoffen g · L−1
AV Anaerobe vergisting
AWZS Afvalwaterzuiveringsslib
BES Bio-elektrisch systeem
DGGE Denaturerende gradient gelelektroforese
HAc Azijnzuur, Ac−
HPr Propionzuur, Pr−
KUM Kationuitwisselingmembraan
MEC Microbiele elektrolysecel
MFC Microbiele brandstofcel
OHPA Obligate waterstofproducerende acetogenen
OTE Operationele Taxonomische Eenheden
PCR Polymerase kettingreactie
RWZI Rioolwaterzuiveringsinstallatie
SAB Syntrofe acetogene bacterien
SRB Sulfaat reducerende bacterien
SWE Standaard waterstof elektrode
UASB Upflow anaerobic sludge blanket
VVZ Korte keten vluchtige vetzuren
13
1 Literatuurstudie
1.1 Inleiding
Het wereldenergieverbruik in 2007 bedroeg ongeveer 520 EJ en geschat wordt dat deze in
2035 ongeveer 780 EJ zal bedragen. Dit is een stijging van 50 % (Energy Information Ad-
ministration, 2010). Deze stijging en de omvang van het wereldenergieverbruik veroorzaken
twee grote uitdagingen, die in de loop van deze eeuw veel creativiteit zullen vergen om mee
om te gaan. Een eerste uitdaging is het voldoen aan de stijgende energievraag, zonder de
beschikking over fossiele brandstoffen. Aan dit tempo zullen namelijk over ongeveer 40 jaar
de toegankelijke bronnen van aardolie uitgeput raken, gevolgd door die van aardgas (75 jaar)
en steenkool (>200 jaar). Aangezien de fossiele brandstofvoorraad instaat voor 85 % van de
energiebehoefte, zullen drastische maatregelen getroffen moeten worden. De tweede uitdaging
stelt zich vanuit de toename van milieuproblemen, verbonden met de technologieen gebruikt
voor energievoorziening. (Okkerse & Bekkum, 1999).
Om te kunnen blijven voldoen aan de energievraag op een duurzame manier en al doende
om te gaan met deze uitdagingen, dient de afhankelijkheid van fossiele brandstoffen te ver-
minderen en de geproduceerde hoeveelheid vervuiling tot een minimum beperkt te worden.
Niet enkel door de ontwikkeling van nieuwe schone technologieen en het bereiken van hogere
efficienties maar vooral door een verandering van visie kan dit bereikt worden. Waar vroeger
afval behandelt werd met als doel de vervuiling in te perken, dient nu afval als een grondstof
bezien te worden. De zuivering van afvalwater leent zich hier toe, daar via verschillende bio-
logische en fysische processen het afval kan worden verwerkt en gelijktijdig nuttig kan worden
aangewend voor de productie van bio-energie en bio-chemicalien (Angenent et al., 2004).
De technologie in de procesketen van afvalwater tot zuiver effluent, die instaat voor de
winning van bioenergie uit het afvalwater, is die van anaerobe vergisting (AV). Alhoewel AV een
gevestigde technologie is, heeft het toch nog af te rekenen met enkele nadelen. Toenemend
onderzoek om hiaten in de kennis over de procesreacties en biomassadistributie in AV op
te vullen, is vereist om de stabiliteit en efficientie te verhogen. Verbetering van AV en de
ontdekking van nieuwe toepassingen ervoor, kan daarom een bijdrage leveren tot het hoofd
bieden aan bovenstaande uitdagingen.
1.2 Basisprincipes thermodynamica
In wat volgt, zal bij de bespreking van de metabolische reacties, die plaatsvinden tijdens AV
(zie 1.3) en in een bio-elektrisch systeem (BES) (zie 1.6), steeds de verandering van standaard
Gibbs vrije energie ∆G ’ (J) van de reactie in kwestie vermeld worden. Beschouw de reactie:
aA + bB −→ cC + dD (1.1)
14
Dan wordt ∆G ’ als volgt gevonden:
∆G ’ = ∆H − T ∆S (1.2)
met ∆H de enthalpieverandering (J), ∆S de entropieverandering (J · K−1) en T de ab-
solute temperatuur (K) voor de reactie die plaatsvindt in een geısoleerd systeem, vertrekkende
vanuit een concentratie van de reagentia van 1 mol · L−1 bij pH 7 en bij een temperatuur en
druk van respectievelijk 298 K en 1 bar. Wanneer wordt afgeweken van deze standaardcondities
bekomt men op volgende wijze de verandering in vrije energie ∆G ’:
∆G ’ = ∆G ’ + RT ln Qr (1.3)
Qr =[C ]c [D]d
[A]a[B]b(1.4)
met R de gasconstante (8.31 J ·mol−1 · K−1) en Qr het reactiequotient dat gevonden wordt
uit de concentraties van de reagentia en reactieproducten in mol · L−1, respectievelijk [A], [B]
en [C ], [D] en hun partitiecoefficienten a, b en c , d . Een reactie verloopt spontaan wanneer
∆G ’< 0 (Verstraete, 2009; Van Der Veken, 2006).
1.3 Anaerobe vergisting
1.3.1 Algemeen
AV is een fermentatieproces waarbij organisch materiaal door micro-organismen wordt afgebro-
ken onder zuurstofvrije condities. Gelijktijdig aan dit afbraakproces wordt biogas, samengesteld
uit voornamelijk methaan (CH4) en koolstofdioxide (CO2), gevormd. Wat rest als eindpro-
duct, naast het biogas, is een nat eindproduct dat digestaat genoemd wordt (Li et al., 2010).
Het nutrientrijke digestaat kan verder dienen als meststof voor landbouwdoeleinden of als
bodemverbeteraar (Tambone et al., 2009).
AV kan ingezet worden voor de verwerking van organisch afval met een vochtgehalte min-
der dan 85–90 %. De twee voornaamste afvalstromen die hieraan voldoen zijn de organische
fractie van het ingezamelde huisvuil en de slibstroom afkomstig van rioolwaterzuiveringsinstal-
laties (RWZIs). Meer dan 36 000 vergistingsinstallaties zijn vandaag operationeel in Europa,
welke instaan voor de verwerking van 40–50 % van het geproduceerde afvalwaterzuiveringsslib
(AWZS) (Mata-Alvarez et al., 2000).
Vlaanderen beschikte eind 2009 over 240 operationele RWZIs (Vlaamse Milieumaatschap-
pij, 2009), dewelke goed waren voor een productie van 102 577 ton droge stof (TS) in datzelfde
jaar. Iets minder dan de helft van dit cijfer werd verwerkt met behulp van 17 vergistingsinstal-
laties, waarbij ongeveer 15 000 ton TS werd omgezet naar biogas. Gasmotoren aangesloten op
deze vergistingsinstallaties produceerden hiermee 4.7 miljoen kWhel . Het leeuwendeel van het
slib dat overblijft wordt verbrand met energierecuperatie. Sinds 2007 is er geen afzet meer
15
van slib of digestaat naar de landbouw als meststof of als bodemverbeteraar (Vlaamse Milieu-
maatschappij, 2010). AWZS is slechts een van de afvalstromen geschikt voor verwerking met
behulp van AV. Andere afvalstromen die verwerkt kunnen worden zijn afvalstromen afkomstig
van de landbouw en voedingsindustrie. In verschillende landen in Europa wordt meer dan 10 %
van het organisch afval via AV processen behandelt (De Baere, 2000).
In het kader van de toenemende belasting van ons leefmilieu is een verdere verschuiving van
afvalverwerking naar energieproductie via vergisting, waar mogelijk, een noodzaak. Dit omdat
AV een meer volledige en aldus meer duurzame verwerkingsmethode is in vergelijking met
aerobe behandelingsmethoden. De grootste voordelen zijn de energierecuperatie in de vorm
van biogas, een lager energieverbruik in vergelijking met aerobe technieken, de lagere productie
van slib aangezien een kleiner deel van de chemische zuurstofvraag (CZV) (zie 1.3.7) wordt
omgezet naar nieuwe biomassa, een stabieler slib vanwege de hoge ontwateringscapaciteit van
AV en afdoding van eventuele pathenogenen (Verstraete et al., 1996). Optimalisatie van AV
is daarom van belang willen we op een milieubewuste wijze omgaan met ons afval.
1.3.2 Productie van biogas
De afbraak van complexe organische moleculen tot CH4 en CO2 wordt uitgevoerd door een
consortium van micro-organismen, aangezien tijdens anaerobe fermentatie deze convertie niet
kan plaatsvinden in een enkele stap (door een micro-organisme). Dit omdat tot op heden
hiervoor geen metabole routes bestaan. De productie van biogas vindt dus plaats via een
aantal deelreacties. Dit is in tegenstelling tot aerobe processen, waarbij een micro-organisme
het substraat zelfstandig kan metaboliseren en op deze manier de volledige ∆G (zie 1.2),
gepaard aan de afbraakreactie, kan winnen.
Tabel 1.1: Vergelijking tussen de ∆G ’ bij aerobe en anaerobe afbraak van glucose
(Thauer et al., 1977).
Reactie ∆G ’ (kJ · r−1)
Aerobe biodegradatie, 1 bacterie
C6H12O6 + 6 O2 −→ 6 HCO –3 + 6 H+ -2843
Anaerobe biodegradatie, 3 bacterien
C6H12O6 + 3 H2O −→ 3 CH4 + 3 HCO –3 + 3 H+ -404
Tabel 1.1 toont aan dat de anaerobe afbraakreactie niet kan plaatsvinden wanneer zuurstof
(O2) aanwezig is. In dat geval wordt de strikt anaerobe methanogene gemeenschap (zie 1.3.3)
immers geınhibeerd en verschuift het competitievoordeel naar de aanwezige aerobe culturen,
aangezien zij een grotere ∆G ’ winnen en beschikbaar kunnen stellen voor hun groei.
In de praktijk wijken omstandigheden af van de standaardomstandigheden. Zo wijken de
concentraties van de verbindingen in een AV-reactor af van de normaliteit, wat resulteert in
16
een verschillende verandering van vrije energie dan op basis van de theorie verwacht wordt. Zo
bedraagt de ∆G ’ voor reacties 13 en 14 in Tabel 1.2, bij omstandigheden verschillend van de
standaardomstandigheden (310 K, 60 % CH4 in de gasfase, 0.1 M CH3COO – , 0.01 M HCO –3
en 0.01 atm H2), respectievelijk -77.6 kJ · r−1 en -38.2 kJ · r−1. Hieruit is op te maken dat de
voorkeur voor een van de reacties minder uitgesproken kan zijn in de praktijk dan de theorie
zou doen vermoeden (Verstraete, 2009).
Algemeen bestaat AV, uit drie deelprocessen. Deze drie deelprocessen zijn hydrolyse, aci-
dogenese (fermentatie) en methanogenese, hierbij bestaat methanogenese uit twee processen,
acetogenese en de eigenlijke methanogenese, welke gelijktijdig verlopen (Gavala et al., 2003).
Vijf fysiologisch verschillende groepen van micro-organismen (zie 1.3.3 en Figuur 1.1, a→e)
worden geacht verantwoordelijk te zijn voor de uitvoering van deze biochemische processen
(Angenent et al., 2004).
Hydrolyse In een eerste stap worden polymeren omgezet tot monomeren en in oplossing
gebracht door extracellulaire hydrolytische enzymen, geproduceerd door fermentatieve bac-
terien (Figuur 1.1, stap a). Op die manier kan het organisch materiaal in volgende stappen
opgenomen worden in de cel en gebruikt worden als koolstof- en energiebron. Deze fase is
meestal de limiterende fase voor het proces, aangezien een grote fractie van het te verwerken
AWZS bestaat uit complexe onoplosbare organische moleculen. Anders gezegd, wanneer dit
proces niet correct functioneert, kunnen de daaropvolgende processen niet plaatsnemen. Een
groot deel van het AWZS (35–80 %) bestaat uit verbindingen die niet gehydrolyseerd kunnen
worden. Dit is de niet-biodegradeerbare fractie van het AWZS.
Acidogenese Na hydrolyse vindt verdere fermentatie plaats, waarbij monomeren en oligo-
meren worden omgezet tot intermediaire verbindingen met een laag moleculair gewicht. Dit
proces stelt protonen vrij in oplossing, waardoor verzuring optreedt. Deze fermentatiepro-
ducten bestaan hoofdzakelijk uit alcoholen en vluchtige vetzuren (VVZ), waaronder lactaat,
butyraat, acetaat (Hac) en propionaat (HPr). Naast de productie van organische vetzuren en
alcoholen wordt er eveneens waterstofgas (H2) en CO2 geproduceerd. Net zoals tijdens hy-
drolyse, verandert het organisch materiaal voornamelijk van vorm en wordt slechts een kleine
fractie gebruikt als een energiebron. Tot dit moment is er dus weinig stabilisatie (verlaging
van de energie-inhoud) van het AWZS opgetreden.
Acetogenese De fermentatieproducten afkomstig van acidogenese, worden vervolgens ge-
oxideerd tot HAc, door de obligate waterstofproducerende acetogenen (OHPA) (Figuur 1.1,
stap b). Deze groep is ook gekend als de syntrofe acetogene bacterien (SAB). Twee soorten
micro-organismen, de fermentatieve bacterien en SAB, zorgen dus voor de aanwezigheid van
H2 in AV. Vanwege de verscheidenheid aan fermentatieproducten, zijn er verschillende routes
mogelijk tot de uiteindelijke productie van CH4 en CO2. Zo verdeelt de route via butyraat
de energie-inhoud gelijk over de acetogene en methanogene gemeenschap, in tegenstelling
17
tot de route via lactaat, waarbij slechts 37 % gereserveerd is voor de methanogenen (Ver-
straete, 2009). Naast de productie van HAc door fermentatieve bacterien en SAB, wordt HAc
geproduceerd door homoacetogenen (Figuur 1.1, stap c) uit H2 en CO2.
Methanogenese Het laatste proces, de methaanproductie, bestaat uit twee verschillende
routes. Enerzijds gebruiken de acetoclastische methanogenen (Figuur 1.1, stap e) HAc, af-
komstig van acido- en acetogenese, voor de productie van CH4. Dit is de hoofdroute die
instaat voor ongeveer 70 % van het geproduceerde CH4. De hydrogenotrofe methanogenen
(Figuur 1.1, stap d) vertrekken daarentegen vanuit H2 en CO2 als energie- en koolstofbron,
voor de productie van CH4. Deze laatste groep werkt samen met de SAB in een syntrofisch
verband, daar H2 inhiberend is voor de acetogenese (zie 1.4). De stabilisatie van het AWZS
gebeurt in deze laatste stap, daar het geproduceerde CH4 onoplosbaar is en uit het systeem
verdwijnt via de gasfase. Indien hydrolyse niet limiterend is, is methanogenese de limiterende
stap. (Angenent et al., 2004; Parkin & Owen, 1986).
Figuur 1.1: Schematisch overzicht van de afbraakroute van complexe organische mo-
lecules tot CH4 en CO2. Overgenomen uit: Angenent et al. (2004).
De reacties hierboven beschreven en schematisch weergegeven op Figuur 1.1, zijn volledig
weergegeven in Tabel 1.2. Er dient opgemerkt te worden dat dit slechts de voornaamste
reacties zijn, die plaatsgrijpen tijdens AV. In werkelijkheid is het aantal reacties veel uitgebreider
en de interactie ertussen complexer. Uit Tabel 1.2 blijkt dat een aantal reacties (8, 9 en 10),
uitgevoerd door de SAB, bij standaardomstandigheden endergonisch zijn (∆G ’> 0). Strikte
cooperatie met de hydrogenotrofe methanogenen, die de partieeldruk van H2 laag genoeg
houden, is vereist, willen de SAB energie winnen uit de omzetting van HAc (zie vergelijking
1.3) (Verstraete, 2009).
18
Tabel 1.2: Verschillende reacties die plaatvinden tijdens anaerobe vergisting, met de bijhorende ∆G ’ en verwijzing naar hun plaats
in Figuur 1.1 (Thauer et al., 1977; Verstraete, 2009).
Proces Reactie ∆G ’ (kJ · r−1) Nummer
(Fig. 1.1)
Fermentatie tot HAc C6H12O6 + 4 H2O −→ 2 CH3COO – + 2 HCO –3 + 4 H2 + 4 H+ -206.3 1 (a)
C6H12O6 −→ 3 CH3COO – + 3 H+ -310 2 (a)
Fermentatie tot HPr C6H12O6 + 2 H2 −→ 2 CH3CH2COO – + 2 H2O + 2 H+ -358 3 (a)
Fermentatie tot HAc en HPr C6H12O6 −→ 13
CH3COO – + 43
CH3CH2COO – + 13
HCO –3 + 1
3H+ -310 4 (a)
Fermentatie tot butyraat C6H12O6 + 2 H2O −→ CH3CH2CH2COO – + 2 HCO –3 + 2 H2 + 3 H+ -254 5 (a)
Fermentatie tot ethanol C6H12O6 + 2 H2O −→ 2 C2H5OH + 2 HCO –3 + 2 H+ -225 6 (a)
Fermentatie tot lactaat C6H12O6 −→ 2 CH3CHOHCOO – + 2 H+ -198 7 (a)
Acetogenese via propionaat CH3CH2COO – + 3 H2O −→ CH3COO – + HCO –3 + 3 H2 + H+ +76.1 8 (b)
Acetogenese via butyraat CH3CH2CH2COO – + 2 H2O −→ 2 CH3COO – + 2 H2 + H+ +48.1 9 (b)
Acetogenese via ethanol C2H5OH + H2O −→ CH3COO – + 2 H2 + H+ +9.6 10 (b)
Acetogenese via lactaat CH3CHOHCOO – + 2 H2O −→ CH3COO – + HCO –3 + 2 H2 + H+ -4.2 11 (b)
Hydrogenotrofe acetogenese 4 H2 + 2 HCO –3 + H+ −→ CH3COO – + 4 H2O -104.6 12 (c)
Hydrogenotrofe methanogenese HCO –3 + 4 H2 + H+ −→ CH4 + 3 H2O -135.6 13 (d)
Acetoclastische methanogenese CH3COO – + H2O −→ HCO –3 + CH4 -31.0 14 (e)
Sulfaatreductie SO 2 –4 + H+ + 4 H2 −→ HS – + 4 H2O -151.9 15
1.3.3 De microbiologische gemeenschap
Het toenemend inzicht in de ecologie en de functie van de microbiologische gemeenschap
heeft er voor gezorgd dat AV de laatste decennia een grote vooruitgang heeft geboekt. Kennis
hierover is immers vereist, willen we de biologische processen zo goed mogelijk kunnen sturen
en controleren (Narihiro & Sekiguchi, 2007). Algemeen bestaat het voedselweb uit vijf groepen
micro-organismen (Angenent et al., 2004). De volledige identificatie en kwantificatie van alle
participerende organismen (tot 140 soorten), nodig om het verband te kunnen leggen tussen de
microbiele gemeenschapstructuur en functie, is nog niet bereikt (Raskin et al., 1994). In wat
volgt worden daarom —en vanwege de grote diversiteit binnen de gemeenschap— per groep
slechts een of meerdere voorbeelden van bacteriele stammen aangehaald en kort beschreven.
Als laatste wordt kort de aanwezigheid en het belang van de sulfaat reducerende bacterien
(SRB) binnen AV aangehaald.
Fermentatieve bacterien Deze groep is zeer uitgebreid en beslaat verschillende fylogene-
tische groepen, vanwege de grote verscheidenheid aan substraten die gemetaboliseerd kunnen
worden. De hydrolytische groep heeft een hogere abundantie en diversiteit dan de acidogene
groep. Voorbeelden van de hydrolytische en acidogene groep zijn respectievelijk, Bacterioide-
tes, dewelke cellulose hydrolyseert tot monomeren en Chloroflexi, die glucose fermenteert tot
een intermediair product in het voedselweb (Ariesyady et al., 2007).
Syntrofe acetogene bacterien Deze gemeenschap werkt nauw samen met de hydroge-
notrofe methanogenen, groeit relatief traag (verdubbelingstijd van 2–6 dagen) en prefereert
eveneens een neutrale pH waarde (Verstraete, 2009). Zo oxideert Smithella HPr en oxideert
Syntrophomonas butyraat, tot HAc en H2 (Mussati et al., 2005).
Homoacetogenen (zie 1.5) Deze groep en de hydrogenotrofe methanogenen competiteren
voor het beschikbare H2 in AV. Het resultaat van deze competitie is dat de koolstof- en
elektronstroom zo wordt beınvloed, dat respectievelijk ofwel HAc ofwel CH4 geproduceerd
wordt (Kotsyurbenko et al., 2001). Voorbeelden zijn Clostridium aceticum (Wieringa, 1936),
Acetobacterium woodii (Balch et al., 1977) en Sporomusa acidovorans (Ollivier et al., 1985).
Hydrogenotrofe methanogenen In tegenstelling tot de grote diversiteit binnen de groe-
pen verantwoordelijk voor fermentatie, acido- en acetogenese, blijkt de samenstelling van de
methanogene gemeenschap veel minder divers te zijn. Dit omdat slechts twee types van me-
thanogenen (de acetoclastische en hydrogenotrofe), die een rol spelen in AV, tot nu gekend
zijn. Daarbovenop verschillen ze van de andere organismen daar ze behoren tot het domein
van de Archaea (naast de Eukaryota en Prokaryota). Een voorbeeld van een stam behorende
tot de hydrogenotrofe methanogenen is Methanospirillum. De methanogene gemeenschap is
strikt anaeroob, tegenover de fermentatieve en acetogene gemeenschap, welke samengesteld
zijn uit een combinatie van facultatieve en strikte anaerobe organismen (Parkin & Owen,
20
1986). Verder prefereert de gemeenschap neutrale pH en wordt ze geınhibeerd bij pH-waarden
lager dan 6 (Verstraete, 2009; Ariesyady et al., 2007).
Acetoclastische methanogenen Voorbeelden van acetoclastische methanogenen zijn Me-
thanosaeta, Clostridium en Methanosarcina. Meer dan 70 % van de methanogene gemeen-
schap wordt ingenomen door de acetoclastische methanogenen (Ariesyady et al., 2007). Deze
dominantie is mogelijk —ondanks de lagere ∆G ’ waarden (Tabel 1.2)— doordat H2 binnen
het systeem snel wordt omgezet en de concentratie aan H2 hierdoor laag is.
Sulfaat reducerende bacterien De activiteit van deze gemeenschap kan onder bepaalde
condities een positief effect hebben op de werking van AV maar kan ook nefast zijn voor de
goede werking. SRB gebruiken sulfaat (SO 2 –4 ) en H2 of organisch materiaal als respectievelijke
elektronacceptor en -donor (Tabel 1.2, reactie 15). Het geproduceerde waterstofsulfide (HS – ),
afkomstig van deze reactie, kan de SAB en methanogene gemeenschap inhiberen (Mizuno
et al., 1998; Verstraete, 2009). Volledige faling van de biogasproductie door HS – -inhibitie is
mogelijk. De concentratie waarbij inhibitie optreedt varieert in de literatuur (Hilton, 1988).
Inhibitie van AV door hoge sulfide concentraties is enerzijds te wijten aan een verhoogde
competitie tussen de SRB en de methanogene gemeenschap (Harada et al., 1994) en anderzijds
aan de toxiciteit van sulfide op de microbiele gemeenschap (Colleran et al., 1995). Doch,
wanneer door een verstoring van het evenwicht er een opstapeling van VVZ plaatsvindt, kunnen
door toevoeging van beperkte hoeveelheden SO 2 –4 de SRB gestimuleerd worden, om de rol van
de acetogene gemeenschap over te nemen tot het evenwicht hersteld is (Verstraete, 2009).
Voorbeelden zijn Desulphovibrio en Syntrophobacter, die HPr oxideert in de aanwezigheid
van SO 2 –4 (Ariesyady et al., 2007; Mussati et al., 2005). Deze bacterien zijn, net zoals de
methanogenen, strikt anaeroob (Parkin & Owen, 1986).
1.3.4 Eindproducten
De verwerking van afval met behulp van AV levert een aantal nuttige eindproducten op. De
samenstelling en hoeveelheid van deze eindproducten is afhankelijk van de mate waarin het
AWZS gestabiliseerd wordt. Stabilisatie van het organisch materiaal vindt plaats, doordat de
biodegradeerbare fractie wordt afgebroken en wordt omgezet naar biogas (zie 1.3.2). Deze
stabilisatie is nooit compleet en is afhankelijk van het ontwerp van de reactor (zie 1.3.6) en
de operatieparameters (Parkin & Owen, 1986). De voornaamste eindproducten zijn biogas en
digestaat.
Biogas De twee hoofdcomponenten van biogas zijn CH4 (55–65 %) en CO2 (30–40 %) (Ap-
pels et al., 2008). Andere gassen die teruggevonden kunnen worden zijn waterdamp, stikstofgas
(N2), O2, H2, ammoniak (NH3) en H2S (Biogas–E, 2006). De te winnen hoeveelheid CH4
uit een bepaalde inputstroom kan theoretisch berekend worden met behulp van onderstaande
formule van Buswell (Verstraete, 2009).
21
CnHaObNc+
(4n− a− 2b + 3c
4
)H2O −→
(4n + a− 2b− 3c
8
)CH4
+
(4n− a + 2b + 3c
8
)CO2 + cNH3
(1.5)
In de praktijk daarentegen, heeft men niet te maken met ideale omstandigheden en botst
men op factoren die de afbraakprocedure belemmeren of wijzigen (zie 1.4), waardoor deze
formule een ander resultaat zal geven dan dat wat in werkelijkheid gemeten wordt. Bovendien
beschikt men niet over de exacte samenstelling van de inputstroom maar wel over de CZV.
Een vuistregel is dan dat de maximale hoeveelheid te winnen CH4 gelijk is aan 0.35 L · g−1
CZV (Verstraete, 2009). De verbrandingswaarden van biogas en CH4 bedragen respectieve-
lijk 6 kWh ·m−3 en 10 kWh ·m−3. Indien men het biogas op een andere locatie dan op de
plaats waar het geproduceerd wordt wil benutten, moet het een nabehandeling ondergaan.
Deze behandeling bestaat eruit het CO2 en de contaminanten te verwijderen (Appels et al.,
2008). Biogas kan aangewend worden voor verschillende toepassingen, zoals warmtekracht-
koppeling en elektriciteits- en warmteopwekking. In het buitenland wordt nabehandeld biogas
ook gebruikt als vervoersbrandstof of voor injectie in het aardgasnet (Biogas–E, 2006). Al-
gemeen wordt het biogas geproduceerd door AV, gebruikt om de procestemperatuur in de
vergistingsinstallatie zelf te onderhouden (Huybrechts & Dijkmans, 2001).
Digestaat Het hoofddoel van AV is het bekomen van een digestaat dat zo stabiel mogelijk
is (Parkin & Owen, 1986). Het vochtgehalte van het bekomen digestaat is afhankelijk van
het gebruikte reactortype (zie 1.3.6) (Li et al., 2010). Na vergisting wordt het digestaat
verder ontwaterd met behulp van een centrifuge of pers. Afhankelijk van de eindbestemming
wordt het nog verder gedroogd. Vlaanderen beschikt, met drie centrale drogers (Aquafin) en
een externe droger, over een totale droogcapaciteit van 160 000 ton · j−1. Verbranding is de
voornaamste eindbestemming (90.2 %). Het overige deel wordt gebruikt als afdichtmateriaal
voor stortplaatsen (Vlaamse Milieumaatschappij, 2010). Het digestaat bekomen van andere
afvalstromen dan AWZS kan ook gebruikt worden als bodemverbeteraar. Abdullahi et al.
(2008) beschrijven het effect van verschillende nabehandelingsmethoden voor het gebruik van
digestaat als bodemverbeteraar.
1.3.5 Invloedsparameters
Verschillende chemische en fysische parameters oefenen invloed uit op de werking van het ver-
gistingsproces. Verschillende van deze parameters dienen periodisch en/of continu opgevolgd
te worden, ten einde de microbiologische gemeenschap in evenwicht te houden en daarmee de
goede werking van het proces te bevorderen. Enkele van de voornaamste parameters zijn de
pH, alkaliniteit, temperatuur en verblijftijden (zie 1.3.7) (Appels et al., 2008).
Met het oog op de pH, zijn de methanogenen de gevoeligste schakel in het voedselweb. Het
22
optimale pH bereik voor deze gemeenschap en daarom ook voor AV, bevindt zich tussen 6.5 en
7.2. De verzuring die optreedt tijdens acidogenese wordt normaliter gecompenseerd door de
methanogene activiteit, die alkaliniteit produceert in de vorm van CO2 en waterstofcarbonaat
(HCO –3 ) (Turovskiy & Mathai, 2006). Tijdens de opstartfase van een vergistingsreactor is
deze bufferende werking niet aanwezig en dient een bufferingscapaciteit van 70 mM NaHCO3
voorzien te worden (Appels et al., 2008). Afhankelijk van de procestemperatuur verloopt AV,
mesofiel (25–35 C) of thermofiel (49–55 C) (Doms & Pieters, 2009).
1.3.6 Configuraties
Er bestaat een grote verscheidenheid aan AV-installaties. Naast eentrapssystemen, waarbij de
vergisting plaatsvindt in een reactor, bestaan meertrapssystemen uit meerdere reactievaten,
met als doel de verschillende procesfasen fysisch van elkaar te scheiden. Op deze manier
kan men voor elke fase optimale omgevingscondities creeren (Doms & Pieters, 2009). De
meeste moderne installaties, die instaan voor de verwerking van AWZS, zijn mesofiele compleet
gemengde eentrapssystemen (Appels et al., 2008). Bij codigestie worden er meerdere soorten
substraat door eenzelfde installatie vergist.
Met de ontwikkeling van de UASB-reactor (upflow anaerobic sludge blanket reactor) werd
de oppervlakte die de installatie inneemt drastisch verkleind. Dit is mogelijk door het uit-
stekende bezinkingskarakter van de granulaire biomassa die instaat voor de vergisting. Deze
zelf-immobiliserende eigenschap zorgt voor een hoge SRT ten opzichte van de HRT (zie 1.3.7),
waardoor kleine UASB installaties toch hoge rendementen kunnen verwezenlijken. Ongeveer
60% van de werkende industriele AV-installaties is gebaseerd op het UASB concept (Angenent
et al., 2004).
Een thermofiele hybride reactor, opgebouwd uit een anaerobe vergister en tubulaire mi-
crobiele brandstofcel (MFC) (zie 1.6), werd door Weld et al. (2010) ontworpen en onderzocht
op functionele stabiliteit bij een verstoring door toevoeging van HAc. Gevonden werd dat de
hybride configuratie een hogere weerstand had tegen lage pH waarden dan de afzonderlijke
MFC reactor maar een lagere weerstand dan de afzonderlijke anaerobe vergister.
1.3.7 Ontwerpparameters
Voor de preliminaire bepaling van de grootte van de reactorvolumes voor AV, worden een aantal
ontwerpparameters gehanteerd. De voornaamste parameters gebruikt tijdens de ontwerpfase
van eentrapssystemen zijn de slibverblijftijd, hydraulische verblijftijd en organische belasting.
Slibverblijftijd (SRT) De slibverblijftijd is een van de belangrijkste ontwerpparameters van
een vergistingsinstallatie. Deze geeft weer voor hoeveel tijd de biomassa in het systeem blijft,
vooraleer er uit te verdwijnen met het effluent. Op basis van deze parameter kan het volume
23
van de vergistingsinstallatie bepaald worden, zodanig dat afbraak van het substraat kan plaats-
vinden en er geen uitwassing van de biomassa optreedt (Appels et al., 2008). Bij mesofiele
vergisting bedraagt de SRT 15–30 dagen (Doms & Pieters, 2009). De SRT wordt gedefini-
eerd als de hoeveelheid biomassa die zich in de reactor bevindt, gedeeld door de hoeveelheid
biomassa die per dag uit de reactor wordt afgevoerd. De hoeveelheid biomassa wordt bepaald
als de massa vluchtige gesuspendeerde stoffen (VSS) (Henze et al., 2008).
Hydraulische verblijftijd (HRT) Deze parameter beschrijft de gemiddelde verblijftijd van
het substraat in de vergister. De hydraulische verblijftijd is afhankelijk van het type substraat
dat afgebroken dient te worden en de procestemperatuur. Deze mag niet korter zijn dan de
SRT, aangezien in het laatste geval uitwassing van de biomassa optreedt. Dit kan voorkomen
worden door recirculatie of immobilisatie van de biomassa in te voeren (Doms & Pieters, 2009).
Organische belasting (OLR) De organische belasting geeft de belasting van de vergis-
tingsinstallatie in kg CZV ·m−3 · d−1 weer. De CZV geeft de hoeveelheid zuurstof weer om
het materiaal volledig te oxideren. Een te hoge OLR kan leiden tot een verlaagde efficientie
van het proces, wegens inhibitie van de microbiele gemeenschap (zie 1.4) (Monnet, 2003). De
OLR kan via onderstaande formule berekend worden (Doms & Pieters, 2009).
OLR( g
m3 · d
)=
CZV (g ·m−3)
HRT (d)(1.6)
1.4 Limiterende factoren bij anaerobe vergisting
De eerste anaerobe vergister is ontworpen en gebouwd in India in 1859 (Meynell, 1976). De
wetenschappelijke kennis en inzichten zijn sindsdien steeds verder toegenomen met als gevolg
meer efficiente en toepassingsgerichte configuraties en reactortypes (zie 1.3.6), finetuning
van operatieparameters en nieuwe toepassingsgebieden voor de anaerobie. AV is dus in geen
opzicht een gloednieuwe technologie te noemen, doch zijn er nog tal van aspecten in het hele
AV-proces waarin limiterende factoren zorgen voor ruimte voor verbetering.
Procesfaling of een daling in de biogasproductie kan te wijten zijn aan inhibitie door hoge
concentraties sulfide (Hilton, 1988), ammonia (De Baere et al., 1984), zware metalen en
bepaalde organische verbindingen zoals chloorfenolen en lignines (Chen et al., 2008). Andere
vaak voorkomende oorzaken van faling zijn de accumulatie van VVZ en een te lage of te
hoge partieeldruk van waterstofgas (Verstraete, 2009). Deze twee laatste oorzaken worden
hieronder verder besproken.
1.4.1 Accumulatie van propionzuur
Een verstoring van het evenwicht tussen de productie en consumptie van de intermediaire VVZ
kan leiden tot destabilisatie van het proces. Deze ontkoppeling van aanmaak en afbraak heeft
24
een accumulatie van VVZ tot gevolg, wat leidt tot verzuring. Het microbiele evenwicht wordt
hierdoor uit balans gebracht en dit zal uiteindelijk leiden tot procesfaling (Verstraete, 2009).
In een initiele fase vindt inhibitie van de methanogene gemeenschap plaats, omwille van hun
hoge pH-gevoeligheid (Turovskiy & Mathai, 2006). Uiteindelijk zal deze stopzetting van de
methanogene activiteit verdere opstapeling van de vergistingsintermediairen teweegbrengen en
leiden tot inhibitie van de volledige microbiele gemeenschap (Parkin & Owen, 1986). Naast
een stijging van de VVZ concentratie, gaat het falen van AV eveneens gepaard met stijgende
concentraties van alcoholen en H2 (Nielsen et al., 2000). Tijdens de opstartfase van de reactor
wordt verkozen de VVZ concentratie lager dan 300 mg · L−1 te houden (pers. comm.).
De meest recalcitrante van de VVZ is HPr, aangezien de micro-organismen die instaan
voor de afbraak van HPr (SAB, acetoclastische en hydrogenotrofe methanogenen) de traagst
groeiende en meest gevoelige van de VVZ-degraderende organismen zijn (Nielsen et al., 2000).
Hieruit zou kunnen volgen dat een verstoring van de goede werking van AV, kan voorkomen
worden door opstapeling van HPr tegen te gaan. Andere studies beweren dan weer dat de
accumulatie van HPr enkel een effect en geen oorzaak van inhibitie van AV zou zijn (Pullam-
manappallil et al., 2001). Voorgestelde oorzaken van HPr accumulatie zijn een te hoge of te
lage partieeldruk van H2 (pH2) (Grotenhuis et al., 1991; Verstraete et al., 1996), de pH gevoe-
ligheid van de HPr-degradeerders (Barredo & Evison, 1991) en nutrientendeficientie (Espinosa
et al., 1995; Osuna et al., 2004). Een te hoge OLR of inhibitie door toxische verbindingen
kan het voedselweb uit balans brengen, waardoor deze nefaste condities plaatsvinden (Gallert
& Winter, 2008).
De moderne vergistingsinstallaties worden zelden geconfronteerd met procesfaling door
accumulatie van VVZ en meer specifiek HPr, aangezien er bij het ontwerp van de installatie
een veiligheidsfactor in rekening wordt gebracht om dit te voorkomen. Deze factor zorgt voor
een overdimensionering van het systeem, waardoor overbelasting vermeden wordt maar onder
de maximum verwerkingscapaciteit gewerkt wordt. Indien manieren gevonden worden om op
tijd in te grijpen bij HPr-accumulatie of de herstelperiode (2–3 maanden) na faling te verkorten,
kan er dichter bij deze maximum capaciteit geopereerd worden (Ma et al., 2009a).
1.4.2 Toxisch effect van propionzuur
De acetogene gemeenschap die instaat voor de fermentatie van HPr kan rechtstreeks geınhibeerd
worden door te hoge concentraties aan HPr. Waarschijnlijk is dit te wijten aan een stijging van
de hoeveelheid ongedissocieerd HPr, die hiermee gepaard gaat. Intrusie van ongedissocieerd
HPr in de bacteriele cel, zorgt voor een intracellulaire verzuring. Om deze verzuring tegen te
werken, moet het exces aan protonen uit de cel gepompt worden. Dit proces vergt energie in
de vorm van ATP, welke anders aangewend kan worden voor groei en metabolische doeleinden
(Fukuzaki et al., 1990).
Propionzuurconcentraties boven 1 g · L−1 worden beschouwd als bacteriostatisch (Ver-
straete, 2009).
25
1.4.3 Partieeldruk van waterstofgas
De acetogenese van HPr is enkel mogelijk, indien de pH2tussen 10−6 atm en 10−4 atm blijft.
Zowel de SAB als de acetoclastische en hydrogenotrofe methanogenen zijn betrokken in de
afbraak van HPr (Ma et al., 2009a).
Uit Tabel 1.2 (reacties 8, 13 en 14) valt op te maken dat —vanwege de positieve ∆G ’—
de afbraak van HPr naar HAc slechts kan doorgaan, indien de reactieproducten HAc en H2
efficient verwijderd worden. Strikte cooperatie tussen de SAB, die instaan voor de degradatie
van HPr, en de hydrogenotrofe methanogenen is hiervoor vereist. Wil acetogenese uit HPr
plaatsnemen, dan dient de pH2lager te blijven dan 10−4 atm. Een goede werking van de
hydrogenotrofe methanogenese is daarom noodzakelijk. Wanneer de pH2lager wordt dan
10−6 atm, wordt hydrogenotrofe methanogenese thermodynamisch ongunstig. Een interspecies
waterstoftransfer, die de pH2binnen het correcte bereik houdt (Figuur 1.2), moet met andere
woorden aanwezig zijn, wil HPr-degradatie doorgaan (Verstraete, 2009).
Figuur 1.2: Effect van de partieeldruk van H2 op de verandering van vrije energie van
de acetogenese uit HPr (—) en de hydrogenotrofe methanogenese (−−).
Overgenomen uit: Verstraete (2009).
1.4.4 Controle van de partieeldruk van waterstofgas
Een te hoge belasting kan de stabiliteit van AV in het gedrang brengen en in het ergste geval
procesfaling veroorzaken. Indicatoren om een shock OLR op te merken, waarvoor online real-
time meettechnieken bestaan, zijn daarom vereist. Op die manier is het mogelijk direct te
reageren en procesfaling te voorkomen. De intermediair geproduceerde H2 concentratie in
AV reageert gevoelig op organische en hydraulische overbelastingen en kan online gemeten
worden (Hickey & Switzenbaum, 1991). De pH2kan dus gebruikt worden als indicator om
de belasting van een vergistingsinstallatie op te volgen. Monitoring van de pH2laat eveneens
toe graduele overbelasting op te merken, in tegenstelling tot indicatoren als pH, alkaliniteit
26
en VVZ concentratie die voornamelijk de gevolgen van een shock OLR aangeven (Mosey &
Foulkes, 1984).
Via een semi-permeabel siliconenmembraan, gesitueerd in het slib, kan het opgeloste H2
in een vergister bemonsterd worden. Met een reduction gas analyser kan vervolgens de pH2
gemeten worden. Onderzoek toonde aan dat een verlaging van de belasting, wanneer een
kritische bovenlimiet voor de pH2werd bereikt, de pH2
kon doen dalen tot stabiele waarden
(zie 1.4.3). Op die manier kon vroegtijdig VVZ accumulatie voorkomen worden. Hierdoor is
het mogelijk op een veilig manier dicht tegen de maximum performantie te opereren (Cord-
Ruwisch et al., 1997).
1.5 Homoacetogenen
Homoacetogenen zijn strikt anaerobe bacterien die H2 gebruiken om CO2 te reduceren tot HAc,
voorgesteld door reactie 12 in Tabel 1.2. Formaat en acetyl CoA zijn belangrijke intermediairen
in de acetogenese. De productie van acetyl CoA laat toe om eveneens, apart van HAc, hogere
VVZ te produceren, zoals HPr en butyraat (Nollet & Verstraete, 1996). Naast het gebruik van
CO2 en H2, kunnen homoacetogenen een grote verscheidenheid aan verbindingen, waaronder
methylverbindingen, formaat, koolstofmonoxide en suikers, als substraat gebruiken (Diekert &
Wohlfarth, 1994; Kotsyurbenko et al., 2001). Bij de metabolisatie van organische verbindingen
wordt H2 geproduceerd in plaats van geconsumeerd (Cord-Ruwisch et al., 1988). Dit vermogen
om mixotroof te groeien is de reden waarom acetogene gemeenschappen in bijna elke anaerobe
omgeving kunnen overleven en voorkomen (Nollet & Verstraete, 1996).
Nie et al. (2007) gebruikten homoacetogenen in een proces waarbij homoacetogenese ge-
koppeld werd aan syntrofe acetogenese uit organische verbindingen. In een anaerobe reactor
werd glucose aan SAB toegevoegd en het geproduceerde biogas werd naar een tweede anae-
robe reactor geleid waar het werd omgezet naar HAc. Aangezien accumulatie van opgelost
H2 de productie van acetaat inhibeert (Logan et al., 2002), kon op deze manier, door de
verlaging van de pH2in de SAB reactor en homoacetogenese in de gekoppelde reactor, de
acetaatopbrengst uit glucose opgedreven worden.
Nevin et al. (2010) toonden aan dat het mogelijk is om met behulp van een homoacetogene
reincultuur (Sporomusa ovata), welke als enige elektrondonor elektronen afkomstig van de
elektrolyse van water gebruikte, CO2 tot HAc te reduceren. Een H-vormige reactor (400 mL)
werd gebruikt, waarbij aan de anode elektronen uit water werden geextraheerd en vervolgens
aan de kathode (-400 mV vs. SWE) werden afgeleverd over een kationuitwisselingsmembraan
(KUM). De homoacetogene biofilm op de kathode elektrode gebruikte deze elektronen voor de
productie van HAc met een productiesnelheid van ongeveer 50 mg · L reactor−1 · d−1. Volgende
reactie nam plaats in de reactor:
4 H2 + 2 HCO−3 + H+ −→ CH3COO− + 4 H2O (∆G ’ = −104.6 kJ · r−1) (1.7)
27
1.6 Bio-elektrische systemen
Een bio-elektrisch systeem (BES) is een systeem waarin organisch en anorganisch materiaal
met behulp van micro-organismen geoxideerd wordt. Een onderscheid hierin kan gemaakt
worden tussen systemen die energie in de vorm van elektriciteit genereren en systemen die
energie consumeren, respectievelijk een MFC en een microbiele elektrolysecel (MEC) (Logan
et al., 2006). De combinatie van afvalwaterzuivering en elektriciteitsproductie kan door middel
van een MFC toegepast worden, terwijl een MEC het mogelijk maakt afvalwaterzuivering te
koppelen aan de katalyse van thermodynamisch ongunstige elektrochemische reacties. Vanuit
economisch en technologisch standpunt is het daarentegen nog niet mogelijk deze technologie
toe te passen op industriele schaal. Verder onderzoek om biologische en elektrochemische
verliezen te beperken is daarom aan de orde (Clauwaert et al., 2008). Zo ligt het maximum
leverbare vermogen in de grootteorde van 100 W ·m−3 MFC, wat laag is ten opzichte van de
1000 W ·m−3 gemiddeld geleverd door AV (Pham et al., 2006). Andere toepassingen van BES
zijn de productie van H2 (Liu et al., 2005; Rozendal et al., 2006), biologische denitrificatie
(Clauwaert et al., 2007a) en gebruik als biosensor (Kim et al., 2003).
1.6.1 Elektrochemie
In BES worden reacties geevalueerd in termen van de celpotentiaal Ecel (V), het potentiaal-
verschil tussen kathode en anode.
Ecel = Ekat − Eano (1.8)
waarbij Eano en Ekat de elektrodepotentialen zijn van respectievelijk anode en kathode ten
opzichte van de standaard waterstof elektrode (SWE). De Ecel is gerelateerd aan het geleverde
vermogen P (W) door de MFC volgens:
P =E 2
cel
Rext(1.9)
met Rext (Ω) de externe weerstand.
Energieverliezen in het systeem zorgen ervoor dat de theoretische (Ecel ,t) en gemeten
celpotentiaal (Ecel ,a) danig verschillen. Dit energieverlies bestaat uit de som van de anodische
overpotentiaal Σηa (V), de kathodische overpotentiaal |Σηc | (V) en de Ohmse verliezen I ·RΩ
(V), waarbij RΩ (Ω) de Ohmse weerstand van het systeem is. De Ohmse verliezen representeren
de weerstand die elektron- en ionflow in het systeem ondervinden. De overpotentialen bestaan
uit metabolische, massatransport- en activatieverliezen. Hieruit volgt:
Ecel ,a = Ecel ,t − (Σηa + |Σηc |+ I · RΩ) (1.10)
De open kring potentiaal (OKP), de celpotentiaal gemeten in de afwezigheid van stroom,
benadert in theorie de Ecel ,t maar ligt in de praktijk —net zoals de Ecel ,a— lager ten gevolge
28
van energieverliezen. Dit energieverlies bestaat uit de Σηa en |Σηc |, ondervonden gedurende
open kring condities.
OKP = Ecel ,t − (Σηa + |Σηc |)OKP (1.11)
Overpotentialen en Ohmse verliezen, die proportioneel zijn met de gegenereerde stroom,
zijn gedurende open kring condities afwezig. Deze verliezen, die tijdens gesloten kring de Ecel ,a
verlagen, worden interne verliezen genoemd en zijn proportioneel met de gegenereerde stroom
en de interne weerstand Rint (Ω) (Logan et al., 2006).
Ecel ,a = OKP − I · Rint (1.12)
1.6.2 Microbiele brandstofcel
Algemeen De werking van een MFC is voorgesteld op Figuur 1.3. Micro-organismen oxide-
ren substraat in het anodisch compartiment om te groeien. In de afwezigheid van een finale
elektronacceptor is de microbiologie gedwongen om de geproduceerde elektronen af te geven
aan de anode. Hierdoor verlaten deze elektronen de respiratieketen vroegtijdig, waardoor de
micro-organismen minder energie winnen dan wanneer de volledige respiratieketen tot zuurstof
plaats kan vinden. Dit energieverlies kan gewonnen worden in de vorm van elektriciteit (Logan
& Regan, 2006b). OKPs gemeten ter hoogte van de anode suggereren dat elektronen de respi-
ratieketen verlaten tussen NAD (Liu & Logan, 2004) en cytochroom c (Bond & Lovley, 2003).
Hieruit kan afgeleid worden dat de maximum Ecel ,t ≈ (+0.840 V) − (−0.320 V) = 1.160 V
(Tabel 1.3) (Rabaey & Verstraete, 2005). Transfer van elektronen naar de anode gebeurt door
middel van elektronshuttles, nanowires en/of direct membraancontact met de anode.
Figuur 1.3: Werkingsprincipe van een MFC. Overgenomen uit: Rabaey & Verstraete
(2005).
29
Conductief materiaal wordt gebruikt om de elektronen over Rext van anode naar kathode
te laten stromen. Ladingsneutraliteit wordt bekomen met behulp van een KUM, waardoor het
overschot aan protonen naar de kathode migreert (Logan et al., 2006). In een zuurstofkathode
reageren protonen en elektronen met zuurstof (passief of actief toegevoegd) tot water. Deze
reactie gaat gepaard met een hoge overpotentiaal en een katalysator is vereist om deze te ver-
lagen, waardoor de efficientie stijgt. In een biokathode worden micro-organismen, beschikkend
over het vermogen om elektronen rechtstreeks via de kathode op te nemen, als katalysator
gebruikt (Clauwaert et al., 2007b).
De performantie van een MFC kan beschouwd worden op basis van het beoogde doeleinde.
Indien de MFC wordt aangewend voor CZV verwijdering uit een afvalstroom, kan de performan-
tie van de reactor geevalueerd worden in termen van de coulometrische efficientie ηq (%) (zie
2.4), welke het percentage verwijderde elektronen uit het organisch materiaal ten opzichte van
het theoretisch maximum te verwijderen elektronen uitdrukt (Logan & Regan, 2006a). Coulo-
metrische efficienties tot 96.8 % zijn reeds waargenomen (Bond & Lovley, 2003). Wanneer het
geproduceerde vermogen de belangrijkste parameter is, dient de energetische efficientie ηE (%)
(zie 2.4) in beschouwing te worden genomen (Rabaey et al., 2005b). Clauwaert et al. (2007b)
bereikten in een continue MFC met een zuurstof-biokathode (Rext = 10 Ω, OLR = 1.5 g
CZV ·L−1 · d−1, totaal anode volume VTAC = 183 cm−3) een coulometrische efficientie en ver-
mogensdichtheid van respectievelijk 90 % en 65 W ·m−3.
Tabel 1.3: Standaard halfcel reacties en potentialen voor waterstof, NAD, cyto-
chroom c en zuurstof (Rabaey & Verstraete, 2005).
Halfcel reactie E ′0 (mV)
2 H+ + 2 e – −→ H2 -420
NAD+ + H+ + 2 e – −→ NADH -320
cytochroom c(Fe 3+) + e – −→ cytochroom c(Fe 2+) +254
O2 + 4 H+ + 4 e – −→ 2 H2O +840
Exo-elektrogenen De microbiele gemeenschappen aanwezig in de biofilm, die zich aan de
anode van een MFC ontwikkelt, zijn meestal fylogenetisch zeer divers en een dominante soort is
vaak niet aanwezig. Dit wijst op een lage gemeenschapsorganisatie (zie 2.4) (Logan & Regan,
2006a). Een deel van de MFC-gemeenschap bestaat uit exo-elektrogenen: elektrochemisch
actieve bacterien die beschikken over het vermogen om te kunnen respireren via een elektrode,
zonder gebruik te maken van exogene elektronmediatoren. Voorbeelden van exo-elektrogenen
zijn Shewanella en Geobacter species (Logan, 2009). Verdere analyse van de gemeenschap
aan de anode toonde eveneens de aanwezigheid van niet-elektrochemisch actieve, fermenta-
tieve bacterien aan, waaronder Methanosarcinaceae. Actieve competitie voor substraat tussen
deze methanogene consortia en de exo-elektrogenen geeft aanleiding tot lagere coulometrische
efficienties (Chae et al., 2009). Onderdrukking van de methanogene activiteit met behoud
30
van de elektrogene activiteit is dus gewenst, indien men hoge performanties vooropstelt. Chae
et al. (2010) ondervonden dat het verlagen van Rext tot 50 Ω of injectie van 2-broomethaan
sulfonaat, een methanogene inhibitor, leidde tot een stijging van de coulometrische efficientie
met respectievelijk 33.8 % en 100 %. Beide gevallen werden verklaard door een daling van de
methanogene activiteit.
Invloed van de OLR op de performantie De toenemende kennis in het domein van
de MFC leidde tot een aanzienlijke stijging van de vermogensdichtheid en coulometrische
efficientie van de MFC. Echter, deze hoge performanties werden bereikt met behulp van re-
actoren opererende bij lage OLR (Rabaey et al., 2003, 2004; Clauwaert et al., 2007b). Een
hogere OLR zal dus aanleiding geven tot grotere reactoren. Kim et al. (2005) vonden dat een
stijging van de initiele substraatconcentratie, tot 1.28 g CZV·L−1, geen of weinig effect had
de performantie van een H-vormige MFC reactor (VTAC = 310 cm−3, Rext = 470 Ω). Ver-
schillende andere studies zagen een daling van de coulometrische efficientie met toenemende
OLR, wat verklaard werd aan de hand van de Rint , welke beschouwd werd als limiterende
factor voor de exo-elektrogene activiteit (Mohan et al., 2007; Aelterman et al., 2008b). Het
exces aan substraat bij hoge OLR creeert bovendien opportuniteit voor de groei van metha-
nogene micro-organismen (He et al., 2005). Geen van deze studies vermeldden daarentegen
wanneer de methanogene activiteit, bij opvoering van de OLR, de exo-elektrogene activiteit in
termen van coulometrische en energetische efficientie overstijgt en of de toename in groei van
methanogenen een invloed heeft op het geproduceerde vermogen.
1.6.3 Microbiele elektrolysecel
Algemeen Naast de productie van elektriciteit, kunnen bio-elektrische systemen aangewend
worden voor de aandrijving van elektrochemische reacties. Door de vrijstelling van protonen
en elektronen via bioconversie van organisch materiaal aan de anode en het extern toevoegen
van elektrische energie (Ekathode < Eanode), kunnen endotherme reacties zoals de productie
van H2 (∆G ’= 104.6 kJ ·mol−1) doorgaan aan de kathode (Rozendal et al., 2006; Clauwaert
et al., 2008).
Productie van waterstofgas Protonen die vrijkomen na de oxidatie van opgelost organisch
materiaal aan de anode, kunnen gereduceerd worden tot H2 aan de kathode (Rozendal et al.,
2006). Echter, zonder de aanwezigheid van zuurstof aan de kathode, is stroomproductie
thermodynamisch ongunstig en zal dit niet spontaan verlopen (Logan et al., 2008). Dit is het
geval wegens de lagere potentiaal vereist aan de kathode voor H2 productie (-0.420 V), ten
opzichte van die aan de anode (-0.320 V) (Tabel 1.3). Door met behulp van een stroombron
een potentiaal op te leggen groter dan 0.100 V = − [(−0.420 V)− (−0.320 V)], wordt de
reductie van protonen tot H2 aan de kathode theoretisch mogelijk (Liu et al., 2005).
Elektrochemische verliezen, meer specifiek de kathodische overpotentiaal en de Ohmse
31
weerstand (zie 1.6.1), zorgen ervoor dat een hogere potentiaal dient opgelegd te worden
(Clauwaert & Verstraete, 2009). In de literatuur wordt H2 productie praktisch mogelijk geacht
vanaf 0.22 V (Rozendal et al., 2006) en energetische efficienties tot 86 % zijn reeds bereikt (Call
& Logan, 2008). Ter vergelijking, de H2 productie via de elektrolyse van water vereist 1.8–2.0 V
(Cheng et al., 2002) en haalt een energetische efficientie van 56–73 % (Call & Logan, 2008).
Net zoals bij een MFC kan de reactie aan de kathode plaatsvinden door bio- of chemische
katalyse. In het geval van chemische katalyse wordt veelal het kostelijke platinum aangewend
(Jeremiasse et al., 2010). Optimalisatie van H2 productie via microbiele elektrolyse, zou in de
toekomst productiesnelheden van meer dan 10 m−3 H2 ·m−3 netto kathodisch volume mogelijk
kunnen maken (Rozendal et al., 2006).
1.7 Doelstellingen
Aangezien de performantie van BES op industriele schaal, in termen van afbraaksnelheden en
productiviteit, gelimiteerd is door elektrochemische en biologische verliezen zullen toepassingen
van BES zich in de nabije toekomst voornamelijk beperken tot andere toepassingen dan de
behandeling van afvalwater en de productie van bio-energie. Het gegeven dat concurrerende
technologieen zoals AV verwijderings- en energetische efficienties halen die 10 keer hoger liggen
dan wat al bereikt is met behulp van een BES (Pham et al., 2006), toont aan dat onderzoek
ter beperking van deze verliezen in een BES nog een lange weg te gaan heeft.
Een nuttige toepassing kan gevonden worden in de microbiele elektrosynthese gefaciliteerd
door BES. Waar in andere types reactoren elektrische energie geleverd moest worden om de
microbiologie van de nodige elektronen te voorzien (Weld et al., 2010), zou dit in BES kunnen
gebeuren door de verwerking van afval aan de anode, waardoor geen of minder elektrische
energie gebruikt moet worden om de microbiele synthese aan de kathode aan te drijven. Dit
idee werd getoetst door na te gaan of productie van HAc aan een gespecialiseerde biokathode,
geınoculeerd met een vooraf geselecteerde (homo)acetogene aanrijkingscultuur, mogelijk was
met behulp van CO2 als koolstofbron en HAc aan de anode als elektronbron.
In plaats van te kijken naar AV en BES als competiterende technologieen, is het nodig de
focus te verleggen naar technologieen die elkaar aanvullen, wil men BES kunnen gebruiken met
het oog op afvalbehandeling en bio-energieproductie. Door het zoeken naar synergieen tussen
beide systemen zou een geıntegreerde bio-energieproductie via cooperatie tussen AV en BES
mogelijk kunnen zijn. Deze studie onderzoekt deze mogelijkheid door de performantie van een
hybride UASB-MFC opstelling te vergelijken met de performantie van een controle UASB.
Indien deze ideeen toepasbaar bleken te zijn op labschaal, moet verder onderzoek uitwijzen
of het haalbaar is hogere efficienties te bereiken om op die manier aanleiding te geven tot
een versterkte werking van BES. Als zou blijken uit bovenstaande experimentvoeringen dat
elektriciteitproductie een belangrijke factor was, kan deze en daarop de performantie mogelijk
opgedreven worden aan de hand van de OLR en Rext . De invloed van deze factoren op de
werking van een MFC werd eveneens onderzocht.
32
2 Materiaal en methoden
2.1 Experimentele opstellingen en bedrijfsvoering
Experimenten werden uitgevoerd met behulp van twee types reactorconfiguraties. Er werd
gebruik gemaakt van een labschaal vlakke MFC, die in batch geopereerd werd. Daarnaast werd
een semi-continue configuratie ontworpen, waarbij de vlakke MFC in de recirculatiestroom van
een labschaal UASB werd geplaatst. Beide setups en de bedrijfsvoering ervan worden hieronder
in detail besproken.
2.1.1 Vlakke microbiele brandstofcel
De opbouw van de vlakke MFC wordt weergegeven op Figuur 2.1. De reactor bestond uit twee
compartimenten (anode en kathode) vervaardigt uit plexiglas en gescheiden door middel van
een KUM (Ultrex CMI-7000S, Membranes International Inc.). De dimensies van de comparti-
menten bedroegen 13×8×1.7 cm, wat een VTAC van 177 cm3 opleverde. Beide compartimen-
ten werden opgevuld met granulair grafiet (elektrode, Le Carbone), met 1.5–5.0 mm diameter
en 817–2720 m−1 specifieke oppervlakte. Het interne vloeistofvolume bedroeg 81 cm3, waaruit
volgde dat het grafietbed over een porositeit van 0.46 beschikte. Een grafietstaaf werd in het
granulair grafiet geplaatst, zodat de elektroden aan de buitenkant van de reactor met elkaar
verbonden konden worden. Rubber werd gebruikt als dichtingsmateriaal en het geheel werd
bijeengehouden door twee metalen platen, die aan elkaar werden vastgeschroefd met bouten
en vleugelmoeren.
Figuur 2.1: Schematische overzicht van een vlakke MFC reactor. Overgenomen uit:
Rabaey et al. (2004).
Een peristaltische pomp (Watson Marlow 505S) zorgde voor de recirculatie van het M9
medium (zie hieronder) in het anodische en kathodische compartiment en de voeding in het
anodische compartiment. De compartimenten werden in een tegenstroomopstelling met de
pomp verbonden en een debiet van 44 mL ·min−1 werd gehanteerd. Zowel bij de anode als
bij de kathode werd een recirculatievat (0.5 L) in de recirculatie geplaatst, om de wekelijkse
33
vervanging van het medium en staalname te vereenvoudigen. Het anodisch recirculatievat
werd luchtdicht gehouden en het kathodisch recirculatievat blootgesteld aan de atmosfeer.
Zuurstof werd aan de kathode toegevoegd door middel van een luchtpomp. De opvang van
het geproduceerde biogas werd verzekerd, door het anodisch recirculatievat te verbinden met
een plexiglazen kolom (zie 2.3.2). De Ecel (V) over Rext (Ω) en Eano (V vs. SWE) werden elke
minuut geregistreerd door een data-acquisitie eenheid (Agilent 34970A Data Acquisition/Data
Logger Switch Unit) met bijhorende software (Agilent Benchlink Data Logger). De Eano werd
gemeten ten opzichte van een zwevende referentie elektrode (Ag/AgCl/KCl verzadigd, BASi
RE-5B). De potentiaal van de referentie elektrode werd gemeten met behulp van een verza-
digde kalomel elektrode (+0.244 vs. SWE). Hierdoor konden de gemeten potentiaalverschillen
absoluut worden uitgedrukt. De gebruikte opstelling is grafisch weergegeven op Figuur 2.2.
Voor de opstart van de MFCHAc reactor, waar aan de anode NaAc als koolstof- en energiebron
werd toegevoegd, werden anode en kathode geınoculeerd met 20 mL staal, genomen uit de
anode en kathode van een werkende tubulaire MFC. De anode van de MFCHPr reactor, waar
aan de anode NaPr (99%, Alfa Aesar) werd geoxideerd, werd geınoculeerd met stalen genomen
uit verschillende werkende labreactoren (SHIME, OLAND, AV). De kathode van deze reactor
werd geınoculeerd met 20 mL staal, genomen uit de kathode van een werkende tubulaire MFC.
Figuur 2.2: Experimentele setup van de MFC reactor. 1: Agilent 34970A Data Acqui-
sition/Data Logger Switch Unit.
Medium Als elektroliet, pH buffer en bron van micro- en macronutrienten werd M9 medium
gebruikt, gebaseerd op Pham et al. (2008). De samenstelling van het aangepaste M9 medium
is weergegeven in Tabel 2.1. Micronutrienten werden voorzien door 0.5 mL sporenelementen-
oplossing (mg·L−1: 1000 mg FeSO4 · 7 H2O, 70 mg ZnCl2, 100 mg MnCl2 · 4 H2O, 6 mg H3BO3,
130 mg CaCl2 · 6 H2O, 2 mg CuCl2 ·H2O, 24 mg NiCl2 · 6 H2O, 36 mg Na2Mo4 · 2 H2O, 238 mg
CoCl2 · 6 H2O) per 1 L medium toe te voegen. Een stockoplossing (4×) werd gebruikt en het
34
medium in de reactor werd wekelijks vervangen. De calciumchloride oplossing (14.6 g · L−1)
werd apart bereid om neerslag in de stockoplossing te vermijden. De pH van het medium in
het anodisch en kathodisch compartiment werd regelmatig bijgesteld tot 7, met behulp van
respectievelijk 5 M NaOH en 5 M HCl.
Tabel 2.1: Samenstelling van het aangepaste M9 medium (Pham et al., 2008).
Chemicalien Molecuulformule Concentratie (g · L−1)
Natriumbicarbonaat NaHCO3 1
Magnesiumsulfaat MgSO4 · 7 H2O 0.2
Ammoniumchloride NH4Cl 0.1
Natriumwaterstoffosfaat Na2HPO4 · 2 H2O 6
Kaliumdiwaterstoffosfaat KH2PO4 3
Calciumchloride CaCl2 · 2 H2O 0.0146
Een foto van twee werkende MFC reactoren, opgebouwd en in bedrijf gehouden volgens
bovenstaande protocols, is weergegeven op Figuur 2.3a. De mogelijkheid van een homoacet-
ogene biokathode en het effect van een toenemende OLR op de performantie van een MFC
reactor, werden onderzocht met behulp van de MFCHAc reactor. De MFCHPr reactor, werd
gebruikt in het experiment met de hybride UASB/BES reactor (zie 2.1.2).
(a) De twee gebruikte MFC reactoren. Links: NaAc
als koolstof- en energiebron, rechts: NaPr als
koolstof- en energiebron.
(b) De twee gebruikte UASB reactoren. Links: con-
trolereactor, rechts: testreactor met MFC reactor
in de recirculatie.
Figuur 2.3: Foto’s van de gebruikte experimentele setups.
2.1.2 Hybride UASB-MFC reactor
Twee UASB reactoren met een interne diameter van 5 cm, een werkingsvolume van 2 L en
een totaal volume van 2.3 L werden gebouwd volgens de opstelling weergegeven op Figuur
2.4. Een reactor werd gebruikt als testreactor (UASBT), waarbij het anodisch compartiment
35
van de MFCHPr reactor in de recirculatie werd geplaatst. De andere reactor (UASBC) diende
als controle en had geen MFC reactor in de recirculatie. Beide reactoren werden gevuld met
gebufferd leidingwater (1 g NaHCO3·g CZV−1) en geınoculeerd met 150 g anaeroob granulair
slib van een volschalige anaerobe vergister. In de reactoren gaf dit aanleiding tot een concen-
tratie aan vluchtige stoffen (VS) van ongeveer 5 g · L−1 (6.8 % g VS·g slib−1). De reactoren
werden op semi-continue wijze (1.2 min · u−1) gevoed met behulp van een peristaltische pomp
(Watson Marlow 323). Het voedingsdebiet bedroeg 1.04±0.25 L · d−1 en 1.00±0.19 L · d−1,
voor respectievelijk UASBC en UASBT, wat aanleiding gaf tot een HRT van ongeveer twee
dagen. Een peristaltische pomp (Watson Marlow 520S) zorgde voor de recirculatie, met een
opstroomsnelheid van ongeveer 1 m · u−1 in beide reactoren. Het effluent werd opgevangen
door een effluentvat en het geproduceerde biogas werd afgeleid over een biogasteller (zie 2.3.2).
Figuur 2.4: Experimentele setup van de UASB reactor, verbonden met de MFC reactor
als hulpreactor. 1: Biogas teller, 2: Potentiaalindicator.
De pH van het kathodisch compartiment van de MFC reactor en de pH van beide UASB
reactoren werden dagelijk gemeten en indien nodig bijgesteld tot 7±2 bij een respectievelijke
stijging of daling, met behulp van 5 M HCl of 5 M NaOH.
Voor de staalname werden de UASB reactoren bovenaan opengemaakt. Staalname uit
UASBC gebeurde bovenaan de reactor, waar bij staalname uit UASBT steeds twee stalen
genomen werden ter hoogte van de bypass, een voor de MFC en een na de MFC. Ecel en
Eano werden gemeten, ten opzichte van een een zwevende referentie elektrode (Ag/AgCl/KCl
verzadigd, BASi RE-5B), met behulp van een Consort R301 controller die de data doorstuurde
naar een computer. De temperatuur bedroeg 33±2 °C.
36
Voeding Als influent voor beide reactoren werd synthetisch afvalwater bereid. Het influent
had een CZV:N:P (C6H12O6 : NH4Cl : KH2PO4) verhouding van 100:1.25:0.25. Als koolstof-
en energiebron werd D−(+)−Glucose (Plant cell culture tested, Bioreagent, Sigma-Aldrich)
gebruikt. Micro-nutrienten werden voorzien door 2 mL sporenelementenoplossing (mg·L−1
leidingwater: 500 mg NiSO4 · 6 H2O, 500 mg MnCl2 · 4 H2O, 500 mg FeSO4 · 7 H2O, 100 mg
ZnSO4 · 7 H2O, 100 mg H3BO3, 50 mg Na2MoO4 · 2 H2O, 50 mg CaCl2 · 6 H2O,
5 mg CuSO4 · 5 H2O) per 1 L influent toe te voegen. Een N:P stockoplossing (69.2 g NH4Cl,
35.2 g KH2PO4) werd bereid. De influentvaten (2 L) werden dagelijks of tweedagelijks vervan-
gen om predegradatie te voorkomen.
Gedurende de opstartperiode (27 d) van UASBC en UASBT werd de OLR geleidelijk ver-
hoogd van 1 g CZV · L−1 · d−1 tot 2.5 g CZV · L−1 · d−1. Indien de pH daalde ten gevolge van
VVZ productie, werd deze bijgesteld met behulp van 5 M NaOH. Influentconcentraties zijn
weergegeven in Tabel 2.2.
Tabel 2.2: Samenstelling van het influent van de UASB reactoren.
OLR (g · L−1 · d−1) Glucose (g · L−1) N:P stock (mL · L−1)
1.0; 1.5 1.86; 2.79 0.2; 0.3
2.0; 2.5 3.73; 4.66 0.4; 0.5
3.0; 3.5 5.59; 6.52 0.6; 0.7
4.0; 4.5 7.45; 8.38 0.8; 0.9
5.0 9.32 1.0
De stabiliteit van de reactor werd beoordeeld op basis van VVZ-analyse en kwantita-
tieve meting van de geproduceerde hoeveelheid biogas. Vanaf VVZ concentraties lager dan
300 mg · L−1 (zie 1.4.1) en wanneer de geproduceerde hoeveelheid biogas, de theoretische
hoeveelheid biogas per gram CZV benaderde, werd aangenomen dat de de reactor stabiel
opereerde. De theoretische hoeveelheid biogas per gram CZV bij 32 °C bedraagt 0.6 L (zie
vergelijking 2.2) en kan gevonden worden uit de Buswell formule (zie 1.3.4 en vergelijking
2.1), de ideale gaswet en het feit dat 1 g CZV gelijk is aan 0.9375 g glucose:
C6H12O6 −→ 3 CH4 + 3 CO2 (2.1)
Bij een temperatuur van 32 °C kan de hoeveelheid biogas (65% CH4) winbaar uit 1 g CZV
als volgt gevonden worden:
1
0.65
(3 mol CH4
mol C6H12O6
· 0.9375 g · g−1 CZV
180 g ·mol−1· 305.15 K
273.15 K· 22.4 L ·mol−1
)= 0.60 L · g−1 CZV
(2.2)
Naast de biogas- en VVZ productie, werd eveneens de CZV verwijdering opgevolgd. De
conductiviteit in de reactor werd lager dan 10 mS gehouden.
37
2.1.3 Bedrijfsvoering
Invloed van de OLR op de elektriciteit- en biogasproductie in een MFC reactor
De verandering van de performantie van de vlakke MFCHAc reactor, waaraan verschillende
organische belastingen werden opgelegd, werd opgevolgd. De reactor opereerde eerst een
aantal weken onder normale condities met Rext gelijk aan 200 Ω, waarna Rext systematisch
verlaagd werd tot 50 Ω op basis van gemeten polarisatiecurves. Gedurende deze opstartperiode
werd 12 mM NaAc als elektrondonor gebruikt. Zodra de celpotentiaal begon te dalen werd
opnieuw NaAc toegevoegd.
Na stabiele operatie werd het anodische compartiment geledigd en het medium in het
recirculatievat vervangen. De OLR werd verhoogd door een hogere concentratie NaAc toe
te voegen. Na twee dagen bedrijfsvoering bij deze concentratie NaAc werd opnieuw het
compartiment geledigd en het medium vervangen, waarna een volgende hogere concentratie
NaAc werd toegediend. Gedurende het experiment werd de concentratie NaAc in de reactor,
de methaanproductie en de stroomproductie opgevolgd. De waarde van de pH in anode
en kathode werd in het interval 6.5–7.5 gehouden. De dag na toevoeging van de laagste
en hoogste concentratie NaAc werd een polarisatiecurve gemeten. De OLR werd verhoogd
vertrekkende van 0.5 g · L−1 · d−1 tot ongeveer 3.5 g · L−1 · d−1 in vijf stappen.
Voorgaand experiment werd herhaald bij een lagere Rext nadat de reactor terug een aan-
tal weken onder normale condities had geopereerd. Voor de aanvang werd een polarisatie-
curve gemeten en Rext werd verlaagd tot de externe weerstand bij maximum vermogen Rp
(25 Ω), zodanig dat de reactor bij Pmax opereerde. De OLR werd verhoogd vertrekkende van
0.5 g · L−1 · d−1 tot ongeveer 1.6 g · L−1 · d−1 in vijf stappen.
Effect van een MFC reactor op de performantie van een UASB reactor Een hybride
reactor UASBT werd gebouwd, waarbij een UASB reactor werd gekoppeld aan de anode van
de MFCHPr reactor. De performantie van deze hybride configuratie werd onderzocht in termen
van methaanproductie, organische verwijderingsefficientie en pH stabiliteit. Een controle UASB
reactor UASBC werd eveneens opgevolgd, blootgesteld aan gelijke operationele condities en
fungeerde als referentiesituatie.
Na de opstartperiode werd de anode van de MFCHPr reactor aan UASBT gekoppeld. Rext
werd vastgelegd op 25 Ω met het oog op maximale substraatconversie zonder significant mas-
satransportverlies van substraat. Deze waarde werd bepaald op basis van een polarisatiecurve,
gemeten vooraleer de MFC reactor aan de UASB reactor werd gekoppeld. Vervolgens werden
verschillende regimes aan de reactoren opgelegd door de voeding en/of Rext aan te passen. De
opgelegde regimes worden samengevat in Tabel 2.3.
Dagelijks werden stalen uit beide reactoren genomen voor CZV- en VVZ-analyse, de ge-
produceerde hoeveelheid biogas werd geregistreerd, de samenstelling van het biogas werd
geanalyseerd en de pH van influent, effluent en kathodisch recirculatievat werden gemeten.
38
De luchtpomp die de oxygenatie aan de kathode verzekerde, diende tweemaal vervangen te
worden (op dag 46 en dag 49), wegens faling door de relatief hoge omgevingstemperatuur.
Tabel 2.3: Opgelegde regimes aan de UASB reactoren.
Regime Startdag Glucose HPr Rext Buffer
(g CZV·L−1 influent) (g·L−1 influent) (Ω)
1 27,39,43,48,50 5 0 25 ja
2 30 5 0 200 ja
3 35 5 1 25 ja
4 42 0 5 25 ja
5 46 5 0 ∞ ja
6 49 0 5 25 nee
7 56 5→8 0 25 ja
Homoacetogene biokathode Er werd onderzocht of de anode van de MFCHAc reactor
(Rext = 25 Ω) kon dienen als elektrondonor voor een homoacetogene aanrijkingscultuur (zie
2.2), die zich in het kathodisch compartiment bevond. Als koolstofbron werd CO2 passief toe-
gediend door een 0.5 L fles gevuld met CO2 met het kathodisch recirculatievat te verbinden.
Elke dag van het experiment (vanaf dag 6.8) werd gedurende een minuut CO2 actief gere-
circuleerd doorheen de kathode. Dit werd gedaan met behulp van een VP86 mini diafragma
vacuumpomp (VWR, 6 L ·min−1), welke geplaatst werd tussen het kathodisch recirculatievat
en de CO2-fles. Algemeen werd dezelfde opstelling als op Figuur 2.2 werd gehanteerd, met
uitzondering van de referentie elektrode die in het kathodisch compartiment werd geplaatst en
het kathodisch recirculatievat, welke afgesloten werd van de MFCHAc en verbonden werd met
een gasfles en vacuumpomp. Een foto van deze opstelling is weergegeven op Figuur 2.5.
Figuur 2.5: MFC reactor met een homoacetogene biokathode.
Voor aanvang van het experiment werden de grafietkorrels, die gebruikt werden in het het
vorig experiment, vervangen door geautoclaveerde grafietkorrels van hetzelfde type
39
(zie 2.1.1). Vers M9 medium werd aan de anode toegevoegd en NaAc (±24 mM) werd
toegediend. Het luchtdichte kathodisch recirculatievat werd gevuld met steriel complex ho-
moacetogeen medium (zie 2.2), nadat het kathodisch compartiment anaeroob was gemaakt
met behulp van een gasuitwisselingstoestel. Deze opstelling opereerde twee dagen en stalen
uit beide compartimenten werden genomen om na te gaan of er geen NaAc aan de kathode
werd geproduceerd of door het KUM lekte.
Na twee dagen werd het kathodisch recirculatievat geınoculeerd met 30 mL van een ho-
moacetogene aanrijkingscultuur. Dagelijks werden stalen uit beide compartimenten genomen
voor CZV-, VVZ- en zuurtegraad analyse. Gedurende het hele experiment werd tevens de
biogasproductie aan de anode zowel kwantitatief als kwalitatief opgevolgd en werd de samen-
stelling van de headspace van het kathodisch recirculatievat gemeten. De performantie van
de homoacetogene biokathode werd geevalueerd op basis van HAc productie.
2.2 Hydrogenotrofe homoacetogenen
Voor de aanrijking van hydrogenotrofe homoacetogenen uit gemengde culturen, werden 12
penicillineflesjes (120 mL), waarin 42 mL complex homoacetogeen medium (zie hieronder),
geınoculeerd. Als inoculum zijn stalen genomen uit verschillende werkende labreactoren. Meer
specifiek uit het anodisch compartiment van een tubulaire MFC met HAc als voeding en uit
een anaerobe vergister met algenbiomassa als voeding. Aan drie penicillineflesjes met inoculum
uit de MFC werd eveneens 2-broommethaan sulfonaat toegevoegd.
Voor inoculatie werden de flesjes op ongeveer 50 kPa overdruk gebracht met H2−CO2
(70:30), waarna ze geıncubeerd werden bij 28 °C op een schudder met een rotatiesnelheid
van 100 rpm. De culturen werden vervolgens op regelmatige tijdstippen opgevolgd. Volgend
protocol werd periodisch herhaald om de evolutie van de culturen op te volgen. De druk werd
voor elk flesje gemeten, waarna met behulp van een 1 mL spuit gas uit de headspace genomen
werd om de gassamenstelling te analyseren. Vooraleer staalname uit de headspace plaatsvond,
werd de spuit geflusht met N2, om te voorkomen dat de cultuur werd blootgesteld aan O2.
Vervolgens werd 3 mL uit de vloeistoffase bemonsterd voor groei-, pH-, CZV- en VVZ-analyse.
De druk werd opnieuw gemeten en indien nodig werd het flesje terug op overdruk gebracht.
Op basis van de verzamelde gegevens werden bepaalde culturen geselecteerd, die dan
werden overgeent in een penicillineflesje met vers medium. De overenting gebeurde steeds
in twee stappen. Een vloeistofstaal van 0.4 mL werd overgeent in 42 mL nieuw medium,
waarna hieruit opnieuw 0.4 mL werd overgeent. Op deze manier werd een 104 verdunning
bekomen. Uiteindelijk bleven drie aanrijkingsculturen 1 (inoculum: anaerobe vergister), 2
(inoculum: tubulaire MFC met 2-broommethaan sulfonaat) en 3 (inoculum: tubulaire MFC
met 2-broommethaan sulfonaat) over.
Na een periode van 53 dagen is bovenstaand protocol steriel verder gezet. Dit werd gedaan
onder een laminaire flow bij een vlam. Gasstalen werden genomen over een steriele PES filter
40
met een poriegrootte van 0.22µm, om te voorkomen dat micro-organismen uit de spuit zouden
worden overgedragen in het flesje. Voor de drukmeting en het op overdruk brengen van de
flesjes werd hetzelfde type filter gebruikt. Vanaf de vijfde overenting (dag 77) werd telkens,
vlak voor en vlak na overenting, 2 mL staal genomen voor moleculaire analyse (zie 2.3.3).
Medium Een complex anoxisch medium, gebaseerd op Leclerc et al. (1997), werd bereid
om de selectieve aanrijking van homoacetogenen te bevorderen. Eerst werd een basis zout-
medium (Tabel 2.4) bereid onder standaard anaerobe condities (Ljungdahl & Wiegel, 1986;
Plugge, 2005). Het medium werd aan de kook gebracht en vervolgens gekoeld onder stikstof-
gas. Hieraan werd 1 mL resazurine, een oxidatie-reductie indicator, toegevoegd. Eenmaal op
kamertemperatuur werd 40 mL van dit zoutmedium toegevoegd aan penicillineflesjes, waarna
de gasfase in de headspace van de flesjes werd vervangen door N2 met behulp van een gasuit-
wisselingstoestel. Hierna werden de flesjes met zoutmedium geautoclaveerd.
Een aparte anaerobe vitaminenstock werd bereid, welke verdeeld werd over het basis
zoutmedium. Deze stockoplossing bestond uit 30 mL buffer (84 g NaHCO3· L−1), 0.1 mL
wolframaat-selenium (0.1 mM Na2WO4, 1 mM Na2SeO3, 20 mM NaOH), 1 mL sporenelemen-
ten (g · L−1: 3 g Mg2Cl2 · 6 H2O, 0.5 g MnCl2 · 2 H2O, 1 g NaCl, 0.1 g FeCl2, 0.1 g CoCl2,
0.1 g CaCl2 · 2 H2O, 0.1 g ZnCl2, 0.01 g CuCl2, 0.01 g AlCl3 · 6 H2O, 0.01 g H3BO3, 0.01 g
Na2MoO4 · 2 H2O, 0.1 g NiCl2 · 6 H2O, 0.01 g Na2SeO3, op pH 6.5 gebracht met KOH), 2.5 mL
vitaminenoplossing (mg · 0.5 L−1: 5 mg natriumascorbaat, 2 mg biotine, 2 mg foliumzuur,
10 mg pyridoxine hydrochloride, 5 mg thiamine hydrochloride, 5 mg riboflavine, 5 mg nicoti-
nezuur, 5 mg DL-calcium pantothenaat, 0.1 mg cobalamine, 5 mg p-amino benzoezuur, 5 mg
thioctinezuur, 5 mg myo-inositol) en 2 mL H2S als reductans. Van deze vitaminenoplossing
werd 2 mL over een steriele PES filter (0.22µm) aan het basis zoutmedium toegevoegd.
Tabel 2.4: Basis zoutmedium voor de selectieve aanrijking van homoacetogenen uit
gemengde culturen.
Bestanddelen Molecuulformule Concentratie (g · L−1)
di-Kalium waterstoffosfaat K2HPO4 0.2
Magnesiumchloride MgCl2 · 6 H2O 0.6
Ammoniumchloride NH4Cl 0.25
Kaliumchloride KCl 0.5
Natriumchloride NaCl 1.2
Calciumchloride CaCl2 · 2 H2O 0.15
Gist extract (Oxoid LP0021B) - 0.5
Tryptone (Bacto) - 0.2
41
2.3 Toegepaste analytische methoden
2.3.1 (Elektro)chemische en fysische parameters
Polarisatiecurve Elektrochemische analyse van de MFC gebeurde aan de hand van pola-
risatiecurves. Deze polarisatiecurves werden verkregen met behulp van een BiStat Two Po-
tentiostats potentiostaat (BioLogic Science Instruments). Een drie elektroden set-up (werk-,
referentie- en counterelektrode) werd toegepast om de Eano te meten. Via de bijhorende soft-
ware (EC lab v.8.51) werd volgend programma aan de potentiostaat opgelegd: 1) 15 min open
kring stabilisatie; 2) verlaging van de Ecel met 0.2 mV · s−1 tot 0 V; 3) verhoging van de Ecel
met 0.2 mV · s−1 tot open kring; 4) stabilisatie van de stroom bij een constante Ecel (0.2 V);
5) open kring stabilisatie. Uit de polarisatiecurve kunnen we resultaten bekomen zoals het
maximum vermogen Pmax , RP , RΩ, Rint , Σηa en |Σηc |. Σηa en |Σηc | werden gemeten via de
‘current interrupt’ techniek (Aelterman et al., 2006).
Elektrische grootheden Voor ogenblikkelijke potentiaal- of stroommetingen werd gebruik
gemaakt van een Appa-91 digitale multimeter. De grootte van de gebruikte weerstanden werd
gemeten met behulp van een Fluke 45 Dual Display Multimeter.
Conductiviteit Meting van de conductiviteit gebeurde potentiometrisch met behulp van
een Consort SK20T elektrode aangesloten op een Consort C833 multichannel analyser. Op
regelmatige basis werd deze gekalibreerd met behulp van standaardoplossingen (0.1 M KCl en
0.01 M KCl).
pH De pH werd potentiometrisch bepaald met behulp van een Consort SP10B pH-elektrode
aangesloten op een Consort C532 multimeter. Op regelmatige basis werd deze gekalibreerd
met behulp van standaardoplossingen (pH 4 en pH 7).
Korte keten VVZ De VVZ werden geextraheerd met behulp van diethylether volgens de
standaardmethode opgesteld door Holdeman et al. (1977). Aan 2 mL staal werd 0.5 mL H2SO4
(1:1), 1.4 g NaCl, 0.4 mL interne standaard (1.5 mL 2-methyl capronzuur in 200 mL 0.05 M
NaOH) en 2 mL diethylether toegevoegd. Dit mengsel werd 2 min gemengd door een proef-
buisrotator. Na 3 min centrifugatie (Heraeus Labofuge 400 Function Line) bij 1 754×g, werd
de organische fase overgeheveld naar een glasvial voor GC-analyse.
Analyse van de geextraheerde VVZ werd uitgevoerd door een Shimadzu GC-2014 gaschro-
matograaf uitgerust met een vlam-ionisatie detector, split injector en een Alltech EC-1000
Econo-cap kolom (25 m×0.53 mm). N2 werd gebruikt als draaggas en de temperatuur van de
injector en detector bedroegen respectievelijk 200 °C en 220 °C. Het injectievolume bedroeg
1µL en het temperatuurprofiel werd ingesteld van 110 °C tot 160 °C (6 °C·min−1). Op deze
manier konden azijnzuur, propionzuur, (iso)boterzuur, (iso)valeriaanzuur en (iso)capronzuur
kwantitatief bepaald worden voor concentraties tot 10 g · L−1.
42
CZV Voor determinatie van de CZV werd een CZV kit van Hanna Instruments gebruikt,
gebaseerd op de USEPA 410.4 methode voor de CZV determinatie van oppervlakte- en afval-
water. Afhankelijk van de verwachte hoeveelheid CZV werd een low range (0–150 mg · L−1,
HI 93754A-25LR), medium range (0–1500 mg · L−1, HI 93754B-25M) of high range (0–15000
mg · L−1, HI 93754C-25HR) reagentia kit gebruikt. 2 mL homogeen staal (0.2 mL voor high
range) werd aan een reagentiaflesje toegevoegd, geschud en 2 u in een Hach CZV reactor
op 150 °C gezet. Voor elke gebruikte reagentia kit werd een blancostaal met Milli-Q water
(Millipore Milli-Q Reference Ultrapure Water Purification System) gemaakt. Eenmaal op ka-
mertemperatuur werd de absorptie bij 610 nm (420 nm voor low range) gemeten met een Hach
DR/700 colorimeter uitgerust met een wolfraamlamp.
TS, VS, TSS en VSS Er werd gewerkt volgens de standaardmethode van Greenberg et al.
(1992). Een gekende massa homogeen staal (W ) werd in een vooraf gedroogd en gewogen
porseleinen kroesje (Wd ) gebracht. Het geheel werd 24 u in een oven (Memmert universal
oven) geplaatst voor ontwatering. Na afkoeling in een dessicator werd het kroesje met het
gedroogde staal (W1) opnieuw gewogen. De TS concentratie werd dan op volgende manier
berekend:
TS =W1 −Wd
W(2.3)
Het gedroogde staal werd 3 u in een moffeloven (Nabertherm Hardening Furnace B150) bij
600 °C verast. Na afkoeling in een dessicator werd het kroesje met as (W2) opnieuw gewogen.
De VS concentratie werd op volgende manier berekend:
TS =W1 −W2
W(2.4)
Totale gesuspendeerde stoffen (TSS) en VSS-bepaling verliepen analoog, behalve dat het
staal voorafgaand 10 min gecentrifugeerd werd bij 11 872×g met een Thermo Scientific Sorvall
RC 6+ centrifuge (Thermo Scientific Fiberlite F21S-8x50y rotor). Na centrifuge werd de
vloeistoffase gedecanteerd en de vaste fase werd gebruikt voor TSS- en VSS-bepaling via
bovenstaand protocol voor TS- en VS-bepaling.
Bacteriele groei De groei van de gemengde culturen werd door middel van absorptiedetec-
tie geanalyseerd. In een 96-well multititerplaat werd in triplicaat 200µL staal gepipetteerd.
Vervolgens werd de optische densiteit bij 620 nm gemeten met een Tecan Sunrise absorbance
reader (XFluor4 v.4.51 software).
2.3.2 Gasbepaling en -samenstelling
Biogasproductie in UASB Het biogas geproduceerd door de UASB werd niet opgevangen
maar afgeleid over een meettoestel (Figuur 2.6), welke via een display weergaf hoeveel gas
er reeds was afgeleid. Om te voorkomen dat er vloeistof uit de UASB in dit toestel terecht
43
kon komen, werd voor het meettoestel een opvangvaatje geplaatst. Tussen de UASB en het
opvangvaatje was een septum in de leiding voorzien, om staalname voor kwalitatieve analyse
mogelijk te maken.
Figuur 2.6: Meettoestel voor de kwantitatieve opvolging van de biogasproductie van
de UASB.
Biogasproductie in MFC Het geproduceerde biogas werd opgevangen door een halfopen
geijkte plexiglazen kolom en de geproduceerde hoeveelheid werd gemeten op basis van vloei-
stofverplaatsing in de kolom. De kolom werd gevuld met aangezuurd water (pH 3) om te
verhinderen dat CO2 in oplossing zou gaan. Methyloranje werd aan het water toegevoegd om
pH-veranderingen tijdig op te merken. De kolom was bovenaan afgesloten met behulp van een
tweewegkraan voor staalname.
Gasdruk in penicillineflesjes De druk werd gemeten met behulp van een Wika CPT6200
druksensor aangesloten op een draagbare Wika CPH6200-S1 druk-indicator. De bevestiging
van een filter (0.22µm) aan de druksensor had geen effect op de meting.
CH4-, CO2- en H2-gehalte De headspace in de penicillineflesjes en de biogassamenstelling
van de MFC en UASB werden geanalyseerd met een Shimadzu GC 14-B gaschromatograaf uit-
gerust met een thermal conductivity detector en een Hayesep Q 80–100 kolom (2.74 m×2 mm),
aangesloten op een Shimadzu C-R8A chromatopac integrator. De hoeveelheid H2 in de UASB
werd geanalyseerd met een Compact-GC (Global Analyser Solutions, Interscience). Voor ana-
lyse werd steeds 1 mL staal geınjecteerd.
2.3.3 Moleculaire analyse
Met behulp van de eliminatieprocedure op basis van de verzamelde analyseresultaten van de
homoacetogene aanrijkingsculturen, bleven —na drie selectieve (niet steriele) overentingen—
drie culturen over. Vanaf dit moment werd steriel verder gewerkt en startend vanaf de vijfde
overenting werden er vloeistofstalen genomen voor moleculaire analyse.
44
DNA-extractie Het volledige DNA werd uit 2 mL staal geextraheerd via volgende methode,
gebaseerd op een protocol beschreven door El Fantroussi et al. (1999). Aan de stalen werd
4 mL Tris-HCl (pH 9) en 3 g glazen parels (φ: 0.10–0.11 mm) toegevoegd. Dit mengsel werd
drie maal gedurende 90 s in een bead beater (2800 min−1) geplaatst, waardoor bacteriele cellen
werden opengebroken. Na toevoeging van 160µL lysozyme (50 mg ·mL−1 Tris-HCl), werden
de stalen 15 min horizontaal geschud bij 37 °C. Om volledige lyse te bekomen, werd 300µL
natriumdodecylsulfaat (20 %) toegevoegd en het geheel werd 5 min gemengd, waarna 1 mL
CH3COO ·NH4 werd toegevoegd. Aan het supernatans werd, na centrifugatie bij 7 096×g
(Sorvall RC-5C Plus) voor 15 min bij 4 °C, 4 mL CHCl3−IAA (24:1) toegevoegd. Na centrifu-
gatie bij dezelfde parameters, werd de waterfase teruggewonnen, waaraan 0.8 volumes C3H8O
(100 %) werden toegevoegd voor precipitatie (1 u bij -20 °C). Een pellet werd verkregen na
centrifugatie bij 7 096×g voor 25 min bij 4 °C. Het DNA werd uiteindelijke gewonnen met
behulp van 150µL water (Sigma-Aldrich PCR Reagent). Indien nodig werd het DNA verder
gezuiverd met behulp een van Wizard® PCR Preps DNA Purification System (Promega).
Nanodrop Voor analyse van de hoeveelheid en zuiverheid van het geextraheerde DNA werd
gebruikt gemaakt van een Nanodrop ND-1000 Spectrophotometer (Isogen Lifescience). Dit
werd gedaan als controle vooraleer verder te gaan met de amplificatie van het geextraheerde
DNA aan de hand van PCR.
Polymerase kettingreactie (PCR) Amplificatie van 1µL DNA werd uitgevoerd met een
2720 thermocycler (Applied Biosystems). In steriele Eppendorf-tubes werd 24µL master mix
en 1µL DNA gebracht, die vervolgens in de thermocycler geplaatst werden. Zowel positieve
als negatieve controles werden bij elke PCR-analyse voorzien. Afhankelijk van de gebruikte
primers werd een temperatuurprogramma ingesteld (Tabel 2.6). De gebruikte PCR master
mix (Fermentas PCR-kit) voor de amplificatie van het 16S rDNA had volgende samenstelling
in µL · 100µL−1 master mix: 77.25µL water (Sigma-Aldrich PCR Reagent), 10µL 10x Taq
buffer, 6µL MgCl2, 2µL 10 mM dNTP, 0.25µL Bovine Serum Albumine, 0.5µL Taq DNA
polymerase, 2µL forward primer en 2µL reverse primer.
De sequenties van de gebruikte primers zijn weergegeven in tabel 2.5. Aan elke forward
primer werd een GC-klem van 40 bp toegevoegd (Yu et al., 2008).
Tabel 2.5: Primers gebruikt bij de universele en methanogene PCR.
Micro-organisme Primer Sequentie
Universeel 338f-GC 5’-ACT CCT ACG GGA GGC AGC AG-3’
(16s rRNA) 518r 5’-ATT ACC GCG GCT GCT GG-3’
Methanogenen GC-ARCH 915 5’-AGG AAT TGG CGG GGG AGC AC-3’
(16s rRNA) UNI-b-rev 5’-GAC GGG CGG TGT GTR CAA-3’
45
Tabel 2.6: Gehanteerde temperatuurprogramma’s voor PCR.
Micro-organisme Primer Programma Referentie
Universeel 338f-GC i) 94 °C, 5 min Niemann et al. (2006)
(16s rRNA) 518r ii) 95 °C, 1 min; 53 °C, 2 min;
72 °C, 2 min (30 cycli)
iii) 72 °C, 10 min
Methanogenen GC-ARCH 915 i) 94 °C, 5 min Yu et al. (2008)
(16s rRNA) UNI-b-rev ii) 94 °C, 30 s; 70 °C, 30 s;
72 °C, 1 min (10 cycli)
iii) 94 °C, 30 s; 65 °C, 30 s;
72 °C, 1 min (25 cycli)
iv) 72 °C, 10 min
Gelelektroforese Om na te gaan of er amplificatie had plaatsgevonden na PCR, werd gel-
elektroforese op het syntheseproduct toegepast. Hiervoor werd ongeveer 1µL ladingsbuffer
(40% sucrose, 0.25% bromofenol blauw) aan 5µL syntheseproduct toegevoegd, waarna het
geheel op een agarose gel (1 % agarose in 0.5× TAE buffer, 2µL ethidium bromide) gepi-
petteerd werd. Aan de buitenste lanen van de gel werd 2µL GeneRuler DNA Ladder Mix
(Fermentas) toegevoegd in plaats van syntheseproduct. Een Mupid®-exU stroombron werd
gebruikt om een elektrisch veld (100 V) gedurende 20 min over de gel aan te leggen. Na elek-
troforese werd de gel gefotografeerd onder UV-belichting met een OptiGo-650 imaging system
(Isogen Lifescience). Indien er geen amplificatie had plaatsgevonden, werd een verdunnings-
reeks (10×, 100× en 1000×) gemaakt. De verdunningsreeksen met originelen werden terug
geamplificeerd met behulp van PCR, waarna opnieuw gelelektroforese werd uitgevoerd op de
syntheseproducten.
Denaturerende gradient gelelektroforese (DGGE) De geamplificeerde syntheseproduc-
ten werden aan de hand van DGGE gescheiden op basis van hun DNA-sequentie. Op deze
manier werd informatie verzameld over de hoeveelheid aanwezige Operationele Taxonomi-
sche Eenheden (OTE) . DGGE werd uitgevoerd met behulp van een polyacrylamide 45–60%
ureum en formamide denaturerende gradient. Deze gradient gel werd in een DCode Univer-
sal Mutation Detection System (Bio-Rad), gevuld met TAE-buffer (1×) bij 60 °C, geplaatst.
De syntheseproducten (8µL) werden samen met 2µL ladingsbuffer op de gel geladen. Op
verschillende plaatsen op de gel werden DGGE-merkers in plaats van syntheseproducten ge-
laden. Deze werden nadien gebruikt tijdens de verwerking van de DGGE-resultaten met de
BioNumerics 2.0 software (Applied Maths). Een PowerPac 300 stroombron (Bio-Rad) werd
gebruikt om een elektrisch veld (38 V) gedurende 16 u over de gel aan te leggen. Na elektro-
46
forese werd de gel 20 min gekleurd met 16µL SYBR green I nucleic acid gel stain (Eugene) en
vervolgens gefotografeerd onder UV-belichting met een OptiGo-650 imaging system (Isogen
Lifescience). De BioNumerics software werd gebruikt voor de intensiteiten van de verschil-
lende DNA-banden te bepalen. Vervolgens werden deze banden gesorteerd in dendrogrammen
met behulp van het UPGMA clusteralgoritme, op basis van de Pearson-correlatiecoefficienten
tussen de verschillende DGGE-profielen.
Sequentie analyse DNA-banden van interesse werden onder UV-belichting met behulp van
een gesteriliseerd (met 9 M HCl) scalpelmes, gesteriliseerd met 9 M HCl, uitgesneden en over-
gebracht in steriele Eppendorf-tubes. Hieraan werd 20µL water (Sigma-Aldrich PCR Reagent)
toegevoegd om het DNA uit de gel terug in oplossing te brengen. Vervolgens werd het DNA
geamplificeerd door middel van PCR en nadien gezuiverd met behulp van een GeneJET PCR
Purification Kit (Fermentas) vooraleer het werd opgestuurd voor sequentie analyse (Sanger
methode). De sequentieresultaten werden geanalyseerd met de BLASTN 2.2.25 software.
2.4 Berekeningen
Coulometrische efficientie De coulometrische efficienties ηq,I (%) en ηq,CH4(%) drukken
uit hoeveel van de verbruikte ladingen (geoxideerd substraat in het anodisch compartiment)
respectievelijk zijn omgezet naar gegenereerde ladingen in het elektrisch circuit of naar la-
dingen begrepen in het geproduceerde CH4. Met andere woorden, de efficientie waarmee de
elektriciteitsproductie of biogasproductie aan de anode plaatsvindt.
ηq =∆qgen
∆qverbruikt· 100 (2.5)
Het aantal gegenereerde ladingen in het elektrisch circuit ∆qgen,I (mol) wordt gevonden
uit de gemiddelde stroom, opgewekt in de tijdspanne ∆t (s), waarin ∆qverbruikt (mol) verbruikt
is, en de constante van Faraday F (96 485.3399 C ·mol−1 e−). De gemiddelde stroom wordt,
met behulp van de wet van Ohm, gevonden uit Rext (Ω) en de gemiddelde Ecel (V) in ∆t (s).
∆qgen,I =〈Ecel〉Rext
· ∆t
F(2.6)
Het aantal ladingen vervat in het geproduceerde CH4 ∆qgen,gas (mol) kan gevonden worden
uit de hoeveelheid biogas geproduceerd per dag Qgas (L·d−1) en de fractie CH4 in het biogas
fCH4(%).
∆qgen,CH4=
4 · Qgas ·∆t · fCH4
22.4· 100, (2.7)
met de factor 4 het aantal mol elektronen die vrijkomen bij de oxidatie van een mol CH4
en de factor 22.4 L·mol−1 volgt uit de algemene gaswet (standaardomstandigheden). Indien
HAc als substraat dient, wordt de hoeveelheid verbruikte ladingen ∆qverbruikt (mol) gevonden
uit de hoeveelheid verbruikt substraat ∆mHAc (g), bepaald via korte keten VVZ-analyse:
47
∆qverbruikt =8 ·∆mHAc
MM, (2.8)
met MM de moleculaire massa van HAc (60.05 g ·mol−1) en de factor 8 het aantal mol
elektronen die vrijkomen bij de complete oxidatie van een mol NaAc.
Energetische efficientie De energetische efficientie ηE (%) geeft de verhouding weer van
de opgewekte energie, in de vorm van elektriciteit of CH4, ten opzichte van de hoeveelheid
energie Ein (J) verbruikt in de vorm van substraat. De energetische efficientie met respect tot
de elektriciteitsproductie ηE ,I (%) wordt als volgt gevonden:
ηE ,I =1
1000· Ecel · I ·∆t
Ein ·∆nsub· 100, (2.9)
met I (A) de stroom opgewekt in de tijdspanne ∆t (s) waarin het substraat verbruikt werd.
Ein (kJ·mol−1) is de energie die vrijkomt tijdens aerobe oxidatie van de verbruikte hoeveelheid
substraat en ∆nsub (mol) geeft de verbruikte hoeveelheid substraat weer. Voor NaAc en glucose
bedraagt Ein respectievelijk 876.1 kJ ·mol−1 (Speight, 2005) en 2843 kJ ·mol−1 (Thauer et al.,
1977).
De energetische efficientie met respect tot het geproduceerde CH4 ηE ,CH4(%) wordt ge-
geven door:
ηE ,CH4=
Qgas ·∆t · fCH4· ECH4
22.4 · Ein ·∆nsub· 100, (2.10)
met ECH4(kJ·mol−1) de verbrandingsenthalpie van CH4 (882.0 kJ ·mol−1) (Speight, 2005).
De effectieve energetische efficientie ηE ,eff (%) kan dan gevonden worden met behulp van de
thermische efficientie ηtherm (%) van een stoom- en gascentrale. Aangenomen wordt dat deze
60 % bedraagt (Franco & Russo, 2002).
ηE ,eff = ηtherm · ηE ,CH4(2.11)
Verwijderingsefficientie De CZV-verwijderingsefficientie ηCZV (%) geeft de verhouding weer
van de verwijderde hoeveelheid CZV per tijdseenheid, het verschil tussen de concentratie van
de influent Xin (g·L−1)- en effluentstroom Xuit (g·L−1), ten opzichte van de concentratie van
de aan de reactor opgelegde organische belasting Xin (g·L−1).
ηCZV =Xin − Xuit
Xin· 100 (2.12)
Biomassa opbrengst De biomassa opbrengst Y (g VS·g CZV−1verwijderd ·L reactor−1) kan be-
rekend worden uit de VS massa balans in een reactor met volume Vreactor (L), met respect tot
de verwijderde CZV hoeveelheid CZVverwijderd (g) in de tijd (Ma et al., 2008).
48
Y =VSeinde − VSbegin
CZVverwijderd · Vreactor(2.13)
Opstapelingssnelheid van HPr in de UASB reactoren De snelheid waarmee HPr zich
opstapelde (of werd afgebroken) in de UASB reactoren rHPr (g·L reactor−1·d−1) kon berekend
worden, mits een aantal aannames (zie 3.2.3). Deze opstapelingssnelheid werd gevonden aan
de hand van onderstaande vergelijking, met Xuit (g·L−1) de concentratie HPr in het effluent,
Xin (g·L−1) de concentratie HPr in het influent, Q (L·d−1) het debiet van de influent- en
effluentstroom en ∆t (d) het tijdsinterval tussen tijdstip t en t + 1.
rHPr =Xuit,t+1 · Vreactor − [Xuit,t · Vreactor − (Xuit − Xin) · Q ·∆t]
Vreactor ·∆t(2.14)
Hiervoor werd aangenomen dat de reactoren perfect gemengd waren, de concentratie HPr in
de influentstroom gelijk was aan nul (behalve gedurende regime 3, 4 en 6), de HPr concentratie
in de reactor gelijk was aan Xuit en Xin en Xuit constant waren gedurende ∆t en gegeven door
respectievelijk Xin,t en Xuit,t . Door de vele aannames zal het resultaat van deze bewerking de
werkelijkheid niet correct weergeven maar het laat toe beide reactoren met elkaar te vergelijken.
Dynamica De dynamica Dy (%) van een microbiele gemeenschap geeft aan hoeveel soorten
relatief dominant worden, binnen een bepaald tijdsinterval. Met andere woorden, hoe hoger
de Dy waarde van een gemeenschap, hoe meer deze zal veranderen naarmate de gemeenschap
aan meer soorten wordt blootgesteld. Met behulp van Pearson-correlatiecoefficienten kan de
similariteit tussen twee DGGE-profielen, die de gemeenschap op twee tijdstippen voorstelt,
berekend worden en aldus de verandering van de gemeenschap:
% verandering = 100−% similariteit. (2.15)
De Dy van een gemeenschap kan dan gevalideerd worden, door vergelijking 2.15 te her-
halen voor alle opeenvolgende DGGE-profielen binnen een tijdsreeks, die de evolutie van een
gemeenschap voorstelt en vervolgens het gemiddelde te berekenen (Marzorati et al., 2008).
Gemeenschapsorganisatie Aan de hand van Pareto-Lorenz curves gebaseerd op het DGGE-
profiel van een gemeenschap, kan de structuur van deze gemeenschap grafisch voorgesteld
worden (figuur 2.7) (Marzorati et al., 2008). Op basis hiervan kan, met behulp van de Gini
coefficient, de gemeenschapsorganisatie Co van een gemeenschap gevalideerd worden. De Co
van een gemeenschap drukt uit hoe ze verdeeld is in termen van dominantie.
De Gini coefficient wordt gevonden door de genormaliseerde oppervlakte tussen de gegeven
Pareto-Lorenz curve en de 45° diagonaal te berekenen. Met andere woorden, hoe groter de
Gini coefficient, hoe groter de kans op voorkomen van een klein aantal dominante soorten en
hoe kleiner de Gini coefficient, hoe groter dat kans dat de gemeenschap meer gelijk verdeeld
is (Wittebolle et al., 2009).
49
Figuur 2.7: Pareto-Lorenz curves afgeleid uit drie hypothetische DGGE-profielen. De
25%, 45% en 80% curves stellen respectievelijk microbiele gemeenschappen
voor met een lage, gemiddelde en hoge gemeenschapsorganisatie. Overge-
nomen uit: Marzorati et al. (2008).
Foutenanalyse Bij de CZV-analyse werd elk staal steeds drie maal gemeten zodat er re-
kening gehouden werd met de toevallige meetfout veroorzaakt door de combinatie van de
meetmethode en het meettoestel. Een gemiddelde van de drie gemeten waarden werd bere-
kend om tot het resultaat te komen.
Wanneer gemiddeldes werden berekend, werden eveneens de bijhorende standaarddeviaties
σ berekend. Deze werden berekend aan de hand van volgende formule:
σ =
√∑(x − x)2
(n − 1)(2.16)
Indien een bewerking F werd uitgevoerd met resultaten x waaraan een toevallige fout σ
verbonden was, werd de fout MF op het resultaat van deze bewerking gevonden met behulp
van de formule voor foutenpropagatie:
MF =
√∑(∂F
∂x· σx
)2
(2.17)
50
3 Resultaten
Drie experimenten werden uitgevoerd, waarbij getracht werd de bio-energieproductie (biogas-
en elektriciteitsproductie) in verschillende anaerobe reactoren te sturen en optimaliseren: er
werd onderzocht in welke mate de organische belasting het gedrag van een MFC reactor
beınvloedt, hoe de UASB en MFC technologie coopereren in een hybride UASB-MFC opstelling
en of de productie van HAc door middel van een homoacetogene biokathode uitvoerbaar is.
3.1 Invloed van de organische belasting
De verandering van de performantie van de vlakke MFCHAc reactor (VTAC = 177 cm−3),
waaraan verschillende organische belastingen werden opgelegd, werd opgevolgd gedurende dit
experiment. Het experiment werd tweemaal uitgevoerd, bij Rext = 50 Ω en Rext = 25 Ω.
Parameters die opgevolgd werden, ter evaluatie van deze verandering, waren de aanwezige
HAc en CZV concentratie (mg·L−1) ter hoogte van de anode, de biogasproductie (mL), de
celpotentiaal Ecel (V) en de anodepotentiaal Eano (V vs. SWE). Deze laatste werd gemeten
met behulp van een referentie elektrode (+282 mV vs. SWE) (zie 2.1.1) en met een ka-
lomelelektrode uitgezet ten opzichte van de SWE. Tevens werden een aantal stalen uit het
kathodisch recirculatievat genomen voor VVZ-analyse. Dit om zeker te stellen dat het KUM
niet lekte gedurende het gehele experiment. In onderstaande tekst wordt de term ‘periode’
gebruikt om de tijdsintervallen, begrensd door twee opeenvolgende toedieningen van substraat,
aan te duiden.
3.1.1 Performantie
Bij Rext = 50 Ω werd vastgesteld dat er een hogere substraatconsumptiesnelheid
rs (g·m−3 TAC·d−1) optreedt bij een hogere OLR, in tegenstelling tot het geleverde vermogen,
welke onafhankelijk is van de opgelegde OLR (Tabel 3.1). De gemiddelde en maximum rs over
het hele experiment bedroegen respectievelijk 126±90 g ·m−3 TAC · d−1 en
355 g ·m−3 TAC · d−1. De grote deviatie op het gemiddelde (71 %) toont aan dat de rs vari-
eerde gedurende het experiment. De gemiddelde vermogensdichtheid bedroeg
53.4±1.0 W ·m−3 TAC. De vermogensdichtheid werd steeds berekend op basis van VTAC .
Bij Rext = 25 Ω steeg rs meer geleidelijk met stijgende OLR, in vergelijking tot het experi-
ment waarbij Rext = 50 Ω (Tabel 3.1). Het geleverde vermogen vertoonde dezelfde trend, met
uitzondering van de laatste periode, waarbij de hoogste OLR werd opgelegd. De gemiddelde en
maximum rs over het hele experiment bedroegen respectievelijk 129±47 g ·m−3 TAC · d−1 en
200 g ·m−3 TAC · d−1. De gemiddelde vermogensdichtheid bedroeg 28.2±13.4 W ·m−3 TAC.
Ecel (V) bleef nagenoeg constant gedurende het experiment en varieerde meer in het geval
waarbij Rext = 25 Ω was. De gemiddelde Ecel bij Rext = 50 Ω en bij Rext = 25 Ω, bedroeg
51
respectievelijk 0.683±0.026 V en 0.416±0.090 V. Plotse veranderingen in het verloop zijn te
wijten aan de gemeten polarisatiecurves op die ogenblikken. Eano (V vs. SWE) veranderde
weinig in beide gevallen en bedroeg -0.178±0.013 V en -0.213±0.024 V, bij respectievelijk
Rext = 50 Ω en bij Rext = 25 Ω.
De totale hoeveelheid geproduceerd CH4 bedroeg 1233 L ·m−3 TAC en 3235 L ·m−3 TAC,
de gemiddelde methaanproductiesnelheid rCH4bedroeg 141±170 L ·m−3 TAC · d−1 en
322±311 L ·m−3 TAC · d−1 en de maximum gemeten methaanproductiesnelheid rCH4,max be-
droeg 577 L ·m−3 TAC · d−1 en 1029 L ·m−3 TAC · d−1, bij respectievelijk Rext = 50 Ω en bij
Rext = 25 Ω. De gemiddelde resultaten per periode zijn samengevat in Tabel 3.1.
(1) Rext = 50 Ω (2) Rext = 25 Ω
Figuur 3.1: (A) Verandering van de CZV concentratie (M), HAc concentratie () en
de geleverde vermogensdichtheid () op basis van VTAC ; (B) Variatie van
Ecel (−) en Eano (vs. SWE) (··); (C) Cumulatieve methaanproductie ()
en methaanproductiesnelheid rgas ().
De verandering van de performantie van de MFC reactor werd geevalueerd aan de hand van
het geproduceerde CH4 en de geleverde vermogensdichtheid. Hieruit werden de coulometrische
efficientie ηq (%) en energetische efficientie ηE (%) berekend (zie 2.4). Dit werd gedaan voor
zowel de methaan- als elektriciteitsproductie, respectievelijk ηq,gas , ηE ,gas en ηq,I , ηE ,I .
Voor de berekening van de efficienties, met betrekking tot het geproduceerde CH4, werd
gebruik gemaakt van rCH4,max , gemeten in elke periode. Het gemiddeld geleverd vermogen
gedurende elke periode werd gebruikt voor de berekening van de efficienties, met betrekking
tot de elektriciteitsproductie. Op Figuur 3.2a en 3.2b zijn deze efficienties, respectievelijk voor
Rext = 50 Ω en Rext = 25 Ω, uitgezet ten opzichte van de opgelegde OLR.
52
(1) Rext = 50 Ω (2) Rext = 25 Ω
Figuur 3.2: Verandering van de performantie van de MFC reactor bij een varierende
OLR: (1) Coulometrische efficientie van de elektriciteitsproductie ηq,I ()
en methaanproductie ηq,CH4(). (2) Energetische efficientie van de elek-
triciteitsproductie ηE ,I () en effectieve energetische efficientie ηE ,eff van
de methaanproductie () (−: break-even point).
De efficienties voor de methaan- en elektriciteitsproductie bleken een snijpunt te hebben
(Figuur 3.2; let op de verschillende abscis). Dit ‘break-even point’ ligt voor ηq en ηE , bij
Rext = 50 Ω, op een OLR van respectievelijk 2990 mg · L−1 · d−1 en 2048 mg · L−1 · d−1. Het
break-even point voor ηq en ηE , bij Rext = 25 Ω, bedroeg respectievelijk 1351 mg · L−1 · d−1 en
571 mg · L−1 · d−1. Er is een duidelijke stijgende trend waar te nemen voor de efficienties met
betrekking tot de methaanproductie. Een dalende trend voor de efficientie, waarmee substraat
wordt omgezet naar elektronen in het externe circuit, werd opgemerkt voor het experiment bij
Rext = 50 Ω. Deze trend werd niet gezien bij de herhaling van het experiment bij Rext = 25 Ω.
De voornaamste resultaten van dit experiment zijn samengevat weergegeven in Tabel 3.1.
Tabel 3.1: Performantieparameters van de MFC reactor.
Periode (Rext = 50 Ω) Periode (Rext = 25 Ω)
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
OLR (mg · L−1 · d−1) 582 794 1545 2159 3473 560 649 950 1084 1558
〈P〉 (W·m−3 TAC) 55.1 52.6 54.2 52.7 52.7 9.4 21.7 35.3 44.5 30.2
〈rs〉 (g·m−3 TAC·d−1) 438 426 574 625 1506 556 612 772 792 920
rCH4,max (L·m−3 TAC·d−1) 85 124 130 215 577 57 232 628 475 1029
ηq,I (%) 127 99 77 64 35 59 77 78 85 60
ηq,CH4(%) 7 30 25 35 52 7 29 58 50 88
ηE ,I (%) 76 61 47 38 21 11 21 27 33 19
ηE ,eff (%) 8 36 30 42 62 9 36 70 60 106
53
3.1.2 Elektrochemische analyse
De MFC reactor werd gekarakteriseerd op verschillende ogenblikken, aan de hand van pola-
risatiecurves gemeten met behulp van een potentiostaat. De celpotentiaal Ecel (V) en het
vermogen P (W·m−3 TAC) werden hierbij uitgezet in functie van de stroom I (A·m−3 TAC)
(Figuur 3.3). De verandering van de anodepotentiaal Eano (V vs. SWE) en de kathodepoten-
tiaal Ekat (V vs. SWE) met de stroom zijn niet weergegeven. De waarden van de gemiddelde
anodepotentiaal 〈Eano〉 en gemiddelde kathodepotentiaal 〈Ekat〉 zijn terug te vinden in Tabel
3.2. Uit de kleine afwijking op deze gemiddelde waarden van Eano is op te maken, dat de
verandering van Ecel met I hoofdzakelijk te wijten is aan de verandering van Ekat .
Figuur 3.3: Elektrochemische analyse van de MFC reactor bij Rext = 50 Ω (A) en
Rext = 25 Ω (B): polarisatiecurve aan de start (−) en aan het einde (−)
van het experiment; vermogenscurve aan de start (··) en aan het einde (··)van het experiment.
De voornaamste elektrochemische parameters voor karakterisatie van de MFC reactor wer-
den gevonden uit polarisatiecurves (Tabel 3.2).
Tabel 3.2: Elektrochemische parameters van de MFC reactor afgeleid uit de polarisa-
tiecurves.
Rext = 50 Ω Rext = 25 Ω
Start Einde Start Einde
〈Eano〉 ± σ (V vs. SWE) -0.157±0.016 -0.127±0.041 -0.201±0.025 -0.213±0.008
〈Ekat〉 ± σ (V vs. SWE) 0.312±0.253 0.340±0.230 0.257±0.251 0.338±0.247
Σηa (V) 0.023 0.027 0.027 0.024
|Σηc | (V) 0.098 0.102 0.146 0.151
Pmax (W·m−3 TAC) 90.5 73.5 67.9 62.2
Imax (A·m−3 TAC) 317 232 232 187
RP (Ω) 16 20 22 27
RΩ (Ω) 12 21 21 19
54
3.2 Hybride UASB-MFC reactor
De performantie van een hybride UASB-MFC configuratie (UASBT) werd onderzocht in termen
van de organische verwijderingsefficientie, methaanproductie en pH stabiliteit. Een controle-
reactor UASBC werd eveneens opgevolgd, blootgesteld aan gelijke operationele condities en
diende als referentiesituatie. Verschillende regimes werden aan de reactoren opgelegd door de
voeding en/of Rext aan te passen. De opgelegde regimes worden samengevat in Tabel 2.3 (zie
2.1.3) en worden bovenaan aangeduid op de figuren, die betrekking hebben tot dit deel van
de studie.
Vooraleer de MFCHPr reactor (VTAC = 177 cm−3) met de UASBT reactor werd verbonden,
werd een polarisatiecurve gemeten ter karakterisatie (RP = 26 Ω en Pmax = 45.2 W ·m−3 TAC).
Voor de koppeling verwijderde de MFCHPr reactor HPr aan 673±204 g ·m−3 TAC · d−1.
3.2.1 Verwijderingsefficientie en performantie
Verwijderingsefficientie De volumetrische belasting OLR (g CZV·L reactor−1·d−1) van zo-
wel de influent- als effluentstroom werd berekend aan de hand van CZV analyse op de dagelijks
genomen stalen uit beide reactoren en het gemeten debiet.
Figuur 3.4: CZV-verwijderingsefficientie ηCZV ±σ () en volumetrische belasting OLR
van de influent- (|) en effluentstroom (|) van UASBC (A) en UASBT (B).
55
Omwille van de fluctuaties in het opgelegde voedingsdebiet was het niet steeds mogelijk
beide reactoren aan eenzelfde ingaande OLR bloot te stellen. Uit de gemeten concentraties van
de influent- en effluentstroom van beide reactoren, kon een CZV-verwijderingsefficientie ηCZV
(%) berekend worden (Figuur 3.4). Verder wordt opgemerkt dat de concentratie resultaten
voor de influentstroom, wanneer deze bestond uit glucose, overschat zijn wegens predegradatie
(0.5±0.2 g CZV · L−1) die optrad in het influentvat. Dit gegeven werd echter beperkt door de
voeding dagelijks te vervangen.
De gemiddelde belasting van de influentstroom van de UASBC en UASBT reactor ver-
schilde weinig en bedroeg respectievelijk 2.89±1.06 g CZV · L reactor−1 · d−1 en 2.78±1.05
g CZV · L reactor−1 · d−1. Een groter verschil is op te merken tussen de gemiddelde be-
lasting van de effluentstroom van de UASBC en UASBT reactor, respectievelijk 1.47±1.07
g CZV · L reactor−1 · d−1 en 0.56±0.59 g CZV · L reactor−1 · d−1, wat zich reflecteert in een
verschil in de gemiddelde verwijderingsefficientie ηCZV : 55.7±21.1 % en 81.9±12.8 %.
Drastische dalingen in ηCZV zijn te wijten aan die regimes, waarbij glucose in het influent
vervangen werd door HPr (4,6) en waarbij de OLR werd opgevoerd (7). Hierbij valt op dat
UASBC, vooral na regime 6, zich minder snel herstelde dan UASBT. De daling van ηCZV rond
dag 14 is te wijten aan een opstapeling van VVZ in beide reactoren (Figuur 3.5B), wegens
overbelasting. Beide reactoren werden op dat moment voor de helft geledigd en terug gevuld
met gebufferd leidingwater om de herstelperiode te versnellen.
Performantie Ter evaluatie van de performatie van beide reactoren werd de verandering
van de CZV, VVZ en HPr concentratie (g·L−1) gemeten in de influent- en effluentstroom,
gedurende de opstart- en experimentele periode (Figuur 3.5).
Gedurende de opstartperiode werd de CZV concentratie van de voeding gradueel verhoogd
(Figuur 3.5A) —met oog op een lage effluent CZV en VVZ concentratie— tot aan het tijdstip
van overbelasting (zie 3.2.1). Vanaf dit ogenblik bleef de CZV concentratie in het influ-
ent tot aan regime 7 een redelijk constante waarde behouden. Deze bedroeg voor UASBC
en UASBT respectievelijk gemiddeld 5.20±0.59 g CZV · L−1 en 5.35±0.64 g CZV · L−1. Tij-
dens regime 7 werd de influent CZV concentratie verhoogd van 9.70±0.14 g CZV · L−1 tot
16.23±0.33 g CZV · L−1 in drie stappen. De gemiddelde effluent CZV concentratie gedu-
rende de experimentele periode verschilde tussen UASBC en UASBT en bedroeg respectievelijk
1.25±0.50 g CZV · L−1 en 0.42±0.32 g CZV · L−1.
Er werd vastgesteld dat de verandering van de VVZ concentratie in de effluentstroom
eenzelfde verloop kende als die van de CZV concentratie in de effluentstroom (Figuur 3.5B). De
hoofdcomponenten van de VVZ waren HAc en HPr en vertegenwoordigden samen 96±0.02 %
en 100 % van de totale VVZ concentratie in respectievelijk UASBC en UASBT.
De verandering van de HPr concentratie in beide reactoren is weergegeven op Figuur 3.5C.
Er is een uitgesproken verschil tussen de aanwezige HPr concentratie in UASBC en UASBT
56
gedurende de opstartperiode en de experimentele periode en bovendien is er eveneens een
groter verschil tussen UASBC en UASBT in de regimes waarin HPr aan de voeding werd
toegediend.
Figuur 3.5: (A) CZV concentraties±σ, (B) VVZ concentraties en (C) HPr concentra-
ties in de influentstroom van UASBC () en UASBT () en effluentstroom
van UASBC (N) en UASBT (M).
57
3.2.2 Invloed van de microbiele brandstofcel
De performantie van de MFCHPr reactor werd geanalyseerd door Ecel (V) en Eano (V vs.
SWE) te registreren en door dagelijkse staalname voor en na het anodisch compartiment,
waarop CZV- en VVZ-analyse werd uitgevoerd (Figuur 3.6). Eano werd ten opzichte van
SWE uitgedrukt door de gebruikte referentie elektrode te meten (+235.5 mV vs. SWE). Het
verschil in CZV, VVZ en HPr concentratie (g·L−1) tussen de stalen genomen voor en na de
MFCHPr reactor werd berekend om na te gaan of de gekoppelde reactor een invloed had op de
concentratie van deze parameters.
Figuur 3.6: Invloed van de UASB-gekoppelde MFC reactor: (A) Variatie van Ecel (−)
en Eano (··); (B) CZV verandering ∆CZV±σ over de anode () en CZV
consumptie rCZV afgeleid uit de geproduceerde stroom (); (C) ∆VVZ
() en ∆HPr () verandering over de anode.
58
De variatie van Ecel en Eano met de tijd is geıllustreerd op Figuur 3.6A. Met uitzonde-
ring van regime 2 en 5 en rond dag 56, vertoont Ecel een constant verloop, met gemiddelde
waarde 0.269±0.105 V. De hogere gemiddelde Ecel tijdens regime 2 (0.679±0.108 V) en 5
(0.668±0.059 V) zijn te wijten aan de hogere Rext gedurende die regimes. De hogere ge-
middelde Ecel rond dag 56 is te wijten aan een slechte externe verbinding waardoor de OKP
gemeten werd. Eano vertoont eveneens weinig fluctuatie met de tijd tot aan regime 6. De
gemiddelde Eano voor en na dit tijdstip (zonder het moment van OKP rond dag 56) bedroeg
respectievelijk -0.251±0.055 V vs. SWE en 0.022±0.090 V vs. SWE.
De afname van de CZV, VVZ en HPr concentratie, te wijten aan de doorgang door het
anodisch compartiment van de MFC reactor, werden omgezet naar snelheden met behulp van
de HRT (1.3 · 10−3 d) en zijn weergegeven op Figuur 3.6B en Figuur 3.6C.
Uit Ecel (V) en de opgelegde Rext (Ω) kon op elk moment de geproduceerde stroom
I (A) berekend worden via de wet van Ohm. Deze stroomwaarden werden omgezet naar
equivalente grammen CZV volgens een ratio van 7.2 g · CZV · d−1 · A−1. Bovenstaande ratio
werd gevonden met behulp van onderstaande vergelijking (Aelterman et al., 2008a):
1 C · s−1 · 86 400 s · d−1 · 8 g CZV ·mol−1 e−
96 485.3399 C ·mol−1 e−= 7.2 g CZV · d−1 · A−1 (3.1)
Op deze manier kon een theoretische CZV consumptiesnelheid rCZV (kg·m−3 TAC·d−1),
veroorzaakt door de MFCHPr reactor, gevonden worden (Figuur 3.6B). Over de hele expe-
rimentele periode bedroeg rCZV gemiddeld 0.328±0.204 kg ·m−3 TAC · d−1, wat in dezelfde
grootteorde lag als de gemeten CZV verandering over de anode.
Na de experimentele periode werd een polarisatiecurve van de MFCHPr reactor gemeten
ter karakterisatie (RΩ = 7 Ω, RP = 40 Ω, Imax = 102 A·m−3 TAC, Pmax = 39.6 W·m−3 TAC,
Σηa = 0.102 V en |Σηc | = 0.112 V). Figuur 3.7 geeft Ecel (V) en P (W·m−3 TAC) weer in
functie van de stroom I (A·m−3 TAC).
Figuur 3.7: Polarisatiecurve (−) en vermogenscurve (· · · ) van de UASB-gekoppelde
MFC reactor.
59
3.2.3 Propionzuurverwijdering
Uit de gemeten HPr concentraties, CZV concentraties en debietwaarden konden twee para-
meters, met het oog op de opstapeling of afbraak van HPr in de UASB reactoren, berekend
worden: de verhouding HPr-CZV in het effluent ten opzichte van het totale CZV in het effluent
fHPr/CZV (%) (Figuur 3.8A) en de opstapelingssnelheid van HPr (g·L reactor−1·d−1) (Figuur
3.8B). Negatieve resultaten voor de opstapelingssnelheid duidden op afbraak. Er nam meer
opstapeling van HPr plaats in UASBC wat resulteerde in een hogere gemiddelde fHPr/CZV .
Figuur 3.8: Verwijdering van propionzuur in de UASB reactoren: (A) De fractie HPr-
CZV in het totale effluent CZV en (B) de opstapelingssnelheid van HPr in
UASBC () en UASBT () gedurende de experimentele periode.
3.2.4 Biogasproductie
Het geproduceerde biogas door beide reactoren werd dagelijks kwantitatief en kwalitatief gea-
nalyseerd (zie 2.3.2). Op deze manier kon de performantie van beide reactoren, met het oog
op de productie van energie, nagegaan worden. Uit deze resultaten kon, samen met de perfor-
mantiegegevens van de MFCHPr reactor in het geval van UASBT, een energetische efficientie
ηE (%) (zie 2.4) berekend worden. Op Figuur 3.9 is deze ηE , in combinatie met de biogas-,
methaan- en waterstofgasproductie (L·L reactor−1·d−1), weergegeven.
60
Figuur 3.9: (A) Biogas productie, (B) methaanproductie, (C) Energetische efficientie
ηE ± σ van de bio-energieproductie (CH4 en elektriciteit in het geval van
UASBT) en (D) waterstofgasproductie in UASBC () en UASBT ().
61
De biogasproductie nam voor beide reactoren gelijkmatig toe gedurende de opstartperiode
om dan een constante waarde te behouden (Figuur 3.9A). De gemiddelde biogasproductie tij-
dens deze constante trend, met uitzondering van de veranderingen veroorzaakt door regime 4,
6 en 7, was 1.01±0.10 L · L reactor−1 · d−1 en 1.20±0.20 L · L reactor−1 · d−1 voor respectie-
velijk UASBC en UASBT. Gedurende de experimentele periode produceerde UASBT gemiddeld
0.27±0.14 L · L reactor−1 · d−1 meer dan reactor UASBC.
Eenzelfde trend als die voor de biogasproductie was waar te nemen voor de productie van
CH4 maar met grotere fluctuaties in de experimentele periode. Ook hier produceerde UASBT
gemiddeld meer dan UASBC, namelijk 0.21±0.09 L · L reactor−1 · d−1.
Grote schommelingen werden opgemerkt voor ηE (Figuur 3.9C). Er is wel een duidelijk
verschil in efficientie waar te nemen tussen beide reactoren vanaf de aanvang van de experi-
mentele periode tot aan regime 7. Waar het verschil in efficientie gedurende de opstartperiode
slechts 0.54±14.17 % was, bedroeg dit gedurende de experimentele periode 23.10±14.35 %
(beide in het voordeel van UASBT).
De verandering van de waterstofgasproductie in de tijd kende geen eenduidige trend, be-
halve dan dat beide reactoren eenzelfde verloop kenden (Figuur 3.9D). Van dag 44 tot 51
produceerde UASBT gemiddeld 0.01±0.01 L H2 · L reactor−1 · d−1 meer dan reactor UASBC
en vanaf dag 51 produceerde UASBC gemiddeld 0.02±0.01 L H2 · L reactor−1 · d−1 meer dan
reactor UASBT.
3.2.5 pH verandering
Dagelijks werd de pH in beide reactoren en in het kathodisch recirculatievat gemeten en
indien nodig bijgesteld tot pH 7. Vanaf de opstart tot aan het einde van het experiment
bleef de pH van UASBC en UASBT in het respectievelijke interval 6.70±0.22—7.23±0.22 en
6.75±0.22—7.22±0.22. De pH aan de kathode van de MFCHPr reactor bleef in het interval
6.95±0.15—8.29±1.01.
Figuur 3.10: pH stabiliteit van de UASB reactoren: Verandering van de pH in UASBC
(), UASBT () en in het kathodisch recirculatievat van de gekoppelde
MFC (uitgezet op de rechtse y-as) (M).
62
De pH daling van de UASB reactoren na elke dag en de pH stijging aan de kathode na elke
dag werden berekend (Figuur 3.10). Er is weinig verschil op te merken in de mate waarmee
UASBC en UASBT dagelijks verzuurden. De gemiddelde pH verandering in de experimentele
periode bleek een minimale hoeveelheid hoger voor de UASBC (0.47±0.22) dan die voor de
UASBC (0.41±0.22). De grote pH verandering rond dag 14 is te wijten aan een opstapeling
van VVZ wegens overbelasting in beide systemen (Figuur 3.5B).
3.2.6 Biomassa opbrengst
Na afloop van het experiment werden beide reactoren geledigd en werd het anaeroob granulair
slib per UASB reactor opgevangen. Na zeving, ter verwijdering van overtollig water, werd de
hoeveelheid granulair slib voor elke reactor gewogen en werden er stalen genomen voor VS
bepaling.
In UASBC bevond zich ongeveer 235 g granulair slib en in UASBT bevond zich ongeveer
210 g slib, met een VS percentage van respectievelijk 7.4 % g VS·g slib−1 en 7.6 % g VS·g slib−1.
Aangenomen dat beide reactoren werden gestart met een zelfde hoeveelheid granulair slib
(150 g aan 6.8 % g VS·g slib−1), kon een hogere groei van biomassa opgemerkt worden in
UASBC. Tussen start en einde van het experiment bedroeg het verschil in biomassa voor
UASBC en UASBT namelijk respectievelijk 3.66 g VS · L reactor−1 en 2.99 g VS · L reactor−1.
Uit dit gegeven, samen met de totale hoeveelheid verwijderd CZV gedurende het experi-
ment, kon een biomassa opbrengst Y berekend worden (g VS·g CZV−1verwijderd ·L reactor−1) (zie
2.4). Deze biomassaopbrengst bedroeg 0.052 g VS·g CZV−1verwijderd ·L reactor−1 voor UASBC en
0.029 g VS·g CZV−1verwijderd ·L reactor−1 voor UASBT.
3.2.7 Moleculaire analyse van het granulair slib
Na zeving van het granulair slib aan de afloop van het experiment, werden hiervan stalen
genomen voor moleculaire analyse met behulp van de DGGE techniek. Dit gebeurde voor
zowel UASBC als UASBT. De MFCHPr reactor werd geopend en er werd een homogeen staal
van de grafietkorrels genomen, eveneens voor DGGE analyse. Uit de DGGE-analyse bleek dat
de gemeenschapstructuur van het anaeroob slib in UASBT duidelijk verschillend was van die
van UASBC (Figuur 3.11).
Figuur 3.11: DGGE-profielen van het anaeroob granulair slib uit UASBC en UASBT en
van de anode gemeenschap in MFCHPr; en hun correlatie (% similariteit)
op basis van het UPGMA clusteralgoritme.
63
3.3 Aanrijking van een homoacetogene cultuur
Stalen van gemengde culturen uit werkende labreactoren werden gebruikt voor de aanrijking
van hydrogenotrofe homoacetogenen (zie 2.2). De HAc concentratie (mg·L−1), CH4 concen-
tratie (mL·L−1), CZV concentratie (mg·L−1), druk (kPa) en optische densiteit (OD) van de
mengculturen werd opgevolgd om uiteindelijk, na verschillende overentingen, tot drie aanrij-
kingsculturen te komen met homoacetogene eigenschappen (lage methaanproductie en hoge
acetaatproductie).
3.3.1 Drie homoacetogene aanrijkingsculturen
Na de overentingen bleek dat de HAc concentratie sterk toenam met de tijd en dit voor
alle drie de aanrijkingsculturen (Figuur 3.13A). De maximum HAc concentratie (mg·L−1),
HAc productiesnelheid (mg·L−1·d−1) en totale hoeveelheid geproduceerd HAc (mg) werden
geleverd door cultuur 1 en deze bedroegen respectievelijk 1054 mg · L−1, 208 mg · L−1 · d−1
en 125 mg. De gemiddelde HAc productiesnelheden over de gehele aanrijkingsprocedure voor
cultuur 1, 2 en 3 bedroegen respectievelijk 45±62 mg · L−1 · d−1, 45±64 mg · L−1 · d−1 en
41±66 mg · L−1 · d−1.
De HAc productiesnelheid was vaak het hoogst in de periode vlak na overenting en deze
nam af naarmate de tijd vorderde (Figuur 3.13A). Eenzelfde trend is waar te nemen voor de
optische densiteit die de groei van de cultuur weerspiegelt (Figuur 3.13D) en de omgekeerde
trend is op te merken voor de snelheid waarmee CH4 geproduceerd werd (zie 3.13B). Na de drie
snel opeenvolgende overentingen aan het einde van de aanrijkingsprocedure werd geen CH4
meer in de headspace van de penicillineflesjes van de drie culturen gemeten. In elke periode
begrensd door twee opeenvolgende overentingen nam de CZV concentratie relatief lineair toe
(Figuur 3.13C).
3.3.2 Moleculaire analyse van de cultuur
Aanwezigheid van methanogenen De stalen genomen voor en na de vier laatste overen-
tingen voor moleculaire analyse werden, naast analyse via universele PCR, geanalyseerd via
methanogene PCR en gelelektroforese (zie 2.3.3) (Figuur 3.12).
Figuur 3.12: Methanogene PCR: agarose gelelektroforese patronen van aanrijkingscul-
tuur 1 (1→8), 2 (9→16), 3 (17→24) en de DNA Ladder Mix (M). De
oneven cijfers duiden de stalen voor overenting aan en de even cijfers
duiden de stalen na overenting aan.
64
Figuur 3.13: (A) HAc concentraties, (B) CH4 concentraties, (C) CZV concentraties en
(D) optische densiteit van aanrijkingscultuur 1 (), 2 () en 3 (M)
(−: tijdstip van overenting).
65
Gemeenschapstructuur De syntheseproducten, van de universele PCR op de stalen geno-
men voor en na de vier laatste overentingen, brachten na DGGE-analyse verschillende DGGE-
profielen op (Figuur 3.14). Hieruit bleek dat de culturen aan het einde van de aanrijkings-
procedure danig verschillend waren van de culturen waarvan vertrokken werd. Op basis van
de resultaten bekomen uit deze figuren, aan de hand van de BioNumerics software, kon de
verandering van de structuur (Dy) en gemeenschapsorganisatie (Co) met de tijd berekend
worden. Vergelijking van de drie culturen op het laatste tijdstip toonde aan dat cultuur 1 sterk
verschillend was van cultuur 2 en 3 (Figuur 3.14D).
Figuur 3.14: DGGE-profielen van aanrijkingscultuur 1 (A), 2 (B) en 3 (C) in de loop
van de aanrijkingsprocedure en van alle drie de aanrijkingsculturen op
dag 112 (D); en hun correlatie (% similariteit) op basis van het UPGMA
clusteralgoritme. De genummerde banden zijn uitgesneden voor sequentie
analyse (Tabel 3.3)
De resultaten bekomen na sequentie analyse van de uitgesneden banden en theoretische
interpretatie van de DGGE-profielen, op basis van de Dynamica Dy en gemeenschapsorganisatie
Co, zijn samengevat in Tabel 3.3.
66
Tabel 3.3: Moleculaire gegevens van de aanrijkingsculturen.
Cultuur Sequentie analyse 〈Dy〉 (%) 〈Co〉Band Beschrijving E-value
1 1 Uncultured Dysgonomonas sp. clone CFC46 16S 8·e−68 23.5± 10.8 % 33.1± 3.5
ribosomal RNA gene, partial sequence
2 2 Uncultured bacterium partial 8·e−23 19.5± 16.2 % 26.1± 8.0
16S rRNA gene,clone s5-C6
3 Uncultured Lactococcus sp. clone D4 16S 3·e−50
ribosomal RNA gene, partial sequence
3 4 Uncultured Enterococcus sp. isolate DGGE gel 2·e−69 22.6± 14.2 % 24.7± 5.5
band 27-4 16Sribosomal RNA gene, partial sequence
5 Uncultured bacterium clone FLSED8 16S 1·e−59
ribosomal RNA gene, partial sequence
Het verloop van de verandering (%) van de microbiele gemeenschapstructuur en van de
gemeenschapsorganisatie Co van de drie verschillende aanrijkingsculturen is weergegeven op
respectievelijk Figuur 3.15a en 3.15b. De gemiddelde waarden van deze twee parameters zijn
voor elke cultuur gegeven in Tabel 3.3. De Co waarde van aanrijkingscultuur 2 en 3 vertoonde
een matig stijgende trend met de tijd. Aanrijkingscultuur 1 vertoonde een meer constante
trend maar had de hoogste gemiddelde gemeenschapsorganisatie 〈Co〉. Aan het einde van de
aanrijkingsprocedure bedroeg de Co waarde van aanrijkingscultuur 1, 2 en 3 respectievelijk
30.9, 25.2 en 26.2. De verandering van de gemeenschapstructuur daalde voor zowel aanrij-
kingscultuur 2 als 3, met uitzondering van de hoge verandering na de derde laatste overenting.
In vergelijking tot de verandering van de andere culturen bleek de verandering van aanrijkings-
cultuur 1 hoog en constant te blijven na de derde laatste overenting. Uiteindelijk bedroeg
de verandering van aanrijkingscultuur 1, 2 en 3 aan het einde van de aanrijkingsprocedure
respectievelijk 27.2 %, 6.3 % en 6.8 %.
(a) Verandering van de microbiele gemeenschapstruc-
tuur van de verschillende aanrijkingsculturen, af-
geleid uit de similariteit van de DGGE-profielen,
ter evaluatie van de dynamica.
(b) Gemeenschapsorganisatie Co van de verschillende
aanrijkingsculturen, bekomen uit de berekende
Pareto-Lorenz curves.
Figuur 3.15: Interpretatie van de DGGE-profielen van aanrijkingsculturen 1 (), 2 ()
en 3 (M) (−: tijdstip van overenting).
67
3.4 Homoacetogene biokathode
Het kathodisch recirculatievat van de MFCHAc reactor (Rext = 25 Ω) werd gevuld met complex
homoacetogeen medium en, na operatie gedurende twee dagen, geınoculeerd met homoace-
togene aanrijkingscultuur 1 (zie 3.3). Specifiek werd nagegaan of de anode van de MFCHAc
reactor als elektrondonor kon dienen voor deze aanrijkingscultuur. Op de figuren met be-
trekking tot dit deel van de studie zijn steeds drie specifieke tijdstippen aangeduid: tijdstip
1 (1.9 d), 2 (6.8 d) en 3 (14 d). Tijdstip 1 vertegenwoordigt het moment van inoculatie van
de homoacetogene aanrijkingscultuur, op tijdstip 2 is 80 mL complex homoacetogeen medium
aan het kathodisch recirculatievat toegevoegd en werd de vacuumpomp aan de opstelling toe-
gevoegd (zie 2.1.3) en op tijdstip 3 werd het kathodisch recirculatievat vervangen door een
nieuw vat met complex homoacetogeen medium.
3.4.1 Performantie
De gemonitorde parameters tijdens dit experiment waren de pH en VVZ concentraties aan de
anode en kathode, de CZV concentratie aan de kathode, de biogasproductie aan de anode,
Ecel (V) en Ekat (V vs. SWE) met behulp van de referentie elektrode (+282 mV vs. SWE).
De vijf momenten waarop HAc aan de anode werd toegediend zijn duidelijk op te maken uit
Figuur 3.16A. Gedurende de eerste twee dagen van de experimentvoering, vooraleer de kathode
geınoculeerd werd, werd geen HAc geregistreerd ter hoogte van de kathode. Dit bevestigde dat
er geen migratie van HAc over het KUM plaats kon vinden. De substraatconsumptiesnelheid
rs (g·m−3 TAC·d−1) aan de anode was relatief constant en bedroeg 85±30 g ·m−3 TAC · d−1.
De totale hoeveelheid geconsumeerd HAc tijdens het experiment bedroeg 309 mg. De HAc
concentratie aan de kathode steeg na elk van de drie aangeduide tijdstippen om dan te dalen
en een constante waarde aan te nemen. In eerste instantie steeg de CZV concentratie aan de
kathode waarna deze geleidelijk aan afnam. De gemiddelde CZV concentratie aan de kathode
bedroeg 857±126 mg · L−1.
Aan het begin van de experimentvoering werd HPr (60 mg · L−1) aan de kathode geregi-
streerd. Het meest voorkomende VVZ aan de kathode, naast HAc, was isovaleraat gevolgd
door isobutyraat en butyraat, met respectievelijke gemiddelde concentraties van 49±16 mg · L−1,
14±14 mg · L−1 en 13±16 mg · L−1 (Figuur 3.16C). Na staalname uit het anodisch en katho-
disch recirculatievat werd steeds de pH gemeten. De pH aan de anode vertoonde zeer weinig
fluctuaties en had als gemiddelde waarde 7.31±0.15. Aan de kathode daalde de pH steeds na
de aangeduide tijdstippen om dan een constante trend te behouden (Figuur 3.16D).
Uit de geregistreerde Ecel (V) en de HAc concentraties aan de anode en kathode kon een
elektronenbalans berekend worden (Figuur 3.17). De elektronen, terug te vinden in de gepro-
duceerde hoeveelheid CH4 (niet weergegeven), vertegenwoordigden gemiddeld 92.5±21.2 %
van de elektronen vrijgesteld door de consumptie van HAc aan de anode.
68
Figuur 3.16: (A) CZV concentraties in de kathode (M) en HAc concentraties in res-
pectievelijk de anode () en de kathode (); (B) Biogasproductie ()
en methaanproductie () aan de anode; (C) HPr (), isobutyraat (),
butyraat (N) en isovaleraat (M) concentraties in de kathode; (D) pH in
het anodisch () en kathodisch () recirculatievat.
De coulometrische efficientie ηq (%), die de verhouding van het aantal geproduceerde en
geconsumeerde elektronen aan respectievelijk de anode en kathode weerspiegelt, werd berekend
en eveneens uitgezet in de tijd op Figuur 3.17. ηq bleef relatief constant en het aantal elektro-
nen terug te vinden in het HAc geproduceerd aan de kathode bedroeg gemiddeld 17.8±6.2 %
van het aantal elektronen vrijgesteld aan de anode. Opvallend is dat het aantal elektronen,
stromend van de anode naar de kathode over Rext , steeds lager bleek te zijn dan het aantal
elektronen begrepen in het kathodisch geproduceerde HAc.
De effectieve CO2 consumptie kon niet berekend worden wegens de aanwezigheid van
NaHCO3 (4 g · L−1) in het medium. Wel werd opgemerkt dat de concentratie CO2 in de
headspace van het kathodisch recirculatievat (niet weergegeven) steeg na activatie van de
vacuumpomp en daalde tot aan de volgende activatie.
De gemiddelde biogasproductiesnelheid en methaanproductiesnelheid bedroegen respectie-
velijk 473±149 L ·m−3 TAC · d−1 en 317±58 L ·m−3 TAC · d−1. De totale hoeveelheid gepro-
duceerd CH4 na afloop van het experiment bedroeg 6335 L ·m−3 TAC (Figuur 3.16B).
69
Figuur 3.17: Aantal geconsumeerde () en geproduceerde () elektronen in de vorm
van acetaat en het aantal elektronen geleverd aan de kathode over de ex-
terne weerstand (N). Coulometrische efficientie van de acetaatproductie
aan de kathode (vs. acetaatconsumptie aan de anode) (M).
3.4.2 Elektrochemische analyse
De celpotentiaal Ecel (V) en kathodepotentiaal Ekat (V vs. SWE) zijn samen met een polarisatie-
en vermogenscurve, gemeten na de experimentvoering (Figuur 3.18). De gemiddelde Ecel en
Ekat over de hele experimentele periode bedroegen respectievelijk 0.028±0.027 V en
-0.261±0.028 V vs. SWE. De vermogenscurve toonde aan dat Imax en Pmax respectievelijk
11 A·m−3 TAC en 0.54 W·m−3 TAC bedroegen. Uit de polarisatiecurve kon de interne weer-
stand Rint van de MFCHAc reactor berekend worden, welke 57 Ω bedroeg.
Figuur 3.18: Elektrochemische gegevens van de MFC reactor met homoacetogene bio-
kathode: (A) Variatie van Ecel (—) en Ekat (· · · ) en (B) Polarisatiecurve
[Eano (−−) en Ekat (—)] en vermogenscurve (· · · ) van de MFC reactor
met homoacetogene biokathode.
70
4 Bespreking
4.1 De organische belasting als limiterende factor
Wegens biologische en elektrochemische verliezen is de MFC technologie an sich tot op heden
niet toepasbaar voor de verwijdering van afval, de productie van energie of een combinatie
van beide op industriele schaal (Clauwaert et al., 2008). Hoge conversiesnelheden aan een
hoge efficientie, verkregen door het inperken van deze verliezen, werden tot nu toe voor-
namelijk bereikt met behulp van MFC reactoren die onderhevig waren aan lage organische
belastingen (Rabaey et al., 2003, 2004; Clauwaert et al., 2007b). Typische coulometrische
efficienties voor continue HAc-oxiderende anode systemen bij organische belastingen tussen
0.3 en 1.5 kg ·m−3 MFC · d−1 liggen tussen 65 % en 96 % (Aelterman et al., 2006, 2008a;
Clauwaert et al., 2007b; Rabaey et al., 2005a; Freguia et al., 2008). Op een grotere schaal,
bij hoge organische belastingen, zal dit gegeven aanleiding geven tot grote reactorvolumes.
Dit zal op zijn beurt nieuwe beperkingen met zich meebrengen, zowel op economisch vlak
(verhoogde materiaalkosten) als op technologisch vlak (grotere elektrochemische verliezen).
Indien men deze beperkingen wil omzeilen, zal de invloed van de organische belasting op de
performantie van de MFC reactor in detail bestudeerd moeten worden om manieren te vinden
waarbij de organische belasting opgedreven kan worden, zonder in te boeten in conversiesnel-
heid, performantie en reactorvolume.
4.1.1 Coulometrische en energetische verliezen
De invloed van de organische belasting, dewelke de maximum produceerbare hoeveelheid elek-
trische lading determineert, op de coulometrische en energetische efficientie bij verschillende
externe weerstanden (25 Ω en 50 Ω) werd onderzocht. Er kon aangetoond worden dat met
stijgende belasting het aantal ladingen terug te vinden in het geproduceerde methaan steeg
in tegenstelling tot het aantal ladingen gemeten in het elektrisch circuit, welke daalde (Figuur
3.2). Anders gezegd, vanaf een bepaalde OLR werd de anaerobe vergisting van organische
verbindingen, die niet resulteert in de productie van stroom maar in de productie van me-
thaan, dominant over de reactie gekatalyseerd door de exo-elektrogene gemeenschap in de
anode. Dit fenomeen werd opgemerkt voor zowel het experiment waarbij 25 Ω als externe
weerstand gebruikt werd als voor het experiment waarbij 50 Ω gebruikt werd. Het effect was
meer uitgesproken bij 50 Ω en is te verklaren aan de hand van de vermogensdichtheid, welke
constant bleef terwijl de substraatconsumptiesnelheid steeg met toenemende belasting. Bij de
lage externe weerstand (25 Ω) nam de vermogensdichtheid toe terwijl de substraatconsump-
tiesnelheid steeg, wat resulteerde in een minder uitgesproken daling van de coulometrische
efficientie met betrekking tot de stroomproductie (Figuur 3.1). Deze hogere gevoeligheid van
de vermogensdichtheid bij een lage externe weerstand (dichter bij Rint werd al aangetoond
door Aelterman et al. (2008b) (42 W ·m−3 TAC bij 50 Ω vs. 86 W ·m−3 TAC bij 25 Ω).
71
De parameters verkregen uit de polarisatie- en vermogenscurves tonen aan dat in beide
gevallen de kathode limiterend was en dat Pmax afnam met toenemende OLR. Deze afname
was groter bij de hoge externe weerstand (50 Ω), ten gevolge van een toename van de Ohmse
weerstand (Figuur 3.3, Tabel 3.2). Dit laatste bevestigt dat een stijgende OLR meer invloed
heeft bij een hoge externe weerstand. Hoewel de lage externe weerstand (25 Ω = RP) een
hogere stroomproductie en operatie bij een hoger vermogen diende te verzekeren, bleek Pmax
gedurende heel de experimentele periode lager bij 25 Ω dan bij 50 Ω, ten gevolge van de lagere
Ecel bij 25 Ω. De aanwezigheid van een hoge kathodische overpotentiaal samen met andere
limiterende factoren zorgden vermoedelijk voor een grotere beperking van de capaciteit om
vermogen te leveren.
De berekende efficienties voor dit experiment dienen kritisch bekeken te worden, aangezien
de verhouding van het aantal ladingen vervat in het geproduceerde methaan en de geprodu-
ceerde stroom ten opzichte van het aantal ladingen vrijgesteld bij de oxidatie van HAc aan de
anode (ηtot = ηI + ηgas) soms hoger bleek te zijn dan 100 % (Figuur 4.1). Dit zou te wijten
kunnen zijn aan een toevallige fout zoals niet homogene staalname, waardoor bijvoorbeeld de
concentratie substraat aan het begin van een periode in het experiment onderschat werd, of
door een systematische fout veroorzaakt door de meetapparatuur en de gemaakte aannames in
de berekeningsmethode (zie 3.1.1). De resultaten voor dit experiment dienen dus op relatieve
wijze beschouwd te worden en niet op absolute wijze.
De onafhankelijkheid van de vermogensdichtheid en de toenemende methaanproductie bij
de hoge externe weerstand (50 Ω) hadden als gevolg dat de totale efficientie ηtot eerst afnam
met toenemende OLR om vervolgens een constante waarde te bereiken. De omgekeerde trend
is waar te nemen bij de lage externe weerstand (25 Ω). In beide gevallen zal waarschijnlijk met
verdere toename van de OLR, af te leiden uit het verloop van de methaan- en stroomproductie,
ηtot volledig bepaald worden door ηgas .
Figuur 4.1: Totale coulometrische efficientie ηtot,q () en totale energetische ef-
ficientie ηtot,E () bij varierende OLR en verschillende externe weerstanden:
Rext = 50 Ω (—) en Rext = 25 Ω (−−).
72
4.1.2 Competitie voor substraat aan de anode
Algemeen kon opgemerkt worden dat de substraatconsumptiesnelheid steeg met toenemende
belasting maar dat dit uiteindelijk ten koste zal gaan van de efficientie waarmee elektriciteits-
productie plaatsvindt. Dit ging gepaard met een stijging van de efficientie waarmee de transfer
van elektronen van substraat naar methaan plaatsvond. Zowel bij 25 Ω als bij 50 Ω als externe
weerstand werden vanaf een bepaalde belasting (respectievelijk bij 4.44 kg ·m−3 TAC · d−1 en
9.83 kg ·m−3 TAC · d−1) steeds meer elektronen in het geproduceerde methaan dan in de ge-
produceerde elektrische stroom aangetroffen. Dit wijst erop dat de belasting hoger werd dan de
oxidatiecapaciteit van de exo-elektrogen, waardoor het exces aan substraat een niche creeerde
voor methanogenen (He et al., 2005). De toenemende daling van ηq met betrekking tot de
elektriciteitsproductie doet bovendien vermoeden dat deze methanogene gemeenschap in de
competitie voor substraat steeds meer dominant werd met stijgende OLR.
De ogenblikkelijke stijging van Ecel na vervanging van het medium in het anodisch com-
partiment duidde erop dat de transfer van elektronen naar de anode voornamelijk plaats nam
door direct membraancontact of met behulp van nanowires en niet via het elektronshuttle-
mechanisme (Figuur 3.1) (Kim et al., 2005). De dominante exo-elektrogene groep binnen de
microbiele anode gemeenschap bestond dus voornamelijk uit exo-elektrogenen vastgehecht aan
het anodemateriaal en niet uit bacterien in suspensie. Het feit dat de exo-elektrogenen zich
voornamelijk in de biofilm bevinden kan verklaren waarom ze minder sterker zijn dan de metha-
nogenen in de competitie voor substraat. Aangezien de methanogenen zowel in biofilm als in
suspensie kunnen overleven kunnen ze het substraat al degraderen voor het de exo-elektrogene
biofilm bereikt. Een andere verklaring voor het wegdrukken van de exo-elektrogenen door de
methanogenen bij hogere organische belastingen kan liggen in het feit dat de methanogene
gemeenschap een hogere substraataffiniteit constante Ks (g·L−1) heeft, waardoor deze pas
bij hogere substraatconcentraties sneller gaat groeien dan de exo-elektrogene gemeenschap
(49 mg COD · L−1 voor Methanosaeta vs. 6.4 mg COD · L−1 voor Geobacter sulfurreducens)
(Jung & Regan, 2011).
4.1.3 Invloed van de externe weerstand
Er werd verwacht dat een lagere externe weerstand, die dichter bij RP ligt, de competitie
voor substraat langer in het voordeel van de exo-elektrogenen zou houden bij hoge organi-
sche belastingen (Aelterman et al., 2008b; Jung & Regan, 2011). Toch bleek dat de OLR,
vanaf dewelke de efficientie waarmee elektronen naar methaan getransfereerd worden groter
werd dan de efficientie waarmee elektronen naar het elektrisch circuit getransfereerd werden,
lager bij 25 Ω dan bij 50 Ω (Figuur 3.2). Uit de resultaten bleek dat dit hoofdzakelijk werd
veroorzaakt door de methaanproductiesnelheid die hoger lag bij 25 Ω dan bij 50 Ω (322 vs.
141 L ·m−3 TAC · d−1). Dit fenomeen is niet te verklaren aan de hand van Eano , aangezien
deze bij beide experimenten ongeveer even laag was. Een mogelijke verklaring is dat de elek-
tronen geproduceerd aan de anode moeilijker doorgegeven konden worden aan de kathode,
73
doordat deze limiterend was en Ekat lager was. Hierdoor kon het overschot aan elektronen
dienen als elektronbron voor de methanogenen, waardoor deze reeds konden groeien voordat
een exces aan substraat door een hoge organische belasting veroorzaakt werd. Dit verklaart
bovendien waarom de anodepotentiaal niet steeg, wat normaal het geval is bij gebruik van
een lagere externe weerstand (Jung & Regan, 2011). Een andere reden kan zijn dat er zich
als gevolg van de uitvoering van het experiment bij 50 Ω zich een methanogene biofilm op
de grafietkorrels heeft kunnen vormen die niet kon weggespoeld worden bij aanvang van het
experiment en tussen de verschillende periodes. Hierdoor was de aanwezigheid van de metha-
nogene activiteit al een feit vooraleer een hoge organische belasting opportuniteit kon creeren
voor methanogene groei in de MFC reactor.
4.1.4 Suggesties voor verder onderzoek en toekomstperspectieven
De gecombineerde invloed van de organische belasting en externe weerstand kunnen beter
onderzocht worden indien gebruik gemaakt wordt van een chemische kathode in plaats van
een biokathode, daar op die manier de variabiliteit van de kathodepotentiaal uitgeschakeld
kan worden. Het opleggen van meer verschillende waarden voor de verschillende parameters
(OLR, Rext , pH, ...) en het uitbreiden van het aantal onderzochte veranderlijken (groei van de
biomassa, samenstelling van de aanwezige microbiele gemeenschap) kunnen bijdragen tot het
begrijpen van de interactie tussen de verschillende groepen micro-organismen aan de anode
en de verandering van deze interactie als gevolg van een gewijzigde organische belasting.
De voornaamste toepassingen van de MFC technologie in de toekomst zullen meest waar-
schijnlijk niche toepassingen zijn die gebruik maken van de elektrogene eigenschappen en
redoxomstandigheden van de MFC. Met het oog op het halen van hoge efficienties is het
daarom van belang de invloed van de organische belasting, waaraan het systeem tijdens ope-
ratie onderhevig zal zijn (extremen, periodische variaties, ...), te voorspellen en de gevolgen
daarvan op de goede werking zo nauwkeurig mogelijk in te schatten. Bovendien kan de regeling
van de externe weerstand helpen bij het behalen van hoge efficienties bij varierende organische
belastingen.
4.2 Geıntegreerde bio-energieproductie door cooperatie
Een mesofiele ‘Upflow Anaerobic Sludge Blanket’ UASBT (2 L) werd gecombineerd met een
microbiele brandstofcel MFCHPr (VTAC = 0.177 L) om te evalueren of deze hybride confi-
guratie (Figuur 2.4) een verhoogde bio-energieproductie en stabiliteit veroorzaakte ten op-
zichte van een controle UASBC zonder microbiele brandstofcel. Het anodisch comparti-
ment van MFCHPr werd, voorafgaand op de koppeling met UASBT, geadapteerd aan de
verwijdering van HPr. Beide setups werden geopereerd onder normale operationele condities
(2.5 g CZVglucose · L−1 · d−1) en onder stresscondities (2.5 g CZVglucose · L−1 · d−1 + verschillen-
de toegevoegde HPr concentraties).
74
De rationale voor deze hybride benadering was de hypothese dat de MFCHPr kon bijdragen
tot het voorkomen van accumulatie van HPr en daaropvolgende procesfaling. Enerzijds zou
dit kunnen plaatsvinden door de directe afbraak van HPr, gekatalyseerd door de geadapteerde
anode biofilm, en anderzijds door sturing van de interspecies waterstoftransfer (zie 1.4.3)
via de protontransfer over het KUM. Het voorkomen van de exo-elektrogene gemeenschap
aan de anode voorziet de UASB-MFC dus van een alternatieve route voor de verwijdering
van HPr en andere VVZ, wanneer de methanogenese geınhibeerd zou worden (Weld et al.,
2010). Indien dit waar zou zijn, zouden hogere organische belastingen aan de UASB opgelegd
kunnen worden met behoud van de verwijderingsefficientie, zonder dat het reactorvolume moet
vergroot worden.
4.2.1 UASB-MFC performantie
Uit de resultaten van de experimentele periode bleek dat UASBT over de hele experimen-
tele periode beter presteerde dan UASBC, zowel op vlak van CZV verwijdering als op vlak
van methaanproductie. Gemiddeld verwijderde UASBC in periodes van normale operatie
(regime 1) 1.29±0.48 g CZV · L reactor−1 · d−1 en UASBT 2.22±0.40 g CZV · L reactor−1 · d−1.
Als gevolg hiervan was de VVZ en HPr concentratie in UASBC systematisch hoger dan die
in UASBT, wat zorgde voor een lagere biogasproductie en licht verschillende biogassamen-
stelling ten opzichte van UASBT. De methaanproductie van UASBC gedurende normale
operationele condities was met 0.62±0.10 L · L reactor−1 · d−1 dan ook duidelijk lager dan
de 0.82±0.19 L · L reactor−1 · d−1 veroorzaakt door de werking UASBT. Hieruit kon besloten
worden dat de toename in actief reactorvolume (4.05 %) niet de enige oorzaak kon zijn voor
de toegenomen methaanproductie ten opzichte van UASBC (31.7 %).
Figuur 4.2: Totale bio-energieproductie door UASBC en UASBT in de experimentele
periode (32 d) in de vorm van methaan () en elektriciteit geproduceerd
door de UASB-gekoppelde MFC reactor ().
Indien deze cijfers genormaliseerd werden op basis van de hoeveelheid anaeroob granulair
slib in elke reactor (zie 3.2.6) bleek het verschil nog groter te zijn. Dit werd gedaan voor
75
de totale hoeveel bio-energie (MJ·m−3·g−1 VS), als methaan en als elektriciteit, geleverd door
beide reactoren in de experimentele periode (Figuur 4.2). Hieruit volgde dat het verschil in de
totale hoeveelheid geproduceerde bio-energie ongeveer 44 MJ ·m3 · g−1 VS bedroeg, wat een
toename van liefst 46.5 % ten opzichte van de energiehoeveelheid geproduceerd door UASBC
bleek te zijn. Van deze toename was slechts 11.6 % afkomstig van de elektriciteitproductie
(niet genormaliseerd op basis van VS).
Er werd geredeneerd dat de hybride vergister stabieler zou zijn in termen van de pH,
aangezien de exo-elektrogene anode biofilm een alternatieve afbraakroute voor VVZ voorziet
en op die manier verzuring veroorzaakt door accumulatie van VVZ kan helpen voorkomen.
Uiteindelijk bleek er geen significant pH verschil tussen de hybride en controlereactor te zijn
(zie 3.2.5). De stroomproductie door MFCHPr was relatief stabiel en bedroeg, met uitzonde-
ring van de waarden opgemeten gedurende regime 2 en 5, 11±4 mA (25 Ω) wat in dezelfde
grootteorde ligt als de 13–15 mA (23 Ω) geproduceerd door de MFC reactor in de hybride
configuratie ontworpen door Weld et al. (2010). Moleculaire analyse van de structuur van de
verschillende microbiele gemeenschappen in de UASB reactoren en in het anodisch comparti-
ment van MFCHPr toonde aan dat de gemeenschapstructuur van het anaeroob slib in UASBT
verschillend was van die van UASBC (38 % verandering), alhoewel beide reactoren met het-
zelfde slib geınoculeerd werden en aan dezelfde operationele condities blootgesteld werden.
Dit verschil werd mogelijk veroorzaakt door de unieke eigenschappen aan de anode (grote spe-
cifieke oppervlakte die de vorming van een biofilm promoot en de aanwezige redoxpotentiaal),
welke een meer diverse microbiele gemeenschap in vergelijking tot die in beide UASB reactoren
teweegbracht (Figuur 3.11).
4.2.2 Stabiliteit van de bio-energieproductie
Het doel van regime 3, 4 en 6 was het veroorzaken van hoge HPr concentraties in beide
reactoren en het verschil in effect daarvan op de bio-energieproductie van beide reactoren te
analyseren. Als gevolg van deze opgelegde stresscondities fluctueerde de biogassamenstelling
tijdens de experimentele periode meer dan tijdens de opstartperiode (Figuur 3.9B). Het voor-
naamste verschil in HPr en VVZ concentratie werd opgemerkt bij de dagelijkse toediening van
ongeveer 30 % extra CZV in de vorm van HPr (regime 3) (Figuur 3.5B en C). In tegenstelling
tot UASBC kon UASBT dit extra CZVHPr bijna volledig verwerken als gevolg van een ver-
hoogde microbiele activiteit (Figuur 3.8B). Het effect hiervan op de werking van UASBC in de
daaropvolgende normale operationele periode liet zich bovendien langer voelen dan bij UASBT
(Figuur 3.4). Regime 4 en 6 veroorzaakten in beide reactoren een sterke stijging van de HPr
concentratie in combinatie met een daling van de verwijderingsefficientie en biogasproductie.
Als gevolg van uitspoeling (lage HRT) en een toegenomen biologische afbraaksnelheid van
HPr (Figuur 3.8B) konden beide reactoren zich relatief en even goed herstellen (Figuur 3.4
en 3.9C). In de periode na regime 6 bleek de fractie HPr-CZV in het totale effluent CZV van
UASBT wel significant lager te zijn dan in het effluent van UASBC (Figuur 3.8A). De graduele
76
overbelasting tijdens regime 7 leidde uiteindelijk tot een sterke daling van de verwijderings- en
energetische efficientie in beide reactoren maar UASBT bleek meer stabiel te zijn, waardoor
deze daling ongeveer twee dagen later plaatsvond dan de daling bij UASBC (Figuur 3.4 en
3.9C).
Het was duidelijk dat de hybride configuratie een hogere performantie en stabiliteit op vlak
van methaanproductie en CZV verwijdering in vergelijking tot de controlereactor voor de dag
kon brengen. Deze betere prestaties waren niet in verhouding met het extra toegevoegde reac-
torvolume vertegenwoordigd door het anodisch compartiment van de aangesloten microbiele
brandstofcel. Hieruit werd opgemaakt dat de MFC reactor een andere invloed op de vergisting
uitoefende, eigen aan de specifieke werking en karakteristieken van de MFC. Doch is het niet
eenvoudig te zeggen of dit een gevolg is van de veroorzaakte diversere microbiele gemeenschap,
het voorkomen van een alternatieve afbraakroute of de aanwezigheid van Eano . Een verho-
ging van de performantie en stabiliteit van een UASB reactor werd door Ma et al. (2009b)
bereikt door macro- en micro-nutrienten supplementatie. Op basis van de H2 concentratie
kon eveneens geen eenduidige verklaring geformuleerd worden; wel werd opgemerkt dat deze
tijdens de periode van overbelading minder sterk steeg in UASBT (Figuur 3.9D). Het feit dat
de gemiddelde theoretische CZV consumptiesnelheid op basis van de geproduceerde elektrische
stroom (0.328±0.204 kg ·m−3 TAC · d−1) (Figuur 3.6B) slechts 3.1 % bedroeg van het verschil
in het dagelijks verwijderd CZV tussen beide reactoren (0.93±0.62 g CZV · L reactor−1 · d−1,
zie 4.2.1), bewees dat de hogere performantie van UASBT niet te wijten is aan een direct
effect van de MFC reactor maar waarschijnlijk aan een indirect effect zoals de veranderde
gemeenschapstructuur.
4.2.3 Suggesties voor verder onderzoek en toekomstperspectieven
Toekomstig onderzoek dient zich toe te spitsen op de manier waarop de anode van een mi-
crobiele brandstofcel de performantie van een UASB reactor verhoogt. Een nieuwe controle
opstelling met een extra reactorvolume in de recirculatie gevuld met grafietkorrels, zonder de
elektrochemische eigenschappen van de MFC technologie, zou een betere inschatting van de
invloed van het elektrodemateriaal op de werking van het anaeroob granulair slib kunnnen
opleveren. Focus op de invloed van het totaal anodisch reactorvolume en gebruik van een che-
mische in plaats van een biokathode op de hybride configuratie zou in de toekomst mogelijk
kunnen leiden tot een meer stabiele operatie van deze configuratie. De mogelijkheid van een
thermofiele opstelling moet ook nog onderzocht worden, aangezien reeds aangetoond is dat
biofilm formatie en de performantie van een microbiele brandstofcel temperatuursafhankelijk
zijn (Patil et al., 2010).
Tot op heden zijn er weinig BES reactoren op grote schaal of met hoge conversiesnelheden
voorgesteld, die kunnen concurreren met de conversiesnelheden (in termen van afvalwater-
zuivering) of productiviteit (in termen van energieopbrengst) van de AV technologie. Dit
experiment heeft aangetoond dat er, alleszins op labschaal, cooperatie tussen beide systemen
77
kan bestaan, welke de totale performantie kan verbeteren. De toekomst zal moeten uitwijzen
of deze synergieen, gevonden tussen AV en BES, eveneens op industriele schaal bestaan en of
deze vanuit technologisch en economisch standpunt nuttig aangewend kunnen worden.
4.3 Microbiele elektrosynthese van acetaat aan de
kathode van een microbiele brandstofcel
Nevin et al. (2011) konden reeds bewijzen dat het mogelijk is om micro-organismen aan te
wenden voor de opslag van elektrische energie in de vorm van makkelijk te transporteren
koolstofverbindingen. Om dit aan te tonen gebruikten ze verschillende zuivere elektrotrofe
acetogene culturen, waaronder Sporomusa ovata en Clostridium aceticum, welke elektronen
ontvingen voor de reductie van CO2 aan de kathode. De kathode werd op een potentiaal van
−400 mV gezet met behulp van een potentiostaat die ter hoogte van de anode elektronen
aan water onttrok. De elektronbron die gebruikt werd voor de aandrijving van de microbiele
elektrosynthese was dus in dit geval elektriciteit (MEC). Indien aangetoond kan worden dat
dit proces eveneens uitgevoerd kan worden met behulp van de bioanode van een MFC, kan
een bijkomend voordeel, naast de omzetting van elektrische energie in waardevolle organische
verbindingen, verwezenlijkt worden. Toepassing van de MFC technologie kan namelijk in
deze situatie de elektrosynthese van organische producten aan de kathode combineren met de
afbraak van organisch materiaal aan de anode.
4.3.1 Karakterisatie van de acetogene aanrijkingscultuur
Tijdens de aanrijkingsprocedure wees de afnemende HAc productiesnelheid die gepaard ging
met een toename van de CH4 concentratie op de aanwezigheid van acetoclastische methan-
ogenen (Figuur 3.13A en B). Deze waren ongewenst aangezien een zo hoog mogelijke HAc
productie beoogd werd. Eliminatie van deze acetoclastische methanogenen uit de aanrijkings-
cultuur werd gerealiseerd door gedurende drie dagen dagelijks de aanrijkingscultuur over te
enten (104 verdunningsfactor). Het succes van deze procedure werd bewezen via gelelektro-
forese op de syntheseproducten van een methanogene PCR, uitgevoerd op stalen genomen
tijdens deze overentingsperiode (Figuur 3.12). Deze eliminatie, gepaard met de stijging van
de HAc concentratie na de intensieve overentingsperiode (Figuur 3.13), bewijst op zijn beurt
de selectieve werking van het complex homoacetogeen medium (Tabel 2.4).
De toename van de CZV concentratie na elke overenting wees op de vastlegging van CO2 uit
de headspace (Figuur 3.13C). Dit deed vermoeden dat de acetogene activiteit hydrogenotroof
zou kunnen zijn en dat CO2 gevangen werd in HAc. Mogelijk kon dit ook via een omweg
gebeurd zijn met behulp van een ander aanwezig micro-organisme, welke CO2 kon aanwenden
voor de productie van een intermediair product zoals acetyl CoA, dat als bouwsteen kan
fungeren voor een acetogene cultuur (Nevin et al., 2010). Er dient opgemerkt te worden dat
in dit geval H2 uit de headspace mogelijk niet als elektronbron door de acetogenen aangetapt
78
werd. Hierdoor kan niet met zekerheid gezegd worden of de HAc productie gekatalyseerd werd
door homoacetogenen. Hoe dan ook beschikten de drie mengculturen over de mogelijkheid
om HAc te produceren met als directe of indirecte koolstof- en energiebron CO2 en H2.
Op basis van moleculaire analyse en de HAc productiesnelheid werd aanrijkingscultuur 1,
afkomstig uit het —als oorspronkelijk gebruikt inoculum— staal van een anaerobe vergister,
geselecteerd. Een maximum HAc productiesnelheid van 1054 mg · L−1 · d−1 werd voor deze
cultuur opgemeten. Moleculaire analyse toonde aan dat deze cultuur eveneens over de hoogste
Co waarde beschikte (Figuur 3.15b), wat duidde op een grotere functionele verdeling binnen
de gemeenschap en de aanwezigheid van dominante soorten (Marzorati et al., 2008). De
grotere ‘verandering’ (%) van cultuur 1 tijdens de intensieve overenting kan een gevolg zijn
van de eliminatie van de methanogenen, welke in deze cultuur meer actief waren voor de
intensieve overenting dan in de andere culturen. De gemeenschapstructuur van cultuur 1
verschilde significant van die van cultuur 2 en 3 (Figuur 3.14D), wat een gevolg kan zijn
van het verschil in gebruikt inoculum aan het begin van de aanrijkingsprocedure. Sequentie
analyse kon niet aantonen of er zich homoacetogene micro-organismen in de aanrijkingscultuur
bevonden. Wel werd de aanwezigheid van Bacteroidetes Dysgonomonas opgemerkt. Dit genus
werd door Parameswaran et al. (2011) geobserveerd in de anode van een met H2 gevoedde MEC
reactor, in de aanwezigheid van verschillende homoacetogene en acetogene soorten (genera
Acetobacterium, Eubacterium en Spirochaeta).
4.3.2 Acetaatproductie door een gespecialiseerde biokathode
De bevinding dat microbiele elektrosynthese van HAc mogelijk was, leidde tot de evaluatie van
de mogelijkheid om dit uit te voeren met behulp van een MFC uitgerust met een gespeciali-
seerde biokathode, geınoculeerd met een acetogene gemengde cultuur. Zowel consumptie van
HAc aan de anode als productie van HAc aan de kathode werden geobserveerd (Figuur 3.16A).
Van de elektronen geleverd door de consumptie van HAc aan de anode werd 17.8±6.2 % te-
ruggevonden in geproduceerd HAc aan de kathode. Doch was het aandeel elektronen terug te
vinden in het geproduceerde HAc beduidend hoger dan de hoeveelheid elektronen getranspor-
teerd naar de kathode over de externe weerstand. Deze hoeveelheid elektronen getransporteerd
over Rext was laag omwille van de hoge anodepotentiaal en de dominantie van de methano-
gene over de exo-elektrogene activiteit (Figuur 3.17). Dit gaf aanleiding tot coulometrische
efficienties hoger dan 100 %. Een hypothese, gestaafd door de daling van de CZV concentra-
tie aan de kathode (Figuur 3.16A) en het voorkomen van isovaleraat en isobuytraat aan de
kathode (Figuur 3.16C), is dat katabole activiteit aan de kathode plaatsvond wat de nodige
reagentia leverde om acetogenese te laten doorgaan (homoacetogenese vond niet plaats, zie
hieronder).
Dat de gemiddelde waarde van Ekat gedurende de experimentvoering -0.261±0.028 V be-
droeg deed besluiten dat de HAc productie geen gevolg was van hydrogenotrofe acetogenese
maar van acetogenese, aangezien geen H2 geproduceerd kon worden (Tabel 1.3). De produc-
79
tie van HAc zou bijgevolg met behulp van homoacetogenese op twee manieren opgedreven
kunnen worden: enerzijds zou met behulp van een potentiostaat extra energie toegevoegd
kunnen worden om Ekat op de gewenste potentiaal voor H2 productie te brengen en anderzijds
zou H2 rechtstreeks kunnen toegevoegd worden, aangezien Ekat bij momenten laag genoeg
was om elektronen te leveren aan een voldoende lage potentiaal om homoacetogenese te laten
doorgaan (E ′0 = −0.279 V) (Cord-Ruwisch et al., 1988).
Het gebruik van resazurine als oxidatie-reductie indicator toonde aan dat O2 in het katho-
disch compartiment kwam door de imperfecte werking van de vacuumpomp. Hierdoor was
Ekat na tijdstip 1 beduidend hoger (Figuur 3.18A). De afname van de CO2 concentratie na
werking van de vacuumpomp deed vermoeden dat CO2 uit de gasfase werd vastgelegd maar
door de aanwezigheid van NaHCO3 in het complex homoacetogeen medium kon de effectieve
CO2 consumptie niet berekend worden.
Ten gevolge van de HAc productie daalde de pH aan de kathode. Deze pH daling in-
hibeerde de acetogene activeit wat bevestigd werd door het stilvallen van de HAc productie
(Figuur 3.16A) (Sim et al., 2007). Op tijdstip 2 en 3 werd respectievelijk nieuw medium
toegediend of het medium vernieuwd, wat als gevolg had dat de pH terug steeg en de HAc
productie terug op gang kwam. Een saturatie van HAc dient dus voorkomen te worden wil
men hogere productiewaarden bereiken en een continue reactor configuratie in plaats van een
batch configuratie zal in dat geval meer van toepassing blijken te zijn.
4.3.3 Suggesties voor verder onderzoek en toekomstperspectieven
Een kritische evaluatie met behulp van gedetailleerde genetische studies kan helpen het ace-
taatproductiemechanisme aan de acetogene biokathode beter te begrijpen en bij te sturen.
Q-PCR kan een nuttige tool zijn in het aantonen van de aanwezigheid van homoacetogenen
door screening naar het fhs gen uit te voeren (Parameswaran et al., 2011). Dit fhs gen is
verantwoordelijk voor de codering van een belangrijk enzyme in reductieve acetogenese, formyl
tetrahydrofolaat synthetase (FTHFS) (Pester & Brune, 2006). Onderzoek naar geschikte cul-
turen om zulk een reactie aan een kathode van een microbiele brandstofcel te katalyseren kan
leiden tot hogere productiesnelheden. Een manier hiervoor zou een herhaling van de aanrij-
kingsprocedure met het oog op vorming van een acetogene biofilm op elektrodemateriaal zijn,
waardoor een elektrotrofe cultuur verkregen wordt die de kathode makkelijker koloniseert en
een efficientere elektrontransfer verzekert. Het effect van het aansturen van Rext , afhankelijk
van de waarde van de organische belasting, kan bovendien een hogere stroomproductie te-
weegbrengen (zie 4.1) en de gevolgen hiervan op de acetogene biokathode dienen onderzocht
te worden.
In de hybride UASB-MFC configuratie (Figuur 2.4) zou gebruik van een homoacetogene
biokathode een stabielere operatie als gevolg kunnen hebben, aangezien de productie van HAc
de pH stijging aan de kathode kan compenseren. Het geproduceerde biogas kan over de
80
kathode geleid worden om te dienen als CO2-bron, met als gevolg dat het biogas al een eerste
zuiverende stap ondergaat. Gebruik van radioactief gelabeld CO2 kan dan de vastlegging in
HAc bewijzen. Daarbovenop kan het aan de kathode gevormde HAc terug naar de UASB
geleid worden om de methanogenese te voorzien en inhibitie van de acetogene biokathode
te voorkomen. Een gespecialiseerde biokathode kan in de UASB-MFC configuratie dus vele
voordelen opleveren. Doch zijn dit slechts hypotheses die onderzocht moeten worden. Naast
het nut van de aanwezigheid van homoacetogenen aan de kathode van de hybride UASB-MFC
configuratie, zou het voorkomen van een homoacetogene biofilm aan de anode eveneens een
potentieel nut kunnen hebben, doordat zulk een biofilm rechtstreeks de H2 concentratie in de
vergister kan beınvloeden en onrechtstreeks de performantie van de MFC reactor omhoog kan
trekken. Dit laatste steunt op de hypothese dat de competitie tussen de exo-elektrogenen en
hydrogenotrofe methanogenen in het voordeel van de exo-elektrogenen kan komen, als gevolg
van competitie tussen de actieve homoacetogene biofilm en de hydrogenotrofe methanogenen.
De resultaten demonstreerden dat microbiele elektrosynthese van HAc aan de kathode van
een microbiele brandstofcel kan plaatsvinden. Alhoewel HAc een economische waarde heeft is
de bedenking dat de productie van HAc over acetyl CoA gaat belangrijker, aangezien acetyl
CoA het centrale intermediair is voor de productie van een groot aantal chemische verbindingen
(Nevin et al., 2010). De uitvoering van dit type microbiele elektrosynthese op industriele
schaal zal waarschijnlijk nog veel onderzoek en verbetering vergen maar de mogelijkheid ervan
is aangetoond.
4.4 Conclusie
Aanpassing van de organische belasting of regeling van de externe weerstand op basis van
de organische belasting bleek een duidelijke impact te hebben op de microbiele activiteit aan
de anode van een microbele brandstofcel. Door rekening te houden met de structuur van
de microbiologie en meer specifiek de aanwezigheid van methanogene micro-organismen, en
deze factoren navenant aan te passen om deze methanogene activiteit terug te dringen, kan
de efficientie waarmee de elektriciteitsproductie plaatsvindt verhoogd worden. Een verhoging
van deze efficientie op basis van een OLR- of Rext-geregelde sturing zal de MFC technologie
in de nabije toekomst nog niet kunnen laten concurreren met meer gevestigde technologieen
(bijvoorbeeld AV) maar wel toelaten de performantie van de MFC in specifieke toepassingen,
waarvoor deze meer geschikt is, op te drijven.
Een van de toepassingen waarvoor de MFC technologie zich eventueel kan profileren in
de toekomst is de microbiele elektrosynthese van allerhande producten. Er werd aangetoond
dat BES afvalstromen kan gebruiken als koolstof- en energiebron voor de productie van HAc.
Onderzoek naar gebieden waarin deze gecombineerde toepassing (afvalverwerking of nabehan-
deling gepaard met synthese van een nuttig product) ten volle kan gebruikt worden, kan leiden
tot het vinden van specifieke niches waarvoor BES als technologie de beste optie is.
81
De hybride UASB-MFC configuratie liet zien dat BES als afvalverwerkende of energie-
producerende technologie niet hoeft te competiteren met de gevestigde technologie van AV
maar dat ze mekaar kunnen aanvullen, door bijvoorbeeld het tijdrovende HPr adaptieproces
in AV over te dragen aan een BES-nevenreactor zonder te interfereren met het vergistingspro-
ces in de hoofdreactor (Ma et al., 2009a). Het extra toegevoegde reactorvolume (4.05 %),
vertegenwoordigd door deze nevenreactor, veroorzaakte een bio-energieproductiesnelheid die
46.50 % hoger was dan die van de controlereactor zonder nevenreactor. Al doende kon dus
een geıntegreerde technologie bekomen worden met een performantie die hoger lag dan de
performantie van de som van de delen.
82
Bibliografie
Abdullahi, Y., Akunna, J., White, N., Hallett, P. & Wheatley, R. Investigating the effects of
anaerobic and aerobic post-treatment on quality and stability of organic fraction of municipal
solid waste as soil amendment. Bioresource technology, 99(18):8631–8636, 2008.
Aelterman, P., Freguia, S., Keller, J., Verstraete, W. & Rabaey, K. The anode potential
regulates bacterial activity in microbial fuel cells. Applied microbiology and biotechnology,
78(3):409–418, 2008a.
Aelterman, P., Rabaey, K., Pham, H. T., Boon, N. & Verstraete, W. Continuous electricity
generation at high voltages and currents using stacked microbial fuel cells. Environmental
science & technology, 40(10):3388–3394, 2006.
Aelterman, P., Versichele, M., Marzorati, M., Boon, N. & Verstraete, W. Loading rate and
external resistance control the electricity generation of microbial fuel cells with different
three-dimensional anodes. Bioresource technology, 99(18):8895–8902, 2008b.
Angenent, L., Karim, K., Al-Dahhan, M., Wrenn, B. & Domıguez-Espinosa, R. Production
of bioenergy and biochemicals from industrial and agricultural wastewater. TRENDS in
Biotechnology, 22(9):477–485, 2004.
Appels, L., Baeyens, J., Degreve, J. & Dewil, R. Principles and potential of the anaerobic
digestion of waste-activated sludge. Progress in Energy and Combustion Science, 34(6):755–
781, 2008.
Ariesyady, H., Ito, T. & Okabe, S. Functional bacterial and archaeal community structures of
major trophic groups in a full-scale anaerobic sludge digester. Water research, 41(7):1554–
1568, 2007.
Balch, W., Schoberth, S., Tanner, R. & Wolfe, R. Acetobacterium, a new genus of hydrogen-
oxidizing, carbon dioxide-reducing, anaerobic bacteria. International Journal of Systematic
and Evolutionary Microbiology, 27(4):355, 1977.
Barredo, M. & Evison, L. Effect of propionate toxicity on methanogen-enriched sludge, me-
thanobrevibacter smithii, and methanospirillum hungatii at different ph values. Applied and
environmental microbiology, 57(6):1764, 1991.
Biogas–E. Vergisting. Omzetten van biomassa in een energierijk gas. 2006.
Bond, D. & Lovley, D. Electricity production by Geobacter sulfurreducens attached to elec-
trodes. Applied and environmental microbiology, 69(3):1548, 2003.
Braungart, M. & McDonough, W. Cradle to cradle: Remaking the way we make things. North
Point Press, 2002.
83
Call, D. & Logan, B. Hydrogen production in a single chamber microbial electrolysis cell
lacking a membrane. Environmental science & technology, 42(9):3401–3406, 2008.
Chae, K., Choi, M., Kim, K., Ajayi, F., Park, W., Kim, C. & Kim, I. Methanogenesis control
by employing various environmental stress conditions in two-chambered microbial fuel cells.
Bioresource technology, 101(14):5350–5357, 2010.
Chae, K., Choi, M., Lee, J., Kim, K. & Kim, I. Effect of different substrates on the performance,
bacterial diversity, and bacterial viability in microbial fuel cells. Bioresource technology,
100(14):3518–3525, 2009.
Chen, Y., Cheng, J. & Creamer, K. Inhibition of anaerobic digestion process: A review.
Bioresource technology, 99(10):4044–4064, 2008.
Cheng, H., Scott, K. & Ramshaw, C. Intensification of water electrolysis in a centrifugal field.
Journal of The Electrochemical Society, 149:D172, 2002.
Clauwaert, P., Aelterman, P., Pham, T., De Schamphelaire, L., Carballa, M., Rabaey, K. &
Verstraete, W. Minimizing losses in bio-electrochemical systems: the road to applications.
Applied microbiology and biotechnology, 79(6):901–913, 2008.
Clauwaert, P., Rabaey, K., Aelterman, P., De Schamphelaire, L., Boeckx, P., Boon, N. &
Verstraete, W. Biological denitrification in microbial fuel cells. Environ. Sci. Technol,
41(9):3354–3360, 2007a.
Clauwaert, P., Van der Ha, D., Boon, N., Verbeken, K., Verhaege, M., Rabaey, K. & Ver-
straete, W. Open air biocathode enables effective electricity generation with microbial fuel
cells. Environ. Sci. Technol, 41(21):7564–7569, 2007b.
Clauwaert, P. & Verstraete, W. Methanogenesis in membraneless microbial electrolysis cells.
Applied microbiology and biotechnology, 82(5):829–836, 2009.
Colleran, E., Finnegan, S. & Lens, P. Anaerobic treatment of sulphate-containing waste
streams. Antonie van Leeuwenhoek, 67(1):29–46, 1995.
Cord-Ruwisch, R., Mercz, T., Hoh, C. & Strong, G. Dissolved hydrogen concentration as
an on-line control parameter for the automated operation and optimization of anaerobic
digesters. Biotechnology and bioengineering, 56(6):626–634, 1997.
Cord-Ruwisch, R., Seitz, H. & Conrad, R. The capacity of hydrogenotrophic anaerobic bacteria
to compete for traces of hydrogen depends on the redox potential of the terminal electron
acceptor. Archives of Microbiology, 149(4):350–357, 1988.
De Baere, L. Anaerobic digestion of solid waste: state-of-the-art. Water science and techno-
logy, pages 283–290, 2000.
84
De Baere, L., Devocht, M., Van Assche, P. & Verstraete, W. Influence of high NaCl and
NH4Cl salt levels on methanogenic associations. Water research, 18(5):543–548, 1984.
Diekert, G. & Wohlfarth, G. Metabolism of homoacetogens. Antonie van Leeuwenhoek,
66(1):209–221, 1994.
Doms, F. & Pieters, J. Technologie van afvalverwerking. Cursus, Faculteit Bio–
ingenieurswetenschappen, Universiteit Gent, 2009.
El Fantroussi, S., Verschuere, L., Verstraete, W. & Top, E. Effect of phenylurea herbicides
on soil microbial communities estimated by analysis of 16S rRNA gene fingerprints and
community-level physiological profiles. Applied and Environmental Microbiology, 65(3):982,
1999.
Energy Information Administration. International Energy Outlook 2010. 2010.
Espinosa, A., Rosas, L., Ilangovan, K. & Noyola, A. Effect of trace metals on the anaerobic
degradation of volatile fatty acids in molasses stillage. Water science and technology,
32(12):121–129, 1995.
Franco, A. & Russo, A. Combined cycle plant efficiency increase based on the optimization of
the heat recovery steam generator operating parameters. International Journal of Thermal
Sciences, 41(9):843–859, 2002.
Freguia, S., Rabaey, K., Yuan, Z. & Keller, J. Non-catalyzed cathodic oxygen reduction at
graphite granules in microbial fuel cells. Electrochimica Acta, 53(2):598–603, 2008.
Fukuzaki, S., Nishio, N., Shobayashi, M. & Nagai, S. Inhibition of the fermentation of pro-
pionate to methane by hydrogen, acetate, and propionate. Applied and environmental
microbiology, 56(3):719, 1990.
Gallert, C. & Winter, J. Propionic acid accumulation and degradation during restart of a
full-scale anaerobic biowaste digester. Bioresource technology, 99(1):170–178, 2008.
Gavala, H., Yenal, U., Skiadas, I., Westermann, P. & Ahring, B. Mesophilic and thermophilic
anaerobic digestion of primary and secondary sludge. Effect of pre-treatment at elevated
temperature. Water research, 37(19):4561–4572, 2003.
Greenberg, A., Clesceri, L. & Eaton, A. Standard methods for the examination of water and
wastewater. 18e edition, 1992.
Grotenhuis, J., Smit, M., Plugge, C., Xu, Y., Van Lammeren, A., Stams, A. & Zehnder, A.
Bacteriological composition and structure of granular sludge adapted to different substrates.
Applied and environmental microbiology, 57(7):1942, 1991.
85
Harada, H., Uemura, S. & Momonoi, K. Interaction between sulfate-reducing bacteria and
methane-producing bacteria in UASB reactors fed with low strength wastes containing dif-
ferent levels of sulfate. Water Research, 28(2):355–367, 1994.
He, Z., Minteer, S. & Angenent, L. Electricity generation from artificial wastewater using an
upflow microbial fuel cell. Environ. Sci. Technol, 39(14):5262–5267, 2005.
Henze, M., Van Loosdrecht, M., Ekama, G. & Brdjanovic, D. Biological wastewater treatment:
principles, modelling and design. 2008.
Hickey, R. & Switzenbaum, M. The response and utility of hydrogen and carbon monoxide as
process indicators of anaerobic digesters subject to organic and hydraulic overloads. Research
Journal of the Water Pollution Control Federation, pages 129–140, 1991.
Hilton, B. Sulfide-Induced Inhibition of Anaerobic Digestion. Journal of environmental engi-
neering, 114:1377, 1988.
Holdeman, L., Cato, E. & Moore, W. Anaerobic laboratory manual. Virginia Polytechnic
Institute and State University, Blacksberg, Virginia, 1977.
Huybrechts, D. & Dijkmans, R. Best Beschikbare Technieken voor de verwerking van RWZI–
en gelijkaardig industrieel afvalwaterzuiveringsslib. Eindrapport, 2001.
Jeremiasse, A., Hamelers, H. & Buisman, C. Microbial electrolysis cell with a microbial
biocathode. Bioelectrochemistry, 78(1):39–43, 2010.
Jung, S. & Regan, M. Influence of External Resistance on Electrogenesis, Methanogenesis,
and Anode Prokaryotic Communities in Microbial Fuel Cells. Applied and Environmental
Microbiology, 77:564–571, 2011.
Kim, B., Chang, I., Cheol Gil, G., Park, H. & Kim, H. Novel BOD (biological oxygen demand)
sensor using mediator-less microbial fuel cell. Biotechnology letters, 25(7):541–545, 2003.
Kim, J., Min, B. & Logan, B. Evaluation of procedures to acclimate a microbial fuel cell for
electricity production. Applied microbiology and biotechnology, 68(1):23–30, 2005.
Kotsyurbenko, O., Glagolev, M., Nozhevnikova, A. & Conrad, R. Competition between ho-
moacetogenic bacteria and methanogenic archaea for hydrogen at low temperature. FEMS
microbiology ecology, 38(2-3):153–159, 2001.
Leclerc, M., Bernalier, A., Lelait, M. & Grivet, J. 13C-NMR study of glucose and pyruvate
catabolism in four acetogenic species isolated from the human colon. FEMS microbiology
letters, 146(2):199–204, 1997.
Li, Y., Park, S. & Zhu, J. Solid-state anaerobic digestion for methane production from organic
waste. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2010.
86
Liu, H., Grot, S. & Logan, B. Electrochemically assisted microbial production of hydrogen
from acetate. Environ. Sci. Technol, 39(11):4317–4320, 2005.
Liu, H. & Logan, B. Electricity generation using an air-cathode single chamber microbial fuel
cell in the presence and absence of a proton exchange membrane. Environ. Sci. Technol,
38(14):4040–4046, 2004.
Ljungdahl, L. & Wiegel, J. Working with anaerobic bacteria. 1986.
Logan, B. Exoelectrogenic bacteria that power microbial fuel cells. Nature Reviews Microbio-
logy, 7(5):375–381, 2009.
Logan, B., Call, D., Cheng, S., Hamelers, H., Sleutels, T., Jeremiasse, A. & Rozendal, R.
Microbial electrolysis cells for high yield hydrogen gas production from organic matter.
Environmental science & technology, 42(23):8630–8640, 2008.
Logan, B., Hamelers, B., Rozendal, R., Schroder, U., Keller, J., Freguia, S., Aelterman, P.,
Verstraete, W. & Rabaey, K. Microbial Fuel Cells: Methodology and Technology. Environ.
Sci. Technol, 40(17):5181–5192, 2006.
Logan, B., Oh, S., Kim, I. & Van Ginkel, S. Biological hydrogen production measured in batch
anaerobic respirometers. Environ. Sci. Technol, 36(11):2530–2535, 2002.
Logan, B. & Regan, J. Electricity-producing bacterial communities in microbial fuel cells.
TRENDS in Microbiology, 14(12):512–518, 2006a.
Logan, B. & Regan, J. Microbial fuel cells-challenges and applications. Environmental science
& technology, 40(17):5172–5180, 2006b.
Ma, J., Carballa, M., Van De Caveye, P. & Verstraete, W. Enhanced propionic acid degradation
(epad) system: Proof of principle and feasibility. Water research, 43(13):3239–3248, 2009a.
Ma, J., Mungoni, L., Verstraete, W. & Carballa, M. Maximum removal rate of propionic acid as
a sole carbon source in uasb reactors and the importance of the macro-and micro-nutrients
stimulation. Bioresource technology, 100(14):3477–3482, 2009b.
Ma, J., Van Wambeke, M., Carballa, M. & Verstraete, W. Improvement of the anaerobic
treatment of potato processing wastewater in a uasb reactor by co-digestion with glycerol.
Biotechnology letters, 30(5):861–867, 2008.
Marzorati, M., Wittebolle, L., Boon, N., Daffonchio, D. & Verstraete, W. How to get more out
of molecular fingerprints: practical tools for microbial ecology. Environmental Microbiology,
10(6):1571–1581, 2008.
Mata-Alvarez, J., Mace, S. & Llabres, P. Anaerobic digestion of organic solid wastes. An
overview of research achievements and perspectives. Bioresource Technology, 74(1):3–16,
2000.
87
Meynell, P. Methane. Planning a digester. Prison Stable Court. Clarington, Dorset. 1976.
Mizuno, O., Li, Y. & Noike, T. The behavior of sulfate-reducing bacteria in acidogenic phase
of anaerobic digestion. Water Research, 32(5):1626–1634, 1998.
Mohan, S., Raghavulu, S., Srikanth, S. & Sarma, P. Bioelectricity production by mediatorless
microbial fuel cell under acidophilic condition using wastewater as substrate: Influence of
substrate loading rate. Current Science, 92(12):1720–1726, 2007.
Monnet, F. Introduction to Anaerobic Digestion of Organic Wastes. 2003.
Mosey, F. & Foulkes, M. Control of the anaerobic digestion process. 1984.
Mussati, M., Thompson, C., Fuentes, M., Aguirre, P. & Scenna, N. Characteristics of a
methanogenic biofilm on sand particles in a fluidized bed reactor. Latin American applied
research, 35:265–272, 2005.
Narihiro, T. & Sekiguchi, Y. Microbial communities in anaerobic digestion processes for waste
and wastewater treatment: a microbiological update. Current opinion in biotechnology,
18(3):273, 2007.
Nevin, K., Hensley, S., Franks, A., Summers, Z., Ou, J., Woodard, T., Snoeyenbos-West, O.
& Lovley, D. Electrosynthesis of Organic Compounds from Carbon Dioxide Is Catalyzed
by a Diversity of Acetogenic Microorganisms. Applied and Environmental Microbiology,
77(9):2882, 2011.
Nevin, K., Woodard, T., Franks, A., Summers, Z. & Lovley, D. Microbial Electrosynthe-
sis: Feeding Microbes Electricity To Convert Carbon Dioxide and Water to Multicarbon
Extracellular Organic Compounds. mBio, 1(2):e00103, 2010.
Nie, Y., Liu, H., Du, G. & Chen, J. Enhancement of acetate production by a novel coupled
syntrophic acetogenesis with homoacetogenesis process. Process Biochemistry, 42(4):599–
605, 2007.
Nielsen, T., Kielland-Brandt, M., Nielsen, J. & Villadsen, J. Optimization of ethanol produc-
tion in Saccharomyces cerevisiae by metabolic engineering of the ammonium assimilation.
Metabolic Engineering, 2(1):69–77, 2000.
Niemann, H., Duarte, J., Hensen, C., Omoregie, E., Magalhaes, V., Elvert, M., Pinheiro, L.,
Kopf, A. & Boetius, A. Microbial methane turnover at mud volcanoes of the Gulf of Cadiz.
Geochimica et Cosmochimica Acta, 70(21):5336–5355, 2006.
Nollet, L. & Verstraete, W. Gastro-enteric methane versus sulphate and volatile fatty acid
production. Environmental Monitoring and Assessment, 42(1):113–131, 1996.
Okkerse, C. & Bekkum, H. From fossil to green. Green Chemistry, 1(2):107–114, 1999.
88
Ollivier, B., Cord-Ruwisch, R., Lombardo, A. & Garcia, J. Isolation and characterization
ofSporomusa acidovorans sp. nov., a methylotrophic homoacetogenic bacterium. Archives
of Microbiology, 142(3):307–310, 1985.
Osuna, M., Zandvoort, E., Iza, M., Lens, J. & Piet, N. Effect of cobalt sorption on metal
fractionation in anaerobic granular sludge. Journal of environmental quality, 33(4):1256,
2004.
Parameswaran, P., Torres, C., Lee, H., Rittmann, B. & Krajmalnik-Brown, R. Hydrogen
consumption in microbial electrochemical systems (mxcs): The role of homo-acetogenic
bacteria. Bioresource technology, 102(1):263–271, 2011.
Parkin, G. & Owen, W. Fundamentals of anaerobic digestion of wastewater sludges. Journal
of Environmental Engineering, 112:867, 1986.
Patil, S., Harnisch, F., Kapadnis, B. & Schroder, U. Electroactive mixed culture biofilms in
microbial bioelectrochemical systems: The role of temperature for biofilm formation and
performance. Biosensors and Bioelectronics, 26(2):803–808, 2010.
Pester, M. & Brune, A. Expression profiles of fhs (fthfs) genes support the hypothesis that spi-
rochaetes dominate reductive acetogenesis in the hindgut of lower termites. Environmental
Microbiology, 8(7):1261–1270, 2006.
Pham, T., Boon, N., Aelterman, P., Clauwaert, P., De Schamphelaire, L., Vanhaecke, L.,
De Maeyer, K., Hofte, M., Verstraete, W. & Rabaey, K. Metabolites produced by Pseu-
domonas sp. enable a Gram-positive bacterium to achieve extracellular electron transfer.
Applied Microbiology and Biotechnology, 77(5):1119–1129, 2008.
Pham, T., Rabaey, K., Aelterman, P., Clauwaert, P., De Schamphelaire, L., Boon, N. &
Verstraete, W. Microbial fuel cells in relation to conventional anaerobic digestion technology.
Engineering in Life Sciences, 6(3):285–292, 2006.
Plugge, C. Anoxic media design, preparation, and considerations. Methods in enzymology,
397:3–16, 2005.
Pullammanappallil, P., Chynoweth, D., Lyberatos, G. & Svoronos, S. Stable performance of
anaerobic digestion in the presence of a high concentration of propionic acid. Bioresource
technology, 78(2):165–169, 2001.
Rabaey, K., Boon, N., Siciliano, S., Verhaege, M. & Verstraete, W. Biofuel cells select for
microbial consortia that self-mediate electron transfer. Applied and Environmental Micro-
biology, 70(9):5373, 2004.
Rabaey, K., Clauwaert, P., Aelterman, P. & Verstraete, W. Tubular microbial fuel cells for
efficient electricity generation. Environmental science & technology, 39(20):8077–8082,
2005a.
89
Rabaey, K., Lissens, G., Siciliano, S. & Verstraete, W. A microbial fuel cell capable of conver-
ting glucose to electricity at high rate and efficiency. Biotechnology letters, 25(18):1531–
1535, 2003.
Rabaey, K., Ossieur, W., Verhaege, M., Verstraete, W., Guiot, S., Pavlostathis, S. & van Lier,
J. Continuous microbial fuel cells convert carbohydrates to electricity. 2005b.
Rabaey, K. & Verstraete, W. Microbial fuel cells: novel biotechnology for energy generation.
TRENDS in Biotechnology, 23(6):291–298, 2005.
Raskin, L., Stromley, J., Rittmann, B. & Stahl, D. Group-specific 16S rRNA hybridization
probes to describe natural communities of methanogens. Applied and Environmental Mi-
crobiology, 60(4):1232, 1994.
Rozendal, R., Hamelers, H., Euverink, G., Metz, S. & Buisman, C. Principle and perspectives
of hydrogen production through biocatalyzed electrolysis. International journal of hydrogen
energy, 31(12):1632–1640, 2006.
Sim, J., Kamaruddin, A., Long, W. & Najafpour, G. Clostridium aceticum–a potential organism
in catalyzing carbon monoxide to acetic acid: Application of response surface methodology.
Enzyme and microbial technology, 40(5):1234–1243, 2007.
Speight, J. Lange’s handbook of chemistry. McGraw-Hill New York, 16e edition, 2005.
Tambone, F., Genevini, P., D’Imporzano, G. & Adani, F. Assessing amendment properties of
digestate by studying the organic matter composition and the degree of biological stability
during the anaerobic digestion of the organic fraction of msw. Bioresource Technology,
100(12):3140 – 3142, 2009.
Thauer, R., Jungermann, K. & Decker, K. Energy conservation in chemotrophic anaerobic
bacteria. Microbiology and Molecular Biology Reviews, 41(1):100, 1977.
Turovskiy, I. & Mathai, P. Wastewater sludge processing. 2006.
Van Der Veken, B. Algemene chemie: deel 1. Cursus, Faculteit Wetenschappen, Universiteit
Antwerpen, 2006.
Verstraete, W. Advanced Environmental Biotechnology (Microbial technology for re–use).
Cursus, Faculteit Bio–ingenieurswetenschappen, Universiteit Gent, 2009.
Verstraete, W., Beer, D., Pena, M., Lettinga, G. & Lens, P. Anaerobic bioprocessing of organic
wastes. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 12(3):221–238, 1996.
Vlaamse Milieumaatschappij. Jaarrapport Water. 2009.
Vlaamse Milieumaatschappij. Voortgangsrapportage Slib 2008–2009. Beleidsdocumenten af-
valstoffen, 2010.
90
Weld, R. et al. Functional stability of a hybrid anaerobic digester/microbial fuel cell system
treating municipal wastewater. Bioresource Technology, 2010.
Wieringa, K. Over het verdwijnen van waterstof en koolzuur onder anaerobe voorwaarden.
Antonie van Leeuwenhoek, 3(1):263–273, 1936.
Wittebolle, L., Marzorati, M., Clement, L., Balloi, A., Daffonchio, D., Heylen, K., De Vos, P.,
Verstraete, W. & Boon, N. Initial community evenness favours functionality under selective
stress. Nature, 458(7238):623–626, 2009.
Yu, Z., Garcia-Gonzalez, R., Schanbacher, F. & Morrison, M. Evaluations of different hyper-
variable regions of archaeal 16S rRNA genes in profiling of methanogens by Archaea-specific
PCR and denaturing gradient gel electrophoresis. Applied and environmental microbiology,
74(3):889, 2008.
91