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