Phục hồi tài nguyên từ nước thải bằng công nghệ sinh học: Cơ hội, thách thức và triển vọng

Giới hạn về nguồn lực sẵn có đang thúc đẩy sự thay đổi trong các hệ thống sản xuất xã hội hiện tại, thay đổi trọng tâm từ xử lý dư lượng, như xử lý nước thải, theo hướng phục hồi tài nguyên. Các quy trình công nghệ sinh học cung cấp một cách kinh tế và linh hoạt để tập trung và biến các nguồn tài nguyên từ chất thải / nước thải thành các sản phẩm có giá trị, đó là điều kiện tiên quyết để phát triển công nghệ của nền kinh tế dựa trên nền tảng sinh học. Đánh giá này xác định các công nghệ mới nổi cho phép thu hồi tài nguyên trong suốt chu trình xử lý nước thải. Do đó, năng lượng sinh học ở dạng biohydrogen (bằng quá trình lên men hình ảnh và tối) và khí sinh học (trong quá trình phân hủy kỵ khí) đã trở thành mục tiêu kinh điển, nhờ đó, chuyển đổi trực tiếp sinh khối lipid thành diesel sinh học cũng được chú ý. Khái niệm này tương tự như các khái niệm nhiên liệu sinh học trước đây, nhưng bền vững hơn, vì nhiên liệu sinh học thế hệ thứ ba và các tài nguyên khác có thể được sản xuất từ ​​sinh khối chất thải.

Việc sản xuất các chất sinh học có giá trị cao (ví dụ, để sản xuất nhựa sinh học) từ axit hữu cơ, hydro và metan là một lựa chọn khác để thu hồi carbon. Việc thu hồi carbon và chất dinh dưỡng có thể đạt được bằng cách sản xuất phân bón hữu cơ, hoặc tạo protein đơn bào (tùy thuộc vào nguồn) có thể được sử dụng làm thức ăn, phụ gia thức ăn, phân bón thế hệ tiếp theo hoặc thậm chí là chế phẩm sinh học. Ngoài ra, các hệ thống oxy hóa-khử và hóa sinh hóa học có thể phục hồi các chất hữu cơ hoặc tổng hợp các sản phẩm hữu cơ ngoài quá trình chuyển hóa vi khuẩn tự nhiên. Dự đoán thế hệ tiếp theo của các nhà máy xử lý nước thải được thúc đẩy bởi các công nghệ thu hồi sinh học, tổng quan này tập trung vào việc tạo và tái tổng hợp các nguồn năng lượng và tài nguyên quan trọng để tái chế làm nguyên liệu trong khái niệm kinh tế dựa trên cái nôi.

Giới thiệu: Từ xử lý nước đến khai thác nước
Hệ thống sản xuất xã hội hiện tại, dựa trên khai thác nguyên liệu thô và chuyển đổi công nghiệp thành các sản phẩm, có các vấn đề về tính bền vững lâu dài. Lý do chính là việc sử dụng các đầu vào không tái tạo, như nhiên liệu hóa thạch, các chất dinh dưỡng nông nghiệp thiết yếu như phốt pho và kim loại hiếm được sử dụng trong sản xuất các thiết bị điện tử.

Nhu cầu đóng cửa các chu kỳ sản xuất và cho phép sự bền vững tài nguyên đang thúc đẩy các khu vực nhất định, đặc biệt là EU và Nhật Bản, lựa chọn một nền kinh tế dựa trên cơ sở sinh học tự cung tự cấp. Những động lực mạnh mẽ này đang thúc đẩy thay đổi các hệ thống sản xuất hiện tại và hai thập kỷ tiếp theo là chìa khóa trong việc tạo ra một xã hội công nghệ bền vững. Khái niệm nền kinh tế tuần hoàn dự đoán sự phát triển bền vững toàn cầu nếu hệ thống sản xuất trở thành tự động tái sinh và chất thải được tạo ra trong các chu trình kỹ thuật và sinh học được chuyển đổi thành nguyên liệu thô. Chúng bao gồm chất thải nông nghiệp và công nghiệp, cũng như chất thải từ tiêu dùng trực tiếp của con người. Khái niệm này được biết đến như là khái niệm cái nôi, thay thế cho mô hình triple-R hiện tại và lỗi thời (tái chế, tái sử dụng và phục hồi) bằng một mô hình hiệu quả hơn, nơi không chỉ chất thải được tái chế mà còn được sử dụng làm nguyên liệu thô và toàn bộ quá trình được thúc đẩy bởi năng lượng tái tạo.

Xử lý nước thải là một nền tảng quan trọng để phát triển công nghệ tập trung vào sự thay đổi của hệ thống sản xuất, vì nó được thành lập trên toàn thế giới với một lịch sử công nghệ rất dài. Từ 50 đến 100% tài nguyên chất thải bị mất được chứa trong nước thải. Do đó, các động lực chính, bao gồm không chỉ các chuyên gia về kinh tế và môi trường mà cả các chuyên gia công nghệ, đang nỗ lực để phục hồi và lấy lại tất cả các chất này. EU đã đầu tư nguồn lực đáng kể vào kinh tế sinh học và một chương trình Nghiên cứu và Đổi mới cụ thể đã được tạo ra gần đây (Công ty liên doanh công nghiệp sinh học, được tài trợ bởi Ủy ban châu Âu trong khuôn khổ Horizon 2020). Hoa Kỳ là một trong những động lực có liên quan nhất của kinh tế sinh học thông qua Kế hoạch chi tiết kinh tế sinh học quốc gia (House, 2012). Như Tổng thống Barack Obama đã tuyên bố vào năm 2011, thế giới đang chuyển sang một nền kinh tế đổi mới và không ai làm đổi mới tốt hơn Mỹ. Những tuyên bố này chỉ rõ rằng Hoa Kỳ dự định dẫn dắt sự phát triển tiến bộ của nền kinh tế toàn cầu theo một chu kỳ mới. Như sẽ được lưu ý sau trong tổng quan này, sự tiến hóa này cũng liên quan đến một thế hệ nhà máy xử lý nước thải mới, nơi năng lượng, chất hữu cơ và các tài nguyên khác được thu hồi dưới dạng các sản phẩm phụ có giá trị thay vì bị tiêu tan hoặc phá hủy một cách lãng phí. Điều này đang được thúc đẩy không chỉ bởi nhu cầu giảm chi phí và tài nguyên, đặc biệt là tiêu thụ năng lượng, mà còn được thúc đẩy bởi sự cạn kiệt các chất dinh dưỡng không thể tái tạo trên thế giới như phốt pho có thể thay thế và nhu cầu giảm tác động của con người lên chu trình nitơ trên mặt đất ( Batstone và cộng sự, 2015).

Trong khi nhiều công nghệ mới đang góp phần vào thách thức thu hồi tài nguyên từ nước thải, các phương pháp sinh học đưa ra lời hứa mạnh mẽ nhất để phục hồi hiệu quả các nguồn tài nguyên quý giá từ các dòng chảy loãng. Các ví dụ bao gồm vi khuẩn dị dưỡng phát triển nhanh, hóa học, quang điện và quang hợp, vi tảo và thực vật trên cạn để phục hồi chất hữu cơ và sử dụng các sinh vật khử và oxy hóa kim loại chuyên dụng cao để phục hồi kim loại. Các sinh vật hấp thụ các chất hữu cơ phức tạp có thể được sử dụng để phục hồi các biopolyme như polyhydroxyalkanoates và alginate có thể được tạo ra bởi vi khuẩn tích lũy. Đánh giá này sẽ tập trung rộng rãi vào các phương pháp sinh học để thu hồi tài nguyên từ nước thải sinh hoạt và công nghiệp và chất thải công nghiệp. Thế hệ tiếp theo của các nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt (DWWTP) đang nhắm mục tiêu trung hòa năng lượng và phục hồi hoàn toàn các chất dinh dưỡng, đặc biệt là N và P. Ngoài ra còn có các trình điều khiển để thu hồi các sản phẩm có giá trị từ chất thải và chất thải có tính chất khác nhau, như sản xuất từ ​​công nghiệp và khai thác. Các hợp chất này được đặc trưng bởi tính ổn định cao và khả năng phân hủy sinh học thấp. Các tài nguyên có khả năng phục hồi bằng công nghệ sinh học bao gồm các kim loại nặng, quý hoặc phóng xạ và các chất ô nhiễm mới nổi như dược phẩm, enzyme, hormone, phân bón và nhựa sinh học. Mặc dù có một số nỗ lực đã được dành riêng để phục hồi các tài nguyên quý giá này, vẫn cần phải cải thiện và củng cố các lựa chọn sinh học để thu hồi và tái sử dụng các chất này.

Nước thải sinh hoạt là nền tảng phát triển chính để phục hồi năng lượng và dinh dưỡng
Năm 2014 là kỷ niệm 100 năm của quá trình bùn hoạt tính và đã chứng kiến ​​những tiến bộ đáng chú ý về sức khỏe con người, mức sống và cải thiện môi trường được kích hoạt bởi quá trình bùn hoạt tính trong 100 năm qua (Jenkins và Wanner, 2014) . Mỗi lần lặp lại đòi hỏi các khoản đầu tư lớn vào cơ sở hạ tầng, với thời gian chu kỳ khoảng 50 năm, phần lớn phù hợp với tuổi thọ tối đa của cơ sở hạ tầng này. Chúng tôi hiện đang bắt đầu một chu kỳ lớn khác, một phần do sự kết thúc của cơ sở hạ tầng hiện tại, cũng như nhận ra nhu cầu giảm tác động môi trường toàn cầu và cho phép sự bền vững xã hội lâu dài (Verstraete et al., 2009; Mccarty và cộng sự, 2011; Batstone và cộng sự, 2015). Điều này nhằm mục đích giảm tiêu thụ tài nguyên đáng kể (năng lượng, hóa chất và vận chuyển) của xử lý nước thải hiện có và thay vào đó cho phép thu hồi giá trị vốn có trong nước thải (Daigger, 2009). Phần này nêu ra những lý do thúc đẩy điều này, các nền tảng có sẵn để cho phép phục hồi tài nguyên và ứng dụng thực tế của phục hồi tài nguyên ở quy mô thành phố nhỏ.

Bản thân nước thải sinh hoạt không thể đáp ứng hoàn toàn các yêu cầu về phân bón, vì có sự phân tán đáng kể đối với cả sản xuất động vật trong nước (thường không được thu giữ trong các hệ thống xử lý đô thị), cũng như môi trường. Trên toàn cầu, khoảng 20% ​​nitơ sản xuất và phốt pho được chứa trong nước thải sinh hoạt (Batstone et al., 2015; Matassa et al., 2015), trong đó phần lớn có khả năng phục hồi do tập trung đô thị. Tình hình ngày càng suy yếu về năng lượng. Nước thải chứa 1,3 MJ / người / ngày (6,5 MJ / kL) năng lượng hóa học (Batstone et al., 2015). Con số này chiếm 1% tổng mức tiêu thụ năng lượng của thế giới hiện tại, hoặc 4% tổng sản lượng điện của thế giới (OECD / IEA, 2015) và yêu cầu một quá trình chuyển đổi nó từ năng lượng hóa học loãng thành dạng có thể sử dụng được. Tuy nhiên, nó đại diện cho một nguồn carbon tập trung có thể được sử dụng tốt hơn trực tiếp như một nguồn tài nguyên (Matassa et al., 2015).

Nhìn chung, nước thải sinh hoạt một mình không thể đáp ứng nhu cầu nguyên tố hoặc năng lượng của xã hội công nghiệp hóa (vì các quy tắc phân tán tài nguyên sẽ ngụ ý). Tuy nhiên, nó đại diện cho một nguồn tài nguyên đáng kể và nên được sử dụng đầy đủ. Cuối cùng, bối cảnh nước thải sinh hoạt theo truyền thống là cơ sở cho sự phát triển công nghệ xử lý chất thải và nước thải nói chung, nói chung là do nguồn tài chính tăng lên (ví dụ, ví dụ, thu hồi chất thải công nghiệp) và công nghệ phát triển trong lĩnh vực này được áp dụng để cho phép phục hồi tài nguyên trong chu kỳ công nghiệp và nông nghiệp.

Có một số tùy chọn quy trình rộng để cho phép xử lý nước thải năng lượng thấp hơn, bao gồm các hệ thống thụ động có dấu chân cao (đầm lầy, đầm phá), kỵ khí dòng chính năng lượng thấp (ví dụ, UASBs, Anaerobic MBR), cùng với các phương pháp loại bỏ nitơ thay thế như dòng chính Anammox (Wett và cộng sự, 2013). Những điều này được thảo luận thêm trong bài viết này. Tuy nhiên, hầu hết chỉ tập trung vào phục hồi năng lượng, với sự phân tán carbon, nitơ và phốt pho và có một số quy trình hạn chế nhằm phục hồi toàn bộ hoặc tăng cường các tài nguyên này.

Khái niệm phân vùng-phát hành-phục hồi
Verstraete (Verstraete et al., 2009) đề xuất tách các luồng thành các luồng lớn và nhỏ (M & m) tập trung và pha loãng. Các bộ công nghệ mặc định được xác định là xử lý dựa trên lọc (thẩm thấu ngược vi lọc trọng lực), với xử lý chất rắn và cô đặc bằng quá trình phân hủy kỵ khí (AD) và thu hồi các chất dinh dưỡng từ quá trình tiêu hóa mặc dù [ví dụ, thu hồi nitơ điện di (Mondor et al., 2008) và kết tủa phốt phát]. Verstraete cũng xác định các lựa chọn thay thế, bao gồm nồng độ sinh học thông qua các sinh vật phát triển nhanh chóng như các sinh vật bùn hoạt tính dị dưỡng.

Điều này đã được phát triển thêm, như là quá trình phát hành phân vùng-phục hồi phân vùng, sử dụng các tác nhân sinh học để loại bỏ có chọn lọc các chất dinh dưỡng và carbon khỏi pha lỏng (Batstone et al., 2015). Đây là một quá trình kết hợp và có thể mở rộng, có thể xử lý nước thải ở mức năng lượng đầu vào bằng không, và thu hồi nitơ, phốt pho và các chất hữu cơ có giá trị gia tăng hoặc các sản phẩm vi sinh từ hiệu quả. Một sơ đồ tổng thể được hiển thị trong Hình 1.

Khái niệm này đã được phát triển thêm bởi (Batstone et al., 2015), và được tóm tắt ở đây. Quá trình tổng thể có một điểm vào duy nhất (nước thải) và bốn lần xả chính:

(i) Nước, trong đó tải trọng thủy lực chính được phân tán qua nước có thể tái sử dụng, với giới hạn xả nitơ và biến dạng xác định tùy thuộc vào yêu cầu tái sử dụng, quy định địa phương và các tùy chọn công nghệ được chọn. Đây là sự phóng điện chính từ giai đoạn phân vùng trên mạng. Loại bỏ một phần chất dinh dưỡng với điều trị tiếp theo cũng có thể bị ảnh hưởng trong giai đoạn phân vùng, với điều trị xuôi dòng thông qua xử lý sinh học hoặc hóa học năng lượng thấp.

(ii) Khí sinh học, là dòng chìm chính cho năng lượng hóa học dư thừa. Đây là sản phẩm năng lượng từ giai đoạn phát hành trên mạng. Đây là một luồng năng lượng có giá trị tương đối thấp và mục tiêu tốt hơn cuối cùng có thể là phục hồi các chất hữu cơ như một sản phẩm có giá trị cao hơn (xem bên dưới).

(iii) Biosolids, chủ yếu bao gồm các chất hữu cơ trơ, chất dinh dưỡng không thể phục hồi và kim loại dư thừa. Đây là sản phẩm phụ từ giai đoạn phát hành ra bản phát hành. Dường như rất quan trọng để đạt được AD gần như hoàn chỉnh, nếu không thì phần lớn lợi ích bị mất trong quá trình sản xuất bùn dư thừa. Tuy nhiên, bioolids cũng có thể được sử dụng làm phân bón hữu cơ nếu chúng có đầy đủ các yêu cầu (Tontti et al., 2016).

(iv) Một dòng phân bón, là bồn chính cho nitơ, phốt pho và có thể là kali. Đây là sản phẩm có giá trị từ giai đoạn phục hồi trên mạng. Một lần nữa, là hóa chất hàng hóa, chúng có giá trị tương đối thấp, và mục tiêu cuối cùng tốt hơn có thể là tạo ra các sản phẩm có giá trị.

Tính năng khác biệt chính là giai đoạn phân vùng, có một số tác nhân khác nhau để sử dụng. Bao gồm các:

• Vi khuẩn dị dưỡng, trong đó cả năng lượng và điện tử tương đương cho sự tăng trưởng đều có nguồn gốc hóa học từ nước thải (với oxy là chất nhận điện tử dị hóa). Điều này thường được gọi là bùn hoạt tính tốc độ cao, hoặc xử lý giai đoạn A, và đã được áp dụng trong 20 năm (Jetten et al., 1997; Jimenez et al., 2015).

• Vi khuẩn kỵ khí phototrophic [đặc biệt là vi khuẩn phototrophic tím (PPB)], trong đó năng lượng cho sự tăng trưởng được lấy từ ánh sáng, nhưng các electron, carbon và chất dinh dưỡng từ nước thải. Điều này đã được chứng minh là một lựa chọn điều trị trong nước trong phòng thí nghiệm (Hülsen et al., 2014, 2016b). Mức độ sẵn sàng công nghệ (TRL) phải được nâng cấp trước khi ứng dụng thực sự của công nghệ để đạt được ít nhất TRL 7.

• Vi khuẩn quang hợp tảo và oxy, trong đó năng lượng cho sự tăng trưởng và dị hóa có nguồn gốc từ ánh sáng, điện tử từ nước phân tử, chất dinh dưỡng và carbon (nói chung là carbon dioxide). Riêng đối với điều trị dị dưỡng, điều này thường có sự tham gia của vi khuẩn hiếu khí, quá trình nitrat hóa và oxy hóa carbon thành CO2 (Cai et al., 2013). Có một số ví dụ về ứng dụng quy mô đầy đủ của các quy trình tảo, mặc dù việc phục hồi tài nguyên vẫn chưa được giải quyết đầy đủ (ví dụ: dự án ALL-GAS của EU FP7, n ° ENER / FP7 / 268208).

Đặc biệt là phototrophic là phôi trong tự nhiên và tảo vẫn đang được phát triển, và với ứng dụng trường hạn chế. Cả ba đều có những hạn chế cơ bản; đặc biệt là đầu vào năng lượng và hiệu quả sử dụng carbon đối với vi khuẩn dị dưỡng, nhu cầu carbon hòa tan đối với vi khuẩn kỵ khí quang, và hạn chế năng lượng ánh sáng và dấu chân đối với tảo. Tuy nhiên, cả ba đều cho phép tạo ra các sản phẩm giá trị gia tăng dưới dạng sinh khối (và các sản phẩm phụ khác) đại diện cho các nền tảng cho phép phục hồi tài nguyên.

Khái niệm khác đang nổi lên là tái thiết kế bùn hoạt tính thông thường, đặc biệt bằng cách xác định các sản phẩm phụ mới có giá trị cao hơn nhiều so với hàm lượng năng lượng thô của nước thải. Bùn hoạt tính tự nhiên tập trung các chất hữu cơ trong dòng bùn, với phân vùng-giải phóng-phục hồi nhằm mục đích tối đa hóa điều này. Tuy nhiên, trọng tâm song song là tăng cường bùn hoạt tính thông thường (Van Loosdrecht và Brdjanovic, 2014), với khả năng áp dụng rõ ràng cho các quy trình khác.

Các sản phẩm tăng cường nói chung có thể được chia thành các sản phẩm cung cấp cho các ngành công nghiệp hóa chất, là các chất hữu cơ tinh khiết và các hóa chất khác, và các vật liệu tổng hợp hoặc phức tạp phù hợp làm đầu vào số lượng lớn cho sản xuất, nông nghiệp hoặc thậm chí sử dụng cho người tiêu dùng.

Hóa chất hàng hóa bao gồm axit hữu cơ và rượu (bao gồm các chất hữu cơ có trọng lượng phân tử cao hơn), carbon dioxide, chất dinh dưỡng tinh khiết và kim loại. Chúng được thảo luận thêm dưới đây, nhưng đặc biệt đối với chất hữu cơ, hai con đường chính là lên men và chiết xuất sản phẩm lên men (Kleerebezem và Van Loosdrecht, 2007), hoặc thu hồi chất hữu cơ dưới dạng nồng độ, và chuyển đổi thành syngas để cải cách tiếp theo (Batstone và Virdis, 2014). Cả hai đều không thực tế ở nồng độ rất thấp có sẵn trong nước thải, và được áp dụng tốt hơn trên các dòng bùn.

Từ góc độ giá trị, tốt hơn nhiều là sản xuất các sản phẩm composite. Chúng bao gồm thao tác bùn hoạt tính để tạo ra polyhydroxyalkanoates (PHA) (Kleerebezem và Van Loosdrecht, 2007), hoặc hỗn hợp PHA, sản xuất các loại exo-polysacarit chuỗi dài, đặc biệt là alginate (Sam và Dulekgurgen, 2016) bùn hạt hiếu khí (Lin et al., 2010), và thậm chí phục hồi trực tiếp các sợi phổ biến như cellulose trong nước thải (Van Loosdrecht và Brdjanovic, 2014). Chúng có giá trị, hoặc thậm chí độc đáo. Tuy nhiên, sản xuất thường chỉ sử dụng một phần tài nguyên – carbon (hoặc nitơ) có sẵn trong nước thải, và do đó nên là một phần của chiến lược thu hồi tài nguyên lớn hơn.

Phục hồi tài nguyên cho nền kinh tế tròn
Như đã lưu ý ở trên, có một loạt các chiến lược phục hồi có sẵn, với sự khác biệt hơn nữa dựa trên sản phẩm. Chúng cung cấp cho hầu hết các loại sản xuất nông nghiệp và hóa chất, bao gồm cả tiềm năng, tiết kiệm năng lượng (bao gồm cả nhiên liệu xe), hóa chất thô, sản xuất và đầu vào công nghiệp hỗn hợp, phân bón, thức ăn chăn nuôi, các yếu tố khác, và thậm chí cả các sản phẩm tiêu dùng. Phần này tóm tắt nhiều sản phẩm chính. Một biểu diễn sơ đồ của các đường thu hồi tài nguyên và năng lượng chung trong nhà máy xử lý nước thải được thể hiện trong Hình 2.

Nhiên liệu sinh học
Việc chuyển đổi dòng nước thải giàu hữu cơ thành năng lượng sinh học có một lịch sử lâu dài, đặc biệt là thông qua AD (Mccarty et al., 2011). Một số công nghệ đang được phát triển hiện nay để chuyển đổi chất hữu cơ thành năng lượng sinh học như biohydrogen, diesel sinh học, ethanol sinh học và nhiên liệu tế bào vi khuẩn; tuy nhiên, tính khả thi hiện tại của chúng là rất xa so với hệ thống yếm khí.

Khí sinh học
Phân hủy kỵ khí là một công nghệ thương mại được áp dụng để chuyển đổi dòng nước thải hữu cơ đô thị và công nghiệp thành năng lượng tái tạo dưới dạng khí sinh học giàu metan (Batstone và Virdis, 2014). Mặc dù phục hồi năng lượng, AD vẫn có những ưu điểm quan trọng khác như hiệu quả loại bỏ chất hữu cơ cao, sản xuất bùn dư thấp và yêu cầu không gian thấp (van Lier et al., 2015). Ngày nay, cơ sở hạ tầng AD được sử dụng để xử lý nhiều loại chất thải hữu cơ bao gồm (i) bùn thải, (ii) phân động vật, (iii) chất thải công nghiệp giấy và thực phẩm, bao gồm cả chất thải giết mổ, (iv) cây trồng năng lượng và tàn dư thu hoạch, bao gồm cả vi tảo và (v) phần hữu cơ của chất thải rắn đô thị (MSW) (Romero-Güiza et al., 2016). Tuy nhiên, cấu hình bể phân hủy ít đa dạng hơn vì hầu hết các nhà máy AD đều là lò phản ứng bể khuấy liên tục hoặc lò phản ứng tầng tốc độ cao (ví dụ, chăn bùn kỵ nước chảy ngược và lò phản ứng bùn hạt mở rộng) được sử dụng cho dòng nước thải có độ hạt cao và hòa tan cao Lier và cộng sự, 2015; Romero-Güiza và cộng sự, 2016). Tuy nhiên, sự phát triển thành công và nhanh chóng của lò phản ứng sinh học màng kỵ khí (AnMBR) sẽ tiếp tục mở rộng ứng dụng AD vào một loạt các chất nền mới trong một thời gian ngắn (ví dụ, dược phẩm, nước thải đô thị, hóa dầu và nhà máy rượu, trong số những thứ khác) (Dereli et al., 2012). AnMBR, kết hợp các lợi thế của AD và lọc màng, đại diện cho một sự thay thế âm thanh cho các lò phản ứng giường tốc độ cao cho AD chuyên sâu (Smith et al., 2012). Ưu điểm chính của AnMBR so với các hệ thống giường tốc độ cao là tổng lưu giữ các hạt. Do đó, AnMBR (i) tạo ra các chất lượng cao (không có chất rắn và mầm bệnh) và (ii) giữ lại các cộng đồng vi sinh vật đặc biệt có khả năng làm giảm các chất ô nhiễm cụ thể và / hoặc chịu được nồng độ chất ức chế cao hơn bất kể tính chất kết tụ hoặc lắng đọng của nó (Dereli et al ., 2012). Lợi thế của quy trình thứ hai là chìa khóa để xử lý dòng nước thải ô nhiễm nặng từ nhiều ngành công nghiệp.

Việc triển khai AnMBR như một quy trình chính cho các nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt dường như là một công nghệ đầy hứa hẹn để cải thiện tính khả thi về kinh tế của các nhà máy này (Smith et al., 2014). Ưu điểm chính của cấu hình này là khả năng phục hồi phần lớn tiềm năng năng lượng trong nước thải chứ không phải là phần hiện được thu hồi bằng xử lý hiếu khí, trong đó tiềm năng năng lượng của chất hữu cơ hòa tan không được phục hồi mà bị loại bỏ bởi hiếu khí thâm dụng năng lượng các quy trình (Mccarty et al., 2011). Theo Mccarty et al. (2011) xử lý kỵ khí hoàn toàn cho nước thải đô thị bằng AnMBR sẽ tăng gấp đôi sản lượng năng lượng của DWWTP và sản xuất năng lượng sẽ vượt quá nhu cầu năng lượng DWWTP. Tuy nhiên, cân bằng năng lượng ròng được thực hiện bởi Smith et al. (2014) cho thấy sự phục hồi năng lượng sẽ chủ yếu phụ thuộc vào cường độ nước thải đô thị, thông lượng màng và năng lượng dành cho kiểm soát ô nhiễm. Tuy nhiên, tính khả thi của AnMBR dự kiến ​​sẽ tăng lên khi công nghệ trưởng thành (Mccarty et al., 2011; Dereli et al., 2012; Smith et al., 2014). Bên cạnh việc thu hồi năng lượng thông qua sản xuất khí sinh học, AnMBR có lợi thế hơn các hệ thống hiếu khí thông thường bao gồm sản xuất bùn dư thừa thấp hơn và chất lượng hiệu quả cao hơn về chất rắn và mầm bệnh (Dereli et al., 2012; Smith et al., 2014). Điều thứ hai đặc biệt có liên quan khi tái sử dụng nước thải (ví dụ, tưới tiêu cảnh quan và cây trồng và tiêu dùng trong nước / công nghiệp) trở thành một thông lệ (Mccarty et al., 2011). Hạn chế chính của AnMBR trong xử lý nước thải đô thị là nhiệt độ tâm thần (<20 ° C) là lựa chọn khả thi về mặt kinh tế duy nhất ở vùng khí hậu ôn đới và lạnh (Smith et al., 2012; Gouveia et al., 2015). Hoạt động của AnMBR ở nhiệt độ thấp không chỉ làm chậm động học của tất cả quá trình sinh học (suy thoái các hợp chất hữu cơ và tăng trưởng sinh khối) mà còn làm tăng lượng metan hòa tan trong khí vì metan hòa tan gấp khoảng 1,5 lần ở 15 ° C so với 35 ° C C (Lettinga et al., 2001; Lin và cộng sự, 2013; Ozgun và cộng sự, 2013). Sự thu hồi khí metan hòa tan là chìa khóa để đạt được một hoạt động trung hòa năng lượng cho nước thải sinh hoạt mà còn để giảm phát thải khí nhà kính (Smith et al., 2014). Một số công nghệ đã được phát triển để giảm thiểu và thu hồi khí metan hòa tan trong hiệu quả. Giménez và cộng sự. (2012) đã báo cáo rằng hỗn hợp hỗ trợ khí sinh học tránh sự quá bão hòa và đảm bảo nồng độ metan hòa tan tối thiểu trong hiệu suất AnMBR (giá trị quá bão hòa trung bình cho hiệu suất AnMBR là 1,5). Tước khí metan hòa tan bằng không khí dường như là lựa chọn đơn giản nhất để giảm nồng độ metan dưới nồng độ bão hòa cũng như thêm oxy vào dòng điện tử (Mccarty et al., 2011). Việc sử dụng màng khử khí cũng đã được đề xuất (Bandara et al., 2011); tuy nhiên, nhu cầu năng lượng có thể cao hơn năng lượng được phục hồi. Một cách khác là sử dụng khí metan hòa tan làm nguồn carbon cho methanotrophs, có thể kết hợp với quá trình sinh học khác như khử nitrat (Strong et al., 2015) và sản xuất nhựa sinh học (Strong et al., 2016).

Mặc dù xử lý kỵ khí hoàn toàn đối với nước thải đô thị có khả năng thu hồi hàm lượng năng lượng hữu cơ của nước thải, việc tái tạo DWWTP kỵ khí hiện tại cho các cơ sở kỵ khí có thể tốn kém và do đó chỉ có thể đối với cơ sở hạ tầng mới (Mccarty et al., 2011).

Một cơ hội khác để giảm nhu cầu năng lượng trong DWWTP là đồng tiêu hóa kỵ khí (AcoD) (Mata-Alvarez et al., 2011). AcoD, AD đồng thời của hai hoặc nhiều chất nền, là một cách tiếp cận đã được chứng minh để khắc phục nhược điểm của tiêu hóa đơn lẻ, thúc đẩy sản xuất năng lượng trong các nhà máy AD để chuyển chất thải ra khỏi bãi rác để tái sử dụng trong khi sử dụng cơ sở hạ tầng hiện có (Jensen et al., 2014; Mata-Alvarez và cộng sự, 2014). AcoD đặc biệt hữu ích cho các hệ thống AD đang hoạt động dưới công suất và do đó có thể nhận chất thải tại chỗ hoặc chất thải bên ngoài để xử lý kết hợp. Mặc dù giá trị tài liệu là khan hiếm, nhưng có tới 30% công suất dự phòng đã được báo cáo cho các bể phân hủy bùn thải DWWTP (Fonoll et al., 2015). MSW và chất thải rau quả từ các ngành công nghiệp chế biến thực phẩm là các chất đồng được nghiên cứu và ứng dụng nhiều nhất trong các bể phân hủy nước thải; và một số kinh nghiệm AcoD toàn diện thành công tại DWWTP đã được báo cáo (Mata-Alvarez và cộng sự, 2014). Zupančič et al. (2008) lần lượt tăng 45 và 130% năng lượng nhiệt và điện, khi tăng tốc độ tải của bể phân hủy bùn thải Velenje DWWTP (Slovenia, 50.000 p.e.) 40% (dựa trên COD) với MSW. Tương tự, Koch et al. (2016) đã báo cáo rằng năng lượng tự tạo tại DWWTP Garched / Alz (Đức, 30.000 pe) tăng từ 25% lên đến 78% khi thêm 10% chất thải thực phẩm (dựa trên khối lượng) và thay thế các đơn vị nhiệt và đốt cháy cũ . Các tác giả cũng ước tính rằng DWWTP có thể tự cung cấp nếu liều thực phẩm được tăng lên 16% (Koch et al., 2016). Tuy nhiên, tính khả thi của việc sử dụng MSW (thậm chí được sắp xếp) làm chất nền phụ thuộc vào chi phí thực hiện và vận hành của điều hòa MSW (loại bỏ vật liệu không mong muốn và giảm kích thước hạt). Trong vấn đề này, Krupp et al. (2005) và Bolzonella et al. (2006) đã báo cáo chi phí công nghiệp là 50 và 40 € mỗi tấn cho quá trình đồng tiêu hóa của MSW tại Wiesbaden (Đức, 130.000 p.e.) và Treviso (Ý, 70.000 p.e.) DWWTP, tương ứng. AcoD giữa chất béo, dầu và mỡ (FOG) từ buồng nghiền DWWTP và bùn thải cũng đã được thử nghiệm trong một số DWWTP (Long et al., 2012). Việc sử dụng chất thải tại chỗ này không chỉ cho phép cải thiện hiệu suất của các chất phân hủy mà còn thể hiện tiết kiệm chi phí xử lý chất thải bên ngoài nhà máy. Tuy nhiên, liều lượng FOG bị giới hạn ở tốc độ tải thêm là 1,01,5 kgVS m-3 d-1 do ức chế axit béo chuỗi dài (Mata-Alvarez et al., 2014).

Rõ ràng là nhu cầu làm cho DWWTP trung hòa năng lượng đang biến AcoD thành một thực tiễn mới nổi; trên thực tế, có khả năng hầu hết DWWTP kích thước trung bình đến lớn sẽ sớm thực hành AcoD (Arnell et al., 2016). Mặc dù năng suất khí sinh học cao hơn, việc triển khai AcoD có tác động đến hiệu suất DWWTP như hàm lượng dinh dưỡng trên bề mặt, khả năng thoát nước bùn, chất lượng sinh học và thành phần khí sinh học (ví dụ H2S); tất cả đều ảnh hưởng trực tiếp đến cân bằng kinh tế DWWTP. Theo nghĩa này, Arnell et al. (2016), người đã lập mô hình AcoD bằng cách sử dụng Mô hình mô phỏng điểm chuẩn số. 2, quan sát thấy rằng trong khi AcoD có tác động tích cực đến việc sản xuất mêtan, nó ảnh hưởng tiêu cực đến chất lượng nước và chỉ số sục khí cũng như tăng sản lượng bùn. Do đó, lựa chọn đồng thời và liều lượng cần được đánh giá cẩn thận vì các quyết định ngẫu nhiên hoặc heuristic về tỷ lệ đồng chất có thể ảnh hưởng tiêu cực đến hiệu suất DWWTP (Mata-Alvarez et al., 2011).

Biohydrogen
Hydrogen (H2) đã nổi lên như một chất mang năng lượng có giá trị vì nó không tạo ra CO2 trong quá trình đốt cháy và nó có mật độ năng lượng cao trên mỗi đơn vị khối lượng (Roy và Das, 2015). Các công nghệ vượt trội cho sản xuất H2 sử dụng nhiên liệu hóa thạch, tiêu thụ nhiều năng lượng và có lượng khí thải carbon cao; bao gồm cải cách hơi nước tự nhiên (sản xuất 50% thế giới), cải cách dầu (30%) và khí hóa than (18%) (Dincer và Acar, 2015; Roy và Das, 2015). Sản xuất hydro bền vững cần dựa vào các công nghệ thân thiện với môi trường và hiệu quả chi phí (Dincer và Acar, 2015; Kumar et al., 2015). Các quá trình sinh học, cả tự dưỡng (ví dụ, phân hủy sinh học) và dị dưỡng [ví dụ, lên men ảnh và lên men tối (DF)], là một trong những phương pháp lành tính hơn với môi trường để sản xuất H2 (Das và Veziroglu, 2008; Dincer và Acar, 2008). Tuy nhiên, DF là công nghệ duy nhất hoàn thành mục tiêu kép là xử lý chất thải và thu hồi năng lượng vì nó sử dụng chất thải hữu cơ và nước thải làm nguyên liệu (Han và Shin, 2004; Das và Veziroglu, 2008).

Lên men tối là một quá trình (một phần của quá trình AD đầy đủ) trong đó vi khuẩn kỵ khí và vi khuẩn phân hủy chất nền giàu carbohydrate thành các hợp chất hữu cơ đơn giản hơn [chủ yếu là axit béo dễ bay hơi (VFA)] với việc sản xuất đồng thời H2 (Turon et al., 2016). Tính khả thi của DF phần lớn bị hạn chế bởi năng suất hydro thấp, tối đa là 4 mol H2 mỗi mol glucose (tức là, nó chỉ có thể phục hồi tối đa 33% hàm lượng năng lượng sinh khối). Tuy nhiên, giá trị tài liệu sử dụng nuôi cấy hỗn hợp và dòng chất thải thực (ví dụ, chất thải thực phẩm, nguyên liệu lignocellulose, chất thải công nghiệp) hiếm khi vượt quá 2 mol H2 mỗi mol glucose (Ghimire et al., 2015; Zhang và cộng sự, 2016) . Bên cạnh sản lượng H2 thấp, tính khả thi thương mại của DF còn bị hạn chế bởi một số yếu tố khác, bao gồm (i) kiểm soát sản phẩm cuối quá trình và sản lượng H2, (ii) làm giảm sự hiện diện của các vi sinh vật tiêu thụ H2 như methanogens và homoacetogens, và (iii ) sử dụng khí đốt sinh học DF, như dễ cháy trong pin nhiên liệu hydro (Levin và Chahine, 2010; Ghimire et al., 2015; Roy và Das, 2015). Hơn nữa, các chất nền có khả năng phân hủy sinh học kém như bùn hoạt tính và cặn lignocellulose cần được xử lý trước (ví dụ: siêu âm, axit, kiềm và nhiệt) để đạt được sản lượng H2 chấp nhận được (Noike và Mizuno, 2000; Cai et al., 2004; Levin và cộng sự, 2006; Panagiotopoulos và cộng sự, 2009).

Dường như DF sẽ không thay thế AD trung hạn như là công nghệ chính để chuyển đổi chất thải và nước thải giàu chất hữu cơ thành năng lượng sinh học. Tuy nhiên, khả năng DF tạo ra một VFA giàu (chủ yếu là acetate và butyrate) khiến nó rất hấp dẫn khi được kết hợp với quy trình khác để sản xuất năng lượng và hóa học cũng như ổn định hơn nữa hiệu quả của DF. Quá trình sinh học có thể được kết hợp với DF bao gồm quá trình quang hóa (sản xuất H2), tế bào điện phân vi khuẩn (sản xuất H2), AD (sản xuất metan), nuôi cấy vi tảo (sản xuất các sản phẩm giá trị gia tăng), nhựa sinh học (sản xuất PHA) và khử sunfat thành H2S (kết tủa kim loại) (Muyzer và Stams, 2008; Ghimire et al., 2015; Roy và Das, 2015; Turon et al., 2016). So với các giải pháp thay thế chưa phát triển, sự kết hợp của DF và AD trong hệ thống kỵ khí hai pha thể hiện sự điều chỉnh hợp lý cho cơ sở hạ tầng AD tồn tại (Cavinato et al., 2011; Giuliano et al., 2014). DF theo quy trình AD (còn được gọi là biohythane) tạo ra khí sinh học giàu H2 giúp cải thiện hiệu suất nhiệt và sản lượng điện cũng như giảm phát thải chất ô nhiễm của động cơ đốt (Porpatham et al., 2007; Moreno et al., 2012). Mặc dù hiệu quả cao hơn của AD hai giai đoạn so với cấu hình AD một giai đoạn truyền thống đã được chứng minh phần lớn (Liu và cộng sự, 2006; Ge et al., 2010; Riau et al., 2012; Schievano et al., 2014 ), việc triển khai toàn diện chỉ chiếm một phần nhỏ trong cơ sở hạ tầng AD hiện có để xử lý nước thải và nước thải đô thị. Ví dụ, ở châu Âu, hệ thống hai pha chỉ chiếm 7% cơ sở hạ tầng AD xử lý MSW (∼250 nhà máy) (De Baere và Mattheeuws, 2015). Theo De Baere và Mattheeuws (2000, 2010), những lợi thế của hệ thống hai giai đoạn là không đủ để bù đắp chi phí đầu tư cao hơn và độ phức tạp hoạt động. Mặt khác, một hệ thống nhiều giai đoạn (hai hoặc nhiều lò phản ứng) là cấu hình được áp dụng nhiều nhất ở Đức để xử lý phân động vật, cây năng lượng và các chất nền khác; tuy nhiên, các điều kiện xử lý được thiết lập để tối đa hóa việc thu hồi khí mê-tan và giảm thiểu khí thải thay vì tạo ra H2 (Weiland, 2006; Lebuhn et al., 2014).

Diesel sinh học
Diesel sinh học là nguồn năng lượng trung tính carbon để thay thế một phần nhiên liệu hóa thạch, đặc biệt là trong lĩnh vực giao thông, chịu trách nhiệm 23% lượng khí thải nhà kính trên thế giới (Muniraj et al., 2015; Zhang và cộng sự, 2016). Mặc dù H2 và metan (sau khi nâng cấp khí sinh học) cũng có thể được sử dụng làm nhiên liệu xe cộ, dầu diesel sinh học đại diện cho một sự thay thế mượt mà hơn vì nó có thể được sử dụng trong các động cơ hiện có cũng như cơ sở hạ tầng phân phối và cung cấp mà không cần sửa đổi lớn (Yusuf et al., 2011; Zhang et al., 2016). Ngày nay, hầu hết dầu diesel sinh học (> 95%) được sản xuất từ ​​quá trình transester hóa dầu thực vật ăn được (ví dụ, cải dầu, cọ, hẹ và đậu tương); cái gọi là nhiên liệu sinh học thế hệ đầu tiên. Tuy nhiên, do sự cạnh tranh giữa thực phẩm và nhiên liệu liên quan đến đất và nước, việc sản xuất dầu diesel sinh học từ các loại dầu không ăn được (nhiên liệu sinh học thế hệ thứ hai) đang thu hút sự chú ý (Ashraful et al., 2014; Jin et al., 2015).

Các vi sinh vật có dầu (vi khuẩn có thể tích lũy hơn 20% trọng lượng khô của chúng dưới dạng dầu) bao gồm vi tảo, nấm, nấm men và vi khuẩn, là một sự thay thế đầy hứa hẹn cho dầu thực vật vì chúng có tốc độ tăng trưởng nhanh hơn thực vật (Jin et al., 2015 ; Muniraj và cộng sự, 2015). Chi phí nguyên liệu là một trong những thách thức chính để làm cho dầu diesel sinh học có lợi nhuận; do đó, sự kết hợp giữa sản xuất lipid của vi sinh vật và chất thải và xử lý nước thải đã được kiểm tra cẩn thận (Ashraful et al., 2014; Jin et al., 2015; Muniraj et al., 2015). Trong số đó, sự kết hợp giữa xử lý nước thải đô thị và nhiên liệu sinh học dựa trên vi tảo bằng vi tảo quang trong ao tảo tốc độ cao đã được nghiên cứu phần lớn (Craggie et al., 2011; Park et al., 2011; Pittman et al., 2011; Mehrabadi et. al., 2015). Tuy nhiên, phương pháp này vẫn bị hạn chế bởi một số nhược điểm liên quan đến tốc độ tăng trưởng của vi tảo, năng suất lipid và chiết xuất lipid. Trong khi các thách thức chiết xuất lipid được chia sẻ giữa tất cả các vi sinh vật có dầu (Millsge và Heaven, 2014; Jin và cộng sự, 2015), những hạn chế ảnh hưởng đến tốc độ tăng trưởng của vi tảo quang và năng suất lipid bao gồm (i) sự thâm nhập ánh sáng và tế bào che phủ lẫn nhau, (ii) về chất dinh dưỡng và CO2, (iii) tránh ô nhiễm bởi vi khuẩn và các hợp chất độc hại từ nước thải, và (iv) đạt được năng suất lipid cao ở tốc độ tăng trưởng cao hơn là trong điều kiện xử lý căng thẳng (Scott et al., 2010; Liang, 2013; Ward và cộng sự, 2014; Mehrabadi và cộng sự, 2015). Vi tảo dị dưỡng có thể khắc phục hầu hết các hạn chế liên quan đến nuôi cấy vi tảo quang với tốc độ tăng trưởng nhanh hơn và năng suất lipid cao hơn (Miao và Wu, 2006; Lowrey et al., 2015). Tuy nhiên, mục tiêu kép của xử lý nước thải đô thị và sản xuất lipid hiện không khả thi (Liang, 2013). Vi tảo dị dưỡng cũng đã được nuôi trồng thành công bằng cách sử dụng một số dòng chất thải và nước thải bao gồm mật rỉ (mía, lúa miến), glycerol thô (sản phẩm phụ của sản xuất diesel sinh học), đường từ các nguyên liệu lignocellulose và các chất giàu VFA từ DF et al., 2016). Sự kết hợp giữa sản xuất bioH2 và diesel sinh học của vi tảo dị dưỡng dường như là một cách tiếp cận thú vị để đạt được xử lý chất thải và thu hồi năng lượng. Tuy nhiên, những thách thức chính là điều chỉnh DF (pH, HRT và nhiệt độ) theo hướng phân phối và nồng độ VFA mong muốn, cũng như tránh ô nhiễm vi khuẩn (Turon et al., 2016). Cuối cùng, điều đáng chú ý là nấm, nấm men và vi khuẩn đang nổi lên như những nhà sản xuất dầu vi sinh. Mặc dù phương pháp này vẫn đang ở giai đoạn đầu, tốc độ tăng trưởng cao, năng suất và sản lượng của chúng trong khi sử dụng nhiều nguồn carbon khác nhau khiến chúng trở thành một lựa chọn đáng để xem xét thay thế cho lipid vi sinh vật cơ sở vi tảo (Muniraj et al., 2015; Whiffin et al., 2016; Zhang và cộng sự, 2016).

Biopolyme
Polyhydroxyalkanoates (PHA) là các polyme được sản xuất sinh học có tính chất cơ nhiệt tương tự như nhựa có nguồn gốc hóa dầu như polyetylen và polypropylen (Laycock et al., 2013). Các PHA phổ biến nhất là các homopolyme của 3-polyhydroxybutyrate (PHB) và copolyme với 3-hydroxyvalates (HV). Các monome PHA khác bao gồm, 3-hydroxybutyrate, 3-hydroxy-2-methylbutyrate, 3-hydroxyvalates và 3-hydroxy-2-methylvalates và 3-hydroxyhexanoate (Pisco et al., 2009). PHA là một cơ chế vi sinh phổ biến trong tự nhiên để lưu trữ carbon và năng lượng trong các tế bào dưới điều kiện phát triển và dinh dưỡng không thuận lợi như các tiểu thể không hòa tan trong tế bào chất. Sự chuyển hóa tổng hợp PHA được mã hóa bởi gen phaC, đặc trưng của các vi khuẩn có khả năng lưu trữ PHA.

Mặc dù sản xuất PHA là một quy trình nổi tiếng, nhưng sản xuất của nó như một loại hàng hóa sinh học bị cản trở bởi: (i) việc sử dụng các nền văn hóa tinh khiết và nguyên liệu vô trùng, góp phần vào việc sản xuất chi phí cao, (ii) sản lượng PHA từ các nền văn hóa hỗn hợp, và (Iii) phương pháp chiết xuất và tinh chế (Fernandez-Dacosta et al., 2015). Tuy nhiên, do sự quan tâm đáng kể đến nền kinh tế sinh học mới nổi, nhiều dòng chất thải và nguyên liệu có giá trị thấp là mục tiêu phù hợp cho sản xuất nhựa sinh học, bao gồm nước thải đô thị và bùn thải, và chất thải công nghiệp nông nghiệp (ví dụ như rỉ mật, nhà máy giấy, nhà máy dầu và sữa ), và dành glycerol. Việc sử dụng dòng chất thải kết hợp với nuôi cấy vi sinh vật hỗn hợp đã làm tăng tính khả thi và tính bền vững của các chất độc sinh học do chi phí liên quan đến nguyên liệu giảm, và việc vận hành và bảo trì quy trình được đơn giản hóa.

Hiện tại, cấu hình phổ biến nhất của quy trình sản xuất PHA là quy trình gồm ba bước, trong đó các cấu hình lò phản ứng và vi khuẩn khác nhau có liên quan. Bước đầu tiên là quá trình lên men của dòng chất thải, nơi vi khuẩn thủy phân và lên men phân hủy các chất hữu cơ phức tạp thành các hợp chất dễ phân hủy sinh học, như VFA. Bước thứ hai là làm giàu, trong đó bùn hoạt tính là sinh khối hạt giống phổ biến nhất. VFA được sản xuất trước đây được sử dụng theo chiến lược cho ăn năng động (ví dụ: bằng cách áp đặt bữa tiệc / nạn đói và sự hiện diện / vắng mặt của người cho điện tử) để làm giàu bùn hạt giống với các vi khuẩn có khả năng lưu trữ PHA cao. Cuối cùng, bước thứ ba bao gồm tích lũy PHA trong các hệ thống theo lô, trong đó hàm lượng biopolymer của cộng đồng được làm giàu trước đó được tối đa hóa (Albuquerque et al., 2013; Moralejo-Garate et al., 2014).

Trong bước tiền lên men, các dòng chất thải phức tạp được lên men để thu được VFA, hóa chất tiền chất có thể được sử dụng như nguồn carbon dễ dàng và dễ đọc để sản xuất PHA, tăng năng suất tích lũy PHA. Mặc dù việc sử dụng trực tiếp các dòng không lên men là có thể, các chất nền phức tạp có thể không bị suy giảm hoàn toàn, do đó làm giảm năng suất tích lũy. Hơn nữa, người ta đã phát hiện ra rằng các chất nền phức tạp có thể thúc đẩy sự tăng trưởng của sinh khối không lưu trữ PHA (Albuquerque et al., 2011; Basset et al., 2016). Mặc dù chất thải lên men trước có thể được coi là một bước bổ sung có thể làm tăng chi phí nhưng nó cũng có thể tạo ra cơ hội trong một khái niệm nền kinh tế tuần hoàn. Như thể hiện trong (Peces et al., 2016) bùn chính có thể được lên men trước một cách rẻ tiền trong bể mở ở 20 ° C thu được dòng giàu VFA và tăng sản lượng mêtan của phần rắn còn lại, cải thiện tính khả thi của quy trình.

Bước làm giàu là rất quan trọng để chọn vi sinh vật có khả năng lưu trữ PHA cao và giảm dân số không lưu trữ PHA. Bước làm giàu đã cho thấy cải thiện việc lưu trữ năng suất PHA từ 4 đến 40% 64% (% PHA bằng tế bào khô) sau 50 ngày làm giàu thông qua nuôi dưỡng động hiếu khí (Lee et al., 2015), trong đó quy trình làm giàu phụ thuộc vào ( i) chiều dài chu kỳ, (ii) sự vắng mặt và sự hiện diện của nguồn carbon trong một hệ thống hiếu khí, và (iii) sự vắng mặt xen kẽ và sự hiện diện của một chất nhận điện tử (aereation). Mặc dù vi khuẩn có khả năng lưu trữ PHA rộng rãi, một số vi khuẩn lưu trữ PHA được tìm thấy sau khi làm giàu thuộc về chi và loài Amaricoccus (Lemos et al., 2008) Azoarcus, Thauera, Paracoccus (Albuquerque et al., 2013; Carvalho et al. ., 2014) Acidovorax, Zooglea sp. (Rhodocycales), Hydrogenophaga. Rhodococcus (Morgan-Sagastume et al., 2015) Flavisolibacter (Janarthanan và cộng sự, 2016), Lampropedia hyalina (Villano et al., 2010b).

Trong bước tích lũy, sinh khối được làm giàu được chuyển vào các lò phản ứng được cho ăn theo đợt, trong đó năng suất cuối cùng sẽ phụ thuộc vào một số yếu tố (i) loại chất nền, (ii) giới hạn nitơ (amoniac), (iii) pH, (iv) tải hữu cơ tỷ lệ và (v) chiều dài chu kỳ tích lũy (Johnson et al., 2010; Chen và cộng sự, 2013; Pittmann và Steinmetz, 2014). Giang và cộng sự. . ). Tuy nhiên, sự phân bố monomeric của PHA sẽ ảnh hưởng trực tiếp đến các tính chất của nhựa sinh học, do đó, không chỉ mong muốn có năng suất PHA cao mà còn là một chế phẩm sinh học ổn định và mạnh mẽ. Thành phần biopolymer được biết là phụ thuộc vào phân phối VFA của nguyên liệu trong quá trình tích lũy (Laycock et al., 2013), trong đó propionate có tương quan với tỷ lệ HV cao hơn (Serafim et al., 2008); nhưng cũng có thể phụ thuộc vào con đường trao đổi chất được sử dụng của sinh khối lưu trữ PHA khác nhau. Gần đây, Janarthanan và cộng sự. (2016) đã phát hiện ra rằng sự biến động trong quần thể vi sinh vật của nền văn hóa được làm giàu bằng cách sử dụng whey thấm lên men không tương quan với thành phần biopolyme cuối cùng nhưng với tỷ lệ acetate-propionate trong thức ăn hỗn hợp, cho thấy sản xuất PHA hỗn hợp như một quá trình chức năng mạnh mẽ. Ngược lại, Carvalho et al. (2014) đã phát hiện ra rằng các chi phối làm giàu vi lượng lưu trữ PHA là Paracc Focus, chất sinh học cuối cùng bao gồm 13% HV, trong khi cộng đồng do Tahurea / Azoarcus thống trị thì hàm lượng HV cao hơn (20%). Tuy nhiên, vẫn chưa có sự đồng thuận trong tài liệu về mức độ thay đổi dân số vi sinh vật trong phân phối cuối cùng của PHA.

Việc sản xuất PHA có thể được kết hợp với các quy trình của nhà máy xử lý nước thải khác như loại bỏ chất hữu cơ và chất dinh dưỡng. Chẳng hạn, Morgan-Sagastume et al. (2015) đã tích hợp thành công bước làm giàu lưu trữ PHA với việc xử lý COD dễ phân hủy sinh học từ nước thải có ảnh hưởng, với mức loại bỏ COD trung bình là 70% trong SBR bữa tiệc quy mô thí điểm / nạn đói. Cộng đồng lưu trữ PHA được làm giàu đã được chuyển đến lò phản ứng tích lũy PHA, nơi nó được nuôi bằng dòng giàu VFA từ quá trình lên men bùn hoạt tính thu được năng suất PHA 38% PHA bằng tế bào khô. Trong cùng một khái niệm, Basset et al. (2016) đã trình bày một bữa tiệc hiếu khí mới và quá trình làm giàu nạn đói anoxic với SBR cắt ngắn, trong đó quá trình nitrat hóa / khử nitơ diễn ra với sự lựa chọn đồng thời sinh khối lưu trữ PHA. Các tác giả đã loại bỏ 83% nitơ và sinh khối có 11% PHA bằng tế bào khô.

Sự tích hợp của các đơn vị hoạt động khác nhau trong nhà máy xử lý cho phép cải thiện việc thu hồi chất dinh dưỡng và năng lượng từ nước thải. Một giải pháp thay thế kém phát triển hơn là sử dụng vi khuẩn methanotrophic để chuyển đổi các hợp chất C1, như metan, thành PHA. Methanotrophs chủ yếu là một nhóm nhỏ của gamma và alpha proteobacteria, có mặt trong một số môi trường tự nhiên oxy hóa metan thành carbon dioxide khi có oxy (Strong et al., 2016). Tuy nhiên, một số vi khuẩn methanotrophic đã được tìm thấy để sản xuất chất đồng nhất poly-3-hydroxybutyrate (PHB) từ metan trong điều kiện hạn chế chất dinh dưỡng. Khả năng này đã thu hút các nhà nghiên cứu, người ta quan tâm đến việc sử dụng metan làm nguồn thay thế để tạo ra các hợp chất có giá trị gia tăng (Karthikeyan et al., 2014; Strong et al., 2016). Lên đến 67% PHB có thể được sản xuất trên lý thuyết (Asenjo và Suk, 1986). Sản lượng PHB sử dụng nuôi cấy methanotrophic tinh khiết, chẳng hạn như Methylobacterium organophilum hoặc Methylocystis sp., Phạm vi từ 28 đến 57% bởi tế bào khô tùy thuộc vào điều kiện tích lũy được sử dụng (ví dụ, điều kiện giới hạn dinh dưỡng) (Weiland, 2006; Zuniga et al., 2011) . Việc sử dụng nuôi cấy hỗn hợp đã tập trung chủ yếu vào hỗn hợp tổng hợp methanotrophs trong điều kiện vô trùng, với năng suất PHB 25% bởi tế bào khô trong điều kiện hạn chế nitơ (Pieja et al., 2012) và 33% trong điều kiện hạn chế kali (Helm et al. , 2008). Tuy nhiên, việc tích hợp sản xuất PHA từ metan trong nền kinh tế tuần hoàn đòi hỏi phải phát triển hơn nữa (i) sử dụng các nền văn hóa hỗn hợp methanotrophic từ các nguồn tự nhiên thực sự, (ii) các quy trình làm giàu có thể tiếp cận và (iii) tăng trưởng cải thiện do metan và hạn chế chuyển khối oxy. Gần đây, Myung et al. (2015) đã làm phong phú thêm một nền văn hóa hỗn hợp methanotrophic cho sản xuất PHA bằng cách sử dụng bùn hoạt tính làm nguồn nuôi cấy. Việc làm giàu được thực hiện trong các chai huyết thanh 160 mL bằng cách sử dụng chiến lược lô thức ăn trong đó dân số bị chi phối bởi Methylocystis. Sinh khối được làm giàu có thể tích lũy 39% PHB bằng tế bào khô dưới sự giới hạn của nitơ. Việc cải thiện giới hạn chuyển khối có thể được tối ưu hóa bằng cách sử dụng các cấu hình lò phản ứng tốc độ cao (nghĩa là, cột giường đóng gói, lò phản ứng tầng sôi). Bằng cách ví dụ, Pfluger et al. (2011) đã làm phong phú một cộng đồng methanotrophic từ trầm tích suối nước nóng để sản xuất PHB trong lò phản ứng tầng sôi, dẫn đến màng sinh học mật độ cao đạt tới 20% 40% PHB nhờ tế bào khô khi thiếu nitơ. Cuối cùng, một giải pháp thay thế chưa được khám phá để giảm giới hạn chuyển khối metan có thể là tích hợp hiệu quả của AnMBR, giàu metan hòa tan sử dụng lò phản ứng tốc độ cao, để làm giàu và tích lũy PHA từ methanotrophs.

Protein đơn bào
Protein đơn bào (SCP), đề cập đến các vi sinh vật ăn được có hàm lượng protein cao, đã được áp dụng ở quy mô công nghiệp từ năm 1919 nhưng sau nhiều đột phá và tăng cường sản xuất SCP hàng loạt, ví dụ, men làm bánh, tiến bộ trong nhân giống cây trồng và nông nghiệp sau những năm 1950 chỉ đơn giản là vượt qua SCP dựa trên chi phí thấp hơn (Ugalde và Castrillo, 2002). Protein thực vật rất phong phú và rẻ tiền. Ngày nay, nguồn cung thực phẩm cho khoảng 7,0 tỷ người ước tính có liên quan đến nhu cầu ngày càng tăng đối với các nguồn lực hạn chế. Sự khan hiếm protein đặc biệt là ở các nước thế giới thứ ba là một vấn đề lớn và nhu cầu và chi phí của các nguồn protein thông thường cho tiêu dùng của người và động vật đang tăng lên, khiến hơn một tỷ người thiếu dinh dưỡng (FAO, 2009).

Đồng thời, việc chuyển đổi nitơ phân bón hiện tại thành protein thực vật có thể bị tổn thất vốn có với chỉ 30% nitơ kết thúc trong nhà máy do sự phân tán thông qua dòng chảy và bay hơi (Matassa et al., 2015) . Nhân giống cây trồng là nền tảng của chuỗi thức ăn trên toàn thế giới và hiện có khoảng 75 đến 80% đất nông nghiệp được sử dụng để trồng cây để nuôi gia súc (Foley et al., 2011; Cassidy et al., 2013). Tuy nhiên, biến đổi protein thực vật thành protein động vật làm tăng thêm tổn thất chuyển đổi (Flachowsky và Meyer, 2015). Tổng cộng, chỉ có khoảng 17% tổng lượng nitơ phân bón được giữ lại trong protein thực vật và thịt với phần còn lại bị tiêu tan (Bodirsky et al., 2014; Matassa et al., 2015). Việc sử dụng nitơ phân bón hiệu quả hơn nhưng cũng thu hồi nitơ hiệu quả hơn từ các nguồn thải, ví dụ, thông qua quá trình tái tổng hợp vi sinh vật có khả năng cho phép nền kinh tế tuần hoàn sinh học (Matassa et al., 2015). Nitơ đã sử dụng có thể được thu hồi và thu hoạch dưới dạng protein vi sinh từ các dòng chất thải (gần thu hồi 100%) (Shi et al., 2007; Hülsen et al., 2016b) và được sử dụng trực tiếp làm phân bón hữu cơ hoặc thức ăn cho động vật (Kobayashi và Tchan, 1973) cũng như con người (Becker, 2007). Điều này ít nhất sẽ phần nào khắc phục sự thiếu hiệu quả hiện tại, theo đó sự hồi sinh của SCP hứa hẹn các nguồn thực phẩm và phân bón thay thế cho tương lai.

Nguồn thay thế cho sản xuất protein
Protein đơn bào có thể được sản xuất bởi vi tảo, nấm và vi khuẩn và có thể được sử dụng để thay thế cho các sản phẩm nông nghiệp thông thường như bột cá và đậu nành, là thành phần chính trong công thức thức ăn cho nuôi trồng thủy sản và chăn nuôi (Van Huis et al., 2013). Nhiều nguồn SCP khác nhau đã được thử nghiệm làm phụ gia thức ăn cho gia súc, cừu, lợn, gia cầm và cá (Hintz et al., 1966). Những lợi thế chính của vi sinh vật để sản xuất protein là tăng trưởng nhanh, hàm lượng protein cao và khả năng phát triển trên một loạt các chất nền (Tusé và Miller, 1984). Những lựa chọn thay thế này ít phụ thuộc (hoặc hoàn toàn không) vào khí hậu, thời tiết, đặc điểm đất đai và đất có sẵn (Moraine và cộng sự, 1979).

Tuy nhiên, khả năng ứng dụng SCP làm phụ gia thức ăn phụ thuộc vào thành phần. Hầu hết các vi tảo có thể được cho ăn trực tiếp, ví dụ, gia súc nhưng thành tế bào tảo cần được tiêu hóa khi đưa thức ăn cho các sinh vật đơn bào (FAO, 2010). Mặc dù vi tảo thường ít tạo ra độc tố và một lượng đáng kể các loài khác nhau được sử dụng cho động vật cũng như dinh dưỡng của con người (ví dụ, tảo Spirulina, Scenedesmus, Chlorella, Dunaliella) (Becker, 2004), nguy cơ ô nhiễm với các loài sản sinh độc tố có thể chỉ được loại trừ trong các nền văn hóa thuần túy, theo đó văn hóa hỗn hợp, đặc biệt là trong các hệ thống mở, phải được giám sát chặt chẽ. Các vấn đề có thể phát sinh từ một số loài vi khuẩn lam có thể là một phần của tập đoàn và được biết là sản sinh độc tố (Aráoz et al., 2010).

Protein đơn bào từ sinh khối nấm, cụ thể là nấm men, đã được sử dụng trong một thế kỷ làm phụ gia thức ăn cho động vật và người (Ugalde và Castrillo, 2002). Tuy nhiên, tùy thuộc vào loài, SCP nấm có thể chứa nồng độ axit nucleic và mycotoxin tăng cao phải được loại bỏ trước khi sử dụng làm phụ gia thức ăn. Cả hai đều được biết là gây ra ảnh hưởng nghiêm trọng đến sức khỏe ở người cũng như động vật (Speijers và Speijers, 2004). Điều tương tự áp dụng cho sinh khối vi khuẩn. Tùy thuộc vào loài, toàn bộ nhiều loại endo- và exotoxin có thể được tạo ra (Anupama và Ravindra, 2000) và hàm lượng axit nucleic thường cao (lên đến 16% trọng lượng khô) làm hạn chế lượng tiêu thụ hàng ngày xuống một vài gram mỗi ngày (Hedenskog và Ebbinghaus, 1972). PPB (Shipman et al., 1975) thường không tạo ra độc tố và có hàm lượng axit nucleic tương đương với sinh khối tảo và có vẻ phù hợp làm phụ gia thức ăn (Ponsano et al., 2004). Một bản tóm tắt về thành phần SCP của các loại khác nhau được đưa ra trong Bảng 1.

Xử lý nước thải và sản xuất protein đơn bào
Việc lắp đặt quy mô lớn là cần thiết để tái tổng hợp protein từ thành phần nước thải với số lượng hợp lý. Đối với vi tảo, quá trình tái tổng hợp protein phụ thuộc vào nước thải, tải trọng và thời gian cư trú mà cả hiệu quả loại bỏ nitơ được báo cáo là từ 36 đến 87% đối với các ao tảo tốc độ cao mở (HRAP) (Shoener et al., 2014). Năng suất của các khu vực khác nhau giữa 1,6 và 23,5 gbiomass m-2d-1 (Hội đồng nghiên cứu quốc gia, 2012), theo đó carbon được cung cấp một phần từ nước thải nhưng CO2 được thêm vào trong hầu hết các trường hợp để thúc đẩy sự phát triển của tảo tự dưỡng (Park et al. , 2011). Giả sử nguồn cung cấp năng lượng mặt trời và carbon dồi dào, nitơ trở nên hạn chế cho quá trình tổng hợp protein. Theo quan điểm này, cơ chế chính để loại bỏ nitơ khỏi HRAP là tước amoni (Picot et al., 1991; El Halouani et al., 1993) và tới 50% nitơ bị tiêu tan và khoảng 25% bị vi tảo đồng hóa (García và cộng sự, 2000). Ngoài ra, xử lý nước thải không vô trùng có khả năng đa dạng hóa cộng đồng HRAP bao gồm các vi tảo, sinh vật phù du, mảnh vụn và mảnh vụn thực vật trên cạn, được gọi là Albazod tựa (Maazouzi et al., 2008) có khả năng ảnh hưởng đến vi khuẩn điển hình Thành phần SCP. Do chi phí đầu tư hiện tại vượt quá giá xử lý nước thải kinh tế với vi tảo trong các lò phản ứng sinh học kín (Posten, 2009), sản xuất SCP trong các hệ thống mở bị hạn chế và tổn thất chỉ thấp hơn một chút so với tổn thất nông nghiệp [tổn thất 70%, (Matassa et al., 2015)].