JP5551834B2 - 微好気性条件に曝される好冷性嫌気性分解生物反応器における硫化水素の生物酸化 - Google Patents

微好気性条件に曝される好冷性嫌気性分解生物反応器における硫化水素の生物酸化 Download PDF

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Description

関連出願及び文献の相互参照
この出願は、２０１０年１１月９日に提出された米国仮特許出願第６１／４１１６９０号からの優先権を主張し、その内容は参照によりその全体が組み込まれる。
本発明は、バイオガスから硫化水素を除去するための生物学的方法に関する。
農業、農業食品、都市及び産業由来の有機基質の嫌気性消化の間、再生可能エネルギーがバイオガスの形態で生成される。バイオガスはメタン、二酸化炭素及び硫化水素をそれぞれ７０〜８０％、２０〜３０％及び０．１〜４％の範囲の割合で含む。バイオガスを使用して熱及び電気エネルギーを生成する際、バイオガス中の硫化水素の存在が重要な課題を引き起こす。燃焼の間、この硫化水素は硫黄酸化物又は硫酸に変換され、このことはバイオガスを燃料にする装置の腐食を促進し、その寿命を縮め、エネルギー生成コストを実質的に増加する。硫黄を除去するための現在の技術（物理的又は化学的）は高価であり、農場スケールに経済的に適していない。
農業廃棄物の農場におけるメタン生成は、多くの環境上の利益を有するが、技術を農場環境及び規模に適合させる点に関して、いくらかの課題を伴いもする。これらの課題の一つは、主としてその水及び硫化水素（Ｈ2Ｓ）含有量に起因し得る、バイオガスの著しい腐食潜在性である。バイオガスの燃焼の間に形成される硫黄酸化物（ＳＯ2）は、バイオガス燃料装置の早まった劣化の原因になり得、生物反応器の周辺の構造を腐食し得る。更に、大気中へのその放出の後、ＳＯ2は酸性雨の原因となり得、その結果、森林劣化及び生物多様性の喪失の原因となり得る。
Ｈ2Ｓは、都市、農産工業又は農業廃棄物の嫌気性消化（ＡＤ）の間に生成される（Shchieder et al., 2003, Water Science Technology, 48(4): 209-212）。硫黄は、動物及び植物代謝の二つの必須アミノ酸であるメチオニン及びシステイン中に存在する。そのため、液体動物排泄物（manure）は硫黄に富み、６０００ｐｐｍの高さのＨ2Ｓ濃度を有するバイオガスを生成する。実験的及び商業的段階の両方で利用可能な、多くのバイガス精製技術がある（Abatzoglou et al., 2005, Biofuels, Bioproducts & Biorefining, 3(1): 42-71; Jensen et al., 1999, Enzyme and microbial technology, 17: 2-10）が、技術的及び経済的観点から、農場規模に適応するものはほとんどない。そのため、生物学的ルートは多くの利点を有し、バイオガス精製の分野における主要な研究の焦点である（Burgess et al., 2001, Biotechnology advances, 19: 35-63; Syed et al., 2006, Canadian Biosystems engineering, 48: 2.1-2.14）。
Ｈ2Ｓ放出を制御するための生物学的方法の一つは、ＡＤ生物反応器のガス相に制限された量の空気を注入することである。制限された酸素（Ｏ2）（微好気性）条件下において、微生物は硫黄元素（Ｓ0）へのＨ2Ｓの酸化の化学反応を促進するであろう。過剰な酸素の存在下において、微生物は代わりに高エネルギー収率を有する反応である、硫酸塩の生成を促進するであろう。以下の方程式を参照。
Figure 0005551834
Ｏ2はガス相経由又は液体相経由のいずれかで添加され得る。Ｏ2の一部は有機物の好気性酸化のために消費されるため、後者の選択肢はより多くの量の空気を必要とする（Jenicek et al., 2008, Water Science& Technology, 58(7): 1491-1496）。目標は、通常ＡＤスラッジ中に存在する通性好気性硫黄細菌の作用を、その目的はメタンを生成することである嫌気的過程に悪影響を及ぼすことなく、促進することである。実際に、過剰の酸素は偏性嫌気性細菌を妨げ得る（Cirne et al., 2008, Rev Environmental Science & Biotechnology, 7: 93-105）。
この生物学的に生成される硫黄の結晶形態は、化学的方法を用いて通常観察される形態とは異なる。これらの白又は淡黄色の斜方晶系結晶（Ｓ8）は、水と比較してそのより高い密度のため、沈降によって液体画分から分離され得る。負に帯電したポリマー分子は、Ｓ8原子核に結合すると考えられ、このことは硫黄にその疎水性を与える（Janssen et al., 1999, Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 151: 389-397）。固体硫黄は生物反応器廃液中にこのように見出され、他の栄養素（Ｎ、Ｐ及びＫ）と共に農業における使用のために利用可能である。この肥料は、農業収率を、特に野菜作物について、有意に高め得る（Grant et al., 2007, Canadian Journal of Plant Science, 87: 293-296）。
ＡＤ生物反応器において、硫酸塩還元菌（ＳＲＢ）及び水素化メタン生成菌（ＨＭ）は、液体相において利用可能な水素を競合する。溶存水素は、微生物活動に関連する加水分解及び酸発酵から生じる。ＳＲＢはこのＨ2を使用して、高濃度においてＳＲＢのみでなくＨＭに抑制作用を有するＨ2Ｓを生成する。そのため、具体的なメタン収率は、処理される基質中の高い硫黄含有量によって影響され得る。
Jenicekら（2008, Water Science & technology, 58: 1491-1496）は、活性スラッジを処理する二つの中温性ＡＤ生物反応器（ＢＲ１及びＢＲ２）における空気添加（dosing）の影響を研究した。空気はスラッジ再循環ループ（loop）に注入された。適用されたＯ2／Ｓ2-比は、ＢＲ１についての３．７とＢＲ２についての５．５との間であった。空気注入なしでのＨ2Ｓ濃度は、ＢＲ１については３０８４ｐｐｍ、ＢＲ２については５３３８ｐｐｍであった。結果は、数年にわたる運転で９９％の平均Ｈ2Ｓ減少を示し、２９ｐｐｍ〜５０ｐｐｍの廃液中の濃度であった。微好気性条件はプロセス性能を低下しないこともまた観察された。ＢＲ２についての具体的なＣＨ4収率は、空気注入の後に５０％増加し、他の生物反応器においては変化しないままであった。ＢＲ２について、廃液中の総固体に対する揮発性固体の比は、厳密に嫌気性の環境においては６５．８であり、微好気性の環境においては５９．７であり、ＢＲ１においては変化しないままであった。ＢＲ２の性能の改善を説明するために、生物反応器は、酸化が始まる前に高いＨＳ-濃度によって阻害されることを仮定した。この方法は、流入水中に存在する硫黄量の関数における酸素注入（Ｏ／Ｓ2-比）の制御に依存する。硫黄分析は、農業的応用に適さない、高価で且つかなり複雑な分析である。
Khanalら（2003, Journal of environmental engineering, ASCE, 129: 1104-1111）は、酸化還元電位（ＯＲＰ）を制御パラメータとして用いて、逆流中温性ＡＤバイオフィルタ系においてＯ2添加を調整した。そのようなフィルタは、廃水処理において一般に使用される。可変の硫酸塩負荷（load）（１０００、３０００及び６０００ｍｇ Ｌ-1）が、一定の有機負荷量（loading rate）（１リットルにつき１８ｇの化学的酸素要求量）に適用された。反応器を最初に、自然ＯＲＰで（−２９０〜−３００ｍＶ）嫌気的条件下で操作し、次に、液体相の酸化によってＯＲＰレベルを＋２５ｍＶまで増加した。Ｏ2添加が９８％超まで廃水中の硫酸塩濃度を低下させることが示された。硫黄は最初にＳ0形態に変換されることが認められた。Ｏ2の一部が通性好気性プロセスに使用されること、及び、特により低い硫黄負荷に関して、このことがＯ2による阻害からメタン生成菌を防御するのに役立つことも観察された。従って、再び微好気性条件下において、自然ＯＲＰレベルよりも１５．５％及び６．２％低いメタン生産率が、１０００及び３０００ｍｇ Ｌ-1の硫黄負荷についてそれぞれ観察された。この研究は、農業廃棄物を代表しない都市廃棄物を用いて実施されている。例えば、動物排泄物は、３０００〜４０００ｍｇ／Ｌを超えるときに中温性嫌気性消化プロセスに影響する、より高い濃度の窒素を含む。
Van der Zeeら（2007, Bioressource Technology, 98: 518-524）は、微好気性条件を、１．３ｍｍｏｌ Ｓ ｄ-1の硫黄負荷量で蒸留残渣を供給される嫌気的流動床反応器に適用した。８〜１０のＯ2／Ｓモル比（１．５Ｌ ｄ-1）に相当する空気流の導入は、廃水中のＨ2Ｓ濃度を検知されないレベル（＜０．０２％）に下げるのに十分であった。Ｈ2Ｓの酸化反応は好気的有機物分解プロセスと競合するようである。この論文はまた、バッチモードで実施される微好気的条件下での実験も記載し、その結果は、硫黄は最初に元素形態に酸化されることを示した。この研究において提案される手法は、基質中の硫黄濃度を定量化するために、基質の実験室解析を必要とする。使用される基質もまた、畜産排泄物を代表しない。
農業廃棄物から生じるバイオガスから硫化水素を除去する方法が提供される必要が、依然としてある。
このため、費用が安く、非常に安定で、簡単で、操作が容易であり、通常の農作業を妨害しない、農業廃棄物から生じるバイオガスから硫化水素を排除する方法が提供されることが強く望まれる。
本記載に従って、バイオガスを生成する好冷性嫌気性生物反応器中に空気を供給する工程であって、前記生物反応器がガス相及び嫌気性スラッジを含む液体相を含む工程、並びに硫黄元素への酸化によって硫化水素をバイオガスから除去する工程を含む、バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法が提供される。
バイオガスを生成する好冷性嫌気性生物反応器中に空気を供給する工程であって、前記生物反応器がガス相、及び嫌気性スラッジを含む液体相を含む工程、並びに硫化水素から変換された硫黄を前記生物反応器から除去する工程を含む、バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法もまた提供される。
一態様において、前記好冷性生物反応器に結合される少なくとも１つの隣接した生物反応器から、追加のバイオガスが供給される。
別の態様において、本願に記載される方法は、前記好冷性生物反応器に有機基質を供給する工程を更に含む。
別の態様において、前記有機基質は、例えば、制限されることなく、畜産廃棄物、農業廃棄物、都市廃棄物、農業食品廃棄物、産業有機廃棄物、又はそれらの混合物のような、液体基質、半液体基質又は固体基質である。前記畜産廃棄物は、制限されることなく、牛排泄物、豚排泄物、鶏排泄物、又はそれらの混合物のような動物廃棄物であり得る。
更なる態様において、前記好冷性生物反応器は５℃〜３０℃の温度である。
別の態様において、前記バイオガスは空気と混合される。
更なる態様において、前記バイオガス−空気混合物は、前記好冷性生物反応器の前記液体相中に泡立たせ（bubble）られる。
更なる態様において、注入空気の流量は、バイオガスの流量の２〜２０％である。
第一の好冷性生物反応器に空気及びバイオガスを供給する工程であって、前記バイオガスが第二の生物反応器から提供され、前記第一の好冷性生物反応器がスラッジを含む工程、及び硫黄元素への酸化によって硫化水素をバイオガスから除去する工程を含む、バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法もまた、本願で提供される。
第一の好冷性生物反応器に空気及びバイオガスを供給する工程であって、前記バイオガスが第二の生物反応器から提供され、前記第一の好冷性生物反応器がスラッジを含む工程、及び硫化水素から変換された硫黄を前記第一の生物反応器から除去する工程を含む、バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法もまた更に提供される。
一態様において、前記第一の好冷性生物反応器はガス相を含む。前記第一の好冷性生物反応器は液体相を更に含み得る。
別の態様において、前記スラッジは前記第一の生物反応器の液体相又はガス相に含まれる。
本願に記載される方法はまた、前記第一の好冷性生物反応器に第二の好冷性生物反応器から回収されたスラッジを接種する（inoculate）工程を含み得る。
別の態様において、前記スラッジは固体又は液体有機基質に順応している。
言及は添付の図面に対してなされる。
図１は、実験生物反応器から成る実験装置を図示する。 図２は、連続バッチ反応器の略図を図示する。 図３は、バッチ反応器における、測定された流量の減少率（投入−排出）を図示する。 図４は、反応器における測定された残余のバイオガス産物の減少を図示する。 図５は、ガス廃物組成物中のＣＯ2及びＣＨ4濃度を図示する。 図６は、ガス廃物組成物中の酸素濃度を図示する。 図７は、Ｈ2Ｓ変換率のグラフ表現を図示する。 図８は、Ｈ2Ｓ減少率のグラフ表現を図示する。 図９は、対照生物反応器（ＢＲ３０）及び微好気性条件下の生物反応器（ＢＲ３１）におけるメタン収率を図示する。 図１０は、生物反応器ＢＲ３０及びＢＲ３１におけるガス廃物中のＨ2Ｓ濃度を図示する。 図１１は、空気添加の関数としてのＨ2Ｓ濃度を図示する。 図１２は、ＢＲ３０反応器におけるサイクル毎の最大Ｈ2Ｓ負荷を図示する。 図１３は、農場での試験的生物反応器ユニットにおいて使用されるバブルカラム構造を図示する。 図１４は、試験的ユニット実験の方法フローチャートを図示する。 図１５は、バブルカラム構造の一つ（ＢＦ１、１００）の測定された性能を図示する。 図１６は、第二のバブルカラム構造（ＢＦ２、１１０）の測定された性能を図示する。
バイオガスから硫化水素を除去するための、無公害、操作が容易、効率的及び費用効率的な生物学的方法が提供される。前記方法は、好冷性生物反応器のガス相又は液体相に少量の空気を注入する工程を含み、微生物叢に硫化水素をバイオガス燃料装置の寿命に影響しない硫黄元素に変換させる。
本明細書は、バイオガス中に存在する硫化水素（Ｈ2Ｓ）の濃度を減少するように設計される生物学的方法の性能の評価に関する。嫌気性通性微生物叢に微好気的条件を提供するために、嫌気性スラッジを含む生物反応器の液体又はガス相に空気が供給される。この開示は、エネルギー作物のみでなく農業、農業食品、都市又は産業廃棄物のようないくつかの有機基質に順応する嫌気性好冷性スラッジ（≦３０℃）に具体的に焦点を当てている。
本願に記載される第一の実験の目的は、液体排泄物を供給されず、生物反応器の底で液体相に注入される既知のＨ2Ｓ負荷（１．０〜３．３ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 スラッジ ｈ-1）に曝されるスラッジの生体内変換可能性を評価することであった。液体牛排泄物を供給される生物反応器について得られる最大Ｈ2Ｓ生成率（０．１９ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 スラッジ ｈ-1）よりも６．７倍高い能力である、１．２７ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 スラッジ ｈ-1の最大生体内変換率が得られた。第二の実験は、メタン収率及び運転生物反応器におけるこの方法の影響を評価することを含んだ。二つの好冷性生物反応器はセミバッチモードで操作され、同じ方法で液体牛排泄物を供給された。二つの生物反応器の一つのみが、微好気性条件下で操作された。この生物反応器は、空気／バイオガス体積比が０．０５６未満であった日を除いて、検知できないＨ2Ｓ濃度を有した。０〜３５００ｐｐｍの範囲の濃度が、空気注入なしの生物反応器のガス廃物において測定された。微好気性条件下で操作される生物反応器は対照生物反応器よりも６．５％低い特定のメタン収率を有したが、この違いは実験の最後の４サイクルでは０．８７％に落ちた。このことは、４ｍＬ／ｍｉｎまで下がった、その期間の空気流量の減少によって説明され得る。
別の実験は、微好気性条件に曝されたときにＨ2ＳをＳ0に生体内変換する、好冷性ＡＤスラッジの可能性を評価することを含んだ。硫黄質量バランス（balance）のみでなくガス体積バランスに対するこの基質の寄与を排除するため、スラッジは液体排泄物と共には供給されなかった。これらの供給されないスラッジの残りのバイオガス産物は別のタンクにおいて別個に測定され、対照となった。
図１は、実験生物反応器から成る実験装置を図示する。それぞれの参照番号は、以下に言及する。
２０ 合成バイオガス、
２２ 質量流量計、
２４ 拡散器、
２６ 空気注入ポンプ、
２８ 質量流量計、
３０ ガス試料採取、
３２ 容積ガスメーター。
４０Ｌ生物反応器を恒温室（２５℃）に置き、好冷性ＡＤ生物反応器からの１５Ｌのスラッジを接種した。カナダ農務農産食品省の研究室（lennoxville、Quebec）から来たこれらのスラッジは、液体豚排泄物に順応し、バッチモードで操作された（
Figure 0005551834
et al., 2000, Canadian Agricultural Engineering, 42: 131-137）。
標準化農業バイオガス（空気液体混合物−７０．９％ＣＨ4−２８．７％ＣＯ2−０．３８５％Ｈ2Ｓ）は、穿孔ゴムチューブ（Elite, L=89 cm, dia. =0.5 cm）から作られる水槽拡散器を用いて、生物反応器の底で泡立たせられる。このバイオガスの標準体積流量（０〜１００ｍＬ／ｍｉｎ）は、このガス混合物を受け取った業者によって具体的に校正された質量流量計／調節器（Dwyer GFC17, 正確度 1.5%）によって保証された。
圧力調整器に結合した蠕動ポンプを用いて空気をガス相に注入した。第二の質量流量計／調節器（FMA-2617, 正確度 0.2%）を使用して、空気の標準体積流を０〜５０ｍＬ／ｍｉｎに調節した。
ガス相を、Carle 400 AGCガスクロマトグラフ（ＧＣ）（ＣＨ4、ＣＯ2、Ｎ2及びＨ2Ｓ）によって週に３〜５回分析した。比色管を用いてより低いＨ2Ｓ濃度を測定した（キタガワ, モデル 8014-120SM, 範囲: 50-2000 ppm）。Ｏ2濃度をクリティカルエンバイロメント電気化学センサー（MAC-EOO2, 範囲: 0-25%, 正確度: 0.4%）を用いて測定した。液体相の総硫黄濃度をＬＥＣＯ分析器（モデル SC444DR, Laboratoires d’analyses SM Inc., Varennes, QC, Canada）を用いて実験の最初及び最後に測定した。これは、生物反応器から、次に混合及び試料採取される液体相を抽出することを含んだ。液体の表面の固体及び生物反応器のガス相の壁に付着する固体を実験の最後に回収し、総硫黄に関して分析した。総固体（ＴＳ）及びｐＨを、既知の標準方法（ＡＰＨＡ１９９２）に従って測定した。
図３は、実験の間の、生物反応器の投入と排出の間の総体積流量の減少率を示す。結果は、４．６％の平均減少で、操作の最後２５日間に０％〜１５％の体積流量の低下を示す。このパラメータを用いて観察される可変性のため、いかなる確実な結論も引き出され得ず、これらの観測を操作条件と関連付けるのは困難であった。排出量測定の妥当性についての疑念もあり、測定機器自体の正確度についての疑問が引き起こされた。そのため、投入で測定される流量（熱質量流量）を用いて排出での体積を見積もることを決めた。
この体積流量を用いて、以下に議論されるＨ2Ｓ変換率を見積もった。図３は、排出での流量の見積もりに基づく体積減少率のシミュレーションも示している。このシミュレーションに関して、バイオガスの加湿は、注入されるバイオガスの体積を３．３％増加するとまずは考えられ、バイオガスは液体相におけるバブリングの後で飽和するであろうと仮定した。更に、投入体積と比較してそれぞれ０．４％及び０．２％までの減少を示すＨ2Ｓの変換及びＯ2の消費を考慮するために、体積の減少が含まれた。図４は、この実験に用いられる、残余の一日のスラッジのバイオガス産物を示し、これもシミュレーションに組み込まれた。このバイオガス産物を別個のタンクにおいて測定した。
合計で、６０日の実験の間に、３５日分のガス廃物試料をＧＣによって分析した。図５は、ＣＨ4及びＣＯ2についてのこれらの分析の結果を示し、生物反応器に注入される標準混合物についての２．４７±０．０１（４試料）と比較して、２．５６±０．０１の平均ＣＨ4／ＣＯ2比を与える。このより高いＣＨ4濃度は、ＣＯ2及び水素を使ってメタンを生成する水素化メタン生成細菌の作用によって説明され得る。この水素はスラッジに存在する残余の固体の加水分解に由来すると考えられる。実験の初めの１５日について、平均ＣＨ4／ＣＯ2比は２．６６±０．０１であった。このわずかに高い比もまた、スラッジの最大の加水分解作用の期間と一致した（図４参照）。いずれにしても、この現象は体積バランスに影響しない。
図６は、空気の理論的Ｏ2／Ｎ2比をガス相分析結果と比較するのに用いられ得る。傾向曲線の傾きは、無視し得ると考えられる差である、空気のそれ（０．２６６）よりも１．１％低いＯ2／Ｎ2比を示す。しかしながら、値の不一致は、測定装置の不十分な正確度の結果であると考えられ、このことは、消費される酸素の量を正確に見積もることを不可能にする。実際、測定される窒素濃度（平均１３．２％）はＧＣの校正に使用される標準（１％Ｎ2）よりも高い。しかしながら、化学量論的に、分解されるＨ2Ｓの１ｍＬ毎に０．５ｍＬのＯ2が必要とされる。これは、この実験の間に得られる最高の変換率についての投入で注入される総体積の０．１％に相当する。従って、酸素消費はガス体積バランスにおいて無視し得ると考えられる。
図７は、空気／バイオガス比に加えて、適用される負荷の関数としてのＨ2Ｓ変換率を示す。最高変換率は３８日目に得られ、１．２７ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 スラッジ ｈ-1に相当する０．３１８ｍｇ Ｈ2Ｓ ｍｉｎ-1であった。これは適用される負荷（１．３１ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 ｈ-1）の９７．２％変換を表す。この変換率は、液体牛排泄物を供給された生物反応器で観察される率、すなわち０．１９ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 スラッジ ｈ-1より６．７倍高い。操作の３日目まで、０．７８ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 スラッジ ｈ-1（９１％変換）を有する４．１倍のこの変換率が得られた。有機物がほとんど得られないため、操作生物反応器の場合のように、酸素が通性好気性プロセスに使用されないため、この高収率が得られる。従って、酸素はＨ2Ｓの酸化に特に利用可能である。更に、空気注入ポンプの偶然の停止は０．０２８ｍｇ Ｈ2Ｓ ｍｉｎ-1への変換率の低下を引き起こしたため、プロセスが好気的であることが２０及び２１日目において確認された。
３６日目から、０．１５〜０．２０の空気／バイオガス比を維持しながら、負荷を徐々に増やした。Ｈ2Ｓ負荷を継続的に増加しているにもかかわらず、変換率は３８日目に横ばいになった。条件が維持されたにもかかわらず、４３日目〜４９日目に変換率は２５％落ちた。図８は負荷の関数としての廃液中のＨ2Ｓの減少率を示す。４１日目から、効率が許容できないレベルへ急速に落ちるのがわかる。実際、４１日目〜５０日目に、廃液中のＨ2Ｓ濃度は４００から１３００ｐｐｍへ上がった。
実験の始めから、固体堆積物が、液体の表面、特に生物反応器の壁に形成された。生物反応器の壁では、最大の蓄積が液体の約２ｃｍ上の高さに現われた。更に、黄色がかった粉末がガス相の全ての壁に存在した。合計で、高濃度の固体を含む（３９％ ＴＳ）３２ｇの灰色がかった堆積物が回収された。全体の硫黄分析は、この堆積物は１．５９ｇの硫黄、すなわち実験の過程にわたって生物反応器に蓄積された硫黄（１２．４９ｇ Ｓ）の１５．６％を示した。
表１は、表面で回収される上記の固体堆積物を除く、液体相において回収された固体のバランスを示す。これらの結果は、実験の始め及び終わりに得られる二つの試料に基づく。固体の硫黄濃度は増加するが、始めと終わりのバランスはそれにもかかわらず負であることが観察された。これは予想に反した。固体含有量の減少は、加水分解プロセスの継続によって説明され得るが、このことは負の硫黄バランスを説明しない。最ももっともらしい仮説は、試料採取方法が固体の損失を引き起こすことである。
表１ 回収された固体のバランス
Figure 0005551834
しかしながら、液体相におけるｐＨの低下を引き起こすので、液体相における硫酸塩の蓄積は起こりそうもない。これに反して、このパラメータは実験の初めでの７．８１から実験の終わりでの７．９２へ増加した。これは、制限された酸素条件は、硫酸塩よりもむしろＳ0の形成を促進するという仮説に一致する。
別の実験は、連続バッチ反応器においてＨ2Ｓを生体内変換する、好冷性ＡＤスラッジの可能性の評価を含んだ。図２は、その内容が参照により本願に含まれるカナダ特許第２１３８０９１号に記載されるような実験室規模の連続バッチ反応器（ＳＢＲ）から成る実験装置を図示する。それぞれの参照番号は、以下、
１． 生物反応器、
２． スラッジ床ゾーン、
３． 処理廃液、
４． ガススペース、
５． バイオガス再循環ライン、
６． バイオガスポンプ、
７． 供給ライン、
８． 処理廃液除去ポート、
９． スラッジ試料採取ポート、
１０． 混合液又は上清試料採取ポート、
１１． ガス排気口、
１２． バイオガス流量計、
１３． 熱電対、及び
１４． 供給システム、
に言及する。
図９は、空気注入の開始の前後（２００９年６月１５日を参照）での二つの生物反応器についての具体的なＣＨ4収率曲線を示す。この実験とは独立の理由で、この日前の消化周期について、負荷量を３３％まで増加した。更に、２００９年６月１５日から、生物反応器に供給される液体排泄物混合物のレベルに変化があった。操作条件の変化に続いて、二つの生物反応器で具体的なＣＨ4収率の２０％低下が観察された。
空気注入期間（１０消化周期＝７０日）に、平均収率は、対照の生物反応器（ＢＲ３０）については０．１２０Ｌ ＣＨ4 ｇ-1 ＣＯＤ及び微好気性条件下の生物反応器（ＢＲ３１）については０．１１２Ｌ ＣＨ4 ｇ-1 ＣＯＤであった。従って、ＢＲ３１の収率はＢＲ３０よりも６．７％低かった。従って、空気の注入は具体的なＣＨ4収率を減少させた。しかしながら、最後の４周期では、生物反応器収率の差は狭まり、この期間については、ＢＲ３０の収率はＢＲ３１よりも０．８７％高いという結果であった。この差は非常に小さく、有意であるとは考えられない。実際、２００９年６月１５日の前は、ＢＲ３０の収率はＢＲ３１よりも平均して２．９％低かった。実験の最後の４周期についての差の平均の減少は、空気流量の減少によって説明され得た（図８参照）。
表２は、空気注入期間の間の、生物反応器の主な性能パラメータを示す。ＴＳ、揮発性固体（ＶＳ）及び総化学的酸素要求量（ＴＣＯＤ）の減少率の点で、生物反応器間に有意な差はなかった。廃液中に測定される揮発性脂肪酸についても同じである。表２は、酢酸及びプロピオン酸についての結果のみを示す。これらの酸の蓄積は、微生物叢の不均衡によって通常は引き起こされるであろう。
表２ 生物反応器のパラメータ
Figure 0005551834
図１０は、実験を通してのＨ2Ｓ濃度のＧＣ分析を示す。結果を比較可能にするために、窒素なしで表され得るように濃度を補正した。実際、ＡＤプロセスは窒素を産生せず、更に、ガス廃物中に見出される量は周期の過程にわたって変化し、測定されるＨ2Ｓ濃度に影響する。
Ｈ2Ｓ濃度の全般的な減少が２００９年６月１５日の後に観察され、おそらくはこの日の液体排泄物の変化に起因し得る。従って、ＢＲ３０の平均Ｈ2Ｓ濃度は、このグラフで示される空気注入の前の期間の±３５２７ｐｐｍからその後の±１４３５ｐｐｍに減少した。にもかかわらず、空気注入の開始後、二つの生物反応器の間に著しい差が観察された。より具体的には、ＢＲ３０は検出不能な濃度（＜３００ｐｐｍ）から３９５８ｐｐｍ Ｈ2Ｓまでを有し、ＢＲ３１の場合における分析の７５％に対して、これら５０の分析の２０％が検出不能な濃度を有した。比色管分析は、ＢＲ３０の一回のみに対して、ＢＲ３１では２１回検出不能な濃度（＜５０ｐｐｍ）を確認した。
更に、ＢＲ３１でＨ2Ｓが検出された１０の分析のうち８が、周期の同じ日、すなわち４日目に起こった。これは、バイオガス産物が最高（２１〜３５Ｌ ＣＨ4 ｄ-1）の日であった。そのため、これらの日は空気投与量が不十分であったと仮定され得、バイオガス産物レベルの関数としてリアルタイムでポンプが制御されなかったと考える。Ｈ2Ｓが低窒素濃度（＜４．３％）でのみ検出されたので、図１１はこの仮説を支持する。グラフで特定される二つの値は、試料が採取されるすぐ前に液体相が誤って攪拌された日を表す。この攪拌は、液体相に溶解するＨ2Ｓの一時的な放出を引き起こした。
図１２は、ＢＲ３０のみ（嫌気性）について、空気注入期間のそれぞれの周期の最大Ｈ2Ｓ負荷を示す。０．１９ｍｇ Ｈ2Ｓ Ｌ-1 ｈ-1に相当する、０．０６４ｍｇ*ｍｉｎ-1までの負荷が観察された。この日のＢＲ３１のガス廃物中に検出可能なＨ2Ｓはなく（＜５０ｐｐｍ又は０．００２５％）、空気／バイオガス比は０．１９であった。
低温で作動し、液体牛排泄物を供給されるＡＤ生物反応器のガス相への空気の注入は、バイオガスＨ2Ｓ濃度を５０ｐｐｍ未満のレベルに下げることが、本願で示される。５〜６％の最小空気濃度を維持するために、バイオガス産物の関数として空気投与を制御することが好ましいことがわかる。これはバッチ操作に特に当てはまる。その結果、バイオガス希釈を最小化し、一方でシステム性能を完全に嫌気性条件下と同じレベルに維持する。ガス相における酸素の存在は、具体的なメタン収率に有意に影響せず、最後の４消化周期では対照反応器と１％未満の差を有した。システム安定性は、微好気性条件によって損なわれなかった。
しかしながら、基質を供給されない好冷性ＡＤスラッジは、液体排泄物を供給される生物反応器と比較してより高いＨ2Ｓ変換能力を提供する。スラッジへの人工バイオガスのバブリングは、９７．２％の変換率で、廃液から１．２７ｍｇ Ｈ2Ｓ ｈ-1 Ｌ-1まで除去するのに効果的であった。これは液体牛排泄物を供給された生物反応器において観察された最大Ｈ2Ｓ生産率（０．１９ｍｇ Ｈ2Ｓ ｈ-1 Ｌ-1）よりも６．７倍高い変換能力である。硫黄の一部（１５．６％）は、ガス相生物反応器の壁のみならず液体の表面からも回収された。
上記の実験モンタージュを実際の農場の事情について検証するために、カナダのSt-Edwidge de Cliftonの村の
Figure 0005551834
農場に、２０１１年２月に試作機を設置した。この場所で得られた結果は、実験室で観察された結果を超える性能を示した。最適化分析は、
Figure 0005551834
農場で運転中の排泄物消化系から汲み上げられる農場のメタニセーション（methanisation）スラッジを接種される、二つの異なる構造のバブルカラムにおいて実施された（図１３及び１４参照）。
図１３は、バブルカラム１００、１１０装置を図示する。それぞれの参照番号は、以下、
１００． バブルカラム ＢＦ１、
１１０． バブルカラム ＢＦ２、
１１２． ＥＰＤＭ拡散器の直径（２５．４ｃｍ）、
１１４． バブルカラム（ＢＦ１及びＢＦ２）の直径（６０．９６ｃｍ）、
１１６． 拡散カラムの直径（３０．４８ｃｍ）、
１１８． バブルカラム（ＢＦ１及びＢＦ２）の高さ（１５２．４ｃｍ）、
１２０． ＢＦ１内のスラッジの高さ（８６，３６ｃｍ）、
１２２． ＢＦ１内の３つの拡散器のセットアップ、
１２４． ＢＦ２内のスラッジの高さ（１２１．９２ｃｍ）、
１２６． ＢＦ２内に設置されたＥＤＰＭ拡散器、
１２８． ＢＦ２のヘッドスペース（３０．４８ｃｍ）、
１３０． ＢＦ２内の拡散カラムの高さ（１１４ｃｍ）、
１３２． ＢＦ２の底と拡散カラムの間の間隙（１５．２４ｃｍ）、
１６０． 排水弁、
１６２． 排水弁、
に言及する。
図１４は、試作機構造のプロセスフローチャートを図示する。それぞれの参照番号は、以下、
１３４． 化学的前処理、
１３６． 試料採取ポート＃１（Ｈ2Ｓ＜２０００ｐｐｍの場合、バイオガスを注入）、
１３８． ロタメータ、
１４０． 熱質量流量制御装置（空気）−ＢＦ１、
１４２． 熱質量流量制御装置（空気）−ＢＦ２、
１４４． 試料採取ポート＃３（ＢＦ１の排気口）、
１４６． 試料採取ポート＃４（ＢＦ２の排気口）、
１４８． 質量流量計−ＢＦ１、
１５０． 質量流量計−ＢＦ２、
に言及する。
空気をバイオガスに加え（比５：１００）、混合物を液体スラッジ（約３％固体）中に泡立たせた。いかなる産物もスラッジに加えなかった。バイオガス中の酸素濃度は約１％であった。微好気性条件は、電子受容体としての酸素を用いて、硫化水素（Ｈ2Ｓ）を元素硫黄（Ｓ0）に変換する生物化学反応を促進する。（チオバチルス属）に含まれる通性好気性微生物は、嫌気性スラッジ中に通常存在する。数週間の操作の後、硫黄飽和スラッジは、メタニセーション系廃液タンクに放出される。生物学的起源の固体元素硫黄は、この廃液の肥料潜在性（fertilizing potential）、高品質肥料に寄与する。
バブルカラム＃２ １１０は、Ｈ2Ｓの変換率及びＨ2Ｓ濃度減少％の点で最高の性能を示した。測定された最高の変換率は、２．４ｍｇ Ｈ2Ｓ／Ｌ／ｈ、９４％の減少％であった。更に、このカラム１１０の性能は、バブルカラムの注入口１３６で高濃度のＨ2Ｓが試験されるときよりもさらに良かった。カラム＃１ １００は注入口１３６での高濃度（４０００〜５０００ｐｐｍ）に関して、より低い性能（排気口で＞２０００ｐｐｍ）を示した。メタン濃度は、バブルカラムの変化によって有意には影響されなかった。測定は、空気によるバイオガスの希釈から期待されるものと一致した。カラムが最も重要な変換率性能に達したとき、酸素濃度は出口で減少した。カラム＃２ １１０がＨ2Ｓの最高の変換率に達したとき、０．８％の濃度が測定された。化学量論式で計算される酸素消費量は、生体内変換されると想定される硫黄の量に一致した。接種材料は、いかなる性能の低下も示さずに、４８日の期間にわたって使用された。
従って、本開示は、本願に記載される、バイオガスから硫化水素を除去するための、無公害、操作が容易、効率的及び経済効率的な生物学的方法が、農場の生物反応器装置で適用できることの証明を、明らかに提供する。
本開示は、その範囲を制限するのではなく、態様を説明するために提供される以下の実施例を参照することにより、より容易に理解される。
実施例１ 液体牛排泄物を供給されるＡＤ生物反応器
実験は、液体牛排泄物を供給されるＡＤ生物反応器のガス相への空気の注入が、バイオガスＨ2Ｓ濃度を減少することを確かめることを含んだ。実験はまた、Ｏ2が微生物学的バランスに影響するか、又は生物反応器の性能を低下させるかどうかを検証することを可能にした。
それぞれが２０Ｌのスラッジを含み、セミバッチモードで液体牛排泄物を３．３６〜４．０５ｇ ＣＯＤ Ｌ-1 スラッジ ｄ-1の範囲の有機負荷量で供給される、２つの４０Ｌ生物反応器を、以下の順序に従って操作した。
１日目：上清の排出及び＃１への供給。
２、３及び４日目：＃２、＃３及び＃４への供給。
５、６及び７日目：反応時間及び検出時間。
生物反応器は、実験の開始前９ヶ月間運転状態にあり、同一の収率を有した。本実験では、生物反応器＃３１（ＢＲ３１）のみを微好気性条件に曝し、４．０〜６．３ｍＬ／ｍｉｎの空気流量を生物反応器のガス相に注入した。生物反応器＃３０（ＢＲ３０）は同じ条件下で操作され、正確に同じ基質を同じ負荷量で供給されたが、ガス相にいかなる空気注入も受けなかった。そのため、ＢＲ３０はこの実験の対照として役割を果たした。
ガス相を一週間に３〜５回、カール４００ＡＧＣガスクロマトグラフ（ＣＨ4、ＣＯ2、Ｎ2及びＨ2Ｓ）で分析した。比色管を使用してより低いＨ2Ｓ濃度を測定した（キタガワ、モデル８０１４−１２０ＳＭ、範囲：５０〜２０００ｐｐｍ）。ＴＳ及び揮発性固体（ＶＳ）を、標準方法（ＡＰＨＡ １９９２）に従って測定した。Ｏ2濃度を、クリティカルエンバイロメント電気化学的プローブ（ＭＡＣ−ＥＯＯ２、範囲：０〜２５％、正確度：０．４％）で測定した。総化学的Ｏ2要求量（ＴＣＯＤ）を、廃液に加えて供給される基質についても測定した。生成されるガスの体積を、毎週校正される容積式流量計を用いて、毎日測定した。
実施例２ 試験的ＡＤ生物反応器ユニット実験
二つのバブルカラム（ＢＦ１、１００：及びＢＦ２、１１０）（図１３）は並行して操作され、試験機の核となった（図１４）。これらは、それぞれ４５０Ｌの水圧容量（高さ：１．５２ｍ、１１８；幅：０．６１ｍ、１１４）を有する２つの同一の円筒型タンクである。壁はステンレス鋼製であり、取り外し可能なプレキシガラスカバーを有する。ネジポートは、外側のチューブ連結に利用できる。内部ネジポートは、バブルカラムのより低い部分での拡散器の取り付けを可能にする。排出バルブ（５．０８ｃｍ）はリザーバの円錐底の最も低い点で利用可能であり、完全にリザーバを空にすることを可能にする（１６０、１６２）。バイオガス管は透明な補強された柔軟なＰＶＣ及び堅いネジＰＶＣ（主に直径１．２７ｃｍ）で作られている。ガス漏れ総合点検を、石鹸及び水を用いて定期的にシステムにおいて実施した。
バブルカラム＃１（ＢＦ１、１００）に２５５Ｌの液体スラッジを接種する。直径２５．４ｃｍの３つの拡散器１２２を、ＢＦ１column１００の底に設置する。バブルカラム＃２（ＢＦ２、１１０）を、バブルカラム＃１ １００に関して記載されたものと同一の１つの拡散器１２６を有する同軸内管（直径：３０．４８ｃｍ、１１６）に備える。拡散器１２６を内管の底から５ｃｍに設置する。液面は管の上部よりも５ｃｍ低い。この構造は、カラム＃１ １００と比較してより低い直径／高さ比を有する。バブルカラム＃２、１１０は、全体的に３６１Ｌのスラッジを含む。変換率を計算するのに使用されるスラッジの体積は、内管の内側の液体及び拡散器の下の液体のみを考慮すれば、１２５Ｌである。内管の周りの液体は、流れず、生物学的プロセスに加わらないと考えられる。
Figure 0005551834
農場で消化槽によって生産されるバイオガスの画分は、その通常の使用から転用され、それぞれのバブルカラム１００、１１０（容量型ポンプ：ＡＤＩ、モデルＲ１８１−ＦＴ−ＥＡ１；０．９ｍ3＠５ｐｓｉ）の底の拡散器１２２、１２６へ送り込まれる（図１４参照）。バイオガス脱硫のための化学的前処理１３４（スルファトリート４１０ＨＰ）を使用して、バブルカラム注入口でＨ2Ｓ濃度を調節した。これは性能評価に役立ち、使用されるガス分析器の最大測定範囲より低く濃度を保つ。ニードル弁の手動調整は、バイオガスが化学的前処理１３４を完全に又は部分的に迂回することを可能にする。２つのバブルカラム１００、１１０を同時に同じＨ2Ｓの濃度に曝した。バイオガスがバブルカラム１００、１１０に達する前に、空気をバイオガスラインに注入する（蠕動ポンプ：Cole-Parmer、モデルＲＫ−７４２０７−００；０〜４０Ｌ／ｈ）。空気流を測定し、二つの熱質量流量制御装置１４０、１４２（Ａａｌｂｏｒｇ、モデル−ＧＦＣ１７Ａ−ＶＤＡＤＬ２−ＢＡＯ；０〜２０Ｌ／ｈ）を用いてそれぞれのバブルカラム１００、１１０で独立に調節した。空気／バイオガス混合流をバブルカラムの注入口１３８でロタメータ（Ｄｗｙｅｒ、モデルＤＲ２０４２８２；０〜４５０Ｌ／ｈ）を用いて測定し、手動で調節した。排出口１４４、１４６での総流量を測定し、質量流量計１４８、１５０（Ａａｌｂｏｒｇ、モデルＧＦＭ１７Ａ−ＶＤＡＤＬ２−ＢＡＯ；０〜３００Ｌ／ｈ）を用いてリアルタイムで記録した。化学フィルタと一体となった乾燥フィルタを、流量計１４８、１５０の上流に設置し、装置を腐食から保護する。二つの質量流量計１４８、１５０を、アッセー（essay）の間に観察されたもの（６５％ＣＨ4、３０％ＣＯ2、５％空気）に近いガス組成物を用いて工場校正（factory calibrate）した。注入口で注入される空気流及び排出口での空気／バイオガス流を、１分に一回記録する（モデルＨＯＢＯ Ｕ１２−００６）。
生物反応器の底にあるパイプから汲み上げることによって、スラッジを消化サイクルの最後に回収した。バブルカラムに接種する前に、スラッジを２回濃縮した。スラッジを２４時間沈降させ、次に、総量の半分を液体カラムの中間の高さにあるバルブを通してフラッシュした。一回目の上清の排出の後、リザーバを再び満たし、その後に沈降及びフラッシィング工程をもう一度繰り返す。濃縮スラッジをバブルカラム１００、１１０に送り込み、＃１の日からバイオガスを拡散器１２２、１２６に供給し始める。
バイオガス組成物は、毎日のモニタリングの過程の間、一時間に少なくとも一回、技術者によって測定された（注入口１３６、及び排出口１４４、１４６）。以下の主な特徴を有する、マルチ−ガス分析器を使用する（Sewerin, Multitec 540）。
・メタン（ＣＨ4、赤外線センサー、範囲０〜１００％体積、誤差+/-１．５％体積）。
・二酸化炭素（ＣＯ2、赤外線センサー、範囲０〜１００％体積、測定誤差＋／−１．５％体積）。
・酸素（Ｏ2、電気化学的センサー、範囲０〜２５％、誤差＋／−３％体積）。
・硫化水素（Ｈ2Ｓ、電気化学的センサー、範囲０〜２０００ｐｐｍ、＞１０００ｐｐｍの場合は誤差＋／−１００ｐｐｍ及び＜１０００ｐｐｍの場合は誤差＋／−６ｐｐｍ）。
比色管を定期的に使用して、分析器の測定を確認した（キタガワ、モデル＃９４−１２０ＳＭ、範囲０．５〜１．２％及びモデル＃９４−１２０ＳＦ、範囲５０〜２０００ｐｐｍ）。カナダのシェルブルックのカナダ農務農産食品省の研究室で運転中のガスクロマトグラフ（ＧＣ）を用いて他の比較抽出検査をした。
ｐＨ及びスラッジ温度を、スラッジ試料を用いて定期的に手動で測定した（Oakon pHTestr30）。室温を観測し、調節した。
生体内変換プロセスの性能を、以下のプロセスパラメータに従って評価した。
１）Ｈ2Ｓ排出口濃度：燃料としての使用に関してバイオガス腐食性のレベルを確立する。燃焼前のバイオガス中のＨ2Ｓ濃度は、近い将来にケベック州において州の規則に制約されるであろう。
２）Ｈ2Ｓ濃度の減少率：Ｈ2Ｓ濃度減少に関して注入口濃度と相対的に性能の指標を与える。空気添加は排出口でガスを希釈し、以下のように計算されるこのパラメータに影響を与える。
Figure 0005551834
 ３）Ｈ2Ｓの変換率：実験されるスラッジの体積、泡立たせられるガス流及び注入口と排出口との間のバイオガス濃度差に関して性能の指標を与える。以下のように計算される。
Figure 0005551834
結果を集計し、手動の測定から計算した。この農場で生産されるバイオガスは、消化サイクルを通じてＨ2Ｓ濃度の有意な変化を示す（２０００〜５０００ｐｐｍ）。技術者は、化学的前処理１３４をわずかに再調製して、注入口１３６、１３８でＨ2Ｓ濃度を安定させた。システムが定常状態にあるとみなされるとき、以下に示されるそれぞれの一日の性能は、その日の終わりの結果（３〜４測定）の平均であった。
表３ ＢＦ１において記録された結果
Figure 0005551834
*日＃１はスラッジを通したバイオガスバブリングの開始日を表す。
表４ ＢＦ２における記録された結果
Figure 0005551834
**結果なし：Ｈ2Ｓについての分析器の範囲外（＞２０００ｐｐｍ）。
表５及び図１５はバブルカラム＃１ １００の性能を示す。カラムに供給されるバイオガスの流量が日＃１４〜＃２１の間に減少し、許容可能な排出口のＨ2Ｓ濃度を得た（＜３００ｐｐｍ）。日＃２１〜＃２８の間、操作パラメータは変えられず、変換率は１．６２ｍｇ Ｈ2Ｓ／Ｌ／ｈの平均、８８％の減少％であった。日＃３５、４１及び４２の変換率の低下は、注入口１３６での濃度が１０００ｐｐｍまで下げられた事実のためであった。
表５ ＢＦ１で記録された性能
Figure 0005551834
*結果が得られない。
表６及び図１６はバブルカラム＃２ １１０の性能を示す。カラム１１０に供給されるバイオガスの流量が日＃１４〜１９の間に減少し、排出口１４６で許容可能なＨ2Ｓ濃度を得た（＜３００ｐｐｍ）。日＃２０〜２８の間、操作パラメータは変えられず、平均変換率は０．９８ｍｇ Ｈ2Ｓ／Ｌ／ｈ、９５％の平均の減少％であった。日＃３５、４１及び４２の変換率の低下（０．４８ｍｇ Ｈ2Ｓ／Ｌ／ｈの平均）は、主に注入口１３６の濃度が１０００ｐｐｍまで下げられた事実のためである。日＃４４及び４８の間に投入に適用される高濃度（４０００〜５０００ｐｐｍ）は、２．１５ｍｇ Ｈ2Ｓ／Ｌ／ｈの平均、９３％のＨ2Ｓの減少率を有し、変換率の点で最高の性能を提供した。その期間（日＃４４〜４８）、排出口１４６での酸素濃度は０．９から０．８％に減少した（表４）。日４８へ化学量論式を使用すると、生体内変換されると仮定される硫黄の質量を酸化するのに、０．０８４Ｌ／ｈの酸素が必要とされた。これは、その日に供給された酸素の１０％を示す。排出口１４６での酸素の減少は、Ｈ2Ｓの高変換率のためであった。
表６ ＢＦ２で記録された性能
Figure 0005551834
明細書はその特定の態様に関連して記載されるが、更なる変更が可能であること、及び本出願は、一般に発明の原理に付随し、本発明に関係がある分野において公知の又は慣例の方法に由来するような、及び前述の本質的な特徴に適用されるであろうような、及び添付される特許請求の範囲に付随するような本発明からの逸脱を含む、発明のあらゆる変化、使用、又は適応に及ぶことが意図されていることが理解されるであろう。

Claims (23)

  1. バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法であって、以下の工程、
    ａ）嫌気性消化によってバイオガスを生成する生物反応器中に空気を供給する工程であって、前記生物反応器がガス相、及びチオバチルス属が存在する嫌気性スラッジを含む液体相を含む工程、及び
    ｂ）硫黄単体への酸化によってバイオガスから硫化水素を除去する工程、を含み、前記生物反応器が５℃〜３０℃の温度であることを特徴とする方法。
  2. バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法であって、以下の工程、
    ａ）嫌気性消化によってバイオガスを生成する生物反応器中に空気を供給する工程であって、前記生物反応器がガス相、及びチオバチルス属が存在する嫌気性スラッジを含む液体相を含む工程、並びに
    ｂ）硫化水素から変換された硫黄単体を前記生物反応器から除去する工程、
    を含み、前記生物反応器が５℃〜３０℃の温度であることを特徴とする方法。
  3. 前記生物反応器に結合される少なくとも１つの隣接した生物反応器から、追加のバイオガスが供給される、請求項１又は２に記載の方法。
  4. 前記空気を供給される生物反応器に有機基質を供給する工程を更に含む、請求項３に記載の方法。
  5. 前記有機基質が液体基質、半液体基質又は固体基質である、請求項４に記載の方法。
  6. 前記有機基質が畜産廃棄物、農業廃棄物、都市廃棄物、農業食品廃棄物、産業有機廃棄物、又はそれらの混合物である、請求項５に記載の方法。
  7. 前記畜産廃棄物が動物廃棄物である、請求項６に記載の方法。
  8. 前記動物廃棄物が牛排泄物、豚排泄物、鶏排泄物、又はそれらの混合物である、請求項７に記載の方法。
  9. 前記生物反応器の前記ガス相に空気が注入される、請求項１又は２に記載の方法。
  10. 前記注入空気の流量が、前記バイオガスの流量の２〜２０％である、請求項１又は２に記載の方法。
  11. バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法であって、以下の工程、
    ａ）第一の生物反応器に空気及びバイオガスを供給する工程であって、前記バイオガスが第二の生物反応器から提供され、前記第一の生物反応器が、チオバチルス属が存在するスラッジを含む工程、及び
    ｂ）硫黄単体への酸化によって硫化水素をバイオガスから除去する工程、
    を含み、前記第一の生物反応器が５℃〜３０℃の温度であることを特徴とする方法。
  12. バイオガス中の硫化水素濃度を下げる方法であって、以下の工程、
    ａ）第一の生物反応器に空気及びバイオガスを供給する工程であって、前記バイオガスが第二の生物反応器から提供され、前記第一の生物反応器が、チオバチルス属が存在するスラッジを含む工程、及び
    ｂ）硫化水素から変換された硫黄単体を前記第一の生物反応器から除去する工程、
    を含み、前記第一の生物反応器が５℃〜３０℃の温度であることを特徴とする方法。
  13. 前記第一の生物反応器がガス相を含む、請求項１１又は１２に記載の方法。
  14. 前記第一の生物反応器が液体相を更に含む、請求項１３に記載の方法。
  15. 前記スラッジが前記第一の生物反応器の液体相又はガス相に含まれる、請求項１４に記載の方法。
  16. 前記第一の生物反応器に第二の生物反応器から回収されたスラッジを接種する工程を更に含む、請求項１１又は１２に記載の方法。
  17. 前記スラッジが固体又は液体有機基質に順応している、請求項１６に記載の方法。
  18. 前記有機基質が畜産廃棄物、農業廃棄物、都市廃棄物、農業食品廃棄物、産業有機廃棄物、又はそれらの混合物である、請求項１７に記載の方法。
  19. 前記畜産廃棄物が動物廃棄物である、請求項１８に記載の方法。
  20. 前記動物廃棄物が牛排泄物、豚排泄物、鶏排泄物、又はそれらの混合物である、請求項１９に記載の方法。
  21. 前記バイオガスが空気と混合される、請求項１１又は１２に記載の方法。
  22. 前記バイオガス−空気混合物が、第一の生物反応器中に泡立たせられる、請求項２１に記載の方法。
  23. 前記注入空気の流量が、前記第二の生物反応器によって生成されるバイオガスの流量の２〜２０％である、請求項１１又は１２に記載の方法。
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