TW201217274A - Nutrient recovery methods and uses thereof - Google Patents

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201217274 六、發明說明： 【先前技術】 隨著全球規模化畜禽養殖的快速擴增及自生質產生可再 生能源之需求增加，先前視為用於產生生物沼氣之「生物 廢料」（諸如動物糞肥）之大規模厭氧消化由於潛在經濟及 環境利益而引起極大關注。厭氧消化產生富含甲烷之生物 沼氣以及含有大量的多種營養物（包括氮、磷及其他植物 營養物）之消化流出物（亦稱為厭氧消化產物）^該等營養物 對植物生長有價值，然而與商業肥料相比，消化產物中之 營養物濃度可能相對較低◊當前’管理消化產物之唯一實 際可行的方案為直接施用於土地。由於營養物濃度較低， 因此運輸之相對成本可能較高，從而限制消化產物之經濟 仞值。因此可能發生消化產物蓄積，意味著其中所含之營 養物若不正確管理則可能對周圍水體造成潛在環境風險。 更有效地分離消化產物中之液體與固體將增加該等產物及 其衍生物之可售性，且因此極大降低環境風險。 【發明内容】 本發明提供用於更有效地分離生物廢料（諸如厭氧消化 產物）中液體與固體之改良之方法及系統，其可能適用於 更好地提取生物廢料中之各種營養物。 因此，本發明之一態樣提供用於生物廢料混合物之固 體液體刀離方法，其包含：⑴向生物廢料混合物中添加 高分子量陽離子性聚電解質；及⑺經由機械/物理構件分 離生物廢料混合物中之固體部分與液體部分。 159072.doc 201217274

肥、動物屠體及雜屑、植物物質、廢水、 一或多者：禽畜糞 、污水、食品加 工 廢料、人類產生之廢料、廢棄食品或其混合物。 在某些實施例中，生物廢料混合物之固體含量為約2_ 15%，約 3-10%或約 5-8%。 在某些實施例中’南分子量陽離子性聚電解質為Ciba® ZETAG®型陽離子性聚電解質或類似合成或天然化合物。 在某些實施例中’ CIBA® ZETAG®型陽離子性聚電解質 為以下一或多者：CIBA® ZETAG® 7623(或 8U0)、7645、 7587 及 5250以及 MAGNAFLOC® 338 ' 351、ion，較佳為 CIBA® ZETAG® 7623(或 8110)或 7645 或其等效物。 在某些實施例中’陽離子性聚電解質以約100-1000 mg/L、約 150-400 mg/L或約 200-300 mg/L或約 250 mg/L之 最終濃度添加至生物廢料混合物中。 在某些實施例中，在向生物廢料混合物中添加陽離子性 聚電解質前，機械混合生物廢料混合物。 在某些實施例中，用於固體-液體分離之機械/物理構件 包括離心或污泥脫水裝置（例如螺旋壓力機或分離器）。 在某些實施例中’該方法進一步包含：（3)向液體部分 中添加磷酸鹽沈澱劑，及（4)使所得磷酸鹽沈澱物沈降以產 生第二液體部分。 在某些實施例中’鱗酸鹽沈澱劑為石灰、木灰或Mg 159072.doc 201217274 Ο 在某些實施例中’該方法進一步包含自第二液體部分中 捕獲銨及純化第二液體部分。銨捕獲劑可為例如消化固 體、由酸（諸如h2so4)處理之消化固體等。 在某些實施例中，經由微濾、超濾、逆滲透及/或離子 交換中之一或多個步驟純化第二液體部分。 在某些實施例t，在氨捕獲步驟之前進行純化步驟。 在一相關態樣中，本發明提供適用於執行本發明之方法 步驟的系統或裴置。舉例而言，本發明之系統可為如下固 體-液體分離系統’其具有用於向生物廢料混合物中添加 高分子量陽離子性聚電解質之專用口 ’及用於分離生物廢 料混合物中之固體部分與液體部分之任何合適機械/物理 構件。 預期本文中所描述之本發明之任何實施例在適當情況下 可與本發明之任何其他實施例組合，即使在欲組合之實施 例可能在本發明之不同態樣下分別描述時亦如此。 【實施方式】 本發明部分基於意外發現某些陽離子性聚電解質（或如 本文中所用之「聚合物」）當在固體_液體分離之前添加至 生物廢料中時可極大促進後續固體_液體分離步驟。液體 部分一旦使用本發明方法與固體部分分離即可以潛在較高 的效率進行進一步下游營養物回收操作，或可直接用於多 種操作，諸如乙醇廠中原料之液體稀釋劑。 根據本發明，提供用於生物廢料混合物之固體_液體分 159072.doc 201217274 離方法，該方法包含：向生物廢料混合物中添加高分子量 陽離子性聚電解質；及經由機械/物理構件分離生物廢料 混合物中之固體部分與液體部分。 高分子量陽離子性聚電解質之較佳類型為CIBA® ZETAG®型陽離子性聚電解質及其等效物。較佳CIB A® ZETAG®型陽離子性聚電解質包括以下一或多者：CIBA® ZETAG® 7623(或 8110)、7645、7587及5250，及MAGNAFLOC® 33 8、351 及 1011，最佳為 CIBA® ZETAG® 7623 或 7645，或 其等效物。ZETAG® 8110與ZETAG® 7623極其類似。其亦 為陽離子性粉末，其具有相較於ZETAG® 7623稍微較高的 電荷及相同之分子量及黏度，且可視為ZETAG® 7623之等 效物/替代物。該等CIBA® ZETAG®或MAGNAFLOC®陽離 子性聚電解質可自CIBA Corp.(現歸屬於BASF Corp·， Florham Park，NJ)購得。 「CIBA® ZETAG®型陽離子性聚電解質」包括具有與各 別CIBA® ZETAG®或MAGNAFLOC®產品類似或相同的物 理/化•學性質及/或類似或幾乎相同的功能（包括類似或幾乎 相同的化學組成、電荷、平均分子量、黏度及/或脫水能 力等）的所有陽離子性聚電解質。 視所用聚合物之特定類型及所處理之生物廢料而定，合 適陽離子性聚電解質可以不同最終濃度添加至生物廢料混 合物中。厭氧消化產物/糞肥流出物之例示性濃度為約100-1000 mg/L、約 150-400 mg/L 或約 200-300 mg/L 或約 250 mg/L聚合物。 159072.doc 201217274 在某些實施例中’在向生物廢料混合物(諸 產物)中添加陽離子性聚電解質前’機械混合生物廢料 σ物。此部分基於發現某些生物廢料混合物（諸如負 化產物）可能含有大量的可不添加外料酸鹽沈殿劑而藉 .由簡單機械混合沈澱之磷酸鹽。總磷酸鹽回收率/移除 可由於此混合而改良。 、' 大部分（若非所有）生物廢料均可使用本發明方法處理。 在某些實施例中，生物廢料混合物可為廢水、污水等。在 某些實施例中，生物廢料為由有機廢料之厭氧消化產生之 厭氧消化產物。有機廢料可包含以下一或多者禽畜糞 肥、動物屠體及雜屑、植物物質、廢水、污水、食品加工 廢料、人類產生之廢料、廢棄食品或其混合物。 生物廢料混合物之固體含量較佳為約2_15%、約3_ι〇% 或約5·8〇/〇。對於具有較高固體含量之生物廢料，可使用稀 釋（用具有相同或不同性質之較低固體含量廢水）來調節總 固體含量。 可使用任何合適的用於固體-液體分離之機械/物理構件 或脫水器件來貫現固體-液體分離。合適構件包括螺旋壓 力機、旋轉壓力機、壓濾機、帶式壓濾機、各種離心機 (包括臥式傾析機）、電脫水機等。 在某些實施例中’該方法進一步包含：（3)向液體部分 中添加磷酸鹽沈澱劑，及（4)使所得磷酸鹽沈澱物沈降以產 生第二液體部分。舉例而言，磷酸鹽沈澱劑可係基於石 灰，可為Mg鹽或可為木灰類材料^基於石灰之鱗酸鹽沈 159072.doc 201217274 澱劑可包括生石灰或幾近純的氧化鈣（例如超過95% CaO)、熟石灰（例如超過97% Ca(OH)2)粉末或其石灰乳。 亦可使用某些低級石灰材料，諸如石灰窯粉塵（或其石灰 乳）。石灰窯粉塵為主要含有CaC03、CaO、Ca(OH)2及 CaMg(C03)2之複雜混合物。合適Mg鹽可包括例如MgCl2、 MgO、Mg(OH)2及MgS〇4，但在某些條件下亦可使用相對 低效的MgC03。 在某些實施例中，該方法進一步包含自第二液體部分中 捕獲銨及純化第二液體部分。 通常可經由物理-化學手段、生物手段或化學手段與生 物手段之組合自廢水移除氨’包括氣提、生物脫氮、汽 提、選擇性離子交換、薄膜分離及折點氣化處理等。特定 氨移除途徑之選擇可視待處理廢水之性質而定。可收集汽 k之NH3氣體且以其氣體形式純化。或者，可使富含nh 之空氣中的NH3進一步吸收至固體基質中。 在某些實施例中，經由微濾、超濾、逆滲透及/或離^ 交換中之—或多個步驟純化第二液體部分。 在某些實施例中，在銨捕獲步驟之前進行純化步驟以月 加液體部分中之氨濃度從而有助於更容易更完全地汽提。 j某些實施例中’若使用石灰處理，則其較佳在氨汽孩 行’因為石灰沈殿增加溶液阳值從而可能有益 π徒製程。 下文描述本發明之各種態樣之其他細節。 磷酸鹽移除 159072.doc 201217274 可藉由多種磷酸鹽沈澱劑處理含有大量磷元素之生物廢 水（例如厭氧消化產物）以移除/回收磷酸鹽。在某些實施例 中，可藉由簡單物理手段移除/回收磷元素，諸如重複水 提取（例如與水混合）及離心。 可經由物理-化學移除、生物移除或化學移除與生物移 除之組合自消化液體移除磷。物理_化學處理製程可包括 沈澱、結晶及吸收。舉例而言，使用Mg〇進行之鳥糞石結 晶可用於此目的。或者，石灰沈澱製程亦可用於自液體回 收p。 離〜之消化液體可與木灰及石灰反應。因此，可藉由 沈降及/或再進行幾次離心使麟酸鹽沈澱物以及殘餘固體 粒子與液體分離。接著可將液體流出物泵入氨汽提塔中以 用於氨汽提，或在氨汽提之前或之後進行水純化。在一例 示性設置中，用於回收95%無機p之關鍵參數包括：約pH 9_11-5’2%木灰及〇.8-1.5%石灰。 Α·鳥糞石沈澱 —種典型璃酸鹽沈澱劑為用於鳥糞石沈澱之基於鎂之沈 澱劑。鳥糞石沈澱製程可用於廢水處理以及其他生物廢料 處理中。鳥糞石沈澱反應可表示為：

Mg2++NH4++HP〇42+6H20-^MgNH4P〇4*6H2〇l+H+ Mg2++K++HP042 +6H20—MgKP〇4.6H2〇i+H+ 此製程中’回收相等莫耳數之磷酸鹽及氨（或鉀同時 亦消耗等莫耳量之鎂。 技術上’多種Mg鹽可用於鳥糞石沈澱製程。所選擇Mg 159072.doc 201217274 鹽之粉末可直接添加至沈澱反應器中。選擇物可包括 MgC!2、Mg〇、Mg(0H)2 及 MgS〇4。儘管 MgC〇3 亦為可能 的選擇，但部分歸因於其相對較低的效率，尤其對於糞肥 相關生物廢料’其並不較佳H面，在某些實施例中 MgCh為較佳，因為其在水溶液中與許多其他％鹽相比溶 解更快。在某些其他實施例中，叫〇或咖〇耶由於其成 本較低及提高溶液pH值（可能有益於下游氨汽提）之附加效 益而較佳用於鳥糞石沈澱。 在適用於糞肥流出物之烏糞石產生之代表性順流系統 (flow-through system)中，兩個串聯攪拌反應器分別供應 糞肥流出物及Mg鹽（例如Mg〇或Mg(〇H)2)懸浮液溶液至第 一反應器及視情況選用之第二反應器中以用於形成鳥糞 石。接著使流出物在鳥糞石沈降槽（其可能具有圓筒狀及 錐形底）内沈降隔夜。視情況使來自此槽之上清液與某些 量之木灰混合且於固體沈降槽中沈降。在沈降若干小時至 隔夜後，引導來自此槽之上清液穿過粒狀活性炭（GAC)管 柱。來自GAC管柱之流出物可儲存於儲存槽中以作進一步 處理，諸如氨移除及/或水純化。在實驗室規模試驗中， 使用類似設置實現低於12 mg p〇43-/L的殘餘磷酸鹽濃度。 隨著初始可用填酸鹽及Mg增加，鱗酸鹽移除效率可進一 步提高。 在生物廢料中之氨含量遠高於磷酸鹽含量之實施例中， 可在添加磷酸鹽情況下使用鳥糞石沈澱以使得生物廢料中 之大量的總氨連同磷酸鹽一起回收。 159072.doc •10- 201217274 在某些實施例中，為使得磷酸鹽移除/回收最佳，控制 鳥糞石沈澱反應之pH值為8或8以上，較佳介於8 $ 9 間。 在某些實施例_，當生物廢料為厭氧消化產物或糞肥流 出物時，反應中Mg/ΡΟΛ之莫耳比率較佳為2:1、3:1、 或4:1以上。 在某些實施例中，維持鳥糞石沈澱之溫度為環境溫度 (室溫）（例如約20°C )。 在某些實施例中，鳥糞石沈澱之滯留時間為約45_6〇 min。 在某些實施例中，在添加某些材料（諸如鳥糞石粉末、 砂、飛灰及皂土粉末）作為晶種之情況下進行鳥糞石沈 澱。添加砂或皂土粉末具有改良磷酸鹽移除效率之附加效 益，而添加烏糞石粉末傾向於增加沈澱之鳥糞石之晶粒尺 寸。 在某些實施例中，鳥糞石沈澱用於消化糞肥，因為其效 率優於未消化糞肥。 在鳥糞石沈澱之大規模攪拌反應器中，攪拌較佳足夠強 烈以完全且高速混合溶液。 Β·石灰沈派 另一種典型無機磷酸鹽沈澱劑係基於石灰且具有大量溶 解之鈣，諸如呈生石灰或幾乎純的氧化鈣（例如超過95% CaO)、熟石灰（例如超過97% Ca(〇H)2)粉末或其石灰乳形 式之最常用鈣鹽。其他沈澱劑包括低級石灰材料，諸如石 159072.doc -11· 201217274 灰寞粉塵（或其石灰乳）及粒狀石灰（granuliine)。石灰窯粉 塵為主要含有CaC03、CaO、Ca(OH)2及CaMg(C03)2之複雜 混合物。相比而言’粒狀石灰主要含CaC〇3(>90%)且由於 其低溶解之鈣而可能並非極其有效。舉例而言，在水中5· 50 g/L劑量下石灰窯粉塵溶液之pH值為12.44-12.49，而相 同劑量下粒狀石灰溶液之pH值僅為9.43-8.78。對於10 g/L 劑量之熟石灰，pH值達到12.46。 石灰沈澱反應形成羥基磷灰石（CaiQ(p〇4)6(〇H)2)，描述 為： 10 Ca2++6 Ρ〇42·+8 〇H ~^Ca1()(P〇4)6(〇H)2i+6 H20 溶解之Ca含量隨石灰劑量而變化。5-50 g/L劑量下石灰 窯粉塵水溶液中溶解之€&為約94〇124〇 mg/L，而對於粒 狀石灰，相同劑量下僅為約24_15〇 mg/L。對於熟石灰， 10 g/L劑里下溶解之Ca達到945 mg/L。因此，熟石灰之溶 解之Ca濃度似乎與石灰窯粉塵相當。此可能係由於 Ca(OH)2於水中之溶解度有限。然而，石灰窯粉塵中之可 用Ca(OH)2遠少於熟石灰中之可用Ca(〇H)2。與石灰窯粉塵 不同，粒狀石灰中之可用（^小得多。 在某些實施例中，熟石灰劑量為約1〇_12 g/L生物廢料 (例如厭氧消化產物流出物）。儘管對於磷酸鹽沈澱，1〇 g/L之石灰劑量通常足夠高，但可能需要15 g/L或15 g/L以 上之石灰劑量以使沈澱物更好地沈降。因此，在某些實施 例中，可使用較高劑量（諸如15 g/L*15 g/L以上）以促進更 好地沈降。在此方面，丨8 g/L石灰劑量與20 g/L石灰劑量 159072.doc 12 201217274 之沈降曲線幾乎重疊，表明18 g/L以上石灰劑量之進一步 增加不會顯著有益於糞肥漿沈降。 石灰處理之糞肥漿似乎不會在短時間内（例如1天）大量 沈降。因此，在某些實施例中，沈降最少需要2_3天。但 在增強之沈降系統之情況下’此週期可縮短。沈降後，pH 值通常不受顯著影響’但殘餘磷酸鹽濃度顯著降低。 在某些實施例中，石灰處理且在沈降槽中適當沈降約i 〇 小時後’可用泵抽出沈降槽中約50-90%，或約70%的上層 溶液以作進一步處理（諸如氨汽提）且可將剩餘下層漿料離 心以移除固體。 在某些實施例中’控制石灰沈澱之pH值在s.od 1〇範圍 内》pH值通常為影響磷酸鹽沈澱之關鍵因素且其可能受反 應溫度影響。舉例而言，2.5°C下反應溶液之pH值為 9.87(若pH值計在較低溫度下校準，則實際1>11值可能遠低 於此值），低於25°〇及48。(：下之？11值（10.30-10.36)。較低溫 度（2.5°C)下之此較低pH值很有可能係由〇3(0«：)2在較低溫 度下溶解度較低且因此用於沈殿反應之溶解之每離子之可 用性較低而引起。因此’對於基於石灰之鱗酸鹽沈澱，沈 澱反應器中之反應溫度較佳控制在2〇。〇或20°C以上，例如 約20-3〇°C。通常無需更高的反摩溫度。 可藉由在機械授拌下混合200 g熟石灰粉末與6〇〇 mi熱水 (約60°C)來產生石灰乳。在使用前，在55-65°C下持續攪拌 乳狀混合物30分鐘。對於不同批料，石灰乳中之石灰含量 為 27.4-28.3 重量 ％。 I59072.doc -13· 201217274 可根據標準程序實現使用石灰處理之磷酸鹽沈澱。舉例 而言’在試驗性反應器規模沈澱中，内徑（ID)為約13 8 且南度為約45 cm之普列克斯玻璃（Plexigiass)反應器配備 有機械攪拌器及位於距底部15 cm處之採樣閥。可向反應 器中添加約5 L經離心之消化糞肥流出物，且可添加一定 量石灰粉末或石灰乳同時以約2000 rpm授拌反應溶液。當 使用石灰與木灰之組合時，可首先添加木灰，接著可在搜 拌5分鐘後添加石灰（粉末或乳）。可在室溫下（約2〇。匚）持續 攪拌反應物約40分鐘。可在反應器中安置pH探針及熱電偶 以監測反應期間之pH值及溫度。反應期間反應器可保持敞 開。在反應貫質上完成後’可將全部溶液傾入6 l塑膠桶 中以進行沈降隔夜。可緩慢倒出澄清溶液且可收集沈降之 固體並在80-90。(：下乾燥16-24小時。可在反應及沈降後分 別採集溶液樣品且可立即使用Cole-Parmer離心機以約3400 rpm離心15分鐘。可將各離心樣品之上清液稀釋5〇巧〇〇倍 以藉由Technicon進行磷酸鹽分析。可藉由氨選擇性電極方 法在10倍稀釋下測定樣品中之氨氮。舉例而言，各樣品可 製備一份稀釋溶液且可進行一式兩份量測。分析誤差通常 可控制於3-5%範圍内。 反應10分鐘後殘餘磷酸鹽濃度顯著降低，接著視石灰劑 量而定，在隨後10-20分鐘内進一步降低。舉例而言，在 12 g/L石灰劑量下，反應2〇分鐘後殘餘磷酸鹽濃度不再實 質上降低；而在約1〇 g/L石灰劑量下，反應3〇分鐘後殘餘 磷酸鹽保持幾乎不變。因此，在某些實施例中，在約】 159072.doc 201217274 12 g/L石灰劑量下，所需反應時間為至少20-30分鐘（約 20°C)。隨著石灰劑量增加，所需反應時間可能出於某種 原因而縮短。對於用於由石灰自糞肥流出物移除磷酸鹽之 大型攪拌沈澱反應器，反應器中之滯留時間可為約40-60 分鐘。 在某些實施例中，可使用木灰促進或加強石灰處理。木 灰具有高含量之鹼金屬氧化物，諸如Na20、K20及CaO。 添加木灰可提高待處理生物廢料之pH值且可有助於降低沈 澱所需之石灰劑量。此外，木灰展示一定程度的降低糞肥 流出物之混濁度及顏色之有效性。 木灰處理可在室溫下（約20°C)及在大氣壓力下分批進 行。在25 0 ml愛偷美氏燒瓶（Erlenmeyer flask)中，可首先 添加1 00 ml消化糞肥流出物（經離心），且使用吸液管 (Eppendorf 2 100系列，500-5000 μΐ)添加固定量之石灰乳（1 至5 ml)。精確稱取所需木灰且添加至燒瓶中。接著用塑膠 帽覆蓋燒瓶且以約1 80 rpm震盪60分鐘以進行沈澱反應。 可使用 CORNING pH 值 / 離子計 450(Laboratory Equipment， UK)量測最終pH值，且可自燒瓶採集12 ml樣品溶液且立即 用Cole-Parmer離心機以3400 rpm離心15分鐘。可將各離心 之樣品之上清液稀釋10-50倍以藉由Technicon進行構酸鹽 分析。在採集用於P分析之樣品後，如本文中所述，反應 燒瓶中之剩餘溶液可用於測定固體產率及總溶解固體 (TDS)。相同比例可外推以用於更大體積處理。在某些實 施例中，當木灰結合石灰乳處理使用時，可添加<5% 159072.doc -15- 201217274 (W/w)之木灰。 儘管基於石灰之磷酸鹽沈澱製程本身未必降低生物廢料 中之氨含量’但溶液轉移期間與空氣之接觸增加及沈降管 柱中較大的頂部空間可促進大量（例如10_20%)氨損失，視 諸如石灰反應PH值、攪拌強度及時間之因素而定。該氨含 量損失可降低氨氣提塔之貞載且因此降低汽提塔之所需空 氣流動速率。 因此在某些實施例中，為促進基於石灰之填酸鹽沈殿 製程期間氨之汽提’可在石灰沈澱反應器頂部安裝負壓產 生器件（諸如風扇）以幫助自水溶液中汽提出大量氨。 填酸鹽沈澱後，若使用離心實現固體_液體分離，則可 使用某些離心助劑以幫助更有效地沈澱物移除/回收。舉 例而。，可使用低成本材料（諸如木灰（WA，例如約 g/L)、飛灰（FA，例如約50 g/L)、熟石灰粉末（HL)及鋸屑 (SD，例如約20 g/L))作為離心助劑。較佳使用約25 §几劑 量之熟石灰（Ca(OH)2)。該等離心助劑可添加至懸浮有固 體之液體令且震盪或機械攪拌全部内含物指定時間（例如 10-60分鐘），隨後離心。可使用2%木灰預先調節pH值以降 低石灰沈降中所需之石灰量且增加p值。 可使用技術認可之任何設備進行離心，包括批式離心機 及連續離心機。視需要可收集離心之上清液以量測總固體 (TS)及總溶解固體（TDS)。總懸浮固體（TSS)按T_TDs之 差計算。 氨汽提 159072.doc 16· 201217274 與許多其他生物廢料類似，厭氧消化產物富含營養物元 素氮（N)，其部分來源於有機廢料中富含N之蛋白質、肽及 胺基酸之降解。消化產物中顯著部分（若非大部分）之氮元 素以氨（NH3)形式存在。若未適當提取，則天然或工業廢 水中之氨可引起顯著環境問題，因為氮為大部分生態系統 中有機物生長之必需營養物且因此為富營養化之主要原 因。 根據亨利定律（Henry's law)，氨水與其氣態對應物平衡 存在· NH4+(aq)^H++NH3 (aq)^NH3 (g) (方程式 1) 水溶液中未離子化形式（NH3)與離子化形式（NH4+)之間 的平衡視pH值及溫度而定。隨著pH值增加，方程式1中之 平衡向右側（氣體）偏移。當pH值高於7時，NH4+之量隨著 溫度升高而顯著減少。顯然當pH值低於7時，氨基本上以 NH4+形式存在而與溫度無關。而此情況不利於氨汽提製 程。 通常可經由物理-化學手段、生物手段或化學手段與生 物手段之組合自廢水移除氨。開發用於移除氨之技術主要 包括生物脫氮、氣提、汽提、選擇性離子交換、薄膜分離 及折點氣化處理（Reeves, Journal WPCF，44: 1895-1908, 1972 ； US EPA, Gordon Culp 制定，EPA-625/4-74-008, 1974 ;及 USEPA，Nitrogen control. Technomic Publishing Co.，Inc.，Lancaster，USA. 1994，其均以引用的方式併入 本文中）。前兩種系統廣泛應用於汙水處理，而其他系統 159072.doc •17- 201217274 則用於更特定情況。特定氨移除途徑之選擇可視待處理廢 水之性質而定。舉例而言，生物脫氮受低溫環境、缺少合 適量含碳化合物及存在有毒化合物阻礙。當存在干擾離子 時，離子交換會具有嚴重缺陷。因為成本較高及與經處理 之水中存在未轉化之氣有關的問題，所以除非待移除之初 始氨極少，否則折點氯化處理對於實際應用通常過於昂 貴。 氨汽提亦可經由商業單元實現，諸如來自Revex Technologies lnc.(RTI，Houst〇n，u.S.)之單元。RTI開發了 一種獨特的氣體-液體接觸器，其經設計用於高效氨汽 提。在RTI單元中於20。(：至4(TC的溫度下進行若干次自含 有800-2400 mg NH^N/L之水溶液之氨汽提試驗。實驗液 體及氣體流動速率分別為約17 L/min及280 L/min。控制録 溶液之pH值> 1 0.9。在1 〇分鐘循環中觀測到氨移除效率小 於 15%。 此外可使用引擎廢氣或其他富含C〇2且較佳高溫（例如高 於 40C、50C、60C、70°C、80°C、90°C、100°C 或 1〇〇。〇以 上）之類似「廢氣」貫現氨汽提。該氣流對氨汽提有益， 部分歸因於熱量、富含C〇2之氣體降低pH值之潛力及經由 使C〇2固定於氣流中而減少溫室氣體排放之附加效益。 以上提及方法中之任一者均可且預期適用於本發明中之 N元素回收。 如本文中所用，術語「氨汽提」通常係指回收各種形式 之營養物元素氮（N) ’包括（但不限於）氣態形式（亦即NH3氣 -18· 159072.doc

S 201217274 體）、各種NEU+鹽或其他含N化學形式。在某些實施例中， 回收之氮元素呈氣態形式。在某些其他實施例中，回收之 氮元素呈一或多種NH4+鹽形式。 在某些實施例中’空氣可用作汽提劑。在某些實施例 中，二氧化碳（C〇2)或富含二氧化碳之空氣或氣體可用作 >飞提劑。富含C〇2之空氣或氣體（諸如來自厭氧消化槽、乙 醇廠或生物沼氣燃燒之氣體）較佳為高溫（例如>4(rc，較佳 >50 C、6(TC、70°C、80°C、90°C、100°C 或 100。(：以上）。富 含C〇2之高溫氣體為乙醇生產廠之主要副產物之一，其可 能與產生厭氧消化產物之厭氧消化系統整合。 可自水溶液同時汽提出NH3及C〇2。因為c〇2於水宁之溶 解度遠小於NH3，所以C〇2氣體速率比Μ%高兩個數量級。 NHs-COrHe系統中之氣體_液體平衡研究表明隨著水中 C〇2之增加，C〇2分壓顯著增加而NH3分壓略有降低。 申請人之先前研究已證明富含(：：〇2之氣體可自包括消化 糞肥流出物之水溶液汽提ΝΑ。此使用富含CO:之氣體進 行之氨汽提製程具pH值依賴性。汽提效率在ρΗ 7·5下相對 較低，但效率隨pH值增加而增加。自ρΗ 7.5增加至95 汽提效率之增加比自pH9.5增加至pH 12〇顯著。因此，在 某些實施例中，氨汽提製程在介於75_12g之間，較佳介 於8.5-9.5之間的pH值下進行。理論上，任何（強或弱、有 機或無機）酸紐均可用於調節pH值以提供所需pH值範 圍。較佳pH值調節劑包括各種形式之石灰、hci、

NaOH、H3P〇4。 159072.doc -19- 201217274 申請人之先前研究亦已證明溫度顯著影響氨汽提效率β 在約10 C下效率極低，但其隨溫度上升而顯著提高。舉例 而吕’在先别貫驗中，在1〇。(3、25°C、40〇c及60〇c之溫度 下30分鐘汽提之效率分別為4%、15%、33%及73%。此 外，溫度之影響大於pH值之影響。升高溫度可降低所需 pH值範圍之嚴格度，從而減少鹼性物質消耗。因此，在某 些實施例中，在尚溫（例如30。〇或30°C以上，較佳24(TC或 45。。，最高60。〇下進行氨汽提以增加汽提效率以及減少鹼 性物質消耗。 申請人之先前研究進一步證明汽提用氣體中之c〇2濃度 亦影響氨汽提效率。效率隨C〇2濃度增加而降低，可能係 由於溶液中存在C〇2時NH3分壓降低之故。舉例而言，在 先前實驗中，在0%、14%、25%及75% 度下於25<)(： 及pH 9·5下進行之30分鐘汽提之效率分別為43%、、 27%及21%。然而，申請人發現與含有氨之化學溶液相 比，消化糞肥流出物中CO,濃度對氨汽提效率之影響較 小。此可能係因為由於糞肥流出物令存在之金屬離子（諸 如Ca及Mg)形成碳酸鹽沈澱使得溶液中游離c〇2減少之 故。儘管汽提用氣體中之較高eh含量可使？11值降低且因 此降低氨汽提效率，但若在相對較高溫度下進行汽提，則 雖然使用富含C〇2之氣體但仍可維持適當較高的汽提效 率。 因此，在某些實施例中，汽提用氣體中之c〇2濃度 ’較佳不超過25。/。。然而，當汽提用氣體與較^汽二 159072.doc -20- 201217274 溫度結合時可使用較高co2濃度。 在某些實施例中，在40°C或40°C以上之情況下，需要氣 體/液體比率>1000(m3/m3)。若使用較高汽提溫度，則可使 用較低氣體/液體比率。 在某些實施例中，起始生物廢水（例如厭氧消化產物）中 之氨氮含量之濃度為約1000-4000 mg NH3/L '約1200-2400 mg NH3/L、約 1200-1500 mg NH3/L、約 2000-3000 mg NHa/L或約2500 mg NIVL。起始生物廢水（例如厭氧消化 產物）中之總固體（TS)含量較佳不超過2%、1.5%、l.〇〇/0或 0.6%。起始生物廢水（例如厭氧消化產物）之pH值較佳介於 約9-12或約9.5-11之間。 總而言之’申請人已展示C〇2(尤其熱的富含C〇2之氣 體，其為乙醇廠之副產物）可用於在最佳pH值及溫度條件 下氨汽提。此外’申請人亦展示C〇2可用於消化糞肥流出 物、石灰處理之流出物或其他生物廢液之pH值調節。 因此’在一例示性設置中，如圖2所示，可引導熱c〇2或 煙道氣101進入直接熱交換器1以接觸給水。經加熱之 水104/203接著可進入間接熱交換器2以加熱糞肥流出物（可 經石灰處理及沈降）201。來自間接熱交換器2之冷卻之循 環水204作為給水1〇3返回直接熱交換器1。另一方面，接 著將一部分來自直接熱交換器1之冷卻之C〇2或煙道氣1〇2 引導至氨汽提塔3作為汽提劑301，且接觸經加熱之糞肥流 出物202/303(其來自間接熱交換器2)。水流在直接熱交換 器1與間接熱交換器2之間循環。儘管連續接觸c〇2氣體 159072.doc •21- 201217274 101，但由於co2於水中之溶解度有限，故此循環水應保持 約6之恆定pH值。在穩態操作下，在接觸直接熱交換器1中 之水103後，進氣101之C02含量不應顯著改變。自汽提塔3 流出之經NH3汽提之液流304/403應具有降低之pH值。若需 進一步調節此液流304/403之pH值，則可在汽提塔3下游安 裝另一視情況選用之氣體-液體接觸器4以混合一些冷卻之 C02氣體102(展示為401)與汽提之流出物304/403。接著， pH值經調節之流出物404離開氣體-液體接觸器4，C02還原 氣體402亦離開氣體-液體接觸器4。 在此典型設置中，在冷卻氣體直接接觸氨汽提塔中之生 物廢水前，由引入之富含C02之氣體載運之熱量首先經由 熱交換介質（例如再循環水）轉移至引入之生物廢水（例如磷 酸鹽還原之水，諸如經石灰處理及沈降之厭氧消化產物） 以升高富含氮之生物廢水之溫度。此主要基於實驗發現升 高溫度可極大促進氨汽提效率且同時降低由富含氮之廢水 中之C02引起之可能pH值降低之不利影響。 冷卻之富含C02之氣體亦可視情況用作用於流出之氨汽 提之廢水之下游pH值調節劑。舉例而言，將經石灰處理之 糞肥流出物之pH值自pH 10.2調節至pH 7.9所需之C02量為 每公升流出物約5 g C02。基於此比率，厭氧處理廠中每 天需要至少1000 kg C02以用於每天200 m3經石灰處理之流 出物之pH值調節。若C02氣體係由乙醇廠供應，則生產能 力需為至少1113公升乙醇/天或406,270公升/年。若C02氣 體係來自生物沼氣燃燒廢氣（其含有約14% C02)，則廢氣 159072.doc -22- 201217274 體積需為至少3636立方公尺/天。此可計入c〇2信用額 (credit)中，因為(：〇2氣體已經固定或儲存。 氨吸著 可收集汽提之NH3氣體且以其氣體形式純化。或者，可 使富含NH3之空氣中的NH3進一步吸收至固體基質中。舉 例而言’自厭氧消化產物分離之固體部分（經離心之消化 糞肥固體或「CDM固體」）可用於吸收NH3，產生可用作肥 料之富含N之生物固體。在某些實施例中，用酸（諸如 HjO4)進一步浸潰CDM固體以增加其氨吸著能力。在某些 實施例中，可添加CaS〇4以產生含硫之CDM固體，其可能 有助於增加生物固體中之硫酸鹽濃度以及磷酸鹽濃度。 申請人已展示CDM固體具有自空氣_NH3混合物吸著氣態 乱之月b力。β亥能力為在約64%水分含量下每公斤乾燥固體 約53 g ΝΗ3。申請人發現生物固體中之水分含量在氨吸著 中起重要作用。增加水分含置幾乎線性地增加生物固體上 之氨吸著。然而，吸著後，生物固體中之總含氮量隨乾燥 而降低（即使在室溫下）。此氮釋放與乾燥期間之水分損失 密切相關。舉例而言，當在室溫下乾燥24小時後水分含量 自64%變為10%時，生物固體中之總含氮量可自每公斤乾 燥固體5 3 g NH3變為每公斤乾燥固體3〇 g NH3。儘管不希 望受任何特定理論約束，但可用資料表明在測試之實驗條 件下，水對氨之吸收可能為生物固體上氨吸著之關鍵機 制。 吸著管柱中生物固體之填充密度亦影響氨吸著能力。高 159072.doc -23- 201217274 填充密度通常與高氨吸著能力相關。 向CDM生物固體中添加H2S04可增強其氨吸著能力。然 而，該等吸著氨之生物固體中之總含氮量亦隨著在室溫下 風乾而降低。氨吸著能力隨H2S04負載增加而增加，且乾 燥期間自吸著氨之生物固體之氨損失亦隨H2S04負載增加 而減少。添加之h2so4可能經由化學形成硫酸銨而增強氨 吸著。 在相同水分含量下，顆粒生物固體上之氨吸著能力略小 於原始CDM固體。此可能由氨遍及顆粒緻密生物固體粒子 之滲透及分佈較少引起。 在吸著氨之生物固體之風乾期間，約一半的總氮自固體 中逸出。然而，向CDM固體中添加硫酸可增強氨吸著。對 含硫之CDM固體保溫有助於增加硫酸鹽濃度以及雄酸鹽濃 度。 水處理 大部分生物廢料由水組成，其可經再循環以用於不同用 途’視對所得水之品質需要而定。 舉例而言，初始固體-液體分離後之液體部分可具有足 夠高之品質以便可直接用於某些製程，諸如乙醇酿酵或藻 類及其他微生物培養，而無需任何其他處理，但此液體部 分之某些（更純化）部分可在相同生物製程中更好地發揮作 I59072.doc •24· 201217274 質。 一種例不性處理為超據，其可使用此項技術中之標準設 備進行且該等設備可購得。 超濾（UF)為一種薄膜過濾，其中流體靜壓力迫使液體穿 過半透膜。懸浮固體及高分子量溶質經滞留，而水及低分 子量溶質通過薄膜。此分離製程被用於純化及濃縮巨分子 (103-1 06 Da)溶液，尤其蛋白質溶液之工業及研究中。除其 所滯留分子之尺寸外，超濾與微濾或奈濾並無本質區別。 超濾主要以交又流模式應用且超濾中之分離發生濃度極 化。 UF可使用若干種不同薄膜幾何形狀。螺旋纏繞模組由 較大的連續薄膜層及捲繞於管周圍之支撐材料（其使表面 積最大）組成。其較便宜，但可能對污染較為敏感。在管 狀薄膜設置中，進料溶液流經薄膜核心且滲透物收集於管 狀外殼中。此通常用於黏性或低品質流體，諸如厭氧消化 產物。空心纖維薄膜模組含有若干小型（〇·6至2 mm直徑） 官或纖維。進料溶液流經纖維之開放核心，且滲透物收集 於纖維周圍之濾筒區域中。過濾可以r内壓」或「外壓」 形式進行。與其他過濾方法類似，超濾可作為連續或分批 製程進行。 超濾之滲透物可經歷一或多次另外的UF製程以獲得愈 加純淨的可再循環水，而濃縮物可與其他廢水合併以作進 步處理（諸如UF)，從而使可回收水最多。 超濾滲透物可經歷另外的處理，諸如逆滲透。逆渗透 159072.doc • 25· 201217274 (RO)為一種過濾方法，其藉由在溶液位於選擇性薄膜之一 側時對該溶液加壓，從而自溶液移除多種類型之大分子及 離子。結果為溶質留存於薄膜之加壓侧而容許純溶劑穿至 另一側。為了具「選擇性」，此薄膜應不允許大分子或離 子通過孔（孔洞）’但應允許溶液之較小組分（諸如溶劑例 如水）自由通過。 逆滲透最普遍知曉用於自海水中純化飲用水，自水分子 移除鹽及其他物質。此與正常滲透製程相逆，在正常滲透 製程中，溶劑自然地自低溶質漢度區域穿過薄膜移動至高 溶質濃度區域《該製程與薄膜過濾類似。然而，逆渗透與 過滤之間存在關鍵差異。薄膜過瀘巾之主要移除機制為粗 濾或尺寸排除，因此該製程理論上可達成理想的粒子排 除，而與操作參數（諸如流入物壓力及濃度）無關。然而， 逆滲透涉及擴散機制，因此分離效率取決於溶質濃度、壓 力及水通量率。 用於逆滲透之薄膜在聚合物基質中具有緻密障壁層，大 部分分離於該層中發生。在大多數情況下，薄膜經設計成 僅允許水通過此緻密層而阻止溶質（諸如鹽離子）通過。此 製程需要對薄膜之高濃度側施加高壓，對於淡水及微鹼水 通常為2-17巴（30-250 psi)，而對於海水為4〇_7〇巴（6〇〇_ 1000 psi)，其必須克服約24巴（35〇 psi)天然滲透壓。 RO之滲透物視需要可進行另外RO製程以進一步改良水 質。可在RO下游使用離子交換以移除R〇滲透物中其他非 所需的溶解離子。 -26- 159072.doc

201217274 化濃縮物可含有較高含量之氨，尤其當-系列水純 驟。 4縮物可用於上述氨汽提步 。圖匕不根據本發明之一實施例之代表性營養物回收製 σ ’、。圖冑;主愿、，數字符號未必表示所有相關實施例 中之操作順序’因此在某些相關實施例中較大數字步驟可 在較小數字步驟之前進行。 根據料之此實施例，使用分㈣1(1)使生物廢料中之 固體部分與液體部分分離。固體部分(11)可用作生物肥 料’而液體部分（1.2)可在分離器„⑺令與本發明之一或多 種聚合物混合，分離器11(2)可能與分離器1(1)相同或不 同又來自分離器Η(2)之固體（2.1)可用作生物肥料，單 獨或以與固體（1.1)之混合物形式。來自分離器H(2)之液體 ΙΙ(2·2)可經下游處理（諸如石灰處理）以移除磷酸鹽。 此製程中可添加一或多種添加劑（包括Α1或Fe化學物 質、木灰或氣化副產物）以促進固體_液體分離。 然而’在一較佳實施例中，在分離器1(1)中之固體_液體 分離步驟之前或同時添加聚合物（且將無需分離器π)。 分離器I及II可為此項技術認可之任何固體_液體分離器 或脫水器件，諸如螺旋壓力機、旋轉壓力機、壓濾機、帶 式壓濾機、各種離心機（包括臥式傾析機）、電脫水機等。 可對分離之液體11(或聚合物輔助固體-液體分離之液體 部分）進行經設計以移除/回收磷酸鹽之處理，諸如基於石 灰之磷酸鹽回收或基於Mg鹽之鳥糞石製備，如本文中於 159072.doc •27- 201217274 以上（3)中所描述。石灰沈澱後，内含物可視情況於管式沈 降器中沈降，在此情況下分離之液體（3 2)可直接用於整合 式生物生產設施’諸如基於藻類之生物生產模組之乙醇 廠。或者，分離之液體（3.2)可經一或多次超濾（4次及/或5 次）。濃縮物可與等同於分離器11(2)中之物質的污泥混合 以重複固體-液體分離。 若使用石灰處理’ pH值升高之附加效益有助於下游氨汽 k。因此’較佳在氨汽提之前進行石灰處理步驟。 可進行一或多個超據步驟以進一步純化水（4及$) ^ UF之 滲透物（4.1及5.1)及濃縮物（4.2及5.2)可再經UF或逆滲透 (6)。R〇濃縮物通常含有高含量之氨且最適用於汽提塔（？） 中之氨汽提及/或吸著。可藉由例如離子交換（6 i丨）進一步 純化RO滲透物（6.1)以改良水質。 氨汽提（7)後’液體部分（7.1)可經再循環返回以進行進 一步水純化（UF及/或RO)，而氨氣可收集且以氣體形式純 化’或經由氨吸著（7·2)併入固體肥料中。 實例 藉由上述本發明之一般概念及若干較佳實施例，提供以 下實例以進一步說明本發明之特定態樣。儘管實例中之一 般教示被認為適於本發明，但特定限制不意欲構成限制。 實例1 >身化糞肥離心期間陽離子性聚合物改良固趙移除 若干種CIBA® ZETAG®陽離子性聚合物（諸如zetaG 7645及ZETAG 7623)用作使消化糞肥漿絮凝之絮凝劑。該 等聚合物為無毒的極高分子量陽離子性聚丙烯醯胺絮凝 159072.doc -28 - 201217274 劑。其典型結構展示於下式中。對於此實驗，在用於實驗 室L ’將含約丨重量％聚合物之聚合物健備溶液進一 步稀釋至G.2%。或者，可藉由使4() g ZETAG<g) 7623溶解於 20 L自來水中來製備聚合物溶液（〇2重量〇/〇)。

H*—C—Η 6HrN®cH3: CHj Cl® ZETAG® 7645之典型結構 此實驗巾進行兩種該測試：分批杯瓶絮凝賴及試驗 性離心測試。在分批杯瓶測試中，將2〇〇 mL未離心之消化 糞肥漿裝入500机燒杯中’接著添加一定量之聚合物溶 液。立即機械攪拌約10_60秒後，目視檢查樣品之絮凝物 形成及水澄清度。在使用試驗性傾析離心機之試驗性測試 中，在添加或不添加聚合物溶液下將原始消化糞肥漿離 心。離心機給料泵以3·4 L/min操作且聚合物給料泵以三種 不同流動速率操作：約〇.3、〇 5及丨2 L/min。在個別離心 測試中，在兩個不同位置添加聚合物，離心機給料泵之前 或之後。對原始消化糞肥漿及離心之液體進行採樣以量測 總固體（ts)及總溶解固體（TDS)。總懸浮固體（Tss)值按几 與TDS之差計算。 在測試中，使用約100至400 mg/L劑量之原始消化糞肥 漿試驗高離子電荷至低離子電荷之不同陽離子性聚合物。 159072.doc -29· 201217274 與測試之其他ZETAG®產品相比，發現ZETAG® 7623之原 始消化糞肥漿絮凝結果較佳。 當使用250 mg/L聚合物劑量之ZETAG® 7623時，原始漿 料在約5至20秒内絮凝且觀測到絮凝固體上方存在一些澄 清水。在300 mg/L聚合物劑量下，來自漿料之固體更快地 絮凝且觀測到更大塊的絮凝固體。溶液澄清度甚至優於使 用25 0 mg/L聚合物之試驗性測試。約25 0-300 mg/L聚合物 (ZETAG® 7623)劑量似乎最適用於懸浮固體含量為約8%之 例示性消化糞肥漿之絮凝。可使用本文中所描述之方法類 似地測定其他陽離子性聚合物之最佳聚合物濃度。 例示性實驗中固體含量量測結果（其中量測若干種原料 及離心樣品）列舉於下表1中。 表1.離心實驗條件及固體含量量測 樣品號 樣品說明 聚合物給 料位置 聚合物給料 速率(L/min) 流出物給料 速率(L/min) TS(%) TDS(%) TSS(%) P〇43 (mg/L) NH3(mg/L) 1 原始經消化 8.56 1.55 7.02 295.8 >2000 2 無聚合物離 心 3.4 3.76 1.58 2.18 219.3 1646土 34 3 添加聚合物 離心 泵前 約1.2 3.4 1.77 1.18 0.597 100.2 1290 4 添加聚合物 離心 泵後 約0.5 3.4 1.79 1.20 0.585 102.1 1310士34 5 添加聚合物 離心 泵後 約0.3 3.4 2.08 6 添加聚合物 離心之本體 溶液* 0.3-1.2 3.4 1.86 138.3 1318 自第3、4及5輪測試收集本體溶液。 如以上數據所示，原始消化糞肥漿之總固體（TS)含量為 159072.doc -30· 201217274 約8.56%。在未添加聚合物離心後之分離之液體部分中， 所量測之總固體（TS)含量降為約3.76%。此約5°/。絕對TS降 低主要歸因於總懸浮固體（TSS)含量降低（在管柱TSS(%)下 比較樣品1與樣品2-自7.02%降至2.18%)。如所預期，離心 並不顯著降低總溶解固體（TDS)含量（比較樣品1與樣品2， TDS(%)行下）。 在離心之前添加聚合物（樣品3-5)可使分離之液體部分中 之TS含量進一步降低至約1.8%-2.1%。此數字隨聚合物劑 量增加而進一步略有降低（數據未示）。有趣的是，TS(°/〇) 之此約2%絕對降低主要歸因於總溶解固體（TDS)含量降低 (比較樣品2與樣品3或4，TSS(%)行下-自2.1 8%顯著降低至 約0.6%)且在較小程度上歸因於總懸浮固體（TSS)含量降低 (比較相同樣品-自1.58%小幅但顯著降低至約1.2%)。 簡而言之，所計算之總懸浮固體（TSS)含量為約7.0%(原 始消化樣品中）、約2.2%(未添加聚合物離心之樣品之液體 部分中）及僅約0.6%(聚合物輔助離心後樣品之液體部分 中）。此外，未添加聚合物情況下固體-液體分離未顯著降 低1.58%總溶解固體（TDS)含量，而在離心之前添加聚合物 具有進一步降低TDS之附加效益。總而言之，添加聚合物 可顯著改良固體-液體分離並降低流出物中之總懸浮固體 (TSS)及總溶解固體（TDS)。 可能更顯著的是，添加聚合物及固體-液體分離之順序 似乎對以上結果很重要。在一相關實驗中，在50至350 mg/L之類似劑量下測試兩種陽離子性聚合物ZETAG® 7623 159072.doc -31 · 201217274 及ZETAG® 7645使預先經離心之消化糞肥流出物絮凝之能 力。意外的是’未觀測到優良絮凝。不希望受任何特定理 論約束’此結果表明消化糞肥漿中之生物纖維可在翼肥聚 之絮凝中起重要作用。生物纖維最有可能橋聯相鄰懸浮粒 子且幫助形成三維度更高之網狀絮凝物結構。此觀測結果 表明為了更有效地移除懸浮固體，應在機械固體_液體分 離之前向未離心之糞肥漿中而非經離心之糞肥流出物中添 加聚合物。 實例2消化糞肥離心期間陽離子性聚合物改良營養物移除 此實例表明在固體-液體分離製程期間，陽離子性聚合 物不僅促進固體移除且亦意外地促進某些營養物（諸如磷 酸鹽及氮）之沈澱/回收。 在以上實驗中，亦量測如表丨中所示之上述樣品中之氨 及磷酸鹽濃度。意外的是，聚合物輔助離心樣品中之NH3 及PO?濃度比無聚合物離心樣品低約2〇%及5〇%。此結果 表明添加聚合物亦可促進離心期間自流出物移除WHS及 Ρ〇43、 實例3陽離子性聚合物辅助之固體_液體分離中石灰處理 後沈降固體減少 在與貫例1類似之條件下進行聚合物辅助之固體液體分 離後，分離之液體部分進一步經石灰處理。接著將石灰處 理之樣品傾入不同玻璃管中以進行沈降。此實驗中所用例 示性破璃管之内徑為37 mm且高度為295 mm(直徑-高度比 為1:8)。使用ORION氨探針量測樣品溶液中之氨濃度。使 159072.doc -32- 201217274 用Dionex ICS 1000藉由離子層析測定填酸鹽濃度。 聚合物輔助之離心後樣品之石灰處理結果展示於表2 中。所用石灰劑量介於0至20 g/L之間。原始離心流出物之 pH值為約7.54。一般，石灰處理之流出物之pH值隨石灰劑 量增加而增加。舉例而言，經5 g/L石灰劑量處理之樣品之 pH值為9.40，且經10 g/L石灰劑量處理之樣品之pH值為 12.13 。 表2.聚合物輔助之離心糞肥流出物之石灰處理之結果 樣品號 石灰劑量 (g/L) 最终 pH值 PO/3濃度 (mg/L) 體積比(下 層/上層） 混濁度 (ntu) TS(%) TDS(%) TSS(%) 1 0 7.54 138.3 3010 1.856 2 5 9.40 27.5 7.8% 3710 1.759 3 10 12.13 <1 18.6% 2860 1.565 1.20 0.365 4 15 12.25 <1 20.4% 3270 1.569 5 20 12.34 <1 22.2% 1950 1,555 *在沈降2天後量測上層溶液中之P043_、TS、TDS。 作為石灰處理之結果，5 g/L石灰處理下殘餘P〇43·自約 138·3 mg/L降低至約27·5 mg/L，且在>10 g/L石灰劑量下進 一步降低至低於1 mg/L。總固體含量隨石灰劑量增加而僅 略有降低。1 0 g/L石灰劑量下石灰處理之流出物中之剩餘 TS、TDS 及 TSS 分別為 1.57%、1.20% 及 0.37%。 在實驗期間觀測到沈降管中之大部分固體在約1-2小時 内沈降。如表2中所示，在5至20 g/L之間的石灰劑量下下 層漿料與上層溶液之體積比為8%至22%。使用無聚合物離 心糞肥流出物進行之類似處理時，此比率高得多（例如約 100%)。此結果表明使用聚合物辅助之離心流出物進行之 159072.doc -33- 201217274 石灰處理中沈降之固體部分與使用無聚合物離心流出物相 比變小》 在石灰處理且在沈降槽中固體沈澱後，可進一步處理沈 降槽之上層液體部分以在下.游處理中回收氨及/或可再循 環水。舉例而言，可將上層液體部分引導至氣提塔以進行 氨/飞提/回收’或其可經由微濾、超滤、逆渗透或離子交 換過渡。來自汽提塔之流出物可進入污水塘或澄清器中以 進行進一步沈降及pH值調節。所得澄清水可用於農業、灌 规或用於製備饋入消化槽之糞肥。來自沈降槽之下層沈降 漿料可經再循環返回至固體-液體分離器（例如離心機）中以 與來自厭氧消化槽之厭氧消化產物混合且再次離心。 用於固體-液體分離之聚合物劑量通常基於待處理廢水 中之乾燥物質（〇?^)量。典型聚合物劑量為約4_1〇公斤/噸 DM。離心前，消化糞肥漿（厭氧消化產物）中之乾燥物質為 約80 kg/m3。因此，若製程中使用3〇〇 mg/L聚合物劑量以 促進固體-液體分離（例如離心），則基於乾燥物質之劑量為 約3.75公斤/噸DM。 由於聚合物輔助之固體-液體分離（例如離心）引起懸浮固 體減少，因此石灰消耗可自典型的2〇 kg/m3降低至約1〇 kg/m3。因此相應石灰成本減少約一半。石灰減少所引起 之成本節約可大致補償聚合物成本。下表3為基於典型市 場之例示性成本估計。 159072.doc •34· 201217274 表3·絮凝劑及凝結劑之成本估計 項目 單位 值 流出物流動速率 立方公尺/天 133 聚合物價格 美元/公斤 5 聚合物劑量 公克/立方公尺 300 單位聚合物成本 美元/立方公尺 1.5 每曰聚合物成本 美元/天 199.5 熟石灰價格 美元/公斤 0.14 石灰劑量 公斤/立方公尺 10 單位石灰成本 美元/立方公尺 1.4 每曰石灰成本 美元/天 186.2 單位化學成本 美元/立方公尺 2.9 每曰化學成本 美元/天 385.7 以上實例說明生物廢水（諸如消化糞肥漿）絮凝使用聚合 物之多種潛在效益。其改良脫水效率，減少下游（石灰）沈 降槽中之離心之流出物固體及下層漿料體積。此外，其增 強焦化污泥（生物固體）之膠態保持力，使得流出物中之 BOD/COD及其他營養物減少。 實例4不同凝結劑下消化糞肥流出物之凝結 在杯瓶測試中廣泛進行不同凝結劑或其組合情況下消化 糞肥流出物之凝結。第一組凝結實驗使用明礬（Al2(S〇4)3) 及石灰且劑量為0-3公克明礬/公升及15-25公克熟石灰/公 升。明礬及石灰分別製備為溶液或石灰乳。處理順序包 括： •先明礬後石灰 •先石灰後明礬 •明礬及石灰同時進行。 159072.doc -35- 201217274 可由結果及觀測現象獲得以下結論： •明礬在最初幾天幫助沈降。 •單獨明攀幫助凝結’但不有效地減少沈降後下層浆 料體積。 •沈降3-5天後，石灰處理效果幾乎與使用明礬及石 灰兩者進行之處理同樣良好。 第一組凝結實驗使用明礬、石灰及普立清（praest〇i)型及 巴（pereol)型聚合物之組合。 固疋石灰劑量（15 g熟石灰/l)及〇_ 15〇〇 mg聚合物/L之 石灰加聚合物。 •固定明礬及石灰劑量（1 g明礬/L及15 g熟石灰/L)及 0-1500 mg聚合物/L之明礬及石灰加聚合物。 發現添加該等類型聚合物未改良沈降。 第三組凝結實驗為消化糞肥流出物之大規模石灰處理。 在200 L儲槽中進行實驗且熟石灰劑量為約20 g/L。添加石 灰乳後’在10-13°C下機械攪拌離心之消化糞肥流出物6〇 分鐘’接著在儲槽中沈降。此大型儲槽中之凝結及沈降與 先前小批量實驗相當但效率略低，部分由於所測試之糞肥 流出物中固體含量較高、混合不充分及/或反應溫度較 低。 實例5用於磷酸鹽移除之低級石灰之粉末形式 高品質的具有高溶解鈣含量之基於石灰之試劑通常較佳 作為磷酸鹽移除劑。然而，在某些情形下亦可使用某些低 級的基於石灰之試劑，如此實驗中說明。 159072.doc -36- 201217274 該等測試中使用石灰窯粉塵及粒狀石灰以及熟石灰之粉 末形式。獲得反應後磷酸鹽移除效率及最終溶液pH值之結 果。發現當石灰劑量為15 g/L時，石灰窯粉塵之p移除效 率為約35%，而熟石灰之P移除效率為約8〇%β當石灰熏粉 塵劑量增至30 g/L時，P移除效率僅略微增加至36。/(^當使 用石灰窯粉塵時’此較低P移除效率可能由石灰窯粉塵中 Ca(OH)2含量較低引起。此亦由與使用石灰窯粉塵有關之 較低最終溶液pH值證明，當使用15-30 g/L石灰窯粉塵時 最終pH值僅為9.0-9.4。相比而言，當使用15 g/L熟石灰時 pH值達到11.5。 另一方面，初步結果表明粒狀石灰對自糞肥流出物移除 P幾乎無效。當使用15-30 g/L粒狀石灰時，相應pH值僅為 7.9-8.0。認為此後一個{)11值對磷酸鈣形式之有效沈澱過 低。 亦獲得使用石灰寞粉塵及熟石灰之乳狀物形式之磷酸鹽 移除結果。在低於3 0(g/L)之石灰劑量下，石灰窯粉塵之乳 狀物之P移除效率低於熟石灰之乳狀物。在3〇(g/L)或 30(g/L)以上之石灰窯粉塵劑量下，此效率達到ι〇〇%，與 在15或15以上之熟石灰劑量下獲得之結果類似。該等結果 表明使用呈乳狀物形式之石灰窯粉塵可達成與使用熟石灰 類似的P移除效能。當然，所需石灰窯粉塵劑量高於所需 熟石灰劑量。粗略估計所需石灰窯粉塵劑量為熟石灰劑量 之約2-2.5倍。 與石灰窯粉塵粉末之結果相比，在高於15(g/L)之劑量 159072.doc -37· 201217274 下’粉末之p移除效率顯著低於使用乳狀物之效率。 在15 g/L之熟石灰乳狀物劑量下，最終溶液pH值達到 12。然而，當使用石灰窯粉塵之乳狀物時，pH值隨石灰劑 量增加而增加且在45 g/L劑量下達到12 ^相比而言，當使 用石灰窯粉塵之粉末時，pH值變化極小且在45 g/L劑量下 僅為9.4。顯然，使用粉末時的較低pH值係由可用ca(〇H)2 較少引起。 亦測試不同等級之石灰（15 g/L劑量）以測定其作為離心 助劑之能力。與未添加石灰之結果相比，僅添加熟石灰作 為離心助劑展示懸浮固體（SS)發生一定程度的減少。此減 少可能由Ca(OH)2之強凝結作用引起。相比而言，石灰窯 粉塵或粒狀石灰均未展示離心期間ss有顯著減少。添加不 同石灰時之溶解固體含量實質上類似。 總而言之，實驗表明石灰窯粉塵（諸如自Graym〇nt Western Canada Inc.獲得之石灰窯粉塵）可用於自消化糞肥 流出物移除磷酸鹽，但其效率低於熟石灰，主要由於其可 用Ca(〇H)2含量較低。石灰窯粉塵之粉末形式之效率亦遠 低於其乳狀物形式。 當使用乳狀物形式時，Ρ移除效率隨石灰窯粉塵劑量增 加而增加。在較高石灰劑量下，使用呈乳狀物形式之石灰 窯粉塵可獲得與使用熟石灰之乳狀物形式類似的ρ移除效 能。所需石灰窯粉塵劑量為熟石灰之約2_25倍或2.5倍以 上。因此，假設所需熟石灰劑量為15_2〇 kg/m3消化糞肥 漿，則所需石灰寞粉塵劑量將為約4〇kg/m3消化糞肥漿。 J59072.doc -38- 201217274 在測試之條件下，石灰窯粉塵及粒狀石灰（自Graymont Western Canada Inc.獲得）均未展示顯著的作為用於降低消 化糞肥漿之懸浮固體之離心助劑之能力。 實例6自消化糞肥固體提取磷酸鹽之物理手段 此實驗表明消化之牲畜糞肥中之大量磷酸鹽與固體有 關。磷酸鹽完全釋放至水相中為一緩慢過程。因此，可藉 由簡單物理手段回收大量磷酸鹽營養物，諸如下文描述之 重複提取及離心。 實驗中所用消化之牲畜糞肥來自55°C下厭氧消化34天後 之實驗室80 L消化槽，初始固體含量為10%。代表性提取 按照如下簡要描述之程序進行： 1) 以5000 rpm離心250 mL消化糞肥20分鐘。 2) 分離上清液且量測其體積。 3) 向剩餘固體中添加與分離之上清液相等的水。 4) 以150 rpm震盪提取溶液2小時。 5) 以5000 rpm離心提取溶液20分鐘。 6) 重複步驟2)至5)共5次。 7) 分析提取之上清液中之磷酸鹽濃度。 消化糞肥固體之水提取 編號 樣品處理 液體體積 (mL) 固體重量 (κ) Ρ〇Ζ濃度 (mg P/L) P〇43重量 (mgP) 提取率(％) 0 原始消化糞肥，未離心 160 90(ml) 213.33 34.13 1 離心(初始250 ml) 144 110.79 56.47 8.13 26.04 2 用144 ml H20進行第一 次提取 156 89.72 42.06 6.56 21.01 159072.doc -39- 201217274 3 用156 ml H20進行第二 次提取 149 83.84 38.79 5.78 18.51 4 用149 ml H20進行第三 次提取 142 85.04 40.85 5.80 18.58 5 用142 ml H20進行第四 次提取 136 84.41 19.59 2.66 8.53 6 用136 ml H20進行第五 次提取 134 82.61 17.09 2.29 7.33 提取之填酸鹽總量 31.23 實例7烏糞石沈澱 自Highland Feeder獲得原始牲畜糞肥。實驗中使用兩種 糞肥流出物，未經消化及經（厭氧）消化。消化之糞肥流出 物係内部經由厭氧消化產生。以5000 rpm離心兩種糞肥流 出物，隨後用於營養物回收實驗。實驗中使用不同批次之 糞肥流出物且不同批次間營養物含量不同，未經消化之糞 肥流出物為 178-187 mg P0437L及 642-660 mg NH3-N/L且經 消化之糞肥流出物為300-600 mg P0 43-/L及2300-3000 mg NH3-N/L。 此階段實驗中使用以下化學物質·· MgO(最小97%，BDH 分析級，AnalaR)、MgO(Baymag 96，-200 目）、Mg(OH)2 (95.0-100.5% » Fisher Scientific)、MgC〇3(40.0-43.5% (MgO)，Fisher Scientific)、MgS04.7H20(最小 99.5%， BDH分析級，AnalaR) ' MgCl2.6H20(99.7°/〇，J.T. Baker分 析試劑）、NH4C1(99.5%，BDH 分析試劑）、KC1(99.0-100.5%，EM Science)及 Na2HPO4(99.0%，BDH 認證分析試 劑）0 -40- 159072.doc

201217274 使用糞肥流出物進行分批鳥糞石沈澱實驗以評估不同條 件包括PH值、Mg添加量、溫度及添加不同。在分 批貫驗中（除動力學實驗外），在磁力携拌下將1 〇〇如糞肥 流出物添加至200 ml燒杯（反應器）中且使用60分鐘反應時 間。若未指定，則控制實驗pH值為9〇且反應溫度為 2〇C(室溫若未說明，則實驗中所用鎂鹽為丄μ ^札卜溶 液在動力學實驗中，使用300 ml糞肥流出物且在開始實 驗後5、15、30、45及60分鐘時進行採樣。對於所有實 驗，均在反應器中安置pH值探針及溫度計以監測1)11值及 狐度為了 S平估溫度影響，反應器置放於可良好控制溫度 在指定值±〇.5°C之水浴中。 因為所測s式之糞肥流出物中之氨含量遠高於磷酸鹽含 量所以貫驗中在不添加磷酸鹽情況下藉由鳥糞石沈澱移 除之氨僅佔全部氨之—小部分。因此，大部分鳥糞石沈殿 實驗僅量測磷酸鹽移除效率。然而，在添加磷酸鹽下進行 若干次實驗以進行移除氨以及磷酸鹽之評估。 自差處理及未經處理，及經消化及未經消化之糞肥流出 物抓集糞肥樣品。該等樣品為暗色且含有懸浮固體。使用 離心進行固體·液體分離。通常，藉由c〇le_parmer離心機 以3400 rpm離心1〇 m丨樣品溶液1〇分鐘。離心後用Gih〇n 4〇1型稀釋機將離心樣品之上清液稀釋5〇至5〇〇倍以用於磷 酸·^刀析。藉由離子層析或自動抗壞血酸比色法測定糞肥 流出物中之磷酸鹽濃度。用於氨分析之樣品不離心。藉由 乳選擇性電極方法測定氨氮。視需要使用感應耦合電漿 159072.doc •41· 201217274 (ICP)進行金屬離子分析。 對於糞肥流出物樣品之磷酸鹽分析，發現分析之磷酸鹽 濃度受預處理方法影響。使用045 μπ1薄膜過滤器過滤得 到比使用離心預處理低10_20%的磷酸鹽濃度。此可能係由 於薄膜過濾移除大部分的吸附一些磷酸鹽之懸浮固體之 故。此研九中報導之磷酸鹽濃度係基於離心預處理。亦發 現儘管分析正磷酸鹽標準物無差異’但藉由自動抗壞血酸 比色法（Technicon)分析之正磷酸鹽高於藉由IC分析 之正磷 酸鹽。一種可能原因為糞肥中之部分有機磷經Technic〇n方 法中所用之強酸性試劑溶液氧化/轉化為正磷酸鹽。由此 觀點看來，1C比自動抗壞企酸比色法更適用於測定翼肥中 之正磷酸鹽。 已在小規模分批實驗中研究自糞肥進行鳥糞石沈澱之操 作條件。該等條件包括pH值、Mg/p〇43_比率、p〇43./nH4+ 比率、反應溫度、反應時間、不同鎂鹽及晶種材料。關鍵 結果及觀測現象彙總如下： • pH 8為自糞肥流出物有效沈澱鳥糞石所需之最小 值，且應控制操作pH值介於8.5與9·5之間以較佳地移 除磷酸鹽。 •即使在Mg/PO,比率為零（未添加Mg)情況下亦移除大 量磷酸鹽（未經消化之糞肥為1〇%且經消化之糞肥為 20%) »此最有可能係由於牲畜糞肥中已存在一定量之

Mg及Ca離子之故，該等離子在升高之pH值下引起鳥 糞石及磷酸鈣沈澱。 159072.doc •42· 201217274

’所以理 ’由實 、耳比率為1之情況下應移除大部分 當Mg/PO,莫耳比率達到i時， 驗獲得之磷酸鹽移除效率遠低於丨且甚至在比率高於$ 時僅為約40_6〇%。可能存在某些延緩自糞肥流:物沈 澱鳥糞石之抑制作用，大概歸因於糞肥流出物中極複 雜基質及高懸浮固體含量。因此，自糞肥流出物沈澱 鳥糞石顯然需要較大Mg/p〇43-比率。因此將增加營養 物回收之化學成本。 •當反應溫度自5°C上升至35°C時，磷酸鹽移除效率僅略 有改良。因此，在此溫度範圍内，自糞肥進行鳥糞石 沈澱不受溫度顯著影響。鳥糞石沈澱反應器之操作溫 度可設定為環境溫度（室溫）（2〇。〇)。 •發現30分鐘反應時間足以獲得適當營養物移除效率。 然而’建議鳥糞石沈澱反應器設計應使用45_6〇分鐘 滯留時間。 •糞肥流出物中之氨氮含量遠高於磷酸鹽含量，因此經 由鳥糞石沈澱移除之氨隨P〇437NH4+比率增加（藉由向 糞肥流出物中添加磷酸鹽）而增加。實驗結果表明與 移除之磷酸鹽相比移除之氨較少，表明糞肥流出物中 之—些磷酸鹽以除鳥糞石以外的磷酸鹽化合物形式移 除。磷酸鎂及磷酸鈣最有可能為該等化合物中之兩 者。 試驗若干種材料作為用於自糞肥進行烏糞石沈澱之晶 159072.doc 43· 201217274 種，包括鳥糞石粉末、砂、飛灰及皂土粉末。根據量 測之磷酸鹽移除效率，砂似乎為最佳晶種材料。添加 鳥糞石粉末未展示磷酸鹽移除有任何改良，可能係由 於較長反應時間下鳥糞石溶解增加之故。然而，添加 鳥糞石作為晶種可增加沈澱之鳥糞石之晶粒尺寸。 •自實驗觀測到的有趣現象為消化之糞肥之鳥糞石沈澱 似乎比未經消化之糞肥有效。 實例8使用富含C〇2之氣體進行氨汽提 此組汽提實驗中使用兩種溶液：氣化敍溶液⑽4Ci)及 消化之牲畜糞肥流出物。藉由將固體NH4C1(bdh，分析試 劑’最小99.5%)溶解於水中來製備呈氨氣（NH3_卿式之 麵mg/L銨溶液。實驗中所用之消化之牲畜翼肥流出物 係在試驗性消化槽（其為連續㈣槽反應器）中產生。在氨 汽提前，使用試驗性盤式離心機將消化之流出物離心，接 著使用石灰沈澱處心移_酸鹽。在進人汽提塔前，流 出物中之總固體含量為約其正磷酸鹽濃度<1〇 離（呈P形式）且氨濃度為約2〇〇〇 mg/L(呈NH3_N形式）。 使用NaOH溶液（1〇 N)提高pH值。 ’工業級，99%)作為汽提 自氣缸之高濃度C02獲得 汽提實驗中使用C02氣體（B〇c 用氣體。藉由用壓縮空氣稀釋來 不同濃度co2。 氨汽提實驗以半分桃M / 枇摈式進行，液相使用分批模式且氣 相使用連續流動模式。由並 __ 田9列克斯玻璃製成之汽提塔之内 徑（ID)為4 cm，填充區域中含 场中之间度為100 cm且填充區域上 159072.doc -44- 201217274 方之延伸區域之高度為35⑽。液體給料管安置於填充區 j上方25 em處位置中央。用Q㈣鲍爾環（pw加幻填充 :柱總填充體積為！ ·26 L。汽提用氣體由不同比率之空 氣及C 0 2經由兩個暂县、+ 夏流量控制器形成。氣體混合器之體 用〇.5寸鮑爾環填充。氣體加熱器為包有兩個加 …、帶（2x624 W)之青鋼線圈。用Masterflex栗將給料溶液自 給料槽抽運至管柱頂部。機械擾拌給料槽。在管柱底部收 集几提之机出物且再循環至給料槽。用浸入式加熱器 (1000 W)加熱。由兩個溫度控制器分別控制氣體加孰器及 給料槽中之加熱器，藉此可將汽提塔中之溫度維持在^於 20 C與70 C之間的任何指定值（±r(：内）。藉由用w咖驗 =向給料槽中添加Na〇H溶液（ig n)將溶液阳值維持在指 定值。在鼓泡通過兩個串聯氨收集器(其含有5% Η抓溶 液）後释放經汽提之氣體。所有實驗中之汽提用氣體及液 體流動速率分別設定為2〇 L/min及〇·! 5 L/min。 在不同條件下進行個別氨汽提實驗以評估溫度、pH值及 C〇2濃度之衫響。在各實驗中，最初將濃度為約2刪 3 N/L之5 L 3氨浴液裝載於給料槽中，且控制管柱溫 度冷液pH值及八提用氣體中之c〇2濃度儘可能怪定為指 定值。在實驗期間’以5分鐘時間間隔對氨汽提後汽提塔 底部之液體溶液進行採樣。氨移除效率按汽提前與汽提後 氨濃度差的百分比計算。 用10%邮〇4溶液酸化液體樣品至pH<6以防止採樣後氨 逸出’接著稀釋5G·⑽倍以進行氨分析。藉由離子層析 159072.doc -45- 201217274 (Dionex ICS-1000)測定樣品中之氨濃度。分析誤差可控制 於±5。/〇内。未量測汽提塔中汽提出之氣體中之氨濃度。 溫度影響 在介於10 C與60°c之間的不同溫度下，在丨4% c〇2氣體 pH 9.5下進行一系列汽提實驗，如圖3 A所示。發現溫度顯 著影響氨汽提效率。在1 〇。〇下，氨汽提效率極低。此效率 隨溫度升高而顯著增加。在1〇〇c、25。〇、4〇c>c及6〇。匚之溫 度下效率分別為4%、15%、33%及73%。高溫顯然有益於 氨汽提。此係由於高溫藉由增強驅動力（亦即降低氨於水 中之溶解度）來實現高氣體_液體質量轉移率之故。該等結 果表明在高溫下可減少汽提單元之體積。 pH值影響 在介於7.5與12.0之間的不同pH值下，在14% c〇2氣體 饥下進行-系列汽提實驗，如圖3B所示。發現1汽提效 率在pH 7.5下相對較低。其隨pH值增加而增加。自75 增加至PH 9.5時汽提效率增加較顯著，而自pH 95增加至 pH 12.0時不太顯著。 發現溫度影響大於pH值影響。因此，升高汽提溫度可降 低所需pH值且因此減少驗性物質消耗。同時，由於汽提溫 度升高，所需熱量增加。若自生物沼氣系統回收之埶量較 多，則需要在高溫下操作汽提以減少驗性物質消耗以及提 高汽提效率。 C〇2濃廋影響

在40°C及pH 在介於0%與75%之間的不同c〇2濃度下 159072.doc -46- 201217274 9.5下進行一系列汽提實驗，如圖3C所示。發現C02濃度影 響氨汽提。氨汽提效率隨co2濃度增加而降低。在0%、 14%、25%及75% C02濃度下30分鐘時之氨汽提效率分別 為43%、31%、27%及21°/〇。此結果可由C02分壓隨水中 C02增加而顯著增加而NH3分壓略有降低之nh3-co2-h2o系 統知識來解釋（Edwards等人，AIChE J. 24(6): 966-976, 1978 ； Beutler及 Renon，Ind. Eng. Chem. Process Des. Dev. 17(3): 220-230, 1978 ； Pawllkowskl#· A > Ind. Eng. Chem. Process Des. Dev. 21: 764-770，1982 ; Kawazuishi 及

Prausnitz，Ind. Eng. Chem. Res. 26: 1482-1485，1987)。隨 著汽提用氣體中之C〇2濃度增加，NH3分壓（濃度）可能降 低，接著自水溶液釋放至氣相之NH3減少。因此，NH3汽 提效率降低。因此’含有超過50% C〇2之氣體較佳不應用 於氨汽提。可能最佳保持汽提用氣體中之c〇2低於25%以 獲得適當較高的汽提效率° 自消化之糞肥流出物之氨汽提 迄今為止，所有上述實驗均使用NH4+溶液進行。使用消 化之糞肥流出物進行以下兩組汽提實驗。一組在2 5 °C及pH 10.9下，而另一組在40°C及ΡΗ 9·5下’均分別在14。/〇及75% C02下進行。在14°/° c〇2氣體下’ 40°C及pH 9.5下之汽提效 率大於2 5 °C及pH 1〇·9下之汽提效率（圖3D)。當使用750/〇 C02氣體時獲得類似結果（圖3Ε)。該等結果通常與先前於 使用化學溶液之實驗中獲得之溫度影響大於ΡΗ值影響之觀 測結果一致。 159072.doc •47· 201217274 亦研究汽提用氣體中c〇2濃度對氨汽提效率之影響。在 25 C及pH 10.9下，75% C02下之汽提效率與μ。/。c〇2下之 汽提效率極類似（圖3F)。在4〇t&pH 95條件下亦發生此 現象（圖3G)。該等結果顯然與先前獲得之當使用c〇2氣體 進行氨汽提時，汽提效率隨c〇2濃度增加而降低之結果相 矛盾。然而，此可由碳酸鹽沈澱物形成可減少溶液中之游 離C〇2來解釋。如所熟知，存在於糞肥流出物中之大量金 屬離子（諸如Ca及Mg)可形成碳酸鹽沈澱物且因此減少溶液 中之游離CO"因此，NH3分壓隨氣態叫濃度增加而降低 之程度減小且因此NH3汽提效率將不會受汽提用氣體中 C〇2濃度增加的顯著影響。 不維持pH值情況下之氨汽提 在40 C下在不維持製程pH值情況下進行三個汽提實驗。 該等實驗中，用1() N Na〇H調節溶液之初^pH值至n 5， 接著在汽提期間不添加其他鹼性物質。pH值變化及氨汽提 效率展示於圖3H中。發現PH值在氨汽提期間以不同程度 降低。使用空氣之實驗（實驗A，〇% c〇2)與使用14% c〇2 氣體之實驗（實驗B)相比PH值降低較少，因為實驗b_c〇2 之溶解降低阳值。因此，前一實驗與後-實驗相比達成的 風汽提效率更高。在另一測試使用14% c〇2氣體自糞肥流 出物進行氨汽提之實驗（實驗c)中，pH值在開始1〇分鐘内 自11·5快速降低至10 2。 比較實驗Β與實驗c(兩者均使用14% c〇2)，使用消化之 糞肥流出物之實驗（實驗c)pH值降低較少。因此，後一實 159072.doc •48· 201217274 驗之氨汽提效率高於前者。此歸因於糞肥流出物之緩衝能 力。 在所有三個實驗中，銨濃度似乎在開始2分鐘内顯著降 低。此可能係由於零時刻之樣品係在pH值調節前採集而實 驗在pH值調節至11.5後開始之故。因為未完全覆蓋銨溶液 之給料槽，所以在實驗開始前在pH值調節期間在此高pH 值（11.5)及高溫（40°C)下可能釋放大量氨。 NIU汽提期間的鹼性物質消耗 如圖31所示，量測若干個使用合成銨溶液及消化之糞肥 流出物之氨汽提實驗中之鹼性物質消耗。鹼性物質消耗通 常隨汽提用氣體中之C02濃度而增加。高操作pH值顯然消 耗更多鹼性物質。該等結果表明應在較高溫度下進行富含 co2之氣體之氨汽提以減少鹼性物質消耗。此建議與先前 發現在較高溫度下氨汽提效率較高一致。 使用C02調節消化之糞肥流出物之PH值 自氣缸供應C02氣體（BOC，工業級，99%)。pH值調節 實驗中使用石灰處理前及石灰處理後的經離心之消化糞肥 流出物以及自來水。用10 N NaOH調節不同實驗中該等溶 液之初始pH值。在1.5 L塑膠圓筒形容器中進行藉由使C02 鼓泡來調節pH值之實驗。於容器底部安置一根具有兩塊玻 璃料之管道以用於使co2氣體鼓泡。在容器中安裝機械攪 拌器以用於混合C02與溶液。溶液中置放pH值探針以量測 pH值。由Aalborg質量流量控制器（GFC 171S型）控制輸入 C〇2流動速率。 159072.doc • 49· 201217274 在各實驗中，將i L水溶液（糞肥流出物或自來水）添加至 容器中且在室溫下（期。C)搜拌。將叫氣體以2〇〇 mL/nnn速率鼓泡進人溶液中。在⑺2鼓泡期間監測 pH 值。 # 獲得用於量測將C〇2鼓泡通過糞肥流出物或自來水期間 的pH值變化之若干實驗之結果且展示於圖4中。由於匸… /合解所以在C〇2鼓泡期間糞肥流出物或自來水之值降 低。不同初始pH值之糞肥流出物之pH值變化曲線幾乎彼 此平行。與水相比，糞肥流出物之PH值降低較少，顯然歸 因於糞肥流出物之緩衝能力。自曲線斜率發現石灰處理之 糞肥流出物之pH值降低速率大於未經處理之糞肥流出物。 此可能係因為石灰處理已克服部分緩衝能力。水pH值在 pH值約高於7時快速降低，而在pH值接近或低於7時變化 較少。 為測定經石灰處理之來自厭氧消化製程之糞肥流出物之 pH值調節所需&c〇2，進行將c〇2鼓泡通過石灰處理之糞 肥流出物之實驗長達90分鐘。pH值隨注入C02量變化之結 果展示於圖5中。發現在注入約11.8 g C02後（以0.2 L/min 速率C〇2鼓泡30分鐘）pH值達到約6.5，接著pH值隨進一步 C〇2鼓泡之變化極小。事實上，隨c〇2注入之pH值降低之 線性範圍為約1〇·〇至7 4，且相應C02注入量為0至5.9 g/L。自pH 7.4開始，pH值降低與C02注入量無關。 儘管以上實驗中可由C02將石灰處理之糞肥流出物之pH 值調節至6.5 ’但出於排放之目的，處理溶液之pH值較佳 159072.doc -50- 201217274 為 7.5-8.5 。 若C02氣體係自C02產生率為每公升乙醇0.4573 m3 C02 之乙醇生產（Paul，Noyes Data Corporation，New Jersey, U.S.A.，第102-104頁，1980)供應，則乙醇廠之生產能力需 為至少1113公升乙醇/天或406,270公升/年。若C02氣體來 自生物沼氣燃燒廢氣（其含約14% C02)，則廢氣體積需為 至少3636立方公尺/天。 其他氨汽提實驗及條件描述於Zeng等人，（ADSW 2005

Conference Proceedings-第 1 卷，第 8b 期：Economical

Evaluation)中，其全部内容以引用的方式併入本文中。 實例9生物固體之氨吸著 為測s式生物固體之氨吸著，自由praxajr Canada講買之 氨氣氣缸（其含8.0%(體積）NH3且其餘為空氣）獲得氨。氣缸 總體積為29.5 L且壓力為4000 kPa。自氣缸（BOC，ZERO 2.0)獲得空氣’該氣缸總體積為4〇 L且壓力為15000 kPa。 自該兩個氣缸製備含有約1% NH3之工作氣體混合物。 此研究中所用之固體包括砂、鋸屑、經離心之消化之糞 肥（CDM)固體（或厭氧消化產物之固體部分）、添加H2S04之 CDM固體、保溫之含硫CDM固體及顆粒狀含CaS〇4之cdm 固體等。該等生物固體用於本文中所描述之不同實驗。 首先’砂、鋸屑及CDM固體用於證實固體中水分含量對 氨吸著之影響。出於此目的，該三種固體分別使用三個水 分含量水準。在實驗之前’砂及鋸屑用〇1水充分洗滌且置 放於粗過濾器（一塊布）上兩小時以使剩餘水瀝出。該等濕 159072.doc 51· 201217274 满狀態之砂絲屑分別用作其用於4吸著之最高水分含量 水準相應地’經24小時風乾之砂或鑛屑用作中等水分含 量水準且在105 C下經24小時供乾之砂或鑛屬用作其用於 氨吸著之最低水分含量水準1於CD關體，其在離心後 之初始狀態用作最高水分含量水準。接著，cdm固體在 2〇 C下分別風乾24小時及72小時以獲得用於氨吸著之所需 水分含量。 添加Ηβ〇4之CDM固體用於評估氨吸著增強之可能性。 為此，自濃H2S04製備〇·2 Μ、〇 4 Μ及2 〇 M h2S〇4溶液。 對於各氨吸著實驗，將2〇 ml H2S〇4溶液添加至約15〇 g之 CDM固體中且充分混合以達成氨吸著之目#。三個實驗之 固體水分含量保持於相同水準（約53%)。 此外，顆粒狀含CaSCU之CDM固體及含S〇42-之CDM固體 (由保溫含硫CDM固體獲得）用於檢驗硫酸鹽對氨吸著之影 在實驗之前量測所有以上生物固體之水分含量。 用於氨吸著之配置 此實驗中使用之生物固體上氨吸著之配置主要由三部分 組成：氣體流量控制系統、吸著管柱及採樣系統。在此配 置中’使用兩個質量流量控制器（MUIS Controls LTD， Canada; MKS Instrument Inc.，USA)調節來自兩個獨立氣缸 之氨氣及空氣。由聚丙烯製成之吸著管柱之内徑為1.8 cm 且入口與出口之間的長度為46.2 cm。用於填充CDM固體 之管柱體積為約0.12 L。另一用於由粒狀CDM固體吸著氨 159072.doc . 52 - 201217274 之管柱之内徑為3.7 cm且入口與出口之間的長度為43 cm。用於填充粒狀CDM固體之管柱體積為約0.46 l。使用 泰貢管（Tygon tubing)連接所有氣體通道。氣體混合器為小 型聚丙稀管柱’其内徑為3.5 cm且長度為25.5 cm且用小型 鲍爾環填充。使用氣體採集器作為用於自氣體混合物吸收 氨的氣體採樣器。使用一個三通閥來切換吸著管柱與旁路 之間的氣體通道。使用另一類似閥來切換氣體採樣器與出 口之間的氣體通道。 氨吸著程序 所有實驗均在室溫（約20。〇下進行^在各實驗之前，稱 取固定量固冑且填充至吸著管柱中。|自氛氣缸之氣氣之 流動速率控制為〇·42 L/min且空氣控制為丨82 L/mip兩個 三通閥均設定為使氣體混合物流向出口。當氣流穩定超過 10分鐘時，切換三通閥以經由氣體採集器採樣。在實驗期 間使用若干氣體採集器進行氣體採樣。為此，將400 ml M H2S〇4置放於各氣體採集器中以自氣體混合物吸收 ,。在固定採樣週期’來自已知體積之氣體混合物之氨經 氣體採集器中之邮04溶液吸收且使用氨探針進行分析。 士在採集少量樣品且量測以證實入口氨濃度維持恆定時， Γ換:通閥及二通閥以使氣體混合物流經吸著管柱以開始 乳吸考操作。在氨之管柱吸著期間，纟開始2小時内約每 10 分鐘-- -人自官柱出口採集樣品且量測氨濃度。接著對於 :】、時，採樣間隔延長至每個樣品每20分鐘採樣一 接著，閥切換回旁路且採集兩個最終樣品且量測以檢 159072.doc -53- 201217274 驗入口氨濃度。 在實驗結束時，自管柱移除填充之固體，置放於聚乙烯 瓶中且在冰箱中在4°C下儲存。分析該等固體之總氮含 量、磷酸鹽含量及硫酸鹽含量。 吸著氨之固體之風乾期間總氮含量、磷酸鹽含量及硫酸鹽 含量之評估 為測定水分含量對總氮含量（TN)、磷酸鹽含量及硫酸鹽 含量之影響，進行風乾以比較CDM固體、添加H2S04之 CDM固體及經保溫之含硫CDM固體保存氨、磷酸鹽及硫 酸鹽之能力。首先對該三種固體進行氨吸著實驗，接著吸 著氨之固體分別在室溫（20°C)下風乾〇、2、4、8、12、 16、20、24及72小時。接著使用濃H2S04使該等固體樣品 經濕式消化以分析總氮含量及磷酸鹽含量。 分析方法 使用氨探針（ORION)結合450 CORNING型pH值/離子計 (Laboratory Equipment，UK)量測氣體採集器溶液中之氨濃 度。在實驗之前，使用分別含2、5、10、20及50 mg N/L 之標準NH4C1溶液校準氨探針。為進行氨量測，將25 ml溶 液傾入具有磁性攪拌器之80 ml燒杯中。接著將氨探針置 放於溶液中。藉由向燒杯中添加1 ml 10N NaOH溶液將樣 品之pH值調節至介於11至14之間。可直接自pH值/離子計 讀取樣品之氨濃度。 藉由濕式消化法測定生物固體中之總氮含量，接著使用 Dionex ICS-1000離子層析（1C)進行銨分析。亦藉由1C測定 159072.doc •54- 201217274 同一濕式消化溶液中之磷酸鹽濃度。 藉由CaCl2提取法測定生物固體中之硫酸鹽含量，接著 使用Dionex ICS-1000 1C進行硫酸鹽分析。通常將5 g固體 樣品分配至50 mL愛倫美氏燒瓶中’接著向燒瓶中添加2〇 ml 0.01 M CaCl2溶液。震盪燒瓶30分鐘且經Whatman 42號 濾紙過濾提取混合物。收集濾液且使用IC分析硫酸鹽。 固體中水分含量對氨吸著能力之影響 使用砂、鋸屑及CDM固體證明固體上之氨吸著機制。使 用砂、鋸屑及CDM固體進行氨吸著實驗。發現鋸屑及 CDM固體中吸著之氨幾乎線性地隨水分含量增加。兩條曲 線彼此極其接近。此結果表明水分含量在鋸屑及CDM固體 上之氨吸著中起類似作用。砂樣品中之水分含量由於砂樣 品之水保持能力較低而較小，且其引起遠小於鋸屑

及CDM 固體之較低氨吸著能力。 該等結果表明固體中之水分含量在氨吸著中起重要作 用。 然而，固體中吸著之氨容易在隨後在室溫下進行之風乾 期間逸出《總氮含量亦隨風乾時間而變化。在乾燥開始 時，CDM固體中之總氮濃度為每公斤乾燥固體約53 g NH4。在風乾24小時後，總氮含量降低至每公斤乾燥固體 3〇·2 g nh4+ ’而m體中之水分含量自64%降低至1〇 1%。 與CDM固體相比’風乾24小時後鑛屑之錄含量較低（每公 斤乾燥固體i6.2 g NH4)而水分含量類似（9%_ i 〇%)。亦可見 在約10%水分含量下留存大量吨且在水分含量降低期間 159072.doc 201217274 鋸屑中吸著之氨比CDM固體中吸著之氨更易於釋放。此結 果表明水對氨之吸收為CDM固體上氨吸著之重要機制。然 而，實驗不排除其他吸著機制，諸如由細菌作用進行之生 物吸著。 顆粒狀CDM固韹對氨吸著能力之影響 本文中所用之顆粒狀CDM固體之水分含量為79.2%。對 於顆粒狀CDM固體，使用較大管柱進行氨吸著實驗。在管 柱中不同固體負載情況下進行兩個獨立實驗。表明儘管兩 個實驗中所用生物固體具有相同水分含量，但管柱中裝載 之顆粒狀CDM固體量影響氨吸著能力。當管柱中顆粒狀 CDM固體之負載量自0.24 kg增加至0.29 kg(濕潤狀態）時， 所吸著之氨自每公斤乾燥固體46.7 g增加至每公斤乾燥固 體61.9 g。此結果可由較高裝載量之顆粒狀CDM固體在固 體内部含有更多水，從而引起氨吸著增加來解釋。此外， 顆粒狀CDM固體之高負載量呈現此生物固體管柱上氨吸著 之較佳動態特性，其可改良管柱中之氣體-固體接觸狀態 且提高氨吸著能力。兩種固體之氨吸著能力在類似水分含 量下近似。此又表明水對氨吸著之重要作用。 用石灰處理之CDM固逋進行之氨吸著試驗 亦使用石灰處理之CDM固體測試氨吸著。與CDM固體 相比，石灰處理之CDM固體展示略低的氨吸著能力。此可 能係由於石灰處理之糞肥與CDM固體相比具有較高pH值 之故。 添加H2S04之CDM固體上之氨吸著 -56- 159072.doc 6 201217274 為了增強CDM固體上之氨吸著’向固體（約53〇/。水分含 量）中添加一定量ΗΑ〇4。比較由該等實驗獲得之氨吸著能 力與另一個使用未添加任何HaSO4之CDM固體（水分含量 62.7%)進行之實驗。 氨吸著能力隨CDM固體中之HjO4含量增加。當H2S〇4 含量達到0.033 kg/kg乾燥固體水準時，氨吸著能力幾乎為 無ΗΑ〇4固體之2倍》吸著氨之固體中之總氮含量在固體風 乾期間降低。然而，固體中Ηβ〇4含量愈高，最終留存於 固體中之總氣含量愈尚。此表明Η2 S Ο4不僅有助於自空氣_ ΝΗ3氣體混合物吸著氨，且亦有助於保持氣吸著於生物固 體中。原則上’固體中吸著之氨可與H2S04反應形成硫酸 銨。 經保溫之含硫COM固體之氨吸著 為了增強CDM固體中之氨吸著，提議向CDM固體中添 加不同量的硫且借助於生物反應使硫轉化為硫酸鹽。為 此，在保溫箱中在30°C下保溫15天。使用以乾燥固體計三 種不同初始硫含量0%、2%及4%。一式三份地進行保溫實 驗。在保溫期間’每天向保溫固體中添加一定量水以保持 相同水分含量。在第0、3、7、10及15天，自各瓶採集固 體樣品以分析水分含量以及硫酸鹽及磷酸鹽之濃度。藉由 消化方法分析生物固體中之總磷酸鹽含量。 獲得經保溫之含硫CDM固體中硫酸鹽及磷酸鹽之濃度變 化。硫酸鹽及磷酸鹽濃度均隨保溫時間而增加。在所有三 種生物固體中，具有最高硫含量之固體在保溫期間產生最 159072.doc -57- 201217274 高硫酸鹽及磷酸鹽濃度。在保溫1 5天後，各種生物固體之 一式三份樣品混合在一起以進行氨吸著實驗。該三個實驗 (SDM0-2、SDM1-2及SDM2-2)之氨吸著曲線表明SDM0-2、SDM1-2及SDM2-2之氨吸著能力分別為1.28 g、1.14 g 及1.11 g NH3。轉化為生物固體之乾基重（dry base)，該三 種樣品之相應氨吸著能力分別為每公斤乾燥固體0.070、 0.052及 0.046 kg NH3 ° 數據表明儘管保溫後SDM0-2、SDMl-2及SDM2-2中之硫 酸鹽濃度顯著不同（分別為每公克固體約〇、0.011及0.014 g S04)，但生物固體SDM0-2、SDM1-2及SDM2-2之氨吸著能 力不存在顯著差異。有趣的是，SDM0-2展示稍微較大的 氨吸著能力，但其在三種生物固體中具有最低硫酸鹽濃 度。此可能係由於SDM0-2固體之水分含量高於SDM1-2或 SDM2-2之故。此結果亦表明生物固體中之水分含量在氨 吸著中起重要作用。 此外，測定SDM0-2、SDM1-2及SDM2-2中之總氮含量以 檢驗保溫中產生之硫酸鹽對固體中氨穩定之影響。生物固 體中總氮含量（以乾燥固體計）隨乾燥時間之變化表明生物 固體中之總氮含量隨風乾而降低，亦即隨固體水分含量降 低而降低。此可能歸因於水分損失期間之氨釋放。然而， 在風乾之開始24小時内，生物固體中之總氮含量發生顯著 降低。此係因為在乾燥1天後，SDM0-2、SDM1-2及SDM2-2之水分含量分別降低至11.18%、11.34%及12.33%之故。 在隨後2天的風乾期間，水分含量保持於幾乎相同水準。 159072.doc -58- 201217274 此表明氮含量不會進一步降低。應注意，儘管SDMO-2、 SDM1-2及SDM2-2之初始氮含量不同，但在風乾1天後， 其氮含量幾乎相同。該等結果表明，硫酸鹽濃度對於氨吸 著及氨穩定可能不如水重要。 含CaS04之粒狀CDM固體之氨吸著試驗 為了檢驗含CaS04之生質對氨吸著之影響，製備具有不 同水分或CaS04含量之不同顆粒狀CDM固體。結果表明 IMUS-1、IMUS-2、IMUS-3及IMUS-5具有類似氨吸著曲 線，因為其水分含量彼此極其接近，表明該等顆粒狀固體 具有類似氨吸著能力（每公克固體0·47±0·02 g NH3)。與 IMUS-1、IMUS-2 或 IMUS-5 相比，IMUS-3 含有約 6% CaS04(乾基重）。然而，存在CaS04似乎不增加氨吸著能 力。IMUS-4顯然具有高氨吸著能力。部分原因可能為 IMUS-4在5種顆粒狀生質固體中具有最高水分含量。 風乾期間吸著氨之固體中總氮含量、磷酸鹽含量及硫酸鹽 含量之變化 獲得風乾下該等固體中之水分含量。在固體風乾期間， 該等固體中之水分含量幾乎線性降低。然而，風乾下固體 中之氮損失不以相同速率進行。固體中幾乎一半的總氮在 開始20小時内損失。 在該三種固體中，添加H2S04之CDM固體相比之下具有 最大的保持吸著之氨之能力。此可能歸因於固體中硫酸與 氨之間的化學反應。儘管此反應可能在一定程度上增加氨 保持能力，但在風乾72小時後約2/3的總氮最終自固體中 159072.doc -59- 201217274 逸出。 該三種固體中之磷酸鹽及硫酸鹽濃度在風乾期間未顯著 變化。此表明固體中之磷酸鹽及硫酸鹽濃度受水分含量影 響極小。此外’添加H2S〇4之CDM固體及經保溫之含硫 CDM固體中之硫酸鹽濃度遠高於cdm固體。然而，即使 該等硫酸鹽濃度幾乎保持於相同水準，但經保溫之含硫 CDM固體中之磷酸鹽濃度高於CDM固體及添加出8〇4之 CDM固體。此表明保溫含硫CDM固體不僅增加硫酸鹽濃 度且亦增加磷酸鹽濃度。 【圖式簡單說明】 圖1為典型營養物回收流程圖之示意圖。一些步驟可視 情況選用且一些步驟可以與所示不同的順序進行。 圖2為展示例示性氨汽提製程之示意圖。丨_直接熱交換 器，2-間接熱交換器，3_氨汽提塔，4_氣體_液體接觸器 (視情況選用）’ 101-熱C〇2或煙道氣，1〇2及3〇i_c〇2汽提 用氣體，103-循環水，1〇4及203-熱水，201-沈降後經石灰 處理之糞肥流出物，202及3 03-熱糞肥流出物，204-冷卻之 循環水，302-經汽提之氣體’ 3〇4及403_經NH3汽提之流出 物，401-C〇2氣體，402_C〇2還原氣體，4〇4_流出物排放 物。 圖3為不同條件下氨汽提之代表性結果。（3A)ph 9.5及 14〇/〇 C〇2下溫度對氨汽提之作用；（3B)25°C及140/。C02下 pH值對氨汽提之作用；（3C)25t&pH 95下c〇2濃度對氨 /飞提之作用，（3〇及3五)25。(：及？1'110.9下與40。(：及？119_5下 159072.doc -60. 201217274 自糞肥流出物氨汽提之比較-(3D)14% C02氣體，（3E)75°/〇 C02氣體；（3F及3G)不同濃度C02下自糞肥流出物氨汽提 之比較-(3F)25°C 及 pH 10.9下，（3G)40°C 及 pH 9.5 下；（3H) 不維持pH值情況下之氨汽提-(A)具有0% C02之NH4C1溶 液，（B)具有14% C02之NH4C1溶液，（C)具有14% C02之糞 肥溶液；（31)汽提用氣體中之C02濃度對鹼性物質消耗之 影響。合成溶液中之銨濃度為2580 mg/L且消化之糞肥流 出物中之銨濃度為23 86 mg/L。 圖4為C02鼓泡情況下溶液pH值變化。（A)經離心之消化 之糞肥流出物（初始pH 12)。（B)經離心之消化之糞肥流出 物（初始pH 10.5)。（C)經離心之消化之糞肥流出物（初始pH 7.6)。（D)石灰處理、NH3汽提之消化之糞肥流出物（初始 pH 10.15)。（E)自來水（初始pH 11.5)。（F)自來水（初始pH 7.2)。 圖5為在每分鐘每公升流出物0.2 L C02之速率下經石灰 處理且NH3汽提之糞肥流出物隨C02注入量之pH值變化。 【主要元件符號說明】 1 直接熱交換器 2 間接熱交換器 3 氨汽提塔 4 氣體-液體接觸器 101 熱（：02或煙道氣 102 冷卻之C02或煙道氣 103 給水/循環水 159072.doc -61 - 201217274 104 熱水 201 沈降後經石灰處理之糞肥流出物 202 熱糞肥流出物 203 熱水 204 冷卻之循環水 301 汽提劑/C02汽提用氣體 302 經汽提之氣體 303 熱糞肥流出物 304 經NH3汽提之流出物/經NH3汽提之液流 401 C02氣體 402 C02還原氣體 403 經NH3汽提之流出物/經NH3汽提之液流 404 pH值經調節之流出物/流出物排放物 159072.doc •62-

Claims (1)

1. 201217274 七、申請專利範圍： 之固體-液體分離方法，其包 1. 一種用於生物廢料混合物 含： ⑴向該生物廢料混合物中添加高分子量陽離子性聚電 解質；及， (2)遵由機械/物理構件使該生物廢料混合物中之固體部 分與液體部分分離。 2. 如明求項!之方法，其中該生物廢料混合物為由有機廢 料之厭氧消化產生之厭氧消化產物。 3. 如請求項2之方法，其中該有機廢料包含以下一或多 者：禽畜糞肥、動物屠體及雜屬、植物物質、廢水、污 尺食αα加工廢料、人類產生之廢料、廢棄食品或其混 合物。 4. 如凊求項1至3中任-項之方法，纟中該生物廢料混合物 之固體含量為約2-15%、約3-10%或約5_8%。 5. 如凊求項1至4中任-項之方法，其中該高分子量陽離子 性聚電解質為CIBA® ZETAG®型陽離子性聚電解質或類 似合成或天然化合物。 6. 如哨求項1至5中任一項之方法，其中該CIBA® zetag@ 型陽離子性聚電解質為以下一或多者：αΒΑ® ZETAG® 7623/81 10、7645、7587及 5250 ; MAGNAFLOC® 338、 351、1〇π，較佳為 CIBA® ZETAG® 7623/8ιι〇或 7645， 或其等效物。 7·如請求項1至6中任一項之方法，其中該陽離子性聚電解 159072.doc 201217274 質係以約 100-1000 mg/L、約 150-400 mg/L 或約 2〇〇_3〇〇 mg/L或約250 mg/L之最終濃度添加至該生物廢料混合物 中。 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 如請求項1至7令任一項之方法’其中，在向該生物廢料 混合物中添加該陽離子性聚電解質之前，機械混合該生 物廢料混合物。 如請求項1至8中任一項之方法，其中該機械/物理構件包 括離心或污泥脫水裝置（例如螺旋壓力機或分離器）。 如請求項1至9中任一項之方法，其進一步包含： (3)向該液體部分中添加磷酸鹽沈澱劑，及 (句使所得磷酸鹽沈澱物沈降以產生第二液體部分。 如。月求項1G之方法，其中該磷酸鹽沈殿劑為石灰、木灰 或Mg鹽。 如。月求項1至11中任一項之方法，其進一步包含自該第 二液體部分捕獲銨及純化該第二液體部分。 如請求項12之方法，其中經由微攄、超遽、逆滲透及/或 離：交換中之一或多個步驟純化該第二液體部分。 如。月求項12之方法，其中該純化步驟係在該銨捕獲步驟 之前進行。 159072.doc