TWI836736B - 含氮有機廢水處理方法 - Google Patents
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Abstract
本發明提供一種含氮有機廢水處理方法，其包含下列步驟：其包含下列步驟：(a) 提供微生物污泥，該微生物污泥中含有厭氧菌；(b) 提供纖維原料，該纖維原料中含有纖維素；(c) 將該纖維原料加入含氮有機廢水中製成反應基質，並將該反應基質的pH值調整為pH 6至pH 8，該反應基質中碳源與氮源的重量比為10：1至30：1；及(d) 將該微生物污泥加入該反應基質中，使該微生物污泥中的厭氧菌分解該纖維原料並攝取該含氮有機廢水中的氮；其中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比為1：1至4：1。
Description
本發明係關於一種含氮有機廢水處理方法，尤其是關於一種利用微生物處理含氮有機廢水的含氮有機廢水處理方法。
有機廢水為會造成環境污染的廢水中的其中一種，有機廢水中含有碳水化合物、蛋白質、油脂等有機物質，並且有機廢水中的蛋白質為有機廢水中主要氮源。有機廢水主要來源為養豬場所排放的廢水以及廚餘廢水。當有機廢水排放到湖泊、河流、水庫等水體中時，有機廢水中的有機物質及氮容易造成水中藻類和微生物大量生長，進而造成水體優養化，破壞水體生態環境。因此，在將有機廢水排放到環境之前，需要對有機廢水進行預先處理來減少有機廢水中的有機物質，以避免有機廢水進入環境中產生前述的水體優養化環境問題。
目前處理有機廢水的主要方法為微生物消化法，微生物消化法是指先將有機廢水置入厭氧環境中，讓厭氧微生物分解有機廢水中的有機物質（即厭氧處理），接著再將有機廢水置入好氧環境中，讓好氧微生物繼續分解有機廢水中的有機物質（即好氧處理），藉此使有機廢水中的大部分有機物質可以被分解，進而避免有機廢水進入環境中產生前述的水體優養化環境問題。同時，前述之厭氧微生物和好氧微生物在分解有機廢水中的有機物質之過程中，同時會產生氣態生質燃料（沼氣），因此，微生物消化法還具有將有機廢水轉化成可用能源之效益。
然而，當有機廢水中的氮含量過高時，將會抑制好氧微生物在有機廢水中的生長，當好氧微生物在有機廢水中的菌量不足時，將無法充分分解有機廢水中的有機物質，若要避免好氧微生物被有機廢水中過高的氮含量抑制生長，便需要先對有機廢水進行額外的預處理以去除其中的氮，才能讓好氧微生物在經除氮處理後的有機廢水中生長，但如此一來，將會增加有機廢水的處理成本。因此，如何在對有機廢水進行厭氧處理的同時也去除高含氮量有機廢水中的氮，藉此無須對高含氮量有機廢水進行額外的去氮處理步驟，仍為有待解決的問題。
本發明之目的即針對上述問題，提供一種含氮有機廢水處理方法，其包含下列步驟：(a) 提供微生物污泥，該微生物污泥中含有厭氧菌，該厭氧菌選自由瘤胃菌科細菌、理研菌科細菌、梭菌科細菌、消化鏈球菌科細菌、克里斯滕森菌科細菌、互養菌科細菌、擬桿菌目UCG-001科細菌及胺基酸球菌科細菌所組成之群組；(b) 提供纖維原料，該纖維原料中含有纖維素；(c) 將該纖維原料加入含氮有機廢水中製成反應基質，並將該反應基質的pH值調整為pH 6至pH 8，該反應基質中碳源與氮源的重量比為10：1至30：1；及(d) 將該微生物污泥加入該反應基質中，使該微生物污泥中的厭氧菌分解該纖維原料並攝取該含氮有機廢水中的氮；其中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比為1：1至4：1。
如上所述之方法，在步驟b中，對該纖維原料進行破壞纖維處理，該破壞纖維處理包括下列步驟：(b1) 先將該纖維原料進行粉碎處理；(b2) 以pH值小於或等於2酸液對經過前述粉碎處理的纖維原料進行酸處理；及(b3) 以150至250℃的溫度將經過前述酸處理的纖維原料進行加熱處理。
如上所述之方法，在步驟b3中，前述加熱處理進行0.5至10分鐘。
如上所述之方法，在步驟d中，將該反應基質與該微生物污泥以20至100 rpm的速度進行攪拌。
如上所述之方法，在步驟c中，使該反應基質與該微生物污泥處於25至65℃的溫度環境下。
如上所述之方法，在步驟d中，將該反應基質與該微生物污泥以20至100 rpm的速度進行攪拌。
如上所述之方法，在步驟d中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比為1：1 至2：1。
如上所述之方法，在步驟d中，將該反應基質與該微生物污泥以20至100 rpm的速度進行攪拌。
如上所述之方法，在步驟d中，使該反應基質與該微生物污泥處於25至65℃的溫度環境下。
如上所述之方法，在步驟d中，使該反應基質與該微生物污泥處於30至40℃的溫度環境下，並以35至45 rpm的速度進行攪拌。
藉由如上所述之含氮有機廢水處理方法，可以在對高含氮量有機廢水進行厭氧處理時，同時去除高含氮量有機廢水中的氮，藉此無須對高含氮量有機廢水進行額外的去氮處理步驟，便能夠將經厭氧處理後的有機廢水直接進行好氧處理，進而降低高含氮量有機廢水的除氮處理成本。
為充分瞭解本發明之目的、特徵及功效，茲藉由下述具體之實施例，並配合所附之圖式，對本發明做一詳細說明，說明如後：
實施例1-來源為廚餘廢水的含氮有機廢水處理方法
本實施例1的含氮有機廢水處理方法參照圖1概述如下。步驟(a)：提供微生物污泥，該微生物污泥中含有厭氧菌。步驟(b)：提供纖維原料，該纖維原料中含有纖維素。步驟(c)：將該纖維原料加入含氮有機廢水中製成反應基質。步驟(d)：使該微生物污泥分解該反應基質並攝取該反應基質中的氮。
上述的步驟(a)與步驟(b)的進行順序可以先後進行或同時進行，且步驟(a)與步驟(b)先後進行時，進行的先後順序可以對調。
本實施例1的含氮有機廢水處理方法的前述各步驟內容具體詳述如下。
步驟(a)：提供微生物污泥
在步驟(a)中，該微生物污泥取自養豬場廢水沉澱池底層的污泥。該微生物污泥經菌相分析後，發現其中含有下列十種厭氧菌：瘤胃菌科細菌(Ruminococcaceae)、理研菌科細菌(Rikenellaceae)、梭菌科細菌(Clostridiaceae.1)、消化鏈球菌科細菌(Peptostreptococcaceae)、克里斯滕森菌科細菌(Christensenellaceae)、互養菌科細菌(Synergistaceae)、擬桿菌目UCG-001科細菌(Bacteroidales.UCG-001)及胺基酸球菌科細菌(Acidaminococcaceae)。
該微生物污泥的菌相分析過程概述如下。首先，從微生物污泥中分離出菌體，再以Quick-DNA 真菌/細菌套組（從Zymo Research公司購得）萃取前述菌體中的DNA。萃取出前述菌體DNA之後，使用針對V3-V4區段設計之引子對341F-805R將前述菌體DNA進行PCR反應。透過前述PCR反應擴增前述菌體DNA之後，選擇前述PCR反應的產物中450-500 bp大小的DNA片段進行純化，並將純化出的DNA片段以Illumina Miseq 平台上定序，進而分析出該微生物污泥中所含厭氧菌種類。
步驟(b)：提供纖維原料
在步驟(b)中，該纖維原料為稻稈，為了利於將纖維原料應用於本實施例1的含氮有機廢水處理流程中，先將纖維原料進行破壞纖維處理，前述破壞纖維處理包括下列步驟。先將該纖維原料（即稻稈）進行粉碎處理，該纖維原料粉碎至大約1.0公分大小（在其他示例中可以調整纖維原料的粉碎尺寸，例如可將該纖維原料粉碎至2公分以下即可）。該纖維原料粉碎完成後，以pH值為2的酸液（在其他示例中可以使用pH值小於2的不同種類酸液）對經過前述粉碎處理的纖維原料進行酸處理，本實施例1中所使用的酸液係體積百分濃度為1.5%之硫酸，酸處理方式為將經過前述粉碎處理的纖維原料浸泡於酸液中並攪拌均勻。然後，將浸泡於酸液中之粉碎纖維原料加入蒸煮反應器中，透過該蒸煮反應器以200℃的溫度（在其他示例中，加熱溫度可以在150至250℃之間調整）將經過前述酸處理的纖維原料進行加熱處理，加熱處理時間為1分鐘（在其他示例中，加熱處理時間可以在0.5至10分鐘之間調整），該纖維原料加熱處理完畢後，即可將該纖維原料用於本實施例1的含氮有機廢水處理流程。該纖維原料經過前述破壞纖維處理後，可以將該纖維原料的結構充分破壞，以利於細菌分解該纖維原料的纖維素，縮短細菌分解纖維素的時間。
經破壞纖維處理之纖維原料的總固體含量比為19.5%，纖維原料的總固體含量比計算方式為纖維原料固體總重量（不含水）/纖維原料總重量（含水重量）。經破壞纖維處理之纖維原料的揮發性固體重量比為91.7%，纖維原料的揮發性固體重量比計算方式為纖維原料揮發性固體重量/纖維原料固體總重量（不含水）。經破壞纖維處理之纖維原料的化學需氧量為1400 mg/g，碳源與氮源的重量比（即碳氮比）為37.8：1。
在本實施例1所使用的纖維原料為稻稈，但在其他示例中，亦可選用其他類型纖維原料，例如狼尾草、木材、紙張或是來源為農業廢棄物或生活廢棄物之其他纖維原料，而不以本實施例1為限。
在本實施例1中，為了縮短細菌分解纖維原料中纖維素的時間，因此對纖維原料進行破壞纖維處理，但在其他示例，亦可視製程需求而選擇不進行前述破壞纖維處理。
步驟(c)：將該纖維原料加入含氮有機廢水中製成反應基質
首先，將經前述破壞纖維處理的纖維原料加入含氮有機廢水中製成反應基質。本實施例1中的含氮有機廢水是從養豬場取得之養豬廢水。本實施例1的含氮有機廢水其總固體（係指含氮有機廢水中的除了水以外的全部固體）濃度為4.5 g/L，揮發性固體（係指含氮有機廢水中的含碳物質）濃度為1.2 g/L，氨濃度為696 mg/L，化學需氧量濃度為28500 mg/L，碳氮比為12.21：1。並且，在將該纖維原料與該含氮有機廢水中製成反應基質的過程中，使用元素分析儀分析該反應基質的碳氮比，透過調整該含氮有機廢水與該纖維原料的重量比以使該反應基質的碳氮比達到20：1。但在其他示例中，該反應基質的碳氮比可以視製程需求在10：1至30：1的範圍內進行調整。
接著，為了使該反應基質的pH值維持於適合厭氧菌生長的環境，故先將該反應基質的pH值調整為pH 7（在本實施例1中係使用氫氧化鈉來調節pH值，亦可選用其他鹼液）。此外，在本實施例1中係將該反應基質的pH值調整為pH 7，但在其他示例中，可以將該反應基質的pH值調整為pH 6至pH 8，只要可以讓厭氧菌在該反應基質中生長即可。
步驟(d)：使該微生物污泥分解該反應基質並攝取該反應基質中的氮
待該反應基質的pH值調整為pH 7後，將該微生物污泥加入該反應基質中。該微生物污泥與該反應基質的比例依據下列比例配置，所投入之該微生物污泥中揮發性固體的重量為10克，該反應基質的化學需氧量(Chemical oxygen demand, COD)與該微生物污泥的揮發性固體重量的比為1：1。但在其他示例中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比（以下簡稱為S/I比）可為1：1至4：1。
當將該微生物污泥加入該反應基質中時，前述經破壞纖維處理之纖維原料係作為該微生物污泥中厭氧菌的碳源而被該厭氧菌分解，並且，該含氮有機廢水中的有機物質也被該厭氧菌分解以作為該厭氧菌的碳源之一部份，該厭氧菌在分解該含氮有機廢水中的有機物質時，將攝取該含氮有機廢水的氮，被厭氧菌攝取之氮將作為厭氧菌生長所需的氮源，藉此降低該含氮有機廢水中的氮含量，同時該厭氧菌也會生產氣態生質燃料。
同時參照圖2，前述該微生物污泥中的厭氧菌對該反應基質所進行的分解反應係在反應槽中進行。反應槽為內部設有攪拌器的桶槽，並且反應槽設置有三個排出口，分別為含氮有機廢水排出口、微生物污泥排出口及氣態生質燃料排出口。進行方式為先將經前述破壞纖維處理的纖維原料與該含氮有機廢水中投入反應槽中製成該反應基質（亦可選擇先在反應槽製成該反應基質，再將該反應基質投入反應槽中），再將該微生物污泥投入反應槽中。
該微生物污泥與該反應基質在反應槽內將以40 rpm的攪拌速度（攪拌速度可視製程需求調整，例如可在20至100 rpm的範圍內調整）攪拌混合，以加速該厭氧菌分解該反應基質並攝取其中氮的反應，並且透過溫度控制器將反應槽內的溫度控制在35℃（反應槽內的溫度可在20℃至65℃的範圍內調整，或是視製程需求和厭氧菌的適合生長溫度而任意調整反應槽內的溫度），反應時間為14日（反應時間可在5至20日的範圍內調整，或是視製程需求而任意調整反應時間）。
在該厭氧菌分解該反應基質並攝取該含氮有機廢水中之氮的期間，該反應基質中的纖維原料將會被該厭氧菌分解，該反應基質中主要只剩下氮含量已減少之含氮有機廢水。前述厭氧菌分解該反應基質的反應完成後，厭氧菌所生產的氣態生質燃料經由氣態生質燃料排出口排出到反應槽外並被收集，該含氮有機廢水從含氮有機廢水排出口中排出，該微生物污泥從微生物污泥排出口排出。上述經處理過後再被排出的含氮有機廢水可以繼續進行好氧處理，可以被回收利用作為厭氧菌的氮源，而微生物污泥可以被回收作為肥料來利用。
為了測試該微生物污泥去除該含氮有機廢水中的氮之效果，因此，將本實施例1之含氮有機廢水處理方法設定為實驗組，並且另外提供對照組，對照組為提供與實驗組相同來源且相同體積、重量的微生物污泥，並且將對照組的微生物污泥靜置於35℃環境中14日（與實驗組的反應時間相同），讓微生物污泥中的厭氧菌僅分解微生物污泥中固有的有機質。
待前述實驗組的反應完成後，分別取前述實驗組反應進行完畢的含氮有機廢水以及前述靜置14日的對照組微生物污泥，並使用氨氮濃度分析試劑（購自於 Hach公司Nitrogen-Ammonia Reagent Set, TNT, AmVer (Salicylate), High Range, 2606945）測量實驗組中含氮有機廢水中的反應後氮濃度，並測量對照組微生物污泥中的氮濃度。
前述氮濃度測量結果發現，對照組的微生物污泥中氮濃度為360 mg/L，實驗組的含氮有機廢水中氮濃度為432 mg/L，由於微生物污泥中也含有氮，即實驗組的含氮有機廢水中氮濃度包含有微生物污泥本身的氮，因此從對照組所測得之氮濃度係作為要扣除的背景值，才能反應實驗組中的厭氧菌實際消耗的氮量。實驗組的含氮有機廢水中之實際氮濃度為以實驗組所測得之氮濃度（432 mg/L）扣除對照組所測得之氮濃度（360 mg/L），實驗組的實際氮濃度結果相當於72 mg/L，若以下列公式計算：含氮有機廢水的氮去除率=反應後廢水中實際氮濃度（72 mg/L）/反應前廢水中氮濃度（696 mg/L），由上述公式所得到之含氮有機廢水的氮去除率為89.7%，表示透過本實施例1之含氮有機廢水處理方法可以有效去除含氮有機廢水中的氮。
基於上述實驗結果可知，透過讓厭氧菌在適當的生長條件下，於含有纖維原料和含氮有機廢水的反應基質中持續生長，除了可以讓厭氧菌分解有機廢水中的有機物質之外，還可以讓厭氧菌攝取有機廢水中的氮，藉此，即可在對高含氮量有機廢水進行厭氧處理時，使厭氧菌先去除高含氮量有機廢水中的氮，降低高含氮量有機廢水中的氮含量，如此一來，高含氮量有機廢水經過厭氧處理後，無須進行額外的去氮處理步驟，便能夠將經厭氧處理後的有機廢水直接進行好氧處理，達到降低高含氮量有機廢水的除氮處理成本之目的。並且，本實施例1之含氮有機廢水處理方法在處理過程中還同時生產出可作為能源的氣態生質燃料。
另一方面，由於根據本實施例1之含氮有機廢水處理方法，還會讓厭氧菌同時分解纖維原料，而本實施例1所使用的纖維原料為農業廢棄物稻稈，因此，本實施例1之含氮有機廢水處理方法同時還能夠具有處理農業廢棄物並將其轉化肥料之功效。
此外，在本實施例1中，該微生物污泥中含有特定十種厭氧菌，並透過上述十種厭氧菌來去除高含氮量有機廢水中的氮。但在其他示例，可以透過上述十種厭氧菌中的其中至少一種或更多種厭氧菌來進行本實施例1之含氮有機廢水處理方法，並藉此達到去除高含氮量有機廢水中的氮之目的。
實施例2-含氮有機廢水處理方法在不同處理條件下所得到之氣態生質燃料產量測定
本實施例2的含氮有機廢水處理方法與實施例1大致相同，主要差別在於含氮有機廢水來源與步驟(c)及步驟(d)中的部分處理條件。
本實施例2中提供實驗組1至實驗組6，在實驗組1至實驗組6中，先進行與實施例1相同的步驟(a)及步驟(b)，即提供使用實施例1相同的微生物污泥與纖維原料。接著，實驗組1至實驗組6根據下列處理條件來進行步驟(c)及步驟(d)。
在步驟(c)中，如同實施例1，實驗組1至實驗組6的流程皆為將該纖維原料加入本實施例2之含氮有機廢水中製成反應基質。本實施例2之含氮有機廢水是從廚餘消化處理廠中取得之廚餘廢水。本實施例2的含氮有機廢水其總固體濃度為43 g/L，揮發性固體濃度為25 g/L，氨氮濃度為1200 mg/L，化學需氧量濃度為44800 mg/L，碳氮比為7.5：1。
在步驟(c)中，在實驗組1至實驗組6中，所投入之該微生物污泥中揮發性固體的重量為15克，並且，在將該纖維原料與該含氮有機廢水中製成反應基質的過程中，透過調整該含氮有機廢水與該纖維原料的重量比以使該反應基質的碳氮比達到20：1。
實驗組1為將該反應基質的pH值調整為pH 6（在本實施例係使用氫氧化鈉來調節pH值，亦可選用其他鹼液），實驗組2為將該反應基質的pH值調整為pH 7，實驗組3為將該反應基質的pH值調整為pH 8，實驗組4為將該反應基質的pH值調整為pH 6，實驗組5為將該反應基質的pH值調整為pH 7，實驗組6為將該反應基質的pH值調整為pH 8。
在步驟(d)中，如同實施例1，實驗組1至實驗組6的流程皆為使該微生物污泥分解該反應基質並攝取該反應基質中的氮。
在步驟(d)中，在實驗組1至實驗組3中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比（S/I比）皆為1：1（S/I比值為1），在實驗組4至實驗組6中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比（S/I比）皆為2：1（S/I比值為2）。
上述實驗組1至實驗組6之含氮有機廢水處理流程分別在獨立的反應槽中進行，本實施例2的反應槽的構造與實施例1相同，各實驗組的微生物污泥與反應基質在各自的反應槽內以40 rpm的攪拌速度攪拌混合，並且透過溫度控制器將反應槽內的溫度控制在35℃，反應時間調整為7日。
反應完成後，各實驗組的含氮有機廢水與微生物污泥之處理方式如同實施例1之處理方式，分別從反應槽的含氮有機廢水排出口與微生物污泥排出口中排出，各實驗組的厭氧菌所產出的氣態生質燃料則經由反應槽的氣態生質燃料排出口排出到反應槽外並被收集，以計算各實驗組的氣態生質燃料產量。
實施例2之氣態生質燃料產量測定結果如圖3所示，實驗組1（S/I比值為1且pH值為6）的氣態生質燃料產量為30 L/kg-TS（TS：總固體），實驗組2（S/I比值為1且pH值為7）的氣態生質燃料產量為476 L/kg-TS，實驗組3（S/I比值為1且pH值為8）的氣態生質燃料產量為468 L/kg-TS，實驗組4（S/I比值為2且pH值為6）的氣態生質燃料產量為346 L/kg-TS，實驗組5（S/I比值為2且pH值為7）的氣態生質燃料產量為391 L/kg-TS，實驗組6（S/I比值為2且pH值為8）的氣態生質燃料產量為350 L/kg-TS。由上述結果可知，在本實施例2的操作條件下，將該反應基質的pH值調整為pH 7，並將該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比設定為1：1，可以得到最大的氣態生質燃料產量。
實施例3-含氮有機廢水處理方法在不同處理條件下所得到之氣態生質燃料產量測定
本實施例3之含氮有機廢水處理方法與實施例2大致相同，唯一差別在於廢水來源。
本實施例3中提供實驗組1至實驗組6，在實驗組1至實驗組6中，先進行與實施例2相同的步驟(a)及步驟(b)，即提供使用實施例2相同的微生物污泥與纖維原料。接著，實驗組1至實驗組6根據下列處理條件來進行步驟(c)及步驟(d)。
在步驟(c)中，如同實施例2，實驗組1至實驗組6的流程皆為將該纖維原料加入本實施例3之含氮有機廢水中製成反應基質。本實施例3之含氮有機廢水是從養豬場廢水處理設備的厭氧消化池的取得之沼液。本實施例1的含氮有機廢水其總固體濃度為8 g/L，揮發性固體濃度為3 g/L，氨氮濃度為1300 mg/L，化學需氧量濃度為3750 mg/L，碳氮比為9.6：1。
在步驟(c)中，在實驗組1至實驗組6中，所投入之該微生物污泥中揮發性固體的重量為15克，並且，在將該纖維原料與該含氮有機廢水中製成反應基質的過程中，透過調整該含氮有機廢水與該纖維原料的重量比以使該反應基質的碳氮比達到20：1。
實驗組1為將該反應基質的pH值調整為pH 6，實驗組2為將該反應基質的pH值調整為pH 7，實驗組3為將該反應基質的pH值調整為pH 8，實驗組4為將該反應基質的pH值調整為pH 6，實驗組5為將該反應基質的pH值調整為pH 7，實驗組6為將該反應基質的pH值調整為pH 8。
在步驟(d)中，如同實施例2，實驗組1至實驗組6的流程皆為使該微生物污泥分解該反應基質並攝取該反應基質中的氮。
在步驟(d)中，在實驗組1至實驗組3中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比（S/I比）皆為1：1（S/I比值為1），在實驗組4至實驗組6中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比（S/I比）皆為2：1（S/I比值為2）。
上述實驗組1至實驗組6之含氮有機廢水處理流程分別在獨立的反應槽中進行，本實施例2的反應槽的構造與實施例2相同，各實驗組的微生物污泥與反應基質在各自的反應槽內以40 rpm的攪拌速度攪拌混合，並且透過溫度控制器將反應槽內的溫度控制在35℃，反應時間調整為7日。
反應完成後，各實驗組的含氮有機廢水與微生物污泥之處理方式如同實施例2之處理方式，分別從反應槽的含氮有機廢水排出口與微生物污泥排出口中排出，各實驗組的厭氧菌所產出的氣態生質燃料則經由反應槽的氣態生質燃料排出口排出到反應槽外並被收集，以計算各實驗組的氣態生質燃料產量。
實施例3之氣態生質燃料產量測定結果如圖4所示，實驗組1（S/I比值為1且pH值為6）的氣態生質燃料產量為795 L/kg-TS，實驗組2（S/I比值為1且pH值為7）的氣態生質燃料產量為664 L/kg-TS，實驗組3（S/I比值為1且pH值為8）的氣態生質燃料產量為618 L/kg-TS，實驗組4（S/I比值為2且pH值為6）的氣態生質燃料產量為217 L/kg-TS，實驗組5（S/I比值為2且pH值為7）的氣態生質燃料產量為20 L/kg-TS，實驗組6（S/I比值為2且pH值為8）的氣態生質燃料產量為204 L/kg-TS。由上述結果可知，在本實施例3的操作條件下，將該反應基質的pH值調整為pH 6，並將該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比設定為1：1，可以得到最大的氣態生質燃料產量。
藉由如上所述之含氮有機廢水處理方法，可以在對高含氮量有機廢水進行厭氧處理時，同時去除高含氮量有機廢水中的氮，藉此無須對高含氮量有機廢水進行額外的去氮處理步驟，便能夠將經厭氧處理後的有機廢水直接進行好氧處理，進而降低高含氮量有機廢水的除氮處理成本。並且，上述含氮有機廢水處理方法在處理過程中還同時生產出可作為能源的氣態生質燃料。此外，上述含氮有機廢水處理方法所使用的纖維原料為農業廢棄物稻稈，因此上述含氮有機廢水處理方法同時還能夠具有處理農業廢棄物並將其轉化肥料之功效。
本發明在上文中已以較佳實施例揭露，然熟習本項技術者應理解的是，該實施例僅用於描繪本發明，而不應解讀為限制本發明之範圍。應注意的是，舉凡與該實施例等效之變化與置換，均應設為涵蓋於本發明之範疇內。因此，本發明之保護範圍當以申請專利範圍所界定者為準。
無
圖1示出本發明實施例1的含氮有機廢水處理方法之流程圖。
圖2示出本發明實施例1的含氮有機廢水處理方法之進出料路徑圖。
圖3示出本發明實施例2的含氮有機廢水處理方法所產生的氣態生質燃料產量。
圖4示出本發明實施例3的含氮有機廢水處理方法所產生的氣態生質燃料產量。
無
Claims (10)
- 一種含氮有機廢水處理方法，其包含下列步驟： (a) 提供微生物污泥，該微生物污泥中含有厭氧菌，該厭氧菌選自由瘤胃菌科細菌、理研菌科細菌、梭菌科細菌、消化鏈球菌科細菌、克里斯滕森菌科細菌、互養菌科細菌、擬桿菌目UCG-001科細菌及胺基酸球菌科細菌所組成之群組； (b) 提供纖維原料，該纖維原料中含有纖維素； (c) 將該纖維原料加入含氮有機廢水中製成反應基質，並將該反應基質的pH值調整為pH 6至pH 8，該反應基質中碳源與氮源的重量比為10：1至30：1；及 (d) 將該微生物污泥加入該反應基質中，使該微生物污泥中的厭氧菌分解該纖維原料並攝取該含氮有機廢水中的氮；其中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比為1：1至4：1。
- 如請求項1所述之方法，其中，在步驟b中，對該纖維原料進行破壞纖維處理，該破壞纖維處理包括下列步驟： (b1) 先將該纖維原料進行粉碎處理； (b2) 以pH值為小於或等於2的酸液對經過前述粉碎處理的纖維原料進行酸處理；及 (b3) 以150至250℃的溫度將經過前述酸處理的纖維原料進行加熱處理。
- 如請求項2所述之方法，其中，在步驟b3中，前述加熱處理進行0.5至10分鐘。
- 如請求項2所述之方法，其中，在步驟d中，將該反應基質與該微生物污泥以20至100 rpm的速度進行攪拌。
- 如請求項2所述之方法，其中，在步驟c中，使該反應基質與該微生物污泥處於25至65℃的溫度環境下。
- 如請求項5所述之方法，其中，在步驟d中，將該反應基質與該微生物污泥以20至100 rpm的速度進行攪拌。
- 如請求項1所述之方法，其中，在步驟d中，該反應基質的化學需氧量與該微生物污泥的揮發性固體重量的比為1：1 至2：1。
- 如請求項1所述之方法，其中，在步驟d中，將該反應基質與該微生物污泥以20至100 rpm的速度進行攪拌。
- 如請求項1所述之方法，其中，在步驟d中，使該反應基質與該微生物污泥處於25至65℃的溫度環境下。
- 如請求項1所述之方法，其中，在步驟d中，使該反應基質與該微生物污泥處於30至40℃的溫度環境下，並以35至45 rpm的速度進行攪拌。
Publications (1)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| TWI836736B true TWI836736B (zh) | 2024-03-21 |
Family
ID=
Citations (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN114907000A (zh) | 2022-04-28 | 2022-08-16 | 同济大学 | 一种基于碳氮比调配的高蛋白有机固废强化厌氧转化方法 |
Patent Citations (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN114907000A (zh) | 2022-04-28 | 2022-08-16 | 同济大学 | 一种基于碳氮比调配的高蛋白有机固废强化厌氧转化方法 |
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