WO1995018073A1 - Procede de digestion anaerobie de boues d'egouts - Google Patents

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WO1995018073A1
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WO
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sludge
dewatered
anaerobic digestion
sewage
methane fermentation
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PCT/JP1994/002238
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French (fr)
Inventor
Yoshio Kobayashi
Minoru Akita
Original Assignee
Hitachi Zosen Corporation
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    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F11/00—Treatment of sludge; Devices therefor
    • C02F11/02—Biological treatment
    • C02F11/04—Anaerobic treatment; Production of methane by such processes
    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02E—REDUCTION OF GREENHOUSE GAS [GHG] EMISSIONS, RELATED TO ENERGY GENERATION, TRANSMISSION OR DISTRIBUTION
    • Y02E50/00—Technologies for the production of fuel of non-fossil origin
    • Y02E50/30—Fuel from waste, e.g. synthetic alcohol or diesel
    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
    • Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
    • Y02W10/40—Valorisation of by-products of wastewater, sewage or sludge processing

Definitions

  • the present invention relates to a highly efficient anaerobic digestion method of sewage sludge for converting sewage sludge into energy resources.
  • Methane fermentation of sewage sludge has long been known as an important unit process of sewage treatment, but its disadvantages include bulky equipment, low digestibility, and poor efficiency. He is shunned and wins. Recently, the importance of methane fermentation of sewage sludge, which is a renewable energy resource, has been reconsidered with the increasing awareness of global environmental issues.However, in order to convert sewage sludge into an energy resource, Technology innovation based on new ideas is needed.
  • Means for improving the efficiency of main fermentation include (1) high-temperature fermentation, (2) heat treatment of sludge, and (3) high concentration of mud.
  • (1) and (2) are closely related to (3) in terms of heat balance. In order to implement 1, 2 and 3, 3 is required, and ultimately the highest concentration of sludge in 3 is the most important matter.
  • a part of digested sludge after methane fermentation is discarded and the remaining part is circulated, as shown in Fig. 11 as an anaerobic digestion method for sewage sludge.
  • a method of adding raw sludge to sludge and subjecting it to methane fermentation wherein the raw sludge is dehydrated to a solid content concentration of 10% or more, and the obtained dewatered sludge is dried at 120 to 180%.
  • the mixture is heated at a temperature, and the heat-treated sludge is added to the circulating digestive sludge and uniformly mixed, and the mixture is subjected to methane fermentation.
  • an object of the present invention is to provide a method for improving the gas generation efficiency while reducing the capacity of a digestion tank in an anaerobic digestion process of sewage sludge.
  • the anaerobic digestion method of sewage sludge according to the present invention has been devised to achieve the above object.
  • Excess sludge is preliminarily heated at a temperature of 60 ° C or higher, and then dehydrated to 10 to 25. % Of dewatered sludge, and mix this dewatered sludge with digested sludge extracted from the dewatered sludge methane fermentation tank.
  • the resulting mixture is supplied to the dewatered sludge methane fermentation tank and the amount of dewatered sludge supplied. It is characterized by the disposal of digested sludge in an amount commensurate with.
  • dewatered water obtained by dehydration of the excess sludge treated by heat treatment and in some cases, dewatered by dewatering this dewatered water and primary sludge.
  • Dewatered water obtained by dehydration after heating mixed water with dewatered water or a mixture of surplus sludge and primary sludge, and dewatered water obtained by dewatering Z or digested sludge to be discarded Can be subjected to anaerobic treatment.
  • digestion gas generated by main fermentation is used as an energy source for power generation to obtain electric power, and to generate electric power.
  • the steam and Z or hot water generated in the process can be used as a heat source for heating the excess sludge, and in some cases, a mixture of the excess sludge and the primary sludge.
  • digested sludge to be discarded may be dehydrated and incinerated.
  • the heat treatment temperature of the excess sludge is at least 60 ° C, for example, at least 100 ° C, preferably at least 140 ° C, more preferably at least 140 ° C. 60 C or more.
  • the upper limit is not particularly limited, but is preferably 200 ° C.
  • the heat treatment time depends on the treatment temperature, but is, for example, 0.5 to 1.0 hour at a temperature of 150.
  • the concentration of the dewatered sludge is between 10 and 25% by weight, preferably between 10 and 20% by weight, more preferably between 12 and 20% by weight and most preferably about 15% by weight. is there.
  • the dewatered sludge metabolism fermenter has a structure in which tubes are bundled to prevent drifting. The best format is preferred. Methane fermentation proceeds while the seeded sludge moves slowly in this tube.
  • a method known as an anaerobic digestion technique for an aqueous solution of an organic substance such as an Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB) method using granular methane-forming bacteria, can be applied.
  • UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanket
  • the sludge concentration in methane fermentation is considered to be practically 5 to 6% in terms of total solids (TS) for reasons of agitation technology.
  • sewage sludge has a higher N content and a lower CZN (carbon content Z nitrogen content) ratio, for example, 6 to 10, as compared to the above-mentioned household waste / agricultural waste.
  • Nitrogen compounds of the raw sludge concentration is higher than necessary by dehydration because converted by meta emissions fermentation in a high concentration of NH 3, the activity of the microorganisms responsible for this high concentration NH 3 turtles data down fermentation Will be inhibited.
  • the content of nitrogen compounds in agricultural waste and household waste such as beet residue, potato residue, vegetable waste, straw, alcohol distillate waste, etc. is, for example, less than about one-fourth of sewage sludge, and the CZN ratio is For example, since it is about 4 times or more, it is considered that methane fermentation can be performed as described above.
  • sewage sludge composed mainly of primary sludge containing a small amount of nitrogen can perform methane fermentation without any problem even when the sludge concentration is 15 to 20% by weight. It has been found that it is difficult to stably conduct methane fermentation at a high concentration of 2 to 13% by weight or more.
  • the nitrogen component can be transferred to the desorbed water and the nitrogen component in the dewatered sludge can be reduced.
  • the dehydrated sludge thus obtained can stably perform methane fermentation even at a high concentration of 10 to 25% by weight.
  • Dewatered sludge methane fermentation is very good in terms of compaction, but has the risk of causing NH 3 concentration disturbance.
  • the NH 3 concentration obstacle can be overcome by preliminarily heating excess sludge and dewatering it.
  • the heat treatment of excess sludge has the effect of thermally denaturing proteins to facilitate methane fermentation, and as a result, has the effect of increasing the digestibility from the conventional 40-50% to 70%.
  • heat treatment has been used as a method of dewatering sludge due to the improved dewatering properties of sludge.However, due to the drawback of generating large amounts of organic wastewater that is troublesome to treat, heat treatment has recently been used. Is no longer practical.
  • the sewage sludge containing a large amount of excess sludge is heat-treated in advance, and then the heat-treated sludge is dehydrated, whereby the nitrogen component is transferred to desorbed water, and dewatering is performed. Nitrogen in mud can be reduced.
  • the dewatered sludge thus obtained can stably perform methane fermentation even at a high concentration of 10 to 25% by weight.
  • FIG. 1 is a flow scheme according to the first embodiment.
  • FIG. 2 is a flow scheme according to the second embodiment.
  • FIG. 3 is a flow scheme according to the third embodiment.
  • FIG. 4 is a flow scheme according to the fourth embodiment.
  • Figure 5 is a cutaway perspective view showing an example of a dewatered sludge metabolism fermenter.
  • FIG. 6 is a graph showing the relationship between the number of operating days and the accumulated gas generation amount when sludge treatment is performed according to the digestion method of Example 1.
  • FIG. 7 is a graph showing the relationship between the number of operating days and the amount of accumulated gas generated when sludge treatment is performed according to the method disclosed in Japanese Patent Application Laid-Open No. 2-31898.
  • FIG. 8 is a schematic diagram of a continuous experiment of Example 5.
  • FIG. 9 is a graph showing continuous methane fermentation data of 15 (TS)% of primary sludge dewatered product.
  • Figure 10 is a graph showing continuous metha- fermentation data for 15 (T S)% initial settling Z heat treated excess mixed sludge.
  • Fig. 11 shows a flow scheme according to the method of Japanese Patent Application Laid-Open No. 2-31898.
  • FIG. 1 shows a flow scheme according to an embodiment of the present invention.
  • excess sludge with a concentration of 5% and a VTS of about 70% was heated at a temperature of 150 ° C for 1 hour.
  • This heat-treated sludge was centrifugally dehydrated to obtain 15% dewatered sludge.
  • the initial sludge with a concentration of 4% and a VTS of about 87% was sterilized at about 120, and then centrifuged to obtain 15% dehydrated sludge.
  • the 15% dewatered sludge of surplus sludge and the 15% dewatered sludge of primary sludge were combined in a ratio of 4 (excess): 6 (primary sediment), and this dewatered sludge was sent to a mixing tank.
  • a part of the digested sludge was withdrawn from the dewatered sludge methane fermentation tank described later and returned to the mixing tank, where it was mixed with the dewatered sludge.
  • the obtained mixture was supplied to a dewatered sludge methane fermentation tank.
  • the digested sludge was removed from the fermentation tank in an amount commensurate with the supply of the dewatered sludge to the dewatering sludge metan fermentation tank.
  • Figure 5 shows an example of a dewatered sludge fermenter.
  • the jacket (21) contains a plurality of tubes (22). These tubes (22) have, for example, a diameter of 0.2 to 1.0 m and a length of 10 to 30 m.
  • a sludge supply port (23) is provided at the bottom of the fermenter, and a plurality of sludge distribution pipes (24) reaching the lower end of each tube (22) are connected to the sludge supply port (23).
  • a hot water inlet (27) is provided at the bottom of the jacket (21), and a hot water outlet (28) is provided at the top.
  • a digestion gas outlet (26) is provided at the top of the fermentation tank to extract the digestion gas generated in the tank.
  • the sludge supplied from the sludge supply port (23) is pushed into each tube (22) by the sludge distribution pipe (24).
  • Sludge is gradually pushed up in the tube (22), overflows at the upper end of the tube (22), and then descends along the outer wall of the tube (22).
  • the sludge that has fallen in this way goes to the sludge outlet (25).
  • Sludge is digested while rising in the tube (22) and descending along the outer wall of the tube (22).
  • Example 2 in this example, the same operation as in Example 1 was performed, and then the desorbed water generated by the dehydration of the excess sludge subjected to the heat treatment was sent to the UASB Methane fermentation tank.
  • the digested sludge to be discarded was dewatered, and the obtained desorbed water was also sent to the UASB Metan fermenter.
  • This desorbed water is treated here by granular methane-producing orchids, and the treated water coming out of the UASB methane fermentation tank is discarded.
  • Example 3 in this example, the same operation as in Example 2 was performed, and then the digested gas discharged from the dewatered sludge methane fermentation tank and the UASB methane fermentation tank was sent to the digestion gas power generation device. Used as an energy source to obtain electricity. The steam or hot water generated here was used as a heat source for heat treatment of the excess sludge and primary sludge.
  • Fig. 6 shows the relationship between the number of operating days and the amount of accumulated gas generated when excess sludge is heat-treated and then dewatered according to the digestion method of the present invention and then treated under the conditions shown in Fig. 6 according to the flow shown in Fig. 1. It shows the person in charge.
  • Fig. 7 shows a case where excess sludge was dehydrated and heat-treated under the conditions shown in Fig. 7 according to the method of JP-A-2-31898 shown in Fig. 11 as a conventional technique. It shows the relationship between the number of operating days and the cumulative gas generation.
  • ⁇ substrate addition '' means that the water containing the substrate was added, and the arrow means that the amount of the reaction slurry corresponding to the added amount of the water containing the substrate was extracted. . This kept the reaction volume constant at 275 g.
  • the continuous experiment was performed on 15 (TS)% of primary sludge first, and then the excess sludge dewatered cake and the initial settled sludge heat-treated at 150 ° C for 1 hour were converted to 40% and 60% of TS based on TS. % Of the mixed sludge, and the sludge concentration was adjusted to 15 (TS)%.
  • the digestion tank is a 35 liter tank with a hot water jacket (inner diameter of 208 mm x height of 106 mm). Approximately 15 liters of the digested sludge of the high-temperature fermentation provided from the human waste treatment plant and adjusted to 6.5 (TS)% in this digestion tank was prepared as seed sludge.
  • TS 6.5
  • the supplied primary sludge (87% VTS) is sterilized at about 120 ° C (for work environment), centrifuged and dehydrated to 15 (TS)%, and the experimental mono pump is closed.
  • the fibrous material is crushed with a cutter mixer, and the digested sludge drawn out from the digestion tank is preliminarily set at a ratio of 1 (first settling) to 2 (condensation).
  • the seeded sludge mixed in the above was poured into a sludge tank with a cold water jacket.
  • the sludge in the digester was circulated with a circulation mono pump at about S Oml Zmin. Seed sludge was injected into the circulation line at a rate of about 2 m 1 / min from the sludge tank and supplied to the digestion tank through the line mixer. Then, the amount of the digested sludge corresponding to the supplied sludge was intermittently extracted from the overflow pipe.
  • the circulating portion of the digester is 12.5 liters, the stationary portion is 5.0 liters, and the fermentation temperature is controlled to be 52 ⁇ 2 ° C.
  • Surplus sludge (45 (TS)%, VTS approx. 70%) provided by the combined sewage treatment plant was heated at 150 ° C for 1 hour in an autoclave, followed by centrifugal dewatering. .
  • the dewatered cake and the dehydrated primary sludge crushed by the above-mentioned cutter mixer are mixed at a ratio of 4 (excess): 6 (initial sediment) based on TS, and then mixed with 15 (TS). ) Adjusted to% and inserted into the supply tank. Inject sludge from the sludge tank at approximately 0.8 m 1 / min into the sludge circulation line of the digester, which has been acclimated for 7 days with 15 (TS)% of initial sludge. It was supplied to the digestion tank through a mixer.
  • the organic matter load was able to secure 5 to 8 g (VSS) liters / day on an average of 35 days.
  • Fig. 10 shows continuous fermentation data of 15 (TS)% initial settling Z heat treated excess mixed sludge. Judging from the time-dependent changes in the TOC and NH 3 —N concentrations, it can be seen that stable operation has been performed since about 30 days after the lapse of days. The concentration of NH 3 — N, which was the most concern in this experiment, could be reduced to less than 2000 ppm by heat treatment of the excess sludge due to the reduction of the nitrogen component in advance (mixing If the dewatered cake of raw sludge that had been heat-treated at 120 for sterilization was used without dewatering, the amount of gas generated would decrease daily and fermentation would eventually stop.)
  • the T0C concentration level was 20000 to 30000 ppm for both sides, and the average (2 to 5 (TS)%) In Tan fermentation, TOC It is much higher than the number 10 ppm. This means that in dehydrated sludge methane fermentation, the rate-limiting step of methane fermentation was shifted from the solubilization process to the methanogen production process because the solubilization of VSS was promoted. If continuous experiments are continued for a long period of time, the growth of methanotrophs commensurate with T 0 C will occur, and the high-level TOC problem will eventually be resolved. However, even if this is not the case, high-level TOC can be efficiently processed in combination with the UASB process with granular methanotrophs.
  • the present invention relates to a highly efficient anaerobic digestion method of sewage sludge for converting sewage sludge into energy resources.
  • the nitrogen component in the dewatered sludge can be reduced by preliminarily heating the sewage sludge containing a large amount of excess sludge and then dehydrating the heat-treated sludge, thereby transferring the nitrogen component to desorbed water.
  • the dehydrated sludge thus obtained can stably perform methane fermentation even at a high concentration of 10 to 25% by weight.

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Description

明 細 書 下水汚泥の嫌気性消化方法
技術分野
本発明は、 下水汚泥をエネルギー資源化する めの下水汚 泥の高効率嫌気性消化方法に関するものである 背景技術
下水汚泥のメ タ ン発酵は、 下水処理の重要なュニッ トプロ セスと して古く から知られているが、 設備が嵩だかく、 また 消化率も低く 、 能率が悪いのが欠点とされ、 そのために敬遠 され勝ちである。 最近、 地球環境意識の高ま り と と もに、 再 生可能なエネルギー資源である下水汚泥のメ タ ン発酵の重要 性が見直されているが、 下水汚泥をエネルギー資源化するた めには新しい発想に基く技術革新が必要である。
メ 夕 ン発酵の高効率化を図る手だてと しては、 ①高温発酵、 ②汚泥の加熱処理、 ③ 泥の高濃度化が考えられるが、 ①② は熱収支の点で③と深く かかわつており、 ①②を実施するに は③が必要となるので、 結局は③の汚泥の高濃度化が最重要 事項となる。
従来、 こ う した点から、 下水汚泥の嫌気性消化方法と して、 図 1 1 に示すように、 メ タ ン発酵後の消化汚泥の一部を廃棄 すると共に残部を循環させ、 この循環消化汚泥に生汚泥を添 加しメ タ ン発酵させる方法であって、 前記生汚泥を 1 0 %以 上の固形分濃度に脱水し、 得られた脱水汚泥を 1 2 0〜 1 8 0での温度で加熱処理し、 この加熱処理汚泥を前記循環消化 汚泥に添加して均一に混合し、 この混合物をメ タ ン発酵させ る方法が知られている （特開平 2 - 3 1 8 9 8号公報参照） 。 しかし、 この方法では、 汚泥の加熱処理は汚泥の脱水の後 に行われるため、 余剰汚泥を多く 含む下水汚泥の場合には汚 泥濃度 1 0 %以上の脱水汚泥を加熱処理すると、 加熱処理に よつて生じた可溶性の含窒素有機化合物は全量加熱処理汚泥 に含まれる こ とになり、 これが嫌気性消化によ り高濃度の N H 3 に転化するために N H 3 濃度障害により消化率が低く抑 えられるという問題があった。 発明の開示
本発明の目的は、 上記の点に鑑み、 下水汚泥の嫌気性消化 プロセスにおいて、 消化槽の容量を減じながらガスの発生効 率を向上する方法を提供することにある。
本発明による下水汚泥の嫌気性消化方法は、 上記目的を達 成すべく工夫されたものであり、 余剰汚泥をあらかじめ 6 0 °C以上の温度で加熱処理した後、 脱水して 1 0〜 2 5重量％ の脱水汚泥と し、 この脱水汚泥を脱水汚泥メ タ ン発酵槽から 引抜いた消化汚泥と混合し、 得られた混合物を脱水汚泥メ タ ン発酵槽に供給する と共に、 脱水汚泥の供給量に見合った量 の消化汚泥を廃棄することを特徴とする ものである。
本発明による下水汚泥の嫌気性消化方法において、 加熱処 理による窒素成分の低減効果は、 余剰汚泥に対して有効であ るために、 余剰汚泥のみを加熱処理し、 脱水は加熱処理余剰 汚泥単独に対して行ってもよいし、 または、 余剰汚泥と初沈 汚泥の混合物を加熱処理し脱水してもよいし、 さ らには加熱 処理余剰汚泥を脱水すると共に、 別途、 初沈汚泥も脱水し、 これら脱水汚泥を混合して所要濃度の脱水汚泥としてもよい。 本発明による下水汚泥の嫌気性消化方法の別の実施形態に よれば、 該熱処理余剰汚泥の脱水によつて得られた脱離水、 場合によってはこの脱離水と初沈汚泥の脱水によつて得られ た脱離水との混合水、 も し く は余剰汚泥と初沈汚泥の混合物 の加熱後の脱水によって得られた脱離水、 および Zまたは廃 棄すべき消化汚泥の脱水によって得られた脱離水を嫌気性処 理するこ ともできる。
また、 本発明による下水汚泥の嫌気性消化方法のもう 1つ の実施形態によれば、 メ 夕 ン発酵によつて発生した消化ガス を発電のエネルギーソースと して用い電力を得ると共に、 発 電に伴って生じた蒸気および Zまたは温水を上記余剰汚泥、 場合によつては余剰汚泥と初沈汚泥の混合物の加熱の熱源と して用いるこ ともできる。
本発明による下水汚泥の嫌気性消化方法のさ らにもう 1つ の実施形態によれば、 廃棄すべき消化汚泥を脱水し焼却処理 してもよい。
本発明による下水汚泥の嫌気性消化方法において、 余剰汚 泥の加熱処理温度は 6 0 °C以上、 例えば 1 0 0 C以上、 好ま し く は 1 4 0 °C以上、 より好ま し く は 1 6 0 C以上である。 上限は特に限定されないが、 2 0 0 °Cが好ま しい。 加熱処理 時間は処理温度にもよるが、 例えば温度 1 5 0での場合 0 . 5〜 1 . 0時間である。
脱水汚泥の濃度は 1 0〜 2 5重量％、 好ま し く は 1 0〜 2 0重量％、 より好ま し く は 1 2〜 2 0重量％、 より最も好ま し く は約 1 5重量％である。
脱水汚泥メ タ ン発酵槽と しては、 偏流防止のためにチュー ブを束ねた構造であり、 従来のものとは全く異なるコ ンパク トな形式のものが好ま しい。 このチューブの中を種付けされ た汚泥がゆつ く り と移動しながらメ タ ン発酵が進行する。 脱離水の嫌気性処理には、 顆粒状メ タ ン生成菌による Upf low Anaerobic Sludge Bl anket ( U A S B ) 法などの有機物 水溶液の嫌気性消化技術と して公知の方法が適用できる。
メ タ ン発酵の汚泥濃度については、 現実的には攪拌技術上 の理由から全固形分 （T S ) で 5〜 6 %が限界であると考え られている。
他方、 家庭ゴミ や、 ビー ト滓、 ポテ ト滓、 野菜屑、 藁、 ァ ルコール蒸留廃液等の農産廃棄物は、 2 0重量％以上の高い 固型分濃度でもメ タ ン発酵できるとする文献はあるが、 本発 明者らは 2 0重量％の下水汚泥をメ タ ン発酵させると日毎に ガス発生量が減り、 やがては発酵が停止することを経験した。
これは、 下水汚泥が上記のごとき家庭ゴミ ゃ農産廃棄物に 比べて高い N含有量および低い C Z N (炭素含量 Z窒素含量） 比たとえば 6〜 1 0を有するこ とに起因する。 脱水により必 要以上に濃度が高く された生汚泥中の窒素化合物は、 メ タ ン 発酵により高濃度の N H 3 に転化するので、 この高濃度 N H 3 がメ タ ン発酵に関与する微生物の活性を阻害するようにな る。 一方、 ビー ト滓、 ポテ ト滓、 野菜屑、 藁、 アルコール蒸 留廃液等の農産廃棄物および家庭ゴミの窒素化合物含有量は、 たとえば下水汚泥の約 4分の 1以下であり、 C Z N比はたと えば約 4倍以上であるので、 上記のようにメ タ ン発酵ができ ると考えられる。
高濃度の下水汚泥のメ タ ン発酵に関する詳しい実験による と、 ①投入汚泥濃度は 8 ( T S ) %以上でもメ タ ン発酵が可 能であり、 ②発酵槽内の汚泥濃度が増すとともに固体有機物 ( v s s ) の可溶化が促進され、 ③発酵槽内の汚泥濃度が増 すとと もに N H 3 濃度障害が生じる危険性があり、 ④汚泥を 発酵槽に投入する際に種付けが充分に均一であれば完全混合 槽による槽内攪拌が不要であるこ とがわかった。
すなわち、 窒素成分の少ぃ初沈汚泥主体の下水汚泥では汚 泥濃度が 1 5〜 2 0重量％でも支障なく メ タ ン発酵ができる が、 窒素分の多い余剰汚泥を多く含む下水汚泥では 1 2〜 1 3重量％以上の高濃度でメ タ ン発酵を安定して行う こ とは困 難であるこ とがわかつた。
余剰汚泥を多く含む下水汚泥をあらかじめ加熱処理した後 に、 加熱処理汚泥を脱水する こ とによって、 窒素成分を脱離 水に移し、 脱水汚泥中の窒素成分を減じるこ とができる。 そ して、 このようにして得られた脱水汚泥は 1 0〜 2 5重量％ の高濃度でもメ タ ン発酵を安定して行う ことができる。
脱水汚泥メ タ ン発酵はコ ンパク ト化の点で非常に優れてい るが、 N H 3 濃度障害を生じる危険性をはらんでいる。 本発 明の方法によれば、 N H 3 濃度障害は余剰汚泥をあらかじめ 加熱処理して脱水する こ とによつて克服するこ とができる。 また余剰汚泥の加熱処理操作には蛋白質を熱変成してメ タ ン 発酵しやすく する働きがあり、 その結果と して消化率を従来 の 4 0〜 5 0 %から 7 0 %に高める効果がある一方、 汚泥の 脱水性がよ く なるために、 加熱処理は汚泥の脱水法と して実 用されていたが、 処理の厄介な大量の有機性廃水を発生する と言う欠点のために最近では実用されな く なつている。 しか し、 この有機性廃水問題は最近技術の進歩がめざま しい顆粒 状メ タ ン生成菌による U A S B法を適用する こ とによって解 消する こ とができる。 すなわち、 a ) 汚泥の高濃度化によって発酵槽をコ ンパク ト化する こ とができるが、 N H 3 濃度障害の危険性をはらむ 脱水汚泥メ タ ン発酵プロセスと、 b ) 蛋白質を熱変成するこ とによってメ タ ン発酵をしやすく し、 余剰汚泥の脱水性をよ くする反面、 処理の厄介な高濃度の有機廃水を大量に発生す る余剰汚泥の加熱処理プロセスと、 c ) 有機物水溶液のメ タ ン発酵には威力を発揮するが、 V S Sを主体とする下水汚泥 の処理には出番がなかつた顆粒状メ タ ン生成菌による U A S Bプロセスとの 3つの特徵あるュニッ トプロセスをシステム 化するこ とによって、 相互に弱点を補完しながら相乗効果を 引き出し、 その上に消化ガス発電によるコージヱネレーショ ンシステムを組み込むこ とによってエネルギー的、 経済的に 優れた汚泥処理システムが構築できる。
以上の次第で、 本発明の消化方法によれば、 余剰汚泥を多 く含む下水汚泥をあらかじめ加熱処理した後に、 加熱処理汚 泥を脱水するこ とによって、 窒素成分を脱離水に移し、 脱水 污泥中の窒素成分を減'じることができる。 そして、 このよう にして得られた脱水汚泥は 1 0〜 2 5重量％の高濃度でもメ タ ン発酵を安定して行う こ とができる。
こ う して、 脱水汚泥の濃度を高めてもメ タ ン発酵は可能で あり、 またメ タ ン発酵の濃度を上げるこ とによってメ タ ン発 酵工程のみならず、 汚泥処理システム全体をコンパク ト化し、 それによつて下水汚泥をエネルギー資源化する ことが可能と なり、 また汚泥処理原価も大幅に低廉化するこ とができる。
このよう に、 N H 3 濃度障害が生じる危険性があるが窒素 分の多い余剰汚泥を予め加熱処理して脱水しておく こ とによ つて、 N H 3 濃度障害を回避するこ とができる。 また、 醱酵 槽の容量は従来の 1 Z3〜 1Z1 0でよ く、 総合消化率は 7 0%に達する。 そ して、 汚泥を発酵槽に投入する際に種付け が十分に均一に行われれば、 汚泥の攪拌が不要になる。 図面の簡単な説明
図 1は実施例 1によるフロースキームである。
図 2は実施例 2によるフロースキームである。
図 3は実施例 3によるフロースキームである。
図 4は実施例 4によるフロースキームである。
図 5は脱水汚泥メ タ ン発酵槽の 1例を示す切欠斜視図であ 0
図 6は実施例 1の消化方法に従つて汚泥処理を行った場合 の、 運転日数と累積ガス発生量の関係を示すグラフである。
図 7は特開平 2— 3 1 8 9 8号の方法に従って汚泥処理を 行った場合の、 運転日数と累積ガス発生量の関係を示すダラ フである。
図 8は実施例 5の連続実験の概略図である。
図 9は 1 5 (T S) %の初沈汚泥脱水物の連続メ タ ン発酵 データを示すダラフである。
図 1 0は 1 5 (T S ) %の初沈 Z熱処理余剰混合汚泥の連 続メ タ ン発酵データを示すダラフである。
図 1 1は特開平 2— 3 1 8 9 8号の方法によるフロースキ ーム あ 0 発明を実施するための最良の形態
実施例 1
本発明の実施例によるフロースキームを図 1に示す。 図 1 において、 濃度 5 %、 V T S約 7 0 %の余剰汚泥を温 度 1 5 0 °Cで 1時間加熱処理した。 この加熱処理汚泥を遠心 脱水し、 1 5 %の脱水汚泥を得た。 また、 濃度 4 %、 V T S 約 8 7 %の初沈汚泥を約 1 2 0でで滅菌処理した後、 遠心脱 水し、 1 5 %の脱水汚泥を得た。 余剰汚泥の 1 5 %脱水汚泥 と、 初沈汚泥の 1 5 %脱水汚泥とを 4 (余剰） ： 6 (初沈） の割合で合わせ、 この脱水汚泥を混合槽へ送った。 後述する 脱水汚泥メ タ ン発酵槽から消化汚泥の一部を引抜いて混合槽 へ戻し、 こ こでこれを上記脱水汚泥と混合した。 得られた混 合物を脱水汚泥メ タ ン発酵槽に供給した。 これと共に、 脱水 汚泥メ タ ン発酵槽への脱水汚泥の供給量に見合つた量の消化 汚泥を同発酵槽から抜き取った。
脱水汚泥メ 夕 ン発酵槽の 1例を図 5に示す。
図 5 において、 ジャケッ ト（21)には複数のチューブ（22)が 入れられている。 これらのチューブ（22)はたとえば直径 0 . 2 〜 1 . 0 m、 長さ 1 0 〜 3 0 mのものである。 発酵槽の底 部には汚泥供給口（23)が設けられており、 汚泥供給口（23)に は各チューブ（22)の下端に至る複数の汚泥分配管（24)が接続 されている。 また、 ジャケ ッ ト（21)の底部には温水入口（27) が、 頂部には温水出口（28)がそれぞれ設けられている。 発酵 槽の頂部には槽内で発生した消化ガスを抜出すための消化ガ ス出口（26)が設けられている。
上記の構成において、 汚泥供給口（23)から供給された汚泥 は、 汚泥分配管（24)によつて各チユ ーブ（22)内に押し出され る。 チューブ（22)内では汚泥が徐々に押し上げられ、 チュー プ（22)の上端では汚泥が溢れ、 今度はチューブ（22)の外壁に 沿って下降する。 こ う して下降した汚泥は、 汚泥出口（25)か ら排出され、 一部は廃棄され、 残部は混合槽へ循環される。 汚泥は、 チューブ（22)内を上昇し、 かつチューブ（22)の外 壁に沿って下降する間に消化される。 このような方式を採用 するこ とにより、 チューブ内での汚泥の移動速度を均一にす るこ とができ、 短絡流のような汚泥の移動の不均一を防止す ることができる。
実施例 2
図 2 において、 この実施例では、 実施例 1 と同様の操作を 行い、 ついで加熱処理余剰汚泥の脱水によって生じた脱離水 を U A S B メ タ ン発酵槽に送つた。 また、 廃棄すべき消化汚 泥を脱水し、 得られた脱離水をやはり U A S Bメ タ ン発酵槽 に送った。 これらの脱離水をこ こで顆粒状メ タ ン生成蘭によ つて処理し、 U A S Bメ タ ン発酵槽から出る処理水は廃棄し
7 0
実施例 3
図 3 において、 この実施例では、 実施例 2 と同様の操作を 行い、 ついで脱水汚泥メ タ ン発酵槽および U A S Bメ タ ン発 酵槽から出た消化ガスを、 消化ガス発電装置に送ってそのェ ネルギーソースと して使用 し、 電力を得た。 また、 ここで生 じた蒸気ないしは温水は上記余剰汚泥および初沈汚泥の加熱 処理用熱源と して使用 した。
実施例 4
図 4 において、 この実施例では、 実施例 3 と同様の操作を 行い、 ついで廃棄すべき消化汚泥を脱水し、 焼却処理した。
図 6 は、 本発明による消化方法に従って、 余剰汚泥を加熱 処理し次いで脱水したものを、 図 1 に示すフローで、 図 6 に 示す条件で処理した場合の、 運転日数と累積ガス発生量の関 係を示したものである。
図 7は、 従来技術と して図 1 1に示す特開平 2— 3 1 8 9 8号の方法に従って、 余剰汚泥を脱水し次いで加熱処理した ものを、 図 7に示す条件で処理した場合の、 運転日数と累積 ガス発生量の関係を示したものである。
図 6および図 7において、 「基質添加」 は基質を含む水を 添加したこ とを意味し、 矢印は基質含有水の添加量に見合つ た量の反応スラ リ ーを抜出したこ とを意味する。 これにより 反応容量 2 7 5 gを一定に保った。
図 6 と図 7の比較から明らかなように、 図 7では運転日数 2日以降は累積ガス発生量は頭打ち状態であるのに対し、 図 6では運転日数と共に累積ガス発生量も増大する こ とが認め れ O 0
実施例 5
この実施例ではスケールを大き く し、 図 8に示すフ ローに 従って、 連続実験を行つた。
連続実験は先ず 1 5 (T S) %の初沈汚泥について行い、 続いて 1 5 0 °Cで 1時間加熱処理した余剰汚泥の脱水ケーキ と初沈汚泥とを T S基準で 4 0 %、 6 0 %の割合で混合し、 汚泥濃度を 1 5 (T S) %に調整した混合汚泥について行つ た。
1 ) 連続実験方法
図 8において、 消化槽は温水ジャケッ ト付き 3 5 リ ッ トル (内径 2 0 8 mm x高さ 1 0 4 6 mm) の槽である。 この消 化槽に し尿処理場から提供を受けた高温発酵の消化汚泥を遠 心脱水して 6. 5 (T S) %に調整したものを種汚泥と して 約 1 5 リ ツ トル仕込んだ。 次いで分流式の下水処理場から提
0 - 供を受けた初沈汚泥 （V T S 8 7 %) を約 1 2 0 °Cで滅菌 (作業環境のため） した後、 遠心脱水して 1 5 (T S) %に 調整し、 実験用モーノポンプの閉塞を防ぎかつ定量供給を円 滑に行うためにカ ッ ター ミ キサ一で繊維質を砕き、 さ らに消 化槽から引抜いた消化汚泥をあらかじめ 1 (初沈） ： 2 (消 化） の割合で混合した種付け汚泥を冷水ジャケッ ト付の給泥 タ ンクに張込んだ。
消化槽内の汚泥は循環モーノ ポンプで約 S O m l Zm i n で循環した。 この循環ライ ン中に種付け汚泥を約 2 m 1 /m i nで給汚タ ンクから注入し、 ライ ン ミ キサーを通して消化 槽内に供給した。 そ して供給汚泥の供給量に見合った量の消 化汚泥を溢流管から間欠的に抜き出した。
消化槽の循環部分は 1 2. 5 リ ッ トル、 静置部分は 5. 0 リ ッ トルであり、 発酵温度は 5 2 ± 2 °Cになるように制御し 他方、 余剰汚泥の連続実験は合流式の下水処理場から提供 を受けた余剰汚泥 （4 5 (T S ) %、 V T S約 7 0 %) を オー ト ク レープで 1 5 0°C、 1時間加熱処理した後、 遠心脱 水した。
この脱水ケーキと前記のカ ッ ター ミ キサーで砕いた初沈汚 泥の脱水物とを T S基準で 4 (余剰） ： 6 (初沈） の割合に なるように混合した後、 1 5 (T S ) %に調整して供給タ ン クに張り込んだ。 1 5 (T S ) %の初沈汚泥で 7 日間馴致し た消化槽の汚泥循環ライ ンに初沈 Z余剰混合汚泥を約 0. 8 m 1 /m i nで給泥タ ンクから注入し、 ライ ン ミ キサーを通 して消化槽内に供給した。
2 ) 連続実験結果と考察 図 9に 1 5 (T S ) %の初沈汚泥脱水物の連続メ タ ン発酵 データを示す。 T O C、 N Ηπ 一 Ν濃度の経時変化からする と、 経過日数 2 0日あたりから安定した運転が行われている こ とが見受けられる。 懸念されたアンモニア態窒素濃度は 1 5 0 0〜 1 6 0 0 p p mのレベルで安定しており、 2ヶ月の 運転でもこの値が大幅に変るこ とはなかつた。
また有機物負荷は 3 5 日平均で 5〜 8 g (V S S) リ ツ トル · d a yが確保できた。
図 1 0に 1 5 (T S) %の初沈 Z熱処理余剰混合汚泥の連 続メ タ ン発酵データを示す。 T O C、 NH3 — N濃度の経時 変化からする と、 経過日数 3 0 日あたりから安定した運転が 行われているように見受けられる。 この実験で最も気懸りで あった NH3 — N濃度は余剰汚泥を熱処理するこ とによって 窒素成分をあらかじめ減量しておいたおかげで 2 0 0 0 p p m以下に押え込むこ とができた （混合生汚泥の脱水ケーキを 滅菌のために 1 2 0でで加熱処理したものを脱水しないで使 つた場合には、 日毎にガス発生量が減少し、 やがて発酵は停 止した） 。
し尿処理場でのメ タ ン発酵では N H3 態窒素濃度 2 3 0 0 〜 3 2 0 0 p p mで操業している例が報告されているので、 2 0 0 0 p p m以下の値は許容しうるものである。
この実験は 3 6日目で中断したが、 2ヶ月ほど続けると有 機物負荷は初沈汚泥の場合と同様に l O gZ CV S S) リ ッ トル · d a yが確保できる ものと思われる。
なお初沈汚泥と初沈/熱処理余剰混合汚泥の連続実験では 相方共に T 0 C濃度レベルが 2 0 0 0〜 3 0 0 0 p p mであ り、 通常 （2〜 5 (T S) %) のメ タ ン発酵では、 T O Cが 数 1 0 O p p mであるのと比べるとかなり高い。 これは脱水 汚泥メ タ ン発酵では、 V S Sの可溶化が促進されるためにメ タ ン発酵の律速段階が可溶化工程からメ夕 ン生成工程に移つ たことを意味するものであるが、 長期間連続実験を続ければ T 0 Cに見合ったメ タ ン生成菌の増殖が起り、 高レベル T O C問題はやがては解消するのではないかと思われる。 しかし 仮にそうでなく ても、 顆粒状メ タ ン生成菌による U A S Bプ ロセスとの組み合わせによって高レベル T O Cは効率よく処 理することができる。
産業上の利用可能性
本発明は、 下水汚泥をエネルギー資源化するための下水汚 泥の高効率嫌気性消化方法に関する ものである。
本発明により、 余剰汚泥を多く 含む下水汚泥をあらかじめ 加熱処理した後に、 加熱処理汚泥を脱水するこ とによって、 窒素成分を脱離水に移し、 脱水汚泥中の窒素成分を減じるこ とができる。 このようにして得られた脱水汚泥は 1 0〜 2 5 重量％の高濃度でもメタン発酵を安定して行うことができる。

Claims

請求の範囲
1 . 余剰汚泥をあらかじめ 6 0 °C以上の温度で加 熱処理した後、 脱水して 1 0〜 2 5重量％の脱水汚泥と し、 この脱水汚泥を脱水汚泥メ タ ン発酵槽から引抜いた消化汚泥 と混合し、 得られた混合物を脱水汚泥メ タン発酵槽に供給す ると共に、 脱水汚泥の供給量に見合った量の消化汚泥を廃棄 するこ とを特徴とする下水汚泥の嫌気性消化方法。
2 . 請求項 1記載の嫌気性消化方法において、 該 加熱処理余剰汚泥を脱水すると共に、 別途、 初沈汚泥も脱水 し、 これら脱水汚泥を混合して所要濃度の脱水汚泥とするこ とを特徴とする下水汚泥の嫌気性消化方法。
3 . 請求項 1記載の嫌気性消化方法において、 該 加熱処理を余剰汚泥と初沈汚泥の混合物に対して行う ことを 特徵とする下水汚泥の嫌気性消化方法。
4 . 請求項 1 〜 3の内いずれか 1記載の嫌気性消 化方法において、 該熱処理余剰汚泥の脱水によって得られた 脱離水、 場合によってはこの脱離水と初沈汚泥の脱水によつ て得られた脱離水との混合水、 も しく は余剰汚泥と初沈汚泥 の混合物の加熱後の脱水によって得られた脱離水、 および/ または廃棄すべき消化汚泥の脱水によつて得られた脱離水を 嫌気性処理することを特徵とする下水汚泥の嫌気性消化方法。
5 . 請求項 1 〜 4の内いずれか 1記載の嫌気性消 化方法において、 メ タ ン発酵によって発生した消化ガスを発 電のエネルギーソースと して用い電力を得ると共に、 発電に 伴って生じた蒸気および または温水を上記余剰汚泥、 場合 によっては余剰汚泥と初沈汚泥の混合物の加熱の熱源と して 用いる こ とを特徵とする下水汚泥の嫌気性消化方法。
6 . 請求項 1 〜 5の内いずれか 1記載の嫌気性消 化方法において、 廃棄すべき消化汚泥を脱水し焼却処理する こ とを特徴とする下水汚泥の嫌気性消化方法。
7 . 請求項 1 〜 6の内いずれか 1記載の嫌気性消 化方法において、 余剰汚泥の加熱処理温度が 1 0 0 °C以上、 2 0 0 °C以下である こ とを特徵とする下水汚泥の嫌気性消化 方法。
8 . 請求項 1 〜 7の内いずれか 1記載の嫌気性消 化方法において、 脱水汚泥の濃度が 1 2〜 2 0重量％である こ とを特徴とする下水汚泥の嫌気性消化方法。
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