WO2017014004A1 - 有機物の処理方法及び処理装置 - Google Patents

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WO2017014004A1
WO2017014004A1 PCT/JP2016/068961 JP2016068961W WO2017014004A1 WO 2017014004 A1 WO2017014004 A1 WO 2017014004A1 JP 2016068961 W JP2016068961 W JP 2016068961W WO 2017014004 A1 WO2017014004 A1 WO 2017014004A1
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sludge
anaerobic
aeration
iron
treatment
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PCT/JP2016/068961
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French (fr)
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智之 森田
真司 植田
江理 大塚
良和 岩根
直明 片岡
萩野　隆生
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水ｉｎｇ株式会社
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    • C02F11/12—Treatment of sludge; Devices therefor by de-watering, drying or thickening
    • C02F11/14—Treatment of sludge; Devices therefor by de-watering, drying or thickening with addition of chemical agents
    • C02F11/143—Treatment of sludge; Devices therefor by de-watering, drying or thickening with addition of chemical agents using inorganic substances
    • B—PERFORMING OPERATIONS; TRANSPORTING
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    • B09B—DISPOSAL OF SOLID WASTE NOT OTHERWISE PROVIDED FOR
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    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
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    • C02F3/34—Biological treatment of water, waste water, or sewage characterised by the microorganisms used
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    • 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

Definitions

  • the present invention relates to an organic matter processing method and processing apparatus, and more particularly to an organic matter anaerobic processing method and processing apparatus.
  • Methane fermentation is also called anaerobic treatment or anaerobic digestion.
  • anaerobic treatment includes methane fermentation and anaerobic digestion, and sludge obtained by anaerobically treating organic substances is referred to as “anaerobic treated sludge”.
  • Methane fermentation for organic substances such as food residues, food manufacturing residues, food waste, and various sludges can be anaerobically treated to reduce the amount of waste and generate methane gas from the waste to recover energy. It is a technology that is attracting attention as a technology that can reduce the environmental burden.
  • the generated anaerobic sludge is often a hardly dewatering sludge, and the sludge dewatering treatment after the anaerobic treatment requires a large amount of a flocculant and the water content of the dewatered cake is high.
  • the generated anaerobic sludge can be aggregated only with an expensive amidine-based polymer flocculant, and there is a problem that the operating cost is high.
  • Patent Document 1 includes a liquid treatment step of adjusting a fermentation residue obtained by methane fermentation of organic waste and other anaerobic organic compound-containing liquid to pH 5.5 or lower and contacting with an oxidizing agent. A characteristic treatment method for fermentation residue and other anaerobic organic compound-containing liquids is described.
  • organic waste that can be methane-fermented such as sewage sludge and soot
  • anaerobic digestion the digestion residue is aerated with an oxygen-containing gas, mechanically dehydrated, and the dehydrated cake is added to the organic waste.
  • Organic waste treatment characterized by direct contact with the air discharged from an aeration blower that supplies air to an aeration tank in the biological treatment process of organic wastewater, which is a source of organic waste, and drying by the retained heat A method is described.
  • Patent Document 3 after aeration of anaerobic digested sludge, surplus sludge is mixed, a metal salt is added to the obtained mixed sludge, and then an amphoteric organic polymer flocculant is added and agglomerated.
  • a method for dewatering anaerobic digested sludge characterized by dewatering agglomerated sludge with a dehydrator is described.
  • An object of the present invention is to provide an organic matter processing method and a processing apparatus capable of efficiently anaerobically treating organic matter and efficiently aggregating anaerobic treated sludge.
  • the present invention introduces an iron compound before an anaerobic treatment step or in an anaerobic treatment step to form an anaerobic treatment sludge containing an iron compound, and then an anaerobic treatment containing an iron compound.
  • An oxygen-containing gas is brought into contact with the oxygenated sludge to form an aerated sludge containing iron (III) in which iron (II) is oxidized, and then a flocculant is injected into the aerated sludge containing iron (III) Then, after aggregating, dehydration is performed.
  • Anaerobic treatment of organic matter to form anaerobic treatment sludge An aeration treatment step in which an oxygen-containing gas is brought into contact with the anaerobic treatment sludge to form an aeration treatment sludge; and A coagulant is injected into the aerated sludge to form an agglomerated sludge.
  • an iron compound is injected into the organic matter
  • an oxidation reduction potential oxidation reduction potential based on a silver / silver chloride electrode
  • an oxidation reduction potential of the aeration treatment sludge is controlled to ⁇ 100 mV or less, an anaerobic treatment sludge containing an iron compound, an oxygen-containing gas,
  • iron (III) oxidized in the aggregating step is used as an aggregating agent.
  • the method further includes a nitrification step of nitrifying ammonia contained in the dehydrated separation liquid from the dehydration step,
  • Iron compound injection means for injecting an iron compound into an organic substance;
  • An anaerobic treatment tank that anaerobically treats organic matter in the presence of iron (II) to form anaerobic sludge;
  • An aeration tank that has an oxidation-reduction potential measurement device and that contacts oxygen-containing gas with the anaerobic treated sludge to oxidize iron (II) to iron (III) to form an aerated sludge containing iron (III)
  • a flocculation tank for injecting a flocculant into the aerated sludge and forming the agglomerated sludge;
  • a dehydrator for dewatering the agglomerated sludge;
  • a nitrification tank for nitrifying ammonia contained in the dehydrated separation liquid from the dehydrator;
  • the iron compound injection means is at least one tank selected from the anaerobic treatment tank, or an organic substance storage tank, a solubilization tank, and a solubilizate storage tank provided in the preceding stage of the anaerobic treatment tank, or It is provided in any one or more of a pipe connecting the at least one tank and the anaerobic treatment tank, or a pipe connecting at least two tanks of the organic substance storage tank, the solubilization tank and the solubilizate storage tank.
  • the processing apparatus according to [6].
  • an organic substance can be efficiently anaerobically treated, and anaerobic treated sludge can be efficiently aggregated. Further, as a secondary effect, the load on wastewater treatment, desulfurization treatment, and deodorization treatment can be reduced. More specifically, the following effects are obtained. (1) By anaerobically treating the organic substance into which the iron compound has been injected, it becomes possible to perform anaerobic treatment of the organic substance, increasing the volume reduction rate and increasing the amount of methane gas generated. (2) By anaerobically treating the organic material into which the iron compound has been injected, sulfur contained in the organic material and iron can be combined to suppress the generation of hydrogen sulfide, and the load in the subsequent desulfurization treatment and deodorization treatment Can be reduced.
  • Aggregation inhibitors for example, polysaccharides, proteins, glycoproteins, nucleic acids, phospholipids, humic acids, etc.
  • Polymer substance contained in anaerobic treated sludge by contacting anaerobic treated sludge with oxygen in the aeration treatment step Polymer substance
  • the amount of the flocculant injected in the subsequent agglomeration step can be reduced, and the water content of the dehydrated cake obtained by the subsequent dehydration step can be reduced.
  • FIG. 1 It is a schematic explanatory drawing which shows the flow of the process process in the processing method of the organic substance of this invention with an apparatus structure.
  • FIG. 1 it is a schematic explanatory drawing which shows the flow of the process further including the dehydration process after an aggregation process with an apparatus structure.
  • FIG. 1 it is a schematic explanatory drawing which shows the flow of the processing process at the time of providing two or more aggregation tanks with an apparatus structure.
  • FIG. 1 it is a schematic explanatory drawing which further includes the dehydration process step after the aggregation process, and shows the flow of the process when the aggregation process is carried out by the dehydrator.
  • an organic compound is injected into the organic matter to be treated in the anaerobic treatment step, the organic matter is anaerobically treated in the presence of iron (II), and the formed anaerobic sludge is iron.
  • oxygen-containing gas By contacting sludge with oxygen-containing gas, iron (II) contained in anaerobic sludge is oxidized, and iron (III) oxidized in the subsequent agglomeration step is used as a flocculant. .
  • FIGS. 1 to 5 show an embodiment in which an iron compound is injected into an organic substance in the anaerobic treatment process
  • FIGS. 6 to 9 show the organic substance in a pipe, a solubilization tank, or a solubilization storage tank that is the previous stage of the anaerobic treatment process.
  • An embodiment in which an iron compound is injected is shown in FIG.
  • FIG. 1 and FIG. 1 Anaerobic treatment of organic matter to form anaerobic treatment sludge; (2) an aeration treatment step in which an oxygen-containing gas is brought into contact with the anaerobic treatment sludge to form an aeration treatment sludge; (3) A coagulant is injected into the aerated sludge to form an agglomerated sludge.
  • an oxidation reduction potential (oxidation reduction potential based on a silver / silver chloride electrode) of the aeration treatment sludge is controlled to ⁇ 100 mV or less, an anaerobic treatment sludge containing an iron compound, an oxygen-containing gas, Is contacted to oxidize iron (II) contained in the anaerobic treated sludge, and iron (III) oxidized in the agglomeration step is used as a flocculant.
  • FIG. 2 may include a dehydration process after the aggregation process, and may further include a nitrification process after the dehydration process.
  • FIG. 6 is an aspect in which an iron compound is injected into an organic substance through a pipe before the anaerobic treatment process
  • FIG. 7 is an aspect in which an iron compound is injected into the organic substance in a solubilization process before the anaerobic treatment process
  • 8 and 9 show an embodiment in which an iron compound is injected into an organic substance in a step of storing the solubilizate after the solubilization step and before the anaerobic treatment step. Except for the time of injection of the iron compound, the agglomeration step and the dehydration step shown in FIGS. 1 to 4 can be arbitrarily combined with the embodiments of FIGS.
  • an iron compound Before an anaerobic treatment process or an anaerobic treatment process, an iron compound is injected into an organic substance, and the organic substance is anaerobically treated in the presence of iron (II) in the anaerobic treatment process. Prepare to be able to do it.
  • the injection of the iron compound into the organic matter is not particularly limited as long as it is performed before the anaerobic treatment step or the anaerobic treatment step, and the organic matter before being supplied to the anaerobic treatment tank or the organic matter stored in the organic matter storage tank
  • the iron compound may be injected directly into the anaerobic treatment tank, the iron compound may be injected into the organic substance in the anaerobic treatment tank (FIG.
  • iron compound may be injected into the pipe supplying the organic substance to the anaerobic treatment tank.
  • FIG. 6 An iron compound may be injected into the solubilization tank (FIG. 7) or the solubilization storage tank (FIGS. 8 and 9) that is the front stage of the anaerobic treatment tank.
  • the solubilization process for solubilization is performed in a completely mixed fermentation apparatus in an anaerobic environment, with a reaction temperature of 25 to 70 ° C., a pH of 3 to 6, and a hydraulic residence time (HRT) of 0.5 to 5 days. It is preferable.
  • the solid solubilization stage tends to be rate-determining, and therefore it is preferable to perform HRT for 3 to 5 days with a high temperature reaction at a reaction temperature of 35 to 70 ° C. Heat treatment by high temperature reaction and solubilization by thermophilic organisms are achieved simultaneously.
  • anaerobic microorganisms that usually have a high growth rate ability can be dominant, and anaerobic solubilization treatment can be performed.
  • solubilization treatment at a high temperature reaction of 35 to 70 ° C., it is possible to easily mix and stir even high concentration organic waste having a TS concentration of 10 to 15% under relatively low viscosity conditions. It becomes possible.
  • the solubilization treatment step usually, the solubilized organic substance is rapidly hydrolyzed or acid-fermented, so that anaerobic fermentation mainly consisting of lactic acid fermentation and acid fermentation proceeds almost simultaneously. Therefore, in the solubilization treatment step, a fermentation environment in which solubilized bacteria and acid-fermenting bacteria predominately coexist is obtained.
  • Solubilized product is often stored before anaerobic treatment.
  • the iron compound By injecting the iron compound into the solubilizate stored in the solubilizate storage tank, the iron compound can be uniformly dispersed in the organic matter that is the solubilizate.
  • the iron compound may be injected directly into the piping for supplying the organic matter to the anaerobic treatment tank from the above-described solubilization tank or lysate storage tank, or into the anaerobic treatment tank.
  • the iron concentration contained in the anaerobic treatment sludge can be directly controlled.
  • the injection amount of the iron compound relative to the organic matter is such that the iron concentration contained in the sludge treated in the anaerobic treatment step is 100 mg / L or more, preferably 100 to 600 mg / L, more preferably 150 to 500 mg / L in terms of iron, Particularly preferably, it is adjusted to 150 to 450 mg / L.
  • ferric chloride ferrous chloride, ferric sulfate, ferrous sulfate, polyferric sulfate, Examples thereof include polyferrous sulfate.
  • anaerobic treatment step In the anaerobic treatment step, the organic matter is anaerobically treated to reduce the volume of the organic matter to anaerobic treatment sludge by the action of the anaerobic microorganisms and generate methane gas.
  • an organic compound to be treated in the anaerobic treatment step is injected with an iron compound, the organic matter is anaerobically treated in the presence of iron (II), and the formed anaerobic sludge is iron (II). It will contain.
  • the operating conditions for the anaerobic treatment process are generally a treatment temperature of 30 to 60 ° C. and a residence time (HRT) of 12 to 40 days.
  • the anaerobic treatment includes a complete mixing type (anaerobic treatment is performed while stirring the liquid material) and dry methane fermentation (anaerobic treatment is performed while stirring the semi-solid material), but the treatment form is not particularly limited.
  • Examples of organic substances to be treated by anaerobic treatment include food residues, food production residues, garbage, and various sludges.
  • Examples of the various sludges include sewage sludge (primary sludge, surplus sludge, mixed raw sludge), agricultural settlement drainage sludge, human waste sludge (living urine, septic tank sludge), and sludge generated from various wastewater treatments.
  • a solubilized product obtained by solubilizing the above organic substance by acid treatment, alkali treatment, heat treatment, acid fermentation treatment, or the like can also be used as a treatment target for anaerobic treatment.
  • the anaerobic treatment sludge formed in the anaerobic treatment step preferably has a TS concentration of 25 g / L or more and an SS concentration of 5 g / L or more lower than the TS concentration. More preferably, the anaerobic treated sludge having a TS concentration of 25 to 60 g / L, and still more preferably a TS concentration of 30 to 45 g / L. More preferably, it is an anaerobic treated sludge having an SS concentration of 10 g / L or more lower than the TS concentration. Even more preferably, the anaerobic sludge having an SS concentration of 15 g / L or more lower than the TS concentration.
  • the viscosity of the anaerobic treated sludge formed in the anaerobic treatment step is preferably 200 to 1500 mPa ⁇ s, more preferably 300 to 1000 mPa ⁇ s.
  • TS and SS mean total evaporation residue and suspended substance, respectively, and analysis of TS and SS was based on JIS K-0102. The viscosity is a value measured at 35 ° C. and 60 rpm using a B-type rotational viscometer.
  • an anaerobic treatment sludge containing an iron compound is formed in the anaerobic treatment process.
  • anaerobic sludge containing iron compounds is aerated with an oxygen-containing gas to oxidize iron (II) present in the sludge to iron (III) and carbon dioxide dissolved in the sludge.
  • Remove gas remove gas.
  • the aeration process in the present invention does not achieve the amount of dissolved oxygen or redox potential to the extent required for general aerobic treatment, but the redox potential (redox based on a silver / silver chloride electrode). Since the potential is controlled to -100 mV or less, it is different from the aerobic treatment.
  • the aggregation-inhibiting component present in the sludge is biologically or chemically decomposed.
  • the aggregation inhibitory component include polysaccharides, proteins, glycoproteins, nucleic acids, phospholipids, and humic acids.
  • Iron (III) oxidized by aeration treatment can be used as a flocculant in the subsequent agglomeration process.
  • the iron in the anaerobic treated sludge exists as iron (II) because it is in a reducing atmosphere.
  • Iron (II) is oxidized to iron (III) by aeration treatment.
  • the ability of iron (III) as a flocculant is significantly higher than that of iron (II), so that iron (II) is oxidized to iron (III) by aeration treatment, and the latter agglomeration
  • the amount of flocculant injection required in the process can be reduced.
  • carbon dioxide in the sludge can be removed by aeration treatment, and foaming in the subsequent agglomeration process can be suppressed.
  • carbon dioxide in anaerobic treatment, carbon dioxide is generated together with methane gas, and a large amount of carbon dioxide is dissolved in sludge.
  • a flocculant is injected into the anaerobic treated sludge, the dissolved carbon dioxide gas is degassed, the agglomerated sludge is foamed, and troubles such as agglomeration inhibition and agglomeration sludge overflowing occur.
  • Foaming trouble is particularly noticeable when an inorganic flocculant is injected, and the inorganic flocculant may not be used. Since the dissolved carbon dioxide gas is degassed by the aeration treatment, a foaming trouble can be avoided in the subsequent aggregation step.
  • the agglutination-inhibiting components present in the sludge can be biologically or chemically decomposed by aeration treatment to reduce the amount of flocculant injection required in the subsequent agglomeration process. The rate can be reduced.
  • anaerobic sludge contains high-molecular substances such as polysaccharides, proteins, glycoproteins, nucleic acids, phospholipids, and humic acids as aggregation-inhibiting components.
  • These aggregation-inhibiting components include components produced by microorganisms during anaerobic treatment and components derived from raw organic materials.
  • the viscosity of the sludge is reduced by decomposing the high molecular weight polymer substance among the aggregation inhibiting components, the sludge and the flocculant can be easily mixed in the subsequent agglomeration step, and the flocculant can be efficiently used. It can be used, and the injection amount of the flocculant can be reduced.
  • the aeration treatment step is desirably performed in a temperature range of 10 to 50 ° C., preferably 20 to 45 ° C., more preferably 25 to 40 ° C.
  • the pH of the anaerobic treated sludge it is desirable to adjust the pH of the anaerobic treated sludge to a range of 6.5 to 8.5, preferably 7.0 to 8.5, more preferably 7.0 to 8.0. .
  • the adjustment of the pH range improves the agglomeration effect in the subsequent agglomeration process and lowers the moisture content of the dehydrated cake.
  • the sludge viscosity is less than 0.1 m 3 -Air / (m 3 -sludge ⁇ min), which is the amount of air (m 3 ) per unit time (min) with respect to the amount of sludge (m 3 ) in the aeration tank. If it is high, it is difficult to aerate the entire sludge, and it takes a long time to aerate the entire sludge.
  • aeration amount 0.5 m 3 -Air / - if (m 3 sludge ⁇ min) is greater than the large blower is required to aeration also increases the risk of foaming.
  • the amount of aeration air and the aeration time are excessive, not only the aggregation-inhibiting components in the sludge but also the sludge itself decomposes, which adversely affects the subsequent aggregation and dehydration processes.
  • the amount of aeration air and the aeration time are not sufficient, the time required for the aeration process becomes long and a huge aeration tank is required, which is not economical.
  • the dissolved oxygen concentration (DO) of the sludge in the aeration treatment process is 1.0 mg / L or less, preferably 0.5 mg / L or less, more preferably 0.2 mg / L or less.
  • the oxidation reaction from iron (II) to iron (III) proceeds sufficiently when the dissolved oxygen concentration is 1.0 mg / L or less.
  • aggregation inhibiting components such as polysaccharides, proteins, glycoproteins, nucleic acids, phospholipids, and humic acids are biologically or chemically degraded even when the dissolved oxygen concentration is 1.0 mg / L or less. That is, the oxidation reaction of iron and the decomposition of the aggregation-inhibiting component proceed even without strong aerobic conditions.
  • the oxidation-reduction potential (oxidation-reduction potential based on the silver / silver chloride electrode) of the anaerobic treatment sludge in the aeration treatment step is ⁇ 100 mV or less, desirably ⁇ 400 to ⁇ 100 mV, preferably ⁇ 350 to ⁇ 100 mV, more preferably. Is ⁇ 350 to ⁇ 150 mV.
  • the oxidation reaction from iron (II) to iron (III) proceeds sufficiently when the oxidation-reduction potential with respect to the silver / silver chloride electrode is ⁇ 100 mV or less.
  • aggregation-inhibiting components such as polysaccharides, proteins, glycoproteins, nucleic acids, phospholipids, and humic acids are biologically or chemically degraded if the oxidation-reduction potential based on the silver / silver chloride electrode is -100 mV or less. Is done. In other words, the iron oxidation reaction and the decomposition of the aggregation-inhibiting component proceed even without strong oxidizing conditions.
  • the oxygen-containing gas used in the aeration treatment process is no problem as long as it contains oxygen gas, from the air inside and outside the facility that performs anaerobic treatment, from the garbage receiving pit and the garbage sorting equipment inside the facility that performs anaerobic treatment
  • Low-concentration and high-concentration odor gas containing malodorous components that are generated, aeration exhaust gas generated from activated sludge treatment equipment for sewage, and the like can be used.
  • the exhaust gas from the nitrification step can be reused as an oxygen-containing gas.
  • the exhaust gas from the nitrification step has a lower oxygen content than normal air, but contains sufficient oxygen as a gas for aeration of the anaerobic treated sludge.
  • the aeration-treated sludge formed in the aeration treatment process has a reduced viscosity because the polymer substance is decomposed, and a B-type rotational viscometer is used.
  • the sludge pH is 7.5 to 9.5, the temperature is 35 ° C.
  • the viscosity when measured at a rotational speed of 60 min ⁇ 1 is 200 mPa ⁇ s or less, preferably 150 mPa ⁇ s or less, more preferably 120 mPa ⁇ s or less.
  • the aeration process may be a continuous type or a batch type.
  • the aerated sludge containing iron (III) is injected with an aggregating agent in the aggregation step to form an aggregated sludge.
  • Agglomerated sludge is also called floc.
  • the flocculant is not particularly limited, and inorganic flocculants and polymer flocculants are used.
  • examples of the inorganic flocculant include polyaluminum chloride, sulfate band, aluminum chloride, ferrous chloride, ferric chloride, polyferrous sulfate, and ferric sulfate.
  • examples of the polymer flocculant include a cationic polymer flocculant, an amphoteric polymer flocculant, an anionic polymer flocculant, and a nonionic polymer flocculant.
  • Cationic polymer flocculants include cationic monomer polymers, copolymers of cationic monomers and nonionic monomers, amidine polymer flocculants having amidine units, amidine polymer flocculants and the above non-polymeric flocculants. Examples thereof include a polymer flocculant mixed with an amidine polymer flocculant.
  • Examples of cationic monomers include dialkylaminoalkyl (meth) acrylates, tertiary salts of dialkylaminoalkyl (meth) acrylates, quaternary salts of dialkylaminoalkyl (meth) acrylates, and examples include dimethylaminoethyl (meth).
  • Examples thereof include acrylates, tertiary salts of dimethylaminoethyl (meth) acrylate, and quaternary salts of dimethylaminoethyl (meth) acrylate.
  • acrylate or methacrylate is represented as (meth) acrylate.
  • acrylic acid or methacrylic acid is represented as (meth) acrylic acid.
  • acrylamide or methacrylamide is represented as (meth) acrylamide.
  • anionic polymer flocculant examples include a polymer of an anionic monomer and a copolymer of an anionic monomer and a nonionic monomer.
  • anionic monomer examples include (meth) acrylic acid and sodium (meth) acrylate.
  • Nonionic monomers include (meth) acrylamide, N, N-dimethyl (meth) acrylamide and the like.
  • amphoteric polymer flocculant examples include a copolymer of the above-mentioned cationic monomer and anionic monomer, a copolymer of a cationic monomer, an anionic monomer and a nonionic monomer.
  • the injection rate of the polymer flocculant is preferably 1 to 7% by mass, preferably 2 to 5% by mass with respect to the TS concentration of the sludge, but compared with the injection rate in the conventional anaerobic treatment sludge aggregation method. 10-30% reduction can be achieved.
  • TS is the total evaporation residue.
  • the analysis method of TS was based on the sewer test method. It is preferable that the floc has a diameter, that is, a floc diameter of about several millimeters and has high sedimentation separation.
  • the aerated sludge may be diluted, and the aggregating agent injection rate can be further reduced.
  • the diluting solution has only to have a property that does not affect the agglutination reaction.
  • water having a low concentration of the soluble component is preferable.
  • tap water, drinking water, industrial water, biologically treated water, filtered water of biologically treated water, biologically treated water of biological deodorizing apparatus waste liquid, and the like can be mentioned.
  • the M-alkalinity of the diluted aerated sludge is preferably 4000 mg / L or less, and more preferably 2500 mg / L or less.
  • the electric conductivity of the diluted digested sludge is preferably adjusted to 1200 mS / m or less, and more preferably adjusted to 750 mS / m or less.
  • the agglomerated sludge is solid-liquid separated into a dehydrated cake and a dehydrated separation liquid.
  • the concentrated sludge obtained by concentration treatment before dehydration may be subjected to solid-liquid separation into a dehydrated cake and a dehydrated separation liquid. Since the moisture content of the dehydrated cake obtained by the treatment method of the present invention is as low as 85% or less, it is possible to recycle compost, charcoal, fuel, and the like.
  • the agglomerated sludge formed by agglomeration may be dehydrated after being concentrated by solid-liquid separation.
  • concentration solid-liquid separation is performed into concentrated sludge and concentrated separated liquid.
  • the sludge having a TS concentration of 5 to 15% by mass can be dehydrated more efficiently in the dehydration step.
  • the organic material processing apparatus of the present invention includes an iron compound injection means for injecting an iron compound into the organic material, An anaerobic treatment tank that has a pipe for injecting an iron compound, anaerobically treats organic matter in the presence of iron (II), and forms anaerobic treated sludge; An aeration tank that has an oxidation-reduction potential measurement device and that contacts oxygen-containing gas with the anaerobic treated sludge to oxidize iron (II) to iron (III) to form an aerated sludge containing iron (III)
  • a flocculation tank for injecting a flocculant into the aerated sludge and forming the agglomerated sludge
  • a dehydrator for dewatering the agglomerated sludge
  • a nitrification tank for nitrifying ammonia contained in the dehydrated separation liquid from the dehydrator;
  • An oxygen-containing gas supply pipe for adding exhaust gas from the nitr
  • the iron compound injection means for injecting the iron compound into the organic substance is an organic substance storage tank, a solubilization tank, a solubilized substance storage tank, a pipe for conveying an organic substance or a solubilized product treated in a solubilization tank to each tank, or an anaerobic treatment tank Of at least one of them.
  • the aeration tank and the agglomeration tank may be electrically connected to a control device for adjusting the aeration air volume of the oxygen-containing gas according to the viscosity of the sludge in the aeration tank, and the viscosity for measuring the sludge viscosity in the aeration tank. It is preferable to install a meter.
  • Solubilization tank generally used for solubilizing organic substances can be used without limitation, except that a means for injecting an iron compound is provided.
  • Solubilized product storage tank Solubilized product storage tank that is generally used for storing the solubilized product after solubilizing the organic matter until the anaerobic treatment is performed, except that a means for injecting an iron compound is provided. Can be used without limitation.
  • Anaerobic treatment tank such as a fully mixed anaerobic treatment tank or a dry methane fermentation tank generally used in waste-based biomass treatment equipment or sewage treatment facilities can be used without limitation.
  • the aeration tank includes means for supplying anaerobic treated sludge, aeration means for supplying oxygen-containing gas to the aeration tank, and means for extracting aeration treated sludge.
  • the aeration means include an aeration type, a mechanical agitation type, and a combined type of an aeration type and a mechanical agitation type.
  • the aeration type aeration apparatus includes an aeration apparatus and a blower.
  • the diffuser include a diffuser plate, a diffuser tube, a perforated tube, and a sparger.
  • the aeration means is preferably provided so that air bubbles can be supplied from the bottom of the aeration tank to the sludge in the aeration tank.
  • the aeration tank is preferably equipped with a pH meter, a DO meter, an ORP meter, and a viscometer as measuring devices for operation management.
  • a pH meter preferably equipped with a pH meter, a DO meter, an ORP meter, and a viscometer as measuring devices for operation management.
  • an acid injection means and an alkali injection means in order to control the pH of the sludge in the aeration tank.
  • a coagulation tank generally used in water treatment facilities and the like can be used without limitation.
  • two or more flocculation tanks may be provided to divide and inject the flocculant.
  • an inorganic coagulant may be injected in the first coagulation tank
  • a polymer coagulant may be injected in the second and subsequent coagulation tanks
  • the coagulation sludge may be formed.
  • the polymer flocculant may be injected also in one aggregation tank, and the polymer flocculant may be injected also in the second and subsequent aggregation tanks.
  • the inorganic coagulant may be divided and injected into the first coagulation tank, and the polymer coagulant may be divided and injected into the second coagulation tank and the third and subsequent coagulation tanks.
  • the amount of flocculant injected and the number of injections can be appropriately set according to the properties of the sludge to be treated and the number of flocculation tanks.
  • the flocculation tank may be provided in the dehydrator.
  • a dehydrating device include some centrifugal dehydrators, such a centrifugal dehydrator has an area corresponding to a coagulation tank inside, and mixes sludge and coagulant by centrifugal force, Form agglomerated sludge.
  • a dewatering device for dewatering the coagulated sludge adjusted in the coagulation tank or the concentrated sludge concentrated in the concentrator is provided. It does not specifically limit as a dehydration apparatus, It is preferable to provide the means to isolate
  • the dehydrating device include a belt press, a screw press, a centrifugal dehydrator, a filter press, a multi-disc dehydrator, a multi-disc screw press, and a rotary press.
  • the nitrification tank that nitrifies ammonia contained in the dehydration separation liquid from the dehydration apparatus has a water treatment facility except that it includes an oxygen-containing gas supply pipe that sends exhaust gas from the nitrification tank to the aeration apparatus.
  • a nitrification tank generally used can be used without limitation.
  • (I) Viscometer A controller that adjusts the amount of aeration air of the oxygen-containing gas in accordance with the viscosity of sludge in the aeration tank may be electrically connected to the aeration tank and the coagulation tank. Usually, the measurement of the viscosity of the sludge in the aeration tank is not possible to perform automatic continuous measurement because a sample is collected and measured with a viscometer.
  • the viscosity of the anaerobic treatment sludge in the coagulation tank is estimated, the viscosity of the anaerobic treatment sludge in the aeration process is estimated, and the aeration air volume is adjusted.
  • a current detection unit is provided in the stirring device of the coagulation tank, the stirring speed, that is, the stirring resistance is obtained from the detected current, the viscosity variation of the anaerobic treatment sludge in the aeration tank is estimated, and predetermined Adjust to the aeration air flow.
  • the solid-liquid separation apparatus may provide the solid-liquid separation apparatus which solid-liquid-separates the coagulation sludge formed in the coagulation tank, and forms a concentration sludge.
  • the solid-liquid separation device is not particularly limited, and is simply a tank to which the gravity concentration method is applied, a centrifugal separator to which the centrifugal concentration method is applied, a separator to which the floating concentration method is applied, a separator using a screen, etc. Is mentioned.
  • a screen formed with a large number of slits through which the concentrated separation liquid passes, and a large number of elliptical plates arranged in the slits to remove clogging of the slits and transport the concentrated sludge from the inflow side to the discharge side of the concentrator
  • An elliptical plate type concentrator comprising In an elliptical plate type concentrator, for example, the coagulated sludge received by the screen is transported on the screen by a number of elliptical plates rotating in the outlet direction, and in this process the concentrated separation liquid falls from the gap between the slit and the elliptical plate. The solid components in the coagulated sludge are separated and collected. Furthermore, a mechanical structure in which a pressure plate for squeezing the coagulated sludge on the screen is disposed on the screen can be preferably used.
  • Example 1 In order to confirm that the anaerobic treatment was made more efficient by the injection of the iron compound, the iron compound was injected at a different concentration to perform the anaerobic treatment of the organic matter. A mixture of various food manufacturing wastes was used as the organic material of the processing raw material. As the iron compound, polyferric sulfate was used. The test method is as follows.
  • Table 1 shows the test results. From these test results, if the iron concentration in the anaerobic sludge after the iron compound injection is 100 mg / L or more in terms of iron, the amount of gas generation is large, the accumulation of organic acids is small, and the anaerobic treatment is efficient. It was confirmed that it could be stabilized.
  • An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant,
  • the coagulation is made efficient, and the dewatering is made efficient by forming the coagulated sludge and finally dehydrating the coagulated sludge, the following tests are conducted. went.
  • the raw material is a mixture of various food production wastes
  • the iron concentration in the anaerobic treatment sludge after the iron compound injection is 63 mg / L (iron conversion) or An iron compound was injected so as to be 297 mg / L (iron conversion), and anaerobic treatment was performed.
  • 10 L of anaerobic treated sludge was put into a 20 L aerated tank, and aerated at a temperature of 35 ° C. and an aerated air volume of 0.3 m 3 -Air / (m 3 -sludge ⁇ min) for 24 hours.
  • the sampled aerated sludge was aggregated with an amidine polymer flocculant and dehydrated with a belt press dehydrator. Table 2 shows the test results.
  • the anaerobic treatment can be made more efficient by injecting the iron compound so that the iron concentration in the anaerobic treated sludge after the iron compound injection is 100 mg / L (iron conversion) or more. It was confirmed that the moisture content could be reduced.
  • the DO of the sludge in the aeration tank was 0.0 to 0.2 mg / L
  • the ORP ORP based on the silver / silver chloride electrode
  • An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant,
  • the coagulation is made efficient, and the dewatering is made efficient by forming the coagulated sludge and finally dehydrating the coagulated sludge, the following tests are conducted. went.
  • the raw material was introduced into a 1000 m 3 anaerobic treatment tank in 30 days at HRT, and anaerobic treatment was performed at a temperature of 35 ° C.
  • a solubilized product obtained by solubilizing a mixture of various food manufacturing wastes is used as a raw material, and the iron concentration in the anaerobic sludge after injecting the iron compound into the solubilized product storage tank is 50 mg / L (iron conversion) or 200 mg / L.
  • An iron compound was injected so as to be (iron equivalent), and anaerobic treatment was performed.
  • polyferric sulfate was used as the iron compound.
  • the anaerobic treatment can be made more efficient by injecting the iron compound so that the iron concentration in the anaerobic treated sludge after the iron compound injection is 100 mg / L (iron conversion) or more. It was confirmed that the moisture content could be reduced.
  • the DO of the sludge in the aeration tank was 0.0 to 0.2 mg / L, and the ORP (ORP based on the silver / silver chloride electrode) was ⁇ 210 to ⁇ 330 mV.
  • An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant,
  • the following tests were conducted. The test method is as follows.
  • Example 3 In the same methane fermentation treatment facility (facility F2) as in Example 3, a solubilized product obtained by solubilizing a mixture of various food manufacturing wastes is used as a raw material, and the iron concentration in the anaerobic sludge after the iron compound injection is An iron compound was injected into the solubilized storage tank so as to be 200 mg / L (iron conversion), and anaerobic treatment was performed.
  • the iron compound polyferric sulfate was used as the iron compound.
  • aeration sludge can reduce the moisture content of cake, reduce the flocculant injection rate, and agglomeration of aerated sludge It can be confirmed that no foaming phenomenon occurred.
  • the moisture content of the cake could be reduced when the aeration time was 3 to 48 hours, and finally the moisture content of the cake could be reduced to 82% or less.
  • Anaerobic sludge without aeration treatment was black, but anaerobic treatment sludge turned brown after aeration time of 3 hours or more, and iron (II) was oxidized to iron (III) by aeration treatment It was confirmed.
  • the sludge DO in the aeration tank was 0.0 to 0.2 mg / L, and the oxidation-reduction potential (ORP) based on the silver / silver chloride electrode was -170 to -320 mV.
  • Example 5 An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant, In order to confirm that coagulation is made efficient and dewatering is made efficient by forming coagulated sludge and finally dehydrating the coagulated sludge, the following tests were conducted. In Example 4, the aeration air volume was changed. The test method is as follows.
  • the aeration sludge was sampled after a predetermined aeration time.
  • amidine-based polymer flocculant was injected into the sampled aerated sludge and aggregated, and dehydrated with a belt press dehydrator. Table 5 shows the test results.
  • aerated sludge can reduce the moisture content of the cake, reduce the flocculant injection rate, and foam during agglomeration of the aerated sludge. It can be confirmed that the phenomenon did not occur.
  • the moisture content of the cake could be reduced when the aeration time was 3 to 48 hours, and finally the moisture content of the cake could be reduced to 82% or less.
  • Anaerobic sludge without aeration treatment was black, but anaerobic treatment sludge turned brown after aeration time of 3 hours or more, and iron (II) was oxidized to iron (III) by aeration treatment It was confirmed.
  • the sludge DO in the aeration tank was 0.0 to 0.1 mg / L, and the ORP (ORP based on silver / silver chloride electrode) was -240 to -310 mV.
  • FIG. 10 shows that the moisture content of the dehydrated cake decreases as the aeration air volume increases even at the same flocculant injection rate.
  • Example 6 An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant, In order to confirm that coagulation is made efficient and dewatering is made efficient by forming coagulated sludge and finally dehydrating the coagulated sludge, the following tests were conducted. In Examples 3 to 5, the aeration process was carried out batchwise, but in Example 6, the aeration process was carried out continuously. The test method is as follows.
  • the solubilized material obtained by solubilizing a mixture of various food production wastes was used as a raw material, and the iron in the anaerobic sludge after the iron compound injection An iron compound was injected into the solubilized storage tank so that the concentration was 200 mg / L (iron conversion), and anaerobic treatment was performed. Poly ferric sulfate was used as the iron compound.
  • anaerobic treatment sludge was supplied to a 60 m 3 aeration treatment tank at 4 m 3 / h, and the aeration treatment sludge was extracted from the aeration treatment tank at 4 m 3 / h and supplied to the agglomeration tank.
  • Aeration air volume 0.3m 3 -Air / - was (m 3 sludge ⁇ min).
  • Sulfuric acid was injected into the sludge in the aeration tank, and the pH of the sludge was controlled to 8.0 to 8.2.
  • aerated sludge and amidine polymer flocculant were mixed to form coagulated sludge. Aggregated sludge was dehydrated with a screw press dehydrator.
  • aeration treatment sludge can reduce the moisture content of cake, reduce the flocculant injection rate, and foaming phenomenon at the time of agglomeration of aeration treatment sludge. It can be confirmed that there was not.
  • the anaerobic treated sludge without aeration treatment was black.
  • the aeration treatment sludge was brown, and it was confirmed that iron (II) was oxidized to iron (III) by the aeration treatment.
  • the temperature of sludge in the aeration tank was 24 to 38 ° C.
  • DO was 0.0 to 0.1 mg / L
  • ORP ORP based on silver / silver chloride electrode
  • Example 7 An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant, In order to confirm that coagulation is made efficient and dewatering is made efficient by forming coagulated sludge and finally dehydrating the coagulated sludge, the following tests were conducted. In this example, it was confirmed that the pH of the aerated sludge was changed to improve the efficiency of dehydration.
  • the sludge DO in the aeration tank was 0.0 to 0.1 mg / L
  • the ORP ORP based on silver / silver chloride electrode
  • Example 8 An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant, In order to confirm that coagulation is made efficient and dewatering is made efficient by forming coagulated sludge and finally dehydrating the coagulated sludge, the following tests were conducted. In this example, a dimethylaminoethyl acrylate quaternary salt and acrylamide copolymer (acrylate polymer flocculant), which is a non-amidine polymer flocculant, was used.
  • acrylate polymer flocculant acrylate polymer flocculant
  • Example 9 An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant, In order to confirm that coagulation is made efficient and dewatering is made efficient by forming coagulated sludge and finally dehydrating the coagulated sludge, the following tests were conducted. In this example, a quaternary salt polymer (methacrylate polymer flocculant) of dimethylaminoethyl methacrylate, which is a non-amidine polymer flocculant, was used.
  • the solubilized material obtained by solubilizing a mixture of various food production wastes was used as a raw material, and the iron in the anaerobic sludge after the iron compound injection An iron compound was injected into the solubilizate storage tank so that the concentration was 200 mg / L (iron conversion), and anaerobic treatment was performed.
  • 10 L of anaerobic treated sludge was put into a 20 L aerated tank, and aerated at a temperature of 35 ° C. and an aerated air volume of 0.3 m 3 -Air / (m 3 -sludge ⁇ min) for 24 hours.
  • the aerated sludge sampled with the methacrylate polymer flocculant was agglomerated and dehydrated with a belt press dehydrator.
  • An anaerobic treatment is performed by injecting an iron compound to form an anaerobic treatment sludge, then anaerobic treatment sludge is aerated, an aeration treatment sludge is formed, and then the aeration treatment sludge is aggregated with a flocculant,
  • the following tests were conducted. The test method is as follows.
  • An iron compound was injected into the solubilized storage tank so that the iron concentration in the sludge was 200 mg / L (iron conversion), and anaerobic treatment was performed.
  • As the iron compound polyferric sulfate was used.
  • the same methane fermentation treatment facility (facility F2) as in Example 3 was similarly subjected to anaerobic treatment.
  • anaerobic sludge (sludge A) collected at the methane fermentation treatment facility F1 and a plurality of anaerobic treatment sludges (sludge B, sludge C, sludge D) collected at different times at the methane fermentation treatment facility F2 are used.
  • anaerobic treatment sludge (sludge E) collected from the sewage treatment plant S1 and the anaerobic treatment sludge (sludge F) collected from the sewage treatment plant S2 were used.
  • aeration treatment 10 L of anaerobic treatment sludge was put into a 20 L aeration treatment tank and aerated at a temperature of 35 ° C. The aerated sludge was sampled, and a polymer flocculant was injected to agglomerate it, and then dehydrated with a belt press dehydrator.
  • Table 10 shows the properties, aeration treatment conditions, dehydration conditions, and cake moisture content of each sludge.
  • TS and SS were analyzed in accordance with JIS K-0102, and the viscosity was measured at 35 ° C. and 60 rpm using a B-type rotational viscometer.

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Abstract

有機物を効率的に嫌気性処理するとともに、嫌気性処理汚泥を効率的に凝集させることができる有機物の処理方法及び処理装置を提供する。　有機物を嫌気性処理し、嫌気性処理汚泥を形成させる嫌気性処理工程と、嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させ、曝気処理汚泥を形成させる曝気処理工程と、曝気処理汚泥に凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成させる凝集工程を有し、嫌気性処理工程の前又は嫌気性処理工程において有機物に鉄化合物を注入し、曝気処理工程において、曝気処理汚泥の酸化還元電位（銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位）を－１００ｍＶ以下に制御し、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥と酸素含有気体とを接触させることにより、嫌気性処理汚泥に含まれる鉄（II）を酸化させ、凝集工程で酸化された鉄（III）を凝集剤として利用する。

Description

有機物の処理方法及び処理装置
　本発明は、有機物の処理方法及び処理装置に関し、特に有機物の嫌気性処理方法及び処理装置に関する。
　メタン発酵は、嫌気性処理、嫌気性消化とも呼ばれている。本願明細書及び特許請求の範囲において「嫌気性処理」とはメタン発酵及び嫌気性消化を含み、有機物を嫌気性処理した汚泥を「嫌気性処理汚泥」と称する。
　食品残渣、食品製造残渣、生ごみ、各種汚泥などの有機物を対象としたメタン発酵は、有機物を嫌気性処理し、廃棄物を減量化するとともに、廃棄物からメタンガスを発生させ、エネルギーを回収できる技術であり、環境負荷を低減できる技術として注目されている。しかし、発生する嫌気性処理汚泥は、難脱水性汚泥であることが多く、嫌気性処理後の汚泥脱水処理では、凝集剤を多量に必要とし、脱水ケーキの含水率も高い。また、発生する嫌気性処理汚泥は、高価なアミジン系高分子凝集剤でしか凝集させることができない場合があり、運転コストが高いという問題がある。
　このため、低廉な運転コストで、メタン発酵でメタンガスを効率的に回収するとともに、発生する嫌気性処理汚泥を効率的に脱水する技術が必要とされている。
　嫌気性処理汚泥の脱水性を改善する方法に関連する技術として、下記のような先行技術が知られている。
　特許文献１には、有機性廃棄物をメタン発酵して得られる発酵残液およびその他の嫌気性有機化合物含有液をｐＨ５．５以下に調整するとともに酸化剤と接触させる液処理工程を含むことを特徴とする、発酵残液およびその他の嫌気性有機化合物含有液の処理方法が記載されている。
　特許文献２には、下水汚泥、厨芥などメタン発酵が可能な有機性廃棄物を嫌気性消化処理し、消化残物を酸素含有ガスで曝気処理したのち機械脱水し、該脱水ケーキを、前記有機性廃棄物の発生源である有機性排水の生物処理工程の曝気槽へ空気を供給する曝気ブロアの吐出空気と直接接触させ、その保有熱によって乾燥することを特徴とする有機性廃棄物の処理方法が記載されている。
　特許文献３には、嫌気性消化汚泥に曝気を行った後、余剰汚泥を混合し、得られた混合汚泥に金属塩を添加し、次いで両性有機高分子凝集剤を添加して凝集処理し、凝集汚泥を脱水機で脱水することを特徴とする嫌気性消化汚泥の脱水方法が記載されている。
特開２００５－３３４７１３号公報 特開昭６０－３８０９９号公報 特開平８－２０６６９９号公報
　本発明は、有機物を効率的に嫌気性処理するとともに、嫌気性処理汚泥を効率的に凝集させることができる有機物の処理方法及び処理装置を提供することを目的とする。
　本発明は、有機物の嫌気性処理において、嫌気性処理工程の前、もしくは嫌気性処理工程において鉄化合物を注入し、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥を形成させ、次いで鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させて鉄（II）が酸化された鉄（III）を含有する曝気処理汚泥を形成させ、次いで鉄（III）を含有する曝気処理汚泥に凝集剤を注入して凝集させた後、脱水処理することを特徴とする。
　具体体には下記態様が本発明によって提供される。
［１］有機物を嫌気性処理し、嫌気性処理汚泥を形成させる嫌気性処理工程と、
嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させ、曝気処理汚泥を形成させる曝気処理工程と、
曝気処理汚泥に凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成させる凝集工程を有し、
前記嫌気性処理工程の前、もしくは前記嫌気性処理工程において、前記有機物に鉄化合物を注入し、
前記曝気処理工程において、前記曝気処理汚泥の酸化還元電位（銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位）を－１００ｍＶ以下に制御し、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥と酸素含有気体とを接触させることにより、嫌気性処理汚泥に含まれる鉄（II）を酸化させ、
前記凝集工程で酸化された鉄（III）を凝集剤として利用することを特徴とする有機物の処理方法。
［２］前記嫌気性処理工程において鉄を注入した後の汚泥に含まれる鉄の濃度は、鉄換算で１００ｍｇ／Ｌ以上であることを特徴とする［１］に記載の有機物の処理方法。
［３］前記曝気処理工程において、前記曝気処理汚泥の溶存酸素濃度を１．０ｍｇ／Ｌ以下に制御することを特徴とする［１］又は［２］に記載の有機物の処理方法。
［４］前記脱水工程からの脱水分離液に含まれるアンモニアを硝化する硝化工程をさらに含み、
当該硝化工程からの排気ガスを前記曝気処理工程における酸素含有気体として再利用することを特徴とする［１］～［３］のいずれか１に記載の有機物の処理方法。
［５］前記嫌気性処理汚泥は、２５ｇ／Ｌ以上のＴＳ濃度と、当該ＴＳ濃度よりも５ｇ／Ｌ以上低いＳＳ濃度と、を有することを特徴とする［１］～［４］のいずれか１に記載の有機物の処理方法。
［６］有機物に鉄化合物を注入する鉄化合物注入手段と、
鉄（II）の共存下で有機物を嫌気性処理し、嫌気性処理汚泥を形成させる嫌気性処理槽と、
酸化還元電位測定装置を有し、当該嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させ、鉄（II）を鉄（III）に酸化させて、鉄（III）を含む曝気処理汚泥を形成させる曝気槽と、
当該曝気処理汚泥に凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成させる凝集槽と、
当該凝集汚泥を脱水する脱水装置と、
当該脱水装置からの脱水分離液に含まれるアンモニアを硝化する硝化槽と、
当該硝化槽からの排気ガスを当該曝気槽に供給する酸素含有気体供給配管を具備することを特徴とする、［１］～［５］のいずれか１に記載の有機物の処理方法を実施する処理装置。
［７］前記鉄化合物注入手段は、前記嫌気性処理槽、又は前記嫌気性処理槽の前段に設けられている有機物貯槽、可溶化槽及び可溶化物貯槽から選択される少なくとも１の槽、又は当該少なくとも１の槽と前記嫌気性処理槽を連結する配管、又は当該有機物貯槽、可溶化槽及び可溶化物貯槽の少なくとも２の槽の間を連結する配管のいずれかもしくは２以上に設けられていることを特徴とする［６］に記載の処理装置。
　本発明により、有機物を効率的に嫌気性処理するとともに、嫌気性処理汚泥を効率的に凝集させることができる。また、副次的な効果として、排水処理、脱硫処理、脱臭処理への負荷を低減できる。より詳しくは下記のような効果がある。
（１）鉄化合物が注入された有機物を嫌気性処理することにより、有機物の安定的な嫌気性処理が可能となり、減容化率の増加及びメタンガス発生量の増加が可能となる。
（２）鉄化合物が注入された有機物を嫌気処理することにより、有機物に含まれる硫黄分と鉄が結合して、硫化水素の発生を抑制することができ、後段の脱硫処理や脱臭処理における負荷を低減することが可能となる。
（３）曝気処理工程で嫌気性処理汚泥と酸素を接触させることにより、嫌気性処理汚泥中に含まれる鉄を酸化させ、凝集剤として利用することにより、後段の凝集工程における凝集剤の注入量を削減することが可能となる。
（４）曝気処理工程において嫌気性処理汚泥に含有されている凝集阻害物質（例えば、多糖類、タンパク質、糖タンパク質、核酸、リン脂質、フミン酸などの高分子物質）を分解させるので、高価なアミジン系高分子凝集剤でしか凝集させることができない嫌気性処理汚泥に対して、安価な非アミジン系高分子凝集剤又はアミジン系高分子凝集剤に安価な非アミジン系高分子凝集剤を混合したブレンド品を凝集工程で使用でき、凝集コストを低減することが可能となる。
（５）曝気処理工程において嫌気性処理汚泥と酸素を接触させることにより、嫌気性処理汚泥に含有される凝集阻害物質（例えば、多糖類、タンパク質、糖タンパク質、核酸、リン脂質、フミン酸などの高分子物質）の分解が可能となり、後段の凝集工程における凝集剤の注入量を削減でき、さらに後段の脱水工程により得られる脱水ケーキの含水率を低減することが可能となる。
（６）曝気処理工程において嫌気性処理汚泥と酸素を接触させることにより、嫌気性処理汚泥に溶存している炭酸ガスを除去し、後段の凝集工程で凝集剤を注入した際の発泡現象を抑制することが可能となる。
（７）後段の脱水工程において分離した脱水分離液を排水処理する場合、曝気処理工程において有機物成分（ＢＯＤ成分、ＣＯＤ成分など）の一部が分解されているので、脱水分離液の排水処理における有機物負荷を低減することが可能となる。
（８）脱水工程からの脱水分離液に含まれるアンモニアを硝化する硝化工程からの排気ガスを曝気処理工程における酸素含有気体として再利用する場合には、硝化工程からの排出ガス量を削減することが可能となると共に、処理施設全体のエネルギー損失を削減することができる。
本発明の有機物の処理方法における処理工程の流れを装置構成と共に示す概略説明図である。 図１に示す処理工程において、凝集工程後の脱水処理工程をさらに含む処理の流れを装置構成と共に示す概略説明図である。 図１に示す処理工程において、凝集槽を２個以上設けた場合の処理工程の流れを装置構成と共に示す概略説明図である。 図１に示す処理工程において、凝集工程後の脱水処理工程をさらに含み、凝集工程が脱水装置で実施される場合の処理の流れを装置構成と共に示す概略説明図である。 図２に示す処理工程において、脱水処理後の硝化工程をさらに含む処理の流れを装置構成と共に示す概略説明図である。 有機物が嫌気性処理槽に導入される前の配管にて有機物に鉄化合物を注入する態様を示す概略説明図である。 嫌気性処理槽の前段に設けられている可溶化槽にて有機物に鉄化合物を注入する態様を示す概略説明図である。 嫌気性処理槽の前段に設けられている可溶化貯槽にて有機物に鉄化合物を注入する態様を示す概略説明図である。 可溶化槽が複数設けられ、可溶化槽にて可溶化された可溶化物を１の貯槽に貯蔵する際に鉄化合物を注入する態様を示す概略説明図である。 実施例２及び３における処理結果を曝気時間とケーキ含水率との関係で示すグラフである。
好ましい実施形態
　以下、添付図面を参照しながら本発明を詳細に説明する。
　本発明の処理方法は、嫌気性処理工程において処理される有機物には鉄化合物が注入されており、鉄（II）の共存下で有機物を嫌気性処理し、形成される嫌気性処理汚泥は鉄（II）を含有し、続く曝気処理工程において、曝気処理汚泥の酸化還元電位（銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位）を－１００ｍＶ以下に制御し、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥と酸素含有気体とを接触させることにより、嫌気性処理汚泥に含まれる鉄（II）を酸化させ、後段の凝集工程で酸化された鉄（III）を凝集剤として利用することを特徴とする。
　図１～図５は、嫌気性処理工程において有機物に鉄化合物を注入する態様を示し、図６～図９は、嫌気性処理工程の前段である配管、可溶化槽、又は可溶化貯槽において有機物に鉄化合物を注入する態様を示す。
　まず、図１～図５に基づいて本発明の有機物の処理方法を説明する。図１及び図３に示すように、
（１）有機物を嫌気性処理し、嫌気性処理汚泥を形成させる嫌気性処理工程と、
（２）嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させ、曝気処理汚泥を形成させる曝気処理工程と、
（３）曝気処理汚泥に凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成させる凝集工程を有し、
前記嫌気性処理工程において有機物に鉄化合物を注入し、
前記曝気処理工程において、前記曝気処理汚泥の酸化還元電位（銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位）を－１００ｍＶ以下に制御し、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥と酸素含有気体とを接触させることにより、嫌気性処理汚泥に含まれる鉄（II）を酸化させ、前記凝集工程で酸化された鉄（III）を凝集剤として利用する。
　図２、図４及び図５に示すように、凝集工程後に脱水処理工程を含み、さらに脱水処理工程後の硝化工程を含み得る。
　次に、図６～図９に基づいて有機物への鉄化合物の注入時点を説明する。図６は嫌気性処理工程の前段の配管にて有機物に鉄化合物を注入する態様であり、図７は嫌気性処理工程の前段の可溶化工程にて有機物に鉄化合物を注入する態様であり、図８及び図９は可溶化工程後で嫌気性処理工程前に可溶化物を貯蔵する工程にて有機物に鉄化合物を注入する態様である。鉄化合物の注入時点を除いて、図６～図９の態様に図１～図４に示す凝集工程及び脱水工程を任意に組み合わせることができる。
　以下、各工程について説明する。
　（１）鉄化合物注入工程
　嫌気性処理工程又は嫌気性処理工程の前に、有機物に鉄化合物を注入し、嫌気性処理工程にて鉄（II）の共存下で有機物を嫌気性処理することができるように準備する。有機物への鉄化合物の注入は、嫌気性処理工程又は嫌気性処理工程の前になされていれば特に制限されず、嫌気性処理槽に供給される前の有機物又は有機物貯槽に貯蔵されている有機物に鉄化合物を直接注入してもよく、嫌気性処理槽において有機物に鉄化合物を注入してもよく（図１）、嫌気性処理槽に有機物を供給する配管に鉄化合物を注入してもよく（図６）、嫌気性処理槽の前段である可溶化槽（図７）又は可溶化貯槽（図８及び図９）に鉄化合物を注入してもよい。
　可溶化処理を行う可溶化工程は、嫌気性環境下、反応温度２５～７０℃、ｐＨ３～６、水理学的滞留時間（ＨＲＴ）０．５日～５日で、完全混合型発酵装置で行うことが好ましい。特に、有機物の種類によっては固形物の可溶化段階が反応律速となりやすいことから、反応温度を３５～７０℃の高温反応でＨＲＴを３日～５日で行うことが好ましい。高温反応による熱処理と好熱性生物による可溶化が同時に達成される。さらに、ＨＲＴ制御することによって、通常は高い増殖速度能を有する嫌気性微生物を優占化することができ、嫌気的可溶化処理が可能となる。また、反応温度が３５～７０℃の高温反応にて可溶化処理を行うことで、ＴＳ濃度１０～１５％の高濃度有機性廃棄物に対しても比較的低粘度条件で容易に混合撹拌が可能となる。可溶化処理工程において、通常、有機物の可溶化物は速やかに加水分解されたり酸発酵したりするので、乳酸発酵や酸発酵を主体とする嫌気性発酵がほぼ同時に進行することになる。したがって、可溶化処理工程では可溶化菌と酸発酵菌とが優占的に共存する発酵環境となる。
　可溶化処理された可溶化物は嫌気性処理前に貯蔵されることが多い。可溶化物貯槽に貯蔵されている可溶化物に鉄化合物を注入することで、可溶化物である有機物中に鉄化合物を均一に分散させることができる。
　有機物を直接、又は上記の可溶化槽もしくは可溶化物貯槽から嫌気性処理槽に供給するための配管、あるいは嫌気性処理槽に、鉄化合物を注入してもよい。これらの配管又は嫌気性処理槽に鉄化合物を注入する場合には、嫌気性処理汚泥に含まれる鉄濃度を直接的に制御することができる。
　有機物に対する鉄化合物の注入量は、嫌気性処理工程で処理される汚泥に含まれる鉄の濃度を鉄換算で１００ｍｇ／Ｌ以上、好ましくは１００～６００ｍｇ／Ｌ、より好ましくは１５０～５００ｍｇ／Ｌ、特に好ましくは１５０～４５０ｍｇ／Ｌとなるように調整する。嫌気性処理工程の前に有機物に鉄化合物を注入することにより、有機物の嫌気性処理が促進され、減容化率が増加するとともに、メタンガス回収率が向上する。
　本発明において嫌気性処理工程又は嫌気性処理工程の前に有機物に注入する鉄化合物としては、塩化第二鉄、塩化第一鉄、硫酸第二鉄、硫酸第一鉄、ポリ硫酸第二鉄、ポリ硫酸第一鉄などが挙げられる。
　（２）嫌気性処理工程
　嫌気性処理工程では、有機物を嫌気性処理し、嫌気性微生物の働きにより有機物を嫌気性処理汚泥にして減容化するとともに、メタンガスを発生させる。本発明において、嫌気性処理工程において処理される有機物には鉄化合物が注入されており、鉄（II）の共存下で有機物を嫌気性処理し、形成される嫌気性処理汚泥は鉄（II）を含有するものとなる。
　嫌気性処理工程の運転条件は、処理温度３０～６０℃、滞留日数（ＨＲＴ）１２～４０日が一般的である。嫌気性処理には、完全混合型（液状物を撹拌しながら嫌気性処理する）や乾式メタン発酵（半固形物を撹拌しながら嫌気性処理する）などがあるが、処理形態は特に限定されない。
　嫌気性処理で処理対象となる有機物としては、食品残渣、食品製造残渣、生ごみ、各種汚泥などが挙げられる。各種汚泥としては、下水汚泥（初沈汚泥、余剰汚泥、混合生汚泥）、農業集落排水汚泥、し尿汚泥（生し尿、浄化槽汚泥）、各種排水処理から発生する汚泥などが挙げられる。また、上記の有機物を酸処理、アルカリ処理、熱処理、酸発酵処理などにより可溶化した可溶化物も嫌気性処理の処理対象とすることができる。
　嫌気性処理工程で形成される嫌気性処理汚泥は、２５ｇ／Ｌ以上のＴＳ濃度と、該ＴＳ濃度よりも５ｇ／Ｌ以上低いＳＳ濃度と、を有することが好ましい。より好ましくは、ＴＳ濃度が２５～６０ｇ／Ｌ、さらにより好ましくは、ＴＳ濃度が３０～４５ｇ／Ｌを有する嫌気性処理汚泥である。また、より好ましくは、ＴＳ濃よりも１０ｇ／Ｌ以上低いＳＳ濃度を有する嫌気性処理汚泥である。さらにより好ましくは、ＴＳ濃度よりも１５ｇ／Ｌ以上低いＳＳ濃度を有する嫌気性処理汚泥である。また、嫌気性処理工程で形成される嫌気性処理汚泥の粘度は、好ましくは２００～１５００ｍＰａ・ｓであり、より好ましくは３００～１０００ｍＰａ・ｓである。なお、ＴＳ、ＳＳは、それぞれ全蒸発残留物、懸濁物質を意味し、ＴＳ及びＳＳの分析はＪＩＳ　Ｋ－０１０２に準拠した。また、粘度は、Ｂ型回転粘度計を使用し、３５℃、６０ｒｐｍで測定した値である。
　（３）曝気処理工程
　本発明によれば、嫌気性処理工程において、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥が形成される。曝気処理工程では、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥を酸素含有気体で曝気処理し、汚泥中に存在する鉄（II）を鉄（III）に酸化させるとともに、汚泥中に溶解している炭酸ガスを除去する。本発明における曝気処理工程は、一般的な好気処理に必要とされる程度の溶存酸素量又は酸化還元電位を達成するものではなく、酸化還元電位（銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位）を－１００ｍＶ以下に制御するため、好気性処理とは異なる。また、曝気処理工程では、汚泥中に存在する凝集阻害成分を生物的あるいは化学的に分解させる。凝集阻害成分としては、多糖類、タンパク質、糖タンパク質、核酸、リン脂質、フミン酸などが挙げられる。
　曝気処理により酸化された鉄（III）は、後段の凝集処理工程で凝集剤として利用できる。嫌気性処理汚泥中の鉄は、還元雰囲気下にあるので、鉄（II）として存在する。曝気処理により鉄（II）は鉄（III）に酸化される。一般的に、鉄（III）の凝集剤としての能力は、鉄（II）と比較して著しく高いため、曝気処理によって鉄（II）が鉄（III）に酸化されることにより、後段の凝集工程で必要な凝集剤の注入量を削減できる。
　また、曝気処理により汚泥中の炭酸ガスを除去し、後段の凝集工程での発泡を抑制することができる。一般的に嫌気性処理では、メタンガスとともに炭酸ガスが発生し、汚泥中に多量の炭酸ガスが溶解している。嫌気性処理汚泥に凝集剤を注入すると、溶解していた炭酸ガスが脱気され、凝集汚泥が発泡してしまい、凝集阻害や凝集槽から凝集汚泥が溢れるなどのトラブルが発生する。発泡トラブルは特に無機凝集剤を注入した際に顕著で、無機凝集剤を使用できないこともある。曝気処理により溶存炭酸ガスは脱気されるので、後段の凝集工程で発泡トラブルを回避することができる。
　また、曝気処理により汚泥中に存在する凝集阻害成分を生物的あるいは化学的に分解させ、後段の凝集工程で必要な凝集剤の注入量を削減することができ、さらに後段の脱水工程でケーキ含水率を低減することができる。一般的に嫌気性処理汚泥には、凝集阻害成分として、多糖類、タンパク質、糖タンパク質、核酸、リン脂質、フミン酸などの高分子物質が含まれている。これら凝集阻害成分には、嫌気性処理の最中に微生物により産生された成分や原料の有機物由来の成分などがある。また、凝集阻害成分のうち、高分子量の高分子物質が分解されることにより汚泥の粘度が低減するため、後段の凝集工程で汚泥と凝集剤の混合が容易になり、凝集剤を効率的に利用でき、凝集剤の注入量を低減することが可能となる。
　曝気処理工程は、１０～５０℃の温度範囲、好ましくは２０～４５℃、より好ましくは２５～４０℃の温度範囲で行うことが望ましい。
　曝気処理工程において、嫌気性処理汚泥のｐＨを６．５～８．５の範囲、好ましくは７．０～８．５、より好ましくは７．０～８．０の範囲に調整することが望ましい。ｐＨ範囲の調整は、後段の凝集工程における凝集作用を向上させ、脱水ケーキの含水率を低下させる。
　曝気処理工程の曝気風量は０．１～０．５ｍ３－Ａｉｒ／（ｍ３－汚泥・ｍｉｎ）の範囲とすることが望ましく、曝気処理工程の曝気時間は３～４８時間の範囲とすることが望ましい。曝気槽内の汚泥量（ｍ３）に対する単位時間（ｍｉｎ）当たりの空気量（ｍ３）である曝気風量が０．１ｍ３－Ａｉｒ／（ｍ３－汚泥・ｍｉｎ）未満では、汚泥粘度が高い場合には汚泥全体に曝気することが困難であり、汚泥全体を曝気処理するための時間が長時間必要となる。一方、曝気風量が０．５ｍ３－Ａｉｒ／（ｍ３－汚泥・ｍｉｎ）より大きい場合には、曝気するために大型のブロアが必要になり、また発泡のリスクが高まる。曝気風量や曝気時間が過大となると、汚泥中の凝集阻害成分だけでなく、汚泥自体の分解が進行し、後段の凝集工程や脱水工程に悪影響を及ぼす。一方、曝気風量や曝気時間が十分でない場合、曝気処理に要する時間が長くなり、巨大な曝気槽を必要とするため、経済的ではない。
　曝気処理工程の汚泥の溶存酸素濃度（ＤＯ）は１．０ｍｇ／Ｌ以下、好ましくは０．５ｍｇ／Ｌ以下、より好ましくは０．２ｍｇ／Ｌ以下とすることが望ましい。鉄（II）から鉄（III）への酸化反応は、溶存酸素濃度が１．０ｍｇ／Ｌ以下で十分進む。また、多糖類、タンパク質、糖タンパク質、核酸、リン脂質、フミン酸などの凝集阻害成分は、溶存酸素濃度が１．０ｍｇ／Ｌ以下でも生物的あるいは化学的に分解される。つまり、強い好気条件にしなくとも鉄の酸化反応や凝集阻害成分の分解は進行する。
　曝気処理工程における嫌気性処理汚泥の酸化還元電位（銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位）は、－１００ｍＶ以下、望ましくは－４００～－１００ｍＶ、好ましくは－３５０～－１００ｍＶ、より好ましくは－３５０～－１５０ｍＶである。鉄（II）から鉄（III）への酸化反応は、銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位が－１００ｍＶ以下で十分進む。また、多糖類、タンパク質、糖タンパク質、核酸、リン脂質、フミン酸などの凝集阻害成分は、銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位が－１００ｍＶ以下であれば生物的あるいは化学的に分解される。つまり、強い酸化条件にしなくても鉄の酸化反応や凝集阻害成分の分解は進む。
　曝気処理工程で用いる酸素含有気体としては、酸素ガスを含む気体であれば問題なく、嫌気性処理を行う施設の内外の空気、嫌気性処理を行う施設内のごみ受入ピットやごみ選別設備などから発生する悪臭成分を含む低濃度系及び高濃度系の臭気ガス、汚水の活性汚泥処理設備から発生する曝気排ガスなどを用いることができる。脱水処理工程の後段に脱水分離液の硝化工程を含む場合には、硝化工程からの排気ガスを酸素含有気体として再利用することができる。硝化工程からの排気ガスは、通常の空気よりも酸素含有量は低いが、嫌気性処理汚泥への曝気用の気体として十分な酸素を含む。
　曝気処理工程において形成される曝気処理汚泥は、高分子物質が分解されるため、粘度が低下し、Ｂ型回転粘度計を使用し、汚泥ｐＨ７．５～９．５、温度３５℃、ロータの回転速度６０ｍｉｎ－１の条件で測定した場合の粘度は２００ｍＰａ・ｓ以下、好ましくは１５０ｍＰａ・ｓ以下、より好ましくは１２０ｍＰａ・ｓ以下となる。
　なお、曝気処理工程は、連続式でも回分式でもよい。
　（４）凝集工程
　次いで、鉄(III)を含有する曝気処理汚泥は、凝集工程において凝集剤が注入され、凝集汚泥が形成される。凝集汚泥はフロックとも呼ばれる。
　凝集剤としては、特に限定されないが、無機凝集剤、高分子凝集剤が用いられる。無機凝集剤としては、ポリ塩化アルミニウム、硫酸バンド、塩化アルミニウム、塩化第一鉄、塩化第二鉄、ポリ硫酸第一鉄、ポリ硫酸第二鉄などが挙げられる。高分子凝集剤としては、カチオン性高分子凝集剤、両性高分子凝集剤、アニオン性高分子凝集剤、ノニオン性高分子凝集剤など挙げられる。
　カチオン性高分子凝集剤としては、カチオン性モノマの重合体、カチオン性モノマとノニオン性モノマとの共重合体、アミジン単位を有するアミジン系高分子凝集剤、アミジン系高分子凝集剤と上記の非アミジン系高分子凝集剤を混合した高分子凝集剤などが挙げられる。カチオン性モノマとしては、ジアルキルアミノアルキル（メタ）アクリレート、ジアルキルアミノアルキル（メタ）アクリレートの３級塩、ジアルキルアミノアルキル（メタ）アクリレートの４級塩などが挙げられ、例えば、ジメチルアミノエチル（メタ）アクリレート、ジメチルアミノエチル（メタ）アクリレートの３級塩、ジメチルアミノエチル（メタ）アクリレートの４級塩などが挙げられる。なお、アクリレート又はメタクリレートを（メタ）アクリレートと表す。また、アクリル酸又はメタクリル酸を（メタ）アクリル酸と表す。また、アクリルアミド又はメタクリルアミドを（メタ）アクリルアミドと表す。
　アニオン性高分子凝集剤としては、アニオン性モノマの重合体、アニオン性モノマとノニオン性モノマとの共重合体などが挙げられる。アニオン性モノマとしては、（メタ）アクリル酸、（メタ）アクリル酸ナトリウムなどが挙げられる。ノニオン性モノマとしては、（メタ）アクリルアミド、Ｎ，Ｎ－ジメチル（メタ）アクリルアミドなどが挙げられる。
　両性高分子凝集剤としては、上述のカチオン性モノマとアニオン性モノマとの共重合体、カチオン性モノマとアニオン性モノマとノニオン性モノマとの共重合体などが挙げられる。
　高分子凝集剤の注入率は、汚泥のＴＳ濃度に対して１～７質量％がよく、好ましくは２～５質量％であるが、従来の嫌気性処理汚泥の凝集方法における注入量と比較して１０～３０％の削減を達成できる。ここで、ＴＳとは全蒸発残留物のことである。ＴＳの分析方法は下水道試験法に準拠した。フロックは、直径、すなわちフロック径が数ミリ程度であり、沈降分離性が高いことが好ましい。
　凝集の前に、曝気処理汚泥を希釈してもよく、凝集剤注入率をさらに低減することができる。希釈液としては、凝集反応に影響を与えない性状であればよく、例えば、溶解性分濃度が低い水が好ましい。例えば、水道水、飲料水、工業用水、生物処理水、生物処理水のろ過水、生物脱臭装置廃液の生物処理水などが挙げられる。希釈することによって、曝気処理汚泥の粘度が低下するとともに溶存塩類濃度が低下し、凝集剤の分散性がさらに向上する。希釈された曝気処理汚泥のＭ－アルカリ度は、４０００ｍｇ／Ｌ以下が好ましく、２５００ｍｇ／Ｌ以下がさらに好ましい。希釈された消化汚泥の電気伝導度は１２００ｍＳ／ｍ以下に調整することが好ましく、７５０ｍＳ／ｍ以下に調整することがさらに好ましい。
　（５）脱水工程
　脱水工程では、凝集汚泥を脱水ケーキと脱水分離液とに固液分離する。脱水前に濃縮処理して得た濃縮汚泥を脱水ケーキと脱水分離液とに固液分離してもよい。本発明の処理方法により得られる脱水ケーキの含水率は８５％以下と低含水率であるため、コンポスト、炭、燃料などの再資源化が可能である。
　（６）濃縮工程
　凝集により形成された凝集汚泥を固液分離により濃縮してから脱水してもよい。濃縮により濃縮汚泥と濃縮分離液とに固液分離される。ＴＳ濃度が５～１５質量％に濃縮された汚泥は、脱水工程においてより効率的に脱水することができる。
　次に、本発明の有機物の処理方法を実施する装置について説明する。
　本発明の有機物の処理装置は、有機物に鉄化合物を注入する鉄化合物注入手段と、
鉄化合物を注入する配管を有し、鉄（II）の共存下で有機物を嫌気性処理し、嫌気性処理汚泥を形成させる嫌気性処理槽と、
酸化還元電位測定装置を有し、当該嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させ、鉄（II）を鉄（III）に酸化させて、鉄（III）を含む曝気処理汚泥を形成させる曝気槽と、
当該曝気処理汚泥に凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成させる凝集槽と、
当該凝集汚泥を脱水する脱水装置と、
当該脱水装置からの脱水分離液に含まれるアンモニアを硝化する硝化槽と、
当該硝化槽からの排気ガスを当該曝気槽に添加する酸素含有気体供給配管と、
を具備する。
　有機物に鉄化合物を注入する鉄化合物注入手段は、有機物貯槽、可溶化槽、可溶化物貯槽、有機物又は可溶化槽で処理された可溶化物を各槽に搬送する配管、又は嫌気性処理槽の少なくとも１に設けることができる。
　曝気槽と凝集槽には曝気槽内の汚泥の粘度に応じて酸素含有気体の曝気風量を調整する制御装置が電気的に連結されていてもよく、曝気槽内の汚泥の粘度を計測する粘度計を設置することが好ましい。
　以下、各槽について説明する。
　（Ａ）可溶化槽
　鉄化合物を注入する手段を具備する以外は、有機物を可溶化処理するために一般に用いられる可溶化槽を制限なく用いることができる。
　（Ｂ）可溶化物貯槽
　鉄化合物を注入する手段を具備する以外は、有機物を可溶化処理した後の可溶化物を嫌気性処理するまでの間、貯蔵するために一般に用いられる可溶化物貯槽を制限なく用いることができる。
　（Ｃ）配管
　鉄化合物を注入する手段を具備する以外は、有機物又は可溶化物を各槽に搬送するために一般に用いられる配管を制限なく用いることができる。
　（Ｄ）嫌気性処理槽
　廃棄物系バイオマス処理設備や下水処理施設などで一般に用いられる完全混合型嫌気性処理槽や乾式メタン発酵槽など、公知の嫌気性処理槽を制限なく用いることができる。
　（Ｅ）曝気槽
　水処理施設などで一般に用いられる曝気槽を制限なく用いることができる。曝気槽には、嫌気性処理汚泥を供給する手段、酸素含有気体を曝気槽に供給するための曝気手段、曝気処理汚泥の引き抜き手段を備える。曝気手段としては、散気式、機械撹拌式、散気式と機械撹拌式の併用式などが挙げられる。散気式の曝気装置は、散気装置とブロアから構成される。散気装置としては、散気板、散気管、多孔管、スパージャなどが挙げられる。曝気手段は、曝気槽底部から曝気槽内の汚泥に気泡を供給できるように設けることが好ましい。また、曝気槽には、運転管理する計測機器としてｐＨ計、ＤＯ計、ＯＲＰ計、粘度計を備えることが好ましい。また、曝気槽の汚泥のｐＨを制御するため、酸注入手段やアルカリ注入手段を備えることが好ましい。
　（Ｆ）凝集槽
　水処理施設などで一般に用いられる凝集槽を制限なく用いることができ、曝気処理した曝気処理汚泥を供給する手段、凝集剤を注入する手段、曝気処理汚泥と凝集剤を混合する手段、凝集汚泥の引き抜き手段を備える。
　また、２つ以上の凝集槽を設けて、凝集剤を分割注入してもよい。例えば、凝集槽を２つ以上設ける場合、第１の凝集槽では無機凝集剤を注入し、第２以降の凝集槽では高分子凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成してもよいし、第１の凝集槽でも高分子凝集剤を注入し、第２以降の凝集槽でも高分子凝集剤を注入してもよい。また、凝集槽を３つ以上設ける場合、第１の凝集槽に無機凝集剤を分割注入し、第２の凝集槽及び第３以降の凝集槽に高分子凝集剤を分割注入してもよい。凝集剤の注入量及び注入回数は、処理すべき汚泥の性状及び凝集槽の数に応じて適宜設定することができる。
　また、凝集槽は脱水装置に設けられていてもよい。このような脱水装置としては、一部の遠心脱水機が挙げられ、このような遠心脱水機は、内部に凝集槽に相当する領域を備えており、遠心力により汚泥と凝集剤を混合し、凝集汚泥を形成する。
　（Ｇ）脱水装置
　凝集槽で調整された凝集汚泥又は濃縮機で濃縮された濃縮汚泥を脱水する脱水装置を備える。脱水装置としては特に限定されず、凝集汚泥又は濃縮汚泥へ圧力を付与する手段と、固形物と脱水分離液とに分離する手段を具備することが好ましい。脱水装置としては、ベルトプレス、スクリュープレス、遠心脱水機、フィルタープレス、多重円板型脱水機、多重円盤型スクリュープレス、ロータリープレスなどが挙げられる。
　（Ｈ）硝化槽
　脱水装置からの脱水分離液に含まれるアンモニアを硝化する硝化槽は、硝化槽からの排気ガスを曝気装置に送る酸素含有気体供給管を具備する点を除いて、水処理施設などで一般に用いられる硝化槽を制限なく用いることができる。
　（Ｉ）粘度計
　曝気槽と凝集槽には曝気槽内の汚泥の粘度に応じて酸素含有気体の曝気風量を調整する制御装置が電気的に連結されていてもよい。通常、曝気槽内の汚泥の粘度の計測は、試料を採取して粘度計で計測するため、自動連続計測を行うことができない。本発明では、凝集槽の撹拌機の撹拌速度に基づいて、凝集槽内の嫌気性処理汚泥の粘度を推測し、曝気処理中の嫌気性処理汚泥の粘度を推測して、曝気風量を調整してもよい。具体的には、たとえば、凝集槽の撹拌装置に電流検出部を設け、検出された電流から撹拌速度、すなわち撹拌抵抗を求め、曝気槽内の嫌気性処理汚泥の粘度変動を推定して、所定の曝気風量に調整する。
　（Ｊ）濃縮装置
　凝集槽で形成された凝集汚泥を固液分離して濃縮汚泥を形成する固液分離装置を備えていてもよい。固液分離装置としては、特に限定されず、重力濃縮法が適用される単なる槽、遠心濃縮法が適用される遠心分離機、浮上濃縮法が適用される分離機、スクリーンを用いた分離機等が挙げられる。中でも、濃縮分離液を通過させる多数のスリットを形成したスクリーンと、スリットに配置され、スリットの目詰まりを除去するとともに、濃縮汚泥を濃縮機の流入側から排出側に搬送する多数の楕円板とを備える楕円板型濃縮機が好ましい。楕円板型濃縮機は、例えば、スクリーンで受け止められた凝集汚泥は、出口方向に回転する多数の楕円板によってスクリーン上を搬送され、この過程でスリットと楕円板との隙間から濃縮分離液が落下してろ過され、凝集汚泥中の固体成分は分離捕集される。さらに、スクリーン上の凝集汚泥を圧搾する加圧板がスクリーン上部に配置された機械構造も好ましく用いることができる。
　次に、実施例及び比較例により、本発明を具体的に説明する。
　［実施例１］
　鉄化合物の注入により、嫌気性処理が効率化されることを確認するために、鉄化合物を異なる濃度で注入し、有機物の嫌気性処理を行った。処理原料の有機物として、種々の食品製造廃棄物の混合物を使用した。鉄化合物として、ポリ硫酸第二鉄を使用した。試験方法は以下の通りである。
　実際に稼働しているメタン発酵処理施設（施設Ｆ１）にて、８００ｍ３の嫌気性処理槽にＨＲＴ３０日で原料を投入し、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が下記表１に示す濃度となるように鉄化合物を注入し、温度３５℃で嫌気性処理し、ガス発生量と有機酸濃度を測定した。ガス発生量の測定は膜式ガスメーターを用いて行った。有機酸濃度の測定は、高速液体クロマトグラフィー（検出器：ＲＩ、分離カラム：Shodex RSpak KC-811、カラム温度６０℃、移動相：０．１％リン酸水溶液）を用いて行った。
　表１に試験結果を示す。これらの試験結果から、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が鉄換算で１００ｍｇ／Ｌ以上であれば、ガス発生量が大きく、有機酸の蓄積が少なく、嫌気性処理が効率化、安定化できることが確認できた。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000001
　［実施例２］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、嫌気性処理が効率化されること、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。
　実施例１と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ１）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を原料とし、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が６３ｍｇ／Ｌ（鉄換算）もしくは２９７ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。次に、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃、曝気風量０．３ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）で、２４時間、曝気処理した。次に、サンプリングした曝気処理汚泥をアミジン系高分子凝集剤で凝集させ、ベルトプレス脱水機で脱水した。表２に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000002
　これらの試験結果から、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が１００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）以上になるように鉄化合物を注入することによって、嫌気性処理を効率化できるとともに、ケーキ含水率を低減できることが確認できた。曝気処理槽内の汚泥のＤＯは、０．０～０．２ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰ（銀／塩化銀電極を基準としたＯＲＰ）は－２４０～－３５０ｍＶであった。
　［実施例３］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、嫌気性処理が効率化されること、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。
　実施例１及び２とは異なるメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）にて、１０００ｍ３の嫌気性処理槽にＨＲＴ３０日で原料を投入し、温度３５℃で嫌気性処理した。種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、可溶化物貯槽に鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が５０ｍｇ／Ｌ（鉄換算）もしくは２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。鉄化合物として、ポリ硫酸第二鉄を使用した。
　次に、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃、曝気風量０．３ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）で、２４時間、曝気処理した。次に、サンプリングした曝気処理汚泥をアミジン系高分子凝集剤で凝集させ、ベルトプレス脱水機で脱水した。表３に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000003
　これらの試験結果から、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が１００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）以上になるように鉄化合物を注入することによって、嫌気性処理を効率化できるとともに、ケーキ含水率を低減できることが確認できた。曝気処理槽内の汚泥のＤＯは、０．０～０．２ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰ（銀／塩化銀電極を基準としたＯＲＰ）は－２１０～－３３０ｍＶであった。
　［実施例４］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。試験方法は以下の通りである。
　実施例３と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように可溶化貯槽に鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。鉄化合物として、ポリ硫酸第二鉄を使用した。
　次に、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃、曝気風量０．３ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）で曝気処理した。曝気処理汚泥は所定の曝気時間経過後にサンプリングした。次に、サンプリングした曝気処理汚泥にアミジン系高分子凝集剤を注入して凝集させた後、ベルトプレスで脱水した。表４に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000004
　これらの試験結果から、曝気処理をしない嫌気性処理汚泥（曝気時間０ｈ）に対して、曝気処理汚泥は、ケーキ含水率を低減できること、凝集剤注入率を低減できること、及び曝気処理汚泥の凝集時の発泡現象が起こらなかったことが確認できる。曝気時間が３～４８時間でケーキ含水率を低減でき、最終的にはケーキ含水率を８２％以下まで低減できた。曝気処理を行わない嫌気性処理汚泥は黒色であったが、３時間以上の曝気時間で嫌気性処理汚泥は褐色に変化し、曝気処理により鉄（II）が鉄（III）に酸化されたことを確認した。曝気処理槽内の汚泥のＤＯは、０．０～０．２ｍｇ／Ｌ、銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位（ＯＲＰ）は－１７０～－３２０ｍＶであった。
　［実施例５］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。実施例４とは、曝気風量を変更した。試験方法は以下の通りである。
　実施例３及び４と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように可溶化物貯槽に鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。次に、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃、曝気風量０．１ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）で曝気処理した。曝気処理汚泥は所定の曝気時間経過後にサンプリングした。次に、サンプリングした曝気処理汚泥にアミジン系高分子凝集剤を注入して凝集させ、ベルトプレス脱水機で脱水した。表５に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000005
　これらの試験結果から、曝気処理をしない嫌気性処理汚泥（０ｈ）に対して、曝気処理汚泥は、ケーキ含水率を低減できること、凝集剤注入率を低減できること、及び曝気処理汚泥の凝集時の発泡現象が起こらなかったことが確認できる。曝気時間が３～４８時間でケーキ含水率を低減でき、最終的にはケーキ含水率を８２％以下まで低減できた。曝気処理を行わない嫌気性処理汚泥は黒色であったが、３時間以上の曝気時間で嫌気性処理汚泥は褐色に変化し、曝気処理により鉄（II）が鉄（III）に酸化されたことを確認した。曝気処理槽内の汚泥のＤＯは、０．０～０．１ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰ（銀／塩化銀電極を基準としたＯＲＰ）は－２４０～－３１０ｍＶであった。
　実施例４及び５の結果を図１０に示す。図１０から、同じ凝集剤注入率であっても、曝気風量が多いほど、脱水ケーキの含水率が低下していることがわかる。
　［実施例６］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。実施例３～５では曝気処理は回分式で実施したが、実施例６では曝気処理を連続式で実施した。試験方法は以下の通りである。
　実施例３～５と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように可溶化貯槽に鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。鉄化合物としてポリ硫酸第二鉄を使用した。
　次に、６０ｍ３の曝気処理槽に嫌気性処理汚泥を４ｍ３／ｈで供給し、曝気処理汚泥を４ｍ３／ｈで曝気処理槽から引き抜き、凝集槽に供給した。曝気風量は０．３ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）とした。曝気処理槽内の汚泥に硫酸を注入し、汚泥のｐＨを８．０～８．２に制御した。凝集槽では、曝気処理汚泥とアミジン系高分子凝集剤を混合し、凝集汚泥を形成した。凝集汚泥はスクリュープレス脱水機で脱水した。
　比較例として、曝気処理をしない嫌気性処理汚泥も同様な方法で凝集、脱水を行った。表６に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000006
　これらの試験結果から、曝気処理をしない嫌気性処理汚泥に対して、曝気処理汚泥では、ケーキ含水率を低減できること、凝集剤注入率を低減できること、及び曝気処理汚泥の凝集時の発泡現象が起こらなかったことが確認できる。曝気処理を行わない嫌気性処理汚泥は黒色であった。曝気処理汚泥は褐色であり、曝気処理により鉄（II）が鉄（III）に酸化されたことを確認した。曝気処理槽内の汚泥の温度は２４～３８℃、ＤＯは０．０～０．１ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰ（銀／塩化銀電極を基準としたＯＲＰ）は－１７０～－３８０ｍＶであった。
　［実施例７］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。本実施例では、曝気処理汚泥のｐＨを変更し、脱水が効率化されることを確認した。
　実施例３～６と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように可溶化物貯槽に鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。次に、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃、曝気風量０．１ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）で、９時間、曝気処理した。次に、曝気処理汚泥に硫酸を注入し、ｐＨを調整した。アミジン系高分子凝集剤でサンプリングした曝気処理汚泥を凝集させ、ベルトプレス脱水機で脱水した。
　比較例として、曝気処理汚泥のｐＨを調整しない汚泥に対しても、同様に試験を行った。ｐＨを調整しない汚泥のｐＨは８.６であった。表７に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000007
　これらの試験結果から、曝気処理汚泥のｐＨを調整することにより、ケーキ含水率を低減できることが確認できた。曝気処理槽内の汚泥のＤＯは、０．０～０．１ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰ（銀／塩化銀電極を基準としたＯＲＰ）は－２４０～－３１０ｍＶであった。
　［実施例８］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。本実施例では、非アミジン系高分子凝集剤である、ジメチルアミノエチルアクリレートの４級塩とアクリルアミドの共重合体（アクリレート系高分子凝集剤）を使用した。
　実施例３～７と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように可溶化物貯槽に鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。次に、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃、曝気風量０．３ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）で、２４時間、曝気処理した。次に、アクリレート系高分子凝集剤でサンプリングした曝気処理汚泥を凝集させ、ベルトプレス脱水機で脱水した。
　比較例として、曝気処理をしない汚泥に対しても、同様に試験を行った。表８に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000008
　これらの試験結果から、アクリレート系高分子凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させることによって、ケーキ含水率を低減できることが確認できた。曝気処理を行わない嫌気性処理汚泥は黒色であったが、２４時間以上の曝気時間で嫌気性処理汚泥は褐色に変化し、曝気処理により鉄（II）が鉄（III）に酸化されたことを確認した。曝気処理槽内の汚泥のＤＯは、０．０～０．１ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰ（銀／塩化銀電極を基準としたＯＲＰ）は－２５０～－３３０ｍＶであった。
　［実施例９］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。本実施例では、非アミジン系高分子凝集剤である、ジメチルアミノエチルメタクリレートの４級塩の重合体（メタクリレート系高分子凝集剤）を使用した。
　実施例３～８と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、鉄化合物注入後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように可溶化物貯槽に鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。次に、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃、曝気風量０．３ｍ３‐Ａｉｒ／（ｍ３‐汚泥・ｍｉｎ）で、２４時間、曝気処理した。次に、メタクリレート系高分子凝集剤でサンプリングした曝気処理汚泥を凝集させ、ベルトプレス脱水機で脱水した。
　比較例として、曝気処理をしない汚泥に対しても、同様に試験を行った。表９に試験結果を示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000009
　これらの試験結果から、メタクリレート系高分子凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させることによって、ケーキ含水率を低減できることが確認できた。曝気処理を行わない嫌気性処理汚泥は黒色であったが、２４時間の曝気時間で嫌気性処理汚泥は褐色に変化し、曝気処理により鉄（II）が鉄（III）に酸化されたことを確認した。曝気処理槽内の汚泥のＤＯは、０．０～０．１ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰ（銀／塩化銀電極を基準としたＯＲＰ）は－２５０～－３３０ｍＶであった。
　［実施例１０］
　鉄化合物を注入して嫌気性処理を行い、嫌気性処理汚泥を形成させ、次に嫌気性処理汚泥を曝気処理し、曝気処理汚泥を形成させ、次に凝集剤で曝気処理汚泥を凝集させ、凝集汚泥を形成させ、最後に凝集汚泥を脱水することにより、凝集が効率化されること、脱水が効率化されることを確認するため、以下の試験を行った。試験方法は以下の通りである。
　実施例１及び実施例２と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ１）にて、種々の食品製造廃棄物の混合物を可溶化処理した可溶化物を原料とし、鉄化合物を注入した後の嫌気性処理汚泥中の鉄濃度が２００ｍｇ／Ｌ（鉄換算）になるように可溶化貯槽に鉄化合物を注入し、嫌気性処理を行った。鉄化合物として、ポリ硫酸第二鉄を使用した。実施例３と同じメタン発酵処理施設（施設Ｆ２）でも同様に嫌気性処理を行った。
　曝気処理には、メタン発酵処理施設Ｆ１で採取した嫌気性処理汚泥（汚泥Ａ）、メタン発酵処理施設Ｆ２で異なる日時に採取した複数の嫌気性処理汚泥（汚泥Ｂ、汚泥Ｃ、汚泥Ｄ）を使用した。また、比較例として、下水処理場Ｓ１から採取した嫌気性処理汚泥（汚泥Ｅ）、下水処理場Ｓ２から採取した嫌気性処理汚泥（汚泥Ｆ）を使用した。
　曝気処理では、２０Ｌの曝気処理槽に１０Ｌの嫌気性処理汚泥を投入し、温度３５℃で曝気した。曝気処理汚泥をサンプリングし、高分子凝集剤を注入して凝集させた後、ベルトプレス脱水機で脱水した。
　各汚泥の性状、曝気処理条件、脱水条件及びケーキ含水率を表１０に示す。ＴＳ及びＳＳの分析はＪＩＳ　Ｋ－０１０２に準拠し、粘度はＢ型回転粘度計を使用し、３５℃、６０ｒｐｍで測定した。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000010
　これらの結果から、ＴＳ濃度が２５ｇ／Ｌ以上のＴＳと、該ＴＳ濃度よりも５ｇ／Ｌ以上低いＳＳ濃度とを有する嫌気性処理汚泥を曝気処理することにより、ケーキ含水率を低減できることを確認した。
 

Claims (7)

  1. 有機物を嫌気性処理し、嫌気性処理汚泥を形成させる嫌気性処理工程と、
    嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させ、曝気処理汚泥を形成させる曝気処理工程と、
    曝気処理汚泥に凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成させる凝集工程を有し、
    前記嫌気性処理工程の前もしくは嫌気性処理工程において、前記有機物に鉄化合物を注入し、
    前記曝気処理工程において、前記曝気処理汚泥の酸化還元電位（銀／塩化銀電極を基準とした酸化還元電位）を－１００ｍＶ以下に制御し、鉄化合物を含有する嫌気性処理汚泥と酸素含有気体とを接触させることにより、嫌気性処理汚泥に含まれる鉄（II）を酸化させ、
    前記凝集工程で酸化された鉄（III）を凝集剤として利用することを特徴とする有機物の処理方法。
  2. 前記嫌気性処理工程において、鉄を注入した後の汚泥に含まれる鉄の濃度は、鉄換算で１００ｍｇ／Ｌ以上であることを特徴とする請求項１記載の有機物の処理方法。
  3. 前記曝気処理工程において、前記曝気処理汚泥の溶存酸素濃度を１．０ｍｇ／Ｌ以下に制御することを特徴とする請求項１又は２に記載の有機物の処理方法。
  4. 前記脱水工程からの脱水分離液に含まれるアンモニアを硝化する硝化工程をさらに含み、
    当該硝化工程からの排気ガスを前記曝気処理工程における酸素含有気体として再利用することを特徴とする請求項１～３のいずれか１に記載の有機物の処理方法。
  5. 前記嫌気性処理汚泥は、２５ｇ／Ｌ以上のＴＳ濃度と、当該ＴＳ濃度よりも５ｇ／Ｌ以上低いＳＳ濃度と、を有することを特徴とする請求項１～４のいずれか１に記載の有機物の処理方法。
  6. 有機物に鉄化合物を注入する鉄化合物注入手段と、
    鉄（II）の共存下で有機物を嫌気性処理し、嫌気性処理汚泥を形成させる嫌気性処理槽と、
    酸化還元電位測定装置を有し、当該嫌気性処理汚泥に酸素含有気体を接触させ、鉄（II）を鉄（III）に酸化させて、鉄（III）を含む曝気処理汚泥を形成させる曝気槽と、
    当該曝気処理汚泥に凝集剤を注入し、凝集汚泥を形成させる凝集槽と、
    当該凝集汚泥を脱水する脱水装置と、
    当該脱水装置からの脱水分離液に含まれるアンモニアを硝化する硝化槽と、
    当該硝化槽からの排気ガスを当該曝気槽に供給する酸素含有気体供給配管を具備することを特徴とする、請求項１～５のいずれか１に記載の有機物の処理方法を実施する処理装置。
  7. 前記鉄化合物注入手段は、前記嫌気性処理槽、又は前記嫌気性処理槽の前段に設けられている有機物貯槽、可溶化槽及び可溶化物貯槽から選択される少なくとも１の槽、又は当該少なくとも１の槽と前記嫌気性処理槽とを連結する配管、又は当該有機物貯槽、可溶化槽及び可溶化物貯槽の少なくとも２の槽の間を連結する配管のいずれかもしくは２以上に設けられていることを特徴とする請求項６に記載の処理装置。
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