JP4614062B2 - 空気中のアンモニア処理方法及び装置 - Google Patents

Description

本発明の空気中のアンモニア処理方法及び装置は、特に肥料工場、養鶏場や養豚場等の畜産業施設、コンポスト施設、下水処理場、し尿処理場、生ゴミ処理施設、生ゴミ処理装置等のアンモニア発生源から発生するアンモニアの処理方法及び装置に関する。

従来、畜産業施設等のアンモニア発生源から空気中に気散されるアンモニアの処理は、スクラバー装置によるアンモニアのスクラバー水（例えば水道水を使用）への溶解、活性炭による吸着、薬液による分解等により処理されていた。スクラバー装置によりアンモニアをスクラバー水へ溶解する装置としては例えば図４の装置がある。

図４に示すように、アンモニアを含む空気が脱臭塔１の下から導入される一方、脱臭塔１の上部からスクラバー水が散水され、脱臭塔１内で空気とスクラバー水とを接触させることで、アンモニアをスクラバー水に溶解する。また、貯留槽２に貯留されたスクラバー水はスクラバーポンプ３で脱臭塔１上部に循環される。従来、スクラバー装置で空気中のアンモニアを処理する場合は、使用水量の削減のために、酸性の水（ｐＨ２程度）を循環し、アンモニア濃度を３０００〜５０００ｍｇ／Ｌまで濃縮し、この高濃度にアンモニアが濃縮されたスクラバー廃水を処理していた。また、酸性のスクラバー水を使用することで、気液の接触時間を短縮でき、これによりスクラバー装置のコンパクト化を図っていた。ｐＨが中性なスクラバー水を使用することも行われているが、アンモニアのスクラバー水への溶解性が低下してアンモニアの濃縮が十分にできなかったり、長い接触時間を必要とし、装置が大型化するという問題があった。

また、空気中のアンモニアを溶解したスクラバー水を微生物の分解能力を利用して生物処理することも行われている。生物処理を利用した空気中のアンモニア処理装置としては、例えば特許文献１に開示される硝化脱窒装置がある。この装置は、アンモニアを含む被処理ガスを、硝化部に導入すると共に硝化部の上から散水することにより散水液中にアンモニアを溶解し、硝化部内の硝化細菌で全てのアンモニアを亜硝酸を経て硝酸まで酸化する。硝化部を通った散水液は液溜め部に溜められて、再び硝化部の頂部に循環されて散水される。また、液溜め部の液は、脱窒細菌が充填された脱窒部に送られて、有機物（水素供与体）を供給しながら硝酸を窒素ガスに変換すると共に、脱窒部で処理された処理水は液溜め部に戻される。即ち、特許文献１は、スクラバー機構を備えると共に硝化細菌が充填された硝化部と、脱窒細菌が充填された脱窒部とで、アンモニアを溶解した散水液をいわゆる硝化・脱窒法による生物学的処理を行うことで、空気中のアンモニアを処理する装置である。
特開２００１−２３２３９１号公報

しかしながら、空気中のアンモニアをスクラバー機構によりスクラバー水（特許文献１の散水液）に溶解した場合、スクラバー水には殆ど有機物がないため、特許文献１のように硝化・脱窒法によってスクラバー水に溶解させたアンモニアを処理すると、以下の欠点がある。

(1) 脱窒部において有機物（水素供与体）として多量のメタノールを必要とし、ランニングコストが大きくなる。ちなみに、硝酸性窒素の２〜３倍量のメタノール使用量が必要になる。

(2) 多量のメタノールを使用すると、ＳＳ成分や硫化水素が発生し易くなる。この為、脱窒部からの処理水を液溜め部に戻して硝化部に散水すると、ＳＳ成分により散水管が目詰まりし易くなる。また、発生した硫化水素ガスは、人体に毒性を有するガスであり、安全のため、硫化水素濃度計の設置や、この硫化水素を除去する設備を設置する必要がある。

(3) 多量のメタノールを使用すると、余剰汚泥の発生量も多くなり、この余剰汚泥を嫌気処理して減容化する際にアンモニアが発生する。従って、アンモニアの処理装置でアンモニア発生源を生成することになり、アンモニア処理のクローズドシステムを構成するときに余剰汚泥の発生が問題になる。

(4) 特許文献１の硝化・脱窒法において安定した処理を行うには、硝化部及び脱窒部の負荷を０．２〜０．３ｋｇ−Ｎ／ｍ³ ／日程度の範囲で運転しなくてはならず、負荷を大きくしてアンモニアを高速処理することができない。

本発明は、このような事情に鑑みてなされたもので、従来の空気中のアンモニア処理における欠点を解消し、空気中のアンモニアを低ランニングコストで効率良く処理することができると共に、アンモニアの水への溶解性を高めて除去効率を高くできるので、アンモニアを発生させる地域の環境改善にも寄与する空気中のアンモニア処理方法及び装置を提供することを目的とする。

本発明の請求項１は、前記目的を達成するために、空気中に含まれるアンモニアの処理方法において、前記空気中のアンモニアと散水管からのスクラバー水とを接触させるスクラバー装置によって前記アンモニアをスクラバー水に溶解させるスクラバー工程と、前記スクラバー水に溶解したアンモニアを嫌気性アンモニア酸化法により生物学的に処理する生物処理工程と、前記スクラバー装置に水道水をスクラバー水として供給するスクラバー水供給工程と、前記生物処理工程の処理水の一部を前記スクラバー装置にスクラバー水として戻す処理水戻し工程と、を備えたことを特徴とする。

ここで、嫌気性アンモニア酸化法による生物処理工程とは、少なくともアンモニアをアンモニア酸化細菌により亜硝酸に酸化する亜硝酸型の硝化槽と、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する嫌気性アンモニア酸化槽とを主たる構成とした工程である。

そして、嫌気性アンモニア酸化槽では、アンモニアを水素供与体とし、亜硝酸を水素受容体として、嫌気性アンモニア酸化細菌によりアンモニアと亜硝酸とを以下の反応式により同時脱窒する。嫌気性アンモニア酸化法を記載した文献としては、例えばStrous M et al.(1998)Appl.Microbio Biotechnol.Vol.50,P589-596 がある。

（化１）
1.0 NH₄ +1.32NO ₂ +0.066HCO ₃ +0.13H⁺ →1.02N ₂ +0.26NO ₃ +0.066CH₂ O _0.5 N _0.15+2.03H₂ O
この嫌気性アンモニア酸化法によれば、アンモニアを水素供与体とするため、脱窒で使用するメタノール等の使用量を硝化・脱窒法に比べて大幅に少なくできることや汚泥の発生量を削減できる。

本発明によれば、スクラバー装置で空気中のアンモニアをスクラバー水に溶解させ、スクラバー水に溶解したアンモニアを嫌気性アンモニア酸化法による生物処理で処理するようにしたので、アンモニア溶解水を硝化・脱窒法（特許文献１）で処理する場合に比べて、メタノールの使用量を大幅に低減することができる。

このメタノール使用量の大幅な低減によって、ランニングコストを低減できるだけでなく、ＳＳ成分や硫化水素の発生を抑制できるので、スクラバー装置での散水管の目詰まりや、発生した硫化水素の分圧により本来溶解したいアンモニアがスクラバー水に溶解しずらくなることもない。また、嫌気性アンモニア酸化法で生物処理することにより、硝化・脱窒法に比べて負荷を大きくすることができるので、スクラバー水に溶解したアンモニアの高速処理が可能となる。

また、請求項１においては、スクラバー装置に水道水をスクラバー水として供給するスクラバー水供給工程と、前記生物処理工程の処理水の一部を前記スクラバー装置にスクラバー水として戻す処理水戻し工程と、を備えたことを特徴とする。

生物処理工程で処理された処理水は、アンモニアをはじめ窒素成分を殆ど含んでいないので、処理水をスクラバー装置のスクラバー水として利用すれば、例えば水道水等のスクラバー水を節約することができる。この場合、上述したように、嫌気性アンモニア酸化法はＳＳ成分や硫化水素が発生しにくいので、硝化・脱窒法のように、スクラバー装置の散水管が目詰まりしたり、発生する硫化水素により本来溶解したいアンモニアがスクラバー水に溶解しずらくなることもない。

請求項２は請求項１において、前記生物処理工程で処理するスクラバー水のアンモニア濃度が３５０ｍｇ／Ｌ以下であることを特徴とする。

スクラバー装置は廃液を少なくするためにスクラバー水を循環し、アンモニアをスクラバー水に多量に溶解させるため、スクラバー水中のアンモニア濃度が高くなることに起因して、生物処理工程での亜硝酸濃度も高くなる。しかし、嫌気性アンモニア酸化細菌は、亜硝酸を基質とする反面、亜硝酸性窒素（ＮＯ₂ - Ｎ）濃度が約２００ｍｇ／Ｌを超えると、活性が低下する。また、上記式から分かるように、アンモニアと亜硝酸とが１：１．３２の割合で反応する。

従って、生物処理工程で処理するスクラバー水のアンモニア濃度を３５０ｍｇ／Ｌ以下にすれば、嫌気性アンモニア酸化槽でのＮＯ₂ - Ｎ濃度が２００ｍｇ／Ｌを超えることがなく、嫌気性アンモニア酸化細菌の活性を高く維持することができる。生物処理工程で処理するスクラバー水のアンモニア濃度を３５０ｍｇ／Ｌ以下にするには、例えば請求項２で述べた処理水のスクラバー装置への戻し量を多くすることで対応できる。また、嫌気性アンモニア酸化槽で処理された処理水を嫌気性アンモニア酸化槽の入口に戻して嫌気性アンモニア酸化槽に流入する流入水の亜硝酸濃度を希釈するようにしてもよい。

本発明の請求項４は、前記目的を達成するために、空気中に含まれるアンモニアの処理装置において、前記空気中のアンモニアと散水管からのスクラバー水とを接触させて前記アンモニアをスクラバー水に溶解させるスクラバー装置と、前記スクラバー水に溶解したアンモニアを嫌気性アンモニア酸化法により生物学的に処理する生物処理装置と、前記スクラバー装置に水道水をスクラバー水として供給するスクラバー水供給ラインと、前記生物処理装置の処理水の一部を前記スクラバー装置にスクラバー水として戻す処理水戻しラインと、を備えたことを特徴とする。

本発明の請求項４は、本発明を装置として構成したものであり、亜硝酸型の硝化槽と嫌気性アンモニア酸化槽とで嫌気性アンモニア酸化法が行われると共に、処理水をスクラバー水として利用することで、水道水の使用量を節約できるだけでなく、嫌気性アンモニア酸化槽でのＮＯ₂ - Ｎ濃度が２００ｍｇ／Ｌを超えないようにできる。

本発明の請求項５は請求項４において、前記生物処理装置の処理水を２つに分流する分流器と、前記分流した２つの処理水のうち、一方の処理水を前記処理水戻しラインに流すと共に、残りの処理水を廃液として系外に排出するラインと、前記排出するラインに設けられ、前記廃液に含まれる硝酸を脱窒する脱窒槽と、を備えたことを特徴とする。
また、本発明の請求項６は請求項４又は５において、前記生物処理装置は、前記アンモニアが溶解したスクラバー水を２つに分配する分配器と、前記分配された一方のスクラバー水中のアンモニアの略全てを亜硝酸に酸化する亜硝酸型の硝化槽と、前記分配された他方のスクラバー水をバイパスさせて前記亜硝酸型の硝化槽で処理された亜硝酸含有水に合流させるバイパスラインと、前記合流した合流水を嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する嫌気性アンモニア酸化槽と、で構成されることを特徴とする。

請求項６は、嫌気性アンモニア酸化法におけるアンモニアと亜硝酸の比である１：１．３２を好適に得るための装置構成の一例を示したものである。

以上説明したように本発明の空気中のアンモニア処理方法及び装置によれば、従来の空気中のアンモニア処理における欠点を解消し、空気中のアンモニアを低ランニングコストで効率良く処理することができると共に、アンモニアの水への溶解性を高めてアンモニアの除去効率を大きくできるので、アンモニアを発生させる地域の環境改善にも寄与することができる。

以下添付図面に従って本発明に係る空気中のアンモニア処理方法及び装置における好ましい実施の形態について詳説する。

図１は、本発明の空気中のアンモニア処理装置の第１の実施の形態である。

図１に示すように、空気中のアンモニア処理装置１０は、主として、空気中のアンモニアとスクラバー水とを接触させてアンモニアをスクラバー水に溶解させるスクラバー装置１２と、スクラバー水に溶解したアンモニアを嫌気性アンモニア酸化法により生物学的に処理する生物処理装置１４とで構成される。

スクラバー装置１２は、主として、脱臭塔１６と貯留槽１８とで構成され、貯留槽１８から脱臭塔１６の上部までスクラバーポンプ２０を備えた循環配管２２が配設されると共に、循環配管２２の途中に水道水等のスクラバー水を供給する水供給配管２４が接続される。これにより、脱臭塔１６の上部から脱臭塔１６内にスクラバー水が散水される。一方、脱臭塔１６の底部には、アンモニアを含む空気を脱臭塔１６内に導入するための空気導入管２６が接続されると共に、脱臭塔１６の頂部には脱臭塔１６で処理後の空気を放出する放出管２８が接続される。これにより、脱臭塔１６の底部から脱臭塔１６内を上昇するアンモニア含有空気と、脱臭塔１６の上部から散水されるスクラバー水とが接触し、アンモニアが水に溶解したスクラバー水が生成されると共に、脱臭後の空気は放出管２８から大気に放出される。

貯留槽１８にはスクラバー水が貯留されると共に、薬液添加管３０からｐＨ調整剤が添加され、スクラバー水のｐＨが６．０〜７．５に調整される。ｐＨ調整剤としては、リン酸、炭酸水素ナトリウム等を好適に使用することができる。

生物処理装置１４は、主として、貯留槽１８に貯留されるスクラバー水を２つに分配する分配器４０と、分配された一方のスクラバー水中のアンモニアの略全てを亜硝酸に酸化する亜硝酸型の硝化槽３２と、分配された他方のスクラバー水をバイパスさせて亜硝酸型の硝化槽３２での亜硝酸含有水に合流させるバイパス配管４４と、合流した合流水を嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する嫌気性アンモニア酸化槽３４とで構成される。即ち、貯留槽１８に貯留されたスクラバー水は、原水ポンプ３６（必ずしも必要としない）により原水配管３８を介して分配器４０に送水され、分配器４０で所定の分配比で２つに分配される。分配された一方のスクラバー水は、第１の送水配管４２を介して亜硝酸型の硝化槽３２に送水され、分配された他方のスクラバー水はバイパス配管４４を介して嫌気性アンモニア酸化槽３４に送水される。

亜硝酸型の硝化槽内３２には、アンモニアを亜硝酸に酸化するアンモニア酸化細菌が保持されると共に、槽底部にはブロア４６から供給されるエアを曝気する曝気管４８が設けられる。これにより、亜硝酸型の硝化槽３２に分配されたスクラバー水中のアンモニアの略全量が、アンモニア酸化細菌により亜硝酸に酸化される。そして、亜硝酸型の硝化槽３２で処理された亜硝酸含有水は、第２の送水配管５０を介して嫌気性アンモニア酸化槽３４に送水される途中でバイパス配管４４を流れるスクラバー水（アンモニア含有水）と合流し、合流水が嫌気性アンモニア酸化槽３４に流入する。嫌気性アンモニア酸化槽３４内には、嫌気性アンモニア酸化細菌が保持され、以下の反応式により、アンモニアを水素供与体として、アンモニアと亜硝酸とが同時脱窒される。

（化２）
1.0 NH₄ +1.32NO ₂ +0.066HCO ₃ +0.13H⁺ →1.02N ₂ +0.26NO ₃ +0.066CH₂ O _0.5 N _0.15+2.03H₂ O
亜硝酸型の硝化槽３２内にアンモニア酸化細菌を保持する方法としては、担体や固定床を好適に使用することができる。担体の材料としては、ポリビニルアルコールやアルギン酸、ポリエチレングリコール系のゲルや、セルロース、ポリエステル、ポリプロピレン、塩化ビニル等のプラスチク担体等が挙げられるが、特に限定するものではない。また、アンモニア酸化細菌を担体内部に包括固定化する方法や担体表面に付着固定化する方法があるが、どちらの方法を使用してもよい。例えばアンモニア酸化細菌を包括固定化した担体を製造するには、アンモニア酸化細菌や亜硝酸酸化細菌等を含む複合微生物汚泥を包括固定化した担体を加熱処理して、複合微生物汚泥中の亜硝酸酸化細菌を失活する方法がある。この場合の加熱処理温度は、５０〜９０°Ｃの範囲が好ましく、６０〜８０°Ｃの範囲がより好ましい。担体の形状については、球形や円筒形、多孔質、立方体、スポンジ状、ハニカム状等の整形を行ったものを使用することが好ましい。尚、固定床については後記する嫌気性アンモニア酸化細菌を嫌気性アンモニア酸化槽３４内に保持する方法において詳説するので、ここでは省略する。

また、嫌気性アンモニア酸化法は、上記の反応式から分かるように、アンモニアと亜硝酸とが１：１．３２の比率で反応するとされている。従って、亜硝酸型の硝化槽３２における硝化率を１００％と仮定すると、分配器４０では、スクラバー水中のアンモニアの約５７％を亜硝酸型の硝化槽３２に送り、残りの４３％のアンモニアをバイパス配管４４へ送るように分配することで、嫌気性アンモニア酸化槽３４に流入する合流水中のアンモニアと亜硝酸との比率を１：１．３２に調整することが可能となる。尚、本実施の形態では、分配器４０を使用したが、貯留槽１８からスクラバー水の全量を亜硝酸型の硝化槽３２に流入させて、亜硝酸型の硝化率を制御することで上記比率を得るようにしてもよい。

また、嫌気性アンモニア酸化槽３４には、嫌気性アンモニア酸化槽３４で処理された処理水を嫌気性アンモニア酸化槽３４の入口に戻して合流水を希釈する希釈ポンプ５２を備えた希釈配管５３が設けられる。この希釈配管５３で合流水を希釈することにより、合流水の中の亜硝酸濃度が２００ｍｇ／Ｌを超えないようにする。これは、亜硝酸濃度が２００ｍｇ／Ｌを超えると嫌気性アンモニア酸化反応において亜硝酸阻害を生じるからである。

嫌気性アンモニア酸化槽３４内には嫌気性アンモニア酸化細菌が保持されるが、保持する方法は、亜硝酸型の硝化槽３２におけるアンモニア酸化細菌の保持方法と同様に担体や固定床を好適に使用することができる。担体を利用した方法は上記に示したので省略し、ここでは固定床について説明する。固定床を用いる場合の材料としては、ポリエチレン、ポリエステル、ポリプロピレン、塩化ビニル等のプラスチック素材や、活性炭ファイバー等を用いることができるが、特にこれらに限定するものではない。固定床の形状としては、繊維状、菊花状に整形したものや、ハニカム状に整形したものがあるが特に限定しない。嫌気性アンモニア酸化槽３４内に充填する固定床のみかけ容積としては、３０〜８０％の範囲が良く、好ましくは４０〜８０％の範囲である。また、空隙率としては、８０％以上のものを好適に使用することができる。担体や固定床以外にも、微生物の自己造粒を利用したグラニュールも、本発明に利用できる。

嫌気性アンモニア酸化槽３４で処理された処理水は、第３の送水配管５５を介して脱窒細菌により硝酸を窒素ガスに変換する脱窒槽５４に送水される。嫌気性アンモニア酸化法では、上記式から分かるように、少量ではあるが硝酸（ＮＯ₃ ）を生成する。従って、完全に窒素成分を除去するには、脱窒槽５４でメタノールを添加して硝酸を脱窒することが好ましい。この脱窒槽５４においても、上記したと同様に、微生物を脱窒槽５４内に保持する担体や固定床、あるいはグラニュールを使用することができる。尚、処理水に残留する硝酸は、有機系廃棄物と混合することで、容易に処理することができることから、脱窒槽５４は必ずしも必要はなく、省略することも可能である。

脱窒槽５４で処理された処理水は、第４の送水配管５６を介して処理水槽５８に送水されて貯留される。そして、処理水槽５８に貯留された処理水の一部は処理水ポンプ６０により処理水戻し配管６２を介してスクラバー装置１２の循環配管２２内に供給されると共に、残りの処理水は排出管６４により廃液として系外に排出される。処理水ポンプ６０で処理水の一部をスクラバー装置１２に戻すことにより、貯留槽１８のスクラバー水をスクラバーポンプ２０で循環させる場合に比べ、脱臭塔１６上部から散水するスクラバー水のアンモニア濃度を低くすることができる。これにより、脱臭塔１６に導入された空気中のアンモニアをスクラバー水に溶解される溶解度を向上させることができるので、脱臭塔１６から放出される空気中のアンモニア濃度を低減できる。また、貯留槽１８に貯留されるスクラバー水のアンモニア濃度も低くなるので、嫌気性アンモニア酸化槽３４での亜硝酸濃度を低く抑えることができる。従って、処理水ポンプ６０で処理水の一部をスクラバー装置１２に戻すことにより、嫌気性アンモニア酸化槽３４に流入する合流水の亜硝酸濃度が２００ｍｇ／Ｌ以下を維持できるようであれば、嫌気性アンモニア酸化槽３４の上記した希釈配管５３の希釈ポンプ５２を運転しなくてもよい。

このように、本発明の空気中のアンモニア処理装置１０によれば、スクラバー装置１２で空気中のアンモニアをスクラバー水に溶解させたスクラバー水を嫌気性アンモニア酸化法による生物処理装置１４で処理するようにした。これにより、有機物が殆ど含有されないスクラバー水であっても、硝化・脱窒法で処理した場合に比べてメタノール使用量を大幅に削減することができる。このメタノール使用量の大幅な削減により、ＳＳ成分や硫化水素の発生も大幅に低減するので、脱臭塔１６の散水管（図示せず）が目詰まりしたり、異常な硫化水素の発生が生じたりすることもなかった。これにより、スクラバー装置１２でのアンモニア溶解効率を向上でき、スクラバー装置１２から大気中に放出されるアンモニアを極力低減できるので、地域の環境改善にも寄与することができる。また、アンモニアを発生させるアンモニア発生源が養鶏場や養豚場等の畜産業施設の場合には、動物の飼育環境や作業する作業員の作業環境も改善することができる。

また、メタノール使用量の大幅な削減により、硝化・脱窒法で処理した場合に比べて余剰汚泥の発生も大幅に低減する。これにより、空気中のアンモニア処理によりアンモニア発生源である余剰汚泥の発生を抑制できるので、アンモニア処理のクローズドシステムを構築することができる。更には、嫌気性アンモニア酸化法は、負荷を８．９ｋｇ−Ｎ／ｍ³ ／日程度まで高くすることが可能であるとの報告があり、硝化・脱窒法で処理した場合に比べて２倍以上の高速処理でアンモニアを処理することができる。

図２は、本発明の空気中のアンモニア処理装置１０' の第２の実施の形態であり、貯留槽１８と脱窒槽５４とを返送配管６６で接続することで、貯留槽１８を第１の実施の形態で示した処理水槽５８として兼用し、貯留槽１８内の液の一部を廃液として系外に排出する場合である。これにより、処理水槽５８を省略することができるので、それだけアンモニア処理装置１０' をコンパクト化することができる。また、第１の実施の形態と同様に、脱窒槽５４で処理された処理水の一部をスクラバー装置１２に戻すための処理水ポンプ６０及び処理水戻し配管６２を設け、処理水の送水先を切換器（図示せず）により返送配管６６と処理水戻し配管６２とに切り換えるようにしてもよい。

図３は、本発明の空気中のアンモニア処理装置１０''の第３の実施の形態であり、嫌気性アンモニア酸化槽３４で処理された処理水を、分流器６８により貯留槽１８へ分流する処理水と脱窒槽５４へ分流する処理水に分流し、脱窒槽５４に分流された処理水中に残存する硝酸をメタノールを添加して脱窒して系外に排出するものである。また、分流器６８と貯留槽１８との間の配管７０には切換器７２が設けられ、切換器７２から脱臭塔１６の頂部に配管７４が延設され、分流器６８で分流された処理水をスクラバー装置１２のスクラバー水として送水することも可能な構成となっている。

これにより、系外に排出する処理水中の総窒素濃度を低減することができると共に、脱窒槽５４を経ていない処理水をスクラバー装置１２のスクラバー水として利用するので、散水管の目詰まりを一層防止できる。即ち、脱窒槽５４でメタノールを添加することによりＳＳ成分が生成され、散水管の目詰まりの要因になるが、第３の実施の形態のように、脱窒槽５４を経ていない処理水をスクラバー水として利用すれば、処理水中にＳＳ成分が生成されないからである。

［比較例１］スクラバー装置のみの場合
図４に示すスクラバー装置のみで空気中のアンモニアを処理した場合である。

（スクラバー装置の条件）
・脱臭塔に導入される空気のアンモニア（ＮＨ₃ ）濃度を平均１４３ｐｐｍとした。
・脱臭塔に導入する空気の流速を１ｍ³ ／分（１４４０ｍ³ ／日）とした。
・脱臭塔の容積を０．１ｍ³ とし、導入された空気の滞留時間を６秒とした。
・貯留槽の容積を１０００Ｌとした。
・スクラビングポンプの運転により脱臭塔上部から散水される水量を１Ｌ／分（１４４０Ｌ／日）とした。
・スクラバー水として水道水を供給量２００Ｌ／日で供給した。

（試験結果）
脱臭塔に導入される前の空気中のアンモニア平均濃度１４３ｐｐｍを、スクラバー装置で処理することにより、平均で５ｐｐｍまで低減した。また、貯留槽のスクラバー水のアンモニア濃度は７５０ｍｇ／Ｌであった。従って、従来は、高濃度のスクラバー水（廃液）を２００Ｌ／日も処理する必要が生じていた。

［実施例１］
スクラバー装置と嫌気性アンモニア酸化法による生物処理装置とを組合わせた本発明の第２の実施の形態で説明した図２のアンモニア処理装置１０' を使用した。スクラバー装置１２の条件は比較例と同様であり、生物処理装置１４の条件は以下の通りである。

（生物処理装置の条件）
貯留槽１８から生物処理装置１４へのスクラバー水の流量は、スクラバー水中のアンモニア濃度を７５０ｍｇ／Ｌと仮定して、以下の条件を設定した。
・生物処理装置１４への流量は、原水ポンプ３６を用いて１００ｍ³ ／日とした。
・分配器４０によるスクラバー水の分配比は、亜硝酸型の硝化槽３２へ６０％、バイパス配管４４へ４０％となるように分配した。
・亜硝酸型の硝化槽３２の負荷は１．０ｋｇ- Ｎ／ｍ³ ／日とした。
・亜硝酸型の硝化槽３２内に保持するアンモニア酸化細菌は、アンモニア酸化細菌や亜硝酸酸化細菌等を含む複合微生物汚泥を包括固定化した担体を６０°Ｃで１時間加熱した加熱担体を硝化槽３２に充填率１５容積％で充填した。
・嫌気性アンモニア酸化槽３４の負荷は３．０ｋｇ- Ｎ／ｍ³ ／日とした。
・嫌気性アンモニア酸化槽３４内に保持する嫌気性アンモニア酸化細菌は、嫌気性アンモニア酸化細菌を包括固定化した担体を、充填率３０容積％で充填した。種汚泥は、不織布を固定床として脱窒速度２．５ｋｇ- Ｎ／ｍ³ ／日の活性を有するように運転した装置から採取した。そして、採取した種汚泥を汚泥濃度を１％で固定化した。使用したゲルは、ポリエチレングリコール系のプレポリマーを用い、ゲル濃度を１０％とした。
・嫌気性アンモニア酸化槽３４からの処理水を希釈ポンプ５２で嫌気性アンモニア酸化槽３４の入口に戻す循環量は、希釈ポンプ５２による処理水の流速が原水ポンプ３６によるスクラバー水の流速の４倍になるようにした。
・処理水量は原水ポンプ３６の流速により決定され、１００Ｌ／日であった。
・脱窒槽５４には、空隙率８５％の塩化ビニル製の固定床を、みかけ容積として６０％で充填した。また、メタノールを２００ｍｇ／Ｌとなるように添加した。
・貯留槽１８からは廃液を１００Ｌ／日で排出した（オーバーフロー排出）
・貯留槽１８へは、リン酸を貯留槽１８内のリン酸濃度が５ｍｇ／Ｌとなるように添加すると共に、炭酸水素ナトリウムを８ｇ／Ｌ添加した。

（試験結果）
約３カ月の馴養期間の後、安定運転を１カ月行った結果、生物処理装置１４で処理された処理水のアンモニア濃度は平均３１ｍｇ／Ｌであり、全窒素濃度（ＴＮ）は平均４８ｍｇ／Ｌであり、比較例に比べて大幅に低減された。

スクラバー装置１２で使用する水道水量は、１００Ｌ／日であり（残りは生物処理装置１４の処理水をスクラバー装置１２へ循環）、スクラバー水として使用する水道水量を従来の半分にすることができた。このときの貯留槽１８におけるスクラバー水（廃液）の全窒素濃度（ＴＮ）は７９０ｍｇ／Ｌであった。従って、本発明の実施例１を実施することにより、廃液の水質は変わらないが、処理水量を半減できることが分かった。

［メタノール使用量の比較試験］
このスクラバー廃液を通常の硝化・脱窒処理した場合と、嫌気性アンモニア酸化法（本発明）で処理した場合のメタノール使用量とを比較した。

実験条件は次の通りであり、硝化工程には、包括固定化担体を用いた。包括固定化担体は、ポリエチレングリコール系のゲルで活性汚泥を固定化したものである。ゲル濃度は重量濃度で１０％とし、活性汚泥含有量は２％とした。担体充填率は１０％とし、硝化槽への容積負荷は０．８ｋｇ- Ｎ／ｍ³ ／日とした。脱窒槽へはプラスチック製の接触ろ材を見かけ充填率６０％充填した装置を用いた。脱窒槽への容積負荷は０．３ｋｇ- Ｎ／ｍ³ ／日とした。メタノールの使用量は、流入する亜硝酸又は硝酸性窒素の和に対して３倍量添加した。

その結果、スクラバー廃水１Ｌ当たりの脱窒処理に使用したメタノール使用量は、従来の硝化・脱窒処理をした場合には、１９００ｍｇ／Ｌであったが、本発明における嫌気性アンモニア酸化槽法では２００ｍｇ／Ｌであった。従って、約１／１０にメタノール使用量を削減することができた。また、メタノール使用量の差から、汚泥発生量も約９０％減少することを確認した。

このように、嫌気性アンモニア酸化法による生物処理装置１４を用いることで、メタノール使用量を大幅に削減したアンモニア処理を行うことができる。このメタノール使用量の大幅な低減によって、ランニングコストを低減できるだけでなく、ＳＳ成分や硫化水素の発生を抑制でき、スクラバー装置での散水管が目詰まりや、異常な硫化水素の発生も生じなかった。また、嫌気性アンモニア酸化法で生物処理することにより、硝化・脱窒法に比べて負荷を大きくすることができるので、スクラバー水の高速処理が可能となった。

［実施例２］
実施例２は、スクラバー装置と嫌気性アンモニア酸化法による生物処理装置とを組合わせた本発明の第３の実施の形態で説明した図３のアンモニア処理装置１０''を使用して実施した場合であり、実施例１と相違する条件は以下の通りである。
・原水ポンプ３６の流量を２００Ｌ／日とした。
・分流器６８により脱窒槽５４と貯留槽１８への分流比を１：１とした。尚、実施例２では切換器７２を貯留槽１８側に切り換えて実施した。

即ち、実施例２は、生物処理装置１４への流量を実施例１の２倍とし、嫌気性アンモニア酸化槽３４での処理水の半量を貯留槽１８に送り、残りの半量を脱窒槽５４に送ると共にメタノールを添加して処理水中に残存する硝酸を脱窒してから系外の排出するようにしたものである。

（試験結果）
実施例２の場合には、貯留槽１８に送水される処理水は、脱窒槽５４を経ていないので、処理水中にＳＳ成分が殆ど生成されない。これにより、貯留槽１８のスクラバー水を脱臭塔１６の頂部に循環させても、脱臭塔１６の散水管を目詰まりさせることがなかった。また、系外に排出する処理水の水質を測定した結果、全窒素濃度（ＴＮ）は６０ｍｇ／Ｌであり、比較例に比べて大幅に低減された。

［実施例３］
実施例３は、スクラバー装置と嫌気性アンモニア酸化法による生物処理装置とを組合わせた本発明の第１の実施の形態で説明した図１のアンモニア処理装置１０を使用して実施した場合であり、実施例１及び２と相違する条件は以下の通りである。
・処理水ポンプ６０を５００Ｌ／日で運転して、生物処理装置１４で処理された後の処理水をスクラバー装置１２のスクラバー水として循環した。即ち、実施例３は、実施例１や実施例２のように、生物処理装置１４の処理水を貯留槽１８へ送水、あるいは貯留槽１８と脱窒槽５４へ分配するのではなく、スクラバー装置１２へ直接送水してスクラバー水として使用したものである。

（試験結果）
貯留槽１８のアンモニア濃度を測定した結果、３００ｍｇ／Ｌであり、実施例１における７５０ｍｇ／Ｌに比べて大幅に低減した。更に、脱臭塔１６から排出される空気のアンモニア濃度は１ｐｐｍとなり、比較例の５ｐｐｍに比べて低減することができた。これは、窒素成分を殆ど含まない処理水をスクラバー水として利用することで、脱臭塔１６から散水する水のアンモニア濃度が低くなるので、アンモニアの水への溶解効率が向上したためと考えられる。更に、貯留槽１８のスクラバー水のアンモニア濃度が３００ｍｇ／Ｌになったことで、嫌気性アンモニア酸化槽３４に流入する合流水中の亜硝酸濃度を１８０ｍｇ／Ｌに抑えることができ、嫌気性アンモニア酸化槽３４に設けられている希釈ポンプ５２を運転しなくても処理が可能となった。

本発明の空気中のアンモニア処理装置の第１の実施の形態の構成図 本発明の空気中のアンモニア処理装置の第２の実施の形態の構成図 本発明の空気中のアンモニア処理装置の第３の実施の形態の構成図 従来の空気中のアンモニアを処理するスクラバー装置の構成図

符号の説明

１０、１０' 、１０''…空気中のアンモニア処理装置、１２…スクラバー装置、１４…生物処理装置、１６…脱臭塔、１８…貯留槽、２０…スクラバーポンプ、２２…循環配管、２４…水供給配管、２６…空気導入管、２８…放出管、３０…薬液添加管、３２…亜硝酸型の硝化槽、３４…嫌気性アンモニア酸化槽、３６…原水ポンプ、３８…原水配管、４０…分配器、４２…第１の送水配管、４４…バイパス配管、４６…ブロア、４８…曝気管、５０…第２の送水配管、５２…希釈ポンプ、５３…希釈配管、５４…脱窒槽、５５…第３の送水配管、５６…第４の送水配管、５８…処理水槽、６０…処理水ポンプ、６２…処理水戻し配管、６４…排出管、６６…返送配管、６８…分流器、７０…配管、７２…切換器、７４…配管

Claims (6)

1. 空気中に含まれるアンモニアの処理方法において、
   前記空気中のアンモニアと散水管からのスクラバー水とを接触させるスクラバー装置によって前記アンモニアをスクラバー水に溶解させるスクラバー工程と、
   前記スクラバー水に溶解したアンモニアを嫌気性アンモニア酸化法により生物学的に処理する生物処理工程と、
   前記スクラバー装置に水道水をスクラバー水として供給するスクラバー水供給工程と、
   前記生物処理工程の処理水の一部を前記スクラバー装置にスクラバー水として戻す処理水戻し工程と、を備えたことを特徴とする空気中のアンモニア処理方法。
2. 前記生物処理工程で処理するスクラバー水のアンモニア濃度が３５０ｍｇ／Ｌ以下であることを特徴とする請求項１の空気中のアンモニア処理方法。
3. 前記生物処理工程の処理水を２つに分流する分流工程と、
   前記分流した２つの処理水のうち、一方の処理水を前記処理水戻し工程に流すと共に、残りの処理水を廃液として系外に排出する工程と、
   前記排出する工程に設けられ、前記廃液に含まれる硝酸を脱窒する脱窒工程と、を備えたことを特徴とする請求項１又は２の空気中のアンモニア処理方法。
4. 空気中に含まれるアンモニアの処理装置において、
   前記空気中のアンモニアと散水管からのスクラバー水とを接触させて前記アンモニアをスクラバー水に溶解させるスクラバー装置と、
   前記スクラバー水に溶解したアンモニアを嫌気性アンモニア酸化法により生物学的に処理する生物処理装置と、
   前記スクラバー装置に水道水をスクラバー水として供給するスクラバー水供給ラインと、
   前記生物処理装置の処理水の一部を前記スクラバー装置にスクラバー水として戻す処理水戻しラインと、を備えたことを特徴とする空気中のアンモニア処理装置。
5. 前記生物処理装置の処理水を２つに分流する分流器と、
   前記分流した２つの処理水のうち、一方の処理水を前記処理水戻しラインに流すと共に、残りの処理水を廃液として系外に排出するラインと、
   前記排出するラインに設けられ、前記廃液に含まれる硝酸を脱窒する脱窒槽と、を備えたことを特徴とする請求項４の空気中のアンモニア処理装置。
6. 前記生物処理装置は、
   前記アンモニアが溶解したスクラバー水を２つに分配する分配器と、
   前記分配された一方のスクラバー水中のアンモニアの略全てを亜硝酸に酸化する亜硝酸型の硝化槽と、
   前記分配された他方のスクラバー水をバイパスさせて前記亜硝酸型の硝化槽で処理された亜硝酸含有水に合流させるバイパスラインと、
   前記合流した合流水を嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する嫌気性アンモニア酸化槽と、で構成されることを特徴とする請求項４又は５の空気中のアンモニア処理装置。

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