TW202116402A - 氮回收方法、氮回收裝置、及藉其製得之製品 - Google Patents

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Abstract

本發明提供一種氮回收方法，其係利用硝化菌將含氨氣體中之氨成分分解，作為氨氣分解生成物回收含有氨之氮成分者，該氮回收方法係向保持擔載有硝化菌之硝化菌擔載體而成之微生物分解槽供給循環水，將上述硝化菌擔載體保持為濕潤狀態，於存在氧之氛圍下向該成為濕潤狀態之硝化菌擔載體流通含氨氣體，將含氨氣體中之氨成分及由硝化菌分解所得之氨氣分解生成物溶解於上述循環水中，於上述循環水中儲積氨氣分解生成物，並且繼續進行含氨氣體之分解處理，於上述循環水中之作為氨分解生成物之硝酸根離子濃度增高至5000 mg/L以上而達到特定濃度時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部。

Description

氮回收方法、氮回收裝置、及藉其製得之製品
本發明係關於一種氮回收方法、氮回收裝置、及藉其製得之製品。詳細而言，本發明係關於一種自畜產設施或堆肥舍、污水處理廠等產生之氨氣中高效率地回收氮之氮回收方法、氮回收裝置、及藉其製得之製品。
以往，於家畜農場、堆肥化設施、糞便處理設施等中，產生以氨為主體成分之惡臭，屢次發生近鄰對惡臭之抱怨之問題、或現場工作之工作人員之健康受損。因此，要求利用除臭裝置對產生之氨氣進行處理，而進行藥劑除臭、使用吸附劑之吸附除臭、利用燃燒所進行之除臭或生物除臭。但是，另一方面，存在如下情形：所使用之藥劑之處理或吸附劑之處理耗費成本，又，除臭後會排出NOx等環境負荷較高之氣體等，並非根本性之解決方案。
例如，作為由畜產設施、堆肥舍或污水處理廠等產生之含有氨之惡臭之對策，廣泛普及使用硝化菌將氨氧化為亞硝酸、進而氧化為硝酸而分解之生物除臭，但此種除臭裝置大多為了具備將裝置內殘存之亞硝酸、硝酸分解為氮氣之脫氮步驟用之部位而大型化，成本較高。又，即使將氨順利分解，能夠防止環境污染，亦無法有效利用氮。
作為使用硝化菌將由畜產設施或堆肥舍、污水處理廠等大量產生之惡臭氨氣分解為硝酸之技術，以往已知下述技術。
例如，於專利文獻1中，提出一種除臭及脫氮處理裝置，其具備：除臭槽，其將氨氣供於硝化反應及硫脫氮反應，且填充有接種了活性污泥之除臭材料；及供水槽，其對上述除臭槽供給含有硫代硫酸鈉之水。於專利文獻1所示之技術中，示出將硫脫氮反應與硝化反應組合，可去除氨，並且能夠抑制循環水中之無機態氮之儲積，而可長期進行氨氣之除臭處理。然而，於專利文獻1中，硫代硫酸與除臭槽中生成之亞硝酸及硝酸發生反應，硫代硫酸藉由氧化生成硫酸，將亞硝酸及硝酸之無機態氮以氮氣形式去除，無法實現氨性氮之回收或有效利用。
又，於專利文獻2中，提出一種填充式生物除臭塔，其係向填充有微生物之載體之填充層間歇性噴灑循環水，使藉由利用微生物所進行之氣體中氨之硝化反應生成之硝酸基及亞硝酸基與氣體中之氨基發生化學反應，將藉此生成並儲積於上述載體之硝酸銨及亞硝酸銨洗淨者，其特徵在於：於循環水中添加酸而將循環水之pH值抑制為7.5以下，並且將循環水中之氨性氮濃度控制為1000 mg-N/L以下。於專利文獻2中，為了防止隨著循環水中之氨性氮濃度之提高而利用微生物所進行之氨之硝化率降低，而於循環水中添加硫酸來抑制循環水中之氨性氮濃度，與專利文獻1同樣地無法實現氨性氮之回收或有效利用。
於專利文獻3中，提出一種含氨氣體之處理方法，其特徵在於：向收容有擔載了用於將氨進行亞硝酸化之氨氧化細菌之微生物載體之微生物載體收容槽中導入氨氣，並且對該微生物載體收容槽進行灑水，使上述氨氣溶解於噴灑之水中，藉由上述氨氧化細菌將溶解於水中之氨氧化為亞硝酸態氮，並回收噴灑之上述水作為循環水，將該循環水中之銨離子濃度調整為500 mg/L以上或/及將亞硝酸性氮濃度調整為650 mg/L以上而供於上述灑水。該方法調整循環水中之銨離子濃度或/及亞硝酸性氮濃度，使微生物載體收容槽成為適合氨氧化細菌且不適合亞硝酸氧化細菌之環境，而維持氨氧化細菌之活性並抑制亞硝酸氧化細菌之活性，從而使氨穩定地轉化為亞硝酸態氮。該方法中所獲得之亞硝酸氮於其後藉由使用厭氧性氨氧化細菌之脫氮處理而分解處理為氮氣，或者利用異養菌之脫氮菌及作為電子供體之有機物進行脫氮，或者利用胺基磺酸去除硝酸性氮，專利文獻3中所記載之方法亦與專利文獻1及2同樣地無法實現氨性氮之回收或有效利用。
於專利文獻4中，提出一種水耕栽培裝置，其特徵在於配設：吸收槽，其使栽培養液吸收將食品廢棄物厭氧分解所產生之氨；循環裝置，其使吸收了氨之栽培養液於水耕栽培之栽培養液槽中循環；及水耕栽培設備，其具有栽培養液槽；該文獻亦示出儲積於栽培養液中之氨係藉由附著於多孔質載體之硝酸菌而轉化為硝酸。然而，專利文獻4所示之水耕栽培裝置係使栽培養液直接吸收將食品廢棄物厭氧分解所產生之氨而用作液肥，雖然利用氨性氮作為肥料，但為低濃度之利用，難以稱為高效率之有效利用。
於專利文獻5中，提出向包含相當於硝化菌擔載體之硝化菌等之土壤中導入氨氣，將利用硝化菌所得之氨氣之分解生成物(硝酸鹽等)固定於土壤中。但是，於專利文獻5所示之方法中，使硝化菌存在於土壤中，藉此氨被氧化分解而成為亞硝酸或硝酸並吸附於土壤中。雖然亦揭示使用將以此方式獲得之氮以無機態固定之氨處理用土壤作為植物栽培用土壤，但如上所述，分解氨之硝化菌存在於土壤中。因此，就作為栽培用土壤利用之層面而言，硝化菌亦每次自製造系統去除而被消耗，難以稱為有效率。
進而，於專利文獻6中，提出一種含有氨性氮之液體之處理方法，其具備：部分亞硝酸化處理槽，其具備曝氣機構，將至少含有氨性氮之被處理液於氨氧化細菌之存在下進行曝氣處理；脫氮處理槽，其將經上述部分亞硝酸化處理槽處理之被處理液於厭氧性氨氧化細菌之存在下進行處理，使上述氨性氮與上述亞硝酸性氮發生反應而轉化為氮氣；無機碳成分調整槽，其根據上述被處理液之亞硝酸性氮濃度向被導入至上述脫氮處理槽之被處理液中注入無機碳成分；及pH值調整槽，其向被導入至上述脫氮處理槽之被處理液中注入含有磷之pH值調整劑；且該方法根據供於上述脫氮步驟之被處理液之亞硝酸性氮濃度向上述被處理液中注入無機碳成分，藉由含有磷之pH值調整劑調整供於上述脫氮步驟之被處理液之pH值。專利文獻6所示之技術係使將含有氨性氮之被處理液進行生物降解反應所獲得之氨性氮與亞硝酸性氮高效率地進行反應而製成氮氣之技術，無法實現回收或有效利用。 [先前技術文獻] [專利文獻]
[專利文獻1]日本專利特開2018-130705號公報 [專利文獻2]日本專利特開平7-024247號公報 [專利文獻3]日本專利特開2005-161258號公報 [專利文獻4]日本專利特開2011-240254號公報 [專利文獻5]日本專利特開2000-000600號公報 [專利文獻6]日本專利第5742195號公報
[發明所欲解決之問題]
如上所述，先前雖提出若干個將氨氣分解而除臭之方法、或者製成氮進行無害化之方法，但並未確立以高濃度回收將氨分解所獲得之氨分解成分並高效率地有效利用之方法。
因此，本發明之課題在於提供一種解決如上所述之課題之新穎之氮回收方法、氮回收裝置、及藉其製得之液肥等製品。又，本發明之課題在於提供一種自畜產設施或堆肥舍、污水處理廠等產生之氨氣中高效率地回收氮成分之氮回收方法、氮回收裝置及藉其製得之液肥等製品。 [解決問題之技術手段]
本發明者等人為了解決上述課題而進行了銳意討論、研究，結果發現，於利用硝化菌將氨氣分解而回收氨氣之氮成分之步驟中，藉由滿足特定之條件，而可繼續進行氨氣之利用硝化菌所進行之分解，並且於在系內循環之循環水中以硝酸之形式高濃度地儲積氮成分，可自氨氣中高效率地回收氮成分，從而完成了本發明。
即，解決上述課題之本發明係一種氮回收方法，其特徵在於：其係利用硝化菌將含氨氣體中之氨成分分解，作為氨氣分解生成物回收含有氨之氮成分者，該氮回收方法係向保持擔載有硝化菌之硝化菌擔載體而成之微生物分解槽供給循環水，將上述硝化菌擔載體保持為濕潤狀態，於存在氧之氛圍下向該成為濕潤狀態之硝化菌擔載體流通含氨氣體，將含氨氣體中之氨成分及由硝化菌分解所得之氨氣分解生成物溶解於上述循環水中，於上述循環水中儲積氨氣分解生成物，並且繼續進行含氨氣體之分解處理，於上述循環水中之作為氨分解生成物之硝酸根離子濃度增高至5000 mg/L以上而達到特定濃度時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部。
於本發明之氮回收方法之一實施形態中，示出硝化菌擔載體為無機多孔質體及/或無機纖維質體、例如發泡玻璃。但即使為有機物，只要為不因腐敗而產生臭味之塑膠或橡膠、樹脂等有機物之多孔質體或纖維體，則亦可使用。
於本發明之氮回收方法之另一實施形態中，示出將微生物分解槽中之硝化菌擔載體之含水率設為5～90%。
於本發明之氮回收方法之又一實施形態中，示出向微生物分解槽供給之循環水中硝化菌擔載體每1 L填充體積之水量為50～50000 mL/小時。此處，所謂「硝化菌擔載體每1 L填充體積」，係以體積表示於容積1 L之容器中填充硝化菌擔載體直至平滿時之硝化菌擔載體之量。
於本發明之氮回收方法之進而另一實施形態中，示出對循環水進行通氣，將每1 L循環水之通氣量設為0.5～10 L/分鐘。
於本發明之氮回收方法之進而另一實施形態中，示出將循環水之pH值維持於5.0～9.0之範圍內，將溫度維持於10～60℃之範圍內。
於本發明之氮回收方法之一實施形態中，示出擔載於硝化菌擔載體之硝化菌包含氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)。
於本發明之氮回收方法之一實施形態中，示出於上述循環水中之作為氨分解生成物之硝酸根離子濃度增高至5000 mg/L以上而達到特定濃度時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部之後，向系內供給新的循環水，重新開始含氨氣體之分解處理。
於本發明之氮回收方法之一實施形態中，示出上述氮回收方法於上述循環水中之硝酸根離子濃度自開始通入上述含氨氣體之時點之濃度增加5000 mg/L以上時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部。
於本發明之氮回收方法之一實施形態中，示出上述含氨氣體源自糞尿處理或者污水處理設施。
又，解決上述課題之本發明係藉由一種氮回收裝置達成，該氮回收裝置係利用硝化菌將含氨氣體中之氨成分分解，作為氨氣分解生成物回收含有氨之氮成分者，且具備： (A)微生物分解槽，其具有擔載有硝化菌之硝化菌擔載體，於存在氧之氛圍下分解上述含氨氣體； (B)含氨氣體供給機構，其對上述微生物分解槽供給上述含氨氣體； (C)供水機構，其對上述微生物分解槽供給水； (D)排水管線，其將包含上述微生物分解槽中生成之上述氨氣分解生成物之水自微生物分解槽導出； (E)貯存槽，其暫時性貯存自上述排水管線排出之包含上述氨氣分解生成物之水； (F)再處理管線，其連接上述貯存槽與上述微生物分解槽，自上述貯存槽將包含上述氨氣分解生成物之水輸送至上述微生物分解槽； (G)循環機構，其使包含上述氨氣分解生成物之上述水於上述微生物分解槽、上述排水管線、上述貯存槽、及上述再處理管線之間循環；及 (H)回收機構，其自上述貯存槽回收成為特定之硝酸根離子濃度之包含上述氨氣分解生成物之水(循環水)之一部分或全部。
於本發明之氮回收裝置之一實施形態中，示出硝化菌擔載體為無機多孔質體及/或無機纖維質體、例如發泡玻璃。但即使為有機物，只要為不因腐敗而產生臭味之塑膠或橡膠、樹脂等有機物之多孔質體或纖維體，則亦可使用。
於本發明之氮回收裝置之一實施形態中，示出上述微生物分解槽係具有縱長形狀且自下部側供給含氨氣體、自上部側供給水之對流接觸式者。
於本發明之氮回收裝置之一實施形態中，示出硝化菌包含氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)。
又，解決上述課題之本發明亦可藉由使用包含利用上述氮回收方法回收之氨氣分解生成物之水而成之液肥、或自其中提取氮成分所製造之固體肥料等製品(例如，將循環水中之硝酸結晶化而回收)達成。 [發明之效果]
根據本發明，可自畜產設施或堆肥舍、污水處理廠等產生之氨氣中高效率地回收氮成分，且將所回收之氮以硝酸根離子之形式高濃度地保持於水中，因此可直接作為肥料有效利用。
以下，基於實施形態對本發明進行詳細說明。
＜氮回收裝置＞ 圖1係模式性表示本發明之氮回收裝置之一實施態樣之構成的圖。 於圖1所示之本發明之一實施形態之氮回收裝置中，具備氨氣源槽10、及作為用於將氨氣源槽10中產生之含氨氣體分解之反應場之微生物分解槽20。又，具有自微生物分解槽20之上部側供給水之供水管線30、將通過微生物分解槽20之內部之水自微生物分解槽20之底部側導出之排水管線40、暫時性貯存自上述排水管線40排出之水之貯存槽50、及連接該貯存槽50與上述微生物分解槽20之上部側且將上述貯存槽50中貯存之水再次輸送至上述微生物分解槽之再處理管線70。並且，於貯存槽50內配置有循環泵(例如揚水泵)60作為用於使上述水於上述微生物分解槽20、上述排水管線40、上述貯存槽50、及上述再處理管線70之間循環之循環機構。又，於貯存槽50中設有具有可開閉之閥之硝酸水溶液回收管線80作為於貯存槽50內之水成為特定之硝酸根離子濃度之情形時自貯存槽50回收水之回收機構。進而於貯存槽50內配置有用於測定貯存槽內之水之pH值的pH值感測器91，並將其電性連接於槽外之pH值控制器90。pH值控制器90設為如下構成：可藉由切換開關(未圖示)控制鹼液槽101及酸液槽102之任一者之噴出泵(未圖示)之作動，於pH值感測器91中所測得之pH值偏離特定之pH值之情形時，自鹼液槽101或酸液槽102通過pH值調整劑供給管線100，向貯存槽50送入鹼液或酸液，而將水之pH值自動調整為上述特定之pH值。以下，對各構成要素進一步進行詳細說明。
(含氨氣體供給機構) 上述氨氣源槽10於本發明之氮回收裝置中並非必需之構成，作為對上述微生物分解槽20供給含氨氣體之含氨氣體供給機構之一部分，只要為產生含氨氣體者，則無特別限定。
例如，氨氣源槽10可設為如下構成：對於在家畜糞尿之堆肥化處理過程等家畜排泄物處理過程中固液分離之污水或進而將其有機分解所獲得之氨性氮濃度較高之廢水，藉由氨汽提法使其產生含氨氣體。又，廢液之種類無需限定於畜產廢液，例如，可設為藉由氨汽提法使自食品工廠排出之廢液中所包含或者處理過程中產生之銨離子產生之構成。
再者，於本發明之氮回收裝置中，作為含氨氣體供給機構，並不僅限定於如上所述之具有氨氣源槽10之實施形態。例如，作為含氨氣體，一般有臭味，可包含各種設施例如如上所述之家畜糞尿之堆肥化處理中之臭氣、畜產業中之臭氣、堆肥化、廢水處理中之臭氣、產業廢棄物處理過程中之臭氣等、或者各種生產步驟中之排氣等，含氨氣體供給機構可設為將該等含氨氣體自其產生源直接供給或者自暫時捕捉回收所得者間接供給者。
又，於該等含氨氣體中，除氨以外，亦可包含硫化氫、硫醇類、胺類、醛類、脂肪酸類、芳香族類等。雖不特別限定，但作為本發明中自含氨氣體供給機構供給之含氨氣體中之氨總量之上限，例如，相對於硝化菌擔載體填充體積1 L而設為每天2000 mg以下、1800 mg以下、1600 mg以下、1400 mg以下、1200 mg以下、1000 mg以下、800 mg以下、700 mg以下、600 mg以下、500 mg以下左右。又，下限並無特別限定，但若氨氣之供給長期完全停止，則有硝化菌之活性降低之虞，因此較佳為10 mg以上，更佳為50 mg以上，進而較佳為100 mg以上。但氨氣之供給即使暫時停止數天至2週左右之時間，只要此後重新開始亦無較大問題。又，於循環水中殘留銨離子之情形時，停止氨氣之供給亦不成問題。
於圖1所示之本發明之一實施形態之氮回收裝置中，自氨氣源槽10送出之含氨氣體經由氨氣源槽10至微生物分解槽20之下端附近部之含氨氣體供給管線11，被吸氣泵12送向微生物分解槽20。
(微生物分解槽) 於作為用於分解含氨氣體之反應場之微生物分解槽20中，以能夠保持充分之水分及硝化菌並且能夠獲得充分之氣體接觸效率之方式填充有硝化菌擔載體21，於該硝化菌擔載體21擔載有硝化菌。
再者，於圖1所示之本發明之一實施形態之氮回收裝置中，設為如下構成：於該微生物分解槽20之底部附近以遮住微生物分解槽20之底部開口部剖面之方式配置有通氣性(且通液性)之擔載體把持板(未圖示)，於該擔載體把持板上堆積硝化菌擔載體21，藉此可於微生物分解槽20中填充硝化菌擔載體21。
又，於圖1所示之本發明之一實施形態之氮回收裝置中，該微生物分解槽20之上部至少其一部分開口。並且，設為如下構成：如下文詳述般，自該微生物分解槽20之上部側，於存在氧之氛圍下即大氣中將水(循環水)從灑水器31供至微生物分解槽20內。再者，於本發明之氮回收方法及裝置中，通常於大氣中等存在氧之氛圍下進行微生物分解。因此，無需另外設置氧供給步驟或氧共有裝置等，但亦可根據所需包括此種步驟、裝置。
因此，如上所述般自含氨氣體供給管線11供給之含氨氣體自微生物分解槽20之底部開口部側流入微生物分解槽20內部，朝向上方通過微生物分解槽20內，並且與處於保持所供給之水之狀態的上述硝化菌擔載體21接觸，含氨氣體中之氨成分溶解於硝化菌擔載體21所保持之水中，其後，經脫氨化之氣體自微生物分解槽20之上部開口排出系統外。
另一方面，如下文詳述般，溶解於硝化菌擔載體21所保持之水中之氨被硝化菌擔載體21上之2種以上之硝化菌分解，因分解而產生之氨氣分解生成物後續由供給於微生物分解槽20內之水(循環水)沖洗，含有氨氣分解生成物之水(循環水)自微生物分解槽20之底部開口部導出，經由排水管線40送向循環水貯存槽50。
雖無特別限定，但就進行含氨氣體與配置於其內部之硝化菌擔載體21之均勻且高效率之接觸之層面而言，微生物分解槽20較理想為如下對流接觸式者：具有縱長形狀，更具體而言，具有垂直上下方向之尺寸大於水平方向之尺寸之形狀，自下部側供給含氨氣體，自上部側供給水。
(硝化菌擔載體) 作為填充於微生物分解槽20中之硝化菌擔載體21，該硝化菌擔載體能夠保持之水(吸水量)越多，則能夠吸收之氨氣之量越增加，另一方面，若水過多，則硝化反應所需之氧之供給變得不充分，導致硝化反應速度降低。又，於氧供給不充分之厭氧條件下，發生硝酸變化為氮氣之脫氮反應。其結果為，硝酸之回收率下降，因此硝化菌擔載體較佳為能夠保持適度之水分平衡之材質。又，例如稻殼、或木屑等有機材料因其腐敗而產生之有機成分促進脫氮，故於至少獲得長期穩定之特性之層面而言並不太理想。因此，較佳為可保持適度之水分保持力及通氣性之無機材料，具體而言，可列舉無機多孔質體及/或無機纖維質體，例如發泡玻璃、岩絨、玻璃棉、波來鐵、浮石、大谷石等。但即使為有機物，只要為不因腐敗產生臭味之塑膠或橡膠、樹脂等有機物之多孔質體或纖維體，則亦可使用。其中，尤佳為發泡玻璃。
於本說明書中，所謂「發泡玻璃」，指玻璃中含有發泡材且藉由加熱而發泡之多孔狀之塊狀玻璃。發泡玻璃之材質並無特別限定，可包含鈉鈣玻璃、硼酸鹽玻璃、磷酸鹽玻璃等或者例如以廢玻璃作為原料之該等之混合玻璃等。其中，較佳為包含鈉鈣玻璃之發泡玻璃。
就保持適度之水分保持力及通氣性之層面而言，發泡玻璃之細孔容積較佳為0.6 cm3 /g以上，更佳為0.8 cm3 /g以上，進而較佳為1.0 cm3 /g以上，進而更佳為1.2 cm3 /g以上，尤佳為1.4 cm3 /g以上，最佳為1.6 cm3 /g以上。另一方面，若細孔容積過大，則發泡玻璃所具有之空隙之比率變大，有耐久性降低之虞，因此上限例如可設為4.0 cm3 /g以下(3.5 cm3 /g以下、3.0 cm3 /g以下、2.5 cm3 /g以下)。此處，細孔容積藉由水銀壓入法測定。
由於發泡玻璃之比表面積越大，則能夠擔載之硝化菌越多，故而比表面積較理想為3.0 m2 /g以上，更佳為4.0 m2 /g以上，進而較理想為5.0 m2 /g以上，進而更佳為10 m2 /g以上，尤佳為20 m2 /g以上，最佳為40 m2 /g以上。另一方面，上限並無特別限制，可設為150 m2 /g以下(100 m2 /g以下、80 m2 /g以下、60 m2 /g以下)。此處，比表面積藉由水銀壓入法測定。
關於發泡玻璃含水率，為了於微生物分解槽中保持能夠吸收氨成分之水量，每1 L填充體積之含水量較佳為5%以上，較理想為7%以上、尤其是10%以上，更佳為20%以上，進而較佳為25%以上，尤佳為30%以上。根據所需，可設為40%以上，例如50%以上或60%以上。另一方面，為了充分供給硝化所需之氧，上限可設為90%以下，更佳為設為80%以下，進而較佳為設為70%以下。此處，硝化菌擔載體之含水率u(%)藉由以下方法測定。
首先，於100 mL容器中以平滿狀態測取硝化菌擔載體(例如發泡玻璃)，將所測取之硝化菌擔載體於能夠完全浸漬之量(例如1 L)之水中浸漬一晚以上，使硝化菌擔載體充分吸收水。並且，於將硝化菌擔載體吸水前之乾燥重量(g)設為W1、將硝化菌擔載體吸水後之重量(g)設為W2時，(W2－W1)為硝化菌擔載體所吸收之水之重量(g)，若將水1 g換算為1 mL，則含水率u(體積%)藉由以下之式算出。 u(%)＝{硝化菌擔載體所吸收之水之體積(mL)/測取硝化菌擔載體之容器之體積(mL)}×100 ＝{(W2－W1)/100}×100 例如，於硝化菌擔載體吸水前之乾燥重量W1為10 g，硝化菌擔載體吸水後之重量W2為25 g之情形時，硝化菌擔載體所吸收之水之重量為(25－10＝)15 g，換算為體積則為15 mL，因此含水率u(%)為(15/100)×100，故為15%。
如上所述，作為硝化菌擔載體，較佳為發泡玻璃等多孔質體或岩絨等纖維質體，其形狀或尺寸並無特別限制。例如可使用大致球狀、大致紡錘形、或大致立方體形狀之多孔質體，或者隨機形狀、即不均勻之無定形之多孔質體，又，亦可使用纖維徑為0.1 μm～10 μm、尤其為3 μm～8 μm之纖維質體。此處，為了均勻填充於微生物分解槽20內，多孔質體之形狀較佳為大致球狀或大致紡錘形等、或者近似於該等之形狀，其粒徑(短徑)較佳為超過1 mm且為50 mm以下、更佳為超過3 mm且為20 mm以下、尤佳為超過3 mm且為10 mm以下之範圍。若硝化菌擔載體(例如發泡玻璃)之粒徑大於50 mm，則有難以均勻填充於微生物分解槽20內之虞，又，由於粒子間間隙變大，故而有自上方供給之循環水易於簡單地通過硝化菌擔載體之粒子間，而與硝化菌擔載體所擔載之硝化菌之接觸率(或接觸時間)降低之傾向。另一方面，若硝化菌擔載體之粒徑小於1 mm，則有填充於微生物分解槽20內時，填充於微生物分解槽20內之硝化菌擔載體之粒子間間隙不足，而難以確保充分之通氣性及通液性之虞，又，亦有難以於所填充之整個硝化菌擔載體層均勻地發生氨氣之分解反應之虞。此外，亦有粒徑小於1 mm之硝化菌擔載體與流通液體一起流出至微生物分解槽20外而導致裝置故障之虞。
此處，多孔質體之粒徑例如可藉由雷射繞射法或相位都卜勒法等公知之方法進行測量。然而，就實用性觀點而言，較佳為藉由JIS Z 8815-1994[篩分試驗方法通則]等規定之篩分將多孔質體分級而使用。例如，可使用藉由上述JIS法分級為超過1 mm且為1.4 mm以下、超過1.4 mm且為2 mm以下、超過2 mm且為2.8 mm以下、超過2.8 mm且為4 mm以下、超過4 mm且為5.6 mm以下、超過5.6 mm且為8 mm以下、超過8 mm且為11.2 mm以下、超過11.2 mm且為16 mm以下、或超過16 mm且為22.4 mm以下等者，或者可使用分級為超過1 mm且為2 mm以下或超過3 mm且為20 mm以下等所需之範圍內者。再者，本發明中所謂「粒徑超過X mm且為Y mm以下」，具體而言，意指粒子硝化菌擔載體(粒子)可穿過篩子之網眼為Y mm之篩子且無法穿過網眼為X mm之篩子之粒子之粒徑範圍。
於本說明書中，所謂「岩絨」，指例如藉由將玄武岩等天然岩石或高爐渣於高溫下熔融並進行纖維化所生成之人造礦物纖維。
又，硝化菌擔載體21為了使含氨氣體均勻地遍及擔載體填充層內，於設為硝化菌擔載體21之填充體積1 L時之填充高度較佳為10 cm以上，更佳為20 cm以上，進而較佳為30 cm以上，進而更佳為40 cm以上，尤佳為50 cm以上。另一方面，填充高度越高，為了使含氨氣體通過填充有硝化菌擔載體21之微生物分解槽20，則需要以越高壓力輸送上述氣體，因此就獲得良好之反應效率之層面而言，較理想為以使上限成為200 cm以下、較佳為150 cm以下、更佳為100 cm以下之方式填充於微生物分解槽20內。此處，所謂「硝化菌擔載體之填充體積1 L」，係以體積表示於容積1 L之容器填充硝化菌擔載體直至平滿時之硝化菌擔載體之量。
(硝化菌) 此外，於硝化菌擔載體21擔載有硝化菌。作為硝化菌，設為於含氨氣體之分解處理時至少包含氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)者。
就於硝化菌擔載體21擔載硝化菌之層面而言，例如，可使用活性污泥、例如於養豬廢水處理設施中藉由活性污泥法進行處理之源自養豬廢水之活性污泥等作為種菌。作為活性污泥，只要如上所述般包含AOB及NOB，則並無特別限定，例如於進行上述種菌之宏基因組解析時，只要種菌中AOB相對於所有微生物之存在比率(以下，有時簡單記載為AOB存在比率)為0.5%以上、較佳為1.0%以上、更佳為2.0%以上、進而較佳為4.0%以上、尤佳為8.0%以上，則可相對較快地建立硝化菌群。又，只要NOB之存在比率(以下，有時簡單記載為「NOB存在比率」)較佳為0.1%以上、更佳為0.2%以上、進而較佳為0.4%以上、尤佳為1.0%以上，則可使硝化速度更高。AOB及NOB之存在比率之上限亦無特別限制，兩者可各存在50%，亦可各存在30%左右。兩者之比率較佳為AOB較多，更佳為AOB：NOB之比率為2：1～30：1，尤其為3：1～20：1左右於促進硝化之方面較為有利。再者，此處表示AOB及NOB之存在比率之「%」為「相對於擔載體中所存在之全部微生物數之相對%」。又，可於擔載硝化菌之前對活性污泥實施預培養處理。尤其是於將採集後之污泥冷藏保存之情形時等，可藉由預培養恢復菌之狀態。
例如，可將養豬廢水處理設施之活性污泥於硝化菌培養基(JuhlerS., Revsbech N.P., Schramm A., Herrmann M., Ottosen L.D.M. and Nielsen L.P. (2009)Distribution and rate of microbial processes in anammonia-loaded air filter biofilm. Appl. Environ. Microbiol. 75: 3705-3713.或Kruemmeland Heinz (1982)Effect of organic matter on growth and cell yield of ammonia-oxidizing bacteria. Arch. Microbiol.133: 50-54等)中，於15～40℃、尤其是20～35℃下好氧培養1天～數週，使用所獲得之培養物作為活性污泥。
活性污泥添加量根據上述AOB存在比率發生變動，但相對於硝化菌擔載體21之填充體積，例如以如5體積%、10體積%、20體積%、30體積%、50體積%、70體積%、100體積%、150體積%、200體積%、300體積%、400體積%、500體積%之5～500體積%之比率進行接種。再者，擔載於硝化菌擔載體21之硝化菌係因流通含氨氣體引起氨分解反應而發生菌體之增減者，因此作為起初之種菌之接種量並非那麼重要之參數。
作為氨氧化細菌群(AOB)，並無特別限定，例如可列舉屬於亞硝化單胞菌(Nitrosomonadaceae)科或亞硝化單胞菌(Nitrosomonas)屬、亞硝化球菌(Nitrosococcus)屬、亞硝化螺菌(Nitrosospira)屬、亞硝化葉菌(Nitrosolobus)屬、短芽孢桿菌(Brevibacillus)屬、及黃單胞菌(Xanthomonas)屬之細菌。
更具體而言，例如可分別非限定性例示：作為亞硝化單胞菌(Nitrosomonas)屬之歐洲亞硝化單胞菌(Nitrosomonas europaea)、海洋亞硝化單胞菌(Nitorosomonasu marina)、紅假亞硝化單胞菌(Nitrosomonas oligotropha)、普通亞硝化單胞菌(Nitrosomonas communis)等；作為亞硝化球菌(Nitrosococcus)屬之活動亞硝化球菌(Nitrosococcus mobilis)等；作為亞硝化螺菌(Nitrosospira)屬之多型亞硝化螺菌(Nitrosospira multiformis)、纖細亞硝化螺菌(Nitrosospira tenuis)等；作為亞硝化葉菌(Nitrosolobus)屬之多型亞硝化葉菌(Nitrosolobus multiformis)等。
作為亞硝酸氧化細菌群(NOB)，並無特別限定，例如可列舉屬於硝化球菌(Nitrococaceae)科或硝化球菌(Nitrococcus)屬、硝化桿菌(Nitrobacter)屬、及硝化螺菌(Nitrospira)屬之細菌。
更具體而言，例如可分別非限定性例示：作為硝化球菌(Nitrococcus)屬之活動硝化球菌(Nitrococcus mobilis)等；作為硝化桿菌(Nitrobacter)屬之維氏硝化桿菌(Nitrobacter winogradskyi)、鹼硝化桿菌(Nitrobacter alkalicus)、烏氏硝化桿菌(Nitrobacter vulgaris)、漢堡硝化桿菌(Nitrobacter hamburgensis)等；作為硝化螺菌(Nitrospira)屬之海洋硝化螺菌(Nitrospira marina)、莫斯科硝化螺菌(Nitrospira moscoviensis)等。
氨氣源槽10中產生之含氨氣體流向微生物分解槽20內，於含有氧之氛圍下，若與處於保水狀態之上述硝化菌擔載體21接觸，則於硝化菌擔載體21中氨氧化細菌群(AOB)增殖。藉由氨氧化細菌群(AOB)，溶解於水中之銨離子(NH4 + )於好氧條件下如以下所示之化學反應式(1)般被氧化為亞硝酸根離子(NO2 - )。 NH4 + ＋1.5O2 → NO2 - ＋2H+ ＋H2 O           (1)
並且，若水中之亞硝酸根離子(NO2 - )增加，則亞硝酸氧化細菌群(NOB)增殖，藉由處於含有氧之氛圍下之亞硝酸氧化細菌群(NOB)，亞硝酸根離子(NO2 - )如以下所示之化學反應式(2)般被氧化為硝酸根離子(NO3 - )。 NO2 - ＋0.5O2 → NO3 - (2)
綜合上述化學反應式(1)及(2)，成為 NH4 + ＋2O2 → NO3 - ＋2H+ ＋H2 O。
再者，於利用氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)所進行之如上所述之硝化反應中，一般而言，利用氨之氧化之亞硝酸根離子之生成為決定反應速度之限速階段，認為亞硝酸根離子向硝酸根離子之反應迅速進行。然而，於本發明之氮回收裝置及氮回收方法中，如先前所言般利用氨之氧化之亞硝酸根離子之生成反應並不特別限速，若氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)之兩者以固定之比率存在於硝化菌擔載體上，則氨迅速分解為亞硝酸根離子，亞硝酸迅速分解為硝酸根離子，氨與亞硝酸根離子殘留於水中之比率減小，可提高硝酸根離子之比率。
於本發明之氮回收裝置中，以上述方式由擔載於硝化菌擔載體21之硝化菌分解所得之氨氣分解生成物即硝酸根離子與未反應之銨離子及亞硝酸根離子一起於微生物分解槽20中溶解於水，後續由供給於微生物分解槽20內之水沖洗，自微生物分解槽20之底部開口部導出，經由排水管線40，送向循環水貯存槽50。暫時性儲存於循環水貯存槽50之包含氨氣分解生成物之水如上所述般，藉由循環泵60通過再處理管線70而再次以循環水之形式供給於微生物分解槽20內。因此，若使本發明之氮回收裝置運轉，自氨氣源槽10持續輸送含氨氣體而繼續進行反應，則循環水中之硝酸根離子(及亞硝酸根離子)濃度當然經時性上升。
一般而言，已知此種硝酸根離子、亞硝酸根離子之上升引起硝化菌、尤其是氨氧化細菌群(AOB)之活性降低，引起氨氧化細菌群之減少，最終導致氨之分解反應降低。
詳細之作用機理尚未充分明瞭，但可知於本發明之氮回收裝置之構成中，令人驚訝的是，即使長時間運轉裝置，循環水中之硝酸根離子濃度變得相對較高，微生物分解槽20內之新的銨離子之氧化反應亦充分進行。可知水中之硝酸根離子濃度例如即使達到5000 mg/L以上、較佳為達到5000 mg/L～200000 mg/L，亦存在固定比率之AOB與NOB，氨成分亦進行分解。就該方面而言，認為隨著反應進行，具有硝酸耐性之類型之AOB及NOB增殖而維持銨離子向硝酸之分解。
再者，此種特徵即使改變起初撒種於硝化菌擔載體21作為種菌之硝化菌或活性污泥，亦同樣會被觀察到，因此認為係本發明之氮回收裝置之構成或本發明之氮回收方法之步驟所固有者。
又，於本發明中，硝化菌擔載體21中之氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)之分佈狀態亦無特別限定，AOB及NOB於硝化菌擔載體21之整體中，可為大致均等混合存在之狀態，或者亦可為AOB及NOB分別分開存在於硝化菌擔載體21之特定部位之狀態。再者，作為較佳之一個分佈狀態，可列舉如下分佈狀態：於硝化菌擔載體21中，AOB偏靠於微生物分解槽20之下方側、即含氨氣體流入微生物分解槽20之側之位置，而NOB與其相比偏靠於上方側。若為此種分佈狀態，則氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)之各者於微生物分解槽20中之反應可更高效率地進行。若使本發明之氮回收裝置運轉，經過某種程度之時間，AOB及NOB於硝化菌擔載體21增殖，則此種氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)之分佈狀態可相對普通地形成。
(排水管線、循環水貯存槽) 作為上述排水管線40之構成，並無特別限定，只要為能夠確實地將自微生物分解槽20之底部流出之包含氨分解生成物之水(循環水)導向循環水貯存槽50者，則其形狀、管路長度等可為任一者。又，作為循環水貯存槽50之構成，只要為可相對於微生物分解槽20(硝化菌擔載體21)之容積貯存特定之循環水量者，則其形狀、配置位置等其以外之方面亦無特別限定。再者，利用氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)所進行之如上所述之硝化反應於好氧條件下進行，又，於厭氧性條件下，若存在脫氮菌，則可能會因脫氮反應而將水中所捕捉之氮成分釋出至大氣中，因此較理想為設為如於排水管線40、循環水貯存槽50等中循環水之流路亦可儘可能地曝氣般之構成。 再者，雖無特別限定，但較理想為循環水貯存槽50例如具備冷卻機及加熱器等水溫調整機構，將循環水溫度調整為適合硝化菌之活動之溫度範圍，具體而言，例如較佳為調整為10～60℃之範圍，進而較佳為調整為15～50℃，尤佳為調整為20～40℃。再者，氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)進而因該等各自之細菌種類而最適合活動之溫度範圍於某種程度上不同，因此亦可藉由更精細地進行溫度調節，而對利用氨氧化細菌群(AOB)所進行之銨離子之氧化反應與利用亞硝酸氧化細菌群(NOB)所進行之亞硝酸根離子之氧化反應之間之反應進行程度進行調整。
(供水機構) 於圖1所示之本發明之一實施形態之氮回收裝置中，於起初向氮回收裝置供給新鮮之水方面具有供水管線30，該供水管線30具有可開閉之閥，且連接於再處理管線70之中途，但作為本發明之氮回收裝置中對微生物分解槽20供給水之供水機構，只要為起初可對氮回收裝置供給新鮮之水，其後可切換為循環水者，則並不受如圖1所示之供水管線之構成任何限定，除此以外，例如亦可設為如可僅向循環水貯存槽50供給新鮮之水之構成，或者可設為如獨立於再處理管線70而可自微生物分解槽20之上部側供給水之構成等任意構成。又，於本發明之一實施形態之氮回收裝置中，設有與如上所述之供水管線30及再處理管線70連接且自微生物分解槽20之上部側向分解槽20噴灑水(循環水)之灑水器31，但只要為可對微生物分解槽20中之硝化菌擔載體21整體大致均等地噴灑水(循環水)者，則其構成並無特別限定。又，亦可不特別地設置該灑水器31自身。
(再處理管線、循環機構) 於本發明之氮回收裝置中，用於使來自循環水貯存槽50之循環水向微生物分解槽20循環供給之再處理管線70及作為循環機構之循環泵60之構成亦不特別地限定於如圖1之實施形態中所示之構成，只要可實現水之循環，則可設為任意之構成。
再者，可向填充於微生物分解槽20之硝化菌擔載體21連續供給循環水，但較佳為設為間歇性供給之形態。即，原因在於若連續供給，則雖然亦取決於其供給量，但有作為反應場之硝化菌擔載體21之表面成為經常被水覆蓋之狀態而氧供給變得不充分且硝化反應速度降低之虞，又，有成為厭氧條件下而發生脫氮反應之虞。
(硝酸水溶液回收管線) 於圖1所示之本發明之一實施形態之氮回收裝置中，設有具有可開閉之閥之硝酸水溶液回收管線80作為於貯存槽50內之水成為特定之硝酸根離子濃度之情形時自貯存槽50回收水之回收機構，但作為該回收機構之構成，只要於進行氮回收裝置中之反應時以維持水之循環之方式封閉，於水成為特定之硝酸根離子濃度之情形時能夠自水之循環管線回收循環水之一部分或全部者，則亦無特別限定，不論配置於何種位置、且不論利用何種機構進行均可。又，於檢測到水達到特定之硝酸根離子濃度時，可自動作動而回收水，亦可手動作動。
(pH值調整機構) 於圖1所示之本發明之一實施形態之氮回收裝置中，如上所述般，設有調整循環水之pH值之pH值調整機構，其係包括pH值感測器91、pH值控制器90、鹼液槽101、酸液槽102、及pH值調整劑供給管線100而成，但於本發明之氮回收裝置中，雖然較佳為設置此種pH值調整機構，但並非必需之構成要件，又，作為pH值調整機構之構成，不受圖1所示之實施形態者任何限定，可使用公知之各種態樣。例如，於圖1所示之pH值調整機構中，可添加鹼及酸之任一者，而不論於pH值傾向於酸性之情形抑或傾向於鹼性之情形時均可進行調整，但亦可設為可僅添加鹼之構成。即，其原因在於，一般而言，藉由溶解有銨離子之水被氨氧化細菌群(AOB)氧化，而水之pH值大體上降低之傾向較高，因pH值之降低導致氨氧化受到抑制，因此即使為可僅添加鹼之形態，亦大致可應對水之pH值調整。再者，作為所使用之鹼及酸，並無特別限定，作為鹼，例如可使用氫氧化鈉、氫氧化鉀等鹼金屬氫氧化物或氫氧化鈣、氫氧化鎂等鹼土金屬氫氧化物、包含上述任一者之熟石灰等或超鹼性水等，又，作為酸，可使用鹽酸、硫酸、硝酸、磷酸等。
＜氮回收方法＞ 本發明之氮回收方法之特徵在於：其係使用具有如上所述之構成之氮回收裝置，利用硝化菌將含氨氣體中之氨成分分解，作為氨氣分解生成物回收含有氨之氮成分之氮回收方法，該氮回收方法係向保持擔載有硝化菌之硝化菌擔載體21而成之微生物分解槽20供給循環水，將上述硝化菌擔載體21保持為濕潤狀態，於存在氧之氛圍下向該成為濕潤狀態之硝化菌擔載體21流通含氨氣體，將含氨氣體中之氨成分及由硝化菌分解所得之氨氣分解生成物溶解於上述循環水中，於上述循環水中儲積氨氣分解生成物，並且繼續進行含氨氣體之分解處理，於上述循環水中之作為氨分解生成物之硝酸根離子濃度增高至5000 mg/L以上而達到特定濃度時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部。
藉由使用具有如上所述之構成之氮回收裝置，即使循環水中之硝酸根離子濃度變高，即硝酸根離子濃度成為5000 mg/L以上、更佳為成為30000 mg/L以上、進而較佳為成為60000 mg/L以上，於至少存在氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)之條件下亦能夠高效率地維持利用硝化菌所進行之含氨氣體之分解反應，於硝酸根離子濃度增高至5000 mg/L以上，例如達到10000 mg/L以上、15000 mg/L以上、20000 mg/L以上、或25000 mg/L以上之特定濃度時，可回收循環水。尤其是藉由硝酸根離子濃度成為5000 mg/L～200000 mg/L、更佳為成為30000 mg/L～150000 mg/L、進而較佳為成為60000 mg/L～100000 mg/L而回收上述循環水，例如可獲得如能夠有效用作液肥之高濃度硝酸水溶液，以氮原子之質量基準計，可回收所投入之含氨氣體所含有之氮中之30%以上、較佳為40%以上、更佳為50%以上、進而較佳為60%以上、進而更佳為70%以上、尤佳為80%以上作為硝酸根離子中所含之氮。
再者，於本發明之氮回收方法中，即使於如上所述般回收高濃度地包含硝酸根離子之循環水之後，擔載於上述硝化菌擔載體21之硝化菌亦可有效地發揮作用，因此若向系內供給新的循環水，流通含氨氣體而重新開始分解處理，則與上一次處理同樣高效率地進行含氨氣體之分解反應，因此可不更換硝化菌擔載體21或其上所擔載之硝化菌，而重複進行自含氨氣體之氮回收操作。作為新的循環水，可為水或者含有硝化菌之活性污泥等。又，由於急遽改變包含循環水之環境條件亦有可能會降低硝化菌之活性，故而同時回收及更換之循環水較佳為未達總循環水量之100%，更佳為90%以下，進而較佳為80%以下，進而更佳為70%以下，最佳為60%以下，另一方面，就使回收及更換有效之層面而言，較理想為設為總循環水量之至少20%以上，更佳為30%以上，進而較佳為40%以上，最佳為50%以上。但是，同時回收及更換之循環水亦可為總循環水量之100%。
根據本發明，即使如上所述般硝酸根離子濃度成為5000 mg/L以上、進而成為60000 mg/L以上，亦能夠高效率地維持利用硝化菌所進行之含氨氣體之分解反應。因此，即使於僅回收、更換一部分循環水，於更換後之循環水之硝酸根離子濃度例如為3000 mg/L以上、進而為10000 mg/L以上之條件下投入含氨氣體，亦能夠高效率地分解含氨氣體，使循環水中之硝酸根離子濃度較含氨氣體之投入開始時點而言顯著提高。又，本發明亦包含如下氮回收方法：於上述氮回收方法中，於循環水中之硝酸根離子濃度自開始投入含氨氣體之剛開始運轉後之濃度增加5000 mg/L以上而達到特定之高濃度時，回收該循環水之一部分或全部作為氨氣分解生成物。
於本發明之氮回收方法中，就即使如上所述般儲積於循環水中之硝酸根離子濃度為高濃度亦可穩定進行利用硝化菌所進行之含氨氣體之分解反應之層面而言，並無特別限定，但較理想為將如以下所示之條件分別設為所規定之範圍內。
即，作為硝化菌擔載體21之材質，較佳為如上所述般保持適度水分保持力及通氣性之無機材料，尤其理想為發泡玻璃。
又，作為硝化菌擔載體21之溫度，就保持微生物之活性之層面而言，較佳為10℃以上，更佳為15℃以上，進而較佳為20℃以上，尤佳為25℃以上。根據所需，亦可設為30℃以上，進而可設為35℃以上，尤其可設為37℃以上。另一方面，由於過度之上升可能會導致降低微生物之活性，且促進氨氣之氣化而降低氮回收率，故而上限設為60℃以下、更佳為設為55℃以下、進而較佳為設為50℃以下、進而更佳為設為45℃以下、尤其是設為40℃以下，就進行利用硝化菌所進行之活躍反應，達成較高之氮回收率之層面而言較佳。再者，硝化菌擔載體21之溫度調整方法並無特別限定，可採取使用電熱加熱器直接進行溫度調整之方法、將經下述方法等調整溫度之循環水供給至硝化菌擔載體21之方法或另外供給冷卻水之方法。又，作為循環水之溫度，同樣亦較佳為10℃以上，更佳為15℃以上，進而較佳為20℃以上。另一方面，較理想為將上限設為60℃以下、更佳為設為55℃以下、進而較佳為設為50℃以下、進而更佳為設為45℃以下、尤其是設為40℃以下。將循環水之溫度設為10～60℃、更佳為設為15～50℃、其中設為20～40℃、尤其是設為25～35℃對硝化菌之活性化有效。再者，循環水之溫度調整方法並無特別限定，可採取將投入式加熱器投入循環水中之方法。
又，硝化菌擔載體21於設為硝化菌擔載體21之填充體積1 L時之填充高度如上所述般較佳為10 cm以上，更佳為20 cm以上，進而較佳為30 cm以上，進而更佳為40 cm以上，尤佳為50 cm以上。另一方面，較理想為以上限成為200 cm以下、更佳為成為150 cm以下、進而較佳為成為100 cm以下之方式填充於微生物分解槽20內。
進而，微生物分解槽20中之硝化菌擔載體21之含水率如上所述，相對於硝化菌擔載體21之填充體積1 L而較佳為5%以上，較理想為7%以上、尤其是10%以上，更佳為20%以上，進而較佳為25%以上，尤佳為30%以上。根據所需，亦可設為40%以上，例如可設為50%以上、或者60%以上。藉由將含水率例如設為10%以上、尤其是20%以上，亦可提高氨氣之捕捉能力，其中藉由設為30%左右以上，亦可提高除臭率。就維持好氧條件而促進硝化反應之層面而言，較理想為將上限設為90%以下，更佳為設為80%以下，進而較佳為設為70%以下。
又，作為循環水之pH值，就良好地保持包含氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)之硝化菌之活動之層面而言，所調整之pH值範圍之下限較佳為pH值為5.0以上，更佳為5.5以上，進而較佳為6.0以上，進而更佳為6.2以上，尤佳為6.5以上，最佳為6.8以上。藉由將循環水之pH值設為約5.5以上、尤其是設為約6.5以上，亦有氨之殘留得到充分抑制之優點。另一方面，上限較佳為9.0以下，更佳為8.8以下，進而較佳為8.6以下，進而更佳為8.4以下，尤佳為8.2以下，最佳為8.0以下。若pH值超過9.0，則有導致硝化活性降低之虞，又，還有因氨變得容易揮發而導致氨氣洩漏至裝置外之虞。此處，循環水之pH值意指循環水之恆常pH值，例如於為了調整pH值所投入之鹼或酸在循環水中均一化之前局部且暫時偏離上述範圍此點不會成為問題。亦可能存在超高濃度之氨氣於短時間內集中流入而pH值超過9之情形，但只要為暫時性之pH值上升，則不會產生問題。
進而，作為循環水之液量，就使硝化菌擔載體21為充分濕潤之狀態，並且將來自所通入之含氨氣體之銨離子、以及由硝化反應生成之亞硝酸根離子及硝酸根離子穩定地保持、儲積於循環水中之層面而言，較理想為設為氮回收裝置內之硝化菌擔載體21之填充體積之較佳為0.01倍以上、更佳為0.05倍以上、進而較佳為0.5倍以上、尤佳為0.5～10倍之量。
關於循環水每小時之循環量，以使硝化菌擔載體成為適度之濕潤狀態，保持硝化菌之活性，並且供給用於溶解氨成分之水，進而沖洗氨分解生成物為目的，相對於硝化菌擔載體21之填充體積1 L較佳為50 mL以上/小時，更佳為100 mL/小時以上，進而較佳為200 mL/小時以上，進而更佳為400 mL/小時以上，尤佳為1000 mL/小時以上，最理想為5000 mL/小時以上。另一方面，就保持適度之氧供給之層面而言，上限較佳為50000 mL/小時以下，更佳為30000 mL/小時以下。
進而，作為循環水中之通氣量，為了於好氧條件下進行反應，且就供給由利用氨氧化細菌群(AOB)及亞硝酸氧化細菌群(NOB)所進行之氧化反應所消耗之氧成分，並且防止循環水中陷入厭氧狀態導致脫氮引起氮回收率降低之層面而言，相對於循環水1 L，較佳為0.5 L/分鐘以上，更佳為1 L/分鐘以上，進而較佳為1.5 L/分鐘以上，進而更佳為2.0 L/分鐘以上，尤佳為3.0 L/分鐘以上，最佳為4.0 L/分鐘以上。另一方面，由於過度之通氣有促進氨之氣化之虞，故而上限相對於循環水1 L而較佳為10 L/分鐘以下，更佳為8.0 L/分鐘以下，進而較佳為6.0 L/分鐘以下。 再者，循環水之通氣例如可藉由曝氣泵進行，但例如於由含氨氣體供給機構供給之含氨氣體為包含充分之氧(空氣)者之情形時，不一定為必需。 [實施例]
以下，基於實施例對本發明更具體地進行說明。
[實施例1] 使用具有如圖1所示之構成之氮回收裝置進行含氨氣體之分解處理。
作為硝化菌擔載體，使用發泡玻璃(村上開明堂(股)製造，Bubglass G0004)350 g(相當於填充體積1 L)，對其接種3 L(相當於發泡玻璃之填充體積之300體積%之比率的量)自埼玉縣內之養豬場之活性污泥槽獲取之活性污泥(含有AOB、NOB)作為種菌。
然後，將硝化菌擔載體21之溫度設為28～33℃(自微生物分解槽之上部插入溫度計進行測量)，將循環水之溫度設為28～33℃，將設為硝化菌擔載體21之填充體積1 L時之填充高度設為20 cm，將微生物分解槽20中之硝化菌擔載體21之含水率設為30%，將循環水之pH值設為7.0～9.0之範圍(若偏離該範圍，則利用pH值控制器添加0.5 N氫氧化鈉水溶液對pH值進行自動調整)，將循環水之液量設為硝化菌擔載體21之體積之3倍，將循環水每小時之循環量相對於硝化菌擔載體21之填充體積1 L而設為200 mL/小時，將循環水中之通氣量相對於循環水3 L而設為4 L/分鐘，將含氨氣體通入氮回收裝置。含氨氣體之通氣藉由利用抽吸泵將裝有高濃度氨水之槽內之氣體導入至裝置中而進行。氨投入量以氮原子之質量換算計設為約350 mg/天。
每特定之經過天數採取循環水10 mL之量，利用比色分析法測定循環水中之銨離子、亞硝酸根離子、及硝酸根離子之各離子濃度。將該等測定值換算為氮原子分之濃度，計算各離子之氮濃度，基於其計算結果，求出循環水中之氮原子中之各氮形態之比率。將其等結果示於表1。
[表1]
實施例1之試驗結果(擔載體：Bubglass G0004，含水率30%)
經過天數(天) 0 7 13 21 28 32 42 53 70 84
離子濃度(*) NH4 + 319 286 1 1 6 5 6 7 4 13
NO2 - 0 483 2999 3787 0 7 3 16 4 15
NO3 - 0 58 286 1328 6640 6972 9823 25844 28208 29886
氮形態比率# N(NH4 + ) 100 58 0 0 0 0 0 0 0 0
N(NO2 - ) 0 39 93 79 0 0 0 0 0 0
N(NO3 - ) 0 3 7 21 100 100 100 100 100 100
*單位：mg/L    #單位：%
根據表1所示之試驗結果，循環水中之硝酸根離子(NO3 - )濃度於試驗開始起第28天大幅度超出5000 mg/L，為6640 mg/L，於第84天增高至29886 mg/L。表明按照本發明，可分解氨而除臭，以高濃度回收所獲得之硝酸態氮(N(NO3 - ))。如上所述，已知通常因硝酸根離子(NO3 - )、亞硝酸根離子濃度(NO2 - )之上升，導致硝化菌、尤其是AOB之活性降低，氨分解反應變得難以進行，但於本實施例中未觀察到此種傾向。再者，根據直至第28天之結果，提示首先進行利用AOB所進行之氨氧化，其次進行利用NOB所進行之亞硝酸氧化。
再者，關於所投入之含氨氣體中之氮以循環水中之氮之形式被回收之比率(氮回收率)，雖然循環水中之離子因可被斷續捕捉至硝化菌擔載體中而於每個測定日發生較大變動，但若基於第一天及第84天之氮離子濃度，計算循環水3 L中之氮原子重量之增量，則為19545 mg(＝(13/18＋15/46＋29886/62－319/18)×14×3)，確認可回收所投入之氨中之氮(總量＝350 mg/天×84天＝29400 mg)之66%左右。而且，所回收之氮之大致100%為硝酸態氮(N(NO3 - ))。又，於第84天之後，將循環水之總量之50%(3 L中1.5 L)更換為水後再次繼續進行運轉，結果於循環水中儲積已增高至與更換前同等濃度之硝酸根離子亦藉由其後繼續進行之試驗得到確認。
[實施例2～3] 作為硝化菌擔載體，使用岩絨(含水率86%：實施例2)或波來鐵(含水率44%：實施例3)代替發泡玻璃，除此以外，設為與實施例1相同之構成，進行相同之操作。將試驗結果示於表2。
[表2]
實施例2之試驗結果(擔載體：岩絨，含水率86%)
經過天數(天) 0 7 13 21 28 32 42 53 70 84
離子濃度(*) NH4 + 319 30 9 208 235 54 6 18 5 13
NO2 - 0 144 667 3415 4432 4221 1 15 5 6
NO3 - 0 0 0 407 1680 2373 8587 17292 21659 30265
氮形態比率# N(NH4 + ) 100 34 3 13 10 2 0 0 0 0
N(NO2 - ) 0 66 97 80 70 69 0 0 0 0
N(NO3 - ) 0 0 0 7 20 29 100 100 100 100
實施例3之試驗結果(擔載體：波來鐵，含水率44%)
經過天數(天) 0 7 13 21 28 32 42 53 70 84
離子濃度(*) NH4 + 319 342 7 20 115 123 13 17 3 3
NO2 - 0 416 2426 4628 6826 6404 2306 12 4 5
NO3 - 0 0 0 949 526 1952 4496 17657 18748 24381
氮形態比率# N(NH4 + ) 100 68 1 1 4 4 1 0 0 0
N(NO2 - ) 0 32 99 86 91 78 40 0 0 0
N(NO3 - ) 0 0 0 13 5 18 59 100 100 100
*單位：mg/L     #單位：%
由表2所示之試驗結果可知，使用岩絨作為硝化菌擔載體之實施例2之循環水之硝酸根離子濃度於第42天大幅度超過5000 mg/L，為8587 mg/L，於第84天超過30000 mg/L，為30265 mg/L。根據第一天及第84天之離子濃度以與實施例1相同之方式進行計算，結果亦確認氮回收率超過66%。又，可知使用波來鐵作為硝化菌擔載體之實施例3之循環水之硝酸根離子濃度於第53天大幅度超過5000 mg/L，為17657 mg/L，於第84天超過20000 mg/L，為24381 mg/L。進而，確認氮回收率亦超過50%。
[實施例4～5] 實施例4係將活性污泥於32℃保持2天培養種菌，將氨投入量以氮原子之質量換算計設為約380 mg/天，除此以外，設為與實施例1相同之構成，進行相同之操作。實施例5係使用自靜岡縣內之養豬場之活性污泥槽所獲取之活性污泥作為種菌，於32℃下培養8天，將氨投入量以氮原子之質量換算計設為約425 mg/天，將硝化菌擔載體之溫度調整為35℃，將循環水之溫度調整為32℃，除此以外，設為與實施例4相同之構成並進行相同之操作。再者，於實施例5中，藉由16S rRNA宏基因組解析分析AOB及NOB相對於總微生物之存在比率。 將實施例4及5之試驗結果示於表3。
[表3]
實施例4之試驗結果
經過天數(天) 0 3 7 15 18 24 39 49 56 60
離子濃度(*1 ) NH4 + 118 229 112 13 15 499 312 181 200 5
NO2 - 1550 2095 2585 4023 3421 200 49 16 33 6
NO3 - 158 210 158 594 2811 6005 19999 26203 28771 24531
氮形態比率*2 N(NH4 + ) 15 21 10 1 1 22 5 2 2 0
N(NO2 - ) 79 74 86 89 62 3 0 0 0 0
N(NO3 - ) 6 5 4 10 37 75 95 98 98 100
實施例5之試驗結果
經過天數(天) 0 7 10 18 25 31 38 47 74 95
離子濃度(*1 ) NH4 + 385 131 58 34 228 138 123 700 778 1373
NO2 - 96 2596 2995 3177 8 0 200 42 104 40
NO3 - 0 0 61 681 2018 14802 26503 40450 56211 62458
氮形態比率*2 N(NH4 + ) 91 11 5 2 28 3 2 6 5 7
N(NO2 - ) 9 89 94 84 0 0 1 0 0 0
N(NO3 - ) 0 0 1 14 72 97 97 94 95 93
存在比率*3 AOB 1.3 7.4 - 27.5 26.2 23.4 - - - -
NOB 0 0.04 - 0.4 1.3 2.1 - - - -
*1單位：mg/L        *2單位：%          *3總微生物中之存在比率(%)
根據表3所示之試驗結果，實施例4之硝酸根離子濃度於第24天成為6005 mg/L，自試驗開始之第一天之值(158 mg/L)增加5000 mg/L以上，於第56天為28771 mg/L，增加至接近30000 mg/L。又，以與實施例1相同之方式計算第60天之氮回收率，結果確認為大致65%。又，實施例5之硝酸根離子濃度於第31天大幅度超過5000 mg/L，為14802 mg/L，於第47天亦大幅度超過30000 mg/L，為40450 mg/L，於第95天為62458 mg/L，成為60000 mg/L以上之值。再者，該等實施例4及5均使用進行活性污泥之培養所得者作為硝化菌，因此自試驗開始時檢測出亞硝酸根離子等。
根據實施例5中測得之AOB及NOB之存在比率、以及各離子濃度之變化，可知第0～7天之間，AOB之比率大於7%，同時亞硝酸根離子之濃度增高，另一方面，硝酸根離子濃度自NOB之比率成為0.4%之第18天開始增高，於NOB之比率超過1%之第25天以後顯著增大。
[實施例6] 將活性污泥之培養天數設為22天，將以與實施例1相同之裝置及條件運轉150天以上後回收之水混合1.2 L，製成3 L之循環水而使用，且不調整循環水之溫度及pH值(於環境溫度下)，亦不進行通氣，又，將氨投入量以氮原子之質量換算計設為約280 mg/天，除此以外，進行與實施例4相同之操作。將試驗結果示於表4。
[表4]
實施例 實施例6之試驗結果(未調整條件) 實施例4
經過天數(天) 0 9 15 22 32 39 47 57 39※
離子濃度(*) NH4 + 122 507 846 1004 2964 1837 1787 4990 312(194)
NO2 - 778 1043 697 2749 878 878 1 0 49(-1501)
NO3 - 11248 10089 9323 11476 14699 18476 25393 30253 19999(19841)
氮形態比率# N(NH4 + ) 3 13 22 19 39 24 20 36 5
N(NO2 - ) 8 11 7 20 5 5 0 0 0
N(NO3 - ) 89 76 71 61 56 71 80 64 95
*單位：mg/L  #單位：%   ※括號內為自0天開始之增量
實施例6因未進行pH值調整，經過22天後之循環水之pH值降低至6.0左右，經過47天後降低至5.5左右。於未調整溫度條件等之實施例6中，雖然初始硝酸根離子濃度為10000 mg/L以上，但硝酸根離子繼續儲積，自第一天開始之硝酸根離子濃度之增加量於第39天超過5000 mg/L，為7228 mg/L(＝18476－11248 mg/L)。另一方面，若與實施例4之第49天及實施例5之第47天進行比較，則實施例6之第47天之硝酸根離子濃度為相同程度，與此相對，銨離子濃度與實施例4及5中者相比明顯儲積了更多。又，第32天以後，硝酸態氮(N(NO3 - ))為所回收之氮中之56～80%，氨態氮(N(NH4 + ))占20～39%。表明調整溫度及pH值等就回收高濃度之硝酸根離子且抑制氨量之層面而言較佳。
[實施例7] 使用將含水率設為9%之發泡玻璃(村上開明堂(股)製造，Bubglass G0001)作為硝化菌擔載體，使用其他實施例中所使用之微生物作為種菌，並且將氨投入量以氮原子之質量換算計設為約340 mg/天，設為與實施例4相同之構成，進行相同之操作。微生物藉由將於與實施例1相同之條件下運轉100天以上之氮回收裝置中所使用之發泡玻璃懸浮於循環水中，而自發泡玻璃表面回收。將回收後之液體3 L加入具備上述發泡玻璃0.9 L之氮回收裝置中循環12天，使微生物適應發泡玻璃後，將循環水稀釋10倍。隨後，設為與實施例4相同之構成並進行相同之操作，測定各離子濃度。將結果示於表5。
[表5]
實施例7(含水率9%)
經過天數(天) 0 6 13 20 27 34 41
離子濃度(*) NH4 + 50 228 67 18 0 0 1
NO2 - 0 336 64 5 6 2 0
NO3 - 2155 5542 7123 9546 9662 15482 16652
氮形態比率# N(NH4 + ) 7 12 3 1 0 0 0
N(NO2 - ) 0 7 1 0 0 0 0
N(NO3 - ) 93 82 96 99 100 100 100
*單位：mg/L      #單位：%
於實施例7中，硝酸根離子濃度自第一天之增加量於第20天超過5000 mg/L，為7391(＝9546－2155)mg/L，於第27天成為7507(＝9662－2155)mg/L，進而於第41天成為14497(＝16652－2155)mg/L。硝酸濃度自第一天起較高之原因在於培養液使用其他裝置之循環水。於本實施例中，由於硝酸濃度超過5000 mg/L後，所投入之氨大多亦被氧化為硝酸，循環水中幾乎未殘留氨態氮，故而可認為硝化活性得到充分發揮。表明即使擔載體之含水率為9%，亦可以高濃度回收硝酸根離子。但由於擔載體中之水之量會影響通過裝置之氨氣之捕捉能力，故而有於增加氨氣之投入量之情形時含水率較低之擔載體無法充分捕捉氨氣而氮回收率降低之虞。
[實施例8～11] 使用於與實施例1相同之條件下運轉200天以上之氮回收裝置3台，殘留其中之循環水10%後添加離子交換水將新循環水之總量設為2.8 L，將其pH值下限值調整為6.5，並且將氨之投入量(以氮原子之質量換算計)設為約200～300 mg/天，除此以外，設為與實施例1相同之構成，進行相同之操作。即，以n＝3進行使用已經擔載活性污泥(硝化菌)之發泡玻璃(上述Bubglass G0004，含水率30%)且將循環水之pH值之下限值設為6.5之試驗(實施例8)。 使用實施例8之試驗結束後之氮回收裝置3台，殘留其中之循環水10%後添加離子交換水將新循環水設為2.8 L，將其pH值之下限值調整為6.0，並且進行與實施例8相同之試驗(實施例9)。 使用實施例9之試驗結束後之氮回收裝置3台，將循環水之pH值之下限值調整為5.5，除此以外，進行與實施例9相同之試驗(實施例10)。 使用實施例10之試驗結束後之氮回收裝置3台，將循環水之pH值之下限值調整為5.0，除此以外，進行與實施例9及10相同之試驗(實施例11)。 將各實施例之試驗結果示於表6。再者，表6中之數值為n＝3之平均值。
[表6]
實施例 實施例8(pH＝6.5) (氨投入量：約210*3 ) 實施例9(pH＝6.0) (氨投入量：約210*3 )
經過天數(天) 0 7 14 20 0 8 15 22
離子濃度(*1 ) NH4 + 11 90 28 74 3 50 255 314
NO2 - 3 4 0 8 0 0 2 3
NO3 - 3406 6359 9816 11790 2906 4956 7375 8424
氮形態比率*2 N(NH4 + ) 1 4 1 2 0 3 10 10
N(NO2 - ) 0 0 0 0 0 0 0 0
N(NO3 - ) 99 96 99 98 100 97 90 90
實施例 實施例10(pH＝5.5) (氨投入量：約280*3 ) 實施例11(pH＝5.0) (氨投入量：約240*3 )
經過天數(天) 0 7 14 20 0 7 14 21
離子濃度(*1 ) NH4 + 4 79 191 139 18 258 486 697
NO2 - 0 0 142 4 0 25 1 33
NO3 - 3907 6212 8284 9587 3144 3909 6033 6305
氮形態比率*2 N(NH4 + ) 0 3 6 4 2 17 20 23
N(NO2 - ) 0 0 2 0 0 1 0 0
N(NO3 - ) 100 97 92 96 98 82 80 77
*1單位：mg/L  *2單位：% *3所投入之氨氣中之氮質量，單位：mg/天
根據表6所示之試驗結果，將循環水之pH值之下限值調整為5.0之實施例11之硝酸根離子濃度於第14天超過5000 mg/L，為6033 mg/L，確認到硝化反應之進行。但是，若考慮實驗開始時之硝酸根離子濃度，則於實施例11中，該濃度之增加量即使於第21天亦較少，未達5000 mg/L，為3161(＝6305－3144)mg/L，與將pH值下限值調整為5.5以上之實施例8～10、尤其是將pH值之下限值調整為6.5之實施例8相比，硝化之程度明顯較低。再者，於實施例8～10中，所回收之氮成分之90%以上為硝酸態氮。與此相對，於實施例11中，確認到所回收之氮成分中硝酸態氮為80%左右，氨態氮占17～23%。表明循環水之pH值較佳為調整為5.5以上，尤佳為調整為6.5以上。
[實施例12～13] 使用實施例11之試驗結束後之氮回收裝置3台，重新使用循環水2.8 L後，將循環水之溫度調整為20℃，將pH值下限值調整為7.0，另一方面，不調整發泡玻璃之溫度，並且將氨投入量以氮原子之質量換算計設為約300 mg/天，除此以外，進行與實施例8相同之試驗(實施例12)。 使用實施例12之試驗結束後之氮回收裝置中之1台，將循環水之溫度調整為15℃，除此以外，進行與實施例12相同之試驗(實施例13)。 將各實施例之試驗結果示於表7。
[表7]
實施例 12(循環水20℃) 13(循環水15℃)
經過天數(天) 0 7 14 21 28 0 7 21
離子濃度(*) NH4 + 7 23 46 10 48 0 0 1
NO2 - 0 87 207 56 16 0 0 0
NO3 - 3619 4823 5968 9122 11965 3833 5490 8861
氮形態比率# N(NH4 + ) 1 2 2 0 2 0 0 0
N(NO2 - ) 0 3 3 1 0 0 0 0
N(NO3 - ) 99 95 95 99 98 100 100 100
*單位：mg/L  #單位：%
如表7所示，於實施例12及13中，硝酸根離子濃度自第一天至第21天之增加量分別為5503(＝9122－3619)mg/L、5028(＝8861－3833)mg/L，均超過5000 mg/L。該等值雖未達到將循環水溫度調整為30℃之實施例8中之第20天之值(濃度為11790 mg/L，自第一天之增加量為8384 mg/L；由於不僅循環水之溫度不同，pH值亦不同，故而無法斷言，但若考慮循環水之pH值最佳為6.8以上，則推測於將循環水之pH值下限值設為7.0後將溫度調整為30℃之情形時，可獲得進一步高於實施例8之硝酸根離子濃度)，但判明硝酸根離子濃度超過5000 mg/L之後亦進行硝化。尤其是於將循環水溫度設為20℃之實施例12中，經過28天後，硝酸根離子濃度成為超過10000 mg/L之值，為11965 mg/L。硝化之進行程度依序為15℃下之運轉(實施例13)＜20℃下之運轉(實施例12)＜30℃下之運轉(實施例8)。再者，於實施例12及13之任一者中，均確認到經過21天以上後，自所投入之氨回收之氮成分之99%左右為硝酸態氮。
根據本發明，表明即使將循環水之溫度降低至20℃或15℃左右，亦能夠以高濃度自氨回收硝酸根離子，與以氮氣形式排出之先前技術不同，可有效用作硝酸態氮。
10:氨氣源槽 11:含氨氣體供給管線 12:吸氣泵 20:微生物分解槽 21:硝化菌擔載體 30:供水管線 31:灑水器 40:排水管線 50:循環水貯存槽 60:循環泵 70:再處理管線 80:硝酸水溶液回收管線 90:pH值控制器 91:pH值感測器 100:pH值調整劑供給管線 101:鹼液槽 102:酸液槽
圖1係模式性地表示本發明之氮回收裝置之一實施態樣之構成的圖。
10:氨氣源槽
11:含氨氣體供給管線
12:吸氣泵
20:微生物分解槽
21:硝化菌擔載體
30:供水管線
31:灑水器
40:排水管線
50:循環水貯存槽
60:循環泵
70:再處理管線
80:硝酸水溶液回收管線
90:pH值控制器
91:pH值感測器
100:pH值調整劑供給管線
101:鹼液槽
102:酸液槽

Claims (16)

  1. 一種氮回收方法，其特徵在於：其係利用硝化菌將含氨氣體中之氨成分分解，作為氨氣分解生成物回收含有氨之氮成分者，且 向保持擔載有硝化菌之硝化菌擔載體而成之微生物分解槽供給循環水，將上述硝化菌擔載體保持為濕潤狀態， 於存在氧之氛圍下向該成為濕潤狀態之硝化菌擔載體流通含氨氣體， 將含氨氣體中之氨成分及由硝化菌分解所得之氨氣分解生成物溶解於上述循環水中，於上述循環水中儲積氨氣分解生成物，並且繼續進行含氨氣體之分解處理， 於上述循環水中之作為氨分解生成物之硝酸根離子濃度增高至5000 mg/L以上而達到特定濃度時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部。
  2. 如請求項1之氮回收方法，其中硝化菌擔載體為無機多孔質體及/或無機纖維質體。
  3. 如請求項1之氮回收方法，其中硝化菌擔載體為發泡玻璃。
  4. 如請求項1至3中任一項之氮回收方法，其中將微生物分解槽中之硝化菌擔載體之含水率設為5～90%。
  5. 如請求項1至4中任一項之氮回收方法，其中供給於微生物分解槽之循環水相對於硝化菌擔載體之填充體積1 L之水量為50～50000 mL/小時。
  6. 如請求項1至5中任一項之氮回收方法，其對上述循環水進行通氣，每1 L循環水之通氣量為0.5～10 L/分鐘。
  7. 如請求項1至6中任一項之氮回收方法，其中將循環水之pH值維持於5.0～9.0之範圍內，將溫度維持於10～60℃之範圍內。
  8. 如請求項1至7中任一項之氮回收方法，其中擔載於硝化菌擔載體之硝化菌包含氨氧化細菌群及亞硝酸氧化細菌群。
  9. 如請求項1至8中任一項之氮回收方法，其中於上述循環水中之作為氨分解生成物之硝酸根離子濃度增高至5000 mg/L以上而達到特定濃度時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部之後，向系內供給新的循環水，重新開始含氨氣體之分解處理。
  10. 如請求項1至9中任一項之氮回收方法，其中於上述循環水中之硝酸根離子濃度自開始通入上述含氨氣體之時點之濃度增加5000 mg/L以上時，作為氨氣分解生成物回收上述循環水之一部分或全部。
  11. 一種氮回收裝置，其係利用硝化菌將含氨氣體中之氨成分分解，作為氨氣分解生成物回收含有氨之氮成分者，且具備： (A)微生物分解槽，其具有擔載有硝化菌之硝化菌擔載體，於存在氧之氛圍下分解上述氨氣； (B)含氨氣體供給機構，其對上述微生物分解槽供給上述含氨氣體； (C)供水機構，其對上述微生物分解槽供給水； (D)排水管線，其將包含上述微生物分解槽中生成之上述氨氣分解生成物之水自微生物分解槽導出； (E)貯存槽，其暫時性貯存自上述排水管線排出之包含上述氨氣分解生成物之水； (F)再處理管線，其連接上述貯存槽與上述微生物分解槽，自上述貯存槽將包含上述氨氣分解生成物之水輸送至上述微生物分解槽； (G)循環機構，其使包含上述氨氣分解生成物之上述水於上述微生物分解槽、上述排水管線、上述貯存槽、及上述再處理管線之間循環；及 (H)回收機構，其自上述貯存槽回收成為特定之硝酸根離子濃度之包含上述氨氣分解生成物之水之一部分或全部。
  12. 如請求項11之氮回收裝置，其中硝化菌擔載體為無機多孔質體及/或無機纖維質體。
  13. 如請求項11之氮回收裝置，其中硝化菌擔載體為發泡玻璃。
  14. 如請求項11至13中任一項之氮回收裝置，其中上述微生物分解槽係具有縱長形狀且自下部側供給含氨氣體、自上部側供給水之對流接觸式者。
  15. 如請求項11至14中任一項之氮回收裝置，其中上述硝化菌包含氨氧化細菌群及亞硝酸氧化細菌群。
  16. 一種製品，其係使用藉由如請求項1至10中任一項之氮回收方法回收之氨氣分解生成物而成者。
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