1.アンモニア態窒素とは何ですか?
アンモニア態窒素とは、遊離アンモニア (または非イオン性アンモニア、NH3) またはイオン性アンモニア (NH4+) の形のアンモニアを指します。pHが高く、遊離アンモニアの割合が高い。逆にアンモニウム塩の割合が多くなります。
アンモニア態窒素は水中の富栄養化を引き起こす可能性のある水中の栄養素であり、酸素を消費する水中の主な汚染物質であり、魚や一部の水生生物にとって有毒です。
アンモニア性窒素が水生生物に及ぼす主な悪影響は遊離アンモニアであり、その毒性はアンモニウム塩の数十倍であり、アルカリ度の増加とともに増加します。アンモニア態窒素の毒性はプール水のpH値や水温と密接な関係があり、一般にpH値や水温が高いほど毒性が強くなります。
アンモニアの測定に一般的に使用される 2 つの近似感度比色法は、古典的なネスラー試薬法とフェノール次亜塩素酸塩法です。アンモニアを測定するには、滴定と電気的方法も一般的に使用されます。アンモニア態窒素含有量が多い場合には、蒸留滴定法を用いることもできる。(国家標準にはナス試薬法、サリチル酸分光光度法、蒸留滴定法などが含まれます)
2.物理的・化学的窒素除去プロセス
①化学沈殿法
MAP 沈殿法としても知られる化学沈殿法は、アンモニア態窒素を含む廃水にマグネシウムとリン酸またはリン酸水素塩を添加し、廃水中の NH4+ が水溶液中の Mg+ および PO4- と反応してリン酸アンモニウムマグネシウム沈殿物を生成する方法です。 、分子式はMgNH4P04・6H20であり、アンモニア性窒素を除去する目的を達成します。一般にストルバイトとして知られるリン酸マグネシウムアンモニウムは、堆肥、土壌添加剤、または建築構造製品の難燃剤として使用できます。反応式は次のとおりです。
Mg++ NH4 + + PO4 – = MgNH4P04
化学沈殿の処理効果に影響を与える主な要因は、pH 値、温度、アンモニア態窒素濃度、モル比 (n(Mg+) : n(NH4+) : n(P04-)) です。結果は、pH値が10で、マグネシウム、窒素、リンのモル比が1.2:1:1.2の場合、処理効果がより良いことを示しています。
沈殿剤として塩化マグネシウムとリン酸水素二ナトリウムを使用した結果、pH値が9.5でマグネシウム、窒素、リンのモル比が1.2:1:1の場合に処理効果がより良いことがわかりました。
結果は、MgCl2+Na3PO4・12H20 が他の沈殿剤の組み合わせよりも優れていることを示しています。pH値10.0、温度30℃、n(Mg+) : n(NH4+) : n(P04-)= 1:1:1の場合、30分間撹拌後の廃水中のアンモニア性窒素の質量濃度は減少します。処理前の222mg/Lから17mg/Lにまで減少し、除去率は92.3%となりました。
化学沈殿法と液膜法を組み合わせた高濃度工業用アンモニア態窒素排水の処理。沈殿プロセスの最適化条件下で、アンモニア性窒素の除去率は98.1%に達し、さらに液膜法による処理によりアンモニア性窒素濃度は0.005g/Lまで低下し、国家第一級排出基準に達した。
リン酸塩の作用下でのアンモニア性窒素に対するMg+以外の二価金属イオン(Ni+,Mn+,Zn+,Cu+,Fe+)の除去効果を調べた。硫酸アンモニウム廃水に対してCaSO4沈殿-MAP沈殿の新しいプロセスを提案した。この結果は、従来の NaOH 調整剤を石灰で置き換えることができることを示しています。
化学沈殿法の利点は、アンモニア態窒素廃水の濃度が高い場合、生物学的方法、ブレークポイント塩素化法、膜分離法、イオン交換法などの他の方法の適用が制限されることです。現時点では、前処理には化学沈殿法を使用できます。化学沈殿法の方が除去効率が良く、温度の制限がなく、操作も簡単です。リン酸マグネシウムアンモニウムを含む沈殿汚泥は、複合肥料として廃棄物利用を実現することができ、コストの一部を相殺することができます。リン酸塩廃水を生成するいくつかの工業企業や塩水を生成する企業と組み合わせることができれば、医薬品コストを節約し、大規模な適用を促進することができます。
化学沈殿法の欠点は、リン酸アンモニウムマグネシウムの溶解度積の制限により、廃水中のアンモニア態窒素が一定の濃度に達すると、除去効果が明らかでなくなり、投入コストが大幅に増加することです。したがって、化学沈殿法は、高度な処理に適した他の方法と組み合わせて使用する必要があります。試薬の使用量が多く、生成する汚泥も多く、処理コストが高い。化学物質の投与中に塩化物イオンや残留リンが侵入すると、二次汚染を引き起こしやすくなります。
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②ブローオフ法
ブロー法によるアンモニア性窒素の除去は、pH値をアルカリ性に調整することにより、廃水中のアンモニアイオンがアンモニアに変換され、主に遊離アンモニアの形で存在し、その後遊離アンモニアが取り出されます。アンモニア性窒素を除去するという目的を達成するために、キャリアガスを介して廃水を除去します。吹き込み効率に影響を与える主な要因は、pH値、温度、気液比、ガス流量、初期濃度などです。現在、高濃度アンモニア態窒素を含む排水の処理にはブローオフ法が広く用いられています。
ブローオフ法による埋め立て浸出水からのアンモニア性窒素の除去を研究した。ブローオフの効率を制御する主な要因は、温度、気液比、および pH 値であることがわかりました。水温が2590度以上、気液比が約3500、pHが約10.5の場合、アンモニア態窒素濃度が2000~4000mg/と高い埋め立て浸出水の除去率は90%以上に達します。 L.結果は,pH=11.5,ストリッピング温度が80℃,ストリッピング時間が120分の場合,廃水中のアンモニア性窒素の除去率が99.2%に達することができることを示した。
高濃度アンモニア態窒素廃水の吹き出し効率は向流吹き出し塔により実施した。結果は、pH値の増加とともに吹き飛ばし効率が増加することを示しました。気液比が大きいほど、アンモニアを除去する物質移動の駆動力が大きくなり、除去効率も向上する。
ブロー法によるアンモニア性窒素の除去は効果的であり、操作も制御も容易です。吹き込んだアンモニア態窒素は硫酸による吸収材として利用でき、生成した硫酸マネーは肥料として利用できます。現在、物理的・化学的窒素除去にはブローオフ法が一般的に用いられています。しかし、ブローオフ法にはブローオフ塔内でスケールが頻繁に発生する、低温ではアンモニア性窒素の除去効率が低い、ブローオフガスによる二次汚染が発生するなどの欠点があります。高濃度アンモニア態窒素排水の前処理には、ブローオフ法と他のアンモニア態窒素排水処理方法を組み合わせるのが一般的です。
③ブレークポイント塩素処理
限界点塩素化によるアンモニア除去のメカニズムは、塩素ガスがアンモニアと反応して無害な窒素ガスを生成し、N2が大気中に逃げて反応源が右側に続くというものです。反応式は次のとおりです。
HOCl NH4 + + 1.5 – > 0.5 N2 H20 H++ Cl – 1.5 + 2.5 + 1.5)
塩素ガスがある程度まで排水中に移行すると、水中の遊離塩素の含有量は低くなり、アンモニアの濃度はゼロになります。塩素ガスの量がこの点を通過すると、水中の遊離塩素の量が増加するため、その点をブレークポイントと呼び、この状態での塩素化をブレークポイント塩素化と呼びます。
ブレークポイント塩素化法は、アンモニア窒素吹き込み後の掘削廃水の処理に使用され、処理効果は前処理のアンモニア窒素吹き込みプロセスによって直接影響されます。廃水中のアンモニア性窒素の 70% がブロー処理によって除去され、その後ブレークポイント塩素処理によって処理される場合、排水中のアンモニア性窒素の質量濃度は 15mg/L 未満になります。張勝利ら。質量濃度100mg/Lの模擬アンモニア態窒素廃水を研究対象とし、次亜塩素酸ナトリウムの酸化によるアンモニア態窒素の除去に影響を与える主要因と副次要因は塩素とアンモニア態窒素の量比であることが研究結果から判明した。反応時間とpH値。
ブレークポイント塩素処理法は窒素除去効率が高く、除去率は100%に達し、廃水中のアンモニア濃度をゼロにすることができます。効果は安定しており、温度の影響を受けません。投資設備が少なく、迅速かつ完全な対応が可能です。水域の殺菌・消毒効果があります。ブレークポイント塩素化法の適用範囲は、アンモニア性窒素廃水の濃度が40mg/L未満であるため、ブレークポイント塩素化法は主にアンモニア性窒素廃水の高度処理に使用されます。安全な使用と保管の要件は高く、処理コストは高く、副生成物のクロラミンと塩素化有機物は二次汚染を引き起こします。
④接触酸化法
接触酸化法は、一定の温度と圧力下で触媒の作用により、空気酸化により下水中の有機物やアンモニアを酸化分解し、CO2、N2、H2Oなどの無害な物質に分解し、浄化の目的を達成します。
接触酸化の効果に影響を与える要因としては、触媒の特性、温度、反応時間、pH値、アンモニア態窒素濃度、圧力、撹拌強度などが挙げられます。
オゾン化アンモニア態窒素の分解過程を研究した。その結果、pH値が上昇すると、強い酸化力を持つ一種のH2Oラジカルが生成され、酸化速度が著しく加速されることがわかった。研究によると、オゾンはアンモニア態窒素を亜硝酸塩に酸化し、亜硝酸塩を硝酸塩に酸化することができます。水中のアンモニア態窒素濃度は時間の経過とともに減少し、アンモニア態窒素の除去率は約82%となります。CuO-MnO2-CeO2を複合触媒としてアンモニア窒素廃水を処理するために使用した。実験結果は,新しく調製した複合触媒の酸化活性が大幅に改善され,適切なプロセス条件が255℃,4.2MPaおよびpH=10.8であることを示した。初期濃度1023mg/Lのアンモニア態窒素廃水を処理すると、アンモニア態窒素の除去率は150分以内に98%に達し、国家二次排出基準(50mg/L)に達する。
ゼオライト担持TiO2光触媒の触媒性能を硫酸溶液中でのアンモニア性窒素の分解速度を研究することにより研究した。結果は,TiO2/ゼオライト光触媒の最適用量は1.5g/Lであり,紫外線照射下での反応時間は4時間であることを示した。廃水からのアンモニア性窒素の除去率は 98.92% に達します。フェノールおよびアンモニア性窒素に対する紫外光下での高鉄および二酸化ナノチンの除去効果を研究した。結果は,pH=9.0を濃度50mg/Lのアンモニア態窒素溶液に適用したとき,アンモニア態窒素の除去率は97.5%であり,これは高鉄または二酸化炭素単独の場合より7.8%および22.5%高いことを示した。
接触酸化法は、浄化効率が高く、処理が簡単で、底面積が小さいなどの利点があり、高濃度アンモニア態窒素排水の処理によく使用されています。適用の難しさは、触媒の損失と機器の腐食を防ぐ方法です。
⑤電気化学的酸化法
電気化学的酸化法とは、触媒活性を備えた電気酸化を利用して水中の汚染物質を除去する方法を指します。影響を与える要因は、電流密度、入口流量、出口時間、および溶解点時間です。
循環流電解槽におけるアンモニア窒素廃水の電気化学的酸化を研究した。正はTi/RuO2-TiO2-IrO2-SnO2ネットワーク電気であり、負はTiネットワーク電気である。結果は、塩化物イオン濃度が400mg/L、初期アンモニア態窒素濃度が40mg/L、流入流量が600mL/min、電流密度が20mA/cm、電解時間が90分の場合、アンモニアが窒素除去率は99.37%です。これは、アンモニア窒素廃水の電解酸化が良好な応用の見通しを持っていることを示しています。
3. 生化学的窒素除去プロセス
①全体の硝化・脱窒
全過程硝化・脱窒は生物学的手法の一種であり、現在では古くから広く用いられている。排水中のアンモニア性窒素を、各種微生物の作用により硝化、脱窒といった一連の反応を経て窒素に変換し、排水処理の目的を達成します。アンモニア性窒素を除去するための硝化と脱窒のプロセスは、次の 2 つの段階を経る必要があります。
硝化反応: 硝化反応は好気性独立栄養微生物によって完了します。好気状態では、無機窒素を窒素源としてNH4+をNO2-に変換し、さらに酸化してNO3-とします。硝化プロセスは 2 つの段階に分けることができます。第 2 段階では、硝化細菌によって亜硝酸塩が硝酸塩 (NO3-) に変換され、硝化細菌によって亜硝酸塩が硝酸塩 (NO3-) に変換されます。
脱窒反応: 脱窒反応は、低酸素状態で、脱窒細菌が亜硝酸性窒素と硝酸性窒素をガス状の窒素 (N2) に還元するプロセスです。脱窒菌は従属栄養微生物であり、その多くは両親媒性細菌に属します。低酸素状態では、硝酸塩中の酸素を電子受容体として、有機物(下水中のBOD成分)を電子供与体として利用してエネルギーを供給し、酸化して安定化させます。
全プロセス硝化および脱窒エンジニアリングアプリケーションには、主にAO、A2O、酸化溝などが含まれており、これは生物学的窒素除去産業で使用されるより成熟した方法です。
全体的な硝化および脱窒方法は、安定した効果、簡単な操作、二次汚染がなく、低コストという利点があります。この方法には、廃水中のC/N比が低い場合に炭素源を添加する必要がある、温度要件が比較的厳しい、低温では効率が低い、面積が大きい、酸素要求量が高いなどの欠点もあります。が大きく、重金属イオンなどの一部の有害物質は微生物に影響を与えるため、生物学的手法を行う前に除去する必要があります。さらに、廃水中の高濃度のアンモニア態窒素も硝化プロセスに阻害影響を及ぼします。したがって、高濃度アンモニア態窒素排水の処理前には、アンモニア態窒素排水の濃度が500mg/L以下になるように前処理を行う必要があります。従来の生物学的処理は、生活排水や化学排水などの有機物を含む低濃度アンモニア態窒素排水の処理に適しています。
②同時硝化脱窒(SND)
硝化と脱窒を同じ反応器内で同時に行う場合、同時消化脱窒(SND)と呼ばれます。廃水中の溶存酸素は拡散速度によって制限され、微生物フロックまたはバイオフィルム上の微小環境領域に溶存酸素勾配を生成します。これにより、微生物フロックまたはバイオフィルムの外表面の溶存酸素勾配が成長と繁殖を促進します。好気性硝化菌とアンモニア菌のこと。フロックまたは膜の深部になるほど溶存酸素濃度は低くなり、その結果、脱窒細菌が優勢となる無酸素ゾーンが生じます。したがって、同時消化と脱窒プロセスが形成されます。同時消化と脱窒に影響を与える要因は、PH 値、温度、アルカリ度、有機炭素源、溶存酸素、汚泥年齢です。
カルーセル酸化溝では硝化・脱窒が同時に起こっており、カルーセル酸化溝内の曝気羽根車間の溶存酸素濃度は徐々に低下し、カルーセル酸化溝の下部の溶存酸素は上部に比べて低くなっていた。 。流路の各部分における硝酸性窒素の生成速度と消費速度はほぼ等しく、流路内のアンモニア性窒素の濃度は常に非常に低いことから、カルーセル酸化流路では硝化反応と脱窒反応が同時に起こっていることがわかります。
家庭下水の処理に関する研究では、CODCr が高いほど脱窒がより完全になり、TN 除去がより良好になることが示されています。硝化と脱窒を同時に行う溶存酸素の効果は大きい。溶存酸素量を0.5~2mg/Lに制御すると全窒素除去効果が良好です。同時に、硝化および脱窒方法は反応器を節約し、反応時間を短縮し、エネルギー消費が少なく、投資を節約し、pH値を安定に保つのが簡単です。
③近距離消化・脱窒
同じ反応器内で、アンモニア酸化細菌を使用して、好気条件下でアンモニアを亜硝酸塩に酸化し、次に亜硝酸塩を直接脱窒して、有機物または外部炭素源を電子供与体として低酸素条件下で窒素を生成します。短距離硝化および脱窒の影響因子は、温度、遊離アンモニア、pH 値、溶存酸素です。
海水を含まない都市下水と30%海水を含む都市下水の短距離硝化に対する温度の影響。実験結果は、海水を含まない都市下水の場合、温度を上げると短距離硝化が達成できることを示しています。生活下水中の海水の割合が30%の場合、中温条件下でより良好な近距離硝化が達成されます。デルフト工科大学は SHARON プロセスを開発しました。高温 (約 30-4090) の使用は亜硝酸細菌の増殖を促進し、亜硝酸細菌が競争力を失い、汚泥の年齢を制御することで亜硝酸細菌を除去します。亜硝酸段階での硝化反応です。
ゲント微生物生態研究所は、亜硝酸菌と亜硝酸菌の酸素親和性の違いに基づいて、亜硝酸菌を除去するために溶存酸素を制御することで亜硝酸性窒素の蓄積を達成するOLANDプロセスを開発しました。
短距離硝化および脱窒によるコークス化廃水の処理のパイロットテストの結果は、流入水の COD、アンモニア態窒素、TN、およびフェノールの濃度が 1201.6、510.4、540.1 および 110.4mg/L の場合、平均流出水 COD、アンモニア態窒素が、TNおよびフェノール濃度はそれぞれ197.1、14.2、181.5および0.4mg/Lです。対応する除去率はそれぞれ83.6%、97.2%、66.4%、99.6%でした。
短距離硝化および脱窒プロセスは硝酸塩段階を経ないため、生物学的窒素除去に必要な炭素源が節約されます。C/N比の低いアンモニア態窒素廃水に対して一定の利点があります。短距離硝化および脱窒には、スラッジが少なく、反応時間が短く、反応器容積が節約されるという利点があります。しかし、近距離の硝化・脱窒では亜硝酸を安定かつ持続的に蓄積する必要があるため、硝化菌の活動をいかに効果的に抑制するかが鍵となります。
④嫌気性アンモニア酸化
嫌気性アンモ酸化は、亜窒素または亜窒素を電子受容体として、低酸素条件下で独立栄養細菌によってアンモニア態窒素を窒素に直接酸化するプロセスです。
anammoX の生物学的活性に対する温度と PH の影響を研究しました。その結果,最適反応温度は30℃,pH値は7.8であることがわかった。高塩分および高濃度窒素廃水を処理するための嫌気性ammoX反応器の実現可能性を研究した。結果は、高塩分が anammoX 活性を有意に阻害し、この阻害は可逆的であることを示しました。未順化汚泥の嫌気性アンモックス活性は,塩分30g.L-1(NaCl)下では対照汚泥のそれより67.5%低かった。順応させた汚泥の anammoX 活性は、対照のそれより 45.1% 低かった。順応させた汚泥を高塩分環境から低塩分環境 (塩水なし) に移すと、嫌気性 ammoX 活性は 43.1% 増加しました。しかし、原子炉は高塩分中で長時間運転すると機能が低下しやすい。
従来の生物学的プロセスと比較して、嫌気性ammoXは、追加の炭素源が不要、酸素要求量が低く、中和試薬が不要で、スラッジの生成が少ない、より経済的な生物学的窒素除去技術です。嫌気性アンモックスの欠点は、反応速度が遅いこと、反応器容積が大きいこと、炭素源が不利であることであるが、生分解性の悪いアンモニア態窒素廃水を解決する上で実用的意義がある。
4.分離吸着窒素除去工程
①膜分離法
膜分離法は、膜の選択透過性を利用して液体中の成分を選択的に分離し、アンモニア性窒素除去の目的を達成します。逆浸透、ナノ濾過、脱アンモニア膜、電気透析など。膜分離に影響を与える要因は、膜の特性、圧力または電圧、pH 値、温度、アンモニア態窒素濃度です。
レアアース精錬所から排出されるアンモニア態窒素廃水の水質に応じて、NH4ClとNaClを模擬した廃水を用いて逆浸透実験を実施した。同じ条件下では、逆浸透の方が NaCl の除去率が高く、NHCl の方が水の生成率が高いことがわかりました。逆浸透処理後のNH4C1除去率は77.3%で、アンモニア態窒素廃水の前処理として使用できます。逆浸透技術はエネルギーを節約でき、熱安定性は良好ですが、耐塩素性、耐汚染性は劣ります。
埋め立て浸出水の処理には生化学的ナノろ過膜分離プロセスが使用され、透過性液体の85%〜90%が基準に従って排出され、濃縮下水と泥の0%〜15%のみが埋立地に戻されました。ゴミタンク。オズトゥルキら。トルコのオダエリの埋め立て浸出水をナノ濾過膜で処理したところ、アンモニア性窒素の除去率は約72%でした。ナノ濾過膜は逆浸透膜よりも圧力が低く、操作が簡単です。
アンモニア除去膜システムは、高アンモニア性窒素を含む廃水の処理に一般的に使用されます。水中のアンモニア態窒素は次のバランスをとっています。運転中は NH4- +OH-= NH3+H2O、アンモニア含有廃水は膜モジュールのシェル内を流れ、酸吸収液は膜のパイプ内を流れます。モジュール。廃水の PH が上昇するか温度が上昇すると、平衡は右に移動し、アンモニウム イオン NH4- は遊離ガス状 NH3 になります。このとき、ガス状のNH3は中空糸表面の微細孔を通ってシェル内の廃水相からパイプ内の酸吸収液相に流入し、酸溶液に吸収されて直ちにイオン性NH4-となります。廃水相中の NH4 が連続的に NH3 となって吸収液相に移動するように、廃水の PH を 10 以上、温度を 35 °C 以上 (50 °C 以下) に保ちます。その結果、排水側のアンモニア態窒素濃度は継続的に減少した。酸吸収液相には酸とNH4-のみが存在するため、非常に純粋なアンモニウム塩が形成され、連続循環により一定の濃度に達し、再利用することができます。この技術の使用により、廃水中のアンモニア性窒素の除去率が大幅に向上する一方で、廃水処理システムの総運用コストを削減できます。
②電気透析法
電気透析は、膜ペア間に電圧を印加することによって水溶液から溶解固体を除去する方法です。電圧の作用下で、アンモニア窒素廃水中のアンモニアイオンおよび他のイオンは、膜を介してアンモニア含有濃縮水中で濃縮され、除去の目的が達成される。
高濃度のアンモニア態窒素を含む無機排水を電気透析法で処理し、良好な成績を収めました。2000〜3000mg /Lのアンモニア窒素廃水の場合、アンモニア窒素の除去率は85%以上であり、濃縮アンモニア水は8.9%得られます。電気透析の運転中に消費される電力量は、廃水中のアンモニア態窒素の量に比例します。廃水の電気透析処理は、pH値、温度、圧力の制限がなく、操作が簡単です。
膜分離の利点は、アンモニア性窒素の回収率が高く、操作が簡単で、処理効果が安定し、二次汚染がないことです。しかし、高濃度アンモニア窒素排水の処理では、脱アンモニア膜以外の膜はスケールや目詰まりが発生しやすく、再生や逆洗が頻繁になり処理コストが増加します。したがって、前処理排水や低濃度アンモニア態窒素排水に適しています。
③イオン交換法
イオン交換法とは、アンモニアイオンの選択吸着力が強い物質を用いて廃水中のアンモニア態窒素を除去する方法です。一般的に使用される吸着材は、活性炭、ゼオライト、モンモリロナイト、交換樹脂です。ゼオライトは、三次元空間構造、規則的な細孔構造と穴を備えたシリコアルミン酸塩の一種で、その中でもクリノプチロライトはアンモニアイオンに対する強い選択吸着能力と低価格を備えているため、アンモニア窒素廃水の吸着材としてよく使用されています。工学で。クリノプチロライトの処理効果に影響を与える要因には、粒径、流入アンモニア態窒素濃度、接触時間、pH値などが含まれます。
アンモニア態窒素に対するゼオライトの吸着効果は明らかであり、次にラナイトが続き、土壌とセラミサイトの効果は弱い。ゼオライトからアンモニア態窒素を除去する主な方法はイオン交換であり、物理吸着効果は非常に小さい。セラマイト、土壌、ラナイトのイオン交換効果は物理吸着効果と似ています。4種類のフィラーの吸着能力は15〜35℃の範囲では温度の上昇とともに減少し,3〜9の範囲ではpH値の増加とともに増加した。6時間の振動後に吸着平衡に達した。
ゼオライト吸着による埋め立て浸出水からのアンモニア性窒素の除去の実現可能性を研究した。実験結果は、ゼオライト1グラム当たりのアンモニア性窒素の吸着能力は15.5mgに制限されており、ゼオライトの粒径が30〜16メッシュの場合、アンモニア性窒素の除去率は78.5%に達し、同じ吸着時間、用量、条件下ではアンモニア性窒素の除去率が78.5%に達することを示しています。ゼオライトの粒径に応じて、流入水のアンモニア態窒素濃度が高くなるほど吸着速度が高くなり、ゼオライトを吸着剤として浸出水からアンモニア態窒素を除去することが可能となる。一方で、ゼオライトによるアンモニア態窒素の吸着速度は低く、実用上飽和吸着量に達することが難しいことも指摘されている。
模擬村下水中の窒素、CODおよびその他の汚染物質に対する生物学的ゼオライト床の除去効果を研究した。結果は,生物学的ゼオライト床によるアンモニア性窒素の除去率が95%以上であり,硝酸性窒素の除去は水圧滞留時間に大きく影響されることを示した。
イオン交換法は、投資が少なく、プロセスが簡単で、操作が便利で、毒や温度に影響されず、ゼオライトを再生して再利用できるという利点があります。しかし、高濃度のアンモニア態窒素排水を処理する場合、再生回数が多くなり操業に不都合が生じるため、他のアンモニア態窒素処理方法と組み合わせたり、低濃度のアンモニア態窒素排水の処理に使用したりする必要があります。
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投稿日時: 2024 年 7 月 10 日