― 85 ―下水処理場水処理工程での N2O フラックスに関する調査
秋田工業高等専門学校

技術教育支援センター
技術職員

はじめに下水処理場の水処理工程において発生する温室効果ガスの一つに亜酸化窒素（N2O）がある。N2O は処理工程や処理状況の違いに加えて通日，通年での気温変化によって生成ポテンシャルが大きく異なることが知られている1）。そのため，各処理場における発生量（フラックス）の把握とともに，削減対策効果の評価を行い，下水道温暖化防止計画策定を進めていかなければならない2）。また，N2O は20℃での溶解度係数が0.675と水に溶けやすい性質を持つ
ため3），処理水に溶存して系外に排出される溶存態N2O（DN2O）についても，ガス態 N2O（GN2O）と同様に評価の対象となる可能性がある。
そこで本研究では疑似嫌気好気活性汚泥法で下水処理を行う A 浄化センター水処理工程において2014年 9 月，12月に通日試験を行い，溶存態も含めた N2O フラックスの傾向を解析した大第三技術班

友渉平

1.

2. 方法
2.1 下水処理場諸元
A 浄化センターは計画処理人口71,700（人），流入下水量27,000（m3/ 日）（H24実績）であり，水処理工
程は沈砂池，最初沈殿池，反応槽，最終沈殿池，消毒槽からなる。反応槽を流下方向で 4 つに区切ると，第一槽，第二槽は弱曝気の無酸素槽，第三槽，第四槽は好気槽になっており，標準活性汚泥法と比べ汚泥返送率を高くすることで，硝化脱窒反応を促進する疑似嫌気好気活性汚泥法で窒素処理を行っている。
2.2 調査方法
図 1 に A 浄化センターの下水処理工程と調査地点を示す。調査は2014年 9 月 2 ～ 3 日，12月 3 ～ 4日に実施し，いずれも一日目は13，15，17時に，二日目は 9，11，13時に各調査地点においてサンプルを採取した。第三槽末端，第四槽末端からはガスサ
ンプルと水サンプル，処理水からは水サンプルを採取し，サンプルの採取方法は既往の研究にしたがった4）。
2.3 分析項目および解析方法
水 質 は， 実 験 室 に お い て，TOC，DOC，T-N，T-P，NH4-N，NO2-N，NO3-N ，PO4-P を分析した。
秋田高専研究紀要第51号

図1

A 浄化センターの下水処理工程と調査地点

また，調査現場では水温，DO，pH を測定した。
TOCおよびDOCはTOC-LCSH（shimadzu.co），T-N
および T-P はオートアナライザー AA- Ⅱ（BLTEC），NH4-N，NO2-N，NO3-N お よ び PO4-P は QuAAtro2HR（BLTEC）を 用 い て 分 析 し た。 ま た，DO は
HQ30d（HACH），pH は HM-30P（TOADKK），水温はこれら両者を用いて測定した。
GN2O は ECD ガスクロマトグラフ（shimadzu.co）を使用して分析し，カラムは porapakQ を使用した。
DN2O の測定は既往の方法にしたがい，ヘッドスペース法で行った5）。調査現場において60ml プラス
チックシリンジに試料水22ml を採取し，微生物による反応を防ぐために殺菌剤（グルコン酸クロルヘキシジン 5 % 溶液）3 ml を添加・封入した。実験室に運搬した後，アルゴンガス25ml を封入し，ヘッドスペース法を用いて測定した。気液平衡の条件は20℃・1 時間以上とし，気液平衡後に気相部の N2O濃度を分析した。
GN2O および DN2O フラックスは，濃度の平均値に各調査地点の曝気量もしくは水流量を乗じて算出した。なお，本研究では IPCC の第 5 次評価報告書に基づき，N2O の温室効果ポテンシャルを298として6），フラックスを全て CO2 換算して算出した。
3.

結果および考察
図 2 に反応槽由来の GN2O と処理水中の DN2O フ
ラックス経時変化を示す。ここで既往の研究より，反応槽由来の GN2O フラックスは A 浄化センター水― 86 ―大友渉平

処理工程における全 GN2O フラックスとほぼ同程度であったことをふまえ，測定した GN2O と処理水中の DN2O フラックスを合わせて全 N2O フラックスとした4）。これより，GN2O，DN2O ともに 9 月に比べ12月のほうが概ね高い値を示し，同時刻に計測した
GN2O フラックスを比べると2.8～23.8倍になった。
A 浄化センターにおける全 N2O フラックスは日平均値で 9 月が0.20tCO2/d，12月が1.53tCO2/d であった。
さらに，全 N2O に占める処理水中の DN2O フラックスの割合は，日平均値を使って算出した場合，2014
年 9 月が18%，12月が 8 % となった。
図 3 に 9 月，12月における反応槽と処理水中のDN2O 濃度経時変化を示す。これより，12月における反応槽と処理水中の DN2O 濃度はどの時間においても概ね 9 月に比べ高い値を示した。また，2014年
9 月，12月における反応槽平均水温は24.9±0.10℃，17.4±0.27℃で，そのときの大気平衡濃度はそれぞれ0.20µgN2O-N/l，0.27µgN2O-N/l3） である。反応槽の日平均濃度はそれぞれ4.34µgN2O-N/l，22.91µgN2ON/l であったため，DN2O は約20～80倍過飽和状態であった。
ここで，N2O の発生メカニズムは硝化，脱窒両方の反応条件に依存するため複雑であり，前駆物質で あ る NO2-N や NH4-N，NO3-N な ど の 無 機 態 窒 素（DIN）の挙動を評価することが重要である1）。
図 4 に 9 月，12月の反応槽における一日目，二日目の平均 DIN 濃度を示す。これより，9 月の一日目と二日目はいずれも流下方向に進むにつれて NH4-N濃度が減少し，NO3-N 濃度が増加していることから，アンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌（NOB）による硝化反応が進行していたと考えられる。12月の二日目は 9 月と同様の傾向を示したのに対して，一日目は NO3-N 濃度が第三槽，第四槽ともに他と比べて値が低かった。これは NO3-N の好気性脱窒の促進，もしくは NOB の硝化速度が低下したためと考えられる。これらの反応槽内における処理状況の違いにより，DN2O の前駆物質である NO2-N 濃度
が 9 月の一日目，二日目，12月の一日目，二日目の日平均値で0.03±0.01mg/l，0.02±0.01mg/l，0.15±0.02mg/l，0.08±0.02mg/l と違いが生じ，反応槽における DN2O 濃度および N2O フラックスに影響を及ぼしたと推察される。
参考文献
1）増田周平，西村 修，水処理工程における N2Oの発生特性，用水と廃水，52（3），213-226，2010

2）下水道における地球温暖化防止対策検討委員会，
下水道における地球温暖化防止推進計画 策定の手引き，2009
3）日本化学会編，化学便覧改訂 2 版，丸善，1975
4）大友渉平，増田周平，千種将史，丸尾知佳子，
西村 修，疑似嫌気好気法を行う下水処理場で発生する溶存態亜酸化窒素の通日調査，平成25年度土木学会東北支部技術研究発表会講演概要
集 CD-ROM，Ⅶ -44，2014
5）農業環境技術研究所，ヘッドスペースガス分析による溶存亜酸化窒素測定法，1999
6）IPCC 第五次評価報告書，2015

図2

反応槽由来の GN2O と処理水中のDN2O フラックス経時変化

図3

9 月，12月における反応槽と処理水のDN2O 濃度経時変化

図4

9 月，12月の反応槽における一日目，二日目の平均 DIN 濃度

平成28年２月