化学的リン除去は廃水処理プラントで広く使用されています。化学物質の中でも特に金属塩や石灰は、一次、二次、または三次処理プロセスに添加できます（選択のポイントについては、この公開アカウントの記事「化学リン除去剤の種類と選択のポイント」を参照してください。記事の最後にあるリンクをクリックしてください）。ただし、化学的リン除去にも限界があります。試薬の合理的な選択と投与量の正確な計算は、治療効果を確保し、コストを削減するための前提条件です。この記事では、化学的リン除去の適用範囲、試薬特性、影響因子、反応機構、投与量について系統的に概説し、水処理専門家に参考となる実践的なガイダンスを提供します。
I. 化学的リン除去の適用範囲
化学的リン除去では、廃水中の全リンのうちリン酸塩部分（オルトリン酸塩）のみを除去できます。流入水中のリン酸塩は通常、全リンの 50% ～ 80% を占め、一般に H2PO4- と HPO42- の 2 つの形態で存在し、pH 8.3 未満では前者が優勢になります。ポリリン酸塩は金属塩や石灰とは反応しません。ただし、生物学的処理中にリン酸塩に変換されます。有機的に結合したリンは通常、流入水中の全リンのうち小さな割合を占めます。コロイド状および粒子状のリンは通常、固液分離中に除去できます。{6}溶解した有機リンは処理中に加水分解してオルトリン酸塩になる可能性があり（生分解性の場合）、生分解性でない場合は廃水処理プラントで除去することができません。
II.試薬の特性と影響因子
1. 試薬の特性
化学的リン除去に使用される試薬は、通常、金属塩または石灰です。最も一般的に使用される 2 つの金属塩は、硫酸アルミニウム (一般にミョウバンとして知られています) と塩化第二鉄です。硫酸アルミニウムの代わりにアルミン酸ナトリウムを使用することもできますが、これを添加すると系の pH が大幅に上昇することがよくあります。さらに、さまざまな形態のポリ塩化アルミニウム (PAC) も化学沈殿によるリン除去に使用できます。硫酸第一鉄と塩化第一鉄もリンの除去に使用されます。これらの薬剤は通常、製鉄プロセスの副産物 (廃水の酸洗い) として得られます。石灰は一般に固体の形で供給され、主に生石灰 (CaO) と消石灰 [Ca(OH)₂] が含まれます。
2. 試薬に影響を与える要因
投与量に加えて、廃水の品質特性、試薬の投与方法、試薬の投与ポイントの位置、反応の pH、凝集方法、および試薬の投与後の反応時間はすべて重要な設計および操作要素です。これらの要因はすべて、投与量とリン除去効率の関係に影響します。
(1) 試薬の混合
金属イオンがリン酸分子と確実に反応するように、試薬投与時点での十分な混合が必要です。混合強度は通常、s-1 単位の速度勾配 G によって特徴付けられます。急速な混合により、反応表面部位が時間内に露出し、反応に参加することが保証されます。ただし、混合強度が低い場合、リン酸塩の関与がない状態で多くの金属酸化物が最初に生成される可能性があり、そのため内部の酸素原子がリン酸塩と結合することが妨げられ、リン除去効率が低下します。
実際の廃水処理プラントでは、注入点での混合条件は通常悪く、G 値は一般に 200 ～ 300 s⁻¹ の範囲です。このような高エネルギーの混合条件下では、混合時間は通常 10 ～ 30 秒です。-最初の急速な反応速度論段階の後、リン酸塩と鉄は、数時間、場合によっては数日間続くことがある遅い反応速度論プロセスを通じて反応を続けることができます。この遅い反応制御によるリン除去プロセスは、活性汚泥タンクにミョウバンや塩化第二鉄を添加する場合に特に重要です。そのようなシステムの固形分保持時間 (SRT) は通常、数日で測定されるためです。
(2) 凝集
投与時点で急速に混合した後は、沈殿するか固液分離によって除去できる凝集塊の形成を促進するために穏やかに混合する必要があります。{0}}このプロセスは、低排出リン濃度の要件を満たすために重要です。通常、処理構造内の廃水の流れ自体が凝集形成に十分な混合条件を提供しますが、凝集時間が不十分な場合、または凝集形成を妨げる条件（ポンプ、曝気など）が存在する場合、凝集プロセスは制限されます。
(3) pHとアルカリ度
化学処理におけるリン除去効率が最も高くなるのは、通常、pH 5.5 ～ 7.0 の範囲内です。 pH が 7 ～ 10 の場合、金属水酸化物の表面の負電荷が強くなり、可溶性水酸化鉄が形成されるため、リンの除去効率が低下します。より低い pH 条件では、沈殿剤の溶解度が低下します。一方、極度に低い pH 条件では、金属水酸化物の沈殿物の形成は制限されます。硫酸アルミニウムと塩化第二鉄のリン除去効率は、異なる pH 条件下でも同様の傾向を示します。
(4) CODcr と SS
一次処理段階で金属塩を添加する場合のリン除去効率は廃水の性状に大きく影響されます。有機物含有量と金属塩のリン除去効率の間には明らかな関係があります。 CODcr が 300 ～ 700 mg/L の範囲では、CODcr の増加に伴ってリン酸除去効率が低下します。同様の結果が全懸濁物質 (TSS) に関する研究からも得られました。つまり、TSS 濃度が高くなるほど、リンの除去効率は低くなります。
有機物含有量が高いと、一次処理段階でのリン除去効率が低下するだけでなく、活性汚泥反応器内の金属塩のリン除去効果も弱まります。鉄およびアルミニウムイオンは、フミン酸やフルボ酸などの有機物と反応して、金属イオンおよびその無機酸化物と関連する不溶性錯体を形成する可能性があり、それによってリン酸塩の沈殿に必要な反応サイトを占有またはブロックし、化学的リン除去効率の低下につながります。これが、実際のプロジェクトで化学的リン除去後の処理がよく選択される理由の 1 つです。-
Ⅲ．試薬の反応機構と試薬の選択
硫酸アルミニウムとリンの反応を以下に示します。
水中にアルカリ性が存在する場合、塩化第二鉄と溶解したリンおよび水中の重炭酸塩アルカリとの反応を以下に示します。
水のアルカリ度が不十分な場合、塩化第二鉄を添加すると水和酸化鉄沈殿物が形成され、リン反応のための界面活性点が提供されます。鉄塩のリン除去メカニズムの基本原理は、リン酸塩と鉄が酸素原子を共有することができ、それらの相互作用は次の式で表すことができます（電荷は示されていません）。
廃水に石灰を添加すると、石灰はまず水中の重炭酸塩アルカリと反応して炭酸カルシウム (CaCO3) を形成します。系の pH が 10 を超えると、過剰なカルシウムイオンがリン酸塩と反応して、以下に示すようにヒドロキシアパタイト [Ca5(OH)(PO4)3] 沈殿物が形成されます。
上記の反応機構から、(1) 鉄塩と石灰は水のアルカリ度に大きく影響される。 （２）石灰リン除去により多量の汚泥が発生する（水酸化マグネシウム、炭酸カルシウムともに汚泥）。これが、実際のプロジェクトでリンの除去にアルミニウム塩がよく選ばれる理由の 1 つです。
IV.化学物質の投与量
金属塩の投与量は、通常、流入液中の可溶性リン (Pin) 1 モル当たりに添加される金属 (Me) のモル数として表されます。 「化学量論的用量」とは、除去されるリン１モル当たり１．０モルの金属を添加することを指し（すなわち、Ｍｅ／Ｐｉｎ｛｛４｝）、これは、金属塩（アルミニウム塩または鉄塩）がリンと反応してリン酸塩沈殿物を形成するのに必要なモル比に厳密に基づいている。金属塩の投与量が増加すると、リン除去速度が向上し、流出リン濃度が減少します。ただし、投与量が一定レベルまで増加すると、それ以上の投与量の増加による漸進的な除去効果は徐々に弱まります。
塩化第二鉄の投与量が Me/Pin=1.5~2.0 に達すると、可溶性リンの 80%~98% を除去できます。非常に低い廃水総リン濃度 (例えば、0.10 mg/L 以下) を達成するには、Me/Pin=6 ~7 というより高い用量比が必要です。
硫酸アルミニウムの添加量比は塩化第二鉄の添加量比と同様ですが、除去率はそれより低く、75% ～ 95% の間です。 PAC またはアルミン酸ナトリウムを使用して同様のリン除去効率を達成するには、さらに高い用量が必要です。
上記の投与量情報から、第二鉄塩がリン除去効率が最も高いことがわかりますが、前述したように、第二鉄塩はアルカリ度に大きく影響されます。 PAC のリン除去効率は最も低く、硫酸アルミニウムよりもさらに低くなります。これは、PAC は「ポリアルミニウム」であるため、非ポリマー硫酸アルミニウムよりも高いリン除去効果があるはずであるという一部の見解と矛盾します。
結論
廃水処理における重要な方法である化学的リン除去は、試薬の種類と投与量だけでなく、廃水の水質、pH、アルカリ度、混合、凝集条件にも依存します。適切な金属塩または石灰を選択し、使用量を科学的に計算し、これをプロセスの最適化と組み合わせることで、スラッジの生成と運転コストを管理しながら効率的なリン除去を確保できます。下水処理技術者は、試薬の反応機構と影響因子を理解することで、安定した排水リン制御を実現し、さまざまな処理段階で化学的リン除去技術を柔軟に適用することができ、都市の水環境保護を確実にサポートします。