アンモニア性窒素廃液の脱窒処理方法及び処理装置
【課題】長期間にわたって安定して脱窒処理を行うことができるアンモニア性窒素含有廃液の脱窒処理を行う。
【解決手段】アンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）を含有する被処理液を、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体が共存する亜硝酸化槽に導入して該被処理液中のアンモニア性窒素の一部を亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換した後、固液分離槽にて濃縮分離する亜硝酸化処理プロセスを含むアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎ濃度及びＭ−アルカリ度を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入し、かつ、該亜硝酸化槽のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該固液分離槽から分離された活性汚泥の返送量の両方を調整する。
【解決手段】アンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）を含有する被処理液を、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体が共存する亜硝酸化槽に導入して該被処理液中のアンモニア性窒素の一部を亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換した後、固液分離槽にて濃縮分離する亜硝酸化処理プロセスを含むアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎ濃度及びＭ−アルカリ度を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入し、かつ、該亜硝酸化槽のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該固液分離槽から分離された活性汚泥の返送量の両方を調整する。
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明はアンモニア性窒素含有の有機性及び無機性廃液の窒素除去に関するもので、下水消化汚泥の濃縮脱水液、有機性汚泥や畜産廃液等のメタン発酵汚泥及び分離液、さらに浸出水や工業廃水中の窒素除去に関するものである。
【背景技術】
【０００２】
有機性汚泥や下水汚泥等の有機物濃度の高い液状廃棄物に対し、嫌気性消化することにより、有機物である炭素源をメタンガス（ＣＨ４）として回収できる上に、汚泥減容効果も高く、有機性廃棄物の削減とエネルギ回収の有効手段である。しかし、嫌気性消化では、原液中の窒素が除去されないため、消化汚泥の濃縮分離液や脱水ろ液に高濃度の窒素が残留する。上記の他にごみ浸出水や石油化学工場廃水において、ＢＯＤが低く、アンモニア性窒素が高濃度に残留することがある。いずれも窒素除去が求められている。
【０００３】
従来から、窒素含有廃液の脱窒処理方式として、一般的に生物学的硝化脱窒法がよく用いられている。生物学的硝化脱窒法では、通常硝化プロセス及び脱窒プロセスより構成される。第１プロセスの硝化プロセスでは、原水中のアンモニア性窒素を好気状態の反応槽、通称硝化槽において、先ずアンモニア酸化菌により亜硝酸性窒素に酸化し、続いて亜硝酸酸化菌により亜硝酸性窒素を硝酸性窒素に酸化する。硝化プロセス後段の脱窒プロセスではこの硝化槽からの処理液（硝化液）を嫌気状態の反応槽、通称脱窒槽に導入して、硝化液中の硝酸性窒素及び亜硝酸性窒素を従属栄養性の脱窒菌により、電子供与体の存在下、無害の窒素ガスに還元される。この電子供与体は通常処理対象液中の有機物が利用される。有機物の少ない場合、外部からメタノールを電子供与体として添加する必要がある。
【０００４】
この生物学的硝化脱窒処理では、流入原水中のアンモニア性窒素を、硝化槽において、亜硝酸性窒素を経て最終的に硝酸性窒素に酸化する。このため、硝化槽にアンモニア性窒素酸化に必要な酸素を供給する必要がある。しかし、酸素必要量は原水アンモニア性窒素の４．５７倍と高く、その供給動力が無視できない。また、脱窒槽では、硝酸性窒素が電子受容体となる従属脱窒反応において、電子供与体となる有機物が必要となる。原水中に有機物が少ない場合、脱窒に必要な電子供与体となるメタノールを添加することが必要となる。安定した脱窒性能を得るため、メタノール添加量は通常、脱窒槽に流入する硝酸性窒素量の２．５〜３倍程度必要となる。このように硝化プロセスの曝気動力及び脱窒プロセスのメタノール添加量は莫大であり、ランニングコストが高い。これらの低減が硝化脱窒プロセスを普及するのに解決しなければいけない大きな課題となっている。
【０００５】
近年、上記従属栄養脱窒菌による従来の脱窒機構と全く異なる独立栄養脱窒菌による脱窒処理法が開示されている（例えば、特許文献１）。これはアンモニア性窒素を電子供与体とし亜硝酸性窒素を電子受容体とする独立栄養性微生物を利用し、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を嫌気状態において反応させて窒素ガスに変換する嫌気性アンモニア酸化処理法（Anaerobic Ammonium Oxidation Process）、所謂ＡＮＡＭＭＯＸ反応による窒素除去方法、またはアンモニア脱窒処理法である。下記式（１）はこのアンモニア脱窒の反応式を示す。
【０００６】
【数１】
【０００７】
式（１）に示すアンモニア脱窒の場合、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素が直接反応するため、メタノール等の有機物添加が不要であり、薬品代が大きく低下する。また、脱窒反応ではアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）１モルに対し、亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）１．３２モルの比率で反応するため、処理対象原水中のアンモニア性窒素を従来の硝化プロセスのように全部亜硝酸性及び硝酸性窒素に酸化する必要が無く、その一部を亜硝酸性窒素に酸化すればよいこととなる。上記のアンモニア脱窒反応から、原水ＮＨ４−Ｎの一部を亜硝酸性窒素に酸化すれば、アンモニア脱窒処理において、ＮＯ２−ＮとＮＨ４−Ｎの混合物となり、式（１）に示すような反応が得られ、処理水のＮＨ４−Ｎ及びＮＯ２−Ｎがともになくなることが可能である。
【０００８】
上記のようにアンモニア脱窒を用いた脱窒処理では、先ず硝化プロセスにおいて流入原水中のアンモニア性窒素の一部を亜硝酸性窒素に酸化する必要がある。アンモニア脱窒反応で高率な脱窒性能を得るために、原水ＮＨ４−Ｎの５７％をＮＯ２−Ｎにし、４３％のＮＨ４−Ｎを残留させておくことが望まれる。この場合、亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３２となり、式（１）に示すアンモニア脱窒反応に必要なＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比に一致する。
しかしながら、一般的に硝化プロセスは以下の反応式に示すように、原水中のＮＨ４−Ｎは、好気条件において、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応を経て、最終的に硝酸性窒素（ＮＯ３−Ｎ）となる。アンモニア酸化反応と亜硝酸酸化反応はほぼ同時に起こるので、アンモニア酸化反応のみ進行させることは通常困難とされている。
【０００９】
【数２】
【００１０】
近年、アンモニア脱窒の前処理として、この亜硝酸化プロセスの研究開発が進められ、いくつかの処理方法が開示されている。例えば、特許文献２に開示されているように、硝化槽内のアンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素の何れも高く維持し、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素の毒性により、亜硝酸性窒素が硝酸性窒素に変換される亜硝酸酸化反応を抑制できるとしている。さらに硝化槽ｐＨを原水流量の調整で６〜８にすることを提案している。
【００１１】
また、特許文献３では、硝化槽に供給する酸素量を抑制し、すなわち、硝化槽内の液中溶存酸素（以下「ＤＯ」と称する）を低く維持することで亜硝酸酸化反応を抑制し、亜硝酸型硝化を維持できることを提案しており、また、特許文献４では、亜硝化槽のＤＯを低くし、アンモニア酸化細菌が生物膜に付着している場合はＤＯを１．５ｍｇ／Ｌ以下、浮遊活性汚泥の場合はＤＯを１．０ｍｇ／Ｌ以下とすることにより亜硝酸酸化反応を抑制し、亜硝酸型硝化を維持できることを提案している。
また、特許文献５では、亜硝酸化槽に返送される汚泥量を調整することで、亜硝酸化槽におけるｐＨを所定値に制御し、亜硝酸化槽内の遊離ＮＨ３−Ｎまたは遊離ＨＮＯ２を所定値以上に維持し、安定して亜硝酸化処理が得られることが記載されている。
【先行技術文献】
【特許文献】
【００１２】
【特許文献１】特許３４６０７４５号公報
【特許文献２】特開２００３−２４９８３号公報
【特許文献３】特開２００３−１０８８３号公報
【特許文献４】特開２００４−２９８８４１号公報
【特許文献５】特開２０１０−５５５４号公報
【発明の概要】
【発明が解決しようとする課題】
【００１３】
しかしながら、上記のように窒素含有廃水に対し、アンモニア脱窒による窒素除去（ＡＮＡＭＭＯＸ反応）を適用する場合、原水ＮＨ４−Ｎの５７％をＮＯ２−Ｎのみに変換する部分亜硝酸化処理が望ましいが、上記の先行技術で開示されているｐＨやＤＯの制御では、供給する原水性状や供給量等によって変動が生じ、長時間にわたって安定して脱窒処理することが難しい。
【００１４】
例えば上記特許文献５記載の方法では、亜硝酸化槽のｐＨ調整を、亜硝酸化槽に返送される汚泥量を調整することで行っているが、亜硝酸化槽及び沈殿池の汚泥量が一定の場合、返送汚泥流量を変更しても亜硝酸化槽内ＭＬＳＳ（活性汚泥浮遊物質）濃度が一時的に変化するが、長時間においてＭＬＳＳを大きく変更させることが困難である。特に汚泥沈降性が良い場合、返送汚泥流量を減らすと沈殿池での汚泥滞留時間が長くなり、返送汚泥ＭＬＳＳが上昇し、亜硝酸化槽に返送される汚泥量としては殆ど同じとなるため、亜硝酸化槽ＭＬＳＳ濃度は返送汚泥量変更前とほぼ同程度となる。返送汚泥流量を増やした場合も同様である。沈殿池の汚泥量が限られているため、返送流量を増やしても亜硝酸化槽へ返送される汚泥量の大きな増加が難しい。さらに沈殿池流入水量の増加で返送汚泥濃度が低下し、亜硝酸化槽に返送される汚泥量が大きく増加せず、返送流量変更前と同程度に止まる可能性が高い。さらに活性汚泥の硝化性能は活性汚泥中に存在する硝化菌数に比例する。流入原水中SSやBOD等の有機物が多い場合、活性汚泥中の硝化菌数が少なく、亜硝酸化槽のMLSSを高くしても、硝化性能の向上が殆ど期待できないこともある。
【００１５】
上記のように返送汚泥量を調整しても亜硝酸化槽内ＭＬＳＳ濃度に一時的に変化があっても、長時間において返送汚泥量調整前より大きく変化することは難しく、原水流量や窒素濃度変動の大きい時、返送汚泥流量調整のみで亜硝酸化ｐＨを所定値に制御することは困難となる。
【００１６】
本発明は上記従来技術の有する課題を解決するものであり、上記の窒素含有廃水に対し、アンモニア脱窒による窒素除去（ＡＮＡＭＭＯＸ反応）により脱窒処理するに際し、長期間にわたって安定して脱窒処理を行うことができるアンモニア性窒素含有廃液の脱窒処理方法及びその処理装置を提供するものである。
【課題を解決するための手段】
【００１７】
本発明者らは実排水を用いた連続通水実験の結果、アンモニア性窒素含有の被処理水に対し、被処理水のＭ−アルカリ度及びＮＨ４−Ｎ濃度を予め測定し、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着生物担体の共存する亜硝酸化処理槽に流入する該被処理水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率が３．７〜４．４となるようにアルカリまたは酸を所定量で亜硝酸化槽に注入し、亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の両方を調整すれば、安定した亜硝酸化処理が得られるとともに亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比がアンモニア脱窒反応に必要な１．３付近となることを確認でき、本発明に到達したものである。すなわち、本発明は、下記の（１）〜（７）の構成からなるものである。
【００１８】
（１）アンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）を含有する被処理液を、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体が共存する亜硝酸化槽に導入して該被処理液中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換した後、固液分離槽にて濃縮分離する亜硝酸化処理プロセスを含むアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入し、かつ、該亜硝酸化槽のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該固液分離槽から分離された活性汚泥の返送量の両方を調整することを特徴とするアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【００１９】
（２） 前記亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎの濃度及びＮＯ２−Ｎの濃度をモニターし、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎの濃度比（ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比）が１．３以下の時は亜硝酸化槽へのアルカリ注入量を増加するか又は酸注入量を減少させ、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３以上の時はアルカリ注入量を減少するか又は酸注入量を増加することを特徴とする上記（１）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
（３）前記亜硝酸化処理プロセスで処理された処理水を、アンモニア脱窒菌付着生物担体を充填したアンモニア脱窒槽に導入し、ＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理することを特徴とする上記（１）又は（２）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【００２０】
（４）前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を、前記亜硝酸化槽に該被処理水を導入するための原水槽に返送することを特徴とする上記（３）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
（５）前記アンモニア脱窒槽の酸化還元電位（ＯＲＰ）をモニターし、該ＯＲＰが５０ｍＶ以上となった時に、アンモニア脱窒槽に有機物を直接添加するか、又は該脱窒槽で得られる窒素ガス（Ｎ２）を脱窒槽に循環することを特徴とする上記（３）又は（４）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【００２１】
（６）原水槽と、該原水槽から導入される被処理水中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体の存在下で亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換する亜硝酸化槽と、該亜硝酸化槽からの流出液から活性汚泥を分離する固液分離槽と、該固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を該亜硝酸化槽に返送する汚泥返送ラインと、該固液分離槽からの流出液をＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理するアンモニア脱窒槽とを有する装置であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定する測定計を具備し、該測定値に応じてＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように該亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入する機構と、該亜硝酸化槽にｐＨ計を具備し、該ｐＨ計の測定値に応じてｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する機構とを備えたアンモニア性窒素含有処理液の脱窒処理装置。
（７）前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水の一部を前記原水槽に返送する処理水循環ライン、及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を前記原水槽に返送する汚泥返送ラインを有する上記（６）記載の脱窒処理装置。
【００２２】
上記亜硝酸化処理において、原水中のＮＨ４−ＮがＮＯ２−Ｎに酸化されることに伴い、Ｍ−アルカリ度が消費され、１ｍｇ／ＬのＮＨ４−Ｎの硝化で消費されるＭ−アルカリ度は７．１ｍｇ／Ｌとなる。原水のＮＨ４−Ｎ濃度に対するＭ−アルカリ度比率が低い場合、原水ＮＨ４−Ｎの硝化比率が少なく、処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が目標値の１．３を大きく下回ることとなる。逆に原水のＮＨ４−Ｎ濃度に対するＭ−アルカリ度が高い場合、硝化が進行し、処理水ＮＨ４−Ｎ残留が少なくなり、処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が目標値の１．３を大きく超えることとなる。
原水中のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率の変化により亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比率が大きく変化し、アンモニア脱窒反応に必要なＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比である１．３から大きく外れることがあり、安定した脱窒処理が得られない。上記の従来技術では、原水流量の調整で硝化槽ｐＨを所定値に制御しても、原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率は原水性状に左右されることから、処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎを目標１．３付近に制御することは困難である。
【００２３】
本発明では、アンモニア性窒素含有の被処理水に対し、被処理水のＭ−アルカリ度及びＮＨ４−Ｎ濃度を予め測定し、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着生物担体の共存する亜硝酸化処理槽に流入する該被処理水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率が３．７〜４．４となるようにアルカリまたは酸を所定量で亜硝酸化槽に注入することを第一の特徴としている。
【００２４】
更に、アンモニア酸化菌付着する生物担体の硝化性能は亜硝酸化槽のＤＯ、即ち曝気風量に依存し、亜硝酸化槽の生物担体硝化速度相対比とＤＯの関係を示す図１に示す通り、担体の硝化速度がＤＯ上昇に伴なって増加しており、特にＤＯが３ｍｇ／Ｌ以上となれば、硝化速度の上昇が速く、ＤＯが５ｍｇ／Ｌ以上となれば、担体の硝化速度がほぼ最大値の９０％に達することが明らかとなった。また、ＤＯが２ｍｇ／Ｌ以下となれば、担体硝化速度が最大値の２０％以下に低下し、低ＤＯでは担体硝化速度が大きく低下することも明らかとなった。
本発明では、亜硝酸化槽において活性汚泥とアンモニア酸化菌付着する生物担体を混合した反応槽を用い、下記のとおりの技術思想に基づき亜硝酸槽のｐＨ調整を行うことを第二の特徴としている。
【００２５】
本発明の亜硝酸化槽においては、アンモニア酸化菌は生物担体に付着しているとともに活性汚泥にも共存している。亜硝酸化槽の硝化性能は生物担体硝化性能と活性汚泥硝化性能の和と考えることができる。したがって、上記の知見から、曝気風量が多いと生物担体の硝化活性が高くなる。また、活性汚泥の硝化性能は亜硝酸化槽内の活性汚泥濃度に依存し、活性汚泥濃度が高いほど硝化性能が高くなる。なお、活性汚泥は微生物の集合体であり、原水性状や汚泥滞留時間によって硝化菌比率が大きく変化する。ＢＯＤ等の有機物やＳＳを多く含有する原水が流入した場合、亜硝酸化槽活性汚泥中の硝化菌比率が極めて低下し、硝化能力が殆どないと予想される。これに対し、生物担体に付着している微生物は基本的に硝化菌、本発明ではアンモニア酸化菌のみである。従って、主に硝化性能に寄与するのは生物担体である。
【００２６】
一方で、亜硝酸化槽では、硝化が進行するとｐＨが低下する。通常の硝化では、ｐＨの適値が８付近とされているが、本発明では種々検討の結果、生物担体及び活性汚泥の共存する亜硝酸化槽に対し、曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の両方を調整することで亜硝酸化槽ｐＨを６．０〜６．９に制御することによって、ＮＨ４−Ｎを安定的にＮＯ２−Ｎへと理想的な比率で一部亜硝酸化できることを見出したものである。
即ち、ｐＨが６．９以上となれば、曝気風量を増やし、ＤＯを高くすることで生物担体の硝化速度が向上することで、硝化が進行し、ｐＨが低下する。同様に返送汚泥流量を増やせば、一時的に亜硝酸化槽内の活性汚泥濃度が高くなり、亜硝酸化槽の硝化速度向上に寄与してｐＨが低下する。
同様に亜硝酸化槽ｐＨが６以下となれば、曝気風量を減らしてＤＯを低くすれば、担体硝化速度が低下し、亜硝酸化槽ｐＨが６以上に上昇する。同時に返送汚泥量を減少すれば、一時的に亜硝酸化槽内の活性汚泥濃度が低下し、亜硝酸化槽の硝化性能が低下し、同様にｐＨが６以上に上昇することが可能である。
【００２７】
亜硝酸化槽に流入する原水流量が多くなったり、ＮＨ４−Ｎ濃度が上昇したりする等、ＮＨ４−Ｎ負荷が所定値を超えた場合でも、ｐＨを６．０〜６．９にし、安定した亜硝酸化処理を得るためには亜硝酸化槽ＤＯをできれば３ｍｇ／Ｌ以上、好ましくは、４ｍｇ／Ｌ以上にすることが望ましい。
一方、亜硝酸化槽に流入する原水流量が少なくなったり、ＮＨ４−Ｎ濃度が低下したりする等、ＮＨ４−Ｎ負荷が所定値より低下した場合でも、ｐＨを６．０〜６．９にし、安定した亜硝酸化処理を得るためには亜硝酸化槽ＤＯをできれば３ｍｇ／Ｌ以下、好ましくは、２ｍｇ／Ｌ以下にすることが望ましい。
【発明の効果】
【００２８】
本発明によれば、流入原水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率を所定値となるように調製し、亜硝酸化槽において流入ＮＨ４−Ｎ負荷が変動しても、曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の調製を行えば、亜硝酸化槽ｐＨを６．０〜６．９に制御でき、安定した部分亜硝酸化処理ができ、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比率がほぼ目標の１．３前後となり、後段のアンモニア脱窒処理において安定した脱窒性能と高い窒素除去率が得られる。さらに、亜硝酸化処理槽にアンモニア酸化菌付着の微生物担体と活性汚泥を共存させることで亜硝酸化槽内のアンモニア酸化菌を高濃度に保持できることから、高いＮＨ４−Ｎ負荷が得られる。また、アンモニア脱窒槽に供給する亜硝酸化処理水ＤＯが低いほど、アンモニア脱窒槽への持ち込みＤＯが少なく、脱窒活性への悪影響が少ない。沈殿池にて活性汚泥と固液分離した亜硝酸化処理水ＤＯが亜硝酸化槽ＤＯより低く、アンモニア脱窒槽へのＤＯ持ち込みが少なくなり、アンモニア脱窒槽の処理性能が安定して得られる。
【００２９】
更に、亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎ濃度とＮＯ２−Ｎ濃度をモニターし、測定したＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３から外れた時、亜硝酸化槽に注入しているアルカリまたは酸の注入量を微調整すれば、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎがほぼ１．３となり、後段のアンモニア脱窒槽に供給すれば、さらに安定した脱窒処理と良好な水質を得ることができる。
【図面の簡単な説明】
【００３０】
【図１】亜硝酸化槽の生物担体硝化速度相対比とＤＯの関係を示すグラフである。
【図２】本発明の脱窒処理方法の一態様を示す概略図（フローシート）である。
【図３】本発明の脱窒処理方法の他の態様を示す概略図（フローシート）である。
【発明を実施するための最良の形態】
【００３１】
本発明の対象となる被処理水は、高濃度のアンモニア性窒素を含有する汚水であり、有機物、炭酸塩、亜硝酸性窒素、その他の物質を含んでいても良い。有機体窒素がある場合は、そのまま本発明に投入しても良いが、予め嫌気処理又は好気処理により有機体窒素をアンモニア性窒素に変換してもよい。また、ＢＯＤがアンモニア性窒素に対し３倍以上ある汚水の場合においても、そのまま本発明に投入しても良いが、予め、生物処理してアンモニア性窒素に対し１／２となるように低下させておくと尚いっそうよい。対象汚水の例を挙げると、し尿、下水、嫌気性消化の脱水ろ液、ゴミ浸出水、肥料工場排水などが挙げられる。
【００３２】
以下に本発明の脱窒処理方法を、本発明の実施態様の一例を示す図面を用いて詳細に説明する。ただし、本発明はこれらの実施態様のみに限定されるものではない。
まず、下水消化汚泥の濃縮脱水ろ液に対し、本発明による処理の一例を、図２に示すフローシートを用いて説明する。
【００３３】
本発明の一形態である図２に示す脱窒処理装置は、原水槽２と、被処理水中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体８の存在下で亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換する亜硝酸化槽４と、該亜硝酸化槽からの流出液から活性汚泥を分離する固液分離槽（沈殿池）１１と、該固液分離槽１１から分離された活性汚泥の一部を該亜硝酸化槽に返送する汚泥返送ライン１４と、該固液分離槽１１からの流出液をＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理するアンモニア脱窒槽１６を有し、該亜硝酸化槽４に導入する被処理液３のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定する測定計（図示せず）を具備し、該測定値に応じてＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように該亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入する機構と、該亜硝酸化槽４にｐＨ計６を具備し、該ｐＨ計６の測定値に応じてｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する機構とを備えている。
【００３４】
図２に示す如く、消化汚泥の濃縮脱水ろ液１が流入原水として原水槽２に導入され、原水槽２から被処理液３が亜硝酸化槽４に供給される。亜硝酸化槽４では、供給された被処理液３に含まれるアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部が、アンモニア酸化菌付着の生物担体８及び活性汚泥中のアンモニア酸化菌の働きにより亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に酸化される。処理後の亜硝酸化槽内混合液が亜硝酸化槽分離スクリーン２０にて担体が分離されて亜硝酸化槽流出液１０が沈殿池（固液分離槽）１１に流入し、汚泥沈降分離後、上澄液が亜硝酸化処理水１２として得られる。
【００３５】
亜硝酸化槽に流入する被処理液３に対し、予めＮＨ４−Ｎ及びＭ−アルカリ度を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を算出する。Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７以下の場合にはアルカリを、４．４以上の場合には酸を亜硝酸化槽に注入する。この場合、注入後の被処理液Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４、好ましくは３．９〜４．１となるように添加量を設定する。また、要求水質に応じて、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比をできるだけ４．０付近とするのが好ましい。
【００３６】
ここで、添加する中和剤５としては、アルカリで水酸化ナトリウム、炭酸ナトリウム、重炭酸ナトリウム等、酸で硫酸、塩酸、等が挙げられる。
【００３７】
亜硝酸化槽４にはｐＨ計６及びＤＯ計７が設置されており、ｐＨが６．０〜６．９、好ましくは６．４〜６．７となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する。ｐＨが６．９以上となれば、曝気ブロワー９からの曝気風量を増やすことによって槽内ＤＯを上昇させる。ＤＯ上昇に伴って生物担体８の硝化速度が向上し、亜硝酸化槽４のｐＨが低下して６．９以下となる。また、同時に沈殿池（固液分離槽）１１にて沈降した汚泥の返送量１４を一時的に増やせば、亜硝酸化槽４内の活性汚泥濃度が上昇し、同様な効果が得られる。
逆に流入水量や原水窒素濃度の低下でＮＨ４−Ｎ負荷の低い時にｐＨが６．０以下となれば、曝気ブロワー９の曝気風量を減らし、亜硝酸化槽のＤＯを低くすれば、生物担体８の硝化速度が低下して亜硝酸槽ｐＨが６．０以上に回復する。同じく、同時に返送汚泥量１４を一時的に減らし、亜硝酸化槽４内の活性汚泥濃度を低下させれば、亜硝酸化槽４内の硝化速度の低下に寄与して槽内ｐＨが上昇する。
【００３８】
亜硝酸化槽４のＮＨ４−Ｎ負荷を常に高く得るためには亜硝酸化槽ＤＯを常に高く維持することが望ましい。図１に示すように担体の場合、ＤＯ３ｍｇ／Ｌ以下となれば、ＤＯ低下に伴なう硝化速度の低下が大きく、ＤＯ４ｍｇ／Ｌ以上となれば、最大硝化速度の８０％以上得られることから、亜硝酸化槽４のＤＯが通常３ｍｇ／Ｌ、好ましくは４ｍｇ／Ｌ以上を目安に管理することが望ましい。
従って、流入窒素負荷変動により、亜硝酸化槽ｐＨが６．９以上となれば、亜硝酸化槽ＤＯが４ｍｇ／Ｌ以上となるように曝気風量を上げることが効果的である。また、亜硝酸化槽４のＤＯが２ｍｇ／Ｌ以下の場合には硝化速度が小さいため、ｐＨが６．０以下の場合には、亜硝酸化槽４のＤＯが２ｍｇ／Ｌ以下となるように曝気風量を下げることが効果的である。
【００３９】
亜硝酸化槽４に、活性汚泥に加えて、アンモニア酸化菌を付着固定できる高分子生物担体８を充填すれば、アンモニア酸化菌を安定して付着できることから、亜硝酸化槽４において安定した亜硝酸化性能が得られる。亜硝酸化槽４に充填する高分子生物担体８としては、ポリエチレングリコール（ＰＥＧ）やポリビニルアルコール（ＰＶＡ）、ポリアクリルアミド、光硬化性樹脂等の合成高分子、カラギーナン、アルギン酸ソーダ等の高分子を用いたゲル担体、ポリエチレンやポリウレタン、ポリプロピレン等からなる流動担体が挙げられる。
担体８の形状としては球形、四角形、円筒形の何れの形状でも使用可能であり、有効径も特に限定的ではないが、曝気槽出口の分離スクリーン２０により安定して分離するためには、３〜１０ｍｍ程度が好ましい。担体比重は曝気状態において均一に流動可能となる１．００１〜１．０５であるものが好ましい。また、担体充填量は均一に混合流動可能となる１０〜３０Ｖ％であることが望ましい。
【００４０】
図２に示す概略図では、亜硝酸化処理水１２は直接アンモニア脱窒槽１６に導入される。アンモニア脱窒槽１６では、脱窒担体１７のアンモニア脱窒菌により流入処理水中のＮＨ４−Ｎが電子供与体、及びＮＯ２−Ｎが電子受容体となり、脱窒処理される。脱窒処理後の混合液が分離スクリーン２１より脱窒担体が分離されて、アンモニア脱窒処理水２２となる。
【００４１】
アンモニア脱窒槽１６に、アンモニア脱窒菌を付着固定できる高分子生物担体１７を充填することにより、アンモニア脱窒菌を安定して付着でき、アンモニア脱窒槽１６において安定した脱窒性能が得られる。アンモニア脱窒槽１６に充填する高分子担体１７としては、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）やポリエチレングリコール（ＰＥＧ）、ポリアクリルアミド、光硬化性樹脂等の合成高分子、カラギーナン、アルギン酸ソーダ等の高分子を用いたゲル担体、ポリエチレンやポリウレタン、ポリプロピレン等からなる流動担体が挙げられる。
担体１７の形状としては球形、四角形、円筒形の何れの形状でも使用可能であり、有効径は特に限定的ではないが、脱窒槽１６出口の分離スクリーン２１により安定して分離するためには、３〜１０ｍｍ程度が好ましい。担体として表面に微細孔径を多く有するもの、内部中空であるスポンジ、表面に無数の凹凸を有するものがアンモニア脱窒菌の付着固定が速く、短期間で高い脱窒性能が得られる。さらに長期間、脱窒槽内アンモニア脱窒菌を高濃度に維持できることから、安定した脱窒性能が得られる。
担体比重は嫌気状態において撹拌より均一流動できる１．００〜１．１０であるものが好ましい。担体充填量は脱窒槽内において局部堆積のないように１０〜３０Ｖ％とすることが望ましい。
【００４２】
本発明では、アンモニア脱窒槽１６の酸化還元電位（ＯＲＰ）をＯＲＰ計１８で測定し、ＯＲＰが５０ｍV以上に上昇すれば、亜硝酸化処理水１２に有機物の添加剤１５を一時的に混合して脱窒槽１６に供給し、ＯＲＰが５０ｍV以下に低下すれば、その供給を停止することが好ましい。また、脱窒槽１６から発生する窒素ガスを脱窒槽底部に供給して循環すれば、同様にＯＲＰが低下する。
【００４３】
アンモニア脱窒槽１６に流入する亜硝酸化処理水１２は、脱窒処理にとっては、そのＤＯが低いほど良く、基本的に０ｍｇ／Ｌとなることが望ましい。ＤＯが高いとアンモニア脱窒菌へのＤＯ阻害が懸念される。アンモニア脱窒槽１６において、ＤＯが残留すると酸化還元電位（ＯＲＰ）が上昇する。ＯＲＰが５０ｍV以上となれば、アンモニア脱窒活性が低下するため、脱窒槽ＯＲＰが５０ｍV以上となれば、有機物である添加剤１５を亜硝酸化処理水１２に混合して添加する。脱窒担体１７には、通常、脱窒菌とともに、有機物を好気的に酸化分解するフロック形成菌も一部付着している。有機物の補給でこのフロック形成菌が活性化してＤＯを消費することで脱窒槽ＯＲＰが低下する。これにより、アンモニア脱窒菌活性が高く維持されて安定した脱窒性能が得られる。
一方、フロック形成菌の増殖速度はアンモニア脱窒菌より速いため、有機物１５の添加量が多いとアンモニア脱窒菌よりフロック形成菌が多く増殖し、脱窒槽１６内の脱窒菌比率が低下することから、有機物添加量はなるべく少ないほうが好ましい。従って、有機物１５の添加後に脱窒槽１６のＯＲＰが５０ｍV以下となれば、添加を停止する。
【００４４】
ここで、添加する有機物としては、メタノール、エタノール、酢酸、酢酸ナトリウム、グルコース、ペプトン等が挙げられる。
【００４５】
上記の例では、亜硝酸化処理水１２を直接アンモニア脱窒槽１６に導入しているが、亜硝酸化処理水１２のＤＯが高い場合、その途中に中間槽を設け、一旦該中間槽に亜硝酸化処理水１２を導入してＤＯ低減してからアンモニア脱窒槽１６に導入することにより、さらに高い脱窒効果が得られる。また、この場合、アンモニア脱窒槽１６に流入するＤＯ除去を目的とした上記添加剤１５の注入を、該中間槽に対して実施しても同様な効果が得られる。
【００４６】
アンモニア脱窒処理水２２は必要に応じて循環ライン２３を通じてその一部を原水槽２に循環する。
アンモニア脱窒処理水２２の一部を必ずしも、原水槽１に循環する必要はないが、ＮＨ４−Ｎ濃度の高い原水に対しては、ＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度の低減したアンモニア脱窒処理水２２を原水槽に循環することにより、亜硝酸化槽４に流入する被処理水３のＮＨ４−Ｎ濃度が低くなり、亜硝酸化槽４の処理が安定する。例えば、畜糞廃液のメタン発酵液や濃縮汚泥や生ごみのメタン発酵液脱水ろ液等、原液ＮＨ４−Ｎ濃度が１５００ｍｇ／Ｌ以上であり、このまま、部分亜硝酸化処理後に亜硝酸化槽に残留するＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度はそれぞれ約６００〜９００ｍｇ／Ｌと高くなる。この状態ではＮＨ４−Ｎ由来の遊離ＮＨ３とＮＯ２−Ｎ由来の遊離ＨＮＯ２の何れも毒性が強くなり、好ましくない。ＮＯ２−Ｎ濃度が８００ｍｇ／Ｌ以上の場合で、しかもｐＨが７以下の場合には、ＮＯ２−Ｎの毒性強度がアンモニア酸化菌に対しても悪影響を及ぼすため、アンモニア酸化菌の活性が低下し、安定した部分亜硝酸化が得られず、処理性能の悪化を招く要因となる。この場合に、ＮＨ４−Ｎ濃度とＮＯ２−Ｎ濃度の低いアンモニア脱窒処理水２２の一部を原水槽２に循環すれば（循環ライン２３）、被処理液３中のＮＨ４−Ｎ濃度が低減でき、亜硝酸化槽内のＮＯ２−Ｎ濃度とＮＨ４−Ｎ濃度がアンモニア酸化菌活性に悪影響を及ぼさない範囲となり、安定した亜硝酸化処理を得ることができる。さらにアンモニア脱窒処理水２２のＭ−アルカリ度が高く、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．４より高いことが多いため、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７以下と該比が小さい原水の場合には、Ｍ−アルカリ度の補給となり、亜硝酸化槽に注入するアルカリを低減することができる。
【００４７】
更に、ＮＨ４−Ｎ濃度の高い原水に対しては、図３に示すように、亜硝酸化処理後の沈殿池１１からの返送汚泥の一部を、返送管２４により原水槽２に返送することにより、原水槽において活性汚泥中従属脱窒菌の働きにより、原水中の有機物が水素供与体として用いられ、循環されたアンモニア脱窒処理水中のＮＯＸ−Ｎを除去できることから、亜硝酸化槽に流入する原水Ｔ−Ｎが低下し、最終処理水となるアンモニア脱窒処理水Ｔ−Ｎも低減されて処理システム全体のＴ−Ｎ除去率が向上する。さらに原水槽においてＮＯＸ−Ｎ除去に伴う有機物の低減で亜硝酸化槽に流入する有機物が少なくなり、硝化菌活性が高く維持されることから安定した亜硝酸化性能が得られる。。
【実施例】
【００４８】
以下に、本発明の実施例を示すが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではない。
【００４９】
＜実施例１＞
図２に示す処理フローに従って、下水消化汚泥脱水ろ液のアンモニア脱窒処理を行った。表１に本実施例１の処理条件を示す。
【００５０】
【表１】
【００５１】
亜硝酸化処理槽４には平均粒径４．２ｍｍのＰＥＧからなる担体８を２０Ｖ％充填した。原水槽２から亜硝酸化処理槽４に平均２５５Ｌ／ｄ連続通水した。流入原水に対し、予めＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を求め、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎが４．０となるようにＮａＯＨ水溶液５を亜硝酸化槽４に注入した。亜硝酸化槽４内のＤＯが４ｍｇ／Ｌ以上となるようにブロワー９の出力調整を行った。また、亜硝酸化槽４のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気ブロワー９の出力調整を優先した。なお、ブロワー９の出力調整をしてもｐＨ６．０〜６．９から外れた時は返送汚泥量１４の調整も行った。亜硝酸化槽内ＭＬＳＳが３０００〜４０００ｍｇ／Ｌとなるように余剰汚泥１３の引き抜きを行った。
【００５２】
アンモニア脱窒槽１６に対し、ｐＨが７．５となるように硫酸注入による制御を行った。脱窒槽１６には平均粒径４ｍｍのＰＶＡからなる担体１７を２０Ｖ％充填した。また、アンモニア脱窒槽１６に流入する亜硝酸化処理水１２の無機炭素がほとんど無かったため、添加剤(無機炭素源)１５としてＮａ２ＣＯ３約３００ｍｇ／Ｌを亜硝酸化処理水１２に添加した。
表２に実施例１において、約１年間連続通水処理期間中、原水、亜硝酸化処理水及びアンモニア脱窒処理水質の一例を示す。
【００５３】
【表２】
【００５４】
亜硝酸化処理において原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を予め４．０に調整したことから、ＮＨ４−Ｎの約５７％が亜硝酸化され、処理水ＮＯ２−Ｎが４８０ｍｇ／Ｌとなり、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３とアンモニア脱窒必要量１．３２に近い値が得られた。処理水ＮＯＸ−Ｎに対するＮＯ２−Ｎ比が９９．６％となり、安定した亜硝酸化処理が得られた。
アンモニア脱窒処理において、流入亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３とアンモニア脱窒反応に必要な比率にほぼ一致している。この結果、脱窒処理水ＮＨ４−Ｎ及びＮＯ２−Ｎがそれぞれ、１０．５ｍｇ／Ｌ、１２．３ｍｇ／Ｌといずれも低い。Ｔ−Ｎが１０７．８ｍｇ／Ｌとなり、流入原水Ｔ−Ｎに対する除去率が８７．３％得られた。
【００５５】
また、実施例１では、原水中不足Ｍ−アルカリ度を補給するため、亜硝酸化槽にアルカリ剤を連続添加した。なお、アルカリ剤を原水槽に直接添加しても同様な効果が得られる。また、アルカリ剤としてＮａＯＨやＮａ２ＣＯ３及びＮａＨＣＯ３等何れを用いても同様な効果が得られる。
【００５６】
＜比較例１＞
実施例１と同一な下水消化汚泥脱水ろ液を原水１として用い、原水に対してＮａＯＨ注入によるＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ調整を行わず、亜硝酸化槽４のｐＨが７．５となるようにＮａＯＨ注入による制御を行った。また、曝気風量及び汚泥返送率はともに一定とした。他の条件は実施例１と同一とした。
表３に比較例１の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００５７】
【表３】
【００５８】
表３に示すように原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を調整せず、亜硝酸化処理槽のｐＨを７．５に制御していたため、硝化進行に伴ない、ｐＨが７．５以下に低下した時、原水ＮＨ４−Ｎ全量硝化に不足のＭ−アルカリ度がＮａＯＨ注入より補給された。その結果、亜硝酸化槽処理水ＮＨ４−Ｎが５．６ｍｇ／Ｌに低下した。亜硝酸化槽内のＮＨ４−Ｎ低下で亜硝酸酸化菌に及ぼす遊離ＮＨ３毒性が少なくなった。また、亜硝酸化槽ｐＨが７．５と高く、遊離ＨＮＯ２が少なく、亜硝酸酸化菌への毒性も低くなったことから、硝化が硝酸型に進行し、処理水ＮＯ２−Ｎが３．５ｍｇ／Ｌに低下し、ＮＯ３−Ｎが８４０ｍｇ／Ｌに増加し、亜硝酸型硝化とすることができなかった。
上記のように亜硝酸化槽において安定した亜硝酸化処理ができず、硝化が硝酸型硝化となってしまったことから、アンモニア脱窒槽では処理水ＮＯ３−Ｎが８３５ｍｇ／Ｌと高く、処理水Ｔ−Ｎも８３５ｍｇ／Ｌと原水Ｔ−Ｎとほぼ同程度となり、窒素除去率が僅か２％程度であった。
【００５９】
＜比較例２＞
原水は実施例１と同様なものを用いた。本比較例では、原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ調整及び亜硝酸化槽ｐＨ制御の何れも実施しなかった。亜硝酸化槽のＮＨ４−Ｎ負荷及びアンモニア脱窒槽Ｔ−Ｎ負荷等は実施例１と同じとした。
表４に比較例２の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００６０】
【表４】
【００６１】
表４に示すように流入原水に対し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎを調整しなかったため、亜硝酸化処理水ＮＨ４−Ｎが４５８ｍｇ／Ｌとなり、実施例１より８７ｍｇ／Ｌ高い。また、ＮＯ２−Ｎが３９８ｍｇ／Ｌとなり、実施例１より８２ｍｇ／Ｌ低下した。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が０．９とアンモニア脱窒反応に必要である１．３より低い値となった。
アンモニア脱窒処理では、処理水ＮＨ４−Ｎが１４５ｍｇ／Ｌと高いため、処理水Ｔ−Ｎが２２９ｍｇ／Ｌとなり、原水に対する除去率は７３％に止まった。
上記のように原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎを調整しなかった場合、亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎがアンモニア脱窒反応に必要な１．３から大きく外れるため、アンモニア脱窒ではＮＨ４−Ｎが多く残留し、脱窒処理水Ｔ−Ｎが高くなり、良好な脱窒性能が得られなかった。
【００６２】
＜比較例３＞
比較例３の原水も、実施例１と同様なものを用いた。また、原水に対し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．０となるように亜硝酸化槽にＮａＯＨを注入した。しかし、実施例１のように亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量の制御を実施せず、ほぼ一定の風量で曝気した。なお、返送汚泥量は実施例１と同様にｐＨが６．０〜６．９となるように返送率を変化させた。
表５に比較例３の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００６３】
【表５】
【００６４】
表５に示すように、実施例１の亜硝酸化処理水ＮＨ４−Ｎが３７１ｍｇ／Ｌに対し、本比較例の亜硝酸化処理水ＮＨ４−Ｎが４２５ｍｇ／Ｌと高くなった。また、ＮＯ２−Ｎが３６５ｍｇ／Ｌと実施例１より低く、さらにＮＯ３−Ｎが７２ｍｇ／Ｌと高い。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．８と目標の１．３から大きく外れた。
比較例３では、亜硝酸化槽ｐＨが６．９以上と高い場合において、活性汚泥返送量を上げても、曝気風量が増加せず一定であったため、硝化性能に大きく寄与する担体の硝化能力が向上せず、Ｍ−アルカリ度が残留し、ＮＨ４−Ｎが高くなった。この結果、ｐＨが７．３と実施例１より高く、ＮＯ２−Ｎが３６５ｍｇ／Ｌと実施例１より低いことから、遊離ＨＮＯ２が実施例１より低下し、亜硝酸化酸化菌に対する遊離ＨＮＯ２毒性が低下したため、亜硝酸酸化菌の活性がやや増加し、処理水ＮＯ３−Ｎが７２ｍｇ／Ｌに増加した。
亜硝酸化処理が安定せず、良好な処理水が得なれなかったことから、アンモニア脱窒槽処理水でＮＨ４−Ｎが１３２ｍｇ／Ｌ、ＮＯＸ−Ｎが１４７ｍｇ／Ｌと大きく残留し、Ｔ−Ｎが２８１ｍｇ／Ｌと高く、原水に対するＴ−Ｎ除去率は６７％に止まった。
【００６５】
＜比較例４＞
比較例４の原水も、実施例１と同様なものを用いた。また、原水に対し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．０となるように亜硝酸化槽にＮａＯＨを注入した。しかし、実施例１のように亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量及び返送汚泥流量調整の何れも実施せず、返送率が原水量に対し３０％とほぼ一定であった。
表６に比較例４の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００６６】
【表６】
【００６７】
表６に示すように比較例４においても、亜硝酸化槽処理水ＮＨ４−Ｎが５１０ｍｇ／Ｌと高い。また、ＮＯ２−Ｎが２８５ｍｇ／Ｌと実施例１より低い。さらにＮＯ３−Ｎが８５ｍｇ／Ｌに上昇した。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．６と目標１．３から大きく外れた。
比較例４では、一時的に亜硝酸化槽流入ＮＨ４−Ｎ負荷の増加或は亜硝酸化槽硝化担体の硝化能力が低下し、ｐＨが６．９以上と上昇した場合でも、曝気風量や返送汚泥量が一定であるため、亜硝酸化槽内担体及び活性汚泥の硝化能力が増加せず、必要な硝化能力が不足して処理水Ｍ−アルカリ度やＮＨ４−Ｎの上昇となった。また、ｐＨが７．６と実施例１より高く、ＮＯ２−Ｎが２８５ｍｇ／Ｌと実施例１より低いことから、遊離ＨＮＯ２が実施例１より低下し、亜硝酸化酸化菌に対する遊離ＨＮＯ２毒性が低下したため、亜硝酸酸化菌の活性がやや増加し、処理水ＮＯ３−Ｎが８５ｍｇ／Ｌに増加した。
亜硝酸化処理が安定せず、良好な処理水が得られなかったことから、アンモニア脱窒槽処理水でＮＨ４−Ｎが２９２ｍｇ／Ｌ、ＮＯＸ−Ｎが１４６ｍｇ／Ｌと大きく残留し、Ｔ−Ｎが４３８ｍｇ／Ｌと高く、原水に対するＴ−Ｎ除去率は４８％に止まった。
【００６８】
＜実施例２＞
実施例２は畜糞廃液のメタン発酵分離液に対する本願発明適用の一例である。表７に実施例２の処理条件を示す。
【００６９】
【表７】
【００７０】
実施例２は実施例１と同じ処理装置を用いた。しかし、対象原水ＮＨ４−Ｎが高いため、原水量が８０Ｌ／ｄと実施例１より少ない。ここでは、アンモニア脱窒処理水を８０Ｌ／ｄ原水槽に循環した。また、亜硝酸化処理の沈殿池から返送汚泥を原水量２０％相当の１６Ｌ／ｄを原水槽に返送した。原水槽へ沈殿池から返送汚泥の流入で槽内ＭＬＳＳが約２０００〜３０００ｍｇ／Ｌとなった。原水槽への原水流入量は平均８０Ｌ／ｄであり、原水ベースのＨＲＴを約２４Ｈとした。また、原水槽内を撹拌機にて常時撹拌した。
原水に対し、実施例１と同様にＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．０となるように亜硝酸化槽にＮａＯＨを注入した。また、亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量及び返送汚泥流量の調整を実施した。
表８に実施例２の流入原水と原水槽原水、亜硝酸化槽処理水と脱窒槽処理水水質の一例を示す。
【００７１】
【表８】
【００７２】
原水槽流入の畜糞廃液メタン発酵分離液ＮＨ４−Ｎが２５８０ｍｇ／Ｌと高いが、脱窒処理水の流入混合で原水槽ＮＨ４−Ｎが１３２０ｍｇ／Ｌとなった。ＮＯＸ−Ｎの高い脱窒処理水の混合にも関わらず、原水槽内ＮＯＸ−Ｎが７．１ｍｇ／Ｌと低い。また、ＢＯＤが２５０ｍｇ／Ｌと流入原水の１１００ｍｇ／Ｌより大きく低下した。これは原水槽内で流入返送汚泥中従属脱窒菌の活動でメタン発酵分離液中のＢＯＤが水素供与体として使用されて脱窒反応が進行した結果である。
亜硝酸化処理では、処理水ＮＨ４−Ｎが５３５ｍｇ／Ｌ、ＮＯ２−Ｎが７０５ｍｇ／Ｌとなり、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３となり、アンモニア脱窒必要量１．３２に近い値が得られた。処理水ＮＯＸ−Ｎに対するＮＯ２−Ｎ比が９８．６％となり、安定した亜硝酸化処理が得られた。
アンモニア脱窒処理では、流入する亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３と目標値にほぼ同じとなっていることから、処理水ＮＨ４−Ｎが８．５ｍｇ／Ｌ、ＮＯ２−Ｎが１５ｍｇ／Ｌと何れも低い値となった。また、ＮＯＸ−Ｎが１５０ｍｇ／Ｌと低く、Ｔ−Ｎが１５９ｍｇ／Ｌとなり、流入原水に対する除去率が約９３．８％となった。
【００７３】
＜比較例５＞
実施例２と同一な畜糞廃液メタン発酵分離液を用いた。ここでは、実施例２と異なり、原水槽には流入原水のみ貯留し、脱窒処理水の循環及び返送汚泥の注入は実施しなかった。他の条件は実施例２と同じとした。
表９に比較例２の原水及び処理水水質の一例を示す。
【００７４】
【表９】
【００７５】
表９に示すように流入原水ＮＨ４−Ｎが２５８０ｍｇ／Ｌと高く、ＢＯＤも１１００ｍｇ／Ｌ残留している。亜硝酸化処理槽では、処理水ＮＨ４−Ｎが１５２０ｍｇ／Ｌと高く、ＮＯ２−Ｎが１０１５ｍｇ／Ｌとなった。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．７と低く、目標値の１．３２から大きく低下した。これは流入原水ＮＨ４−Ｎが２５８０ｍｇ／Ｌと高く、亜硝酸化槽ＮＨ４−Ｎが多く残留することにより、遊離ＮＨ３の毒性が増加してアンモニア酸化菌の活性が低下したものと考えられる。この結果、硝化性能が低下し、ＮＨ４−Ｎが多く残留した。
アンモニア脱窒槽では、流入亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．７しかなく、ＮＨ４−Ｎが１５２０ｍｇ／Ｌと高いため、脱窒進行しても、ＮＨ４−Ｎが常時７５０ｍｇ／Ｌ以上と高く残留することから、アンモニア脱窒菌にも有毒の遊離ＮＨ３が高く、アンモニア脱窒菌の活性が徐々に低下した結果、アンモニア脱窒処理水が最終的にＮＨ４−Ｎで１５００ｍｇ／Ｌ、ＮＯ２−Ｎで１０１５ｍｇ／Ｌとなった。これは流入する亜硝酸化処理水とほぼ同程度であり、脱窒性能が全く得られなかった。
上記のように高濃度ＮＨ４−Ｎ原水を希釈せず、直接亜硝酸化槽とアンモニア脱窒槽に導入して部分亜硝酸処理及び脱窒処理を行っても、高濃度ＮＨ４−Ｎ残留で毒性の高い遊離ＮＨ３が高く、アンモニア酸化菌及び脱窒菌のいずれも大きく毒性の影響によりその活性が低下若しくは停止し、安定した処理が得られなかった。
【産業上の利用可能性】
【００７６】
本発明によれば、アンモニア性窒素含有の被処理水に対し、被処理水のＭ−アルカリ度及びＮＨ４−Ｎ濃度を予め測定し、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着生物担体の共存する亜硝酸化処理槽に流入する該被処理水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率が３．７〜４．４となるようにアルカリまたは酸を所定量で亜硝酸化槽に注入し、亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の両方を調整すれば、安定した亜硝酸化処理が得られるとともに、亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比がアンモニア脱窒反応に必要な１．３付近となることができる。
すなわち、亜硝酸化処理槽に、活性汚泥とともにアンモニア酸化菌付着の微生物担体と活性汚泥を共存させることで、亜硝酸化槽内のアンモニア酸化菌が高濃度に保持できることから、高いＮＨ４−Ｎ負荷が得られるとともに、亜硝酸酸化層内の曝気風量を調整することにより亜硝酸化槽のｐＨを調整することができることが分かった。また、アンモニア脱窒槽に供給する亜硝酸化処理水のＤＯが低いほど、アンモニア脱窒槽への持ち込みＤＯが少なく、脱窒活性への悪影響が少ない。従って、沈殿池にて活性汚泥と固液分離した亜硝酸化処理水ＤＯが亜硝酸化槽ＤＯより低いと、アンモニア脱窒槽へのＤＯ持込が少なくなり、アンモニア脱窒槽の処理性能が安定して得られる。
【００７７】
また、亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎ濃度とＮＯ２−Ｎ濃度をモニターし、測定したＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３から外れた時、亜硝酸化槽に注入しているアルカリまたは酸の注入量を微調整することにより、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎがほぼ１．３となり、後段のアンモニア脱窒槽に供給すれば、安定した脱窒処理と良好な水質が得られる。
【００７８】
さらに流入原水のＮＨ４−Ｎ濃度が１５００ｍｇ／Ｌ以上と高い場合には、ＮＨ４−Ｎ濃度の低い脱窒処理水を原水槽に循環することで亜硝酸化槽に流入する混合液ＮＨ４−Ｎが希釈されて低くなる。この結果、部分亜硝酸化後の残留ＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度が何れも適切な値に抑えられ、アンモニア酸化菌及びアンモニア脱窒菌に有毒となる遊離ＮＨ３と遊離ＨＮＯ２濃度も適値となり、アンモニア酸化菌とアンモニア脱窒菌への悪影響が低減でき、安定した部分亜硝酸化及び脱窒処理が得られる。また、流入原水中にＢＯＤが残存した場合、亜硝酸化槽沈殿池返送汚泥の一部を原水槽に返送し、原水槽にて撹拌混合すれば、活性汚泥中従属脱窒菌の働きで原水中ＢＯＤを利用した脱窒反応でアンモニア脱窒処理水中のＮＯＸ−Ｎを低減することができる。これにより、脱窒処理水のＴ−Ｎが低くなり、原水に対するＴ−Ｎ除去率が向上する。
【００７９】
以上のことから、本発明の処理方法及び処理装置によれば、長期に安定して、アンモニア脱窒反応後の処理水のＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度を極めて低濃度まで低下させることができ、下水、浸出水、畜産廃水、産業廃水、有機性排水等の処理の技術分野で広く用いることができる。
【符号の説明】
【００８０】
１：濃縮脱水ろ液
２：原水槽
３：被処理液
４：亜硝酸化槽
５：中和剤
６：亜硝酸化槽ｐＨ計
７：ＤＯ計
８：亜硝酸化担体
９：曝気ブロワー
１０：亜硝酸化槽流出液
１１：沈殿池(固液分離槽)
１２：亜硝酸化処理水
１３：排泥ライン（余剰汚泥）
１４：返送汚泥
１５：添加剤
１６：アンモニア脱窒槽
１７：脱窒担体
１８：ＯＲＰ計
１９：アンモニア脱窒槽ｐＨ計
２０：亜硝酸化槽分離スクリーン
２１：アンモニア脱窒槽分離スクリーン
２２：アンモニア脱窒処理水
２３：循環液
２４：原水槽返送汚泥
【技術分野】
【０００１】
本発明はアンモニア性窒素含有の有機性及び無機性廃液の窒素除去に関するもので、下水消化汚泥の濃縮脱水液、有機性汚泥や畜産廃液等のメタン発酵汚泥及び分離液、さらに浸出水や工業廃水中の窒素除去に関するものである。
【背景技術】
【０００２】
有機性汚泥や下水汚泥等の有機物濃度の高い液状廃棄物に対し、嫌気性消化することにより、有機物である炭素源をメタンガス（ＣＨ４）として回収できる上に、汚泥減容効果も高く、有機性廃棄物の削減とエネルギ回収の有効手段である。しかし、嫌気性消化では、原液中の窒素が除去されないため、消化汚泥の濃縮分離液や脱水ろ液に高濃度の窒素が残留する。上記の他にごみ浸出水や石油化学工場廃水において、ＢＯＤが低く、アンモニア性窒素が高濃度に残留することがある。いずれも窒素除去が求められている。
【０００３】
従来から、窒素含有廃液の脱窒処理方式として、一般的に生物学的硝化脱窒法がよく用いられている。生物学的硝化脱窒法では、通常硝化プロセス及び脱窒プロセスより構成される。第１プロセスの硝化プロセスでは、原水中のアンモニア性窒素を好気状態の反応槽、通称硝化槽において、先ずアンモニア酸化菌により亜硝酸性窒素に酸化し、続いて亜硝酸酸化菌により亜硝酸性窒素を硝酸性窒素に酸化する。硝化プロセス後段の脱窒プロセスではこの硝化槽からの処理液（硝化液）を嫌気状態の反応槽、通称脱窒槽に導入して、硝化液中の硝酸性窒素及び亜硝酸性窒素を従属栄養性の脱窒菌により、電子供与体の存在下、無害の窒素ガスに還元される。この電子供与体は通常処理対象液中の有機物が利用される。有機物の少ない場合、外部からメタノールを電子供与体として添加する必要がある。
【０００４】
この生物学的硝化脱窒処理では、流入原水中のアンモニア性窒素を、硝化槽において、亜硝酸性窒素を経て最終的に硝酸性窒素に酸化する。このため、硝化槽にアンモニア性窒素酸化に必要な酸素を供給する必要がある。しかし、酸素必要量は原水アンモニア性窒素の４．５７倍と高く、その供給動力が無視できない。また、脱窒槽では、硝酸性窒素が電子受容体となる従属脱窒反応において、電子供与体となる有機物が必要となる。原水中に有機物が少ない場合、脱窒に必要な電子供与体となるメタノールを添加することが必要となる。安定した脱窒性能を得るため、メタノール添加量は通常、脱窒槽に流入する硝酸性窒素量の２．５〜３倍程度必要となる。このように硝化プロセスの曝気動力及び脱窒プロセスのメタノール添加量は莫大であり、ランニングコストが高い。これらの低減が硝化脱窒プロセスを普及するのに解決しなければいけない大きな課題となっている。
【０００５】
近年、上記従属栄養脱窒菌による従来の脱窒機構と全く異なる独立栄養脱窒菌による脱窒処理法が開示されている（例えば、特許文献１）。これはアンモニア性窒素を電子供与体とし亜硝酸性窒素を電子受容体とする独立栄養性微生物を利用し、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を嫌気状態において反応させて窒素ガスに変換する嫌気性アンモニア酸化処理法（Anaerobic Ammonium Oxidation Process）、所謂ＡＮＡＭＭＯＸ反応による窒素除去方法、またはアンモニア脱窒処理法である。下記式（１）はこのアンモニア脱窒の反応式を示す。
【０００６】
【数１】
【０００７】
式（１）に示すアンモニア脱窒の場合、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素が直接反応するため、メタノール等の有機物添加が不要であり、薬品代が大きく低下する。また、脱窒反応ではアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）１モルに対し、亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）１．３２モルの比率で反応するため、処理対象原水中のアンモニア性窒素を従来の硝化プロセスのように全部亜硝酸性及び硝酸性窒素に酸化する必要が無く、その一部を亜硝酸性窒素に酸化すればよいこととなる。上記のアンモニア脱窒反応から、原水ＮＨ４−Ｎの一部を亜硝酸性窒素に酸化すれば、アンモニア脱窒処理において、ＮＯ２−ＮとＮＨ４−Ｎの混合物となり、式（１）に示すような反応が得られ、処理水のＮＨ４−Ｎ及びＮＯ２−Ｎがともになくなることが可能である。
【０００８】
上記のようにアンモニア脱窒を用いた脱窒処理では、先ず硝化プロセスにおいて流入原水中のアンモニア性窒素の一部を亜硝酸性窒素に酸化する必要がある。アンモニア脱窒反応で高率な脱窒性能を得るために、原水ＮＨ４−Ｎの５７％をＮＯ２−Ｎにし、４３％のＮＨ４−Ｎを残留させておくことが望まれる。この場合、亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３２となり、式（１）に示すアンモニア脱窒反応に必要なＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比に一致する。
しかしながら、一般的に硝化プロセスは以下の反応式に示すように、原水中のＮＨ４−Ｎは、好気条件において、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応を経て、最終的に硝酸性窒素（ＮＯ３−Ｎ）となる。アンモニア酸化反応と亜硝酸酸化反応はほぼ同時に起こるので、アンモニア酸化反応のみ進行させることは通常困難とされている。
【０００９】
【数２】
【００１０】
近年、アンモニア脱窒の前処理として、この亜硝酸化プロセスの研究開発が進められ、いくつかの処理方法が開示されている。例えば、特許文献２に開示されているように、硝化槽内のアンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素の何れも高く維持し、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素の毒性により、亜硝酸性窒素が硝酸性窒素に変換される亜硝酸酸化反応を抑制できるとしている。さらに硝化槽ｐＨを原水流量の調整で６〜８にすることを提案している。
【００１１】
また、特許文献３では、硝化槽に供給する酸素量を抑制し、すなわち、硝化槽内の液中溶存酸素（以下「ＤＯ」と称する）を低く維持することで亜硝酸酸化反応を抑制し、亜硝酸型硝化を維持できることを提案しており、また、特許文献４では、亜硝化槽のＤＯを低くし、アンモニア酸化細菌が生物膜に付着している場合はＤＯを１．５ｍｇ／Ｌ以下、浮遊活性汚泥の場合はＤＯを１．０ｍｇ／Ｌ以下とすることにより亜硝酸酸化反応を抑制し、亜硝酸型硝化を維持できることを提案している。
また、特許文献５では、亜硝酸化槽に返送される汚泥量を調整することで、亜硝酸化槽におけるｐＨを所定値に制御し、亜硝酸化槽内の遊離ＮＨ３−Ｎまたは遊離ＨＮＯ２を所定値以上に維持し、安定して亜硝酸化処理が得られることが記載されている。
【先行技術文献】
【特許文献】
【００１２】
【特許文献１】特許３４６０７４５号公報
【特許文献２】特開２００３−２４９８３号公報
【特許文献３】特開２００３−１０８８３号公報
【特許文献４】特開２００４−２９８８４１号公報
【特許文献５】特開２０１０−５５５４号公報
【発明の概要】
【発明が解決しようとする課題】
【００１３】
しかしながら、上記のように窒素含有廃水に対し、アンモニア脱窒による窒素除去（ＡＮＡＭＭＯＸ反応）を適用する場合、原水ＮＨ４−Ｎの５７％をＮＯ２−Ｎのみに変換する部分亜硝酸化処理が望ましいが、上記の先行技術で開示されているｐＨやＤＯの制御では、供給する原水性状や供給量等によって変動が生じ、長時間にわたって安定して脱窒処理することが難しい。
【００１４】
例えば上記特許文献５記載の方法では、亜硝酸化槽のｐＨ調整を、亜硝酸化槽に返送される汚泥量を調整することで行っているが、亜硝酸化槽及び沈殿池の汚泥量が一定の場合、返送汚泥流量を変更しても亜硝酸化槽内ＭＬＳＳ（活性汚泥浮遊物質）濃度が一時的に変化するが、長時間においてＭＬＳＳを大きく変更させることが困難である。特に汚泥沈降性が良い場合、返送汚泥流量を減らすと沈殿池での汚泥滞留時間が長くなり、返送汚泥ＭＬＳＳが上昇し、亜硝酸化槽に返送される汚泥量としては殆ど同じとなるため、亜硝酸化槽ＭＬＳＳ濃度は返送汚泥量変更前とほぼ同程度となる。返送汚泥流量を増やした場合も同様である。沈殿池の汚泥量が限られているため、返送流量を増やしても亜硝酸化槽へ返送される汚泥量の大きな増加が難しい。さらに沈殿池流入水量の増加で返送汚泥濃度が低下し、亜硝酸化槽に返送される汚泥量が大きく増加せず、返送流量変更前と同程度に止まる可能性が高い。さらに活性汚泥の硝化性能は活性汚泥中に存在する硝化菌数に比例する。流入原水中SSやBOD等の有機物が多い場合、活性汚泥中の硝化菌数が少なく、亜硝酸化槽のMLSSを高くしても、硝化性能の向上が殆ど期待できないこともある。
【００１５】
上記のように返送汚泥量を調整しても亜硝酸化槽内ＭＬＳＳ濃度に一時的に変化があっても、長時間において返送汚泥量調整前より大きく変化することは難しく、原水流量や窒素濃度変動の大きい時、返送汚泥流量調整のみで亜硝酸化ｐＨを所定値に制御することは困難となる。
【００１６】
本発明は上記従来技術の有する課題を解決するものであり、上記の窒素含有廃水に対し、アンモニア脱窒による窒素除去（ＡＮＡＭＭＯＸ反応）により脱窒処理するに際し、長期間にわたって安定して脱窒処理を行うことができるアンモニア性窒素含有廃液の脱窒処理方法及びその処理装置を提供するものである。
【課題を解決するための手段】
【００１７】
本発明者らは実排水を用いた連続通水実験の結果、アンモニア性窒素含有の被処理水に対し、被処理水のＭ−アルカリ度及びＮＨ４−Ｎ濃度を予め測定し、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着生物担体の共存する亜硝酸化処理槽に流入する該被処理水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率が３．７〜４．４となるようにアルカリまたは酸を所定量で亜硝酸化槽に注入し、亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の両方を調整すれば、安定した亜硝酸化処理が得られるとともに亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比がアンモニア脱窒反応に必要な１．３付近となることを確認でき、本発明に到達したものである。すなわち、本発明は、下記の（１）〜（７）の構成からなるものである。
【００１８】
（１）アンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）を含有する被処理液を、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体が共存する亜硝酸化槽に導入して該被処理液中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換した後、固液分離槽にて濃縮分離する亜硝酸化処理プロセスを含むアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入し、かつ、該亜硝酸化槽のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該固液分離槽から分離された活性汚泥の返送量の両方を調整することを特徴とするアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【００１９】
（２） 前記亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎの濃度及びＮＯ２−Ｎの濃度をモニターし、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎの濃度比（ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比）が１．３以下の時は亜硝酸化槽へのアルカリ注入量を増加するか又は酸注入量を減少させ、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３以上の時はアルカリ注入量を減少するか又は酸注入量を増加することを特徴とする上記（１）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
（３）前記亜硝酸化処理プロセスで処理された処理水を、アンモニア脱窒菌付着生物担体を充填したアンモニア脱窒槽に導入し、ＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理することを特徴とする上記（１）又は（２）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【００２０】
（４）前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を、前記亜硝酸化槽に該被処理水を導入するための原水槽に返送することを特徴とする上記（３）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
（５）前記アンモニア脱窒槽の酸化還元電位（ＯＲＰ）をモニターし、該ＯＲＰが５０ｍＶ以上となった時に、アンモニア脱窒槽に有機物を直接添加するか、又は該脱窒槽で得られる窒素ガス（Ｎ２）を脱窒槽に循環することを特徴とする上記（３）又は（４）記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【００２１】
（６）原水槽と、該原水槽から導入される被処理水中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体の存在下で亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換する亜硝酸化槽と、該亜硝酸化槽からの流出液から活性汚泥を分離する固液分離槽と、該固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を該亜硝酸化槽に返送する汚泥返送ラインと、該固液分離槽からの流出液をＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理するアンモニア脱窒槽とを有する装置であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定する測定計を具備し、該測定値に応じてＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように該亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入する機構と、該亜硝酸化槽にｐＨ計を具備し、該ｐＨ計の測定値に応じてｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する機構とを備えたアンモニア性窒素含有処理液の脱窒処理装置。
（７）前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水の一部を前記原水槽に返送する処理水循環ライン、及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を前記原水槽に返送する汚泥返送ラインを有する上記（６）記載の脱窒処理装置。
【００２２】
上記亜硝酸化処理において、原水中のＮＨ４−ＮがＮＯ２−Ｎに酸化されることに伴い、Ｍ−アルカリ度が消費され、１ｍｇ／ＬのＮＨ４−Ｎの硝化で消費されるＭ−アルカリ度は７．１ｍｇ／Ｌとなる。原水のＮＨ４−Ｎ濃度に対するＭ−アルカリ度比率が低い場合、原水ＮＨ４−Ｎの硝化比率が少なく、処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が目標値の１．３を大きく下回ることとなる。逆に原水のＮＨ４−Ｎ濃度に対するＭ−アルカリ度が高い場合、硝化が進行し、処理水ＮＨ４−Ｎ残留が少なくなり、処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が目標値の１．３を大きく超えることとなる。
原水中のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率の変化により亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比率が大きく変化し、アンモニア脱窒反応に必要なＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比である１．３から大きく外れることがあり、安定した脱窒処理が得られない。上記の従来技術では、原水流量の調整で硝化槽ｐＨを所定値に制御しても、原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率は原水性状に左右されることから、処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎを目標１．３付近に制御することは困難である。
【００２３】
本発明では、アンモニア性窒素含有の被処理水に対し、被処理水のＭ−アルカリ度及びＮＨ４−Ｎ濃度を予め測定し、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着生物担体の共存する亜硝酸化処理槽に流入する該被処理水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率が３．７〜４．４となるようにアルカリまたは酸を所定量で亜硝酸化槽に注入することを第一の特徴としている。
【００２４】
更に、アンモニア酸化菌付着する生物担体の硝化性能は亜硝酸化槽のＤＯ、即ち曝気風量に依存し、亜硝酸化槽の生物担体硝化速度相対比とＤＯの関係を示す図１に示す通り、担体の硝化速度がＤＯ上昇に伴なって増加しており、特にＤＯが３ｍｇ／Ｌ以上となれば、硝化速度の上昇が速く、ＤＯが５ｍｇ／Ｌ以上となれば、担体の硝化速度がほぼ最大値の９０％に達することが明らかとなった。また、ＤＯが２ｍｇ／Ｌ以下となれば、担体硝化速度が最大値の２０％以下に低下し、低ＤＯでは担体硝化速度が大きく低下することも明らかとなった。
本発明では、亜硝酸化槽において活性汚泥とアンモニア酸化菌付着する生物担体を混合した反応槽を用い、下記のとおりの技術思想に基づき亜硝酸槽のｐＨ調整を行うことを第二の特徴としている。
【００２５】
本発明の亜硝酸化槽においては、アンモニア酸化菌は生物担体に付着しているとともに活性汚泥にも共存している。亜硝酸化槽の硝化性能は生物担体硝化性能と活性汚泥硝化性能の和と考えることができる。したがって、上記の知見から、曝気風量が多いと生物担体の硝化活性が高くなる。また、活性汚泥の硝化性能は亜硝酸化槽内の活性汚泥濃度に依存し、活性汚泥濃度が高いほど硝化性能が高くなる。なお、活性汚泥は微生物の集合体であり、原水性状や汚泥滞留時間によって硝化菌比率が大きく変化する。ＢＯＤ等の有機物やＳＳを多く含有する原水が流入した場合、亜硝酸化槽活性汚泥中の硝化菌比率が極めて低下し、硝化能力が殆どないと予想される。これに対し、生物担体に付着している微生物は基本的に硝化菌、本発明ではアンモニア酸化菌のみである。従って、主に硝化性能に寄与するのは生物担体である。
【００２６】
一方で、亜硝酸化槽では、硝化が進行するとｐＨが低下する。通常の硝化では、ｐＨの適値が８付近とされているが、本発明では種々検討の結果、生物担体及び活性汚泥の共存する亜硝酸化槽に対し、曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の両方を調整することで亜硝酸化槽ｐＨを６．０〜６．９に制御することによって、ＮＨ４−Ｎを安定的にＮＯ２−Ｎへと理想的な比率で一部亜硝酸化できることを見出したものである。
即ち、ｐＨが６．９以上となれば、曝気風量を増やし、ＤＯを高くすることで生物担体の硝化速度が向上することで、硝化が進行し、ｐＨが低下する。同様に返送汚泥流量を増やせば、一時的に亜硝酸化槽内の活性汚泥濃度が高くなり、亜硝酸化槽の硝化速度向上に寄与してｐＨが低下する。
同様に亜硝酸化槽ｐＨが６以下となれば、曝気風量を減らしてＤＯを低くすれば、担体硝化速度が低下し、亜硝酸化槽ｐＨが６以上に上昇する。同時に返送汚泥量を減少すれば、一時的に亜硝酸化槽内の活性汚泥濃度が低下し、亜硝酸化槽の硝化性能が低下し、同様にｐＨが６以上に上昇することが可能である。
【００２７】
亜硝酸化槽に流入する原水流量が多くなったり、ＮＨ４−Ｎ濃度が上昇したりする等、ＮＨ４−Ｎ負荷が所定値を超えた場合でも、ｐＨを６．０〜６．９にし、安定した亜硝酸化処理を得るためには亜硝酸化槽ＤＯをできれば３ｍｇ／Ｌ以上、好ましくは、４ｍｇ／Ｌ以上にすることが望ましい。
一方、亜硝酸化槽に流入する原水流量が少なくなったり、ＮＨ４−Ｎ濃度が低下したりする等、ＮＨ４−Ｎ負荷が所定値より低下した場合でも、ｐＨを６．０〜６．９にし、安定した亜硝酸化処理を得るためには亜硝酸化槽ＤＯをできれば３ｍｇ／Ｌ以下、好ましくは、２ｍｇ／Ｌ以下にすることが望ましい。
【発明の効果】
【００２８】
本発明によれば、流入原水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率を所定値となるように調製し、亜硝酸化槽において流入ＮＨ４−Ｎ負荷が変動しても、曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の調製を行えば、亜硝酸化槽ｐＨを６．０〜６．９に制御でき、安定した部分亜硝酸化処理ができ、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比率がほぼ目標の１．３前後となり、後段のアンモニア脱窒処理において安定した脱窒性能と高い窒素除去率が得られる。さらに、亜硝酸化処理槽にアンモニア酸化菌付着の微生物担体と活性汚泥を共存させることで亜硝酸化槽内のアンモニア酸化菌を高濃度に保持できることから、高いＮＨ４−Ｎ負荷が得られる。また、アンモニア脱窒槽に供給する亜硝酸化処理水ＤＯが低いほど、アンモニア脱窒槽への持ち込みＤＯが少なく、脱窒活性への悪影響が少ない。沈殿池にて活性汚泥と固液分離した亜硝酸化処理水ＤＯが亜硝酸化槽ＤＯより低く、アンモニア脱窒槽へのＤＯ持ち込みが少なくなり、アンモニア脱窒槽の処理性能が安定して得られる。
【００２９】
更に、亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎ濃度とＮＯ２−Ｎ濃度をモニターし、測定したＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３から外れた時、亜硝酸化槽に注入しているアルカリまたは酸の注入量を微調整すれば、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎがほぼ１．３となり、後段のアンモニア脱窒槽に供給すれば、さらに安定した脱窒処理と良好な水質を得ることができる。
【図面の簡単な説明】
【００３０】
【図１】亜硝酸化槽の生物担体硝化速度相対比とＤＯの関係を示すグラフである。
【図２】本発明の脱窒処理方法の一態様を示す概略図（フローシート）である。
【図３】本発明の脱窒処理方法の他の態様を示す概略図（フローシート）である。
【発明を実施するための最良の形態】
【００３１】
本発明の対象となる被処理水は、高濃度のアンモニア性窒素を含有する汚水であり、有機物、炭酸塩、亜硝酸性窒素、その他の物質を含んでいても良い。有機体窒素がある場合は、そのまま本発明に投入しても良いが、予め嫌気処理又は好気処理により有機体窒素をアンモニア性窒素に変換してもよい。また、ＢＯＤがアンモニア性窒素に対し３倍以上ある汚水の場合においても、そのまま本発明に投入しても良いが、予め、生物処理してアンモニア性窒素に対し１／２となるように低下させておくと尚いっそうよい。対象汚水の例を挙げると、し尿、下水、嫌気性消化の脱水ろ液、ゴミ浸出水、肥料工場排水などが挙げられる。
【００３２】
以下に本発明の脱窒処理方法を、本発明の実施態様の一例を示す図面を用いて詳細に説明する。ただし、本発明はこれらの実施態様のみに限定されるものではない。
まず、下水消化汚泥の濃縮脱水ろ液に対し、本発明による処理の一例を、図２に示すフローシートを用いて説明する。
【００３３】
本発明の一形態である図２に示す脱窒処理装置は、原水槽２と、被処理水中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体８の存在下で亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換する亜硝酸化槽４と、該亜硝酸化槽からの流出液から活性汚泥を分離する固液分離槽（沈殿池）１１と、該固液分離槽１１から分離された活性汚泥の一部を該亜硝酸化槽に返送する汚泥返送ライン１４と、該固液分離槽１１からの流出液をＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理するアンモニア脱窒槽１６を有し、該亜硝酸化槽４に導入する被処理液３のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定する測定計（図示せず）を具備し、該測定値に応じてＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように該亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入する機構と、該亜硝酸化槽４にｐＨ計６を具備し、該ｐＨ計６の測定値に応じてｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する機構とを備えている。
【００３４】
図２に示す如く、消化汚泥の濃縮脱水ろ液１が流入原水として原水槽２に導入され、原水槽２から被処理液３が亜硝酸化槽４に供給される。亜硝酸化槽４では、供給された被処理液３に含まれるアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部が、アンモニア酸化菌付着の生物担体８及び活性汚泥中のアンモニア酸化菌の働きにより亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に酸化される。処理後の亜硝酸化槽内混合液が亜硝酸化槽分離スクリーン２０にて担体が分離されて亜硝酸化槽流出液１０が沈殿池（固液分離槽）１１に流入し、汚泥沈降分離後、上澄液が亜硝酸化処理水１２として得られる。
【００３５】
亜硝酸化槽に流入する被処理液３に対し、予めＮＨ４−Ｎ及びＭ−アルカリ度を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を算出する。Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７以下の場合にはアルカリを、４．４以上の場合には酸を亜硝酸化槽に注入する。この場合、注入後の被処理液Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４、好ましくは３．９〜４．１となるように添加量を設定する。また、要求水質に応じて、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比をできるだけ４．０付近とするのが好ましい。
【００３６】
ここで、添加する中和剤５としては、アルカリで水酸化ナトリウム、炭酸ナトリウム、重炭酸ナトリウム等、酸で硫酸、塩酸、等が挙げられる。
【００３７】
亜硝酸化槽４にはｐＨ計６及びＤＯ計７が設置されており、ｐＨが６．０〜６．９、好ましくは６．４〜６．７となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する。ｐＨが６．９以上となれば、曝気ブロワー９からの曝気風量を増やすことによって槽内ＤＯを上昇させる。ＤＯ上昇に伴って生物担体８の硝化速度が向上し、亜硝酸化槽４のｐＨが低下して６．９以下となる。また、同時に沈殿池（固液分離槽）１１にて沈降した汚泥の返送量１４を一時的に増やせば、亜硝酸化槽４内の活性汚泥濃度が上昇し、同様な効果が得られる。
逆に流入水量や原水窒素濃度の低下でＮＨ４−Ｎ負荷の低い時にｐＨが６．０以下となれば、曝気ブロワー９の曝気風量を減らし、亜硝酸化槽のＤＯを低くすれば、生物担体８の硝化速度が低下して亜硝酸槽ｐＨが６．０以上に回復する。同じく、同時に返送汚泥量１４を一時的に減らし、亜硝酸化槽４内の活性汚泥濃度を低下させれば、亜硝酸化槽４内の硝化速度の低下に寄与して槽内ｐＨが上昇する。
【００３８】
亜硝酸化槽４のＮＨ４−Ｎ負荷を常に高く得るためには亜硝酸化槽ＤＯを常に高く維持することが望ましい。図１に示すように担体の場合、ＤＯ３ｍｇ／Ｌ以下となれば、ＤＯ低下に伴なう硝化速度の低下が大きく、ＤＯ４ｍｇ／Ｌ以上となれば、最大硝化速度の８０％以上得られることから、亜硝酸化槽４のＤＯが通常３ｍｇ／Ｌ、好ましくは４ｍｇ／Ｌ以上を目安に管理することが望ましい。
従って、流入窒素負荷変動により、亜硝酸化槽ｐＨが６．９以上となれば、亜硝酸化槽ＤＯが４ｍｇ／Ｌ以上となるように曝気風量を上げることが効果的である。また、亜硝酸化槽４のＤＯが２ｍｇ／Ｌ以下の場合には硝化速度が小さいため、ｐＨが６．０以下の場合には、亜硝酸化槽４のＤＯが２ｍｇ／Ｌ以下となるように曝気風量を下げることが効果的である。
【００３９】
亜硝酸化槽４に、活性汚泥に加えて、アンモニア酸化菌を付着固定できる高分子生物担体８を充填すれば、アンモニア酸化菌を安定して付着できることから、亜硝酸化槽４において安定した亜硝酸化性能が得られる。亜硝酸化槽４に充填する高分子生物担体８としては、ポリエチレングリコール（ＰＥＧ）やポリビニルアルコール（ＰＶＡ）、ポリアクリルアミド、光硬化性樹脂等の合成高分子、カラギーナン、アルギン酸ソーダ等の高分子を用いたゲル担体、ポリエチレンやポリウレタン、ポリプロピレン等からなる流動担体が挙げられる。
担体８の形状としては球形、四角形、円筒形の何れの形状でも使用可能であり、有効径も特に限定的ではないが、曝気槽出口の分離スクリーン２０により安定して分離するためには、３〜１０ｍｍ程度が好ましい。担体比重は曝気状態において均一に流動可能となる１．００１〜１．０５であるものが好ましい。また、担体充填量は均一に混合流動可能となる１０〜３０Ｖ％であることが望ましい。
【００４０】
図２に示す概略図では、亜硝酸化処理水１２は直接アンモニア脱窒槽１６に導入される。アンモニア脱窒槽１６では、脱窒担体１７のアンモニア脱窒菌により流入処理水中のＮＨ４−Ｎが電子供与体、及びＮＯ２−Ｎが電子受容体となり、脱窒処理される。脱窒処理後の混合液が分離スクリーン２１より脱窒担体が分離されて、アンモニア脱窒処理水２２となる。
【００４１】
アンモニア脱窒槽１６に、アンモニア脱窒菌を付着固定できる高分子生物担体１７を充填することにより、アンモニア脱窒菌を安定して付着でき、アンモニア脱窒槽１６において安定した脱窒性能が得られる。アンモニア脱窒槽１６に充填する高分子担体１７としては、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）やポリエチレングリコール（ＰＥＧ）、ポリアクリルアミド、光硬化性樹脂等の合成高分子、カラギーナン、アルギン酸ソーダ等の高分子を用いたゲル担体、ポリエチレンやポリウレタン、ポリプロピレン等からなる流動担体が挙げられる。
担体１７の形状としては球形、四角形、円筒形の何れの形状でも使用可能であり、有効径は特に限定的ではないが、脱窒槽１６出口の分離スクリーン２１により安定して分離するためには、３〜１０ｍｍ程度が好ましい。担体として表面に微細孔径を多く有するもの、内部中空であるスポンジ、表面に無数の凹凸を有するものがアンモニア脱窒菌の付着固定が速く、短期間で高い脱窒性能が得られる。さらに長期間、脱窒槽内アンモニア脱窒菌を高濃度に維持できることから、安定した脱窒性能が得られる。
担体比重は嫌気状態において撹拌より均一流動できる１．００〜１．１０であるものが好ましい。担体充填量は脱窒槽内において局部堆積のないように１０〜３０Ｖ％とすることが望ましい。
【００４２】
本発明では、アンモニア脱窒槽１６の酸化還元電位（ＯＲＰ）をＯＲＰ計１８で測定し、ＯＲＰが５０ｍV以上に上昇すれば、亜硝酸化処理水１２に有機物の添加剤１５を一時的に混合して脱窒槽１６に供給し、ＯＲＰが５０ｍV以下に低下すれば、その供給を停止することが好ましい。また、脱窒槽１６から発生する窒素ガスを脱窒槽底部に供給して循環すれば、同様にＯＲＰが低下する。
【００４３】
アンモニア脱窒槽１６に流入する亜硝酸化処理水１２は、脱窒処理にとっては、そのＤＯが低いほど良く、基本的に０ｍｇ／Ｌとなることが望ましい。ＤＯが高いとアンモニア脱窒菌へのＤＯ阻害が懸念される。アンモニア脱窒槽１６において、ＤＯが残留すると酸化還元電位（ＯＲＰ）が上昇する。ＯＲＰが５０ｍV以上となれば、アンモニア脱窒活性が低下するため、脱窒槽ＯＲＰが５０ｍV以上となれば、有機物である添加剤１５を亜硝酸化処理水１２に混合して添加する。脱窒担体１７には、通常、脱窒菌とともに、有機物を好気的に酸化分解するフロック形成菌も一部付着している。有機物の補給でこのフロック形成菌が活性化してＤＯを消費することで脱窒槽ＯＲＰが低下する。これにより、アンモニア脱窒菌活性が高く維持されて安定した脱窒性能が得られる。
一方、フロック形成菌の増殖速度はアンモニア脱窒菌より速いため、有機物１５の添加量が多いとアンモニア脱窒菌よりフロック形成菌が多く増殖し、脱窒槽１６内の脱窒菌比率が低下することから、有機物添加量はなるべく少ないほうが好ましい。従って、有機物１５の添加後に脱窒槽１６のＯＲＰが５０ｍV以下となれば、添加を停止する。
【００４４】
ここで、添加する有機物としては、メタノール、エタノール、酢酸、酢酸ナトリウム、グルコース、ペプトン等が挙げられる。
【００４５】
上記の例では、亜硝酸化処理水１２を直接アンモニア脱窒槽１６に導入しているが、亜硝酸化処理水１２のＤＯが高い場合、その途中に中間槽を設け、一旦該中間槽に亜硝酸化処理水１２を導入してＤＯ低減してからアンモニア脱窒槽１６に導入することにより、さらに高い脱窒効果が得られる。また、この場合、アンモニア脱窒槽１６に流入するＤＯ除去を目的とした上記添加剤１５の注入を、該中間槽に対して実施しても同様な効果が得られる。
【００４６】
アンモニア脱窒処理水２２は必要に応じて循環ライン２３を通じてその一部を原水槽２に循環する。
アンモニア脱窒処理水２２の一部を必ずしも、原水槽１に循環する必要はないが、ＮＨ４−Ｎ濃度の高い原水に対しては、ＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度の低減したアンモニア脱窒処理水２２を原水槽に循環することにより、亜硝酸化槽４に流入する被処理水３のＮＨ４−Ｎ濃度が低くなり、亜硝酸化槽４の処理が安定する。例えば、畜糞廃液のメタン発酵液や濃縮汚泥や生ごみのメタン発酵液脱水ろ液等、原液ＮＨ４−Ｎ濃度が１５００ｍｇ／Ｌ以上であり、このまま、部分亜硝酸化処理後に亜硝酸化槽に残留するＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度はそれぞれ約６００〜９００ｍｇ／Ｌと高くなる。この状態ではＮＨ４−Ｎ由来の遊離ＮＨ３とＮＯ２−Ｎ由来の遊離ＨＮＯ２の何れも毒性が強くなり、好ましくない。ＮＯ２−Ｎ濃度が８００ｍｇ／Ｌ以上の場合で、しかもｐＨが７以下の場合には、ＮＯ２−Ｎの毒性強度がアンモニア酸化菌に対しても悪影響を及ぼすため、アンモニア酸化菌の活性が低下し、安定した部分亜硝酸化が得られず、処理性能の悪化を招く要因となる。この場合に、ＮＨ４−Ｎ濃度とＮＯ２−Ｎ濃度の低いアンモニア脱窒処理水２２の一部を原水槽２に循環すれば（循環ライン２３）、被処理液３中のＮＨ４−Ｎ濃度が低減でき、亜硝酸化槽内のＮＯ２−Ｎ濃度とＮＨ４−Ｎ濃度がアンモニア酸化菌活性に悪影響を及ぼさない範囲となり、安定した亜硝酸化処理を得ることができる。さらにアンモニア脱窒処理水２２のＭ−アルカリ度が高く、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．４より高いことが多いため、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７以下と該比が小さい原水の場合には、Ｍ−アルカリ度の補給となり、亜硝酸化槽に注入するアルカリを低減することができる。
【００４７】
更に、ＮＨ４−Ｎ濃度の高い原水に対しては、図３に示すように、亜硝酸化処理後の沈殿池１１からの返送汚泥の一部を、返送管２４により原水槽２に返送することにより、原水槽において活性汚泥中従属脱窒菌の働きにより、原水中の有機物が水素供与体として用いられ、循環されたアンモニア脱窒処理水中のＮＯＸ−Ｎを除去できることから、亜硝酸化槽に流入する原水Ｔ−Ｎが低下し、最終処理水となるアンモニア脱窒処理水Ｔ−Ｎも低減されて処理システム全体のＴ−Ｎ除去率が向上する。さらに原水槽においてＮＯＸ−Ｎ除去に伴う有機物の低減で亜硝酸化槽に流入する有機物が少なくなり、硝化菌活性が高く維持されることから安定した亜硝酸化性能が得られる。。
【実施例】
【００４８】
以下に、本発明の実施例を示すが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではない。
【００４９】
＜実施例１＞
図２に示す処理フローに従って、下水消化汚泥脱水ろ液のアンモニア脱窒処理を行った。表１に本実施例１の処理条件を示す。
【００５０】
【表１】
【００５１】
亜硝酸化処理槽４には平均粒径４．２ｍｍのＰＥＧからなる担体８を２０Ｖ％充填した。原水槽２から亜硝酸化処理槽４に平均２５５Ｌ／ｄ連続通水した。流入原水に対し、予めＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を求め、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎが４．０となるようにＮａＯＨ水溶液５を亜硝酸化槽４に注入した。亜硝酸化槽４内のＤＯが４ｍｇ／Ｌ以上となるようにブロワー９の出力調整を行った。また、亜硝酸化槽４のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気ブロワー９の出力調整を優先した。なお、ブロワー９の出力調整をしてもｐＨ６．０〜６．９から外れた時は返送汚泥量１４の調整も行った。亜硝酸化槽内ＭＬＳＳが３０００〜４０００ｍｇ／Ｌとなるように余剰汚泥１３の引き抜きを行った。
【００５２】
アンモニア脱窒槽１６に対し、ｐＨが７．５となるように硫酸注入による制御を行った。脱窒槽１６には平均粒径４ｍｍのＰＶＡからなる担体１７を２０Ｖ％充填した。また、アンモニア脱窒槽１６に流入する亜硝酸化処理水１２の無機炭素がほとんど無かったため、添加剤(無機炭素源)１５としてＮａ２ＣＯ３約３００ｍｇ／Ｌを亜硝酸化処理水１２に添加した。
表２に実施例１において、約１年間連続通水処理期間中、原水、亜硝酸化処理水及びアンモニア脱窒処理水質の一例を示す。
【００５３】
【表２】
【００５４】
亜硝酸化処理において原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を予め４．０に調整したことから、ＮＨ４−Ｎの約５７％が亜硝酸化され、処理水ＮＯ２−Ｎが４８０ｍｇ／Ｌとなり、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３とアンモニア脱窒必要量１．３２に近い値が得られた。処理水ＮＯＸ−Ｎに対するＮＯ２−Ｎ比が９９．６％となり、安定した亜硝酸化処理が得られた。
アンモニア脱窒処理において、流入亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３とアンモニア脱窒反応に必要な比率にほぼ一致している。この結果、脱窒処理水ＮＨ４−Ｎ及びＮＯ２−Ｎがそれぞれ、１０．５ｍｇ／Ｌ、１２．３ｍｇ／Ｌといずれも低い。Ｔ−Ｎが１０７．８ｍｇ／Ｌとなり、流入原水Ｔ−Ｎに対する除去率が８７．３％得られた。
【００５５】
また、実施例１では、原水中不足Ｍ−アルカリ度を補給するため、亜硝酸化槽にアルカリ剤を連続添加した。なお、アルカリ剤を原水槽に直接添加しても同様な効果が得られる。また、アルカリ剤としてＮａＯＨやＮａ２ＣＯ３及びＮａＨＣＯ３等何れを用いても同様な効果が得られる。
【００５６】
＜比較例１＞
実施例１と同一な下水消化汚泥脱水ろ液を原水１として用い、原水に対してＮａＯＨ注入によるＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ調整を行わず、亜硝酸化槽４のｐＨが７．５となるようにＮａＯＨ注入による制御を行った。また、曝気風量及び汚泥返送率はともに一定とした。他の条件は実施例１と同一とした。
表３に比較例１の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００５７】
【表３】
【００５８】
表３に示すように原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比を調整せず、亜硝酸化処理槽のｐＨを７．５に制御していたため、硝化進行に伴ない、ｐＨが７．５以下に低下した時、原水ＮＨ４−Ｎ全量硝化に不足のＭ−アルカリ度がＮａＯＨ注入より補給された。その結果、亜硝酸化槽処理水ＮＨ４−Ｎが５．６ｍｇ／Ｌに低下した。亜硝酸化槽内のＮＨ４−Ｎ低下で亜硝酸酸化菌に及ぼす遊離ＮＨ３毒性が少なくなった。また、亜硝酸化槽ｐＨが７．５と高く、遊離ＨＮＯ２が少なく、亜硝酸酸化菌への毒性も低くなったことから、硝化が硝酸型に進行し、処理水ＮＯ２−Ｎが３．５ｍｇ／Ｌに低下し、ＮＯ３−Ｎが８４０ｍｇ／Ｌに増加し、亜硝酸型硝化とすることができなかった。
上記のように亜硝酸化槽において安定した亜硝酸化処理ができず、硝化が硝酸型硝化となってしまったことから、アンモニア脱窒槽では処理水ＮＯ３−Ｎが８３５ｍｇ／Ｌと高く、処理水Ｔ−Ｎも８３５ｍｇ／Ｌと原水Ｔ−Ｎとほぼ同程度となり、窒素除去率が僅か２％程度であった。
【００５９】
＜比較例２＞
原水は実施例１と同様なものを用いた。本比較例では、原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ調整及び亜硝酸化槽ｐＨ制御の何れも実施しなかった。亜硝酸化槽のＮＨ４−Ｎ負荷及びアンモニア脱窒槽Ｔ−Ｎ負荷等は実施例１と同じとした。
表４に比較例２の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００６０】
【表４】
【００６１】
表４に示すように流入原水に対し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎを調整しなかったため、亜硝酸化処理水ＮＨ４−Ｎが４５８ｍｇ／Ｌとなり、実施例１より８７ｍｇ／Ｌ高い。また、ＮＯ２−Ｎが３９８ｍｇ／Ｌとなり、実施例１より８２ｍｇ／Ｌ低下した。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が０．９とアンモニア脱窒反応に必要である１．３より低い値となった。
アンモニア脱窒処理では、処理水ＮＨ４−Ｎが１４５ｍｇ／Ｌと高いため、処理水Ｔ−Ｎが２２９ｍｇ／Ｌとなり、原水に対する除去率は７３％に止まった。
上記のように原水Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎを調整しなかった場合、亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎがアンモニア脱窒反応に必要な１．３から大きく外れるため、アンモニア脱窒ではＮＨ４−Ｎが多く残留し、脱窒処理水Ｔ−Ｎが高くなり、良好な脱窒性能が得られなかった。
【００６２】
＜比較例３＞
比較例３の原水も、実施例１と同様なものを用いた。また、原水に対し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．０となるように亜硝酸化槽にＮａＯＨを注入した。しかし、実施例１のように亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量の制御を実施せず、ほぼ一定の風量で曝気した。なお、返送汚泥量は実施例１と同様にｐＨが６．０〜６．９となるように返送率を変化させた。
表５に比較例３の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００６３】
【表５】
【００６４】
表５に示すように、実施例１の亜硝酸化処理水ＮＨ４−Ｎが３７１ｍｇ／Ｌに対し、本比較例の亜硝酸化処理水ＮＨ４−Ｎが４２５ｍｇ／Ｌと高くなった。また、ＮＯ２−Ｎが３６５ｍｇ／Ｌと実施例１より低く、さらにＮＯ３−Ｎが７２ｍｇ／Ｌと高い。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．８と目標の１．３から大きく外れた。
比較例３では、亜硝酸化槽ｐＨが６．９以上と高い場合において、活性汚泥返送量を上げても、曝気風量が増加せず一定であったため、硝化性能に大きく寄与する担体の硝化能力が向上せず、Ｍ−アルカリ度が残留し、ＮＨ４−Ｎが高くなった。この結果、ｐＨが７．３と実施例１より高く、ＮＯ２−Ｎが３６５ｍｇ／Ｌと実施例１より低いことから、遊離ＨＮＯ２が実施例１より低下し、亜硝酸化酸化菌に対する遊離ＨＮＯ２毒性が低下したため、亜硝酸酸化菌の活性がやや増加し、処理水ＮＯ３−Ｎが７２ｍｇ／Ｌに増加した。
亜硝酸化処理が安定せず、良好な処理水が得なれなかったことから、アンモニア脱窒槽処理水でＮＨ４−Ｎが１３２ｍｇ／Ｌ、ＮＯＸ−Ｎが１４７ｍｇ／Ｌと大きく残留し、Ｔ−Ｎが２８１ｍｇ／Ｌと高く、原水に対するＴ−Ｎ除去率は６７％に止まった。
【００６５】
＜比較例４＞
比較例４の原水も、実施例１と同様なものを用いた。また、原水に対し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．０となるように亜硝酸化槽にＮａＯＨを注入した。しかし、実施例１のように亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量及び返送汚泥流量調整の何れも実施せず、返送率が原水量に対し３０％とほぼ一定であった。
表６に比較例４の原水及び処理水水質結果の一例を示す。
【００６６】
【表６】
【００６７】
表６に示すように比較例４においても、亜硝酸化槽処理水ＮＨ４−Ｎが５１０ｍｇ／Ｌと高い。また、ＮＯ２−Ｎが２８５ｍｇ／Ｌと実施例１より低い。さらにＮＯ３−Ｎが８５ｍｇ／Ｌに上昇した。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．６と目標１．３から大きく外れた。
比較例４では、一時的に亜硝酸化槽流入ＮＨ４−Ｎ負荷の増加或は亜硝酸化槽硝化担体の硝化能力が低下し、ｐＨが６．９以上と上昇した場合でも、曝気風量や返送汚泥量が一定であるため、亜硝酸化槽内担体及び活性汚泥の硝化能力が増加せず、必要な硝化能力が不足して処理水Ｍ−アルカリ度やＮＨ４−Ｎの上昇となった。また、ｐＨが７．６と実施例１より高く、ＮＯ２−Ｎが２８５ｍｇ／Ｌと実施例１より低いことから、遊離ＨＮＯ２が実施例１より低下し、亜硝酸化酸化菌に対する遊離ＨＮＯ２毒性が低下したため、亜硝酸酸化菌の活性がやや増加し、処理水ＮＯ３−Ｎが８５ｍｇ／Ｌに増加した。
亜硝酸化処理が安定せず、良好な処理水が得られなかったことから、アンモニア脱窒槽処理水でＮＨ４−Ｎが２９２ｍｇ／Ｌ、ＮＯＸ−Ｎが１４６ｍｇ／Ｌと大きく残留し、Ｔ−Ｎが４３８ｍｇ／Ｌと高く、原水に対するＴ−Ｎ除去率は４８％に止まった。
【００６８】
＜実施例２＞
実施例２は畜糞廃液のメタン発酵分離液に対する本願発明適用の一例である。表７に実施例２の処理条件を示す。
【００６９】
【表７】
【００７０】
実施例２は実施例１と同じ処理装置を用いた。しかし、対象原水ＮＨ４−Ｎが高いため、原水量が８０Ｌ／ｄと実施例１より少ない。ここでは、アンモニア脱窒処理水を８０Ｌ／ｄ原水槽に循環した。また、亜硝酸化処理の沈殿池から返送汚泥を原水量２０％相当の１６Ｌ／ｄを原水槽に返送した。原水槽へ沈殿池から返送汚泥の流入で槽内ＭＬＳＳが約２０００〜３０００ｍｇ／Ｌとなった。原水槽への原水流入量は平均８０Ｌ／ｄであり、原水ベースのＨＲＴを約２４Ｈとした。また、原水槽内を撹拌機にて常時撹拌した。
原水に対し、実施例１と同様にＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が４．０となるように亜硝酸化槽にＮａＯＨを注入した。また、亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量及び返送汚泥流量の調整を実施した。
表８に実施例２の流入原水と原水槽原水、亜硝酸化槽処理水と脱窒槽処理水水質の一例を示す。
【００７１】
【表８】
【００７２】
原水槽流入の畜糞廃液メタン発酵分離液ＮＨ４−Ｎが２５８０ｍｇ／Ｌと高いが、脱窒処理水の流入混合で原水槽ＮＨ４−Ｎが１３２０ｍｇ／Ｌとなった。ＮＯＸ−Ｎの高い脱窒処理水の混合にも関わらず、原水槽内ＮＯＸ−Ｎが７．１ｍｇ／Ｌと低い。また、ＢＯＤが２５０ｍｇ／Ｌと流入原水の１１００ｍｇ／Ｌより大きく低下した。これは原水槽内で流入返送汚泥中従属脱窒菌の活動でメタン発酵分離液中のＢＯＤが水素供与体として使用されて脱窒反応が進行した結果である。
亜硝酸化処理では、処理水ＮＨ４−Ｎが５３５ｍｇ／Ｌ、ＮＯ２−Ｎが７０５ｍｇ／Ｌとなり、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３となり、アンモニア脱窒必要量１．３２に近い値が得られた。処理水ＮＯＸ−Ｎに対するＮＯ２−Ｎ比が９８．６％となり、安定した亜硝酸化処理が得られた。
アンモニア脱窒処理では、流入する亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが１．３と目標値にほぼ同じとなっていることから、処理水ＮＨ４−Ｎが８．５ｍｇ／Ｌ、ＮＯ２−Ｎが１５ｍｇ／Ｌと何れも低い値となった。また、ＮＯＸ−Ｎが１５０ｍｇ／Ｌと低く、Ｔ−Ｎが１５９ｍｇ／Ｌとなり、流入原水に対する除去率が約９３．８％となった。
【００７３】
＜比較例５＞
実施例２と同一な畜糞廃液メタン発酵分離液を用いた。ここでは、実施例２と異なり、原水槽には流入原水のみ貯留し、脱窒処理水の循環及び返送汚泥の注入は実施しなかった。他の条件は実施例２と同じとした。
表９に比較例２の原水及び処理水水質の一例を示す。
【００７４】
【表９】
【００７５】
表９に示すように流入原水ＮＨ４−Ｎが２５８０ｍｇ／Ｌと高く、ＢＯＤも１１００ｍｇ／Ｌ残留している。亜硝酸化処理槽では、処理水ＮＨ４−Ｎが１５２０ｍｇ／Ｌと高く、ＮＯ２−Ｎが１０１５ｍｇ／Ｌとなった。この結果、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．７と低く、目標値の１．３２から大きく低下した。これは流入原水ＮＨ４−Ｎが２５８０ｍｇ／Ｌと高く、亜硝酸化槽ＮＨ４−Ｎが多く残留することにより、遊離ＮＨ３の毒性が増加してアンモニア酸化菌の活性が低下したものと考えられる。この結果、硝化性能が低下し、ＮＨ４−Ｎが多く残留した。
アンモニア脱窒槽では、流入亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎが０．７しかなく、ＮＨ４−Ｎが１５２０ｍｇ／Ｌと高いため、脱窒進行しても、ＮＨ４−Ｎが常時７５０ｍｇ／Ｌ以上と高く残留することから、アンモニア脱窒菌にも有毒の遊離ＮＨ３が高く、アンモニア脱窒菌の活性が徐々に低下した結果、アンモニア脱窒処理水が最終的にＮＨ４−Ｎで１５００ｍｇ／Ｌ、ＮＯ２−Ｎで１０１５ｍｇ／Ｌとなった。これは流入する亜硝酸化処理水とほぼ同程度であり、脱窒性能が全く得られなかった。
上記のように高濃度ＮＨ４−Ｎ原水を希釈せず、直接亜硝酸化槽とアンモニア脱窒槽に導入して部分亜硝酸処理及び脱窒処理を行っても、高濃度ＮＨ４−Ｎ残留で毒性の高い遊離ＮＨ３が高く、アンモニア酸化菌及び脱窒菌のいずれも大きく毒性の影響によりその活性が低下若しくは停止し、安定した処理が得られなかった。
【産業上の利用可能性】
【００７６】
本発明によれば、アンモニア性窒素含有の被処理水に対し、被処理水のＭ−アルカリ度及びＮＨ４−Ｎ濃度を予め測定し、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着生物担体の共存する亜硝酸化処理槽に流入する該被処理水のＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比率が３．７〜４．４となるようにアルカリまたは酸を所定量で亜硝酸化槽に注入し、亜硝酸化槽ｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量と返送汚泥量の両方を調整すれば、安定した亜硝酸化処理が得られるとともに、亜硝酸化処理水のＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比がアンモニア脱窒反応に必要な１．３付近となることができる。
すなわち、亜硝酸化処理槽に、活性汚泥とともにアンモニア酸化菌付着の微生物担体と活性汚泥を共存させることで、亜硝酸化槽内のアンモニア酸化菌が高濃度に保持できることから、高いＮＨ４−Ｎ負荷が得られるとともに、亜硝酸酸化層内の曝気風量を調整することにより亜硝酸化槽のｐＨを調整することができることが分かった。また、アンモニア脱窒槽に供給する亜硝酸化処理水のＤＯが低いほど、アンモニア脱窒槽への持ち込みＤＯが少なく、脱窒活性への悪影響が少ない。従って、沈殿池にて活性汚泥と固液分離した亜硝酸化処理水ＤＯが亜硝酸化槽ＤＯより低いと、アンモニア脱窒槽へのＤＯ持込が少なくなり、アンモニア脱窒槽の処理性能が安定して得られる。
【００７７】
また、亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎ濃度とＮＯ２−Ｎ濃度をモニターし、測定したＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３から外れた時、亜硝酸化槽に注入しているアルカリまたは酸の注入量を微調整することにより、亜硝酸化処理水ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎがほぼ１．３となり、後段のアンモニア脱窒槽に供給すれば、安定した脱窒処理と良好な水質が得られる。
【００７８】
さらに流入原水のＮＨ４−Ｎ濃度が１５００ｍｇ／Ｌ以上と高い場合には、ＮＨ４−Ｎ濃度の低い脱窒処理水を原水槽に循環することで亜硝酸化槽に流入する混合液ＮＨ４−Ｎが希釈されて低くなる。この結果、部分亜硝酸化後の残留ＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度が何れも適切な値に抑えられ、アンモニア酸化菌及びアンモニア脱窒菌に有毒となる遊離ＮＨ３と遊離ＨＮＯ２濃度も適値となり、アンモニア酸化菌とアンモニア脱窒菌への悪影響が低減でき、安定した部分亜硝酸化及び脱窒処理が得られる。また、流入原水中にＢＯＤが残存した場合、亜硝酸化槽沈殿池返送汚泥の一部を原水槽に返送し、原水槽にて撹拌混合すれば、活性汚泥中従属脱窒菌の働きで原水中ＢＯＤを利用した脱窒反応でアンモニア脱窒処理水中のＮＯＸ−Ｎを低減することができる。これにより、脱窒処理水のＴ−Ｎが低くなり、原水に対するＴ−Ｎ除去率が向上する。
【００７９】
以上のことから、本発明の処理方法及び処理装置によれば、長期に安定して、アンモニア脱窒反応後の処理水のＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ濃度を極めて低濃度まで低下させることができ、下水、浸出水、畜産廃水、産業廃水、有機性排水等の処理の技術分野で広く用いることができる。
【符号の説明】
【００８０】
１：濃縮脱水ろ液
２：原水槽
３：被処理液
４：亜硝酸化槽
５：中和剤
６：亜硝酸化槽ｐＨ計
７：ＤＯ計
８：亜硝酸化担体
９：曝気ブロワー
１０：亜硝酸化槽流出液
１１：沈殿池(固液分離槽)
１２：亜硝酸化処理水
１３：排泥ライン（余剰汚泥）
１４：返送汚泥
１５：添加剤
１６：アンモニア脱窒槽
１７：脱窒担体
１８：ＯＲＰ計
１９：アンモニア脱窒槽ｐＨ計
２０：亜硝酸化槽分離スクリーン
２１：アンモニア脱窒槽分離スクリーン
２２：アンモニア脱窒処理水
２３：循環液
２４：原水槽返送汚泥
【特許請求の範囲】
【請求項１】
アンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）を含有する被処理液を、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体が共存する亜硝酸化槽に導入して該被処理液中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換した後、固液分離槽にて濃縮分離する亜硝酸化処理プロセスを含むアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入し、かつ、該亜硝酸化槽のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該固液分離槽から分離された活性汚泥の返送量の両方を調整することを特徴とするアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項２】
前記亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎの濃度及びＮＯ２−Ｎの濃度をモニターし、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎの濃度比（ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比）が１．３以下の時は亜硝酸化槽へのアルカリ注入量を増加するか又は酸注入量を減少させ、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３以上の時はアルカリ注入量を減少するか又は酸注入量を増加することを特徴とする請求項１記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項３】
前記亜硝酸化処理プロセスで処理された処理水を、アンモニア脱窒菌付着生物担体を充填したアンモニア脱窒槽に導入し、ＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理することを特徴とする請求項１又は２記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項４】
前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を、前記亜硝酸化槽に該被処理水を導入するための原水槽に返送することを特徴とする請求項３に記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項５】
前記アンモニア脱窒槽の酸化還元電位（ＯＲＰ）をモニターし、該ＯＲＰが５０ｍＶ以上となった時に、アンモニア脱窒槽に有機物を直接添加するか、又は該脱窒槽で得られる窒素ガス（Ｎ２）を脱窒槽に循環することを特徴とする請求項３又は４記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項６】
原水槽と、該原水槽から導入される被処理水中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体の存在下で亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換する亜硝酸化槽と、該亜硝酸化槽からの流出液から活性汚泥を分離する固液分離槽と、該固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を該亜硝酸化槽に返送する汚泥返送ラインと、該固液分離槽からの流出液をＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理するアンモニア脱窒槽とを有する装置であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定する測定計を具備し、該測定値に応じてＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように該亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入する機構と、該亜硝酸化槽にｐＨ計を具備し、該ｐＨ計の測定値に応じてｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する機構とを備えたアンモニア性窒素含有処理液の脱窒処理装置。
【請求項７】
前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水の一部を前記原水槽に返送する処理水循環ライン、及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を前記原水槽に返送する汚泥返送ラインを有する請求項６記載の脱窒処理装置。
【請求項１】
アンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）を含有する被処理液を、活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体が共存する亜硝酸化槽に導入して該被処理液中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換した後、固液分離槽にて濃縮分離する亜硝酸化処理プロセスを含むアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定し、Ｍ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入し、かつ、該亜硝酸化槽のｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該固液分離槽から分離された活性汚泥の返送量の両方を調整することを特徴とするアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項２】
前記亜硝酸化槽処理水のＮＨ４−Ｎの濃度及びＮＯ２−Ｎの濃度をモニターし、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎの濃度比（ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比）が１．３以下の時は亜硝酸化槽へのアルカリ注入量を増加するか又は酸注入量を減少させ、ＮＯ２−Ｎ／ＮＨ４−Ｎ比が１．３以上の時はアルカリ注入量を減少するか又は酸注入量を増加することを特徴とする請求項１記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項３】
前記亜硝酸化処理プロセスで処理された処理水を、アンモニア脱窒菌付着生物担体を充填したアンモニア脱窒槽に導入し、ＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理することを特徴とする請求項１又は２記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項４】
前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を、前記亜硝酸化槽に該被処理水を導入するための原水槽に返送することを特徴とする請求項３に記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項５】
前記アンモニア脱窒槽の酸化還元電位（ＯＲＰ）をモニターし、該ＯＲＰが５０ｍＶ以上となった時に、アンモニア脱窒槽に有機物を直接添加するか、又は該脱窒槽で得られる窒素ガス（Ｎ２）を脱窒槽に循環することを特徴とする請求項３又は４記載のアンモニア性窒素含有被処理液の脱窒処理方法。
【請求項６】
原水槽と、該原水槽から導入される被処理水中のアンモニア性窒素（ＮＨ４−Ｎ）の一部を活性汚泥及びアンモニア酸化菌付着の微生物担体の存在下で亜硝酸性窒素（ＮＯ２−Ｎ）に変換する亜硝酸化槽と、該亜硝酸化槽からの流出液から活性汚泥を分離する固液分離槽と、該固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を該亜硝酸化槽に返送する汚泥返送ラインと、該固液分離槽からの流出液をＮＨ４−Ｎが電子供与体およびＮＯ２−Ｎが電子受容体となる独立栄養脱窒菌により脱窒処理するアンモニア脱窒槽とを有する装置であって、該亜硝酸化槽に導入する被処理液のＮＨ４−Ｎの濃度（ｍｇ／Ｌ）及びＭ−アルカリ度（ｍｇ／Ｌ）を測定する測定計を具備し、該測定値に応じてＭ−アルカリ度／ＮＨ４−Ｎ比が３．７〜４．４となるように該亜硝酸化槽にアルカリまたは酸を注入する機構と、該亜硝酸化槽にｐＨ計を具備し、該ｐＨ計の測定値に応じてｐＨが６．０〜６．９となるように曝気風量または曝気風量および該亜硝酸槽への汚泥返送量を調整する機構とを備えたアンモニア性窒素含有処理液の脱窒処理装置。
【請求項７】
前記アンモニア脱窒槽で処理された処理水の一部を前記原水槽に返送する処理水循環ライン、及び前記固液分離槽から分離された活性汚泥の一部を前記原水槽に返送する汚泥返送ラインを有する請求項６記載の脱窒処理装置。
【図１】
【図２】
【図３】
【図２】
【図３】
【公開番号】特開２０１２−２４７０７（Ｐ２０１２−２４７０７Ａ）
【公開日】平成２４年２月９日（２０１２．２．９）
【国際特許分類】
【出願番号】特願２０１０−１６６３７１（Ｐ２０１０−１６６３７１）
【出願日】平成２２年７月２３日（２０１０．７．２３）
【出願人】（５９１０３０６５１）水ｉｎｇ株式会社 (94)
【Ｆターム（参考）】
【公開日】平成２４年２月９日（２０１２．２．９）
【国際特許分類】
【出願日】平成２２年７月２３日（２０１０．７．２３）
【出願人】（５９１０３０６５１）水ｉｎｇ株式会社 (94)
【Ｆターム（参考）】
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