(57)【要約】【課題】窒素含有排水をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気して硝化する硝化槽に導入して硝化する方法において、長期に亘り亜硝酸型硝化を安定かつ効率的に行う。【解決手段】硝化槽内の残留アンモニア性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるように調節すると共に、硝化槽内の溶存酸素濃度が所定値以下となるように曝気風量を調節する。硝化槽内の溶存酸素濃度は、アンモニア酸化細菌が生物膜の形で保持されている硝化槽では１．５ｍｇ／Ｌ以下、アンモニア酸化細菌が浮遊菌の形で保持されている硝化槽では１．０ｍｇ／Ｌ以下とする。【選択図】  図１
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【特許請求の範囲】
【請求項１】
窒素含有排水をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気して硝化する硝化槽に導入して硝化する方法において、
該硝化槽の曝気風量を調節すると共に、該硝化槽内の残留アンモニア性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるように調節することを特徴とする窒素含有排水の処理方法。
【請求項２】
請求項１において、該アンモニア酸化細菌が生物膜の形で該硝化槽内に保持されており、該硝化槽内の溶存酸素濃度が１．５ｍｇ／Ｌ以下となるように曝気風量を調節することを特徴とする窒素含有排水の処理方法。
【請求項３】
請求項１において、該アンモニア酸化細菌が浮遊菌の形で該硝化槽内に保持されており、該硝化槽内の溶存酸素濃度が１．０ｍｇ／Ｌ以下となるように曝気風量を調節することを特徴とする窒素含有排水の処理方法。
【請求項４】
請求項１ないし３のいずれか１項において、該硝化槽から流出する硝化液を、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脱窒細菌の作用により脱窒することを特徴とする窒素含有排水の処理方法。
【発明の詳細な説明】
【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は、窒素含有排水をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気して硝化する方法に係り、特に、この硝化槽において、長期に亘り、安定かつ効率的な亜硝酸型硝化を行う窒素含有排水の処理方法に関する。
【０００２】
【従来の技術】
排水中に含まれるアンモニア性窒素は河川、湖沼及び海洋などにおける富栄養化の原因物質の一つであり、排液処理工程で効率的に除去する必要がある。一般に、排水中のアンモニア性窒素は、アンモニア性窒素をアンモニア酸化細菌により亜硝酸性窒素に酸化し、更にこの亜硝酸性窒素を亜硝酸酸化細菌により硝酸性窒素に酸化する硝化工程と、これらの亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素を従属栄養性細菌である脱窒菌により、有機物を電子供与体（酸素受容体）として利用して窒素ガスにまで分解する脱窒工程との２段階の生物反応を経て窒素ガスにまで分解される。電子供与体である有機物としては、メタノール、酢酸などの生分解性有機物を人為的に添加する場合と、排水中に含まれるＢＯＤ成分を利用する場合とがある。
【０００３】
このような硝化脱窒処理では、アンモニア性窒素を酸化するために必要な曝気動力が運転コストのうちの大部分を占めている。
【０００４】
曝気のためのコストを低減する方法として、硝酸性窒素を生成させず、亜硝酸性窒素を生成させ、亜硝酸性窒素を脱窒する方法が考えられるが、従来においては、硝化工程において安定的に亜硝酸性窒素を生成させる亜硝酸型硝化を行うことが困難であった。即ち、硝化工程における硝化細菌を含む活性汚泥は、通常、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化する細菌類（Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ  ｓｐ．）と、亜硝酸性窒素を硝酸性窒素に酸化する細菌類（Ｎｉｔｒｏｂａｃｔｅｒ  ｓｐ．）とが混在しているため、アンモニア性窒素を選択的に亜硝酸性窒素に酸化することは非常に難しい。
【０００５】
一方、近年、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（以下「ＡＮＡＭＭＯＸ菌」と称す場合がある。）を利用し、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを反応させて脱窒する方法が提案された。この方法であれば、有機物の添加は不要であるため、従属栄養性の脱窒菌を利用する方法と比べて、コストを低減することができる。また、独立栄養性の微生物は収率が低く、汚泥の発生量が従属栄養性微生物と比較すると著しく少ないので、余剰汚泥の発生量を抑えることができる。更に、従来の硝化脱窒法で観察されるＮ２Ｏの発生がなく、環境に対する負荷を低減できるといった特長もある。
【０００６】
このＡＮＡＭＭＯＸ菌を利用する生物脱窒プロセスは、Ｓｔｒｏｕｓ，  Ｍ，  ｅｔ  ａｌ．，  Ａｐｐｌ．  Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌ．  Ｂｉｏｔｅｃｎｏｌ．，  ５０，  ｐ．５８９−５９６  （１９９８）に報告されており、以下のような反応でアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素が反応して窒素ガスに分解されると考えられている。
【０００７】
【化１】
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【０００８】
このＡＮＡＭＭＯＸ菌を利用する生物脱窒方法において処理対象となる原水は、アンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素を含む水である。この原水はアンモニア性窒素を含む液と亜硝酸性窒素を含む液を混合したものであってもよい。例えば、アンモニア性窒素を含む排水をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気して好気性処理を行い、アンモニア性窒素の一部、好ましくはその１／２を亜硝酸性窒素に部分酸化したものを原水とすることができる。更には、アンモニア性窒素を含む排水の一部をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気して好気性処理を行い、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化し、アンモニア性窒素を含む排水の残部と混合したものを原水としても良い。
【０００９】
従って、ＡＮＡＭＭＯＸ菌を利用した生物脱窒処理を行うためには、排水中のアンモニア性窒素をアンモニア酸化細菌により処理するにあたり、硝酸性窒素にまで酸化することなく、酸化を亜硝酸性窒素で止める亜硝酸型硝化を行う必要がある。
【００１０】
亜硝酸型硝化を維持するための方法として、従来より提案されている方法には、
▲１▼  阻害剤を注入する方法（特開平０４−１６１２９９）
▲２▼  アンモニア性窒素の阻害効果を用いた方法（ＵＳＢ４，７２０，３４４）
▲３▼  設定温度による菌体の増殖速度の違いを利用した方法（ＥＰ−Ａ−８２６６３９）
▲４▼  溶存酸素（ＤＯ）濃度を調節する方法（特許第３，０２３，９２１号）
等が知られている。
【００１１】
しかし、阻害剤の使用は薬品コストが高くつく上に、他の微生物に対しても悪影響を及ぼす可能性があるため、好ましくない。また、アンモニア性窒素による阻害を利用した方法では、処理水中にアンモニア性窒素が高濃度で残留するため、残留したアンモニア性窒素を後工程で硝酸にまで酸化して処理する必要があり、亜硝酸を生成させる利点が損なわれる。また、部分的にアンモニア性窒素濃度の高い領域を設けて阻害する場合でも、それ以外のアンモニア性窒素の低い領域で亜硝酸酸化細菌が増殖してしまい、亜硝酸型硝化を維持できない。
【００１２】
また、アンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌の増殖速度の違いを利用した方法では、反応槽の処理能力が原水中のアンモニア性窒素濃度によって規定されてしまい、高負荷をとれないという欠点があった。
【００１３】
更に、ＤＯ濃度を調節する方法においては、アンモニア性窒素濃度の低い領域でＤＯ濃度を制御しようとするため、必要量よりも少しでも余分の酸素を供給してしまうとその酸素を用いて硝酸が生成してしまうため、ＤＯ濃度の制御が非常に困難で、亜硝酸型硝化を安定的に維持するのが困難であった。
【００１４】
特開２００３−２４９８７には、亜硝酸型硝化を安定に行う方法として、アンモニア酸化細菌が生物膜の形で保持されている硝化槽を用い、この硝化槽の曝気風量を調節してＤＯ濃度を下げることにより、硝化を亜硝酸型に制御する方法が提案されている。
【００１５】
特開２００３−２４９８７に記載の方法における低ＤＯ濃度での生物膜による亜硝酸型硝化の作用機構は以下の通りである。
【００１６】
生物処理に用いられる微生物は本来フロックやグラニュール、生物膜を形成する能力を有し、通常の排水処理においても広く利用されている。通常の曝気槽においては曝気による剪断力が非常に強いため、微生物は数百ミクロン程度の非常に小さなフロックしか形成することができない。フロックでは、内部に基質の拡散抵抗がないという利点もあるが、微生物の密度としてはそれほど高くなく、沈降速度も１０ｍ／ｄａｙ程度であるため高負荷運転が困難である。
【００１７】
一方、フロックを利用しない生物処理方法として、生物膜法が実用化されており、この場合には汚泥の沈降速度に関する制限は大幅に緩和される。即ち、固定床であれば沈降速度は考慮する必要がなく、グラニュール等の生物膜では高密度で沈降性が良く、沈降速度は１０ｍ／ｈｒ以上と非常に速い。そして、生物膜内部は非常に微生物濃度が高いため、表面積を確保できれば大量の排水を小容量の硝化槽で高負荷処理することが可能である。
【００１８】
また、生物膜においては、基質は表面部分から消費されて行くが、微生物密度が高いために基質はグラニュールの内部深くまで到達する以前につきてしまう。この性質は微生物に与えるＤＯを制限する場合には非常に有効に働き、生物膜内部では常に酸素が枯渇している状態になる。特に、硝化槽内のＤＯ濃度が１．５ｍｇ／Ｌ以下、好ましくは０．５ｍｇ／Ｌ以下においては、活性があるのは生物膜の表面近傍のみに制限される。
【００１９】
この条件ではアンモニア酸化細菌のみが活動可能となり、硝化槽内には亜硝酸が蓄積されることになる。また、微生物が成育できる空間は生物膜表面のみとなり、この空間を巡っても微生物同士の競争が起こることになるが、ＤＯ濃度の低い条件では増殖の速いアンモニア酸化細菌のみが優先的に増殖できることになる。この結果、高負荷での亜硝酸型硝化が可能となる。
【００２０】
しかし、この特開２００３−２４９８７記載の方法でも、長期的には硝酸型硝化へ移行する可能性が残されているため、亜硝酸型硝化を維持して運転を行う方法としては不十分である。即ち、この方法では、長期的に運転を行った場合、アンモニア性窒素が過剰に酸化され、硝化槽内の残留アンモニア性窒素濃度が低くなる可能性がある。その結果、アンモニア性窒素による亜硝酸酸化細菌の活動の阻害が効かなくなり、処理水中の硝酸性窒素濃度が上昇して、反応が亜硝酸型から硝酸型硝化へ移行してしまうという問題がある。
【００２１】
【特許文献１】
特開平０４−１６１２９９
【特許文献２】
ＵＳＢ４，７２０，３４４
【特許文献３】
ＥＰ−Ａ−８２６６３９
【特許文献４】
特許第３，０２３，９２１号
【特許文献５】
特開２００３−２４９８７
【非特許文献１】
Ｓｔｒｏｕｓ，  Ｍ，  ｅｔ  ａｌ．，  Ａｐｐｌ．  Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌ．  Ｂｉｏｔｅｃｎｏｌ．，  ５０，          ｐ．５８９−５９６  （１９９８）
【００２２】
【発明が解決しようとする課題】
本発明は上記従来の問題点を解決し、窒素含有排水をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気して硝化する硝化槽に導入して硝化する方法において、長期に亘り亜硝酸型硝化を安定かつ効率的に行うことができる窒素含有排水の処理方法を提供することを目的とする。
【００２３】
【課題を解決するための手段】
本発明の窒素含有排水の処理方法は、窒素含有排水をアンモニア酸化細菌の存在下に曝気して硝化する硝化槽に導入して硝化する方法において、該硝化槽の曝気風量を調節すると共に、該硝化槽内の残留アンモニア性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるように調節することを特徴とする。
【００２４】
本発明では、硝化槽の曝気風量を調節して硝化槽内のＤＯ濃度を制御すると共に、硝化槽内のアンモニア性窒素濃度を５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上に維持することにより、亜硝酸酸化細菌の活動を確実に阻害して、長期に亘り安定かつ効率的に亜硝酸型硝化を行うことができる。即ち、同じ濃度のアンモニア性窒素が存在した場合、亜硝酸酸化細菌はアンモニア酸化細菌よりもアンモニア性窒素からの阻害を強く受ける。亜硝酸酸化細菌を阻害するための残留アンモニア性窒素濃度としては高い方が阻害効果が強いが、低ＤＯ条件では５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程度残留させれば、亜硝酸酸化細菌の活動を十分抑えることができる。また、アンモニア酸化細菌は亜硝酸酸化細菌よりも低ＤＯ条件で反応を行うことができるため、硝化槽内は、亜硝酸型硝化が優先する低ＤＯ条件とすることが好ましい。この硝化槽のＤＯ濃度は、アンモニア酸化細菌を生物膜の形で保持した硝化槽であれば１．５ｍｇ／Ｌ以下、アンモニア酸化細菌を浮遊菌の形で保持した硝化槽であれば１．０ｍｇ／Ｌ以下とするのが好ましい。
【００２５】
本発明において、硝化槽から流出する亜硝酸性窒素を含む硝化液は、更に、ＡＮＡＭＭＯＸ菌により脱窒処理することが好ましい。
【００２６】
【発明の実施の形態】
以下に図面を参照して本発明の窒素含有排水の処理方法の実施の形態を詳細に説明する。
【００２７】
図１は本発明の実施に好適なエアリフト型曝気槽の概略的な構成を示す図であり、このエアリフト型曝気槽１は、内部に上下が開放した内筒２が同軸的に配置された二重管構造とされており、内筒２の下部に散気部３を有し、内筒２内に曝気によるエアリフトが発生するように構成されている。内筒２の上部には気液分離部４が設けられている。内筒２には、アンモニア酸化細菌の生物膜汚泥が保持されている。
【００２８】
原水（窒素含有排水）は、曝気槽１の下部より曝気槽１内に導入され、散気部３からの曝気によるエアリフトで上向流で内筒２内を流れ、その間に汚泥と接触して硝化処理される。
【００２９】
内筒２内の上昇流は気液分離部４で気液分離された後、沈降分離部５を経て一部が処理水として排出され、残部は内筒２と曝気槽１との間の部分を下降し、曝気槽１の下部から導入される原水と共に循環処理される。
【００３０】
図１に示す方法においては、安定な亜硝酸型硝化を行うために、この曝気槽１内のＤＯ濃度を１．５ｍｇ／Ｌ以下、好ましくは１ｍｇ／Ｌ以下、特に好ましくは０〜０．５ｍｇ／Ｌの低ＤＯ濃度となるように散気部３からの曝気風量を調節すると共に、曝気槽１内のアンモニア性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるように調節する。
【００３１】
この曝気風量の調節は、例えば、曝気槽１内にＤＯ計を設け、このＤＯ計の測定結果に基いて、散気部３に空気を供給するブロワの風量を制御することにより行うことができる。曝気槽１内のＤＯ濃度が１．５ｍｇ／Ｌを超えると、ＤＯが過剰となって、硝化反応が硝酸型となり、硝酸性窒素が生成するようになるため好ましくない。
【００３２】
曝気槽１内のアンモニア性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるようにするためには、曝気槽１の槽内液のアンモニア性窒素濃度を測定するアンモニアイオン電極を設け、この測定値が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるように、流入水量あるいは曝気空気量等を調整すれば良い。
【００３３】
アンモニアイオン電極の設置場所としては、後述の図２に示すような汚泥懸濁方式の完全混合型の曝気槽１０を用いた場合は、曝気槽１０内であっても曝気槽１０からの処理水流出配管であっても良く、この場合のアンモニアイオン電極設置部の位置には特に制限はない。図１に示すようなエアリフト型の曝気槽１の場合でも曝気槽１の流入側と流出側でアンモニア性窒素濃度に差が少ないため、イオン電極の位置に制限はないが、測定機器への影響を考慮すると気液分離部を通った後の懸濁物質の少ない水を測定に用いる方が好ましい。
【００３４】
なお、曝気槽１内のアンモニア性窒素濃度は５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上であれば良く、これを過度に高くすることは、後段の脱窒処理がＢＯＤを用いた脱窒処理の場合には、処理できずに残留するアンモニア性窒素濃度が高くなり好ましくないが、後段にＡＮＡＭＭＯＸ処理を行う場合には硝化槽の流入アンモニア性窒素濃度の１／（１＋１．３）までは処理水中に残留させることができる。
【００３５】
図１の曝気槽１では、原水の通水開始に先立ち、内筒２内に種汚泥となる硝化細菌を含む汚泥を投入し、アンモニア性窒素を含む原水を通水する。そして、上記ＤＯ濃度となるように曝気を行うと共に通水を継続することにより、アンモニア酸化細菌の自己造粒による生物膜のグラニュールを形成させる。この場合、曝気槽１０内に予め担体を充填しておき、その担体表面に生物膜を形成させても良い。沈降分離部５の上昇流速は汚泥の増殖と剥離、系外への流出量とのバランスと、グラニュール自体の沈降速度に応じて適宜決定されるが、前述のごとく、グラニュール等の生物膜法における汚泥の沈降速度は１０ｍ／ｈｒ以上と非常に速いため、十分な生物膜が形成された後は沈降分離部５のＬＶは１０ｍ／ｈｒ以上、好ましくは１０〜５０ｍ／ｈｒとすることができる。
【００３６】
なお、図１に示すエアリフト型曝気槽は、アンモニア酸化細菌を生物膜の形で保持する硝化槽の一例であり、本発明は何ら図示の曝気槽を用いる態様に限定されるものではない。硝化槽としては、生物膜を維持できるものであれば良く、固定床、流動床、グラニュール法、担体添加法のいずれをも採用することができる。
【００３７】
図２は本発明の実施に好適な活性汚泥装置の概略的な構成を示す図である。この装置は、散気管１１を有する汚泥懸濁式曝気槽１０と沈殿槽１２とを備え、原水（窒素含有排水）は曝気槽１０に導入されて硝化処理される。この曝気槽１０の流出水が沈殿槽１２で固液分離され、分離汚泥は返送汚泥として曝気槽１０に返送され、分離液は処理水として系外へ排出される。なお、沈殿槽１２の代りに膜分離装置等の他の固液分離装置を設けても良い。
【００３８】
図２に示す方法においては、安定な亜硝酸型硝化を行うために、この曝気槽１０内のＤＯ濃度を１．０ｍｇ／Ｌ以下、好ましくは０．７ｍｇ／Ｌ以下、特に好ましくは０．５ｍｇ／Ｌ以下の低ＤＯ濃度となるように散気管１１からの曝気風量を調節すると共に、曝気槽１０内のアンモニア性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるように調節する。
【００３９】
この曝気風量の調節は、例えば、曝気槽１０内にＤＯ計を設け、このＤＯ計の測定結果に基いて、散気管１１に空気を供給するブロワの風量を制御することにより行うことができる。曝気槽１０内のＤＯ濃度が１．０ｍｇ／Ｌを超えると、ＤＯが過剰となって、硝化反応が硝酸型となり、硝酸性窒素が生成するようになるため好ましくない。
【００４０】
曝気槽１０内のアンモニア性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるようにするためには、曝気槽１０の槽内液のアンモニア性窒素濃度を測定するアンモニアイオン電極を設け、この測定値が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上となるように、流入水量あるいは曝気空気量等を調整すれば良い。
【００４１】
なお、曝気槽１０内のアンモニア性窒素濃度は５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上であれば良く、これを過度に高くすることは、後段の脱窒処理がＢＯＤを用いた脱窒処理の場合には、処理できずに残留するアンモニア性窒素濃度が高くなり好ましくないが、後段にＡＮＡＭＭＯＸ処理を行う場合には硝化槽の流入アンモニア性窒素濃度の１／（１＋１．３）までは処理水中に残留させることができる。
【００４２】
なお、図２に示すアンモニア酸化細菌の浮遊菌を保持した曝気槽で硝化を行う場合、曝気槽の固形物滞留時間（ＳＲＴ）が２〜１００日、特に５〜５０日となるように処理することが好ましい。ＳＲＴが２日未満では、十分に硝化反応を進行させることができず、１００日を超えると亜硝酸酸化細菌が増殖してしまう。
【００４３】
本発明においては、アンモニア性窒素濃度及びＤＯ濃度の制御で、亜硝酸型硝化を安定かつ確実に行うことができるため、硝化処理条件としては、亜硝酸型硝化のための厳密な制限を行う必要はないが、好ましくは、アンモニア酸化細菌の活性を高く維持し、かつ亜硝酸酸化細菌の活性が低くなるように、硝化槽内の液ｐＨは５〜９、特に７〜８、亜硝酸イオン濃度が５０〜１００００ｍｇ−Ｎ／Ｌ、特に２００〜３０００ｍｇ−Ｎ／Ｌ、温度が１０〜４０℃、特に２０〜３５℃、窒素負荷が０．１〜３ｋｇ−Ｎ／ｍ３・ｄａｙ、特に０．２〜１ｋｇ−Ｎ／ｍ３・ｄａｙになるように制御するのが好ましい。
【００４４】
本発明において、このような硝化槽で亜硝酸型硝化を行って得られた亜硝酸性窒素を含む硝化液は、ＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒処理に好適であり、従って、この硝化液は次いでＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒処理を行うことが好ましい。この場合、硝化液中のアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度との比が前述のＡＮＡＭＭＯＸ反応当量から外れる場合には、適宜アンモニア性窒素を含む原水を混合するなどして、アンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度との比を調節すれば良い。
【００４５】
ＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒槽の反応槽の型式には特に制限はなく、汚泥懸濁方式の他、固定床、流動床、グラニュール法、担体添加法等の生物膜法によるものであっても良い。ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の後段には、沈殿槽、膜分離装置などの固液分離装置を設けても良く、また、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽は図１に示すエアリフト型曝気槽のエアの代りに窒素ガスを用いたガスリフト型反応槽であっても良い。また、ＡＮＡＭＭＯＸ菌のグラニュール汚泥床を形成したＵＳＢ（Ｕｐｆｌｏｗ  Ｓｌｕｄｇｅ  Ｂｅｄ；上向流汚泥床）反応槽であっても良い。このような反応槽であれば、後段の沈殿槽を省略することができる。
【００４６】
ＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒槽の好適な反応条件は次の通りである。
ｐＨ      ：６〜９、特に６．５〜８．０
ＤＯ濃度  ：０〜２．５ｍｇ／Ｌ、特に０〜０．２ｍｇ／Ｌ
温度      ：１０〜４０℃、特に２０〜３５℃
ＢＯＤ濃度：０〜５０ｍｇ／Ｌ、特に０〜２０ｍｇ／Ｌ
窒素負荷  ：０．１〜１０ｋｇ−Ｎ／ｍ３・ｄａｙ、特に０．２〜５ｋｇ−Ｎ／ｍ３・ｄａｙ
【００４７】
本発明において、硝化槽からの亜硝酸性窒素を含む硝化液は、上述の如く、ＡＮＡＭＭＯＸ菌により脱窒処理することが好ましいが、これに限らず、触媒を用いる脱窒処理を行っても良い。
【００４８】
【実施例】
以下に実施例及び比較例を挙げて本発明をより具体的に説明する。
【００４９】
実施例１
図１に示すエアリフト型曝気槽（容積３Ｌ）を用いてアンモニア性窒素濃度約２５０〜６００ｍｇ／Ｌの合成排水を原水として２０Ｌ／ｄａｙの条件で通水して処理した。原水のアンモニア性窒素源としては硫安（（ＮＨ４）２ＳＯ４）を用い、硫安以外の成分としては、表１に示す組成の合成培地を用いた。
【００５０】
【表１】
2004298841.tif 000004
【００５１】
通水開始に先立ち、エアリフト型曝気槽に、直径０．３〜０．５ｍｍ程度の硝化菌のグラニュールを約２５０ｍＬ投入した。また、槽内のＤＯ濃度が１．５ｍｇ／Ｌ以下となるように曝気風量を調整した。また、槽内のＮＨ４−Ｎ濃度は５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上を維持するように、原水への硫安添加量を適宜調整した。槽内ｐＨは７．５、槽内温度は３０℃とした。
【００５２】
運転開始から３０日後、６０日後及び９０日後に得られた処理水の水質は表２に示す通りであった。
【００５３】
【表２】
2004298841.tif 000005
【００５４】
比較例１
実施例１において、曝気槽内の曝気風量の制御を行わず、槽内ＤＯ濃度３．０ｍｇ／Ｌ以上で処理したこと以外は同様にして処理を行ったところ、運転開始から３０日後、６０日後及び９０日後に得られた処理水の水質は表３に示す通りであった。
【００５５】
【表３】
2004298841.tif 000006
【００５６】
比較例２
実施例１において、曝気槽内のＮＨ４−Ｎ濃度を３０ｍｇ／Ｌ以下としたこと以外は同様にして処理を行ったところ、運転開始から３０日後、６０日後及び９０日後に得られた処理水の水質は表４に示す通りであった。
【００５７】
【表４】
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【００５８】
上記実施例１及び比較例１，２の結果から次のことが明らかである。即ち、ＮＨ４−Ｎ濃度のみを制御した比較例１では、亜硝酸型硝化は行われず、また、ＤＯのみを制御した比較例２では運転開始初期では亜硝酸型硝化が行われたが、運転開始から６０日後及び９０日後にはＮＯ３−Ｎ濃度が上昇しており、亜硝酸型硝化から硝酸型硝化へ移行する傾向が認められる。これに対して、ＮＨ４−Ｎ濃度とＤＯ濃度を制御した実施例１では、運転開始から９０日後でも処理水のＮＯ３−Ｎ濃度は５ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下を維持し、長期間安定した亜硝酸型硝化を行うことができた。
【００５９】
実施例２
実施例１で得られた処理水を、ＮＨ４−Ｎ１２０ｍｇ／Ｌの原水と５０：５０（容量比）で混合して、ＡＮＡＭＭＯＸ菌を保持した脱窒槽に導入して脱窒処理したところ、得られた処理水中のＮＯ２−Ｎ濃度は５ｍｇ／Ｌ以下、ＮＨ４−Ｎ濃度は１０ｍｇ／Ｌ以下、全窒素濃度は２５ｍｇ／Ｌ以下であり、良好な処理水が得られた。
【００６０】
実施例３
図１に示す活性汚泥装置を用いて原水の処理を行った。この活性汚泥装置の曝気槽には種汚泥として硝酸型硝化を行っていた硝化槽から引き抜いた活性汚泥を投入し、汚泥濃度１５００〜２０００ｍｇ／Ｌ、ｐＨ７．５（ＮａＯＨを用いて調整）、温度３０℃、ＳＲＴ２０日の条件で処理した。
【００６１】
原水のアンモニア性窒素源としては硫安（（ＮＨ４）２ＳＯ４）を用い、硫安以外の成分としては、前述の表１に示す組成の合成培地を用いた。曝気槽内のアンモニア性窒素濃度を維持するために、原水への硫安添加量は適宜調整した。
【００６２】
曝気槽内のＤＯ濃度が１．０ｍｇ／Ｌ以下となるように曝気風量を制御すると共に、槽内のＮＨ４−Ｎ濃度は５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上を維持するように適宜原水のアンモニア性窒素濃度を調整したところ、処理水の水質の経時変化は図３に示す通りであり、硝酸型硝化から亜硝酸型硝化へ移行した。
【００６３】
比較例３
実施例３において、曝気槽内のＤＯ濃度の制御を行わず、槽内ＤＯ濃度２．０ｍｇ／Ｌ以上で処理したこと以外は同様にして処理を行ったところ、得られた処理水の水質の経時変化は図４に示す通りであり、硝酸型硝化から亜硝酸型硝化へは移行しなかった。
【００６４】
比較例４
実施例３において、曝気槽内のＮＨ４−Ｎ濃度を１０ｍｇ／Ｌ以下としたこと以外は同様にして処理を行ったところ、得られた処理水の水質の経時変化は図５に示す通りであり、運転開始初期にはアンモニア性窒素の残留で硝酸型硝化から亜硝酸型硝化に移行する傾向がみられたが、更に運転を継続すると、再び硝酸型硝化に移行した。
【００６５】
【発明の効果】
以上詳述した通り、本発明の窒素含有排水の処理方法によれば、硝化槽内のアンモニア性窒素濃度とＤＯ濃度を制御することにより、硝化槽において、長期に亘り安定かつ効率的に亜硝酸型硝化を行うことができる。この硝化槽で得られた亜硝酸性窒素を含む硝化液は、特に、ＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒処理に適しており、硝化液をＡＮＡＭＭＯＸ菌で脱窒処理することにより、残留窒素濃度が著しく低減された高水質処理水を得ることができる。
【図面の簡単な説明】
【図１】本発明の窒素含有排水の処理方法に好適なエアリフト型曝気槽の一例を示す概略的な構成図である。
【図２】本発明の窒素含有排水の処理方法に好適な活性汚泥装置の一例を示す概略的な構成図である。
【図３】実施例３における硝化処理水の水質の経時変化を示すグラフである。
【図４】比較例３における硝化処理水の水質の経時変化を示すグラフである。
【図５】比較例４における硝化処理水の水質の経時変化を示すグラフである。
【符号の説明】
１  エアリフト型曝気槽
２  内筒
３  散気部
４  気液分離部
５  沈降分離部
１０  曝気槽
１１  散気管
１２  沈殿槽
【図１】
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【図２】
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【図３】
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【図４】
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【図５】
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