JP2003039093A - 脱窒方法及び脱窒装置 - Google Patents
脱窒方法及び脱窒装置Info
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- Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)
Abstract
(57)【要約】
【課題】 アンモニア性窒素を含有する原水を、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
体とする独立栄養性脱窒微生物を含むグラニュール汚泥
を保持する反応槽に通水して亜硝酸性窒素の存在下に生
物脱窒するに当たり、緻密で強度が高く、沈降性の良い
グラニュール汚泥を形成して安定かつ効率的な脱窒処理
を行う。 【解決手段】 反応槽を２槽直列に配置し、第１段目の
反応槽１に原水の少なくとも一部を通水し、第２段目の
反応槽１１に第１段目の反応槽１の処理水と第１段目の
反応槽１の原水に残部がある場合の残部を通水する。第
１段目の反応槽１で比較的高い負荷で処理して強固なグ
ラニュールを造粒し、第２段目の反応槽１１で第１段目
の反応槽１から流出したグラニュールを捕捉する。
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脱窒微生物を含むグラニュール汚泥
を保持する反応槽に通水して亜硝酸性窒素の存在下に生
物脱窒するに当たり、緻密で強度が高く、沈降性の良い
グラニュール汚泥を形成して安定かつ効率的な脱窒処理
を行う。 【解決手段】 反応槽を２槽直列に配置し、第１段目の
反応槽１に原水の少なくとも一部を通水し、第２段目の
反応槽１１に第１段目の反応槽１の処理水と第１段目の
反応槽１の原水に残部がある場合の残部を通水する。第
１段目の反応槽１で比較的高い負荷で処理して強固なグ
ラニュールを造粒し、第２段目の反応槽１１で第１段目
の反応槽１から流出したグラニュールを捕捉する。
Description
【０００１】
【発明の属する技術分野】本発明は、アンモニア性窒素
を含有する原水を、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独立栄養性脱窒微
生物により亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する方法及
び装置に係り、特に、この独立栄養性脱窒微生物を含む
グラニュール汚泥を保有する脱窒槽に原水を通水して安
定かつ効率的な脱窒処理を行う方法及び装置に関する。
を含有する原水を、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独立栄養性脱窒微
生物により亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する方法及
び装置に係り、特に、この独立栄養性脱窒微生物を含む
グラニュール汚泥を保有する脱窒槽に原水を通水して安
定かつ効率的な脱窒処理を行う方法及び装置に関する。
【０００２】
【従来の技術】排液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。
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。
【０００３】しかし、このような従来の硝化脱窒法で
は、脱窒工程において電子供与体としてメタノールなど
の有機物を多量に必要とし、また硝化工程では多量の酸
素が必要であるため、ランニングコストが高いという欠
点がある。
は、脱窒工程において電子供与体としてメタノールなど
の有機物を多量に必要とし、また硝化工程では多量の酸
素が必要であるため、ランニングコストが高いという欠
点がある。
【０００４】これに対して、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（自己栄養細菌）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Ｎ
２Ｏ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。
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（自己栄養細菌）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Ｎ
２Ｏ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。
【０００５】この独立栄養性脱窒微生物（以下「ＡＮＡ
ＭＭＯＸ微生物」と称す場合がある。）を利用する生物
脱窒プロセスは、Strous, M, et al., Appl. Microbio
l. Biotechnol., 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。
ＭＭＯＸ微生物」と称す場合がある。）を利用する生物
脱窒プロセスは、Strous, M, et al., Appl. Microbio
l. Biotechnol., 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。
【０００６】
【化１】
【０００７】しかし、上記生物脱窒法では、反応に関与
するＡＮＡＭＭＯＸ微生物がその収率が低い分、増殖速
度が遅く、反応槽内に高濃度に保持することが困難であ
り、このために処理効率を高めることができないという
問題があった。
するＡＮＡＭＭＯＸ微生物がその収率が低い分、増殖速
度が遅く、反応槽内に高濃度に保持することが困難であ
り、このために処理効率を高めることができないという
問題があった。
【０００８】ところで、従属栄養性細菌である脱窒菌を
利用する従来の硝化脱窒法では、原水を反応槽の下部よ
り上向流で流入させ、菌の付着担体を用いることなく、
汚泥をブロック化又は粒状化させて粒径１〜数ｍｍのグ
ラニュール汚泥の汚泥床（スラッジブランケット）を形
成させ、反応槽中に高濃度の微生物を保持して、高負荷
処理を行うＵＳＢ (Upflow Sludge Bed；上向流汚泥
床）方式で処理が行われている。
利用する従来の硝化脱窒法では、原水を反応槽の下部よ
り上向流で流入させ、菌の付着担体を用いることなく、
汚泥をブロック化又は粒状化させて粒径１〜数ｍｍのグ
ラニュール汚泥の汚泥床（スラッジブランケット）を形
成させ、反応槽中に高濃度の微生物を保持して、高負荷
処理を行うＵＳＢ (Upflow Sludge Bed；上向流汚泥
床）方式で処理が行われている。
【０００９】
【発明が解決しようとする課題】従って、ＡＮＡＭＭＯ
Ｘ微生物についても、上向流反応槽やＳＢＲ（回分式反
応槽）で造粒したグラニュール汚泥を用いて、ＵＳＢ方
式で高負荷で生物脱窒処理を行うことが考えられるが、
ＡＮＡＭＭＯＸ微生物は、独立栄養性であるために、増
殖速度が小さく、粘質物（菌体外ポリマー）の産出量が
少なく、このために形成されるグラニュール汚泥の強度
が弱く、ガスの発生による汚泥床内の攪拌や原水の上昇
水流による攪乱等によりグラニュール汚泥が崩壊し易
い。このため、反応槽内にグラニュール汚泥を安定的に
保持し得ないという欠点があった。
Ｘ微生物についても、上向流反応槽やＳＢＲ（回分式反
応槽）で造粒したグラニュール汚泥を用いて、ＵＳＢ方
式で高負荷で生物脱窒処理を行うことが考えられるが、
ＡＮＡＭＭＯＸ微生物は、独立栄養性であるために、増
殖速度が小さく、粘質物（菌体外ポリマー）の産出量が
少なく、このために形成されるグラニュール汚泥の強度
が弱く、ガスの発生による汚泥床内の攪拌や原水の上昇
水流による攪乱等によりグラニュール汚泥が崩壊し易
い。このため、反応槽内にグラニュール汚泥を安定的に
保持し得ないという欠点があった。
【００１０】ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥
の強度を上げるために、ＢＯＤ源を少量添加して他の従
属栄養性微生物をグラニュール汚泥に付着させて増殖さ
せることも考えられるが、この方法は、ＡＮＡＭＭＯＸ
微生物の生育環境を劣化させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の
活性低下を引き起こす可能性があり、好ましい方法とは
言えない。
の強度を上げるために、ＢＯＤ源を少量添加して他の従
属栄養性微生物をグラニュール汚泥に付着させて増殖さ
せることも考えられるが、この方法は、ＡＮＡＭＭＯＸ
微生物の生育環境を劣化させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の
活性低下を引き起こす可能性があり、好ましい方法とは
言えない。
【００１１】また、グラニュール汚泥を用いた生物脱窒
処理では、グラニュール汚泥の粒径が増大するに従っ
て、内部の微生物が失活して空洞を生じたグラニュール
汚泥が、反応で発生するガスにより浮上し、著しい場合
には反応槽から流出する問題もある。
処理では、グラニュール汚泥の粒径が増大するに従っ
て、内部の微生物が失活して空洞を生じたグラニュール
汚泥が、反応で発生するガスにより浮上し、著しい場合
には反応槽から流出する問題もある。
【００１２】このようなことから、ＡＮＡＭＭＯＸ微生
物を利用したＵＳＢ方式にて安定かつ効率的な脱窒処理
を行うためには、グラニュール汚泥の強度を維持しなが
ら安定的に汚泥を増殖させる必要があり、また浮上汚泥
発生の原因となるグラニュール内部の空洞の形成を予防
する必要がある。
物を利用したＵＳＢ方式にて安定かつ効率的な脱窒処理
を行うためには、グラニュール汚泥の強度を維持しなが
ら安定的に汚泥を増殖させる必要があり、また浮上汚泥
発生の原因となるグラニュール内部の空洞の形成を予防
する必要がある。
【００１３】本発明は上記従来の問題点を解決し、反応
槽内にＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を保持
して生物脱窒処理を行うに当たり、グラニュール汚泥の
強度を維持して安定的に増殖させると共に、グラニュー
ル内部の空洞の形成を防止して汚泥の浮上を防止し、安
定かつ効率的な処理を行うことができる脱窒方法及び脱
窒装置を提供することを目的とする。
槽内にＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥を保持
して生物脱窒処理を行うに当たり、グラニュール汚泥の
強度を維持して安定的に増殖させると共に、グラニュー
ル内部の空洞の形成を防止して汚泥の浮上を防止し、安
定かつ効率的な処理を行うことができる脱窒方法及び脱
窒装置を提供することを目的とする。
【００１４】
【課題を解決するための手段】本発明の脱窒方法は、ア
ンモニア性窒素を含む原水を、脱窒槽に供給し、該脱窒
槽内の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微生物の作用により亜硝酸性
窒素の存在下に脱窒処理する脱窒方法において、該脱窒
槽は、前記脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を形成し
たもの、又は前記脱窒微生物が自己造粒によりグラニュ
ールになったものを反応槽内に保有するものであり、複
数の該反応槽が直列に配置されており、第１段目の反応
槽に原水の少なくとも一部を通水し、第２段目の反応槽
に第１段目の反応槽の処理水と第１段目の反応槽の原水
に残部がある場合の残部を通水することを特徴とする。
ンモニア性窒素を含む原水を、脱窒槽に供給し、該脱窒
槽内の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微生物の作用により亜硝酸性
窒素の存在下に脱窒処理する脱窒方法において、該脱窒
槽は、前記脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を形成し
たもの、又は前記脱窒微生物が自己造粒によりグラニュ
ールになったものを反応槽内に保有するものであり、複
数の該反応槽が直列に配置されており、第１段目の反応
槽に原水の少なくとも一部を通水し、第２段目の反応槽
に第１段目の反応槽の処理水と第１段目の反応槽の原水
に残部がある場合の残部を通水することを特徴とする。
【００１５】本発明の脱窒装置は、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脱窒
微生物を保有し、アンモニア性窒素を含む原水を亜硝酸
性窒素の存在下に脱窒処理する脱窒槽を有する脱窒装置
において、該脱窒槽は、前記脱窒微生物が担体粒子表面
に生物膜を形成したもの、又は前記脱窒微生物が自己造
粒によりグラニュールになったものを反応槽内に保有す
るものであり、複数の該反応槽が直列に配置されてお
り、第１段目の反応槽に原水の少なくとも一部を通水す
る手段と、第２段目の反応槽に第１段目の反応槽の処理
水と第１段目の反応槽の原水に残部がある場合の残部を
通水する手段とを備えてなることを特徴とする。
電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒
微生物を保有し、アンモニア性窒素を含む原水を亜硝酸
性窒素の存在下に脱窒処理する脱窒槽を有する脱窒装置
において、該脱窒槽は、前記脱窒微生物が担体粒子表面
に生物膜を形成したもの、又は前記脱窒微生物が自己造
粒によりグラニュールになったものを反応槽内に保有す
るものであり、複数の該反応槽が直列に配置されてお
り、第１段目の反応槽に原水の少なくとも一部を通水す
る手段と、第２段目の反応槽に第１段目の反応槽の処理
水と第１段目の反応槽の原水に残部がある場合の残部を
通水する手段とを備えてなることを特徴とする。
【００１６】なお、以下において、ＡＮＡＭＭＯＸ微生
物が担体粒子表面に生物膜を形成したもの、及びＡＮＡ
ＭＭＯＸ微生物の自己造粒により形成されたグラニュー
ルを「グラニュール」と総称する。
物が担体粒子表面に生物膜を形成したもの、及びＡＮＡ
ＭＭＯＸ微生物の自己造粒により形成されたグラニュー
ルを「グラニュール」と総称する。
【００１７】本発明では、反応槽を２槽以上、例えば２
槽直列に配置して第１段目の反応槽を高い汚泥負荷で運
転することにより、グラニュールの内部にまで基質を十
分に浸透させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の自己造粒作用を
高めて、緻密で強度の高いグラニュールを形成する。
槽直列に配置して第１段目の反応槽を高い汚泥負荷で運
転することにより、グラニュールの内部にまで基質を十
分に浸透させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の自己造粒作用を
高めて、緻密で強度の高いグラニュールを形成する。
【００１８】第１段目の反応槽では、このように高い汚
泥負荷とすることで、ガス発生量が多くなり、流出部に
おける固液分離性が悪くなるため、例えば反応槽上部に
従来のＵＳＢ型嫌気処理装置にみられるようなＧＳＳ、
即ち気液固分離装置を設置しても、汚泥の流出は避けら
れない。従って、第二段目の反応槽では、第１段目の反
応槽から流出した汚泥の固液分離に重点を置き、第２段
目の反応槽の処理水中に流出した汚泥を捕捉する。
泥負荷とすることで、ガス発生量が多くなり、流出部に
おける固液分離性が悪くなるため、例えば反応槽上部に
従来のＵＳＢ型嫌気処理装置にみられるようなＧＳＳ、
即ち気液固分離装置を設置しても、汚泥の流出は避けら
れない。従って、第二段目の反応槽では、第１段目の反
応槽から流出した汚泥の固液分離に重点を置き、第２段
目の反応槽の処理水中に流出した汚泥を捕捉する。
【００１９】この第２段目の反応槽では、第１段目の反
応槽の処理水を通水するため、汚泥負荷が低くなり、残
留基質濃度も低いため、ガスの発生量は少なく、固液分
離が容易となる。なお、第２段目の反応槽の負荷が低過
ぎる場合、第２段目の反応槽の活性低下が問題となるた
め、このような場合には、原水の一部を第１段目の反応
槽をバイパスさせて第２段目の反応槽に直接導入するこ
とで第２段目の反応槽の負荷を調整する。
応槽の処理水を通水するため、汚泥負荷が低くなり、残
留基質濃度も低いため、ガスの発生量は少なく、固液分
離が容易となる。なお、第２段目の反応槽の負荷が低過
ぎる場合、第２段目の反応槽の活性低下が問題となるた
め、このような場合には、原水の一部を第１段目の反応
槽をバイパスさせて第２段目の反応槽に直接導入するこ
とで第２段目の反応槽の負荷を調整する。
【００２０】また、第１段目の反応槽からは汚泥が流出
し、これが第２段目の反応槽で捕捉されるが、この第２
段目の反応槽からは、適宜第１段目の反応槽に汚泥を返
送することが好ましい。即ち、第１段目の反応槽から流
出する汚泥は、高負荷運転で発生したガスにより汚泥床
内で撹拌されることによって生じたグラニュールの微小
破片であるため、このような粒径の小さいグラニュール
を第１段目の反応槽に返送することにより、第１段目の
反応槽のグラニュールの平均粒径を小さくし、グラニュ
ールの肥大化及びそれによる浮上を防止することもでき
る。
し、これが第２段目の反応槽で捕捉されるが、この第２
段目の反応槽からは、適宜第１段目の反応槽に汚泥を返
送することが好ましい。即ち、第１段目の反応槽から流
出する汚泥は、高負荷運転で発生したガスにより汚泥床
内で撹拌されることによって生じたグラニュールの微小
破片であるため、このような粒径の小さいグラニュール
を第１段目の反応槽に返送することにより、第１段目の
反応槽のグラニュールの平均粒径を小さくし、グラニュ
ールの肥大化及びそれによる浮上を防止することもでき
る。
【００２１】本発明において、第１段目の反応槽の汚泥
負荷はＮＨ４−Ｎ負荷として０．２〜１ｋｇ−Ｎ／ｋｇ
−ＶＳＳ／ｄａｙ、特に０．３〜０．５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ
−ＶＳＳ／ｄａｙの比較的高い負荷とし、第２段目の反
応槽の汚泥負荷は、ＮＨ４−Ｎ負荷として０．２ｋｇ−
Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下、特に０．０５〜０．１
５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの低負荷とするのが
好ましい。
負荷はＮＨ４−Ｎ負荷として０．２〜１ｋｇ−Ｎ／ｋｇ
−ＶＳＳ／ｄａｙ、特に０．３〜０．５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ
−ＶＳＳ／ｄａｙの比較的高い負荷とし、第２段目の反
応槽の汚泥負荷は、ＮＨ４−Ｎ負荷として０．２ｋｇ−
Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下、特に０．０５〜０．１
５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの低負荷とするのが
好ましい。
【００２２】
【発明の実施の形態】以下に図面を参照して本発明の脱
窒方法及び脱窒装置の実施の形態を詳細に説明する。
窒方法及び脱窒装置の実施の形態を詳細に説明する。
【００２３】図１は、本発明の脱窒装置の実施の形態を
示す系統図である。
示す系統図である。
【００２４】この脱窒装置では、ＵＡＳＢ反応槽が２槽
直列に設けられている。
直列に設けられている。
【００２５】第１段目のＵＳＢ反応槽１は、内部にＡＮ
ＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥床２が形成され、
底部に原水の流入配管３が接続されている。反応槽１の
上部にはＧＳＳ（気液固分離装置）４が設けられ、この
ＧＳＳ４から、処理水の移送配管５と処理水の一部を循
環水として原水流入配管３に戻す循環配管６が引き出さ
れている。処理水の移送配管５は、第２段目のＵＳＢ反
応槽１１の流入配管１３に連結されている。
ＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚泥床２が形成され、
底部に原水の流入配管３が接続されている。反応槽１の
上部にはＧＳＳ（気液固分離装置）４が設けられ、この
ＧＳＳ４から、処理水の移送配管５と処理水の一部を循
環水として原水流入配管３に戻す循環配管６が引き出さ
れている。処理水の移送配管５は、第２段目のＵＳＢ反
応槽１１の流入配管１３に連結されている。
【００２６】第２段目のＵＳＢ反応槽１１は、第１段目
のＵＳＢ反応槽１と同様に、内部にＡＮＡＭＭＯＸ微生
物のグラニュール汚泥床１２が形成され、底部に被処理
液の流入配管１３が接続され、上部にＧＳＳ１４が設け
られている。このＧＳＳ１４から処理水の排出配管１５
と処理水の一部を循環水として流入配管１３に戻す循環
配管１６が引き出されている。
のＵＳＢ反応槽１と同様に、内部にＡＮＡＭＭＯＸ微生
物のグラニュール汚泥床１２が形成され、底部に被処理
液の流入配管１３が接続され、上部にＧＳＳ１４が設け
られている。このＧＳＳ１４から処理水の排出配管１５
と処理水の一部を循環水として流入配管１３に戻す循環
配管１６が引き出されている。
【００２７】原水を第１段目のＵＳＢ反応槽１に導入す
る流入配管１３からは、原水の一部を必要に応じて直接
第２段目のＵＳＢ反応槽１１に導入するためのバイパス
配管１７が分岐している。
る流入配管１３からは、原水の一部を必要に応じて直接
第２段目のＵＳＢ反応槽１１に導入するためのバイパス
配管１７が分岐している。
【００２８】また、第２段目のＵＳＢ反応槽１１のグラ
ニュール汚泥床１２から、第１段目のＵＳＢ反応槽１の
グラニュール汚泥床２に汚泥を移送するための移送配管
１８が設けられている。
ニュール汚泥床１２から、第１段目のＵＳＢ反応槽１の
グラニュール汚泥床２に汚泥を移送するための移送配管
１８が設けられている。
【００２９】原水は、配管６からの循環水と共に配管３
から第１段目のＵＳＢ反応槽１の底部に導入される。Ｕ
ＳＢ反応槽１に導入された原水は、ＡＮＡＭＭＯＸ微生
物のグラニュール汚泥床２を上向流で上昇する間に、Ａ
ＮＡＭＭＯＸ微生物により生物脱窒処理され、処理水は
配管５より排出され、処理水の一部は配管６より原水流
入配管３に循環される。配管５より排出された第１段目
のＵＳＢ反応槽１の処理水は、次いで配管１６からの循
環水と共に導入配管１３より第２段目のＵＳＢ反応槽１
１の底部に導入され、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュ
ール汚泥床１２を上向流で上昇し、その間に更に生物脱
窒処理され、処理水は配管１５より系外へ排出される。
また、処理水の一部は配管１６より導入配管１３に循環
される。
から第１段目のＵＳＢ反応槽１の底部に導入される。Ｕ
ＳＢ反応槽１に導入された原水は、ＡＮＡＭＭＯＸ微生
物のグラニュール汚泥床２を上向流で上昇する間に、Ａ
ＮＡＭＭＯＸ微生物により生物脱窒処理され、処理水は
配管５より排出され、処理水の一部は配管６より原水流
入配管３に循環される。配管５より排出された第１段目
のＵＳＢ反応槽１の処理水は、次いで配管１６からの循
環水と共に導入配管１３より第２段目のＵＳＢ反応槽１
１の底部に導入され、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュ
ール汚泥床１２を上向流で上昇し、その間に更に生物脱
窒処理され、処理水は配管１５より系外へ排出される。
また、処理水の一部は配管１６より導入配管１３に循環
される。
【００３０】第１段目のＵＳＢ反応槽１では、比較的高
い負荷で処理を行って、グラニュールの内部にまで基質
を十分に浸透させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の自己造粒作
用を高めて、緻密で強度の高いグラニュールを形成す
る。
い負荷で処理を行って、グラニュールの内部にまで基質
を十分に浸透させ、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物の自己造粒作
用を高めて、緻密で強度の高いグラニュールを形成す
る。
【００３１】このために、第１段目のＵＳＢ反応槽１で
は、ＮＨ４−Ｎ負荷として０．２〜１ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−
ＶＳＳ／ｄａｙ、特に０．３〜０．５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−
ＶＳＳ／ｄａｙの汚泥負荷となるように通水し、第１段
目のＵＳＢ反応槽１の処理水中に残留する基質濃度を、
アンモニア性窒素濃度及び亜硝酸性窒素濃度のいずれか
が１０〜１８０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程度、より好ましくは２０
〜１００ｍｇ−Ｎ／Ｌ、特に３０〜７０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程
度となるようにするのが好ましい。
は、ＮＨ４−Ｎ負荷として０．２〜１ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−
ＶＳＳ／ｄａｙ、特に０．３〜０．５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−
ＶＳＳ／ｄａｙの汚泥負荷となるように通水し、第１段
目のＵＳＢ反応槽１の処理水中に残留する基質濃度を、
アンモニア性窒素濃度及び亜硝酸性窒素濃度のいずれか
が１０〜１８０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程度、より好ましくは２０
〜１００ｍｇ−Ｎ／Ｌ、特に３０〜７０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程
度となるようにするのが好ましい。
【００３２】汚泥負荷が上記範囲よりも低いと十分な強
度のグラニュールを形成し得ず、グラニュールの破壊が
生じたり、また、グラニュール内部に微生物の失活によ
る空洞が生じ易い。汚泥負荷が上記範囲よりも高いと過
負荷となり、好ましくない。特に、第１段目のＵＳＢ反
応槽１の処理水中に残留するアンモニア性窒素と亜硝酸
性窒素のいずれかの濃度が２００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上とな
ると阻害作用が現れるため、この濃度は２００ｍｇ−Ｎ
／Ｌ以下とすることが好ましく、特に、亜硝酸性窒素に
ついては、１００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下となるように制御す
ることが好ましい。
度のグラニュールを形成し得ず、グラニュールの破壊が
生じたり、また、グラニュール内部に微生物の失活によ
る空洞が生じ易い。汚泥負荷が上記範囲よりも高いと過
負荷となり、好ましくない。特に、第１段目のＵＳＢ反
応槽１の処理水中に残留するアンモニア性窒素と亜硝酸
性窒素のいずれかの濃度が２００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上とな
ると阻害作用が現れるため、この濃度は２００ｍｇ−Ｎ
／Ｌ以下とすることが好ましく、特に、亜硝酸性窒素に
ついては、１００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下となるように制御す
ることが好ましい。
【００３３】一方、第２段目のＵＳＢ反応槽１１では、
第１段目のＵＳＢ反応槽１よりも低い汚泥負荷で通水す
ることにより、第１段目のＵＳＢ反応槽１から流出した
グラニュールを捕捉する。従って、この第２段目のＵＳ
Ｂ反応槽１１では、ＮＨ４−Ｎ負荷として０．２ｋｇ−
Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下、特に０．０５〜０．１
５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの低い汚泥負荷とす
るのが好ましい。第２段目のＵＳＢ反応槽１１の汚泥負
荷が０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙを超える
と、この第２段目のＵＳＢ反応槽１１からもグラニュー
ルが流出する恐れがあり、また、処理水の水質も悪化し
好ましくない。
第１段目のＵＳＢ反応槽１よりも低い汚泥負荷で通水す
ることにより、第１段目のＵＳＢ反応槽１から流出した
グラニュールを捕捉する。従って、この第２段目のＵＳ
Ｂ反応槽１１では、ＮＨ４−Ｎ負荷として０．２ｋｇ−
Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下、特に０．０５〜０．１
５ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙの低い汚泥負荷とす
るのが好ましい。第２段目のＵＳＢ反応槽１１の汚泥負
荷が０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙを超える
と、この第２段目のＵＳＢ反応槽１１からもグラニュー
ルが流出する恐れがあり、また、処理水の水質も悪化し
好ましくない。
【００３４】なお、第２段目のＵＳＢ反応槽１１には、
第１段目のＵＳＢ反応槽１で脱窒処理された処理水が導
入されるため、基質が不足する場合がある。従って、こ
のような場合には、必要に応じて、原水の一部をバイパ
ス配管１７から直接第２段目のＵＳＢ反応槽１１に導入
し、第２段目のＵＳＢ反応槽１１で不足する基質を補う
ことができる。
第１段目のＵＳＢ反応槽１で脱窒処理された処理水が導
入されるため、基質が不足する場合がある。従って、こ
のような場合には、必要に応じて、原水の一部をバイパ
ス配管１７から直接第２段目のＵＳＢ反応槽１１に導入
し、第２段目のＵＳＢ反応槽１１で不足する基質を補う
ことができる。
【００３５】また、移送配管１８より、適宜第２段目の
ＵＳＢ反応槽１１から第１段目のＵＳＢ反応槽１にグラ
ニュールを返送することが好ましい。即ち、第１段目の
ＵＳＢ反応層１から流出するグラニュールは、高負荷運
転で発生したガスによりグラニュール汚泥床２内で撹拌
されることによって生じたグラニュールの微小破片であ
るため、このような粒径の小さいグラニュールを第１段
目のＵＳＢ反応槽１に返送することにより、第１段目の
ＵＳＢ反応槽１のグラニュールの平均粒径を小さくし、
グラニュールの肥大化及びそれによる浮上を防止するこ
とができ、好ましい。
ＵＳＢ反応槽１１から第１段目のＵＳＢ反応槽１にグラ
ニュールを返送することが好ましい。即ち、第１段目の
ＵＳＢ反応層１から流出するグラニュールは、高負荷運
転で発生したガスによりグラニュール汚泥床２内で撹拌
されることによって生じたグラニュールの微小破片であ
るため、このような粒径の小さいグラニュールを第１段
目のＵＳＢ反応槽１に返送することにより、第１段目の
ＵＳＢ反応槽１のグラニュールの平均粒径を小さくし、
グラニュールの肥大化及びそれによる浮上を防止するこ
とができ、好ましい。
【００３６】なお、第１段目のＵＳＢ反応槽１と第２段
目のＵＳＢ反応槽１１とは、必ずしも同等の容積である
必要はなく、第２段目のＵＳＢ反応槽１１は第１段目の
ＵＳＢ反応槽１よりも小容量のものとしても良い。ま
た、第１段目のＵＳＢ反応槽１と第２段目のＵＳＢ反応
槽１１とは平面的に２槽並べて配置しても良いが、設置
面積を低減させるために、立体的に積み重ねて設けても
良い。
目のＵＳＢ反応槽１１とは、必ずしも同等の容積である
必要はなく、第２段目のＵＳＢ反応槽１１は第１段目の
ＵＳＢ反応槽１よりも小容量のものとしても良い。ま
た、第１段目のＵＳＢ反応槽１と第２段目のＵＳＢ反応
槽１１とは平面的に２槽並べて配置しても良いが、設置
面積を低減させるために、立体的に積み重ねて設けても
良い。
【００３７】本発明の脱窒方法において、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
であり、有機物及び有機性窒素を含むものであってもよ
いが、これらは脱窒処理前に予めアンモニア性窒素にな
る程度まで分解しておくことが好ましく、また、溶存酸
素濃度が高い場合には、必要に応じて溶存酸素を除去し
ておくことが好ましい。原水は無機物を含んでいてもよ
い。また、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微生物の
存在下に好気性処理を行い、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微生物の存在下に好気性
処理を行い、アンモニア性窒素を亜硝酸に酸化し、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。
る原水は、アンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素を含む水
であり、有機物及び有機性窒素を含むものであってもよ
いが、これらは脱窒処理前に予めアンモニア性窒素にな
る程度まで分解しておくことが好ましく、また、溶存酸
素濃度が高い場合には、必要に応じて溶存酸素を除去し
ておくことが好ましい。原水は無機物を含んでいてもよ
い。また、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微生物の
存在下に好気性処理を行い、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微生物の存在下に好気性
処理を行い、アンモニア性窒素を亜硝酸に酸化し、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。
【００３８】一般的には、下水、し尿、嫌気性消化脱離
液等のアンモニア性窒素、有機性窒素及び有機物を含む
排水が処理対象となる場合が多いが、この場合、これら
を好気性又は嫌気性処理して有機物を分解し、有機性窒
素をアンモニア性窒素に分解し、さらに部分亜硝酸化或
いは、一部についての亜硝酸化を行った液を原水とする
ことが好ましい。
液等のアンモニア性窒素、有機性窒素及び有機物を含む
排水が処理対象となる場合が多いが、この場合、これら
を好気性又は嫌気性処理して有機物を分解し、有機性窒
素をアンモニア性窒素に分解し、さらに部分亜硝酸化或
いは、一部についての亜硝酸化を行った液を原水とする
ことが好ましい。
【００３９】原水のアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素の
割合はモル比でアンモニア性窒素１に対して亜硝酸性窒
素０．５〜２、特に１〜１．５とするのが好ましい。原
水中のアンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素の濃度はそれ
ぞれ５〜１０００ｍｇ／Ｌ、５〜２００ｍｇ／Ｌである
ことが好ましいが、処理水を循環して希釈すればこの限
りではない。
割合はモル比でアンモニア性窒素１に対して亜硝酸性窒
素０．５〜２、特に１〜１．５とするのが好ましい。原
水中のアンモニア性窒素及び亜硝酸性窒素の濃度はそれ
ぞれ５〜１０００ｍｇ／Ｌ、５〜２００ｍｇ／Ｌである
ことが好ましいが、処理水を循環して希釈すればこの限
りではない。
【００４０】原水の脱窒条件としては、例えば反応槽内
液の温度が１０〜４０℃、特に２０〜３５℃、ｐＨが５
〜９、特に６〜８、溶存酸素濃度が０〜２．５ｍｇ／
Ｌ、特に０〜０．２ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ濃度が０〜５０ｍ
ｇ／Ｌ、特に０〜２０ｍｇ／Ｌの範囲とするのが好まし
い。
液の温度が１０〜４０℃、特に２０〜３５℃、ｐＨが５
〜９、特に６〜８、溶存酸素濃度が０〜２．５ｍｇ／
Ｌ、特に０〜０．２ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ濃度が０〜５０ｍ
ｇ／Ｌ、特に０〜２０ｍｇ／Ｌの範囲とするのが好まし
い。
【００４１】グラニュール汚泥を形成する場合、微生物
だけではグラニュール形成に期間を要するので、核とな
る物質を添加し、その核の周りにＡＮＡＭＭＯＸ微生物
の生物膜を形成させることが望ましい。この場合、核と
して、例えば微生物グラニュールや非生物的な担体を挙
げることができる。
だけではグラニュール形成に期間を要するので、核とな
る物質を添加し、その核の周りにＡＮＡＭＭＯＸ微生物
の生物膜を形成させることが望ましい。この場合、核と
して、例えば微生物グラニュールや非生物的な担体を挙
げることができる。
【００４２】核として用いられる微生物グラニュールと
しては、メタン菌グラニュール等の嫌気性微生物や従属
栄養性脱窒菌グラニュール等を挙げることができる。メ
タン菌グラニュールは、ＵＡＳＢ（Upflow Anaerobic S
ludge Blanket；上向流嫌気性汚泥床）法もしくはＥＧ
ＳＢ（Expanded Granule Sludge Bed；展開粒状汚泥
床）法でメタン発酵が行われているメタン発酵槽で使用
されているものを適用できる。また、従属栄養性脱窒グ
ラニュールは、ＵＳＢ方式の通常の脱窒槽で利用される
ものを適用できる。これらのグラニュールはそのままの
状態で、又はその破砕物として用いることができる。独
立栄養性脱窒微生物はこのような微生物グラニュールに
付着しやすく、グラニュールの形成に要する時間が短縮
される。また、核として非生物的な材料を用いるよりも
経済的である。
しては、メタン菌グラニュール等の嫌気性微生物や従属
栄養性脱窒菌グラニュール等を挙げることができる。メ
タン菌グラニュールは、ＵＡＳＢ（Upflow Anaerobic S
ludge Blanket；上向流嫌気性汚泥床）法もしくはＥＧ
ＳＢ（Expanded Granule Sludge Bed；展開粒状汚泥
床）法でメタン発酵が行われているメタン発酵槽で使用
されているものを適用できる。また、従属栄養性脱窒グ
ラニュールは、ＵＳＢ方式の通常の脱窒槽で利用される
ものを適用できる。これらのグラニュールはそのままの
状態で、又はその破砕物として用いることができる。独
立栄養性脱窒微生物はこのような微生物グラニュールに
付着しやすく、グラニュールの形成に要する時間が短縮
される。また、核として非生物的な材料を用いるよりも
経済的である。
【００４３】核として用いられる非生物的な材料として
は、例えば、活性炭、ゼオライト、ケイ砂、ケイソウ
土、焼成セラミック、イオン交換樹脂等、好ましくは活
性炭、ゼオライト等よりなる、粒径５０〜２００μｍ、
好ましくは５０〜１００μｍで、平均比重１．０１〜
２．５、好ましくは１．１〜２．０の担体を挙げること
ができる。
は、例えば、活性炭、ゼオライト、ケイ砂、ケイソウ
土、焼成セラミック、イオン交換樹脂等、好ましくは活
性炭、ゼオライト等よりなる、粒径５０〜２００μｍ、
好ましくは５０〜１００μｍで、平均比重１．０１〜
２．５、好ましくは１．１〜２．０の担体を挙げること
ができる。
【００４４】このようにして形成されるＡＮＡＭＭＯＸ
微生物のグラニュール汚泥は、平均粒径が０．２５〜３
ｍｍ、好ましくは０．２５〜２ｍｍ、より好ましくは
０．２５〜１．５ｍｍ程度、平均比重が１．０１〜２．
５、好ましくは１．１〜２．０であることが望ましい。
グラニュールの粒度が小さいほど比表面積が大きくなる
ので、高い汚泥濃度を維持し、脱窒処理を効率よく行う
点で好ましい。
微生物のグラニュール汚泥は、平均粒径が０．２５〜３
ｍｍ、好ましくは０．２５〜２ｍｍ、より好ましくは
０．２５〜１．５ｍｍ程度、平均比重が１．０１〜２．
５、好ましくは１．１〜２．０であることが望ましい。
グラニュールの粒度が小さいほど比表面積が大きくなる
ので、高い汚泥濃度を維持し、脱窒処理を効率よく行う
点で好ましい。
【００４５】本発明の生物脱窒方法は、具体的には、嫌
気性処理で見られるようなＵＡＳＢ方式又はＥＧＳＢ方
式で反応槽内のＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚
泥を原水の上向流で展開させてグラニュール汚泥床を形
成して行うのが、原水とグラニュール汚泥との接触効率
を高くすることができ、好ましい。なお、処理水の一部
は循環水として、反応槽の原水導入側へ戻す。
気性処理で見られるようなＵＡＳＢ方式又はＥＧＳＢ方
式で反応槽内のＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュール汚
泥を原水の上向流で展開させてグラニュール汚泥床を形
成して行うのが、原水とグラニュール汚泥との接触効率
を高くすることができ、好ましい。なお、処理水の一部
は循環水として、反応槽の原水導入側へ戻す。
【００４６】この場合、ＵＡＳＢ方式であれば循環水量
は原水量の０．５〜１０倍とし、反応槽内の上向流速
（原水と循環水との合計の流速）を０．５〜２ｍ／ｈｒ
とするのが好ましい。また、ＥＧＳＢ方式であれば循環
水量は原水量の０．５〜２０倍とし、反応槽内の上向流
速（原水と循環水の合計の流速）を２〜１５ｍ／ｈｒと
してグラニュール汚泥床を展開させて通液する。
は原水量の０．５〜１０倍とし、反応槽内の上向流速
（原水と循環水との合計の流速）を０．５〜２ｍ／ｈｒ
とするのが好ましい。また、ＥＧＳＢ方式であれば循環
水量は原水量の０．５〜２０倍とし、反応槽内の上向流
速（原水と循環水の合計の流速）を２〜１５ｍ／ｈｒと
してグラニュール汚泥床を展開させて通液する。
【００４７】なお、本発明においては、グラニュール汚
泥をより強固とするために、高分子凝集剤（ポリマー）
を第１段目のＵＳＢ反応槽１に添加しても良い。
泥をより強固とするために、高分子凝集剤（ポリマー）
を第１段目のＵＳＢ反応槽１に添加しても良い。
【００４８】この場合、添加するポリマーとしては、ア
ニオン系、カチオン系、ノニオン等の合成又は天然高分
子ポリマーを用いることができるが、好ましくは、分子
量が１０３〜１０６程度の比較的分子量の低いポリマー
が好ましく、特に、気泡の付着性が低いカチオンサイト
を有するジメチルアミノエチルアクリレート、ジメチル
アミノエチルメタクリレート等のカチオン性モノマのホ
モポリマ、それらのカチオン性モノマとアクリルアミ
ド、メタクリルアミドとのコポリマ、ポリビニルアミジ
ン、キトサン等のカチオン性水溶性ポリマーが好適であ
る。
ニオン系、カチオン系、ノニオン等の合成又は天然高分
子ポリマーを用いることができるが、好ましくは、分子
量が１０３〜１０６程度の比較的分子量の低いポリマー
が好ましく、特に、気泡の付着性が低いカチオンサイト
を有するジメチルアミノエチルアクリレート、ジメチル
アミノエチルメタクリレート等のカチオン性モノマのホ
モポリマ、それらのカチオン性モノマとアクリルアミ
ド、メタクリルアミドとのコポリマ、ポリビニルアミジ
ン、キトサン等のカチオン性水溶性ポリマーが好適であ
る。
【００４９】ポリマーの添加量は、少ないと添加による
グラニュール汚泥の強度向上効果が十分に得られず、多
過ぎると、グラニュール汚泥同士が付着し合って粒塊化
し、ガスを補足し易くなり、浮上性が高められるため、
ＵＳＢ反応槽１への流入水量（原水と循環水との合計水
量）に対して０．１〜５ｍｇ／Ｌ程度の濃度となるよう
に添加するのが好ましい。
グラニュール汚泥の強度向上効果が十分に得られず、多
過ぎると、グラニュール汚泥同士が付着し合って粒塊化
し、ガスを補足し易くなり、浮上性が高められるため、
ＵＳＢ反応槽１への流入水量（原水と循環水との合計水
量）に対して０．１〜５ｍｇ／Ｌ程度の濃度となるよう
に添加するのが好ましい。
【００５０】ポリマーの添加は連続添加でも間欠添加で
も良い。間欠添加の場合、添加の頻度は１０〜１００分
に１回程度の頻度とするのが好ましい。
も良い。間欠添加の場合、添加の頻度は１０〜１００分
に１回程度の頻度とするのが好ましい。
【００５１】
【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。
り具体的に説明する。
【００５２】実施例１
脱窒汚泥から馴養したＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュ
ール汚泥を用いて、図１に示す脱窒装置により連続実験
を行った。
ール汚泥を用いて、図１に示す脱窒装置により連続実験
を行った。
【００５３】第１段目のＵＳＢ反応槽としては、内径１
０ｃｍ、高さ約１２０ｃｍのＰＶＣカラム（容量約７．
５Ｌ）を用い、第２段目のＵＳＢ反応槽には内径７．５
ｃｍ、高さ約１００ｃｍのＰＶＣカラム（容量約４Ｌ）
を用いた。これらのカラムは、各々内部に気液固分離装
置を備える。
０ｃｍ、高さ約１２０ｃｍのＰＶＣカラム（容量約７．
５Ｌ）を用い、第２段目のＵＳＢ反応槽には内径７．５
ｃｍ、高さ約１００ｃｍのＰＶＣカラム（容量約４Ｌ）
を用いた。これらのカラムは、各々内部に気液固分離装
置を備える。
【００５４】通水開始時に、上記グラニュール汚泥を第
１段目の反応槽に約４Ｌ（約１２０ｇ−ＶＳＳ）充填
し、第２段目の反応槽に約２Ｌ（約６０ｇ−ＶＳＳ）充
填した。この脱窒装置を３０℃に制御された恒温室に設
置して実験を行った。原水としては、下水処理水にアン
モニア及び亜硝酸を添加してＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２
−Ｎ濃度を各々３００ｍｇ−Ｎ／Ｌとし、ｐＨ７．５に
調整したものを用い、下記の通水条件で通水した。な
お、各カラム上部の処理水は一部ポンプにより反応槽の
底部に約１００ｍＬ／ｍｉｎ（１４４Ｌ／ｄａｙ）で循
環した。運転中は、１週間に１回の頻度で、第２段目の
反応槽から手動で汚泥を界面が一定になるように１００
〜５００ｍＬ（約３〜５ｇ−ＶＳＳ）引き抜いて第１段
目の反応槽に返送した。
１段目の反応槽に約４Ｌ（約１２０ｇ−ＶＳＳ）充填
し、第２段目の反応槽に約２Ｌ（約６０ｇ−ＶＳＳ）充
填した。この脱窒装置を３０℃に制御された恒温室に設
置して実験を行った。原水としては、下水処理水にアン
モニア及び亜硝酸を添加してＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２
−Ｎ濃度を各々３００ｍｇ−Ｎ／Ｌとし、ｐＨ７．５に
調整したものを用い、下記の通水条件で通水した。な
お、各カラム上部の処理水は一部ポンプにより反応槽の
底部に約１００ｍＬ／ｍｉｎ（１４４Ｌ／ｄａｙ）で循
環した。運転中は、１週間に１回の頻度で、第２段目の
反応槽から手動で汚泥を界面が一定になるように１００
〜５００ｍＬ（約３〜５ｇ−ＶＳＳ）引き抜いて第１段
目の反応槽に返送した。
【００５５】［通水条件］
通水量：２４０Ｌ／ｄａｙ
第１段目反応槽負荷：９．５ｋｇ−Ｎ／ｍ３／ｄａｙ
第１段目反応槽汚泥負荷（ＮＨ４−Ｎ負荷）：０．６ｋ
ｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ 第２段目反応槽汚泥負荷（ＮＨ４−Ｎ負荷）：０．１２
ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ 第１段目と第２段目の反応槽の合計負荷：６．３ｋｇ−
Ｎ／ｍ３／ｄａｙ 反応槽内上向流速：２．０ｍ／ｈｒ
ｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ 第２段目反応槽汚泥負荷（ＮＨ４−Ｎ負荷）：０．１２
ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ 第１段目と第２段目の反応槽の合計負荷：６．３ｋｇ−
Ｎ／ｍ３／ｄａｙ 反応槽内上向流速：２．０ｍ／ｈｒ
【００５６】連続運転を４ヶ月間行って、その間の処理
性能（第２段目の反応槽の処理水中の残留ＮＨ４−Ｎ濃
度）を調べ、結果を図２に示した。
性能（第２段目の反応槽の処理水中の残留ＮＨ４−Ｎ濃
度）を調べ、結果を図２に示した。
【００５７】また、実験開始直後、２ヶ月後（６０日
目）及び４ヶ月後（１２０日目）に、第１段目の反応槽
内のグラニュール汚泥の強度及び浮上ポテンシャルを下
記方法で評価し、結果を表１に示した。
目）及び４ヶ月後（１２０日目）に、第１段目の反応槽
内のグラニュール汚泥の強度及び浮上ポテンシャルを下
記方法で評価し、結果を表１に示した。
【００５８】［グラニュール汚泥の強度］反応槽からグ
ラニュール汚泥を採取し、１Ｌのメスシリンダーに静止
容量で１００ｍＬ充填した。純水を５００ｍＬのレベル
まで加え、窒素ガスを１００ｍＬ／ｍｉｎでセラミック
散気球を通してこのメスシリンダー中に供給してメスシ
リンダー内を攪拌し、２４時間後の汚泥の存在形態を評
価した。評価は、粒径０．２５ｍｍ以下の細かな汚泥に
分散化したものの、汚泥全体に占める割合を調べること
により行った。この値が小さいほど、グラニュール汚泥
の強度が高い。
ラニュール汚泥を採取し、１Ｌのメスシリンダーに静止
容量で１００ｍＬ充填した。純水を５００ｍＬのレベル
まで加え、窒素ガスを１００ｍＬ／ｍｉｎでセラミック
散気球を通してこのメスシリンダー中に供給してメスシ
リンダー内を攪拌し、２４時間後の汚泥の存在形態を評
価した。評価は、粒径０．２５ｍｍ以下の細かな汚泥に
分散化したものの、汚泥全体に占める割合を調べること
により行った。この値が小さいほど、グラニュール汚泥
の強度が高い。
【００５９】［グラニュール汚泥の浮上ポテンシャル］
反応槽からグラニュール汚泥を採取して三角フラスコ内
に３０ｍＬ入れ、第２段目の反応槽の処理水にアンモニ
アと亜硝酸を添加して、ＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ
濃度を各々１００ｍｇ−Ｎ／Ｌとした水を入れて３０℃
で１２時間静置培養し、浮上する汚泥と沈殿する汚泥の
重量をそれぞれ測定し、浮上汚泥の全体汚泥に占める割
合を浮上ポテンシャルと定義した。
反応槽からグラニュール汚泥を採取して三角フラスコ内
に３０ｍＬ入れ、第２段目の反応槽の処理水にアンモニ
アと亜硝酸を添加して、ＮＨ４−Ｎ濃度及びＮＯ２−Ｎ
濃度を各々１００ｍｇ−Ｎ／Ｌとした水を入れて３０℃
で１２時間静置培養し、浮上する汚泥と沈殿する汚泥の
重量をそれぞれ測定し、浮上汚泥の全体汚泥に占める割
合を浮上ポテンシャルと定義した。
【００６０】なお、この実施例１では、４ヶ月の連続運
転後の第１段目及び第２段目の反応槽の合計の汚泥量は
２４５ｇ−ＶＳＳに増加していた。
転後の第１段目及び第２段目の反応槽の合計の汚泥量は
２４５ｇ−ＶＳＳに増加していた。
【００６１】比較例１
実施例１において、第２段目の反応槽を用いず、第１段
目の反応槽のみで下記の通水条件で通水を行ったこと以
外は同様にして４ヶ月間の連続運転を行い、同様に処理
性能とグラニュール汚泥の強度及び浮上ポテンシャルを
調べ、結果を図２及び表１に示した。
目の反応槽のみで下記の通水条件で通水を行ったこと以
外は同様にして４ヶ月間の連続運転を行い、同様に処理
性能とグラニュール汚泥の強度及び浮上ポテンシャルを
調べ、結果を図２及び表１に示した。
【００６２】なお、この比較例１では、４ヶ月の連続運
転後の反応槽内の汚泥量は８５ｇ−ＶＳＳに減少してい
た。
転後の反応槽内の汚泥量は８５ｇ−ＶＳＳに減少してい
た。
【００６３】［通水条件］
通水量：１００Ｌ／ｄａｙ
反応槽負荷：４ｋｇ−Ｎ／ｍ３／ｄａｙ
反応槽汚泥負荷（ＮＨ４−Ｎ負荷）：０．２５ｋｇ−Ｎ
／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ 反応槽内上向流速：２．０ｍ／ｈｒ
／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ 反応槽内上向流速：２．０ｍ／ｈｒ
【００６４】
【表１】
【００６５】実施例１及び比較例１の結果を比較するこ
とにより、次のことが明らかである。
とにより、次のことが明らかである。
【００６６】比較例１では、運転開始当初処理は順調で
あったが、１ヶ月目ほどから汚泥浮上が始まり、またグ
ラニュールも崩壊することによって汚泥量は減少気味
で、開始時の１２０ｇ−ＶＳＳに対して実験終了時では
８５ｇ−ＶＳＳになっていた。このため徐々に処理性能
が悪化しており、運転開始後３ヶ月では処理水のＮＨ４
−Ｎ濃度は３０ｍｇ−Ｎ／Ｌを超すようになった。一
方、実施例１では汚泥の状態は安定しており、汚泥量も
徐々に増加傾向にあり、全体としての汚泥量は運転開始
時の１８０ｇ−ＶＳＳから２４５ｇ−ＶＳＳまで増加し
た。そして、処理性能も常に安定しており、良好な結果
が得られた。なお、実施例１において、第１段目の反応
槽の処理水のアンモニア性窒素濃度は３０〜４０ｍｇ−
Ｎ／Ｌの範囲であり、亜硝酸性窒素濃度は３０〜４０ｍ
ｇ−Ｎ／Ｌの範囲であった。
あったが、１ヶ月目ほどから汚泥浮上が始まり、またグ
ラニュールも崩壊することによって汚泥量は減少気味
で、開始時の１２０ｇ−ＶＳＳに対して実験終了時では
８５ｇ−ＶＳＳになっていた。このため徐々に処理性能
が悪化しており、運転開始後３ヶ月では処理水のＮＨ４
−Ｎ濃度は３０ｍｇ−Ｎ／Ｌを超すようになった。一
方、実施例１では汚泥の状態は安定しており、汚泥量も
徐々に増加傾向にあり、全体としての汚泥量は運転開始
時の１８０ｇ−ＶＳＳから２４５ｇ−ＶＳＳまで増加し
た。そして、処理性能も常に安定しており、良好な結果
が得られた。なお、実施例１において、第１段目の反応
槽の処理水のアンモニア性窒素濃度は３０〜４０ｍｇ−
Ｎ／Ｌの範囲であり、亜硝酸性窒素濃度は３０〜４０ｍ
ｇ−Ｎ／Ｌの範囲であった。
【００６７】比較例１では、全体の負荷は４ｋｇ−Ｎ／
ｍ３／ｄａｙで運転を行ったのに対し、実施例１では第
１段目の反応槽の汚泥負荷が０．６ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−Ｖ
ＳＳ／ｄａｙとなるような運転を行い、第２段目の反応
槽も含めた全体の槽負荷は６．３ｋｇ−Ｎ／ｍ３／ｄａ
ｙであり、負荷は比較例１の場合の１．５倍である。即
ち、実施例１では比較例１よりも５０％以上高い負荷条
件で、安定な処理を行えた。
ｍ３／ｄａｙで運転を行ったのに対し、実施例１では第
１段目の反応槽の汚泥負荷が０．６ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−Ｖ
ＳＳ／ｄａｙとなるような運転を行い、第２段目の反応
槽も含めた全体の槽負荷は６．３ｋｇ−Ｎ／ｍ３／ｄａ
ｙであり、負荷は比較例１の場合の１．５倍である。即
ち、実施例１では比較例１よりも５０％以上高い負荷条
件で、安定な処理を行えた。
【００６８】
【発明の効果】以上詳述した通り、本発明の脱窒方法及
び脱窒装置によれば、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュ
ール汚泥を保持した反応槽内に原水を通水して脱窒処理
するに当たり、緻密で強度が高く、沈降性の良いグラニ
ュール汚泥を形成して長期に亘り安定かつ効率的な脱窒
処理を行うことができる。
び脱窒装置によれば、ＡＮＡＭＭＯＸ微生物のグラニュ
ール汚泥を保持した反応槽内に原水を通水して脱窒処理
するに当たり、緻密で強度が高く、沈降性の良いグラニ
ュール汚泥を形成して長期に亘り安定かつ効率的な脱窒
処理を行うことができる。
【図１】本発明の脱窒装置の実施の形態を示す系統図で
ある。
ある。
【図２】実施例１及び比較例１における脱窒処理性能を
示すグラフである。
示すグラフである。
１，１１ ＵＳＢ反応槽
２，１２ グラニュール汚泥床
４、１４ ＧＳＳ
─────────────────────────────────────────────────────
【手続補正書】
【提出日】平成１３年８月２日（２００１．８．２）
【手続補正１】
【補正対象書類名】明細書
【補正対象項目名】００５８
【補正方法】変更
【補正内容】
【００５８】［グラニュール汚泥の強度］反応槽からグ
ラニュール汚泥を採取し、１Ｌのメスシリンダーに静止
容量で１００ｍＬ充填した。純水を５００ｍＬのレベル
まで加え、窒素ガスを３００ｍＬ／ｍｉｎでセラミック
散気球を通してこのメスシリンダー中に供給してメスシ
リンダー内を攪拌し、２４時間後の汚泥の存在形態を評
価した。評価は、粒径０．２５ｍｍ以下の細かな汚泥に
分散化したものの、汚泥全体に占める割合を調べること
により行った。この値が小さいほど、グラニュール汚泥
の強度が高い。
ラニュール汚泥を採取し、１Ｌのメスシリンダーに静止
容量で１００ｍＬ充填した。純水を５００ｍＬのレベル
まで加え、窒素ガスを３００ｍＬ／ｍｉｎでセラミック
散気球を通してこのメスシリンダー中に供給してメスシ
リンダー内を攪拌し、２４時間後の汚泥の存在形態を評
価した。評価は、粒径０．２５ｍｍ以下の細かな汚泥に
分散化したものの、汚泥全体に占める割合を調べること
により行った。この値が小さいほど、グラニュール汚泥
の強度が高い。
─────────────────────────────────────────────────────
フロントページの続き
(72)発明者 徳富 孝明
東京都新宿区西新宿三丁目４番７号 栗田
工業株式会社内
Ｆターム(参考） 4D003 AA14 BA02 BA03 CA03 CA08
DA04 DA09 EA01 EA21 EA24
EA25 EA30 FA04 FA05 FA10
4D040 BB22 BB42 BB91
Claims (6)
- 【請求項１】 アンモニア性窒素を含む原水を、脱窒槽
に供給し、該脱窒槽内の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微生物の作
用により亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する脱窒方法
において、 該脱窒槽は、前記脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を
形成したもの、又は前記脱窒微生物が自己造粒によりグ
ラニュールになったものを反応槽内に保有するものであ
り、 複数の該反応槽が直列に配置されており、 第１段目の反応槽に原水の少なくとも一部を通水し、第
２段目の反応槽に第１段目の反応槽の処理水と第１段目
の反応槽の原水に残部がある場合の残部を通水すること
を特徴とする脱窒方法。 - 【請求項２】 請求項１において、第２段目の反応槽の
汚泥を第１段目の反応槽に移送することを特徴とする脱
窒方法。 - 【請求項３】 請求項１又は２において、第１段目の反
応槽の汚泥負荷をＮＨ４−Ｎ負荷として０．２〜１ｋｇ
−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙとすることを特徴とする脱
窒方法。 - 【請求項４】 請求項１ないし３のいずれか１項におい
て、第２段目の反応槽の汚泥負荷をＮＨ４−Ｎ負荷とし
て０．２ｋｇ−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ以下とするこ
とを特徴とする脱窒方法。 - 【請求項５】 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微生物を保有し、ア
ンモニア性窒素を含む原水を亜硝酸性窒素の存在下に脱
窒処理する脱窒槽を有する脱窒装置において、 該脱窒槽は、前記脱窒微生物が担体粒子表面に生物膜を
形成したもの、又は前記脱窒微生物が自己造粒によりグ
ラニュールになったものを反応槽内に保有するものであ
り、 複数の該反応槽が直列に配置されており、 第１段目の反応槽に原水の少なくとも一部を通水する手
段と、 第２段目の反応槽に第１段目の反応槽の処理水と第１段
目の反応槽の原水に残部がある場合の残部を通水する手
段とを備えてなることを特徴とする脱窒装置。 - 【請求項６】 請求項５において、第２段目の反応槽の
汚泥を第１段目の反応槽に移送する手段を備えることを
特徴とする脱窒装置。
Priority Applications (1)
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|---|---|---|---|
| JP2001232061A JP4915036B2 (ja) | 2001-07-31 | 2001-07-31 | 脱窒方法及び脱窒装置 |
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| JP2001232061A JP4915036B2 (ja) | 2001-07-31 | 2001-07-31 | 脱窒方法及び脱窒装置 |
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| JP2003039093A true JP2003039093A (ja) | 2003-02-12 |
| JP4915036B2 JP4915036B2 (ja) | 2012-04-11 |
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| JP2006320831A (ja) * | 2005-05-18 | 2006-11-30 | Hitachi Plant Technologies Ltd | アンモニア含有液の処理装置 |
| JP2007021365A (ja) * | 2005-07-15 | 2007-02-01 | Hitachi Plant Technologies Ltd | 嫌気性アンモニア酸化反応装置及び運転方法 |
| JP2007117967A (ja) * | 2005-10-31 | 2007-05-17 | Asahi Breweries Ltd | 独立栄養性アンモニア酸化細菌用担体、アンモニア態窒素除去用細菌担持体およびアンモニア態窒素の除去方法 |
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| JP2014100679A (ja) * | 2012-11-21 | 2014-06-05 | Kuraray Co Ltd | 担体を利用した嫌気性排水処理方法 |
| JP2014176790A (ja) * | 2013-03-14 | 2014-09-25 | Toshiba Corp | 有機性排水処理装置 |
| CN109368788A (zh) * | 2018-11-14 | 2019-02-22 | 重庆大学 | 一种基于微区分布调控单级自养脱氮颗粒污泥脱氮性能的方法 |
| CN113800637A (zh) * | 2021-09-27 | 2021-12-17 | 北京工业大学 | 基于短程反硝化-厌氧氨氧化的两段式组合工艺处理城市生活污水的装置与方法 |
| CN114988577A (zh) * | 2022-06-24 | 2022-09-02 | 北京工业大学 | 一种通过硅藻土的投加快速启动短程反硝化耦合厌氧氨氧化生物脱氮的装置和方法 |
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| JP6622093B2 (ja) * | 2016-01-12 | 2019-12-18 | オルガノ株式会社 | グラニュールの形成方法及び排水処理方法 |
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| JP2003024984A (ja) * | 2001-07-17 | 2003-01-28 | Kurita Water Ind Ltd | 生物脱窒方法及び生物脱窒装置 |
| JP2003024982A (ja) * | 2001-07-17 | 2003-01-28 | Kurita Water Ind Ltd | 生物脱窒方法及び生物脱窒装置 |
-
2001
- 2001-07-31 JP JP2001232061A patent/JP4915036B2/ja not_active Expired - Fee Related
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