JP2009214007A

JP2009214007A - 廃水の活性汚泥処理方法及び活性汚泥処理装置

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Publication number: JP2009214007A
Application number: JP2008059823A
Authority: JP
Inventors: Hiroshi Tanaka; 浩田中; Makoto Kitano; 誠北野
Original assignee: IHI Corp
Current assignee: IHI Corp
Priority date: 2008-03-10
Filing date: 2008-03-10
Publication date: 2009-09-24
Anticipated expiration: 2028-03-10
Also published as: JP5115252B2

Abstract

【課題】糸状細菌の繁殖を防止しつつ廃水から効率よく窒素及びリンを除去し、廃水へのリンの再放出が防止される廃水の活性汚泥処理技術を提供する。
【解決手段】処理槽10で廃水Wに活性汚泥Sを作用させて硝酸態窒素の脱窒及びアンモニア態窒素の硝化を行う汚泥処理を施し、その一部を第１分離槽30に分取して活性汚泥を沈降させ、廃水の溶存酸素が枯渇する前に沈降した活性汚泥を廃水から分離する。分離された廃水は第２分離槽60で好気性条件下で残留する活性汚泥を分離し、第１分離処理で分離した活性汚泥は下処理槽40で新たな廃水を供給して嫌気性条件下においた後、処理槽に還流して、汚泥処理、分離操作、下処理及び還流を繰り返し行う。更に、下処理後の廃水を還流する際に、アナモックス処理を施して窒素を除去できる。
【選択図】図１

Description

本発明は、廃水の活性汚泥処理方法及び活性汚泥処理装置に関し、特に、活性汚泥の廃水からの分離を困難にする糸状細菌の増殖がなく、窒素及びリンが効率よく除去できる廃水の活性汚泥処理方法及び活性汚泥処理装置に関する。

活性汚泥を用いた廃水の処理においては、硝酸態窒素の脱窒、アンモニア態窒素の硝化及びリン酸態リンの活性汚泥への取り込みが活性汚泥中の細菌によって進行し、これらの働きをする細菌は、各々、適正環境が異なる。脱窒を行う脱窒細菌は、嫌気性条件下で硝酸態窒素（硝酸、亜硝酸）を還元して窒素に変換し、硝化を行う硝化細菌は、好気性条件下でアンモニア態窒素を酸化して硝酸イオンを生成する。リン酸態リンを取り込むリン蓄積細菌は、好気性条件下ではリンを取り込み、嫌気性条件下ではリンを放出する。特に、環境中に硝酸態窒素がない場合は、特に嫌気性条件下で有機物を取り込み、増殖に有利な状態になる。

廃水の活性汚泥処理には、回分式処理と連続式処理とがあり、回分式処理は、１つの槽内で環境を嫌気性条件と好気性条件とに交互に切り換えることによってアンモニアの硝化及び脱窒を行って排水中のアンモニアを除去する方法であり、連続式処理は、環境が異なる連続した複数の槽を廃水が徐々に移動することによって処理が進行し、廃水が連続的に処理される方法である。下記特許文献１は、回分式による排水の活性汚泥処理方法を開示する。
特開平８−２６７０８７号公報

脱窒細菌による脱窒が進行するには、養分としての有機質が必要であるが、好気性条件下で硝化が進行した後では排水中の有機質が分解消失しているため、回分式処理において汚泥処理を繰り返すには、上記特許文献１のように、外部から有機質を追加する必要がある。この追加を廃水中の有機質を用いて行うと、追加廃水に含まれるアンモニアに起因する硝酸が処理後に残存する。このため、回分式処理において残存硝酸の濃度を減少させるためには、廃水を部分的に排出／補充するように構成するが、硝酸濃度はゼロにはならず、又、硝酸の脱窒が完遂する前に有機質が消費し尽くされるので、リン蓄積細菌が有効に作用しない。従って、窒素及びリンの両方を除去するのは実質的に困難である。

このようなことから、窒素及びリンの両方を除去する処理方式として、連続式処理が採用されており、嫌気性条件及び好気性条件の繰り返しと、部分的な廃水の還流路を設けることによって、窒素及びリンの除去を進めている。

ところが、連続式の処理においては、回分式では繁殖し難い糸状の細菌が繁殖して排水中に糸状性バルキングを生じ、活性汚泥を廃水から沈降分離することが困難になるという問題がある。これを解決するには、廃水の逆流等が生じ難いように構造設計において種々な改良を加える必要があるが、各槽の最適な寸法及び構造を決定するのは難しく、変更幅を見越して設計すると過大な設備になり易く、建設コストが高騰し、流路の閉塞等の操作上におけるなどの問題も生じるので、実用的には非常に難しい。

つまり、従来の回分式処理及び連続式処理の何れの汚泥処理においても改善が必要であり、糸状細菌の繁殖による障害がなく、廃水のリン及び窒素を効率よく除去できる処理が求められている。

本発明は、プロセスや装置の複雑な変更を必要とせず、汚泥処理の各工程について時間等の条件を容易に変更・最適化でき、汚泥分離を困難にする糸状細菌の繁殖を防止しつつ廃水から効率よく窒素を除去でき、リンも効率的に除去可能な廃水の活性汚泥処理方法を提供することを課題とする。

又、本発明は、簡易な構造で、汚泥分離を困難にする糸状細菌の繁殖を防止しつつ廃水から効率よく窒素を除去でき、リンの効率的な除去にも有効である廃水の活性汚泥処理装置を提供することを課題とする。

上記課題を解決するために、本発明者らは、鋭意研究を重ねた結果、回分式処理を改良して補助的な槽を用いた処理を追加することによって、糸状細菌の繁殖による問題を解決できると共に窒素を除去でき、より確実且つ効率的にリンが除去できることを見出し、本発明を完成するに至った。

本発明の一態様によれば、廃水の活性汚泥処理方法は、廃水に活性汚泥を作用させて硝酸態窒素の脱窒及びアンモニア態窒素の硝化を行う汚泥処理；前記汚泥処理後の被処理廃水の一部を分取して当該被処理廃水に含まれる活性汚泥を沈降させ、当該被処理廃水の溶存酸素が枯渇する前、あるいは枯渇後すみやかに沈降した活性汚泥を当該被処理廃水から分離する第１分離操作；前記第１分離操作で分離した被処理廃水に残留する活性汚泥を好気性条件下で当該被処理廃水から分離する第２分離操作；前記第１分離処理で分離した前記活性汚泥に新たな廃水を供給して嫌気性条件下におく下処理；及び、前記下処理後の前記新たな廃水及び前記活性汚泥を前記汚泥処理後の被処理廃水残部に加える還流操作を有し、前記汚泥処理、前記第１及び第２分離操作、前記下処理及び前記還流操作を繰り返し行うことを要旨とする。

又、本発明の一態様によれば、廃水の活性汚泥処理装置は、廃水及び活性汚泥を収容し、当該活性汚泥を用いて硝酸態窒素の脱窒及びアンモニア態窒素の硝化を行うための汚泥処理機構を備える処理槽；前記処理槽の被処理廃水の一部を分取して当該被処理廃水に含まれる活性汚泥を沈降させ、当該被処理廃水の溶存酸素が枯渇する前に沈降した活性汚泥を当該被処理廃水から分離する第１分離手段；前記第１分離手段によって分離される前記被処理廃水に残留する活性汚泥を好気性条件下で当該被処理廃水から分離する第２分離手段；前記第１分離手段によって分離される前記活性汚泥に新たな廃水を供給して嫌気性条件下におく下処理手段；及び、前記下処理手段によって供給された新たな廃水及び前記活性汚泥を前記処理槽の被処理廃水残部に加える還流手段を有することを要旨とする。

本発明によれば、回分式処理に従って糸状細菌の繁殖を回避しつつ窒素を好適に除去すると共に、沈降分離中の分散汚泥から処理後の廃水へリンが放出されるのを回避して別途処理することにより、リンの除去の確実性が高まり、且つ、リンの除去率を低下させずに沈降分離に要する時間が短縮される。処理を繰り返すことにより、沈降分離し難い微小汚泥が分離されて分離し易いフロック状の活性汚泥のみが再使用され、沈降分離の効率も向上する。

汚泥の沈降分離を妨げる糸状細菌は、廃水の連続式処理において還流される廃水と関連して繁殖する傾向がある。糸状細菌がフロック生成細菌より優位に繁殖する条件は、有機質の濃度が低い（有機質濃度：約１３．６mg-COD／Ｌ以下）微好気性条件下の廃水であることから、好気性条件下で硝化を進行させた廃水に有機質濃度の高い嫌気性条件下の廃水を加えた部分においては、有機質の濃度が低く糸状細菌が繁殖し易い。又、嫌気性状態の廃水と好気性状態の廃水とが大きな水槽内で混合される状態では、微好気性条件の廃水が常時生じ、同様に糸状細菌が繁殖し易いので、廃水の有機質濃度を急激に変化させるのが難しく微好気状態を防止し難い連続式処理においては、糸状細菌が繁殖し易い状態が必然的に生じ、糸状細菌の繁殖を防止するのは困難であると言える。これに対し、廃水を短時間で一気に供給する回分式処理においては、上記のような緩やかな濃度勾配の形成は回避でき、また、微好気状態についても、好気性条件と嫌気性条件とを切り換える間の極短時間にしか起こり得ないので、回分式処理において窒素除去及びリン除去を共に進行できるように改良することによって、糸状細菌の問題を解消しつつ窒素及びリンの両方を廃水から効率よく除去することが可能となる。

本発明においては、上述のように回分式処理を改良するために、活性汚泥処理を行う回分式処理槽に加えて、リン蓄積細菌の繁殖を優位にするための下処理を施す手段を使用し、処理槽から活性汚泥の一部を取り出して下処理手段によってリン蓄積細菌を優位に繁殖させる。これにより、活性汚泥のリン蓄積能が高まり、これを処理槽に戻すことによって廃水からのリン除去率が向上する。但し、活性汚泥のリン蓄積能が向上しても、汚泥処理後の廃水から汚泥を沈降分離する際に長時間経過すると、廃水の溶存酸素が消費されて嫌気性状態となるため、活性汚泥に取り込まれたリンが再放出される。これを防止するために、本発明では、沈降分離中の廃水の溶存酸素が枯渇する前に沈降した活性汚泥から廃水を分離し、この廃水て酸素を供給して好気性状態を維持してリンが廃水に再放出されるのを防止しつつ、廃水に残留する未沈降の分散汚泥を廃水から分離する。分離手段としては沈降分離以外の方法が用いられる。このような二段階の分離によって、リン及び窒素が好適に除去された廃水が系外に放出され、廃水から分離された活性汚泥はリンを取り込んだまま肥料などに再利用するか、焼却処分に供される。以下、本発明の活性汚泥処理方法及びこれに用いる活性汚泥処理装置について詳細に説明する。

図１は、本発明に係る廃水の活性汚泥処理装置の一実施形態を示す。この活性汚泥処理装置１は、廃水Ｗ及び活性汚泥Ｓを収容するための処理槽１０と、処理槽１０から活性汚泥Ｓを含んだ被処理廃水Ｗの一部を分取するための排水手段である配管２０及びポンプ２１と、処理槽１０から分取した被処理廃水Ｗ（Ｓ）に含まれる活性汚泥Ｓを沈降収集し、被処理廃水の溶存酸素が枯渇する前に、残りの活性汚泥が分散する被処理廃水Ｗ（Ｓ）を沈降した活性汚泥から分離する第１分離手段として備えられる第１分離槽３０及びポンプ３１と、第１分離槽３０で沈降した活性汚泥Ｓに新たな廃水Ｗａを供給して嫌気性条件下におく下処理を行うための下処理槽４０及びポンプ４２，４３と、下処理後の新たな廃水Ｗａ及び活性汚泥Ｓを処理槽１０へ供給するための還流手段である配管５０及びポンプ５１と、第１分離槽３０で分離された被処理廃水Ｗ（Ｓ）に酸素を供給しつつ被処理廃水Ｗ（Ｓ）に分散する活性汚泥から被処理廃水を分離する第２分離手段として備えられる第２分離槽６０及びポンプ６１とを有する。

処理槽１０には、排水の活性汚泥処理を行うための処理機構が装備されており、処理機構は、処理槽内の廃水及び活性汚泥を好気性条件に調整するための作動切り換え可能な酸素供給手段である曝気装置１１と、廃水及び活性汚泥を混合するための攪拌装置１２とを有する。処理槽１０で行われる汚泥処理には、廃水を嫌気性条件に調整する嫌気性工程と、この後の廃水を好気性条件に調整する好気性工程とが有る。嫌気性工程では、処理槽１０内で、廃水Ｗ及び活性汚泥Ｓを攪拌装置１２によって混合し、この時、嫌気性状態とするために必要に応じて槽内は外気から遮断されるが、水面からの酸素の溶け混みが無視できる程度であれば外気の遮断は不要である。この工程で、脱窒細菌の活動によって廃水Ｗ中の硝酸態窒素が還元され窒素となって廃水Ｗから放出される。つまり、脱窒が進行する。攪拌によって、廃水の局所的な水質変化が防止される。脱窒が完遂されて硝酸態窒素が無くなるとリン蓄積細菌が活性化され、リン蓄積細菌が繁殖に優位になる。次の好気性工程では、攪拌装置１２を停止して曝気装置１１から廃水Ｗ及び活性汚泥Ｓに空気を吹き込むことにより好気性状態となり、廃水Ｗ中のアンモニア態窒素が硝化細菌によって酸化されて硝酸を生じる。この時、リン蓄積細菌は、取り込んでいた有機質を用いて繁殖すると共にリン酸態リンを取り込むが、この段階で廃水のリン酸態リンの除去が満足に進行するには、リン蓄積細菌が汚泥中で十分に繁殖する必要があり、処理槽１０内でリン蓄積細菌が繁殖に優位になる機会は極めて限られる。従って、汚泥中のリン蓄積細菌の繁殖及びリンの取り込み能の増強を可能にするための処理が別途必要であり、これは後述する下処理槽４０において行われる。又、リンを取り込んだ細菌は、廃水から分離廃棄しなければ嫌気性条件下で廃水中にリンを再度放出するので、廃水処理の繰り返しに従って、リン除去のための汚泥廃棄が必要となる。これらの対処は、後述する第１及び第２離槽３０，６０において行われる。

処理槽１０において脱窒、硝化及びリンの取り込みを施した後の廃水Ｗ及び活性汚泥Ｓは、その一部が、処理槽１０から延伸する配管２０及びポンプ２１によって排出され、第１分離槽３０に収容される。

第１分離槽３０では、処理槽１０から分取される廃水Ｗ（Ｓ）に含まれる活性汚泥Ｓを分離する。ここでは、重力を利用した沈降によって分離し、活性汚泥Ｓが分離槽底部に収集される。レーキの様な汚泥を掻き寄せて収集する機械的分離手段を用いても良い。但し、沈降・収集に使用する時間は、廃水の溶存酸素が枯渇して嫌気性条件に至る時間より短い時間か、嫌気になってから極短時間（１５分以内）経過後とし、リン蓄積細菌がリン放出を開始する前に、沈降した活性汚泥Ｓから廃水Ｗ（Ｓ）を分離除去する。廃水Ｗ（Ｓ）の除去はポンプ３１等の送水手段を用いて行い、ポンプ３１によって第１分離槽３０から排出される廃水Ｗ（Ｓ）は、配管３２を介して第２分離槽６０へ供給される。廃水の溶存酸素濃度が０．２mgＯ_２／Ｌ程度未満になるとリン蓄積細菌のリンが放出されるので、この濃度以上の状態、またはこの濃度以下の状態を維持する時間が１０分程度未満の状態においてポンプ３１を作動する。このために、第１分離槽３０の廃水の溶存酸素濃度を監視して送水時期を決定することが可能である。この手段として、溶存酸素の測定装置を第１分離槽３０に装備し、測定装置からの信号によってポンプ３１の作動制御を行うように構成しても良い。第１分離槽３０において活性汚泥の沈降を開始してからポンプ３１による送水を開始するまでの時間は、概して５〜１５分程度となる。活性汚泥の沈降分離効率は、第１分離槽３０の形状や容積等によっても変化するので、これらを勘案して沈降時間を適宜設定する。リンを取り込んだ活性汚泥は、リンを処理系外へ排出するためにその一部を廃棄する必要があり、第２分離槽６０へ供給される廃水に含まれる汚泥がリン排出用汚泥に充当される。

第１分離槽３０には、下処理槽４０へ延伸する配管４１が接続されており、第１分離槽３０で沈降して廃水Ｗを含む濃縮汚泥の状態で残る活性汚泥Ｓは、ポンプ４２等の搬送手段を用いて下処理槽４０に供給され、下処理を経た後に処理槽１に還流される。フロック状汚泥は沈降速度が速く短時間で沈降分離するので、第１分離槽３０において容易に沈降して下処理槽４０へ供給される。従って、第１分離槽３０の沈降時間を一定として廃水処理を繰り返し行うと、処理系内の活性汚泥中にフロック状活性汚泥が占める割合は徐々に増加し、これに伴って、第１分離槽３０のフロック状活性汚泥の割合も次第に増加し、第１分離槽３０における分離効率つまり活性汚泥の沈降割合も増加する。同時に、第２分離槽６０へ供給される未沈降汚泥の割合が減少する。

下処理槽４０では、第１分離槽３０から供給される活性汚泥Ｓに、ポンプ４３等の送水手段を用いて新たな廃水Ｗａが供給され、必要ならば槽内を外気から遮断することによって、取水した新たな廃水Ｗａ及び活性汚泥Ｓを嫌気性条件下におく。下処理槽４０には、廃水Ｗａ及び活性汚泥Ｓを混合するための攪拌装置４４が装備されており、廃水Ｗａを攪拌することによって活性汚泥Ｓが分散し、局所的な品質変化が防止されて汚泥の活性化が均一になる。この状態では、活性汚泥Ｓに含まれていた廃水Ｗによる残留硝酸体窒素が脱窒細菌によって窒素に変換され、脱窒が完遂されて硝酸態窒素がなくなる（本願ではこのような硝酸態窒素のない嫌気性状態を絶対嫌気性と記載する）と、リン蓄積細菌が活性化して廃水中の豊富な有機質を取り込み、有機質を取り込んだリン蓄積細菌は他の細菌より繁殖に優位になる。従って、後の好気性状態で増殖することにより活性汚泥Ｓのリン蓄積容量が増大する。この増殖により増大する分のリン蓄積容量によって、前述の第１分離槽３０から第２分離槽６０へ供給された廃水に含まれる分の汚泥のリン蓄積容量が補充される。下処理が有効に機能するには、濃縮汚泥に供給される新たな廃水Ｗａの量が、活性汚泥Ｓに残留する硝酸態窒素の脱窒を実質的に完遂させて絶対嫌気性とするのに充分な（つまり、完遂当量を超える）量の有機質を供給可能な量であることが重要である。汚泥処理後の廃水は有機質量が少なくなっているので、取り扱いによっては汚泥に糸状細菌が増殖する可能性があるが、下処理槽４０では汚泥が有機質濃度の高い新たな廃水に接触するので、糸状細菌の増殖は防止される。この下処理槽４０は、処理槽１０における不慮の糸状細菌の増殖を回避する手段としても作用する。処理槽１０の汚泥処理後の廃水の有機質濃度はゼロに近いので、新たな廃水を直接処理槽１０に追加すると、混合状況によっては糸状細菌の増殖が促進される可能性が生じ、特に処理前の廃水の有機質濃度が１００mg-COD／Ｌ程度以下の場合に可能性が高くなるが、下処理槽４０を経由した場合には、下処理槽４０で活性化された硝化細菌及びフロック形成細菌が廃水と共に投入されるので、処理槽１０では糸状細菌が活性化する前にフロック形成細菌が先行して有機質を摂取するので、糸状細菌の繁殖抑制において有効となる。従って、廃水の水質変動や分離槽の分離効率などに起因して下処理槽で絶対嫌気性とならず、リン蓄積細菌が活性化されない場合にも、下処理槽４０は有用な手段である。尚、リン除去を必要としない廃水処理にこの下処理を適用すると、糸状細菌の増殖防止を確実にする手段として下処理槽４０を活用することができ、この場合、下処理槽４０において脱窒を完遂する必要はない。

上述の下処理に先立って濃縮汚泥Ｓに酸素を供給すると、残留廃水の有機質及び汚泥に蓄積されていた貯蔵有機質が酸化分解して汚泥中の細菌が飢餓状態になるので、新たな廃水Ｗａによって有機質が供給された時に細菌が有機質を取り込む速度が増加し、下処理の有効性が高まる。この酸素供給は、曝気処理によって可能であり、酸素又はこれを含む空気等のガスを供給するための曝気装置４５を下処理槽４０に設けて空気等を吹き込むことによって効率よく実施できる。尚、曝気装置４５に代えて攪拌装置を用いて同様の効果を得ることもできる。この場合、酸素の代わりに硝酸の結合酸素が消費（脱窒）される。

下処理後の新たな廃水Ｗａ及び活性汚泥Ｓは、配管５０を介してポンプ５１によって還流されて処理槽１０へ供給される。処理槽１０の水量は満水レベル（図中、破線Ｆで示す）に戻り、新たな廃水Ｗａを加えた残留廃水Ｗに対して、下処理後の活性化したリン蓄積細菌を含む活性汚泥Ｓによって再び汚泥処理が施される。還流操作後の空の下処理槽４０は、新たな廃水を収容して原廃水用貯水槽として利用しても良い。

第２分離槽６０は、廃水を好気性条件下におくために酸素を供給する手段として曝気装置６２を有し、廃水を分離するための手段として活性汚泥を膜分離するフィルター６３を備えている。ここでの分離方法は膜分離に限定されないが、曝気により廃水が流動することから、静置を要しないフィルター６３による膜分離を採用し、酸素の供給と汚泥の分離とが可能な方法であれば如何なる方法でも良い。例えば、深さや幅の変動がある水路や蛇行する水路を廃水が低速で流れることによって空気接触及び汚泥沈降の両方を可能とする流水システム等を用いても良い。フィルター６３としては、汚泥を効率よく分離するために、孔の大きさが０．０５〜０．４μｍ程度の分離膜を用いるのが好ましく、例えば、（株）クボタ製の液中膜（登録商標）等の濾過膜が挙げられる。第１分離槽３０から第２分離槽６０に供給される未沈降の活性汚泥が分散した廃水Ｗ（Ｓ）は、曝気装置６２によって酸素が供給されてリン蓄積細菌がリンを取り込んだ状態が維持され、廃水をフィルター６３を通過させて活性汚泥Ｓと廃水Ｗとに完全に分離させる。フィルター６３を通過した廃水は、ポンプ６１によって第２分離槽６０から除去されて配管６４から系外に放出される。フィルター６３によって廃水から分離されて第２分離槽６０に残留する汚泥は、リン蓄積細菌に取り込まれたリンと共に処理系から排出され、焼却処理等を施して廃棄される。

フィルターによる膜分離は、活性汚泥処理直後の廃水の汚泥分離に適用すると、目詰まりを起こし易く頻繁に保守点検が必要となるが、上述のように所定の沈降分離を経た第２分離槽の廃水に適用すると、分離の作業性がよい。

前述したように、廃水の活性汚泥処理を開始した時点では、第１分離槽３０での汚泥の分離効率が低いため、多量の未沈降汚泥が第２分離槽６０へ供給され、汚泥処理を繰り返し行うと、処理系内の活性汚泥に占めるフロック状汚泥の割合が増加し、大半がフロック状汚泥になった場合には、第２分離槽６０へ供給される未沈降汚泥が殆どなくなる。第２分離槽６０において分離される活性汚泥は、廃水から取り込んだリンを処理系から排出するために廃棄されるので、活性汚泥のリン蓄積細菌のリン取り込み容量に余裕があって更にリン取り込みが可能である場合を除いては、適量の汚泥を第２分離槽６０（又は処理系の他の領域）から毎回排出することが必要となる。第２分離槽から排出する汚泥量は、概して、処理系全体の活性汚泥量の約３〜１５％／日が好適であり、第２分離槽の汚泥の量が廃棄適正量に比べて過剰になる場合には、汚泥の廃棄量を調整する方法として、A1）処理槽１０から第１分離槽３０へ分取する廃水の割合を低下する、A2）第１分離槽３０から第２分離槽６０へ移送する廃水量を減少させる、A3）第１分離槽３０における沈降時間をできる限り長く設定する、A4）第２分離槽６０の活性汚泥の一部を下処理槽４０へ供給する、などの方法が可能である。第２分離槽から廃棄する汚泥の量が不足する場合には、B1）第１分離槽３０での沈降時間を短縮する、B2）第１分離槽３０で沈降した汚泥の一部を下処理槽４０に供給せずに廃棄する、等の方法によって対処できる。好ましくは、廃水処理の開始時には上記A1）及びA3）によって第２分離槽６０に供給される汚泥量を少なくして、処理の繰り返しと共に徐々にこれらを解除し、活性汚泥の大半をフロック状活性汚泥が占めたら、上記B1）によって第２分離槽への汚泥供給量を増加し、更に廃棄量の増加が必要な場合はB2）によって第１分離槽３０から廃棄するとよい。このような調整が適切であるか否かの判断には、第１分離槽３０の廃水のリン酸濃度の測定値を勘案するとよい。

上述のようにして、新たな廃水Ｗａを下処理槽４０に断続的に供給しながら、上述の汚泥処理、分取操作、分離操作、下処理及び還流操作を繰り返すことによって、廃水中のアンモニア態窒素及びリン酸態リンが除去され、硝酸態窒素濃度が許容可能な低濃度に減少した被処理廃水が活性汚泥処理装置の第２分離槽６０から排出される。廃水中のリンは、活性汚泥のリン蓄積細菌に取り込まれ、第１分離槽３０から第２分離槽６０へ送られた廃水から分離される活性汚泥と共に排出されて、焼却し廃棄処分される。この際、第２分離槽６０から排出される廃水の容積と、下処理槽４０の活性汚泥Ｓに供給される新たな廃水Ｗａの容積とを等しくすることによって、処理槽１０において汚泥処理を施す廃水の容積（全量）が一定になる。

上述のように、処理槽１０で処理された廃水の一部のみを分取して活性汚泥を沈降分離する構成では、活性汚泥の分離を施す容積が小さく分離効率を高め易い。従って、第１分離槽３０における沈降時間が短時間であっても、沈降し易いフロック状汚泥の分離は可能であり、リンの廃水への再放出を防止できる。

上述の廃水処理方法では、第１分離槽３０における活性汚泥の沈降分離に長時間を費やさず、処理槽１０における廃水の汚泥処理と並行して、第１及び第２分離槽３０，６０における分離操作及び下処理槽４０における下処理を進めるので、処理及び操作の効率化の点で有利である。初期処理として、予め、下処理槽４０において新たな廃水と活性汚泥とで下処理を行っておき、処理槽１０における汚泥処理後の廃水及び汚泥の一部を第１分離槽３０に分取した後（図１が示す状態）の処理槽１０に、下処理後の廃水Ｗａ及び活性汚泥Ｓを補充すると、分離操作と汚泥処理とを並行して進行でき、時間当たりに処理可能な廃水量が多くなるので、実質的に処理に要する時間の短縮と同等となる。

廃水の窒素除去に関し、処理槽１０での汚泥処理においては、追加される新たな廃水に含有されるアンモニア態窒素が汚泥処理後の廃水中に硝酸態窒素として残存するので、処理槽１０から分取される被処理廃水の硝酸態窒素濃度は、処理開始時つまり１回目の汚泥処理後においては、廃水のアンモニア態窒素濃度と同程度になるが、上記サイクルに従って処理を繰り返すことによって減少して定常化し、ほぼ一定状態の被処理廃水が第２分離槽６０から廃棄されるようになる。廃水処理が定常化した状態では、処理前の廃水のアンモニア態窒素濃度と汚泥処理後の廃水の硝酸態窒素濃度との濃度比率は、汚泥処理が施される廃水（全量）の容積と下処理で加える新たな廃水の容積との比率（水量比率）に実質的に相当し、処理前の廃水のアンモニア態窒素濃度をａ、処理後に処理系から排出される廃水の硝酸態窒素濃度をＮ、処理槽１０で汚泥処理を施す廃水の容積をＶ、下処理槽で追加される新たな廃水の容積をｖとすると、排出される廃水の硝酸態窒素濃度Ｎは、Ｎ＝ａ×（ｖ／Ｖ）となり、新たな廃水の割合に依存する。廃棄する水に許容される最大硝酸態窒素濃度をＮmaxとすると、Ｎ≦Ｎmaxとなるためには、追加される新たな廃水の容積ｖは、ｖ≦（Ｎmax／ａ）×Ｖによって概算で設定できる。つまり、水量比率ｖ／Ｖは、濃度比率Ｎmax／ａに基づいて大まかに設定することができ、水量比率を適切に調節することによって、排出される被処理廃水の硝酸態窒素濃度を好適に目的濃度に近づけることができる。この時の新たな廃水の容積ｖの最小値は、下処理が有効となるのに必要な量であり、最大値は、廃棄する廃水の硝酸態窒素濃度がＮmaxとなる量となり、ｖが大きいほど処理槽１０へ供給される有機質量も多くなり、嫌気性工程が良好に進行する。但し、処理開始時においては、汚泥処理後の廃水は硝酸態窒素濃度が高いので、廃棄する被処理廃水を少なくする必要がある。このためには、前述の濃度比率に応じて設定される値より初期の水量比率ｖ／Ｖを小さく設定して段階的に増加させる方法や、初期の汚泥処理における廃水量を全量Ｖより少なく設定（例えば、Ｖ−ｖ）して、汚泥処理後の廃水に分取及び分離を行うことなく下処理後の新たな廃水を加える方法などがあり、諸状況を勘案して適宜選択する。

廃水のリン除去に関しては、処理槽１から第１分離槽３０へ廃水と共に分取される活性汚泥Ｓの一部が、廃水に分散した状態で第２分離槽６０に供給されて分離され、リン蓄積細菌に取り込まれたリンと共に系外に排出される。この分のリン蓄積細菌は、下処理槽４０に供給された活性汚泥Ｓ中のリン蓄積細菌が活性化されて処理槽１の好気性工程で繁殖することによって補充され、これが充分量であれば、リン蓄積能は補完されてリン処理は定常化する。従って、第２分離槽６０から排出される汚泥に含まれる細菌のリン蓄積能が、細菌の繁殖によって増加する分のリン蓄積能、及び、新たな廃水の投入によって処理系に導入されるリン量（濃度×容積）の各々と等しくなるように調整することによって廃水処理が安定化し、リン除去が好適に進行する。初期の第１分離槽３０での沈降分離速度は低いので、系外へ排出する細菌量を、繁殖によって補完可能な細菌量に抑えるために、第１分離槽３０から下処理槽４０へ供給される活性汚泥に残留する排水量は多めになる。従って、初期に投入される新たな廃水量は少なめになるが、処理の繰り返しによって第１分離槽３０での分離速度が向上すると共に新たな廃水の投入量を増加可能となるので、第１分離槽３０での分離効率の変化に応じて第２分離槽６０への送水量及び新たな廃水の下処理槽４０への投入量を適切に調節する。これらの調節が適切であるか否かは、汚泥処理後の廃水のリン酸態リン濃度のモニター結果に基づいて判断できる。活性汚泥処理において使用される活性汚泥の量は、概して、１日に処理する有機質kg当たりの値で０．２〜０．６kgＣＯＤ／（kg活性汚泥・日）程度であり、活性汚泥の全量に対して１日当たり３〜７乾燥質量％（又は容積％）程度を廃棄することが好ましい。

第２分離槽６０は、処理系外へ排出する活性汚泥をリンを取り込んだ状態に維持するので、第１分離槽３０における沈降時間が超過して酸素が枯渇した場合であっても、第２分離槽６０へ供給された廃水は、曝気によってリン蓄積細菌が放出したリンを再度取り込む。しかし、第２分離槽６０の廃水中のリン量に対する活性汚泥量の割合が少なく、細菌の取り込み量が不足するため、廃水にリンの取り残しが生じる。他方、第１分離槽３０において殆ど沈降させずにリン排出分の活性汚泥を含む量の廃水を第２分離槽へ分取した場合、細菌から廃水へのリン放出は防止される。但し、第１分離槽３０から第２分離槽６０へ供給される廃水量が減少するので、第分離槽３０に残留する活性汚泥に含まれる廃水量が増加する。従って、処理系から排出される廃水及び導入される新たな廃水が減少し、処理効率が低下する。つまり、第１分離槽３０における沈降は、系外へ排出する廃水へのリンの戻りを防止する上で必須ではないが、廃水の処理効率を高める要素である。

上述においては、活性汚泥処理装置１に供給される廃水の水質は一定で、硝酸態窒素を含まないことを前提とするが、廃水のアンモニア態窒素濃度が変動する場合、この変動に対応するには、廃水のアンモニア態窒素濃度を常時モニターしながら濃度比率の変動に応じて供給／排出する水量比率及び処理槽１での嫌気／好気の時間配分を適切に調節することによって、排出される被処理廃水の硝酸態窒素濃度を好適に制御できる。

第１分離槽３０における廃水と汚泥との分離では、分離された汚泥に廃水が残留し、下処理槽４０の容量は、汚泥の残留廃水量ｖ’に投入される新たな廃水の量ｖが加わった（ｖ＋ｖ’）となる。上述のように、活性汚泥処理装置１の各槽の収容容積のバランスは、第１分離槽３０における分離効率を考慮して決定される。例えば、廃水のアンモニア態窒素濃度ａが許容硝酸態窒素濃度Ｎmaxの１０倍で、第１分離槽３０での分離においてｖ＝ｖ’となる場合、水量比率は１／１０、第１分離槽３０及び下処理槽４０の容量は（ｖ＋ｖ’）＝２ｖで、処理槽の容量の１／５となる。

上述の第１分離槽３０及び下処理槽４０に必要とされる容量は同じと見なせる（但し、実際には廃水の水質変動による追加廃水量の変更分が容量に考慮される）ので、これらを区別せずに２つの槽（第１及び第２槽）を交互に使用するように上記実施形態を変更することができる。具体的には、処理槽１０から排出された廃水を第１槽に収容し、汚泥を沈降させて廃水を除去した後の第１槽中の汚泥に新たな廃水を加えて下処理を行う。処理槽１０から次に分取される被処理廃水は、第２槽に収容して同様に沈降分離及び廃水の排出を行い、第２槽内で下処理を行う。第１槽で下処理を施した廃水は、第２槽への分取後に処理槽へ還流すればよい。この実施形態では、第１分離槽３０から下処理槽４０へ汚泥を搬送する手段４１，４２は不用であり、その代わりに、排出先を第１槽と第２槽との間で切り換え可能なように配管を構成し、処理槽１０から廃水を排出する排出先を変更する手段として切り替え弁等を設ける。下処理槽で使用する攪拌装置４４は、第１及び第２槽の両方に設けられる。下処理前の汚泥に曝気処理を施す場合は、第１及び第２槽の両方に曝気手段４５を設けて作動を切り替え制御する。

上述の廃水の活性汚泥処理の構成は、更に、他の種類のアンモニア除去システム、リン除去システム又は汚泥減容化システムと組み合わせて用いるように応用することも可能である。具体的には、アンモニア除去システムとしては、例えば、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を用いるリアクタ（特表２００１−５０６５３５公報参照）が挙げられ、リン除去システムとしては、例えば、リン酸をリン酸マグネシウムアンモニウム結晶として固液分離することによって除去するＭＡＰリアクタ、リン酸をリン酸鉄、リン酸アルミニウム等の結晶塩として固液分離する凝集沈澱システムが挙げられる。汚泥減容化システムとしては、例えば、オゾン酸化により菌体細胞壁等を破壊して菌体集合体である汚泥を縮小させるる減容化システム、水熱反応による汚泥の加熱液状化を利用したシステム等が挙げられる。上記アンモニア除去システム及びリン除去システムは、各々、図１の廃水処理装置１において下処理槽４０から処理槽１０へ還流する経路に組み込んで、活性汚泥処理する前に廃水の窒素又はリンを除去するように構成することができる。汚泥減容化システムは、第１分離槽３０から下処理槽４０へ汚泥を供給する経路に組み込んで、第１分離槽３０で沈降した活性汚泥を減容化した後に下処理を施すように構成することができる。

図２は、本発明の廃水処理装置にアンモニア除去システムを組み込んだ実施形態の一例を示す。

この廃水処理装置２は、回分式の吸着処理槽７０及びアナモックス処理槽８０と、二槽式の活性汚泥処理槽９０と、沈殿槽１００及びフィルター槽１１０とを備え、水質測定装置（図示省略）によって測定される廃水のＣＯＤ値及びアンモニア態窒素濃度から求められるＣＯＤ／Ｎ比に応じて切り換えバルブ７１を切り替えることによって、廃水は、吸着処理槽７０、アナモックス処理槽８０又は活性汚泥処理槽９０の何れかに供給される。切り換えバルブ７１の切り換えは、ＣＯＤ／Ｎ比が７．０以上の高有機物廃水は活性汚泥処理槽９０へ供給し、ＣＯＤ／Ｎ比が０．３以下の高アンモニア廃水はアナモックス処理槽８０へ、ＣＯＤ／Ｎ比が０．３を超え７．０未満である中廃水は有機物の吸着処理槽７０を介してアナモックス処理槽８０へ供給するように制御される。この切り換えを自動的に行えるように、電磁バルブ等を切り換えバルブ７１として用い、水質測定装置の測定値を用いてＣＯＤ／Ｎ比に基づく制御信号を供給する演算処理装置を設けても良い。この実施形態においては、吸着処理槽７０の吸着材として活性汚泥を使用し、吸着処理槽７０で有機物を吸着した活性汚泥Ａ１は、活性汚泥処理槽９０に供給して脱窒・硝化を進行する活性汚泥Ａ２として用いた後、沈殿槽１００において廃水から分離して吸着処理槽７０に還流し、吸着材として再度使用される。活性汚泥処理槽９０は、脱窒処理を行う嫌気槽９０ａと、酸素を供給するための曝気装置９１を備える硝化処理用の好気槽９０ｂとに分画される。嫌気槽９０ａでの処理後の廃水を好気槽９０ｂへ供給することによって回分式処理槽として使用されるが、廃水を一定速度で連続的に嫌気槽９０ａに供給することによって連続的に処理することも可能であり、また、嫌気処理及び好気処理の両方を行う単槽の回分式処理槽であってもよい。好気槽９０ｂは好気条件であり、吸着処理槽７０、アナモックス処理槽８０、嫌気槽９０ａは嫌気条件であるが、アナモックス処理槽８０には、供給速度を制御可能な空気供給装置８２が設けられ、空気の供給速度、つまり、酸素の供給速度を調節することによって、アンモニア酸化細菌によるアンモニアの亜硝酸への酸化速度が調節される。沈澱槽１００は、好気槽９０ｂから供給された廃水の沈降分離を行うが、廃水の溶存酸素が枯渇する前に廃水を未沈降の活性汚泥と共にフィルター槽１１０に移送する。フィルター槽１１０には曝気装置１１が付設され、分散する活性汚泥のリン蓄積細菌がリンを廃水に放出するのを防止するために充分な量の酸素を廃水に供給する。

ＣＯＤ／Ｎ比が０．３を超える（７．０未満）廃水は、吸着処理槽７０に供給され、必要に応じて付設される攪拌装置７２を用いて、吸着材である活性汚泥Ａ１を分散させ、廃水と活性汚泥とを十分に接触させて廃水の有機物を活性汚泥Ａ１に吸着させる。この後、廃水を静置して活性汚泥Ａ１を沈降分離し、廃水は、ポンプ等の送水手段７３により配管を通じてアナモックス処理槽８０へ送水する。有機物を吸着した活性汚泥Ａ１（若干のアンモニアも含む）は、ポンプ等の供給手段７４により配管を通して活性汚泥処理槽９０の嫌気槽９０ａへ投入する。活性汚泥Ａ１に含まれる有機物は、嫌気槽９０ａで脱窒細菌が酸化態窒素（亜硝酸及び硝酸）を窒素ガスに変換する反応に用いられる。

アナモックス処理槽８０に供給される廃水は、必要に応じて付設される攪拌装置８１を用いて、アンモニア細菌及びアナモックス細菌を含有する細菌剤Ｂを分散させ、空気供給装置８２から供給される酸素によってアンモニア細菌による部分硝化を進行させる。この時、アナモックス細菌は、生じた亜硝酸態窒素とアンモニア態窒素とから窒素ガスを生成する。この処理によって、廃水中のアンモニアの約９０％が窒素ガスに変換され、アンモニア態窒素濃度の約１／１０は硝酸態窒素として残留する。処理後の廃水は、静置して細菌剤Ｂを沈降分離し、ポンプ等の送水手段８３により配管を通して活性汚泥処理槽９０の嫌気槽９０ａへ送水する。

活性汚泥処理槽９０に供給される廃水は、嫌気槽９０ａにおいて活性汚泥Ａ２と接触させる。この間、脱窒細菌は、有機物を摂取して廃水中の酸化態窒素（硝酸イオン、亜硝酸イオン）を窒素ガスに変換する。この後、廃水は好気槽９０ｂに送られ、曝気装置９１から供給される酸素によって、有機物が酸化分解され、且つ、硝化細菌によってアンモニア態窒素が硝化されて硝酸態窒素に変換される。活性汚泥処理槽９０は、ポンプ等の送水手段３２を備えた配管を有し、好気槽９０ｂの処理後の廃水の一部又は全部を配管を通して嫌気槽９０ａに還流させると、廃水に嫌気槽９０ａでの脱窒処理を繰り返し施して廃水の最終硝酸濃度を低下させることが可能である。好気槽９０ａの廃水は、ポンプ等の送水手段９３により配管を通して沈殿槽１００へ送水する。

沈殿槽１００に供給される廃水は、静置して活性汚泥Ａ３を沈降分離するが、沈降分離の進行に関係なく、廃水の溶存酸素が枯渇する前にポンプ等の送水手段１０２を用いて廃水を沈降分離した活性汚泥から除去し、配管を通してフィルター槽１１０へ供給する。沈降した活性汚泥Ａ３は、ポンプ等の手段１０１により配管を通して吸着処理槽７０へ投入する。

送水手段１０２によって移送される未沈降の活性汚泥が分散した廃水は、フィルター槽１１０内で曝気装置１１１により供給される空気中の酸素が溶解して好気性条件が維持され、活性汚泥のリン蓄積細菌のリン放出が防止される。廃水に分散する活性汚泥は、フィルター１１２に接続される吸水ポンプ１１３で廃水を排出することによって濾過分離され、リン蓄積細菌に取り込まれたリンと共に焼却処分に供される。フィルター槽１１０から排出される廃水は、窒素及びリンの濃度が規定以下であることを確認した後、放流される。

図２において、活性汚泥処理の対象は、ＣＯＤ／Ｎ比が７．０以上の廃水、アナモックス処理を経た廃水、及び、吸着処理で使用した汚泥等の吸着材である。アナモックス処理を経た廃水は、実質的にアンモニア態窒素を含まず、有機物と初期アンモニア態窒素の約１０％に相当する硝酸態窒素とを含有する。従って、活性汚泥処理に従って脱窒及び硝化を進行させると、硝酸及び有機物が除去される。これに対し、ＣＯＤ／Ｎ比が７．０以上の廃水及び吸着処理後の廃水から分離される吸着材は、活性汚泥処理によって有機物は分解除去されるが、アンモニアは酸化態窒素に変換されて残留する。これらを勘案すると、活性汚泥処理は、廃水が効率的に処理されるように変更が可能である。例えば、アンモニアを実質的に含まないアナモックス処理後の廃水は、活性汚泥処理によって窒素成分及び有機物が実質的に完全に除去され、還流による処理の繰り返しは不要であるので、アナモックス処理後の廃水については、ＣＯＤ／Ｎ比が７．０以上である廃水及び吸着処理を経た吸着材とは区別して単独で活性汚泥処理すると、実質的に硝酸を含まない廃水として排出できる。

また、図２の廃水処理装置をＣＯＤ／Ｎ比が７．０未満の低有機物廃水専用の処理装置として用いた場合、活性汚泥処理槽９０において処理されるアンモニア態窒素は、吸着処理後の汚泥に含まれる若干のアンモニアのみであるので、好気槽９０ｂから嫌気槽９０ａへの還流を行わない場合でも沈殿槽１００の廃水の残留硝酸濃度はかなり低くなる。従って、好気槽９０ｂから嫌気槽９０ａへ還流する割合を低下させたり還流を省略することが可能であり、処理効率が向上する。或いは、硝化工程の後に脱窒工程を行うように嫌気槽９０ａを好気槽９０ｂの後に配置したり、好気槽９０ｂの後に更に嫌気槽（又は、嫌気槽及び好気槽の双方）を追加して、アナモックス処理後の廃水を有機物源として脱窒工程に供給することも可能である。また、ＣＯＤ／Ｎ比が７．０以上の高有機物廃水専用の活性汚泥処理装置を併設すると、供給手段１４，４１及び配管を変更することによって、吸着処理槽１０で用いる活性汚泥を高有機物廃水用の活性汚泥処理装置との間で収受するように応用することができ、低有機物廃水の処理においては、廃水の窒素成分を実質的に完全に除去することができる。これらを勘案すると、有機物及び窒素について高い除去率を実現可能な構成の一つとして、低有機物廃水を供給する図２の構成の廃水処理装置２と、高有機物廃水を供給する専用活性汚泥処理装置とを併設して、図２の吸着処理槽７０で使用する活性汚泥を、専用活性汚泥処理装置との間でやり取りし、専用活性汚泥処理装置からの排出水を図２のアナモックス処理槽８０からの排出水と共に活性汚泥処理槽９０に供給するように構成するものがある。つまり、廃水のＣＯＤ／Ｎ比の高低によってアナモックス処理又は活性汚泥処理の何れかを施した後に、両処理の排出水を纏めて第２の活性汚泥処理に導入することによって、残留硝酸態窒素が除去される。

上述の吸着処理で使用する活性汚泥において、活性汚泥の細菌は、有機物を十分に摂取した後に好気槽において吸着した有機物を酸化し、これが繰り返されることによって細菌が増殖し環境に馴致して、活性汚泥の有機物蓄積能を向上させる。この結果、硝化工程を経ても活性汚泥に有機物が残留し得るようになり、脱窒工程及び硝化工程を繰り返す際に２回目の脱窒工程を有機物の供給なしで行うことが可能となる。従って、このような有機物蓄積能の高い活性汚泥が調製された場合には、図２の廃水処理装置の活性汚泥処理槽９０に複数対の嫌気槽９０ａ及び好気槽９０ｂを設けることによって、アンモニアを含む廃水でも２番目の嫌気槽において残留硝酸態窒素が除去されるので、全てのＣＯＤ／Ｎ比の廃水に対応可能となり、十分に窒素を除去した廃水が得られる。又、吸着処理において多量の有機物を蓄積することによってリン蓄積細菌の活性も高まり、これが好気槽において廃水中のリン成分を効果的に取り込むので、廃水のリン除去率の向上にも有効であり、沈澱槽１００において廃水が嫌気性状態になる前にフィルター槽１１０へ移送する構成は、活性汚泥に取り込まれた多量のリンが廃水に戻るのを防ぐ点で重要である。

図３は、図２の廃水処理装置と同等の廃水処理を複数の回分式処理槽を用いて連続的に実施する一例を示す工程図であり、ＣＯＤ／Ｎ比が０．３〜７の廃水が処理される。この例では５つの処理槽ａ〜ｅ及び１つのフィルター槽ｆを用い、処理槽ａ，ｂは吸着処理槽として、処理槽ｃはアナモックス処理槽として、処理槽ｄ，ｅは活性汚泥処理槽として役割区分される。従って、処理槽ｃ〜ｅ及びフィルター槽ｆには、空気（酸素）を供給する手段が付設される。

図３の工程（ａ）では、処理槽ｂは原廃水の貯留に用いられ、活性汚泥処理後の廃水から沈降分離した活性汚泥を含んでいる。処理槽ｃはアナモックス処理中、処理槽ｅは活性汚泥による脱窒処理中、処理槽ｄは活性汚泥による硝化が終了した工程を示す。この後、（ｂ）〜（ｌ）の工程が続く。

工程（ｂ）では、処理槽ｄの廃水の一部が、空の処理槽ａに分取されて静置され、汚泥を沈降分離（約１５分）する。処理槽ｃではアナモックス処理が終了し、細菌剤の沈降分離を開始する（約２０分）。

工程（ｃ）では、処理槽ａの廃水は、溶存酸素が枯渇する前にフィルター槽ｆに移送され、活性汚泥が残留する。処理槽ｂは活性汚泥を沈降させる。処理槽ｃのアナモックス処理が終了した上澄み廃水は、処理槽ｄへ供給される。処理槽ｅでは廃水を曝気して硝化処理を開始する。フィルター槽ｆの活性汚泥が分散する廃水に曝気を開始する。

工程（ｄ）では、活性汚泥が残留する処理槽ａは、原廃水の貯留に切り換えられ、吸着処理（約３０分）を開始する。処理槽ｂの上澄み廃水は処理槽ｃへ供給し、処理槽ｃのアナモックス処理を開始する。フィルター槽ｆは、廃水の濾別を開始する。

工程（ｅ）では、処理槽ｂの汚泥を処理槽ｄに供給し、処理槽ｄは嫌気性条件下で脱窒を開始する（約２０分）。フィルター槽ｆでは濾別が終了する。

工程（ｆ）では、フィルター槽ｆに残留する活性汚泥を排出して焼却処理する。

工程（ｇ）では、処理槽ｅの硝化処理が終了する。

工程（ｈ）では、処理槽ｅの廃水の一部を空の処理槽ａに分取し静置し、汚泥を沈降分離（約１５分）する。処理槽ｃではアナモックス処理が終了し、細菌剤の沈降分離を開始する（約２０分）。

工程（ｉ）では、処理槽ｂの廃水は、溶存酸素が枯渇する前にフィルター槽ｆに移送され、活性汚泥が残留する。処理槽ａは活性汚泥を沈降させる。処理槽ｃのアナモックス処理が終了した上澄み廃水は、処理槽ｅへ供給される。処理槽ｄでは廃水を曝気して硝化処理を開始する。フィルター槽ｆの活性汚泥が分散する廃水に曝気を開始する。

工程（ｊ）では、処理槽ａの上澄み廃水は処理槽ｃへ供給し、処理槽ｃのアナモックス処理を開始する。活性汚泥が残留する処理槽ｂは、原廃水の貯留に切り換えられ、吸着処理（約３０分）を開始する。フィルター槽ｆは、廃水の濾別を開始する。

工程（ｋ）では、処理槽ａの汚泥を処理槽ｅに供給し、処理槽ｅは嫌気性条件下で脱窒を開始する（約２０分）。フィルター槽ｆでは濾別が終了する。

工程（ｌ）では、フィルター槽ｆに残留する活性汚泥を排出して焼却処理する。この後、工程（ａ）に戻って、工程（ａ）〜（ｌ）が繰り返される。

このようにして、ＣＯＤ／Ｎ比が０．３〜７．０の範囲で、活性汚泥処理及びアナモックス処理の何れにも適さない廃水についても好適に処理できるので、廃水のＣＯＤ／Ｎ比に基づいて適正な廃水処理手順を選択して窒素成分及び有機物の除去率が高い廃水処理が実施される。

尚、アナモックス細菌の活性は、系内の溶存酸素濃度及び亜硝酸濃度の影響を受けて活性低下又は被毒が起こるので、アナモックス処理を安定的に繰り返すには、廃水の亜硝酸濃度が２０mg-Ｎ／Ｌ以下、好ましくは５mg-Ｎ／Ｌ以下、溶存酸素濃度が１mg-Ｏ／Ｌ以下、好ましくは０．５mg-Ｏ／Ｌ以下であるような条件で処理を進行することが重要である。このためには、アンモニア酸化細菌の処理速度（亜硝酸態窒素生成速度）が律速となるように条件を制御して、アンモニア酸化細菌が生成する亜硝酸態窒素が全てアナモックス細菌によって消費されるようにする。これには、a)廃水（つまり、アンモニア酸化細菌）への酸素の供給を制御する、及び、b)系内のアンモニア酸化細菌の処理能力（亜硝酸態窒素生成能力）がアナモックス細菌の処理能力（亜硝酸取り込み能力）以下となるように細菌バランスを調節する、の２つが要素となり、亜硝酸態窒素生成速度が律速状態であるか否かは、廃水の溶存酸素濃度を測定して溶存酸素濃度が上昇するか否かによって判断できる。酸素の供給速度が小さい状態では、細菌バランスに関わらず、亜硝酸態窒素生成速度が律速となるが、系内のアンモニア酸化細菌の処理能力がアナモックス細菌の処理能力を超える細菌バランスでは、酸素供給の増加によってアナモックス細菌の処理能力を超える亜硝酸態窒素が生成すると、即座に亜硝酸態窒素濃度が上昇して被毒する。アンモニア酸化細菌の処理能力がアナモックス細菌の処理能力未満であれば、アナモックス細菌の処理能力を超える亜硝酸態窒素が生成する前に、廃水の溶存酸素濃度の上昇によって酸素の過剰供給を検知する構成が可能となる。被毒に関する安全性を考慮すると、アナモックス細菌の処理能力［mol-Ｎ／ｈ］がアンモニア酸化細菌の亜硝酸態窒素生成能力［mol-Ｎ／ｈ］の１．５倍以上であると好ましい。アンモニア酸化細菌の処理能力がアナモックス細菌の処理能力を超える細菌バランスの場合は、アナモックス細菌の処理能力に対して０．５当量以下となる酸素供給速度であることが望ましい。このようにすることにより、アナモックス細菌の不活性化を避けられので、細菌の養生等のための準備工程が不要になり、処理効率が向上する。又、アナモックス細菌の増殖・活動を安定して継続することができる。アナモックス処理における部分硝化・脱窒の反応は、重炭酸イオンを必要とするので、通常、炭酸水素ナトリウム等の重炭酸塩が添加される。重炭酸塩を構成する塩基は、重金属等の細菌の生育・増殖を阻害するもの以外であれば特に制限はない。添加量は、廃水のアンモニア濃度に応じて、アンモニア１モル当たり重炭酸塩０．１〜２モルとなる量を添加するのが好ましい。但し、空気中の炭酸ガスを利用することも可能であり、廃水のｐＨが高い場合、重炭酸塩は必ずしも用いなくてもよい。アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌は、予め細菌の培養を行ってを準備しても、市販のものを入手してもよい。各細菌の培養は、従来法に従って公知技術により適宜行うことができ、アンモニアを分解する既存の水処理プラントのスラッジから周知の方法により得られる。アンモニア酸化細菌については、例えば、B. Sorriano及びM. Walkerの文献(J. Applied Bacteriology, 31, 493-497(1968))を参照して単離でき、アナモックス細菌については、特表２００１−５０６５３５号公報等を参照して用意でき、オランダ国バールンのCentraal Bureau voor Schimmelculturesにより登録番号９４９８７（１９８７年１２月１２日）で寄託されるスラッジを利用できる。各培養細菌の菌体量及び活性は下記のようにして調べられ、これらから各細菌の処理能力が分かる。

（アンモニア酸化細菌）
菌体量： Wagner M., Rath G., Amann R., Koops H.-P. and Schleifer K.-H., "In situ identification of ammonia-oxidizing bacteria", Syst. Appl. Microbiol. 18(1995), p251-264.
活性： Grunditz C. and Dalhammar G., "Development of nitrification inhibition assays using pure cultures of nitrosomonas and nitrobacter", Water Research, Vol.35(2001), Issue 2, p433-440.
（アナモックス細菌）
菌体量： Schmid M. et al., "Candidatus "Scalindual brodae", sp. nov., Candidatus "Scalindua Wagneri", sp. nov., Two New Species of Anaerobic Ammonium Oxidizing Bacteria", Syst. Appl. Microbiol., 26(2003), No.4, p529-538.
活性： Sliekers A. et al., "Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor", Water Research, Vol.36(2002), Issue 10, p2475-2482.
以下、実施例を参照して、本発明に係る廃水の活性汚泥処理方法及び装置について具体的に説明する。

曝気装置１１及び攪拌装置１２を備えた容量５Ｌの処理槽１０、廃水を沈降分離するための容量８３０mlの第１分離槽３０、曝気装置４５及び攪拌装置４４を備える容量８３０mlの下処理槽４０、及び、曝気装置６２及びフィルター６３を備える容量８３０mlの第２分離槽６０を有する図１の活性汚泥処理装置１を用いて、アンモニア濃度６５０mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度０mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度２５mg-Ｐ／Ｌの原廃水の処理を以下のようにして行った。

先ず、初期処理として、活性汚泥を処理槽１０に投入して原廃水（５Ｌ）を満たし、窒素ガスを用いて外気を遮断して嫌気性状態とし、５２分間攪拌装置１２を作動させて嫌気性処理を施して脱窒細菌による脱窒を進行させた。この後、曝気装置１１を作動させて好気性条件とし、１９７分間好気性処理を施すことによって下硝化細菌による硝化を進行させて汚泥処理を終了した。この処理槽１０における汚泥処理と並行して、下処理槽４０に活性汚泥を投入して曝気装置４５で５９分間空気を吹き込んだ後、窒素ガスを用いて外気から遮断して嫌気性状態とし、原廃水（４１５ml）を満たして攪拌装置４４で２１分間攪拌して脱窒を進行させて絶対嫌気性にした。処理槽１０内の活性汚泥を含んだ廃水のうちの４１５mlを排水ポンプ２１で第１分離槽３０へ排出した後、下処理槽４０の活性汚泥を含んだ廃水を排水ポンプ５１で処理槽１０へ供給した。

次に、定常化のために、前述と同じ嫌気性処理及び好気性処理からなる汚泥処理（５２分＋１９７分）を施した。この汚泥処理と平行して、第１分離槽３０の廃水を静置して沈降分離を開始し、１５分以内に廃水のＤＣ値が０．２mg-Ｏ_２／Ｌとなった状態で未沈降の活性汚泥を含んだ廃水４１５mlを排水ポンプ３１を用いて第１分離槽３０から第２分離槽６０へ移送し、曝気装置６２で空気を吹き込みながらポンプ６１を作動させて、フィルター６３を通して廃水を槽外へ排出した。第２分離槽６０中の汚泥は焼却処理に投入した。他方、第１分離槽３０の底部に残留する濃縮汚泥（廃水４１５mlを含む）は下処理槽４０へ移送した。下処理槽４０の濃縮汚泥に曝気装置４５で空気を５９分間吹き込んだ後、窒素ガスを用いて外気から遮断して嫌気性状態とし、これに原廃水４１５mlを供給した。この時、廃水は、アンモニア濃度３２５mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度３７mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度１５mg-Ｐ／Ｌであった。２１分間攪拌装置４４で攪拌して脱窒を進行させ、絶対嫌気性にした。この廃水は、アンモニア濃度３２５mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度０mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度４０mg-Ｐ／Ｌであった。この後、処理槽１０の汚泥処理後の廃水の分取（８３０ml）及び下処理後の廃水の処理槽１０への還流（８３０ml）を前述と同様に行った。

上記の定常化の操作を繰り返して合計７０回行った。

上記繰り返し操作において、処理槽１０における汚泥処理後の廃水のアンモニア濃度及び硝酸・亜硝酸濃度は段階的に減少し、リン酸濃度は、最初に急激に減少して７mg-Ｐ／Ｌ程度の値となった後、更に徐々に減少した。７０回目においては、廃水の各濃度は、汚泥処理開始前のアンモニア濃度７０mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度５８mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度１５mg-Ｐ／Ｌから、嫌気性処理後にはアンモニア濃度７０mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度０mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度２０mg-Ｐ／Ｌとなり、好気性処理後にはアンモニア濃度６mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度７３mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度５mg-Ｐ／Ｌとなった。又、第２分離槽６０から排出される廃水のアンモニア濃度、硝酸・亜硝酸濃度及びリン酸濃度は、処理槽１０の汚泥処理後の濃度と同程度であり、活性汚泥からのリンの再放出は見られなかった。他方、下処理後の廃水は、概して、アンモニア濃度３２５mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度０mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度４０mg-Ｐ／Ｌ程度であった。

又、上記繰り返し操作の間に、第１分離槽３０における汚泥の沈降は、徐々に分離速度が速くなり、これと共に、第２分離槽６０で回収される汚泥の量が徐々に減少し、初回の５００ml（含水）から７０回目においては１５ml（含水）となった。

上記繰り返しの後、分離槽１０での沈降分離時間を５分間に短縮した以外は上記と同様の条件で、処理槽１０での汚泥処理、第１及び第２分離槽３０，６０での沈降分離及びフィルター分離及び下処理槽４０での下処理を更に１０回繰り返して行った。第２分離槽６０で回収される汚泥の量は、７１回目において０．１２ｇ（乾燥重量）、８０回目において０．０９ｇ（乾燥重量）となった。

（比較例）
第１分離槽３０における沈降分離に充当した時間を１５分から３０分に変更したこと以外は上記実施例と同じ条件で汚泥処理操作を行った。

１回目の定常化操作において、第１分離槽３０の沈降分離終了時の廃水のＤＯ値は０．０mg-Ｏ_２／Ｌ（アンモニア濃度６mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度７３mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度２２mg-Ｐ／Ｌ）となり、未沈降の活性汚泥を含んだ廃水４１５mlを第２分離槽６０へ移送した。これを曝気しながらフィルター６３を通して第２分離槽から排出された廃水は、アンモニア濃度６mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度７３mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度１０mg-Ｐ／Ｌであった。他方、第１分離槽３０の底部に残留する濃縮汚泥（廃水４１５mlを含む）を下処理槽４０内で曝気した後、嫌気性状態で原廃水４１５mlを供給した時の廃水は、アンモニア濃度３２５mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度３７mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度３０mg-Ｐ／Ｌであった。攪拌して脱窒を進行させた後、絶対嫌気性にした時の廃水は、アンモニア濃度３２５mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度０mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度２０mg-Ｐ／Ｌであった。

上記定常化操作の繰り返しにおいて、処理槽１０における汚泥処理後の廃水のアンモニア濃度及び硝酸・亜硝酸濃度は段階的に減少し、７０回目の汚泥処理後には、アンモニア濃度７８mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度２mg-Ｎ／Ｌとなった。リン酸濃度は、最初に急激に減少して１５mg-Ｐ／Ｌ程度の値となり、７０回目には１３mg-Ｐ／Ｌ程度であった。又、第２分離槽６０から排出される廃水のアンモニア濃度及び硝酸・亜硝酸濃度は処理槽１０の汚泥処理後の濃度と同程度であったが、リン酸濃度は１２mg-Ｐ／Ｌ程度で、これより低下することはなかった。他方、下処理後の廃水は、概して、アンモニア濃度３２５mg-Ｎ／Ｌ、硝酸・亜硝酸濃度０mg-Ｎ／Ｌ、リン酸濃度３０mg-Ｐ／Ｌとなった。

又、上記繰り返し操作の間に、第１分離槽３０における汚泥の沈降は、徐々に分離速度が速くなったが、実施例の場合より遅く、第２分離槽６０で回収される汚泥の量はあまり変化せず、概して０．５ｇ（乾燥重量、７０回目以降）程度であった。

本発明に係る廃水の活性汚泥処理装置の一例を示す概略構成図。本発明に係る廃水の活性汚泥処理装置の他の例を示す概略構成図。本発明に係る廃水の活性汚泥処理装置の他の例を示す概略構成図。

符号の説明

１０：処理槽、３０，６０：第１及び第２分離槽、４０：下処理槽
１２，４４：攪拌装置、１１，４５：曝気装置
Ｗ，Ｗ１，Ｗ’：廃水、Ｓ，Ｓ１，Ｓ２：活性汚泥

Claims

廃水に活性汚泥を作用させて硝酸態窒素の脱窒及びアンモニア態窒素の硝化を行う汚泥処理；
前記汚泥処理後の被処理廃水の一部を分取して当該被処理廃水に含まれる活性汚泥を沈降させ、当該被処理廃水の溶存酸素が枯渇する前、あるいは枯渇後すみやかに沈降した活性汚泥を当該被処理廃水から分離する第１分離操作；
前記第１分離操作で分離した被処理廃水に残留する活性汚泥を好気性条件下で当該被処理廃水から分離する第２分離操作；
前記第１分離処理で分離した前記活性汚泥に新たな廃水を供給して嫌気性条件下におく下処理；及び、
前記下処理後の前記新たな廃水及び前記活性汚泥を前記汚泥処理後の被処理廃水残部に加える還流操作を有し、
前記汚泥処理、前記第１及び第２分離操作、前記下処理及び前記還流操作を繰り返し行うことを特徴とする廃水の活性汚泥処理方法。
前記第１分離操作において、前記被処理廃水の溶存酸素濃度が０．２mgＯ_２／Ｌ以上、あるいは０．２mgＯ_２／Ｌ以下になってから１０分以内に、沈降した汚泥から前記被処理廃水を除去する請求項１記載の廃水の活性汚泥処理方法。
前記下処理において、前記新たな廃水によって供給される有機質が前記活性汚泥の残留硝酸態窒素の脱窒を実質的に完遂させるのに充分であるように当該新たな廃水の供給量が設定され、これにより前記汚泥処理において前記硝化と共にリン酸態リンが活性汚泥へ取り込まれる請求項１又は２に記載の廃水の活性汚泥処理方法。
前記下処理において供給される新たな廃水の量は、前記第２分離操作で分離される前記被処理廃水の量に相当するように調節される請求項１〜３の何れかに記載の廃水の活性汚泥処理方法。
前記下処理は、前記新たな廃水を供給する前に前記一部の活性汚泥を曝気する曝気処理を含む請求項１〜４の何れかに記載の廃水の活性汚泥処理方法。
更に、前記還流操作の間に前記新たな廃水に施されるアンモニア除去機能を有し、前記処理において、前記下処理後の新たな廃水から前記活性汚泥を分離回収し、当該新たな廃水にアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を作用させた後に作用後の廃水を分離回収し、分離回収された廃水及び前記活性汚泥が前記被処理廃水残部に加えられる請求項１〜５の何れかに記載の廃水の活性汚泥処理方法。
前記第２分離操作及び前記下処理と並行して前記汚泥処理を行う請求項１〜６の何れかに記載の廃水の活性汚泥処理方法。
廃水及び活性汚泥を収容し、当該活性汚泥を用いて硝酸態窒素の脱窒及びアンモニア態窒素の硝化を行うための汚泥処理機構を備える処理槽；
前記処理槽の被処理廃水の一部を分取して当該被処理廃水に含まれる活性汚泥を沈降させ、当該被処理廃水の溶存酸素が枯渇する前に沈降した活性汚泥を当該被処理廃水から分離する第１分離手段；
前記第１分離手段によって分離される前記被処理廃水に残留する活性汚泥を好気性条件下で当該被処理廃水から分離する第２分離手段；
前記第１分離手段によって分離される前記活性汚泥に新たな廃水を供給して嫌気性条件下におく下処理手段；及び、
前記下処理手段によって供給された新たな廃水及び前記活性汚泥を前記処理槽の被処理廃水残部に加える還流手段を有することを特徴とする廃水の活性汚泥処理装置。
前記除去手段は、前記被処理廃水の溶存酸素濃度が０．２mgＯ_２／Ｌ以上、あるいは０．２mgＯ_２／Ｌ以下になってから１０分以内に作動する請求項８記載の廃水の活性汚泥処理装置。
前記第１分離手段は、前記処理槽から分取される前記一部の被処理廃水を収容するための第１分離槽を有し、前記下処理手段は、前記新たな廃水が供給された前記活性汚泥を収容可能な下処理槽を有し、前記第１分離槽は、前記下処理槽と実質的に同等な収容量を有する請求項８又は９に記載の廃水の活性汚泥処理装置。
前記第１分離手段及び前記下処理手段として各々兼用される２つの槽と、前記処理槽からの分取毎に前記２つの槽に交互に前記一部の被処理廃水の供給を切り換える切り換え手段とを有し、前記２つの槽の各々が、前記一部の被処理廃水、及び、前記新たな廃水が供給された前記活性汚泥を継続して収容するように構成される請求項８又は９に記載の廃水の活性汚泥処理装置。
更に、前記第１分離手段によって分離した活性汚泥を曝気するための、作動切り換え可能な曝気手段を有する請求項８〜１１の何れかに記載の廃水の活性汚泥処理装置。
更に、前記還流手段上に設けられるアナモックス処理手段を有し、前記アナモックス処理手段は、前記下処理手段によって前記活性汚泥に供給された前記新たな廃水から前記新たな廃水を分離する手段と、分離された当該新たな廃水にアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌からなる細菌剤を作用させる手段と、当該廃水から前記細菌剤を除去する手段とを有し、前記還流手段は、前記アナモックス処理手段において分離された活性汚泥と、細菌剤の作用後の前記廃水とを前記処理槽の前記被処理廃水残部に加える請求項８〜１２の何れかに記載の廃水の活性汚泥処理装置。
前記汚泥処理機構は、前記処理槽内の廃水及び活性汚泥を好気性条件に調整する作動切り換え可能な酸素供給手段と、前記廃水及び活性汚泥を混合するための攪拌手段とを有する請求項８〜１３の何れかに記載の廃水の活性汚泥処理装置。