JP2012024723A - 廃水処理装置および廃水処理方法 - Google Patents

Abstract

【課題】アンモニア性窒素およびアルカリ土類金属イオンを含有する廃水の処理において、廃水の処理を良好に行なうことができる廃水処理装置、および廃水処理方法を提供する。
【解決手段】廃水処理装置１０は、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に変換する亜硝酸化槽１１と；亜硝酸化槽１１の処理水２から、アルカリ土類金属イオンを除去する中間処理槽１２と；中間処理槽１２の処理水３から、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を除去するアンモニア脱窒槽１３と；アンモニア脱窒槽１３に充填され、アンモニア性窒素を水素供与体とし亜硝酸性窒素を水素受容体とする独立栄養脱窒菌を付着固定する微生物担体と；亜硝酸化槽１１および中間処理槽１２のｐＨを測定するｐＨ測定手段１６ａ、１６ｂと；亜硝酸化槽１１のｐＨを６．０以上７．０以下に、および、中間処理槽１２のｐＨを８．５以上９．５以下に調整するｐＨ調整手段１４、１５とを備える。
【選択図】図１

Description

本発明は、アンモニア性窒素を含有する廃水から窒素を除去する廃水処理装置および廃水処理方法に関する。

有機性廃水を処理するＵＡＳＢなどのメタン発酵処理槽からの処理水、有機性汚泥の嫌気性消化脱離液、有機性汚泥の脱水分離液、し尿、各種工場排水などの廃水には、多量のアンモニア性窒素が含まれている。このような廃水を処理する方法として、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アンモニア脱窒細菌（アナモックス細菌）が発見され、その細菌を利用した廃水処理プロセスが数多く研究されている。この処理プロセスでは、図９に示すように、前段の亜硝酸化槽１１において廃水中のアンモニア性窒素の全量または一部を亜硝酸性窒素まで酸化し、後段のアンモニア脱窒槽１３において、亜硝酸性窒素とアンモニア性窒素とから窒素ガスを生成させ窒素を除去する。

しかし、廃水中にアルカリ土類金属が含まれる場合、アルカリ土類金属イオンに起因する化合物の結晶化により、析出物が亜硝酸化槽やアンモニア脱窒槽内品へ固着し、槽内品の破損を生じさせることがある。また、槽内に微生物担持用担体が充填されている場合、析出物が微生物担持用担体表面に付着すると、微生物担持可能領域が減少し、その結果、廃水処理の性能が低下する。

特許文献１には、カルシウムイオンに起因する炭酸カルシウムの析出による配管等の閉塞や汚泥中菌体比の低下を抑制する、窒素含有排水の処理方法が開示されている（段落０００７−０００８）。この処理方法では、亜硝酸化反応槽２の前段にＣａ除去装置１を配置し、廃水処理の前に含有するカルシウムイオンを除去する（図１）。カルシウムイオンの除去は、イオン交換、電気脱塩、凝集沈殿、晶析、電気泳動、凝集−分離膜等から選ばれる方法により行なわれる（段落００１４）。

特開２００７−１２５４８４号公報

しかし、廃水中には、通常多様な化学物質が含まれており、析出し不具合を生じさせる化合物は炭酸カルシウムに限られない。例えば、カルシウムイオンとリン酸イオンによる化合物（ヒドロキシアパタイト：ＨＡＰ）や、他のアルカリ土類金属イオンに起因する化合物（例えば、リン酸マグネシウムアンモニウム：ＭＡＰ）等が析出し、槽内に付着したり、微生物担持用担体表面に付着したりすることがある。
そこで本発明は、アンモニア性窒素およびアルカリ土類金属イオンを含有する廃水を処理する際に、アルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出をより簡便な方法で抑制し、亜硝酸化槽での亜硝酸型硝化およびアンモニア脱窒槽でのアンモニア脱窒を良好に行なうことのできる廃水処理装置および廃水処理方法を提供することを目的とする。

上記課題を解決するための本発明の第１の態様に係る廃水処理装置１０は、例えば図１に示すように、アンモニア性窒素およびアルカリ土類金属イオンを含有する廃水１（被処理水１）を処理する廃水処理装置１０であって、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に変換する亜硝酸化槽１１と；亜硝酸化槽１１の処理水２から、アルカリ土類金属イオンを除去する中間処理槽１２と；中間処理槽１２の処理水３から、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を除去するアンモニア脱窒槽１３と；アンモニア脱窒槽１３に充填され、アンモニア性窒素を水素供与体とし亜硝酸性窒素を水素受容体とする独立栄養脱窒菌を付着固定する微生物担体と；亜硝酸化槽１１および中間処理槽１２のｐＨを測定するｐＨ測定手段１６ａ、１６ｂと；亜硝酸化槽１１のｐＨを６．０以上７．０以下に、および、中間処理槽１２のｐＨを８．５以上９．５以下に調整するｐＨ調整手段１４、１５とを備える。

なお本明細書において、「被処理水」とは、本願の廃水処理装置に処理される前の原水をいう。被処理水には、例えば、有機性廃水を処理するＵＡＳＢなどのメタン発酵処理槽からの処理水、有機性汚泥の嫌気性消化脱離液、有機性汚泥の脱水分離液、し尿、各種工場排水などの廃水が含まれる。「処理水」とは、本願の廃水処理装置が備える処理槽により処理されたものをいう。例えば、図１では、亜硝酸化槽１１までの処理がなされた処理水を処理水２、中間処理槽１２までの処理がなされた処理水を処理水３、アンモニア脱窒槽１３までの処理がなされた処理水を処理水４として区別する。「微生物担体」とは、生物膜法で用いられ、微生物がその表面に付着・固定化する微生物担持用担体をいい、担体に保持された微生物は、付着・固定化した状態で廃水と接触する。微生物担体としては、例えば、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）、ポリエチレングリコール（ＰＥＧ）、ポリウレタン（ＰＵ）、アクリルや活性炭、セラミックなどが挙げられる。なお、微生物担体は、固定床担体であっても流動床担体であってもよい。

このように構成すると、亜硝酸化槽のｐＨが６．０以上７．０以下（中性または酸性）に保たれるため、アルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を抑制するだけでなく、アンモニア性窒素の亜硝酸性窒素への変換（亜硝酸型硝化）を良好に行なうことができる。さらに、アンモニア脱窒槽の前段に中間処理槽が設けられ、ｐＨの調整といった簡便な方法によりアルカリ土類金属イオンが除去される。そのため、アンモニア脱窒槽においてアルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を抑制することができる。

本発明の第２の態様に係る廃水処理装置２０は、上記本発明の第１の態様に係る廃水処理装置１０において、例えば図２に示すように、中間処理槽１２の処理水３に含まれるアルカリ土類金属イオン濃度を測定するためのアルカリ土類金属イオン測定手段２１を備え；ｐＨ調整手段１４、１５は、前記アルカリ土類金属イオン濃度が２０ｍｇ／Ｌ以下になるように、中間処理槽１２のｐＨを制御するｐＨ制御機構２２を有する。なお、図２では、亜硝酸化槽１１およびアンモニア脱窒槽１３へのｐＨ調整手段（薬品タンク１４、注入ポンプ１５）および配管を省略している。

このように構成すると、アンモニア脱窒槽内に流入する処理水３中に含まれるアルカリ土類金属イオンの濃度が常に２０ｍｇ／Ｌ以下に保たれる。そのため、アンモニア脱窒槽内において、アルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を十分に抑制することができ、廃水処理装置の処理能力を長期的に維持することができる。

本発明の第３の態様に係る廃水処理方法は、例えば図１に示すように、アンモニア性窒素およびアルカリ土類金属イオンを含有する廃水を処理する廃水処理方法であって、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に変換する亜硝酸化ステップと；前記亜硝酸化ステップ後の処理水から、アルカリ土類金属イオンを除去するアルカリ土類金属イオン除去ステップと；前記アルカリ土類金属イオン除去ステップ後の処理水から、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を除去する窒素除去ステップと；前記亜硝酸化ステップおよび前記アルカリ土類金属イオン除去ステップでのｐＨを測定するステップと；前記亜硝酸化ステップでのｐＨを６．０以上７．０以下に、および、前記アルカリ土類金属イオン除去ステップでのｐＨを８．５以上９．５以下に調整するステップとを備え；前記窒素除去ステップでは、アンモニア性窒素を水素供与体とし亜硝酸性窒素を水素受容体とする独立栄養脱窒菌を付着固定する微生物担体が用いられる。

このように構成すると、亜硝酸化ステップでのｐＨが６．０以上７．０以下（中性または酸性）に保たれるため、亜硝酸化ステップでのアルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を抑制するだけでなく、アンモニア性窒素の亜硝酸性窒素への変換（亜硝酸型硝化）を良好に行なうことができる。さらに、窒素除去ステップの前段にアルカリ土類金属イオン除去ステップが設けられ、ｐＨの調整といった簡便な方法によりアルカリ土類金属イオンが除去される。そのため、窒素除去ステップにおいてアルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を抑制することができる。

本発明の第４の態様に係る廃水処理方法は、上記本発明の第３の態様に係る廃水処理方法において、例えば図２に示すように、前記アルカリ土類金属イオン除去ステップ後の処理水に含まれるアルカリ土類金属イオン濃度を測定するステップを備え；前記ｐＨ調整ステップは、前記アルカリ土類金属イオン濃度が２０ｍｇ／Ｌ以下になるように、前記アルカリ土類金属イオン除去ステップでのｐＨを制御するステップを有する。

このように構成すると、窒素除去ステップに流入する処理水３中に含まれるアルカリ土類金属イオンの濃度が常に２０ｍｇ／Ｌ以下に保たれる。そのため、窒素除去ステップにおいて、アルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を十分に抑制することができ、廃水処理の処理能力を長期的に維持することができる。

本発明によれば、アンモニア性窒素およびアルカリ土類金属イオンを含有する廃水を処理する際に、アルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出をより簡便な方法で抑制することができ、さらに、亜硝酸化槽での亜硝酸型硝化およびアンモニア脱窒槽でのアンモニア脱窒を良好に行なうことができる。

本発明の第１の実施の形態に係る廃水装置１０の構成図である。 本発明の第２の実施の形態に係る廃水装置２０の構成図である。 制御機構２２が行なう制御のフローチャートの一例であり、（ａ）はアルカリ土類金属イオンの濃度が設定値以上となったときのフローであり、（ｂ）はｐＨが設定値以上となったときのフローである。 （ａ）は中間処理槽とアンモニア脱窒槽を１の槽とした場合の構成図である。（ｂ）は、二重に構成された円筒状の槽を用いて中間処理槽とアンモニア脱窒槽を構成した場合の構成図である。（ｃ）は（ｂ）の上面図である。 本発明の第３の実施の形態に係る廃水装置３０の構成図である。 本発明の第４の実施の形態に係る廃水装置４０の構成図である。 本発明の第５の実施の形態に係る廃水装置５０の構成図である。 実施例１の被処理水および処理水中に含まれる物質の量を示す表である。 従来の廃水装置１００の構成図である。 実施例１と比較例１の窒素除去速度の経時変化を示すグラフである。 実施例２の窒素除去速度の経時変化を示すグラフである。

以下、図面を参照して本発明の実施の形態について説明する。なお、各図において互いに同一または相当する部分には同一あるいは類似の符号を付し、重複した説明は省略する。また、本発明は、以下の実施の形態に制限されるものではない。

本発明の廃水処理装置は、多様な化学物質を含む様々な廃水において、廃水中の成分に影響されずに、十分に性能を発揮できる装置を提供するという目的を、以下のように、各処理槽のｐＨを調整し各槽での処理を良好に行なうとともに、ｐＨの調整によりアルカリ土類金属イオンを除去し、該イオンの結晶化により各槽で生じる不具合を回避することにより実現した。

図１を参照して、本発明の第１の実施の形態に係る廃水処理装置１０が備える亜硝酸化槽１１、中間処理槽１２、アンモニア脱窒槽１３について説明する。
廃水処理装置１０では、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アンモニア脱窒細菌（アナモックス細菌）を用いる。まず、亜硝酸化槽１１において廃水中のアンモニア性窒素の一部のみを亜硝酸性窒素まで酸化する。その後、アンモニア脱窒槽１３において、亜硝酸性窒素と残りのアンモニア性窒素から窒素ガスを生成させ窒素を除去する。したがって、亜硝酸化槽１１では、廃水中のアンモニア性窒素の一部のみを亜硝酸性窒素まで酸化し、酸化反応を亜硝酸性窒素で停止させる部分硝化処理が必要となる。

しかし、通常の環境下では、アンモニア性窒素はアンモニア酸化細菌により亜硝酸性窒素に酸化され、亜硝酸性窒素は亜硝酸酸化細菌により硝酸性窒素まで酸化されてしまう。そのため、亜硝酸化槽１１では、亜硝酸酸化細菌を選択的に阻害する必要がある。その方法の一つに、亜硝酸酸化細菌がアンモニア酸化細菌に比べ遊離アンモニアや遊離亜硝酸により阻害を受けやすいことを利用して、選択的に亜硝酸酸化細菌の増殖および活性を阻害する方法がある。具体的には、水中における遊離アンモニアや遊離亜硝酸の存在量は、水温やｐＨによって変化する。よって、ｐＨを操作することにより、遊離アンモニアや遊離亜硝酸の存在量を調整する方法が用いられている。

ところで、硝化反応は、反応に伴って水素イオンを生成し、水中のアルカリ度を消費する。そのため、通常、硝化槽のｐＨは中性よりもアルカリ性側に調整されることが多い。同様に、アンモニア性窒素を硝酸性窒素まで酸化せず、亜硝酸性窒素まで酸化することを目的とする亜硝酸化槽１１においても、ｐＨは中性よりもアルカリ性側に調整されることが多い。その結果、以下の２つの化学反応式の平衡は右に傾き、遊離アンモニアまたは遊離亜硝酸の阻害作用は、遊離アンモニアの作用によるところが大きいと考えられる。
ＮＨ_４ ^＋ ⇔ ＮＨ_３ ＋ Ｈ^＋
ＨＮＯ_２ ⇔ ＮＯ_２ ⁻ ＋ Ｈ^＋
上記のとおり、ｐＨをアルカリ性側に調整すればするほど遊離アンモニアの濃度が高くなる。よって、より強い阻害作用とアルカリ度を確保するため、亜硝酸化槽１１は、一般的には、ｐＨ７以上、多くはｐＨ７．５以上に制御されることが多い。

しかし、廃水中にアルカリ土類金属イオンが含まれる場合、一例としての以下の溶解度積が示すとおり、ｐＨをアルカリ性側にすることによって、より低いアルカリ土類金属イオンの濃度であっても、廃水中のアルカリ土類金属イオンとリン酸イオンが結合したリン化合物の結晶が生成しやすくなる。
Ｋ_ＳＰ＝〔Ｃａ^２＋〕^１０・〔ＰＯ_４ ^３−〕^６・〔ＯＨ⁻〕^２
Ｋ_ＳＰ＝〔Ｍｇ^２＋〕・〔ＮＨ_４ ^＋〕・〔ＨＰＯ_４ ^２−〕・〔ＯＨ⁻〕

廃水である被処理水１には、高濃度のアンモニア性窒素が含まれている。その上で遊離アンモニアの阻害作用を有効に利用するために亜硝酸化槽１１のｐＨをアルカリ性側に設定すると、水酸化物イオン濃度の増加と高濃度のアンモニウムイオン濃度により、マグネシウムイオンとアンモニウムイオンとオルトリン酸イオンの化合物であるＭＡＰ（リン酸マグネシウムアンモニウム）が析出しやすくなる。ＭＡＰが析出すると、亜硝酸化槽内品への固着に伴う槽内品の破損、あるいは、槽内に充填された微生物担体への付着に伴う担体表面の微生物担持可能領域の減少により、処理性能が劣化するなど、さまざまな不具合が生じる。

したがって、図１示す廃水処理装置１０が備える亜硝酸化槽１１では、ｐＨを６．０以上７．０以下（すなわち中性より酸性側）に保つ。これにより、遊離アンモニアの阻害作用は低下するものの、遊離亜硝酸の阻害作用は増加し、亜硝酸酸化細菌に対して優先的に阻害を与え、亜硝酸化槽１１での亜硝酸化型硝化を良好に行なう。このように、本発明に係る廃水処理装置が備える亜硝酸化槽では、ｐＨを６．０以上７．０以下に保つことで、亜硝酸化槽でのＭＡＰの生成を回避することができ、かつ、遊離亜硝酸の作用で亜硝酸酸化細菌の活性および増殖を阻害し、亜硝酸型硝化を良好に達成することができる。

図１に示すアンモニア脱窒槽１３では、亜硝酸化槽１１での硝化処理によりアンモニウムイオンの濃度が低下するため、ＭＡＰ生成のリスクは低下する。しかし、アンモニア脱窒は弱アルカリ性側で活性が高いことが知られている。そのため、アンモニア脱窒槽１３は弱アルカリ性側に調整されることが多い。その結果、廃水中にカルシウムイオンが含まれる場合、カルシウムイオンとリン酸イオンの化合物であるＨＡＰ（ヒドロキシアパタイト）が析出しやすくなる。ＨＡＰが析出すると、アンモニア脱窒槽内品への固着に伴う槽内品の破損、あるいは、槽内に充填された微生物担体への付着に伴う担体表面の微生物担持可能領域の減少により、処理性能が劣化するなど、さまざまな不具合が生じる。

なお、廃水中に含まれるリンの除去を目的としてＨＡＰを晶析させ、除去することは広く行なわれている。しかし、ＨＡＰは溶解度積が小さく、カルシウムイオン濃度への依存が大きい。そのため、例えば東京都の新設下水処理場に適用されるリンの排出基準である１ｍｇ／Ｌを下回る濃度のリンを含有した廃水であっても、ｐＨがアルカリ性側であれば十分にＨＡＰが晶析する危険性を有する。すなわち、リンの除去を必要としない廃水（リンの除去を目的としてＨＡＰを析出させリンを除去する必要のない廃水）であっても、ＨＡＰの析出により不具合が生じ、処理装置の性能に著しい障害を与える可能性がある。

したがって、図１に示す廃水処理装置１０が備えるアンモニア脱窒槽１３のｐＨを、アンモニア脱窒処理に適切なｐＨ７．０以上８．０以下にした場合、この範囲はアルカリ土類金属イオンが析出しやすいｐＨ領域に含まれる。そのため、アルカリ土類金属イオンに対して、何の処理も施していない廃水を通水した場合には、アンモニア脱窒槽１３内でアルカリ土類金属イオンの化合物が析出し、アンモニア脱窒槽内品への固着、あるいは、微生物担体への付着に伴う担体表面の微生物担持可能領域の減少による微生物保持量の低下により、アンモニア脱窒槽１３での処理性能が低下する。

そのため、廃水処理装置１０では、亜硝酸化槽１１の後段であって、アンモニア脱窒槽１３の前段に、アルカリ土類金属イオンを除去する中間処理槽１２を設ける。その上で、中間処理槽のｐＨを８．５以上９．５以下（すなわちアンモニア脱窒槽１３よりアルカリ性側）に設定することにより、アルカリ土類金属イオンの除去効果を高める。このようにすると、後段のアンモニア脱窒槽１３のｐＨがアルカリ性側に設定された場合でも、アンモニア脱窒槽１３でのアルカリ土類金属イオンの析出による不具合を回避することができる。

さらに、中間処理槽１２の流出水（処理水３）中のアルカリ土類金属イオンの濃度を２０ｍｇ／Ｌ以下に制御することにより、アンモニア脱窒槽１３でのアルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を抑制し、排水処理装置の処理能力をより長期間維持することができる。

このように、本発明の廃水処理装置では、亜硝酸化槽とアンモニア脱窒槽の間に中間処理槽を設け、各槽のｐＨのみを調整することにより、簡便に亜硝酸化槽およびアンモニア脱窒槽の処理性能を維持することができる。さらに、アルカリ土類金属イオンに起因する析出物による不具合、例えば槽内品への固着による槽内品の破損やそれに伴うメンテナンス費の増加、および、担体表面での析出による処理能力の低下など、を簡便に回避することができる。

図１を参照して、本発明の第１の実施の形態に係る廃水処理装置１０についてさらに詳細に説明する。図１の廃水処理装置１０は、上記のとおり、亜硝酸化処理を行う亜硝酸化槽１１、アルカリ土類金属イオンを除去する中間処理槽１２、およびアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を除去するアンモニア脱窒槽１３を備える。さらに、廃水処理装置１０は、各槽１１〜１３にｐＨ測定手段１６ａ、１６ｂ、１６ｃをそれぞれ備えるとともに、ｐＨ調整手段としての、アルカリ薬品タンク１４ａ、酸薬品タンク１４ｂ、およびアルカリ薬品注入ポンプ１５ａ、酸薬品注入ポンプ１５ｂとを備え、該薬品の注入により亜硝酸化槽１１、中間処理槽１２、アンモニア脱窒槽１３のｐＨをそれぞれ変更する。アルカリ薬品タンク１４ａには、水酸化ナトリウムや水酸化カリウム等の一価の水酸化物が貯蔵される。酸薬品タンク１４ｂには、一般的な酸性物質が貯蔵される。例えば、硫酸や塩酸等を用いることができる。

図１に示すように、亜硝酸化槽１１に供給された被処理水１は、アンモニア酸化細菌の作用によって、被処理水中のアンモニア性窒素が亜硝酸性窒素に変換される。亜硝酸化槽１１のｐＨは、６．０以上７．０以下にすることが好ましい。６．０以上７．０以下にすると、ＭＡＰの生成を回避し、かつ、亜硝酸酸化細菌の活性および増殖を阻害できるため、亜硝酸型硝化を良好に達成することができる。亜硝酸化された処理水２は、中間処理槽１２に導入され、アルカリ土類金属イオンが除去される。中間処理槽１２のｐＨは、８．５以上９．５以下にすることが好ましい。８．５以上９．５以下にすると、アンモニア脱窒槽１３の前段で、効果的にアルカリ土類金属イオンを除去することができる。アルカリ土類金属イオンが除去された処理水３は、アンモニア脱窒槽１３に導入され、アンモニア脱窒細菌により、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素が除去され、処理水４を得る。アンモニア脱窒槽１３のｐＨは、アンモニア脱窒細菌の活性が高まるｐＨ７．０以上８．０以下にすることが好ましい。

亜硝酸化槽１１では、土や砂などの水に溶解しない自然界にそのまま存在する粒子を担持担体として利用したり、あるいはポリビニルアルコールまたはポリエチレングリコールなどの高分子を主成分として作成された化学物質を担持担体として利用したりすることにより、担体に保持された状態のアンモニア酸化細菌を保持する。または、活性汚泥状態のアンモニア酸化細菌を保持してもよい。または、担体に保持された状態のアンモニア酸化細菌と活性汚泥状態のアンモニア酸化細菌とを併用してもよい。

亜硝酸化槽１１では、亜硝酸化（硝化）を行なうために必要なアルカリ度を補給するために、アルカリ剤を投入する装置（アルカリ薬品タンク１４ａやアルカリ注入ポンプ１５ａ）を設けることが好ましい。アルカリ剤は、水酸化ナトリウムや水酸化カリウム等の一価の水酸化物が好ましい。一価の水酸化物を用いることにより、水酸化カルシウム等に含まれる二価のアルカリ土類金属イオンの増加により生ずる不具合のリスクを軽減させることができる。

亜硝酸化槽１１から流出する処理水２中のアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素の比は、アンモニア性窒素：亜硝酸性窒素＝１：１．３とすることが好ましい。１：１．３とすると、後段のアンモニア脱窒槽１３におけるアンモニア脱窒反応の理論比に合わせた比にすることができる。

中間処理槽１２では、アルカリ土類金属イオンが晶析または凝集によって除去される。中間処理槽１２での水理学的滞留時間（ＨＲＴ）は、長ければ長いほど反応時間が長くなり、アルカリ土類金属イオンの除去率は上昇する。なお、装置のランニングコスト等をも合わせて考慮すると、水理学的滞留時間は、０．５時間以上１０時間以下が好ましく、１時間以上７時間以下がより好ましく、３時間以上５時間以下が特に好ましい。また、中間処理槽１２で処理された処理水３中のアルカリ土類金属イオンの濃度は、２０ｍｇ／Ｌ以下が好ましく、より好ましくは１０ｍｇ／Ｌ以下、特に好ましくは５ｍｇ／Ｌ以下である。なお、中間処理槽１２には攪拌機（不図示）を設けてもよい。攪拌機により、槽内のｐＨを均一にすることができる。

アンモニア脱窒槽１３には、アンモニア性窒素を水素供与体とし亜硝酸性窒素を水素受容体とする独立栄養脱窒菌（アナモックス細菌）を付着固定する微生物担体が充填される。微生物担体としては、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）、ポリエチレングリコール（ＰＥＧ）、ポリウレタン（ＰＵ）、アクリルや活性炭、セラミックなどを用いることができる。

図２に示すように、本発明の第２の実施の形態に係る廃水処理装置２０は、第１の実施の形態に係る廃水処理装置１０にさらに中間処理槽１２中の処理水３に含まれるアルカリ土類金属イオンの濃度を測定するためのアルカリ土類金属イオン測定手段２１と、中間処理槽１２のｐＨを制御するｐＨ制御機構２２を備える。ｐＨ制御機構２２は、図３（ａ）に示すように、アルカリ土類金属イオン測定手段２１からアルカリ土類金属イオンの濃度値を入手し、該濃度値が設定値以上になると、アルカリ注入ポンプ１５ａを作動させ、アルカリ薬品タンク１４ａに貯蔵された薬品を中間処理槽１２に投入し、ｐＨを上げる。

例えば、アルカリ薬品に水酸化ナトリウムを用いた場合は、アルカリ土類金属イオンはＨＡＰやＭＡＰ、あるいは水酸化物の生成により晶析し、アルカリ土類金属イオンは減少する。アルカリ土類金属イオンが設定値以下となったら、アルカリ注入ポンプ１５ａを待機状態にし処理を終了する。さらに、図３（ｂ）に示すように、ｐＨ測定手段１６ｂ（図１参照）から中間処理槽１２のｐＨを入手し、ｐＨが設定値以上になった場合に、酸注入ポンプ１５ｂを作動させ、酸薬品タンク１４ｂに貯蔵された薬品を中間処理槽１２に投入し、ｐＨを下げる。例えば、酸薬品に希塩酸を用いた場合は、水素イオン（Ｈ^＋）によりｐＨ値は下がる。ｐＨ値が設定値以下となったら、酸注入ポンプを待機状態にし処理を終了する。

中間処理槽１２のアルカリ土類金属イオンの濃度が、２０ｍｇ／Ｌ以下、より好ましくは１０ｍｇ／Ｌ以下、特に好ましくは５ｍｇ／Ｌ以下になるように、ｐＨ制御機構２２を用いて中間処理槽１２のｐＨを制御する。このように、アルカリ土類金属イオンの濃度を考慮したｐＨの制御により、中間処理槽１２でのアルカリ土類金属イオンの除去効果を高めることができる。

なお、ｐＨ制御機構２２を用いて、亜硝酸化槽１１およびアンモニア脱窒槽１３に設置されたｐＨ測定手段１６ａおよび１６ｃからそれぞれｐＨを入手し、アルカリ注入ポンプ１５ａと酸注入ポンプ１５ｂを運転／運転待機させることにより、亜硝酸化槽１１およびアンモニア脱窒槽１３のｐＨを自動制御する構成としてもよい。

さらに、廃水処理装置１０、２０では、中間処理槽１２とアンモニア脱窒槽１３は、２つの槽に分かれている必要はなく、図４に示すように１つの槽を２つに分けた形状としてもよい。例えば、図４（ａ）に示すように１槽内に仕切板１７を設けて２槽としてもよいし、図４（ｂ）のように、二重に構成された円筒状の槽の内槽を中間処理槽１２、外槽をアンモニア脱窒槽１３としてもよい。なお、図４（ｃ）は、図４（ｂ）に示す円筒状の槽の上面図である。このように構成すると、廃水処理装置全体を小型化することができる。

図５を参照して、本発明の第３の実施の形態に係る廃水処理装置３０について説明する。図５の廃水処理装置３０は、廃水処理装置１０にさらに沈殿槽３１を備える。沈殿槽３１は、亜硝酸化槽１１と中間処理槽１２の間に設けられ、沈降した汚泥を亜硝酸化槽１１に返送する。よって、亜硝酸化槽１１内のアンモニア酸化細菌の濃度を高めることができる。

図６を参照して、本発明の第４の実施の形態に係る廃水処理装置４０について説明する。図６の廃水処理装置４０は、廃水処理装置１０にさらに沈殿槽４１を備える。沈殿槽４１は、中間処理槽１２とアンモニア脱窒槽１３との間に設けられる。沈殿槽４１により、中間処理槽１２での析出物を排出させ、析出物がアンモニア脱窒槽１３内に流入するのを抑制してもよい。

図７を参照して、本発明の第５の実施の形態に係る廃水処理装置５０について説明する。図７の廃水処理装置５０は、廃水処理装置１０にさらに沈殿槽３１および沈殿槽４１の両槽を備える。

以下に、本発明の実施例を説明する。しかし、本発明の実施例は以下の実施例に制限されるものではない。
［実施例１］
図１に示す廃水処理装置１０を用いて、下水汚泥の嫌気性消化脱離液の処理を行った。亜硝酸化槽１１の容量を約１００Ｌ、中間処理槽１２の容量を約７０Ｌ、アンモニア脱窒槽１３の容量を約１００Ｌとした。亜硝酸化槽１１と中間処理槽１２のｐＨ調整剤には水酸化ナトリウムを、アンモニア脱窒槽１３のｐＨ調整剤には硫酸を用いた。亜硝酸化槽１１には、ポリエチレングリコール製の微生物担体を、アンモニア脱窒槽１３には、ポリビニルアルコール製の微生物担体を用いた。亜硝酸化槽１１のｐＨを６．５に、中間処理槽１２のｐＨを８．９〜９．１に、アンモニア脱窒槽１３のｐＨを７．５になるように調整した。中間処理槽１２の滞留時間は４時間とした。亜硝酸化槽１１およびアンモニア脱窒槽１３には、それぞれ微生物担体を反応槽容量に対して２０ｖｏｌ％充填した。

図１の被処理水１は、亜硝酸化槽１１に供給されて、アンモニア酸化細菌によりアンモニア性窒素の一部が亜硝酸性窒素に変換された。中間処理槽１２では、処理水２中のアルカリ土類金属イオンが、リン酸イオンあるいは炭酸イオンなどのイオンと反応し、ＨＡＰやＭＡＰ、炭酸カルシウムなどの固形物となって析出した。アンモニア脱窒槽１３では、アンモニア脱窒細菌が、処理水３中のアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を窒素ガスに変換して、処理水３中から除去した。

図８に示す表１は、図１に示す廃水処理装置１０を用いて、廃水を処理した結果である。廃水としての被処理水１中の、ＮＨ_４ ^＋−Ｎは６２３ｍｇ／Ｌ、Ｓ−Ｃａは３５．２ｍｇ／Ｌであった。しかし、亜硝酸化槽１１および中間処理槽１２を経た流出水（処理水３）中の、ＮＨ_４ ^＋−Ｎは２７０ｍｇ／Ｌ、ＮＯ_２ ⁻−Ｎは３３２ｍｇ／Ｌ、Ｓ−Ｃａは４．７ｍｇ／Ｌとなり、良好に亜硝酸型硝化が行なわれた。さらに中間処理槽１２により、十分にアルカリ土類金属イオンであるＳ−Ｃａが除去された。アンモニア脱窒槽１３を経た処理水４のＮＨ_４ ^＋−Ｎは５７ｍｇ／Ｌ、ＮＯ_２ ⁻−Ｎは３５ｍｇ／Ｌ、ＮＯ_３ ⁻−Ｎは４８ｍｇ／Ｌとなり、窒素除去率が約７８％の良好な処理水を得ることができた。なお、表１中の「ＮＨ_４ ^＋−Ｎ」は、ＮＨ_４ ^＋中に含まれるＮの量を示す。「Ｓ−Ｃａ」は、溶解性カルシウムの量を示す。

上記のとおり、廃水処理装置１０が中間処理槽１２を備え、各槽１１〜１３を前記のｐＨに調整し、中間処理槽１２の滞留時間を前記の時間に設定した結果、アルカリ土類金属イオンの析出物による不具合を回避し、廃水処理装置１０の処理性能を長期間に渡って安定的に維持することができた（図１０参照）。

［比較例１］
図９に示す廃水処理装置１００（従来型の装置、中間処理槽なし）を用いて、下水汚泥の嫌気性消化脱離液の処理を行った。亜硝酸化槽１１およびアンモニア脱窒槽１３の容量、ｐＨ調整に使用する調整剤、各槽に充填した微生物担体、Ｔ‐Ｎ負荷、亜硝酸化槽１１およびアンモニア脱窒槽１３のｐＨは、実施例１と同様とした。また、実験に用いた原水水質は、図８に示す表１の被処理水１と同様である。図１０に示すように、比較例１は、当初は実施例１と同様に良好な処理水を得ることができた。しかし、運転を継続するにしたがって、アンモニア脱窒槽１３に充填した微生物担体表面をアルカリ土類金属イオンの析出物が覆い、結果微生物担持量が減少し、アンモニア脱窒処理速度が低下して、良好な処理水を得ることができなくなった。すなわち、実施例１と同様に処理性能を長期間に渡って安定的に維持することはできなかった。

［実施例２］
図２に示す廃水処理装置２０を用いて、下水汚泥の嫌気性消化脱離液の処理を行った。亜硝酸化槽１１、中間処理槽１２およびアンモニア脱窒槽１３の容量、ｐＨ調整に使用する調整剤、各槽に充填した微生物担体、Ｔ‐Ｎ負荷、実験に用いた原水水質は、実施例１と同様である。亜硝酸化槽１１のｐＨを６．５に、中間処理槽１２のｐＨを８．５〜９．５に、アンモニア脱窒槽１３のｐＨを７．５になるように調整した。中間処理槽１２の滞留時間は４時間とした。亜硝酸化槽１１およびアンモニア脱窒槽１３には、それぞれ微生物担体を反応槽容量に対して２０ｖｏｌ％充填した。さらに、アルカリ土類金属イオン測定手段２１とｐＨ制御機構２２を用いて、処理水３（中間処理槽流出水）のアルカリ土類金属イオン濃度を３０ｍｇ／Ｌ、２０ｍｇ／Ｌ、１０ｍｇ／Ｌにそれぞれ制御した。

図１１は、図２に示す廃水処理装置２０を用いて、廃水を処理した結果である。処理水３（中間処理槽流出水）中のアルカリ土類金属イオン濃度を３０ｍｇ／Ｌに制御した場合、ある程度の期間は安定した窒素除去速度を得ることができた。しかし、運転を継続するにしたがって、アンモニア脱窒槽１３に充填した微生物担体表面をアルカリ土類金属イオンの析出物が覆い、結果微生物担持量が減少し、アンモニア脱窒処理速度が低下した。処理水３（中間処理槽流出水）中のアルカリ土類金属イオン濃度を１０ｍｇ／Ｌおよび２０ｍｇ／Ｌに制御した場合は、より長期間に渡って安定的に窒素除去速度を維持することができた。アルカリ土類金属イオン濃度が１０ｍｇ／Ｌ以下、または２０ｍｇ／Ｌ以下であれば、析出物が全く発生しないわけではないと考えられるが、少なくとも２４０日に渡り廃水処理装置の処理性能の低下は生じなかった。

本発明は、アルカリ土類金属に着目し、廃水中に含まれるアルカリ土類金属イオンに起因する化合物の析出を抑制して、アンモニア性窒素を含有する廃水から窒素を除去する廃水処理装置の処理性能を長期間に渡り維持できる簡易な方法および装置を見出したものである。具体的には、本発明の廃水処理装置は、亜硝酸化槽と中間処理槽とアンモニア脱窒槽を備え、亜硝酸化槽のｐＨを中性または酸性である６．０以上７．０以下に、中間処理槽のｐＨを８．５以上９．５以下（アンモニア脱窒槽よりも高いｐＨ）に調整することによって、亜硝酸化槽およびアンモニア脱窒槽におけるアルカリ土類金属イオンの析出による様々な不具合を回避するものである。

特に、アナモックス細菌は生物膜の形で増殖する。そのため、アンモニア脱窒槽には微生物担体を充填し、アナモックス細菌が生物膜を形成しやすくする。しかし、槽内に析出物が発生し、このような微生物担体に付着すると、装置の処理性能を長期間に渡り維持することが困難になる。
本発明の廃水処理装置では、各槽のｐＨを的確に調整することのみで析出物の発生を抑え、亜硝酸化処理およびアンモニア脱窒処理を長期間に渡って良好に維持することができる。このように、本発明は、様々な物質を含有する多様な廃水の窒素除去を長期間に渡って、良好にかつ安価に行なうことができる。

１ 廃水、被処理水
２、３、４ 処理水
１０、２０、３０、４０、５０ 廃水処理装置
１１ 亜硝酸化槽
１２ 中間処理槽
１３ アンモニア脱窒槽
１４ａ アルカリ薬品タンク
１４ｂ 酸薬品タンク
１５ａ アルカリ注入ポンプ
１５ｂ 酸注入ポンプ
１６ａ、１６ｂ、１６ｃ ｐＨ測定手段
１７ 仕切板
２１ アルカリ土類金属イオン測定手段
２２ ｐＨ制御機構
３１、４１ 沈殿槽
１００ 従来の廃水処理装置

Claims (4)

1. アンモニア性窒素およびアルカリ土類金属イオンを含有する廃水を処理する廃水処理装置であって、
   アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に変換する亜硝酸化槽と；
   前記亜硝酸化槽の処理水から、アルカリ土類金属イオンを除去する中間処理槽と；
   前記中間処理槽の処理水から、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を除去するアンモニア脱窒槽と；
   前記アンモニア脱窒槽に充填され、アンモニア性窒素を水素供与体とし亜硝酸性窒素を水素受容体とする独立栄養脱窒菌を付着固定する微生物担体と；
   前記亜硝酸化槽および前記中間処理槽のｐＨを測定するｐＨ測定手段と；
   前記亜硝酸化槽のｐＨを６．０以上７．０以下に、および、前記中間処理槽のｐＨを８．５以上９．５以下に調整するｐＨ調整手段とを備える；
   廃水処理装置。
2. 前記中間処理槽の処理水に含まれるアルカリ土類金属イオン濃度を測定するためのアルカリ土類金属イオン測定手段を備え；
   前記ｐＨ調整手段は、前記アルカリ土類金属イオン濃度が２０ｍｇ／Ｌ以下になるように、前記中間処理槽のｐＨを制御するｐＨ制御機構を有する；
   請求項１に記載の廃水処理装置。
3. アンモニア性窒素およびアルカリ土類金属イオンを含有する廃水を処理する廃水処理方法であって、
   アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に変換する亜硝酸化ステップと；
   前記亜硝酸化ステップ後の処理水から、アルカリ土類金属イオンを除去するアルカリ土類金属イオン除去ステップと；
   前記アルカリ土類金属イオン除去ステップ後の処理水から、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を除去する窒素除去ステップと；
   前記亜硝酸化ステップおよび前記アルカリ土類金属イオン除去ステップでのｐＨを測定するステップと；
   前記亜硝酸化ステップでのｐＨを６．０以上７．０以下に、および、前記アルカリ土類金属イオン除去ステップでのｐＨを８．５以上９．５以下に調整するステップとを備え；
   前記窒素除去ステップでは、アンモニア性窒素を水素供与体とし亜硝酸性窒素を水素受容体とする独立栄養脱窒菌を付着固定する微生物担体が用いられる；
   廃水処理方法。
4. 前記アルカリ土類金属イオン除去ステップ後の処理水に含まれるアルカリ土類金属イオン濃度を測定するステップを備え；
   前記ｐＨ調整ステップは、前記アルカリ土類金属イオン濃度が２０ｍｇ／Ｌ以下になるように、前記アルカリ土類金属イオン除去ステップでのｐＨを制御するステップを有する；
   請求項３に記載の廃水処理方法。

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