JP2012200705A - 窒素含有排水の処理方法及び装置 - Google Patents

Abstract

【課題】常時最適な曝気風量で窒素含有排水の生物学的処理施設を運転管理できる処理方法と装置を提供する。
【解決手段】窒素含有排水を生物学的に処理する方法において、好気槽３を少なくとも２区画以上に分割し、１区画目へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度Ｃ１と、１区画目のアンモニア性窒素濃度Ｃ２と溶存酸素濃度（ＤＯ）とを測定してＣ１とＣ２の濃度の差を１区画目の滞留時間で除すか、又は、連続する二つの区画のうち、第１の区画のアンモニア性窒素濃度Ｃ３とそれに続く区画のアンモニア性窒素濃度Ｃ４とＤＯとを測定してＣ３とＣ４の濃度差を後段の区画の滞留時間で除して、硝化速度を求め、その硝化速度とＣ１及びＣ２又はＣ３及びＣ４を用いて、最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように、好気槽の最適ＤＯ設定値を計算し、該設定値になるようにＤＯ制御により曝気風量をコントロールする。
【選択図】図１

Description

本発明は、窒素含有排水を生物学的に処理するに際し、好気槽最後部区画のアンモニア性窒素を所定の濃度にするように曝気風量を調節する処理方法と装置に関する。

窒素を含有する排水を生物学的に処理して、窒素含有排水中の窒素を除去する方法が知られている。従来の窒素含有排水の生物学的処理方法として、図５に１区画の無酸素槽２と３区画の好気槽３から構成される場合の循環式硝化脱窒法を例にあげる。この方法は、流入水路１を介して無酸素槽２へ流入する窒素含有排水を、無酸素槽２、好気槽３の順で通水し、好気槽３より流出した活性汚泥混合液を沈殿槽４へ流入させ、沈殿槽で沈降分離された活性汚泥を、流入水路１に接続された返送汚泥水路５を介して返送し、かつ、好気槽の活性汚泥混合液を循環水路７を介して無酸素槽２へ循環させている。排水中の有機物濃度が低い場合、もしくは排水が無機性の場合は、好気槽３でアンモニア性窒素が硝化されて生じた硝酸性窒素を脱窒するために、外部から無酸素槽２に水素供与体を添加する場合もある。
好気槽３では、窒素含有排水中のアンモニア性窒素が、散気装置１２から供給される酸素を用いた生物酸化反応により、亜硝酸性窒素に、さらに硝酸性窒素となる。無酸素槽２では、好気槽３においてアンモニア性窒素が硝化されて生成した硝酸性窒素を含む硝化液が循環水路７を介して循環され、持ち込まれた硝酸性窒素が生物学的に還元されて窒素ガスとして除去される。沈殿池４では、活性汚泥混合液の固液分離が行われ、分離された汚泥の大部分は返送汚泥として無酸素槽２へ返送され、残りは余剰汚泥として系外へ排出される。

同じような効果が得られる方式として、図４に示すような、好気槽、無酸素槽、再曝気槽、沈殿池の順で窒素含有排水を通水する、内生硝化脱窒法もある。この場合、好気槽３では、散気装置１２から供給される酸素によりアンモニア性窒素が硝化され、無酸素槽２では、活性汚泥中に吸着蓄積された有機物成分を水素供与体として脱窒が行われる。排水中の有機物濃度が低い場合、もしくは排水が無機性の場合は、外部から無酸素槽２に水素供与体を添加することにより脱窒が進められる。
また、窒素とりんを含有する排水の場合には、窒素、りん同時除去方法が用いられる。たとえば、図３に示すような、嫌気槽２５、無酸素槽２、好気槽３の順で窒素含有排水を通水する、嫌気―無酸素―好気法などである。
これらの窒素含有排水を生物学的に処理する施設では、窒素含有排水中に含まれるアンモニア性窒素を硝化するために、好気槽３において酸素含有気体の曝気を行っており、曝気風量は、曝気風量一定制御、もしくは流入水量比例制御、又はＤＯ一定制御などによって制御されているのが一般的である。

しかしながら、従来の方式では次のような問題点が存在した。
曝気風量一定制御では、流入水量、流入水質（生物処理の対象とする汚濁成分の濃度）の変動に関係なく一定風量を与えているので、想定より流入水量が多い場合や流入水質が高い場合には曝気風量が不足し、流入水量が少ない場合や流入水質が低い場合には過剰に曝気してしまい、処理水の水質が不安定になるなどのデメリットがある。
流入水量比例制御では、一般に反応槽への流入水量に応じて曝気風量を増減させているため、流入水量が多いときには曝気風量が多く、流入水量が少ないときには曝気風量が少なく制御される。これにより、処理水の水質は、曝気風量一定制御よりも安定する。しかし、流入水質の変動を考慮していないため、流入水量が多く、さらに想定より流入水質が高い状況であれば、曝気風量が不足する可能性がある。また、反応槽の滞留時間についても考慮されていないため、例えば、窒素含有排水を処理する場合、好気槽の前段に嫌気槽や無酸素槽が存在し、窒素含有排水が好気槽へ流入するまでの時間が長く、反応槽入口の流入水質と好気槽の流入水質にずれが生じる場合がある。一般的に、流入水量が高い時に、流入水質も高くなる傾向があるが、アンモニア性窒素濃度の高い流入水が、好気槽へ流入した時点で流入水量が少なければ、好気槽で必要な空気が供給されないためアンモニア性窒素が十分に硝化されず、好気槽末端のアンモニア性窒素濃度が上昇するデメリットがある。

それに対して、ＤＯ一定制御は、流入水量、流入水質に関わらず、好気槽のＤＯが一定になるように曝気風量を制御するため、好気槽へ流入するアンモニア性窒素が上昇して硝化のための酸素が必要になっても、ＤＯを一定に保つために必要十分な酸素含有気体が常に供給される。そのため、硝化は安定して行われ、結果として好気槽末端の水質は安定する。しかし、好気槽末端のアンモニア性窒素濃度に関わらず、好気槽のＤＯを一定に保つように制御されているため、常時最適な曝気風量で制御されているわけではなく、ＤＯ設定値によっては曝気風量が過剰になってしまう問題があった。
そこで、好気槽の入口、出口の全窒素濃度（Ｔ−Ｎ）を測定し、Ｔ−Ｎの除去率を求めることにより曝気風量を制御する方法が考えられている（特許文献１）。しかし、本方法ではＴ−Ｎの除去率を求めて制御しているため、アンモニア性窒素が十分に硝化されているかどうかは不明である。また、好気槽が複数に分割されている場合には、好気槽全体が最適な曝気風量で管理されているとは限らない。
特許第３５２５００６号 公報

本発明は、上記従来技術の問題点を解決するために、好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度となるように、常時最適な曝気風量で窒素含有排水の生物学的処理施設を運転管理できる処理方法と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、本発明では、窒素含有排水を生物学的に処理する方法において、好気槽を少なくとも２区画以上に分割し、１区画目の好気槽へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度と、１区画目の好気槽のアンモニア性窒素濃度とＤＯとを測定し、１区画目の好気槽へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度と１区画目の好気槽のアンモニア性窒素濃度との差を１区画目の好気槽の滞留時間で除して硝化速度を求め、その硝化速度と１区画目に流入する流入水のアンモニア性窒素濃度及び１区画目のＤＯを用いて、好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように、好気槽の最適ＤＯ設定値を計算して該設定値になるようにＤＯ制御することにより曝気風量をコントロール（以下、ＤＯ設定制御という）することを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理方法としたものである。

また、本発明では、窒素含有排水を生物学的に処理する方法において、アンモニア性窒素濃度を測定する好気槽を少なくとも２区画以上に分割し、アンモニア性窒素濃度を測定するに十分なアンモニア性窒素が存在する連続する二つの好気槽のうち、第一の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度と、それに続く第二の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度とＤＯとを測定し、第一の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度とそれに続く第二の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度との差を第二の区画の好気槽の滞留時間で除して硝化速度を求め、その硝化速度と第一の区画のアンモニア性窒素濃度及び第二の区画のＤＯを用いて、好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように、ＤＯ設定制御することを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理方法としたものである。

さらに、本発明では、窒素含有排水を生物学的に処理する装置において、２区画以上に分割した好気槽を備え、該好気槽の１区画目へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度を測定する測定手段と、該好気槽の１区画目のアンモニア性窒素濃度と溶存酸素濃度（以下、ＤＯという）とを測定する測定手段と、前記１区画目へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度と前記１区画目のアンモニア性窒素濃度との差を該好気槽の１区画目の滞留時間で除して硝化速度を求める硝化速度演算手段とを有し、該硝化速度と前記１区画目に流入する流入水のアンモニア性窒素濃度及び１区画目のＤＯを用いて、前記好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように該好気槽の最適ＤＯ設定値を計算し、該設定値になるようにＤＯ制御することにより曝気風量をコントロールする制御機構を有することを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理装置としたものである。

さらに、本発明では、窒素含有排水を生物学的に処理する装置において、アンモニア性窒素濃度を測定する２区画以上に分割した好気槽を備え、該分割した好気槽のアンモニア性窒素濃度を測定するに十分なアンモニア性窒素が存在する連続する二つの区画のうち、第一の区画のアンモニア性窒素濃度と、それに続く第二の区画のアンモニア性窒素濃度とＤＯとを測定する測定手段と、該第一の区画のアンモニア性窒素濃度とそれに続く第二の区画のアンモニア性窒素濃度との差を該第二の区画の滞留時間で除して硝化速度を求める硝化速度演算手段とを有し、該硝化速度と前記第一の区画のアンモニア性窒素濃度及び第二の区画のＤＯを用いて、前記好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように好気槽の最適ＤＯ設定値を計算し、該設定値になるようにＤＯ制御することにより曝気風量をコントロールする制御機構を有することを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理装置としたものである。

本発明によれば、流入水質の時間変動、流入水量の時間変動によらず、生物学的排水処理施設の好気槽のＤＯを最適に管理することができ、処理水の目標アンモニア性窒素濃度を常に実現することができ、さらに適正な曝気風量に管理することができるため、ブロアの電気使用量を最小限に抑えることが可能となる。

以下に、本発明を図を用いて詳細に説明する。
図１に示すような、１区画の無酸素槽２と３区画の好気槽３から構成される循環式硝化脱窒法の下水処理施設、及び図２に示すような、１区画の無酸素槽２と２区画の好気槽３から構成される、循環式硝化脱窒法の下水処理施設を例にとって、実施の形態を説明する。
流入水路１を介して無酸素槽２へ流入する窒素含有排水を、無酸素槽２、好気槽３の順で通水し、好気槽３から流出する活性汚泥混合液は、一部が循環ポンプ８により硝化液循環水路７を介して無酸素槽２へ循環され、残りは最終沈殿池４において固液分離されて処理水と返送汚泥となる。返送汚泥の一部は、余剰汚泥として系外に排出され、残りは、返送汚泥ポンプ６により、流入水路１に接続された返送汚泥水路５を介して無酸素槽２へ返送される。なお、返送汚泥水路５は、無酸素槽２へ直接接続してもよい。無酸素槽２には、攪拌装置１６を設置し、好気槽３内には、ブロア９から曝気空気管１０、曝気風量調整弁１１を介して接続された散気装置１２を設置する。この散気装置１２により、好気槽３は曝気され、硝化に必要なＤＯが供給される。

また、流入水、反応槽、又は、処理水のいずれか１点の水温を測定する手段１７を設置してもよい。水温を測定する場合、窒素含有排水が流入し、反応槽で処理され、処理水となる過程で、水温の低下がない場合には、水温を測定する場所は、流入水、反応槽、処理水のどこでもよいが、水温の変化がある場合においては、好気槽末端の水温を測定することが望ましい。
好気槽３のうち、硝化速度を求める区画、及びＤＯ設定制御を行う区画には、ＤＯ測定手段１３を設置する。
本発明の一つの方法では、無酸素槽２及び好気槽３の１区画目に、アンモニア性窒素濃度測定手段１８を設置する。アンモニア性窒素濃度測定手段１８は、必ずしも無酸素槽２と好気槽３の１区画目に設置する必要はなく、１台のアンモニア性窒素濃度測定手段１８で無酸素槽２と好気槽３の１区画目の両方を測定する方法を採用してもよい。アンモニア性窒素濃度を測定する頻度は、連続が望ましいが、本発明を適用する生物学的排水処理施設の流入水質の時間変動、流入水量の時間変動の幅や周期の影響による制御の安定に応じて測定できれば、連続でなくても良い。

また、流入水量を測定するために、流入水路１に流入水量測定手段１９を設置し、硝化液循環流量及び返送汚泥流量を測定するために、循環ポンプ８及び返送汚泥ポンプ６の制御値（循環比、返送比）から硝化液循環流量及び返送汚泥流量を計算する流量演算手段２０、もしくは循環水路７及び返送汚泥水路５に水量測定手段１９を設置し、流入水量、硝化液循環流量、返送汚泥流量を求め、反応槽の滞留時間（ｄｔ）を計算する。水量測定手段１９は、当該施設に設置されている場合にはそれを利用することもできる。
好気槽３の１区画目に設置されたＤＯ測定手段１３とアンモニア性窒素濃度測定手段１８、及び、水量測定手段１９と流量演算手段２０を硝化速度演算手段２１に接続し、アンモニア性窒素濃度測定手段１８により測定された前述した無酸素槽２のアンモニア性窒素濃度（Ｃ１）と、好気槽３の１区画目のアンモニア性窒素濃度（Ｃ２）を測定し、（１）式を用いて好気槽３の１区画目の好気槽の硝化速度（ｄＳ_ＮＨ４／ｄｔ）を計算する。

硝化速度演算手段２１により求められる硝化速度（１）式は、例えば（２）式によって簡易的にモデル化できる。

ここで、Ｓ_ＮＨ４：アンモニア性窒素濃度、μ_ＡＵＴ：硝化菌の比最大増殖速度、Ｓ_Ｏ２：溶存酸素、Ｋ_Ｏ２：溶存酸素の飽和定数、Ｋ_ＮＨ４：アンモニア性窒素の半飽和定数、Ｓ_ＰＯ４：リン酸態リン、Ｋ_ｐ：リンの半飽和定数、Ｓ_ALK：アルカリ度、Ｋ_ＡＬＫ：アルカリ度の半飽和定数、Ｘ_ＡＵＴ：硝化菌量、Y_ＡＵＴ：硝化菌の収率、を表す。

一般的な下水処理においては、アルカリ度は十分に存在しており、リン酸態リン濃度も硝化反応へ影響するほどではなく、硝化菌量は短時間では変化しない。そこで、（２）式はアルカリ度、リン酸態リン、硝化菌量を定数Ｋとし、（３）式に置き換えられる。

ｄＳ_ＮＨ４／ｄｔ：硝化速度
Ｋ：定数
Ｓ_Ｏ２：溶存酸素濃度
Ｋ_Ｏ２：溶存酸素の飽和定数
Ｓ_ＮＨ４：アンモニア性窒素濃度
Ｋ_ＮＨ４：アンモニア性窒素の飽和定数
（３）式はＫについて変形され（４）式を得る。

なお、Ｋは１回の計算中は一定であり、Ｋにはそのときの反応槽水温、ＭＬＳＳ（生物量）条件も含まれているため、硝化制御プログラムには水温やＭＬＳＳを考慮する必要はない。

硝化速度演算手段２１により計算された硝化速度と、硝化速度を計算した好気槽３の１区画目のＤＯと硝化されたアンモニア性窒素濃度を（４）式に代入することにより、定数Ｋを求める。ここで、Ｋ_Ｏ２、Ｋ_ＮＨ４は事前に実験で求めておくか、あるいはＩＷＡ（Ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ Ｗａｔｅｒ Ａｓｓｏｃｉａｔｉｏｎ：国際水協会）から提唱されている活性汚泥モデルも利用することができる。活性汚泥モデルのパラメータのデフォルト値を用いるか、これらの計算を行うためのシミュレーションソフトが開発されており、シミュレーション計算により事前に求めておく。
好気槽３へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度（Ｃ１）と、好気槽３の最後部区画における目標アンモニア性窒素濃度（ＳＶ_ＮＨ４）から（５）式を用いて、好気槽３の最後部区画における目標アンモニア性窒素濃度（ＳＶ_ＮＨ４）を実現するために必要な目標硝化速度（ＳＶｄＳ_ＮＨ４／ｄｔ）を求める。

ここで、ｎは好気槽の区画数を示す。
（ｄｔ_１＋・・・＋ｄｔ_（ｎ））は好気槽全体の滞留時間を示す。

（３）式のｄＳ_ＮＨ４／ｄｔをＳＶＳ_ＮＨ４／ｄｔ、Ｓ_Ｏ２を目標溶存酸素濃度ＳＶＤＯ、Ｓ_ＮＨ４を目標アンモニア性窒素濃度ＳＶ_ＮＨ４とし、（６）式を得る。

計算した目標硝化速度（ＳＶｄＳ_ＮＨ４／ｄｔ）、定数Ｋの値、目標アンモニア性窒素濃度（ＳＶ_ＮＨ４）を（６）式に代入し、ＳＶＤＯを求める。
以上の計算を溶存酸素・曝気風量演算装置２２にて行い、目標アンモニア性窒素濃度を実現するために必要なＤＯ設定制御のＤＯ設定値（ＳＶＤＯ）もしくは曝気風量を演算し、演算されたＳＶＤＯもしくは曝気風量から求められる制御信号を溶存酸素制御手段１４へ送る。

硝化速度演算装置２１、溶存酸素・曝気風量演算装置２２と溶存酸素制御手段１４により、ＤＯ設定制御手段が構築されており、計算されたＳＶＤＯに基づき、好気槽３のＤＯは制御される。これにより、好気槽最後部区画における目標アンモニア性窒素濃度を必要最小限の曝気風量により実現することができる。
なお、ＤＯを設定する頻度は特に規定されず、本発明を適用する生物学的排水処理施設の流入水質や流入水量の時間変動の幅や周期などの影響を考慮して設定することができる。

本発明の他の方法では、好気槽３のうち連続する二つの好気槽の１区画目、２区画目にアンモニア性窒素濃度測定手段１８を設置する。アンモニア性窒素濃度測定手段１８は、必ずしも連続する二つの好気槽の１区画目、２区画目に設置する必要はなく、１台のアンモニア性窒素濃度測定手段１８で好気槽の１区画目、２区画目の両方を測定する方法を採用してもよい。アンモニア性窒素濃度を測定する頻度は連続が望ましいが、本発明を適用する生物学的排水処理施設の流入水質や流入水量の時間変動の幅や周期などの影響が小さい場合には、連続でなくても良い。
また、流入水量を測定するために、流入水路１に水量測定手段１９を設置し、硝化液循環流量及び返送汚泥流量を測定するために、循環ポンプ及び返送汚泥ポンプの制御値（循環比、返送比）から流量を計算する流量演算手段２０、もしくは循環水路７及び返送汚泥水路５に水量測定手段１９を設置し、流入水量、硝化液循環流量、返送汚泥流量を求め、反応槽の滞留時間（ｄｔ）を計算する。水量測定手段は、当該施設に設置されている場合にはそれを利用することもできる。

好気槽に設置されたＤＯ測定手段１３とアンモニア性窒素濃度測定手段１８、及び、水量測定手段１９を硝化速度演算手段２１接続し、アンモニア性窒素濃度測定手段により測定された連続する二つの好気槽のうち１区画目のアンモニア性窒素濃度（Ｃ１）と２区画目のアンモニア性窒素濃度（Ｃ２）を測定し、前述の（１）式を用いて連続する二つの好気槽のうち２区画目の硝化速度（ｄＳ_ＮＨ４／ｄｔ）を計算する。
硝化速度演算手段２１により計算された硝化速度と、硝化速度を計算した好気槽のＤＯと硝化されたアンモニア性窒素濃度を前述の（４）式に代入することにより、定数Ｋを求める。
ここで、Ｋ_Ｏ２、Ｋ_ＮＨ４は事前に実験で求めておくか、あるいはシミュレーション計算により事前に求めておくか、あるいはＩＷＡから発表されている活性汚泥モデルのパラメータのデフォルト値を用いてもよい。

好気槽へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度（Ｃ１）と、好気槽最後部区画における目標アンモニア性窒素濃度（ＳＶ_ＮＨ４）から前述の（５）式を用いて、好気槽最後部区画における目標アンモニア性窒素濃度（ＳＶ_ＮＨ４）を実現するために必要な目標硝化速度（ＳＶｄＳ_ＮＨ４／ｄｔ）を求める。
計算した目標硝化速度（ＳＶｄＳ_ＮＨ４／ｄｔ）、定数Ｋの値、目標アンモニア性窒素濃度（ＳＶ_ＮＨ４）を前述の（６）式に代入し、ＳＶＤＯを求める。
以上の計算を溶存酸素・曝気風量演算装置２２にて行い、目標アンモニア性窒素濃度を実現するために必要なＤＯ設定制御のＳＶＤＯもしくは曝気風量を演算し、演算されたＳＶＤＯもしくは曝気風量から求められる制御信号を、ＳＶＤＯよりも測定されたＤＯが高い場合には曝気風量を減らし、低い場合には曝気風量を増やす制御を行う溶存酸素制御手段１４へ送る。
硝化速度演算装置２１と溶存酸素・曝気風量演算装置２２と溶存酸素制御手段１４により、ＤＯ設定制御手段が構築されており、計算されたＳＶＤＯに基づき、好気槽３のＤＯは制御される。

また、前記した本発明において、硝化速度をアンモニア性窒素濃度の測定の代わりに、硝酸性窒素濃度を測定することにより算出することもできる。

また、上記のような方法のほかに、ＩＷＡ（Ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ Ｗａｔｅｒ Ａｓｓｏｃｉａｔｉｏｎ：国際水協会）から提唱されている活性汚泥モデルも利用することができる。これらの計算を行うためにシミュレーションソフトが開発されており、好気槽最後部区画のアンモニア性窒素濃度、又は、好気槽最後部区画のアンモニア性窒素濃度を実現するために必要なＳＶＤＯの計算には、このようなシミュレーションソフトも利用できる。（３）式や活性汚泥モデルを用いない場合には、計算された硝化速度から、硝化速度のＤＯ依存性を予め求めておき、ＤＯ依存性のグラフより好気槽最後部区画において設定した目標アンモニア性窒素濃度を実現するために必要な硝化速度を求め、ＤＯ制御値を推定してもよい。
また、硝化速度が足りず、好気槽へ流入するアンモニア性窒素を所定の濃度まで硝化することができない場合には、余剰汚泥引き抜き量を低減することにより硝化細菌量を増加させるための参考値として硝化速度の値を利用することもできる。
当該施設において、コントロールされる曝気風量は、基本的には各反応槽に均等分配されるが、必要に応じて個別に制御することもできる。

本発明の処理方法は、排水が有機性、無機性にかかわらず、好気槽を有し、かつ好気槽が２区画以上に仕切られている窒素含有排水を生物学的に処理する施設全般に適用することができ、同時に生物学的リン除去を実施している生物学的処理施設でも適用できる。これらの処理場で凝集剤併用型のリン除去を実施していても適用可能である。
例を挙げると、図３に示す好気槽が２区画以上に分割されている嫌気−無酸素−好気法、及び、図４に示す好気槽が２区画以上に分割されている内生硝化脱窒法、の施設などである。
図３の施設は、１区画の嫌気槽２５、１区画の無酸素槽２、２区画の好気槽３で構成される。ＤＯ設定制御を実施している図３の嫌気−無酸素−好気法の場合については、次のようになる。

流入水路１を介して嫌気槽２５へ流入する窒素含有排水を、嫌気槽２５、無酸素槽２、好気槽３の順で通水し、好気槽３から流出する活性汚泥混合液は、一部が循環ポンプ８により硝化液循環水路７を介して無酸素槽２へ循環され、残りは最終沈殿池４において固液分離されて処理水と返送汚泥となる。返送汚泥の一部は、余剰汚泥として系外に排出され、残りは返送汚泥ポンプ６により、流入水路１に接続された返送汚泥水路５を介して嫌気槽２５へ返送される。なお、返送汚泥水路５は、嫌気槽２５へ直接接続してもよい。嫌気槽２５、無酸素槽２には攪拌装置１６を設置し、好気槽３内にはブロア９から曝気空気管１０、曝気風量調整弁１１を介して接続された散気装置１２を設置する。この散気装置１２により、好気槽３は曝気され、硝化に必要なＤＯが供給される。
また、流入水、反応槽、処理水、いずれかの水温を測定する水温測定手段１７を設置してもよい。水温を測定する場合、窒素含有排水が流入し、反応槽で処理され、処理水となる過程で、水温の低下がない場合には、水温を測定する場所は流入水、反応槽、処理水のどこでもよいが、水温の変化がある場合においては好気槽末端の水温を測定することが望ましい。
好気槽３のうち、硝化速度を求める区画、及びＤＯ設定制御を行う区画にはＤＯ測定手段１３、アンモニア性窒素濃度測定手段１８、水量測定手段１９を設置し、ＤＯ制御手段により制御する。

次に、図４の施設は、２区画の好気槽３、１区画の脱窒槽２、１区画の再曝気槽２６から構成される、ＤＯ設定制御を実施している図４の内生−硝化脱窒法の下水処理施設の場合は、次のようになる。
流入水路１を介して好気槽３へ流入する窒素含有排水を、好気槽３、脱窒槽２、再曝気槽２６の順で通水し、再曝気槽２６から流出する活性汚泥混合液は、最終沈殿池４において固液分離されて処理水と返送汚泥となる。返送汚泥の一部は、余剰汚泥として系外に排出され、残りは返送汚泥ポンプ６により、流入水路１に接続された返送汚泥水路５を介して好気槽３へ返送される。脱窒槽２には、攪拌装置１６を設置し、好気槽内には、ブロア９から曝気空気管１０、曝気風量調整弁１１を介して接続された散気装置１２を設置する。この散気装置１２により、好気槽は曝気され、硝化に必要な溶存酸素が供給される。なお、図４では、排水中の有機物濃度が低い場合、もしくは排水が無機性の場合は、アルカリ度消費に伴うｐＨ低下を調整するためにアルカリ剤添加手段２７を設ける場合もある。
また、流入水、反応槽、処理水、いずれかの水温を測定する水温測定手段１７を設置してもよい。水温を測定する場合、窒素含有排水が流入し、反応槽で処理され、処理水となる過程で、水温の低下がない場合には、水温を測定する場所は流入水、反応槽、処理水のどこでもよいが、水温の変化がある場合においては好気槽最後部区画の水温を測定することが望ましい。
好気槽のうち、硝化速度を求める区画、及びＤＯ設定制御を行う区画にはＤＯ測定手段１３、アンモニア性窒素濃度測定手段１８、水量測定手段１９を設置し、ＤＯ制御手段により制御する。

本発明によれば、標準活性汚泥法から高度処理に至るほぼすべての処理方法において、処理水のアンモニア性窒素濃度を実現するために必要な最小限の曝気風量で硝化を行うことができる。
本発明の方法を実現するためには、ＤＯ測定手段が必須であるが、それと同時にアンモニア性窒素濃度測定装置が必須である。本発明におけるアンモニア性窒素濃度測定装置は、従来から用いられている反応槽から活性汚泥混合液をサンプリングポンプを用いて採取し、ろ過手段を用いてろ過を行ったろ液のアンモニア性窒素濃度を測定する方法も適用することができるが、測定装置自身を反応槽に浸漬させることのできる浸漬型のアンモニア性窒素濃度測定装置を用いるのがよい。浸漬型のアンモニア性窒素濃度測定装置は、活性汚泥混合液採取用のサンプリングポンプ、ろ過のためのろ過装置を有する必要が無いため装置のトラブルが少なく、且つ維持管理が非常に容易である。

以下に本発明を用いて施設を制御した例を示す。
実施例１
嫌気−無酸素−好気法のパイロットプラントにおける実施例を示す。本実施例は、本発明の方法にて制御した結果である。
図６及び図７に水温条件の異なる時期での制御状況を示す。
本処理設備は、嫌気槽１槽（０．６５ｍ^３）、無酸素槽２槽（０．９６ｍ^３×２）、好気槽３槽（０．９６ｍ^３×３）からなり、流入水量８．２５ｍ^３／ｄ、硝化液循環率は流入水量に対して１５０％、汚泥返送率は流入水量に対して５０％で運転されているＨＲＴ１５．９時間の嫌気−無酸素−好気法のパイロットプラントである。
図７の６／１５ １０：００を例にとって計算する。無酸素槽２区画目のアンモニア性窒素濃度が４．８ｍｇ／Ｌ、好気槽１区画目のアンモニア性窒素濃度が３．６ｍｇ／Ｌのとき、好気槽１区画目の滞留時間は０．９３ｈｒであった。（１）式により、好気槽１区画目の硝化速度は１．３ｍｇ／ｈｒとなった。このとき、好気槽１区画目のＤＯは、０．１２ｍｇ／Ｌであった。前述の（４）式の溶存酸素の飽和定数Ｋｏ_２を０．６０、アンモニア性窒素の飽和定数を０．４５としたとき、（４）式により定数Ｋは８．８ｈｒ^−１と計算される。

処理水の目標アンモニア性窒素濃度を０．５ｍｇ／Ｌとすると、（５）式に無酸素槽２区画目のアンモニア性窒素濃度４．８ｍｇ／Ｌと目標アンモニア性窒素濃度０．５ｍｇ／Ｌと好気槽全体の滞留時間２．８ｈｒを代入して目標硝化速度１．５ｍｇ／Ｌが計算される。計算された目標硝化速度を（６）式に代入し、目標溶存酸素濃度ＳＶＤＯ０．３ｍｇ／Ｌを得て、ＳＶＤＯを溶存酸素の制御値として制御を行った。なお、実験ではＤＯの制御下限を０．５ｍｇ／Ｌとしたため、実際にはＤＯは０．５ｍｇ／Ｌとして制御されている。これを１時間毎に繰り返した結果を図６及び図７に示す。
本パイロットプラントでは、本発明のＤＯ設定制御（実験系）とＤＯ一定制御（対照系）を比較した。図６のように、水温が１８℃の条件でＤＯは１．０ｍｇ／Ｌを中心に制御され、処理水ＮＨ_４−Ｎ濃度も一時的に１．１ｍｇ／Ｌまで上昇するも、ほぼ０．４〜０．５ｍｇ／Ｌであった。このとき曝気風量はＤＯ一定制御（１．５ｍｇ／Ｌ）における日平均風量が８．８ｍ^３／ｈだったのに対して、本発明のＤＯ設定制御を実施した場合には７．９ｍ^３／ｈであり、本発明のＤＯ設定制御を実施することで、ＤＯ一定制御を実施したときよりも１０％程度曝気風量を低減することができた。

図７に示すように、水温２３℃の条件では、ＤＯは０．５〜１．８ｍｇ／Ｌで制御され、処理水ＮＨ_４−Ｎは０．３〜０．８ｍｇ／Ｌであった。このときの曝気風量は、ＤＯ一定制御の場合が日平均５．６ｍ^３／ｈ、本発明のＤＯ設定制御の場合が４．８ｍ^３／ｈであり、ＤＯ一定制御を実施したときに比べて１４％低減できた。表１に、その結果を示す。

実施例２
次に、実施例１と同じ施設において、本発明の別の方法にて制御した結果を示す。
図８に制御状況を示す。
図８の、６／１２ １３：００を例にとって計算する。好気槽１区画目のアンモニア性窒素濃度が３．６ｍｇ／Ｌ、好気槽２区画目のアンモニア性窒素濃度が１．９ｍｇ／Ｌのとき、好気槽２区画目の滞留時間は０．９３ｈｒであった。（１）式により、好気槽２区画目の硝化速度は１．８ｍｇ／ｈｒとなった。このとき、好気槽２区画目のＤＯは０．２６ｍｇ／Ｌであった。前述の（４）式の溶存酸素の飽和定数Ｋｏ_２を０．６０、アンモニア性窒素の飽和定数を０．４５としたとき、（４）式により定数Ｋは７．５ｈｒ^−１と計算される。

処理水の目標アンモニア性窒素濃度を０．５ｍｇ／Ｌとすると、（５）式に、好気槽１区画目のアンモニア性窒素濃度３．６ｍｇ／Ｌと、目標アンモニア性窒素濃度０．５ｍｇ／Ｌと、好気槽全体の滞留時間２．８ｈｒを代入して、目標硝化速度１．１ｍｇ／Ｌが計算される。計算された目標硝化速度を（６）式に代入し、目標溶存酸素濃度ＳＶＤＯ０．２３ｍｇ／Ｌを得て、ＳＶＤＯを溶存酸素の制御値として制御を行った。これを１時間毎に繰り返した結果を図８に示す。
本処理施設では、本発明のＤＯ設定制御（実験系）とＤＯ一定制御（対照系）を比較した。
図８に示すように、水温２３℃の条件で、ＤＯは０．５〜１．０ｍｇ／Ｌで制御され、処理水ＮＨ_４−Ｎも０．１〜０．６ｍｇ／Ｌで制御されており、曝気風量もＤＯ一定制御の場合が日平均７．２ｍ^３／ｈ、本発明のＤＯ設定制御の場合が５．９ｍ^３／ｈであり、ＤＯ一定制御を実施したときに比べて１８％程度低減できた。表２にその結果を示す。

本発明の窒素含有排水の処理方法の一例を説明するための全体構成図。 本発明の窒素含有排水の処理方法の他の例を説明するための全体構成図。 本発明の窒素含有排水の処理方法の他の例を説明するための全体構成図。 本発明の窒素含有排水の処理方法の他の例を説明するための全体構成図。 公知の循環式硝化脱窒法の全体構成図。 実施例１の水温１８℃での制御結果を示すグラフ。 実施例１の水温２３℃での制御結果を示すグラフ。 実施例２の制御結果を示すグラフ。

１：流入水路、２：無酸素槽、３：好気槽、４：最終沈殿池、５：返送汚泥水路、６：返送汚泥ポンプ、７：循環水路、８：循環ポンプ、９：ブロア、１０：曝気空気管、１１：曝気風量調整弁、１２：散気装置、１３：ＤＯ測定手段、１４：溶存酸素制御手段、１５：余剰汚泥ポンプ、１６：攪拌装置、１７：水温測定手段、１８：アンモニア性窒素濃度測定手段、１９：水量測定手段、２０：流量演算手段、２１：硝化速度演算手段、２２：溶存酸素・曝気風量演算手段、２３：凝集剤添加手段、２４：嫌気槽、２５：再曝気槽、２６：アルカリ剤添加設備

Claims (4)

1. 窒素含有排水を生物学的に処理する方法において、好気槽を少なくとも２区画以上に分割し、１区画目の好気槽へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度と、１区画目の好気槽のアンモニア性窒素濃度と溶存酸素濃度（以下、ＤＯという）とを測定し、１区画目の好気槽へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度と１区画目の好気槽のアンモニア性窒素濃度との差を１区画目の好気槽の滞留時間で除して硝化速度を求め、その硝化速度と１区画目に流入する流入水のアンモニア性窒素濃度及び１区画目のＤＯを用いて、好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように好気槽の最適ＤＯ設定値を計算し、該設定値になるようにＤＯ制御することにより曝気風量をコントロールすることを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理方法。
2. 窒素含有排水を生物学的に処理する方法において、アンモニア性窒素濃度を測定する好気槽を少なくとも２区画以上に分割し、アンモニア性窒素濃度を測定するに十分なアンモニア性窒素が存在する連続する二つの好気槽のうち、第一の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度と、それに続く第二の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度とＤＯとを測定し、第一の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度とそれに続く第二の区画の好気槽のアンモニア性窒素濃度との差を第二の区画の好気槽の滞留時間で除して硝化速度を求め、その硝化速度と第一の区画のアンモニア性窒素濃度及び第二の区画のＤＯを用いて、好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように好気槽の最適ＤＯ設定値を計算し、該設定値になるようにＤＯ制御することにより曝気風量をコントロールすることを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理方法。
3. 窒素含有排水を生物学的に処理する装置において、２区画以上に分割した好気槽を備え、該好気槽の１区画目へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度を測定する測定手段と、該好気槽の１区画目のアンモニア性窒素濃度と溶存酸素濃度（以下、ＤＯという）とを測定する測定手段と、前記１区画目へ流入する流入水のアンモニア性窒素濃度と前記１区画目のアンモニア性窒素濃度との差を該好気槽の１区画目の滞留時間で除して硝化速度を求める硝化速度演算手段とを有し、該硝化速度と前記１区画目に流入する流入水のアンモニア性窒素濃度及び１区画目のＤＯを用いて、前記好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように該好気槽の最適ＤＯ設定値を計算し、該設定値になるようにＤＯ制御することにより曝気風量をコントロールする制御機構を有することを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理装置。
4. 窒素含有排水を生物学的に処理する装置において、アンモニア性窒素濃度を測定する２区画以上に分割した好気槽を備え、該分割した好気槽のアンモニア性窒素濃度を測定するに十分なアンモニア性窒素が存在する連続する二つの区画のうち、第一の区画のアンモニア性窒素濃度と、それに続く第二の区画のアンモニア性窒素濃度とＤＯとを測定する測定手段と、該第一の区画のアンモニア性窒素濃度とそれに続く第二の区画のアンモニア性窒素濃度との差を該第二の区画の滞留時間で除して硝化速度を求める硝化速度演算手段とを有し、該硝化速度と前記第一の区画のアンモニア性窒素濃度及び第二の区画のＤＯを用いて、前記好気槽最後部区画が所定のアンモニア性窒素濃度になるように好気槽の最適ＤＯ設定値を計算し、該設定値になるようにＤＯ制御することにより曝気風量をコントロールする制御機構を有することを特徴とする窒素含有排水の生物学的処理装置。
   

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