JP3252888B2 - 生物学的窒素除去装置 - Google Patents
生物学的窒素除去装置Info
- Publication number
- JP3252888B2 JP3252888B2 JP23286295A JP23286295A JP3252888B2 JP 3252888 B2 JP3252888 B2 JP 3252888B2 JP 23286295 A JP23286295 A JP 23286295A JP 23286295 A JP23286295 A JP 23286295A JP 3252888 B2 JP3252888 B2 JP 3252888B2
- Authority
- JP
- Japan
- Prior art keywords
- bacteria
- concentration
- denitrifying
- carrier
- nitrification
- Prior art date
- Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
- Expired - Lifetime
Links
Description
【０００１】
【発明の属する技術分野】本発明は生物学的窒素除去装
置に係り、特に高濃度のアンモニア性窒素廃水を固定化
微生物を用いて硝化・脱窒して廃水中の窒素を除去する
生物学的窒素除去装置に関する。
置に係り、特に高濃度のアンモニア性窒素廃水を固定化
微生物を用いて硝化・脱窒して廃水中の窒素を除去する
生物学的窒素除去装置に関する。
【０００２】
【従来の技術】廃水中に含まれるアンモニア性窒素は、
放流先の公共用水域の溶存酸素の低下や、閉鎖性水域に
おける富栄養化の原因物質の一つとなることから、廃水
中のアンモニア性窒素を除去することが必要である。廃
水中のアンモニア性窒素を生物学的に除去する方法とし
ては、通常、活性汚泥循環変法を用いた処理方法が行わ
れ、硝化菌によるアンモニアから硝酸への硝化反応及び
脱窒菌による硝酸から窒素への脱窒反応を利用したもの
である。この方法は、嫌気性状態の脱窒槽と好気性状態
の硝化槽の２つの槽から成り、脱窒槽では脱窒菌により
廃水中の有機物の分解と脱窒処理が行われ、硝化槽では
硝化菌により廃水中のアンモニア性窒素が硝化処理され
て硝酸になる。そして、硝化槽で硝化処理された硝化液
が脱窒槽に循環されることにより廃水中の窒素成分は窒
素ガスとして大気に放出されて除去される。この活性汚
泥循環変法は、硝化効率を上げるために硝化菌の固定化
が検討されており、固定化硝化菌を硝化槽に投入したプ
ロセスが実用化されている。更には、固定化脱窒菌を脱
窒槽に投入したプロセスも検討されている。
放流先の公共用水域の溶存酸素の低下や、閉鎖性水域に
おける富栄養化の原因物質の一つとなることから、廃水
中のアンモニア性窒素を除去することが必要である。廃
水中のアンモニア性窒素を生物学的に除去する方法とし
ては、通常、活性汚泥循環変法を用いた処理方法が行わ
れ、硝化菌によるアンモニアから硝酸への硝化反応及び
脱窒菌による硝酸から窒素への脱窒反応を利用したもの
である。この方法は、嫌気性状態の脱窒槽と好気性状態
の硝化槽の２つの槽から成り、脱窒槽では脱窒菌により
廃水中の有機物の分解と脱窒処理が行われ、硝化槽では
硝化菌により廃水中のアンモニア性窒素が硝化処理され
て硝酸になる。そして、硝化槽で硝化処理された硝化液
が脱窒槽に循環されることにより廃水中の窒素成分は窒
素ガスとして大気に放出されて除去される。この活性汚
泥循環変法は、硝化効率を上げるために硝化菌の固定化
が検討されており、固定化硝化菌を硝化槽に投入したプ
ロセスが実用化されている。更には、固定化脱窒菌を脱
窒槽に投入したプロセスも検討されている。
【０００３】この活性汚泥循環変法が適用される廃水
は、主にアンモニア性窒素濃度（ＮＨ 4 −Ｎ）が２０〜
６０ｍｇ／ｌ程度のアンモニア性窒素濃度が低レベルな
下水であり、この程度のアンモニア性窒素濃度では硝化
反応がスムーズに進行し、放流水中のアンモニア性窒素
濃度が放流基準以下の数ｍｇ／ｌ以下になる。しかし、
高濃度のアンモニア性窒素廃水（４００ｍｇ／ｌ〜５０
００ｍｇ／ｌ程度）が多量に発生する例えば現像所、無
機合成工場、発電所等の場合には、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度を高くとも２００ｍｇ／ｌ以下になるまで
希釈してから生物学的な処理を行っている。この結果、
処理すべき廃水量が著しく増加してしまい、大規模な生
物学的窒素除去装置を必要とするが、広い敷地面積を確
保しにくい都市部で大規模な装置の設置は難しいという
問題がある。
は、主にアンモニア性窒素濃度（ＮＨ 4 −Ｎ）が２０〜
６０ｍｇ／ｌ程度のアンモニア性窒素濃度が低レベルな
下水であり、この程度のアンモニア性窒素濃度では硝化
反応がスムーズに進行し、放流水中のアンモニア性窒素
濃度が放流基準以下の数ｍｇ／ｌ以下になる。しかし、
高濃度のアンモニア性窒素廃水（４００ｍｇ／ｌ〜５０
００ｍｇ／ｌ程度）が多量に発生する例えば現像所、無
機合成工場、発電所等の場合には、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度を高くとも２００ｍｇ／ｌ以下になるまで
希釈してから生物学的な処理を行っている。この結果、
処理すべき廃水量が著しく増加してしまい、大規模な生
物学的窒素除去装置を必要とするが、広い敷地面積を確
保しにくい都市部で大規模な装置の設置は難しいという
問題がある。
【０００４】このような高濃度のアンモニア性窒素廃水
を生物処理する方法として、本出願の発明者等は以前、
包括固定化微生物を用いた多段処理により高速処理する
方法を開発した。この方法は、固定化微生物担体が投入
されている３槽の硝化槽（曝気槽）に廃水を直列に流す
もので、例えば、運転条件を廃水原水（１槽目に流入す
る廃水のアンモニア性窒素濃度）のアンモニア性窒素濃
度２５０ｍｇ／ｌ、処理水量４８０ｍ3 ／日、滞留時間
７時間で行った場合、３槽目での処理水の水質を３７．
５ｍｇ／ｌまで低減できた。また、１槽目の担体の硝化
速度が１２３ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と極めて高い値が
得られたことから装置のコンパクト化を達成するものと
して大いに注目された。この硝化速度は、曝気槽の必要
容量の決定のために、また窒素除去率を左右する重要な
因子であり、高ければ高いほど装置のコンパクト化を図
ることができる。
を生物処理する方法として、本出願の発明者等は以前、
包括固定化微生物を用いた多段処理により高速処理する
方法を開発した。この方法は、固定化微生物担体が投入
されている３槽の硝化槽（曝気槽）に廃水を直列に流す
もので、例えば、運転条件を廃水原水（１槽目に流入す
る廃水のアンモニア性窒素濃度）のアンモニア性窒素濃
度２５０ｍｇ／ｌ、処理水量４８０ｍ3 ／日、滞留時間
７時間で行った場合、３槽目での処理水の水質を３７．
５ｍｇ／ｌまで低減できた。また、１槽目の担体の硝化
速度が１２３ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と極めて高い値が
得られたことから装置のコンパクト化を達成するものと
して大いに注目された。この硝化速度は、曝気槽の必要
容量の決定のために、また窒素除去率を左右する重要な
因子であり、高ければ高いほど装置のコンパクト化を図
ることができる。
【０００５】このように、従来より生物学的窒素除去装
置のコンパクト化が要望されており、特に高濃度のアン
モニア性窒素廃水を処理する生物学的窒素除去装置のコ
ンパクト化を図ることができるならその有用性は極めて
大きい。従来、生物学的窒素除去装置のコンパクト化を
図るための試みとしては、硝化工程・脱窒工程におい
て液中に浮遊している菌体を担体上に結合したり、担体
内に包括固定化することにより菌体密度を上げ、これに
より単位容積当たりの硝化並びに脱窒量を増大させる。
硝化工程を多段化することにより硝化速度を高める等
のことが行われている。
置のコンパクト化が要望されており、特に高濃度のアン
モニア性窒素廃水を処理する生物学的窒素除去装置のコ
ンパクト化を図ることができるならその有用性は極めて
大きい。従来、生物学的窒素除去装置のコンパクト化を
図るための試みとしては、硝化工程・脱窒工程におい
て液中に浮遊している菌体を担体上に結合したり、担体
内に包括固定化することにより菌体密度を上げ、これに
より単位容積当たりの硝化並びに脱窒量を増大させる。
硝化工程を多段化することにより硝化速度を高める等
のことが行われている。
【０００６】
【発明が解決しようとする課題】しかしながら、菌体密
度を上げたり多段処理しても廃水原水中のアンモニア性
窒素濃度が数千ｍｇ／ｌと極めて高い廃水を処理する場
合には、依然として希釈倍率を大きくしなくてはなら
ず、装置のコンパクト化を図るためにはまだ不充分であ
る。
度を上げたり多段処理しても廃水原水中のアンモニア性
窒素濃度が数千ｍｇ／ｌと極めて高い廃水を処理する場
合には、依然として希釈倍率を大きくしなくてはなら
ず、装置のコンパクト化を図るためにはまだ不充分であ
る。
【０００７】ところで、硝化・脱窒反応は、硝化工程に
おいてアンモニア性窒素を亜硝酸の中間酸化物を経て硝
酸にまで酸化し、次いで脱窒工程において硝酸を窒素ガ
スに還元するものであるという考えが一般的である。し
かしながら、硝化反応で中間酸化物である亜硝酸の段階
で脱窒工程に移行させる亜硝酸型の硝化反応を行うこと
ができるなら、それだけ反応量が減り処理時間を短縮で
きることとなり、装置のコンパクト化に大きく寄与する
ことができるばかりでなく、反応速度の上昇も期待でき
る。
おいてアンモニア性窒素を亜硝酸の中間酸化物を経て硝
酸にまで酸化し、次いで脱窒工程において硝酸を窒素ガ
スに還元するものであるという考えが一般的である。し
かしながら、硝化反応で中間酸化物である亜硝酸の段階
で脱窒工程に移行させる亜硝酸型の硝化反応を行うこと
ができるなら、それだけ反応量が減り処理時間を短縮で
きることとなり、装置のコンパクト化に大きく寄与する
ことができるばかりでなく、反応速度の上昇も期待でき
る。
【０００８】本発明は、このような事情に鑑みてなされ
たもので、亜硝酸型の硝化を行うことによりアンモニア
性窒素廃水から窒素を除去する装置の大幅なコンパクト
化を実現することができる生物学的窒素除去装置を提供
することを目的とする。
たもので、亜硝酸型の硝化を行うことによりアンモニア
性窒素廃水から窒素を除去する装置の大幅なコンパクト
化を実現することができる生物学的窒素除去装置を提供
することを目的とする。
【０００９】
【課題を解決する為の手段】本発明は前記目的を達成す
る為に、アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０
００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間
培養して検出される硝化菌を優先繁殖した固定化担体Ａ
を含有し、前記流入部から流入したアンモニア性窒素含
有液と前記固定化担体Ａとを好気性雰囲気で接触させる
硝化菌反応部Ａと、脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部
Ａからの流出液と前記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触さ
せる脱窒菌反応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な
硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化
菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液
中で８週間培養して検出される硝化菌とを混相繁殖した
固定化担体Ｂを含有し、前記脱窒菌反応部から流出した
流出液と前記固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させ
る硝化菌反応部Ｂと、から成ることを特徴とする。ま
た、本発明は前記目的を達成する為に、アンモニア性窒
素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な
硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化
菌を優先繁殖した固定化担体Ａを含有し、前記流入部か
ら流入したアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ａ
とを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ａと、脱窒
菌を含有し、前記硝化菌反応部Ａからの流出液と前記脱
窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第１の脱窒菌反応部
と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍ
ｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養し
て検出される硝化菌とを混相繁殖した固定化担体Ｂを含
有し、前記第１の脱窒菌反応部から流出した流出液と前
記固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反
応部Ｂと、脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの
流出液と前記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第２
の脱窒菌反応部と、から成ることを特徴とする。また、
本発明は前記目的を達成する為に、アンモニア性窒素含
有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を
優先繁殖した固定化担体Ａを含有し、前記流入部から流
入したアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ａとを
好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ａと、脱窒菌を
含有し、前記硝化菌反応部Ａからの流出液と前記脱窒菌
とを嫌気性雰囲気で接触させる第１の脱窒菌反応部と、
濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／
ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検
出される硝化菌とを混相繁殖した固定化担体Ｂを含有
し、前記第１の脱窒菌反応部から流出した流出液と前記
固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応
部Ｂと、脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流
出液と前記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第２の
脱窒菌反応部と、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸ア
ンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を優
先繁殖した固定化担体Ｃを含有し、前記第２の脱窒菌反
応部から流出した流出液と前記固定化担体Ｃとを好気性
雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｃと、から成ることを
特徴とする。また、本発明は前記目的を達成する為に、
アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ
／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して
検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌と
を混成繁殖した固定化担体Ｂを含有し、前記流入部から
流入したアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ｂと
を好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｂと、脱窒菌
を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前記脱窒
菌とを嫌気性雰囲気で接触させる脱窒菌反応部と、から
成ることを特徴とする。
る為に、アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０
００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間
培養して検出される硝化菌を優先繁殖した固定化担体Ａ
を含有し、前記流入部から流入したアンモニア性窒素含
有液と前記固定化担体Ａとを好気性雰囲気で接触させる
硝化菌反応部Ａと、脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部
Ａからの流出液と前記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触さ
せる脱窒菌反応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な
硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化
菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液
中で８週間培養して検出される硝化菌とを混相繁殖した
固定化担体Ｂを含有し、前記脱窒菌反応部から流出した
流出液と前記固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させ
る硝化菌反応部Ｂと、から成ることを特徴とする。ま
た、本発明は前記目的を達成する為に、アンモニア性窒
素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な
硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化
菌を優先繁殖した固定化担体Ａを含有し、前記流入部か
ら流入したアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ａ
とを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ａと、脱窒
菌を含有し、前記硝化菌反応部Ａからの流出液と前記脱
窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第１の脱窒菌反応部
と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍ
ｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養し
て検出される硝化菌とを混相繁殖した固定化担体Ｂを含
有し、前記第１の脱窒菌反応部から流出した流出液と前
記固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反
応部Ｂと、脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの
流出液と前記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第２
の脱窒菌反応部と、から成ることを特徴とする。また、
本発明は前記目的を達成する為に、アンモニア性窒素含
有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を
優先繁殖した固定化担体Ａを含有し、前記流入部から流
入したアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ａとを
好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ａと、脱窒菌を
含有し、前記硝化菌反応部Ａからの流出液と前記脱窒菌
とを嫌気性雰囲気で接触させる第１の脱窒菌反応部と、
濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／
ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検
出される硝化菌とを混相繁殖した固定化担体Ｂを含有
し、前記第１の脱窒菌反応部から流出した流出液と前記
固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応
部Ｂと、脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流
出液と前記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第２の
脱窒菌反応部と、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸ア
ンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を優
先繁殖した固定化担体Ｃを含有し、前記第２の脱窒菌反
応部から流出した流出液と前記固定化担体Ｃとを好気性
雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｃと、から成ることを
特徴とする。また、本発明は前記目的を達成する為に、
アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ
／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して
検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌と
を混成繁殖した固定化担体Ｂを含有し、前記流入部から
流入したアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ｂと
を好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｂと、脱窒菌
を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前記脱窒
菌とを嫌気性雰囲気で接触させる脱窒菌反応部と、から
成ることを特徴とする。
【００１０】本発明は前記目的を達成する為に、アンモ
ニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの
高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出さ
れる硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモ
ニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌とを混成
繁殖した固定化担体Ｂを含有し、前記流入部から流入し
たアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ｂとを好気
性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｂと、脱窒菌を含有
し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前記脱窒菌とを
嫌気性雰囲気で接触させる脱窒菌反応部と、濃度１００
ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養
して検出される硝化菌を優先繁殖した固定化担体Ｃを含
有し、前記脱窒菌反応部から流出した流出液と前記固定
化担体Ｃとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｃ
と、から成ることを特徴とする。
ニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの
高濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出さ
れる硝化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモ
ニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌とを混成
繁殖した固定化担体Ｂを含有し、前記流入部から流入し
たアンモニア性窒素含有液と前記固定化担体Ｂとを好気
性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｂと、脱窒菌を含有
し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前記脱窒菌とを
嫌気性雰囲気で接触させる脱窒菌反応部と、濃度１００
ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養
して検出される硝化菌を優先繁殖した固定化担体Ｃを含
有し、前記脱窒菌反応部から流出した流出液と前記固定
化担体Ｃとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｃ
と、から成ることを特徴とする。
【００１１】本発明は、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度
な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝
化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌はともにアンモ
ニア性窒素を亜硝酸にまで酸化する菌であり、これらの
菌が優先繁殖する条件下では、アンモニア性窒素が酸化
されて生成される全酸化窒素物（亜硝酸と硝酸の合計）
の中の亜硝酸の比率が高いこと、更には亜硝酸の含有量
の高い液を脱窒処理すると、亜硝酸を脱窒処理する種類
の脱窒菌である亜硝酸還元菌が優先繁殖するということ
を見い出し、この知見に基づいて成されたものである。
な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝
化菌と濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶
液中で８週間培養して検出される硝化菌はともにアンモ
ニア性窒素を亜硝酸にまで酸化する菌であり、これらの
菌が優先繁殖する条件下では、アンモニア性窒素が酸化
されて生成される全酸化窒素物（亜硝酸と硝酸の合計）
の中の亜硝酸の比率が高いこと、更には亜硝酸の含有量
の高い液を脱窒処理すると、亜硝酸を脱窒処理する種類
の脱窒菌である亜硝酸還元菌が優先繁殖するということ
を見い出し、この知見に基づいて成されたものである。
【００１２】一例として、流入部に流入したアンモニア
性窒素含有液は、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌が
優先繁殖した担体を含有する反応部において好気性雰囲
気で接触することにより最終酸化物である硝酸よりも中
間酸化物である亜硝酸の比率が多くなる硝化処理が行わ
れる。更に、亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒菌を含有
する反応部において反応させることにより、亜硝酸を脱
窒処理する種類の脱窒菌が優先繁殖するので、亜硝酸の
還元が行われて窒素ガスになり除去される。
性窒素含有液は、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌が
優先繁殖した担体を含有する反応部において好気性雰囲
気で接触することにより最終酸化物である硝酸よりも中
間酸化物である亜硝酸の比率が多くなる硝化処理が行わ
れる。更に、亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒菌を含有
する反応部において反応させることにより、亜硝酸を脱
窒処理する種類の脱窒菌が優先繁殖するので、亜硝酸の
還元が行われて窒素ガスになり除去される。
【００１３】
【００１４】
【発明の実施の形態】以下添付図面に従って本発明に係
る廃水処理装置の好ましい実施の形態について詳説す
る。本発明は、硝化菌の種類には後述するＡＨ菌とＡＬ
菌とが生存するという知見に基づいてなされたものであ
り、本発明の廃水処理装置を説明するまえに本発明を理
解する上で必要なＡＨ菌とＡＬ菌について先ず説明す
る。
る廃水処理装置の好ましい実施の形態について詳説す
る。本発明は、硝化菌の種類には後述するＡＨ菌とＡＬ
菌とが生存するという知見に基づいてなされたものであ
り、本発明の廃水処理装置を説明するまえに本発明を理
解する上で必要なＡＨ菌とＡＬ菌について先ず説明す
る。
【００１５】即ち、本発明者等は、以前、硝化処理の高
速化を図る目的で、硝化菌を担持した担体を３基の槽に
投入し、アンモニア性窒素廃水を３基の槽に直列に流す
３段処理を行った際に１２３ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と
いう高い消化速度が得られた。そこでこの原因を探るた
めに、担体に含有する硝化菌を分離し、菌の特性につい
て検討した。その結果、硝化菌と総称されるものの中に
は、大別すると、高濃度のアンモニア性窒素雰囲気の条
件下で高活性を発揮する硝化菌（ＡＨ菌）と、低濃度の
アンモニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮する硝
化菌（ＡＬ菌）とが生存することを見いだした。これら
のＡＨ菌とＡＬ菌はともにアンモニア性窒素を中間酸化
物である亜硝酸にまで酸化する菌である。
速化を図る目的で、硝化菌を担持した担体を３基の槽に
投入し、アンモニア性窒素廃水を３基の槽に直列に流す
３段処理を行った際に１２３ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と
いう高い消化速度が得られた。そこでこの原因を探るた
めに、担体に含有する硝化菌を分離し、菌の特性につい
て検討した。その結果、硝化菌と総称されるものの中に
は、大別すると、高濃度のアンモニア性窒素雰囲気の条
件下で高活性を発揮する硝化菌（ＡＨ菌）と、低濃度の
アンモニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮する硝
化菌（ＡＬ菌）とが生存することを見いだした。これら
のＡＨ菌とＡＬ菌はともにアンモニア性窒素を中間酸化
物である亜硝酸にまで酸化する菌である。
【００１６】そして、本発明者等は、これら２種類の硝
化菌を特定するために、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度
な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝
化菌をＡＨ菌とし、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を
ＡＬ菌とした。このように特定されたＡＨ菌とＡＬ菌の
特性を調べる為に、アンモニア性窒素濃度を変えて培養
した時の担体の硝化速度と担体中に生存する細菌濃度を
詳細に測定したところ図１及び図２に示す関係が得られ
た。
化菌を特定するために、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度
な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝
化菌をＡＨ菌とし、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸
アンモニア溶液中で８週間培養して検出される硝化菌を
ＡＬ菌とした。このように特定されたＡＨ菌とＡＬ菌の
特性を調べる為に、アンモニア性窒素濃度を変えて培養
した時の担体の硝化速度と担体中に生存する細菌濃度を
詳細に測定したところ図１及び図２に示す関係が得られ
た。
【００１７】図１はアンモニア性窒素濃度に対するＡＨ
菌の菌数と硝化速度を示し、図２はアンモニア性窒素濃
度に対するＡＬ菌の菌数と硝化速度を示す。消化速度と
は、曝気槽の必要容量を決定するために、また窒素除去
率を左右する重要な因子であり、消化速度が高ければ高
いほど装置のコンパクト化を図ることができる。図１か
ら分かるように、ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が２
００ｍｇ／ｌ以下では菌数は少なく硝化速度も遅い。し
かし、４００ｍｇ／ｌ以上では菌数が２桁以上に増え、
担体当たりの硝化速度も３００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上と低濃度時の３倍以上高くなった。
菌の菌数と硝化速度を示し、図２はアンモニア性窒素濃
度に対するＡＬ菌の菌数と硝化速度を示す。消化速度と
は、曝気槽の必要容量を決定するために、また窒素除去
率を左右する重要な因子であり、消化速度が高ければ高
いほど装置のコンパクト化を図ることができる。図１か
ら分かるように、ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が２
００ｍｇ／ｌ以下では菌数は少なく硝化速度も遅い。し
かし、４００ｍｇ／ｌ以上では菌数が２桁以上に増え、
担体当たりの硝化速度も３００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上と低濃度時の３倍以上高くなった。
【００１８】図２から分かるように、ＡＬ菌は、アンモ
ニア性窒素濃度が２００ｍｇ／ｌ以下で菌数が多く、１
００ｍｇ／ｌ付近に硝化速度のピークがある。そして、
１００ｍｇ／ｌ以下の領域では、アンモニアの拡散速度
が律速になり見掛けの硝化速度が低下している。また、
１００ｍｇ／ｌ以上の領域で硝化速度が低下するが、こ
の原因はアンモニアによる菌体の被毒が起こっているこ
とが推測される。
ニア性窒素濃度が２００ｍｇ／ｌ以下で菌数が多く、１
００ｍｇ／ｌ付近に硝化速度のピークがある。そして、
１００ｍｇ／ｌ以下の領域では、アンモニアの拡散速度
が律速になり見掛けの硝化速度が低下している。また、
１００ｍｇ／ｌ以上の領域で硝化速度が低下するが、こ
の原因はアンモニアによる菌体の被毒が起こっているこ
とが推測される。
【００１９】図３から分かるように、アンモニア性窒素
濃度が１５０〜４００ｍｇ／ｌの範囲で培養したときに
はＡＨ菌とＡＬ菌の混相繁殖が認められ、硝化速度もこ
の間で３００〜４５０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体という高
い値になり、２種類の菌の混在による相乗効果が認めら
れた。また、菌体の培養・維持条件には、担体当たりの
アンモニア性窒素負荷条件が大切であることから、アン
モニア性窒素濃度を一定に維持した条件下でアンモニア
性窒素負荷条件を変えてＡＨ菌とＡＬ菌の特性を亜硝酸
を最終酸化物である硝酸に酸化する硝化菌である亜硝酸
酸化菌との共存下で調べた。図４は、アンモニア性窒素
濃度を２００ｍｇ／ｌに維持しながら担体当たりのアン
モニア性窒素負荷を１００〜６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−
担体の間で変化させた時の菌体数及び硝化反応の反応生
成物である全酸化窒素物（亜硝酸と硝酸の合計）のうち
の亜硝酸の比率を示す。図５は、アンモニア性窒素濃度
を５００ｍｇ／ｌに維持しながら担体当たりのアンモニ
ア性窒素負荷を１００〜６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
の間で変化させた時の菌体数及び全酸化窒素物のうちの
亜硝酸の比率を示す。
濃度が１５０〜４００ｍｇ／ｌの範囲で培養したときに
はＡＨ菌とＡＬ菌の混相繁殖が認められ、硝化速度もこ
の間で３００〜４５０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体という高
い値になり、２種類の菌の混在による相乗効果が認めら
れた。また、菌体の培養・維持条件には、担体当たりの
アンモニア性窒素負荷条件が大切であることから、アン
モニア性窒素濃度を一定に維持した条件下でアンモニア
性窒素負荷条件を変えてＡＨ菌とＡＬ菌の特性を亜硝酸
を最終酸化物である硝酸に酸化する硝化菌である亜硝酸
酸化菌との共存下で調べた。図４は、アンモニア性窒素
濃度を２００ｍｇ／ｌに維持しながら担体当たりのアン
モニア性窒素負荷を１００〜６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−
担体の間で変化させた時の菌体数及び硝化反応の反応生
成物である全酸化窒素物（亜硝酸と硝酸の合計）のうち
の亜硝酸の比率を示す。図５は、アンモニア性窒素濃度
を５００ｍｇ／ｌに維持しながら担体当たりのアンモニ
ア性窒素負荷を１００〜６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
の間で変化させた時の菌体数及び全酸化窒素物のうちの
亜硝酸の比率を示す。
【００２０】図４から分かるように、アンモニア性窒素
濃度を２００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌とＡＬ
菌と亜硝酸酸化菌との混合生物相になった。菌体数は、
担体当たりのアンモニア性窒素負荷が３００ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体以下では菌体数が１０7 と低かったが、担
体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくしていくと菌
体数の顕著な増加が認められ、担体当たりのアンモニア
性窒素負荷を４００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にする
と、菌体数は少なくとも１０8 個以上に、５００ｍｇ−
Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にすると１０9 以上に維持できる
ことが分かった。一方、全酸化窒素物の中の亜硝酸の比
率は、担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくして
いくと菌体数の顕著な増加に並行して大きくなり、担体
当たりのアンモニア性窒素負荷を５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上にすると亜硝酸の比率は略１００％になる
ことが分かった。
濃度を２００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌とＡＬ
菌と亜硝酸酸化菌との混合生物相になった。菌体数は、
担体当たりのアンモニア性窒素負荷が３００ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体以下では菌体数が１０7 と低かったが、担
体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくしていくと菌
体数の顕著な増加が認められ、担体当たりのアンモニア
性窒素負荷を４００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にする
と、菌体数は少なくとも１０8 個以上に、５００ｍｇ−
Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上にすると１０9 以上に維持できる
ことが分かった。一方、全酸化窒素物の中の亜硝酸の比
率は、担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくして
いくと菌体数の顕著な増加に並行して大きくなり、担体
当たりのアンモニア性窒素負荷を５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上にすると亜硝酸の比率は略１００％になる
ことが分かった。
【００２１】また、図５から分かるように、アンモニア
性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌
のみの単一生物相になった。そして、菌体数及び全酸化
窒素物の中の亜硝酸の比率ともに担体当たりのアンモニ
ア性窒素負荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加及
び亜硝酸の比率が顕著に増加し図４の場合と同様の結果
となった。
性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌで培養したときは、ＡＨ菌
のみの単一生物相になった。そして、菌体数及び全酸化
窒素物の中の亜硝酸の比率ともに担体当たりのアンモニ
ア性窒素負荷を大きくしていくと菌体数の顕著な増加及
び亜硝酸の比率が顕著に増加し図４の場合と同様の結果
となった。
【００２２】従って、図４及び図５から、ＡＨ菌とＡＬ
菌と亜硝酸酸化菌の混合生物相或いはＡＨ菌と亜硝酸酸
化菌の混合生物相に係わらず、担体当たりのアンモニア
性窒素負荷を大きくすることによりＡＨ菌とＡＬ菌が優
先繁殖して菌体密度が大きくなり、その結果として担体
当たりの硝化速度を増加させることが分かった。また、
担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくすることに
より、アンモニア性窒素を亜硝酸まで酸化させる硝化菌
であるＡＨ菌とＡＬ菌が優先繁殖してＡＨ菌とＡＬ菌が
硝化反応を支配するため、亜硝酸型の硝化反応が優先す
ることが分かった。
菌と亜硝酸酸化菌の混合生物相或いはＡＨ菌と亜硝酸酸
化菌の混合生物相に係わらず、担体当たりのアンモニア
性窒素負荷を大きくすることによりＡＨ菌とＡＬ菌が優
先繁殖して菌体密度が大きくなり、その結果として担体
当たりの硝化速度を増加させることが分かった。また、
担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくすることに
より、アンモニア性窒素を亜硝酸まで酸化させる硝化菌
であるＡＨ菌とＡＬ菌が優先繁殖してＡＨ菌とＡＬ菌が
硝化反応を支配するため、亜硝酸型の硝化反応が優先す
ることが分かった。
【００２３】このことは、包括固定化担体の場合、担体
当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくすることによ
り、菌体の栄養源であるアンモニア性窒素を担体の内部
にまで充分に供給できるので菌数の増加、担体当たりの
硝化速度の増加、更には亜硝酸型の硝化反応の優先につ
ながるものと考えられる。以上の検討結果からＡＨ菌と
ＡＬ菌の特性について次のことが言える。
当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくすることによ
り、菌体の栄養源であるアンモニア性窒素を担体の内部
にまで充分に供給できるので菌数の増加、担体当たりの
硝化速度の増加、更には亜硝酸型の硝化反応の優先につ
ながるものと考えられる。以上の検討結果からＡＨ菌と
ＡＬ菌の特性について次のことが言える。
【００２４】アンモニア酸化細菌である硝化菌と総称
される菌の中には、大別すると、高濃度のアンモニア性
窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮するＡＨ菌と、低濃
度のアンモニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮す
るＡＬ菌とがあり、これらの菌はアンモニア性窒素を亜
硝酸に酸化する硝化菌である。 ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以
上の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が見られ、硝
化速度も顕著に高くなると同時に、亜硝酸酸化菌の存在
下でも亜硝酸型の反応を行う。しかし、アンモニア性窒
素濃度が低濃度の領域では硝化能力がほとんどなくな
る。
される菌の中には、大別すると、高濃度のアンモニア性
窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮するＡＨ菌と、低濃
度のアンモニア性窒素雰囲気の条件下で高活性を発揮す
るＡＬ菌とがあり、これらの菌はアンモニア性窒素を亜
硝酸に酸化する硝化菌である。 ＡＨ菌は、アンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以
上の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が見られ、硝
化速度も顕著に高くなると同時に、亜硝酸酸化菌の存在
下でも亜硝酸型の反応を行う。しかし、アンモニア性窒
素濃度が低濃度の領域では硝化能力がほとんどなくな
る。
【００２５】ＡＬ菌はアンモニア性窒素濃度が２００
ｍｇ／ｌ以下の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が
見られ、硝化速度は１００ｍｇ／ｌ付近にピークがある
放物線を示す。 アンモニア性窒素濃度が１５０〜４００ｍｇ／ｌの領
域ではＡＨ菌とＡＬ菌が混相繁殖し、硝化速度は２種類
の菌の混在による相乗効果（図３参照）が生じると同時
に、亜硝酸酸化菌の存在下でも亜硝酸型の反応を行う。
ｍｇ／ｌ以下の領域で優先繁殖し、菌数の顕著な増殖が
見られ、硝化速度は１００ｍｇ／ｌ付近にピークがある
放物線を示す。 アンモニア性窒素濃度が１５０〜４００ｍｇ／ｌの領
域ではＡＨ菌とＡＬ菌が混相繁殖し、硝化速度は２種類
の菌の混在による相乗効果（図３参照）が生じると同時
に、亜硝酸酸化菌の存在下でも亜硝酸型の反応を行う。
【００２６】ＡＨ菌とＡＬ菌と亜硝酸酸化菌の混合生
物相或いはＡＨ菌と亜硝酸酸化菌の混合生物相に係わら
ず、担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくするこ
とによりＡＨ菌とＡＬ菌が優先繁殖して菌体密度が大き
くなり、その結果として担体当たりの硝化速度を増加さ
せると同時に、アンモニア性窒素を亜硝酸まで酸化させ
る菌であるＡＨ菌とＡＬ菌が優先繁殖してＡＨ菌とＡＬ
菌が硝化反応を支配するため、亜硝酸型の硝化反応が優
先する。
物相或いはＡＨ菌と亜硝酸酸化菌の混合生物相に係わら
ず、担体当たりのアンモニア性窒素負荷を大きくするこ
とによりＡＨ菌とＡＬ菌が優先繁殖して菌体密度が大き
くなり、その結果として担体当たりの硝化速度を増加さ
せると同時に、アンモニア性窒素を亜硝酸まで酸化させ
る菌であるＡＨ菌とＡＬ菌が優先繁殖してＡＨ菌とＡＬ
菌が硝化反応を支配するため、亜硝酸型の硝化反応が優
先する。
【００２７】上記からの知見をまとめると、液中の
アンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以上のアンモニ
ア含有液と、硝化菌であるＡＨ菌が優先繁殖した固定化
担体を好気性雰囲気で接触させることにより、高濃度の
アンモニア性廃水を高濃度のままで処理することがで
き、且つアンモニア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を
生成する亜硝酸型の硝化反応を行うことができる。亜硝
酸型の硝化反応を行うことにより脱窒工程で必要な有機
物添加量を、従来の硝酸型の硝化反応を行う場合に比べ
て少なくすることができる。この場合、前記ＡＨ菌が優
先繁殖した固定化担体の担体当たりのアンモニア性窒素
負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上、好ましくは
６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になるようにするこ
とにより、硝化速度が一層高くなり更なる高速処理を行
うことができると同時に、亜硝酸型の硝化反応が支配的
になるようにできる。
アンモニア性窒素濃度が４００ｍｇ／ｌ以上のアンモニ
ア含有液と、硝化菌であるＡＨ菌が優先繁殖した固定化
担体を好気性雰囲気で接触させることにより、高濃度の
アンモニア性廃水を高濃度のままで処理することがで
き、且つアンモニア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を
生成する亜硝酸型の硝化反応を行うことができる。亜硝
酸型の硝化反応を行うことにより脱窒工程で必要な有機
物添加量を、従来の硝酸型の硝化反応を行う場合に比べ
て少なくすることができる。この場合、前記ＡＨ菌が優
先繁殖した固定化担体の担体当たりのアンモニア性窒素
負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上、好ましくは
６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になるようにするこ
とにより、硝化速度が一層高くなり更なる高速処理を行
うことができると同時に、亜硝酸型の硝化反応が支配的
になるようにできる。
【００２８】また、液中のアンモニア性窒素濃度が１０
０〜４００ｍｇ／ｌ以上のアンモニア含有液と、硝化菌
であるＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を好
気性雰囲気で接触させることにより、中濃度から低濃度
にかけてのアンモニア性廃水の高速処理を行うことがで
き、且つアンモニア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を
生成する亜硝酸型の硝化反応を行うことができる。そし
て、亜硝酸型の硝化反応を行うことにより脱窒工程で必
要な有機物添加量を、従来の硝酸型の硝化反応を行う場
合に比べて少なくすることができる。この場合も、前記
ＡＨ菌とＡＬ菌が混相して固定化した固定化担体の担体
当たりのアンモニア性窒素負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上、好ましくは６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担
体以上になるようにすることにより、硝化速度が一層高
くなり更なる高速処理を行うことができると同時に、亜
硝酸型の硝化反応が支配的になるようにできる。
０〜４００ｍｇ／ｌ以上のアンモニア含有液と、硝化菌
であるＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を好
気性雰囲気で接触させることにより、中濃度から低濃度
にかけてのアンモニア性廃水の高速処理を行うことがで
き、且つアンモニア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を
生成する亜硝酸型の硝化反応を行うことができる。そし
て、亜硝酸型の硝化反応を行うことにより脱窒工程で必
要な有機物添加量を、従来の硝酸型の硝化反応を行う場
合に比べて少なくすることができる。この場合も、前記
ＡＨ菌とＡＬ菌が混相して固定化した固定化担体の担体
当たりのアンモニア性窒素負荷が５００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上、好ましくは６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担
体以上になるようにすることにより、硝化速度が一層高
くなり更なる高速処理を行うことができると同時に、亜
硝酸型の硝化反応が支配的になるようにできる。
【００２９】従って、高濃度のアンモニア性窒素廃水に
適するＡＨ菌の特性と、中濃度のアンモニア性窒素廃水
に適したＡＨ菌とＡＬ菌が混相繁殖したＡＨ菌＋ＡＬ菌
の特性とを上手に利用することにより、現像所、無機合
成工場、発電所等の高濃度アンモニア性窒素廃水から下
水等の低濃度のアンモニア性窒素廃水まで、効率良く且
つ高速処理することができると同時に、亜硝酸型の硝化
反応を行うことができるので、生物学的窒素除去装置を
大幅にコンパクト化することができる。
適するＡＨ菌の特性と、中濃度のアンモニア性窒素廃水
に適したＡＨ菌とＡＬ菌が混相繁殖したＡＨ菌＋ＡＬ菌
の特性とを上手に利用することにより、現像所、無機合
成工場、発電所等の高濃度アンモニア性窒素廃水から下
水等の低濃度のアンモニア性窒素廃水まで、効率良く且
つ高速処理することができると同時に、亜硝酸型の硝化
反応を行うことができるので、生物学的窒素除去装置を
大幅にコンパクト化することができる。
【００３０】図６〜図８は、上記知見に基づいて構成し
た本発明の生物学的窒素除去装置の構成の一例である。
図６は、硝化槽と脱窒槽から構成され、廃水原水を硝化
槽→脱窒槽に直列に流す場合で、硝化槽に投入される固
定化担体は、廃水原水のアンモニア性窒素濃度が高濃度
の場合はＡＨ菌が優先繁殖した固定化担体が投入され、
アンモニア性窒素濃度が中濃度から低濃度の場合はＡＨ
菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体が投入される。
また、脱窒槽には脱窒菌を含有する浮遊型の活性汚泥或
いは脱窒菌の固定化担体が投入されると共に、硝化槽か
ら脱窒槽に送水する硝化液には脱窒菌の栄養源であるメ
タノール等の炭素源が添加される。脱窒槽に炭素源を添
加する理由は、廃水原水を硝化槽→脱窒槽に直列に流す
場合、廃水原水中に含まれる有機物（脱窒菌の栄養源と
なる）も酸化されて減少するので、硝化液に栄養源を添
加する必要があるためである。しかし、経済性の観点か
ら添加量をできるかぎり減らすことが望まれる。栄養源
としてメタノール等の炭素源を添加する代わりに、廃水
原水から脱窒槽へのバイパスラインを設けて、廃水原水
の一部を脱窒槽に供給するようにしてもよい。
た本発明の生物学的窒素除去装置の構成の一例である。
図６は、硝化槽と脱窒槽から構成され、廃水原水を硝化
槽→脱窒槽に直列に流す場合で、硝化槽に投入される固
定化担体は、廃水原水のアンモニア性窒素濃度が高濃度
の場合はＡＨ菌が優先繁殖した固定化担体が投入され、
アンモニア性窒素濃度が中濃度から低濃度の場合はＡＨ
菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体が投入される。
また、脱窒槽には脱窒菌を含有する浮遊型の活性汚泥或
いは脱窒菌の固定化担体が投入されると共に、硝化槽か
ら脱窒槽に送水する硝化液には脱窒菌の栄養源であるメ
タノール等の炭素源が添加される。脱窒槽に炭素源を添
加する理由は、廃水原水を硝化槽→脱窒槽に直列に流す
場合、廃水原水中に含まれる有機物（脱窒菌の栄養源と
なる）も酸化されて減少するので、硝化液に栄養源を添
加する必要があるためである。しかし、経済性の観点か
ら添加量をできるかぎり減らすことが望まれる。栄養源
としてメタノール等の炭素源を添加する代わりに、廃水
原水から脱窒槽へのバイパスラインを設けて、廃水原水
の一部を脱窒槽に供給するようにしてもよい。
【００３１】図７は、図６の構成の脱窒槽の後段に更に
第２硝化槽を設け、第２硝化槽からの消化液は脱窒槽に
循環する場合の構成である。この構成では、硝化槽に投
入される固定化担体は、廃水原水のアンモニア性窒素濃
度が高濃度の場合は第１硝化槽にＡＨ菌が優先繁殖した
固定化担体を投入し、第２硝化槽にはＡＨ菌とＡＬ菌と
が混相繁殖した固定化担体を投入する。また、アンモニ
ア性窒素濃度が中濃度から低濃度の場合は第１硝化槽に
ＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を投入し、
第２硝化槽にはＡＬ菌が優先繁殖した固定化担体を投入
する。
第２硝化槽を設け、第２硝化槽からの消化液は脱窒槽に
循環する場合の構成である。この構成では、硝化槽に投
入される固定化担体は、廃水原水のアンモニア性窒素濃
度が高濃度の場合は第１硝化槽にＡＨ菌が優先繁殖した
固定化担体を投入し、第２硝化槽にはＡＨ菌とＡＬ菌と
が混相繁殖した固定化担体を投入する。また、アンモニ
ア性窒素濃度が中濃度から低濃度の場合は第１硝化槽に
ＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を投入し、
第２硝化槽にはＡＬ菌が優先繁殖した固定化担体を投入
する。
【００３２】図８は、図７の構成の第２硝化槽の後段に
更に第２脱窒槽を設け、第２硝化槽からの硝化液を第１
脱窒槽に循環せず、第２脱窒槽の前段で脱窒菌の栄養源
を添加する場合である。図９は、図８の構成の第２脱窒
槽の後段に更に第３硝化槽を設け、第３硝化槽からの消
化液は第２脱窒槽に循環する場合の構成である。この構
成では、硝化槽に投入される固定化担体は、廃水原水の
アンモニア性窒素濃度が高濃度の場合は第１硝化槽にＡ
Ｈ菌が優先繁殖した固定化担体を投入し、第２硝化槽に
はＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を投入
し、第３硝化槽にはＡＬ菌が優先繁殖した固定化担体を
投入する。
更に第２脱窒槽を設け、第２硝化槽からの硝化液を第１
脱窒槽に循環せず、第２脱窒槽の前段で脱窒菌の栄養源
を添加する場合である。図９は、図８の構成の第２脱窒
槽の後段に更に第３硝化槽を設け、第３硝化槽からの消
化液は第２脱窒槽に循環する場合の構成である。この構
成では、硝化槽に投入される固定化担体は、廃水原水の
アンモニア性窒素濃度が高濃度の場合は第１硝化槽にＡ
Ｈ菌が優先繁殖した固定化担体を投入し、第２硝化槽に
はＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖した固定化担体を投入
し、第３硝化槽にはＡＬ菌が優先繁殖した固定化担体を
投入する。
【００３３】図１０は、図９の構成の第３硝化槽の後段
に更に第３脱窒槽を設け、第３硝化槽からの硝化液を第
２脱窒槽に循環せず、第３脱窒槽の前段で脱窒菌の栄養
源を添加する場合である。図１１は、図８の変形でＡＨ
菌とＡＨ菌＋ＡＬ菌の２槽の硝化槽を直列に設けた後段
に１槽の脱窒槽を設けた場合である。
に更に第３脱窒槽を設け、第３硝化槽からの硝化液を第
２脱窒槽に循環せず、第３脱窒槽の前段で脱窒菌の栄養
源を添加する場合である。図１１は、図８の変形でＡＨ
菌とＡＨ菌＋ＡＬ菌の２槽の硝化槽を直列に設けた後段
に１槽の脱窒槽を設けた場合である。
【００３４】このように、本発明の生物学的窒素除去装
置によれば、高濃度で高活性を発揮する亜硝酸型の硝化
菌であるＡＨ菌と、低濃度で高活性を発揮する亜硝酸型
の硝化菌であるＡＬ菌の特性を利用することにより、硝
化工程においてはアンモニア性窒素濃度に応じて最大の
硝化速度が得られる運転を行うことができ且つアンモニ
ア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を生成する亜硝酸型
の硝化反応を行うことができる。一方、脱窒工程におい
ては、亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒することから、
亜硝酸を脱窒処理する種類の脱窒菌である亜硝酸還元菌
が優先繁殖するので、亜硝酸を還元して窒素ガスにする
脱窒反応を効率的に行うことができる。
置によれば、高濃度で高活性を発揮する亜硝酸型の硝化
菌であるＡＨ菌と、低濃度で高活性を発揮する亜硝酸型
の硝化菌であるＡＬ菌の特性を利用することにより、硝
化工程においてはアンモニア性窒素濃度に応じて最大の
硝化速度が得られる運転を行うことができ且つアンモニ
ア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を生成する亜硝酸型
の硝化反応を行うことができる。一方、脱窒工程におい
ては、亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒することから、
亜硝酸を脱窒処理する種類の脱窒菌である亜硝酸還元菌
が優先繁殖するので、亜硝酸を還元して窒素ガスにする
脱窒反応を効率的に行うことができる。
【００３５】従って、本発明の生物学的窒素除去装置
は、廃水原水のアンモニア性窒素濃度に応じて高速の硝
化処理を行うことができ、且つ中間酸化物である亜硝酸
の段階で脱窒を行うことにより脱窒処理時間が短縮され
るので、装置を大幅にコンパクト化することができる。
は、廃水原水のアンモニア性窒素濃度に応じて高速の硝
化処理を行うことができ、且つ中間酸化物である亜硝酸
の段階で脱窒を行うことにより脱窒処理時間が短縮され
るので、装置を大幅にコンパクト化することができる。
【００３６】
【実施例】以下に上記生物学的窒素除去装置を用いて本
発明の実施例を説明する。 （実施例１）実施例１は高濃度のアンモニア性窒素廃水
を図６に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化→
脱窒の順に処理した例である。
発明の実施例を説明する。 （実施例１）実施例１は高濃度のアンモニア性窒素廃水
を図６に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化→
脱窒の順に処理した例である。
【００３７】固定化用種菌として下水処理場の標準活性
汚泥を使用した。固定化は、活性汚泥が２重量％、ポリ
エチレングリコールプレポリマーが１５重量％、Ｎ，
Ｎ，Ｎ′，Ｎ′−テトラメチルエチレンジアミンが０．
５重量％、及び過硫酸カリウム０．２５重量％を水中で
混合し、ゲル化させることにより行った。得られたゲル
は３ｍｍ角のペレットに切断して使用した。
汚泥を使用した。固定化は、活性汚泥が２重量％、ポリ
エチレングリコールプレポリマーが１５重量％、Ｎ，
Ｎ，Ｎ′，Ｎ′−テトラメチルエチレンジアミンが０．
５重量％、及び過硫酸カリウム０．２５重量％を水中で
混合し、ゲル化させることにより行った。得られたゲル
は３ｍｍ角のペレットに切断して使用した。
【００３８】３ｍｍ角の固定化担体（以下「ＰＥＧ担
体」という）を４リットルの硝化槽に投入し、ＰＥＧ担
体の充填率を１０％とした。この条件下でアンモニア性
窒素濃度が２０００ｍｇ／ｌを含有する無機廃水を硝化
槽の滞留時間２０時間、１日の負荷が２．４Ｋｇ−Ｎ／
ｍ3 ・日（担体あたりの負荷換算で１０００ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体）で処理した。また、１０リットルの脱窒
槽の滞留時間を２０時間とし、脱窒槽で添加した栄養源
の炭素量と原水窒素量の比率（Ｃ／Ｎ）が０．５になる
ようにし、連続運転２か月後の結果を表１に示した。
尚、脱窒槽には充填材としてスポンジを４０％充填した
が、他の充填材でも固定化担体や浮遊菌でもよい。添加
した栄養源としてメタノールを使用した。
体」という）を４リットルの硝化槽に投入し、ＰＥＧ担
体の充填率を１０％とした。この条件下でアンモニア性
窒素濃度が２０００ｍｇ／ｌを含有する無機廃水を硝化
槽の滞留時間２０時間、１日の負荷が２．４Ｋｇ−Ｎ／
ｍ3 ・日（担体あたりの負荷換算で１０００ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体）で処理した。また、１０リットルの脱窒
槽の滞留時間を２０時間とし、脱窒槽で添加した栄養源
の炭素量と原水窒素量の比率（Ｃ／Ｎ）が０．５になる
ようにし、連続運転２か月後の結果を表１に示した。
尚、脱窒槽には充填材としてスポンジを４０％充填した
が、他の充填材でも固定化担体や浮遊菌でもよい。添加
した栄養源としてメタノールを使用した。
【００３９】同様に、ＰＥＧ担体の充填率を２０％にし
た場合を表１のNo.２に示した。表１のNo.３は、結合型
のＰＶＡ担体を使用し、No.１及びNo.２と同様の処理条
件で運転した結果である。ＰＶＡ担体は３ｍｍφの球形
で、表面に活性汚泥を結合させたものである。表１のN
o.４は、結合型のスポンジ担体を使用し、先と同様の処
理条件で運転した結果である。スポンジ担体は５ｍｍの
立方体で、表面に活性汚泥を結合させたものである。こ
れらNo.１〜No.４における担体当たりのアンモニア性窒
素濃度負荷は６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になる
ようにした。
た場合を表１のNo.２に示した。表１のNo.３は、結合型
のＰＶＡ担体を使用し、No.１及びNo.２と同様の処理条
件で運転した結果である。ＰＶＡ担体は３ｍｍφの球形
で、表面に活性汚泥を結合させたものである。表１のN
o.４は、結合型のスポンジ担体を使用し、先と同様の処
理条件で運転した結果である。スポンジ担体は５ｍｍの
立方体で、表面に活性汚泥を結合させたものである。こ
れらNo.１〜No.４における担体当たりのアンモニア性窒
素濃度負荷は６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上になる
ようにした。
【００４０】比較例として硝化槽、脱窒槽ともに浮遊型
の活性汚泥を用いて運転し、活性汚泥４０００ｍｇ／ｌ
保持条件で行った。上記No.１〜No.４の結果及び比較例
の結果を表１に示す表１の結果から、比較例の浮遊型活
性汚泥の場合は２か月処理したが処理水のアンモニア性
窒素濃度は１９６５mg／ｌでほとんど処理できなかっ
た。
の活性汚泥を用いて運転し、活性汚泥４０００ｍｇ／ｌ
保持条件で行った。上記No.１〜No.４の結果及び比較例
の結果を表１に示す表１の結果から、比較例の浮遊型活
性汚泥の場合は２か月処理したが処理水のアンモニア性
窒素濃度は１９６５mg／ｌでほとんど処理できなかっ
た。
【００４１】これに対し、本発明の実施例であるNo.１
〜No.４では硝化速度が２１５ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上であり、特にＰＥＧ包括固定化担体（充填率１０
％）の場合には５６０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上とな
り、極めて高い硝化速度を得られ、且つ処理水中の全酸
化窒素物のうち硝酸態窒素は１０mg／ｌ以下であり、亜
硝酸型の硝化反応が支配的であることが推測された。
〜No.４では硝化速度が２１５ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体
以上であり、特にＰＥＧ包括固定化担体（充填率１０
％）の場合には５６０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上とな
り、極めて高い硝化速度を得られ、且つ処理水中の全酸
化窒素物のうち硝酸態窒素は１０mg／ｌ以下であり、亜
硝酸型の硝化反応が支配的であることが推測された。
【００４２】このように、高い硝化速度が得られ、且つ
亜硝酸型の硝化反応が支配的であった理由としては、担
体あたりのアンモニア性窒素負荷を６００ｍｇ−Ｎ／ｈ
・ｌ−担体以上で行ったことにより、アンモニア性窒素
濃度が高濃度で高活性を発揮する亜硝酸型のＡＨ菌が高
密度に繁殖したためと考えられる。実際にNo.１〜No.４
の担体中の菌数を測定したところ、いずれの担体もＡＨ
菌が１０9 〜１０10ｃｅｌｌ／ｃｍ3 −担体と高濃度で
あった。また、No.１〜No.４で硝化速度が異なるのは担
体の種類や充填率が異なる為と考えられる。
亜硝酸型の硝化反応が支配的であった理由としては、担
体あたりのアンモニア性窒素負荷を６００ｍｇ−Ｎ／ｈ
・ｌ−担体以上で行ったことにより、アンモニア性窒素
濃度が高濃度で高活性を発揮する亜硝酸型のＡＨ菌が高
密度に繁殖したためと考えられる。実際にNo.１〜No.４
の担体中の菌数を測定したところ、いずれの担体もＡＨ
菌が１０9 〜１０10ｃｅｌｌ／ｃｍ3 −担体と高濃度で
あった。また、No.１〜No.４で硝化速度が異なるのは担
体の種類や充填率が異なる為と考えられる。
【００４３】 （ ）内は担体充填率及び活性汚泥濃度 （実施例２）実施例２は高濃度のアンモニア性窒素廃水
を図１０に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化
→脱窒→硝化→脱窒→硝化→脱窒の順に多段処理した例
である。
を図１０に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化
→脱窒→硝化→脱窒→硝化→脱窒の順に多段処理した例
である。
【００４４】実施例２でも、活性汚泥２％で実施例１と
同様に固定化した担体を作製し、この担体を第１硝化
槽、第２硝化槽及び第３硝化槽に投入した。また、第１
脱窒槽、第２脱窒槽及び第３脱窒槽の脱窒菌は実施例１
と同様である。運転条件は、廃水原水のアンモニア性窒
素濃度が５００mg／ｌ、硝化槽及び脱窒槽ともに、１槽
目４リットル・２槽目４リットル・３槽目４リットルの
合計１２リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目４
時間・３槽目４時間の合計１２時間で行った。脱窒槽で
添加した栄養源の炭素量の合計と原水窒素量の比率（Ｃ
／Ｎ）が０．９になるようにし、連続２か月間連続運転
した。
同様に固定化した担体を作製し、この担体を第１硝化
槽、第２硝化槽及び第３硝化槽に投入した。また、第１
脱窒槽、第２脱窒槽及び第３脱窒槽の脱窒菌は実施例１
と同様である。運転条件は、廃水原水のアンモニア性窒
素濃度が５００mg／ｌ、硝化槽及び脱窒槽ともに、１槽
目４リットル・２槽目４リットル・３槽目４リットルの
合計１２リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目４
時間・３槽目４時間の合計１２時間で行った。脱窒槽で
添加した栄養源の炭素量の合計と原水窒素量の比率（Ｃ
／Ｎ）が０．９になるようにし、連続２か月間連続運転
した。
【００４５】比較例として、単段処理（硝化槽を１段処
理で滞留時間１２時間）で行った。多段処理での各硝化
槽での条件と試験結果を表２に示す。 表２の結果から、実施例２の場合も実施例１と同様に第
１硝化槽での担体あたりのアンモニア性窒素負荷を６０
０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上としたことで、硝化速度
が３７５ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と高い硝化速度が得ら
れ、高速処理が可能である。また、第１硝化槽での処理
水中に含有する全酸化窒素物のうちＮＯ 3-Ｎが１０mg／
ｌ以下、ＮＯ2-Ｎが２８０mg／ｌとなり、亜硝酸型の硝
化反応が支配的であることが立証された。第２硝化槽及
び第３硝化槽においても、第１硝化槽ほどではないにし
ろ亜硝酸型の硝化反応が支配的であった。また、図示し
なかったが、第３脱窒槽からの最終処理水は、ＮＨ4-Ｎ
が３mg／ｌ以下、ＮＯ3-Ｎが１０mg／ｌ以下、ＮＯ2-Ｎ
が３mg／ｌ以下となり、脱窒槽において亜硝酸を効率良
く窒素ガスに還元することが分かった。このことから、
脱窒槽において亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒するこ
とで亜硝酸を還元する脱窒菌である亜硝酸還元菌が優先
して繁殖していることが推測された。
理で滞留時間１２時間）で行った。多段処理での各硝化
槽での条件と試験結果を表２に示す。 表２の結果から、実施例２の場合も実施例１と同様に第
１硝化槽での担体あたりのアンモニア性窒素負荷を６０
０ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体以上としたことで、硝化速度
が３７５ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体と高い硝化速度が得ら
れ、高速処理が可能である。また、第１硝化槽での処理
水中に含有する全酸化窒素物のうちＮＯ 3-Ｎが１０mg／
ｌ以下、ＮＯ2-Ｎが２８０mg／ｌとなり、亜硝酸型の硝
化反応が支配的であることが立証された。第２硝化槽及
び第３硝化槽においても、第１硝化槽ほどではないにし
ろ亜硝酸型の硝化反応が支配的であった。また、図示し
なかったが、第３脱窒槽からの最終処理水は、ＮＨ4-Ｎ
が３mg／ｌ以下、ＮＯ3-Ｎが１０mg／ｌ以下、ＮＯ2-Ｎ
が３mg／ｌ以下となり、脱窒槽において亜硝酸を効率良
く窒素ガスに還元することが分かった。このことから、
脱窒槽において亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒するこ
とで亜硝酸を還元する脱窒菌である亜硝酸還元菌が優先
して繁殖していることが推測された。
【００４６】一方、比較例では、処理水のＮＨ4-Ｎが２
４０〜２８０mg／ｌとなり、殆ど処理できなかった。ま
た、多段処理の変形として図１１に示した生物学的窒素
除去装置を用いて、硝化→硝化→脱窒の順に多段処理し
た例を試験した。運転条件は、硝化槽２段処理＋脱窒槽
１段処理で構成される点と、各硝化槽にはアルカリ添加
を行う点が異なるだけで、その他の運転条件は同様であ
る。硝化槽にはアルカリ添加を行った理由は、硝化反応
により生成される硝酸や亜硝酸により硝化槽の液が酸性
側になり、微生物の反応に好ましくないためである。そ
の結果、処理水のＮＨ4-Ｎが１０mg／ｌ以下となった。
しかし、硝化槽からの硝化液に含有されるＮＯ3-Ｎが多
くなる傾向が見られた。この為、最終処理水のＮＯ3-Ｎ
を１０mg／ｌ以下とするために、脱窒槽での栄養源の炭
素量の合計と原水窒素量の比率（Ｃ／Ｎ）を２．０と多
く必要とした。 （実施例３）実施例３は高濃度のアンモニア性窒素廃水
を図８に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化→
脱窒→硝化→脱窒の順に多段処理した例である。実施例
３でも、活性汚泥２％で実施例１と同様に固定化した担
体を作製し、この担体を第１硝化槽及び第２硝化槽に投
入した。また、第１脱窒槽及び第２脱窒槽の脱窒菌は実
施例１と同様である。運転条件は、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度が５００mg／ｌ、硝化槽及び脱窒槽とも
に、１槽目４リットル・２槽目９．５リットルの合計１
３．５リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目９．
５時間の合計１３．５時間で行った。脱窒槽で添加した
栄養源の炭素量の合計と原水窒素量の比率（Ｃ／Ｎ）が
１．２５になるようにし、連続２か月間連続運転した。
４０〜２８０mg／ｌとなり、殆ど処理できなかった。ま
た、多段処理の変形として図１１に示した生物学的窒素
除去装置を用いて、硝化→硝化→脱窒の順に多段処理し
た例を試験した。運転条件は、硝化槽２段処理＋脱窒槽
１段処理で構成される点と、各硝化槽にはアルカリ添加
を行う点が異なるだけで、その他の運転条件は同様であ
る。硝化槽にはアルカリ添加を行った理由は、硝化反応
により生成される硝酸や亜硝酸により硝化槽の液が酸性
側になり、微生物の反応に好ましくないためである。そ
の結果、処理水のＮＨ4-Ｎが１０mg／ｌ以下となった。
しかし、硝化槽からの硝化液に含有されるＮＯ3-Ｎが多
くなる傾向が見られた。この為、最終処理水のＮＯ3-Ｎ
を１０mg／ｌ以下とするために、脱窒槽での栄養源の炭
素量の合計と原水窒素量の比率（Ｃ／Ｎ）を２．０と多
く必要とした。 （実施例３）実施例３は高濃度のアンモニア性窒素廃水
を図８に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化→
脱窒→硝化→脱窒の順に多段処理した例である。実施例
３でも、活性汚泥２％で実施例１と同様に固定化した担
体を作製し、この担体を第１硝化槽及び第２硝化槽に投
入した。また、第１脱窒槽及び第２脱窒槽の脱窒菌は実
施例１と同様である。運転条件は、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度が５００mg／ｌ、硝化槽及び脱窒槽とも
に、１槽目４リットル・２槽目９．５リットルの合計１
３．５リットル、滞留時間が１槽目４時間・２槽目９．
５時間の合計１３．５時間で行った。脱窒槽で添加した
栄養源の炭素量の合計と原水窒素量の比率（Ｃ／Ｎ）が
１．２５になるようにし、連続２か月間連続運転した。
【００４７】実施例３の多段処理での各硝化槽での条件
と試験結果を表３に示す。 この結果、実施例３の多段処理の場合も第１硝化槽での
担体あたりのアンモニア性窒素負荷を６００ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体以上としたことで高速処理が可能であり、
且つ第１硝化槽の硝化反応は亜硝酸型が支配的であっ
た。しかし、第２硝化槽では亜硝酸の比率が小さくなり
栄養源の添加量を多く必要とした。 （実施例４）実施例４は中濃度のアンモニア性窒素廃水
を図８に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化→
脱窒→硝化→脱窒の順で多段処理した例である。実施例
４でも、活性汚泥２％で実施例１と同様に固定化した担
体を作製し、この担体を第１硝化槽及び第２硝化槽に投
入した。また、第１脱窒槽及び第２脱窒槽の脱窒菌は実
施例１と同様である。運転条件は、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度が２００mg／ｌ、硝化槽は１槽目が４リッ
トル・２槽目が７リットルの合計１１リットル、滞留時
間は１槽目が３時間・２槽目７時間の合計１０時間で行
った。脱窒槽で添加した栄養源の炭素量の合計と原水窒
素量の比率（Ｃ／Ｎ）が１．０になるようにし、連続２
か月間連続運転した。試験結果を表４に示す。
と試験結果を表３に示す。 この結果、実施例３の多段処理の場合も第１硝化槽での
担体あたりのアンモニア性窒素負荷を６００ｍｇ−Ｎ／
ｈ・ｌ−担体以上としたことで高速処理が可能であり、
且つ第１硝化槽の硝化反応は亜硝酸型が支配的であっ
た。しかし、第２硝化槽では亜硝酸の比率が小さくなり
栄養源の添加量を多く必要とした。 （実施例４）実施例４は中濃度のアンモニア性窒素廃水
を図８に示した生物学的窒素除去装置を用いて、硝化→
脱窒→硝化→脱窒の順で多段処理した例である。実施例
４でも、活性汚泥２％で実施例１と同様に固定化した担
体を作製し、この担体を第１硝化槽及び第２硝化槽に投
入した。また、第１脱窒槽及び第２脱窒槽の脱窒菌は実
施例１と同様である。運転条件は、廃水原水のアンモニ
ア性窒素濃度が２００mg／ｌ、硝化槽は１槽目が４リッ
トル・２槽目が７リットルの合計１１リットル、滞留時
間は１槽目が３時間・２槽目７時間の合計１０時間で行
った。脱窒槽で添加した栄養源の炭素量の合計と原水窒
素量の比率（Ｃ／Ｎ）が１．０になるようにし、連続２
か月間連続運転した。試験結果を表４に示す。
【００４８】 表４の結果から、実施例４の場合も第１硝化槽での担体
あたりのアンモニア性窒素負荷を６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上としたことで高い硝化速度が得られ、高速
処理が可能であり、且つ第１硝化槽の硝化反応は亜硝酸
型が支配的であった。しかし、第２硝化槽では亜硝酸の
比率が小さくなり栄養源の添加量を多くする必要があっ
た。また、第１硝化槽での処理水のＮＯ4-Ｎが１２５mg
／ｌになり担体中にＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖し、Ａ
Ｈ菌とＡＬ菌の菌体数は１０9 台で略同等であった。中
濃度のアンモニア性窒素廃水の処理では、第１硝化槽に
ＡＨ菌とＡＬ菌とが同等で保持されるのが望ましい。
あたりのアンモニア性窒素負荷を６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・
ｌ−担体以上としたことで高い硝化速度が得られ、高速
処理が可能であり、且つ第１硝化槽の硝化反応は亜硝酸
型が支配的であった。しかし、第２硝化槽では亜硝酸の
比率が小さくなり栄養源の添加量を多くする必要があっ
た。また、第１硝化槽での処理水のＮＯ4-Ｎが１２５mg
／ｌになり担体中にＡＨ菌とＡＬ菌とが混相繁殖し、Ａ
Ｈ菌とＡＬ菌の菌体数は１０9 台で略同等であった。中
濃度のアンモニア性窒素廃水の処理では、第１硝化槽に
ＡＨ菌とＡＬ菌とが同等で保持されるのが望ましい。
【００４９】
【発明の効果】以上説明したように、本発明の生物学的
窒素除去装置によれば、アンモニア性窒素濃度が高濃度
で高活性を発揮する亜硝酸型の硝化菌であるＡＨ菌と、
アンモニア性窒素濃度が低濃度で高活性を発揮する亜硝
酸型の硝化菌であるＡＬ菌の特性を利用することによ
り、硝化工程においてはアンモニア性窒素濃度に応じて
最大の硝化速度が得られる運転を行うことができ且つア
ンモニア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を生成する亜
硝酸型の硝化反応を行うことができる。一方、脱窒工程
においては、亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒すること
から、亜硝酸を脱窒処理する種類の脱窒菌である亜硝酸
還元菌が優先繁殖するので、亜硝酸を還元して窒素ガス
にする脱窒反応を効率的に行うことができる。
窒素除去装置によれば、アンモニア性窒素濃度が高濃度
で高活性を発揮する亜硝酸型の硝化菌であるＡＨ菌と、
アンモニア性窒素濃度が低濃度で高活性を発揮する亜硝
酸型の硝化菌であるＡＬ菌の特性を利用することによ
り、硝化工程においてはアンモニア性窒素濃度に応じて
最大の硝化速度が得られる運転を行うことができ且つア
ンモニア性窒素の中間酸化物である亜硝酸を生成する亜
硝酸型の硝化反応を行うことができる。一方、脱窒工程
においては、亜硝酸の比率が多い硝化液を脱窒すること
から、亜硝酸を脱窒処理する種類の脱窒菌である亜硝酸
還元菌が優先繁殖するので、亜硝酸を還元して窒素ガス
にする脱窒反応を効率的に行うことができる。
【００５０】これにより、本発明の生物学的窒素除去装
置は、廃水原水のアンモニア性窒素濃度に応じて高速の
硝化処理を行うことができ、且つ中間酸化物である亜硝
酸の段階で脱窒を行うことにより脱窒処理時間が短縮さ
れるので、装置を大幅にコンパクト化することができ
る。従って、広い敷地面積を確保しにくい都市部で生物
学的窒素除去装置として極めて有用性がある。
置は、廃水原水のアンモニア性窒素濃度に応じて高速の
硝化処理を行うことができ、且つ中間酸化物である亜硝
酸の段階で脱窒を行うことにより脱窒処理時間が短縮さ
れるので、装置を大幅にコンパクト化することができ
る。従って、広い敷地面積を確保しにくい都市部で生物
学的窒素除去装置として極めて有用性がある。
【図１】アンモニア性窒素濃度に対するＡＨ菌の硝化速
度及び菌数の関係図
度及び菌数の関係図
【図２】アンモニア性窒素濃度に対するＡＬ菌の硝化速
度及び菌数の関係図
度及び菌数の関係図
【図３】アンモニア性窒素濃度に対するＡＨ菌＋ＡＬ菌
の硝化速度の関係図
の硝化速度の関係図
【図４】アンモニア性窒素濃度を２００ｍｇ／ｌに維持
しながら担体当たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜
６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌
体数及び硝化反応の反応生成物である全酸化窒素物のう
ちの亜硝酸の比率を示す関係図
しながら担体当たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜
６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌
体数及び硝化反応の反応生成物である全酸化窒素物のう
ちの亜硝酸の比率を示す関係図
【図５】アンモニア性窒素濃度を５００ｍｇ／ｌに維持
しながら担体当たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜
６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌
体数及び全酸化窒素物のうちの亜硝酸の比率を示す関係
図
しながら担体当たりのアンモニア性窒素負荷を１００〜
６００ｍｇ−Ｎ／ｈ・ｌ−担体の間で変化させた時の菌
体数及び全酸化窒素物のうちの亜硝酸の比率を示す関係
図
【図６】本発明の生物学的窒素除去装置で硝化・脱窒か
ら成る構成図
ら成る構成図
【図７】本発明の生物学的窒素除去装置で硝化・脱窒・
硝化から成る構成図
硝化から成る構成図
【図８】本発明の生物学的窒素除去装置で硝化・脱窒・
硝化・脱窒から成る構成図
硝化・脱窒から成る構成図
【図９】本発明の生物学的窒素除去装置で硝化・脱窒・
硝化・脱窒・硝化から成る構成図
硝化・脱窒・硝化から成る構成図
【図１０】本発明の生物学的窒素除去装置で硝化・脱窒
・硝化・脱窒・硝化・脱窒から成る構成図
・硝化・脱窒・硝化・脱窒から成る構成図
【図１１】本発明の生物学的窒素除去装置で硝化・硝化
・脱窒から成る構成図
・脱窒から成る構成図
１０…硝化槽 １２…脱窒槽 １４…硝化液の循環ライン
───────────────────────────────────────────────────── フロントページの続き (72)発明者 河西 正隆 東京都千代田区内神田１丁目１番14号 日立プラント建設株式会社内 (56)参考文献 特開 平５−64799（ＪＰ，Ａ) 特開 平５−177197（ＪＰ，Ａ) 特開 昭63−36898（ＪＰ，Ａ) 特開 平５−169091（ＪＰ，Ａ) (58)調査した分野(Int.Cl.7，ＤＢ名) C02F 3/30,3/34
Claims (5)
- 【請求項１】アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌を 優先繁殖した固定
化担体Ａを含有し、前記流入部から流入したアンモニア
性窒素含有液と前記固定化担体Ａとを好気性雰囲気で接
触させる硝化菌反応部Ａと、 脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ａからの流出液と前
記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる脱窒菌反応部
と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／
ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検
出される硝化菌とを 混相繁殖した固定化担体Ｂを含有
し、前記脱窒菌反応部から流出した流出液と前記固定化
担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応部Ｂ
と、から成ることを特徴とする生物学的窒素除去装置。 - 【請求項２】アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌を 優先繁殖した固定
化担体Ａを含有し、前記流入部から流入したアンモニア
性窒素含有液と前記固定化担体Ａとを好気性雰囲気で接
触させる硝化菌反応部Ａと、 脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ａからの流出液と前
記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第１の脱窒菌反
応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／
ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検
出される硝化菌とを 混相繁殖した固定化担体Ｂを含有
し、前記第１の脱窒菌反応部から流出した流出液と前記
固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応
部Ｂと、 脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前
記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第２の脱窒菌反
応部と、から成ることを特徴とする生物学的窒素除去装
置。 - 【請求項３】アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌を 優先繁殖した固定
化担体Ａを含有し、前記流入部から流入したアンモニア
性窒素含有液と前記固定化担体Ａとを好気性雰囲気で接
触させる硝化菌反応部Ａと、 脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ａからの流出液と前
記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第１の脱窒菌反
応部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／
ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検
出される硝化菌とを 混相繁殖した固定化担体Ｂを含有
し、前記第１の脱窒菌反応部から流出した流出液と前記
固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌反応
部Ｂと、 脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前
記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる第２の脱窒菌反
応部と、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で
８週間培養して検出される硝化菌 を優先繁殖した固定化
担体Ｃを含有し、前記第２の脱窒菌反応部から流出した
流出液と前記固定化担体Ｃとを好気性雰囲気で接触させ
る硝化菌反応部Ｃと、から成ることを特徴とする生物学
的窒素除去装置。 - 【請求項４】アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／
ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検
出される硝化菌とを 混成繁殖した固定化担体Ｂを含有
し、前記流入部から流入したアンモニア性窒素含有液と
前記固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌
反応部Ｂと、 脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前
記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる脱窒菌反応部
と、から成ることを特徴とするアンモニア性窒素の生物
学的酸化装置。 - 【請求項５】アンモニア性窒素含有液の流入部と、濃度５０００ｍｇ／ｌの高濃度な硫酸アンモニア溶液中
で８週間培養して検出される硝化菌と濃度１００ｍｇ／
ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で８週間培養して検
出される硝化菌とを 混成繁殖した固定化担体Ｂを含有
し、前記流入部から流入したアンモニア性窒素含有液と
前記固定化担体Ｂとを好気性雰囲気で接触させる硝化菌
反応部Ｂと、 脱窒菌を含有し、前記硝化菌反応部Ｂからの流出液と前
記脱窒菌とを嫌気性雰囲気で接触させる脱窒菌反応部
と、濃度１００ｍｇ／ｌの低濃度な硫酸アンモニア溶液中で
８週間培養して検出される硝化菌 を優先繁殖した固定化
担体Ｃを含有し、前記脱窒菌反応部から流出した流出液
と前記固定化担体Ｃとを好気性雰囲気で接触させる硝化
菌反応部Ｃと、から成ることを特徴とするアンモニア性
窒素の生物学的酸化装置。
Priority Applications (8)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP23286295A JP3252888B2 (ja) | 1995-09-11 | 1995-09-11 | 生物学的窒素除去装置 |
| US08/682,019 US5876603A (en) | 1995-08-10 | 1996-07-16 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| DE1996616216 DE69616216T2 (de) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Verfahren und Anlage für die biologische Entfernung von Stickstoff |
| CA 2181481 CA2181481C (en) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| EP19960111529 EP0761607B1 (en) | 1995-08-10 | 1996-07-17 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| US09/046,618 US5849180A (en) | 1995-08-10 | 1998-03-24 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| US09/161,458 US5997736A (en) | 1995-08-10 | 1998-09-28 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
| US09/205,107 US6033569A (en) | 1995-08-10 | 1998-12-03 | Method of biologically removing nitrogen and system therefor |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP23286295A JP3252888B2 (ja) | 1995-09-11 | 1995-09-11 | 生物学的窒素除去装置 |
Publications (2)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH0975984A JPH0975984A (ja) | 1997-03-25 |
| JP3252888B2 true JP3252888B2 (ja) | 2002-02-04 |
Family
ID=16945994
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP23286295A Expired - Lifetime JP3252888B2 (ja) | 1995-08-10 | 1995-09-11 | 生物学的窒素除去装置 |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JP3252888B2 (ja) |
Families Citing this family (14)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| DE60136366D1 (de) * | 2000-08-11 | 2008-12-11 | David R Whitlock | Ammoniak-oxidierende bakterien enthaltende zusammensetzungen zur steigerung der stickoxidproduktion, stickoxid-vorläufer und verfahren zu deren verwendung |
| JP2002136991A (ja) * | 2000-11-07 | 2002-05-14 | Taisei Corp | 脱窒素処理方法 |
| JP3788601B2 (ja) | 2002-01-25 | 2006-06-21 | 株式会社日立プラントテクノロジー | 亜硝酸型硝化担体及びその製造方法並びにそれを用いた窒素除去方法及び装置 |
| JP3930775B2 (ja) * | 2002-07-23 | 2007-06-13 | カワナベ工業株式会社 | 高濃度有機性排水の浄化処理装置 |
| JP2005131452A (ja) * | 2003-10-28 | 2005-05-26 | Kobelco Eco-Solutions Co Ltd | アンモニア性窒素含有排水の硝化方法 |
| JP2005131451A (ja) * | 2003-10-28 | 2005-05-26 | Kobelco Eco-Solutions Co Ltd | アンモニア性窒素含有排水の硝化方法 |
| JP4655954B2 (ja) * | 2005-03-15 | 2011-03-23 | 株式会社日立プラントテクノロジー | 嫌気性アンモニア酸化細菌の培養方法及び装置 |
| JP4626884B2 (ja) * | 2005-03-14 | 2011-02-09 | 株式会社日立プラントテクノロジー | 嫌気性アンモニア酸化細菌の培養方法及び装置 |
| JP5324269B2 (ja) * | 2009-03-13 | 2013-10-23 | 株式会社日立製作所 | 廃水処理方法及び廃水処理装置 |
| JP6161210B2 (ja) * | 2012-07-26 | 2017-07-12 | 学校法人 東洋大学 | アンモニア性窒素含有水の低温処理方法および装置 |
| US11225640B2 (en) | 2014-04-15 | 2022-01-18 | Aobiome Llc | Ammonia oxidizing bacteria for treatment of psoriasis |
| JP2017519486A (ja) | 2014-04-15 | 2017-07-20 | エーオーバイオーム， エルエルシー．ＡＯＢｉｏｍｅ， ＬＬＣ． | アンモニア酸化Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ ｅｕｔｒｏｐｈａ株Ｄ２３ |
| JP6445855B2 (ja) * | 2014-12-08 | 2018-12-26 | 株式会社日立製作所 | 窒素処理方法及び窒素処理装置 |
| CN114751517A (zh) * | 2022-03-23 | 2022-07-15 | 北京工业大学 | 基于包埋生物填料的稀土矿山废水脱氮的装置与方法 |
-
1995
- 1995-09-11 JP JP23286295A patent/JP3252888B2/ja not_active Expired - Lifetime
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| JPH0975984A (ja) | 1997-03-25 |
Similar Documents
| Publication | Publication Date | Title |
|---|---|---|
| US5182021A (en) | Biological process for enhanced removal of ammonia, nitrite, nitrate, and phosphate from wastewater | |
| US7655455B2 (en) | Method of producing a nitrification carrier containing ammonia-oxidizing bacteria for removing nitrogen | |
| JP3252888B2 (ja) | 生物学的窒素除去装置 | |
| JP3821011B2 (ja) | 排水の処理方法及び処理装置 | |
| CN1310692A (zh) | 含氨废水的处理方法 | |
| US8273246B2 (en) | System and method for treating ammonia-based wastewater | |
| CN112456643A (zh) | 城市污水处理厂主流与侧流区生物膜循环交替实现部分厌氧氨氧化深度脱氮除磷系统与方法 | |
| JP5098183B2 (ja) | 廃水処理方法及び装置 | |
| JP4600817B2 (ja) | アンモニア含有水の処理方法 | |
| JPH05507027A (ja) | 水溶液から窒素を除去する方法 | |
| US6007720A (en) | Process for treatment of organic wastewater | |
| JP4915036B2 (ja) | 脱窒方法及び脱窒装置 | |
| US10384965B2 (en) | Sewage treatment system using granule | |
| JP3252887B2 (ja) | アンモニア性窒素の生物学的酸化方法及び装置 | |
| JP3656426B2 (ja) | アンモニア性窒素の生物学的処理方法 | |
| JP4336947B2 (ja) | 廃水処理装置 | |
| CN100445365C (zh) | 一种硝化菌培养促进剂 | |
| CN100445366C (zh) | 硝化菌培养促进剂 | |
| JP4529277B2 (ja) | 独立栄養性脱窒微生物の集積方法および生物学的窒素除去方法 | |
| JP4600816B2 (ja) | アンモニア含有水の処理方法 | |
| KR20050089415A (ko) | 혐기성 그래뉼 슬러지를 이용한 탈질 방법 | |
| CN100556826C (zh) | 活性污泥氧化沟工艺去除污水氨氮的方法 | |
| JP3345874B2 (ja) | 包括固定化担体及びアンモニア含有廃水の処理装置 | |
| JP3125628B2 (ja) | 廃水処理方法 | |
| JP4600818B2 (ja) | アンモニア含有水の処理方法 |
Legal Events
| Date | Code | Title | Description |
|---|---|---|---|
| S533 | Written request for registration of change of name |
Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: R313533 |
|
| R350 | Written notification of registration of transfer |
Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: R350 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20071122 Year of fee payment: 6 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20081122 Year of fee payment: 7 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20081122 Year of fee payment: 7 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20091122 Year of fee payment: 8 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20101122 Year of fee payment: 9 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20101122 Year of fee payment: 9 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20111122 Year of fee payment: 10 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20111122 Year of fee payment: 10 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20121122 Year of fee payment: 11 |
|
| FPAY | Renewal fee payment (event date is renewal date of database) |
Free format text: PAYMENT UNTIL: 20131122 Year of fee payment: 12 |
|
| S111 | Request for change of ownership or part of ownership |
Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: R313111 |
|
| R350 | Written notification of registration of transfer |
Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: R350 |
|
| EXPY | Cancellation because of completion of term |