JP3937764B2

JP3937764B2 - 脱窒装置

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Publication number: JP3937764B2
Application number: JP2001221682A
Authority: JP
Inventors: 晃士堀; 麗今城
Original assignee: Kurita Water Industries Ltd
Current assignee: Kurita Water Industries Ltd
Priority date: 2001-07-23
Filing date: 2001-07-23
Publication date: 2007-06-27
Anticipated expiration: 2021-07-23
Also published as: JP2003033790A

Description

【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は、アンモニア性窒素を含む原水を、アンモニア性窒素を電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により、亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する脱窒装置に係り、特に、この脱窒処理において、反応に関与する脱窒微生物を反応系内に高濃度に保持して、高負荷で効率的な脱窒処理を行う脱窒装置に関する。
【０００２】
【従来の技術】
従来、下水、工場排水、汚泥消化脱離液、埋立浸出水、屎尿等のアンモニア性窒素を含有する排水の窒素除去方法としては、硝化細菌によりアンモニア性窒素を亜硝酸性窒素や硝酸性窒素に酸化し、次にメタノール等の電子供与体を添加しつつ脱窒細菌の働きにより亜硝酸性窒素や硝酸性窒素を窒素ガスに還元して水中から窒素を除去する方法が知られている。
【０００３】
この方法は、アンモニア性窒素を窒素ガスに酸化するために必要な酸化力よりも過剰の酸素を必要とするため、必要酸素量が多く、多量の酸素を微生物に供給するためのエネルギーを多く必要とする。また、脱窒反応のための電子供与体としてメタノール等の有機物を添加するためのコストがかかり、またこの有機物を摂取して増殖した脱窒細菌が余剰汚泥となるため、廃棄物の量が多く、そのための処分コストが高くつく。特に、硝酸性窒素は亜硝酸性窒素に比べてより酸化された状態にあるため、これを還元するための電子供与体もより多く必要であり、発生する余剰汚泥量も多い。
【０００４】
これに対して、無酸素条件下でアンモニア性窒素を電子供与体、亜硝酸性窒素を電子受容体として両者を反応させ、窒素ガスを生成することができる独立栄養性の脱窒微生物群を利用した脱窒方法が知られるようになった (Microbiology 142(1996), p2187-2196等) 。以下ではこの反応をＡＮＡＭＭＯＸ反応と呼び、この反応に関与する微生物群をＡＮＡＭＭＯＸ菌と呼ぶ。この方法によれば、亜硝酸性窒素の持つ酸化力を用いてアンモニア性窒素を酸化することができるため、理論量と同程度の酸素消費量で窒素除去を行うことができ、エネルギーを節約することができる。また、メタノール等の有機物を添加する必要がないため、そのコストを節約できる。この微生物は独立栄養細菌であり、有機物を利用して脱窒を行う脱窒細菌に比べると、還元する亜硝酸性窒素当たりに発生する余剰汚泥量が５分の１以下であり、廃棄物の発生量を大幅に低減することができる。この反応に関与する電子受容体としての亜硝酸性窒素は排水中のアンモニア性窒素を一部酸化することで得ることができ、また、他系統から導入しても良く、別途薬品を用いても良い。
【０００５】
反応槽の型式としては、砂や合成樹脂、ゲルなどの微生物が付着するのに適した担体を充填したカラムに、上向流又は下向流で原水を通水し、担体表面で窒素化合物と微生物を接触させて脱窒反応を進行させる方式が用いられる。ここで用いる担体は、比表面積が大きいものが好適であり、特に粒径０．１〜１０ｍｍ程度の顆粒状、或いはひも状、筒状、歯車状などの形状が知られている。担体は水中で緩やかに流動されることが好ましく、脱窒により発生するガスや、外部から注入するガス、撹拌機などにより流動される。
【０００６】
また、水中に浮遊状態で生育する脱窒微生物を利用することもでき、生育した微生物を固液分離することにより系外へ流出する微生物量を少なくし、系内の微生物濃度を高めることで反応槽容積当たりの反応速度を高めることも好んで行われる。この場合、用いられる固液分離手段には、沈殿、浮上、遠心分離、濾過など従来公知の各種方法が適用可能である。
【０００７】
また、原水を反応槽の下部より上向流で注入させ、菌の付着担体を用いることなく、汚泥をブロック化又は粒状化させて粒径０．５〜数ｍｍのグラニュール汚泥の汚泥床を形成させ、反応槽中に高濃度で微生物を保持して高負荷処理を行うＵＳＢ (Upflow Sludge Bed：上向流汚泥床）方式も知られている。
【０００８】
【発明が解決しようとする課題】
本発明者が下水汚泥の嫌気性消化脱離液中の窒素を除去するためのＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒処理を試みたところ、次のような問題が生じた。
【０００９】
(1) ＡＮＡＭＭＯＸ菌を浮遊状態で反応槽に保持してＡＮＡＭＭＯＸ反応による脱窒を行わせ、この後ＡＮＡＭＭＯＸ汚泥を沈殿槽で処理水から沈殿分離し、濃縮されたＡＮＡＭＭＯＸ汚泥をこの反応槽に返送する方法で脱窒処理を行うと、沈殿槽においてＡＮＡＭＭＯＸ汚泥の一部がしばしば浮上して処理水中に流出する。そして、反応槽のＡＮＡＭＭＯＸ反応速度は低い状態に留まった。
【００１０】
(2) ＵＳＢ型の反応槽を用いて同様に脱窒処理を試みたところ、グラニュール同士が会合して１辺が数ｃｍ又はそれ以上の固まりを生じて浮上するブロッキングが発生し、同時にグラニュールが流出し、反応槽のＡＮＡＭＭＯＸ反応速度は低い状態に留まった。
【００１１】
また、ブロッキングを防止してグラニュールの流出を抑制しても、反応速度が徐々に低下し、ＡＮＡＭＭＯＸ菌の増殖が阻害されるという現象が生じた。
【００１２】
(3) 汚泥の活性が低いために、次のような問題が起こる。
即ち、ＡＮＡＭＭＯＸ菌は自然界に存在する量が少なく、また増殖速度が遅いために、少量の種汚泥から立ち上げようとするとＡＮＡＭＭＯＸ菌が十分増殖するまでに１年程度を要するケースもあり、実際の現場に適用するのが困難である。このため、既に稼動しているＡＮＡＭＭＯＸ反応槽で増殖したＡＮＡＭＭＯＸ汚泥を集積し、なるべく多量の汚泥を種汚泥として新たなＡＮＡＭＭＯＸ反応槽に投入することが望まれるが、このためには多量の運搬費がかかる。
【００１３】
有機物やＳＳを殆ど含まない基質を用いた場合には、汚泥中の懸濁物質の強熱減量（ＶＳＳ）当たり、アンモニア性窒素の消費速度として０．２〜０．６ｋｇＮＨ_４−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙが得られるのに対して、上述の消化脱離液を処理する反応槽から得られた汚泥ではアンモニア性窒素の消費速度は０．０１〜０．０３ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙ程度であり、同じ窒素除去能力を得るためには１０倍量以上の汚泥が必要になり、汚泥運搬のためのコストも増大する。
【００１４】
本発明は上記従来の問題点を解決し、ＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒処理において、汚泥の流出を防止してＡＮＡＭＭＯＸ汚泥を反応系内に高濃度に保持すると共に、反応速度の低下を防止し、また、汚泥当たりの脱窒活性を高い状態に維持することができる脱窒装置を提供することを目的とする。
【００１５】
【課題を解決するための手段】
本発明の脱窒装置は、アンモニア性窒素を含む原水を、アンモニア性窒素を電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により、亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する脱窒槽を含む脱窒装置であって、原水中の懸濁物質を除去する懸濁物質除去手段として、該脱窒槽の上流側に、原水中の懸濁物質を沈殿除去する第１の沈殿槽を備えると共に、該脱窒槽の下流側に、脱窒処理液を上澄水と前記脱窒微生物を含む汚泥とに固液分離する第２の沈殿槽とを備え、該第１の沈殿槽の水面積負荷が第２の沈殿槽の水面積負荷よりも小さいことを特徴とする。
【００１６】
本発明では、ＡＮＡＭＭＯＸ反応に供する原水中の有機物（ＢＯＤ）及び／又は懸濁物質（ＳＳ）を予め除去することで、上記目的を達成する。
【００１７】
即ち、本発明者は、前述したＡＮＡＭＭＯＸ反応における問題を解決すべく鋭意検討した結果、汚泥の流出、反応速度の低下、活性の低下等の問題は、原水中の有機物及びＳＳがＡＮＡＭＭＯＸ反応に対して次のような阻害作用を示すことによることを知見し、ＡＮＡＭＭＯＸ反応に先立ち、これらを予め除去することで、汚泥の流出を防止すると共に、反応速度を高め、また高いＡＮＡＭＭＯＸ活性を維持する本発明を完成させた。
【００１８】
［ＳＳの阻害作用］
(1) ＡＮＡＭＭＯＸ菌は比増殖速度が最大で０．０６５ｄａｙ^−１程度（１日当たり１．０６５倍に増殖）と遅く、脱窒処理を行うのに十分な量の菌体を集積するには時間がかかり、また菌体の流出や、阻害による菌体の失活・死滅などから回復するのにも時間がかかるという問題がある。
【００１９】
更に、本発明者が検討を行ったところ、ＡＮＡＭＭＯＸ菌はフロックの形成能力が弱く、どのような反応槽を用いても必ず固液分離困難な分散状の菌体が流出する。これはＡＮＡＭＭＯＸ菌は菌体外に産出する高分子コロイド様物質量が少なく、このためにフロック形成能力が低いものと推定された。
【００２０】
このようなことから、ＡＮＡＭＭＯＸ菌に最も適した生育環境を整えても、実質的には最大速度の０．０６５ｄａｙ^−１では菌体は増殖せず、見掛け上０．０２〜０．０５ｄａｙ^−１程度の増殖速度しか得られないということが確認された。
【００２１】
一方で、ＡＮＡＭＭＯＸ反応槽にＳＳが流入すると、そのうちの少なくとも一部はＡＮＡＭＭＯＸ菌体と同様に系内に濃縮されて留まる。特に、多くの場合、分散状のＡＮＡＭＭＯＸ菌体が系内に留まる以上の効率でＳＳが系内に留まることが確認された。
【００２２】
この結果、ＡＮＡＭＭＯＸ菌を系内に多く留めるように装置を製作ないし運転するほど、それ以上の効率で系内にＳＳが蓄積されるため、必要なＡＮＡＭＭＯＸ菌の量に対して、ＡＮＡＭＭＯＸ活性を持たない原水由来のＳＳの割合が増大する。そして、後段に固液分離装置がある場合には、系内のＳＳ濃度が高いほど固液分離が困難になる。
【００２３】
例えば、沈殿槽では沈降汚泥の界面が上昇し、汚泥界面が処理水流出トラフに達すると汚泥が流出し、系内の汚泥が失われるだけでなく、処理水質の悪化を招く。これを軽減するためにはより大きな分離面積、即ち低い水面積負荷と、長い滞留時間が必要であるが、このためには沈殿槽の建設費と運転費が増大する。また、実用上、これらのコストにも限界がある。
【００２４】
また、浮上分離装置であれば、浮上のための微細気泡が多く必要となり、この微細気泡を作り出す設備のコストと運転費用が嵩む。そして、処理水中に流出するＳＳも多くなるため、これを防止するためにより大きな分離面積が必要となり、そのための建設費と運転費が嵩む。
【００２５】
また、ＵＳＢ反応槽やその他のＧＳＳ（気固液分離装置）を備える反応槽の場合には、槽内に保持されるＳＳが増大すると、担体の間にＳＳが目詰まりしてショートパスが生じ、処理能力が低下したり、目詰まりした担体同士が結びついてブロック状になり、これが固まりとなって浮上する現象が生ずる。このブロックが発生する機構の詳細は明確ではないが、担体間に捕捉されたＳＳの間に、更に前記分散状のＡＮＡＭＭＯＸ菌が捕捉され、大小さまざまの粒子が緊密に充填されることで特に強固なブロックが生成することによると推定される。そして、一旦このようなブロックが生成すると、ＡＮＡＭＭＯＸ反応により生じたガスをブロック内の隙間にトラップして浮力が生じたり、またブロック内部が腐敗して腐敗ガスが発生して浮力が生じ、水面付近まで浮上して、菌体が処理水中に流出するようになる。また、ガスの排出を妨げて装置に不具合を生じさせることにもなる。
【００２６】
(2) 特に、ＳＳの流入は、担体を用いたＡＮＡＭＭＯＸ反応系において、次のような阻害作用がある。
【００２７】
本発明者による検討で、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が形成する生物膜は、他の微生物が形成する生物膜、例えばＢＯＤ除去や硝化や脱窒に使用される生物膜に比べて、空隙が多いため密度が低く、柔らかく、剥離しやすいことが判明した。特に、ＳＳを多く含む環境で成長したＡＮＡＭＭＯＸ菌の生物膜は、空隙間にＳＳが捕捉されており、またＳＳを抱き込んでいるために剥離が促進されてしまうという現象が観察された。このために担体表面積当りに付着するＡＮＡＭＭＯＸ菌の量が少なくなり、ＳＳが無い場合に比べて低い反応速度しか得られなくなる。
【００２８】
また、生物担体として用いられるゲル、粒状のプラスチックなどは、常に流動していないと、担体間にＳＳを捕捉する濾過作用を持つため、ＳＳの量に応じて適宜バブリングや逆洗等で担体を流動させ、捕捉されたＳＳを解放する必要がある。従って、ＳＳの量が多い場合には、このような担体の洗浄操作も多く行う必要があるが、この操作を行う際にもＡＮＡＭＭＯＸ菌の生物膜は容易に剥離されてしまう。
【００２９】
［有機物（ＢＯＤ）の阻害作用］
(1) ＡＮＡＭＭＯＸ反応槽に有機物が流入した場合、ＡＮＡＭＭＯＸ反応槽内でこの有機物を酸化する従属栄養細菌が増殖する。このとき従属栄養細菌は電子受容体として、硝酸性窒素や亜硝酸性窒素や硫酸塩等を利用する。増殖した従属栄養細菌はＳＳと同じ挙動を示すため、上述したＳＳの影響と同様の影響が生じ、特に担体に付着する能力はこのような従属栄養細菌の方が強いことから、担体表面上のＡＮＡＭＭＯＸ菌量はより一層少なくなる。
【００３０】
(2) これらの従属栄養細菌は亜硝酸性窒素を電子受容体として利用して消費するため、ＡＮＡＭＭＯＸ反応槽内の一部又は全体において亜硝酸性窒素が不足し、ＡＮＡＭＭＯＸ反応が効率的に進行しないばかりでなく、ＡＮＡＭＭＯＸ菌の増殖も妨げられることとなる。
【００３１】
(3) ＡＮＡＭＭＯＸ反応槽に長期間連続的又は断続的に有機物が流入すると、詳細な機構は不明であるが、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が増殖しなくなり、さらには徐々にＡＮＡＭＭＯＸ反応速度が低下し、遂にはＡＮＡＭＭＯＸ反応を生じなくなる現象が確認された。これは、おそらくＡＮＡＭＭＯＸ菌の周辺でこれらの有機物が腐敗して局部的に有機酸や硫化物イオンやその他の阻害物質が発生し、ＡＮＡＭＭＯＸ菌を阻害していることによるものと推定される。また、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が自然界で増殖できる環境は限られているため、環境に応じて適切な生存戦略を採るであろうことを考えると、このように有機物が常時流入する環境はＡＮＡＭＭＯＸ菌が生存に不適当であると判断する機構が働いて、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が休眠状態に入ってしまう可能性、或いはＢＯＤの悪影響から逃れるためにＡＮＡＭＭＯＸ菌の生息形態が分散状態に変化し、積極的に反応槽内から流出することで生存を図っている可能性も考えられる。
【００３２】
このようにＡＮＡＭＭＯＸ反応が阻害される有機物濃度は、反応槽内でＡＮＡＭＭＯＸ反応により除去されるアンモニア性窒素量に対して、ＢＯＤとして０．０２〜１５ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎであり、特に０．２〜１０ｋｇ−ＢＯＤ／ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎで生じやすい。
【００３３】
本発明の脱窒装置では、特に該懸濁物質除去手段として、該脱窒槽の上流側に、原水中の懸濁物質を沈殿除去する第１の沈殿槽を備えると共に、該脱窒槽の下流側に、脱窒処理液を上澄水と前記脱窒微生物を含む汚泥とに固液分離する第２の沈殿槽とを備え、該第１の沈殿槽の水面積負荷が第２の沈殿槽の水面積負荷の０．０１〜０．８倍であることが好ましく、これにより、沈殿槽面積を抑えた上で効率的な処理を行える。
【００３４】
【発明の実施の形態】
以下に本発明の脱窒装置の実施の形態を詳細に説明する。
【００３５】
まず、本発明の脱窒工程の前段の懸濁物質（ＳＳ）除去工程について説明する。
【００３６】
ＳＳ除去手段としては、沈殿槽であり、特に分離する前に生物処理を行ってフロックを形成させ、ＳＳをフロックにとり込んだ状態で分離するか、または凝集剤を加えてＳＳを凝集させた状態で分離するものが好適である。
【００３７】
本発明において、このＳＳ除去手段が沈殿槽（第１の沈殿槽）で、また、後述のＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽が後段に沈殿槽（第２の沈殿槽）を備える。この第１の沈殿槽における水面積負荷が第２の沈殿槽における水面積負荷の０．０１倍以上とするのが良く、特に０．１倍以上とするのが好ましく、０．３〜０．８倍とするのが最も好ましい。
【００３８】
これは次の理由による。即ち、沈殿槽を用いた場合のＳＳの除去能力は主に水面積負荷に影響され、水面積負荷が小さいほどＳＳの除去能力が高い。従って、第２の沈殿槽の水面積負荷よりも第１の沈殿槽の水面積負荷を小さくしておけば、第１の沈殿槽で除去しきれなかったＳＳは第２の沈殿槽で捕捉されることがなく、原水から流入したＳＳがＡＮＡＭＭＯＸ反応槽内に留まることを防止できる。ＳＳの沈降特性に応じた最適な水面積負荷の組み合わせは、事前の試験でＳＳの沈降特性と沈殿槽における除去率を上述の観点から評価し、選定することができる。
【００３９】
なお、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の後段が沈殿槽ではなく、ＵＳＢやその気固液分離器（ＧＳＳ）、また他の反応槽でも脱窒により発生するガスを必要に応じて分離し、静置液面を作ることによってＳＳの流出を抑制する機能を奏するものが存在する場合、この部分も沈殿槽と同様沈殿部とみなし、上記水面積負荷比をあてはめることができる。
【００４０】
原水が特に高濃度のＳＳを含有する場合、例えば０．０２〜１０重量％、特に０．１〜５重量％のＳＳを含有する場合には、ＳＳ除去手段を２機直列に設ける方が好ましい場合もある。例えば、０．５〜１０重量％程度のＳＳとアンモニア性窒素を含有する排水又は汚泥などに対してＳＳを分離し、その上澄み液をＡＮＡＭＭＯＸ反応で脱窒する場合には、分離する前の凝集剤を吟味し、例えば全固形物（ＴＳ）に対して５〜３０重量％の塩化第二鉄溶液（工業用３８重量％）及び０．４〜１．２重量％程度のカチオン系又は両性高分子凝集剤を添加して凝集後に分離を行うと、比較的ＳＳ濃度を低く、例えば０．０３重量％以下のＳＳ濃度とすることができるが、この場合には凝集剤の添加量が多くなるために薬品代が嵩み、また凝集剤から新たに発生するＳＳが汚泥として排出されるために、廃棄汚泥の処分コストも高くなるという問題がある上に、このように多量の凝集剤を添加しても十分にＳＳが除去されない場合があるという問題がある。このような場合、凝集剤添加量を増やしたり、ＳＳ除去手段の能力を増強例えばＳＳの分離面積を増大するよりは、別のＳＳ除去手段特に凝集分離装置を増設する方が有利である場合が多い。
【００４１】
なお、ＳＳ除去手段に供する原水中に懸濁態の有機物と共に亜硝酸性窒素や硝酸性窒素が含まれている場合には、これを沈殿槽で沈殿分離する場合、原水中の有機物を菌体の増殖に利用し、亜硝酸性窒素又は硝酸性窒素を電子受容体として脱窒を行う従属栄養細菌が増殖し、脱窒ガスの発生でＳＳの沈降を妨害する場合がある。この場合には、沈殿槽での沈殿分離を十分に行えなくなるため、沈殿分離に先立ち、脱窒処理を行い、予め亜硝酸性窒素と硝酸性窒素をその合計が０〜１０ｍｇ／Ｌ、好ましくは０〜５ｍｇ／Ｌとなるように除去しておくことが望ましい。ただし、凝集加圧浮上分離等の他のＳＳ除去手段を採用することにより、この問題を回避することができる。
【００４２】
本発明において、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の前段のＳＳ除去手段でＳＳを除去することにより、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽への流入ＳＳ量をできるだけ少なくすることが好ましい。
【００４３】
特にＡＮＡＭＭＯＸ反応により脱窒槽で除去されるアンモニア性窒素量（ＮＨ_４−Ｎ）に対して、ＳＳの流入量は好ましくは０〜２０％、より好ましくは０〜５％が良い。従って、このようにＳＳ流入量の低減を達成するために、ＳＳ除去手段の仕様やＳＳ除去方法を適宜設計することが望まれる。
【００４４】
次に、脱窒工程の前段の有機物除去手段について説明する。
【００４５】
有機物（ＢＯＤ）除去手段としては、活性汚泥法や生物膜を利用した方法など公知の方法を利用することができ、活性汚泥を膜分離して処理水を得る膜分離活性汚泥法や、活性汚泥中に担体を投入し担体表面に増殖する微生物の作用を併用する方法や、担体表面に増殖する微生物のみを利用する方法や、これらの方法を組み合わせた方法などが好適に利用される。また、この担体が比較的均一な粒径を持つもので密に充填され、ＳＳの濾過機能を併せ持つ生物濾過法であっても本発明を好適に用いることができる。これらのＢＯＤ除去手段は前述のＳＳ除去手段と組み合わせても良く、特に活性汚泥法又は担体を浮遊状態で用いる方法の後段に凝集分離処理を組み合わせるのが好ましい一例として挙げられる。
【００４６】
ＢＯＤ除去手段において、好気環境下に菌体が十分長く滞留する時間を設けると、硝化細菌の増殖により硝化反応が進行し、ＡＮＡＭＭＯＸ反応に適さない硝酸性窒素が生成してしまうことがある。この場合、窒素除去率が悪化するか、またはこの硝酸性窒素を後段で脱窒する場合には、硝酸性窒素を脱窒するための脱窒槽と脱窒反応のために添加する電子供与体とこの電子供与体を利用して増殖した菌体よりなる汚泥の発生量が増加するという問題が生ずる。
【００４７】
即ち、ＡＮＡＭＭＯＸ反応では、酸化されるアンモニア性窒素に対して２０〜３０％の硝酸性窒素が生ずる。ここで生じた硝酸性窒素を除去するためには、ＡＮＡＭＭＯＸ反応以外の脱窒方法、例えば従属栄養性脱窒細菌の存在下に有機物等の電子供与体を供給して脱窒させる方法などが必要になる。またこのような脱窒を行わない場合には処理水の窒素濃度増加原因となる。このようにＡＮＡＭＭＯＸ反応で生ずる硝酸性窒素の他に、前段のＢＯＤ除去工程で硝酸性窒素が発生すると、この硝酸性窒素もＡＮＡＭＭＯＸ反応で除去することはできないため、余分な脱窒設備が必要になるか、または処理水窒素濃度の悪化原因となる。
【００４８】
またＢＯＤ除去と共に硝酸性窒素が生ずると、アンモニア性窒素や亜硝酸性窒素を硝酸性窒素に酸化するための余分な酸素を消費することにもなり、酸素供給のためのエネルギーをより多く必要とする、また、硝酸性窒素の生成と同時にｐＨが低下するためにこれを中和するためのアルカリ剤を消費するという問題がある。
【００４９】
従って、ＢＯＤ除去手段では、硝化反応による硝酸性窒素の生成を抑制するために、微生物よりなるフロックを浮遊状態で利用する活性汚泥法であれば、系内に保持する汚泥量に対して汚泥の引き抜きや処理水などに流出する汚泥量を除して得られる汚泥滞留時間（ＳＲＴ）が０．５〜７日間、より好ましくは３〜５日間とすることで、硝化細菌の増殖を抑制することが好ましい。
【００５０】
生物膜を用いる方法であれば、生物膜が増殖する担体の表面積に対して流入するＢＯＤの値を好ましくは４〜８０ｇ−ＢＯＤ／ｍ^２−表面積／ｄａｙ、より好ましくは１０〜４０ｇ−ＢＯＤ／ｍ^２−表面積／ｄａｙとすることで、担体表面に増殖する従属栄養細菌量を増大させ、硝化細菌が増殖してもより速く増殖する従属栄養細菌と共に剥離されてしまうような環境を作ることが好ましい。浮遊状態のフロックと生物膜の両方を利用する場合には、両者の存在量比にもよるが、ＳＲＴは上述の値の０．５〜１倍とし、担体表面積当たりのＢＯＤ負荷は上述の値の１〜２倍とするのが好ましい。
【００５１】
また、硝化反応の抑制には、供給する酸素の量を抑制することで溶存酸素濃度を好ましくは０．１〜１．５ｍｇ／Ｌ、より好ましくは０．２〜１ｍｇ／Ｌ、更に好ましくは０．３〜０．８ｍｇ／Ｌとすることも有効である。
【００５２】
また、ＢＯＤ除去槽のｐＨを酸性側、即ち、ｐＨ４〜７、より好ましくは５．５〜６．５としたり、ｐＨをアルカリ側、即ちｐＨ９．０〜１０．０などとすることでも効果的に硝化反応を抑制することができる。
【００５３】
上述の溶存酸素濃度制御法又はｐＨ制御法を用いる場合、浮遊状態のフロックを利用するＢＯＤ除去装置であればＳＲＴを前述の範囲の１〜３倍、より好ましくは１〜２倍まで拡げることができ、担体を用いる方法では担体表面積当たりのＢＯＤ負荷を前述の値の０．２〜１倍、より好ましくは０．５〜１倍まで拡げることができる。
【００５４】
硝化反応の抑制には、更に水温の調整も有効である。即ち、上述のように硝酸性窒素を生成させる硝化細菌は、ＢＯＤ除去を行う細菌に比べると増殖速度が遅く、特に２０℃以下の低水温、更に望ましくは１５℃以下の低水温において、硝化細菌の増殖は抑制され、硝化反応の抑制が比較的容易となる。一方、このような水温においても、５℃以上、更に望ましくは１０℃以上であれば、ＢＯＤ除去を行う細菌は増殖可能であり、ＢＯＤ除去を行うことができる。但し、水温が低いほどＢＯＤ除去能力は低下し、より大きな反応槽が必要になったり、より多くの担体が必要になるため、これらの要素から、特に最適な水温は１２〜２３℃程度であり、特に１５〜２０℃が好ましい。
【００５５】
一方、後段のＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽では、ＡＮＡＭＭＯＸ反応の進行を促進し、ＡＮＡＭＭＯＸ菌の増殖速度を速めるため、通常２０〜４０℃の水温とするのが好ましく、特に２５〜３５℃、とりわけ３０〜３５℃の水温が好ましい。このため、一般的には、原水を蒸気やヒーターなどで加温してからＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽に導入することが好ましいが、このような加温を行う場合にも、ＢＯＤ除去手段を経た後に加温を行うことが好ましい。また、ＢＯＤ除去手段の手前で上述の比較的低い水温、例えば１２〜２３℃に温度調整し、更にＡＮＡＭＭＯＸ反応槽の手前で２５〜３５℃に加温することも効果的である。
【００５６】
上述の如く、ＢＯＤ除去手段において硝化を抑制して処理を行った場合、ＢＯＤ除去を行う細菌にとっても比較的生息が厳しい環境となっているために、ＢＯＤ除去処理水中には、沈降性の悪いフロックや分散状態で増殖した菌体が生じ、水中のＳＳ濃度が増加したり、また通常のＳＳ分析に用いる１μｍの濾紙を透過するような極微細なＳＳ、例えば０．４５μｍや０．２μｍのメンブレンフィルターで除去されるような微細なＳＳが生ずる。これらのＳＳも後段のＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽へ流入すると、ＳＳ由来の障害が生ずるために、前述のＳＳ除去手段で除去することが望ましく、特に凝集分離手段を用いて除去することにより高い除去率が得られるため望ましい。
【００５７】
本発明では、このようにしてＢＯＤ除去工程において、硝酸性窒素の生成を抑制し、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の処理水中の硝酸性窒素のうち、ＢＯＤ除去工程で生成した硝酸性窒素を、ＡＮＡＭＭＯＸ反応で不可避的に生成した硝酸性窒素の同等以下とすることが好ましく、このように硝酸性窒素の生成を抑えるために、ＢＯＤ除去工程において、アンモニア性窒素が硝酸性窒素に転換される割合を３０％以下に抑制することが好ましい。ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の処理水中の硝酸性窒素濃度をより一層低減し、その後段の脱窒設備への硝酸性窒素負荷を低減するためには、前段のＢＯＤ除去工程において、適切な条件を設定し、このＢＯＤ除去工程において、アンモニア性窒素の硝酸性窒素への転換率を０〜２０％、特に０〜１０％とすることが好ましい。
【００５８】
本発明において、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の前段の有機物除去手段で有機物を除去することにより、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽への流入有機物量をできるだけ少なくすることが好ましく、特に流入有機物量はＢＯＤとして、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽でＡＮＡＭＭＯＸ反応により除去されるアンモニア性窒素量（ＮＨ_４−Ｎ）に対して、０〜２０重量％より好ましくは０〜２重量％とするのが良い。従って、このようにＢＯＤ流入量の低減を達成するために、ＢＯＤ除去手段の仕様やＢＯＤ除去方法を適宜設計することが望まれる。
【００５９】
次に、本発明で用いるＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽について説明する。
【００６０】
ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽としては、槽内でＡＮＡＭＭＯＸ菌を浮遊状態で増殖させ、その後段において脱窒槽から流出したＡＮＡＭＭＯＸ菌を、沈殿槽、浮上分離槽、遠心分離機、その他の固液分離手段により処理水から分離し、濃縮されたＡＮＡＭＭＯＸ汚泥を脱窒槽に返送するものが好適である。
【００６１】
また、微生物が付着する担体を反応槽内に充填し、担体表面に生物膜として増殖するＡＮＡＭＭＯＸ菌を利用した脱窒槽であっても良く、この場合、担体が脱窒槽内にほぼ静置された状態で保持される固定床でも良く、また、担体がガスや撹拌機などにより緩やかに流動する流動床でも良く、菌体が主体となって造粒した微生物を用いるいわゆるＵＳＢ脱窒槽であっても良い。また、この担体が比較的均一な粒径を持つもので密に充填され、ＳＳの濾過機能を併せ持つ生物濾過方式であれば特に本発明に好適である。
【００６２】
また、上述の浮遊状態で増殖するＡＮＡＭＭＯＸ菌と担体表面に増殖するＡＮＡＭＭＯＸ菌を併用した脱窒槽であっても良い。
【００６３】
ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽に流入する原水中の窒素が主にアンモニア性窒素である場合、ＡＮＡＭＭＯＸ反応により窒素除去を行うためには亜硝酸性窒素を添加する必要がある。この亜硝酸性窒素は、工業薬品などで添加しても良く、原水中のアンモニア性窒素の一部を亜硝酸化させても良い。アンモニア性窒素の亜硝酸化の方法としては、亜硝酸酸化細菌の働きを抑制しつつ、アンモニア酸化細菌を作用させる生物学的方法が好んで用いられる。
【００６４】
しかし、原水中の有機物、特に懸濁態の有機物に加えて、亜硝酸性窒素又は硝酸性窒素が存在する条件で沈殿操作を行おうとすると、前述の如く、この有機物を栄養源とし、亜硝酸性窒素又は硝酸性窒素を電子受容体として脱窒を行う従属栄養細菌が増殖し、この時に発生した脱窒ガスが沈降しつつあるＳＳに付着して浮力を与え、水面に浮上させてしまうことで沈降分離が困難になる場合がある。
【００６５】
このような現象を回避するためには、上述のＳＳ除去手段及び／又は有機物除去手段の下流側で亜硝酸性窒素を添加又は生成させることが望ましい。
【００６６】
本発明において、特に好ましい態様は次の通りである。
(1) ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽上流のＳＳ除去手段として沈殿槽（又は凝集沈殿槽）を用い、沈殿分離後の液に対して亜硝酸性窒素を生成及び／又は供給する。
(2) 上記(1)において、亜硝酸性窒素と硝酸性窒素の合計が５〜１００，０００ｍｇ／Ｌ、特に５〜５，０００ｍｇ／Ｌを含む原水を対象としたものであって、沈殿槽の上流側に亜硝酸性窒素及び／又は硝酸性窒素の脱窒装置を設ける。
(3) ＡＮＡＭＭＯＸ反応のための亜硝酸性窒素の生成方法が生物学的手法によるもの。この場合には原水から流入したＳＳの除去と、生物学的亜硝酸生成プロセスで発生したアンモニア酸化細菌や原水中の有機物を摂取して増殖した従属栄養細菌を、一つのＳＳ除去手段で同時に除去することができるため、特に設備費と運転費、装置の設置面積を節約できる。
【００６７】
次に、図１〜４を参照して本発明による処理フローを説明する。図１〜４は、本発明による脱窒処理を組み込んだ排水処理フローの実施例を示す系統図である。
【００６８】
図１の排水処理フローでは、亜硝酸生成槽で原水中の有機物を摂取する従属栄養細菌及びアンモニア酸化細菌を増殖させ、これらの細菌と共に原水中のＳＳを沈殿槽（第１の沈殿槽）にて沈降分離する。沈降分離した汚泥の一部又は全部は必要に応じて亜硝酸生成槽へ返送されるが、特に返送を必要としない場合もある。亜硝酸生成槽では原水から流入する有機態窒素やアンモニア性窒素のうち、一部のみを亜硝酸性窒素に変換し、ＡＮＡＭＭＯＸ反応に適した割合のアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素が生成するように設計される。
【００６９】
原水中の有機物が多く、従属栄養細菌の量が多い場合や、原水ＳＳが有機性の易分解性のものである場合などには、前述の如く、第１の沈殿槽で従属栄養性の脱窒現象が起こり、汚泥が浮上し沈降分離に支障をきたすことがあるため、本フローは原水中の有機物が少なく、ＳＳも難分解性であるか、無機性のものが主体である場合に採用される。
【００７０】
本フローに好適な原水のＢＯＤ濃度は好ましくは０〜２００ｍｇ／Ｌ、より好ましくは０〜５０ｍｇ／Ｌである。
【００７１】
この沈殿槽の分離液は脱酸素槽で脱酸素処理された後、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽に送給される。即ち、ＡＮＡＭＭＯＸ菌は液中の溶存酸素（ＤＯ）により阻害を受けるため、脱窒槽に流入する水からは予め酸素を除去しておく必要がある。このＤＯ除去のためには、各種の脱気装置を用いることができる。
【００７２】
ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の脱窒液は沈殿槽（第２の沈殿槽）で固液分離され、分離汚泥は必要に応じて一部が系外へ引き抜かれ、残部はＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽に返送される。ただし、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の型式は任意であり、このように沈殿槽や汚泥の返送を必要とするものに何ら限定されない。このフローでは、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の後段にＡＮＡＭＭＯＸ反応で生成する硝酸性窒素や残留する亜硝酸性窒素を除去するための脱窒処理工程が設けられており、第２の沈殿槽の分離液は脱窒槽に導入されメタノール等の有機物が添加されて脱窒処理される。脱窒処理液は再曝気槽で更に処理された後第３の沈殿槽で固液分離され、分離液が処理水として系外へ排出される。分離汚泥は、必要に応じて一部が系外へ引き抜かれ、残部は脱窒槽へ返送される。
【００７３】
ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の後段の脱窒処理工程は必須ではないが、これを設けることにより、処理水の水質を高めることができる。
【００７４】
図２に示すフローでは、原水の一部のみを亜硝酸生成槽に導入し、残部は亜硝酸生成槽をバイパスすることで、原水の一部についてのみアンモニア性窒素から亜硝酸性窒素を生成させる。この場合、亜硝酸生成槽を経由する原水量とバイパスする原水量とを正確に制御することができるように流量調整弁と流量測定手段を設けておくことが好ましい。
【００７５】
この場合、この後の固液分離に沈殿槽を用いると、前述したように沈殿槽で亜硝酸性窒素が脱窒されて脱窒ガスが発生することによる汚泥浮上の問題が生ずることがあるため、本フローでは凝集加圧浮上を用い、浮上分離槽手前の凝集槽で、塩化第二鉄や硫酸バンドなどの無機凝集剤と高分子凝集剤を添加して凝集処理した後、浮上分離を行う。ただし、原水中のＳＳの浮上分離性が良い場合には必ずしも凝集処理を行う必要はない。
【００７６】
また、原水中に含まれる有機物が少ない場合などには浮上分離法の代わりに沈殿分離法を用いることも可能である。
【００７７】
浮上分離槽の後段の処理フローは図１に示すフローと同様である。
【００７８】
図３に示すフローでは、亜硝酸生成槽の前段に凝集槽と沈殿槽を設け、亜硝酸化に先立ち凝集沈殿分離を行うことで、前述した沈殿槽での汚泥浮上の問題を回避している。
【００７９】
一方、亜硝酸生成槽の後段では、亜硝酸を生成させるアンモニア酸化細菌の維持のため再度沈殿分離を行っており、集められたアンモニア酸化細菌の少なくとも一部は返送汚泥として亜硝酸生成槽へ返送される。この沈殿槽においても原水由来のＳＳを除去する機能があるため、前段の凝集沈殿で除去し得なかったＳＳをここで除去することができる。特に、原水中のＳＳが高濃度である場合や、凝集剤を節約する又は全く使わない場合や、最初の沈殿槽の水面積負荷を高くとり、設置面積を節約したい場合などにも、このフローは有効である。
【００８０】
なお、亜硝酸生成槽の前段の凝集沈殿分離で十分にＳＳが除去される場合は、亜硝酸生成槽後の沈殿槽を省略して設置面積と設置コストの節約を図ることも可能である。即ち、亜硝酸生成槽で生じるアンモニア酸化細菌の菌態はＳＳとしてはわずかであり、問題にならないことが多く、特に菌態を生物膜の形式で亜硝酸生成槽内に保持する場合には、後段に流出するＳＳはより少なくなるため好ましい。
【００８１】
亜硝酸生成槽以降の処理フローは図１に示すフローと同様である。
【００８２】
図４に示すフローでは、原水中の有機物がＢＯＤ酸化槽で酸化され、ＢＯＤ酸化槽の後段の凝集槽及び沈殿槽において、ＢＯＤ酸化槽で生成した従属栄養細菌などの菌体と原水由来のＳＳを凝集沈殿除去する。ＢＯＤ酸化槽としては、後述の実施例で用いたものなどの任意のものが使用できるが、ここではＳＳの除去機能が必要無いために、ＳＳを補足する機能の弱い浮遊担体を用いる方法などが好適な例として考えられる。この場合にはＢＯＤ酸化細菌を保持するための沈殿槽も必要無く、設置面積と設置コストが節約でき、好適である。
【００８３】
また、このフローでは、プロセスを簡易なものとし、設備コストを節約するために、脱酸素槽の入口側で亜硝酸性窒素を外部から添加するが、設備コストと設置面積に余裕がある場合には、先述の例と同様、亜硝酸生成槽を用いることも可能である。
【００８４】
脱酸素槽以降の処理フローは図１に示すフローと同様である。
【００８５】
このような本発明の脱窒装置及び脱窒方法は、工業排水、汚泥消化脱離液、埋立浸出水、屎尿等のアンモニア性窒素含有排水の処理に好適であるが、本発明によれば、ＡＮＡＭＭＯＸプロセスの反応速度の低下や汚泥の流出を防止してＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽を小型化し、またＡＮＡＭＭＯＸ菌による脱窒を安定して行うことができ、また、汚泥当たりのＡＮＡＭＭＯＸ活性を高い状態に保つことができることから、アンモニア性窒素含有排水の脱窒処理のみならず他の反応槽にＡＮＡＭＭＯＸ汚泥を運搬して立ち上げを行ったり、処理能力増強を行ったりするための汚泥の増殖にも有効であり、この場合、コストないし時間を著しく軽減することができる。
【００８６】
【実施例】
以下に比較例及び実施例を挙げて本発明をより具体的に説明する。
【００８７】
比較例１
下水汚泥を嫌気性消化処理した後、塩化第二鉄及び高分子カチオン系凝集剤を添加してベルトプレス型脱水機で脱水し、得られた脱水濾液に含まれるアンモニア性窒素をＡＮＡＭＭＯＸ反応を利用して除去する実験を行った。
【００８８】
この脱水濾液は懸濁物質（ＳＳ）２００〜５００ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ１００〜５００ｍｇ／Ｌ、アンモニア性窒素６００〜７００ｍｇ／Ｌを含有していた。この脱水濾液に亜硝酸性窒素を１，０００〜１，５００ｍｇ／Ｌ添加したものを原水（以下、この原水を「調整原水」と称す場合がある。）とし、これを窒素ガスと炭酸ガスの混合ガスが通気される容積２Ｌの脱気槽で直列に２回脱気処理して溶存酸素を除去した後に脱窒装置に供与した。
【００８９】
脱窒装置として、容積３０Ｌの第１の脱窒槽と容積５Ｌの第２の脱窒槽を直列に配置し、容積３Ｌ、分離面積８０ｃｍ^２の沈殿槽を有するものを用いた。
【００９０】
図５はこの脱窒装置の構成を示す概略的な断面図である。
【００９１】
この脱窒装置は、第１の脱窒槽１と、第２の脱窒槽２と沈殿槽３とで主に構成される。第１の脱窒槽１及び第２の脱窒槽２にはそれぞれ撹拌機１Ｍ，２Ｍが設けられ、沈殿槽３には脱窒処理液が流入するフィードウェル３Ｆと集泥用のレーキ３Ｍが設けられている。これら脱窒槽１，２及び沈殿槽３は密閉構造とされており、各槽１，２，３から脱窒ガスを排出する脱窒ガス排出管１５ａ，１５ｂ，１５Ａ，１５Ｂ及び１５が設けられ、逆止弁（図示せず）で封止されている。
【００９２】
原水は原水流入管１１より第１の脱窒槽１に導入され、脱窒処理された後、連通管１２より第２の脱窒槽２に移送される。第２の脱窒槽２の脱窒処理液は連通管１３より沈殿槽３に移送され沈殿分離される。沈殿槽３で分離された分離液は処理水流出管１４より処理水として系外へ排出され、分離汚泥はポンプＰを備える汚泥返送管１５により第１の脱窒槽１に返送される。
【００９３】
第１の脱窒槽１には、図示しない炭酸ガス導入手段とこれと連動したｐＨ調節計を設け、ｐＨを７．５付近に維持した。沈殿槽３からの第１の脱窒槽１への汚泥返送量は投入原水量と当量とした。
【００９４】
他の装置で増殖したＡＮＡＭＭＯＸ汚泥を第１，第２の脱窒槽１，２にＶＳＳで４，０００ｍｇ／Ｌとなるように投入し、原水量４０Ｌ／ｄａｙで通水を開始したところ、３日目まで第１の脱窒槽１出口のアンモニア性窒素が３ｍｇ／Ｌ以下であり、良好にＡＮＡＭＭＯＸ反応が進行していることが確認された。このときのアンモニア性窒素の容積負荷は０．８ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙであり、ＶＳＳ当たりの除去速度は０．２０ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙであった。
【００９５】
一方、汚泥濃度が急速に上昇したため、３日目以降は第１の脱窒槽１内から汚泥を引き抜いて系外へ排出し、槽内のＶＳＳ濃度を４，０００ｍｇ／Ｌ付近に維持した。この後、５日目には第１の脱窒槽１出口のアンモニア性窒素が１０ｍｇ／Ｌ程度残留しているのが確認され、ＡＮＡＭＭＯＸ反応速度が低下していると思われたため、原水量を３５Ｌ／ｄａｙに下げた。このため翌日には第１の脱窒槽１出口のアンモニア性窒素濃度は４ｍｇ／Ｌまで低下したが、次の日には８ｍｇ／Ｌまで上昇したため、更に３０Ｌ／ｄａｙまで通水量を下げた。
【００９６】
先に行った試験により、沈殿槽３においてアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素のどちらか一方が３ｍｇ／Ｌ以上残留した状態で沈殿分離すると、沈殿槽３においてＡＮＡＭＭＯＸ反応による脱窒ガスが生成し、このガスが沈殿槽３でフロックを浮上させ、汚泥を流出させる問題が生ずることが分かっていたため、本比較例では第１の脱窒槽１の出口でアンモニア性窒素が残留している場合には、残留しなくなるまで負荷を下げる方法をとった。
【００９７】
このような操作を繰り返した結果、約１ヶ月後には通水量が１０Ｌ／ｄａｙとなった。しかし、このとき、第２の脱窒槽２の出口のアンモニア性窒素濃度が３ｍｇ／Ｌ以下であったにも関わらず、沈殿槽３で汚泥が浮上して流出する問題が生じた。このとき、脱窒槽で除去されたアンモニア性窒素に対し、亜硝酸性窒素が消費された量は約１．５倍量となっており、また生成した硝酸性窒素は約０．０１倍量となっていた。以前の試験ではそれぞれ１．３倍量及び０．２６倍量であったのに対し、本試験では亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素が少なくなっていることから、汚泥中には流入する有機物やＳＳとして蓄積した有機物を利用して脱窒を行う従属栄養細菌が増殖しているものと思われた。沈殿槽で汚泥が浮上した理由はこのような従属栄養細菌が沈殿槽で脱窒反応を起こし、脱窒ガスを生じ、この気泡が汚泥フロックに付着して浮力を与え、浮上したものと思われた。
【００９８】
以降は処理水を窒素ガスを通気した１００Ｌのタンクに受け、浮上汚泥を極力回収して脱窒槽へ戻し、通水を継続したが、徐々にＡＮＡＭＭＯＸ反応速度は低下して、試験開始後４０日目には通水量は５Ｌ／ｄａｙとなった。
【００９９】
また、３０日目の時点で処理水中のＳＳを集め、ＡＮＡＭＭＯＸ反応速度を測定したところ、アンモニア性窒素の消費速度として０．０８ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙであり、一方、脱窒槽内の汚泥の反応速度は０．０６ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｋｇ−ＶＳＳ／ｄａｙであったため、脱窒槽内の汚泥のうち、ＡＮＡＭＭＯＸ活性を持たないＶＳＳよりもＡＮＡＭＭＯＸ活性を持つ微生物の方が多く流出していることが確認された。
【０１００】
実施例１
比較例１で得た脱水濾液に、塩化第二鉄及びアニオン系高分子凝集剤を添加して凝集沈殿操作を行い、ＳＳを２０ｍｇ／Ｌ以下まで除去した。凝集沈殿操作は回分的に、脱水濾液を撹拌しながら塩化第二鉄を鉄として１００ｍｇ／Ｌ添加し、カセイソーダでｐＨを７．５に調整した後、アニオン系高分子凝集剤を１ｍｇ／Ｌ添加してフロックを形成させ、３０〜６０分間静置して上澄みを取り出すことにより行った。この操作の結果、アンモニア性窒素濃度６００〜７００ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ５０〜３００ｍｇ／Ｌ、ＳＳ１０〜２０ｍｇ／Ｌの上澄水が得られた。
【０１０１】
この上澄水を原水として比較例１と同様にして亜硝酸性窒素を添加し、その後２段脱気した後、図５に示す脱窒装置に通水したところ、約１週間後から第１の脱窒槽１の出口のアンモニア性窒素濃度が徐々に低下してきたため、漸次通水量を上げていった。この結果、約５週間後には通水量は１５Ｌ／ｄａｙで安定し、容積当たりのアンモニア性窒素除去速度は０．３ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ、ＶＳＳ当たりの除去速度は０．０８ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙとなった。
【０１０２】
この除去速度は種汚泥として用いたＡＮＡＭＭＯＸ汚泥の除去速度の約４割であるが、これは、上澄水中にＢＯＤが含まれて流入するためにこのような負荷に留まったものと思われる。
【０１０３】
比較例２
比較例１の調整原水に対し、９倍量の水道水を混合して１０倍希釈液を作成し、これを窒素ガスと炭酸ガスの混合ガスが通気される容積２Ｌの脱窒槽で直列に２回脱気処理して溶存酸素を除去したものを原水としてＵＳＢ脱窒槽を用いた脱窒試験を行った。この原水は懸濁物質（ＳＳ）２０〜５０ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ１０〜５０ｍｇ／Ｌ、アンモニア性窒素６０〜７０ｍｇ／Ｌ、亜硝酸性窒素１００〜１５０ｍｇ／Ｌを含有した。
【０１０４】
使用したＵＳＢ脱窒槽は内径３０ｃｍ、グラニュール充填高さ２８ｃｍで、上部にはＧＳＳを設置した。グラニュール充填部容積は２０Ｌである。
【０１０５】
ＧＳＳから流出した処理水の一部はポンプにより循環し、原水と混合して脱窒槽下部から注入した。原水と循環水の流量は合計で１．７ｍ^３／ｄａｙとなるように調整し、槽内の上昇流速を１ｍ／ｈｒとした。このときＧＳＳの沈殿部の上昇流速は１．６ｍ／ｈｒとなった。
【０１０６】
種汚泥として、メタン生成細菌を主体とするグラニュールを核として他のＵＳＢ反応槽でＡＮＡＭＭＯＸ菌の合成基質を通水し、ＡＮＡＭＭＯＸ菌を増殖させたグラニュールを用い、このグラニュールをＵＳＢ脱窒槽内に所定量投入し、１．１ｍ^３／ｄａｙの原水を通水開始したところ、処理水のアンモニア性窒素濃度は約２０ｍｇ／Ｌとなり、ＡＮＡＭＭＯＸ反応による窒素除去が確認された。グラニュール充填部当たりのアンモニア性窒素除去速度は３ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙと計算された。
【０１０７】
この後、約１週間で処理水アンモニア性窒素濃度は１０ｍｇ／Ｌまで低下し、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が反応槽内で増殖したことにより窒素除去速度が高まったことが確認された。しかしこの頃から１辺２〜４ｃｍ程度の固まりとなったグラニュールが浮上し、処理水へ流出する現象が見られた。
【０１０８】
１０日後以降は再度処理水アンモニア性窒素が上昇し始め、１５日目には２５ｍｇ／Ｌまで悪化したため、原水通水量を０．８ｍ^３／ｄａｙに落とした。この結果、アンモニア性窒素濃度は１０ｍｇ／Ｌまで回復したが、徐々に濃度が上昇したため、さらに原水通水量を低下させる必要が生じた。
【０１０９】
このように原水通水量を下げて行ったところ、４０日目には通水量０．２ｍ^３／ｄａｙ、処理水アンモニア性窒素濃度１０ｍｇ／Ｌとなり、アンモニア性窒素除去速度は０．６ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙとなった。
【０１１０】
このとき槽内のグラニュールを取り出して観察すると、グラニュール表面の生物膜は柔らかく、指で擦ると容易に剥離することから、通常よりも明らかに弱い生物膜が形成されていることが確認された。このため、このようなグラニュールがＵＳＢ脱窒槽内で脱窒ガスの発生により流動して擦れあうと、生物膜が容易に剥離してグラニュール表面から失われ、負荷が低減するものと推測された。
【０１１１】
実施例２
比較例２において、希釈する前の調整原水を、塩化第二鉄及びアニオン系高分子凝集剤で凝集沈殿操作を行い、ＳＳを２０ｍｇ／Ｌ以下まで除去した。凝集沈殿操作は回分的に、原水を撹拌しながら塩化第二鉄を鉄として１００ｍｇ／Ｌ添加し、カセイソーダでｐＨを７．５に調整した後、アニオン系高分子凝集剤を１ｍｇ／Ｌ添加してフロックを形成させ、３０〜６０分間静置して上澄みを取り出すことにより行った。この操作の結果、アンモニア性窒素濃度６００〜７００ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ５０〜３００ｍｇ／Ｌ、ＳＳ１０〜２０ｍｇ／Ｌの上澄水が得られた。
【０１１２】
この上澄水に比較例１と同様にして亜硝酸性窒素を添加してから１０倍希釈したものを新たな原水として比較例２と同様にして溶存酸素の除去を行った後、ＵＳＢ脱窒槽に通水したところ、約２週間後には浮上するフロックが見られなくなり、処理水のアンモニア性窒素濃度も１０ｍｇ／Ｌ付近で安定した。しかし、約１ヶ月同じ条件で通水を継続しても、処理水のアンモニア性窒素濃度が低下する傾向が見られなかったために、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が何らかの理由により増加しなくなったことが明らかとなった。さらに１ヶ月後には、処理水のアンモニア性窒素濃度はやや上昇し、２５ｍｇ／Ｌとなったため、徐々に反応速度が低下していることがわかった。この原因は、有機物の阻害作用として前述したように、流入する有機物の影響、及び脱窒槽内に蓄積したＳＳ態有機物の影響であると思われた。
【０１１３】
実施例３
実施例２において、凝集沈殿操作に先立ち、ＢＯＤを除去するための生物処理を行ったこと以外は同様にして処理を行った。
【０１１４】
ＢＯＤの除去には、図６に示す如く、２０Ｌの反応槽３１に担体３２として３ｍｍ角のウレタンフォーム製スポンジを見掛け容積４Ｌ投入したものを用い、反応槽３１の出口には目開き１ｍｍで５ｃｍ×１０ｃｍの分離面積を持つウェッジワイヤースクリーン３３を設置し、スポンジ担体３２の流出を防止した。反応槽３１の下部からは散気管３４より曝気を行うことで酸素を供給し、特にこの曝気空気がウェッジワイヤースクリーン３３に当たることでウェッジワイヤースクリーン３３周辺にスポンジ担体３２が堆積するのを防止した。図６中、３５は原水注入ポンプ、３６はエアポンプである。
【０１１５】
この反応槽３１に前記調整原水を２５０Ｌ／ｄａｙの流量で通水し、得られた処理水に対して実施例２と同様にして凝集沈殿操作を行った。この結果、得られた上澄水はアンモニア性窒素濃度５００〜６００ｍｇ／Ｌ、硝酸性窒素濃度０〜１０ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ５〜２０ｍｇ／Ｌ、ＳＳ１０〜２０ｍｇ／Ｌとなった。この液を１０倍希釈したものを新たな原水として溶存酸素を除去した後ＵＳＢ脱窒槽に通水した。
【０１１６】
通水開始直後は処理水のアンモニア性窒素が２０ｍｇ／Ｌとなったが、これは原水中のアンモニア性窒素濃度が低下したためであると思われた。約２週間の間、除去性能に顕著な変化は見られなかったが、その後約３週間で処理水のアンモニア性窒素濃度は５ｍｇ／Ｌまで低下した。このため原水の通水量を０．３ｍ^３／ｄａｙまで増加したところ、再び処理水のアンモニア性窒素濃度は２０ｍｇ／Ｌ付近まで上昇したが、その後は２週間の間に処理水アンモニア性窒素濃度が５ｍｇ／Ｌ以下まで低下した。同様にして通水量を上げて行ったところ、加速度的にアンモニア性窒素の除去能力は上昇し、約６週間後には原水の通水量を１．４ｍ^３／ｄａｙまで上げることができた。このとき、処理水のアンモニア性窒素濃度は５ｍｇ／Ｌ以下となり、アンモニア性窒素の除去速度として３．８ｋｇ−ＮＨ_４−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙまで到達したことが確認された。
【０１１７】
【発明の効果】
以上詳述した通り、本発明の脱窒装置によれば、ＡＮＡＭＭＯＸ反応に先立ち、原水中のＳＳを除去することにより、ＳＳ、或いはＳＳに転換される有機物やＢＯＤ由来のＡＮＡＭＭＯＸ反応への阻害を防止し、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽内のＡＮＡＭＭＯＸ菌の活性を高め、また、ＡＮＡＭＭＯＸ菌を高濃度に保持することができ、この結果ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽の容積負荷を高くとることで、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽を小型化することができる。
【０１１８】
また、ＡＮＡＭＭＯＸ汚泥を沈殿させる沈殿槽における汚泥の浮上が防止され、汚泥の浮上、流出による窒素除去性能の悪化や処理水水質の悪化は防止される。
【０１１９】
特に、生物膜を利用した脱窒槽においてはＡＮＡＭＭＯＸ菌の生物膜を強固で剥離しにくいものにすることができ、また、担体のブロック化現象とそれに伴う担体の流出や処理水水質の悪化も防止される。この結果、担体当たりの窒素除去速度を高め、担体使用量、反応槽容積の低減を図ることができる。
【図面の簡単な説明】
【図１】本発明の脱窒方法の実施の形態を示す系統図である。
【図２】本発明の脱窒方法の他の実施の形態を示す系統図である。
【図３】本発明の脱窒方法の別の実施の形態を示す系統図である。
【図４】本発明の脱窒方法の異なる実施の形態を示す系統図である。
【図５】比較例及び実施例で用いた脱窒槽装置の概略的な構成を示す断面図である。
【図６】実施例３で用いたＢＯＤ除去装置の概略的な構成を示す断面図である。
【符号の説明】
１第１の脱窒槽
２第２の脱窒槽
３沈殿槽
３１反応槽
３２担体
３３ウェッジワイヤースクリーン
３４散気管

Claims

アンモニア性窒素を含む原水を、アンモニア性窒素を電子供与体とし、亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により、亜硝酸性窒素の存在下に脱窒処理する脱窒槽を含む脱窒装置であって、
原水中の懸濁物質を除去する懸濁物質除去手段として、該脱窒槽の上流側に、原水中の懸濁物質を沈殿除去する第１の沈殿槽を備えると共に、該脱窒槽の下流側に、脱窒処理液を上澄水と前記脱窒微生物を含む汚泥とに固液分離する第２の沈殿槽とを備え、
該第１の沈殿槽の水面積負荷が第２の沈殿槽の水面積負荷よりも小さいことを特徴とする脱窒装置。
該第１の沈殿槽の水面積負荷が第２の沈殿槽の水面積負荷の０．０１〜０．８倍であることを特徴とする請求項１に記載の脱窒装置。