JP4284700B2 - 窒素除去方法及び装置 - Google Patents
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Description
本発明は、窒素除去方法及び装置に係り、特に廃水中にＢＯＤ成分が含有されるアンモニア性廃水からアンモニア性窒素を嫌気性アンモニア酸化法により除去する窒素除去方法及び装置に関する。
下水や産業廃水に含有する窒素成分は、湖沼の富栄養化の原因になること、河川の溶存酸素の低下原因になること等の理由から、窒素成分を除去する必要がある。下水や産業廃水に含有する窒素成分は、アンモニア性窒素、亜硝酸性窒素、硝酸性窒素、有機性窒素が主たる窒素成分である。
従来、この種の廃水は、窒素濃度が低濃度であれば、イオン交換法での除去や塩素、オゾンによる酸化も用いられているが、中高濃度の場合には生物処理が採用されており、一般的には以下の条件で運転されている。
生物処理では好気硝化と嫌気脱窒による硝化・脱窒処理が行われており、好気硝化では、アンモニア酸化細菌（Nitrosomonas,Nitrosococcus,Nitrosospira,Nitrosolobusなど）と亜硝酸酸化細菌（Nitrobactor,Nitrospina,Nitrococcus,Nitrospira など）によるアンモニア性窒素や亜硝酸性窒素の酸化が行われる一方、嫌気脱窒では、従属栄養細菌（Pseudomonas denitrificans など）による脱窒が行われる。
また、好気硝化を行う硝化槽は負荷０．２〜０．３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の範囲で運転され、嫌気脱窒の脱窒槽は負荷０．２〜０．４ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の範囲で運転される。下水の総窒素濃度３０〜４０ｍｇ／Ｌを処理するには、硝化槽で６〜８時間の滞留時間、脱窒槽で５〜８時間が必要であり、大規模な処理槽が必要であった。また無機質だけを含有する産業廃水では、硝化槽や脱窒槽は先と同様の負荷で設計されるが、脱窒に有機物が必要で、窒素濃度の３〜４倍濃度のメタノールを添加していた。このためイニシャルコストばかりでなく、多大なランニングコストを要するという問題もある。
これに対し、最近、嫌気性アンモニア酸化法による窒素除去方法が注目されている（例えば特許文献１）。この嫌気性アンモニア酸化法は、アンモニアを水素供与体とし、亜硝酸を水素受容体として、嫌気性アンモニア酸化細菌によりアンモニアと亜硝酸とを以下の反応式により同時脱窒する方法である。
（化１）
1.0 NH4 +1.32NO 2 +0.066HCO 3 +0.13H+ →1.02N 2 +0.26NO 3 +0.066CH2 O 0.5 N 0.15+2.03H2 O
この方法によれば、アンモニアを水素供与体とするため、脱窒で使用するメタノール等の使用量を大幅に削減できることや、汚泥の発生量を削減できる等のメリットがあり，今後の窒素除去方法として有効な方法であると考えられている。
特開２００１−３７４６７号公報
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この方法によれば、アンモニアを水素供与体とするため、脱窒で使用するメタノール等の使用量を大幅に削減できることや、汚泥の発生量を削減できる等のメリットがあり，今後の窒素除去方法として有効な方法であると考えられている。
しかしながら、嫌気性アンモニア酸化法を利用した窒素除去装置を実装置として実現化するには、以下に示す解決すべき課題がある。
(1) アンモニア（ＮＨ4 ）と亜硝酸（ＮＯ2 ）の比率調整（以下、第１課題という）
嫌気性アンモニア酸化法は、廃水中のアンモニアの一部を亜硝酸に酸化し、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する方法である。従って、効率的な嫌気性アンモニア酸化を行うには上記反応式から分かるように、アンモニアと亜硝酸を１：１．３２に近づくように調整する必要があるが、この比率に精度良く制御することが難しい。例えば、廃水全量を処理する際の硝化率を制御することでアンモニアと亜硝酸の比率を調整する方法も提案されているが、廃水の濃度変動などにより硝化率が大きく変動する可能性があり難しい。
嫌気性アンモニア酸化法は、廃水中のアンモニアの一部を亜硝酸に酸化し、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する方法である。従って、効率的な嫌気性アンモニア酸化を行うには上記反応式から分かるように、アンモニアと亜硝酸を１：１．３２に近づくように調整する必要があるが、この比率に精度良く制御することが難しい。例えば、廃水全量を処理する際の硝化率を制御することでアンモニアと亜硝酸の比率を調整する方法も提案されているが、廃水の濃度変動などにより硝化率が大きく変動する可能性があり難しい。
(2) 嫌気性アンモニア酸化法におけるＢＯＤ成分による阻害（以下、第２課題という）
嫌気性アンモニア酸化法はＢＯＤ成分による阻害により効率が低下することが知られている。即ち、ＢＯＤ成分の存在は、嫌気性アンモニア酸化反応ではなく通常の脱窒反応を生じさせてしまうと共に、嫌気性アンモニア酸化を担う嫌気性アンモニア酸化細菌の増殖を阻害するという問題がある。
嫌気性アンモニア酸化法はＢＯＤ成分による阻害により効率が低下することが知られている。即ち、ＢＯＤ成分の存在は、嫌気性アンモニア酸化反応ではなく通常の脱窒反応を生じさせてしまうと共に、嫌気性アンモニア酸化を担う嫌気性アンモニア酸化細菌の増殖を阻害するという問題がある。
(3) 嫌気性アンモニア酸化法による処理水中に残留する硝酸（以下、第３課題という)
上記反応式から分かるように、嫌気性アンモニア酸化法では、アンモニア１モルに対して０．２６モルの硝酸（ＮＯ3 ）が生成され、この硝酸が処理水に残留する。従って、嫌気性アンモニア酸化槽の後段に硝酸を除去する後処理装置が必要であるが、そのための装置を別途設けると、窒素除去装置全体が大型化してしまうという問題がある。
上記反応式から分かるように、嫌気性アンモニア酸化法では、アンモニア１モルに対して０．２６モルの硝酸（ＮＯ3 ）が生成され、この硝酸が処理水に残留する。従って、嫌気性アンモニア酸化槽の後段に硝酸を除去する後処理装置が必要であるが、そのための装置を別途設けると、窒素除去装置全体が大型化してしまうという問題がある。
本発明は、このような事情に鑑みてなされたもので、上記第１の課題から第３の課題を同時に解決できると共に、嫌気性アンモニア酸化法の性能を向上させることができ、しかも装置を大型化することもない窒素除去方法及び装置を提供することを目的とする。
本発明の請求項１は前記目的を達成するために、ＢＯＤ成分を含有するアンモニア性廃水からアンモニア性窒素を嫌気性アンモニア酸化法により除去する窒素除去方法において、前記廃水を所定の分配比で２つに分配し、分配された一方の廃水中のアンモニアを硝化槽でアンモニア酸化細菌により亜硝酸に硝化した第１の処理水に、前記分配された他方の廃水を脱窒槽で脱窒細菌により脱窒処理した第２の処理水を合流し、該合流水を嫌気性アンモニア酸化槽に送水して嫌気性アンモニア酸化細菌によりアンモニアと亜硝酸とを同時脱窒すると共に、該嫌気性アンモニア酸化槽で処理された第３の処理水を前記脱窒槽に循環することを特徴とする。
また、本発明の請求項２は前記目的を達成するために、ＢＯＤ成分が含有されるアンモニア性廃水からアンモニア性窒素を嫌気性アンモニア酸化法により除去する窒素除去装置において、前記廃水を２つに分配する分配器と、前記分配された一方の廃水中のアンモニアをアンモニア酸化細菌で亜硝酸に硝化処理する亜硝酸型の硝化槽と、前記分配された他方の廃水を脱窒細菌で脱窒処理する脱窒槽と、前記硝化槽からの第１の処理水と前記脱窒槽からの第２の処理水とを合流させて、該合流水を嫌気性アンモニア酸化細菌により嫌気性アンモニア酸化を行う嫌気性アンモニア酸化槽と、前記嫌気性アンモニア酸化槽で処理された第３の処理水を前記脱窒槽に循環する循環ラインと、を備えたことを特徴とする。
ここで、アンモニア性廃水とは、窒素成分としてアンモニアを主成分とする廃水を言い、以下同様である。
本発明によれば、ＢＯＤ成分を含有するアンモニア性廃水を分配器で所定の分配比に２つに分配し、分配された一方の廃水中のアンモニアのほぼ全量を亜硝酸型の硝化槽において亜硝酸に硝化して第１の処理水を形成する。一方、分配された他方の廃水を脱窒槽において脱窒細菌で脱窒処理して第２の処理水を形成する。そして、第１の処理水に第２の処理水を合流させて嫌気性アンモニア酸化槽に送水するようにした。このように、廃水の分配比を制御することにより、簡単に合流水のアンモニアと亜硝酸との比を調整することができるので、従来のように硝化槽での硝化率を制御しなくても嫌気性アンモニア酸化法に適したアンモニアと亜硝酸の比率調整を精度良く行うことができる。従って、予め嫌気性アンモニア酸化法に適したアンモニアと亜硝酸の比率になるように分配器において所定の分配比を設定すればよい。
また、脱窒槽には、分配器で分配される他方の廃水に含有されるＢＯＤ成分が流入する一方、嫌気性アンモニア酸化槽から循環ラインを介して第３の処理水に含有する硝酸が流入する。従って、脱窒槽内では、脱窒細菌によりＢＯＤ成分を水素供与体とした脱窒反応が起きるので、嫌気性アンモニア酸化槽に流入する第２の処理水中のＢＯＤ成分の低減と第３の処理水に含有される硝酸の低減とを同時に行うことができる。尚、硝化槽では好気酸化されてＢＯＤ成分も除去されるので、第１の処理水中のＢＯＤ成分は低減している。
更には、硝化槽で好気酸化を行うための酸素（又は空気）の曝気により、第１の処理水には溶存酸素（以下、ＤＯという）が存在しているが、脱窒槽からのＤＯのない第２の処理水を合流させることでＤＯが希釈される。これにより、嫌気性アンモニア酸化槽に低ＤＯ及び低ＢＯＤ成分の合流水を送水することができるので、嫌気性アンモニア酸化槽での処理性能を向上させることができる。
これにより、本発明は上記第１の課題から第３の課題を同時に解決できると共に、嫌気性アンモニア酸化法の性能を向上させることができ、しかも装置構成をシステマチックに構成したので、装置が大型化することもない。本発明は、特に廃水中のＢＯＤ成分濃度が４０ｍｇ／Ｌ以上ある場合に有効である。
請求項３は請求項２において、前記分配器と前記硝化槽との間にＢＯＤ酸化槽を設けたことを特徴とする。これにより、硝化槽に対するＢＯＤ阻害により、硝化性能が低下することを予防する。また、第１の処理水中のＢＯＤ成分が一層少なくなるので、嫌気性アンモニア酸化槽に流入するＢＯＤ成分を更に低減できる。特に廃水中のＢＯＤ成分濃度が１００ｍｇ／Ｌ以上ある場合に有効である。
請求項４は請求項２又は３において、前記第１の処理水と前記第２の処理水を混合する混合手段を前記嫌気性アンモニア酸化槽の前段に設けたことを特徴とする。このように、嫌気性アンモニア酸化槽の前段に、第１の処理水と第２の処理水とを混合する混合手段を設けることにより、高濃度の亜硝酸が嫌気性アンモニア酸化槽に流入することを防止できる。これは、嫌気性アンモニア酸化細菌は亜硝酸性窒素濃度が２００ｍｇ／Ｌを越えると活性が阻害され、窒素除去性能が低下するためである。従って、合流水中の亜硝酸性窒素濃度は２００ｍｇ／Ｌ以下が好ましい。
請求項５は請求項２〜４の何れか１において、前記第３の処理水を前記嫌気性アンモニア酸化槽の入口に戻す戻しラインを設けたことを特徴とする。このように嫌気性アンモニア酸化槽で処理されて亜硝酸性窒素濃度が低減した第３の処理水を嫌気性アンモニア酸化槽の入口に戻すことで、合流水の亜硝酸性窒素濃度を希釈することができる。これにより、合流水の亜硝酸性窒素濃度が高くなり過ぎないようにすることができる。
以上説明したように本発明の窒素除去方法及び装置によれば、アンモニア（ＮＨ4 ）と亜硝酸（ＮＯ2 ）の比率調整、嫌気性アンモニア酸化法におけるＢＯＤ成分阻害、及び嫌気性アンモニア酸化法による処理水中に残留する硝酸の課題を同時に解決できると共に、嫌気性アンモニア酸化法の性能を向上させることができ、しかも装置を大型化することもない。
以下添付図面に従って本発明に係る本発明の窒素除去方法及び装置における好ましい実施の形態について詳説する。
図１は、本発明の窒素除去装置の全体構成を説明する概念図である。
図１に示すように、本発明の窒素除去装置１０は、主として、分配器１２と、亜硝酸型の硝化槽１４と、脱窒槽１６と、嫌気性アンモニア酸化槽１８とを、装置１０が大型化しないようにシステマチックに配管で接続することにより構成される。
原水配管２０を流れるアンモニア性廃水は、原水ポンプ２２により分配器１２に送水され、分配器１２で所定の分配比で２つに分配される（必ずしも原水ポンプ２２は必要としない）。分配された一方の廃水は第１配管２４を介して亜硝酸型の硝化槽１４に送水され、分配された他方の廃水は第２配管２６を介して脱窒槽１６に送水される。硝化槽１４で処理された第１の処理水は、第３配管２８を介して嫌気性アンモニア酸化槽１８に送水されると共に、脱窒槽１６で処理された第２の処理水は、第４配管３０を介して第３配管２８の途中に合流する。嫌気性アンモニア酸化槽１８で処理された第３の処理水の一部は処理水配管３２を介して系外に排出されると共に、第３の処理水の残りは処理水配管３２の途中に設けられた分流器３４により分流され、第５配管３６を介して脱窒槽に循環される。第５配管３６には循環ポンプ３８が設けられ、処理水配管３２、分流器３４、第５配管３６及び循環ポンプ３８によって循環ラインが形成される。
分配器１２による所定の分配比は、嫌気性アンモニア酸化槽１８の入口のアンモニアと亜硝酸とのモル比を１：１．３付近に調整することが好ましい。分配する比率としては、第１配管２４の水量をＡとし、第２配管２６の水量をＢとしたときに、Ａ／（Ａ＋Ｂ）が５０％〜７５％の範囲が好ましく、より好ましくは５５％〜７０％の範囲である。
亜硝酸型の硝化槽１４には、第１配管２４により分配器１２で分配された一方の廃水が流入し、この一方の廃水中に含有されるアンモニアの全てがアンモニア酸化細菌により亜硝酸に酸化される。硝化槽１４には、アンモニア酸化細菌を固定化した固定化担体又は接触ろ材を充填することが好ましい。固定化するアンモニア酸化細菌は、活性汚泥等の微生物から分離したものでも、アンモニア酸化細菌を優先繁殖させた微生物群を含有する活性汚泥でもよい。この場合、固定化担体は、アンモニア酸化細菌を担体内部に包括固定化した包括固定化担体、又は担体表面に付着固定した付着固定化担体の何れでもよい。
固定化担体の固定化材料としては、ポリビニルアルコールやアルギン酸、ポリエチレングリコール系のゲルや、セルロース、ポリエステル、ポリプロピレン、塩化ビニルなどのプラスチック担体などを使用することができるが、これらに限定するものではない。固定化担体の形状については、球形、円筒形、立方形、多孔状、ハニカム状、スポンジ状などの成形を行ったものを好ましく使用できる。接触ろ材については塩化ビニール製のものやポリエチレン製のものを好ましく使用することができる。また、微生物の自己造粒を利用したグラニュールにも本発明を適用できる。
例えば、亜硝酸型の包括固定化担体を製造するには、アンモニア酸化細菌や亜硝酸酸化細菌等を含む複合微生物汚泥を包括固定化した包括固定化担体を加熱処理して複合微生物汚泥中の亜硝酸酸化細菌を失活させる方法がある。この場合の加熱処理温度は５０°Ｃ〜９０°Ｃが好ましく、より好ましくは６０°Ｃ〜８０°Ｃの範囲である。また、加熱処理時間は２０分〜１週間が好ましく、より好ましくは２０分〜２４時間である。その他、硝化槽１４内の固定化担体や活性汚泥の亜硝酸酸化活性を抑制する方法としては、硝化槽１４内の溶存酸素（ＤＯ）を２．０ｍｇ／Ｌ以下に制御する方法や、硝化槽１４内のアンモニア負荷を１．０ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日以上と高負荷にする方法などがあるが、これらに限定されない。
硝化槽１４への固定化担体の充填率としては、容積％として５％〜４０％が好ましく、より好ましい充填率は８％から２０％である。一方、硝化槽１４への接触ろ材の充填率については、みかけ容積として３０％〜８０％が好ましく、より好ましくは４０％〜７０％である。グラニュールの充填率は、容積％として２０％〜８０％が好ましく、３０％〜６０％がより好ましい。
脱窒槽１６には、第２配管２６からアンモニアとＢＯＤ成分を含有する廃水が流入すると共に、嫌気性アンモニア酸化槽１８から循環ラインを介して硝酸を含有する第３の処理水が流入してくる。これらの廃水及び第３の処理水が脱窒槽１６内で混合することにより、脱窒槽１６内の脱窒菌はＢＯＤ成分を水素供与体として硝酸を窒素ガスに脱窒する脱窒反応を行う。これにより、脱窒槽１６において廃水中のＢＯＤ成分と嫌気性アンモニア酸化槽１８の処理で残存する硝酸の両方を同時に除去することが可能となる。必要に応じて脱窒槽１６にメタノール等の有機性水素供与体を添加してもよいが、脱窒槽１６では廃水中のＢＯＤ成分を低減することを優先し、脱窒槽１６からの第２の処理水中のＢＯＤ成分濃度が６０ｍｇ／Ｌ以下、好ましくは４０ｍｇ／Ｌ以下にすることが好ましい。
この脱窒槽１６内にも、上記した硝化槽１４の場合と同様に固定化担体又は接触ろ材を充填することが好ましい。但し、脱窒槽１６の場合には、脱窒細菌を固定化した固定化担体又は接触ろ材であり、固定化担体は包括固定化担体であっても付着固定化担体であってもよい。固定化する脱窒細菌は、活性汚泥等の微生物から分離したものでも、脱窒細菌を優先繁殖させた微生物群を含有する活性汚泥でもよい。尚、固定化担体の材料や形状、接触ろ材の材料、及び固定化担体又は接触ろ材の脱窒槽１６への充填率は、硝化槽１４で説明したと同様であるので省略する。また、この脱窒槽１６における亜硝酸性窒素（ＮＯ2 −Ｎ）と硝酸性窒素（ＮＯ3 −Ｎ）の総和（ＮＯx −Ｎ）を起因とする窒素負荷は特に限定はしないが、好ましくは０．１〜０．８ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の範囲であり、より好ましくは０．２〜０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の範囲である。
嫌気性アンモニア酸化槽１８には、硝化槽１４からの第１の処理水と脱窒槽１６からの第２の処理水とが合流した合流水が流入する。そして、嫌気性アンモニア酸化槽１８内の嫌気性アンモニア酸化細菌によって、合流水中に含まれるアンモニアと亜硝酸とが同時脱窒される。この際に上記した硝酸がアンモニア１モルに対して０．２６モル生成される。本発明では、第１の処理水と第２の処理水とを合流させた合流水を嫌気性アンモニア酸化槽１８に流入させることが重要であり、第１の処理水を脱窒槽１４に流入させてはならない。この理由は、第１の処理水を脱窒槽１４に流入させると、硝化槽１４において生成した亜硝酸が廃水中に含まれるＢＯＤ成分により脱窒され、後段の嫌気性アンモニア酸化槽１８に供給される亜硝酸が減少し、嫌気性アンモニア酸化槽１８での反応に必要な亜硝酸が不足するためである。その結果、嫌気性アンモニア酸化槽１８からの第３の処理水中のアンモニア性窒素濃度が増加し、窒素除去効率が著しく低下する。
嫌気性アンモニア酸化細菌は、その詳細は不明であるが、Planctomycete を代表とする菌群であると言われている。そして、この嫌気性アンモニア酸化細菌は増殖速度が０．００１ｈ-1とかなり遅いことが報告されており（例えば、Strous,M.et al.:Nature,400,446(1999)参照）、嫌気性アンモニア酸化細菌を固定化した固定化担体や接触ろ材を嫌気性アンモニア酸化槽１８内に充填することが好ましい。尚、固定化する嫌気性アンモニア酸化細菌は、活性汚泥等の微生物から集積培養したものでも、嫌気性アンモニア酸化細菌を含有する活性汚泥でもよい。固定化担体の材料や形状は硝化槽１４で説明したと同様であり説明は省略する。また、固定化方法としては特に限定はしないが、不織布やプラスチックなどの付着固定化材料に付着固定する方法、ゲル材内に包括固定する方法、プラスチック担体に生物膜を形成させて固定化する方法や、グラニュールとして使用する方法がある。固定化担体の充填率としては、容積％として１０％〜４０％が好ましく、より好ましい充填率は１５％から３０％である。不織布の充填率については、見かけ充填率として４０％〜９０％が好ましく、より好ましくは５０％〜８０％である。接触ろ材の充填率については、みかけ容積として３０％〜８０％が好ましく、より好ましくは４０％〜７０％である。グラニュールの充填率は、容積％として２０％〜８０％が好ましく、３０％〜６０％がより好ましい。
図２の窒素除去装置１０は、図１に示した窒素除去装置１０の分配器１２と硝化槽１４とを接続する第１配管２４の途中にＢＯＤ酸化槽４０を設けた場合である。尚、図１と同じ装置、部材は同符号を付して説明すると共に、同じ説明は省略する。
このように、分配器１２と硝化槽１４とを接続する第１配管２４の途中にＢＯＤ酸化槽４０を設けることにより、硝化槽１４にＢＯＤ成分が流入することによるアンモニア酸化細菌の活性低下を防止する。これにより、アンモニアから亜硝酸への変換効率を高めることができるので、分配器１２で分配された一方の廃水中に含有されるアンモニアのほぼ全てを亜硝酸に酸化する。但し、ＢＯＤ酸化槽４０は分配器１２の後に設けることが好ましい。これは、ＢＯＤ成分の酸化と同時にアンモニアの一部が硝化されて亜硝酸や硝酸が生成されることがあり、この場合には廃水中のアンモニア、亜硝酸、硝酸の窒素成分比率が変化してしまい、分配器１２でアンモニアと亜硝酸との比率調整を精度良く制御することが難しくなるためである。このＢＯＤ酸化槽４０には、嫌気性アンモニア酸化槽１８と同様に微生物を付着固定化する手段を設けていることが好ましい。固定化方法としては特に限定はしないが、不織布やプラスチックなどの付着固定化材料に固定化する方法、ゲル材内に包括固定する方法、プラスチック担体に生物膜を形成させて固定化する方法を好適に使用することができる。尚、固定化担体、不織布、接触ろ材のそれぞれの充填率については、上述した嫌気性アンモニア酸化槽１８の場合と同様である。
図３の窒素除去装置１０は、図２の窒素除去装置１０の第３配管２８と第４配管３０の合流位置に混合手段４２を設けた場合である。尚、図１及び図２と同じ装置、部材は同符号を付して説明すると共に、同じ説明は省略する。
混合手段４２としては、例えば攪拌機を備えた混合槽やラインミキサーを好適に使用することができる。また、混合手段４２では、混合時に酸素（空気）の溶解を防止する必要があり、密閉容器内で行うか、酸素濃度の低いガス等を曝気しながら攪拌することが好ましい。このように、第３配管２８と第４配管３０の合流位置に混合手段４２を設けることにより、亜硝酸を含有する第１の処理水とアンモニアを含有する第２の処理水とが混合されて亜硝酸濃度が均一化されるので、高濃度の亜硝酸が嫌気性アンモニア酸化槽１８に流入することを防止できる。これは、高濃度な亜硝酸が直接嫌気性アンモニア酸化槽１８に流入すると、嫌気性アンモニア酸化槽１８内で局所的に亜硝酸性窒素濃度が高くなり、嫌気性アンモニア酸化反応を担う嫌気性アンモニア酸化細菌の活性が低下したり、失活したりすることがあるためである。特に、硝化槽１４からの第１の処理水中の亜硝酸性窒素濃度が３１０ｍｇ／Ｌを越える場合には混合手段４２が必要であり、２００ｍｇ／Ｌを越える場合には混合手段４２を設けることが好ましい。
図４の窒素除去装置１０は、図１の窒素除去装置１０に、第３の処理水を嫌気性アンモニア酸化槽１８の入口に戻す戻し配管４４を設けると共に、戻し配管４４に戻しポンプ４６を設けた場合である。この戻し配管４４と戻しポンプ４６により戻しラインが形成される。尚、図１、図２及び図３と同じ装置、部材は同符号を付して説明すると共に、同じ説明は省略する。
このように、第３の処理水を嫌気性アンモニア酸化槽１８の入口に戻す戻しラインを設けることにより、嫌気性アンモニア酸化槽１８で処理されて亜硝酸性窒素濃度が低減した第３の処理水を嫌気性アンモニア酸化槽１８の入口に戻すことになるので、合流水の亜硝酸性窒素濃度を希釈することができる。特に、第１の処理水中の亜硝酸性窒素濃度が２００ｍｇ／Ｌを越えた場合には、この戻しラインを設けることが好ましく、亜硝酸性窒素濃度が３１０ｍｇ／Ｌを越えた場合には、前記した混合器４２と戻しラインを併用することが好ましい。
尚、図１〜図４では、分配器１２、硝化槽１４、脱窒槽１６、嫌気性アンモニア酸化槽１８、循環ラインを基本構成（図１）として、この基本構成に、ＢＯＤ酸化槽４０を設けた場合（図２）、ＢＯＤ酸化槽４０と混合手段４２とを設けた場合（図３）、及び戻しラインを設けた場合（図４）で説明したが、基本構成に、ＢＯＤ酸化槽４０、混合手段４２、及び戻しラインの全てを備えるようにしてもよい。
以下、本発明の実施例を説明するが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではない。
［実施例１］
図１に示した本発明の窒素除去装置１０を用いて廃水処理試験を行った。
図１に示した本発明の窒素除去装置１０を用いて廃水処理試験を行った。
（供試廃水）
試験に供した廃水は、下水汚泥の消化脱離液の希釈廃水を用い、アンモニア性窒素濃度（ＮＨ4 −Ｎ）が３００ｍｇ／ＬになるようにＮＨ4 −Ｎ源として硫酸アンモニウムを添加してアンモニア性窒素濃度を調整した。尚、調整した廃水のＢＯＤ成分濃度は１８ｍｇ／Ｌであり、亜硝酸（ＮＯ2 ）濃度及び硝酸（ＮＯ3 ）濃度は５ｍｇ／Ｌ以下であった。
試験に供した廃水は、下水汚泥の消化脱離液の希釈廃水を用い、アンモニア性窒素濃度（ＮＨ4 −Ｎ）が３００ｍｇ／ＬになるようにＮＨ4 −Ｎ源として硫酸アンモニウムを添加してアンモニア性窒素濃度を調整した。尚、調整した廃水のＢＯＤ成分濃度は１８ｍｇ／Ｌであり、亜硝酸（ＮＯ2 ）濃度及び硝酸（ＮＯ3 ）濃度は５ｍｇ／Ｌ以下であった。
（処理条件）
・分配器１２の分配比率は、第１配管２４：第２配管２６＝６５：３５とした。
・各槽１４、１６、１８の容積負荷については、廃水濃度（ＮＨ4 −Ｎ）＝３００ｍｇ／Ｌから決定し、硝化槽１４の容積負荷は０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、硝化槽１４には、包括固定化担体を６０°Ｃで１時間加熱処理したものを充填率１５容積％になるように充填した。
・脱窒槽１６における亜硝酸性窒素（ＮＯ2 −Ｎ）と硝酸性窒素（ＮＯ3 −Ｎ）の総和（ＮＯx −Ｎ）を起因とする窒素負荷は０．３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、脱窒槽１６には、塩化ビニール製の接触ろ材を見かけ充填率で６０％になるように充填した。この接触ろ材の空隙率は９８％以上のものであった。
・嫌気性アンモニア酸化槽１８の窒素負荷は３．０ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、嫌気性アンモニア酸化槽１８には、嫌気性アンモニア酸化細菌を付着させた不織布を、見かけ充填率として８０％になるように充填した。この不織布は開口径５１０μｍのものを菊の形状に折ったものであり、空隙率は９９％以上のものである。
・第３の処理水を脱窒槽１６に循環する循環水量は、原水配管２０からの廃水（原水）流速に対して等量循環した。
・運転は約２カ月の馴養期間を行って処理水配管３２から排出される最終処理水の水質が安定した後、本運転を２カ月間行って試験データとした。
・分配器１２の分配比率は、第１配管２４：第２配管２６＝６５：３５とした。
・各槽１４、１６、１８の容積負荷については、廃水濃度（ＮＨ4 −Ｎ）＝３００ｍｇ／Ｌから決定し、硝化槽１４の容積負荷は０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、硝化槽１４には、包括固定化担体を６０°Ｃで１時間加熱処理したものを充填率１５容積％になるように充填した。
・脱窒槽１６における亜硝酸性窒素（ＮＯ2 −Ｎ）と硝酸性窒素（ＮＯ3 −Ｎ）の総和（ＮＯx −Ｎ）を起因とする窒素負荷は０．３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、脱窒槽１６には、塩化ビニール製の接触ろ材を見かけ充填率で６０％になるように充填した。この接触ろ材の空隙率は９８％以上のものであった。
・嫌気性アンモニア酸化槽１８の窒素負荷は３．０ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、嫌気性アンモニア酸化槽１８には、嫌気性アンモニア酸化細菌を付着させた不織布を、見かけ充填率として８０％になるように充填した。この不織布は開口径５１０μｍのものを菊の形状に折ったものであり、空隙率は９９％以上のものである。
・第３の処理水を脱窒槽１６に循環する循環水量は、原水配管２０からの廃水（原水）流速に対して等量循環した。
・運転は約２カ月の馴養期間を行って処理水配管３２から排出される最終処理水の水質が安定した後、本運転を２カ月間行って試験データとした。
［比較例１］
実施例１の窒素除去装置に脱窒槽１６を設けなかった以外は、実施例１と同様の運転条件で行った。
実施例１の窒素除去装置に脱窒槽１６を設けなかった以外は、実施例１と同様の運転条件で行った。
実施例１と比較例１との最終処理水の水質を表１に示す。（ ）内は平均値である。
表１から分かるように、実施例１は比較例１に比べて最終処理水に残存するアンモニア性窒素濃度は約半分であり、嫌気性アンモニア酸化槽１８での窒素除去効率を向上させることができた。実施例１と比較例１とでは、嫌気性アンモニア酸化槽１８の前段の硝化槽１４での条件が同じであるにも係わらず、嫌気性アンモニア酸化槽１８での反応速度が低下したことから、脱窒槽１６の有り無しにより嫌気性アンモニア酸化槽１８に流入するＢＯＤ成分濃度が嫌気性アンモニア酸化槽１８の反応速度に影響を与えたものと考えられる。
［実施例２］
図２に示した本発明の窒素除去装置１０を用いて廃水処理試験を行った。
図２に示した本発明の窒素除去装置１０を用いて廃水処理試験を行った。
（供試廃水）
試験に供した廃水は、下水汚泥の消化脱離液の希釈廃水を用い、アンモニア性窒素濃度（ＮＨ4 −Ｎ）が３００ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ成分濃度が２００ｍｇ／Ｌになるように、ＮＨ4 −Ｎ源として硫酸アンモニウムを添加し、ＢＯＤ成分源としてメタノールを添加してアンモニア性窒素濃度及びＢＯＤ成分濃度を調整した。尚、調整した廃水の亜硝酸（ＮＯ2 ）濃度及び硝酸（ＮＯ3 ）濃度は５ｍｇ／Ｌ以下であった。
試験に供した廃水は、下水汚泥の消化脱離液の希釈廃水を用い、アンモニア性窒素濃度（ＮＨ4 −Ｎ）が３００ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ成分濃度が２００ｍｇ／Ｌになるように、ＮＨ4 −Ｎ源として硫酸アンモニウムを添加し、ＢＯＤ成分源としてメタノールを添加してアンモニア性窒素濃度及びＢＯＤ成分濃度を調整した。尚、調整した廃水の亜硝酸（ＮＯ2 ）濃度及び硝酸（ＮＯ3 ）濃度は５ｍｇ／Ｌ以下であった。
（処理条件）
・分配器１２の分配比率は、第１配管２４：第２配管２６＝６５：３５とした。
・各槽１４、１６、１８の容積負荷については、廃水濃度（ＮＨ4 −Ｎ）＝３００ｍｇ／Ｌから決定し、硝化槽１４の容積負荷は０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、硝化槽１４には、包括固定化担体を６０°Ｃで１時間加熱処理したものを充填率１５容積％になるように充填した。
・脱窒槽１６における亜硝酸性窒素（ＮＯ2 −Ｎ）と硝酸性窒素（ＮＯ3 −Ｎ）の総和（ＮＯx −Ｎ）を起因とする窒素負荷は０．３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、脱窒槽１６には、ポリプロピレン製の付着固定化担体を見かけ充填率で１０％になるように充填した。
・嫌気性アンモニア酸化槽１８の窒素負荷は３．０ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、嫌気性アンモニア酸化槽１８には、嫌気性アンモニア酸化細菌を付着させた不織布を、見かけ充填率として８０％になるように充填した。この不織布は開口径５１０μｍのものを菊の形状に折ったものであり、空隙率は９９％以上のものである。
・第３の処理水を脱窒槽１６に循環する循環水量は、原水配管２０からの廃水（原水）流速に対して等量循環した。
・運転は約３カ月の馴養期間を行って処理水配管３２から排出される最終処理水の水質が安定した後、本運転を２カ月間行って試験データとした。
・分配器１２の分配比率は、第１配管２４：第２配管２６＝６５：３５とした。
・各槽１４、１６、１８の容積負荷については、廃水濃度（ＮＨ4 −Ｎ）＝３００ｍｇ／Ｌから決定し、硝化槽１４の容積負荷は０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、硝化槽１４には、包括固定化担体を６０°Ｃで１時間加熱処理したものを充填率１５容積％になるように充填した。
・脱窒槽１６における亜硝酸性窒素（ＮＯ2 −Ｎ）と硝酸性窒素（ＮＯ3 −Ｎ）の総和（ＮＯx −Ｎ）を起因とする窒素負荷は０．３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、脱窒槽１６には、ポリプロピレン製の付着固定化担体を見かけ充填率で１０％になるように充填した。
・嫌気性アンモニア酸化槽１８の窒素負荷は３．０ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、嫌気性アンモニア酸化槽１８には、嫌気性アンモニア酸化細菌を付着させた不織布を、見かけ充填率として８０％になるように充填した。この不織布は開口径５１０μｍのものを菊の形状に折ったものであり、空隙率は９９％以上のものである。
・第３の処理水を脱窒槽１６に循環する循環水量は、原水配管２０からの廃水（原水）流速に対して等量循環した。
・運転は約３カ月の馴養期間を行って処理水配管３２から排出される最終処理水の水質が安定した後、本運転を２カ月間行って試験データとした。
［比較例２］
実施例２の窒素除去置に脱窒槽１６及びＢＯＤ酸化槽４０を設けなかった以外は、実施例２と同様の運転条件で行った。
実施例２の窒素除去置に脱窒槽１６及びＢＯＤ酸化槽４０を設けなかった以外は、実施例２と同様の運転条件で行った。
実施例２と比較例２との最終処理水の水質を表２に示す。（ ）内は平均値である。
表２から分かるように、実施例２の廃水は、ＢＯＤ成分濃度が第１実施例の廃水の１０倍以上あるにもかかわらず、最終処理水に残存するアンモニア性窒素濃度を実施例１のレベルまで低減することができた。また、最終処理水中に残存する硝酸濃度は実施例１の場合よりも低減した。このことは、ＢＯＤ成分濃度が高い廃水においては、実施例２の窒素除去装置１０の構成をとることにより、最終処理水の硝酸の残留を低減できると共に、嫌気性アンモニア酸化槽１８におけるＢＯＤ成分阻害を防止できることが分かる。嫌気性アンモニア酸化槽１８での窒素除去速度は、約２．７ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日であった。
一方、比較例２の場合には、嫌気性アンモニア酸化槽１８の窒素除去性能が低下し、運転開始から２週間後には、嫌気性アンモニア酸化槽１８の窒素除去速度は０．２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日まで低下したため運転を中止した。これは、嫌気性アンモニア酸化槽１８にＢＯＤ成分が流入したため、嫌気性アンモニア酸化反応の阻害を起こしたためと考えられる。
［実施例３］
図４に示した本発明の窒素除去装置１０を用いて廃水処理試験を行った。
図４に示した本発明の窒素除去装置１０を用いて廃水処理試験を行った。
（供試廃水）
実施例１と同様の廃水を用いた。
実施例１と同様の廃水を用いた。
（処理条件）
分配器１２の分配比率は、第１配管２４：第２配管２６＝６５：３５とした。
分配器１２の分配比率は、第１配管２４：第２配管２６＝６５：３５とした。
・各槽１４、１６、１８の容積負荷については、廃水濃度（ＮＨ4 −Ｎ）＝３００ｍｇ／Ｌから決定し、硝化槽１４の容積負荷は０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、硝化槽１４には、包括固定化担体を６０°Ｃで１時間加熱処理したものを充填率１５容積％になるように充填した。
・脱窒槽１６における亜硝酸性窒素（ＮＯ2 −Ｎ）と硝酸性窒素（ＮＯ3 −Ｎ）の総和（ＮＯx −Ｎ）を起因とする窒素負荷は０．２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、脱窒槽１６には、塩化ビニール製の接触ろ材を見かけ充填率で５５％になるように充填した。
・嫌気性アンモニア酸化槽１８には、嫌気性アンモニア酸化細菌を付着させたポリプロピレン製の長さ３ｍｍの中空状の担体を、見かけ充填率として２０％になるように充填した。また、容積負荷は３．０ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。
・第３の処理水を脱窒槽１６に循環する循環水量は、原水配管２０からの廃水（原水）流速に対して等量循環した。
・戻しポンプ４６は、原水流量に対して１．５倍の流量となるようにした。
・戻しポンプ４６を稼働した場合（実施例３）と、戻しポンプ４６を稼働しなかった場合（比較例３）に、処理水配管３２から排出される最終処理水の水質を表３に示す。（ ）内は平均値である。
この結果から、戻しポンプ４６を稼働しなかった比較例３は、性能が悪化することを確認した。これは、嫌気性アンモニア酸化槽１８に投入した担体が、嫌気性アンモニア酸化細菌の付着性能が十分でなく、処理水配管３２を流れる液中に、亜硝酸の残留が１２ｍｇ／Ｌ程度確認されたことが起因している。即ち、処理水配管３２において確認された亜硝酸を循環ポンプ３８で脱窒槽１６に移送してしまったため、ここで脱窒反応が生じてしまい、結果として、嫌気性アンモニア酸化槽１８において、アンモニアと亜硝酸との比が適切な比からズレてしまい（ＮＯ2 量が不足）、処理水中のアンモニア濃度が上昇してしまったものと考えられる。
・脱窒槽１６における亜硝酸性窒素（ＮＯ2 −Ｎ）と硝酸性窒素（ＮＯ3 −Ｎ）の総和（ＮＯx −Ｎ）を起因とする窒素負荷は０．２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。また、脱窒槽１６には、塩化ビニール製の接触ろ材を見かけ充填率で５５％になるように充填した。
・嫌気性アンモニア酸化槽１８には、嫌気性アンモニア酸化細菌を付着させたポリプロピレン製の長さ３ｍｍの中空状の担体を、見かけ充填率として２０％になるように充填した。また、容積負荷は３．０ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日とした。
・第３の処理水を脱窒槽１６に循環する循環水量は、原水配管２０からの廃水（原水）流速に対して等量循環した。
・戻しポンプ４６は、原水流量に対して１．５倍の流量となるようにした。
・戻しポンプ４６を稼働した場合（実施例３）と、戻しポンプ４６を稼働しなかった場合（比較例３）に、処理水配管３２から排出される最終処理水の水質を表３に示す。（ ）内は平均値である。
これに対し、戻しポンプ４６を稼働した場合では、配管３６を流れる液中にＮＯ2 は検出されず、処理水配管３２において確認された亜硝酸は全て嫌気性アンモニア酸化槽１８の入口に戻されるので、嫌気性アンモニア酸化槽１８の入口でＮＯ2 量が不足することに起因してアンモニアと亜硝酸の比が適切な比からズレてしまうことがない。これにより、実施例３では、良好な処理水を得ることができた。
このように、戻しポンプ４６を稼働した場合、アンモニアと亜硝酸の適切な比を維持することができるので、嫌気性アンモニア酸化槽１８の槽内の反応効率が上昇し、嫌気性アンモニア酸化槽１８及びシステム全体の処理水質が向上することが確認された。
１０…窒素除去装置、１２…分配器、１４…硝化槽、１６…脱窒槽、１８…嫌気性アンモニア酸化槽、２０…原水配管、２２…原水ポンプ、２４…第１配管、２６…第２配管、２８…第３配管、３０…第４配管、３２…処理水配管、３４…分流器、３６…第５配管、３８…循環ポンプ、４０…ＢＯＤ酸化槽、４２…混合手段、４４…戻し配管、４６…戻しポンプ
Claims (5)
- ＢＯＤ成分を含有するアンモニア性廃水からアンモニア性窒素を嫌気性アンモニア酸化法により除去する窒素除去方法において、
前記廃水を所定の分配比で２つに分配し、
分配された一方の廃水中のアンモニアを硝化槽でアンモニア酸化細菌により亜硝酸に硝化した第１の処理水に、前記分配された他方の廃水を脱窒槽で脱窒細菌により脱窒処理した第２の処理水を合流し、
該合流水を嫌気性アンモニア酸化槽に送水して嫌気性アンモニア酸化細菌によりアンモニアと亜硝酸とを同時脱窒すると共に、該嫌気性アンモニア酸化槽で処理された第３の処理水を前記脱窒槽に循環することを特徴とする窒素除去方法。 - ＢＯＤ成分が含有されるアンモニア性廃水からアンモニア性窒素を嫌気性アンモニア酸化法により除去する窒素除去装置において、
前記廃水を２つに分配する分配器と、
前記分配された一方の廃水中のアンモニアをアンモニア酸化細菌で亜硝酸に硝化処理する亜硝酸型の硝化槽と、
前記分配された他方の廃水を脱窒細菌で脱窒処理する脱窒槽と、
前記硝化槽からの第１の処理水と前記脱窒槽からの第２の処理水とを合流させて、該合流水を嫌気性アンモニア酸化細菌により嫌気性アンモニア酸化を行う嫌気性アンモニア酸化槽と、
前記嫌気性アンモニア酸化槽で処理された第３の処理水を前記脱窒槽に循環する循環ラインと、を備えたことを特徴とする窒素除去装置。 - 前記分配器と前記硝化槽との間にＢＯＤ酸化槽を設けたことを特徴とする請求項２の窒素除去装置。
- 前記第１の処理水と前記第２の処理水を混合する混合手段を前記嫌気性アンモニア酸化槽の前段に設けたことを特徴とする請求項２又は３の窒素除去装置。
- 前記第３の処理水を前記嫌気性アンモニア酸化槽の入口に戻す戻しラインを設けたことを特徴とする請求項２〜４の何れか１に記載の窒素除去装置。
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