JP4327770B2

JP4327770B2 - アンモニア性窒素含有廃水の生物学的硝化処理方法及び硝化処理装置

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Publication number: JP4327770B2
Application number: JP2005176595A
Authority: JP
Inventors: 敏生渋谷; 淳川嶋
Original assignee: Kobelco Eco Solutions Co Ltd
Current assignee: Shinko Pantec Co Ltd
Priority date: 2005-06-16
Filing date: 2005-06-16
Publication date: 2009-09-09
Anticipated expiration: 2025-06-16
Also published as: JP2006346589A

Description

本発明は、有機固形廃棄物の嫌気性消化液（メタン発酵処理液）、屎尿、家畜糞尿等のアンモニア性窒素を含有する廃水を、生物学的に硝化処理する方法及び装置に関する。

生ゴミ、下水汚泥等の有機固形廃棄物を嫌気性消化（メタン発酵）した後の消化液（メタン発酵処理液）、屎尿、家畜糞尿等は、高濃度にアンモニア性窒素（ＮＨ_４ ^＋）が含まれている。このような廃水の生物学的処理方法として、アンモニア性窒素を亜硝酸（ＮＯ_２ ⁻）又は硝酸（ＮＯ_３ ⁻）へと酸化し、さらに脱窒処理を行う硝化脱窒法がある。この硝化脱窒反応には、化学式１及び化学式２にそれぞれ示すように、亜硝酸型及び硝酸型の２種類がある。

また、アンモニアから亜硝酸又は硝酸への酸化反応には、化学式３に示す３種類の細菌が関与している。ここで、ＡＭＯはアンモニア酸化細菌、ＨＡＯはヒドロキシアミン酸化細菌、ＮＯＲは亜硝酸酸化細菌である。

硝酸型の硝化反応を行う場合には、硝化槽でアンモニア性窒素を完全に硝酸まで酸化させるために過剰なバブリングを行い、溶存酸素濃度を3.0 mg/L程度としている。また、硝酸型の脱窒反応を行う場合、有機源（水素供与体）が亜硝酸型脱窒反応と比較してより多く必要となる。このため、硝酸型の硝化脱窒反応は、亜硝酸型の硝化脱窒反応と比較して、曝気動力と有機源注入量が多くならざるを得ず、コスト面で不利である。このため、近年では、新しい省エネルギー型の生物学的廃水処理方法（窒素除去方法）として、亜硝酸から脱窒する亜硝酸型硝化脱窒法が注目されている（非特許文献１）。

ここで、化学式３に示すアンモニア（ＮＨ_４ ^＋）の硝化を、亜硝酸（ＮＯ_２ ⁻）で停止させる試みとして、溶存酸素（Dissolved Oxygen：DO）の制御する方法（非特許文献２）、硫化水素等を反応阻害剤として用いる方法（非特許文献３）が知られているが、安定して硝化反応を亜硝酸で停止させることは難しいとされる。

また、廃水のアンモニア性窒素の亜硝酸型硝化させる実用的な方法としては、硝化槽の廃水滞留時間を短くして、亜硝酸（ＮＯ_２ ⁻）を硝酸（ＮＯ_３ ⁻）へと酸化するＮＯＲを系外に排出し、ＡＭＯ及びＨＡＯを優先的に作用させることにより、アンモニア（ＮＨ_４ ^＋）の酸化を亜硝酸（ＮＯ_２ ⁻）で停止させる方法が、非特許文献４に開示されている。

さらに、硝化槽内のアンモニア性窒素濃度を測定し、この測定値に基づいて、曝気風量を調整することにより、硝化槽内の溶存酸素濃度を低く保つ方法が、特許文献１に開示されている。
特開２００３−１０８８３号公報 R. van Kempen et al., Wat. Sci. Technol., 44, p145-152 (2001). Dangcong P, Bemet N, Delgenes J, Moletta R, "Effects of OxygenSupply Methods on the Performance of a Sequencing Batch Rector for High Ammoniumu Nitrification", Wat. Env. Res. Vol.72, No.2, p195 (2000). 遠矢泰典「生物学的脱窒方法に関する研究」下水道協会紙, Vol.74, No.74, p21, No.75, p13,No.76, p23, No.77, p19, No,.78, p2 (1970). Mulder M.W., van Loosdrecht M.C.M., Hellinga C., van Kempen R., Schellen A.A.J.C, "The SHARON process for Treatment of Rejection Water of Digested Sludge Dewatering" CREST, The 4th Japan-Nerderlands Workshop, Sendai, Japan (2000).

しかし、非特許文献４に開示されているアンモニア性窒素の亜硝酸型硝化法は、硝化槽における廃水の滞留時間が短いために、同規模の硝化槽を用いてアンモニア性窒素を硝酸型硝化させる場合と比較すると、処理可能なアンモニア性窒素量が低く、また、高濃度のアンモニア性窒素を含む廃水を処理することができないという欠点がある。

また、特許文献１に開示されるアンモニア性窒素含有水の硝化方法は、硝化反応を亜硝酸型にするためには、残留アンモニア性窒素濃度を20 mg/L以上とする必要があり、アンモニア性窒素を含有する廃水であって、廃水中のアンモニア性窒素濃度が極度に低くなる場合には、残留アンモニア性窒素濃度が所定値より下回るおそれがあり、処理にも不向きである。

本発明は、アンモニア性窒素を含む廃水を、長期間、効率的に亜硝酸型硝化脱窒処理する廃水処理方法を提供することを目的とする。

本発明者は、前記課題を解決すべく、鋭意検討した結果、硝化槽におけるアンモニア性窒素汚泥負荷と溶存酸素濃度を、特定範囲内に制御することにより、廃水中のアンモニア性窒素を効率的に亜硝酸型硝化しうることを見出し、本発明を完成させるに至った。

具体的に、本発明は、
アンモニア性窒素を含有する廃水を硝化槽にて生物学的に硝化処理する方法であって、
硝化処理前の廃水のアンモニア性窒素濃度と、硝化槽に供給される廃水の水量と、硝化槽内の汚泥濃度とを測定し、これら測定値に基づいて、前記アンモニア性窒素汚泥負荷を0.07 g-NH _４ -N /g-SS/日以上0.22 g-NH _４ -N /g-SS/日以下の範囲に制御し、かつ、硝化槽内の溶存酸素濃度を測定し、硝化槽内に供給される空気量を調整して前記溶存酸素濃度を0.18 mg/L以上0.52 mg/L以下の範囲に制御することにより、硝化処理を亜硝酸型に維持することを特徴とする硝化処理方法に関する。

また、本発明は、
硝化槽と、アンモニア性窒素濃度測定手段と、廃水量測定手段と、汚泥濃度測定手段と、廃水量制御手段と、溶存酸素濃度測定手段と、溶存酸素濃度調整手段とを備えるアンモニア性窒素を含有する廃水の硝化処理装置であって、
アンモニア性窒素濃度測定手段から得られた廃水中のアンモニア性窒素濃度の測定値、廃水量測定手段から得られた廃水量の測定値、及び汚泥濃度測定手段から得られた硝化槽内の汚泥濃度の測定値に基づいて、廃水量制御手段がアンモニア性窒素汚泥負荷を算出し、
該算出値が設定値よりも高くなった場合には、廃水量制御手段が硝化槽に供給される廃水量を減少させ、該算出値が設定値よりも低くなった場合には、廃水量制御手段が硝化槽に供給される廃水量を増加させることによって、硝化槽におけるアンモニア性窒素汚泥負荷を0.07 g-NH _４ -N /g-SS/日以上0.22 g-NH _４ -N /g-SS/日以下の範囲に制御し、かつ、
溶存酸素濃度測定手段から得られた硝化槽内の溶存酸素濃度の測定値に基づいて、溶存酸素濃度調整手段が硝化槽内の酸素濃度を0.18 mg/L以上0.52 mg/L以下の範囲に制御することを特徴とする硝化処理装置に関する。

硝化処理時の廃水の温度は、30℃以上35℃以下であることが好ましい。硝化処理時の廃水温度を30℃以上35℃以下に制御するためには、硝化槽が温度制御手段を備えることが好ましい。

本発明の廃水の生物学的硝化処理方法及び硝化処理装置は、従来技術の問題点を解消し、処理すべき廃水の２つの指標値を、それぞれ特定範囲内に制御することにより、廃水中に含まれるアンモニア性窒素の大部分を、コストの安い亜硝酸型硝化脱窒処理することができる。従来は、硝化槽において効率的に亜硝酸硝化処理を行うことは困難であったが、本発明の廃水処理方法によれば、勘や経験という作業者の主観的な判断ではなく、廃水の分析結果という客観的データに基づいて、効率的に亜硝酸型硝化脱窒処理を行うことができる。

以下に、本発明の実施の形態について、適宜図面を参照しながら説明する。なお、本発明は、これらに限定されるものではない。

図１に、本発明の廃水処理装置における処理フローの一例を示す。原水槽１に貯留された廃水は、まず、その一部をサンプリングした試料について、アンモニア性窒素濃度を測定する。アンモニア性窒素濃度の測定は、JIS Ｋ0102インドフェノール青吸光光度法等により行うことができるが、連続的な測定を行うためには、図１のようにアンモニア性窒素測定器１０（アンモニア性窒素濃度測定手段）を用いることが好ましい。

原水槽１内の廃水のアンモニア性窒素濃度（g-NH_４-N/m³）と、１日当たりの処理廃水量（m³/日）から、１日当たり硝化槽に流入するアンモニア性窒素量α（g-NH_４-N /日）を求めることができる。また、硝化槽６内の汚泥濃度（g-SS/m³）と硝化槽の容積（m³）から、硝化槽６内の汚泥量β（g-SS）を求めることができる。そして、本発明の廃水処理方法では、α／β＝アンモニア性窒素汚泥負荷（g-NH_４-N /g-SS/日）と定義する。

なお、硝化槽６内の汚泥濃度は、市販の汚泥濃度計１８（汚泥濃度測定手段）を用いて測定することができ、処理廃水量は流量計（廃水量測定手段）によって測定することができる。

アンモニア性窒素測定器１０からの測定データ１１と、汚泥濃度計１８からの測定データ１９を受け取った廃水量制御装置２０（廃水量制御手段）は、上記アンモニア性窒素汚泥負荷を算出し、その値を予め入力された設定値と比較する。その結果、アンモニア性窒素汚泥負荷が設定値の上限値よりも高いと判断されれば、硝化槽６の処理能力が追いつかなくなることを防止するため、廃水量制御装置２０は、遠心分離装置２と脱窒槽３の間に設置された廃水制御弁２２に、弁を閉めるような制御信号２１を送り、硝化槽６へと流入する廃水量を減少させる。この制御により、α値が減少し、アンモニア性窒素汚泥負荷の値も減少する。

一方、アンモニア性窒素汚泥負荷の値が設定値の下限値未満と判断されれば、硝化槽６では、アンモニア性窒素が硝酸にまで酸化されることになる。この場合、廃水量制御装置２０は、廃水制御弁２２に、弁を開くような制御信号２１を送り、硝化槽６へと流入する廃水量を増大させる。

なお、アンモニア性窒素汚泥負荷の制御は、図２に示す廃水処理フローのように、原水槽１の廃水を稀釈することによっても達成できる。すなわち、図２の例では、アンモニア性窒素測定器１０からの測定データ１１及び汚泥濃度計１８からの測定データ１９を受け取った稀釈制御装置２３（稀釈制御手段）は、アンモニア性窒素汚泥負荷が設定値の上限値よりも高いと判断されれば、稀釈水２４を系内に流入させて、硝化槽６へと流入する廃水を稀釈する。この廃水の稀釈により、α値が減少し、アンモニア性窒素汚泥負荷の値も減少する。

その後、廃水中のアンモニア性窒素量が減少すると、廃水の稀釈を続ければアンモニア性窒素汚泥負荷の値が設定値の下限値未満になる。このため、稀釈制御装置２３は、アンモニア性窒素汚泥負荷が設定値の下限値よりも低いと判断されれば、稀釈水２４の系内への流入を停止させる。この制御により、α値が増大し、アンモニア性窒素汚泥負荷の値が適正値まで上昇する。

原水槽１のアンモニア性窒素汚泥負荷は、後述するように、0.06g-NH_４-N /g-SS/日以上0.30 g-NH_４-N /g-SS/日以下の範囲内とすることが好ましい。このため、図１の例では、原水槽１のアンモニア性窒素汚泥負荷が0.30 g-NH_４-N /g-SS/日を超えれば廃水制御弁２２を閉じ、0.06 g-NH_４-N /g-SS/日になれば廃水制御弁２２を開くように、下限値0.06 g-NH_４-N /g-SS/日、上限値0.30 g-NH_４-N /g-SS/日という設定値を、廃水量制御装置２０に入力することが好ましい。なお、上限値は、0.22 g-NH_４-N /g-SS/日と設定することがより好ましい。

同様に、図２の例では、原水槽１のアンモニア性窒素汚泥負荷が0.30 g-NH_４-N /g-SS/日を超えれば廃水を稀釈し、0.06 g-NH_４-N /g-SS/日になれば稀釈を中止するように、下限値0.06 g-NH_４-N /g-SS/日、上限値0.30 g-NH_４-N /g-SS/日という設定値を、稀釈制御装置２３に入力することが好ましい。なお、上限値は、0.22 g-NH_４-N /g-SS/日と設定することがより好ましい。

本発明の廃水処理装置では、図１及び図２に示したアンモニア性窒素汚泥負荷の制御方法を、いずれも採用することができる。また、これらの制御方法の両方を採用することもできる。

さらに、本発明において、アンモニア性窒素汚泥負荷を制御する方法としては、上記以外に、沈殿槽から硝化槽への返送汚泥量を調整する方法、又は硝化槽から引き抜く汚泥量を調整する方法を採用することも可能である。

次に、原水槽１の廃水から、遠心分離装置２を用いて固形物を取り除く。遠心分離の前に、硫酸アルミニウム等の凝集剤を廃水に添加し、リン成分を難溶性塩として沈殿分離してもよい。

次に、固形物を取り除いた廃水は、脱窒槽３へと流入される。脱窒槽３では、硝化槽から返送される亜硝酸硝化処理水に含まれる亜硝酸や廃水中に元々含まれている硝酸や亜硝酸が、化学式１及び化学式２の脱窒反応により分解され、窒素分が窒素ガス４として放出される。

次に、脱窒槽３からの脱窒処理水は、第一沈殿槽５へと流入させ、汚泥等の固形物（第一沈殿槽汚泥５１）を取り除いた後、硝化槽６に流入される。硝化槽内の廃水は、例えば、JIS C 0920保護等級7（防浸型）のような溶存酸素計１３（溶存酸素測定手段）を用いて、常時溶存酸素濃度を測定することが好ましい。

なお、第一沈殿槽５から取り出される第一沈殿槽汚泥５１の一部は、脱窒槽３へと返送される。

このとき、溶存酸素濃度調整器１２（溶存酸素濃度調整手段）は、溶存酸素計１３の測定データ１４に応じて、ブロワ１６から硝化槽６内へと放出される空気１７の量を調整する。すなわち、溶存酸素計１３の測定データ１４が設定値の下限値よりも低い場合には、亜硝酸酸化も硝酸酸化も起こらないため、ブロワ１６からの放出される空気１７の量を増大させるように、ブロワ出力信号１５を増大させる。逆に、溶存酸素計１３の測定データ１４が設定値の上限値よりも高い場合には、亜硝酸が硝酸へと全て酸化されてしまうために、ブロワ１６からの放出される空気１７の量を減少させるように、ブロワ出力制御信号１５を減少させる。

溶存酸素濃度調整器１２におけるブロワ出力信号１６の制御方法としては、PID制御、ON-OFF制御、多段制御等を用いることができる。

ブロワ１６の出力調整方法としては、インバータを用いてブロワ１６の回転数を制御する方法、ブロワ１６出口に自動弁を設け、弁の開度を調整する方法等を用いることができる。

次に、所定時間、硝化槽６で亜硝酸硝化処理を行った後、硝化槽６から取り出された硝化処理水は、第二沈殿槽７へと流入させ、汚泥等の固形物（第二沈殿槽汚泥５２）を再び取り除く。この第二沈殿槽７を通過した亜硝酸硝化処理水２５の一部は、脱窒槽３へと返送される。

なお、第二沈殿槽７から取り出される第二沈殿槽汚泥５２の一部は、硝化槽６へと返送される。

次に、所定時間、脱窒槽３で亜硝酸脱窒処理を行った後、第一沈殿槽５から第二沈殿槽７に至る上記処理を繰り返す。廃水の脱窒処理が十分なレベルに達したか否かについては、第二沈殿槽７内の処理水をサンプリングし、亜硝酸及び硝酸濃度を市販の多成分濃度計等を用いて測定することにより確認することができる。

亜硝酸及び硝酸濃度が十分に減少していれば、第二沈殿槽７を通過した亜硝酸硝化処理水２５は、砂ろ過装置８で最終処理された後、系外の高度廃水処理工程９へと移行させる。

［アンモニア性窒素汚泥負荷及び溶存酸素濃度の適正範囲］
図３に示す廃水処理フローにより、豚糞尿のメタン発酵消化液を廃水原水として、硝化脱窒処理を行う廃水処理実験を行った。そして、硝化槽３５へ流入する廃水のアンモニア性窒素負荷及び硝化槽３５内の溶存酸素濃度を変化させ、この二つのパラメーターと硝化槽３５内の硝化状態の関係について検討した。

図３に示す廃水処理フローの基本的構成及び機能は、図１の廃水処理フローと同じであるが、硝化槽が二つあることと、硝化脱窒処理後に再曝気を行う点でのみ異なる。ここで、第二脱窒槽４２は、硝化槽３５から流出した亜硝酸性窒素または硝酸性窒素を窒素ガスに還元して除去するという機能を有しており、再曝気槽４３は、残存する有機物を酸化して除去するという機能を有しているが、これらの構成は、廃水の硝化脱窒処理に必須ではない。

また、図示していないが、図３の廃水処理フローにおいても、図１の廃水処理フローと同様に、アンモニア性窒素測定器、溶存酸素計、溶存酸素濃度調整器、ブロワ、汚泥濃度計、廃水量制御装置、廃水制御弁が備えられており、それらの機能及び作用効果も上述した図１の廃水処理フローの場合と同様である。ただし、後述する実施例と異なり、ここでは、アンモニア性窒素汚泥負荷と溶存酸素を特定範囲内とするような制御は行わない。なお、廃水量等の具体的条件は、表１に示す通りである。

ここで、アンモニア性窒素濃度はアンモニア測定器、硝化槽汚泥濃度は汚泥濃度計、硝化槽３５内の溶存酸素濃度は溶存酸素計を用いて測定した。また、アンモニア性窒素濃度、硝化槽汚泥濃度、廃水量、硝化槽容積に基づき、硝化槽へと流入する廃水のアンモニア性窒素負荷を算出した。

なお、今回の廃水処理実験においては、硝化槽３５から流出する硝化処理水３９のうち、硝化槽３５へと流入する廃水の６倍量（600％）を、第一脱窒槽３４へと返送する構成としている。表１における循環率600％とは、このように、第一脱窒槽３４へ返送される硝化処理水３９の、硝化槽３５への流入廃水量に対する百分率を意味する。

今回の廃水処理実験では、硝化槽３４へと流入する廃水中のアンモニア濃度を変化させることにより、廃水のアンモニア性窒素汚泥負荷を変化させた。また、ブロワ（図示せず）から放出する空気量を変化させることにより、硝化槽３５内の溶存酸素濃度を変化させた。そして、硝化処理水３９を採取し、そのアンモニア性窒素濃度をアンモニア測定器、亜硝酸性窒素濃度及び硝酸性窒素濃度を、多成分濃度計を用いて測定し、硝化槽３５における廃水の硝化状態を確認した。なお、硝化槽３５の容積は、２m³で硝化槽における廃水の滞留時間は、4日間である。

図４は、アンモニア性窒素汚泥負荷及び溶存酸素濃度と、硝化槽３５内の廃水の硝化状態の関係を示す図である。ここで、黒丸印は、亜硝酸型窒素濃度が総窒素濃度（＝アンモニア性窒素濃度＋硝酸型窒素濃度＋亜硝酸型窒素濃度）の80％以上であるプロット、白丸印は、亜硝酸型窒素濃度が総窒素濃度の10％未満であるプロットである。

図４を見ると、アンモニア性窒素汚泥負荷0.06 〜 0.30 g-NH_４-N /g-SS/日であり、かつ、溶存酸素濃度0.18 〜 0.52 mg/Lという範囲に黒丸印が集中していることがかわる。特に、アンモニア性窒素汚泥負荷0.07 〜 0.22 g-NH_４-N /g-SS/日であり、かつ、溶存酸素濃度0.18 〜 0.52 mg/Lの範囲（実線で囲まれた範囲）には白丸印が存在せず、硝化槽３５において亜硝酸型硝化が特異的に行われることがわかる。この廃水処理実験の結果、原水槽３１から硝化槽３５へと流入する廃水のアンモニア性窒素汚泥負荷を0.06 〜 0.30 g-NH_４-N /g-SS/日（より好ましくは、0.07 〜 0.22 g-NH_４-N /g-SS/日）、かつ、硝化槽３５内の硝化処理液の溶存酸素濃度を0.18 〜 0.52 ｍg/Lという特定範囲内に制御すれば、硝化槽３５における廃水の硝化処理を、効率的に亜硝酸型硝化処理に維持することができることが明らかとなった。

一方、アンモニア性窒素汚泥負荷0.3 g-NH_４-N /g-SS/日を超えると、溶存酸素濃度を0.8〜１mg/Lとしても硝化反応が進まず、アンモニアが残存するおそれがあり、硝化させるためにはさらに溶存酸素濃度を高くする必要があり、曝気量低減の効果が小さくなる。

また、図４において、溶存酸素濃度0.18 mg/L未満、かつ、アンモニア性窒素汚泥負荷0.06 g-NH_４-N /g-SS/日以上の領域では、ＮＨ_４ ^＋をＮＯ_２ ⁻へと酸化するための酸素が不足しているため、総窒素濃度の大部分は、アンモニア性窒素濃度であった。すなわち、この領域では廃水の硝化処理を行うことができなかった。

（実施例）
次に、上記廃水処理実験と同じ廃水原水及び廃水処理フローを用いて、硝化槽３５へと流入する廃水のアンモニア性窒素汚泥負荷を0.06 〜 0.22 g-NH_４-N /g-SS/日、硝化槽３５内の溶存酸素濃度を0.18 〜 0.52 mg/Lという特定範囲内に制御することにより、硝化槽３５内の亜硝酸型硝化状態を長期間継続させることができるか確認した。アンモニア性窒素汚泥負荷と溶存酸素濃度を特定範囲内に制御する方法は、図１の廃水処理フローで説明した方法と同一である。

硝化槽３５内の廃水温度は、上記廃水処理実験と同様、30℃以上35℃以下に調節した。30℃未満になると化学式３に示した一連の反応を行う３種類の微生物のうち、亜硝酸酸化細菌（ＮＯＲ）の活性が相対的に高くなるため、アンモニア性窒素（ＮＨ_４ ^＋）が硝酸性窒素（ＮＯ_３ ⁻）にまで酸化されやすくなる。一方、35℃を超えると３種類の微生物全ての活性が低下する。このため、硝化槽３５内の廃水温度は、温度計、温度制御装置、ヒータ、冷却装置等、公知の温度制御手段（いずれも図示せず）等を用いて、上記範囲に調節することが好ましい。

また、第一脱窒槽３４の脱窒反応の有機源としては、ここでは、メタノール３８を添加した。

本実施例における、硝化処理水３９のアンモニア性窒素、亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素の経時変化を示す図を、図５に示す。アンモニア性窒素はアンモニア測定器を用いて測定し、亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素は多成分濃度計を用いて測定した。そして、これら３種の測定値の合計値に対する、各測定値の百分率を、それぞれ、アンモニア性窒素率、亜硝酸性窒素率及び硝酸性窒素率として算出した。

本実施例の廃水処理開始以降、廃水原水の負荷変動のために、多少の変動は見られたものの、５週目〜10週目における廃水処理期間中の亜硝酸性窒素率の平均値は、86％（図５に破線で示した）であった。本実施例の廃水処理では、亜硝酸性窒素の最低値は約60％であったが、実験期間（10週間）の約83％の期間、亜硝酸性窒素率が80％以上であった。このように、本実施例では、硝化槽３５内の硝化反応を、長期間に渡り、高い効率で亜硝酸型硝化反応に維持することができた。

なお、硝酸型硝化処理を行う場合、通常、硝化槽３５内に廃水を10〜16日程度滞留させるが、本実施例においては、亜硝酸型硝化処理を最適化しているため、硝化槽３５内の廃水の滞留は、4〜8日で十分であった。このため、従来の硝酸型硝化処理を行う場合と比較して、廃水処理期間の短縮も可能となった。

本実施例の実施期間中に、原水槽３１内の廃水と最終処理水４４のアンモニア性窒素濃度、亜硝酸性及び硝酸性窒素濃度（＝亜硝酸性窒素濃度＋硝酸性窒素濃度）及び全リン濃度を測定した。その測定結果の一例を、表２に示す。

ここで、アンモニア性窒素濃度はアンモニア測定器、亜硝酸性及び硝酸性窒素濃度は他成分測定計、全リン濃度は全リン測定器を用いて測定した。

今回の測定時における廃水原水のアンモニア性窒素濃度は、2000 mg/Lと高濃度であったが、最終処理水では100 mg/Lであり、除去率は95％であった。また、総窒素濃度（アンモニア性窒素濃度＋亜硝酸性窒素濃度＋硝酸性窒素濃度）について、廃水原水と最終処理水を比較すると、脱窒率は81％であった。さらに、全リン除去率も98％であった。

このように、本実施例では、アンモニア性窒素を含む廃水を、単に低コストに亜硝酸型硝化脱窒処理するだけでなく、凝集剤添加や沈殿処理も併用することにより、リン分も非常に効率的に廃水中から除去することができた。

以上説明したように、本発明の廃水処理方法は、アンモニア性窒素を含む廃水を、効率的に亜硝酸型硝化処理することにより、廃水処理コストの軽減及び廃水処理時間の短縮を、長期間可能とする。また、凝集剤添加と沈殿処理工程も併用することにより、廃水中のリン分も高い効率で除去することができる。

なお、上記実施の形態では、廃水が、脱窒槽で処理された後に硝化槽で亜硝酸型硝化する方法であったが、これに限定されるものではなく、廃水を硝化槽にて亜硝酸型硝化処理した後に脱窒処理する方法であっても、適用可能である。

本発明のアンモニア性窒素含有廃水の生物学的硝化処理方法及び硝化処理装置は、生ゴミ、下水汚泥等の有機固形廃棄物を嫌気性消化（メタン発酵）した後の消化液（メタン発酵処理液）、屎尿、動物糞尿等、特に高濃度のアンモニア性窒素を含む廃水の、低コスト、かつ、効率的な生物学的硝化処理方法及び硝化処理装置として有用である。

図１は、本発明の廃水処理装置における処理フローの一例である。図２は、本発明の廃水処理装置における処理フローの別の一例である。図３は、廃水処理実験に用いた処理フローである。図４は、廃水処理実験におけるアンモニア性窒素汚泥負荷及び溶存酸素濃度と、硝化槽３５内の廃水の硝化状態の関係を示す図である。図５は、本発明の実施例における、硝化処理水３９のアンモニア性窒素、亜硝酸性窒素及び硝酸性窒素の経時変化を示す図である。

符号の説明

１，３１：原水槽
２，３３：遠心分離装置
３：脱窒槽
４：窒素ガス
５，４０：第一沈殿槽
６，３５：硝化槽
７，４１：第二沈殿槽
８，４４：砂ろ過装置
９，４５：最終処理水
１０：アンモニア測定器
１１，１４，１９：測定値
１２：溶存酸素濃度調整器
１３：溶存酸素計
１５：ブロワ出力信号
１６，３６：ブロワ
１７，３７：空気
１８：汚泥濃度計
２０：廃水量制御装置
２１：制御信号
２２：廃水制御弁
２３：稀釈制御装置
２４：稀釈水
２５，３９：硝化処理水
３２：凝集剤
３４：第一脱窒槽
３８：メタノール
４２：第二脱窒槽
４３：再曝気槽
５０：遠心分離汚泥
５１：第一沈殿槽汚泥
５２：第二沈殿槽汚泥

Claims

アンモニア性窒素を含有する廃水を硝化槽にて生物学的に硝化処理する方法であって、
硝化処理前の廃水のアンモニア性窒素濃度と、硝化槽に供給される廃水の水量と、硝化槽内の汚泥濃度とを測定し、これら測定値に基づいて、前記アンモニア性窒素汚泥負荷を0.07 g-NH _４ -N /g-SS/日以上0.22 g-NH _４ -N /g-SS/日以下の範囲に制御し、かつ、硝化槽内の溶存酸素濃度を測定し、硝化槽内に供給される空気量を調整して前記溶存酸素濃度を0.18 mg/L以上0.52 mg/L以下の範囲に制御することにより、硝化処理を亜硝酸型に維持することを特徴とする硝化処理方法。
硝化処理時の廃水の温度が30℃以上35℃以下であることを特徴とする請求項１に記載の硝化処理方法。
硝化槽と、アンモニア性窒素濃度測定手段と、廃水量測定手段と、汚泥濃度測定手段と、廃水量制御手段と、溶存酸素濃度測定手段と、溶存酸素濃度調整手段とを備えるアンモニア性窒素を含有する廃水の硝化処理装置であって、
アンモニア性窒素濃度測定手段から得られた廃水中のアンモニア性窒素濃度の測定値、廃水量測定手段から得られた廃水量の測定値、及び汚泥濃度測定手段から得られた硝化槽内の汚泥濃度の測定値に基づいて、廃水量制御手段がアンモニア性窒素汚泥負荷を算出し、
該算出値が設定値よりも高くなった場合には、廃水量制御手段が硝化槽に供給される廃水量を減少させ、該算出値が設定値よりも低くなった場合には、廃水量制御手段が硝化槽に供給される廃水量を増加させることによって、硝化槽におけるアンモニア性窒素汚泥負荷を0.07 g-NH _４ -N /g-SS/日以上0.22 g-NH _４ -N /g-SS/日以下の範囲に制御し、かつ、
溶存酸素濃度測定手段から得られた硝化槽内の溶存酸素濃度の測定値に基づいて、溶存酸素濃度調整手段が硝化槽内の酸素濃度を0.18 mg/L以上0.52 mg/L以下の範囲に制御することを特徴とする硝化処理装置。
硝化槽に温度制御手段を備え、硝化槽内の廃水の温度を30℃以上35℃以下に制御することを特徴とする請求項３に記載の硝化処理装置。