JP5782416B2

JP5782416B2 - 被処理水の処理方法及び処理装置

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Publication number: JP5782416B2
Application number: JP2012207211A
Authority: JP
Inventors: 昭赤司; 潤竹▲崎▼; 正法犬飼; 裕修稲益
Original assignee: Kansai Coke and Chemicals Co Ltd; Kobelco Eco Solutions Co Ltd
Current assignee: Shinko Pantec Co Ltd; Kansai Coke and Chemicals Co Ltd
Priority date: 2012-09-20
Filing date: 2012-09-20
Publication date: 2015-09-24
Anticipated expiration: 2032-09-20
Also published as: JP2014061470A

Description

本発明は、被処理水の処理方法及び処理装置に関し、例えば化学的酸素要求量(ＣＯＤ:Chemical Oxygen Demand)とアンモニアとを含む被処理水の処理方法及び処理装置に関する。

コークス炉での石炭乾留時に発生するコークス炉排水には、フェノール、チオシアン等のＣＯＤ成分と、アンモニアとが含まれている。このようなコークス炉排水を処理する方法として、非特許文献１には、アンモニア態窒素（ＮＨ₄ ⁺−Ｎ）を硝化細菌群の働きで亜硝酸態窒素（ＮＯ₂ ^-−Ｎ）を経て硝酸態窒素（ＮＯ₃ ^-−Ｎ）まで酸化（硝化）した後に、硝酸態窒素を脱窒細菌群によって窒素ガス（Ｎ₂）まで還元（脱窒）することで排水から窒素除去を実現することが開示されている。
また、非特許文献１には、安定的な亜硝酸型硝化反応（アンモニアが亜硝酸態窒素にまで硝化される反応）が観察されることが開示されている。

金井佑樹、"亜硝酸型硝化−完全硝化反応の制御とその遷移過程における硝化細菌の挙動解析"、［online］、２００６年、東京大学大学院新領域創成科学研究科、［平成２３年８月１０日検索］、インターネット＜URL：http://repository.dl.itc.u-tokyo.ac.jp/dspace/bitstream/2261/7612/2/K-00956.pdf＞

しかしながら、本発明者は鋭意研究の結果、亜硝酸型硝化反応が進まない場合があることを見出した。つまり、アンモニア態窒素から亜硝酸態窒素への生成が十分に行われないために、コークス炉排水からアンモニアを除去できない場合があることを見出した。
生物処理槽に収容されたＣＯＤ成分とアンモニアとを含む被処理水中の亜硝酸の生成が十分に行われない場合には、アンモニアを窒素ガスまで十分に反応させることができないので、被処理水が処理された処理水中のアンモニアを十分に除去することができない。このため、被処理水が処理された処理水の品質が悪いという問題がある。

本発明は、上記問題点に鑑み、処理水の品質を向上できる、被処理水の処理方法及び処理装置を提供することを課題とする。

本発明者が処理水の品質を向上するために、生物処理槽に収容された被処理水の亜硝酸の生成を促進するための手段を鋭意研究した結果、生物処理槽に収容された活性汚泥中のアンモニア酸化細菌（ＡＯＢ：Ammonia oxidizing bacteria）数を管理することにより、生物処理槽内に収容された被処理水中の亜硝酸濃度を管理できることを見出した。また、本発明者が亜硝酸の生成を促進するための条件を鋭意研究した結果、生物処理槽に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数が所定以上でないと、亜硝酸の生成が促進されないことも見出した。

すなわち、本発明の被処理水の処理方法は、ＣＯＤ成分を分解可能な細菌を含んだ活性汚泥を収容している生物処理槽へ、ＣＯＤ成分とアンモニアとを含む被処理水が導入されて処理されることにより、被処理水が生物処理される方法において、生物処理槽内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように調整することを特徴とする。

本発明の被処理水の処理装置は、ＣＯＤ成分を分解可能な細菌を含んだ活性汚泥を収容し、かつＣＯＤ成分とアンモニアとを含む被処理水が導入される生物処理槽と、該生物処理槽内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数を測定する測定部と、測定部で測定されたＡＯＢ数に基づいて、該生物処理槽内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数を調整する調整部とを備え、該調整部は、該生物処理槽内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように調整するように構成されている。

本発明者は、鋭意研究の結果、生物処理槽に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）未満では、生物処理槽に収容された被処理水中の亜硝酸濃度が上昇しないことを見出した。したがって、活性汚泥中のＡＯＢ数を１×１０⁷（ｃｏｐｉｅｄ／ｍＬ−ＡＳ）以上に調整することにより、生物処理槽においてアンモニアから亜硝酸への反応を促進することができる。
このように、被処理水中のアンモニアを亜硝酸へ酸化し、次いで亜硝酸から硝酸に酸化し、さらに硝酸から窒素に酸化することで、被処理水中のアンモニアを除去することができる。
したがって、本発明は、処理水の品質を向上できる被処理水の処理方法及び被処理水の処理装置を提供することができる。

以上説明したように、処理水の品質を向上できる被処理水の処理方法及び被処理水の処理装置を提供することができる。

本発明の実施の形態における被処理水の処理装置を示す模式図である。実施例において、コークス炉排水を処理する活性汚泥プロセス実機のＡＯＢ数の測定結果を示す図である。実施例において、コークス炉排水を処理する室内実験装置のＡＯＢ数の測定結果を示す図である。実施例において、コークス炉排水を処理する活性汚泥プロセス実機の亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]の測定結果を示す図である。実施例において、コークス炉排水を処理する室内実験装置の亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]の測定結果を示す図である。実施例において、コークス炉排水を処理する活性汚泥プロセス実機における活性汚泥中のＡＯＢ数と亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]との関係を示す図である。実施例において、コークス炉排水を処理する室内実験装置における活性汚泥中のＡＯＢ数と亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]との関係を示す図である。

図１を参照して、本発明の一実施の形態における被処理水の処理装置１００について説明する。

図１に示すように、本実施の形態における被処理水の処理装置１００は、脱窒槽１１１と、硝化槽１１２と、ＡＯＢ数測定部１２０と、酸素供給部１３０と、酸素濃度測定部１３１と、酸素濃度制御部１３２と、汚泥濃度測定部１４１と、沈殿槽１５０と、汚泥量制御部１６０とを備えている。酸素濃度制御部１３２及び汚泥量制御部１６０は、ＡＯＢ数に基づいて活性汚泥中のＡＯＢ数を調整する調整部である。

脱窒槽１１１は、無酸素槽とも称される生物処理槽である。脱窒槽１１１は、硝酸を窒素に還元する脱窒菌を含んだ活性汚泥を収容し、かつコークス炉排水などのＣＯＤ成分とアンモニアとを含んだ被処理水が導入される。また、脱窒槽１１１は、硝化槽１１２と接続され、この硝化槽１１２で酸化された硝化液が導入される。脱窒槽１１１においては、活性汚泥中の嫌気性微生物によって脱窒槽１１１に収容された被処理水中の硝酸を窒素ガスに還元する。

硝化槽１１２は、好気性槽とも称される生物処理槽である。硝化槽１１２は、ＣＯＤ成分を分解可能な細菌を含んだ活性汚泥を収容し、かつＣＯＤ成分とアンモニアとを含んだ被処理水（本実施の形態では脱窒槽１１１から供給される被処理水）が導入される。硝化槽１１２においては、活性汚泥中の好気性微生物によって、硝化槽１１２に収容された被処理水中の有機物を吸収・分解すると共に、硝化槽１１２に収容された被処理水中のアンモニアを亜硝酸に酸化し、亜硝酸を硝酸に酸化する。つまり、硝化槽１１２では、導入された被処理水中のＣＯＤを低減すると共に、アンモニアを硝酸にすることで、硝化液を生成する。

ＡＯＢ数測定部１２０は、硝化槽１１２に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数（存在数）を測定する。ＡＯＢ数測定部１２０は、例えば、硝化槽１１２に貯留された活性汚泥の一部を採取する採取部と、採取した活性汚泥のＤＮＡを精製する精製部と、精製したＤＮＡとＰＣＲプライマーとプローブとを含む反応液を用いて定量ＰＣＲ法によりＡＯＢ数を測量する測量部とを有する。

酸素供給部１３０は、硝化槽１１２の底部に配置され、硝化槽１１２に貯留する活性汚泥に酸素を供給する。酸素供給部１３０は、例えば、散気装置である。

酸素濃度測定部１３１は、硝化槽１１２の内部に収容され、硝化槽１１２に貯留された活性汚泥中の酸素濃度を測定する。酸素濃度測定部１３１は、例えば、センサである。

酸素濃度制御部１３２は、ＡＯＢ数測定部１２０により測定されたＡＯＢ数に基づいて、酸素濃度測定部１３１で測定される活性汚泥中の酸素濃度を制御するために、酸素供給部１３０で供給する酸素量を制御する。
酸素濃度制御部１３２は、活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように調整するように構成されている。具体的には、ＡＯＢ数測定部１２０で測定される活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）に近い場合には、酸素供給部１３０から活性汚泥へ供給する酸素量を増加する。

汚泥濃度測定部１４１は、硝化槽１１２内に収容された活性汚泥の濃度を測定する。

沈殿槽１５０は、脱窒槽１１１及び硝化槽１１２と接続されており、脱窒槽１１１でＢＯＤ、ＣＯＤ及び亜硝酸態窒素や硝酸態窒素が低減されると共に、硝化槽１１２でＢＯＤやＣＯＤが低減、及びアンモニア態窒素が亜硝酸態窒素や硝酸態窒素に変換された被処理水と、脱窒槽１１１及び硝化槽１１２内に収容された活性汚泥とが混合された混合物が導入され、導入された混合物を処理水と活性汚泥とに沈降分離する。

汚泥量制御部１６０は、ＡＯＢ数測定部１２０により測定されたＡＯＢ数に基づいて、沈殿槽１５０から系外に排出する余剰汚泥量を制御する。汚泥量制御部１６０は、ＳＲＴ（固形物滞留時間）、ＡＳＲＴ（好気的固形物滞留時間）などを制御するために、余剰汚泥の排出量を制御する。

沈殿槽１５０から引き抜かれた引抜汚泥の一部は、返送汚泥として脱窒槽１１１へ返送され、残部は余剰汚泥として排出される。この場合、処理装置１００は、脱窒槽１１１への返送経路をさらに備えている。

汚泥量制御部１６０は、活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように調整するように構成されている。具体的には、ＡＯＢ数測定部１２０で測定される活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）に近い場合には、沈殿槽１５０から引き抜く余剰汚泥量を減らして、ＳＲＴやＡＳＲＴを長くなるように調整する。

続いて、本実施の形態における被処理水の処理方法について説明する。本実施の形態における被処理水の処理方法は、図１に示す上述した処理装置１００を用いて行う。

まず、脱窒槽１１１に、窒素を還元可能な細菌である脱窒菌などを含んだ活性汚泥を収容する。また、硝化槽１１２にＣＯＤ成分を分解可能な細菌、ＡＯＢ、亜硝酸酸化細菌（ＮＯＢ）などを含んだ活性汚泥を収容する。ＣＯＤ成分を分解可能な細菌とは、例えばフェノール分解細菌、チオシアン分解細菌などである。

また、ＣＯＤ成分とアンモニアとを含む被処理水を準備する。被処理水は、例えば、石炭を乾留してコークスを作製する際に石炭から排出されるアンモニアを含有するガスを冷却した場合に生成される凝縮水、スクラバーなどで処理した後のスクラバー排水などのコークス炉排水を用いることができる。なお、コークス炉排水は、ガス液や安水とも称される。

次に、上記被処理水を脱窒槽１１１に導入して、脱窒槽１１１に収容する。
次に、脱窒槽１１１に収容された被処理水を硝化槽１１２に導入して、硝化槽１１２に収容された被処理水中のアンモニアを硝酸に酸化する。
また、硝化槽１１２に収容された被処理水の一部を硝化液として脱窒槽１１１に導入して、脱窒槽１１１に収容された被処理水（硝化液）中の硝酸を窒素ガスに還元する。

具体的には、上記硝化槽１１２に被処理水を導入する工程では、硝化槽１１２において、酸素供給部１３０から活性汚泥に酸素を供給して、活性汚泥中の好気性微生物よって硝化槽１１２内に収容された被処理水中の有機物を吸収・分解する。これにより、硝化槽１１２に収容された被処理水のＣＯＤ成分を低減できる。また、硝化槽１１２において、活性汚泥中に含まれるＡＯＢによりアンモニアが亜硝酸に硝化され、続いて活性汚泥中に含まれるＮＯＢにより亜硝酸が硝酸に硝化される。

上記脱窒槽１１１に硝化液を導入する工程では、脱窒槽１１１において、活性汚泥中の脱窒菌により硝化液中の硝酸が窒素ガスに還元される。これにより、被処理水中のアンモニアを窒素ガスとして除去できる。

次に、脱窒槽１１１及び硝化槽１１２でＣＯＤ及びアンモニアが低減された活性汚泥及び被処理水の混合物を沈殿槽１５０に供給し、沈殿槽１５０において、沈殿分離する。具体的には、沈殿槽１５０において、上澄み液を処理水として次段の処理などに向けて流下し、かつ沈殿させた汚泥を引抜汚泥として底部から排出する。

上記の工程により沈殿槽１５０から排出した引抜汚泥は、例えば、その一部を返送汚泥として脱窒槽１１１またはその供給部に返送し、残部を余剰汚泥として系外へ排出する。
なお、脱窒槽１１１内に収容された被処理水と活性汚泥との混合物は硝化槽１１２へ移送されるので、返送汚泥の量により、硝化槽１１２に貯留される活性汚泥の量、つまりＡＯＢ数を調整することができる。

上記工程により、被処理水からＣＯＤ成分及びアンモニアが低減された処理水を生成できる。しかし、硝化槽１１２において、アンモニアが硝酸に硝化されない場合があることを本発明者は見出した。それに加えて、硝化槽１１２内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数を制御することで、アンモニアから亜硝酸への硝化を促進することが可能であることを本発明者は見出した。そこで、本実施の形態では、亜硝酸濃度を制御するために、以下の工程を実施して、硝化槽１１２内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数を調整している。

ＡＯＢ数の測定方法は特に限定されないが、例えば以下の方法により測定することができる。具体的には、まず、活性汚泥から採取したサンプルからＤＮＡを精製する。このＤＮＡを用いて、Ａ．ＨｅｒｍａｎｓｓｏｎａｎｄＰ．Ｌｉｎｄｇｒｅｎ（２００１）ＡｐｐｌｉｅｄａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ．６７，９７２−９７６に記載のＰＣＲプライマーとプローブとを用いた定量ＰＣＲ法によりＡＯＢ数の測定を行なう。

次に、測定されたＡＯＢ数に基づいて活性汚泥中のＡＯＢ数を１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上、好ましくは６×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上に調整する。活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になると、活性汚泥中の亜硝酸濃度が急激に高くなるので、この値を閾値とすることで、アンモニアから亜硝酸への硝化反応を促進できる。また、活性汚泥中のＡＯＢ数が６×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上であると、アンモニアから亜硝酸への硝化反応をより促進できる。
なお、ＡＯＢ数が高いほどアンモニアから亜硝酸への硝化反応を促進できるため好ましい。

ＡＯＢ数の調整方法は特に限定されないが、例えば以下の方法により調整することができる。具体的には、活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）近傍まで下がってくると、例えば、酸素供給部１３０から活性汚泥に供給する酸素量を増加する、沈殿槽１５０から引き抜く引抜汚泥量を減らして、ＳＲＴやＡＳＲＴを長くする、などによりＡＯＢ数を増加することができる。

より具体的には、活性汚泥中のＡＯＢ数を１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上にするために、例えば、活性汚泥の溶存酸素濃度が１ｍｇ／Ｌ以上、より好ましくは１ｍｇ／Ｌ以上３ｍｇ／Ｌ以下になるように散気風量を調整したり、ＳＲＴが７日以上、より好ましくは１１日以上１４日以下になるように汚泥の引き抜き量を調整する。

上記活性汚泥中のＡＯＢ数を測定する工程は、連続的に実施されてもよく、定期的（例えば１〜２週間に１回）に実施されてもよく、不定期的に実施されてもよい。連続的または定期的に実施される場合には、ＡＯＢ数の増減傾向を把握することができ、ＡＯＢ数が管理値（１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上）から外れそうな場合には、事前にＡＯＢ数を増加するように調整することにより、処理水の品質を向上できる。この観点から、定期的または連続的にＡＯＢ数を測定する工程を実施することが好ましい。さらに、測定の手間を考慮すると、定期的にＡＯＢ数を測定する工程を実施することがより好ましい。

以上説明したように、本実施の形態における被処理水の処理方法及び処理装置１００は、生物処理槽としての硝化槽１１２内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数により亜硝酸濃度を管理することを見出して完成されたものであり、その活性汚泥中のＡＯＢ数を１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上に調整する。これにより、生物処理槽としての硝化槽１１２内に収容された被処理水中のアンモニアの亜硝酸への反応を促進するように管理することができる。このため、被処理水中のアンモニアを亜硝酸へ酸化し、次いで亜硝酸から硝酸に酸化し、さらに硝酸から窒素に酸化することで、被処理水中のアンモニアを効率よく除去することができるため、処理水の品質を向上できる。

ここで、本実施の形態では、被処理水を脱窒槽１１１に導入した後、脱窒槽１１１から硝化槽１１２に被処理水を導入し、硝化槽１１２内に収容された硝化液を脱窒槽１１１に循環する処理方法及び処理装置について説明したが、本発明はこれに特に限定されない。本発明の被処理水の処理方法及び処理装置は、被処理水を硝化槽に導入した後、硝化槽から脱窒槽に被処理水を導入し、脱窒槽から混合物を沈殿槽に移送してもよい。また、硝化槽は、ＡＯＢによりアンモニアを亜硝酸に硝化する第１の槽と、この第１の槽と分離され、かつＮＯＢにより亜硝酸を硝酸に硝化する第２の槽とを有していてもよい。

本実施例では、生物処理槽に収容された被処理水中のアンモニア酸化細菌数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように調整することによる効果について調べた。

図１に示す被処理水の処理装置１００において、硝化槽１１２内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数に基づいて亜硝酸濃度を調整する調整部（酸素濃度制御部１３２及び汚泥量制御部１６０）及び脱窒槽１１１を備えていない処理装置を準備した。処理装置は、コークス炉排水（ガス液）を処理している実機の活性汚泥プロセス用、及び、コークス炉排水で立ち上げた室内実験レベルの活性汚泥プロセス用の２種類とした。

これらの処理装置において、ＣＯＤ成分とアンモニアとを含むコークス炉排水を被処理水として硝化槽１１２に供給し、硝化槽１１２内の活性汚泥に酸素を供給し、活性汚泥中の好気性微生物よって有機物を吸収・分解した。

次に、硝化槽１１２でＣＯＤが低減された活性汚泥及び被処理水を沈殿槽１５０に供給し、処理水と汚泥とに沈殿分離した。

（ＡＯＢ数の測定）
上記の処理方法において、硝化槽１１２に収容された活性汚泥を採取し、採取した活性汚泥からＦａｓｔＤＮＡＳｐｉｎＫｉｔｆｏｒＳｏｉｌ（ＱｂｉｏｇｅｎｅＩｎｃ．）を用いて当該業者の定める方法に従いＤＮＡを精製した。

Ａ．ＨｅｒｍａｎｓｓｏｎａｎｄＰ．Ｌｉｎｄｇｒｅｎが考案したＰＣＲプライマーとプローブを用いた定量ＰＣＲ法（Ａ．ＨｅｒｍａｎｓｓｏｎａｎｄＰ．Ｌｉｎｄｇｒｅｎ（２００１）ＡｐｐｌｉｅｄａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ．６７，９７２−９７６）により、それぞれのＡＯＢ数を測定した。すなわち、上記の精製したＤＮＡ１０ｎｇ, ＴａｑＭａｎＵｎｉｖｅｒｓａｌＰＣＲＭａｓｔｅｒＭｉｘ（アプライドバイオシステムズジャパン株式会社）及び４００ｎＭのＰＣＲプライマー（ＦｏｒｗａｒｄＰｒｉｍｅｒ：ＣＴＯ１８９ｆＡ／ＢとＣＴＯ１８９ｆＣの混合物、ＲｅｖｅｒｃｅＰｒｉｍｅｒ：ＲＴ１ｒ）と１５０ｎＭのＰＣＲプローブ（ＴＭＰ１）とから構成される反応液を用いて下記の表１に示す条件で実施した。

なお、上記表１において、ＣＴＯ１８９ｆＡ／Ｂ及びＣＴＯ１８９ｆＣは、モル比が２:１になるように混合して使用した。

コークス炉排水を処理する活性汚泥プロセス実機のＡＯＢ数の測定結果及び室内実験装置のＡＯＢ数の測定結果を図２及び図３にそれぞれ示す。図２及び図３において、横軸は測定日を示し、縦軸はＡＯＢ数（単位：ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）を示す。

（亜硝酸態窒素濃度の測定）
本実施例では、亜硝酸の１種である亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]を以下のように測定した。すなわち、上記の処理方法において、硝化槽に貯留された活性汚泥からサンプルを採取し、採取したサンプルについてＪＩＳＫ０１０２４３．１．１ナフチルエチレンジアミン吸光光度法により亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]を測定した。

コークス炉排水を処理する活性汚泥プロセス実機の亜硝酸態窒素濃度の測定結果及び室内実験装置の亜硝酸態窒素濃度の測定結果を図４及び図５にそれぞれ示す。図４及び図５において、横軸は測定日を示し、縦軸は亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]（単位：ｍｇ／Ｌ）を示す。

（評価結果）
図２及び図４と、図３及び図５とから、コークス炉排水を処理する活性汚泥プロセス実機における活性汚泥中のＡＯＢ数と亜硝酸態窒素濃度との関係、及び、室内実験装置における活性汚泥中のＡＯＢ数と亜硝酸態窒素濃度との関係をそれぞれ図６及び図７に示す。図６及び図７において、横軸はＡＯＢ数（単位：ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）を示し、縦軸は亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]（単位：ｍｇ／Ｌ）を示す。

図６及び図７に示すように、実装置及び室内実験装置において、活性汚泥中のＡＯＢ数が所定数を超えると亜硝酸態窒素濃度の生成が始まることがわかった。このように、活性汚泥中のＡＯＢ数により硝化槽に収容された活性汚泥中の亜硝酸態窒素濃度を管理できることがわかったので、この活性汚泥中のＡＯＢ数を測定し、測定したＡＯＢ数に基づいてＡＯＢ数を調整することにより、硝化槽１１２内に収容された被処理水中の亜硝酸態窒素の生成を事前に促進できることがわかった。

また、図６に示すように、実装置においては、ＡＯＢ数が、活性汚泥１ｍｌあたり６×１０⁷個未満では亜硝酸態窒素が生成されていなかった。図７に示すように、室内実験装置においても、ＡＯＢ数が、活性汚泥１ｍｌあたり１×１０⁷個未満では亜硝酸態窒素が生成されていなかった。したがって、硝化槽１１２内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数を１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上、好ましくは６×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上にすることにより、硝化槽１１２内に収容された被処理水中の亜硝酸を生成できることがわかった。
硝化槽１１２内に収容された被処理水中のアンモニアから亜硝酸への硝化を促進できるので、亜硝酸を硝酸に硝化して、さらに硝酸を窒素ガスに還元することにより、被処理水中のアンモニアを除去できるため、被処理水が処理された処理水の品質を向上できることがわかる。

以上より、本実施例によれば、生物処理槽内に収容された活性汚泥中のＡＯＢ数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように亜硝酸態窒素濃度[（ＮＯ₂−Ｎ）ｍｇ/Ｌ]を調整することにより、処理水中の品質を向上できることが確認できた。

今回開示された実施の形態及び実施例はすべての点で例示であって制限的なものではないと考えられるべきである。本発明の範囲は上記した実施の形態及び実施例ではなくて特許請求の範囲によって示され、特許請求の範囲と均等の意味及び範囲内でのすべての変更が含まれることが意図される。

１００処理装置、１１１脱窒槽、１１２硝化槽、１２０ＡＯＢ数測定部、１３０酸素供給部、１３１酸素濃度測定部、１３２酸素濃度制御部、１４１汚泥濃度測定部、１５０沈殿槽、１６０汚泥量制御部。

Claims

ＣＯＤ成分を分解可能な細菌を含んだ活性汚泥を収容している生物処理槽へ、ＣＯＤ成分とアンモニアとを含む被処理水が導入されて処理されることにより、前記被処理水が生物処理される方法において、
前記生物処理槽内に収容された前記活性汚泥中のアンモニア酸化細菌数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように、前記生物処理槽の前記活性汚泥に供給する酸素量、及び、前記生物処理槽からの前記活性汚泥の引き抜き量の少なくとも何れか一方の量を調整し、
前記被処理水は、前記ＣＯＤ成分としてフェノール及びチオシアンを含有するコークス炉排水である、被処理水の処理方法。
前記調整では、前記生物処理槽の前記活性汚泥に供給する酸素量を調整する、請求項１に記載の被処理水の処理方法。
前記調整では、前記アンモニア酸化細菌数が、１×１０ ^７（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）を超える濃度から１×１０ ^７（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）に向けて低下したときに、前記生物処理槽の前記活性汚泥に供給する酸素量を増加させる、請求項２に記載の被処理水の処理方法。
前記調整では、前記生物処理槽の前記活性汚泥の溶存酸素濃度が１ｍｇ／Ｌ以上になるように、前記生物処理槽の前記活性汚泥に供給する酸素量を調整する、請求項２又は３に記載の被処理水の処理方法。
前記調整では、前記生物処理槽からの前記活性汚泥の引き抜き量を調整する、請求項１〜４の何れか１項に記載の被処理水の処理方法。
前記調整では、前記アンモニア酸化細菌数が、１×１０ ^７（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）を超える濃度から１×１０ ^７（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）に向けて低下したときに、前記生物処理槽からの前記活性汚泥の引き抜き量を低減させる、請求項５に記載の被処理水の処理方法。
前記調整では、固形物滞留時間が７日以上になるように、前記生物処理槽からの前記活性汚泥の引き抜き量を調整する、請求項５又は６に記載の被処理水の処理方法。
ＣＯＤ成分を分解可能な細菌を含んだ活性汚泥を収容し、かつＣＯＤ成分とアンモニアとを含む被処理水が導入される生物処理槽と、
前記生物処理槽内に収容された前記活性汚泥中のアンモニア酸化細菌数を測定する測定部と、
前記測定部で測定されたアンモニア酸化細菌数に基づいて、前記生物処理槽内に収容された前記活性汚泥中のアンモニア酸化細菌数を調整する調整部とを備え、
前記調整部は、前記生物処理槽内に収容された前記活性汚泥中のアンモニア酸化細菌数が１×１０⁷（ｃｅｌｌｓ／ｍＬ−ＭＬＳＳ）以上になるように、前記生物処理槽の前記活性汚泥に供給する酸素量、及び、前記生物処理槽からの前記活性汚泥の引き抜き量の少なくとも何れか一方の量を調整するように構成されており、
前記被処理水は、前記ＣＯＤ成分としてフェノール及びチオシアンを含有するコークス炉排水である、被処理水の処理装置。