WO2023095399A1 - 生物学的処理方法及び生物学的処理システム - Google Patents

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WO2023095399A1
WO2023095399A1 PCT/JP2022/031278 JP2022031278W WO2023095399A1 WO 2023095399 A1 WO2023095399 A1 WO 2023095399A1 JP 2022031278 W JP2022031278 W JP 2022031278W WO 2023095399 A1 WO2023095399 A1 WO 2023095399A1
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tank
reaction tank
nitrite
activated sludge
solid
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PCT/JP2022/031278
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柳瀬哲也
安井英斉
寺嶋光春
Original Assignee
メタウォーター株式会社
公立大学法人北九州市立大学
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    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/34—Biological treatment of water, waste water, or sewage characterised by the microorganisms used
    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
    • Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
    • Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage

Definitions

  • the present invention relates to a biological treatment method and a biological treatment system.
  • a treatment system for treating organic wastewater such as sewage (hereinafter also simply referred to as wastewater), contaminants, etc. (hereinafter simply referred to as contaminants) contained in organic wastewater
  • a biological treatment system for treating organic wastewater such as sewage (hereinafter also simply referred to as wastewater), contaminants, etc. (hereinafter simply referred to as contaminants) contained in organic wastewater
  • an activated sludge method is used in which organic matter is decomposed by microorganisms propagated in a reaction tank (hereinafter also referred to as activated sludge).
  • Contaminants are, for example, organic matter, suspended matter, and the like (see Patent Document 1).
  • ammonium nitrogen contained in the organic wastewater is activated in a first reaction tank.
  • Nitrite-type nitrification treatment using ammonia-oxidizing bacteria contained in the sludge is performed, the activated sludge is supplied from the first reaction tank to a sterilization tank, and in the sterilization tank, the pH is maintained at a neutral level or lower, Nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge supplied from the first reaction tank are sterilized with nitrite nitrogen, and the sterilized activated sludge is supplied to the first reaction tank.
  • FIG. 1 is a diagram illustrating the configuration of a biological processing system 800 in a first comparative example.
  • FIG. 2 is a diagram illustrating the configuration of a biological processing system 900 in a second comparative example.
  • FIG. 3 is a diagram illustrating the configuration of the biological processing system 100 according to the first embodiment.
  • FIG. 4 is a diagram illustrating the configuration of the nitrous acid type nitrification treatment system 20 according to the first embodiment.
  • FIG. 5 is a diagram illustrating the configuration of a nitrification-inhibiting activated sludge system 80 according to the first embodiment.
  • FIG. 6 is a diagram illustrating the configuration of the anammox processing system 30 according to the first embodiment.
  • FIG. 7 is a diagram illustrating the configuration of the methane fermentation system 40 according to the first embodiment.
  • FIG. 8 is a diagram illustrating the configuration of the nitrous acid type nitrification treatment system 60 according to the first embodiment.
  • FIG. 9 is a diagram illustrating the configuration of the anammox processing system 70 in the first embodiment.
  • FIG. 10 is a diagram showing an experimental example in the biological treatment system 100.
  • FIG. 11 is a diagram showing an experimental example in the biological treatment system 100.
  • FIG. FIG. 12 is a diagram showing an experimental example in the biological treatment system 100.
  • FIG. FIG. 13 is a diagram illustrating the configuration of a nitrite type nitrification treatment system 20 in a modified example of the first embodiment.
  • FIG. 1 is a diagram illustrating a biological processing system 800 in a first comparative example.
  • the biological treatment system 800 treats contaminants contained in wastewater (organic wastewater) by the activated sludge method.
  • the biological treatment system 800 has, for example, a solid-liquid separation tank 810, a reaction tank 821, and a solid-liquid separation tank 822, as shown in FIG.
  • the solid-liquid separation tank 810 separates contaminants (eg, solid organic matter) contained in the wastewater discharged through the line L801.
  • the line L801 is, for example, a pipe that communicates between a wastewater supply source such as a sewage system and the solid-liquid separation tank 810 . Then, the solid-liquid separation tank 810, for example, discharges the separated contaminants as initial sedimentation sludge from the line L802 to a concentration device (not shown), and the wastewater after the contaminants have been separated from the line L803. It is discharged to reaction tank 821 .
  • the line L802 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 810 and the concentrator. Also, the line L803 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 810 and the reaction tank 821 .
  • the reaction tank 821 performs biological treatment with activated sludge (not shown) on the wastewater discharged from the solid-liquid separation tank 810 via the line L803.
  • activated sludge includes, for example, aerobic bacteria such as ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria, and facultative anaerobic bacteria such as denitrifying bacteria.
  • reaction tank 821 for example, ammonia contained in the wastewater is oxidized (nitrified) to nitrite by ammonia-oxidizing bacteria, and the nitrite oxidized by the ammonia-oxidizing bacteria is oxidized to nitric acid by nitrite-oxidizing bacteria. (nitrification) is carried out in a two-stage nitrification.
  • denitrifying bacteria that assimilate organic matter use nitric acid or the like as an oxygen source to denitrify the nitrogen component contained in the wastewater.
  • the reaction tank 821 discharges, for example, the wastewater after the biological treatment to the solid-liquid separation tank 822 through the line L804.
  • the line L804 is, for example, a pipe connecting the reaction tank 821 and the solid-liquid separation tank 822 .
  • the solid-liquid separation tank 822 separates, for example, activated sludge contained in the wastewater discharged from the reaction tank 821 via line L804. Then, the solid-liquid separation tank 822 supplies, for example, a part of the separated activated sludge as excess sludge to a thickener (not shown) from the line L805, and activates sludge other than the excess sludge as return sludge in a return line ( (not shown) to the reaction tank 821 .
  • the line L805 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 822 and the concentrator.
  • part of the activated sludge withdrawn from the solid-liquid separation tank 822 by a withdrawal pump (not shown) is supplied as excess sludge to the thickener, and the activated sludge other than the excess sludge is returned to the reaction vessel as sludge. 821.
  • the solid-liquid separation tank 822 discharges, for example, wastewater (treated water) after separation of activated sludge from the line L806 to the subsequent sterilization treatment device (not shown).
  • the sterilization device sterilizes the wastewater discharged from the solid-liquid separation tank 822 through the line L806, for example, and discharges the sterilized treated water.
  • the line L806 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 822 and the sterilization apparatus.
  • FIG. 2 is a diagram illustrating a biological processing system 900 in a second comparative example.
  • nitrogen contained in wastewater is denitrified by performing so-called nitrite nitrification treatment and anammox treatment.
  • the biological treatment system 900 has, for example, a solid-liquid separation tank 910, a reaction tank 921, a solid-liquid separation tank 922, and an anammox treatment system 930, as shown in FIG.
  • the solid-liquid separation tank 910 separates, for example, contaminants contained in the wastewater discharged through the line L901, similar to the solid-liquid separation tank 810 described in FIG.
  • the line L901 is, for example, a pipe that communicates between a wastewater supply source such as a sewage system and the solid-liquid separation tank 910 . Then, in the same manner as the solid-liquid separation tank 810 described in FIG. 1, the solid-liquid separation tank 910, for example, discharges the separated pollutants as initial sludge from the line L902 to a thickening device (not shown). The wastewater after the separation of substances is discharged to the reaction tank 921 through the line L903.
  • the line L902 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 910 and the concentrator.
  • the line L903 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 910 and the reaction tank 921 .
  • the reaction tank 921 for example, performs biological treatment with activated sludge (not shown) on the wastewater discharged from the solid-liquid separation tank 910 via the line L903.
  • nitrification is controlled so that nitrite-oxidizing bacteria do not proliferate (so-called nitrite-type nitrification).
  • the reaction tank 921 discharges, for example, the wastewater after the biological treatment to the solid-liquid separation tank 922 through the line L904.
  • the line L904 is, for example, a pipe connecting the reaction tank 921 and the solid-liquid separation tank 922 .
  • the solid-liquid separation tank 922 separates, for example, activated sludge contained in the wastewater discharged from the reaction tank 921 via the line L904, like the solid-liquid separation tank 822 described in FIG. Then, the solid-liquid separation tank 922 supplies, for example, part of the separated activated sludge as excess sludge to a thickener (not shown) from the line L905, and activates sludge other than the excess sludge as return sludge in a return line ( (not shown) to the reaction tank 921 .
  • the line L905 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 922 and the concentrator.
  • the solid-liquid separation tank 922 supplies wastewater (treated water) after separation of activated sludge, for example, from the line L909 to the anammox treatment system 930.
  • the line L909 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 922 and the anammox treatment system 930 .
  • the anammox treatment system 30 for example, performs anammox treatment in which nitrogen components are directly denitrified by anammox bacteria from nitrous acid supplied from the solid-liquid separation tank 922 via line L909 and ammonia contained in wastewater.
  • the anammox treatment system 930 discharges wastewater (treated water) after the anammox treatment, for example, from the line L910 to the subsequent sterilization device (not shown).
  • the sterilizer then sterilizes the wastewater exiting the anammox treatment system 930 via line L910, for example, and discharges the sterilized treated water.
  • the line L910 is, for example, a pipe that communicates between the anammox treatment system 930 and the sterilization equipment.
  • the biological treatment system 900 can significantly reduce the amount of oxygen (aeration cost) required for denitrification of the nitrogen component contained in the wastewater compared to the biological treatment system 800, for example. Become.
  • the biological treatment system 900 as described above is intended to suppress the growth of nitrite-oxidizing bacteria in the reaction tank 921.
  • the nitrite-oxidizing bacteria contained in activated sludge due to the toxicity of nitrite may have a sterilization bath (not shown) that sterilizes the
  • the sterilization tank sterilizes nitrite-oxidizing bacteria contained in activated sludge withdrawn from the reaction tank 921 by, for example, a withdrawal pump (not shown).
  • the activated sludge supplied from the reaction tank 921 is exposed to high-concentration nitrous acid (for example, about 1000 mgN/L of nitrous acid) to sterilize nitrite-oxidizing bacteria. Then, the sterilization tank returns the activated sludge after sterilizing the nitrite-oxidizing bacteria to the reaction tank 921 .
  • high-concentration nitrous acid for example, about 1000 mgN/L of nitrous acid
  • reaction tank 921 it is possible to generate nitrous acid from the ammonia contained in the wastewater and to suppress the oxidation of the generated nitrous acid to nitric acid.
  • nitrite-oxidizing bacteria contained in activated sludge, but they also differ in their susceptibility to toxicity. Therefore, when the biological treatment system 900 is operated for a long period of time, the biota of nitrite-oxidizing bacteria may change and the number of highly toxic species (hereinafter also referred to as resistant bacteria) may increase.
  • wastewater such as sewage containing various bacteria generally tends to be an inoculum source for resistant bacteria.
  • nitrous acid is gradually oxidized to nitric acid in the reaction tank 921, making it difficult to stably obtain nitrous acid.
  • the concentration of nitrous acid in the sterilization tank is set to a level that can suppress the increase of resistant bacteria (for example, about 1000 mgN / L). need to raise.
  • the nitrogen component concentration in wastewater such as sewage is generally about 20-40 mgN/L. Therefore, when nitrous acid generated from nitrogen components contained in wastewater is used in a sterilization tank, the biological treatment system 900 cannot sufficiently sterilize nitrite-oxidizing bacteria contained in activated sludge.
  • the highest concentration of nitrogen (ammonia state) obtained at a sewage treatment plant is the nitrogen contained in the separated liquid discharged from the methane fermentation system (methane fermentation system) of initial sedimentation sludge and surplus sludge.
  • the nitrogen component concentration in this separated liquid is, for example, about 2000 mgN/L. Therefore, in the biological treatment system 900, by using nitrous acid generated from the methane fermentation system in the sterilization tank, for example, about 2000 mgN/L of ammonium nitrite (i.e., about 1000 mgN/L of nitrous acid) activates A method of sterilizing nitrite-oxidizing bacteria contained in sludge can also be envisioned.
  • this ammonium nitrite and activated sludge are mixed to sterilize the nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge, this ammonium nitrite is diluted with the activated sludge, so the concentration of nitrous acid after mixing is the same as that before mixing. The concentration is lower than that of nitrous acid, and it is difficult to kill nitrite-oxidizing bacteria as intended.
  • nitrous acid type nitrification for example, if the reaction time of nitrous acid type nitrification is lengthened somewhat, it is possible to obtain a treatment liquid with a slightly higher ratio of nitrous acid (for example, the ratio of ammonia nitrogen and nitrite nitrogen is 900:1100).
  • nitrous acid is strongly acidic, even a slightly higher proportion of nitrous acid will significantly reduce the pH of the solution. Since the reaction rate of ammonium-oxidizing bacteria becomes almost zero at about pH 4.4, it is difficult to obtain an ammonium nitrite solution with a significantly increased nitrite ratio.
  • the sterilization tank when performing sterilization using high-concentration nitrous acid as described above, in the sterilization tank, not only the nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge but also the ammonia-oxidizing bacteria contained in the activated sludge are sterilized. Sometimes. Therefore, in the reaction tank 921, the nitrite type nitrification treatment may not be performed.
  • the nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge are sterilized in the sterilization tank while maintaining the ammonia-oxidizing bacteria contained in the activated sludge.
  • the configuration of the biological processing system 100 according to the first embodiment will be described below.
  • FIG. 3 is a diagram illustrating the configuration of the biological processing system 100 according to the first embodiment.
  • FIG. 4 is a diagram for explaining the configuration of the nitrite type nitrification treatment system 20 in the first embodiment
  • FIG. 5 illustrates the configuration of the nitrification-inhibiting activated sludge system 80 in the first embodiment. It is a figure explaining.
  • FIG. 6 is a diagram explaining the configuration of the anammox treatment system 30 in the first embodiment
  • FIG. 7 is a diagram explaining the configuration of the methane fermentation system 40 in the first embodiment.
  • FIG. 8 is a diagram explaining the configuration of the nitrous acid type nitrification treatment system 60 in the first embodiment
  • FIG. 9 is a diagram explaining the configuration of the anammox treatment system 70 in the first embodiment. is.
  • the biological treatment system 100 includes, for example, a solid-liquid separation tank 10, a nitrite nitrification treatment system 20, an anammox treatment system 30, a methane fermentation system 40, and a dehydrator 50 (hereinafter , a fourth solid-liquid separator), a nitrite nitrification treatment system 60, an anammox treatment system 70, and a nitrification-inhibiting activated sludge system 80.
  • a solid-liquid separation tank 10 for example, a solid-liquid separation tank 10, a nitrite nitrification treatment system 20, an anammox treatment system 30, a methane fermentation system 40, and a dehydrator 50 (hereinafter , a fourth solid-liquid separator), a nitrite nitrification treatment system 60, an anammox treatment system 70, and a nitrification-inhibiting activated sludge system 80.
  • the solid-liquid separation tank 10 separates contaminants contained in the wastewater discharged through the line L1, like the solid-liquid separation tank 910 and the like described in FIG.
  • the line L1 is, for example, a pipe that communicates a wastewater supply source such as a sewage system with the solid-liquid separation tank 10 .
  • the solid-liquid separation tank 10 discharges the separated contaminants as initial sludge from the line L2 to a thickening device (not shown), for example, in the same manner as the solid-liquid separation tank 910 and the like described in FIG.
  • the wastewater from which pollutants have been separated is discharged from the line L3 to the nitrite type nitrification treatment system 20 .
  • the line L2 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 10 and the concentrator.
  • the line L3 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 10 and the nitrite type nitrification treatment system 20 .
  • the wastewater supplied from the solid-liquid separation tank 10 to the reaction tank 21 is the wastewater after the separation of the initial sedimentation sludge, and thus the wastewater contains low-concentration nitrogen.
  • the nitrite nitrification treatment system 20 includes, for example, an activated sludge treatment tank 21 (hereinafter also referred to as the first reaction tank 21 or simply the reaction tank 21) and a solid-liquid separation tank 22 (hereinafter referred to as the second reaction tank).
  • 3 solid-liquid separation device), a sterilization tank 23, a concentration device 24 (hereinafter also referred to as a first solid-liquid separation device 24), and a concentration device 25 (hereinafter also referred to as a second solid-liquid separation device 25) have
  • the wastewater treated in the reaction tank 21 is low-concentration nitrogen wastewater. Therefore, hereinafter, the nitrite type nitrification system 20 is also referred to as a nitrite type nitrification system (low concentration type) 20 . Further, hereinafter, the activated sludge after the biological treatment is performed in the reaction tank 21 is also referred to as nitrified sludge.
  • the reaction tank 21 discharges, for example, the wastewater after the biological treatment to the solid-liquid separation tank 22 through the line L4.
  • the line L4 is, for example, a pipe connecting the reaction tank 21 and the solid-liquid separation tank 22 .
  • the retention time (average retention time) of the activated sludge in the reaction tank 21 is, for example, 15 days or less. That is, the reaction tank 21 discharges activated sludge (wastewater containing activated sludge) to the solid-liquid separation tank 22 so that the retention time (average retention time) of the activated sludge in the reaction tank 21 is within 15 days. is preferred.
  • the solid-liquid separation tank 22 separates, for example, activated sludge contained in the wastewater discharged from the reaction tank 21 through the line L4, in the same manner as in the case described with reference to FIG. Then, the solid-liquid separation tank 22 supplies, for example, a part of the separated activated sludge as excess sludge to a thickener (not shown) from the line L5, and activates sludge other than the excess sludge as return sludge in a return line ( (not shown) to the reaction tank 21 .
  • the line L5 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 22 and the concentrator. Furthermore, as shown in FIG.
  • the solid-liquid separation tank 22 supplies, for example, waste water (treated water) from which the activated sludge has been separated to the anammox treatment system 30 through a line L9.
  • the line L9 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 22 and the anammox treatment system 30 .
  • the thickener 24 shown in FIG. 4 separates the activated sludge withdrawn from the reaction tank 21 by, for example, a withdrawal pump (not shown) into solid matter and separated liquid.
  • the activated sludge supplied from the reaction tank 21 via the line L31 is centrifugally thickened.
  • the line L31 is, for example, a pipe connecting the reaction tank 21 and the concentrator 24 .
  • the concentrating device 24 supplies, for example, the separated liquid from the line L32 to the reaction tank 21, and supplies the activated sludge (solids) from which the separated liquid has been separated to the sterilization tank 23 from the line L33.
  • the line L32 is, for example, a pipe connecting the concentrator 24 and the reaction vessel 21 .
  • the line L33 is, for example, a pipe that communicates between the concentrator 24 and the sterilization tank 23 .
  • the concentration device 24 supplies the concentrated activated sludge to the sterilization tank 23, thereby preventing the concentration of nitrous acid in the sterilization tank 23 from being diluted by the activated sludge, and reducing the size of the sterilization tank 23. can be realized.
  • the sterilization tank 23 uses nitrous acid to sterilize nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge supplied from the thickening device 24 via the line L33, for example.
  • the activated sludge supplied from the thickener 24 via the line L33 is exposed to high-concentration nitrous acid to sterilize nitrite-oxidizing bacteria.
  • the high-concentration nitrous acid is, for example, nitrous acid having a nitrite nitrogen concentration of 250 mgN/L or more, preferably about 1000 mgN/L.
  • the inventors found that when the hydrogen ion concentration index (hereinafter also referred to as pH) in the sterilization tank 23 is alkaline, not only the nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge but also the ammonia-oxidizing bacteria contained in the activated sludge also found to die. In addition to this, the inventor found that when the pH of the sterilization tank 23 is about neutral or lower, the nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge can be killed while maintaining the ammonia-oxidizing bacteria contained in the activated sludge. I found it possible.
  • pH hydrogen ion concentration index
  • the administrator of the biological treatment system 100 maintains, for example, the pH in the sterilization tank 23 at a neutral level or lower (specifically, for example, pH 7.8 or lower), More specifically, the pH is adjusted so as to be maintained below neutrality.
  • the administrator adjusts the pH in the sterilization tank 23 to, for example, 5.0 or more and 6.0 or less, as described later. preferably.
  • an inorganic acid such as dilute sulfuric acid
  • the biological treatment system 100 of the present embodiment it is possible to kill the nitrite-oxidizing bacteria contained in the activated sludge while maintaining the ammonia-oxidizing bacteria contained in the activated sludge. Therefore, in the biological treatment system 100 , the nitrite nitrification treatment can be performed in the reaction tank 21 and the anammox treatment can be performed in the anammox reaction tank 31 . Therefore, in the biological treatment system 100, it is possible to significantly reduce the amount of oxygen (aeration cost) required for denitrification of the nitrogen component contained in the wastewater.
  • the sterilization time of the nitrite-oxidizing bacteria in the sterilization tank 23 is preferably set to, for example, 30 days or less, as described later. In addition, it is preferable that the nitrite-oxidizing bacteria be sterilized in the sterilization bath 23 for, for example, five days or more, as described later.
  • the sterilization tank 23 it is preferable to slightly aerate to microaerize. Specifically, since the activated sludge flowing into the sterilization tank 23 also contains denitrifying bacteria, it is necessary to supply enough oxygen to suppress the denitrifying reaction (in other words, decomposition of nitrous acid) by the denitrifying bacteria. is preferred. For example, the amount of oxygen supplied to the sterilization tank 23 per unit time is made smaller than the amount of oxygen supplied to the reaction tank 21 per unit time. Specifically, the DO (Dissolved Oxygen) of the sterilization tank 23 is slightly aerated so that the dissolved oxygen can be detected by the DO (Dissolved Oxygen) measuring instrument. Preferably, aeration is performed so that the DO becomes 0.5 mg/L or more and 1.0 mg/L or less.
  • DO Dissolved Oxygen
  • the amount of sludge input to the sterilization tank 23 per day is, for example, 5% or more of the activated sludge held in the reaction tank 21, as described later.
  • the thickening device 25 separates the activated sludge (activated sludge after sterilization) drawn from the sterilization tank 23 by, for example, a drawing pump (not shown) into solid matter and separated liquid.
  • the activated sludge supplied from the sterilization tank 23 via the line L34 is centrifugally thickened.
  • the line L34 is, for example, a pipe connecting the sterilization tank 23 and the concentration device 25 .
  • the concentrator 25 for example, supplies the separated liquid from the line L35 to at least one of the anammox treatment system 30 and the anammox treatment system 70, and as shown in FIG.
  • the activated sludge (solid matter) from which the separated liquid has been separated is supplied to the reaction tank 21 through the line L36.
  • the line L35 is, for example, a pipe that communicates at least one of the anammox treatment system 30 and the anammox treatment system 70 with the concentrator 25 .
  • the line L36 is, for example, a pipe connecting the concentrator 25 and the reaction vessel 21 .
  • the concentrator 25 by supplying the activated sludge (solid matter) from which the separated liquid is separated to the reaction tank 21, it is possible to prevent the ammonium nitrite used as the sterilizing liquid in the sterilizing tank 23 from flowing into the reaction tank 21. be possible. Therefore, in the biological treatment system 100, unnecessary aeration costs in the reaction tank 21 (aeration costs required for aeration of ammonia flowing from the sterilization tank 23) can be suppressed.
  • the nitrite nitrification treatment system 20 of the present embodiment by maintaining the pH in the sterilization tank 23 at a neutral level or lower, the ammonia-oxidizing bacteria contained in the activated sludge are maintained, and the activated sludge Kills the nitrite-oxidizing bacteria it contains.
  • ammonia contained in wastewater is oxidized to nitrite in the reaction tank 21, while further oxidation of nitrite (oxidation to nitric acid) can be suppressed. be possible.
  • the nitrification-inhibiting activated sludge system 80 shown in FIG. 3 has, for example, an activated sludge reaction tank 81 (hereinafter also referred to as the third reaction tank 81 or simply the reaction tank 81) and a solid-liquid separation tank 82, as shown in FIG.
  • an activated sludge reaction tank 81 hereinafter also referred to as the third reaction tank 81 or simply the reaction tank 81
  • a solid-liquid separation tank 82 as shown in FIG.
  • the reaction tank 81 performs biological treatment with activated sludge (not shown) on the wastewater discharged from the solid-liquid separation tank 10 via the line L21.
  • the line L21 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 10 and the reaction tank 81 .
  • the wastewater supplied to the reaction tank 81 is the wastewater after the separation of the initial sedimentation sludge has been performed in the solid-liquid separation tank 10 . Therefore, the wastewater supplied to the reaction tank 81 is low-concentration nitrogen wastewater, like the wastewater supplied to the reaction tank 21 . Further, the reaction tank 81 performs biological treatment with activated sludge (not shown) on wastewater discharged from a solid-liquid separation tank (not shown) different from the solid-liquid separation tank 10, for example. may be
  • the retention time (average retention time) of activated sludge is controlled to be shorter than in the reaction tank 21.
  • the residence time of the activated sludge in the reaction tank 81 is, for example, controlled to a time (for example, within 4 days) that does not oxidize ammonia contained in the wastewater (oxidation of ammonia to nitrous acid). be.
  • reaction tank 81 can supply the anammox treatment system 30 with treated water containing more ammonia than nitrous acid, as will be described later.
  • the reaction tank 81 discharges, for example, the wastewater after the biological treatment to the solid-liquid separation tank 82 through the line L23.
  • the line L23 is, for example, a pipe connecting the reaction tank 81 and the solid-liquid separation tank 82 .
  • the solid-liquid separation tank 82 separates activated sludge contained in the wastewater discharged from the reaction tank 81 via the line L23. Then, the solid-liquid separation tank 82 supplies, for example, part of the separated activated sludge as excess sludge to a thickener (not shown) via a line L24, and returns activated sludge other than the excess sludge as return sludge. A line (not shown) is returned to the reactor 81 .
  • the line L24 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 82 and the concentrator. Furthermore, as shown in FIG.
  • the solid-liquid separation tank 82 supplies, for example, waste water (treated water) from which the activated sludge has been separated to the anammox treatment system 30 through the line L22.
  • the line L22 is, for example, a pipe connecting the solid-liquid separation tank 82 and the anammox treatment system 30 .
  • the anammox treatment system 30 has, for example, an anammox reaction tank 31 (hereinafter also referred to as first anammox reaction tank 31), as shown in FIG.
  • the wastewater supplied to the anammox reaction tank 31 is the wastewater after the separation of the initial sedimentation sludge in the solid-liquid separation tank 10, and thus the wastewater contains low-concentration nitrogen. Therefore, hereinafter, the anammox treatment system 30 is also referred to as an anammox treatment system (low concentration type) 30 .
  • the anammox bacteria in the anammox reaction tank 31 are, for example, nitrogen gas from ammonium nitrogen and nitrite nitrogen contained in the mixed water of the wastewater supplied through the line L9 and the wastewater supplied through the line L22. to generate Hereinafter, a process in which anammox bacteria generate nitrogen gas from ammonium nitrogen and nitrite nitrogen is also referred to as anammox treatment.
  • the anammox reaction tank 31 discharges wastewater (treated water) after the anammox treatment, for example, from the line L10 to the subsequent sterilization apparatus (not shown).
  • the sterilizer then sterilizes the wastewater discharged from the anammox treatment system 30 via line L10, for example, and discharges the sterilized treated water.
  • the line L10 is, for example, a pipe connecting the anammox reaction tank 31 and the sterilization apparatus.
  • the retention time of activated sludge is long, and the nitrite-type nitrification treatment of wastewater is sufficiently performed. It is short, and the nitrite type nitrification treatment for wastewater is not sufficiently carried out. Therefore, while the nitrite-type nitrification treatment system 20 supplies the anammox reaction tank 31 with treated water containing more nitrite than ammonia (hereinafter also referred to as treated water containing nitrite), nitrification is suppressed. From the activated sludge system 80 to the anammox reaction tank 31, treated water containing more ammonia than nitrous acid (hereinafter also referred to as ammonia-containing treated water) is supplied.
  • treated water containing more ammonia than nitrous acid hereinafter also referred to as ammonia-containing treated water
  • the biological treatment system 100 of the present embodiment it becomes possible to sufficiently produce ammonium nitrite in the anammox reaction tank 31, and to sufficiently denitrify the nitrogen component by the anammox treatment. .
  • the separated liquid supplied from the concentrator 25 through the line L35 may be subjected to anammox treatment.
  • the methane fermentation system 40 has, for example, a digester 41 as shown in FIG.
  • initial sedimentation sludge separated in the solid-liquid separation tank 10 and surplus sludge separated in the solid-liquid separation tank 22 are supplied to the digestion tank 41 via a line L11.
  • the line L11 communicates, for example, a thickening device (not shown) for thickening the initial settling sludge with the digestion tank 41, and also communicates a thickening device (not shown) for thickening surplus sludge with the digestion tank 41.
  • a thickening device not shown
  • initial settling sludge and surplus sludge are also collectively referred to as thickened sludge.
  • the digestion tank 41 generates digested sludge by, for example, digesting (decomposing) organic matter contained in the thickened sludge with anaerobic bacteria in the digestion tank 41 .
  • the anaerobic bacteria produce digestive gases such as methane gas during the process of digesting organic matter.
  • the dehydrator 50 separates, for example, the digested sludge supplied from the digestion tank 41 via the line L12 into solid matter and separated liquid, as shown in FIG.
  • the line L12 is, for example, a pipe connecting the digestion tank 41 and the dehydrator 50 .
  • the dehydrator 50 supplies, for example, the separated liquid from the line L13 to the nitrous acid type nitrification treatment system 60, and also supplies the digested sludge (solid matter) obtained by separating the separated liquid to the post-stage equipment such as an incinerator.
  • the line L13 is, for example, a pipe that communicates between the dehydrator 50 and the nitrite type nitrification treatment system 60 .
  • the dehydrator 50 may be, for example, a belt press type dehydrator.
  • the nitrous acid type nitrification treatment system 60 has, for example, a nitrification tank 61 (hereinafter also referred to as a second reaction tank 61), as shown in FIG.
  • the nitrogen component contained in the separated liquid supplied from the methane fermentation system 40 (dehydrator 50) to the nitrite nitrification system 60 is the waste water supplied from the solid-liquid separation tank 10 to the nitrite nitrification system 20.
  • the nitrite type nitrification system 60 is also referred to as a nitrite type nitrification system (high-concentration type) 60 .
  • the nitrification tank 61 has, for example, a fluidized bed (not shown) composed of a plurality of carriers, and the separated liquid discharged from the dehydrator 50 via the line L13 is treated by ammonia-oxidizing bacteria adhering to each carrier. Carry out biological treatment. Since the ammonia concentration in the separated liquid fed into the nitrification tank 61 is sufficiently high, the nitrogen component in the treated water after the biological treatment in the nitrification tank 61 is almost completely ammonium nitrite. After that, as shown in FIGS. 3 and 4, the nitrification tank 61 supplies at least part of the separated liquid (ammonium nitrite-containing liquid) after the biological treatment to the sterilization tank 23 through the line L14. do.
  • the line L14 is, for example, a pipe connecting the nitrification tank 61 and the sterilization tank 23 . Also, the nitrification tank 61 supplies, for example, the remainder of the separated liquid after the biological treatment (separated liquid not supplied to the sterilization tank 23) to the anammox treatment system 70 through the line L15.
  • the line L15 is, for example, a pipe connecting the nitrification tank 61 and the anammox treatment system 70 .
  • the nitrogen component concentration in the separated liquid supplied from the methane fermentation system 40 via the dehydrator 50 is, for example, about 2000 mgN/L. Therefore, the separated liquid after being biologically treated in the nitrification tank 61 contains, for example, about 2000 mgN/L of ammonium nitrite (that is, about 1000 mgN/L of nitrous acid).
  • the separated liquid after the biological treatment has been performed in the nitrification tank 61 can be used as the sterilization liquid in the sterilization tank 23.
  • nitrification tank 61 by lengthening the reaction time of the nitrite-type digestion treatment, it is also possible to obtain a separated liquid with a higher concentration of nitrite (that is, a separated liquid with a higher bactericidal activity against nitrite-oxidizing bacteria). It is possible. However, since nitrous acid is strongly acidic, the pH in the sterilization tank 23 is greatly reduced even if the ratio of nitrous acid in the separated liquid supplied from the nitrification tank 61 is slightly high. Further, the reaction rate of ammonia-oxidizing bacteria generally becomes almost zero when the pH is about 4.3. Therefore, in the sterilization tank 23, it is difficult to use a separated liquid having a higher concentration of nitrous acid as a sterilization liquid because of the need to maintain ammonia-oxidizing bacteria.
  • the anammox treatment system 70 has, for example, an anammox reaction tank 71 (hereinafter also referred to as a second anammox reaction tank 71), as shown in FIG.
  • the nitrogen component contained in the separated liquid supplied from the nitrite type nitrification system 60 to the anammox system 70 is the nitrogen component contained in the separated liquid supplied from the nitrite type nitrification system 20 to the anammox system 30.
  • the anammox treatment system 70 is also referred to as an anammox treatment system (high-concentration type) 70 .
  • the anammox reaction tank 71 performs anammox treatment on ammonium nitrite contained in the separated liquid (ammonium nitrite-containing liquid) supplied from the nitrification tank 61 via line L15. Then, the anammox reaction tank 71 supplies the separated liquid (treated water) after the anammox treatment, for example, to the solid-liquid separation tank 10 through the line L16.
  • the line L16 is, for example, a pipe connecting the anammox reaction tank 71 and the solid-liquid separation tank 10 .
  • the separated liquid supplied from the concentrator 25 through the line L35 may be subjected to anammox treatment.
  • the biological treatment system 100 for example, by maintaining the pH in the sterilization tank 23 at a neutral level or lower, the ammonia-oxidizing bacteria contained in the activated sludge are maintained while the It becomes possible to selectively sterilize nitrite-oxidizing bacteria. As a result, it is possible to suppress nitrification of nitrite by nitrite-oxidizing bacteria and obtain nitrite nitrogen from wastewater. Therefore, in the biological treatment system 100, the nitrogen component contained in the wastewater can be denitrified by the anammox treatment, and the amount of oxygen required for denitrification of the nitrogen component contained in the wastewater (aeration cost) can be greatly reduced. can be suppressed.
  • the ammonium nitrite supplied from the nitrite-type nitrification treatment system 60 is used as the sterilizing solution, so that the waste water supplied to the nitrite-type nitrification treatment system 20 contains
  • the anammox treatment can be performed in the anammox treatment system 30 even when the nitrogen component concentration in the water is low. Therefore, in the biological treatment system 100, for example, many contaminants contained in the wastewater in the solid-liquid separation tank 10 (for example, about 70% of the contaminants contained in the wastewater) can be separated from the initial sedimentation sludge. , and it becomes possible to recover more digestion gas than in the methane fermentation system 40 (for example, 1.3 to 1.5 times as much digestion gas as the conventional one).
  • the amount of oxygen (aeration cost) required for denitrification of the nitrogen component contained in the wastewater is greatly suppressed, and more digestion gas than before can be recovered. becomes possible.
  • FIGS. 10-12 are graphical representations of an example experiment in the biological treatment system 100.
  • FIG. Specifically, each of the following experimental examples is an experimental example for confirming the state of nitrite nitrogen generation in the treated water in the reaction tank 21 .
  • the horizontal axis in each of FIGS. 10 to 12 indicates the number of days elapsed after the start of the experiment on the biological treatment system 100.
  • FIG. The vertical axis in each of FIGS. 10 to 12 indicates the concentration of nitrogen component contained in the treated water in the reaction tank 21. As shown in FIG.
  • the nitrite type nitrification system 20 having the reaction tank 21 and the solid-liquid separation tank 22 (the nitrite type nitrification system 20 not having the sterilization tank 23, the concentrator 24, and the concentrator 25) is used.
  • An experimental example will be described. Specifically, Experimental Examples 1 and 2 are experimental examples in the case of using the nitrous acid type nitrification treatment system 20 having the reaction tank 21 and the solid-liquid separation tank 22 .
  • Example 1 In Experimental Example 1, wastewater (wastewater with a COD Cr of 180 mgCOD/L and a nitrogen component concentration of 45 mgN/L) in which 67.5 mg/L of polypeptone and 67.5 mg/L of yeast extract were mixed was used. The experiment was conducted by COD is an abbreviation for Chemical Oxygen Demand. Further, in Experimental Example 1, the reaction tank 21 having a tank load of 1.8 kg COD/m 3 /d was used, and the SRT (Sludge Retention Time) in the reaction tank (for example, the reaction tank 21) was set to 15 days. .
  • SRT Sludge Retention Time
  • Example 2 In Experimental Example 2, an experiment was conducted in which the SRT in the reaction vessel of Experimental Example 1 (for example, reaction vessel 21) was lowered in stages under the conditions of Experimental Example 1.
  • FIG. 2 In Experimental Example 2, an experiment was conducted in which the SRT in the reaction vessel of Experimental Example 1 (for example, reaction vessel 21) was lowered in stages under the conditions of Experimental Example 1.
  • the results of Experimental Example 2 show that, for example, when the SRT in the reaction tank 21 is set to 4 days or less, ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria do not occur.
  • Example 3 In Experimental Example 3, an experiment was conducted by setting the SRT in the reaction vessel (for example, reaction vessel 21) of Experimental Example 1 to 10 days. Further, in Experimental Example 3, 30% of the activated sludge in the reaction tank 21 was withdrawn per day, and the withdrawn activated sludge was centrifugally concentrated in the thickener 24 and continuously fed into the sterilization tank 23 . The sterilization time of the activated sludge in the sterilization tank 23 was set to 15 days. Further, in Experimental Example 3, the nitrite nitrogen concentration in the sterilization tank 23 was maintained at about 1000 mgN/L by supplying nitrite as a sterilization liquid into the sterilization tank 23 from the outside.
  • the sterilization operation was continuously performed under microaerobic conditions in which dissolved oxygen was detected in the sterilization tank 23 .
  • the pH in the sterilization tank 23 was maintained between 7.0 and 7.3.
  • a continuous operation was performed in which the sludge in the sterilization tank 23 was solid-liquid separated and returned to the reaction tank 21 .
  • nitrite nitrogen began to be detected in the treated water immediately after the start of the experiment.
  • the nitrite nitrogen in the treated water reached 25 mgN/L.
  • the treated water had a nitrate nitrogen concentration of about 8 mgN/L and an ammonium nitrogen concentration of about 2 mgN/L.
  • the nitrite nitrogen in the treated water increased with the lapse of the number of days of the experiment, as indicated by point P1 ( ⁇ ) in FIG.
  • the nitrate nitrogen in the treated water decreased with the lapse of the number of days of the experiment, as indicated by point P2 ( ⁇ ) in FIG.
  • the ammonia nitrogen in the treated water did not significantly increase or decrease with the lapse of test days, as indicated by point P3 ( ⁇ point) in FIG. 10 .
  • Example 4 In Experimental Example 4, an experiment was conducted under the conditions of Experimental Example 3 by changing the nitrite charged into the sterilization tank 23 to ammonium nitrite and changing the pH in the sterilization tank 23 to 8.0.
  • Example 5 In Experimental Example 5, the experiment was conducted by changing the sterilization time of the activated sludge in the sterilization tank 23 to 40 days from the conditions of Experimental Example 3.
  • the results of Experimental Example 5 show that, for example, when the activated sludge sterilization time in the sterilization tank 23 is 30 days or more, ammonia-oxidizing bacteria are killed even when the pH in the sterilization tank 23 is neutral. is shown.
  • Example 6 In Experimental Example 6, the experiment was conducted by changing the SRT in the reaction vessel 21 to 20 days from the conditions of Experimental Example 3. Further, in Experimental Example 6, 20% of the activated sludge in the reaction tank 21 was withdrawn per day, and the withdrawn activated sludge was centrifugally concentrated in the thickener 24 and continuously fed into the sterilization tank 23 . Then, the sterilization time of the activated sludge in the sterilization tank 23 was changed to 5 days.
  • the nitrite nitrogen in the treated water does not increase significantly with the passage of the number of days of the experiment, as shown at point P1 ( ⁇ ) in FIG. As indicated by point P2 (squared square) in 11, it did not significantly decrease with the lapse of the number of days of the experiment.
  • the ammonia nitrogen in the treated water did not significantly increase or decrease with the lapse of test days, as indicated by point P3 ( ⁇ point) in FIG. 11 .
  • Example 7 In Experimental Example 7, the SRT in the reaction tank 21 was changed to 15 days from Experimental Example 6, and the experiment was conducted. Further, in Experimental Example 7, 25% of the activated sludge in the reaction tank 21 was withdrawn per day, and the withdrawn activated sludge was centrifugally concentrated in the thickener 24 and continuously fed into the sterilization tank 23 . Then, the sterilization time of the activated sludge in the sterilization tank 23 was changed to 10 days. Furthermore, in Experimental Example 7, the pH in the sterilization tank 23 was changed to 7.0.
  • the nitrite nitrogen in the treated water was maintained at a pH of 7.0 for 30 days from the start of the experiment, as shown at point P1a ( ⁇ point) in FIG. It increased with the passage of days.
  • the pH was changed to 6.0
  • the nitrite nitrogen in the treated water decreased with the lapse of the number of days of the experiment, as shown at point P1b (x point) in FIG. increased more.
  • the nitrate nitrogen in the treated water decreased with the lapse of the number of days of the experiment, as indicated by point P2 ( ⁇ ) in FIG.
  • the ammonia nitrogen in the treated water did not significantly increase or decrease with the lapse of test days, as indicated by point P3 ( ⁇ point) in FIG. 12 .
  • the results of Experimental Example 7 show that the concentration of nitrite nitrogen increases by making the inside of the sterilization tank 23 acidic (for example, the pH is 6.0 or less).
  • the reaction speed of ammonia-oxidizing bacteria decreases as the pH in the sterilization tank 23 decreases. Therefore, it is preferable that the pH in the sterilization tank 23 is, for example, 5.0 or more and 6.0 or less.
  • Example 8 In Experimental Example 8, the separated liquid separated from the digested sludge in the dehydrator 50 (ammonium (ammonium bicarbonate) nitrogen concentration of 2000 mgN/L methane fermentation separated liquid) was transferred to an aerobic nitrification tank 61 (fluidized bed). water was passed through at a constant flow rate.
  • ammonium (ammonium bicarbonate) nitrogen concentration of 2000 mgN/L methane fermentation separated liquid was transferred to an aerobic nitrification tank 61 (fluidized bed). water was passed through at a constant flow rate.
  • the ratio of nitrite nitrogen in the treated water increased to 1050 mgN/L. Furthermore, in the operation in which the pH of the nitrification tank 61 was set to 5.0, the ratio of nitrite nitrogen in the treated water further increased.
  • the results of Experimental Example 8 show that when the nitrite type nitrification treatment is performed in the reaction tank 21, the pH in the nitrification tank 61 (the pH of the ammonium nitrite supplied from the nitrification tank 61 to the sterilization tank 23) is 4.5 or higher. 7.0 or less is preferable.
  • Example 9 In Experimental Example 9, the activated sludge supplied from the reaction tank 21 in Experimental Example 7 was concentrated in the thickener 24 to 40 g/L, which is ten times the MLSS concentration.
  • Example 10 In Experimental Example 10, the activated sludge discharged from the sterilization tank 23 in Experimental Example 7 was concentrated in the thickener 25 to 40 g/L, which is ten times the MLSS concentration.
  • Example 11 In Experimental Example 11, the experiment was conducted by changing the concentration of nitrite nitrogen in the sterilization tank 23 to 250 mgN/L from the conditions of Experimental Example 7. Furthermore, in Experimental Example 11, the pH in the sterilization tank 23 was set to 6.0.
  • Example 12 In Experimental Example 12, the pH in the sterilization tank 23 was changed to 5.5 with respect to the conditions of Experimental Example 7, and the sterilization tank 23 was changed to a small tank. Then, the sterilization time of the activated sludge in the sterilization tank 23 was changed to 5 days.
  • the results of Experimental Example 12 show that, when nitrous acid nitrification treatment is performed in the reaction tank 21, it is preferable to sterilize the activated sludge in the sterilization tank 23 for 5 days or longer, for example.
  • the results of Experimental Example 13 show that, when nitrous acid type nitrification treatment is performed in the reaction tank 21, the SRT in the reaction tank 21 must be 15 days or less, for example.
  • Example 14 In Experimental Example 13, an experiment was conducted in which the amount of activated sludge introduced into the sterilizing tank 23 (input amount) was gradually reduced under the conditions of Experimental Example 7 in which the pH in the sterilizing tank 23 was set to 6.0. gone.
  • the results of Experimental Example 14 show that, when nitrous acid type nitrification treatment is performed in the reaction tank 21, for example, the amount of sludge input per day can be set to 5% or more of the activated sludge held in the reaction tank 21. indicates that it is preferable.
  • Example 15 In Experimental Example 15, an experiment was conducted in which the ammonium nitrite obtained in Experimental Example 8 (ammonium nitrite having a pH of 7.0 and a nitrogen component concentration of 2000 mgN/L) obtained in Experimental Example 8 was used as a sterilizing solution under the conditions of Experimental Example 3. gone.
  • the concentration of nitrite nitrogen in the sterilization tank 23 decreased from 1000 mgN/L to 500 mgN/L due to the action of denitrifying bacteria contained in the activated sludge, and the pH in the sterilization tank 23 decreased from 6.0 to 7.0 mgN/L. rose to 0.
  • dilute sulfuric acid was added to the sterilization tank 23 to return the pH in the sterilization tank 23 to 6.0, and the operation was continued. to about 20 mgN/L, along with an increase in nitrate nitrogen contained in the treated water.
  • the concentration of nitrite nitrogen contained in the treated water of the sterilization tank 23 recovers to 1000 mgN/L, and the concentration of nitrite nitrogen contained in the treated water of the reaction tank 21 also recovered to 25 mgN/L.
  • the results of Experimental Example 16 show that it is preferable to perform aeration in the sterilization tank 16 in order to suppress the action of denitrifying bacteria contained in the activated sludge from the reaction tank 21.
  • Example 17 In Experimental Example 17, an experiment was conducted in which a mixture of the treated water in the reaction vessel 21 obtained in Experimental Example 7 and the treated water in the reaction vessel 21 obtained in Experimental Example 2 was passed through the anammox reaction vessel 31. gone. Further, in Experimental Example 17, a mixed liquid was used in which the ratio of the treated water in the reaction vessel 21 obtained in Experimental Example 7 and the treated water in the reaction vessel 21 obtained in Experimental Example 2 was 1:1.
  • FIG. 13 is a diagram illustrating the configuration of a nitrite type nitrification treatment system 20 in a modified example of the first embodiment.
  • the controller 90 may automatically control the pH in the sterilization tank 23, as shown in FIG.
  • the control device 90 is, for example, a computer having a CPU (Central Computing Unit) and memory.
  • control device 90 may control, for example, the pH in the sterilization tank 23 to be neutral or lower. More specifically, the control device 90 may control, for example, the amount of dilute sulfuric acid added to the sterilization tank 23 so that the pH in the sterilization tank 23 is neutral or lower.
  • the case where both the treated water from the nitrite nitrification treatment system 20 and the treated water from the nitrification-inhibiting activated sludge system 80 are supplied to the anammox treatment system 30 has been described. It is not limited to this.
  • the anammox treatment system 30 may be supplied with only the treated water from the nitrite nitrification treatment system 20 .
  • the present invention is not limited to this.
  • a nitrite salt other than ammonium nitrite supplied from the nitrite type nitrification treatment system 60 may be used as the sterilization liquid.

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Abstract

有機性廃水に含まれる窒素成分を生物学的に処理する生物学的処理方法であって、第１反応槽において、前記有機性廃水に含まれるアンモニア態窒素に対して活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を用いた亜硝酸型硝化処理を行い、前記第１反応槽から前記活性汚泥を殺菌槽に供給し、前記殺菌槽において、ｐＨを中性程度以下に維持しつつ、前記第１反応槽から供給された前記活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を亜硝酸態窒素によって殺菌し、殺菌した前記活性汚泥を前記第１反応槽に供給する。

Description

生物学的処理方法及び生物学的処理システム
　本発明は、生物学的処理方法及び生物学的処理システムに関する。
　下水等の有機性廃水（以下、単に廃水とも呼ぶ）を処理する処理システム（以下、生物学的処理システムとも呼ぶ）では、有機性廃水に含まれる汚濁物等(以下、単に汚濁物とも呼ぶ)を除去する方法として、例えば、反応槽において繁殖させた微生物（以下、活性汚泥とも呼ぶ）によって有機物の分解を行う活性汚泥方法が用いられる。汚濁物は、例えば、有機物や浮遊物質等である（特許文献１を参照）。
特開２０２１－０７９３３５号公報
　上記のような生物学的処理システムにおいて、有機性廃水に含まれる窒素成分の脱窒に要する曝気コスト（酸素量）等のランニングコストを抑制することが望まれている。
　実施の形態の一態様における、有機性廃水に含まれる窒素成分を生物学的に処理する生物学的処理方法は、第１反応槽において、前記有機性廃水に含まれるアンモニア態窒素に対して活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を用いた亜硝酸型硝化処理を行い、前記第１反応槽から前記活性汚泥を殺菌槽に供給し、前記殺菌槽において、ｐＨを中性程度以下に維持しつつ、前記第１反応槽から供給された前記活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を亜硝酸態窒素によって殺菌し、殺菌した前記活性汚泥を前記第１反応槽に供給する。
　一つの側面によれば、ランニングコストを抑制することが可能になる。
図１は、第１の比較例における生物学的処理システム８００の構成について説明する図である。 図２は、第２の比較例における生物学的処理システム９００の構成について説明する図である。 図３は、第１の実施の形態における生物学的処理システム１００の構成について説明する図である。 図４は、第１の実施の形態における亜硝酸型硝化処理システム２０の構成について説明する図である。 図５は、第１の実施の形態における硝化抑制型活性汚泥システム８０の構成について説明する図である。 図６は、第１の実施の形態におけるアナモックス処理システム３０の構成について説明する図である。 図７は、第１の実施の形態におけるメタン発酵システム４０の構成について説明する図である。 図８は、第１の実施の形態における亜硝酸型硝化処理システム６０の構成について説明する図である。 図９は、第１の実施の形態におけるアナモックス処理システム７０の構成について説明する図である。 図１０は、生物学的処理システム１００をおける実験例を示す図である。 図１１は、生物学的処理システム１００をおける実験例を示す図である。 図１２は、生物学的処理システム１００をおける実験例を示す図である。 図１３は、第１の実施の形態の変形例における亜硝酸型硝化処理システム２０の構成について説明する図である。
　以下、図面を参照して本発明の実施の形態について説明する。しかしながら、かかる実施の形態例が、本発明の技術的範囲を限定するものではない。
　［第１の比較例における生物学的処理システム８００］
　初めに、第１の比較例における生物学的処理システム８００について説明を行う。図１は、第１の比較例における生物学的処理システム８００について説明する図である。
　生物学的処理システム８００では、活性汚泥法によって廃水（有機性廃水）に含まれる汚濁物を処理する。具体的に、生物学的処理システム８００は、図１に示すように、例えば、固液分離槽８１０と、反応槽８２１と、固液分離槽８２２とを有する。
　固液分離槽８１０は、例えば、ラインＬ８０１を介して排出された廃水に含まれる汚濁物（例えば、固形性の有機物）を分離する。ラインＬ８０１は、例えば、下水道等の廃水の供給元と固液分離槽８１０とを連通する配管である。そして、固液分離槽８１０は、例えば、分離した汚濁物を初沈汚泥としてラインＬ８０２から濃縮装置（図示せず）に排出するとともに、汚濁物の分離が行われた後の廃水をラインＬ８０３から反応槽８２１に排出する。ラインＬ８０２は、例えば、固液分離槽８１０と濃縮装置とを連通する配管である。また、ラインＬ８０３は、例えば、固液分離槽８１０と反応槽８２１とを連通する配管である。
　反応槽８２１は、例えば、ラインＬ８０３を介して固液分離槽８１０から排出された廃水に対して活性汚泥（図示せず）による生物学的処理を行う。活性汚泥には、例えば、アンモニア酸化細菌及び亜硝酸酸化細菌等の好気性細菌や、脱窒細菌等の通性嫌気性細菌が含まれる。
　具体的に、反応槽８２１では、例えば、廃水に含まれるアンモニアがアンモニア酸化細菌によって亜硝酸に酸化（硝化）され、さらに、アンモニア酸化細菌によって酸化された亜硝酸が亜硝酸酸化細菌によって硝酸に酸化（硝化）される二段階硝化が行われる。そして、反応槽８２１では、例えば、有機物を資化する脱窒細菌が硝酸等を酸素源として利用することによって、廃水に含まれる窒素成分の脱窒が行われる。
　その後、反応槽８２１は、例えば、生物学的処理が行われた後の廃水をラインＬ８０４から固液分離槽８２２に排出する。ラインＬ８０４は、例えば、反応槽８２１と固液分離槽８２２とを連通する配管である。
　固液分離槽８２２は、例えば、ラインＬ８０４を介して反応槽８２１から排出された廃水に含まれる活性汚泥を分離する。そして、固液分離槽８２２は、例えば、分離した活性汚泥の一部を余剰汚泥としてラインＬ８０５から濃縮装置（図示せず）に供給するとともに、余剰汚泥以外の活性汚泥を返送汚泥として返送ライン（図示せず）から反応槽８２１に返送する。ラインＬ８０５は、例えば、固液分離槽８２２と濃縮装置とを連通する配管である。
　具体的に、例えば、引抜ポンプ（図示せず）によって固液分離槽８２２から引き抜かれた活性汚泥の一部が余剰汚泥として濃縮装置に供給され、余剰汚泥以外の活性汚泥が返送汚泥として反応槽８２１に返送される。
　さらに、固液分離槽８２２は、例えば、活性汚泥の分離を行った後の廃水（処理水）をラインＬ８０６から後段の滅菌処理装置（図示せず）に排出する。その後、滅菌処理装置は、例えば、ラインＬ８０６を介して固液分離槽８２２から排出された廃水を滅菌し、減菌した処理水を放流する。ラインＬ８０６は、例えば、固液分離槽８２２と滅菌処理装置とを連通する配管である。
　［第２の比較例における生物学的処理システム９００］
　次に、第２の比較例における生物学的処理システム９００について説明を行う。図２は、第２の比較例における生物学的処理システム９００について説明する図である。図２に示す生物学的処理システム９００では、いわゆる亜硝酸型硝化処理とアナモックス処理とを行うことによって廃水に含まれる窒素の脱窒を行う。
　生物学的処理システム９００は、図２に示すように、例えば、固液分離槽９１０と、反応槽９２１と、固液分離槽９２２と、アナモックス処理システム９３０とを有する。
　固液分離槽９１０は、図１で説明した固液分離槽８１０と同様に、例えば、ラインＬ９０１を介して排出された廃水に含まれる汚濁物を分離する。ラインＬ９０１は、例えば、下水道等の廃水の供給元と固液分離槽９１０とを連通する配管である。そして、固液分離槽９１０は、図１で説明した固液分離槽８１０と同様に、例えば、分離した汚濁物を初沈汚泥としてラインＬ９０２から濃縮装置（図示せず）に排出するとともに、汚濁物の分離が行われた後の廃水をラインＬ９０３から反応槽９２１に排出する。ラインＬ９０２は、例えば、固液分離槽９１０と濃縮装置とを連通する配管である。また、ラインＬ９０３は、例えば、固液分離槽９１０と反応槽９２１とを連通する配管である。
　反応槽９２１は、例えば、ラインＬ９０３を介して固液分離槽９１０から排出された廃水に対して活性汚泥（図示せず）による生物学的処理を行う。この生物学的処理では、硝化において亜硝酸酸化細菌を増殖させないような制御（いわゆる、亜硝酸型硝化）が行われる。
　その後、反応槽９２１は、例えば、生物学的処理が行われた後の廃水をラインＬ９０４から固液分離槽９２２に排出する。ラインＬ９０４は、例えば、反応槽９２１と固液分離槽９２２とを連通する配管である。
　固液分離槽９２２は、図１で説明した固液分離槽８２２と同様に、例えば、ラインＬ９０４を介して反応槽９２１から排出された廃水に含まれる活性汚泥を分離する。そして、固液分離槽９２２は、例えば、分離した活性汚泥の一部を余剰汚泥としてラインＬ９０５から濃縮装置（図示せず）に供給するとともに、余剰汚泥以外の活性汚泥を返送汚泥として返送ライン（図示せず）から反応槽９２１に返送する。ラインＬ９０５は、例えば、固液分離槽９２２と濃縮装置とを連通する配管である。
　さらに、固液分離槽９２２は、例えば、活性汚泥の分離を行った後の廃水（処理水）をラインＬ９０９からアナモックス処理システム９３０に供給する。ラインＬ９０９は、例えば、固液分離槽９２２とアナモックス処理システム９３０とを連通する配管である。
　アナモックス処理システム３０は、例えば、ラインＬ９０９を介して固液分離槽９２２から供給された亜硝酸と廃水に含まれるアンモニアとからアナモックス細菌によって窒素成分を直接的に脱窒するアナモックス処理を行う。
　さらに、アナモックス処理システム９３０は、例えば、アナモックス処理を行った後の廃水（処理水）をラインＬ９１０から後段の滅菌処理装置（図示せず）に排出する。その後、滅菌処理装置は、例えば、ラインＬ９１０を介してアナモックス処理システム９３０から排出された廃水を滅菌し、減菌した処理水を放流する。ラインＬ９１０は、例えば、アナモックス処理システム９３０と滅菌処理装置とを連通する配管である。
　これにより、生物学的処理システム９００は、例えば、生物学的処理システム８００と比較して、廃水に含まれる窒素成分の脱窒に要する酸素量（曝気コスト）を大幅に抑制することが可能になる。
　ここで、上記のような生物学的処理システム９００は、反応槽９２１における亜硝酸酸化細菌の増殖を抑制することを目的として、例えば、亜硝酸が有する毒性によって活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を殺菌する殺菌槽（図示せず）を有する場合がある。
　具体的に、殺菌槽は、例えば、引抜ポンプ（図示せず）によって反応槽９２１から引き抜かれた活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を殺菌する。
　さらに具体的に、殺菌槽では、反応槽９２１から供給された活性汚泥を高濃度の亜硝酸（例えば、１０００ｍｇＮ／Ｌ程度の亜硝酸）に曝露させることによって亜硝酸酸化細菌を殺菌する。そして、殺菌槽は、亜硝酸酸化細菌の殺菌を行った活性汚泥を反応槽９２１に返送する。
　これにより、反応槽９２１では、廃水に含まれるアンモニアから亜硝酸を生成するとともに、生成した亜硝酸の硝酸への酸化を抑制することが可能になる。
　ここで、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌は、種類が多いだけでなく、毒性に対する感受性についてもそれぞれ異なる。そのため、生物学的処理システム９００において長時間の運転が行われた場合、亜硝酸酸化細菌の生物相が変化し、毒性に強い種類（以下、耐性菌とも呼ぶ）が増加する場合がある。特に、様々な細菌が含まれる下水等の廃水は、一般的に、耐性菌の植種源になり易い。その結果、反応槽９２１では、次第に亜硝酸が硝酸に酸化されるようになり、安定して亜硝酸を得ることが困難になる。
　反応槽９２１において亜硝酸を安定して得るために、生物学的処理システム９００では、殺菌槽における亜硝酸の濃度を耐性菌の増加の抑制が可能になる程度（例えば、１０００ｍｇＮ／Ｌ程度）まで高める必要がある。
　しかしながら、下水等の廃水における窒素成分濃度は、一般的に、２０～４０ｍｇＮ／Ｌ程度である。そのため、廃水に含まれる窒素成分から生成された亜硝酸を殺菌槽において用いる場合、生物学的処理システム９００では、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌の殺菌を十分に行うことができない。
　下水処理場で得られる最も高濃度な窒素(アンモニア態)は、初沈汚泥や余剰汚泥のメタン発酵システム（メタン発酵システム）から排出される分離液に含まれる窒素である。この分離液における窒素成分濃度は、例えば、２０００ｍｇＮ／Ｌ程度である。そのため、生物学的処理システム９００では、メタン発酵システムから生成された亜硝酸を殺菌槽において用いることにより、例えば、２０００ｍｇＮ／Ｌ程度の亜硝酸アンモニウム（すなわち、１０００ｍｇＮ／Ｌ程度の亜硝酸）によって、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌の殺菌をする方法も想定できる。しかしながら、この亜硝酸アンモニウムと活性汚泥とを混合して活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を殺菌する場合、この亜硝酸アンモニウムは活性汚泥で希釈されるため、混合後の亜硝酸の濃度は混合前の亜硝酸の濃度よりも低くなり、目的通り、亜硝酸酸化細菌を殺菌することは困難である。
　一方、例えば、亜硝酸型硝化の反応時間を多少長くすると、亜硝酸の比率が少し高い処理液(例えば、アンモニア態窒素と亜硝酸態窒素との比率が９００対１１００)を得ることもできる。しかしながら、亜硝酸は強酸性なので、亜硝酸の比率がわずかに高いだけでも、溶液のｐＨは大きく低下する。アンモニア酸化細菌はｐＨ４．４程度で反応速度がほぼゼロになるため、亜硝酸の比率を著しく高めた亜硝酸アンモニウム液を得ることは困難である。
　また、上記のように高濃度の亜硝酸を用いた殺菌を行う場合、殺菌槽では、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌だけでなく、活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌についても殺菌されてしまう場合がある。そのため、反応槽９２１では、亜硝酸型硝化処理が行われなくなる場合がある。
　そこで、第１の実施の形態における生物学的処理システム１００では、殺菌槽において、活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を維持しつつ、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌の殺菌を行う。以下、第１の実施の形態における生物学的処理システム１００の構成について説明を行う。
　［第１の実施の形態における生物学的処理システム１００の構成］
　図３は、第１の実施の形態における生物学的処理システム１００の構成について説明する図である。また、図４は、第１の実施の形態における亜硝酸型硝化処理システム２０の構成について説明する図であり、図５は、第１の実施の形態における硝化抑制型活性汚泥システム８０の構成について説明する図である。また、図６は、第１の実施の形態におけるアナモックス処理システム３０の構成について説明する図であり、図７は、第１の実施の形態におけるメタン発酵システム４０の構成について説明する図である。さらに、図８は、第１の実施の形態における亜硝酸型硝化処理システム６０の構成について説明する図であり、図９は、第１の実施の形態におけるアナモックス処理システム７０の構成について説明する図である。
　生物学的処理システム１００は、図３に示すように、例えば、固液分離槽１０と、亜硝酸型硝化処理システム２０と、アナモックス処理システム３０と、メタン発酵システム４０と、脱水機５０（以下、第４固液分離装置とも呼ぶ）と、亜硝酸型硝化処理システム６０と、アナモックス処理システム７０と、硝化抑制型活性汚泥システム８０とを有する。
　初めに、固液分離槽１０について説明を行う。固液分離槽１０は、図２で説明した固液分離槽９１０等と同様に、例えば、ラインＬ１を介して排出された廃水に含まれる汚濁物を分離する。ラインＬ１は、例えば、下水道等の廃水の供給元と固液分離槽１０とを連通する配管である。そして、固液分離槽１０は、図２で説明した固液分離槽９１０等と同様に、例えば、分離した汚濁物を初沈汚泥としてラインＬ２から濃縮装置（図示せず）に排出するとともに、汚濁物の分離が行われた後の廃水をラインＬ３から亜硝酸型硝化処理システム２０に排出する。ラインＬ２は、例えば、固液分離槽１０と濃縮装置とを連通する配管である。また、ラインＬ３は、例えば、固液分離槽１０と亜硝酸型硝化処理システム２０とを連通する配管である。なお、固液分離槽１０から反応槽２１に供給される廃水は、初沈汚泥の分離が行われた後の廃水であるため、低濃度窒素の廃水である。
　次に、亜硝酸型硝化処理システム２０について説明を行う。亜硝酸型硝化処理システム２０は、図４に示すように、例えば、活性汚泥処理槽２１（以下、第１反応槽２１または単に反応槽２１とも呼ぶ）と、固液分離槽２２（以下、第３固液分離装置とも呼ぶ）と、殺菌槽２３と、濃縮装置２４（以下、第１固液分離装置２４とも呼ぶ）と、濃縮装置２５（以下、第２固液分離装置２５とも呼ぶ）とを有する。
　反応槽２１は、例えば、ラインＬ３を介して固液分離槽１０から排出された廃水に対して活性汚泥による生物学的処理を行う。
　なお、反応槽２１において処理が行われる廃水は、低濃度窒素の廃水である。そのため、以下、亜硝酸型硝化処理システム２０を亜硝酸型硝化処理システム（低濃度型）２０とも表記する。また、以下、反応槽２１において生物学的処理が行われた後の活性汚泥を硝化汚泥とも表記する。
　そして、反応槽２１は、例えば、生物学的処理が行われた後の廃水をラインＬ４から固液分離槽２２に排出する。ラインＬ４は、例えば、反応槽２１と固液分離槽２２とを連通する配管である。
　ここで、第１の実施の形態における反応槽２１は、後述するように、例えば、反応槽２１内における活性汚泥の滞留時間（平均滞留時間）を１５日以内にすることが好ましい。すなわち、反応槽２１は、反応槽２１内における活性汚泥の滞留時間（平均滞留時間）が１５日以内になるように、固液分離槽２２に対する活性汚泥（活性汚泥を含む廃水）の排出を行うことが好ましい。
　固液分離槽２２は、図２で説明した場合と同様に、例えば、ラインＬ４を介して反応槽２１から排出された廃水に含まれる活性汚泥を分離する。そして、固液分離槽２２は、例えば、分離した活性汚泥の一部を余剰汚泥としてラインＬ５から濃縮装置（図示せず）に供給するとともに、余剰汚泥以外の活性汚泥を返送汚泥として返送ライン（図示せず）から反応槽２１に返送する。ラインＬ５は、例えば、固液分離槽２２と濃縮装置とを連通する配管である。さらに、固液分離槽２２は、図３に示すように、例えば、活性汚泥の分離を行った後の廃水（処理水）をラインＬ９からアナモックス処理システム３０に供給する。ラインＬ９は、例えば、固液分離槽２２とアナモックス処理システム３０とを連通する配管である。
　図４に示す濃縮装置２４は、例えば、引抜ポンプ（図示せず）によって反応槽２１から引き抜かれた活性汚泥を固形物と分離液とに分離する。具体的に、濃縮装置２４では、例えば、ラインＬ３１を介して反応槽２１から供給された活性汚泥を遠心濃縮する。ラインＬ３１は、例えば、反応槽２１と濃縮装置２４とを連通する配管である。そして、濃縮装置２４は、例えば、分離液をラインＬ３２から反応槽２１に供給するとともに、分離液が分離された活性汚泥（固形物）をラインＬ３３から殺菌槽２３に供給する。ラインＬ３２は、例えば、濃縮装置２４と反応槽２１とを連通する配管である。また、ラインＬ３３は、例えば、濃縮装置２４と殺菌槽２３とを連通する配管である。
　すなわち、濃縮装置２４は、濃縮した活性汚泥を殺菌槽２３に供給することで、殺菌槽２３における亜硝酸の濃度が活性汚泥によって薄められることの防止が可能になるとともに、殺菌槽２３の小型化を実現することが可能になる。
　続いて、殺菌槽２３は、例えば、ラインＬ３３を介して濃縮装置２４から供給された活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を亜硝酸によって殺菌する。
　具体的に、殺菌槽２３では、例えば、ラインＬ３３を介して濃縮装置２４から供給された活性汚泥を高濃度の亜硝酸に曝露させることによって亜硝酸酸化細菌を殺菌する。ここで、高濃度の亜硝酸は、例えば、亜硝酸態窒素の濃度が２５０ｍｇＮ／Ｌ以上、好ましくは、１０００ｍｇＮ／Ｌ程度の亜硝酸である。
　ここで、発明者は、殺菌槽２３における水素イオン濃度指数（以下、ｐＨとも呼ぶ）がアルカリ性である場合、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌だけでなく、活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌についても死滅することを見出した。これに加えて、発明者は、殺菌槽２３のｐＨが中性程度以下である場合、活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を維持させつつ、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を死滅させることが可能になることを見出した。
　そのため、生物学的処理システム１００の管理者（以下、単に管理者とも呼ぶ）は、例えば、殺菌槽２３におけるｐＨを中性程度以下（具体的には、例えば、ｐＨ７．８以下）に維持、より詳しくはｐＨを中性以下に維持されるように調整を行う。また、殺菌槽２３内におけるアンモニア酸化細菌の反応速度の低下を防ぐために、管理者は、後述するように、殺菌槽２３におけるｐＨを、例えば、５．０以上であって６．０以下に調整することが好ましい。殺菌槽２３のｐＨを低下させる場合、後述するように、例えば、殺菌槽２３に対して希硫酸等の無機酸を添加することが好ましい。
　これにより、本実施の形態における生物学的処理システム１００では、活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を維持しつつ、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を死滅させることが可能になる。そのため、生物学的処理システム１００では、反応槽２１において亜硝酸型硝化処理を行うことが可能になり、アナモックス反応槽３１においてアナモックス処理を行うことが可能になる。したがって、生物学的処理システム１００では、廃水に含まれる窒素成分の脱窒に要する酸素量（曝気コスト）を大幅に抑制することが可能になる。
　なお、殺菌槽２３における亜硝酸酸化細菌の殺菌時間は、後述するように、例えば、３０日以下にすることが好ましい。また、殺菌槽２３における亜硝酸酸化細菌の殺菌時間は、後述するように、例えば、５日以上にすることが好ましい。
　また、殺菌槽２３では、後述するように、例えば、わずかに曝気して微好気にすることが好ましい。具体的には、殺菌槽２３に流入する活性汚泥には脱窒細菌も含まれるので、脱窒細菌による脱窒反応(換言すれば、亜硝酸の分解)を抑制できる程度の酸素を供給することが好ましい。例えば、殺菌槽２３に供給する、単位時間あたりの酸素量を、反応槽２１に供給する、単位時間あたりの酸素量よりも少なくする。具体的には、殺菌槽２３のＤＯ（Ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ　Ｏｘｙｇｅｎ：溶存酸素濃度）の測定器が溶存酸素を検出できる程度のＤＯになるようにわずかに曝気する。好ましくは、ＤＯが０．５ｍｇ／Ｌ以上、１．０ｍｇ／Ｌ以下になるように曝気する。
　また、殺菌槽２３に対する１日あたりの汚泥投入量は、後述するように、例えば、反応槽２１において保有されている活性汚泥の５％以上にすることが好ましい。
　図４に戻り、濃縮装置２５は、例えば、引抜ポンプ（図示せず）によって殺菌槽２３から引き抜かれた活性汚泥（殺菌後の活性汚泥）を固形物と分離液とに分離する。具体的に、濃縮装置２５では、例えば、ラインＬ３４を介して殺菌槽２３から供給された活性汚泥を遠心濃縮する。ラインＬ３４は、例えば、殺菌槽２３と濃縮装置２５とを連通する配管である。そして、濃縮装置２５は、図３に示すように、例えば、分離液をラインＬ３５からアナモックス処理システム３０とアナモックス処理システム７０とのうちの少なくともいずれかに供給するとともに、図４に示すように、分離液が分離された活性汚泥（固形物）をラインＬ３６から反応槽２１に供給する。ラインＬ３５は、例えば、アナモックス処理システム３０とアナモックス処理システム７０との少なくとも１つと、濃縮装置２５とを連通する配管である。また、ラインＬ３６は、例えば、濃縮装置２５と反応槽２１とを連通する配管である。
　すなわち、濃縮装置２５では、分離液を分離した活性汚泥（固形物）を反応槽２１に供給することで、殺菌槽２３において殺菌液として用いられた亜硝酸アンモニウムが反応槽２１に流れ込むことの防止が可能になる。そのため、生物学的処理システム１００では、反応槽２１における不要な曝気コスト（殺菌槽２３から流れ込んだアンモニアの曝気に要する曝気コスト）の発生を抑制することが可能になる。
　このように、本実施の形態における亜硝酸型硝化処理システム２０では、殺菌槽２３におけるｐＨを中性程度以下に維持することで、活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を維持しつつ、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を死滅させる。
　これにより、本実施の形態における生物学的処理システム１００では、反応槽２１において、廃水に含まれるアンモニアを亜硝酸に酸化させつつ、亜硝酸のさらなる酸化（硝酸への酸化）を抑制することが可能になる。
　次に、図３に示す硝化抑制型活性汚泥システム８０について説明を行う。硝化抑制型活性汚泥システム８０は、図５に示すように、例えば、活性汚泥反応槽８１（以下、第３反応槽８１または単に反応槽８１とも呼ぶ）と、固液分離槽８２とを有する。
　反応槽８１は、図３に示すように、例えば、ラインＬ２１を介して固液分離槽１０から排出された廃水に対して活性汚泥（図示せず）による生物学的処理を行う。ラインＬ２１は、例えば、固液分離槽１０と反応槽８１とを連通する配管である。
　なお、反応槽８１に供給される廃水は、固液分離槽１０において初沈汚泥の分離が行われた後の廃水である。そのため、反応槽８１に供給される廃水は、反応槽２１に供給される廃水と同様に、低濃度窒素の廃水である。また、反応槽８１は、例えば、固液分離槽１０と異なる他の固液分離槽（図示せず）から排出された廃水に対して活性汚泥（図示せず）による生物学的処理を行うものであってもよい。
　ここで、反応槽８１では、例えば、活性汚泥の滞留時間（平均滞留時間）が反応槽２１よりも短くなるように制御される。具体的に、反応槽８１における活性汚泥の滞留時間は、例えば、廃水に含まれるアンモニアの酸化（アンモニアから亜硝酸への酸化）が行われない程度の時間（例えば、４日以内）に制御される。
　これにより、反応槽８１は、後述するように、亜硝酸よりもアンモニアが多く含まれる処理水をアナモックス処理システム３０に供給することが可能になる。
　そして、反応槽８１は、例えば、生物学的処理が行われた後の廃水をラインＬ２３から固液分離槽８２に排出する。ラインＬ２３は、例えば、反応槽８１と固液分離槽８２とを連通する配管である。
　固液分離槽８２は、例えば、ラインＬ２３を介して反応槽８１から排出された廃水に含まれる活性汚泥を分離する。そして、固液分離槽８２は、例えば、分離した活性汚泥の一部を余剰汚泥としてラインＬ２４を介して濃縮装置（図示せず）に供給するとともに、余剰汚泥以外の活性汚泥を返送汚泥として返送ライン（図示せず）から反応槽８１に返送する。ラインＬ２４は、例えば、固液分離槽８２と濃縮装置とを連通する配管である。さらに、固液分離槽８２は、図３に示すように、例えば、活性汚泥の分離を行った後の廃水（処理水）をラインＬ２２からアナモックス処理システム３０に供給する。ラインＬ２２は、例えば、固液分離槽８２とアナモックス処理システム３０とを連通する配管である。
　次に、アナモックス処理システム３０について説明を行う。アナモックス処理システム３０は、図６に示すように、例えば、アナモックス反応槽３１（以下、第１アナモックス反応槽３１とも呼ぶ）を有する。なお、アナモックス反応槽３１に供給される廃水は、固液分離槽１０において初沈汚泥の分離が行われた後の廃水であるため、低濃度窒素の廃水である。そのため、以下、アナモックス処理システム３０をアナモックス処理システム（低濃度型）３０とも表記する。
　アナモックス反応槽３１内のアナモックス細菌は、例えば、ラインＬ９を介して供給された廃水とラインＬ２２を介して供給された廃水との混合水に含まれるアンモニア態窒素と亜硝酸態窒素とから窒素ガスを生成する。以下、アナモックス細菌が、アンモニア態窒素と亜硝酸態窒素とから窒素ガスを生成する処理をアナモックス処理とも呼ぶ。
　さらに、アナモックス反応槽３１は、例えば、アナモックス処理を行った後の廃水（処理水）をラインＬ１０から後段の滅菌処理装置（図示せず）に排出する。その後、滅菌処理装置は、例えば、ラインＬ１０を介してアナモックス処理システム３０から排出された廃水を滅菌し、減菌した処理水を放流する。ラインＬ１０は、例えば、アナモックス反応槽３１と滅菌処理装置とを連通する配管である。
　すなわち、亜硝酸型硝化処理システム２０では、活性汚泥の滞留時間が長く、廃水に対する亜硝酸型硝化処理が十分に行われるのに対し、硝化抑制型活性汚泥システム８０では、活性汚泥の滞留時間が短く、廃水に対する亜硝酸型硝化処理が十分に行われない。そのため、亜硝酸型硝化処理システム２０からアナモックス反応槽３１には、アンモニアよりも亜硝酸が多く含まれる処理水（以下、亜硝酸含有の処理水とも呼ぶ）が供給されるのに対し、硝化抑制型活性汚泥システム８０からアナモックス反応槽３１には、亜硝酸よりもアンモニアが多く含まれる処理水（以下、アンモニア含有の処理水とも呼ぶ）が供給されることになる。
　したがって、本実施の形態における生物学的処理システム１００では、アナモックス反応槽３１において亜硝酸アンモニウムを十分に生成することが可能になり、アナモックス処理による窒素成分の脱窒を十分に行うことが可能になる。
　なお、アナモックス反応槽３１では、図４に示すように、例えば、ラインＬ３５を介して濃縮装置２５から供給された分離液に対してアナモックス処理を行うものであってよい。
　次に、メタン発酵システム４０について説明を行う。メタン発酵システム４０は、図７に示すように、例えば、消化槽４１を有する。
　消化槽４１には、例えば、固液分離槽１０において分離された初沈汚泥と固液分離槽２２において分離された余剰汚泥とがラインＬ１１を介して供給される。ラインＬ１１は、例えば、初沈汚泥の濃縮を行う濃縮装置（図示せず）と消化槽４１とを連通するとともに、余剰汚泥の濃縮を行う濃縮装置（図示せず）と消化槽４１とを連通する配管である。以下、初沈汚泥と余剰汚泥とを総称して濃縮汚泥とも呼ぶ。
　そして、消化槽４１は、例えば、消化槽４１内の嫌気性細菌によって濃縮汚泥に含まれる有機物を消化（分解）して消化汚泥を生成する。この場合、嫌気性細菌は、有機物の消化の過程でメタンガス等の消化ガスを生成する。
　脱水機５０は、図３に示すように、例えば、ラインＬ１２を介して消化槽４１から供給された消化汚泥を固形物と分離液とに分離する。ラインＬ１２は、例えば、消化槽４１と脱水機５０とを連通する配管である。そして、脱水機５０は、例えば、分離液をラインＬ１３から亜硝酸型硝化処理システム６０に供給するとともに、分離液を分離した消化汚泥（固形物）を焼却炉等の後段設備に供給する。ラインＬ１３は、例えば、脱水機５０と亜硝酸型硝化処理システム６０とを連通する配管である。なお、脱水機５０は、例えば、ベルトプレス型の脱水機であってよい。
　次に、亜硝酸型硝化処理システム６０について説明を行う。亜硝酸型硝化処理システム６０は、図８に示すように、例えば、硝化槽６１（以下、第２反応槽６１とも呼ぶ）を有する。なお、メタン発酵システム４０（脱水機５０）から亜硝酸型硝化処理システム６０に供給される分離液に含まれる窒素成分は、固液分離槽１０から亜硝酸型硝化処理システム２０に供給される廃水に含まれる窒素成分よりも高濃度である。そのため、以下、亜硝酸型硝化処理システム６０を亜硝酸型硝化処理システム（高濃度型）６０とも表記する。
　硝化槽６１は、例えば、複数の担体からなる流動床（図示せず）を有し、ラインＬ１３を介して脱水機５０から排出された分離液に対して、各担体に付着したアンモニア酸化細菌による生物学的処理を行う。硝化槽６１に投入される分離液におけるアンモニア濃度は充分に高いので、硝化槽６１において生物学的処理が行われた後の処理水の窒素成分は、ほぼ完全に亜硝酸アンモニウムとなる。その後、硝化槽６１は、図３及び図４に示すように、例えば、生物学的処理が行われた後の分離液（亜硝酸アンモニウム含有液）の少なくとも一部をラインＬ１４から殺菌槽２３に供給する。ラインＬ１４は、例えば、硝化槽６１と殺菌槽２３とを連通する配管である。また、硝化槽６１は、例えば、生物学的処理が行われた後の分離液の残り（殺菌槽２３に供給しなかった分離液）をラインＬ１５からアナモックス処理システム７０に供給する。ラインＬ１５は、例えば、硝化槽６１とアナモックス処理システム７０とを連通する配管である。
　すなわち、メタン発酵システム４０から脱水機５０を介して供給される分離液における窒素成分濃度は、例えば、２０００ｍｇＮ／Ｌ程度である。そのため、硝化槽６１において生物学的処理が行われた後の分離液は、例えば、２０００ｍｇＮ／Ｌ程度の亜硝酸アンモニウム（すなわち、１０００ｍｇＮ／Ｌ程度の亜硝酸）を含んでいる。
　したがって、本実施の形態における生物学的処理システム１００では、例えば、硝化槽６１において生物学的処理が行われた後の分離液を殺菌槽２３における殺菌液として用いることが可能である。
　なお、硝化槽６１では、亜硝酸型消化処理の反応時間を長くすることによって、亜硝酸の濃度がより高い分離液（すなわち、亜硝酸酸化細菌の殺菌力がより高い分離液）を得ることも可能である。しかしながら、殺菌槽２３におけるｐＨは、亜硝酸が強酸性であることから、硝化槽６１から供給される分離液における亜硝酸の比率が僅かに高いだけで大きく低下する。また、アンモニア酸化細菌の反応速度は、一般的に、ｐＨが４．３程度である場合にほぼゼロになる。そのため、殺菌槽２３では、アンモニア酸化細菌を維持する必要性から、亜硝酸の濃度がより高い分離液を殺菌液として用いることが困難である。
　次に、アナモックス処理システム７０について説明を行う。アナモックス処理システム７０は、図９に示すように、例えば、アナモックス反応槽７１（以下、第２アナモックス反応槽７１とも呼ぶ）を有する。なお、亜硝酸型硝化処理システム６０からアナモックス処理システム７０に供給される分離液に含まれる窒素成分は、亜硝酸型硝化処理システム２０からアナモックス処理システム３０に供給される分離液に含まれる窒素成分よりも高濃度である。そのため、以下、アナモックス処理システム７０をアナモックス処理システム（高濃度型）７０とも表記する。
　アナモックス反応槽７１は、例えば、ラインＬ１５を介して硝化槽６１から供給された分離液（亜硝酸アンモニウム含有液）に含まれる亜硝酸アンモニウムに対してアナモックス処理を行う。そして、アナモックス反応槽７１は、例えば、アナモックス処理を行った後の分離液（処理水）をラインＬ１６から固液分離槽１０に供給する。ラインＬ１６は、例えば、アナモックス反応槽７１と固液分離槽１０とを連通する配管である。
　なお、アナモックス反応槽７１では、図４に示すように、例えば、ラインＬ３５を介して濃縮装置２５から供給された分離液に対してアナモックス処理を行うものであってよい。
　すなわち、本実施の形態における生物学的処理システム１００では、例えば、殺菌槽２３におけるｐＨを中性程度以下に維持することで、活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を維持しつつ、活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を選択的に殺菌することが可能になる。その結果、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸の硝化を抑制し廃水から亜硝酸態窒素を得ることができる。そのため、生物学的処理システム１００では、廃水に含まれる窒素成分の脱窒をアナモックス処理によって行うことが可能になり、廃水に含まれる窒素成分の脱窒に要する酸素量（曝気コスト）を大幅に抑制することが可能になる。
　また、本実施の形態における生物学的処理システム１００では、亜硝酸型硝化処理システム６０から供給された亜硝酸アンモニウムを殺菌液として用いることで、亜硝酸型硝化処理システム２０に供給される廃水に含まれる窒素成分濃度が低い場合であっても、アナモックス処理システム３０においてアナモックス処理を行うことが可能になる。そのため、生物学的処理システム１００では、例えば、固液分離槽１０において廃水に含まれる多くの汚濁物（例えば、廃水に含まれる汚濁物の約７０％）を初沈汚泥と分離することが可能になり、メタン発酵システム４０においてよりも多くの消化ガス（例えば、従来の１．３倍から１．５倍の消化ガス）を回収することが可能になる。
　したがって、本実施の形態における生物学的処理システム１００では、廃水に含まれる窒素成分の脱窒に要する酸素量（曝気コスト）を大幅に抑制するとともに、従来よりも多くの消化ガスを回収することが可能になる。
　［生物学的処理システム１００における実験例］
　次に、生物学的処理システム１００における実験例について説明を行う。図１０から図１２は、生物学的処理システム１００をおける実験例を示すグラフ図である。具体的に、以下の各実験例は、反応槽２１内の処理水における亜硝酸態窒素の発生状況を確認するための実験例である。なお、図１０から図１２のそれぞれにおける横軸は、生物学的処理システム１００の実験開始後における経過日数を示している。また、図１０から図１２のそれぞれにおける縦軸は、反応槽２１における処理水に含まれる窒素成分濃度を示している。
　［殺菌槽２３等を用いない場合の実験例］
　初めに、反応槽２１及び固液分離槽２２を有する亜硝酸型硝化処理システム２０（殺菌槽２３と濃縮装置２４と濃縮装置２５とを有しない亜硝酸型硝化処理システム２０）を用いた場合の実験例について説明を行う。具体的に、実験例１及び実験例２は、反応槽２１及び固液分離槽２２を有する亜硝酸型硝化処理システム２０を用いた場合の実験例である。
　（実験例１）
　実験例１では、６７．５ｍｇ／Ｌのポリペプトンと６７．５ｍｇ／Ｌの酵母エキスとを混合した廃水（ＣＯＤＣrが１８０ｍｇＣＯＤ／Ｌであって窒素成分濃度が４５ｍｇＮ／Ｌである廃水）を用いることによって実験を行った。なお、ＣＯＤは、Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｏｘｙｇｅｎ　Ｄｅｍａｎｄの略称である。また、実験例１では、槽負荷が１．８ｋｇＣＯＤ／ｍ３／ｄである反応槽２１を用い、さらに、反応槽（例えば、反応槽２１）におけるＳＲＴ（Ｓｌｕｄｇｅ　Ｒｅｔｅｎｔｉｏｎ　Ｔｉｍｅ）を１５日に設定した。
　その結果、４０日後の定常状態（反応槽のＭＬＳＳ濃度が４０００ｍｇ／Ｌである状態）における処理水に含まれる溶解性窒素成分は、ほぼ全量に相当する３８ｍｇＮ／Ｌが硝酸態窒素であった。
　（実験例２）
　実験例２では、実験例１の条件に対して、実験例１の反応槽（例えば、反応槽２１）におけるＳＲＴを段階的に引き下げる実験を行った。
　その結果、反応槽におけるＳＲＴを５日まで引き下げる間、処理水に含まれる溶解性窒素成分は、実験例１の場合と同様に、ほぼ全量が硝酸態窒素であった。
　一方、反応槽におけるＳＲＴを４日にまで引き下げると、処理水においてアンモニア態窒素や亜硝酸酸化窒素が検出され始め、さらに、反応槽におけるＳＲＴを３日にまで引き下げると、硝化が完全に停止し、処理水に含まれる溶解性窒素成分のほぼ全量がアンモニア態窒素になった。
　すなわち、実験例２の結果は、例えば、反応槽２１におけるＳＲＴを４日以下にした場合、アンモニア酸化細菌や亜硝酸酸化細菌が発生しないことを示している。
　［殺菌槽２３等を用いる場合の実験例］
　次に、殺菌槽２３と濃縮装置２４と濃縮装置２５とを有する亜硝酸型硝化処理システム２０（すなわち、図４で説明した亜硝酸型硝化処理システム２０）を用いた場合の実験例について説明を行う。具体的に、実験例３以降の各実験例は、図４で説明した亜硝酸型硝化処理システム２０を用いた場合の実験例である。
　（実験例３）
　実験例３では、実験例１の反応槽（例えば、反応槽２１）におけるＳＲＴを１０日に設定して実験を行った。また、実験例３では、反応槽２１における活性汚泥を１日あたり３０％ずつ引き抜き、引き抜いた活性汚泥を濃縮装置２４において遠心濃縮して殺菌槽２３に連続的に投入した。そして、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間を１５日にした。また、実験例３では、亜硝酸塩を殺菌液として殺菌槽２３に外部から投入することにより、殺菌槽２３における亜硝酸態窒素濃度を約１０００ｍｇＮ／Ｌに維持した。また、実験例３では、殺菌槽２３において溶存酸素が検出される微好気条件で連続的に殺菌運転を行った。さらに、実験例３では、殺菌槽２３におけるｐＨを７．０から７．３の間に維持した。また、殺菌槽２３の汚泥を固液分離して反応槽２１に返送する連続運転を行った。
　その結果、実験例３では、実験の開始直後から処理水において亜硝酸態窒素が検出され始めた。そして、実験例３では、実験の開始から約２か月後、処理水の亜硝酸態窒素が２５ｍｇＮ／Ｌに達した。なお、処理水の硝酸態窒素濃度は、約８ｍｇＮ／Ｌであり、アンモニア態窒素濃度は、約２ｍｇＮ／Ｌであった。
　具体的に、処理水の亜硝酸態窒素は、図１０の点Ｐ１（○点）に示すように、実験日数の経過に伴って増加した。一方、処理水の硝酸態窒素は、図１０の点Ｐ２（■点）に示すように、実験日数の経過に伴って減少した。また、処理水のアンモニア態窒素は、図１０の点Ｐ３（●点）に示すように、実験日数の経過に伴って大きく増減しなかった。
　すなわち、実験例３の結果は、殺菌槽２３におけるｐＨを中性程度以下に維持することによって、アンモニア酸化細菌の死滅が抑制されることを示している。
　（実験例４）
　実験例４では、実験例３の条件に対して、殺菌槽２３に投入する亜硝酸塩を亜硝酸アンモニウムに変更するとともに、殺菌槽２３におけるｐＨを８．０に変更して実験を行った。
　その結果、実験例４では、実験の開始直後から処理水にアンモニア態窒素が検出され始めた。そして、実験例４では、実験の開始から約１０日後、硝化が完全に停止し、処理水に含まれる溶解性窒素成分のほぼ全量がアンモニア態窒素になった。
　すなわち、実験例４の結果は、殺菌槽２３内がｐＨ８のアルカリ性になった場合、アンモニア酸化細菌が死滅することを示している。
　（実験例５）
　実験例５では、実験例３の条件に対して、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間を４０日に変更して実験を行った。
　その結果、実験例５では、実験の開始から約１０日後から処理水にアンモニア態窒素が検出され始めた。そして、実験例５では、実験の開始から約６０日後、硝化が完全に停止し、処理水に含まれる溶解性窒素成分のほぼ全量がアンモニア態窒素になった。
　すなわち、実験例５の結果は、例えば、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間が３０日以上である場合、殺菌槽２３におけるｐＨが中性である場合であってもアンモニア酸化細菌が死滅することを示している。
　（実験例６）
　実験例６では、実験例３の条件に対して、反応槽２１におけるＳＲＴを２０日に変更して実験を行った。また、実験例６では、反応槽２１における活性汚泥を１日あたり２０％ずつ引き抜き、引き抜いた活性汚泥を濃縮装置２４において遠心濃縮して殺菌槽２３に連続的に投入した。そして、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間を５日に変更した。
　その結果、実験例６では、実験１の場合と同様に、処理水に含まれる溶解性窒素成分のほぼ全量が硝酸態窒素になった。すなわち、実験例６では、処理水内において亜硝酸態窒素を得ることができなかった。
　具体的に、処理水の亜硝酸態窒素は、図１１の点Ｐ１（○点）に示すように、実験日数の経過に伴って大きく増加せず、さらに、処理水の硝酸態窒素は、図１１の点Ｐ２（■点）に示すように、実験日数の経過に伴って大きく減少しなかった。また、処理水のアンモニア態窒素は、図１１の点Ｐ３（●点）に示すように、実験日数の経過に伴って大きく増減しなかった。
　（実験例７）
　実験例７では、実験例６に対して、反応槽２１におけるＳＲＴを１５日に変更して実験を行った。また、実験例７では、反応槽２１における活性汚泥を１日あたり２５％ずつ引き抜き、引き抜いた活性汚泥を濃縮装置２４において遠心濃縮して殺菌槽２３に連続的に投入した。そして、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間を１０日に変更した。さらに、実験例７では、殺菌槽２３におけるｐＨを７．０に変更した。
　その結果、実験例７では、実験の開始から約３０日後、処理水に含まれる溶解性の亜硝酸態窒素が約１０ｍｇＮ／Ｌで一定になった。
　その後、実験例７では、殺菌槽２３におけるｐＨを６．０に変更したところ、反応槽２１の処理水において亜硝酸態窒素の濃度が数日以内に急上昇し、約２５ｍｇＮ／Ｌに達した。
　具体的に、処理水の亜硝酸態窒素は、図１２の点Ｐ１ａ（○点）に示すように、実験の開始から３０日が経過するまでの間、ｐＨを７．０に維持し、実験日数の経過に伴って増加した。実験の開始から３０日が経過した後、ｐＨを６．０に変更すると、処理水の亜硝酸態窒素は、図１２の点Ｐ１ｂ（×点）に示すように、実験日数の経過に伴ってより大きく増加した。一方、処理水の硝酸態窒素は、図１２の点Ｐ２（■点）に示すように、実験日数の経過に伴って減少した。また、処理水のアンモニア態窒素は、図１２の点Ｐ３（●点）に示すように、実験日数の経過に伴って大きく増減しなかった。
　すなわち、実験例７の結果は、殺菌槽２３内を酸性（例えば、ｐＨが６．０以下）にすることによって、亜硝酸態窒素の濃度が増加することを示している。
　なお、アンモニア酸化細菌の反応速度は、殺菌槽２３内におけるｐＨの低下に伴って低下する。そのため、殺菌槽２３内のｐＨは、例えば、５．０以上であって６．０以下であることが好ましい。
　（実験例８）
　実験例８では、脱水機５０において消化汚泥から分離された分離液（アンモニア態（重炭酸アンモニウム態）窒素濃度が２０００ｍｇＮ／Ｌであるメタン発酵分離液）を好気の硝化槽６１（流動床）に一定流量で通水した。
　その結果、実験例８では、硝化槽６１のｐＨが硝化に伴って低下したため、ｐＨの中和を行うことを目的として分離液の通水量を増加させた。これにより、実験例８では、ｐＨが７．０の処理水（アンモニア態窒素が１０００ｍｇＮ／Ｌであって亜硝酸酸化窒素が１０００ｍｇＮ／Ｌである処理水）が得られた。
　また、硝化槽６１のｐＨを６．０に設定した運転では、処理水の亜硝酸態窒素の比率が増加し、処理水の亜硝酸態窒素が１０５０ｍｇＮ／Ｌになった。さらに、硝化槽６１のｐＨを５．０に設定した運転では、処理水の亜硝酸態窒素の比率がさらに増加した。
　一方、硝化槽６１のｐＨを４．５に設定した運転では、多少の分離液が硝化槽６１に通水されたが、硝化槽６１のｐＨを４．０に設定した運転では、硝化槽６１における硝化速度がほぼゼロになったため、分離液の通水量もほぼゼロになった。
　すなわち、実験例８の結果は、反応槽２１において亜硝酸型硝化処理を行う場合、硝化槽６１におけるｐＨ（硝化槽６１から殺菌槽２３に供給される亜硝酸アンモニウムのｐＨ）を４．５以上であって７．０以下にすることが好ましいことを示している。
　（実験例９）
　実験例９では、実験例７における、反応槽２１から供給された活性汚泥を、濃縮装置２４における濃縮によって、ＭＬＳＳ濃度の１０倍である４０ｇ／Ｌに濃縮した。
　実験例９では、実験例７の条件に対して、濃縮装置２４における濃縮を行わずに、反応槽２１から供給された活性汚泥を殺菌槽２３に連続的に投入した。
　その結果、実験例９では、殺菌槽２３における殺菌時間が実験例７の１／１０に低下し、反応槽２１の処理水に含まれる溶解性窒素成分のほぼ全量が硝酸態窒素になった。
　（実験例１０）
　実験例１０では、実験例７における、殺菌槽２３から排出された活性汚泥を、濃縮装置２５における濃縮によって、ＭＬＳＳ濃度の１０倍である４０ｇ／Ｌに濃縮した。
　実験例１０では、実験例７の条件に対して、濃縮装置２５における濃縮を行わずに、殺菌槽２３において殺菌が行われた後の活性汚泥を反応槽２１に返送した。
　その結果、実験例１０では、殺菌槽２３のアンモニア態窒素が全て反応槽２１に返送されることになり、反応槽２１における曝気に用いられる酸素量が実験例７の場合の４０倍程度に増加した。
　なお、実験例７において、濃縮装置２５において活性汚泥から分離した分離液をアナモックス反応槽３１（アナモックス反応槽７１）に通水したところ、分離液に含まれる亜硝酸態窒素は、分離液に含まれるアンモニア態窒素とともに１時間以内にほぼ分解された。
　（実験例１１）
　実験例１１では、実験例７の条件に対して、殺菌槽２３における亜硝酸態窒素の濃度を２５０ｍｇＮ／Ｌに変更して実験を行った。さらに、実験例１１では、殺菌槽２３におけるｐＨを６．０に設定した。
　その結果、実験例１１では、反応槽２１の処理水に含まれる溶解性窒素成分組成は、実験例１と同じように１か月間推移し、十分な亜硝酸態窒素を得ることができなかった。
　その後、実験例１１において、殺菌槽２３におけるｐＨを５．５に変更したところ、処理水に含まれる亜硝酸態窒素が増加した。そして、１か月後には、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素の濃度は、実験例３と同じレベルである約２５ｍｇＮ／Ｌに達した。
　すなわち、実験例１１の結果は、殺菌槽２３における亜硝酸態窒素の濃度を低下させた場合であっても、殺菌槽２３内をより酸性にすることによって、反応槽２１における亜硝酸態窒素の濃度が増加することを示している。
　（実験例１２）
　実験例１２では、実験例７の条件に対して、殺菌槽２３におけるｐＨを５．５に変更し、さらに、殺菌槽２３を小型の槽に切り替えた。そして、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間を５日に変更した。
　その結果、実験例１２では、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素が２０ｍｇＮ／Ｌまで次第に減少し、これに伴って処理水に含まれる硝酸態窒素が増加した。
　その後、実験例１２では、殺菌槽２３をさらに小型の槽に切り替えることによって、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間を４日に変更したところ、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸窒素の濃度が急減し、１か月ほどで処理水に含まれる溶解性窒素成分組成は、ほぼ全量が硝酸態窒素になった。
　すなわち、実験例１２の結果は、反応槽２１において亜硝酸型硝化処理を行う場合、例えば、殺菌槽２３における活性汚泥の殺菌時間を５日以上にすることが好ましいことを示している。
　（実験例１３）
　実験例１３では、殺菌槽２３におけるｐＨを６．０に設定して行った実験例７の条件に対して、反応槽２１のＳＲＴを段階的に引き上げる実験を行った。
　その結果、実験例１３において、反応槽２１におけるＳＲＴを１７日に設定した運転では、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素が２０ｍｇＮ／Ｌまで次第に減少し、これに伴って処理水に含まれる硝酸態窒素が増加した。
　また、実験例１３において、反応槽２１におけるＳＲＴを１８日に設定した運転では、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素が速やかに減少した。その後、処理水の溶解性窒素成分組成は、２週間ほどでほぼ全量が硝酸態窒素になった。
　一方、実験例１３において、反応槽２１におけるＳＲＴを１５日に戻すと、反応槽２１の処理水において亜硝酸態窒素が観察され始めた。その後、約１か月後には、２５ｍｇＮ／Ｌの亜硝酸態窒素が得られた。
　すなわち、実験例１３の結果は、反応槽２１において亜硝酸型硝化処理を行う場合、例えば、反応槽２１におけるＳＲＴを１５日以下にする必要があることを示している。
　（実験例１４）
　実験例１３では、殺菌槽２３におけるｐＨを６．０に設定して行った実験例７の条件に対して、殺菌槽２３に投入する活性汚泥の量（投入量）を段階的に引き下げる実験を行った。
　その結果、実験例１４において、１日あたりの汚泥投入量が反応槽２１において保有されている活性汚泥の２５％相当とした運転では、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素が２５ｍｇＮ／Ｌであった。
　また、実験例１４において、１日あたりの汚泥投入量が反応槽２１において保有されている活性汚泥の５％相当とした運転では、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素が２０ｍｇＮ／Ｌに減少し、これに伴って処理水に含まれる硝酸態窒素が増加した。
　さらに、実験例１４において、１日あたりの汚泥投入量が反応槽２１において保有されている活性汚泥の４％相当とした運転では、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素が速やかに減少した。その後、処理水の溶解性窒素成分組成は、２週間ほどでほぼ全量が硝酸態窒素になった。
　すなわち、実験例１４の結果は、反応槽２１において亜硝酸型硝化処理を行う場合、例えば、１日あたりの汚泥投入量を反応槽２１において保有されている活性汚泥の５％以上にすることが好ましいことを示している。
　（実験例１５）
　実験例１５では、実験例３の条件に対して、実験例８において得た亜硝酸アンモニウム（ｐＨが７．０であって窒素成分濃度が２０００ｍｇＮ／Ｌである亜硝酸アンモニウム）を殺菌液として用いる実験を行った。
　その結果、実験例１５では、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素がほぼ一定である２５ｍｇＮ／Ｌになった。
　その後、殺菌槽２３に無機酸（例えば、希硫酸）を添加することによって殺菌槽２３のｐＨを５．５まで低下させると、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素がほぼ全量に相当する３８ｍｇＮ／Ｌに達した。また、硝酸態窒素とアンモニア態窒素の濃度は、いずれも１ｍｇＮ／Ｌ以下になった。
　（実験例１６）
　実験例１６では、実験例７の条件に対して、殺菌槽２３における曝気を停止し、殺菌槽２３における溶存酸素濃度がゼロになるように制御する実験を行った。
　その結果、殺菌槽２３における亜硝酸態窒素の濃度は、活性汚泥に含まれる脱窒細菌の働きによって１０００ｍｇＮ／Ｌから５００ｍｇＮ／Ｌに低下するとともに、殺菌槽２３におけるｐＨが６．０から７．０に上昇した。
　その後、殺菌槽２３に希硫酸を添加して殺菌槽２３におけるｐＨを６．０に戻して運転を継続したところ、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素の濃度が約２５ｍｇＮ／Ｌから約２０ｍｇＮ／Ｌに低下するとともに、これに伴って処理水に含まれる硝酸態窒素が増加した。
　一方、殺菌槽２３における曝気を再開すると、殺菌槽２３の処理水に含まれる亜硝酸態窒素の濃度は、１０００ｍｇＮ／Ｌまで回復し、反応槽２１の処理水に含まれる亜硝酸態窒素の濃度についても２５ｍｇＮ／Ｌまで回復した。
　すなわち、実験例１６の結果は、反応槽２１からの活性汚泥に含まれる脱窒細菌の働きを抑制するために、殺菌槽１６において曝気を行うことが好ましいことを示している。
　（実験例１７）
　実験例１７では、実験例７で得られた反応槽２１における処理水と、実験例２で得られた反応槽２１における処理水とを混合した混合液をアナモックス反応槽３１に通水する実験を行った。また、実験例１７では、実験例７で得られた反応槽２１における処理水と、実験例２で得られた反応槽２１における処理水との比率が１：１となる混合液を用いた。
　その結果、実験例１７では、アナモックス反応槽３１の処理水において数ｍｇＮ／Ｌのアンモニア態窒素が残存した。
　また、実験例１７において、実験例７で得られた反応槽２１における処理水と、実験例２で得られた反応槽２１における処理水との比率が２：１となる混合液を用いた場合、アナモックス反応槽３１の処理水に含まれるアンモニア態窒素は、１ｍｇＮ／Ｌまで低下した。
　［第１の実施の形態における変形例］
　次に、第１の実施の形態における変形例について説明を行う。図１３は、第１の実施の形態の変形例における亜硝酸型硝化処理システム２０の構成について説明する図である。
　上記の例では、管理者が殺菌槽２３におけるｐＨの調整を手動によって行う場合について説明を行ったが、これに限られない。生物学的処理システム１００では、図１３に示すように、制御装置９０が殺菌槽２３におけるｐＨの制御を自動的に行うものであってよい。制御装置９０は、例えば、ＣＰＵ（Ｃｅｎｔｒａｌ　Ｃｏｍｐｕｔｉｎｇ　Ｕｎｉｔ）及びメモリ等を有するコンピュータである。
　具体的に、制御装置９０は、例えば、殺菌槽２３におけるｐＨが中性程度以下になるように制御を行うものであってよい。さらに具体的に、制御装置９０は、例えば、殺菌槽２３に対する希硫酸の添加量を制御することによって、殺菌槽２３におけるｐＨが中性程度以下になるように制御を行うものであってよい。
　また、上記の例では、亜硝酸型硝化処理システム２０からの処理水と硝化抑制型活性汚泥システム８０からの処理水との両方がアナモックス処理システム３０に供給される場合について説明を行ったが、これに限られない。アナモックス処理システム３０には、亜硝酸型硝化処理システム２０からの処理水のみが供給されるものであってもよい。
　また、上記の例では、亜硝酸型硝化処理システム６０から供給された亜硝酸アンモニウムを殺菌槽２３における殺菌液として用いる場合について説明を行ったが、これに限られない。殺菌槽２３では、亜硝酸型硝化処理システム６０から供給された亜硝酸アンモニウム以外の亜硝酸塩を殺菌液として用いるものであってもよい。
１０：固液分離槽　　　　　　　　　　２０：亜硝酸型硝化処理システム
２１：反応槽　　　　　　　　　　　　２２：固液分離槽
２３：殺菌槽　　　　　　　　　　　　２４：濃縮装置
２５：濃縮装置　　　　　　　　　　　３０：アナモックス処理システム
３１：アナモックス反応槽　　　　　　４０：メタン発酵システム
４１：消化槽　　　　　　　　　　　　５０：脱水機
６０：亜硝酸型処理システム　　　　　６１：硝化槽
７０：アナモックス処理システム　　　７１：アナモックス反応槽
８０：硝化抑制型活性汚泥システム　　８１：反応槽
８２：固液分離槽　　　　　　　　　　９０：制御装置
１００：生物学的処理システム　　　　８００：生物学的処理システム
８１０：固液分離槽　　　　　　　　　８２１：反応槽
８２２：固液分離槽　　　　　　　　　９００：生物学的処理システム
９１０：固液分離槽　　　　　　　　　９２１：反応槽
９２２：固液分離槽　　　　　　　　　９３０：アナモックス処理システム
Ｌ１：ライン　　　　　　　　　　　　Ｌ２：ライン
Ｌ３：ライン　　　　　　　　　　　　Ｌ４：ライン
Ｌ５：ライン　　　　　　　　　　　　Ｌ９：ライン
Ｌ１０：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ１１：ライン
Ｌ１２：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ１３：ライン
Ｌ１４：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ１５：ライン
Ｌ１６：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ２１：ライン
Ｌ２２：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ２３：ライン
Ｌ２４：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ３１：ライン
Ｌ３２：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ３３：ライン
Ｌ３４：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ３５：ライン
Ｌ３６：ライン　　　　　　　　　　　Ｌ８０１：ライン
Ｌ８０２：ライン　　　　　　　　　　Ｌ８０３：ライン
Ｌ８０４：ライン　　　　　　　　　　Ｌ８０５：ライン
Ｌ８０６：ライン　　　　　　　　　　Ｌ９０１：ライン
Ｌ９０２：ライン　　　　　　　　　　Ｌ９０３：ライン
Ｌ９０４：ライン　　　　　　　　　　Ｌ９０５：ライン
Ｌ９０９：ライン　　　　　　　　　　Ｌ９１０：ライン
Ｐ１：点　　　　　　　　　　　　　　Ｐ１ａ：点
Ｐ１ｂ：点　　　　　　　　　　　　　Ｐ２：点
Ｐ３：点

Claims (8)

  1. 　有機性廃水に含まれる窒素成分を生物学的に処理する生物学的処理方法であって、
    　第１反応槽において、前記有機性廃水に含まれるアンモニア態窒素に対して活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を用いた亜硝酸型硝化処理を行い、
    　前記第１反応槽から前記活性汚泥を殺菌槽に供給し、
    　前記殺菌槽において、ｐＨを中性程度以下に維持しつつ、前記第１反応槽から供給された前記活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を亜硝酸態窒素によって殺菌し、
    　殺菌した前記活性汚泥を前記第１反応槽に供給する、生物学的処理方法。
  2. 　更に、第１固液分離装置において、前記殺菌槽に供給される前の前記活性汚泥を固形物と分離液とに分離し、
    　前記固形物を前記第１固液分離装置から前記殺菌槽に供給する、請求項１に記載の生物学的処理方法。
  3. 　更に、第２固液分離装置において、前記殺菌槽から供給された前記活性汚泥を固形物と分離液とに分離し、
    　前記固形物を前記第１反応槽に供給する、請求項２に記載の生物学的処理方法。
  4. 　更に、第３固液分離装置において、前記第１反応槽に滞留する前記活性汚泥を余剰汚泥として分離し、
    　消化槽において、初沈汚泥と前記余剰汚泥とのうちの少なくともいずれかを消化し、
    　第４固液分離装置において、消化が行われた後の前記初沈汚泥と前記余剰汚泥とのうちの少なくともいずれかを固形物と分離液とに分離し、
    　分離した前記分離液を前記第４固液分離装置から第２反応槽に供給し、
    　前記第２反応槽において、前記第４固液分離装置から供給された前記分離液に含まれるアンモニア態窒素に対してアンモニア酸化細菌を用いた亜硝酸型硝化処理を行い、
    　前記亜硝酸型硝化処理が行われた後の前記分離液を前記第２反応槽から前記殺菌槽に供給し、
    　前記殺菌槽において、前記第２反応槽から供給された前記分離液に含まれる亜硝酸態窒素によって、前記第１反応槽から供給された前記活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を殺菌する、請求項３に記載の生物学的処理方法。
  5. 　第３反応槽において、他の有機性廃水に含まれるアンモニア態窒素に対して他の活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を用いた亜硝酸型硝化処理を行い、
    　前記活性汚泥の分離が行われた後の前記有機性廃水を前記第３固液分離装置から第１アナモックス反応槽に供給し、
    　前記亜硝酸型硝化処理が行われた後の前記他の有機性廃水を前記第３反応槽から前記第１アナモックス反応槽に供給し、
    　前記第１アナモックス反応槽において、前記第３固液分離装置から供給された前記有機性廃水と前記第３反応槽から供給された前記他の有機性廃水との混合水に含まれるアンモニア態窒素及び亜硝酸態窒素に対してアナモックス処理を行う、請求項４に記載の生物学的処理方法。
  6. 　前記第２固液分離装置が分離した前記分離液を前記第１アナモックス反応槽と第２アナモックス反応槽とのうちの少なくともいずれかに供給し、
    　前記第２アナモックス反応槽において、前記第２反応槽から供給された前記分離液と前記第２固液分離装置から供給された前記分離液とのうちの少なくともいずれかに含まれるアンモニア態窒素及び亜硝酸態窒素に対してアナモックス細菌を用いたアナモックス処理を行う、請求項５に記載の生物学的処理方法。
  7. 　前記殺菌槽内の脱窒細菌による脱窒反応を抑制できる程度の酸素を、前記殺菌槽に供給する、請求項１に記載の生物学的処理方法。
  8. 　有機性廃水に含まれる窒素成分を生物学的に処理する生物学的処理システムであって、
    　前記有機性廃水に含まれるアンモニア態窒素に対して活性汚泥に含まれるアンモニア酸化細菌を用いた亜硝酸型硝化処理を行う第１反応槽と、
    　ｐＨを中性程度以下に維持しつつ、前記第１反応槽から供給された前記活性汚泥に含まれる亜硝酸酸化細菌を亜硝酸態窒素によって殺菌する殺菌槽と、を有する、生物学的処理システム。
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