JP2011206765A

JP2011206765A - アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法

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Publication number: JP2011206765A
Application number: JP2011052714A
Authority: JP
Inventors: Wataru Tsujimoto; 渉辻本; Shunsuke Arai; 俊介新井; Nobuyuki Kanemori; 伸幸兼森; Hiroshi Tsuno; 洋津野; Fumitake Nishimura; 文武西村
Original assignee: Nippon Steel Corp; Kyoto University NUC
Current assignee: Nippon Steel Corp; Kyoto University NUC
Priority date: 2010-03-12
Filing date: 2011-03-10
Publication date: 2011-10-20
Anticipated expiration: 2031-03-10
Also published as: JP5722087B2

Abstract

【課題】アンモニアを含有する廃水の生物学的処理において、アンモニア性窒素の酸化制御を行い、亜硝酸性窒素を安定して維持することにより、効率的な生物学的窒素処理方法を提供する。
【解決手段】廃水の生物学的窒素処理方法では、好気槽１と脱窒槽２からなる廃水中の生物学的窒素処理プロセスにおいて、フェノールを含む溶液５を阻害物質として、好気槽の上流部に添加し、好気槽における亜硝酸酸化を抑制させる。これにより、亜硝酸性窒素を安定して維持することが可能となり、効率的な生物学的窒素処理方法を実現する。
【選択図】図１

Description

本発明は、アンモニアを含有する廃水の生物学的処理において、アンモニア性窒素の酸化制御に関する。

生物学的にアンモニア性窒素を除去する方法としては、生物学的硝化・脱窒法が広く知られている。生物学的硝化・脱窒法は、好気性独立栄養細菌を用いて硝化すなわちアンモニア性窒素を酸化するプロセスと、通性嫌気性従属栄養細菌を用いて脱窒すなわち窒素を還元するプロセスにより、廃水中のアンモニア性窒素を空気中に窒素ガスとして放出させる手法であり、一般的な硝化菌としては、ＮｉｔｒｏｓｏｍｏｍａｓやＮｉｔｒｏｂａｃｔｅｒ等が、脱窒菌としては、Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ等が知られている。

このうち、硝化プロセスは、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素まで酸化するアンモニア酸化工程と、亜硝酸性窒素を硝酸性窒素まで酸化する亜硝酸酸化工程から成っており、以下の（１）、（２）で示される２つの反応による。

２ＮＨ_４ ^＋＋３Ｏ_２→２ＮＯ_２ ⁻＋２Ｈ_２Ｏ＋４Ｈ^＋・・・（１）
２ＮＯ_２ ⁻＋Ｏ_２→２ＮＯ_３ ⁻ ・・・（２）

一方、脱窒プロセスは、（３）、（４）に示される２つの反応による。
２ＮＯ_２ ⁻＋６［Ｈ］→Ｎ_２＋２Ｈ_２Ｏ＋２ＯＨ⁻ ・・・（３）
２ＮＯ_３ ⁻＋１０［Ｈ］→Ｎ_２＋４Ｈ_２Ｏ＋２ＯＨ⁻ ・・・（４）

このため、アンモニア性窒素の硝化を亜硝酸性窒素で停止させ、脱窒することができれば、反応に必要な酸素および水素供与体を低減させることができ、硝化プロセスにおける曝気および脱窒プロセスにおける水素供与体としての有機物の削減が期待できる。

一方、近年では、嫌気性条件下でアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を利用し、無機態炭素から生成された菌体すなわちアナモックス菌の有する代謝作用による窒素処理法として、嫌気性アンモニア酸化反応法、（以降、「アナモックス法」と記載する場合がある。）が知られるようになった。

アナモックス法によれば、硝化プロセスにおける曝気を削減でき、脱窒プロセスにおける水素供与体としての有機物を必要としないため、従来の硝化・脱窒法に比べ、大幅な電力費や薬品費の削減が期待できる。アナモックス法における反応式は、以下の（５）式に示され、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素を必要とし、これらを同時に安定的に維持することが必須である。

１．０ＮＨ_４ ^＋＋１．３２ＮＯ_２ ⁻＋０．００６ＨＣＯ_３ ⁻＋０．１３Ｈ^＋
→１．０２Ｎ_２＋０．２６ＮＯ_３ ⁻＋０．００６ＣＨ_２Ｏ_０．５Ｎ_０．１５＋２．０３Ｈ_２Ｏ
・・・（５）

しかしながら、上記（２）式における亜硝酸酸化反応の反応速度が、上記（１）におけるアンモニア酸化反応の反応速度に比べ極めて大きいため、硝化反応において、亜硝酸性窒素を蓄積させることは、通常は困難である。従って、通常の硝化反応においては、アンモニア性窒素の硝化を亜硝酸性窒素で停止させ、安定して維持することは困難であり、さらにアンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素が存在するように制御する
ことは、極めて難しい。

ところで、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化させるアンモニア酸化工程において優先種であるＮｉｔｒｏｓｏｍｏｍａｓは、亜硝酸性窒素を硝酸に酸化させる亜硝酸化工程において優先種であるＮｉｔｒｏｂａｃｔｅｒよりも、遊離アンモニアに対する耐性が強いとされている。そこで、従来技術では、この耐性の相違を利用し、硝化反応を行う好気槽において、ｐＨを７．０〜７．５に制御することで、遊離アンモニア濃度を高めに保持し、亜硝酸性窒素から硝酸性窒素までの硝化を抑制する方法が提案されている（特許文献１参照）。

特開２００４−２３０３３８号公報

しかしながら、特許文献１の方法では、ｐＨを制御するためには、水質変化に応じて、水酸化ナトリウムや水酸化カルシウム等のアルカリ調整剤や硫酸や塩酸等の酸調整剤を適量に制御し添加する必要があるが、好気槽において、ｐＨを長期間安定して制御することは極めて困難であるため、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化させつつ、亜硝酸性窒素から硝酸性窒素までの硝化反応を安定して抑制することはできなかった。

そこで、本発明は、上記問題に鑑みてなされたものであり、アンモニアを含有する廃水の生物学的処理において、アンモニア性窒素の酸化制御を行い、亜硝酸性窒素を安定して維持することにより、効率的な生物学的窒素処理方法を提供することを目的とする。

本発明者らは、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化させつつ、亜硝酸性窒素から硝酸性窒素までの硝化反応を安定して抑制することを、鋭意、検討したところ、フェノールによるアンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性阻害は、フェノールの含有により瞬時に生じるが、一旦、活性が阻害されたアンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性回復速度は、アンモニア酸化菌の活性回復速度に比べ、亜硝酸酸化菌の活性回復速度の方が小さいことを新たに知見した。

すなわち、本発明者らは、フェノールを適量、好気槽の上流部に添加すれば、好気槽の流入部においては、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が阻害されており、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応は生じないが、フェノールは好気槽内で比較的短時間（例えば１時間程度）で分解されるため、好気槽内において、アンモニア酸化菌の活性は回復するが、亜硝酸酸化菌の活性は阻害されたままとなり、アンモニア酸化反応のみが生じることによって、好気槽の流出部においては、亜硝酸性窒素を高濃度に保持する
ことができることを見出した。

ここで、フェノールは、従来より、硝化プロセスにおいて、硝化菌による硝化反応を阻害する毒性物質として知られており、例えば、特開２００７−１６０２３６号公報に記載されているように、フェノールを含む廃水に対し、生物学的硝化を行おうとする場合には、廃水が硝化反応槽に流入する前に、事前にフェノールを分解除去することが一般的であった。

また、脱窒反応においては、フェノールを水素供与体として機能する有機物として利用することが知られている。例えば、特開２００５−２１１８３２号公報に記載されているように、フェノールを水素供与体として利用することが有効であり、その量は窒素１ｇに対して１．２ｇであることに基づき、廃水を脱窒槽に投入した後、好気槽に搬送し、好気槽の処理水の一部を脱窒槽に循環し、残りの処理水を廃棄するプロセスが提案されている。

このように、フェノールは、分解除去したり、あるいは、脱窒反応において水素供与体として活用したりすることが知られているのみであり、本発明のような、フェノールの有する微生物への阻害作用を活用して、硝酸性窒素までの硝化を抑制する方法として活用した例は、見られない。

以上の知見に基づき、本発明の要旨とするところは、次の（１）〜（６）である。
（１）好気槽と脱窒槽からなるアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理プロセスにおいて、フェノールを生物の活性阻害物質として好気槽の上流部に添加する方法であって、前記好気槽中に存在するアンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌の両方の活性を阻害させた後、活性阻害が生じた後の前記アンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌との間の活性回復速度の差を利用して、前記好気槽内において前記アンモニア酸化細菌の活性を回復させ、かつ、前記亜硝酸酸化細菌の活性が阻害されたままとなるように、前記フェノールを前記好気槽に対して添加することを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（２）前記好気槽の上流部にフェノールを添加した後のフェノール濃度、および、前記好気槽における前記アンモニア含有廃水の滞留時間を調整することにより、前記好気槽からの流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度とを所望の割合に制御することを特徴とする、（１）に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（３）前記好気槽からの流出水を前記脱窒槽へ供給して窒素を除去する際に、当該脱窒槽において、嫌気性アンモニア酸化反応法を適用することを特徴とする、（１）または（２）に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（４）前記好気槽の上流部にフェノールを添加した後のフェノール濃度が、２０ｍｇ／Ｌ以上２００ｍｇ／Ｌ以下であることを特徴とする、（１）〜（３）のいずれかに記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（５）前記好気槽の上流部には区画が設けられており、フェノールを添加した後のフェノール濃度をＳ（ｍｇ／Ｌ）、前記区画内におけるフェノールと前記アンモニア含有廃水との接触時間をｔ（分）、混合液浮遊物濃度をＸ（ｇ−ＭＬＳＳ／Ｌ）としたとき、ｋ＝Ｓ×ｔ／Ｘで表されるフェノール接触強度ｋが、４０（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）以上であることを特徴とする、（１）〜（４）のいずれかに記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（６）（１）〜（５）のいずれかに記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法を実施するための装置であって、好気槽と脱窒槽とを具備し、さらにフェノールを生物の阻害物質として前記好気槽の上流部に添加する添加装置を有していることを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理装置。

本発明によれば、フェノールを阻害物質として、好気槽の上流部に適量添加することにより、廃水中の窒素を生物学的に処理し、アンモニア性窒素の酸化を亜硝酸で停止させることができるため、亜硝酸を脱窒反応に直接供与することが可能となる。このため、生物学的窒素処理反応に必要な酸素および水素供与体を低減させることができ、硝化プロセスにおける曝気および脱窒プロセスにおける有機物の削減が期待できるため、その実用価値は極めて高い。

本発明に基づく基本的処理フロー（嫌気好気法）の一例を示す説明図である。本発明に基づく基本的処理フロー（アナモックス法）の一例を示す説明図である。本発明に基づく基本的処理フロー（アナモックス法）の他の一例を示す説明図である。フェノール添加時の窒素態ごとの濃度変化を示すグラフ図である。フェノール添加時のフェノールとアンモニア性窒素の濃度変化を示すグラフ図である。フェノール添加時のフェノール接触強度と好気槽出口における硝酸濃度と亜硝酸濃度の合計に占める亜硝酸濃度の割合を示すグラフ図である。好気槽滞留時間とアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度の比率を示すグラフ図である。

以下に添付図面を参照しながら、本発明の好適な実施の形態について詳細に説明する。なお、本明細書及び図面において、実質的に同一の機能構成を有する構成要素については、同一の符号を付することにより重複説明を省略する。

本発明の実施形態に係るアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法は、好気槽と脱窒槽とからなるアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理プロセスにおいて、フェノールを生物の活性阻害物質として好気槽の上流部に添加する方法であって、好気槽中のアンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌の両方の活性を阻害させた後、活性阻害が生じた後の活性回復速度の差を利用して、好気槽内においてアンモニア酸化細菌の活性を回復させ、かつ、亜硝酸酸化細菌の活性は阻害されたままとなるように、フェノールを添加することを特徴とする。

ここで、好気槽における廃水の滞留時間は、通常、実施されている範囲として、例えば、５〜５０時間程度が挙げられる。フェノールで活性が阻害されたアンモニア酸化細菌は約３時間で活性が回復すること、およびフェノールで活性が阻害された亜硝酸酸化細菌は５０時間経過後でも、活性が阻害されていることを、別途確認しているため、通常、実施されている滞留時間においては、フェノールの添加量を、適切に設定することで、実施できる。

また、フェノールの適切な添加量は、事前に実験により確認することで設定することができ、下限値は、例えば、アンモニア酸化細菌および亜硝酸酸化細菌ともに、活性を阻害できる値とし、上限値は、例えば、好気槽内でアンモニア酸化細菌の活性が回復できる値として、求めることができる。

尚、本発明においては、活性阻害を受けた微生物そのものが活性を取り戻すことで廃水の処理能力が回復する場合と、活性阻害を受けていない微生物が増殖することで廃水の処理能力が回復する場合の両方があるが、それらの詳細は未解明のため、これらを総称して活性が回復したと呼ぶ。

また、本発明者らは、好気槽の上流部において添加後のフェノール濃度、および、好気槽における廃水の滞留時間を調整すれば、好気槽からの流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度とを所望の割合に制御できることを見出した。

なお、本発明において、好気槽の上流部における添加後のフェノール濃度とは、フェノールを溶液で添加する場合には、（添加するフェノール溶液中のフェノール量）／（好気槽への流入水量＋添加するフェノール溶液量）、フェノールを固体で添加する場合には、（添加するフェノール量）／（好気槽への流入水量＋添加するフェノール量）で定義される。

例えば、好気槽からの流出水において亜硝酸とアンモニアを共存させるための好気槽の滞留時間は、好気槽の上流部におけるフェノール濃度が４５ｍｇ／Ｌであり、かつ水温２５℃の場合、３〜２０時間の範囲に設定することができるが、フェノール濃度が上昇すると、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性回復速度が低下するため、必要な滞留時間が長くなり、フェノール濃度が２００ｍｇ／Ｌを超える場合は水温２５℃の場合でも２０時間以上となる。さらに、水温が１０℃を下回るとアンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性回復速度が低下し、２５℃を超えると亜硝酸酸化菌に活性阻害が生じ、４０℃を超えると亜硝酸酸化菌およびアンモニア酸化菌に活性阻害が生じるため、水温は１０℃以上４０℃以下、好ましくは１５℃以上２５℃以下の範囲とすることができる。

さらに、上記の流出水をアナモックス法に適用し、亜硝酸濃度とアンモニア濃度を、アナモックス反応に好適な割合、すなわち、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素が存在するように制御した流出水をアナモックス槽に流入させれば、極めて効率的なアナモックス法が可能となる。

本発明において、好気槽からの流出水の亜硝酸濃度とアンモニア濃度とを所望の割合に制御するために必要な好気槽上流部のフェノール濃度と好気槽における廃水の滞留時間は、実際に処理対象となる廃水を使用した室内連続実験やパイロットプラント実験を行って決定すればよい。すなわち、実際に対象とする廃水を処理可能な実験装置を製作し、廃水成分、溶存酸素、温度、ｐＨを実際の処理設備の環境に維持した後、実機で想定している滞留時間で、好気槽上流部におけるフェノールを１００ｍｇ／Ｌ程度の濃度で２週間から４週間程度の期間、連続的に通水した後、フェノール濃度を２０ｍｇ／Ｌから２００ｍｇ／Ｌまで変化させることにより、目的とする流出水の亜硝酸濃度とアンモニア濃度の割合に応じたフェノール濃度を決定すればよい。

本発明において、フェノールは、好気槽の上流部に添加されていれば良いため、好気槽より上流側で添加されていてもよく、例えば、前段に硝化槽を設ける場合には硝化槽に、前段に沈澱槽を設ける場合には沈殿槽に添加しても良い。さらには、フェノールが、被処理廃水に不純物としてすでに必要な量が含有されている場合は、フェノールを一時的に添加しなくても良い。また、フェノール濃度は、好気槽上流部において２０ｍｇ／Ｌ以上、好ましくは２０ｍｇ／Ｌ以上、２００ｍｇ／Ｌ以下に保つことが好ましい。

本発明は、フェノールを間欠的に添加することにより、回分式（バッチ式）硝化脱窒法に適用することが可能である。この場合、好気条件の開始時にフェノールを添加すればよい。回分式（バッチ式）好気・嫌気処理を前処理とし、好気条件の開始時にフェノールを添加することにより、アナモックス槽の回分式前処理として適用することも可能である。

続いて、本発明の実施形態に係る基本的処理フローの一例を、示した図に基づき説明する。図１は、一般的な硝化脱窒法に本発明を適用する一例である。

図１において、アンモニアを含む廃水は、脱窒槽２に流入する。脱窒槽２においては、脱窒菌が、沈殿槽３から返送された循環水８に含まれる硝酸および亜硝酸から窒素ガス７を脱窒し、大気中に放散させる。脱窒槽２からの流出水は、好気槽１に送られ、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌に対し活性阻害を与えるフェノールを含む溶液５が、好気槽１の流入部（好気槽１の上流部）にて適量添加される。なお、好気槽１には、曝気装置６が設けられており、連続的に空気が送られている。

好気槽１の流入部においては、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が阻害されており、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応は生じない。その後、好気槽１内で、アンモニア酸化菌の活性は回復するが、引き続き、亜硝酸酸化菌の活性は阻害されているため、好気槽１内では、アンモニア酸化反応のみが生じる。このため、好気槽１の流出部においては、亜硝酸性窒素を高濃度に保持することができる。

また、好気槽１の流出水は、沈殿槽３に流下し、水中の共存する固形物および流下した菌を汚泥として沈降分離する。ここで、沈殿槽３における固液分離により汚泥を分離した上澄水は、沈殿処理水として処理水槽４へと流下される。また、沈殿槽３にて沈降分離した汚泥の一部を含む循環水８は、脱窒槽２に返送される。

本発明の実施形態に係る基本的処理フローの他の一例を、図に基づき説明する。図２はアナモックス法に本発明を適用する一例である。

図２において、アンモニアを含む廃水は、好気槽１に流入する。好気槽１の流入部（好気槽１の上流部）において、フェノールを含む溶液５が、添加される。好気槽１には、曝気装置６が設けられており、連続的に空気が送られている。

好気槽１の流入部においては、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が阻害されており、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応は生じない。その後、好気槽１内では、アンモニア酸化菌の活性は回復するが、亜硝酸酸化菌の活性は阻害されているため、アンモニア酸化反応のみが生じる。

ここで、好気槽１のフェノール濃度、および、好気槽における廃水の滞留時間を調整し、好気槽１の流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度の比率を、アナモックス反応に必要な比率、すなわち、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素が存在するように制御し、沈殿槽３を経由し、アナモックス槽９に流下させる。アナモックス槽９では、アナモックス菌の有する代謝作用を利用したアナモックス反応により、アンモニアおよび亜硝酸から窒素除去がなされ、最終的には窒素ガス７として大気中に放散される。また、脱窒後のアナモックス槽９の流出水は、処理水槽４へと流下される。

この際、好気槽１の流出水は、沈殿槽３に流下するが、沈殿槽３では、水中の共存する固形物および流下した菌を汚泥として沈降分離する。また、沈殿槽３にて沈降分離した汚泥の一部を含む循環水８は、好気槽１の流入部に返送される。

図３はアナモックス法に本発明を適用する他の一例である。
図３において、アンモニアを含む廃水は、図２と同様に、好気槽１に流入し、好気槽１の流入部（好気槽１の上流部）において、フェノールを含む溶液５が、添加される。好気槽１には、曝気装置６が設けられており、連続的に空気が送られている。

ここで、好気槽１のフェノール濃度、および、好気槽における廃水の滞留時間を調整し、好気槽１の流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度の比率を、アナモックス反応に必要な比率より高い比率、すなわち、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇより多い亜硝酸性窒素が存在するように制御し、沈殿槽３に流下させる。

次に、アンモニアを含む廃水の一部を沈殿槽３の流出水と混合し、亜硝酸濃度とアンモニア濃度をアナモックス反応に好適な割合に制御した後、アナモックス槽９に流下させる。アナモックス槽９では、アナモックス菌の有する代謝作用を利用したアナモックス反応により、アンモニアおよび亜硝酸から窒素除去がなされ、最終的には窒素ガス７として大気中に放散される。また、脱窒後のアナモックス槽９の流出水は、処理水槽４へと流下さ
れる。

本発明者らは、硝化反応における、アンモニア酸化菌のアンモニア酸化反応および亜硝酸硝化菌の亜硝酸酸化方法へのフェノール阻害を詳細に調査するため、製鉄廃水の活性汚泥による生物処理プロセスにて採取した返送汚泥と都市下水を入れた有効容積１Ｌの反応槽に、硝化細菌を付着させたポリウレタンフォーム担体を加え、さらにフェノール４５ｍｇ／Ｌを添加した後、フェノール、アンモニア性窒素、亜硝酸性窒素および硝酸性窒素の変化を測定した。なお、反応槽は、エアポンプを用い常に曝気し、水温は２５℃に維持した。なお、返送汚泥と都市下水中には、フェノールは含有されておらず、初期の反応槽に含まれるフェノール濃度は、４５ｍｇ／Ｌであった。

反応槽内のアンモニア性窒素、亜硝酸性窒素および硝酸性窒素の濃度変化を図４に示し、フェノールおよびアンモニア性窒素の濃度変化を図５に示す。

図４に示した結果から、曝気による好気性雰囲気において、３時間経過までは、アンモニア性窒素濃度が変化せず、また、亜硝酸性窒素濃度および硝酸性窒素濃度も低く推移しているが、３時間以降は、時間の経過とともにアンモニア性窒素濃度が次第に低下し、亜硝酸性窒素濃度が上昇していることがわかる。一方、硝酸性窒素濃度は２０時間までに低く推移した。

また、図５に示した結果から、フェノール濃度は、３時間経過時点で未検出となっており、比較的短時間で分解されたことがわかる。このことから、添加するフェノール濃度を適切に維持すれば、フェノールによるアンモニア酸化菌への活性阻害を、時間の経過とともに回復させ、亜硝酸酸化菌への活性阻害を維持することができることが確認できた。すなわち、好気槽において、フェノールを阻害物質として、好気槽の上流部に適量添加すれば、好気槽における亜硝酸酸化を抑制できることが、明らかになった。

本発明者らは、好気槽上流部に添加するフェノール濃度について、好気槽での廃水の滞留時間が通常の好気槽の典型的な時間として、２０時間の場合を想定して、詳細な検討を行った。すなわち、好気雰囲気における反応槽に添加するフェノール濃度を変化させ、亜硝酸性窒素濃度の変化を測定した。表１に、２０時間経過後の亜硝酸性窒素濃度の開始時に対する増減を示す。フェノール濃度が２０ｍｇ／Ｌを下回ると、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が回復し、アンモニアの酸化と亜硝酸の酸化が同時に進行したため、亜硝酸性窒素濃度の増加量は、殆ど認められなかった。また、フェノール濃度が２００ｍｇ／Ｌを上回ると、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が回復せず、亜硝酸性窒素濃度の増加量は、極めて小さかった。この結果より、原水に対するフェノール濃度は、２０ｍｇ／Ｌ以上、２００ｍｇ／Ｌ以下に保つことが好ましいことが明らかになった。

本発明者らは、好気槽における亜硝酸酸化を抑制させる因子として、好気槽上流部に添加するフェノール濃度および好気槽上流部の混合液浮遊物濃度（ＭＬＳＳ：ＭｉｘｅｄＬｉｑｕｏｒＳｕｓｐｅｎｄｅｄＳｏｌｉｄｓ）、ならびに、フェノールと廃水との接触時間が大きく寄与していると考え、これらの関係について、さらに詳細な検討を行い、添加するフェノール濃度、好気槽の上流部における廃水との接触時間、および、好気槽の上流部における汚泥濃度との関係に着目した。

ここで、好気槽の上流部には、添加したフェノールと廃水とをより確実に接触させるための区画が設けられており、上記接触時間とは、フェノールの添加された廃水が好気槽の上流部に設けた区画内に滞留する時間である。ここで、接触時間の範囲は、実施可能な範囲で設定すれば良く、接触時間の下限値としては、１分以上が好ましく、２分以上がより好ましい。接触時間の下限値をかかる範囲とすることで、上記区画において良好な攪拌（すなわち、フェノールと廃水との接触）を実施することが可能となる。一方、接触時間の上限値としては、設備小型化の観点から、２０分以下が好ましく、１５分以下がより好ましい。

また、接触時間は、添加したフェノールが分解されるまでの分解時間と同じになるように設定することが最も好ましい。ここで、添加したフェノールが分解されるまでの分解時間は、対象とする原水を用いた事前実験により、予め求めることができる。

事前実験としては、例えば、前述の方法、すなわち、製鉄廃水の活性汚泥による生物処理プロセスにて採取した返送汚泥と都市下水とを入れた有効容積１Ｌの反応槽に、硝化細菌を付着させたポリウレタンフォーム担体を加え、反応槽は、エアポンプを用い常に曝気し、水温は２５℃に維持しながら、フェノールを添加した後、フェノールの変化を測定することで実施できる。本発明者らは、製鉄廃水における活性汚泥を用いて上記の事前実験を行い、フェノール濃度を０ｍｇ／Ｌ〜２００ｍｇ／Ｌ、ＭＬＳＳを１．７〜１４．０ｇ／Ｌの範囲で変化させ、好気槽出口における、亜硝酸性窒素濃度と硝酸性窒素濃度とを測定した。ここで、フェノールは好気槽上流部において分解されるため、好気槽の流入側の一部に区画を設け、区画内を完全撹拌とした。また、区画内の接触時間は、事前実験により求めたフェノールが分解するまでの分解時間と同じになるように設定した。

次に、好気槽の上流部におけるＭＬＳＳあたりのフェノール接触強度を表す値として、フェノール接触強度ｋ（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）をｋ＝Ｓ×ｔ／Ｘと定義し、このフェノール接触強度ｋの値と、亜硝酸酸化菌の活性との関係を分析した。なお、上記フェノール接触強度ｋの定義式において、Ｓは添加後のフェノール濃度（ｍｇ／Ｌ）であり、ｔはフェノールとの接触時間（分）であり、Ｘは混合液浮遊物濃度（ｇ−ＭＬＳＳ／Ｌ）である。ここで、混合液浮遊物濃度Ｘは、ＪＩＳＢ９９４４（活性汚泥処理装置の試験方法）における「５．活性汚泥処理装置の試験方法」に記載されている方法に則して測定することが可能である。

フェノール接触強度ｋと好気槽出口における硝酸濃度と亜硝酸濃度との合計に占める亜硝酸濃度の割合を図６に示す。
図６に示した結果から、フェノール接触強度ｋ（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）を４０（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）以上に設定すれば、亜硝酸酸化菌の活性を適切に阻害できることが明らかになった。

本発明者らは、好気槽流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度の比率をアナモックス法に好適なアンモニア性窒素１ｇに対し亜硝酸性窒素１．３２ｇに保持するために必要なフェノール濃度と滞留時間について、簡易な実験プラントを用いた検討を行った。

パイロットプラントは、好気槽として実容量５００Ｌのポリエチレン製タンクを設置し、鉄鋼製銑プロセスのアンモニア含有廃水を定量ポンプにより流入させた。さらに同時に廃水の流入口に、フェノール溶液を流入水中のフェノール濃度が４５ｍｇ／Ｌとなるように薬注ポンプにて添加した。

なお、ＰＥ（ポリエチレン）製タンクの下部には酸気管を設置し、ブロワにより常時曝気した。流入水量を１０Ｌ／時から７０Ｌ／時まで段階的に変化させ、流出水中のアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度とを測定した。なお、流入廃水中の初期アンモニア性窒素濃度は平均２８ｍｇ／Ｌ、好気槽内の初期ＭＬＳＳは２，９４０ｍｇ／Ｌであり、汚泥は１日１回下部ドレンより２０Ｌ排出した。

好気槽滞留時間とアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度の比率を図７に示す。
この結果から、フェノール添加濃度が４５ｍｇ／Ｌの場合、アナモックス法に至適なアンモニア性窒素１ｇに対し亜硝酸性窒素１．３２ｇに保持するためには、滞留時間を５０時間程度に設定することが適当であると判断できた。

そこで、フェノール添加濃度を４５ｍｇ／Ｌとし、滞留時間を５０時間とした条件を維持し、さらに５日間連続的に実験プラントを運転した。その結果、連続実験時の亜硝酸性窒素／アンモニア性窒素比は、１．１〜１．４を推移し、安定的にアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度の比率を維持可能であることが明らかになった。

以上、添付図面を参照しながら本発明の好適な実施形態について詳細に説明したが、本発明はかかる例に限定されない。本発明の属する技術の分野における通常の知識を有する者であれば、特許請求の範囲に記載された技術的思想の範疇内において、各種の変更例または修正例に想到し得ることは明らかであり、これらについても、当然に本発明の技術的範囲に属するものと了解される。

１好気槽
２脱窒槽
３沈殿槽
４処理水槽
５フェノールを含む溶液
６曝気装置
７窒素ガス
８循環水
９アナモックス槽

Claims

好気槽と脱窒槽からなるアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理プロセスにおいて、フェノールを生物の活性阻害物質として好気槽の上流部に添加する方法であって、
前記好気槽中に存在するアンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌の両方の活性を阻害させた後、活性阻害が生じた後の前記アンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌との間の活性回復速度の差を利用して、前記好気槽内において前記アンモニア酸化細菌の活性を回復させ、かつ、前記亜硝酸酸化細菌の活性が阻害されたままとなるように、前記フェノールを前記好気槽に対して添加することを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
前記好気槽の上流部にフェノールを添加した後のフェノール濃度、および、前記好気槽における前記アンモニア含有廃水の滞留時間を調整することにより、前記好気槽からの流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度とを所望の割合に制御することを特徴とする、請求項１に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
前記好気槽からの流出水を前記脱窒槽へ供給して窒素を除去する際に、当該脱窒槽において、嫌気性アンモニア酸化反応法を適用することを特徴とする、請求項１または２に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
前記好気槽の上流部にフェノールを添加した後のフェノール濃度が、２０ｍｇ／Ｌ以上２００ｍｇ／Ｌ以下であることを特徴とする、請求項１〜３のいずれか１項に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
前記好気槽の上流部には区画が設けられており、
フェノールを添加した後のフェノール濃度をＳ（ｍｇ／Ｌ）、前記区画内におけるフェノールと前記アンモニア含有廃水との接触時間をｔ（分）、混合液浮遊物濃度をＸ（ｇ−ＭＬＳＳ／Ｌ）としたとき、ｋ＝Ｓ×ｔ／Ｘで表されるフェノール接触強度ｋが、４０（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）以上であることを特徴とする、請求項１〜４のいずれか１項に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
請求項１〜５のいずれか１項に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法を実施するための装置であって、
好気槽と脱窒槽とを具備し、
さらにフェノールを生物の阻害物質として前記好気槽の上流部に添加する添加装置を有していることを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理装置。