JP2019136652A - 水処理方法および水処理装置 - Google Patents

Abstract

【課題】有機物および窒素成分を含有する被処理水の処理において、有効水深５ｍ以下の標準槽においても導入可能で、高いＭＬＳＳを維持しながら、散気によるエネルギー消費を抑えつつ、窒素除去率を向上させることを可能とする水処理方法及び水処理装置の提供。【解決手段】好気槽４０を備える生物処理装置１０において、流入する被処理水をグラニュールを含む汚泥により好気的に生物処理する生物処理工程と、好気槽４０内の生物処理液を固液分離装置１２により処理水と濃縮汚泥とに固液分離する固液分離工程と、固液分離工程において得られた濃縮汚泥を生物処理装置の前段に返送する汚泥返送工程と、を含み、好気槽における硝化反応により残存するアンモニア態窒素濃度をアンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定し、アンモニア態窒素濃度が所定の範囲となるようにブロワ１８による好気槽への酸素含有気体の散気量を制御する、水処理方法及び水処理装置。【選択図】図１

Description

本発明は、有機物および窒素成分を含有する被処理水を処理する水処理方法および水処理装置に関する。

下水等の排水の生物学的水処理には、フロックと呼ばれる微生物の集合体（好気性生物汚泥）を活用した活性汚泥法が用いられている。活性汚泥法は、生物反応槽内に排水を流入させながら、生物反応槽内の活性汚泥中に酸素を供給することで、排水中の有機物が活性汚泥中の好気性微生物の様々な代謝により分解され、清澄な処理水が得られる好気性生物処理法であり、特に下水処理には広く使われている処理方法である。

好気性生物処理法である活性汚泥法の課題のひとつとして、酸素の供給（散気）に必要なブロワによる消費エネルギー量の削減が挙げられる。その方法としては、排水の流入量による散気量制御や、溶存酸素（ＤＯ）による散気量制御が挙げられる。

特に、窒素成分を含む有機性排水に対して、窒素の処理までを行う場合、通常は好気条件下での硝化反応および嫌気条件下での脱窒反応が行われるが、排水の流入量による散気量制御では、流入排水の濃度変動に追随することが困難である。また、溶存酸素（ＤＯ）による散気量制御では、硝化反応が完全に進行する以上の量の酸素を供給するため、好気条件下での脱窒反応における窒素の除去率を向上することが困難である。

以上のような背景により、生物反応槽内の好気槽において、ブロワの運転を制御するとともに、生物反応槽内での脱窒処理および硝化処理の制御を行い、窒素除去率を向上させて処理水質を改善させる方法が検討されている（特許文献１および特許文献２参照）。

また、排水がリンを含み、排水中のリンの生物学的処理を目的とした処理を行う場合、リンは通常、嫌気好気活性汚泥法（ＡＯ法）により処理が行われる。ＡＯ法とは、活性汚泥内のポリリン酸蓄積細菌の代謝を利用した処理方法であり、まず嫌気条件で細菌の細胞内でポリリン酸からリン酸への加水分解とポリヒドロキシアルカン酸（ＰＨＡ）の生成が起こり、次いで細胞内で過剰となったリン酸を細胞外へ排出する。そして、好気条件では、有機物と蓄積したＰＨＡとからアデノシン三リン酸や菌体の合成を行いながら、嫌気条件で排出した量以上のリン酸をポリリン酸として取り込む作用を用いたものである。しかし、その処理の安定性は流入水質の濃度変動に大きく影響を受ける。例えば、合流式下水道における下水処理過程においては天候（降雨）の影響で流入水質が低下し、嫌気槽内でのＰＨＡの生成およびリン酸の排出活性が低下する。すると好気槽でのリンの取り込み活性も低下する。活性汚泥内のポリリン酸蓄積細菌の活性の回復が、流入下水中のリン濃度の上昇に追いつかず、その結果、リンの除去率が悪化することがある。

特許文献１および特許文献２に記載の方法は、下水処理を対象とした処理方法であるが、水深が１０ｍ以上のような深槽反応槽でないと効果がほとんど見られない。また、深槽反応槽では、反応槽内部に隔壁が設けられ、反応槽底部４〜５ｍの位置に設置された散気装置により散気が行われ、旋回流が発生される必要がある。このような深槽反応槽を導入するには大幅な反応槽躯体の改造工事が必要であり、下水のような大規模処理場では導入コストが高くなってしまうことが課題である。また、効果をより向上させるためには汚泥濃度を高くしてＭＬＳＳを高くする必要があるが（例えばＭＬＳＳとして２０００ｍｇ／Ｌ以上）、汚泥の固液分離性の観点から、汚泥濃度を高くできないといった課題があった。

特許第５８７８２３１号公報 特許第６０２２５３６号公報

本発明の目的は、有機物および窒素成分を含有する被処理水の処理において、有効水深５ｍ以下の標準槽においても導入可能で、高いＭＬＳＳを維持しながら、散気によるエネルギー消費を抑えつつ、被処理水中の窒素除去率を向上させることを可能とする水処理方法および水処理装置を提供することにある。

本発明は、有機物および窒素成分を含有する被処理水を処理する水処理方法であって、少なくとも好気槽を備える生物処理装置において、流入する被処理水をグラニュールを含む汚泥により好気的に生物処理する生物処理工程と、前記好気槽内の汚泥混合液を処理水と濃縮汚泥とに固液分離する固液分離工程と、前記固液分離工程において得られた濃縮汚泥を前記生物処理装置の前段に返送する汚泥返送工程と、を含み、前記好気槽における硝化反応により残存するアンモニア態窒素濃度を測定し、測定したアンモニア態窒素濃度が所定の範囲となるように前記好気槽への酸素含有気体の散気量を制御する、水処理方法である。

前記水処理方法において、前記好気槽の末端部において前記アンモニア態窒素濃度を測定し、前記好気槽の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が０．５ｍｇＮ／Ｌ以上、５ｍｇＮ／Ｌ以下の範囲となるように、前記好気槽への酸素含有気体の散気量を制御することを特徴とする水処理方法。

前記水処理方法において、前記グラニュールの粒径は、２００μｍ以上であり、前記好気槽内の汚泥濃度は、２０００ｍｇ／Ｌ以上であることが好ましい。

前記水処理方法において、前記グラニュールを、前記生物処理装置の外部に設置されたグラニュール形成槽で形成し、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給することが好ましい。

前記水処理方法において、前記グラニュールを、前記好気槽の一部を区切って設置されたグラニュール形成槽で形成し、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給することが好ましい。

前記水処理方法において、前記グラニュール形成槽は、回分式反応槽であることが好ましい。

前記水処理方法において、前記好気槽の末端部のアンモニア態窒素濃度を測定するアンモニア態窒素濃度手段として、少なくとも前記好気槽の末端部に設置されたアンモニア測定装置を用いることが好ましい。

前記水処理方法において、前記アンモニア測定装置の設置場所以外の、長手方向の箇所に、アンモニア態窒素濃度測定手段、溶存酸素測定手段、硝酸濃度測定手段から選択される少なくとも１つの水質測定手段を設置し、各水質測定手段の測定値が所定の範囲内になるように前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量を制御することが好ましい。

前記水処理方法において、前記好気槽を含む生物反応装置の有効水深が５ｍ以下であることが好ましい。

また、本発明は、有機物および窒素成分を含有する被処理水を処理する水処理装置であって、少なくとも好気槽と、前記好気槽に酸素含有気体を供給するための酸素含有気体供給手段とを備え、流入する被処理水をグラニュールを含む汚泥により好気的に生物処理するための生物処理装置と；前記好気槽内の汚泥混合液を処理水と濃縮汚泥とに固液分離する固液分離手段と；前記固液分離手段において得られた濃縮汚泥を前記生物処理装置の前段に返送する汚泥返送手段と；前記好気槽における硝化反応により残存するアンモニア態窒素濃度を測定するアンモニア態窒素濃度測定手段と；前記アンモニア態窒素濃度測定手段により測定されたアンモニア態窒素濃度が所定の範囲となるように前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量を制御する制御手段と；を備える、水処理装置である。

前記水処理装置において、前記制御手段は、前記アンモニア態窒素濃度測定手段により測定された、前記好気槽の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が０．５ｍｇＮ／Ｌ以上、５ｍｇＮ／Ｌ以下の範囲となるように、前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量を制御することが好ましい。

前記水処理装置において、前記グラニュールの粒径は、２００μｍ以上であり、前記好気槽内の汚泥濃度は、２０００ｍｇ／Ｌ以上であることが好ましい。

前記水処理装置において、前記グラニュールは、前記生物処理装置の外部に設置されたグラニュール形成槽で形成され、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給されることが好ましい。

前記水処理装置において、前記グラニュールは、前記好気槽の一部を区切って設置されたグラニュール形成槽で形成され、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給されることが好ましい。

前記水処理装置において、前記グラニュール形成槽は、回分式反応槽であることが好ましい。

前記水処理装置において、前記アンモニア態窒素濃度測定手段は、前記好気槽の末端部に設置されていることが好ましい。

前記水処理装置において、前記アンモニア態窒素濃度測定手段の設置場所以外の、長手方向の箇所に、アンモニア態窒素濃度測定手段、溶存酸素測定手段、硝酸濃度測定手段から選択される少なくとも１つの水質測定手段を備え、各水質測定手段の測定値が所定の範囲内になるように前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量が制御されることが好ましい。

前記水処理装置において、前記好気槽を含む生物反応装置の有効水深が５ｍ以下であることが好ましい。

本発明では、有機物および窒素成分を含有する被処理水の処理において、有効水深５ｍ以下の標準槽においても導入可能で、高いＭＬＳＳを維持しながら、散気によるエネルギー消費を抑えつつ、被処理水中の窒素除去率を向上させることを可能とする水処理方法および水処理装置が提供される。

本発明の実施形態に係る水処理装置の一例を示す概略構成図である。 本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例を示す概略構成図である。 本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例を示す概略構成図である。 本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例を示す概略構成図である。 本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例を示す概略構成図である。 本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例を示す概略構成図である。 本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例を示す概略構成図である。 実施例１のバッチ試験における各態窒素濃度の推移を示すグラフである。 比較例２の試験期間中における、流入水中の窒素の収支を調査した結果を示すグラフである。 実施例２の試験期間中における、流入水中の窒素の収支を調査した結果を示すグラフである。 実施例３のバッチ試験における各態窒素濃度の推移を示すグラフである。 実施例４の試験期間中における、流入水中の窒素の収支を調査した結果を示すグラフである。 比較例３，４および実施例３，４の連続通水試験のアンモニア制御を導入した期間における流入水ＴＰ濃度および処理水ＴＰ濃度の推移を示すグラフである。

本発明の実施の形態について以下説明する。本実施形態は本発明を実施する一例であって、本発明は本実施形態に限定されるものではない。

本発明の実施形態に係る水処理装置の一例の概略を図１に示し、その構成について説明する。

［実施形態１］
水処理装置１は、有機物および窒素成分を含有する被処理水を処理する水処理装置であって、少なくとも好気槽４０と、好気槽４０に酸素含有気体を供給するための酸素含有気体供給手段としてブロワ１８とを備え、流入する被処理水をグラニュールを含む汚泥により好気的に生物処理するための生物処理装置１０と；好気槽４０内の生物処理液を処理水と濃縮汚泥とに固液分離する固液分離手段としての固液分離装置１２と；固液分離装置１２において得られた濃縮汚泥を生物処理装置１０の前段に返送する汚泥返送手段としての汚泥返送配管３０と；好気槽４０における硝化反応により残存するアンモニア態窒素濃度を測定するアンモニア態窒素濃度測定手段としてのアンモニア態窒素濃度測定装置１６と；アンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定されたアンモニア態窒素濃度が所定の範囲となるようにブロワ１８による好気槽４０への酸素含有気体の散気量を制御する制御手段としての制御装置２２と；を備える。水処理装置１は、生物処理装置１０の外部に設置されたグラニュール形成槽１４を備えてもよい。固液分離装置１２は、生物汚泥を含む水から生物汚泥と処理水とに分離するための分離装置であり、特に限定されるものではないが、例えば、沈降分離、加圧浮上、濾過、膜分離等の分離装置が挙げられる。

図１の水処理装置１において、生物処理装置１０の好気槽４０の被処理水入口には、被処理水配管２４が接続されている。好気槽４０の出口と固液分離装置１２の入口とは、生物処理液配管２６により接続されている。固液分離装置１２の処理水出口には、処理水配管２８が接続されている。固液分離装置１２の下部の汚泥出口と被処理水配管２４の途中とは汚泥返送配管３０により接続されている。汚泥返送配管３０の途中には、汚泥排出配管３２が接続されている。被処理水配管２４における汚泥返送配管３０の接続点の上流側と、グラニュール形成槽１４の入口とは、被処理水配管３４により接続されている。グラニュール形成槽１４の出口と、生物処理装置１０のグラニュール入口とは、グラニュール配管３６により接続されている。生物処理装置１０の好気槽４０の底部には、散気装置２０が設置され、散気装置２０にはブロワ１８の送気側が気体供給配管３８により接続されている。生物処理装置１０の好気槽４０の例えば末端部には、アンモニア態窒素濃度測定装置１６が設置されている。アンモニア態窒素濃度測定装置１６およびブロワ１８は、制御装置２２と電気的接続等により接続されている。

本実施形態に係る水処理方法および水処理装置１の動作について説明する。

有機物および窒素成分を含有する被処理水は、被処理水配管２４を通して、生物処理装置１０の好気槽４０に供給される。好気槽４０は、連続式の反応槽であり、ブロワ１８から空気等の酸素含有気体が散気装置２０を通して供給されて散気が行われ、槽内が撹拌されるとともに、好気状態が維持される。一方、被処理水の一部は被処理水配管３４を通してグラニュール形成槽１４に供給され、グラニュール形成槽１４においてグラニュールが形成され（グラニュール形成工程）、形成されたグラニュールは、グラニュール配管３６を通して好気槽４０に供給される。水処理装置１において、グラニュール形成槽１４を設けずに、生物処理装置１０の好気槽４０内においてグラニュールが形成されてもよい。

好気槽４０では、連続的に流入する被処理水とグラニュールを含む汚泥とが混合され、好気条件で、有機物酸化菌による有機物の分解、硝化細菌によるアンモニア態窒素の亜硝酸態窒素（ＮＯ_２）または硝酸態窒素（ＮＯ_３）への変換（硝化反応）が行われ、さらに、下記の通りグラニュールの内部では、嫌気条件で亜硝酸態窒素（ＮＯ_２）または硝酸態窒素（ＮＯ_３）の窒素（Ｎ_２）への変換（脱窒反応）が行われる（生物処理工程）。

好気槽４０の例えば末端部では、アンモニア態窒素濃度測定装置１６により、硝化反応の進行程度を把握するために残存するアンモニア態窒素濃度が測定され（アンモニア態窒素濃度測定工程）、好気槽４０の流出部、すなわち固液分離装置１２の手前部分のアンモニア態窒素濃度が所定の範囲となるように好気槽４０への酸素含有気体の散気量が制御される（制御工程）。例えば、アンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定されたアンモニア態窒素濃度の値と、制御装置２２に予め入力されたアンモニア態窒素濃度の値との差から、制御装置２２によりブロワ１８の出力値が決定され、好気槽４０の流出部のアンモニア態窒素濃度が所定の範囲、例えば完全硝化に必要な散気量またはそれ以下になるようにブロワ１８による好気槽４０への酸素含有気体の散気量が制御される。好気槽４０の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が所定の範囲に制御されることで、散気量が完全硝化に必要な散気量またはそれ以下に抑制され、好気槽４０内の溶存酸素（ＤＯ）が低く維持される。その結果、好気槽４０内に存在するグラニュールの表面では硝化反応が起きるとともに、グラニュールの内部では無酸素（分子状酸素が存在しない）条件となり、反応液中に残存する溶解性有機物や被処理水中の固形成分（ＳＳ：Ｓｕｓｐｅｎｄｅｄ Ｓｏｌｉｄｓ）等が加水分解を受けて生成した有機物を利用しながら、脱窒反応が進行し、好気槽４０内での亜硝酸性窒素および硝酸性窒素の除去が行われる。また、供給された酸素は活性汚泥の呼吸作用により消費されるため、汚泥濃度を高くすることで酸素の消費速度が増大する。硝化に必要な所定の酸素の供給量がアンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づいて制御されることで、汚泥濃度が低い条件よりも好気槽４０内の溶存酸素を低く抑制することができるため、より無酸素条件の形成が容易となり、好気槽４０が広く普及している有効水深５ｍ以下の標準槽であっても、脱窒反応が進行する。また、流出部のアンモニア態窒素濃度が所定の範囲になるようにブロワ１８による好気槽４０への酸素含有気体の散気量が制御されることで、好気槽４０内の有機物（ＢＯＤ）の好気的な酸化反応や硝化反応が緩やかとなるため、グラニュール内部での脱窒反応も進行しやすくなる。

好気槽４０において処理された生物処理液は、生物処理液配管２６を通して固液分離装置１２に送液される。固液分離装置１２において、固液分離処理が行われ、清澄な処理水と濃縮汚泥とに分離される（固液分離工程）。処理水は、処理水配管２８を通して排出される。濃縮汚泥の少なくとも一部は、汚泥返送配管３０、被処理水配管２４を通して、連続的に好気槽４０へと返送される（汚泥返送工程）。

好気槽４０内の汚泥量を所定の値に保つために、汚泥返送配管３０から分岐された汚泥排出配管３２を通して、例えば定期的に濃縮汚泥の引抜が行われる（汚泥引抜工程）。

本実施形態に係る水処理方法および水処理装置は、深槽反応槽（例えば有効水深１０ｍ程度）でなく、広く普及している標準槽（有効水深５ｍ以下）においても導入可能であり、有機物等を含有する被処理水を好気的に生物処理するとともに、散気によるエネルギー消費量を抑制しながら、被処理水中の汚濁物質である窒素の処理を向上させることが可能である。このため、広く普及している標準槽の反応槽躯体の大幅な改造工事を行わなくてもよく、導入コストを低減することができる。また、流入水質の濃度変動により受ける影響を低減することができる。なお、「有効水深」とは、反応槽を通常時運転している際の反応槽底部から水面位置までの距離のことをいう。

従来の活性汚泥処理では汚泥の固液分離性の点から、汚泥濃度を高くすることが困難（例えば、下水処理では汚泥濃度は通常、ＭＬＳＳとして１０００〜２０００ｍｇ／Ｌ）であったが、好気槽４０内にグラニュールを含む汚泥を存在させることで、汚泥の沈降性が改善し、ＭＬＳＳを高めることが可能となり（例えば、下水処理ではＭＬＳＳとして３０００〜５０００ｍｇ／Ｌ程度）、窒素の除去率を向上させることが可能となる。好気槽４０におけるＭＬＳＳは、２０００ｍｇ／Ｌ以上であることが好ましく、３０００〜１００００ｍｇ／Ｌであることがより好ましい。好気槽４０におけるＭＬＳＳが２０００ｍｇ／Ｌ未満であると、好気槽内での脱窒が進行しなくなる場合がある。

好気槽４０におけるアンモニア態窒素濃度測定装置１６の設置位置は、特に制限はないが、好気槽４０の末端部であることが好ましい。ここで、好気槽４０の「末端部」とは、好気槽４０全体の長さに対して、好気槽４０の終端から１／２０〜１／５であり、終端から１／８の位置に設置されることが好ましい。

好気槽４０の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が０．５ｍｇＮ／Ｌ以上、５ｍｇＮ／Ｌ以下の範囲となるように、ブロワ１８の散気量を制御することが好ましく、１ｍｇＮ／Ｌ以上、３ｍｇＮ／Ｌ以下の範囲となるように、ブロワ１８の散気量を制御することがより好ましい。好気槽４０の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が０．５ｍｇＮ／Ｌ未満であると、溶存酸素濃度の上昇により、好気槽４０内の脱窒反応を進行させることが困難となる可能性がある。一方で、好気槽４０の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が５ｍｇＮ／Ｌを超えると、脱窒を行うための硝酸の生成が鈍くなり、窒素除去率の低下を招く可能性がある。

グラニュールは、生物処理装置１０の外部に設置されたグラニュール形成槽１４で形成し、グラニュール形成槽１４から生物処理装置１０へと供給してもよいし、生物処理装置１０の好気槽４０の一部を区切って、グラニュール形成槽１４としてもよいし、グラニュール形成槽１４を設けずに、生物処理装置１０の好気槽４０内において形成してもよい。安定的にグラニュールを形成させる等の点から、生物処理装置１０の外部に設置されたグラニュール形成槽１４でグラニュールを形成し、または、生物処理装置１０の好気槽４０の一部を区切ってグラニュール形成槽を設置してグラニュール形成槽でグラニュールを形成し、グラニュール形成槽から生物処理装置１０へと供給することが好ましい。

グラニュール形成槽１４は、グラニュール形成可能な運転方式であればよく、特に制限はない。グラニュール形成槽１４としては、例えば、回分式活性汚泥法（ＳＢＲ）による反応槽、上向流式反応槽（ＵＳＢ）、嫌気性上向流式反応槽（ＵＡＳＢ）等が挙げられる。安定的にグラニュールを形成させる、および、下水処理へ適用することを想定した場合、回分式活性汚泥法（ＳＢＲ）による反応槽（回分式反応槽）であることが好ましい。

グラニュールの粒径は、２００μｍ以上であることが好ましく、２００〜５００μｍであることがより好ましい。グラニュールの粒径が２００μｍ未満であると、窒素の除去率を高めることが困難となる場合がある。

好気槽４０内の汚泥の沈降性としては、グラニュール存在下で、ＳＶＩとして１００ｍＬ／ｇ以下であることが好ましく、８０ｍＬ／ｇ以下であることがより好ましい。汚泥の沈降性がＳＶＩとして１００ｍＬ／ｇを超えると、窒素の除去率を高めることが困難となる場合がある。

好気槽４０内の汚泥中のグラニュールの存在割合としては、１５％以上であることが好ましく、３０％以上であることがより好ましい。グラニュールの存在割合が１５％未満であると、汚泥のＳＶＩを低く保てず、結果として窒素除去率を高く維持することが困難となる場合がある。グラニュールの存在割合の確認方法としては、特に限定されるものではないが、レーザー回折式等の粒度分布計を用いてもいいし、篩により粒径分画を行った試料に対して乾燥重量測定を行ってもよい。

被処理水は、有機物および窒素成分を含有する水であればよく、特に制限はなく、例えば、下水、産業排水（食品工場排水、電子産業排水等）等である。被処理水の水質は、例えば、ＢＯＤ（生物化学的酸素要求量）として１０〜１００００ｍｇ／Ｌ、ＴＮ（全窒素）として５〜５００ｍｇＮ／Ｌである。下水の水質は、例えば、ＢＯＤ（生物化学的酸素要求量）として３０〜２００ｍｇ／Ｌ、ＴＮ（全窒素）として５〜４０ｍｇＮ／Ｌであり、そのほとんどがアンモニア態窒素で構成されている。

好気槽４０は、有効水深が１０ｍ程度の深槽反応槽であっても、有効水深が５ｍ以下の標準槽であってもよいが、広く普及している標準槽であることがより好ましい。

被処理水が有機物、窒素成分に加えてリンを含む場合には、図１の水処理装置１において、以下のように処理を行えばよい。

［実施形態２］
図１の水処理装置１において、有機物、窒素成分およびリンを含有する被処理水は、被処理水配管２４を通して、生物処理装置１０の好気槽４０に供給される。好気槽４０は、有機物およびリン処理を目的とした擬似ＡＯ法（擬似嫌気好気活性汚泥法）による処理を行う連続式の反応槽であり、ブロワ１８から空気等の酸素含有気体が散気装置２０を通して供給されて散気が行われ、槽内が撹拌されるとともに、好気状態が維持されるが、槽の先端部（流入部）においては散気が停止または弱められて、嫌気状態が維持される。一方、被処理水の一部は被処理水配管３４を通してグラニュール形成槽１４に供給され、グラニュール形成槽１４においてポリリン酸蓄積細菌を含むグラニュールが形成され（グラニュール形成工程）、形成されたグラニュールは、グラニュール配管３６を通して好気槽４０に供給される。水処理装置１において、グラニュール形成槽１４を設けずに、生物処理装置１０の好気槽４０内においてグラニュールが形成されてもよい。

好気槽４０では、連続的に流入する被処理水とグラニュールを含む汚泥とが混合され、好気槽４０の先端部では、嫌気条件でポリリン酸蓄積細菌の細胞内でポリリン酸からリン酸への加水分解とポリヒドロキシアルカン酸（ＰＨＡ）の生成とが起こり、次いで細胞内で過剰となったリン酸が細胞外へ排出される。そして、槽の先端部より後の好気条件では、有機物酸化菌による有機物の分解、硝化細菌によるアンモニア態窒素の亜硝酸態窒素（ＮＯ_２）または硝酸態窒素（ＮＯ_３）への変換（硝化反応）、およびポリリン酸蓄積細菌により、嫌気条件で排出した量以上のリン酸をポリリン酸として取り込む反応が行われる。さらに、上記の通りグラニュールの内部では、嫌気条件で亜硝酸態窒素（ＮＯ_２）または硝酸態窒素（ＮＯ_３）の窒素（Ｎ_２）への変換（脱窒反応）が行われる（生物処理工程）。

本実施形態に係る水処理方法および水処理装置は、被処理水がリンを含む場合にリンの生物学的除去を目的とした擬似ＡＯ法を行う上では、リン除去性能を安定化させることも可能な処理方法および処理装置である。

リン除去においては、合流式の下水処理等において極端に下水濃度が低下することがあり、その結果、槽内の溶存酸素（ＤＯ）が上昇することで返送汚泥中のＤＯが嫌気条件部分へと供給され、嫌気条件部分の酸化還元電位の上昇がリン除去率の悪化を招くが、グラニュールを含む汚泥を用いた処理方法を用いることで、返送汚泥中のＤＯを低く抑制することができ、嫌気条件部分の酸化還元電位の上昇を抑制することが可能となる。また、アンモニア態窒素濃度による風量調整により、ＤＯの上昇を抑制することが可能となる。

被処理水がリンを含む場合、リンの濃度は、例えば、０．１ｍｇ／Ｌ〜３０ｍｇ／Ｌである。

散気が停止または弱められる先端部は、例えば、好気槽４０全体の長さに対して、好気槽４０の先端から１／１２〜１／３である。

［実施形態３］
図２には、本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例の概略構成を示す。図２の水処理装置２は、嫌気槽４２と好気槽４０とブロワ１８とを備える生物処理装置６０と、固液分離装置１２と、汚泥返送配管３０と、アンモニア態窒素濃度測定装置１６と、制御装置２２とを備える。水処理装置１は、生物処理装置６０の外部に設置されたグラニュール形成槽１４を備えてもよい。

図２の水処理装置２において、生物処理装置６０の嫌気槽４２の被処理水入口には、被処理水配管２４が接続されている。好気槽４０の出口と固液分離装置１２の入口とは、生物処理液配管２６により接続されている。固液分離装置１２の処理水出口には、処理水配管２８が接続されている。固液分離装置１２の下部の汚泥出口と被処理水配管２４の途中とは汚泥返送配管３０により接続されている。汚泥返送配管３０の途中には、汚泥排出配管３２が接続されている。被処理水配管２４における汚泥返送配管３０の接続点の上流側と、グラニュール形成槽１４の入口とは、被処理水配管３４により接続されている。グラニュール形成槽１４の出口と、生物処理装置６０の好気槽４０のグラニュール入口とは、グラニュール配管３６により接続されている。生物処理装置６０の好気槽４０の底部には、散気装置２０が設置され、散気装置２０にはブロワ１８の送気側が気体供給配管３８により接続されている。生物処理装置６０の好気槽４０の例えば末端部には、アンモニア態窒素濃度測定装置１６が設置されている。アンモニア態窒素濃度測定装置１６およびブロワ１８は、制御装置２２と電気的接続等により接続されている。

生物処理装置６０は、有機物およびリン処理を目的としたＡＯ法（嫌気好気活性汚泥法）による処理を行う連続式の反応槽であり、前段の嫌気槽４２では嫌気状態が維持され、後段の好気槽４０ではブロワ１８から空気等の酸素含有気体が散気装置２０を通して供給されて散気が行われ、槽内が撹拌されるとともに、好気状態が維持される。有機物、窒素成分およびリンを含有する被処理水は、被処理水配管２４を通して、生物処理装置１０の嫌気槽４２に供給される。一方、被処理水の一部は被処理水配管３４を通してグラニュール形成槽１４に供給され、グラニュール形成槽１４においてポリリン酸蓄積細菌を含むグラニュールが形成され（グラニュール形成工程）、形成されたグラニュールは、グラニュール配管３６を通して好気槽４０に供給される。水処理装置１において、グラニュール形成槽１４を設けずに、生物処理装置１０の好気槽４０内においてグラニュールが形成されてもよい。

嫌気槽４２は撹拌羽根等を有する撹拌装置を備えてもよく、嫌気槽４２において連続的に流入する被処理水とグラニュールを含む汚泥とが嫌気条件で撹拌される。嫌気槽４２で撹拌された汚泥混合液は好気槽４０へと連続的に導入される。嫌気槽４２では、嫌気条件でポリリン酸蓄積細菌の細胞内でポリリン酸からリン酸への加水分解とポリヒドロキシアルカン酸（ＰＨＡ）の生成とが起こり、次いで細胞内で過剰となったリン酸が細胞外へ排出される。そして、嫌気槽４２内の汚泥混合液は好気槽４０へと導入されることで、好気条件で有機物酸化菌による有機物の分解、硝化細菌によるアンモニア態窒素の亜硝酸態窒素（ＮＯ_２）または硝酸態窒素（ＮＯ_３）への変換（硝化反応）、およびポリリン酸蓄積細菌により、嫌気条件で排出した量以上のリン酸をポリリン酸として取り込む反応が行われる。さらに、上記の通りグラニュールの内部では、無酸素条件で亜硝酸態窒素（ＮＯ_２）または硝酸態窒素（ＮＯ_３）の窒素（Ｎ_２）への変換（脱窒反応）が行われる（生物処理工程）。

リン除去においては、合流式の下水処理等において極端に下水濃度が低下することがあり、その結果、槽内の溶存酸素（ＤＯ）が上昇することで返送汚泥中のＤＯが嫌気槽へと供給され、嫌気槽の酸化還元電位の上昇がリン除去率の悪化を招くが、グラニュールを含む汚泥を用いた処理方法を用いることで、返送汚泥中のＤＯを低く抑制することができ、嫌気槽４２の酸化還元電位の上昇を抑制することが可能となる。また、アンモニア態窒素濃度による風量調整により、ＤＯの上昇を抑制することが可能となる。

嫌気槽４２の容積は、例えば、好気槽４０の容積に対して、１／１２〜１／６とすればよい。

［実施形態４］
図３には、本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例の概略構成を示す。図３の水処理装置３は、図２の水処理装置２の構成において、硝化の進行の程度を把握するためのアンモニア態窒素濃度測定装置を好気槽４０の末端部だけではなく、複数点に設置した形態である。図３の水処理装置３は、嫌気槽４２と好気槽４０とブロワ１８，４４とを備える生物処理装置６２と、固液分離装置１２と、汚泥返送配管３０と、アンモニア態窒素濃度測定装置５０，５２，１６と、制御装置２２とを備える。水処理装置１は、生物処理装置６２の外部に設置されたグラニュール形成槽１４を備えてもよい。

図３の水処理装置３において、生物処理装置６０の嫌気槽４２の被処理水入口には、被処理水配管２４が接続されている。好気槽４０の出口と固液分離装置１２の入口とは、生物処理液配管２６により接続されている。固液分離装置１２の処理水出口には、処理水配管２８が接続されている。固液分離装置１２の下部の汚泥出口と被処理水配管２４の途中とは汚泥返送配管３０により接続されている。汚泥返送配管３０の途中には、汚泥排出配管３２が接続されている。被処理水配管２４における汚泥返送配管３０の接続点の上流側と、グラニュール形成槽１４の入口とは、被処理水配管３４により接続されている。グラニュール形成槽１４の出口と、生物処理装置６２の好気槽４０のグラニュール入口とは、グラニュール配管３６により接続されている。生物処理装置６２の好気槽４０の底部には、散気装置４６，２０が設置され、散気装置４６にはブロワ４４の送気側が気体供給配管４８により接続され、散気装置２０にはブロワ１８の送気側が気体供給配管３８により接続されている。生物処理装置６０の嫌気槽４２には、アンモニア態窒素濃度測定装置５０が設置され、好気槽４０の中央部には、アンモニア態窒素濃度測定装置５２が設置され、好気槽４０の末端部には、アンモニア態窒素濃度測定装置１６が設置されている。アンモニア態窒素濃度測定装置５０，５２，１６およびブロワ１８，４４は、制御装置２２と電気的接続等により接続されている。

水処理装置３では、好気槽４０に流入するアンモニア態窒素濃度が嫌気槽４２においてアンモニア態窒素濃度測定装置５０により測定されるとともに、アンモニア態窒素濃度測定装置５２により好気槽４０の中央部、およびアンモニア態窒素濃度測定装置１６により好気槽４０の末端部においてもアンモニア態窒素濃度が測定される。好気槽４０の前段部の散気は好気槽４０の中央部に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置５２により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づいて制御され、それ以降の好気槽４０の後段部の散気は好気槽４０の末端部に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づいて制御される。連続式反応槽である好気槽４０が長手方向に長い形状（例えば、５０ｍ以上）をしている場合や、好気槽が隔壁により複数に分けられている場合に有効である。

好気槽４０の中央部のアンモニア態窒素濃度測定装置５２の設置位置としては、好気槽４０の末端部に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置１６よりも上流にあればよく、特に制限はないが、好気槽４０全体の長さに対して、好気槽４０の先端から長手方向に１／８〜３／４の位置にあることが好ましい。

まず、嫌気槽４２においてアンモニア態窒素濃度測定装置５０により測定された好気槽４０に流入する混合液中のアンモニア態窒素濃度が制御装置２２に取り込まれる。その値に基づいて、好気槽４０の中央部に設置されたアンモニア態窒素濃度の目標値が決められ、好気槽４０の前段部における散気のためのブロワ４４の出力値が決定される。また、好気槽４０の後段部は、図１の水処理装置１と同様に制御装置２２に入力された所定のアンモニア態窒素濃度の値となるようにブロワ１８の出力が決定される。

好気槽４０の中央部に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置５２により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づく制御に関しては、好気槽４０に流入する混合液中のアンモニア態窒素濃度の好ましくは５〜５０％の範囲、より好ましくは３０〜４０％の範囲である。５％未満の場合、好気槽４０の前段部での硝化反応が進行しにくくなり、好気槽４０の前段部での脱窒反応が進行しにくくなる。一方で、５０％を超える場合、好気槽４０の前段部での有機物の酸化が進行するとともに、槽内のＤＯが高くなり、好気槽４０全体で脱窒反応が進行しにくくなる場合がある。

［実施形態５］
図４には、本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例の概略構成を示す。図４の水処理装置４は、図３の水処理装置３の構成において、好気槽４０の前段部の制御を、好気槽４０の中央部に設置した水質測定手段として硝酸濃度測定手段である硝酸濃度測定装置５４を用いて行う形態である。図４の水処理装置４は、嫌気槽４２と好気槽４０とブロワ１８，４４とを備える生物処理装置６２と、固液分離装置１２と、汚泥返送配管３０と、硝酸濃度測定装置５４と、アンモニア態窒素濃度測定装置１６と、制御装置２２とを備える。水処理装置１は、生物処理装置６２の外部に設置されたグラニュール形成槽１４を備えてもよい。

図４の水処理装置４において、好気槽４０の中央部には、硝酸濃度測定装置５４が設置され、好気槽４０の末端部には、アンモニア態窒素濃度測定装置１６が設置されている。硝酸濃度測定装置５４、アンモニア態窒素濃度測定装置１６、およびブロワ１８，４４は、制御装置２２と電気的接続等により接続されている。

水処理装置４では、硝酸濃度測定装置５４により好気槽４０の中央部において硝酸濃度が測定され、アンモニア態窒素濃度測定装置１６により好気槽４０の末端部においてアンモニア態窒素濃度が測定される。好気槽４０の前段部の散気は好気槽４０の中央部に設置された硝酸濃度測定装置５４により測定された硝酸濃度に基づいて制御され、それ以降の好気槽４０の後段部の散気は好気槽４０の末端部に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づいて制御される。連続式反応槽である好気槽４０が長手方向に長い形状をしている場合や、好気槽が隔壁により複数に分けられている場合に有効である。水処理装置４において、硝酸濃度測定装置５４の代わりに、水質測定手段として溶存酸素測定手段である溶存酸素測定装置を設置して、好気槽４０の前段部の制御を、溶存酸素測定装置により測定した溶存酸素濃度に基づいて行ってもよい。

好気槽４０の中央部の硝酸濃度測定装置５４の設置位置としては、好気槽４０全体の長さに対して、好気槽４０の先端から長手方向に１／８〜３／４の位置にあることが好ましい。

まず、好気槽４０の中央部において硝酸濃度測定装置５４により測定された混合液中の硝酸濃度が制御装置２２に取り込まれる。その値に基づいて、好気槽４０の前段部における散気のためのブロワ４４の出力値が決定される。また、好気槽４０の後段部は、図１の水処理装置１と同様に制御装置２２に入力された所定のアンモニア態窒素濃度の値となるようにブロワ１８の出力が決定される。

好気槽４０の中央部に設置された硝酸濃度測定装置５４により測定された硝酸濃度に基づく制御に関しては、１０ｍｇＮ／Ｌ以下であることが好ましく、５ｍｇＮ／Ｌ以下であることがより好ましい。１０ｍｇＮ／Ｌを超えると、有機物の好気分解が進んでしまい、好気槽４０内での脱窒が進行しない場合がある。

［実施形態６］
図５には、本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例の概略構成を示す。図５の水処理装置５は、より安定して脱窒率の向上を図る形態である。図５の水処理装置５は、嫌気槽４２と好気槽５６，４０と無酸素槽５８とブロワ１８，４４とを備える生物処理装置６４と、固液分離装置１２と、汚泥返送配管３０と、アンモニア態窒素濃度測定装置１６と、制御装置２２とを備える。好気槽の中央部分に隔壁６６，６８が設けられ、隔壁６６と隔壁６８との間は散気が行われない無酸素槽５８となっている。水処理装置１は、生物処理装置６４の外部に設置されたグラニュール形成槽１４を備えてもよい。

図５の水処理装置５において、生物処理装置６４の嫌気槽４２の被処理水入口には、被処理水配管２４が接続されている。好気槽４０の出口と固液分離装置１２の入口とは、生物処理液配管２６により接続されている。固液分離装置１２の処理水出口には、処理水配管２８が接続されている。固液分離装置１２の下部の汚泥出口と被処理水配管２４の途中とは汚泥返送配管３０により接続されている。汚泥返送配管３０の途中には、汚泥排出配管３２が接続されている。被処理水配管２４における汚泥返送配管３０の接続点の上流側と、グラニュール形成槽１４の入口とは、被処理水配管３４により接続されている。グラニュール形成槽１４の出口と、生物処理装置６４の好気槽５６のグラニュール入口とは、グラニュール配管３６により接続されている。生物処理装置６４の好気槽５６の底部には、散気装置４６が設置され、好気槽４０の底部には、散気装置２０が設置され、散気装置４６にはブロワ４４の送気側が気体供給配管４８により接続され、散気装置２０にはブロワ１８の送気側が気体供給配管３８により接続されている。好気槽４０の末端部には、アンモニア態窒素濃度測定装置１６が設置されている。アンモニア態窒素濃度測定装置１６およびブロワ１８，４４は、制御装置２２と電気的接続等により接続されている。無酸素槽５８には撹拌羽根等を有する撹拌装置が設けられて撹拌が行われてもよい。

水処理装置５では、隔壁６６よりも前段部の好気槽５６、および隔壁６８よりも後段部の好気槽４０において硝化と脱窒の同時反応を進行させ、また、無酸素槽５８において流入する硝酸と、汚泥中に蓄積された有機物とが用いられて脱窒処理が行われる。

無酸素槽５８における水理学的滞留時間は、１０分〜１２０分であることが好ましく、２０分〜６０分であることがより好ましい。無酸素槽５８における水理学的滞留時間が１０分未満の場合、脱窒反応が十分に起きない場合があり、１２０分を超える場合、好気槽４０の容積が減り、好気槽４０内での硝化および脱窒反応が阻害される場合がある。

無酸素槽５８の設置位置としては、好気槽全体の長さに対して、好気槽５６の先端から長手方向に１／４〜３／４の位置にあることが好ましい。隔壁６６および隔壁６８を設けずに、好気槽４０の中央部分のみ散気装置を停止させる、または汚泥が沈降堆積しない程度にまで散気量を局所的に少なくする等により、好気槽内に無酸素ゾーンを形成させてもよい。

［実施形態７］
図６には、本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例の概略構成を示す。図６の水処理装置６は、図５の水処理装置５の構成において、硝化の進行の程度を把握するためのアンモニア態窒素濃度測定装置を好気槽４０の末端部だけではなく、複数点に設置した形態である。図６の水処理装置６は、嫌気槽４２と好気槽５６，４０と無酸素槽５８とブロワ１８，４４とを備える生物処理装置６４と、固液分離装置１２と、汚泥返送配管３０と、アンモニア態窒素濃度測定装置５０，５２，１６と、制御装置２２とを備える。水処理装置１は、生物処理装置６４の外部に設置されたグラニュール形成槽１４を備えてもよい。

図６の水処理装置６において、生物処理装置６０の嫌気槽４２には、アンモニア態窒素濃度測定装置５０が設置され、好気槽５６には、アンモニア態窒素濃度測定装置５２が設置され、好気槽４０の末端部には、アンモニア態窒素濃度測定装置１６が設置されている。アンモニア態窒素濃度測定装置５０，５２，１６およびブロワ１８，４４は、制御装置２２と電気的接続等により接続されている。

水処理装置６では、好気槽５６に流入するアンモニア態窒素濃度が嫌気槽４２においてアンモニア態窒素濃度測定装置５０により測定されるとともに、アンモニア態窒素濃度測定装置５２により好気槽５６において、およびアンモニア態窒素濃度測定装置１６により好気槽４０の末端部においてもアンモニア態窒素濃度が測定される。好気槽５６の散気は好気槽５６に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置５２により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づいて制御され、それ以降の好気槽４０の散気は好気槽４０の末端部に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づいて制御される。水処理装置６では、隔壁６６よりも前段部の好気槽５６、および隔壁６８よりも後段部の好気槽４０において硝化と脱窒の同時反応を進行させ、また、無酸素槽５８において流入する硝酸と、汚泥中に蓄積された有機物とが用いられて脱窒処理が行われる。

まず、嫌気槽４２においてアンモニア態窒素濃度測定装置５０により測定された好気槽５６に流入する混合液中のアンモニア態窒素濃度が制御装置２２に取り込まれる。その値に基づいて、好気槽５６に設置されたアンモニア態窒素濃度の目標値が決められ、好気槽５６における散気のためのブロワ４４の出力値が決定される。また、好気槽４０は、図１の水処理装置１と同様に制御装置２２に入力された所定のアンモニア態窒素濃度の値となるようにブロワ１８の出力が決定される。

好気槽５６に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置５２により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づく制御に関しては、好気槽５６に流入する混合液中のアンモニア態窒素濃度の好ましくは５〜５０％の範囲、より好ましくは１０〜４０％の範囲である。５％未満の場合、好気槽５６での硝化反応が進行しにくくなり、好気槽５６での脱窒反応が進行しにくくなる。一方で、５０％を超える場合、好気槽５６での有機物の酸化が進行するとともに、槽内のＤＯが高くなり、好気槽５６および好気槽４０で脱窒反応が進行しにくくなる場合がある。

［実施形態８］
図７には、本発明の実施形態に係る水処理装置の他の例の概略構成を示す。図７の水処理装置７は、図６の水処理装置６の構成において、好気槽５６の制御を、好気槽５６に設置した水質測定手段として硝酸濃度測定手段である硝酸濃度測定装置５４を用いて行う形態である。図７の水処理装置７は、嫌気槽４２と好気槽５６，４０と無酸素槽５８とブロワ１８，４４とを備える生物処理装置６４と、固液分離装置１２と、汚泥返送配管３０と、硝酸濃度測定装置５４と、アンモニア態窒素濃度測定装置１６と、制御装置２２とを備える。水処理装置１は、生物処理装置６４の外部に設置されたグラニュール形成槽１４を備えてもよい。

図７の水処理装置７において、好気槽５６には、硝酸濃度測定装置５４が設置され、好気槽４０の末端部には、アンモニア態窒素濃度測定装置１６が設置されている。硝酸濃度測定装置５４、アンモニア態窒素濃度測定装置１６、およびブロワ１８，４４は、制御装置２２と電気的接続等により接続されている。

水処理装置７では、硝酸濃度測定装置５４により好気槽５６において硝酸濃度が測定され、アンモニア態窒素濃度測定装置１６により好気槽４０の末端部においてアンモニア態窒素濃度が測定される。好気槽５６の散気は好気槽５６に設置された硝酸濃度測定装置５４により測定された硝酸濃度に基づいて制御され、それ以降の好気槽４０の散気は好気槽４０の末端部に設置されたアンモニア態窒素濃度測定装置１６により測定されたアンモニア態窒素濃度に基づいて制御される。水処理装置７では、隔壁６６よりも前段部の好気槽５６、および隔壁６８よりも後段部の好気槽４０において硝化と脱窒の同時反応を進行させ、また、無酸素槽５８において流入する硝酸と、汚泥中に蓄積された有機物とが用いられて脱窒処理が行われる。無酸素槽５８に流入する硝酸態窒素濃度を所定濃度となるように制御することで、無酸素槽５８における脱窒反応を確実に進行させることが可能となり、安定した窒素除去率を得ることが可能となる。水処理装置７において、硝酸濃度測定装置５４の代わりに、水質測定手段として溶存酸素測定手段である溶存酸素測定装置を設置して、好気槽５６散気の制御を、溶存酸素測定装置により測定した溶存酸素濃度に基づいて行ってもよい。

まず、好気槽５６において硝酸濃度測定装置５４により測定された混合液中の硝酸濃度が制御装置２２に取り込まれる。その値に基づいて、好気槽５６における散気のためのブロワ４４の出力値が決定される。また、好気槽４０は、図１の水処理装置１と同様に制御装置２２に入力された所定のアンモニア態窒素濃度の値となるようにブロワ１８の出力が決定される。

好気槽５６に設置された硝酸濃度測定装置５４により測定された硝酸濃度に基づく制御に関しては、０．５〜１０ｍｇＮ／Ｌの範囲であることが好ましく、１〜５ｍｇＮ／Ｌの範囲であることがより好ましい。０．５ｍｇＮ／Ｌ未満であると、好気槽５６における硝化反応が進行せず、好気槽５６内での脱窒反応が起こらないとともに、無酸素槽５８での脱窒反応による除去率向上が見られない場合があり、１０ｍｇＮ／Ｌを超えると、有機物の好気分解が進んでしまい、好気槽５６および好気槽４０内での脱窒が進行しない場合がある。

以下、実施例および比較例を挙げ、本発明をより具体的に詳細に説明するが、本発明は、以下の実施例に限定されるものではない。

＜実施例１＞
まず、ビーカ試験により、好気条件でも硝化と脱窒反応がともに起こるかどうかの検証を行った。図２に示すフローにおいて、下水の連続処理試験を実施しているパイロットプラントから採取した汚泥を用いた。本パイロットプラントの運転方式の詳細は後述する。グラニュールを含む汚泥を嫌気槽から採取し、３Ｌ容ビーカに投入した。その後、好気槽において０．３Ｌ／ｍｉｎの微散気処理を連続的に行うとともに、撹拌羽根を有する撹拌装置による完全混合条件を形成しながら、硝化処理を行った。バッチ試験における各態窒素濃度の推移を図８に示す。０時間目のアンモニア態窒素濃度は１５ｍｇＮ／Ｌであった。散気処理を行うにつれ、アンモニア態窒素濃度の低下が確認され、１時間目までには、アンモニア態窒素濃度は１１ｍｇＮ／Ｌとなり、４ｍｇＮ／Ｌ低下したが、硝酸態窒素濃度の生成は１．４ｍｇＮ／Ｌに抑えられた。つまり、ビーカスケールの完全混合条件において、２．６ｍｇＮ／Ｌ分の窒素が脱窒されたことが確認された。

＜比較例１＞
グラニュール形成槽を付帯しないＡＯ法反応槽において、下水処理試験を行った。連続式反応槽の容積は、幅１ｍ、水深２ｍ、長手方向７ｍの合計１４ｍ^３のものを用い、嫌気槽容積は３ｍ^３、好気槽容積は１１ｍ^３であった。最初沈殿池処理水を反応槽への流入水とし、連続的に流入を行った。下水の流入量は１．６ｍ^３／ｈｒとし、ブロワの散気量の制御は、好気槽の末端部の溶存酸素計（ＤＯ計）により、ＤＯが１ｍｇ／Ｌとなるように運転を行った。ＭＬＳＳは１５００〜２０００ｍｇ／Ｌ、ＳＶＩは８０〜１１０ｍＬ／ｇであった。１ヶ月の通水試験の結果、平均の窒素除去率は４３％であった。

＜比較例２＞
図２に示す水処理装置のようなグラニュール形成槽を付帯したＡＯ法反応槽において、下水処理試験を行った。連続式反応槽（嫌気槽＋好気槽）の容積は、幅１ｍ、水深２ｍ、長手方向７ｍの合計１４ｍ^３のものを用い、嫌気槽容積は３ｍ^３、好気槽容積は１１ｍ^３であった。最初沈殿池処理水を連続式反応槽の嫌気槽への流入水とし、連続的に流入を行った。流入水の一部をグラニュール形成槽へと供給することでグラニュールの形成を行い、連続式反応槽の好気槽へのグラニュール供給を行った。グラニュール形成槽としてはＳＢＲを用いた。下水の流入量は２．４ｍ^３／ｈｒとし、ブロワの散気量の制御は、好気槽の末端部（好気槽全体の長さに対して、好気槽の終端から１／７の位置）のＤＯ計により、ＤＯが１ｍｇ／Ｌとなるように運転を行った。ＭＬＳＳは３０００〜３５００ｍｇ／Ｌ、ＳＶＩは７０ｍＬ／ｇであった。１ヶ月の通水試験の結果、平均の窒素除去率は４４％であった。

図９は比較例２の試験期間中における、流入水中の窒素の収支を調査した結果である。流入水中の全窒素（ＴＮ）のうち、処理水に流出した窒素は５６％、返送汚泥中の硝酸が嫌気槽へ返送されることによる脱窒した割合が１４％、汚泥中に取り込まれ、余剰汚泥として排出された窒素の割合が２３％であり、好気槽内の脱窒反応で処理された割合は７％であった。

＜比較例３＞
比較例１のフローにおいて、好気槽の末端部（好気槽全体の長さに対して、好気槽の終端から１／７の位置）にアンモニア計（ＮＨ_４−Ｎ計）を設置し、好気槽のブロワによる散気量をアンモニア計の値に基づいて制御を行った。目標のアンモニア態窒素制御値は１ｍｇＮ／Ｌとした。下水の流入量は１．６ｍ^３／ｈｒであり、ＭＬＳＳは１５００〜１８００ｍｇ／Ｌ、ＳＶＩは１００〜１２０ｍＬ／ｇであった。１８日間の通水試験により、平均の窒素除去率は４４％であった。また、好気槽の流出部のＤＯは０．６〜０．８ｍｇ／Ｌ程度で推移していた。

＜実施例２＞
図２に示す水処理装置を用いて下水の処理試験を実施した。流入水の一部をグラニュール形成槽へと供給することでグラニュールの形成を行い、連続式反応槽の好気槽へのグラニュール供給を行った。グラニュール形成槽としてはＳＢＲを用いた。好気槽の末端部（好気槽全体の長さに対して、好気槽の終端から１／７の位置）にアンモニア計（ＮＨ_４−Ｎ計）を設置し、好気槽のブロワによる散気量をアンモニア計の値に基づいて制御を行った。好気槽の流出部の目標のアンモニア態窒素制御値が１ｍｇＮ／Ｌとなるようにブロワの散気量を制御した。流入水量は２．４ｍ^３／ｈｒとした。ＭＬＳＳは３３００〜３８００ｍｇ／Ｌ、ＳＶＩは７０〜８０ｍＬ／ｇであった。１８日間の通水試験の結果、平均の窒素除去率は５１％であり、ＤＯ制御時と比較して７ポイントの窒素の除去率の向上が確認された。水深２ｍという浅い反応槽を用いた連続通水処理条件においても、窒素の除去率向上が確認された。

図１０は実施例２の試験期間中における、流入水中の窒素の収支を調査した結果である。流入水中の全窒素（ＴＮ）のうち、処理水に流出した窒素は４９％、返送汚泥中の硝酸が嫌気槽へ返送されることによる脱窒した割合が１０％、汚泥中に取り込まれ余剰汚泥として排出された窒素の割合が２２％、好気槽内の脱窒反応で処理された割合は１９％であり、好気槽内での脱窒割合としては比較例３と比較して１２ポイントの上昇が確認された。好気槽の流出部でのＤＯは０．３〜０．５ｍｇ／Ｌ程度であった。比較例３と比較してＤＯが低く推移していたことも好気槽内での脱窒が促進された要因であると推察された。

＜実施例３＞
実施例１と同様に、グラニュール形成槽を付帯した下水処理試験装置の嫌気槽から、汚泥を採取し、ビーカスケールのバッチ試験を行った。なお、好気槽内に無酸素槽を設置することを想定し、散気処理の途中１．５〜２時間目にかけて散気を止めて無酸素条件で撹拌のみを行う工程を挿入した。なお、２時間目以降は散気処理を再開させた。バッチ試験における各態窒素濃度の推移を図１１に示す。初期のアンモニア態窒素濃度は１５．６ｍｇＮ／Ｌであった。無酸素工程を開始する１．５時間目までに、アンモニア態窒素濃度は１１．６ｍｇＮ／Ｌにまで低下するとともに、ＮＯｘ−Ｎ（亜硝酸性窒素および硝酸性窒素の合計値）は２ｍｇＮ／Ｌが生成した。つまり、１．５時間目までで、２ｍｇＮ／Ｌの脱窒反応が確認された。その後、無酸素工程を３０分挿入することで、１．５時間目に生じていたＮＯｘ−Ｎは０．１ｍｇＮ／Ｌにまで速やかに脱窒することが確認された。

＜比較例４＞
比較例１におけるグラニュール形成槽を付帯しないＡＯ法反応槽において、好気槽の中央部分に隔壁を設け、散気を行わない無酸素槽を設置した（好気槽全体の長さに対して、好気槽の先端から長手方向に１／２．７５〜１／２．２の位置）。反応槽の構成としては、反応槽前段から順番に嫌気槽３ｍ^３、好気槽４ｍ^３、無酸素槽１ｍ^３、好気槽６ｍ^３からなる。好気槽の末端部（好気槽全体の長さに対して、好気槽の終端から１／７の位置）にアンモニア計を設置し、好気槽の流出部のアンモニア態窒素濃度が１ｍｇＮ／Ｌとなるようにブロワによる散気量を制御した。流入水量は１．６ｍ^３／ｈｒとした。ＭＬＳＳは１５００〜２０００ｍｇ／Ｌ、ＳＶＩは１００〜１３０ｍＬ／ｇであった。２０日間の通水試験の結果、平均の窒素除去率は４０％であり、比較例３と比較して、窒素の除去率の向上は見られなかった。

＜実施例４＞
実施例２におけるグラニュール形成槽を付帯するＡＯ法反応槽において、好気槽の中央部分に隔壁を設け、散気を行わない無酸素槽を設置した（図５）（好気槽全体の長さに対して、好気槽の先端から長手方向に１／２．７５〜１／２．２の位置）。反応槽の構成としては、反応槽前段から順番に嫌気槽３ｍ^３、好気槽４ｍ^３、無酸素槽１ｍ^３、好気槽６ｍ^３からなる。好気槽の末端部（好気槽全体の長さに対して、好気槽の終端から１／７の位置）にアンモニア計を設置し、好気槽の流出部のアンモニア態窒素濃度が１ｍｇＮ／Ｌとなるようにブロワによる散気量を制御した。流入水量は２．４ｍ^３／ｈｒとした。ＭＬＳＳは３４００〜３９００ｍｇ／Ｌ、ＳＶＩは７０〜８０ｍＬ／ｇであった。２０日間の通水試験の結果、平均の窒素除去率は５３％であり、同様の連続式反応槽を用いて処理試験を行った比較例４と比較して、１３ポイントの窒素の除去率の向上が確認された。また、最大の全窒素除去率として６０％までの向上が確認された。

図１２は実施例４の試験期間中における、流入水中の窒素の収支を調査した結果である。流入水中の全窒素（ＴＮ）のうち、処理水に流出した窒素は４１％、返送汚泥中の硝酸が嫌気槽へ返送されることによる脱窒した割合が９％、汚泥中に取り込まれ余剰汚泥として排出された窒素の割合が１７％、好気槽内および脱窒槽内での脱窒反応で処理された割合は３３％であった。比較例２で示された好気槽内での脱窒反応で処理された割合が大幅に上昇したことが確認された。なお、本実施例での水処理実験は、水深２ｍ、幅１ｍ、長手方向の長さ７ｍの反応槽を使用した結果である。実設備（例えば水深４〜５ｍ、幅４〜５ｍ、長手方向の距離が１００ｍ以上のような形状の反応槽）への適用を想定した場合、プラグフロー流となりやすく、好気的なＢＯＤ酸化や硝化反応が緩やかとなりやすいため、より脱窒率の向上が望める。

上記連続通水試験の結果を表１にまとめる。

図１３に、上記連続通水試験（比較例３，４および実施例３，４）のアンモニア制御を導入した期間における流入水ＴＰ濃度および処理水ＴＰ濃度の推移を示す。降雨の影響で両系列処理水ＴＰが悪化することが見受けられたが、実施例のほうが速やかに処理水ＴＰ濃度の低下が確認された。このことからも、グラニュールを添加した連続式反応槽において、アンモニア計によるブロワの制御を行うことで、リンの除去性能の安定化が図れることが確認された。

このように、実施例の方法および装置により、有機物および窒素成分を含有する被処理水の処理において、有効水深５ｍ以下の標準槽においても導入可能で、高いＭＬＳＳを維持しながら、散気によるエネルギー消費を抑えつつ、被処理水中の窒素除去率を向上させることが可能となった。また、実施例の方法および装置により、被処理水がリンを含む場合に、リン除去性能を安定化させることも可能となった。

１，２，３，４，５，６，７ 水処理装置、１０，６０，６２，６４ 生物処理装置、１２ 固液分離装置、１４ グラニュール形成槽、１６，５０，５２ アンモニア態窒素濃度測定装置、１８，４４ ブロワ、２０，４６ 散気装置、２２ 制御装置、２４，３４ 被処理水配管、２６ 生物処理液配管、２８ 処理水配管、３０ 汚泥返送配管、３２ 汚泥排出配管、３６ グラニュール配管、３８，４８ 気体供給配管、４０，５６ 好気槽、４２ 嫌気槽、５４ 硝酸濃度測定装置、５８ 無酸素槽、６６，６８ 隔壁。

Claims (18)

1. 有機物および窒素成分を含有する被処理水を処理する水処理方法であって、
   少なくとも好気槽を備える生物処理装置において、流入する被処理水をグラニュールを含む汚泥により好気的に生物処理する生物処理工程と、
   前記好気槽内の生物処理液を処理水と濃縮汚泥とに固液分離する固液分離工程と、
   前記固液分離工程において得られた濃縮汚泥を前記生物処理装置の前段に返送する汚泥返送工程と、
   を含み、
   前記好気槽における硝化反応により残存するアンモニア態窒素濃度を測定し、測定したアンモニア態窒素濃度が所定の範囲となるように前記好気槽への酸素含有気体の散気量を制御することを特徴とする水処理方法。
2. 請求項１に記載の水処理方法であって、
   前記好気槽の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が０．５ｍｇＮ／Ｌ以上、５ｍｇＮ／Ｌ以下の範囲となるように、前記好気槽への酸素含有気体の散気量を制御することを特徴とする水処理方法。
3. 請求項１または２に記載の水処理方法であって、
   前記グラニュールの粒径は、２００μｍ以上であり、前記好気槽内の汚泥濃度は、２０００ｍｇ／Ｌ以上であることを特徴とする水処理方法。
4. 請求項１〜３のいずれか１項に記載の水処理方法であって、
   前記グラニュールを、前記生物処理装置の外部に設置されたグラニュール形成槽で形成し、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給することを特徴とする水処理方法。
5. 請求項１〜３のいずれか１項に記載の水処理方法であって、
   前記グラニュールを、前記好気槽の一部を区切って設置されたグラニュール形成槽で形成し、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給することを特徴とする水処理方法。
6. 請求項４または５に記載の水処理方法であって、
   前記グラニュール形成槽は、回分式反応槽であることを特徴とする水処理方法。
7. 請求項１〜６のいずれか１項に記載の水処理方法であって、
   前記好気槽の末端部のアンモニア態窒素濃度を測定するアンモニア態窒素濃度手段として、少なくとも前記好気槽の末端部に設置されたアンモニア測定装置を用いることを特徴とする水処理方法。
8. 請求項７に記載の水処理方法であって、
   前記アンモニア測定装置の設置場所以外の、長手方向の箇所に、アンモニア態窒素濃度測定手段、溶存酸素測定手段、硝酸濃度測定手段から選択される少なくとも１つの水質測定手段を設置し、各水質測定手段の測定値が所定の範囲内になるように前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量を制御することを特徴とする水処理方法。
9. 請求項１〜８のいずれか１項に記載の水処理方法であって、
   前記好気槽を含む生物反応装置の有効水深が５ｍ以下であることを特徴とする水処理方法。
10. 有機物および窒素成分を含有する被処理水を処理する水処理装置であって、
    少なくとも好気槽と、前記好気槽に酸素含有気体を供給するための酸素含有気体供給手段とを備え、流入する被処理水をグラニュールを含む汚泥により好気的に生物処理するための生物処理装置と、
    前記好気槽内の生物処理液を処理水と濃縮汚泥とに固液分離する固液分離手段と、
    前記固液分離手段において得られた濃縮汚泥を前記生物処理装置の前段に返送する汚泥返送手段と、
    前記好気槽における硝化反応により残存するアンモニア態窒素濃度を測定するアンモニア態窒素濃度測定手段と、
    前記アンモニア態窒素濃度測定手段により測定されたアンモニア態窒素濃度が所定の範囲となるように前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量を制御する制御手段と、
    を備えることを特徴とする水処理装置。
11. 請求項１０に記載の水処理装置であって、
    前記制御手段は、前記アンモニア態窒素濃度測定手段により測定された、前記好気槽の流出部におけるアンモニア態窒素濃度が０．５ｍｇＮ／Ｌ以上、５ｍｇＮ／Ｌ以下の範囲となるように、前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量を制御することを特徴とする水処理装置。
12. 請求項１０または１１に記載の水処理装置であって、
    前記グラニュールの粒径は、２００μｍ以上であり、前記好気槽内の汚泥濃度は、２０００ｍｇ／Ｌ以上であることを特徴とする水処理装置。
13. 請求項１０〜１２のいずれか１項に記載の水処理装置であって、
    前記グラニュールは、前記生物処理装置の外部に設置されたグラニュール形成槽で形成され、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給されることを特徴とする水処理装置。
14. 請求項１０〜１２のいずれか１項に記載の水処理装置であって、
    前記グラニュールは、前記好気槽の一部を区切って設置されたグラニュール形成槽で形成され、前記グラニュール形成槽から前記生物処理装置へと供給されることを特徴とする水処理装置。
15. 請求項１３または１４に記載の水処理装置であって、
    前記グラニュール形成槽は、回分式反応槽であることを特徴とする水処理装置。
16. 請求項１０〜１５のいずれか１項に記載の水処理装置であって、
    前記アンモニア態窒素濃度測定手段は、前記好気槽の末端部に設置されていることを特徴とする水処理装置。
17. 請求項１０〜１６のいずれか１項に記載の水処理装置であって、
    前記アンモニア態窒素濃度測定手段の設置場所以外の、長手方向の箇所に、アンモニア態窒素濃度測定手段、溶存酸素測定手段、硝酸濃度測定手段から選択される少なくとも１つの水質測定手段を備え、各水質測定手段の測定値が所定の範囲内になるように前記好気槽への前記酸素含有気体の散気量が制御されることを特徴とする水処理装置。
18. 請求項１０〜１７のいずれか１項に記載の水処理装置であって、
    前記好気槽を含む生物反応装置の有効水深が５ｍ以下であることを特徴とする水処理装置。