JP2023023108A - 排水処理方法、排水処理装置及び排水処理用担体 - Google Patents

Abstract

【課題】安定した窒素処理を行うことができる排水処理方法、排水処理装置及び排水処理用担体を提供する。【解決手段】アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を含む排水処理用担体１２が収容された反応槽１４内で、アンモニアを含む排水と排水処理用担体１２とを、接触させて排水の脱窒処理を行う排水処理方法であって、反応槽１４内の排水の溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御し、反応槽１４内の排水、又は、反応槽１４から排出された処理水のアンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する排水処理方法である。また、この排水処理方法を実施する排水処理装置、および、排水処理方法に用いられる排水処理用担体である。【選択図】図８

Description

本発明は、排水処理方法、排水処理装置及び排水処理用担体に係り、特に、アナモックス細菌を利用した排水処理方法、排水処理装置及び排水処理用担体に関する。

排水中に含まれるアンモニアは、環境保全の観点からその除去が課題となっている。窒素処理法には、生物処理法が多く用いられており、近年、新たな窒素処理方法としてアナモックス細菌によるアナモックス反応を用いた窒素処理方法が開発されている。

アナモックス反応は、アンモニアと亜硝酸を利用して窒素ガスへ変換するものである。そのため、原水中のアンモニアの約半量を亜硝酸に酸化し、アンモニアと生成した亜硝酸をアナモックス反応で脱窒する。アンモニアから亜硝酸への酸化は好気性細菌であるアンモニア酸化細菌で行われ、アナモックス反応は嫌気性細菌であるアナモックス細菌で行われる。そのため、アンモニアから亜硝酸への酸化とアナモックス反応とは、それぞれ別の反応槽で行われることが好ましい。

一方、アンモニア酸化細菌とアナモックス細菌を、１槽（好気層）で利用できる１槽型システムが知られている（下記特許文献１参照）。１槽型システムによれば、２つの反応を１槽で行うことができるので、シンプルで維持管理を容易に行うことができる。

国際公開２００６／０３５８８５号

１槽型システムにおいては、好気性細菌と嫌気性細菌の相反する生物を１つの反応槽内に保持し、活性を維持する必要がある。特に、高い処理速度を得るためには、酸素量を多く吹き込む必要があり、高い溶存酸素濃度（ＤＯ：Dissolved Oxygen）での運転が必要となるが、溶存酸素濃度が高くなると、アナモックス細菌が失活するという課題があった。

また、反応槽中に、亜硝酸酸化細菌が増殖すると、アナモックス細菌が利用する亜硝酸を亜硝酸酸化細菌が硝酸に酸化してしまい、硝酸はアナモックス細菌により処理されないため、窒素除去率が低下するという課題があった。

本発明はこのような事情に鑑みてなされたものであり、アンモニア酸化細菌とアナモックス細菌の活性を維持し、安定した窒素処理を行うことができる排水処理方法、排水処理装置及び排水処理用担体を提供することを目的とする。

本発明の目的を達成するために、本発明に係る排水処理方法は、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を担体に付着させた排水処理用担体、又は、アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体及びアナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着担体を混合した排水処理用担体が収容された反応槽内で、アンモニアを含む排水と排水処理用担体とを、接触させて排水の脱窒処理を行う排水処理方法であって、反応槽内の排水の溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御し、反応槽内の排水、又は、反応槽から排出された処理水のアンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する。

本発明の一形態によれば、溶存酸素濃度の制御は、反応槽内に供給する空気の曝気風量を制御することにより行うことが好ましい。

本発明の一形態によれば、アンモニア濃度の制御は、反応槽内に供給する空気の曝気風量、及び、排水の処理前の原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御することにより行うことが好ましい。

本発明の一形態によれば、反応槽内の排水、又は、反応槽から排出された処理水のｐＨを６．５以上８．５以下に制御することが好ましい。

本発明の一形態によれば、反応槽にかかる窒素負荷が、０．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下であることが好ましい。

本発明の一形態によれば、排水の処理前の原水のアンモニア濃度又は全窒素濃度をＡ、反応槽の排水又は反応槽から排出された処理水のアンモニア濃度をＢ、反応槽の排水又は反応槽から排出された処理水の硝酸濃度をＣとした場合、アンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを、Ｄ＝Ｃ／（Ａ－Ｂ）により算出し、制御値Ｄを、０．０５以上０．２５以下に制御することが好ましい。

本発明の一形態によれば、担体は、ポリビニルアルコールであることが好ましい。

本発明の目的を達成するために、本発明に係る排水処理装置は、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を担体に付着させた排水処理用担体、又は、アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体及びアナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着担体を混合した排水処理用担体が収容された反応槽と、反応槽に処理前の原水を供給する原水供給管と、反応槽で処理された処理水を排出する処理水排出管と、反応槽内に空気を供給する空気供給手段と、反応槽内の排水の溶存酸素濃度を測定する溶存酸素濃度測定手段と、反応槽内の排水、又は、処理水のアンモニア濃度を測定するアンモニア濃度測定手段と、溶存酸素濃度測定手段により測定された溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御し、かつ、アンモニア濃度測定手段により測定されたアンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する制御手段と、を備える。

本発明の一形態によれば、制御手段は、溶存酸素濃度の制御を空気供給手段による空気の曝気風量を制御することで行うことが好ましい。

本発明の一形態によれば、制御手段は、アンモニア濃度の制御を、空気供給手段による空気の曝気風量、及び、原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御することで行うことが好ましい。

本発明の一形態によれば、反応槽内の排水、又は、処理水のｐＨを測定するｐＨ測定手段と、ｐＨ測定手段により測定されたｐＨを６．５以上８．５以下に制御するｐＨ制御手段と、を備えることが好ましい。

本発明の一形態によれば、反応槽にかかる窒素負荷が、０．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下であることが好ましい。

本発明の一形態によれば、原水のアンモニア濃度又は全窒素濃度をＡ、反応槽の排水又は反応槽から排出された処理水のアンモニア濃度をＢ、反応槽の排水又は反応槽から排出された処理水の硝酸濃度をＣとした場合、アンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを、Ｄ＝Ｃ／（Ａ－Ｂ）により算出する算出部を備え、制御手段は、制御値Ｄを、０．０５以上０．２５以下に制御することが好ましい。

本発明の目的を達成するために、本発明に係る排水処理用担体は、上記記載の排水処理方法に用いられる排水処理用担体であって、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を担体に付着させている。

本発明の目的を達成するために、本発明に係る排水処理用担体は、アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体及びアナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着担体を混合している。

本発明の排水処理方法、排水処理装置及び排水処理用担体によれば、アンモニア酸化細菌とアナモックス細菌の活性を維持することができるとともに、亜硝酸酸化細菌の増殖を抑え、安定した脱窒処理を行うことができる。

第１実施形態の排水処理装置の概念図である。 第２実施形態の排水処理装置の概念図である。 アナモックス細菌付着担体の製造に用いられた実験装置を示す図である。 アンモニア酸化細菌付着担体の製造に用いられた実験装置を示す図である。 実験例１の水質データを示す図である。 実験例１の窒素処理率を示す図である。 実験例２の水質データを示す図である。 実験例２の水質データを示す図である。 実験例２の窒素負荷（ＮＬＲ）と窒素処理速度（ＮＣＲ）の経時変化を示す図である。 実験例２の水質データを示す図である。 実験例２のＦＡとΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４の変化を示す図である。 実験例３の水質データを示す図である。 実験例３の水質データを示す図である。 実験例３の窒素負荷（ＮＬＲ）と窒素処理速度（ＮＣＲ）の経時変化を示す図である。

以下、添付図面に従って、本発明に係る排水処理方法、排水処理装置及び排水処理用担体について説明する。なお、本明細書において、「～」とは、その前後に記載される数値を下限値及び上限値として含む意味で使用される。

＜第１実施形態＞
［排水処理装置］
図１は、第１実施形態の排水処理装置１０の概念図である。排水処理装置１０は、排水処理用担体１２が収容された反応槽１４と、反応槽１４に処理前の原水を供給する原水供給管１６と、反応槽１４で処理された処理水を排出する処理水排出管１８と、反応槽１４に空気を供給する空気供給手段として機能する散気板２０及びブロア２２とを有する。また、排水処理装置１０は、反応槽１４内の排水の溶存酸素濃度を測定する溶存酸素濃度測定手段２４と、反応槽１４内の排水のアンモニア濃度を測定するアンモニア濃度測定手段２６と、溶存酸素濃度測定手段２４により測定された溶存酸素濃度及びアンモニア濃度測定手段２６により測定されたアンモニア濃度を所定の範囲内に制御する制御手段２８と、を有する。

反応槽１４は、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌が付着した排水処理用担体１２を、アンモニアを含む排水と接触させて脱窒処理を行う槽である。反応槽１４に、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌が付着した排水処理用担体１２を含むことで、反応槽１４は、排水中に含まれるアンモニアの硝化反応、及び、アナモックス反応を１槽で行うことができる１槽型システム用いられる反応槽として使用することができる。反応槽１４の形状及び大きさは特に限定されず、排水の処理量等に応じて適宜選択される。反応槽１４内には、撹拌機３０が設けられ、撹拌機３０がモーター３２により回転することで、反応槽１４内の排水及び排水処理用担体１２が撹拌される。

原水供給管１６は、反応槽１４内に供給される排水の処理前の原水が供給される管路である。原水供給管１６は原水が貯留された原水槽（不図示）に接続されており、原水槽から反応槽１４に原水を供給する。原水供給管１６はバルブ３４を有し、バルブ３４により原水の流入速度を制御する。また、処理水排出管１８は、反応槽１４内で処理された処理水を排出する管路である。

反応槽１４内の底部には、反応槽１４内に空気を散気するための散気板２０が配置される。散気板２０にはブロア２２が接続され、ブロア２２から圧縮空気が散気板２０に供給される。これにより、排水処理用担体１２のアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌に空気が供給されると共に、散気される空気により排水処理用担体１２が反応槽１４内で流動し、排水と排水処理用担体１２が接触する。したがって、排水中の窒素が生物学的に処理され、脱窒処理が行われる。

溶存酸素濃度測定手段２４としては、隔膜式ＤＯ計、及び、蛍光式ＤＯ計などを用いることができるが、特に限定されない。

アンモニア濃度測定手段２６としては、アンモニアイオン電極、及び、自動アンモニア測定装置などを用いることができるが、特に限定されない。また、図１においては、アンモニア濃度測定手段２６が反応槽１４内に設けられ、排水のアンモニア濃度を測定しているが、アンモニア濃度測定手段２６を処理水排出管１８に設け、処理水のアンモニア濃度を測定してもよい。反応槽１４中の排水は、連続的に脱窒処理が行われているため、原水の流入量に対して反応槽１４中に多くの排水を有する。そのため、反応槽１４中の排水のアンモニア濃度と処理水のアンモニア濃度の差はほとんど見られない。したがって、処理水のアンモニア濃度を測定しても排水のアンモニア濃度を測定した場合と実質的に変わらず制御することができる。

制御手段２８は、溶存酸素濃度測定手段２４により測定された溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御する。溶存酸素濃度の制御は、反応槽１４内に空気を供給するブロア２２を制御し、空気の曝気風量を制御することで行うことができる。反応槽１４内には、好気性細菌であるアンモニア酸化細菌と、嫌気性細菌であるアナモックス細菌と、が存在するため、両方の活性を維持するため、反応槽１４内の溶存酸素濃度を制御することが重要である。溶存酸素濃度を上記範囲とすることで、硝化反応を進めるとともに、アナモックス細菌が失活することを防止することができる。

また、制御手段２８は、アンモニア濃度測定手段２６により測定されたアンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する。アンモニア濃度を制御することで、亜硝酸酸化細菌の反応槽内の増殖を抑制することができる。亜硝酸酸化細菌による、亜硝酸を硝酸に酸化する活性は、アンモニア濃度を所定の濃度以上とすることで阻害することができる。反応槽１４内の排水のアンモニア濃度は、３０ｍｇ／Ｌ以上４００ｍｇ／Ｌ以下に制御することが好ましく、５０ｍｇ／Ｌ以上３００ｍｇ／Ｌ以下に制御することがより好ましい。

アンモニア濃度の制御は、ブロア２２を制御し、空気の曝気風量、または、バルブ３４を制御し、反応槽１４内に供給する原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御することにより行うことができる。

さらに、排水処理装置１０は、反応槽１４内の排水のｐＨを測定するｐＨ測定手段３６と、ｐＨ測定手段３６により測定されたｐＨを所定の範囲内に制御するｐＨ制御手段３８と、を備える。アナモックス細菌は、アルカリ性が高いと失活してしまうため、ｐＨを制御することが好ましい。反応槽１４内の排水のｐＨは、６．５以上８．５以下に制御することが好ましい。ｐＨを８．５以下とすることで、アナモックス細菌が失活することを防止することができる。一方、ｐＨが低くてもアナモックス細菌の活性が低下するため、ｐＨを６．５以上の条件とすることが好ましい。排水のｐＨは、７．０以上８．０以下に制御することがより好ましく、７．５に制御することがさらに好ましい。なお、ｐＨの７．５の制御は、厳密に７．５に制御する必要はなく、７．５近傍に調整することができればよく、例えば、７．５から±０．２の範囲であればよい。

ｐＨの制御は、薬品タンク４０に備えられた塩酸（ＨＣｌ）及び水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）等の薬剤を添加することにより制御することができる。なお、反応槽１４内には、硝化反応によりｐＨが低くなる傾向にあるので、水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）等の薬剤を添加することにより、ｐＨを高くすることが好ましい。

ｐＨの測定は、上記のアンモニア濃度の測定と同様に、反応槽１４内の排水のｐＨを測定する代わりに、処理水のｐＨを測定してもよい。

本実施形態の排水処理装置においては、反応槽１４内の窒素負荷を０．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下の範囲で行うことが好ましい。さらに好ましくは、１．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下の範囲であり、より好ましくは１．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上２．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下の範囲である。窒素負荷が高くなると、アンモニア酸化細菌によりアンモニアを酸化させるため、空気の曝気風量を上げる必要がある。空気の曝気風量を上げると、反応槽１４内の酸素濃度が高くなるため、アナモックス細菌の活性が落ちる可能性がある。上記の排水中の溶存酸素濃度及びアンモニア濃度に制御することで、窒素負荷が従来より高い反応条件においても、窒素処理率が低下することなく脱窒処理を行うことができる。

［排水処理用担体］
次に、本発明の排水処理装置に用いられる排水処理用担体１２について説明する。排水処理用担体１２は、１槽型システムのアナモックス反応に用いられる排水処理用担体１２である。排水処理用担体１２は、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を担体に付着させることで製造することができる。また、アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体、及び、アナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着担体を混合させることで製造することができる。

≪アンモニア酸化細菌≫
アンモニア酸化細菌は、アンモニア酸化活性のある活性汚泥を用いて担体に付着させることができる。活性汚泥としては、例えば、下水処理場から採取した活性汚泥を利用することができる。担体へのアンモニア酸化細菌の付着方法は、特に限定されない。

≪アナモックス細菌≫
アナモックス細菌は、アンモニアと亜硝酸を利用してアナモックス反応をすることができる集積汚泥を用いることが好ましく、この集積汚泥を用いて担体に付着させることができる。担体へのアナモックス細菌の付着方法は、特に限定されない。

≪担体≫
担体としては、例えば、ポリビニルアルコール、アルギン酸、ポリエチレングリコール、アクリルアミド等のゲル担体や、セルロース、ポリエステル、ポリプロピレン、塩化ビニル、ポリウレタン等のプラスチック担体や、活性炭、珪藻土、ゼオライト等の無機担体等が挙げられる。担体の形態は、例えば、球、円筒、円柱、立方体、直方体等の適宜の形状に成型した浮遊担体を用いる流動床、スポンジ状、不織布状、中空糸状等とした担体濾材をハニカム状、波形状、格子状、繊維状、菊花状等に配列した固定床のいずれでもよい。流動床については、浮遊担体の大きさは、１ｍｍ以上１０ｍｍ以下の範囲が好ましく、その充填率は、培養槽容量に対して１０体積％以上４０体積％以下の範囲が好ましい。一方、固定床については、その充填率は、培養槽容量に対して見かけ上の占有容積で１０体積％以上５０体積％以下の範囲が好ましく、その空隙率は、８０％以上であることが好ましい。

本発明で用いられる担体として、表面から内部に連通する孔（連通孔）を有することが好ましい。ここで、孔が連通しているとは、孔が各々独立に存在しているのではなく、孔同士が相互に連通していることをいう。連通孔は、電子顕微鏡を用いて担体を観察することにより確認することができる。

連通孔の孔径は、細菌のみが担体内部に棲息できる孔径であることが好ましい。担体の表面付近の孔径が０．１～１００μｍであることが好ましい。孔径が０．１μｍ未満の場合、細菌が担体内部に進入できないことがある。表面付近の孔径は０．５μｍ以上であることがより好ましい。一方、表面付近の孔径が１００μｍを超える場合、細菌以外の大きな生物が侵入し、硝化速度及び脱窒速度が低下するおそれがある。孔径は５０μｍ以下であることがより好ましい。なお、連通孔の孔径は、電子顕微鏡を用いた観察などの方法により測定することができる。

本発明で用いられる担体の種類は特に限定されない。細菌との親和性が高く、細菌棲息性に優れている点から、担体が高分子ゲル担体であることが好ましく、ポリビニルアルコールゲル担体（ＰＶＡゲル担体）であることがより好ましい。ＰＶＡゲル担体は、多くの細菌を付着させることができるため、短い水理学的滞留時間（Hydraulic Retention Time:ＨＲＴ）で安定的な処理が可能となる。中でも、連通孔を有するＰＶＡゲル担体が好適に採用される。

ＰＶＡゲル担体は、スポンジなどの発泡体と異なり、外力が加わり変形したとしても容易には水分が放出されず細菌の棲息に適した環境を提供することができる。ＰＶＡゲル担体の含水率は７０質量％以上であることが好ましい。含水率は８０質量％以上であることがより好ましく、９０質量％以上であることがさらに好ましい。一方、含水率が９８質量％を超える場合には、ＰＶＡゲル担体の強度が低下するおそれがある。含水率は９６質量％以下であることがより好ましい。

担体の球相当径は、１～１０ｍｍであることが好ましい。球相当径が小さい場合、反応槽に担体の流出を防ぐためのスクリーンを設置した場合に、スクリーンの網目を小さくしなければならず、目詰まりを起こすおそれがある。球相当径は２ｍｍ以上であることがより好ましい。一方、球相当径が１０ｍｍを超える場合、担体の流動性が低下するおそれがある。球相当径は６ｍｍ以下であることがより好ましい。ここで、球相当径とは粒子の体積と等しい体積を有する球の直径である。

担体の形状は、特に限定されるものではなく、立方体、直方体、円柱状、球状、マカロニ状などの任意の形状をとることができる。これらの中でも、細菌との接触効率を考えると球状が好ましい。

担体の比重は水よりわずかに大きく、反応槽から流失しない程度に、当該反応槽の中で揺動させることができる比重であることが好ましい。本発明の処理方法において、比重が水よりわずかに大きい担体を用いることにより、担体を流出させることなくより安定的に排水を処理することができる。かかる観点から、担体の比重は、１．００１以上であることが好ましく、１．００５以上であることがより好ましい。一方、比重は、１．２以下であることが好ましく、１．１以下であることがより好ましく、１．０５以下であることがさらに好ましい。

本発明におけるＰＶＡゲル担体は、細菌の保持量を増大させることができると共に、繰り返し使用における耐久性を確保することができる観点から、アセタール化されたＰＶＡゲル担体であってもよい。

［排水処理方法］
次に、第１実施形態の排水処理方法について説明する。第１実施形態の排水処理方法は、例えば、図１に記載の排水処理装置１０を用いて行うことができ、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を担体に付着させた排水処理用担体１２、又は、アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体及びアナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着体を混合した排水処理用担体１２が収容された反応槽１４内で、アンモニアを含む排水と排水処理用担体１２とを、接触ささせて排水の脱膣処理を行う。すなわち、１つの反応槽１４内に担体に付着したアンモニア酸化細菌とアナモックス細菌を含むことで、アンモニア酸化細菌による排水中のアンモニアの亜硝酸への酸化と、アナモックス細菌によるアンモニアと亜硝酸の脱窒を１つの反応槽内で行うことができる。

そして、本実施形態においては、反応槽１４内の排水の溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御する。また、反応槽１４内の排水、又は、反応槽１４から排出された処理水のアンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する。

本実施形態の排水処理方法においては、反応槽１４内に好気性細菌であるアンモニア酸化細菌と、嫌気性細菌であるアナモックス細菌と、が、存在するため、両方の活性を維持するため、反応槽内の溶存酸素濃度を制御することが重要である。溶存酸素濃度を上記範囲とすることで、硝化反応を進めるとともに、アナモックス細菌が失活することを防止することができる。

溶存酸素濃度の制御は、反応槽１４内に空気を供給するブロア２２の空気の曝気風量を制御することで行うことができる。

また、アンモニア濃度を制御することで、亜硝酸酸化細菌の反応槽１４内の増殖を抑制することができる。亜硝酸酸化細菌による、亜硝酸を硝酸に酸化する活性は、アンモニア濃度を所定の濃度以上とすることで阻害することができる。反応槽１４内の排水、又は、反応槽１４から排出された処理水のアンモニア濃度は、１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御し、好ましくは３０ｍｇ／Ｌ以上４００ｍｇ／Ｌ以下、より好ましくは５０ｍｇ／Ｌ以上３００ｍｇ／Ｌ以下である。

アンモニア濃度の制御は、反応槽１４内に空気を供給するブロア２２の空気の曝気風量、または、バルブ３４により反応槽１４内に供給する処理前の原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御することにより行うことができる。

さらに、反応槽１４内の排水、又は、反応槽１４から排出された処理水のｐＨを６．５以上８．５以下に制御することが好ましく、より好ましくは７．０以上８．０以下、さらに好ましくは、７．５に制御する。なお、ｐＨの７．５の制御は、厳密に７．５に制御する必要はなく、７．５近傍に調整することができればよく、例えば、７．５から±０．２の範囲であればよい。

アナモックス細菌は、アルカリ性が高いと失活してしまうため、ｐＨを制御することが好ましい。ｐＨを８．５以下とすることで、アナモックス細菌が失活することを防止することができる。一方、ｐＨが低くてもアナモックス細菌の活性が低下するため、ｐＨを６．５以上の条件とすることが好ましい。反応槽内には、硝化反応によりｐＨが低くなる傾向にあるので、水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）等の薬剤を添加することにより、ｐＨを高くすることが好ましい。また、ｐＨが高い場合は、塩酸（ＨＣｌ）等の薬剤を添加することにより、ｐＨを低くすることが好ましい。

また、アンモニア（アンモニウムイオン）は、中性では、ＮＨ_４ ^＋として排水中に存在するが、アルカリ性になると遊離して、ＮＨ_３となり、亜硝酸酸化細菌に対して毒性を与える。そのため、反応槽内の排水、又は、処理水中に亜硝酸酸化細菌が増えすぎないようにＮＨ_３の濃度を制御することが好ましい。ＮＨ_３の濃度は、アンモニアの濃度、及び、ｐＨを調整することで行うことができる。ＮＨ_３の濃度は、例えば、以下のＦＡの式から計算することができる。

ＦＡの濃度は、１．０ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。ＦＡの濃度を、１．０ｍｇ／Ｌ以上とすることで、亜硝酸酸化細菌の増殖を抑制することができる。亜硝酸酸化細菌が増えると、反応槽中でアンモニア酸化細菌によりアンモニアから酸化された亜硝酸が硝酸に硝化される。したがって、アナモックス反応の原料となる亜硝酸が減少し、脱窒処理されない硝酸が増加するため、窒素処理率が低下する。硝化酸化細菌の増殖を抑制するため、ＦＡの濃度を制御し、１．０ｍｇ／Ｌ以上とすることが好ましい。

本実施形態の排水処理方法においては、反応槽１４内の窒素負荷を０．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下の範囲で行うことが好ましい。さらに好ましくは、１．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下の範囲であり、より好ましくは１．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上２．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下の範囲である。窒素負荷が高くなると、アンモニア酸化細菌によりアンモニアを酸化させるため、空気の曝風気量を上げる必要がある。空気の曝気風量を上げると、反応槽１４内の酸素濃度が高くなるため、アナモックス細菌の活性が落ちる可能性がある。上記の排水中の溶存酸素濃度及びアンモニア濃度に制御することで、窒素負荷が従来より高い反応条件においても、窒素処理率が低下することなく脱窒処理を行うことができる。

第１実施形態の排水処理装置１０及び排水処理方法によれば、排水の溶存酸素濃度、及び、排水又は処理水のアンモニア濃度を所定の範囲内とすることで、アンモニア酸化細菌とアナモックス細菌の活性を維持することができ、安定した脱窒処理を行うことができる。

＜第２実施形態＞
［排水処理装置］
図２は、第２実施形態の排水処理装置１１０の概念図である。なお、図２において、図１に示した第１実施形態の排水処理装置１０と共通する部分には同一の符号を付し、その詳細な説明は省略し、第２実施形態の特徴的部分を中心に説明する。

図２に示す第２実施形態の排水処理装置１１０は、図１に示した第１実施形態の排水処理装置１０と比較して、原水のアンモニア濃度を測定するアンモニア濃度測定手段１４２が、原水供給管１６に設けられ、反応槽１４内の排水の硝酸濃度を測定する硝酸濃度測定手段１４４が、反応槽１４に設けられている点が異なっている。また、原水のアンモニア濃度、アンモニア濃度、排水の硝酸濃度から、アンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを算出する算出部１４６を備え、制御手段２８が制御値Ｄを所定の範囲内に制御する機能を有する点が異なっている。

アンモニア濃度測定手段１４２としては、反応槽１４に設けられたアンモニア濃度測定手段２６と同様の装置を用いることができる。

硝酸濃度測定手段１４４としては、硝酸イオン電極、及び、自動硝酸分析装置などを用いることができるが、特に限定されない。

算出部１４６は、アンモニア濃度測定手段１４２により測定された原水のアンモニア濃度、アンモニア濃度測定手段２６により測定された排水のアンモニア濃度、及び、硝酸濃度測定手段１４４により測定された排水の硝酸濃度からアンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを算出する。硝酸（ＮＯ_３）は、アナモックス反応からも生成するため、アンモニアの処理量に対してＮＯ_３の生成量を比較することで、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸から硝酸への硝化反応が進んでいることを確認することができる。

アンモニアの処理量に対するＮＯ_３の生成量の比である制御値Ｄは、原水のアンモニア濃度をＡ、反応槽１４の排水のアンモニア濃度をＢ、反応槽１４の排水の硝酸濃度をＣとした場合、アンモニアの処理量（Ａ－Ｂ）でＮＯ_３の生成量（Ｃ）を割ることで算出することができ、Ｄ＝Ｃ／（Ａ－Ｂ）で算出することができる。この制御値Ｄが０．０５以上０．２５以下となるように、制御手段２８が、ブロア２２を制御し、空気の曝気風量、または、バルブ３４を制御し、反応槽１４内に供給する原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御する。また、制御値Ｄは、０．０８以上０．２０以下とすることがより好ましい。制御値Ｄの値を上記範囲内とすることで、反応槽内で生成するＮＯ_３の量のうち、アナモックス反応により生成するＮＯ_３が多くを占め、亜硝酸酸化細菌よるＮＯ_３の生成を抑え、亜硝酸酸化細菌の活性を抑えていることが確認できる。また、制御値Ｄが低いと、ＮＯ_３の量が少なく、アナモックス反応が進んでいないことが確認できる。

なお、図２においては、原水供給管１６に設けられたアンモニア濃度測定手段１４２により原水のアンモニア濃度を測定しているが、アンモニア濃度測定手段１４２に代わり、全窒素濃度測定手段を設け、原水の全窒素濃度を測定し、全窒素濃度をＡとし、制御値Ｄを求めても良い。全窒素濃度測定手段としては、全窒素自動分析計などを用いることができるが、特に限定されない。原水中の窒素成分は、ほとんどがアンモニア成分であるため、全窒素濃度とアンモニア濃度が近い値となるため、原水の全窒素濃度を用いて制御値Ｄを算出してもよい。

また、排水のアンモニア濃度は、処理水のアンモニア濃度としてもよく、排水の硝酸濃度は、処理水の硝酸濃度としてもよい。

［排水処理方法］
次に、第２実施形態の排水処理方法について説明する。第２実施形態の排水処理方法は、例えば、図２に記載の排水処理装置１１０を用いて行うことができる。第２実施形態の排水処理方法は、第１実施形態の排水処理方法と比較して、アンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを所定の範囲内に制御する点が異なっている。第１実施形態の排水処理方法と共通する部分はその詳細な説明を省略し、第２実施形態の特徴部分を中心に説明する。

第２実施形態の排水処理方法についても、第１実施形態の排水処理方法と同様に、１つの反応槽１４内に担体に付着したアンモニア酸化細菌とアナモックス細菌を含むことで、アンモニア酸化細菌による排水中のアンモニアの亜硝酸への酸化と、アナモックス細菌によるアンモニアと亜硝酸の脱窒を１つの反応槽内で行う。そして、反応槽１４内の排水の溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御し、かつ、反応槽１４内の排水、又は、反応槽１４内から排出された処理水のアンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する。

さらに、第２実施形態の排水処理方法は、原水のアンモニア濃度又は全窒素濃度、排水又は処理水のアンモニア濃度、及び、排水又は処理水の硝酸濃度からアンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを算出する。制御値Ｄは、原水のアンモニア濃度又は全窒素濃度をＡ、反応槽１４の排水又は反応槽１４から排出された処理水のアンモニア濃度をＢ、反応槽１４の排水又は反応槽１４から排出された処理水の硝酸濃度をＣとした場合、アンモニアの処理量（Ａ－Ｂ）でＮＯ_３の生成量（Ｃ）を割ることで算出することができ、Ｄ＝Ｃ／（Ａ－Ｂ）で算出する。そして、制御値Ｄを０．０５以上０．２５以下となるように制御する。制御値Ｄの制御は、ブロア２２を制御し、空気の曝気風量、または、バルブ３４を制御し、反応槽１４内に供給する原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御することにより行うことができる。制御値Ｄは、０．０８以上０．２０以下とすることがより好ましい。

硝酸（ＮＯ_３）は、アナモックス反応からも生成するため、アンモニアの処理量に対してＮＯ_３の生成量を比較することで、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸から硝酸への硝化反応が進んでいることを確認することができる。制御値Ｄの値を上記範囲内とすることで、反応槽内で生成するＮＯ_３の量のうち、をアナモックス反応により生成するＮＯ_３が多くを占め、亜硝酸酸化細菌によるＮＯ_３の生成を抑え、亜硝酸酸化細菌の活性を抑えていることが確認できる。また、制御値Ｄが低いと、ＮＯ_３の量が少なく、アナモックス反応が進んでいないことが確認できる。亜硝酸酸化細菌による亜硝酸の硝化が進むと、アナモックス反応の原料となる亜硝酸が減少するとともに、処理水中に硝酸として残るため、窒素処理率が低下するため好ましくない。

第２実施形態の排水処理装置１１０及び排水処理方法によれば、排水の溶存酸素濃度、及び、排水又は処理水のアンモニア濃度を所定の範囲内とすることで、アンモニア酸化細菌とアナモックス細菌の活性を維持することができ、安定した脱窒処理を行うことができる。また、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸から硝酸の生成量を減らすことができるので、窒素処置率が低下することを防止することができる。

以下に実施例を挙げ、本発明をより詳細に説明する。ただし、本発明はこの実施例に限定されるものではなく、本発明の趣旨を逸脱しない限り適宜変更することができる。

〔アナモックス細菌付着担体の製造〕
排水処理用担体として用いられるアナモックス細菌付着担体を製造した。図３は、アナモックス細菌付着担体の製造に用いられた実験装置２００を示す図である。反応槽２０２の有効容積は１．４４Ｌであり、担体２０４を担体充填率２０％となるように充填した。反応槽２０２は、ウォータージャケット２０６で水温３０℃となるように調整した。反応槽２０２内のｐＨは、ｐＨセンサー２１８により測定され、ｐＨコントローラー（不図示）によりポンプ（不図示）を制御し、０．２Ｎ塩酸溶液を用いて、ｐＨ７．６に調整した。反応槽２０２は、原水を供給する原水供給管２０８、処理された処理水を排出する排出管２１０、０．２Ｎ塩酸溶液を供給する酸性溶液供給管２１２、及び、Ｎ_２ガスを供給するガス供給管２１４を備える。また、反応槽２０２内の処理水及び担体２０４を撹拌させるための撹拌器２１６を備える。撹拌器２１６としては、マグネチックスターラー（アズワン、ＶＰＳ－１６０Ｓ）及び撹拌子を用いた。窒素負荷は、６．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙに設定した。リアクター条件を表１に示す。

｛供試担体｝
担体２０４は、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）系のビーズ状のゲル担体を使用した。また、担体２０４は、あらかじめ前馴養によりアナモックス細菌を付着させた後、反応槽２０２内に充填した。

｛供試排水｝
アナモックス細菌付着担体の製造に使用した合成排水の組成を表２に示す。また、微量成分１、２を表３、表４の組成通りに秤量し、水道水で溶かして調整した。微量成分１、２は合成排水１Ｌ当たり１ｍＬ添加した。

上記リアクター、及び、供試排水を用いて、アナモックス細菌をＰＶＡ担体に付着させ、十分な活性を有するアナモックス細菌付着担体を製造し、１槽型システムに使用した。

〔アンモニア酸化細菌付着担体の製造〕
排水処理用担体として用いられるアンモニア酸化細菌付着担体を製造した。図４は、アンモニア酸化細菌付着担体の製造に用いられた実験装置３００を示す図である。反応槽３０２の有効容積は、１．４４Ｌであり、担体３０４を担体充填率１０％となるように充填した。反応槽３０２は、ウォータージャケット３０６で水温３０℃となるように調整した。反応槽３０２内のｐＨは、ｐＨセンサー３１８により測定され、ｐＨコントローラー（不図示）によりポンプ（不図示）を制御し、２．０Ｎ水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）溶液を用いて、ｐＨ７．６に調整した。反応槽３０２は、原水を供給する原水供給管３０８、処理された処理水を排出する排出管３１０、２．０水酸化ナトリウム溶液を供給するアルカリ性溶液供給管３１２を備える。また、反応槽３０２内を好気状態にするためにブロア（不図示）に接続され空気を供給する空気供給管３２０、及び、担体の流動性を保つため撹拌に用いられるＮ_２ガスを供給するＮ_２ガス供給管３１４を備える。なお、担体の撹拌はスターラーにより行ってもよい。窒素負荷は、１．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙに設定した。リアクター条件を表５に示す。

｛供試担体｝
担体３０４は、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）系のビーズ状のゲル担体を使用した。装置運転開始時に、下水処理場から採取した活性汚泥をＳＳ濃度が２０００ｍｇ／Ｌになるように添加した。

｛供試排水｝
アンモニア酸化細菌付着担体の製造に使用した合成排水の組成を表６に示す。また、微量成分１、２を表３、表４の組成通りに秤量し、水道水で溶かして調整した。微量成分１、２は合成排水１Ｌ当たり１ｍＬ添加した。

上記リアクター、及び、供試排水を用いて、アンモニア酸化細菌をＰＶＡ担体に付着させ、十分な活性を有するアンモニア酸化細菌付着担体を製造し、１槽型システムに使用した。

〔実験例１：立ち上げ試験〕
装置は、図４に示すような外側にウォータージャケットを有するアクリル製の実験装置を使用した。反応槽内を好気状態にするためブロワーで曝気をした。また、同時に担体の流動性を保つためにＮ_２ガスまたはスターラーによって撹拌した。

リアクター条件を表７に示す。反応槽の有効容積は、１．４４Ｌであり、担体充填率はアナモックス細菌付着担体を７．５％、アンモニア酸化細菌付着担体を１０％とした。ｐＨはｐＨコントローラーを用い、７．６に制御した。反応槽内の温度は、ウォータージャケットで３０℃に維持した、窒素負荷は、リアクター当たり１．０～３．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙに設定した。

１槽型アナモックス反応装置の性能評価における実験例１の水質データを図５に示す。また、窒素処理率を図６に示す。なお、図５中の「Ｉｎｆ．ＮＨ_４ ^＋」は原水のアンモニア濃度、「Ｅｆｆ．ＮＯ_２ ^－」は処理水の亜硝酸濃度、「Ｅｆｆ．ＮＨ_４ ^＋」は処理水のアンモニア濃度、「Ｅｆｆ．ＮＯ_３ ^－」処理水の硝酸濃度を示す。以下、同様である。

装置立ち上げ時のＤＯ濃度は、曝気風量を調整することで、０．５～２．０ｍｇ／Ｌに制御した。装置運転開始時（０日目）は、アナモックス細菌の酸素阻害を考慮してＤＯ濃度を０．６ｍｇ／Ｌに設定した。さらに、ＮＯ_２ ^－阻害を防ぐために、槽内の水は水道水にし、原水ポンプを停止した。その後、１日目より原水の供給を開始した。この時、ＮＯ_２ ^－の蓄積による阻害を起こさないように流入のＮＨ_４ ^＋は５００ｍｇ／Ｌに設定した。また、この時のＨＲＴ（Hydraulic retention time：水理学的滞留時間）は２４ｈに設定し、窒素負荷１．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙに設定した。

８日目までは処理水のＮＨ_４ ^＋が５０ｍｇ／Ｌ程度になるように、曝気風量を増やし、硝化性能を上昇させた。そして、９日目に曝気風量２．０Ｌ／ｍｉｎの時に、処理水のＮＨ_４ ^＋－Ｎは５３ｍｇ／Ｌになり、１５日目まで処理水のＮＨ_４ ^＋－Ｎは低い値を示し、高い窒素処理性能を示した。その後、１５日目より目標条件である流入のＮＨ_４ ^＋－Ｎは１０００ｍｇ／Ｌｍ、窒素負荷１．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙになるようにＮＨ_４ ^＋とＨＲＴを変更し設定した。変更初期である１７日目では、処理水のＮＨ_４ ^＋は２９．７ｍｇ／Ｌとなり低い値を示した。その後２５日目まで安定した処理性能を維持し、立ち上げ完了とした。

立ち上げ期間の窒素処理率は、図６に示すように、最大窒素処理率は８６％を示し、平均で７６．８％であった。なお、窒素処理率は、（１）流入のアンモニア性窒素Ｉｎｆ．ＮＨ_４ ^＋と亜硝酸性窒素Ｉｎｆ．ＮＯ_２ ^－と硝酸性窒素Ｉｎｆ．ＮＯ_３ ^－の和から（２）理水中のアンモニア性窒素Ｅｆｆ．ＮＨ_４ ^＋と亜硝酸性窒素Ｅｆｆ．ＮＯ_２ ^－と硝酸性窒素Ｅｆｆ．ＮＯ_３ ^－の和を引いたものを、（１）で割り、１００分率で表したものである。具体的には、次の式で求めた。

〔実験例２：高窒素負荷試験〕
実験例１の試験を継続し、窒素負荷を変更することで、高窒素負荷試験を行った。１槽型アナモックス反応装置の性能評価における実験例２の水質データを図７、８に示す。また、図９は、窒素負荷（ＮＬＲ）と窒素処理速度（ＮＣＲ）の経時変化を示す図である。図８に示すように、８５日目まではＤＯ濃度を、曝気風量を調整することで、１．５～２．０ｍｇ／Ｌに制御した。

運転開始６０日目から７３日目までは、窒素負荷１．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙの条件で行った。この時の平均Ｅｆｆ．ＮＨ_４ ^＋、平均Ｅｆｆ．ＮＯ_３ ^－は、それぞれ２５ｍｇ／Ｌ、３．１ｍｇ／Ｌであり、高い処理能力を示した。

しかしながら、７０日目から処理水のＮＨ_４ ^＋がほとんどなくなり、亜硝酸酸化細菌の活性が上がり、ＮＯ_３ ^－の上昇が確認された。そのため、７３日目に窒素負荷を２．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙに上昇させることで、反応槽内のＮＨ_４ ^＋を増加させ、亜硝酸酸化細菌の活性を抑えることにした。

（亜硝酸酸化細菌の酸化活性の検知）
ＮＯ_３ ^－の上昇が見られたため、このＮＯ_３ ^－の上昇が、アナモックス反応により生成したものか、亜硝酸酸化細菌の活性の上昇によるものか検知した。これは、アンモニアの処理量ΔＮＨ_４、すなわち原水（流入）のＮＨ_４から処理水のＮＨ_４を引いた値と、生成したＮＯ_３（ΔＮＯ_３）の比（制御値Ｄ）を比較することで行った。

ΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４を追加した図を図１０に示す。図１０に示すように、６７日目においては、ΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４＝０．１７であったが、処理水中のアンモニアが１０ｍｇ／Ｌ以下となったため、その後７１日目に急激にΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４＝０．３１まで上昇した。そこで、原水の流入量を上昇させて反応槽内のアンモニア濃度を上昇させたところ、７３日目には、アンモニア濃度３９４ｍｇ／Ｌまで上昇すると、７４日目には、ΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４＝０１７に回復した。

図１１は、ＦＡとΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４の変化を示す図である。ＦＡが１．０ｍｇ／Ｌ以上あるときは、ΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４は、０．２以下であったが、７０日目以降、ＦＡが１．０ｍｇ／Ｌを下回るとΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４の値が急激に上昇した。また、７３日目以降、ＦＡ濃度を上昇させると、ΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４の値が急激に下がっていることが確認できる。

したがって、アンモニア濃度とｐＨを調整することで、ＦＡ濃度の調整が可能であるため、ＦＡを１．０ｍｇ／Ｌ以上を維持するように運転することで、ΔＮＯ_３／ΔＮＨ_４の値の上昇を抑制することができ、亜硝酸酸化細菌の活性を抑制できていることが確認できた。

〔実験例３：超高負荷試験〕
実験例１及び実験例２の試験を継続し、窒素負荷を変更することで、超高負荷試験を行った。１槽型アナモックス反応装置の性能評価における実験例３の水質データを図１２に示す。また、図１３は、窒素処理率の経時変化を示す図であり、図１４は、窒素負荷（ＮＬＲ）と窒素処理速度（ＮＣＲ）の経時変化を示す図である。なお、運転開始６０日目から９０日目までは、実験例２と共通するデータである。

運転開始６０日目から６７日目までのＤＯ濃度は、１．７ｍｇ／Ｌであり、良好な処理性能が得られていた。その後、窒素負荷の上昇に伴い、曝気量を上昇させ、反応槽内のＤＯ濃度は、２～２．５ｍｇ／Ｌで維持すると良好な処理性能が得られた。ところが、９８日目以降にＤＯ濃度が３．０ｍｇ／Ｌを超えると、処理速度は上昇するものの若干Ｅｆｆ．ＮＯ_３ ^－が上昇し、窒素処理率の低下が見られた。

窒素負荷を２．５ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙに上げたところ、変更初期からＥｆｆ．ＮＯ_３ ^－の上昇が確認された。これは、曝気風量が多すぎたためであると言える。そのため、窒素負荷を上げることにより反応槽内のＮＨ_４ ^＋を増加させ、亜硝酸酸化細菌の活性を抑えた。窒素負荷が２．５ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙの時の平均Ｅｆｆ．ＮＨ_４ ^＋、平均Ｅｆｆ．ＮＯ_３ ^－は、それぞれ７６ｍｇ／Ｌ、７．８ｍｇ／Ｌであった。

窒素負荷が３．０ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙの時は、硝化活性を上げるため曝気風量を段階的に上昇させ、最終的に１４Ｌ／ｍｉｎまで上げたが、ある地点より硝化性能の上昇は確認できなかった。これは、微生物への酸素供給の限界によるものだと言える。したがって、この条件では、平均Ｅｆｆ．ＮＨ_４ ^＋、平均Ｅｆｆ．ＮＯ_３ ^－は、それぞれ１７６ｍｇ／Ｌ、８．４ｍｇ／Ｌであった。

１０…排水処理装置、１２…排水処理用担体、１４…反応槽、１６…原水供給管、１８…処理水排出管、２０…散気板、２２…ブロア、２４…溶存酸素濃度測定手段、２６…アンモニア濃度測定手段、２８…制御手段、３０…撹拌機、３２…モーター、３４…バルブ、３６…ｐＨ測定手段、３８…ｐＨ制御手段、４０…薬品タンク、１１０…排水処理装置、１４２…アンモニア濃度測定手段、１４４…硝酸濃度測定手段、１４６…算出部、２００…実験装置、２０２…反応槽、２０４…担体、２０６…ウォータージャケット、２０８…原水供給管、２１０…排出管、２１２…酸性溶液供給管、２１４…ガス供給管、２１６…撹拌器、２１８…センサー、３００…実験装置、３０２…反応槽、３０４…担体、３０６…ウォータージャケット、３０８…原水供給管、３１０…排出管、３１２…アルカリ性溶液供給管、３１４…Ｎ_２ガス供給管、３１８…ｐＨセンサー、３２０…空気供給管

Claims (15)

1. アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を担体に付着させた排水処理用担体、又は、アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体及びアナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着担体を混合した排水処理用担体が収容された反応槽内で、アンモニアを含む排水と前記排水処理用担体とを、接触させて前記排水の脱窒処理を行う排水処理方法であって、
   前記反応槽内の排水の溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御し、
   前記反応槽内の排水、又は、前記反応槽から排出された処理水のアンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する、
   排水処理方法。
2. 前記溶存酸素濃度の制御は、前記反応槽内に供給する空気の曝気風量を制御することにより行う、
   請求項１に記載の排水処理方法。
3. 前記アンモニア濃度の制御は、前記反応槽内に供給する空気の曝気風量、及び、前記排水の処理前の原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御することにより行う、
   請求項１又は２に記載の排水処理方法。
4. 前記反応槽内の排水、又は、前記反応槽から排出された処理水のｐＨを６．５以上８．５以下に制御する、
   請求項１から３のいずれか１項に記載の排水処理方法。
5. 前記反応槽にかかる窒素負荷が、０．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下である、
   請求項１から４のいずれか１項に記載の排水処理方法。
6. 前記排水の処理前の原水のアンモニア濃度又は全窒素濃度をＡ、前記反応槽の排水又は前記反応槽から排出された処理水のアンモニア濃度をＢ、前記反応槽の排水又は前記反応槽から排出された処理水の硝酸濃度をＣとした場合、アンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを、Ｄ＝Ｃ／（Ａ－Ｂ）により算出し、
   制御値Ｄを、０．０５以上０．２５以下に制御する、
   請求項１から５のいずれか１項に記載の排水処理方法。
7. 前記担体は、ポリビニルアルコールである、
   請求項１から６のいずれか１項に記載の排水処理方法。
8. アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を担体に付着させた排水処理用担体、又は、アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体及びアナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着担体を混合した排水処理用担体が収容された反応槽と、
   前記反応槽に処理前の原水を供給する原水供給管と、
   前記反応槽で処理された処理水を排出する処理水排出管と、
   前記反応槽内に空気を供給する空気供給手段と、
   前記反応槽内の排水の溶存酸素濃度を測定する溶存酸素濃度測定手段と、
   前記反応槽内の排水、又は、前記処理水のアンモニア濃度を測定するアンモニア濃度測定手段と、
   前記溶存酸素濃度測定手段により測定された前記溶存酸素濃度を０．５ｍｇ／Ｌ以上４．０ｍｇ／Ｌ以下に制御し、かつ、前記アンモニア濃度測定手段により測定された前記アンモニア濃度を１０ｍｇ／Ｌ以上５００ｍｇ／Ｌ以下に制御する制御手段と、を備える、
   排水処理装置。
9. 前記制御手段は、前記溶存酸素濃度の制御を前記空気供給手段による空気の曝気風量を制御することで行う、
   請求項８に記載の排水処理装置。
10. 前記制御手段は、前記アンモニア濃度の制御を、前記空気供給手段による空気の曝気風量、及び、前記原水の流入速度の少なくともいずれか一方を制御することで行う、
    請求項８又は９に記載の排水処理装置。
11. 前記反応槽内の排水、又は、前記処理水のｐＨを測定するｐＨ測定手段と、
    前記ｐＨ測定手段により測定された前記ｐＨを６．５以上８．５以下に制御するｐＨ制御手段と、を備える、
    請求項８から１０のいずれか１項に記載の排水処理装置。
12. 前記反応槽にかかる窒素負荷が、０．５ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以上３．０ｋｇ－Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ以下である、
    請求項８から１１のいずれか１項に記載の排水処理装置。
13. 前記原水のアンモニア濃度又は全窒素濃度をＡ、前記反応槽の排水又は前記反応槽から排出された処理水のアンモニア濃度をＢ、前記反応槽の排水又は前記反応槽から排出された処理水の硝酸濃度をＣとした場合、アンモニアの処理量に対する生成した硝酸の比である制御値Ｄを、Ｄ＝Ｃ／（Ａ－Ｂ）により算出する算出部を備え、
    前記制御手段は、前記制御値Ｄを、０．０５以上０．２５以下に制御する、
    請求項８から１２のいずれか１項に記載の排水処理装置。
14. 請求項１から７のいずれか１項に記載の排水処理方法に用いられる排水処理用担体であって、
    アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を前記担体に付着させた、
    排水処理用担体。
15. 請求項１から７のいずれか１項に記載の排水処理方法に用いられる排水処理用担体であって、
    アンモニア酸化細菌を担体に付着させたアンモニア酸化細菌付着担体及びアナモックス細菌を担体に付着させたアナモックス細菌付着担体を混合した、
    排水処理用担体。

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