JP2018083137A

JP2018083137A - 窒素含有排水の処理方法

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Publication number: JP2018083137A
Application number: JP2016226111A
Authority: JP
Inventors: 藤井　弘明; Hiroaki Fujii; 弘明藤井; 昭平吉川; Shohei Yoshikawa
Original assignee: Kuraray Co Ltd
Current assignee: Kuraray Co Ltd
Priority date: 2016-11-21
Filing date: 2016-11-21
Publication date: 2018-05-31
Anticipated expiration: 2036-11-21
Also published as: JP6832685B2

Abstract

【課題】窒素の除去能力に優れた窒素含有排水の処理方法を提供する。【解決手段】担体に担持された脱窒菌と排水とを脱窒槽にて無酸素条件下で接触させる脱窒工程を有し、脱窒槽における窒素の容積負荷（Ｎ）（ｍｇ／Ｌ・ｄ）及びＭＬＳＳ（Ｓ）（ｍｇ／Ｌ）が下記式（１）を満たすように脱窒槽へ活性汚泥を投入する。０．１（ｄ−１）≦Ｓ／Ｎ≦２．０（ｄ−１）（１）このとき、担体がポリビニルアルコールゲル担体であることが好ましい。【選択図】図１

Description

本発明は、下水や工場などから排出される、窒素を含有する排水を浄化する排水処理方法に関する。

排水に含まれる窒素の除去方法として、好気条件下で排水中の有機体窒素・アンモニア性窒素を硝酸性窒素に酸化させ、次いで、無酸素条件下で硝酸性窒素を還元することによって窒素ガスとして大気中に放出する方法が知られている。

フローとしては、原水（下水や工場などから排出される排水）を被処理水として脱窒槽、硝化槽の順に導入し、硝化槽から流出する硝化処理水の一部を脱窒槽に返送・循環するものがある（以下、「硝化液循環フロー」と記載する）。また、硝化槽、脱窒槽の順に被処理水となる原水を導入し脱窒槽に有機物等の水素供与体を添加して処理し、再曝気槽で余剰の水素供与体を処理するものもある（以下、「硝化−脱窒−再曝気フロー」と記載する）。従来は活性汚泥を用いるものが主体であり、下水処理においては各槽内の活性汚泥濃度（ＭＬＳＳ）を２，０００〜３，０００ｍｇ／Ｌとして運転させるのが一般的である（非特許文献１）。

原水中の窒素が硝酸性窒素の形で存在する場合には、無酸素条件下で、脱窒槽で硝酸性窒素を還元することによって窒素ガスとして大気中に放出する方法が行われている。また、活性汚泥と担体を併用して窒素を除去方法もある。たとえば特許文献１には一般的な濃度（ＭＬＳＳ：２，５００ｍｇ／Ｌ）の活性汚泥と担体を槽に投入する方法が提案されている。

一方、槽に活性汚泥を投入せずに、担体表面や内部に増殖した微生物によって排水を処理する方法もある。この方法によれば、高濃度の微生物保持によって、高い処理能力を有し、コンパクトな排水処理を提供することができるとされている（非特許文献２）。

しかしながら、非特許文献２に記載されたように、活性汚泥に担体を混合する方法では、従来の担体は単なる活性汚泥の助剤にすぎなかった。非特許文献２には、ポリビニルアルコールゲル担体を単独で用いる方法が提案されており、担体の能力を十分に引き出すことに成功したと、と記載されている。

窒素除去工程における脱窒槽において、硝酸性窒素または亜硝酸性窒素を窒素ガスに還元させるためには、槽内の溶存酸素濃度（Dissolved oxygen：ＤＯ）が０．５ｍｇ／Ｌ未満で、液の酸化還元電位（Oxidation-reduction potential：ＯＲＰ）が−０．１ｍＶ未満で運転する必要がある。さらに脱窒のために好適なＤＯは０．１ｍｇ／Ｌ未満で、ＯＲＰは−３００ｍＶ〜−５０ｍＶ程度と言われている。

また、原水に含まれる溶存酸素や、硝化工程で曝気由来の多量の溶存酸素によって、脱窒槽が上記の好適なＤＯ，ＯＲＰの条件を保てなくなり、担体を投入しても、その効果を発揮できず、脱窒処理が悪化するという問題があった。硝化液循環フローの場合、脱窒処理の悪化によって、生物化学的酸素要求量（ＢＯＤ）の除去が悪くなって、後段の硝化槽での処理も悪化するという問題もあった。

特開平６−２９６９９１号公報

社団法人日本下水道協会、下水道施設計画・設計指針と解説（後編）２００１年版、p.１６８社団法人近畿化学協会、近畿化学工業界、２００３年６月号、p.１６

本発明は上記課題を解決するためになされたものであり、窒素の除去能力に優れた排水の処理方法を提供する。

上記課題は、担体に担持された脱窒菌と排水とを脱窒槽にて無酸素条件下で接触させる脱窒工程を有し、前記脱窒槽における窒素の容積負荷（Ｎ）（ｍｇ／Ｌ・ｄ）及びＭＬＳＳ（Ｓ）（ｍｇ／Ｌ）が下記式（１）を満たすように前記脱窒槽へ活性汚泥を投入することを特徴とする窒素含有排水の処理方法を提供することによって解決される。

０．１（ｄ^−１）≦Ｓ／Ｎ≦２．０（ｄ^−１）（１）

このとき、前記担体がポリビニルアルコールゲル担体であることが好ましい。

また、前記脱窒槽から排出された処理水を硝化槽に導入し、該硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させる硝化工程をさらに有することが好ましい。このとき、前記硝化槽から排出された処理水の一部を前記脱窒槽に循環する循環工程をさらに有することも好ましい（硝化液循環フロー）。

また、を硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させる硝化工程をさらに有し、前記硝化槽から排出された処理水を前記脱窒槽に導入することが好ましい。このとき、脱窒槽に有機物等の水素供与体を添加して処理し、その後段に再曝気槽を設けて余剰の水素供与体を処理する工程を有することも好ましい（硝化−脱窒−再曝気フロー）。

本発明によれば、窒素の除去能力に優れた窒素含有排水の処理方法を提供することができる。

硝化液循環フローの装置を示すブロック図である。硝化−脱窒−再曝気フローの装置を示すブロック図である。

本発明は、下水や工場などから排出される、窒素を含有する排水を脱窒槽にて無酸素条件下で脱窒菌と接触させる排水処理方法に関する。ここで、本明細書における無酸素条件下とは、脱窒槽内の液に溶解している酸素濃度（Dissolved oxygen：ＤＯ）が０．５ｍｇ／Ｌ未満で、液の酸化還元電位（Oxidation-reduction potential：ＯＲＰ）が−０．１ｍＶ未満であるものをいう。脱窒のために好適なＤＯは０．１ｍｇ／Ｌ未満で、ＯＲＰは−３００ｍＶ〜−５０ｍＶ程度と言われている。また、本明細書における原水とは、下水や各種工場などから発生する排水のことをいう。このような排水には砂やゴミなどの固形物が含まれていることがあるため、これらの固形物を除去したり、ｐＨを適正化したり、重金属などの有害物質を除去するなどの前処理が施されることがある。処理装置へ流入させる前に、このような前処理が施された排水も原水という。一方、処理水とは、処理装置へ流入されて脱窒槽などで何らかの処理をされた液のことをいう。

脱窒槽において、担体に担持された微生物により排水を処理する方法では、当該脱窒槽に活性汚泥を返送せずに担体に担持された微生物のみで処理する方が、担体への微生物増殖が進み効率よい処理ができるはずである。しかしながら、脱窒に必要な条件が整わなければ担体に棲息する微生物も働かず良好な処理ができない。一方で担体を一般的な濃度の活性汚泥と混合してしまうと、担体に微生物が増殖せず、活性汚泥のみの運転とほぼ同じ状態になり効率よい排水処理ができない。

本発明者らは、鋭意検討を重ねた結果、担体に担持された脱窒菌と排水とを脱窒槽にて無酸素条件下で接触させる脱窒工程を有する排水処理方法において、上記脱窒槽における窒素の容積負荷（Ｎ）（ｍｇ／Ｌ・ｄ）及びＭＬＳＳ（Mixed Liquor Suspended Solids：活性汚泥浮遊物質）（Ｓ）（ｍｇ／Ｌ）が特定の関係を満たすように上記脱窒槽へ活性汚泥を投入することによって上記課題を解決できることを見出した。

本発明の処理方法においては、脱窒槽における窒素の容積負荷（Ｎ）（ｍｇ／Ｌ・ｄ）及びＭＬＳＳ（Ｓ）（ｍｇ／Ｌ）が下記式（１）を満たすように上記脱窒槽へ活性汚泥を投入することが重要である。ここで、脱窒槽へ投入する活性汚泥としては、別のフローで発生した活性汚泥を用いることもできるが、同じフローで発生した活性汚泥を用いることが好ましい。このとき、活性汚泥槽や沈殿槽の汚泥を返送することができる。

０．１（ｄ^−１）≦Ｓ／Ｎ≦２．０（ｄ^−１）（１）

上記式（１）において、Ｓ／Ｎの値が０．１未満の場合、脱窒に必要な条件が整わず担体に棲息する微生物も働かず良好な処理ができない。Ｓ／Ｎの値は０．１５以上であることが好ましい。一方、Ｓ／Ｎの値が２．０を超えると、担体に微生物が増殖せず、活性汚泥のみの運転とほぼ同じ状態になり効率よい排水処理ができない。Ｓ／Ｎの値は、１．７以下であることが好ましい。

本発明において、処理の対象となる原水は、微生物が分解可能な排水であればその成分や濃度は特に限定されない。窒素含有排水としては、食品工場等の製造排水、化学工場等の有機性排水、一般下水等が挙げられる。

本発明の処理方法において、処理装置の管の閉塞が起こりにくく、微生物との接触効率に優れている観点から、担体がポリビニルアルコールゲル担体であることが好ましい。ポリビニルアルコールゲル担体は、多数の水酸基を有しているために親水性が高く、生体との親和性も高いことから微生物担体として好適である。

また、ポリビニルアルコールゲル担体は、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微生物の棲息に適した環境を提供することができる。

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１ｍｍ未満の場合、槽から流出してしまうおそれがある。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を超えると、担体の表面から内部まで距離があるため、バクテリアが内部に棲息できない、代謝物が担体外へ排出されにくいという問題が発生することがある。また、担体を流動させて使用する場合、担体の球相当径が大きすぎると流動性が低くなるため、排水との接触効率が低下し、排水処理の効率が低下する場合がある。かかる観点から、球相当径は、６ｍｍ以下であることがより好ましい。

担体の表面から内部に連通する孔の孔径は、自由にコントロールできるが、バクテリアのみが担体内部に棲息できるものが好ましい。担体の孔径は、０．１μｍ以上であることが好ましい。孔径が０．１μｍ未満の場合、バクテリアが内部に進入できないなどの問題が発生するおそれがある。孔径は、０．５μｍ以上であることがより好ましい。一方、孔径は、１００μｍ以下であることが好ましい。孔径が１００μｍを超える場合、バクテリア以外の大きな生物が侵入し効率が低下する場合がある。孔径は、５０μｍ以下であることがより好ましい。

担体の形状は、限定されるものではなく、立方体、直方体、円柱状、球状、マカロニ状など任意の形状をとることができる。担体の流動性や排水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。そのため、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い。

本発明におけるポリビニルアルコールゲル担体は、微生物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ポリビニルアルコールゲル担体であることがより好ましい。

アセタール化されたポリビニルアルコールゲル担体は、既存の方法で得ることができるが、微生物の保持に適した構造となる点で、ポリビニルアルコール（ＰＶＡ）と水溶性高分子多糖類とが溶解した水溶液とを、多価金属イオンを含む水溶液中に滴下することによって球状に成形し、次いでアルデヒドを用いてアセタール化処理する方法が好ましい。中でも、グルタルアルデヒドなどのジアルデヒドを用いてアセタール化処理されたポリビニルアルコールゲル担体が好ましい。

本発明において、脱窒槽に投入される担体の量は特に限定されないが、通常、脱窒槽の槽容量に対して５〜５０容量％であることが好ましく、５〜４０容量％であることがより好ましく、１０〜３０容量％であることがさらに好ましい。また、脱窒槽においては、担体と排水の接触効率を高めるために担体を流動させることもできる。担体を流動させる方法としては、特に制限はないが、機械撹拌やガスを散気する方法などが挙げられる。

また、本発明においては、窒素の除去率をより高める観点から、硝化槽に担体を投入することもできる。このときの担体の投入量は上記した量とすることができる。また、担体と排水の接触効率を高めるために担体を流動させることもできる。

本発明において使用する菌は、排水処理に通常用いられる菌であれば使用することができる。菌の採取方法としては、目的とする排水処理をしている反応器から種汚泥として採取するのが望ましいが、下水汚泥や産業排水の汚泥などを種汚泥として用い、必要な菌が増殖するのを待つ方法でもよい。

本発明の処理方法において、排水に含まれる窒素の除去率をより高める観点から、脱窒工程の前又は後に硝化工程をさらに有することが好ましい。

まず、脱窒工程の後に硝化工程をさらに有する態様（方法Ａ）について説明する。この場合、脱窒槽から排出された処理水を硝化槽に導入し、該硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させることが好ましい。

図１は方法Ａで用いられる装置の一例を示したブロック図である。図１に示す装置は、脱窒槽とその後段の硝化槽とを備えている。図１の装置を用いた処理方法では、原水を、まず脱窒槽へ導入し、当該脱窒槽から排出された処理水を硝化槽に導入し、当該硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させる。このとき、後段の硝化槽で硝化された液を、前段の脱窒槽において、原水中の水素供与体を用いて脱窒するという観点から、硝化槽から排出された処理水の一部を脱窒槽に循環する循環工程をさらに有することが好ましい（図１の硝化液循環）。そして、硝化槽から排出された処理水は、活性汚泥槽に導入された後に、沈殿槽へ導入される。

図１の装置においては、脱窒槽における窒素の容積負荷（Ｎ）（ｍｇ／Ｌ・ｄ）及びＭＬＳＳ（Ｓ）（ｍｇ／Ｌ）が上記式（１）を満たすように沈殿槽から脱窒槽へ活性汚泥を投入する（図１の汚泥返送（Ａ））。また、沈殿槽から活性汚泥槽へ活性汚泥を投入してもかまわないし（図１の汚泥返送（Ｂ））、沈殿槽の汚泥増加分は余剰汚泥として引き抜いてもかまわない。

次に、脱窒工程の前に硝化工程をさらに有する態様（方法Ｂ）について説明する。この場合、排水を硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させ、当該硝化槽から排出された処理水を脱窒槽に導入することが好ましい。

図２は方法Ｂで用いられる装置の一例を示したブロック図である。図２に示す装置は、硝化槽とその後段の脱窒槽とを備えている。図２の装置を用いた処理方法では、原水を、まず硝化槽へ導入し、当該硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させてから、脱窒槽へ導入する。脱窒槽にはメタノールなどの水素供与体を投入することが好ましい。そして、脱窒槽から排出された処理水は、再曝気槽に導入された後に、沈殿槽へ導入される。

図２の装置においては、脱窒槽における窒素の容積負荷（Ｎ）（ｍｇ／Ｌ・ｄ）及びＭＬＳＳ（Ｓ）（ｍｇ／Ｌ）が上記式（１）を満たすように沈殿槽から脱窒槽へ活性汚泥を投入する（図２の汚泥返送（Ｃ））。また、沈殿槽から再曝気槽へ活性汚泥を投入してもかまわないし（図２の汚泥返送（Ｄ））、沈殿槽の汚泥増加分は余剰汚泥として引き抜いてもかまわない。

原水中に水素供与体が多く含まれている場合には、その水素供与体を利用して脱窒できるので方法Ａが好ましい。原水中に水素供与体が含まれていない、あるいは、水素供与体が少なく脱窒に効率よく利用できない場合には方法Ｂが好ましい。

以下、実施例により、本発明を詳細に説明するが本発明はこれらに限定されるものではない。

（反応槽に充填する担体）
脱窒槽と硝化槽に投入した担体は、グルタルアルデヒドでアセタール化したポリビニルアルコールゲル担体であり、球相当径が４．０ｍｍ、比重は１．０２５、含水率は９３質量％である。

実施例１
図１に示す硝化液循環フロー（脱窒槽容量：２５０Ｌ、硝化槽容量：５００Ｌ、活性汚泥槽：１５０Ｌ）の装置を用いて排水処理試験を実施した。脱窒槽と硝化槽には上述したアセタール化ポリビニルアルコールゲル担体を槽容量の１０％充填した。原水（ＢＯＤ：４５０ｍｇ/Ｌ、総窒素（Ｔ−Ｎ）：１５０ｍｇ／Ｌ）を、流量１０００Ｌ/ｄで連続的に脱窒槽へ流入させた。硝化液の循環量は３０００Ｌ／ｄとした。

脱窒槽の窒素容積負荷（Ｎ）が６００ｍｇ／Ｌ・ｄ及びＭＬＳＳ（Ｓ）が５００ｍｇ/Ｌ（Ｓ／Ｎ＝０．８３ｄ^-１）となるように、沈殿槽から脱窒槽へ活性汚泥を返送（矢印Ａ）した。また、活性汚泥槽のＭＬＳＳが２５００ｍｇ／Ｌとなるように、沈殿槽から活性汚泥槽へも活性汚泥を返送（矢印Ｂ）した。このとき、沈殿槽の汚泥増加分は余剰汚泥として引き抜いた。なお、活性汚泥槽には担体は投入されていない。

この条件で運転すると、脱窒槽のＤＯは０．１ｍｇ／Ｌ未満であり、ＯＲＰは−１２０ｍＶとなり、脱窒に対して良好な条件となっていた。また、脱窒槽の担体１リットルあたりに存在するバクテリア量は５．８×１０¹²個であり、担体に十分なバクテリアが棲息していた。その結果、処理水のＢＯＤは１５ｍｇ／Ｌ、Ｔ−Ｎは５ｍｇ／Ｌで安定し、余剰汚泥は１か月で１．３ｋｇ（乾燥重量）と非常に少なかった。

比較例１
図１に示す装置において、脱窒槽の窒素容積負荷（Ｎ）が６００ｍｇ／Ｌ・ｄ及びＭＬＳＳ（Ｓ）が２０００ｍｇ/Ｌ（Ｓ／Ｎ＝３．３ｄ^-１）となるように沈殿槽から脱窒槽へ活性汚泥を返送した以外は、実施例１と同じ条件で排水処理を実施した。

この条件で運転すると、脱窒槽のＤＯは０．１ｍｇ／Ｌ未満であり、ＯＲＰは−１５０ｍＶであり、脱窒に対して良好な条件となっていた。しかし脱窒槽の担体１リットルあたりに存在するバクテリア量は３．１×１０^８個であり、担体に十分なバクテリアが増殖していなかった。その結果、処理水のＢＯＤは２０ｍｇ／Ｌ、Ｔ−Ｎは１０５ｍｇ／Ｌであり、ＢＯＤは処理されていたが、脱窒はできていなかった。余剰汚泥は１か月で６．１ｋｇ（乾燥重量）であり、通常の活性汚泥並であった。

比較例２
図１に示す装置において、沈殿槽から脱窒槽への汚泥返送をしなかった以外は実施例１と同じ条件で排水処理を実施した。脱窒槽の窒素容積負荷（Ｎ）は６００ｍｇ／Ｌ・ｄとした。その結果、ＭＬＳＳ（Ｓ）は３６ｍｇ／Ｌとなった（Ｓ／Ｎ＝０．０６ｄ^-１）。

この条件で運転すると、脱窒槽の担体１リットルあたりに存在するバクテリア量は１．１×１０^１２個であり、担体に十分なバクテリアが増殖していた。しかしながら、脱窒槽のＤＯは１．５ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰは＋１１５ｍｇ／Ｌであり、脱窒に対して良好な条件とならなかった。その結果、処理水のＢＯＤは１８ｍｇ／Ｌ、Ｔ−Ｎは１２３ｍｇ／Ｌであり、ＢＯＤは処理されていたが、脱窒はできていなかった。余剰汚泥は1か月で１．５ｋｇ（乾燥重量）であり、非常に少なかった。

実施例２
図２に示す硝化−脱窒−再曝気フロー（硝化槽容量：５００Ｌ、脱窒槽容量：２５０Ｌ、再曝気槽：１５０Ｌ）の装置を用いて排水処理試験を実施した。脱窒槽と硝化槽には上述したアセタール化ポリビニルアルコールゲル担体を槽容量の１０％充填した。

原水（ＢＯＤ：１５ｍｇ/Ｌ、総窒素（Ｔ−Ｎ）：８００ｍｇ／Ｌ）を、流量２５０Ｌ/ｄで硝化槽に連続的に流入させた。このとき、脱窒槽には水素供与体としてメタノールを６００ｇ／ｄで投入した。

脱窒槽の窒素容積負荷（Ｎ）が８００ｍｇ／Ｌ・ｄ及びＭＬＳＳ（Ｓ）が８００ｍｇ/Ｌ（Ｓ／Ｎ＝１．０ｄ^-１）となるように沈殿槽から脱窒槽へ活性汚泥を返送（矢印Ｃ）した。また、再曝気槽には担体を投入せず、ＭＬＳＳが２５００ｍｇ／Ｌとなるように沈殿槽から汚泥返送した(図２の矢印Ｄ)。沈殿槽の汚泥増加分は余剰汚泥として引き抜いた。

この条件で運転すると、脱窒槽のＤＯは０．１ｍｇ／Ｌ未満であり、ＯＲＰは−１４５ｍＶであり、脱窒に対して良好な条件となっていた。また、脱窒槽の担体１リットルあたりに存在するバクテリア量は９．２×１０¹²個であり、担体に十分なバクテリアが棲息していた。その結果、処理水のＢＯＤは１９ｍｇ／Ｌ、Ｔ−Ｎは４ｍｇ／Ｌで安定し、余剰汚泥は1か月で０．９ｋｇ（乾燥重量）と非常に少なかった。

比較例３
図２に示す装置において、脱窒槽の窒素容積負荷（Ｎ）が８００ｍｇ／Ｌ・ｄ及びＭＬＳＳ（Ｓ）が２４００ｍｇ/Ｌ（Ｓ／Ｎ＝３．０ｄ^-１）となるように沈殿槽から脱窒槽へ活性汚泥を返送した以外は、実施例２と同じ条件で排水処理を実施した。

この条件で運転すると、脱窒槽のＤＯは０．１ｍｇ／Ｌ未満であり、ＯＲＰは−１５５ｍＶであり、脱窒に対して良好な条件となっていた。しかし脱窒槽の担体１リットルあたりに存在するバクテリア量は１．２×１０^８個であり、担体に十分なバクテリアが増殖していなかった。その結果、処理水のＢＯＤは２０ｍｇ／Ｌ、Ｔ−Ｎは３４６ｍｇ／Ｌであり、ＢＯＤは処理されていたが、脱窒はできていなかった。余剰汚泥は1か月で６．８ｋｇ（乾燥重量）であり、通常の活性汚泥並であった。

比較例４
図２に示す装置において、沈殿槽から脱窒槽への汚泥返送をしなかった以外は実施例２と同じ条件で排水処理を実施した。脱窒槽の窒素容積負荷（Ｎ）は８００ｍｇ／Ｌ・ｄとした。その結果、ＭＬＳＳ（Ｓ）は４０ｍｇ／Ｌとなった（Ｓ／Ｎ＝０．０５ｄ^-１）。

この条件で運転すると、脱窒槽の担体１リットルあたりに存在するバクテリア量は２．３×１０^１２個であり、担体に十分なバクテリアが増殖していたが、脱窒槽のＤＯは１．２ｍｇ／Ｌ、ＯＲＰは＋８５ｍＶであり、脱窒に対して良好な条件とならなかった。その結果、処理水のＢＯＤは２１ｍｇ／Ｌ、Ｔ−Ｎは３７６ｍｇ／Ｌであり、ＢＯＤは処理されていたが、脱窒はできていなかった。余剰汚泥は1か月で５．５ｋｇ（乾燥重量）であった。

上記の実施例からも明らかなとおり、本発明の窒素含有排水の処理方法によれば担体の微生物増殖効果を保ったまま、脱窒条件を整えることができ、工業排水処理や下水処理において、良好な処理ができ工業的価値が高い。

Claims

担体に担持された脱窒菌と排水とを脱窒槽にて無酸素条件下で接触させる脱窒工程を有し、
前記脱窒槽における窒素の容積負荷（Ｎ）（ｍｇ／Ｌ・ｄ）及びＭＬＳＳ（Ｓ）（ｍｇ／Ｌ）が下記式（１）を満たすように前記脱窒槽へ活性汚泥を投入することを特徴とする窒素含有排水の処理方法。
０．１（ｄ^−１）≦Ｓ／Ｎ≦２．０（ｄ^−１）（１）
前記担体がポリビニルアルコールゲル担体である請求項１に記載の処理方法。
前記脱窒槽から排出された処理水を硝化槽に導入し、該硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させる硝化工程をさらに有する請求項１又は２に記載の処理方法。
前記硝化槽から排出された処理水の一部を前記脱窒槽に循環する循環工程をさらに有する請求項３に記載の処理方法。
排水を硝化槽にて好気性条件下で硝化菌と接触させる硝化工程をさらに有し、前記硝化槽から排出された処理水を前記脱窒槽に導入する請求項１又は２に記載の処理方法。