本发明涉及废水的氮处理方法，特别涉及将废水中所含的氨性氮在生物学上氧化而生成亚硝酸性氮、硝酸性氮的氮处理方法。
背景技术：
包含氮成分的废水招致封闭性水域的富营养化，成为了引起水质污染的一个原因。因此，在一部分的下水处理设施、废水处理设施中，进行了利用微生物将废水中的氮成分在生物学上分解除去的氮处理。
以往，作为对包含氮成分的废水在生物学上进行氮处理的方法，广泛地使用了将硝化处理和脱氮处理组合进行的硝化脱氮处理。在硝化脱氮处理中，被处理水中所含的氨性氮被硝化细菌群氧化至硝酸性氮后，硝酸性氮被脱氮细菌转换为氮气而将氮成分除去。
另一方面，近年来，厌氧性氨氧化(アナモックス(anammox:anaerobicammoniumoxidation))法的实用化也在发展。厌氧性氨氧化反应是在厌氧性条件下对氨和亚硝酸进行共脱氮的反应，如下式(1)所示。
1.00nh4++1.32no2-+0.066hco3-+0.13h+
→1.02n2+0.26no3-+0.066ch2oo.5no.15+2.03h2o(1)
厌氧性氨氧化反应由于是独立营养性的厌氧性氨氧化细菌以氨作为氢供体进行的反应，因此不必供给甲醇等碳源，具有将运转成本抑制得低的优点。另外，由于不必将亚硝酸性氮氧化至硝酸性氮，因此也将与曝气有关的动力成本削减。另外，厌氧性氨氧化细菌显示高的脱氮速度，同时增殖量小，因此可以维持处理效率，缩小设备规模，也具有剩余污泥的量变少的优点。
包含氮成分的废水通常多含有氨性氮。另一方面，厌氧性氨氧化反应中，如上述的式(1)中所示那样，铵离子与亚硝酸根离子以约1:1.3的比率反应。因此，在厌氧性氨氧化法中，进行使氨性氮的一部分氧化至亚硝酸性氮的亚硝酸型硝化。
采用厌氧性氨氧化法的氮处理的方式大致分为用一槽进行亚硝酸型硝化和厌氧性氨氧化的单槽式和使用进行亚硝酸型硝化的氨氧化槽和进行厌氧性氨氧化的厌氧性氨氧化反应槽的双槽式。
作为单槽式，有在限制为低氧浓度的曝气下进行的canon法、限制为低氧浓度的条件而进行的oland法、在将硝化细菌群附着固定化的载体的内部使厌氧性氨氧化细菌增殖而进行的snap法等。
另外，作为双槽式，有将被处理水的全部量导入氨氧化槽而对氨性氮的一部分进行部分亚硝酸化的一次通过式；将被处理水的一部分导入氨氧化槽而对氨性氮的全部进行亚硝酸化、另一方面使剩余部分迂回而合流的迂回式。
一般地，在将氨性氮氧化至亚硝酸性氮的亚硝酸型硝化中，使用了包含硝化细菌群的微生物污泥。硝化细菌群通常为将氨性氮氧化至亚硝酸性氮的氨氧化细菌(铵氧化细菌)(ammoniumoxidizingbacteria：aob)和将亚硝酸性氮氧化至硝酸性氮的亚硝酸氧化细菌(nitrateoxidizingbacteria:nob)的混合。因此，在任一氮处理的方式中，都要求控制亚硝酸型硝化的进行，使氨性氮的氧化停留在直至亚硝酸性氮的部分氧化，边维持亚硝酸性氮的生成量或者生成速度边进行运转。
以往，已知使用了硝化细菌群的亚硝酸型硝化不易稳定地维持亚硝酸性氮的生成量而持续运转。就通常的水质而言，由于亚硝酸氧化细菌容易增殖，因此多数情况下，将氨氧化细菌生成的亚硝酸性氮迅速地氧化至硝酸性氮并停留在直至亚硝酸性氮的部分氧化是困难的。因此，对于控制亚硝酸性氮的生成量的手法，进行了各种研究。
例如，专利文献1中公开了调节硝化槽的曝气风量、将硝化控制为亚硝酸型的硝化方法。另外，专利文献2中公开了将硝化槽分成第一硝化槽和第二硝化槽这2个槽、维持第一硝化槽的硝化条件以致第一硝化槽的被处理水的游离氨浓度成为阻碍亚硝酸氧化细菌的活性的浓度以上的含有氨性氮的排水的硝化方法。
另外，专利文献3中公开了制造使氨氧化细菌优先地集聚的亚硝酸型硝化载体的方法，其为将污泥总括固定化于用于使微生物固定化的单体或预聚物的任一者后在
作为按照目标来控制亚硝酸性氮的生成量的手法，如非专利文献1中公开那样，有计测总氮浓度、氨性氮浓度，以基于总氮浓度、氨性氮浓度的亚硝酸化率(ηnit)为基准控制溶存氧浓度的技术等。例如，在非专利文献1中，在进行亚硝酸化的处理槽的下游设置的感测罐中计测总氮浓度、氨性氮浓度。
现有技术文献
专利文献
专利文献1：日本专利第5292659号公报
专利文献2：日本特开2005-131452号公报
专利文献3：日本专利第3788601号公报
非专利文献
非专利文献1：isaka,k.等.novelautotrophicnitrogenremovalsystemusinggelentrapmenttechnology,bioresourcetechnology,2011，102，第7720-7726页
技术实现要素：
发明要解决的课题
如专利文献1、专利文献2中公开那样，存在通过调节硝化槽的溶存氧浓度、氨性氮浓度来调节亚硝酸性氮的生成量的技术。但是，如专利文献1那样只调节曝气风量或者如专利文献2那样只调节游离氨浓度的手法具有控制的响应性、正确性低的问题。例如，即使一时地或局部地溶存氧浓度升高，或者游离氨浓度降低，也会将暂时生成的亚硝酸性氮氧化，因此如果是通常的滞留时间，则具有如下问题：硝酸性氮的蓄积极度地进行，难以按照目标来维持亚硝酸性氮的生成量。
另外，将废水中所含的氨性氮在生物学上氧化时，希望不仅是亚硝酸性氮的生成量，连硝酸性氮的生成量也能够按照目标来控制。例如，将硝酸性氮还原为亚硝酸性氮的异氧细菌与厌氧性氨氧化细菌并用的情况下，要求硝酸性氮的生成量也稳定。但是，对于专利文献
因此，本发明的目的在于提供氮处理方法，其能够将氨性氮在生物学上氧化而以所期望的比例生成亚硝酸性氮、硝酸性氮。
用于解决课题的手段
为了解决上述课题，本发明涉及的氮处理方法，是利用微生物群氧化氨性氮而生成亚硝酸性氮和硝酸性氮中的至少一者的废水的氮处理方法，包含：将对微生物进行杀菌或静菌的灭活操作施加于上述微生物群的灭活处理工序，和采用施加了上述灭活操作的上述微生物群氧化上述氨性氮的硝化处理工序，通过调节施加上述灭活操作的生物活性的上述微生物群的生物量或与上述硝化处理工序一起反复的上述灭活操作的时间间隔(施加灭活操作的操作间隔)来调节上述亚硝酸性氮和上述硝酸性氮的生成量。
发明的效果
根据本发明，能够提供氮处理方法，其能够在生物学上将氨性氮氧化而以所期望的比例生成亚硝酸性氮、硝酸性氮。
附图说明
图1为表示本发明的一实施方式涉及的排水处理装置的构成的示意图。
图2为表示本发明的一实施方式涉及的排水处理装置的设置例的示意图。
附图标记的说明
100氮处理装置
1氨氧化槽
2微生物污泥
3散气装置
4灭活处理槽
5厌氧性氨氧化反应槽
6厌氧性氨氧化细菌
具体实施方式
以下对于本发明的一实施方式涉及的氮处理方法，参照用于氮处理的氮处理装置进行说明。
图1为表示本发明的一实施方式涉及的氮处理方法中使用的氮处理装置的构成的示意图。
如图1中所示那样，氮处理装置100具有氨氧化槽1、微生物污泥2、散气装置3、和灭活处理槽4。氮处理装置100例如在处理废水的废水处理系统中具有。将包含氮成分的废水(被处理水)导入氮处理装置100，进行将废水中所含的氨性氮氧化的硝化处理。
作为包含氮成分的废水(被处理水)，例如可列举出从下水处理设施、半导体工场、金属精炼所、药品制造设施、畜产业设施等事业场所排出的废水。废水除了氨性氮以外，还可含有磷、碳、重金属类等营养盐。对废水的氨性氮的浓度并无特别限制，但优选为
氨氧化槽1为进行废水(被处理水)的硝化处理的处理槽。在氨氧化槽1中，将废水中所含的氨性氮利用微生物污泥2在生物学上氧化，生成亚硝酸性氮、硝酸性氮。本实施方式涉及的氮处理方法中，如后述那样，通过将保持于氨氧化槽1的微生物污泥2抽出而施加灭活操作，从而任意地调节硝化处理产生的亚硝酸性氮、硝酸性氮的生成量。
在氨氧化槽1中，使用包含硝化细菌群的微生物污泥2。通常，集聚培养的微生物污泥中所含的硝化细菌群为分类为亚硝化单胞菌(nitrosomonas)属、亚硝化球菌(nitrosococcus)属、亚硝化螺菌(nitrosospira)属、亚硝化叶菌(nitrosolobus)属等的氨氧化细菌(aob)与分类为硝酸菌(nitrobactor)属、硝化刺菌(nitrospina)属、硝化球菌(nitrococcus)属、硝化螺菌(nitrospira)属等的亚硝酸氧化细菌(nob)的混合。
微生物污泥2在图1中固定化于流化床的载体。不过，微生物污泥可在总括固定化于载体的状态、附着固定化于载体的状态、采用自造粒形成了颗粒的状态和在水中浮游的浮游污泥的状态中的任一状态下使用。另外，固定化的微生物污泥可以以固定床、流化床和移动床的任一形态使用。
载体的形状能够制成立方体状、长方体状、球状、圆筒状、多孔状、海绵状、纤维状、菊花状等适宜的形状。作为载体的材料，能够使用单甲基丙烯酸酯类、单丙烯酸酯类、二甲基丙烯酸酯类、二丙烯酸酯类、三甲基丙烯酸酯类、三丙烯酸酯类、四丙烯酸酯类、氨基甲酸酯丙烯酸酯类、环氧丙烯酸酯类、聚乙烯醇、聚乙二醇、聚丙二醇、丙烯酰胺等。对流化床载体的大小并无特别限制，例如可以制成3mm见方等。
在氨氧化槽1中具有用于对被硝化处理的被处理水进行曝气的散气装置3。散气装置3例如由产生气泡的扩散器、散气管、供给空气的送风机、压缩空气的压缩机、将空气从送风机输送至扩散器、散气管的送气管等构成。就针对被处理水的曝气量而言，可利用散气装置3控制为一定，也可根据氨性氮的负荷变动、亚硝酸性氮、硝酸性氮的目标的生成量、氮除去率等进行可变控制。不过，本实施方式涉及的氮处理方法中，如后述那样，由于施加灭活操作来调节亚硝酸性氮、硝酸性氮的生成量，因此不必对于曝气量进行精密的可变控制。
在氨氧化槽1中能够具有向被处理水供给碳酸氢钠、氢氧化钠等碱的ph调节装置。将氨氧化槽1的ph通常调节至ph6以上且ph9以下，优选地调节至ph7.5以上且ph8.2以下。氨氧化槽1的水温通常为10℃以上且40℃以下。
灭活处理槽4为用于进行微生物污泥2的灭活处理的处理槽。灭活处理为将对微生物进行杀菌或静菌的灭活操作施加于微生物污泥2的处理。将氨氧化槽1中使用的微生物污泥2的一部分在进行硝化处理的期间从氨氧化槽1转送至灭活处理槽4而施加灭活操作。
灭活处理槽4例如可以制成能对从氨氧化槽1与微生物污泥2一起转送的被处理水进行灭活处理的水槽式，也可制成能对从氨氧化槽1的被处理水中打捞的微生物污泥2与被处理水独立地进行灭活处理的壳体状。
氮处理装置100在氨氧化槽1与灭活处理槽4之间可具有：用于将微生物污泥2从氨氧化槽1转送至灭活处理槽4的转送通路l10、用于将微生物污泥2从灭活处理槽4送回氨氧化槽1的送回通路l20。
转送通路l10和送回通路l20例如由配管、软管等形成，能够制成将固定化了的微生物污泥2、采用自造粒形成了颗粒的微生物污泥2、在水中浮游的状态的微生物污泥2连同被处理水从氨氧化槽1抽出而转送的结构。作为转送用的泵，可以使用气力提升泵、螺杆泵、柱塞泵、软管泵等各种形式。另外，送回通路l20除了采用转送用的泵进行转送以外，也可利用重力下落等来进行转送。
或者，转送通路l10和送回通路l20在微生物污泥2为总括固定化于载体的状态、附着固定化于载体的状态、采用自造粒形成了颗粒的状态的情况下，也能够制成采用粗滤器型、漏勺型等竹篓状容器从被处理水打捞并搬运的结构。竹篓状容器可以以自动地在氨氧化槽1与灭活处理槽4之间移动的方式设置。
接下来，对于本实施方式涉及的氮处理方法具体地说明。
本实施方式涉及的氮处理方法涉及利用包含硝化细菌群的微生物污泥将废水中所含的氨性氮氧化、生成成为一般的脱氮反应、厌氧性氨氧化反应的反应基质的亚硝酸性氮、硝酸性氮的水处理方法。将氨性氮氧化的硝化处理通过将下述工序反复而进行：将对微生物进行杀菌或静菌的灭活操作施加于从氨氧化槽抽出的微生物污泥的工序(灭活处理)和采用施加了灭活操作的微生物污泥将氨性氮氧化的工序(硝化处理)。
灭活操作为对微生物进行杀菌或者阻碍微生物的增殖的操作，意味着使微生物污泥中所含的硝化细菌群的生物活性降低的操作。一般地，硝化细菌群在水温低的情形、氨性氮、亚硝酸性氮的浓度低的情形、溶存氧浓度高的情形、ph低的情形等下，亚硝酸氧化细菌的活性占优，氨氧化细菌生成的亚硝酸性氮被亚硝酸氧化细菌迅速地氧化至硝酸性氮。因此，如果如一般地进行那样，只凭借曝气量、氮负荷、水温、ph、滞留时间等的调节，则容易消耗亚硝酸性氮而生成硝酸性氮，难以使亚硝酸性氮、硝酸性氮成为所期望的生成量。
对此，本实施方式涉及的氮处理方法中，对从氨氧化槽1抽出的微生物污泥2施加灭活操作，使氨氧化细菌将氨性氮氧化而生成亚硝酸性氮的活性、亚硝酸氧化细菌将亚硝酸性氮氧化而生成硝酸性氮的活性暂且降低。但是，亚硝酸氧化细菌与氨氧化细菌相比，增殖速度快，因此亚硝酸氧化细菌的活性在施加了灭活操作后，与氨氧化细菌的活性相比快速地回复。
因此，通过调节施加灭活操作的微生物污泥2的生物量、施加灭活操作的时间间隔，制作出氨氧化反应、亚硝酸氧化反应的任一个的活性相对地占优的状态，能够将亚硝酸性氮、硝酸性氮的生成量调节为所期望的量。例如，通过灭活操作，氨氧化细菌的活性降低后，如果保持直至回复的状态，则氨性氮的残留量升高，同时亚硝酸性氮、硝酸性氮的生成量降低。另外，氨氧化细菌和亚硝酸氧化细菌的活性降低后，如果氨氧化细菌的活性恢复，同时保持直至亚硝酸氧化细菌的活性恢复的状态，则氨性氮的残留量降低，亚硝酸性氮的生成量升高，同时硝酸性氮的生成量降低。另外，在氨氧化细菌和亚硝酸氧化细菌的活性降低后，如果保持直至氨氧化细菌和亚硝酸氧化细菌的活性恢复的状态，则氨性氮的残留量降低，亚硝酸性氮的生成量降低，同时硝酸性氮的生成量升高。
即，本实施方式涉及的氮处理方法中，以亚硝酸性氮和硝酸性氮中的至少一者的生成量相对于氨性氮的残留量成为所期望的比例的方式控制氨氧化反应的活性，同时以基本上只生成亚硝酸性氮、只生成硝酸性氮、和生成亚硝酸性氮和硝酸性氮的两者中的任一者的方式也控制亚硝酸氧化反应的活性，使氨性氮、亚硝酸性氮和硝酸性氮的比率的调节成为可能。
作为施加于微生物污泥2的灭活操作，例如可列举出使微生物污泥接触酸、碱、有机溶剂、杀菌剂、高盐浓度溶液、氨溶液、亚硝酸溶液等的操作，对微生物污泥施以加热杀菌、放射线杀菌、气体杀菌、物理杀菌等的操作。
作为酸，例如能够使用盐酸、硫酸、醋酸、乳酸、柠檬酸等、其水溶液。作为碱，例如能够使用氢氧化钠、氢氧化钾、氢氧化钙等、其水溶液。
作为有机溶剂，例如能够使用乙醇、异丙醇等醇，二乙基醚等醚类，氯仿等醛类，酚类，苯、甲苯等苯类，醋酸乙酯等酯类，己烷等烃类，二甲基亚砜，丙酮，乙腈等。
作为杀菌剂，例如能够使用包含银、铜、汞等金属、臭氧、过氧化氢、高锰酸钾、次氯酸盐、氯胺、氧化钛等的溶液。作为高盐浓度溶液，例如可使用包含氯化钠等的高渗液。另外，作为氨溶液、亚硝酸溶液，可使用超过50％阻碍浓度等的高浓度的溶液。
使这些溶液接触的灭活操作能够通过在灭活处理槽4中设置供给酸、碱、有机溶剂、杀菌剂、高盐浓度溶液、氨溶液、亚硝酸溶液等溶液的供给装置，在从氨氧化槽1与微生物污泥2一起转送的被处理水中添加溶液，或者使从氨氧化槽1的被处理水中打捞的微生物污泥2浸渍于溶液中而进行。
作为加热杀菌，例如可列举出对从氨氧化槽1与微生物污泥2一起转送的被处理水、从氨氧化槽1的被处理水中打捞的微生物污泥2进行加热处理的操作。实施加热杀菌的灭活操作能够通过在灭活处理槽4中设置热交换式、夹套式等的加温装置、蒸气加热装置而进行。
作为放射线杀菌，例如可列举出对从氨氧化槽1与微生物污泥2一起转送的被处理水、从氨氧化槽1的被处理水中打捞的微生物污泥2照射紫外线、γ射线、电子束等的操作。实施放射线杀菌的灭活操作能够通过在灭活处理槽4中设置紫外线照射装置、γ射线照射装置、电子束照射装置等而进行。
作为气体杀菌，例如可列举出使从氨氧化槽1的被处理水中打捞的微生物污泥2接触环氧乙烷、过氧化氢、甲醛等气体的操作。实施气体杀菌的灭活操作能够通过在灭活处理槽4中设置供给环氧乙烷、过氧化氢、甲醛等气体的气体供给装置而进行。
作为物理杀菌，例如可列举出使将微生物的细胞破坏的程度的外力作用于从氨氧化槽1与微生物污泥2一起转送的被处理水、从氨氧化槽1的被处理水中打捞的微生物污泥2的操作。实施物理杀菌的灭活操作能够通过在灭活处理槽4中设置蒸气加热装置、干热装置、使高压作用的加压装置、减压装置、对废水给予冲击力的射流产生装置、搅拌装置、产生微泡的气泡产生装置、离心分离装置、干燥装置、超声波产生装置、对微生物施加高电压的高电压产生装置等而进行。
不过，灭活操作并不受这些操作限制，只要是可对硝化细菌群进行杀菌或静菌的操作，则可以使用适宜的操作。例如，也能够对于使硝化细菌群的生育环境极端地变化的操作、实施过滤杀菌的操作、使其暴露于其他药品、各种抑制剂等的操作等，调节操作条件而利用。另外，灭活操作可单独使用这些操作的一种，也可将多种组合使用。
就灭活操作而言，使其成为没有对硝化细菌群进行灭菌而充分地静菌的程度的操作，在每个操作的种类、条件、进行灭活处理的生物量、环境下，使硝化细菌群的生物活性降低的强度各不相同。因此，优选对于使用的灭活操作，事先进行预备试验，预先把握使硝化细菌群的生物活性降低的强度。在进行被处理水的硝化处理的期间，通过间歇地反复进行在与预备试验同等的条件下使硝化细菌群的生物活性降低的强度一定的灭活操作，从而能够以所期望的生成量生成亚硝酸性氮、硝酸性氮。
例如，作为灭活操作，对微生物污泥2实施加热杀菌的情况下，加热处理的温度优选设为30℃以上且90℃以下，更优选设为40℃以上且70℃以下。为将微生物污泥2总括固定化于载体的状态的情况下，优选设为50℃以上且70℃以下，特别优选设为60℃附近。另外，加热处理的时间优选设为1小时以上，从削减浪费的能量的观点出发，优选设为2周以内。如果是这样的条件，则充分地对硝化细菌群进行静菌，直至亚硝酸氧化细菌、氨氧化细菌的活性恢复产生大的时间差，因此控制氨氧化反应与亚硝酸氧化反应的强弱的关系变得容易。
亚硝酸性氮和硝酸性氮的生成量能够通过调节施加灭活操作的微生物污泥2的生物量来调整。就灭活操作而言，可从氨氧化槽1将一部分的微生物污泥2抽出而施加，也可将全部的微生物污泥2抽出而施加。例如，通过使施加灭活操作的微生物污泥2的生物量增多，从而能够使氨氧化细菌的活性比亚硝酸氧化细菌的活性高。另一方面，通过使施加灭活操作的微生物污泥2的生物量减少，从而能够提高亚硝酸氧化细菌的活性。
就施加灭活操作的微生物污泥2的生物量而言，从提高氮除去率的观点出发，优选施加于全体的几十％以下的生物量的微生物污泥2，更优选施加于全体的几％的生物量的微生物污泥2。这是因为，从氨氧化槽1抽出的微生物污泥2的生物量越变多，则氨性氮的氧化越不进行。再有，施加灭活操作的微生物污泥2的生物量在每个灭活操作中可以相同，也可不同。
另外，亚硝酸性氮和硝酸性氮的生成量能够通过调节与将氨性氮氧化的工序(硝化处理)一起反复的灭活操作的时间间隔、即反复进行对微生物污泥2施加灭活操作的工序(灭活处理)的时间间隔来调整。例如，通过缩短灭活操作的时间间隔，提高灭活操作的频率，从而能够使氨氧化细菌的活性比亚硝酸氧化细菌的活性高。另一方面，通过延长灭活操作的时间间隔，减小灭活操作的频率，从而能够提高亚硝酸氧化细菌的活性。
对灭活操作的时间间隔并无特别限制，从削减转送微生物污泥2的成本的观点、确保直至使活性恢复的增殖时间的观点出发，优选设为每1天1次至数次，设为数日1次等。再有，亚硝酸性氮和硝酸性氮的生成量可通过调节施加灭活操作的微生物污泥2的生物量和灭活操作的时间间隔这两者来调整。
另外，亚硝酸性氮和硝酸性氮的生成量能够在开始了包含氨性氮的被处理水的氮处理后通过调节使对微生物污泥2施加灭活操作的工序(灭活处理)开始的开始时期而调整。如果延迟使灭活处理开始的开始时期，则在抑制硝化细菌群的活性以前，氨氧化反应、亚硝酸氧化反应进行，因此对于氨性氮，能够使残留量减少，对于亚硝酸性氮、硝酸性氮，能够使生成量增加。另一方面，如果使灭活处理开始的开始时期提前，则在抑制硝化细菌群的活性以前氨氧化反应没有进行，因此对于氨性氮，能够使残留量增加，对于亚硝酸性氮、硝酸性氮，能够使生成量减少。
根据以上的氮处理方法，通过调节施加灭活操作的微生物污泥的生物量、与将氨性氮氧化的工序一起反复的灭活操作的时间间隔，从而能够控制氨氧化反应和亚硝酸氧化反应的强弱的关系，因此能够在生物学上将氨性氮氧化而以所期望的比例生成亚硝酸性氮、硝酸性氮。微生物污泥的生物量、灭活操作的时间间隔是可以通过事先进行预备试验从而再现性高地控制氨氧化活性、亚硝酸氧化活性的指标，因此与只调节曝气量等手法相比，也能够提高控制的响应性、正确性。
图2为表示本发明的一实施方式涉及的氮处理方法中使用的氮处理装置的设置例的示意图。
如图2中所示那样，氮处理装置100能够以如下方式设置：氨氧化槽1位于利用厌氧性氨氧化细菌对氨性氮和亚硝酸性氮进行共脱氮的厌氧性氨氧化反应槽5的前段侧。向图2中所示的氮处理装置100中导入包含氮成分的废水(被处理水)，在氨氧化槽1中进行亚硝酸型硝化，在厌氧性氨氧化反应槽5中进行厌氧性氨氧化。
厌氧性氨氧化反应槽5为用于利用厌氧性氨氧化细菌对经亚硝酸型硝化的被处理水中所含的氨性氮和亚硝酸性氮进行共脱氮的处理槽。在厌氧性氨氧化反应槽5中，将被处理水中所含的氨性氮和亚硝酸性氮在厌氧性条件下转换为氮气、硝酸性氮。
厌氧性氨氧化细菌6，在图2中，被固定化于流化床的载体。不过，厌氧性氨氧化细菌6可以以被总括固定化于载体的状态、被附着固定化于载体的状态、通过自造粒形成了颗粒的状态、和在水中浮游的浮游污泥的状态中的任一种状态使用。另外，被固定化的厌氧性氨氧化细菌可以以固定床、流化床和移动床的任一种形态使用。流化床载体的形状、材料、大小能够与上述的氨氧化槽1相同。
在厌氧性氨氧化反应槽5中能够设置对槽内的排水进行搅拌的搅拌装置、向被处理水供给硫酸、盐酸等酸的ph调节装置。厌氧性氨氧化反应槽5的水温优选维持在20℃以上且40℃以下，更优选维持在30℃至37℃。厌氧性氨氧化反应槽5的ph通常调节到ph6.5以上且ph9以下，优选调节至ph7.0以上且ph8.2以下。
在图2中所示的氮处理装置100中，调节在氨氧化槽1中残留的氨性氮的残留量与亚硝酸性氮的生成量之比以使其成为约1:1.3，进行氮处理。开始了包含氨性氮的被处理水的氮处理后，使对微生物污泥2施加灭活操作的工序(灭活处理)开始的开始时期设为氨氧化反应没有充分地进行、亚硝酸性氮、硝酸性氮的生成量上升以前的初期。然后，通过增加施加灭活操作的微生物污泥2的生物量，或者缩短与将氨性氮氧化的工序(硝化处理)一起反复的灭活操作的时间间隔，增加亚硝酸性氮的生成量，减少硝酸性氮的生成量，从而能够适当地使其部分亚硝酸化。
以上对于本发明的实施方式进行了说明，但本发明并不限定于上述的方式，在不脱离本发明的主旨的范围内可进行各种变形。例如，本发明未必限定于具有上述实施方式具有的全部的构成。在不脱离本发明的主旨的范围内，也可以将实施方式的构成的一部分替换为其他构成，或者将某构成追加到实施方式中，或者将实施方式的构成的一部分省略。
例如，上述的氨氧化槽1可以设为对被处理水的全部量进行亚硝酸型硝化的一次通过式，也可设为迂回式。即，可以将被处理水的一部分导入氨氧化槽1中，将氨性氮的全部量氧化至亚硝酸性氮，同时使剩余部分迂回，在没有亚硝酸型硝化的情况下使其在厌氧性氨氧化反应槽5中合流。或者，将图1中所示的氮处理装置100在单槽式的厌氧性氨氧化法中使用，在氨氧化槽1中，可用一槽进行亚硝酸型硝化和厌氧性氨氧化。
另外，上述的氮处理装置100可以以如下方式设置：氨氧化槽1位于调节包含氮成分的废水的水质、水量的调节槽、将废水中所含的有机物在生物学上分解的生物反应槽、预先对废水中所含的硝酸性氮等进行脱氮的前脱氮槽等的后段侧。作为生物反应槽，例如可列举出采用活性污泥法、散水滤床法、好氧性滤床法、旋转生物接触法、膜分离活性污泥法、厌氧性滤床法、厌氧性颗粒污泥床法等方式进行分解的处理槽。
另外，上述的氮处理装置100可以以如下方式设置：氨氧化槽1代替上述的厌氧性氨氧化反应槽5而位于调节在氨氧化槽中处理过的处理水的水质、水量的调节槽、使在氨氧化槽1中迂回的被处理水合流的混合槽、对在氨氧化槽中处理过的处理水中残存的硝酸性氮等进行脱氮的后脱氮槽等的前段侧。
另外，上述的氮处理装置100可具有用于将微生物污泥2从氨氧化槽1转送至灭活处理槽4的转送通路l10、用于将微生物污泥2从灭活处理槽4送回到氨氧化槽1的送回通路l20，也可不具有转送通路l10和送回通路l20而通过手操作进行微生物污泥2的转送。
实施例
以下使用本发明的实施例对本发明更详细地说明，但本发明的技术范围并不限定于此。
[实施例1]
首先，准备了将作为氨氧化细菌(aob)和亚硝酸氧化细菌(nob)的混合的微生物污泥固定化的总括固定化载体。将该总括固定化载体投入容积1l的反应器中以致微生物污泥的生物量成为容积0.1l，设置在20℃的恒温槽内。然后，将氨性氮的浓度为约45mg-n/l的原水通入反应器中以致水理学的滞留时间成为3小时，采用鼓风机对反应器内进行曝气，边将溶存氧浓度维持在6mg/l以上边进行氮处理。
接着，在持续进行氮处理的期间，以约24小时间隔将总括固定化载体的一部分(1％、5％、20％、50％)从反应器中抽出，对当初的1％、5％、20％、50％的生物量的微生物污泥施加灭活操作。作为灭活操作，进行加热处理(加热杀菌)，如专利文献3中公开那样，使从反应器抽出的总括固定化载体在水温60℃的水中浸渍1小时，对微生物的一部分进行了杀菌或者静菌。
氮处理完成，将各氮成分的浓度达到了恒定时的氨性氮的浓度、亚硝酸性氮的浓度和硝酸性氮的浓度示于表1中。
【表1】
[实施例2]
首先，准备了将作为氨氧化细菌(aob)和亚硝酸氧化细菌(nob)的混合的微生物污泥固定化的总括固定化载体。将该总括固定化载体投入容积1l的反应器中以致微生物污泥的生物量成为容积0.1l，设置在20℃的恒温槽内。然后，将氨性氮的浓度为约40mg-n/l的原水通入反应器中以致水理学的滞留时间成为3小时，采用鼓风机对反应器内进行曝气，边将溶存氧浓度维持在6mg/l以上边进行氮处理。
接着，在持续进行氮处理的期间，以约24小时间隔将总括固定化载体的一部分(1％、5％、10％、50％)从反应器中抽出，对当初的1％、5％、10％、50％的生物量的微生物污泥施加了灭活操作。作为灭活操作，进行使其与碱接触的处理，使从反应器中抽出的总括固定化载体在调节至ph13的氢氧化钠水溶液中浸渍1小时，对微生物的一部分进行了杀菌或者静菌。
氮处理完成，将各氮成分的浓度达到了恒定时的氨性氮的浓度、亚硝酸性氮的浓度和硝酸性氮的浓度示于表2中。
【表2】
如实施例1与实施例2的结果的差异所示那样，即使施加灭活操作的微生物污泥的生物量为同等，如果灭活操作的方法不同，残存的氨性氮的浓度、生成的亚硝酸性氮、硝酸性氮的浓度也不同。因此，在灭活操作具有的使生物活性丧失的强度存在不同、或者改变灭活操作的时间间隔的情况下，有必要事先确认对微生物进行杀菌或者静菌的效果的程度，只要事先确认效果，可以说就会以所期望的比例高精度地生成亚硝酸性氮、硝酸性氮。
[实施例3]
首先，准备了将作为氨氧化细菌(aob)和亚硝酸氧化细菌(nob)的混合的微生物污泥固定化的总括固定化载体。将该总括固定化载体投入容积1l的反应器中以致微生物污泥的生物量成为容积0.1l，设置在20℃的恒温槽内。然后，将氨性氮的浓度为约45mg-n/l的原水通入反应器中以致水理学的滞留时间成为3小时，采用鼓风机对反应器内进行曝气，边将溶存氧浓度维持在6mg/l以上边进行氮处理。
接着，在持续进行氮处理的期间，以约48小时间隔将总括固定化载体的5％从反应器中抽出，对5％的生物量的微生物污泥施加了灭活操作。作为灭活操作，进行加热处理(加热杀菌)，如专利文献3中公开那样，使从反应器抽出的总括固定化载体在水温60℃的水中浸渍1小时，对微生物的一部分进行了杀菌或者静菌。
氮处理完成，各氮成分的浓度达到了恒定时的氨性氮(nh4-n)的浓度为约12mg/l，亚硝酸性氮(no2-n)的浓度为约14mg/l，硝酸性氮(no3-n)的浓度为约19mg/l。如实施例1(nh4-n浓度为约2omg/l，no2-n浓度为约17mg/l，no3-n浓度为约9mg/l)与实施例3的结果的差异所示那样，即使灭活操作的方法为同等，如果灭活操作的时间间隔不同，则残存的氨性氮的浓度、生成的亚硝酸性氮、硝酸性氮的浓度也不同。即，通过调节施加灭活操作的工序(灭活处理)的反复的时间间隔，能够调节生成的亚硝酸性氮、硝酸性氮的浓度。
[实施例4]
首先，准备了将作为氨氧化细菌(aob)和亚硝酸氧化细菌(nob)的混合的微生物污泥固定化的总括固定化载体。将该总括固定化载体投入容积1l的反应器中以致微生物污泥的生物量成为容积0.1l，设置在20℃的恒温槽内。然后，将氨性氮的浓度为约40mg-n/l的原水通入反应器中以致水理学的滞留时间成为3小时，采用鼓风机对反应器内进行曝气，边将溶存氧浓度维持在6mg/l以上边进行氮处理。
接着，进行氨氧化，在氨性氮(nh4-n)的浓度成为了8mg/l、亚硝酸性氮(no2-n)的浓度成为了28mg/l、硝酸性氮(n03-n)的浓度成为了4mg/l以后，在持续进行氮处理的期间，以约24小时间隔将总括固定化载体的一部分(4％)从反应器中抽出，对当初的4％的生物量的微生物污泥施加灭活操作。作为灭活操作，进行加热处理(加热杀菌)，如专利文献3中公开那样，使从反应器抽出的总括固定化载体在水温60℃的水中浸渍1小时，对微生物的一部分进行了杀菌或者静菌。
运转了20天后的氨性氮(nh4-n)的浓度为约13mg/l，亚硝酸性氮(no2-n)的浓度为约14mg/l，硝酸性氮(no3-n)的浓度为约13mg/l。
[实施例5]
首先，准备了将作为氨氧化细菌(aob)和亚硝酸氧化细菌(nob)的混合的微生物污泥固定化的总括固定化载体。将该总括固定化载体投入容积1l的反应器中以致微生物污泥的生物量成为容积0.1l，设置在20℃的恒温槽内。然后，将氨性氮的浓度为约40mg-n/l的原水通入反应器中以致水理学的滞留时间成为3小时，采用鼓风机对反应器内进行曝气，边将溶存氧浓度维持在6mg/l以上边进行氮处理。
接着，在氨氧化后进一步进行亚硝酸氧化，在氨性氮(nh4-n)的浓度成为了12mg/l、亚硝酸性氮(no2-n)的浓度成为了7mg/l、硝酸性氮(n03-n)的浓度成为了21mg/l以后，在持续进行氮处理的期间，以约24小时间隔将总括固定化载体的一部分(4％)从反应器中抽出，对当初的4％的生物量的微生物污泥施加了灭活操作。作为灭活操作，进行加热处理(加热杀菌)，如专利文献3中公开那样，使从反应器中抽出的总括固定化载体在水温60℃的水中浸渍1小时，对微生物的一部分进行了杀菌或者静菌。
运转了20天后的氨性氮(nh4-n)的浓度为约8mg/l，亚硝酸性氮(no2-n)的浓度为约6mg/l，硝酸性氮(no3-n)的浓度为约26mg/l。
如实施例4和实施例5的结果的差异所示那样，如果灭活操作的开始时期不同，则残存的氨性氮的浓度、生成的亚硝酸性氮、硝酸性氮的浓度不同，特别是对于硝酸性氮的浓度，影响变得显著。因此，可以说除了调节施加灭活操作的微生物污泥的生物量、灭活操作的时间间隔以外，也调节灭活操作的开始时期是优选的。