廢水處理裝置以及廢水處理方法與流程

2023-09-19 16:49:55

本發明涉及一種含有有機態氮以及氨態氮的至少一者的廢水處理裝置以及廢水處理方法。

背景技術：

作為對含有氮的廢水(含氮廢水)進行生物學處理的方法，通常已知的有消化液循環方式或內生脫氮方式等。

消化液循環方式中，首先，通過硝化細菌在需氧條件下將原水(廢水)中的氨態氮轉換為亞硝酸態氮或者硝酸態氮。之後，將有機物作為還原力，通過脫氮細菌在無氧條件下將亞硝酸態氮或硝酸態氮還原為氮氣。

硝化細菌是將氨態氮氧化為亞硝酸的氨氧化細菌以及將亞硝酸態氮氧化為硝酸態氮的亞硝酸氧化細菌的總稱。

另一方面，脫氮細菌是一種在無氧條件下通過將亞硝酸態氮或硝酸態氮作為電子接收體，將有機物作為電子給與體利用，由此將亞硝酸態氮或硝酸態氮還原至氮氣的微生物。

近年來，作為對畜產、食品等的含有高濃度氨的廢水進行處理的方法，提出有採用了糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)的處理法，該糞產鹼桿菌no.4株能夠在需氧下將氨態氮變為氮氣而進行脫氮(例如參照專利文獻1、2)。

糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)是需氧性直接氮氣化細菌的1種，是異養菌，與此同時可以在需氧下將氨直接氣體化為氮氣。此外，與已有的硝化細菌相比較，具有除氮速度快、增殖速度也快的優點。

此外，消化液循環方式中需要需氧槽(硝化槽)和無氧槽(脫氮槽)2個槽作為處理槽，而採用了糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)的處理法由於僅以需氧處理就能夠除氮，因此具有1個槽就可以進行處理的優點。

現有技術文獻

專利文獻

專利文獻1：日本專利特開2002-199875號公報

專利文獻2：日本特開2008-104361號公報

技術實現要素：

發明要解決的課題

然而，若在開放體系中進行採用了需氧性直接氮氣化細菌的廢水處理，則存在除氮率降低的情況。

本發明的目的在於提供這樣的廢水處理裝置以及廢水處理方法：即使在開放體系進行採用了將氨態氮在需氧下直接進行氮氣化的微生物的廢水處理的情形時，也能有效地進行除氮。

用以解決課題的手段

本發明人專心研究的結果，查明了：若在開放體系中採用需氧性直接氮氣化細菌進行廢水處理，則廢水中或大氣中的雜菌在處理槽內會變得優先化，從而存在硝化細菌會在處理槽內繁殖的情況。若存在硝化細菌，則廢水中的氨態氮會被轉換為亞硝酸態氮或硝酸態氮。需氧性直接氮氣化細菌雖然能夠將氨態氮直接進行氮氣化，但不能將硝酸態氮或亞硝酸態氮進行氮氣化。因此，若氨態氮被轉換為亞硝酸態氮或硝酸態氮，則在需氧條件下無法將這些氮氣化，結果直接氮氣化反應會被抑制。

因此，本發明人發現：在採用了需氧性直接氮氣化細菌的廢水處理中，通過並用抑制由硝化細菌抑制硝化反應的硝化阻礙物質，氨態氮向亞硝酸態氮或硝酸態氮轉換會被抑制，能夠高效地進行直接氮氣化反應而除氮，從而完成了本發明。

即，本發明具有以下的方式。

[1]一種廢水處理裝置，是採用了需氧性直接氮氣化細菌對含有有機態氮以及氨態氮的至少一者的廢水進行處理的裝置，其特徵在於，所述廢水處理裝置具備：對所述廢水進行處理的處理槽，向所述廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的第一添加裝置以及向所述廢水添加硝化阻礙物質的第二添加裝置。

[2]根據[1]所述的廢水處理裝置，在所述處理槽的上遊進一步具備貯留所述廢水的原水貯留槽。

[3]根據[1]所述的廢水處理裝置，所述第一添加裝置是向處理槽中的廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的裝置，所述第二添加裝置是向處理槽中的廢水添加硝化阻礙物質的裝置。

[4]根據[2]所述的廢水處理裝置，所述第一添加裝置是向處理槽中的廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的裝置，所述第二添加裝置是向原水貯留中的廢水添加硝化阻礙物質的裝置。

[5]根據[1]～[4]中的任一項所述的廢水處理裝置，所述需氧性直接氮氣化細菌是糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)。

[6]根據[1]～[5]中的任一項所述的廢水處理裝置，所述硝化阻礙物質是選自由硫脲、烯丙基硫脲、2-氨基-4-氯-6-甲基嘧啶、2-巰基苯並噻唑、二氰二胺、磺胺噻唑、1-脒基-2-硫脲、n-2,5-二氯苯基琥珀醯胺酸、4-氨基-1,2,4-三唑鹽酸鹽、3-巰基-1,2,4-三唑組成的群中的1種以上。

[7]根據[6]所述的廢水處理裝置，所述硝化阻礙物質是選自由硫脲、烯丙基硫脲、1-脒基-2-硫脲組成的群中的1種以上。

[8]一種廢水處理方法，是採用需氧性直接氮氣化細菌在處理槽中對含有有機態氮以及氨態氮的至少一者的廢水進行處理的方法，其特徵在於，具有向所述廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的第一添加工序以及向所述廢水添加硝化阻礙物質的第二添加工序。

[9]根據[8]所述的廢水處理方法，將處理前的廢水貯留在原水貯留槽中。

[10]根據[8]所述的廢水處理方法，所述第一添加工序是向處理槽中的廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的工序，所述第二添加工序是向處理槽中的廢水添加硝化阻礙物質的工序。

[11]根據[9]所述的廢水處理方法，所述第一添加工序是向處理槽中的廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的工序，所述第二添加工序是向原水貯留中的廢水添加硝化阻礙物質的工序。

[12]根據[8]～[11]中的任一項所述的廢水處理方法，對1l廢水添加0.3～80mg的硝化阻礙物質。

[13]根據[12]所述的廢水處理方法，對1l廢水添加0.75～55mg的硝化阻礙物質。

[14]根據[8]～[13]中的任一項所述的廢水處理方法，所述需氧性直接氮氣化細菌是糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)。

[15]根據[8]～[14]中的任一項所述的廢水處理方法，所述硝化阻礙物質是選自由硫脲、烯丙基硫脲、2-氨基-4-氯-6-甲基嘧啶、2-巰基苯並噻唑、二氰二胺、磺胺噻唑、1-脒基-2-硫脲、n-2,5-二氯苯基琥珀醯胺酸、4-氨基-1,2,4-三唑鹽酸鹽、3-巰基-1,2,4-三唑組成的群中的一種以上。

[16]根據[15]所述的廢水處理方法，所述硝化阻礙物質是選自由硫脲、烯丙基硫脲、1-脒基-2-硫脲組成的群中的1種以上。

發明效果

根據本發明的廢水處理裝置以及廢水處理方法，即使在開放體系中採用將氨態氮在需氧下直接氮氣化的微生物進行廢水處理的情形時，也能有效地進行除氮。

附圖說明

圖1是顯示本發明的廢水處理裝置的一例的概略構成圖。

圖2是顯示本發明的廢水處理裝置的其他例子的概略構成圖。

符號說明

1廢水處理裝置

2廢水處理裝置

11處理槽

12第一添加裝置

12a第一罐

12b第一供給流路

12c第一泵

13第二添加裝置

13a第二罐

13b第二供給流路

13c第二泵

14處理水貯留槽

15第一廢水流路

16處理水流路

17曝氣裝置

17a鼓風機

18原水貯留槽

18a攪拌機

19第二廢水流路

21第三廢水流路

具體實施方式

以下，對本發明的實施方式的一例詳細地說明，但不能限定為這些實施方式而解釋本發明。

還有，本發明中，「有機體氮」是指有機成分中所含的氮，通常是蛋白質或胺基酸。

此外，所謂「硝化細菌」是將氨態氮氧化為亞硝酸的氨氧化細菌以及將亞硝酸態氮氧化為硝酸態氮的亞硝酸氧化細菌的總稱。硝化細菌是自養菌，一般增殖速度較小，此外繁殖或活性容易被低溫或原水中毒性物質所阻礙。

此外，「需氧性直接氮氣化細菌」是指在需氧條件下異養性地將氨態氮進行氮氣化的微生物。此外，也是將有機體氮轉換(氧化)為氨態氮的微生物。

所謂「硝化阻礙物質」是阻礙由氨氧化細菌進行的氨氧化反應或者由亞硝酸氧化細菌進行的亞硝酸氧化反應的物質。

「第一實施方式」

圖1是本發明的第一實施方式的廢水處理裝置1的概略構成圖。

該例的廢水處理裝置1具備對廢水進行處理的處理槽11、向廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的第一添加裝置12、向廢水添加硝化阻礙物質的第二添加裝置13和貯留處理過的廢水(處理水)的處理水貯留槽14。

還有，本發明中，處理前的廢水又稱為「原水」，處理後的廢水又稱為「處理水」。

(廢水)

成為本發明的處理對象的廢水是從工廠、事業機構等排出的被處理水，含有有機態氮以及氨態氮的至少一者。

有機體氮在厭氧條件或需氧條件下通過微生物的作用而被轉換為氨態氮。作為含有較多有機體氮的廢水舉出有食品廢水、畜產廢水等。

作為有機體氮以外的氮成分，有氨態氮、硝酸態氮、亞硝酸態氮等的無機體氮。

(處理槽)

處理槽11是為了進行生物學廢水處理而填充微生物(活性汙泥)的槽，在本實施方式中包含需氧性直接氮氣化細菌。

處理槽11中，連接有第一廢水流路15和處理水流路16。第一廢水流路15是用以使從工廠、事業機構等排出的廢水流入到處理槽11的流路。另一方面，處理水流路16是用以使處理槽11所排出的處理水流入到後述的處理水貯留槽14的流路。

此外，處理槽11內，為維持槽內的需氧條件而設置有曝氣裝置17。作為曝氣裝置17，只要是能將從鼓風機17a送出的空氣在處理槽11內曝氣的裝置，就沒有特別限定。

優選處理槽11中設置測定槽內的ph、氧化還原電位、水溫、氨濃度的各種測定儀器(圖示均略)。

在生物反應中ph控制尤其重要，在槽內的ph為酸性化或鹼性化時，優選進一步設置用於添加鹼性溶液或酸性溶液的裝置(圖示均略)，根據槽內的ph而將鹼性溶液或酸性溶液添加到處理槽11。

(第一添加裝置)

第一添加裝置12是向廢水中添加需氧性直接氮氣化細菌的裝置。

該例的第一添加裝置12向處理槽11的廢水中添加需氧性直接氮氣化細菌。

第一添加裝置12具備貯留需氧性直接氮氣化細菌的第一罐12a、從第一罐12a向廢水供給需氧性直接氮氣化細菌的第一供給流路12b，和送出需氧性直接氮氣化細菌的第一泵12c。

優選第一罐12a中裝有加溫機構或冷卻機構以便將罐內溫度維持在適度溫度。罐內溫度優選0～15℃。

作為需氧性直接氮氣化細菌，舉出有糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)、糞產鹼桿菌okk17株等菌株。其中，優選糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)。糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)的最大除氨速度為29mgn/l/hr，具有與其它需氧性直接氮氣化細菌相比較非常高的除氮性能。

(第二添加裝置)

第二添加裝置13是向廢水中添加硝化阻礙物質的裝置。

該例的第二添加裝置13向處理槽11的廢水中添加硝化阻礙物質。

第二添加裝置13具備貯留硝化阻礙物質溶液的第二罐13a、從第二罐13a向廢水供給硝化阻礙物質溶液的第二供給流路13b，和送出硝化阻礙物質溶液的第二泵13c。

此外，當硝化阻礙物質為粉體時，也可以將貯留粉體狀的硝化阻礙物質的容器與粉體投入用設備組合使用，以替代第二罐13a、第二供給流路13b和第二泵13c。

作為硝化阻礙物質，舉出有銅或鋅等重金屬類、氰或酚等化學物質等。這些硝化阻礙物質存在對硝化細菌以外構成活性汙泥的大部分微生物也同樣阻礙其活性的情況。

硝化阻礙物質中，從能夠特異性地阻礙硝化反應方面，優選硫脲、烯丙基硫脲、2-氨基-4-氯-6-甲基嘧啶、2-巰基苯並噻唑、二氰二胺、磺胺噻唑、1-脒基-2-硫脲、n-2,5-二氯苯基琥珀醯胺酸、4-氨基-1,2,4-三唑鹽酸鹽、3-巰基-1,2,4-三唑。這些可以單獨使用1種，也可以並用2種以上。

從廉價、並且對硝化細菌以外的微生物的影響少方面，這些物質中特別優選硫脲、烯丙基硫脲、1-脒基-2-硫脲。例如，烯丙基硫脲通過阻礙與氨氧化細菌的呼吸代謝路經相關的氨單加氧酶而阻礙硝化。

(處理水貯留槽)

處理水貯留槽14是貯留處理後的廢水(處理水)的槽。

處理水貯留槽14中連接有處理水流路16，流入有自處理槽11排出的處理水。

在採用了圖1所示的廢水處理裝置1的廢水處理方法中，首先使自工廠、事業機構排出的廢水通過第一廢水流路15而流入至處理槽11。接著，從第一添加裝置12向處理槽11中的廢水添加需氧性直接氮氣化細菌(第一添加工序)，從第二添加裝置13向處理槽11中的廢水添加硝化阻礙物質(第二添加工序)。使處理槽11內的曝氣裝置17工作，將槽內維持為需氧條件，進行生物學廢水處理。於是，廢水中的氨態氮被需氧性直接氮氣化細菌氮氣化，從廢水除去氮。還有，當廢水中含有有機態氮時，有機態氮在如上所述地通過微生物的作用被轉換為氨態氮之後，被需氧性直接氮氣化細菌施以氮氣化。

被處理的廢水作為處理水從處理槽11通過處理水流路16而供給至處理水貯留槽14並被貯留。

第一添加工序和第二添加工序可以同時進行，也可以在第一添加工序之後進行第二添加工序，也可以在第二添加工序之後進行第一添加工序。尤其，優選同時進行第一添加工序和第二添加工序，或者在第二添加工序之後進行第一添加工序。

從除氮性能或菌體沉降分離等的觀點來看，需氧性直接氮氣化細菌的添加量優選是使處理槽11中的乾燥重量濃度達到2000～20000mg/l的量。

硝化阻礙物質的添加量優選相對於1l廢水為0.3～80mg，更優選0.5～75mg，進一步優選0.75～55mg，特別優選1～50mg。

若氨態氮如上所述地通過硝化細菌的作用而被轉換為亞硝酸態氮或硝酸態氮，則用需氧性直接氮氣化細菌難以直接對這些物質脫氮，除氮效率降低。

若硝化阻礙物質的添加量在0.3gm/l以上，則能夠充分抑制硝化反應，因此可以降低除氮效率的降低。

但是，若硝化阻礙物質的添加量變得過剩，則通過需氧性直接氮氣化細菌進行的有機物氧化或氮氣化有可能受到阻礙。此外，通過需氧性直接氮氣化細菌以外的異養菌(其他異養菌)進行的有機物氧化也有可能受到阻礙。其結果，存在除氮率下降的情況。

若硝化阻礙物質的添加量在80gm/l以下，則對需氧性直接氮氣化細菌或其他異養菌的影響少，可以良好地維持除氮率。

根據以上說明的本發明的第一實施方式的廢水處理裝置以及廢水處理方法，在採用了需氧性直接氮氣化細菌的廢水處理中，通過並用抑制由硝化細菌進行硝化反應的硝化阻礙物質，從而抑制氨態氮向亞硝酸態氮或者硝酸態氮轉換，能夠高效地進行直接性氮氣化反應而除氮。因此，即使在開放體系進行廢水處理，也能夠有效地進行除氮。

「第二實施方式」

圖2是本發明的第二實施方式的廢水處理裝置2的概略構成圖。

該例的廢水處理裝置2具備貯留廢水的原水貯留槽18、對廢水處理的處理槽11、向廢水添加需氧性直接氮氣化細菌的第一添加裝置12、向廢水添加硝化阻礙物質的第二添加裝置13和貯留處理過的廢水(處理水)的處理水貯留槽14。

(原水貯留槽)

原水貯留槽18是用於在處理前暫時貯留廢水的槽，是以將原水水量或者原水水質的變動均勻化為目的而設置的。

原水貯留槽18中連接有第二廢水流路19和第三廢水流路21。第二廢水流路19是用於使從工廠、事業機構等排出的廢水流入到原水貯留槽18的流路。另一方面，第三廢水流路21是用於使原水貯留槽18所排出的廢水(原水)流入到處理槽11的流路。

此外，該例的原水貯留槽18內，為了使原水水質均勻化而設置有攪拌機18a。

(處理槽)

除了連接有第三廢水流路21代替第一廢水流路15以外，本實施方式的處理槽11與第一實施方式的處理槽11相同。

(第一添加裝置)

本實施方式的第一添加裝置12與第一實施方式的第一添加裝置12相同。

(第二添加裝置)

除了向原水貯留槽18的廢水添加硝化阻礙物質以外，本實施方式的第二添加裝置13與第一實施方式的第二添加裝置13相同。

(處理水貯留槽)

本實施方式的處理水貯留槽14與第一實施方式的處理水貯留槽14相同。

在採用了圖2所示的廢水處理裝置2的廢水處理方法中，首先使自工廠、事業機構排出的廢水通過第二廢水流路19而流入至原水貯留槽18而貯留。接著，向原水貯留槽18中的廢水從第二添加裝置13添加硝化阻礙物質(第二添加工序)，用攪拌機18a攪拌廢水。接著，使添加有硝化阻礙物質的廢水從原水貯留槽18通過第三廢水流路21流入至處理槽11。接著，從第一添加裝置12向處理槽11中的廢水添加需氧性直接氮氣化細菌(第一添加工序)。使處理槽11內的曝氣裝置17工作，將槽內維持為需氧條件，進行生物學廢水處理。於是，廢水中的氨態氮被需氧性直接氮氣化細菌氮氣化，從廢水除去氮。還有，當廢水中含有有機態氮時，有機態氮在如上所述地通過微生物的作用被轉換為氨態氮之後，被需氧性直接氮氣化細菌氮氣化。

被處理的廢水作為處理水從處理槽11通過處理水流路16供給至處理水貯留槽14並被貯留。

需氧性直接氮氣化細菌的添加量以及硝化阻礙物質的添加量與第一實施方式的廢水處理方法相同。

根據以上說明的本發明的第二實施方式的廢水處理裝置以及廢水處理方法，在採用了需氧性直接氮氣化細菌的廢水處理中，通過並用抑制由硝化細菌進行硝化反應的硝化阻礙物質，從而抑制氨態氮向亞硝酸態氮或者硝酸態氮轉換，能夠高效地進行直接性氮氣化反應而除氮。因此，即使在開放體系進行廢水處理，也能夠有效地進行除氮。此外，第二實施方式的廢水處理裝置以及廢水處理方法中，將廢水在處理前暫時貯留在原水貯留槽中，但由於向原水貯留槽中的廢水添加硝化阻礙物質，因此即使在開放體系進行原水貯留槽中的廢水貯留，也能抑制氨態氮向亞硝酸態氮或者硝酸態氮轉換。

「其他實施方式」

本發明的廢水處理裝置以及廢水處理方法不受上述的實施方式的限定。例如，在第一實施方式中，需氧性直接氮氣化細菌和硝化阻礙物質可以添加於流通第一廢水流路15的廢水中，或者也可以將硝化阻礙物質添加到流通第一廢水流路15的廢水中，而將需氧性直接氮氣化細菌添加到處理槽中的廢水中。此外，也可以將需氧性直接氮氣化細菌添加到流通第一廢水流路15的廢水中，而將硝化阻礙物質添加到處理槽中的廢水中。

此外，在第一實施方式中，也可以在處理槽11的上遊設置原水貯留槽。只是，這種情況優選在封閉體系中進行原水貯留槽中的廢水貯留。

此外，在第二實施方式中，硝化阻礙物質可以添加到流通第二廢水流路19的廢水中。需氧性直接氮氣化細菌可以添加到流通第三廢水流路21的廢水中，也可以添加到原水貯留槽18中的廢水中。

[實施例]

以下，通過實施例更具體地說明本發明，但本發明並不被這些例子限定。

「實施例1」

將糞產鹼桿菌的純水培養液作為初發汙泥添加到處理槽中，如下所述地在開放體系中進行廢水處理。此外，假設了糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)的存在比例由於雜菌混入等而成為50％的情形。

首先，對糞產鹼桿菌no.4株(fermp-21814)的培養液，以菌體乾燥重量濃度計成為2000mg/l地配製菌體懸浮液。

另外，從處理生活廢水的標準活性汙泥設備採取標準活性汙泥，以乾燥重量濃度計成為2000mg/l地配製汙泥懸浮液。

向1000ml容積的三角燒瓶分別投入所述菌體懸浮液和所述汙泥懸浮液各100ml並混合，得到懸浮混合液。

對得到的懸浮混合液，添加作為氨態氮的硫酸銨和乙酸鈉，以使硫酸銨成為500mg/l、乙酸鈉成為3000gm/l，並進一步使用硫酸溶液或氫氧化鈉溶液將ph調整為6.8～7.2的範圍。

接著，對調整ph後的懸浮混合液添加作為硝化阻礙物質的烯丙基硫脲以使其成為0.1mg/l，在25℃進行振蕩培養(振蕩速度120rpm)。

剛培養後(初期)和24小時後採取懸浮混合液，用0.45μm的盤式過濾器過濾，收集過濾液，如下所述地測定總氮濃度和總有機體碳濃度，通過下述式(1)求得總除氮率，通過下述式(2)求得總有機體除碳率。此外，如下所述地測定48小時後的過濾液中的硝酸態氮濃度。這些結果示於表1。

總除氮率(％)＝(初期的總氮濃度-24小時後的總氮濃度)/初期的總氮濃度×100…(1)

總有機體除碳率(％)＝(初期的總有機體碳濃度-24小時後的總有機體碳濃度)/初期的總有機體碳濃度×100…(2)

此外，測定乙酸鈉3000mg/l溶液的總有機體碳濃度(初期的總有機體碳濃度)的結果是，總有機體碳濃度為870mg/l。

(總有機體碳濃度的測定)

總有機體碳濃度使用總有機體碳分析裝置(mitsubishichemicalanalytechco.,ltd.制，「toc-3000v」)進行測定。本裝置的測定方式定為燃燒催化劑氧化/nfdir檢測。

(總氮濃度的測定)

使用連接於所述的總有機體碳分析裝置「toc-3000v」的氮檢測器(mitsubishichemicalanalytechco.,ltd.制，「nd-210型」)測定總氮濃度。本裝置的測定方法定為氧化分解-化學發光法(減壓法)。

(硝酸態氮濃度的測定)

使用簡易水分析裝置(hach公司制，「dr-2700」)測定硝酸態氮濃度。作為測定用試劑，使用了硝酸鹽測定試劑パウダーピローnitraver5(cat.no21061-69)。

「實施例2～7、比較例1」

除了將烯丙基硫脲的添加量如表1所示地變更以外，與實施例1同樣地實施進行廢水處理，測定總除氮率、總有機體除碳率和硝酸態氮濃度。結果於表1表示。

「實施例8～14、比較例2」

除了使用硝化阻礙抑制劑(三菱麗陽株式會社制，「ノンライザー(nonriser)」)作為硝化阻礙物質，並且將ノンライザー的添加量如表2所示地變更以外，與實施例1同樣地實施進行廢水處理，測定總除氮率、總有機體除碳率和硝酸態氮濃度。結果於表2表示。

此外，從toc分析值計算的結果，ノンライザー中含有相對於總質量為95質量％的作為硝化阻礙物質的1-脒基-2-硫脲。

[表1]

[表2]

實施例1～7與比較例1相比較，總除氮率高。此外，48小時後的過濾液中的硝酸態氮濃度低，氨的硝化被抑制。尤其，添加了0.5gm/l以上的烯丙基硫脲的實施例2～7，總除氮率更高，硝酸態氮濃度更低。

實施例8～14與比較例2相比較，總除氮率高。此外，48小時後的過濾液中的硝酸態氮濃度低，氨的硝化被抑制。尤其，添加了0.5gm/l以上的ノンライザー的實施例9～14，總除氮率更高，硝酸態氮濃度更低。