CN102264651A - 生物学脱氮方法、装置、以及所用的载体 - Google Patents

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Abstract

本发明提供一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，在好氧条件下，使载体在流入反应槽的并且含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，所述载体在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧。在该生物学脱氮方法中，调整载体投入率(反应槽每单位体积的载体总表面积)，使得由该亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度。

Description

生物学脱氮方法、装置、以及所用的载体
技术领域
本发明涉及利用了以含有氨态氮等溶解性氮的被处理水为对象的厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法及脱氮装置、具备该脱氮装置的水处理系统、以及在该生物学脱氮方法及该脱氮装置中使用的菌担载用载体。更详细地说，本发明涉及下述的生物学脱氮方法及脱氮装置、具备该脱氮装置的水处理系统、以及在该生物学脱氮方法及该脱氮装置使用的菌担载用载体，其中在所述生物学脱氮方法中，可以减少对作为处理对象的被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制，同时可以以实用水平进行脱氮。
背景技术
目前，使用了以含有氨态氮的被处理水(例如污水)为对象、利用微生物菌进行脱氮的技术。该生物学脱氮技术中，通过硝化和脱氮两阶段生物反应，将被处理水中的氨态氮转换为氮气，并排出到系统外，其中在硝化工序中，在好氧条件下利用氧通过氨氧化菌的作用将氨态氮氧化为亚硝态氮，接着，通过亚硝酸氧化菌将亚硝态氮氧化为硝态氮，进而在脱氮工序中，利用有机物作为电子供体，将亚硝态氮及硝态氮在无氧条件下通过脱氮菌的作用转换为氮气。
但是，这样的生物学脱氮技术在硝化工序中需要大量的氧，另一方面，在脱氮工序中，需要添加大量甲醇等有机物，总之，使运行成本增大。作为解决这种技术问题的新型生物学脱氮技术，可以使用利用了厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法及生物学脱氮装置。在此，所谓厌氧氨氧化反应为利用厌氧氨氧化菌的生物反应，厌氧氨氧化菌为可以在厌氧条件下将氨态氮作为电子供体、将亚硝态氮作为电子受体，使两者反应而生成氮气的脱氮微生物群，是在脱氮时不需要添加有机物的脱氮微生物。
在专利文献1中公开了这种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法及生物学脱氮装置的例子。该生物学脱氮方法及生物学脱氮装置自被处理水的上游侧向下游侧大致由部分亚硝化槽、pH调节槽、脱氮槽构成。更详细地说，部分亚硝化槽将含有氨态氮的溶液在氨氧化菌的存在下曝气，将氨态氮的一部分氧化为亚硝态氮；脱氮槽在厌氧氨氧化菌的存在下，使部分亚硝化槽的被处理水中的亚硝态氮和氨态氮反应并转化为氮气；pH调节槽使脱氮槽中的被处理水循环回到部分亚硝化槽中并调节pH。根据这种构成的生物学脱氮方法及生物学脱氮装置，用于进行硝化的曝气动力小，并且不需要添加甲醇等有机物，可减少生成的污泥量。
但是，在这种生物学脱氮方法及生物学脱氮装置中，分别独立地设置部分亚硝化槽、pH调节槽及脱氮槽，并且在部分亚硝化槽及脱氮槽中分别需要调节部分亚硝化反应所需的pH值、以及脱氮反应所需的pH值，因此，作为生物学脱氮装置，设备成本昂贵，另外，作为生物学脱氮方法不能说是简单的方法。
例如，专利文献2中公开了解决了这种技术问题的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮装置及生物学脱氮方法。该生物学脱氮装置将部分亚硝化槽及脱氮槽作为单槽提供，在该单槽内，不需要进行pH值的调节，从而进行部分亚硝化反应及脱氮反应来脱氮。更详细地说，向待处理的被处理水流入的单槽内投入表面部分担载有两层微生物膜(在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种而存在于外侧、厌氧氨氧化菌作为优势种而存在于内侧)的载体，通过使载体在含有氨态氮的被处理水中流动，在好氧条件下，利用由亚硝酸型硝化菌引起的亚硝酸型硝化反应将氨态氮氧化为一部分亚硝态氮，接着，在由于存在亚硝酸型硝化菌而使被处理水中的氧被阻断的厌氧条件下，通过主要存在于微生物膜的内侧层上的厌氧氨氧化菌，使亚硝态氮和氨态氮反应从而转化为氮气以进行脱氮。根据这种利用了厌氧氨氧化反应的生物学脱氮装置及生物学脱氮方法，能够使设备简化从而降低成本，并且，不需要进行pH值的调节，由此也能够实现生物学脱氮方法的简化。
但是，在利用该厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法中，存在以下的技术问题。即，由于对作为处理对象的被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值存在限制，因此并不是只要是含有氨态氮的被处理水，就能够无条件地直接进行生物学脱氮。
更详细地说，根据现有的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，对于含有氨态氮的被处理水，能够利用以下的反应工艺进行脱氮。
(1)亚硝酸型硝化反应：NH4 ++1.5O2→NO2 -+H2O+2H+
(2)厌氧氨氧化反应：0.75NH4 ++NO2 -→0.77N2+0.19NO3 -+1.5H2O+0.10H-
更具体的说，在好氧条件下，在含有氨态氮的被处理水中，布置在其表面部分担载有两层微生物膜(在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧、有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被该亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧)的载体，由此，通过作为优势种存在于外侧的亚硝酸型硝化菌引发(1)的反应，即亚硝酸型硝化反应，由此生成亚硝酸。接着，基于被处理水中的氨态氮和生成的亚硝态氮，在以被亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于微生物膜的内侧层，由此，在满足了厌氧条件的状态下通过厌氧氨氧化菌引发(2)的反应，即厌氧氨氧化反应，从而生成了氮。
但是，在实施这种利用厌氧氨氧化反应的脱氮方法的过程中，如以下的反应式所示，通过硝酸型硝化菌的作用，所生成的亚硝酸被进一步氧化，生成硝酸。
(3)硝酸型硝化反应：NO2 -+0.5O2→NO3 -+H2O+2H+
因此，为了以实用的水平来实施利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，需要提高(1)的反应(即亚硝酸型硝化反应)所生成的亚硝酸的量，同时抑制(3)的反应，即硝酸型硝化反应，由此，需要确保(2)的反应(即厌氧氨氧化反应)所需的氨态氮和亚硝态氮。
在这一点上，作为对亚硝酸型硝化反应及硝酸型硝化反应产生影响的参数因子，可以考虑被处理水的氨态氮浓度、槽内的水温、DO值及pH值。
图8～图11分别是示出了被处理水的温度、被处理水中的DO(溶解氧量)、被处理水中的氨态氮浓度、及被处理水的pH对于亚硝酸型硝化菌及硝酸型硝化菌各自的生长速度或反应速度的影响的示意图。如图8所示，被处理水的温度越高，与硝酸型硝化菌相比，亚硝酸型硝化菌的生长速度越大，因此，优选被处理水的温度高。另外，如图9所示，被处理水中的DO(溶解氧量)越低，与亚硝酸型硝化菌相比，硝酸型硝化菌的反应速度越低，因此，被处理水中的DO在能够满足好氧条件的范围内优选较低。另外，如图10所示，被处理水中的氨态氮浓度越高，与亚硝酸型硝化菌相比，硝酸型硝化菌的反应速度越低，因此，优选被处理水中的氨态氮浓度高。另外，如图11所示，被处理水的pH越高，与亚硝酸型硝化菌相比，硝酸型硝化菌的生长速度越低，因此，优选被处理水的pH高。
如上所述，目前，为了提高由(1)的反应(即亚硝酸型硝化反应)产生的亚硝酸的量，同时抑制(3)的反应(即硝酸型硝化反应)，存在着对被处理水的氨态氮浓度、槽内的水温、DO值及pH值的限制，不能说只要是含有氨态氮的被处理水就可以无条件地利用厌氧氨氧化反应，从而以实用的水平脱氮，例如，处理对象被限定为工业废水、回流污水等在高温下氨态氮浓度高的废水，而城市污水及生活废水在较低温度下的氨态氮浓度相对较低，因此，难以直接应用。
现有技术文献
专利文献
专利文献1：日本特开2006-88092号公报
非专利文献
专利文献1：Journal of Zhejiang University SCIENCE B，2008，pp416-426，″Anaerobic ammonium oxidation for treatment ofammonium-rich wastewaters″
发明内容
鉴于以上的技术问题，本发明的课题在于，提供对处理对象即被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制得以减少，并且在简化脱氮工艺的同时能够确保实用水平的脱氮效率的利用了厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法及生物学脱氮装置、具备该生物学脱氮装置的水处理系统、以及在该生物学脱氮方法及该生物学脱氮装置中使用的菌担载用载体。
为了解决上述课题，根据本发明，提供一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，在好氧条件下，使载体在流入反应槽的含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应自被处理水中进行脱氮，所述载体在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧，其中，调整载体投入率(反应槽每单位体积的载体总表面积)，使得由该亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量为抑制硝酸型硝化反应的程度。
另外，根据本发明，提供一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中在好氧条件下，使载体在流入反应槽的含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，所述载体在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧，其中，调整被处理水相对于载体表面的流速，使得由该亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量为抑制硝酸型硝化反应的程度。
另外，根据本发明，提供一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中在好氧条件下，使载体在流入反应槽的含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，所述载体在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧，其中，调整载体投入率(反应槽每单位体积的载体总表面积)以及被处理水相对于载体表面的流速，使得由该亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量为抑制硝酸型硝化反应的程度。
本发明的生物学脱氮方法，着眼于被处理水中的载体投入率和/或载体表面的被处理水的流速，通过适当地调整它们，可减少对于处理对象即被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制，同时，利用厌氧氨氧化反应，可以以实用的水平进行脱氮。更详细地说，本发明的生物学脱氮方法，通过调整被处理水中的载体投入率和/或被处理水相对于载体表面的流速，越抑制了(3)的反应(即硝酸型硝化反应)，越提高了由(1)的反应(即亚硝酸型硝化反应)所生成的亚硝酸的量，由此确保了(2)的反应(即厌氧氨氧化反应)所需的氨态氮和亚硝态氮。
本发明的生物学脱氮方法更具体地说按照如下的工艺进行。首先，基于被处理水中的溶解性氮浓度，调整载体投入率。在此，载体投入率是指反应槽的每单位体积的载体总表面积。例如，在被处理水中的溶解性氮浓度低的情况下，降低载体投入率。其次，使载体在反应槽内以均匀分布的状态流动。由此，能够确保单位时间、每载体表面积的氨负荷在整个反应槽内均匀遍及。在这种状态下，通过作为各载体表面部分的优势种而位于外侧的亚硝酸型硝化菌引发亚硝酸型硝化反应，但是，如上所述，在载体投入率降低时，载体的每单位表面积的氨负荷变大，因此，通过有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌的生长，载体的每单位表面积的亚硝酸型硝化菌的数量增加，从而以亚硝酸型硝化菌为优势种的外侧的微生物膜的膜厚增大，每载体表面积的氨态氮除去速度增大。
另外，调整载体表面的被处理水的流速来代替调整载体投入率，或同时调整载体投入率以及载体表面的被处理水的流速。例如，在被处理水中的溶解性氮浓度低的情况下，将载体表面的被处理水的流速提高。这样，当载体表面的被处理水的流速提高时，载体的每单位表面积上铵离子从液相向微生物膜移动的可移动速度增大，因此，通过有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌的生长，载体的每单位表面积的亚硝酸型硝化菌的数量增加，以亚硝酸型硝化菌为优势种的外侧的微生物膜的膜厚增大，并能够确保与铵离子的移动速度相平衡的脱氮速度。
这样，通过调整载体投入率和/或被处理水相对于载体表面的流速，当以亚硝酸型硝化菌为优势种的微生物膜的膜厚增大，由亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量增加，由该反应生成的亚硝酸的量为抑制硝酸型硝化反应的程度时，所生成的亚硝酸不会转换为硝酸，因此能够确保厌氧氨氧化反应中必需的亚硝酸。因此，载体的每单位表面积的脱氮速度增大，并能够确保与从液相向微生物膜移动的铵离子的移动速度相平衡的脱氮速度。另外，在载体中，即使如上所述微生物膜的膜厚增大，也需要采用可担载微生物膜的载体。
对于以上几点采用图12A～C进行更详细的说明。图12A～C是表示在载体的表面部分，朝向载体的内侧，DO值以及氨态氮浓度、亚硝态氮浓度、硝态氮浓度及氮气浓度如何变化的示意图，图12A是表示需要大量氧的早期生物学脱氮技术的图，图12B是表示利用厌氧氨氧化反应的现有生物学脱氮技术的图，图12C是表示本发明的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮技术的图。在各图中，矩形部分的横向长度是指在载体的表面部分担载的微生物膜的膜厚，图的上左侧为微生物膜的表面部分。另外，矩形部分的纵向长度表示氨态氮浓度、亚硝态氮浓度、硝态氮浓度及氮浓度的大小，例如，在图12C中，在微生物膜的表面部分，DO值及氨态氮浓度最大，但在朝向膜内方向(图的上右侧)上DO值及氨态氮浓度下降，亚硝态氮氮浓度增大，在DO值为零的位置，亚硝态氮浓度比氨态氮浓度大，此外，在朝向膜内的方向上硝态氮浓度及氮浓度增大，另一方面，氨态氮浓度及亚硝态氮浓度下降。
比较图12A至图12C，在图12A中，从微生物膜的表面部分开始硝态氮浓度增大，在氨态氮浓度成为零以后，硝态氮浓度占据整体，与此相对的是，在图12B和12C中，在DO值为零的位置，确保了亚硝态氮浓度及氨态氮浓度，由此，在厌氧条件下发生厌氧氨氧化反应，在此之后氮浓度和硝态氮浓度都增大。在图12B和图12C中，比较DO值为零的位置处的亚硝态氮浓度和氨态氮浓度，由于载体投入率和/或被处理水相对于载体表面的流速的调整导致微生物膜的膜厚不同，在微生物膜的膜厚大的图12C中，亚硝态氮浓度高，由此抑制了之后的硝酸型硝化反应。
根据本发明的优选实施方案，优选调整载体投入率，使得流入溶解性氮负荷为4.0～11.5g/m2载体/天。另外，作为具体的载体投入率，优选调整为4～40m2/m3。另外，本发明中，优选一边搅拌被处理水使得反应槽内的被处理水的最大流速为0.7m/sec以上一边实施。另外，本发明中，优选在将被处理水的ORP(氧化还原电位)设定为-150mV以下的状态下实施，更优选在-300mV以下的状态下实施。另外，本发明更优选不使活性污泥流入反应槽来实施。另外，作为本发明处理对象的含有溶解性氮的被处理水也可以为常温且溶解性氮浓度为50mg/L以下的废水。
为了实现上述课题，根据本发明，提供一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮装置，包括：反应槽，含有溶解性氮的被处理水流入其中；载体，其布置在该反应槽内，在其表面部分担载有两层微生物膜，该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧、厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧；流动装置，其布置在该反应槽内，使该载体在被处理水中流动；以及散气装置，其布置在该反应槽内，向被处理水提供氧，其中，所述流动装置为具有如下程度搅拌力的搅拌装置：通过调整所述载体表面部分的被处理水的流速，可调整每单位膜表面积上铵离子向微生物膜移动的移动速度。
根据具有以上构成的生物学脱氮装置，通过使用具有如下程度搅拌力的搅拌装置：通过调整载体表面部分的被处理水的流速，可调整每单位膜表面积上铵离子向微生物膜移动的移动速度，从而能够将由亚硝酸型硝化菌(其作为优势种存在于在载体的表面部分担载的两层微生物膜中的外侧层)的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量提高到抑制硝酸型硝化反应的程度，由此能够确保厌氧氨氧化反应所需的氨态氮及亚硝态氮。
另外，在现有技术中，分别设置进行亚硝酸型硝化反应的亚硝化槽、以及进行厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化槽，在各个槽内进行pH的调整，然而通过在同一槽内进行亚硝酸型硝化反应及厌氧氨氧化反应，就可以不需要进行这种pH调整。根据本发明的优选实施方案，所述搅拌装置可以是通风管曝气装置。
为了实现所述课题，根据本发明，提供一种含有溶解性氮的被处理水的水处理系统(第一水处理系统)，所述水处理系统包括：本发明所述的生物学脱氮装置；第一沉淀槽，其设置在所述生物学脱氮装置的反应槽的上游侧，使固体有机物自被处理水中沉淀；用于添加凝集剂的凝集剂添加装置，该凝集剂用于将所述反应槽中被生物学脱氮后的被处理水中的固体有机物和/或磷凝集；第二沉淀槽，其设置在所述反应槽的下游侧，使通过该凝集剂添加装置凝集的固体有机物和/或磷沉淀。
另外，根据本发明，提供一种含有溶解性氮的被处理水的水处理系统(第二水处理系统)，所述水处理系统包括：本发明所述的生物学脱氮装置；凝集剂添加装置，其用于添加使被处理水中的固体有机物和/或磷凝集的凝集剂；第一沉淀槽，其设置在本发明所述的生物学脱氮装置的反应槽的上游侧，使通过所述凝集剂添加装置而被凝集的固体有机物和/或磷沉淀；第二沉淀槽，其设置在所述反应槽的下游侧，使固体物质沉淀。
根据具有以上构成的水处理系统，通过利用厌氧氨氧化反应进行脱氮，能够降低被处理水脱氮时所必需的氧气量，同时，由于使用担载有菌的载体来代替进行脱氮时的活性污泥，因此不需要使活性污泥返流至反应槽的设备，同时，在不可避免地混入到活性污泥中的固体有机物发生分解时，不消耗氧，总之，能够显著地降低含有氨态氮的被处理水在水处理时所必需的氧气量。
另外，第一水处理系统和第二水处理系统在具有本发明的生物学脱氮装置这一点上是相同的，但是，在以下方面两者不同：在第一水处理系统中，对于在反应槽中被生物学脱氮后的被处理水，利用凝集剂添加装置添加凝集剂，在反应槽的下游侧的第二沉淀槽中使凝集的固体有机物和/或磷沉淀；与此相对，在第二水处理系统中，对于在反应槽中被生物学脱氮之前的被处理水，利用凝集剂添加装置添加凝集剂，在反应槽的上游侧的第一沉淀槽中使凝集的固体有机物和/或磷沉淀。
为了实现上述课题，根据本发明，提供一种利用厌氧氨氧化反应从被处理水中脱氮的载体，其在表面部分担载有两层微生物膜(在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧)，在好氧条件下，使该载体在含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，其中，即使该亚硝酸型硝化菌生长至由该亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度，从而该微生物膜的厚度增大，该载体也具有能够担载该微生物膜的吸水特性和/或亲水特性，并且，具有耐受由于该载体在被处理水中流动而作用于该载体的剪切力这样的强度特性。
根据具有以上构成的载体，即使该亚硝酸型硝化菌生长至由该亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度，从而该微生物膜的厚度增大，也具有能够担载这种厚度的微生物膜的吸水特性和/或亲水特性，并且，通过提高载体表面部分的被处理水的流速，使载体的每单位表面积上铵离子从液相向微生物膜移动的可移动速度增大时，该载体具有耐受由于该载体在被处理水中流动而作用于该载体的剪切力这样的强度特性，因此，能够减少对处理对象即被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制，并且利用厌氧氨氧化反应，能够以实用水平的脱氮效率进行脱氮。
根据本发明优选的实施方案，所述载体可以由以亲水性TPU树脂为主成分的吸水性聚氨酯树脂构成。另外，在所述载体中可以添加作为交联剂的疏水性预聚物。
如上所述，现有技术中，对于亚硝酸型硝化反应的促进以及硝酸型硝化反应的抑制，通过调整处理对象即被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值分别进行处理，但在本发明中，利用亚硝酸的生成有利于硝酸型硝化反应的抑制这一点，同时实现亚硝酸型硝化反应的促进和硝酸型硝化反应的抑制，因此，通过在抑制硝酸型硝化反应的程度的情况下进行亚硝酸型硝化反应的促进，能够减少对于处理对象即被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制，并且，可利用厌氧氨氧化反应，以实用的水平进行脱氮。
附图说明
图1是本发明实施方案的水处理系统的示意图；
图2是本发明实施方案的反应槽周围的示意图；
图3是在本发明实施方案的反应槽内使用的载体的截面示意图；
图4是表示本发明实施例1中反应槽流入水的溶解性氮浓度、反应槽流入水的NH4-N浓度、反应槽流出水的溶解性氮浓度及反应槽流出水的NH4-N浓度各自随时间变化的图表；
图5是表示本发明实施例2中在载体投入率为90m2载体总表面积/m3槽体积的情况下离子氮浓度、NOX-N浓度及NH4-N浓度各自随时间变化的图表；
图6是表示本发明实施例2中在载体投入率为30m2载体总表面积/m3槽体积的情况下离子氮浓度、NOX-N浓度及NH4-N浓度各自随时间变化的图表；
图7是表示本发明实施例2中在载体投入率为7.5m2载体总表面积/m3槽体积的情况下离子氮浓度、NOX-N浓度及NH4-N浓度各自随时间变化的图表；
图8是表示亚硝酸型硝化菌及硝酸型硝化菌各自的生长速度随水温如何变化的图表；
图9是表示亚硝酸型硝化菌及硝酸型硝化菌各自的反应速度随DO值如何变化的图表；
图10是表示亚硝酸型硝化菌及硝酸型硝化菌各自的反应速度随氨态氮浓度如何变化的图表；
图11是表示亚硝酸型硝化菌及硝酸型硝化菌各自的生长速度随pH值如何变化的图表；
图12A是将载体厚度方向上的氨态氮浓度、亚硝态氮浓度及硝态氮浓度的分布与DO值的变化一同示出的示意图，其表示利用氨氧化菌及亚硝酸氧化菌进行硝化的现有技术的情况；
图12B是将载体厚度方向上的氨态氮浓度、亚硝态氮浓度及硝态氮浓度的分布与DO值的变化一同示出的示意图，其表示利用氨氧化菌及厌氧氨氧化菌进行脱氮的现有技术的情况；
图12C是将载体厚度方向上的氨态氮浓度、亚硝态氮浓度及硝态氮浓度的分布与DO值的变化一同示出的示意图，其表示利用氨氧化菌及厌氧氨氧化菌进行脱氮的本发明的情况；
图13是表示溶解性氮除去率、NO2-N生成浓度及NO3-N生成浓度随着DO/溶解性氮负荷的比值如何变化的图表；
图14是表示溶解性氮除去率、NO2-N生成浓度及NO3-N生成浓度随着DO/溶解性总有机碳负荷的比值如何变化的图表；
图15是表示反应槽中曝气量的调整方法的一个例子的示意图；
图16是表示被处理水的ORP的调整方法的一个例子的示意图；
图17是表示溶解性氮除去速度及NO3-N生成浓度随着流入溶解性氮负荷如何变化的图表；
图18是表示溶解性氮除去率随着反应槽流入水的氧化还原电位如何变化的图表；
图19是利用本发明的生物学脱氮方法进行脱氮，使用活性污泥除去溶解性有机物和磷时的情况的流程图。
具体实施方式
下面参照附图详细说明具有本发明的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮装置的水处理系统的实施方案。如图1所示，该被处理水的处理系统10自被处理水的上游侧向下游侧起大致由第一沉淀槽12、反应槽14、搅拌槽16、第二沉淀槽18、DO计20及PO4计22、凝集剂注入泵24构成。
在本发明中成为处理对象的被处理水为含有溶解性氮的含氮液体，除了氨态氮之外，还可以含有亚硝态氮、有机氮、除此之外的氮，该含氮液体可以是污水、人粪尿、食品废水、工厂废水、以及除此之外的工业废水等。本发明的特征在于，减少了对处理对象即被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制，并且可利用厌氧氨氧化反应以实用的水平进行脱氮，即使对于例如常温且溶解性氮浓度为50mg/L以下的低氮浓度的城市污水或生活废水也可以适用。
设置第一沉淀槽12的目的为使固体从流入该槽内的待处理的被处理水中沉淀并除去，并使该槽内的上清液通过连接配管而流入下游侧的反应槽14中。另外，将滞留于第一沉淀槽12底部的污泥定期地从第一沉淀槽12中除去，输送到污泥处理设施中直接进行处理。
反应槽14为单槽，内部通过隔壁30而分割为3个部分，隔开的3个部分彼此连通。传统情况下，分别设置进行亚硝酸型硝化反应的亚硝化槽、以及进行厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化槽，在亚硝化槽中，进行如下亚硝化工序：在好氧条件下将被处理水中的氨态氮通过氨氧化细菌的作用而氧化为亚硝态氮，另一方面，在亚硝化槽中，进行如下厌氧氨氧化反应工序：将亚硝态氮作为电子受体，将残留的氨态氮作为电子供体，通过自养微生物的作用生成氮气；但是在所述单槽内，进行这些好氧亚硝化工序及厌氧氨氧化反应工序。
更详细地说，向反应槽14中投入担载有菌的载体26，并且，设置散气装置，对于从第一沉淀槽12通过配管而输送来的被处理水，通过散气装置送入氧气，并且，搅拌被处理水，由此使担载有菌的载体26在被处理水中流动，使其均匀分布在被处理水中。
如图3所示，载体26为粒状树脂制载体，载体26的大小及形状可以是任意的，只要即使载体26在被处理水中流动，其也能够保持菌即可。例如，载体26可以为圆柱形、球形等，外形尺寸可以是数mm左右。如图3所示，在载体26的表面部分的亚硝酸型硝化区域主要担载亚硝酸型硝化菌，在厌氧氨氧化反应区域主要担载厌氧氨氧化反应菌。另外，在亚硝酸型硝化区域中，除亚硝酸型硝化菌之外，也可以担载将除了氨之外的溶解性氮分解成氨的好氧菌。更详细地说，载体26在其表面部分担载有两层微生物膜，该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧。由此，在被处理水中的载体26中，作为优势种位于更外侧的亚硝酸型硝化菌限制为好氧条件，而位于更内侧的厌氧氨氧化反应菌以被亚硝酸型硝化菌包围的状态确保了厌氧条件。在两层微生物膜的外侧层，除了亚硝酸型硝化菌之外，还担载将除了氨之外的溶解性氮分解成氨的好氧菌时，在将除氨之外的溶解性氮通过该好氧菌分解为氨之后，提供给由亚硝酸型硝化菌进行的亚硝酸型硝化反应。
作为有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌，可以列举属于Nitorosomonas属的菌等。作为将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌，可以列举属于Bacillus属的菌等。
作为载体26的材料，如以下说明的那样，需要具有耐受由散气装置的强搅拌力引起的、作用于各载体26的表面部分的剪切力这样的强度特性，并且具有当各载体26在被处理水中流动期间，可以将亚硝酸型硝化菌及厌氧氨氧化反应菌保持在表面部分的吸水性或亲水性。尤其是在本发明中，根据溶解性氮浓度调整载体投入率，由此，需要具有如下特性：将以存在于载体26表面部分的亚硝酸型硝化菌作为优势种的微生物膜的膜厚增大时，即使膜厚增大，也能够保持亚硝酸型硝化菌及厌氧氨氧化反应菌。
在该方面，作为载体26的材料，例如可以是发泡吸水性聚氨酯，尤其是具有相对高浓度的以亲水性树脂TPU(热塑性聚氨酯树脂)为主要成分的吸水性聚氨酯，为确保强度特性，优选添加作为疏水性预聚物的交联剂。
在载体的表面部分担载两层微生物膜(该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧)时，例如，在使载体的表面少量付着含有这些菌的污泥后，将该载体投入到容纳有污水等含有溶解性氮的水的槽中，放置数日，使菌生长。由于上述亚硝酸型硝化菌及好氧菌在好氧条件下生长，上述厌氧氨氧化菌在厌氧条件下生长，因此，即使不进行特別的操作，微生物膜的外侧层以上述亚硝酸型硝化菌及好氧菌为优势种，而内侧层以厌氧氨氧化菌为优势种。
散气装置不是传统上使用的扩散器，而是具备使氧溶解于被处理水中的功能、以及使被处理水与被处理水中的载体26一起流动的搅拌功能的散气装置。在这一点上，例如，通风管曝气装置28适合。图2示出图1中被隔壁30分隔成三个部分的反应槽14中的一个部分。如图1及图2所示，通风管曝气装置28为已知的，其基本结构包括：在下端设置有叶轮40的旋转轴42、与旋转轴42连结的驱动装置44、位于叶轮40的正下方的散气管46、与散气管46连通的鼓风机32、具有与叶轮40的直径大致相同的直径且从叶轮40向下方延伸的尾水管48，通过驱动装置44使旋转轴42旋转并通过叶轮40搅拌被处理水，并且，由鼓风机32通过散气管46向被处理水中送入空气，通过尾水管48向槽底部导入被处理水和气泡，从而提高底部的搅拌力，并且，提高了氧溶解效率。鼓风机32与DO计20连接，根据由DO计20测量的被处理水中的DO值，调整自鼓风机32送入的空气量(曝气量)，以使被处理水中的DO值为合适的值。
图13是表示通过本发明的生物学脱氮方法脱氮后的被处理水中的溶解性氮的除去率、NO2-N生成浓度及NO3-N生成浓度随DO/溶解性氮负荷的比值如何变化的图表。如该图表所示，在DO/溶解性氮负荷的比值过低时，在两层微生物膜内，以亚硝酸型硝化菌为优势种的外侧层中不能确保充分的氧浓度，因此，由亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量不足，仅能获得低的脱氮率。另一方面，在DO/溶解性氮负荷的比值过高时，利用过剩的氧，由亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸进一步被硝酸型硝化反应氧化而生成硝酸，并且，氧到达两层微生物膜内的以厌氧氨氧化菌为优势种的内侧层，从而不能充分满足厌氧条件，因此，不能促进厌氧氨氧化反应，仅能获得低的脱氮率。
这样，DO在脱氮反应中必须足量供给至必要量，但是，DO不仅在脱氮反应中，而且也被被处理水中的有机物所消耗，因此，仅基于溶解性氮负荷难以将曝气量调整为适当的值。图14是表示通过本发明的生物学脱氮方法脱氮后的被处理水中溶解性氮的除去率、NO2-N生成浓度及NO3-N生成浓度随DO/溶解性总有机碳负荷的比值如何变化的图表。如该图表所示，DO/溶解性总有机碳负荷的比值低时，由于有机物对DO的消耗，难以确保脱氮反应所需量的DO，因此仅能获得低的脱氮率。
考虑这些方面时，反应槽14中的曝气量的调整更优选用图15所示的方法进行。即，在反应槽14的下游侧设置测量氨态氮(NH4-N)浓度的NH4-N计50、测量亚硝态氮(NO2-N)浓度的NO2-N计52、测量硝态氮(NO3-N)浓度的NO3-N计54，从而测量从反应槽14流出的被处理水的NH4-N浓度、NO2-N浓度及NO3-N浓度，并且如下述(a)～(c)的方式调整曝气量(向散气装置56提供的空气量)。
(a)若NO3-N浓度为某设定值以上则减少曝气量。
(b)若NO2-N浓度为某设定值以上则减少曝气量。
(c)若NH4-N浓度为某设定值以上则增加曝气量。
通过上述(a)及(b)能够抑制过度的曝气，通过(c)能够抑制曝气不足。另外，调整的优先顺序为(a)、(b)、(c)顺序。
如图1所示，在反应槽14的下游侧，经由中间设置有PO4计22的配管连接搅拌槽16，在搅拌槽16内设置有电动机驱动的搅拌装置。由此，利用PO4计测定在反应槽14中被亚硝酸型硝化菌和厌氧氨氧化菌处理后的被处理水的PO4浓度，且根据该PO4浓度，通过驱动凝集剂注入泵24而向搅拌槽16内的被处理水中提供用于凝集固体有机物和/或磷的凝集剂(例如聚氯化铝(PAC))，并且，通过搅拌装置搅拌被处理水，以除去被处理水中的固体有机物和/或磷直至规定浓度。
在搅拌槽16的下游经由配管设置第二沉淀槽18，在搅拌槽16中被凝集剂凝集后的固体有机物和/或磷在该第二沉淀槽18内进行沉淀。将沉淀的磷定期地从第二沉淀槽18的底部抽出，输送到污泥处理设施进行处理。另一方面，第二沉淀槽18内的上清液作为脱氮除磷完成后的处理水被输送到系统之外。另外，也可以将PO4计22、凝集剂注入泵24及搅拌槽16设置在第一沉淀槽12的上游侧。在该情况下，在反应槽14中向生物学脱氮之前的被处理水中添加凝集剂，在设置于反应槽14上游侧的第一沉淀槽12内，被凝集剂凝集的固体有机物和/或磷沉淀，在设置于反应槽14下游侧的第二沉淀槽18中，脱氮除磷完成后的处理水中所含有的固体发生沉淀。
下面，对具有以上构成的水处理系统10的作用进行详细地说明。首先，将待处理的被处理水提供到第一沉淀槽12。在第一沉淀槽12内，将被处理水中的异物沉淀，另一方面，将第一沉淀槽12内的上清液通过配管输送至反应槽14。另外，将在第一沉淀槽12内的底部沉淀的污泥相应地抽出，输送至污泥处理设施进行处理。
其次，将被处理水在反应槽14内通过本发明的生物学脱氮方法进行脱氮。更详细地说，用通风管曝气装置28搅拌流入反应槽14内的被处理水，如图2中箭头所示，在表面部分担载有亚硝酸型硝化菌和厌氧氨氧化反应菌的多个载体26在被处理水中均匀地流动，并且，通过通风管曝气装置28将空气送入被处理水中。这时，由DO计20测定被处理水中的溶解氧浓度，由此，控制通风管曝气装置28的鼓风机32，以在被处理水中形成预定的好氧条件。另外，基于流入反应槽14内的被处理水的溶解性氮浓度，预先调整投入到被处理水中的载体26的载体投入率。
更具体地说，载体投入率被定义为反应槽14每单位体积的载体26的表面积，通过增减投入到反应槽14内的载体26的数量，能够调整这种载体投入率。在这种状态下，首先，流入反应槽14内的被处理水通过在各载体26的表面部分担载的微生物膜外侧层上的优势种亚硝酸型硝化菌，在好氧条件下发生亚硝酸型硝化反应，将氨态氮转换为亚硝态氮。这时，通过预先调整载体投入率，例如，通过降低载体投入率，能够通过亚硝酸型硝化反应使以亚硝酸型硝化菌为优势种的微生物膜的厚度增大。在该情况下，各载体26具有耐受因散气装置的强搅拌力引起的并作用于各载体26表面部分的剪切力这样的强度特性，且具有当各载体26在被处理水中流动时，可将亚硝酸型硝化菌及厌氧氨氧化反应菌保持在表面部分这样的吸水性或亲水性，因此，能够防止由这种菌的生长导致的微生物膜膜厚增大所引起的菌从载体26中脱离、或载体自身破损这样的事情发生。
或者，基于被处理水相对于载体26的表面部分的流速越快，则每单位膜表面的铵离子向微生物膜的移动速度越快这样的认识，可通过通风管曝气装置28增大对被处理水的搅拌力，由此，使被处理水相对于在表面部分担载有菌的载体26的表面部分的流速增大，以提高每单位膜表面积上铵离子向微生物膜的移动速度，由此，由亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量能够为抑制硝酸型硝化反应的程度。或者，在调整载体投入率的同时，一并调整由通风管曝气装置28引起的被处理水的搅拌力，由此来调整被处理水相对于载体表面的流速，从而进一步提高脱氮效率。
由此，载体26的每单位表面积的溶解性氮的脱去速度提高，进一步促进了亚硝酸型硝化反应，生成了亚硝酸。在该情况下，亚硝酸的生成是在抑制硝酸型硝化反应的程度下产生的，由此生成亚硝酸，但是，若生成的亚硝酸未被转换为硝酸，则能够确保厌氧氨氧化反应中所必需的亚硝态氮。如上，通过调整被处理水中的载体投入率和/或被处理水相对于载体表面的流速，能够将由亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量提高到抑制硝酸型硝化反应的程度，由此，可确保厌氧氨氧化反应中所必需的氨态氮和亚硝态氮。
接着，通过担载于各载体26表面部分的两层微生物膜的内侧层的优势种即厌氧氨氧化菌，在伪厌氧条件下发生厌氧氨氧化反应，将氨态氮和亚硝态氮转换为氮。
接着，将被处理水通过配管输送至搅拌槽16。这时，基于由PO4计测定的PO4浓度来控制凝集剂注入泵24，由此，调整供给到搅拌槽16中的凝集剂的量，并且搅拌被处理水，利用凝集剂来凝集PO4。接着，将被处理水通过配管输送到第二沉淀槽18，在此凝集的固体有机物和/或磷发生沉淀，之后将沉淀污泥输送至污泥处理设施进行处理。第二沉淀槽18内实施了生物学脱氮除磷处理后的上清液作为其它用途处理水被再利用或进行处理。如上所述，由本发明的水处理系统10实施的水处理完成。另外，该水处理也可以使被处理水连续地流入进行连续地处理，也可以根据情况进行分批处理。
根据具有以上构成的水处理系统10，利用厌氧氨氧化反应进行脱氮，由此，可以降低将被处理水进行脱氮时所需的氧气量，并且，由于在进行脱氮时使用了担载有菌的载体来代替活性污泥，因此，不需要将活性污泥返回反应槽的设备，同时，在不可避免地混入活性污泥中的固体有机物发生分解时，也不消耗氧气，总之，能够显著降低含有氨态氮等溶解性氮的被处理水在水处理时所需的氧气量。
另外，在实施本发明的生物学脱氮方法时，优选调整载体投入率以使得流入溶解性氮负荷为4.0～11.5g/m2载体/天。图17是表示溶解性氮除去速度及NO3-N生成浓度随着流入溶解性氮负荷如何变化的图表。如该图表所示，在流入溶解性氮负荷为4.0～11.5g/m2载体/天的范围时，溶解性氮除去速度大致呈直线上升，溶解性氮除去率(图表中的直线斜率)最大。在流入溶解性氮负荷不足4.0g/m2载体/天时，NO3-N生成浓度高，因此，认为难以抑制硝酸型硝化反应，在流入溶解性氮负荷超过11.5g/m2载体/天时，溶解性氮除去速度开始降低。
作为具体的载体投入率，优选调整为4～40m2/m3，只要大致调整到该范围内，就能够将由亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量提高到抑制硝酸型硝化反应的水平，从而获得高的溶解性氮除去率。另外，本发明优选一边搅拌被处理水使得反应槽内被处理水的最大流速为0.7m/sec以上一边实施。通过这种搅拌，被处理水相对于载体表面的流速提高，结果能够将由亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量提高到抑制硝酸型硝化反应的程度，从而获得高的溶解性氮除去率。
另外，本发明的生物学脱氮方法优选在将被处理水的ORP(氧化还原电位)设定为-150mV以下的状态下实施，更优选在设定为-300mV以下的状态下实施。图18是表示溶解性氮除去率随着反应槽流入水的氧化还原电位如何变化的图表。如该图表所示，在反应槽流入水的氧化还原电位为-150mV以下、尤其是在-300mV以下的情况下，可获得高的溶解性氮除去率，另一方面，在超过-150mV时溶解性氮除去率急剧下降。
在被处理水的ORP高的情况下，作为使ORP降低的方法，可以列举向被处理水中注入还原剂的方法。例如图16所示，在反应槽14的前段(上游侧)设置ORP调整槽57，用ORP计58测量流入ORP调整槽57内的被处理水的ORP，控制还原剂注入泵60以使得ORP为预定值，从而调整注入到ORP调整槽57内的还原剂的量。这样，通过还原剂的注入，ORP被调整为预定值的被处理水流入后段(下游侧)的反应槽14。作为还原剂，可以使用在第一沉淀槽的抽取污泥等水处理工序中生成的污泥，也可以使用工业生产的化学品。作为化学品，优选使用不易被处理水中含有的有机物氧化的物质，例如，优选使用硫化钠。
另外，脱氮通过本发明的生物学脱氮方法来进行，溶解性有机物和磷的除去也可以使用活性污泥来进行，但是，在该情况下，本发明的生物学脱氮方法所进行的脱氮优选在不使活性污泥流入反应槽的情况下实施。当活性污泥流入反应槽中时，有可能妨碍本发明的生物学脱氮方法中由菌引发的反应。图19是通过本发明的生物学脱氮方法进行脱氮，并使用活性污泥除去溶解性有机物和磷时的情况的流程图。这样，在第一沉淀槽12和反应槽14之间设置厌氧槽62，在反应槽14和第二沉淀槽18之间设置好氧槽64，并且，设置从第一沉淀槽12不经由反应槽14而到达好氧槽64的旁路66、从第二沉淀槽18返回厌氧槽62的返回路68，由此，不会使活性污泥流入反应槽14内，而能够使用活性污泥除去溶解性有机物和磷。
具体而言，首先，在厌氧槽62内，利用活性污泥除去被处理水中的溶解性有机物。之后，使厌氧槽62内的被处理水伴随活性污泥流入第一沉淀槽12，在第一沉淀槽12内活性污泥和固体有机物沉降分离。这样，不含活性污泥和固体有机物的上清液流入反应槽14，在反应槽14内通过本发明的生物学脱氮方法除去氮之后，流入好氧槽64。另一方面，在第一沉淀槽12中沉降分离的活性污泥不会流入反应槽14内，而通过旁路66，流入好氧槽64。这样，流入好氧槽64中的活性污泥同样摄取流入好氧槽64中的已脱氮的被处理水中所含有的磷并蓄积。接着，通过由活性污泥摄取磷而除去了磷的被处理水与蓄积有磷的活性污泥一起移动到第二沉淀槽18，在第二沉淀槽18内活性污泥和其它的固体沉降分离。另外，不含活性污泥和固体的上清液(除去了氮、磷、溶解性有机物的被处理水)被输送至系统之外，另一方面，沉降分离的活性污泥的一部分作为剩余污泥被排出系统之外，残余部分在蓄积有磷的状态通过返回路68而返回厌氧槽62。这样，返回至厌氧槽62的活性污泥在厌氧槽62内释放出蓄积的磷，并且，再次除去被处理水中的溶解性有机物。另外，在活性污泥从好氧槽64向第二沉淀槽18移动的过程中，也可以向该活性污泥中添加凝集剂，使磷凝集。
这样，活性污泥以绕过反应槽14进行循环的方式操作，由此，被处理水的脱氮通过本发明的生物学脱氮方法、而不使活性污泥流入反应槽14中来进行，溶解性有机物和磷的除去可以使用活性污泥来进行。另外，这样，在反应槽14的上游侧存在厌氧槽62时，厌氧槽62发挥使被处理水的ORP降低的作用，因此，如前所述即使不添加还原剂，也能够使被处理水的ORP降低到适当的范围，与添加还原剂的情况相比，运行成本降低。
以上详细地说明了本发明的实施方案，但是，在不脱离本发明范围的范围内，本领域技术人员可以进行各种的变型或变更。例如，在本实施方案中，调整载体投入率时，通过调整投入到反应槽内的载体的数量来进行，但是，不限于此，例如，也可以通过改变载体的表面形状，由此改变载体的表面积来调整载体投入率。另外，在本实施方案中，对由隔壁隔开单一的反应槽内部的情况进行了说明，但不限于此，例如，也可以不利用分隔壁隔开，而将反应槽内部设定为单一的空间。另外，在本实施方案中，对通过配管连接水处理系统的各槽时的情况进行了说明，但是不限于此，例如，也可以不使用配管而采用溢流方式。另外，在本实施方案中，对采用通风管曝气装置作为搅拌装置时的情况进行了说明，但不限于此，只要能够获得对被处理水必要的搅拌力，也可以是其它的搅拌装置。另外，在本实施方案中，对聚氨酯树脂制成的载体的情况进行了说明，但不限于此，也可以是其它种类的树脂，只要即使亚硝酸型硝化菌生长至由亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度，从而微生物膜的厚度增大，其也具有能够担载该微生物膜这样的吸水特性及/或亲水特性，并且具有耐受通过该载体在被处理水中流动而作用于该载体的剪切力这样的强度特性即可。
实施例
以下基于实施例更详细地说明本发明，但本发明不限于这些实施例。
[实施例1]
本发明人使用上述实施方案中记载的反应槽14，以通常的污水为对象在实用水平下进行试验，通过通风管曝气装置，使作为被处理水的污水散气，同时，在进行搅拌以使表面部分担载有亚硝酸型硝化菌及厌氧氨氧化菌的载体在污水中流动时，通过调整载体投入率，确认了能够减少对被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制，并且能够确保实用水平的脱氮效率。在此，所谓脱氮效率是指每单位时间、每单位反应体积的脱氮量。
表1示出的是将此次的操作条件(本发明实施例中的操作条件)与专利文献2中所公开的操作条件的比较。表2示出了此次采用的载体26的规格。无论哪一种操作条件，在反应槽14内都使用表面部分担载有两层微生物膜(该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被该亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧)的载体26，利用在微生物膜外侧层上作为优势种存在的亚硝化型硝化菌在好氧条件下产生亚硝化型硝化反应，由此，使得氨态氮的一部分转换为亚硝态氮，接着，利用在微生物膜内侧层上作为优势种存在的厌氧氨氧化菌在厌氧条件下使得氨态氮及亚硝态氮转换为氮。但是，在此次的操作条件中，通过搅拌装置使载体流动，与之相对的是，在专利文献2所公开的操作条件下，载体被固定。如表1所示，在此次的操作条件下，被处理水的条件为：水温为15～29℃，流入氨态氮浓度为10～15mg/L，DO值为2.5～3.0mgO2/L，与之相对，在专利文献2中所公开的操作条件中，被处理水的水温为20℃以上，流入氨态氮浓度为200mg/L以上，DO值为0.5mgO2/L以下，比较两者，此次的操作条件以常温且氨态氮浓度为低浓度的被处理水作为对象，能够减少对于DO值的限制。
如表1及表2所示，在此次的操作条件中，载体26为粒状树脂制载体，采用了由含有84.5％的亲水性树脂、6.5％的交联剂的吸水性聚氨酯树脂构成的载体。由此，尽管担载于载体26表面部分的亚硝化型硝化菌及厌氧氨氧化菌的生长导致微生物膜的膜厚增大，该载体仍可担载菌，具备可耐受由进行曝气及搅拌的通风管曝气装置28引起的搅拌力而作用于载体26的表面部分的剪切力这样的强度特性。与之相对，在专利文献2所公开的操作条件中，使用扩散器曝气，与此次的操作条件相比，对被处理水的搅拌力设定为较小。
在此次的操作条件中，如表2所示，载体投入率为15m2载体总表面积/m3槽体积，由此，流入氨态氮负荷维持为6.0～9.0g/m2载体/天。与之相对，如表1所示，在专利文献2所公开的操作条件下，在使用载体的情况下，流入氨态氮负荷为1～8g/m2载体/天。在这种操作条件下进行被处理水的生物学脱氮时，与专利文献2公开的操作条件相比，此次的操作条件尽管减少了对被处理水的氨态氮浓度、槽内的水温、DO值及pH值的限制，但是能够确保实用水平的脱氮效率。
据认为，这是由于，在此次的操作条件下，载体投入率为低水平，因此增大了各载体26的微生物膜的厚度，并且，在通过通风管曝气装置28使载体26在被处理水内流动时，提高了被处理水相对于载体26表面部分的流速，由此，载体的每单位表面积上的氨态氮的除去速度增大，以可以抑制硝酸型硝化反应的程度促进了亚硝酸型硝化反应，与之相对，在专利文献2的操作条件下，载体投入率高，由此不会使这种微生物膜的膜厚增大，需要分别进行亚硝酸型硝化反应的促进和硝酸型硝化反应的抑制。即，在专利文献2的操作条件下，据推测，通过将待处理的被处理水在反应槽内的温度设定为高温度，使亚硝酸型硝化菌的生长速度比硝酸型硝化菌的生长速度大，因此促进亚硝酸型硝化反应(参照图8)，另外，通过较高地设定流入氨态氮浓度，使亚硝酸型硝化菌的反应速度比硝酸型硝化菌的反应速度大，因此促进了亚硝酸型硝化反应(参照图10)，进一步通过将DO值设定为较低，使亚硝酸型硝化菌的反应速度比硝酸型硝化菌的反应速度大，因此促进了亚硝酸型硝化反应(参照图9)。
图4是表示在此次的操作条件下进行连续操作时，反应槽流入水的溶解性氮浓度、反应槽流入水的NH4-N浓度、反应槽流出水的溶解性氮浓度及反应槽流出水的NH4-N浓度随时间变化的图表。各浓度的测定从测定开始日的0时0分到次日的21时0分经过45个小时来进行。如该图表所示，即使反应槽流入水的溶解性氮浓度及NH4-N浓度大幅变动，反应槽流出水的溶解性氮浓度及NH4-N浓度的变动仍较小，因此可稳定地获得高的脱氮效率。
[表1]
Figure BPA00001391841100241
[表2]
*1：根据JIS K7311测定
[实施例2]
本发明人为了确认载体投入率对脱氮速度的影响，少量取出在上述实施例1中连续操作中所使用的载体，将其投入到容纳有以实际污水处理场的污水作为被处理水的烧杯中，并进行以下的实验(分批试验)。实验条件如下。
(共有条件)
(1)菌：亚硝酸型硝化菌及厌氧氨氧化菌
(2)菌担载法：使用圆柱状(φ4.0mm×L4.3mm)的聚氨酯树脂制载体，担载两层微生物膜，其中亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，厌氧氨氧化菌作为优势种以被该亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧。
(3)被处理水：污水处理场的曝气槽混合液的沉淀上清液
(4)水量：300mL(烧杯)
(5)DO供给法：曝气及搅拌
(实验条件)
(A)取出上述实施例1中在载体投入率为15m2载体总表面积/m3槽体积下使用的载体，对于300mL的被处理水的水量，投入这些载体使得载体投入率为90m2载体总表面积/m3槽体积，充分搅拌(图5)。
(B)取出上述实施例1中在载体投入率为15m2载体总表面积/m3槽体积下使用的载体，对于300mL的被处理水的水量，投入这些载体使得载体投入率为30m2载体总表面积/m3槽体积，充分搅拌(图6)。
(C)取出上述实施例1中在载体投入率为15m2载体总表面积/m3槽体积下使用的载体，对于300mL的被处理水的水量，投入这些载体使得载体投入率为7.5m2载体总表面积/m3槽体积，充分搅拌(图7)。
图5～图7示出了各实验条件的实验结果。在图5～图7中，[NOX-N]为[NO3-N](硝态氮浓度)和[NO2-N](亚硝态氮浓度)的合计，离子性氮为[NH4-N](氨态氮浓度)和[NOX-N]的合计，NH4-N减少速度(mgN/L/hr)为([NH4-N](0小时的浓度)+[NH4-N](4小时后的浓度))/4，NH4-N减少速度(mgN/m2载体表面积/hr)定义为NH4-N减少速度/载体表面积，离子性氮减少速度(mgN/L/hr)定义为(离子性氮(0小时的浓度)+离子性氮(4小时后的浓度))/4，离子性氮减少速度(mgN/m2载体表面积/hr)定义为离子性氮减少速度/表面积。比较图5～图7可看出，载体投入率越低，离子性氮减少速度(mgN/L/hr)或(mgN/m2载体表面积/hr)以及NH4-N减少速度(mgN/L/hr)或(mgN/m2载体表面积/hr)越大，另一方面，NOX-N增大速度(mgN/L/hr)或(mgN/m2载体表面积/hr)减少。在此，NH4-N减少速度可看做是硝化速度，另外，离子性氮减少速度可看做是厌氧氨氧化速度。
由此，本发明人通过以上的实验得出以下结论。
(1)载体投入率与作为氨态氮减少速度的硝化速度存在因果关系，载体投入率越高，硝化速度越低。
(2)载体投入率与亚硝酸型硝化反应存在因果关系，载体投入率越低，越能够促进亚硝酸型硝化反应，载体投入率高时，通过硝酸型硝化反应生成硝态氮。
(3)载体投入率与厌氧氨氧化反应存在因果关系，载体投入率越低，越能够促进厌氧氨氧化反应。
如上所述，本发明人确认了载体投入率对亚硝酸型硝化反应的促进、硝酸型硝化反应的抑制以及厌氧氨氧化反应的促进可产生影响。
工业实用性
根据本发明，利用了亚硝酸的生成有利于硝酸型硝化反应的抑制这一点，同时实现了亚硝酸型硝化反应的促进和硝酸型硝化反应的抑制，因此，通过在抑制硝酸型硝化反应的水平下促进亚硝酸型硝化反应，减少了对于处理对象即被处理水的氨态氮浓度、反应槽内的水温、DO值及pH值的限制，同时，利用厌氧氨氧化反应，可以以实用的水平进行脱氮，在这一点，作为处理对象即被处理水，对例如城市污水及生活废水等含有比较低浓度的氨态氮浓度的常温废水也可以直接适用，因此在工业上有用。
符号说明：
10、水处理系统
12、第一沉淀槽
14、反应槽
16、搅拌槽
18、第二沉淀槽
20、DO计
22、PO4计
24、凝集剂注入泵
26、载体
27、表面部分
28、通风管曝气装置
30、隔壁
32、鼓风机
40、叶轮
42、旋转轴
44、驱动装置
46、散气管
48、尾水管
50、NH4-N计
52、NO2-N计
54、NO3-N计
56、散气装置
57、ORP调整槽
58、ORP计
60、还原剂注入泵
62、厌氧槽
64、好氧槽
66、旁路
68、返回路

Claims (23)

1.一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，
在好氧条件下，使载体在流入反应槽的并且含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，所述载体在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧，其中，
调整载体投入率(反应槽每单位体积的载体总表面积)，使得由所述亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度。
2.如权利要求1所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，调整载体投入率，使得流入溶解性氮负荷为4.0～11.5g/m2载体/天。
3.如权利要求1所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，将载体投入率调整为4～40m2/m3。
4.如权利要求1所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，在将被处理水的ORP(氧化还原电位)设定为-150mV以下的状态下，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮。
5.如权利要求1所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，不使活性污泥流入反应槽，而利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮。
6.如权利要求1所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，含有溶解性氮的被处理水为常温且溶解性氮浓度为50mg/L以下的废水。
7.一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，
在好氧条件下，使载体在流入反应槽的并且含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，所述载体在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧，其中，
调整被处理水相对于载体表面的流速，使得由所述亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度。
8.如权利要求7所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，搅拌被处理水使得反应槽内被处理水的最大流速为0.7m/sec以上，同时利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮。
9.如权利要求7所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，在将被处理水的ORP(氧化还原电位)设定为-150mV以下的状态下，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮。
10.如权利要求7所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，不使活性污泥流入反应槽，而利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮。
11.如权利要求7所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，含有溶解性氮的被处理水为常温且溶解性氮浓度为50mg/L以下的废水。
12.一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，
在好氧条件下，使载体在流入反应槽的并且含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，所述载体在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，有利于厌氧氨氧化反应的厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧，其中，
调整载体投入率(反应槽每单位体积的载体总表面积)以及被处理水相对于载体表面的流速，使得由所述亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度。
13.如权利要求12所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，调整载体投入率，使得流入溶解性氮负荷为4.0～11.5g/m2载体/天。
14.如权利要求12所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，在将被处理水的ORP(氧化还原电位)设定为-150mV以下的状态下，利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮。
15.如权利要求12所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，不使活性污泥流入反应槽，而利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮。
16.如权利要求12所述的利用厌氧性氨氧化反应的生物学脱氮方法，其中，含有溶解性氮的被处理水为常温且溶解性氮浓度为50mg/L以下的废水。
17.一种利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮装置，包括：
反应槽，含有溶解性氮的被处理水流入其中；
载体，其布置在该反应槽内，在其表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧；
流动装置，其布置在所述反应槽内，用于使所述载体在被处理水中流动；
散气装置，其布置在所述反应槽内，用于向被处理水提供氧，其中，
所述流动装置为具有如下程度搅拌力的搅拌装置：其通过调整所述载体的所述表面部分的被处理水的流速，能够调整每单位膜表面积上的铵离子向微生物膜移动的移动速度。
18.如权利要求17所述的利用厌氧氨氧化反应的生物学脱氮装置，其中，所述搅拌装置为通风管曝气装置。
19.一种含有溶解性氮的被处理水的水处理系统，包括：
权利要求17所述的生物学脱氮装置；
第一沉淀槽，其设置在所述反应槽的上游侧，使固体有机物从被处理水中沉淀；
用于添加凝集剂的凝集剂添加装置，所述凝集剂用于凝集在所述反应槽中被生物学脱氮后的被处理水中的固体有机物和/或磷；以及
第二沉淀槽，其设置在所述反应槽的下游侧，用于使通过所述凝集剂添加装置而被凝集的固体有机物和/或磷沉淀。
20.一种含有溶解性氮的被处理水的水处理系统，具有：
权利要求17所述的生物学脱氮装置；
用于添加凝集剂的凝集剂添加装置，所述凝集剂用于凝集被处理水中的固体有机物和/或磷；
第一沉淀槽，其设置在所述反应槽的上游侧，用于使通过所述凝集剂添加装置而被凝集的固体有机物和/或磷沉淀；
第二沉淀槽，其设置在所述反应槽的下游侧，用于使固体物质沉淀。
21.一种能够利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮的载体，其在表面部分担载有两层微生物膜，在该两层微生物膜中，有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌、或者将除氨以外的溶解性氮分解成氨的好氧菌以及有利于亚硝酸型硝化反应的亚硝酸型硝化菌作为优势种存在于外侧，厌氧氨氧化菌作为优势种以被所述亚硝酸型硝化菌包围的状态存在于内侧，在好氧条件下，使所述载体在含有溶解性氮的被处理水中流动，由此，能够利用厌氧氨氧化反应从被处理水中进行脱氮，其中，
即使该亚硝酸型硝化菌生长至该亚硝酸型硝化菌的亚硝酸型硝化反应生成的亚硝酸的量达到抑制硝酸型硝化反应的程度，从而该微生物膜的厚度增大，所述载体也具有能够担载所述微生物膜这样的吸水特性和/或亲水特性，并且，具有能够耐受由于使所述载体在被处理水中流动而作用于所述载体的剪切力这样的强度特性。
22.如权利要求21所述的载体，其由以亲水性TPU树脂为主要成分的吸水性聚氨酯树脂构成。
23.如权利要求21所述的载体，其中，添加有作为疏水性预聚物的交联剂。
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