JP2011206765A - Biological nitrogen treatment method of waste water containing ammonia - Google Patents
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Abstract
Description
本発明は、アンモニアを含有する廃水の生物学的処理において、アンモニア性窒素の酸化制御に関する。 The present invention relates to oxidation control of ammoniacal nitrogen in biological treatment of wastewater containing ammonia.
生物学的にアンモニア性窒素を除去する方法としては、生物学的硝化・脱窒法が広く知られている。生物学的硝化・脱窒法は、好気性独立栄養細菌を用いて硝化すなわちアンモニア性窒素を酸化するプロセスと、通性嫌気性従属栄養細菌を用いて脱窒すなわち窒素を還元するプロセスにより、廃水中のアンモニア性窒素を空気中に窒素ガスとして放出させる手法であり、一般的な硝化菌としては、ＮｉｔｒｏｓｏｍｏｍａｓやＮｉｔｒｏｂａｃｔｅｒ等が、脱窒菌としては、Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ等が知られている。 Biological nitrification / denitrification methods are widely known as methods for biologically removing ammonia nitrogen. Biological nitrification and denitrification is a process that uses aerobic autotrophic bacteria to nitrify or oxidize ammoniacal nitrogen, and facultative anaerobic heterotrophic bacteria to denitrify or reduce nitrogen. This is a method of releasing ammonia nitrogen into the air as nitrogen gas. As general nitrifying bacteria, Nitrosomes and Nitrobacter are known, and as denitrifying bacteria, Pseudomonas is known.
このうち、硝化プロセスは、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素まで酸化するアンモニア酸化工程と、亜硝酸性窒素を硝酸性窒素まで酸化する亜硝酸酸化工程から成っており、以下の（１）、（２）で示される２つの反応による。 Among these, the nitrification process consists of an ammonia oxidation process that oxidizes ammonia nitrogen to nitrite nitrogen and a nitrite oxidation process that oxidizes nitrite nitrogen to nitrate nitrogen. The following (1), ( According to the two reactions shown in 2).
２ＮＨ４ ＋＋３Ｏ２→２ＮＯ２ −＋２Ｈ２Ｏ＋４Ｈ＋ ・・・（１）
２ＮＯ２ −＋Ｏ２→２ＮＯ３ − ・・・（２）
2NH 4 + + 3O 2 → 2NO 2 − + 2H 2 O + 4H + (1)
2NO 2 − + O 2 → 2NO 3 − (2)
一方、脱窒プロセスは、（３）、（４）に示される２つの反応による。
２ＮＯ２ −＋６［Ｈ］→Ｎ２＋２Ｈ２Ｏ＋２ＯＨ− ・・・（３）
２ＮＯ３ −＋１０［Ｈ］→Ｎ２＋４Ｈ２Ｏ＋２ＯＨ− ・・・（４）
On the other hand, the denitrification process is based on two reactions shown in (3) and (4).
2NO 2 − +6 [H] → N 2 + 2H 2 O + 2OH − (3)
2NO 3 − +10 [H] → N 2 + 4H 2 O + 2OH − (4)
このため、アンモニア性窒素の硝化を亜硝酸性窒素で停止させ、脱窒することができれば、反応に必要な酸素および水素供与体を低減させることができ、硝化プロセスにおける曝気および脱窒プロセスにおける水素供与体としての有機物の削減が期待できる。 Therefore, if nitrification of ammonia nitrogen can be stopped with nitrite nitrogen and denitrification can be performed, oxygen and hydrogen donors required for the reaction can be reduced, and aeration and denitrification processes in the nitrification process can be reduced. Reduction of organic substances as donors can be expected.
一方、近年では、嫌気性条件下でアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素を利用し、無機態炭素から生成された菌体すなわちアナモックス菌の有する代謝作用による窒素処理法として、嫌気性アンモニア酸化反応法、（以降、「アナモックス法」と記載する場合がある。）が知られるようになった。 On the other hand, in recent years, anaerobic ammonia oxidation method has been used as a nitrogen treatment method that uses ammonia nitrogen and nitrite nitrogen under anaerobic conditions, and is a nitrogen treatment method by the metabolic action of microbial cells produced from inorganic carbon, that is, anammox bacteria. (Hereinafter referred to as “anammox method” in some cases).
アナモックス法によれば、硝化プロセスにおける曝気を削減でき、脱窒プロセスにおける水素供与体としての有機物を必要としないため、従来の硝化・脱窒法に比べ、大幅な電力費や薬品費の削減が期待できる。アナモックス法における反応式は、以下の（５）式に示され、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素を必要とし、これらを同時に安定的に維持することが必須である。 The Anammox method can reduce aeration in the nitrification process and does not require organic substances as a hydrogen donor in the denitrification process, so it can be expected to significantly reduce power and chemical costs compared to conventional nitrification / denitrification methods. it can. The reaction formula in the anammox method is shown in the following formula (5), and 1.32 g of nitrite nitrogen is required for 1 g of ammoniacal nitrogen, and it is essential to maintain these simultaneously and stably.
１．０ＮＨ４ ＋＋１．３２ＮＯ２ −＋０．００６ＨＣＯ３ −＋０．１３Ｈ＋
→１．０２Ｎ２＋０．２６ＮＯ３ −＋０．００６ＣＨ２Ｏ０．５Ｎ０．１５＋２．０３Ｈ２Ｏ
・・・（５）
1.0 NH 4 + +1.32 NO 2 − +0.006 HCO 3 − + 0.13H +
→ 1.02N 2 + 0.26NO 3 − + 0.006CH 2 O 0.5 N 0.15 + 2.03H 2 O
... (5)
しかしながら、上記（２）式における亜硝酸酸化反応の反応速度が、上記（１）におけるアンモニア酸化反応の反応速度に比べ極めて大きいため、硝化反応において、亜硝酸性窒素を蓄積させることは、通常は困難である。従って、通常の硝化反応においては、アンモニア性窒素の硝化を亜硝酸性窒素で停止させ、安定して維持することは困難であり、さらにアンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素が存在するように制御する
ことは、極めて難しい。
However, since the reaction rate of the nitrite oxidation reaction in the above equation (2) is extremely higher than the reaction rate of the ammonia oxidation reaction in the above (1), it is usually that accumulating nitrite nitrogen in the nitrification reaction is Have difficulty. Therefore, in a normal nitrification reaction, it is difficult to stop nitrification of ammonia nitrogen with nitrite nitrogen and maintain it stably. Further, 1.32 g of nitrite nitrogen per 1 g of ammonia nitrogen. Is very difficult to control.
ところで、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化させるアンモニア酸化工程において優先種であるＮｉｔｒｏｓｏｍｏｍａｓは、亜硝酸性窒素を硝酸に酸化させる亜硝酸化工程において優先種であるＮｉｔｒｏｂａｃｔｅｒよりも、遊離アンモニアに対する耐性が強いとされている。そこで、従来技術では、この耐性の相違を利用し、硝化反応を行う好気槽において、ｐＨを７．０〜７．５に制御することで、遊離アンモニア濃度を高めに保持し、亜硝酸性窒素から硝酸性窒素までの硝化を抑制する方法が提案されている（特許文献１参照）。 By the way, Nitrosomamas which is a preferential species in the ammonia oxidation step of oxidizing ammonia nitrogen to nitrite nitrogen is more resistant to free ammonia than Nitrobacter which is a preferential species in the nitritation step of oxidizing nitrite nitrogen to nitric acid. Is said to be strong. Therefore, in the prior art, in the aerobic tank in which the difference in resistance is utilized and the nitrification reaction is performed, the pH is controlled to 7.0 to 7.5, and the free ammonia concentration is kept high. A method for suppressing nitrification from nitrogen to nitrate nitrogen has been proposed (see Patent Document 1).
しかしながら、特許文献１の方法では、ｐＨを制御するためには、水質変化に応じて、水酸化ナトリウムや水酸化カルシウム等のアルカリ調整剤や硫酸や塩酸等の酸調整剤を適量に制御し添加する必要があるが、好気槽において、ｐＨを長期間安定して制御することは極めて困難であるため、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化させつつ、亜硝酸性窒素から硝酸性窒素までの硝化反応を安定して抑制することはできなかった。
However, in the method of
そこで、本発明は、上記問題に鑑みてなされたものであり、アンモニアを含有する廃水の生物学的処理において、アンモニア性窒素の酸化制御を行い、亜硝酸性窒素を安定して維持することにより、効率的な生物学的窒素処理方法を提供することを目的とする。 Therefore, the present invention has been made in view of the above problems, and in the biological treatment of wastewater containing ammonia, by performing oxidation control of ammonia nitrogen and stably maintaining nitrite nitrogen. An object of the present invention is to provide an efficient biological nitrogen treatment method.
本発明者らは、アンモニア性窒素を亜硝酸性窒素に酸化させつつ、亜硝酸性窒素から硝酸性窒素までの硝化反応を安定して抑制することを、鋭意、検討したところ、フェノールによるアンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性阻害は、フェノールの含有により瞬時に生じるが、一旦、活性が阻害されたアンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性回復速度は、アンモニア酸化菌の活性回復速度に比べ、亜硝酸酸化菌の活性回復速度の方が小さいことを新たに知見した。 The present inventors diligently studied to stably suppress the nitrification reaction from nitrite nitrogen to nitrate nitrogen while oxidizing ammonia nitrogen to nitrite nitrogen. Inhibition of the activity of bacteria and nitrite-oxidizing bacteria occurs instantaneously due to the inclusion of phenol, but once the activity of ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria whose activities were inhibited, the activity recovery rate was higher than that of ammonia-oxidizing bacteria. It was newly discovered that the activity recovery rate of nitrite-oxidizing bacteria is smaller.
すなわち、本発明者らは、フェノールを適量、好気槽の上流部に添加すれば、好気槽の流入部においては、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が阻害されており、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応は生じないが、フェノールは好気槽内で比較的短時間（例えば１時間程度）で分解されるため、好気槽内において、アンモニア酸化菌の活性は回復するが、亜硝酸酸化菌の活性は阻害されたままとなり、アンモニア酸化反応のみが生じることによって、好気槽の流出部においては、亜硝酸性窒素を高濃度に保持する
ことができることを見出した。
That is, when the present inventors add an appropriate amount of phenol to the upstream part of the aerobic tank, the activities of both ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria are inhibited in the inflow part of the aerobic tank. Although the reaction and nitrite oxidation reaction do not occur, the activity of ammonia-oxidizing bacteria is restored in the aerobic tank because phenol is decomposed in the aerobic tank in a relatively short time (for example, about 1 hour). It has been found that the activity of nitrite oxidizing bacteria remains inhibited, and only ammonia oxidation reaction occurs, whereby nitrite nitrogen can be maintained at a high concentration in the outflow part of the aerobic tank.
ここで、フェノールは、従来より、硝化プロセスにおいて、硝化菌による硝化反応を阻害する毒性物質として知られており、例えば、特開２００７−１６０２３６号公報に記載されているように、フェノールを含む廃水に対し、生物学的硝化を行おうとする場合には、廃水が硝化反応槽に流入する前に、事前にフェノールを分解除去することが一般的であった。 Here, phenol is conventionally known as a toxic substance that inhibits the nitrification reaction by nitrifying bacteria in the nitrification process. For example, as described in JP 2007-160236 A, wastewater containing phenol is used. On the other hand, when biological nitrification is to be performed, phenol is generally decomposed and removed in advance before the wastewater flows into the nitrification reaction tank.
また、脱窒反応においては、フェノールを水素供与体として機能する有機物として利用することが知られている。例えば、特開２００５−２１１８３２号公報に記載されているように、フェノールを水素供与体として利用することが有効であり、その量は窒素１ｇに対して１．２ｇであることに基づき、廃水を脱窒槽に投入した後、好気槽に搬送し、好気槽の処理水の一部を脱窒槽に循環し、残りの処理水を廃棄するプロセスが提案されている。 In the denitrification reaction, it is known to use phenol as an organic substance that functions as a hydrogen donor. For example, as described in Japanese Patent Application Laid-Open No. 2005-211832, it is effective to use phenol as a hydrogen donor, and the amount is 1.2 g per 1 g of nitrogen. A process has been proposed in which, after being introduced into a denitrification tank, it is transported to an aerobic tank, a part of the treated water in the aerobic tank is circulated to the denitrification tank, and the remaining treated water is discarded.
このように、フェノールは、分解除去したり、あるいは、脱窒反応において水素供与体として活用したりすることが知られているのみであり、本発明のような、フェノールの有する微生物への阻害作用を活用して、硝酸性窒素までの硝化を抑制する方法として活用した例は、見られない。 As described above, phenol is only known to be decomposed and removed or used as a hydrogen donor in a denitrification reaction. There is no example of utilizing this as a method for suppressing nitrification to nitrate nitrogen.
以上の知見に基づき、本発明の要旨とするところは、次の（１）〜（６）である。
（１）好気槽と脱窒槽からなるアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理プロセスにおいて、フェノールを生物の活性阻害物質として好気槽の上流部に添加する方法であって、前記好気槽中に存在するアンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌の両方の活性を阻害させた後、活性阻害が生じた後の前記アンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌との間の活性回復速度の差を利用して、前記好気槽内において前記アンモニア酸化細菌の活性を回復させ、かつ、前記亜硝酸酸化細菌の活性が阻害されたままとなるように、前記フェノールを前記好気槽に対して添加することを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（２）前記好気槽の上流部にフェノールを添加した後のフェノール濃度、および、前記好気槽における前記アンモニア含有廃水の滞留時間を調整することにより、前記好気槽からの流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度とを所望の割合に制御することを特徴とする、（１）に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（３）前記好気槽からの流出水を前記脱窒槽へ供給して窒素を除去する際に、当該脱窒槽において、嫌気性アンモニア酸化反応法を適用することを特徴とする、（１）または（２）に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（４）前記好気槽の上流部にフェノールを添加した後のフェノール濃度が、２０ｍｇ／Ｌ以上２００ｍｇ／Ｌ以下であることを特徴とする、（１）〜（３）のいずれかに記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（５）前記好気槽の上流部には区画が設けられており、フェノールを添加した後のフェノール濃度をＳ（ｍｇ／Ｌ）、前記区画内におけるフェノールと前記アンモニア含有廃水との接触時間をｔ（分）、混合液浮遊物濃度をＸ（ｇ−ＭＬＳＳ／Ｌ）としたとき、ｋ＝Ｓ×ｔ／Ｘで表されるフェノール接触強度ｋが、４０（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）以上であることを特徴とする、（１）〜（４）のいずれかに記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。
（６）（１）〜（５）のいずれかに記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法を実施するための装置であって、好気槽と脱窒槽とを具備し、さらにフェノールを生物の阻害物質として前記好気槽の上流部に添加する添加装置を有していることを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理装置。
Based on the above knowledge, the gist of the present invention is the following (1) to (6).
(1) In a biological nitrogen treatment process of ammonia-containing wastewater comprising an aerobic tank and a denitrification tank, a method of adding phenol as an biological activity inhibitor to the upstream part of the aerobic tank, After inhibiting the activity of both ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria present in the blood, using the difference in the rate of recovery of activity between the ammonia-oxidizing bacteria and the nitrite-oxidizing bacteria after the activity inhibition has occurred Adding the phenol to the aerobic tank so that the activity of the ammonia-oxidizing bacteria is restored in the aerobic tank and the activity of the nitrite-oxidizing bacteria remains inhibited. A method for biological nitrogen treatment of ammonia-containing wastewater.
(2) By adjusting the phenol concentration after adding phenol to the upstream portion of the aerobic tank and the residence time of the ammonia-containing wastewater in the aerobic tank, The biological nitrogen treatment method for ammonia-containing wastewater according to (1), wherein the nitric acid concentration and the ammonia concentration are controlled to a desired ratio.
(3) When the effluent from the aerobic tank is supplied to the denitrification tank to remove nitrogen, an anaerobic ammonia oxidation reaction method is applied to the denitrification tank, (1) or The biological nitrogen treatment method of ammonia-containing wastewater as described in (2).
(4) The phenol concentration after adding phenol to the upstream part of the aerobic tank is 20 mg / L or more and 200 mg / L or less, according to any one of (1) to (3) Biological nitrogen treatment method of wastewater containing ammonia.
(5) A section is provided in the upstream portion of the aerobic tank, the phenol concentration after adding phenol is S (mg / L), and the contact time between the phenol and the ammonia-containing wastewater in the section When t (min) and the mixture suspension concentration is X (g-MLSS / L), the phenol contact strength k represented by k = S × t / X is 40 (mg / L · min / g− The biological nitrogen treatment method of ammonia-containing wastewater according to any one of (1) to (4), characterized in that it is not less than MLSS).
(6) An apparatus for carrying out the biological nitrogen treatment method of ammonia-containing wastewater according to any one of (1) to (5), comprising an aerobic tank and a denitrification tank, and further comprising phenol. A biological nitrogen treatment apparatus for wastewater containing ammonia, comprising an addition apparatus for adding to the upstream portion of the aerobic tank as a biological inhibitor.
本発明によれば、フェノールを阻害物質として、好気槽の上流部に適量添加することにより、廃水中の窒素を生物学的に処理し、アンモニア性窒素の酸化を亜硝酸で停止させることができるため、亜硝酸を脱窒反応に直接供与することが可能となる。このため、生物学的窒素処理反応に必要な酸素および水素供与体を低減させることができ、硝化プロセスにおける曝気および脱窒プロセスにおける有機物の削減が期待できるため、その実用価値は極めて高い。 According to the present invention, by adding an appropriate amount of phenol as an inhibitor to the upstream portion of the aerobic tank, nitrogen in the wastewater can be biologically treated, and oxidation of ammoniacal nitrogen can be stopped with nitrous acid. Therefore, nitrous acid can be directly donated to the denitrification reaction. Therefore, the oxygen and hydrogen donors necessary for the biological nitrogen treatment reaction can be reduced, and reduction of organic substances in the aeration and denitrification processes in the nitrification process can be expected, so that its practical value is extremely high.
以下に添付図面を参照しながら、本発明の好適な実施の形態について詳細に説明する。なお、本明細書及び図面において、実質的に同一の機能構成を有する構成要素については、同一の符号を付することにより重複説明を省略する。 Exemplary embodiments of the present invention will be described below in detail with reference to the accompanying drawings. In addition, in this specification and drawing, about the component which has the substantially same function structure, duplication description is abbreviate | omitted by attaching | subjecting the same code | symbol.
本発明の実施形態に係るアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法は、好気槽と脱窒槽とからなるアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理プロセスにおいて、フェノールを生物の活性阻害物質として好気槽の上流部に添加する方法であって、好気槽中のアンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌の両方の活性を阻害させた後、活性阻害が生じた後の活性回復速度の差を利用して、好気槽内においてアンモニア酸化細菌の活性を回復させ、かつ、亜硝酸酸化細菌の活性は阻害されたままとなるように、フェノールを添加することを特徴とする。 A biological nitrogen treatment method for ammonia-containing wastewater according to an embodiment of the present invention is an aerobic process using phenol as an activity inhibitor of biological matter in a biological nitrogen treatment process of an ammonia-containing wastewater comprising an aerobic tank and a denitrification tank. It is a method of adding to the upstream part of the tank, which uses the difference in the rate of recovery of activity after the inhibition of activity after inhibiting the activities of both ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria in the aerobic tank. Thus, phenol is added so that the activity of the ammonia-oxidizing bacteria is restored in the aerobic tank and the activity of the nitrite-oxidizing bacteria remains inhibited.
ここで、好気槽における廃水の滞留時間は、通常、実施されている範囲として、例えば、５〜５０時間程度が挙げられる。フェノールで活性が阻害されたアンモニア酸化細菌は約３時間で活性が回復すること、およびフェノールで活性が阻害された亜硝酸酸化細菌は５０時間経過後でも、活性が阻害されていることを、別途確認しているため、通常、実施されている滞留時間においては、フェノールの添加量を、適切に設定することで、実施できる。 Here, as for the residence time of the wastewater in an aerobic tank, as a range currently implemented, about 5 to 50 hours are mentioned, for example. The activity of ammonia-oxidizing bacteria whose activity was inhibited by phenol recovered in about 3 hours, and that the activity of nitrite-oxidizing bacteria whose activity was inhibited by phenol was inhibited even after 50 hours. Since it has confirmed, it can implement by setting the addition amount of a phenol appropriately in the residence time currently implemented.
また、フェノールの適切な添加量は、事前に実験により確認することで設定することができ、下限値は、例えば、アンモニア酸化細菌および亜硝酸酸化細菌ともに、活性を阻害できる値とし、上限値は、例えば、好気槽内でアンモニア酸化細菌の活性が回復できる値として、求めることができる。 In addition, the appropriate amount of phenol can be set by confirming by experiment in advance, and the lower limit is, for example, a value that can inhibit the activity of both ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria, and the upper limit is For example, it can be determined as a value that can recover the activity of ammonia oxidizing bacteria in the aerobic tank.
尚、本発明においては、活性阻害を受けた微生物そのものが活性を取り戻すことで廃水の処理能力が回復する場合と、活性阻害を受けていない微生物が増殖することで廃水の処理能力が回復する場合の両方があるが、それらの詳細は未解明のため、これらを総称して活性が回復したと呼ぶ。 In the present invention, the wastewater treatment capacity is restored by recovering the activity of the microorganism that has been inhibited by the activity, and the wastewater treatment capacity is restored by the growth of the microorganism that has not been inhibited by the activity. However, since details of these are not yet elucidated, these are collectively referred to as recovery of activity.
また、本発明者らは、好気槽の上流部において添加後のフェノール濃度、および、好気槽における廃水の滞留時間を調整すれば、好気槽からの流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度とを所望の割合に制御できることを見出した。 Further, the present inventors adjusted the phenol concentration after addition in the upstream portion of the aerobic tank, and the residence time of waste water in the aerobic tank, so that the nitrous acid concentration and ammonia concentration in the effluent from the aerobic tank Has been found to be controlled to a desired ratio.
なお、本発明において、好気槽の上流部における添加後のフェノール濃度とは、フェノールを溶液で添加する場合には、（添加するフェノール溶液中のフェノール量）／（好気槽への流入水量＋添加するフェノール溶液量）、フェノールを固体で添加する場合には、（添加するフェノール量）／（好気槽への流入水量＋添加するフェノール量）で定義される。 In the present invention, the phenol concentration after the addition in the upstream part of the aerobic tank is (the amount of phenol in the phenol solution to be added) / (the amount of water flowing into the aerobic tank) when adding phenol as a solution. + Amount of phenol solution to be added), and when phenol is added as a solid, it is defined by (amount of phenol to be added) / (amount of water flowing into the aerobic tank + amount of phenol to be added).
例えば、好気槽からの流出水において亜硝酸とアンモニアを共存させるための好気槽の滞留時間は、好気槽の上流部におけるフェノール濃度が４５ｍｇ／Ｌであり、かつ水温２５℃の場合、３〜２０時間の範囲に設定することができるが、フェノール濃度が上昇すると、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性回復速度が低下するため、必要な滞留時間が長くなり、フェノール濃度が２００ｍｇ／Ｌを超える場合は水温２５℃の場合でも２０時間以上となる。さらに、水温が１０℃を下回るとアンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌の活性回復速度が低下し、２５℃を超えると亜硝酸酸化菌に活性阻害が生じ、４０℃を超えると亜硝酸酸化菌およびアンモニア酸化菌に活性阻害が生じるため、水温は１０℃以上４０℃以下、好ましくは１５℃以上２５℃以下の範囲とすることができる。 For example, the residence time of the aerobic tank for allowing nitrous acid and ammonia to coexist in the effluent from the aerobic tank is such that the phenol concentration in the upstream part of the aerobic tank is 45 mg / L and the water temperature is 25 ° C. Although it can be set in the range of 3 to 20 hours, if the phenol concentration increases, the activity recovery rate of ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria decreases, so the required residence time becomes longer, and the phenol concentration becomes 200 mg / When it exceeds L, it becomes 20 hours or more even when the water temperature is 25 ° C. Furthermore, when the water temperature falls below 10 ° C., the activity recovery rate of ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria decreases, and when it exceeds 25 ° C., the activity of nitrite-oxidizing bacteria is inhibited, and when it exceeds 40 ° C., nitrite-oxidizing bacteria and Since activity inhibition occurs in the ammonia oxidizing bacteria, the water temperature can be in the range of 10 ° C. or higher and 40 ° C. or lower, preferably 15 ° C. or higher and 25 ° C. or lower.
さらに、上記の流出水をアナモックス法に適用し、亜硝酸濃度とアンモニア濃度を、アナモックス反応に好適な割合、すなわち、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素が存在するように制御した流出水をアナモックス槽に流入させれば、極めて効率的なアナモックス法が可能となる。 Further, the effluent water is applied to the anammox method, and the nitrite concentration and the ammonia concentration are set to a ratio suitable for the anammox reaction, that is, 1.32 g of nitrite nitrogen is present per 1 g of ammonia nitrogen. If the controlled effluent flows into the anammox tank, an extremely efficient anammox method can be achieved.
本発明において、好気槽からの流出水の亜硝酸濃度とアンモニア濃度とを所望の割合に制御するために必要な好気槽上流部のフェノール濃度と好気槽における廃水の滞留時間は、実際に処理対象となる廃水を使用した室内連続実験やパイロットプラント実験を行って決定すればよい。すなわち、実際に対象とする廃水を処理可能な実験装置を製作し、廃水成分、溶存酸素、温度、ｐＨを実際の処理設備の環境に維持した後、実機で想定している滞留時間で、好気槽上流部におけるフェノールを１００ｍｇ／Ｌ程度の濃度で２週間から４週間程度の期間、連続的に通水した後、フェノール濃度を２０ｍｇ／Ｌから２００ｍｇ／Ｌまで変化させることにより、目的とする流出水の亜硝酸濃度とアンモニア濃度の割合に応じたフェノール濃度を決定すればよい。 In the present invention, the phenol concentration in the upstream part of the aerobic tank and the residence time of the wastewater in the aerobic tank necessary for controlling the nitrous acid concentration and ammonia concentration of the effluent from the aerobic tank to the desired ratio are actually It may be determined by conducting an indoor continuous experiment or pilot plant experiment using waste water to be treated. In other words, an experimental device capable of actually treating the target wastewater was manufactured, and after maintaining the wastewater components, dissolved oxygen, temperature, and pH in the environment of the actual treatment facility, the residence time assumed by the actual machine was favorable. The objective is to change the phenol concentration from 20 mg / L to 200 mg / L after continuously passing the phenol in the upstream of the air tank at a concentration of about 100 mg / L for a period of about 2 to 4 weeks. What is necessary is just to determine the phenol concentration according to the ratio of nitrous acid concentration and ammonia concentration of effluent water.
本発明において、フェノールは、好気槽の上流部に添加されていれば良いため、好気槽より上流側で添加されていてもよく、例えば、前段に硝化槽を設ける場合には硝化槽に、前段に沈澱槽を設ける場合には沈殿槽に添加しても良い。さらには、フェノールが、被処理廃水に不純物としてすでに必要な量が含有されている場合は、フェノールを一時的に添加しなくても良い。また、フェノール濃度は、好気槽上流部において２０ｍｇ／Ｌ以上、好ましくは２０ｍｇ／Ｌ以上、２００ｍｇ／Ｌ以下に保つことが好ましい。 In the present invention, phenol may be added upstream from the aerobic tank, as long as it is added to the upstream part of the aerobic tank. For example, when a nitrification tank is provided in the previous stage, phenol is added to the nitrification tank. When a precipitation tank is provided in the previous stage, it may be added to the precipitation tank. Furthermore, when the necessary amount of phenol is already contained as impurities in the wastewater to be treated, it is not necessary to temporarily add phenol. Further, the phenol concentration is preferably maintained at 20 mg / L or more, preferably 20 mg / L or more and 200 mg / L or less in the upstream portion of the aerobic tank.
本発明は、フェノールを間欠的に添加することにより、回分式（バッチ式）硝化脱窒法に適用することが可能である。この場合、好気条件の開始時にフェノールを添加すればよい。回分式（バッチ式）好気・嫌気処理を前処理とし、好気条件の開始時にフェノールを添加することにより、アナモックス槽の回分式前処理として適用することも可能である。 The present invention can be applied to a batch (batch) nitrification denitrification method by adding phenol intermittently. In this case, phenol may be added at the start of the aerobic condition. It is also possible to apply batch-type aerobic / anaerobic treatment as a pretreatment and add phenol at the start of aerobic conditions to apply it as a batch-type pretreatment for an anammox tank.
続いて、本発明の実施形態に係る基本的処理フローの一例を、示した図に基づき説明する。図１は、一般的な硝化脱窒法に本発明を適用する一例である。 Subsequently, an example of a basic processing flow according to the embodiment of the present invention will be described with reference to the drawings. FIG. 1 is an example in which the present invention is applied to a general nitrification denitrification method.
図１において、アンモニアを含む廃水は、脱窒槽２に流入する。脱窒槽２においては、脱窒菌が、沈殿槽３から返送された循環水８に含まれる硝酸および亜硝酸から窒素ガス７を脱窒し、大気中に放散させる。脱窒槽２からの流出水は、好気槽１に送られ、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌に対し活性阻害を与えるフェノールを含む溶液５が、好気槽１の流入部（好気槽１の上流部）にて適量添加される。なお、好気槽１には、曝気装置６が設けられており、連続的に空気が送られている。
In FIG. 1, waste water containing ammonia flows into the denitrification tank 2. In the denitrification tank 2, the denitrifying bacteria denitrify the
好気槽１の流入部においては、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が阻害されており、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応は生じない。その後、好気槽１内で、アンモニア酸化菌の活性は回復するが、引き続き、亜硝酸酸化菌の活性は阻害されているため、好気槽１内では、アンモニア酸化反応のみが生じる。このため、好気槽１の流出部においては、亜硝酸性窒素を高濃度に保持することができる。
In the inflow portion of the
また、好気槽１の流出水は、沈殿槽３に流下し、水中の共存する固形物および流下した菌を汚泥として沈降分離する。ここで、沈殿槽３における固液分離により汚泥を分離した上澄水は、沈殿処理水として処理水槽４へと流下される。また、沈殿槽３にて沈降分離した汚泥の一部を含む循環水８は、脱窒槽２に返送される。
Moreover, the effluent water of the
本発明の実施形態に係る基本的処理フローの他の一例を、図に基づき説明する。図２はアナモックス法に本発明を適用する一例である。 Another example of the basic processing flow according to the embodiment of the present invention will be described with reference to the drawings. FIG. 2 shows an example in which the present invention is applied to the anammox method.
図２において、アンモニアを含む廃水は、好気槽１に流入する。好気槽１の流入部（好気槽１の上流部）において、フェノールを含む溶液５が、添加される。好気槽１には、曝気装置６が設けられており、連続的に空気が送られている。
In FIG. 2, wastewater containing ammonia flows into the
好気槽１の流入部においては、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が阻害されており、アンモニア酸化反応および亜硝酸酸化反応は生じない。その後、好気槽１内では、アンモニア酸化菌の活性は回復するが、亜硝酸酸化菌の活性は阻害されているため、アンモニア酸化反応のみが生じる。
In the inflow portion of the
ここで、好気槽１のフェノール濃度、および、好気槽における廃水の滞留時間を調整し、好気槽１の流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度の比率を、アナモックス反応に必要な比率、すなわち、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇの亜硝酸性窒素が存在するように制御し、沈殿槽３を経由し、アナモックス槽９に流下させる。アナモックス槽９では、アナモックス菌の有する代謝作用を利用したアナモックス反応により、アンモニアおよび亜硝酸から窒素除去がなされ、最終的には窒素ガス７として大気中に放散される。また、脱窒後のアナモックス槽９の流出水は、処理水槽４へと流下される。
Here, the phenol concentration in the
この際、好気槽１の流出水は、沈殿槽３に流下するが、沈殿槽３では、水中の共存する固形物および流下した菌を汚泥として沈降分離する。また、沈殿槽３にて沈降分離した汚泥の一部を含む循環水８は、好気槽１の流入部に返送される。
At this time, the effluent water from the
図３はアナモックス法に本発明を適用する他の一例である。
図３において、アンモニアを含む廃水は、図２と同様に、好気槽１に流入し、好気槽１の流入部（好気槽１の上流部）において、フェノールを含む溶液５が、添加される。好気槽１には、曝気装置６が設けられており、連続的に空気が送られている。
FIG. 3 shows another example in which the present invention is applied to the anammox method.
In FIG. 3, waste water containing ammonia flows into the
ここで、好気槽１のフェノール濃度、および、好気槽における廃水の滞留時間を調整し、好気槽１の流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度の比率を、アナモックス反応に必要な比率より高い比率、すなわち、アンモニア性窒素１ｇに対し、１．３２ｇより多い亜硝酸性窒素が存在するように制御し、沈殿槽３に流下させる。
Here, the phenol concentration in the
次に、アンモニアを含む廃水の一部を沈殿槽３の流出水と混合し、亜硝酸濃度とアンモニア濃度をアナモックス反応に好適な割合に制御した後、アナモックス槽９に流下させる。アナモックス槽９では、アナモックス菌の有する代謝作用を利用したアナモックス反応により、アンモニアおよび亜硝酸から窒素除去がなされ、最終的には窒素ガス７として大気中に放散される。また、脱窒後のアナモックス槽９の流出水は、処理水槽４へと流下さ
れる。
Next, a part of the waste water containing ammonia is mixed with the effluent of the
本発明者らは、硝化反応における、アンモニア酸化菌のアンモニア酸化反応および亜硝酸硝化菌の亜硝酸酸化方法へのフェノール阻害を詳細に調査するため、製鉄廃水の活性汚泥による生物処理プロセスにて採取した返送汚泥と都市下水を入れた有効容積１Ｌの反応槽に、硝化細菌を付着させたポリウレタンフォーム担体を加え、さらにフェノール４５ｍｇ／Ｌを添加した後、フェノール、アンモニア性窒素、亜硝酸性窒素および硝酸性窒素の変化を測定した。なお、反応槽は、エアポンプを用い常に曝気し、水温は２５℃に維持した。なお、返送汚泥と都市下水中には、フェノールは含有されておらず、初期の反応槽に含まれるフェノール濃度は、４５ｍｇ／Ｌであった。 In order to investigate in detail the ammonia oxidation reaction of ammonia-oxidizing bacteria and the phenol inhibition of the nitrite-nitrifying bacteria in the nitrification method in the nitrification reaction, the present inventors collected them in a biological treatment process using activated sludge of ironmaking wastewater. After adding a polyurethane foam carrier with nitrifying bacteria attached to the reaction tank with an effective volume of 1 L containing the returned sludge and municipal sewage, and adding 45 mg / L of phenol, phenol, ammonia nitrogen, nitrite nitrogen and Changes in nitrate nitrogen were measured. The reaction tank was always aerated using an air pump, and the water temperature was maintained at 25 ° C. The returned sludge and the municipal sewage contained no phenol, and the concentration of phenol contained in the initial reaction tank was 45 mg / L.
反応槽内のアンモニア性窒素、亜硝酸性窒素および硝酸性窒素の濃度変化を図４に示し、フェノールおよびアンモニア性窒素の濃度変化を図５に示す。 FIG. 4 shows changes in the concentrations of ammonia nitrogen, nitrite nitrogen, and nitrate nitrogen in the reaction tank, and FIG. 5 shows changes in concentrations of phenol and ammonia nitrogen.
図４に示した結果から、曝気による好気性雰囲気において、３時間経過までは、アンモニア性窒素濃度が変化せず、また、亜硝酸性窒素濃度および硝酸性窒素濃度も低く推移しているが、３時間以降は、時間の経過とともにアンモニア性窒素濃度が次第に低下し、亜硝酸性窒素濃度が上昇していることがわかる。一方、硝酸性窒素濃度は２０時間までに低く推移した。 From the results shown in FIG. 4, in the aerobic atmosphere by aeration, the ammonia nitrogen concentration does not change until 3 hours, and the nitrite nitrogen concentration and the nitrate nitrogen concentration also remain low. After 3 hours, it can be seen that the ammonia nitrogen concentration gradually decreases with the passage of time, and the nitrite nitrogen concentration increases. On the other hand, the nitrate nitrogen concentration remained low by 20 hours.
また、図５に示した結果から、フェノール濃度は、３時間経過時点で未検出となっており、比較的短時間で分解されたことがわかる。このことから、添加するフェノール濃度を適切に維持すれば、フェノールによるアンモニア酸化菌への活性阻害を、時間の経過とともに回復させ、亜硝酸酸化菌への活性阻害を維持することができることが確認できた。すなわち、好気槽において、フェノールを阻害物質として、好気槽の上流部に適量添加すれば、好気槽における亜硝酸酸化を抑制できることが、明らかになった。 Further, from the results shown in FIG. 5, it can be seen that the phenol concentration was not detected after 3 hours and was decomposed in a relatively short time. From this, it can be confirmed that if the concentration of the added phenol is properly maintained, the inhibition of activity against ammonia-oxidizing bacteria by phenol can be recovered over time and the inhibition of activity against nitrite-oxidizing bacteria can be maintained. It was. That is, it has been clarified that nitrous acid oxidation in the aerobic tank can be suppressed by adding an appropriate amount of phenol as an inhibitor to the upstream part of the aerobic tank in the aerobic tank.
本発明者らは、好気槽上流部に添加するフェノール濃度について、好気槽での廃水の滞留時間が通常の好気槽の典型的な時間として、２０時間の場合を想定して、詳細な検討を行った。すなわち、好気雰囲気における反応槽に添加するフェノール濃度を変化させ、亜硝酸性窒素濃度の変化を測定した。表１に、２０時間経過後の亜硝酸性窒素濃度の開始時に対する増減を示す。フェノール濃度が２０ｍｇ／Ｌを下回ると、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が回復し、アンモニアの酸化と亜硝酸の酸化が同時に進行したため、亜硝酸性窒素濃度の増加量は、殆ど認められなかった。また、フェノール濃度が２００ｍｇ／Ｌを上回ると、アンモニア酸化菌および亜硝酸酸化菌ともに活性が回復せず、亜硝酸性窒素濃度の増加量は、極めて小さかった。この結果より、原水に対するフェノール濃度は、２０ｍｇ／Ｌ以上、２００ｍｇ／Ｌ以下に保つことが好ましいことが明らかになった。 As for the phenol concentration added to the upstream part of the aerobic tank, the present inventors assume a case where the residence time of wastewater in the aerobic tank is 20 hours as a typical time of a normal aerobic tank, and details The examination was done. That is, the phenol concentration added to the reaction vessel in an aerobic atmosphere was changed, and the change in the nitrite nitrogen concentration was measured. Table 1 shows the increase and decrease of the nitrite nitrogen concentration after 20 hours from the start. When the phenol concentration was less than 20 mg / L, the activity of both ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria recovered, and ammonia oxidation and nitrite oxidation proceeded simultaneously, so almost no increase in nitrite nitrogen concentration was observed. There wasn't. When the phenol concentration exceeded 200 mg / L, the activity of both ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria was not recovered, and the amount of increase in nitrite nitrogen concentration was extremely small. From this result, it was revealed that the phenol concentration relative to the raw water is preferably kept at 20 mg / L or more and 200 mg / L or less.
本発明者らは、好気槽における亜硝酸酸化を抑制させる因子として、好気槽上流部に添加するフェノール濃度および好気槽上流部の混合液浮遊物濃度（ＭＬＳＳ：Ｍｉｘｅｄ Ｌｉｑｕｏｒ Ｓｕｓｐｅｎｄｅｄ Ｓｏｌｉｄｓ）、ならびに、フェノールと廃水との接触時間が大きく寄与していると考え、これらの関係について、さらに詳細な検討を行い、添加するフェノール濃度、好気槽の上流部における廃水との接触時間、および、好気槽の上流部における汚泥濃度との関係に着目した。 The present inventors, as factors that suppress nitrite oxidation in the aerobic tank, the concentration of phenol added to the upstream part of the aerobic tank and the mixed liquid suspended solids concentration (MLSS: Mixed Liquid Suspended Solids), In addition, the contact time between the phenol and the wastewater is considered to contribute greatly, and the relationship between these is further examined in detail, the concentration of phenol to be added, the contact time with the wastewater in the upstream part of the aerobic tank, and We focused on the relationship with the sludge concentration in the upstream part of the aerobic tank.
ここで、好気槽の上流部には、添加したフェノールと廃水とをより確実に接触させるための区画が設けられており、上記接触時間とは、フェノールの添加された廃水が好気槽の上流部に設けた区画内に滞留する時間である。ここで、接触時間の範囲は、実施可能な範囲で設定すれば良く、接触時間の下限値としては、１分以上が好ましく、２分以上がより好ましい。接触時間の下限値をかかる範囲とすることで、上記区画において良好な攪拌（すなわち、フェノールと廃水との接触）を実施することが可能となる。一方、接触時間の上限値としては、設備小型化の観点から、２０分以下が好ましく、１５分以下がより好ましい。 Here, the upstream part of the aerobic tank is provided with a section for bringing the added phenol and waste water into more reliable contact, and the contact time refers to the waste water added with phenol in the aerobic tank. This is the time spent in the compartment provided in the upstream part. Here, the contact time range may be set within a feasible range, and the lower limit value of the contact time is preferably 1 minute or more, and more preferably 2 minutes or more. By setting the lower limit value of the contact time in such a range, it is possible to carry out good stirring (that is, contact between phenol and waste water) in the compartment. On the other hand, the upper limit of the contact time is preferably 20 minutes or less, and more preferably 15 minutes or less, from the viewpoint of facility miniaturization.
また、接触時間は、添加したフェノールが分解されるまでの分解時間と同じになるように設定することが最も好ましい。ここで、添加したフェノールが分解されるまでの分解時間は、対象とする原水を用いた事前実験により、予め求めることができる。 The contact time is most preferably set to be the same as the decomposition time until the added phenol is decomposed. Here, the decomposition time until the added phenol is decomposed can be obtained in advance by a preliminary experiment using the target raw water.
事前実験としては、例えば、前述の方法、すなわち、製鉄廃水の活性汚泥による生物処理プロセスにて採取した返送汚泥と都市下水とを入れた有効容積１Ｌの反応槽に、硝化細菌を付着させたポリウレタンフォーム担体を加え、反応槽は、エアポンプを用い常に曝気し、水温は２５℃に維持しながら、フェノールを添加した後、フェノールの変化を測定することで実施できる。本発明者らは、製鉄廃水における活性汚泥を用いて上記の事前実験を行い、フェノール濃度を０ｍｇ／Ｌ〜２００ｍｇ／Ｌ、ＭＬＳＳを１．７〜１４．０ｇ／Ｌの範囲で変化させ、好気槽出口における、亜硝酸性窒素濃度と硝酸性窒素濃度とを測定した。ここで、フェノールは好気槽上流部において分解されるため、好気槽の流入側の一部に区画を設け、区画内を完全撹拌とした。また、区画内の接触時間は、事前実験により求めたフェノールが分解するまでの分解時間と同じになるように設定した。 As a preliminary experiment, for example, a polyurethane in which nitrifying bacteria are attached to a reaction tank having an effective volume of 1 L containing return sludge collected in the above-described method, that is, biological treatment process using activated sludge of ironmaking wastewater and municipal sewage. The foam carrier is added, the reaction tank is always aerated using an air pump, and the temperature of the water is maintained at 25 ° C. While adding phenol, the change in phenol can be measured. The present inventors conducted the above-described preliminary experiment using activated sludge in steelmaking wastewater, changed the phenol concentration in the range of 0 mg / L to 200 mg / L, and MLSS in the range of 1.7 to 14.0 g / L, The nitrite nitrogen concentration and the nitrate nitrogen concentration at the outlet of the tank were measured. Here, since phenol is decomposed in the upstream portion of the aerobic tank, a compartment is provided in a part of the inflow side of the aerobic tank, and the inside of the compartment is completely stirred. In addition, the contact time in the compartment was set to be the same as the decomposition time until the phenol was decomposed as determined in the prior experiment.
次に、好気槽の上流部におけるＭＬＳＳあたりのフェノール接触強度を表す値として、フェノール接触強度ｋ（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）をｋ＝Ｓ×ｔ／Ｘと定義し、このフェノール接触強度ｋの値と、亜硝酸酸化菌の活性との関係を分析した。なお、上記フェノール接触強度ｋの定義式において、Ｓは添加後のフェノール濃度（ｍｇ／Ｌ）であり、ｔはフェノールとの接触時間（分）であり、Ｘは混合液浮遊物濃度（ｇ−ＭＬＳＳ／Ｌ）である。ここで、混合液浮遊物濃度Ｘは、ＪＩＳ Ｂ９９４４（活性汚泥処理装置の試験方法）における「５．活性汚泥処理装置の試験方法」に記載されている方法に則して測定することが可能である。 Next, the phenol contact strength k (mg / L · min / g-MLSS) is defined as k = S × t / X as a value representing the phenol contact strength per MLSS in the upstream portion of the aerobic tank. The relationship between the value of the contact strength k and the activity of nitrite oxidizing bacteria was analyzed. In the above definition formula of phenol contact strength k, S is the phenol concentration after addition (mg / L), t is the contact time (minutes) with phenol, and X is the mixture suspension concentration (g- MLSS / L). Here, the mixture liquid suspended substance concentration X can be measured according to the method described in “5. Test method of activated sludge treatment apparatus” in JIS B9944 (Test method of activated sludge treatment apparatus). is there.
フェノール接触強度ｋと好気槽出口における硝酸濃度と亜硝酸濃度との合計に占める亜硝酸濃度の割合を図６に示す。
図６に示した結果から、フェノール接触強度ｋ（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）を４０（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）以上に設定すれば、亜硝酸酸化菌の活性を適切に阻害できることが明らかになった。
FIG. 6 shows the ratio of the nitrous acid concentration to the total of the phenol contact strength k and the nitric acid concentration and nitrous acid concentration at the outlet of the aerobic tank.
From the results shown in FIG. 6, if the phenol contact strength k (mg / L · min / g-MLSS) is set to 40 (mg / L · min / g-MLSS) or more, the activity of the nitrite oxidizing bacteria is appropriate. It became clear that it can be inhibited.
本発明者らは、好気槽流出水における亜硝酸濃度とアンモニア濃度の比率をアナモックス法に好適なアンモニア性窒素１ｇに対し亜硝酸性窒素１．３２ｇに保持するために必要なフェノール濃度と滞留時間について、簡易な実験プラントを用いた検討を行った。 The inventors of the present invention have determined that the ratio of nitrous acid concentration to ammonia concentration in the aerobic tank effluent is 1.32 g of nitrous acid nitrogen and 1 mol of nitrous acid nitrogen suitable for the Anammox method. The time was examined using a simple experimental plant.
パイロットプラントは、好気槽として実容量５００Ｌのポリエチレン製タンクを設置し、鉄鋼製銑プロセスのアンモニア含有廃水を定量ポンプにより流入させた。さらに同時に廃水の流入口に、フェノール溶液を流入水中のフェノール濃度が４５ｍｇ／Ｌとなるように薬注ポンプにて添加した。 In the pilot plant, a polyethylene tank having an actual capacity of 500 L was installed as an aerobic tank, and the ammonia-containing wastewater from the steel making process was introduced by a metering pump. At the same time, the phenol solution was added to the wastewater inflow port with a chemical injection pump so that the phenol concentration in the inflow water was 45 mg / L.
なお、ＰＥ（ポリエチレン）製タンクの下部には酸気管を設置し、ブロワにより常時曝気した。流入水量を１０Ｌ／時から７０Ｌ／時まで段階的に変化させ、流出水中のアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度とを測定した。なお、流入廃水中の初期アンモニア性窒素濃度は平均２８ｍｇ／Ｌ、好気槽内の初期ＭＬＳＳは２，９４０ｍｇ／Ｌであり、汚泥は１日１回下部ドレンより２０Ｌ排出した。 In addition, the acid air pipe was installed in the lower part of PE (polyethylene) tank, and it always aerated with the blower. The amount of influent water was changed stepwise from 10 L / hour to 70 L / hour, and the ammonia nitrogen concentration and nitrite nitrogen concentration in the effluent water were measured. The initial ammoniacal nitrogen concentration in the influent wastewater was 28 mg / L on average, the initial MLSS in the aerobic tank was 2,940 mg / L, and 20 L of sludge was discharged from the lower drain once a day.
好気槽滞留時間とアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度の比率を図７に示す。
この結果から、フェノール添加濃度が４５ｍｇ／Ｌの場合、アナモックス法に至適なアンモニア性窒素１ｇに対し亜硝酸性窒素１．３２ｇに保持するためには、滞留時間を５０時間程度に設定することが適当であると判断できた。
The ratio of the aerobic tank residence time, the ammonia nitrogen concentration, and the nitrite nitrogen concentration is shown in FIG.
From this result, when the phenol addition concentration is 45 mg / L, the retention time should be set to about 50 hours in order to maintain 1.32 g of nitrite nitrogen relative to 1 g of ammonia nitrogen suitable for the anammox method. Was determined to be appropriate.
そこで、フェノール添加濃度を４５ｍｇ／Ｌとし、滞留時間を５０時間とした条件を維持し、さらに５日間連続的に実験プラントを運転した。その結果、連続実験時の亜硝酸性窒素／アンモニア性窒素比は、１．１〜１．４を推移し、安定的にアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度の比率を維持可能であることが明らかになった。 Therefore, the conditions were maintained such that the phenol addition concentration was 45 mg / L and the residence time was 50 hours, and the experimental plant was operated continuously for 5 days. As a result, the ratio of nitrite nitrogen / ammonia nitrogen during continuous experiments is 1.1 to 1.4, and the ratio of ammonia nitrogen concentration to nitrite nitrogen concentration can be stably maintained. Became clear.
以上、添付図面を参照しながら本発明の好適な実施形態について詳細に説明したが、本発明はかかる例に限定されない。本発明の属する技術の分野における通常の知識を有する者であれば、特許請求の範囲に記載された技術的思想の範疇内において、各種の変更例または修正例に想到し得ることは明らかであり、これらについても、当然に本発明の技術的範囲に属するものと了解される。 The preferred embodiments of the present invention have been described in detail above with reference to the accompanying drawings, but the present invention is not limited to such examples. It is obvious that a person having ordinary knowledge in the technical field to which the present invention pertains can come up with various changes or modifications within the scope of the technical idea described in the claims. Of course, it is understood that these also belong to the technical scope of the present invention.
１ 好気槽
２ 脱窒槽
３ 沈殿槽
４ 処理水槽
５ フェノールを含む溶液
６ 曝気装置
７ 窒素ガス
８ 循環水
９ アナモックス槽
DESCRIPTION OF
Claims (6)
前記好気槽中に存在するアンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌の両方の活性を阻害させた後、活性阻害が生じた後の前記アンモニア酸化細菌と亜硝酸酸化細菌との間の活性回復速度の差を利用して、前記好気槽内において前記アンモニア酸化細菌の活性を回復させ、かつ、前記亜硝酸酸化細菌の活性が阻害されたままとなるように、前記フェノールを前記好気槽に対して添加することを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。 In a biological nitrogen treatment process of ammonia-containing wastewater consisting of an aerobic tank and a denitrification tank, a method of adding phenol to the upstream part of the aerobic tank as a biological activity inhibitor,
After inhibiting the activities of both ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria present in the aerobic tank, the activity recovery rate between the ammonia-oxidizing bacteria and the nitrite-oxidizing bacteria after the activity inhibition has occurred Utilizing the difference, the phenol is added to the aerobic tank so that the activity of the ammonia oxidizing bacteria is restored in the aerobic tank and the activity of the nitrite oxidizing bacteria remains inhibited. A method for biological nitrogen treatment of ammonia-containing wastewater, wherein
フェノールを添加した後のフェノール濃度をＳ（ｍｇ／Ｌ）、前記区画内におけるフェノールと前記アンモニア含有廃水との接触時間をｔ（分）、混合液浮遊物濃度をＸ（ｇ−ＭＬＳＳ／Ｌ）としたとき、ｋ＝Ｓ×ｔ／Ｘで表されるフェノール接触強度ｋが、４０（ｍｇ／Ｌ・分／ｇ−ＭＬＳＳ）以上であることを特徴とする、請求項１〜４のいずれか１項に記載のアンモニア含有廃水の生物学的窒素処理方法。 The upstream part of the aerobic tank is provided with a compartment,
The phenol concentration after adding phenol is S (mg / L), the contact time between the phenol and the ammonia-containing wastewater in the compartment is t (minutes), and the mixture suspension concentration is X (g-MLSS / L). The phenol contact strength k represented by k = S × t / X is 40 (mg / L · min / g-MLSS) or more, wherein any one of claims 1 to 4 A biological nitrogen treatment method for ammonia-containing wastewater according to item 1.
好気槽と脱窒槽とを具備し、
さらにフェノールを生物の阻害物質として前記好気槽の上流部に添加する添加装置を有していることを特徴とする、アンモニア含有廃水の生物学的窒素処理装置。
An apparatus for carrying out the biological nitrogen treatment method of ammonia-containing wastewater according to any one of claims 1 to 5,
It has an aerobic tank and a denitrification tank,
Furthermore, the biological nitrogen treatment apparatus of an ammonia containing wastewater characterized by having the addition apparatus which adds a phenol to the upstream part of the aerobic tank as a biological inhibitor.
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