JP4811702B2 - Anaerobic ammonia oxidation method and wastewater treatment method - Google Patents
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Description
本発明は、嫌気性アンモニア酸化法及び廃水処理方法並びに装置に係り、特に嫌気性アンモニア酸化法における脱窒速度の改良に関する。 The present invention relates to an anaerobic ammonia oxidation method and a wastewater treatment method and apparatus, and more particularly to an improvement in the denitrification rate in the anaerobic ammonia oxidation method.
下水や産業廃水に含有する窒素成分は、湖沼の富栄養化の原因になること、河川の溶存酸素の低下原因になること等の理由から、窒素成分を除去する必要がある。下水や産業廃水に含有する窒素成分は、アンモニア性窒素、亜硝酸性窒素、硝酸性窒素、有機性窒素が主たる窒素成分である。 Nitrogen components contained in sewage and industrial wastewater need to be removed for reasons such as causing eutrophication of lakes and marshes and reducing dissolved oxygen in rivers. Nitrogen components contained in sewage and industrial wastewater are mainly nitrogen components such as ammonia nitrogen, nitrite nitrogen, nitrate nitrogen, and organic nitrogen.
従来、この種の廃水は、窒素濃度が低濃度であれば、イオン交換法での除去や塩素、オゾンによる酸化も用いられているが、中高濃度の場合には生物処理が採用されており、一般的には以下の条件で運転されている。 Conventionally, this type of wastewater, if the nitrogen concentration is low, is also removed by ion exchange method and oxidation by chlorine, ozone, but in the case of medium to high concentration, biological treatment is adopted, Generally, it is operated under the following conditions.
生物処理では好気硝化と嫌気脱窒による硝化・脱窒処理が行われており、好気硝化では、アンモニア酸化細菌（Nitrosomonas,Nitrosococcus,Nitrosospira,Nitrosolobusなど）と亜硝酸酸化細菌（Nitrobactor,Nitrospina,Nitrococcus,Nitrospira など）によるアンモニア性窒素や亜硝酸性窒素の酸化が行われる一方、嫌気脱窒では、従属栄養細菌（Pseudomonas denitrificans など）による脱窒が行われる。 Biological treatment involves aerobic nitrification and anaerobic denitrification, and in aerobic nitrification, ammonia oxidizing bacteria (Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosolobus, etc.) and nitrite oxidizing bacteria (Nitrobactor, Nitrospina, Nitrococcus, Nitrospira, etc.) oxidize ammonia nitrogen and nitrite nitrogen, while anaerobic denitrification involves denitrification by heterotrophic bacteria (Pseudomonas denitrificans, etc.).
また、好気硝化を行う硝化槽は負荷０．２〜０．３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の範囲で運転され、嫌気脱窒の脱窒槽は負荷０．２〜０．４ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の範囲で運転される。下水の総窒素濃度３０〜４０ｍｇ／Ｌを処理するには、硝化槽で６〜８時間の滞留時間、脱窒糟で５〜８時間が必要であり、大規模な処理槽が必要であった。また無機質だけを含有する産業廃水では、硝化槽や脱窒槽は先と同様の負荷で設計されるが、脱窒に有機物が必要で、窒素濃度の３〜４倍濃度のメタノールを添加していた。このためイニシャルコストばかりでなく、多大なランニングコストを要するという問題もある。 A nitrification tank for performing aerobic nitrification is operated within a load range of 0.2 to 0.3 kg-N / m 3 / day, and an anaerobic denitrification denitrification tank is loaded with a load of 0.2 to 0.4 kg-N / m. It is operated in the range of 3 / day. In order to treat the total nitrogen concentration of sewage of 30 to 40 mg / L, a residence time of 6 to 8 hours was required in the nitrification tank and 5 to 8 hours were required in the denitrification tank, and a large-scale treatment tank was required. . In industrial wastewater containing only inorganic substances, nitrification tanks and denitrification tanks are designed with the same load as before, but organic substances are required for denitrification, and methanol with a concentration of 3 to 4 times the nitrogen concentration was added. . For this reason, there is a problem that not only the initial cost but also a great running cost is required.
これに対し、最近、嫌気性アンモニア酸化法を利用した廃水処理方法が注目されている（例えば特許文献１）。この嫌気性アンモニア酸化法は、アンモニアを水素供与体とし、亜硝酸を水素受容体として、嫌気性アンモニア酸化細菌によりアンモニアと亜硝酸とを以下の反応式により同時脱窒する方法である。 On the other hand, recently, a wastewater treatment method using an anaerobic ammonia oxidation method has attracted attention (for example, Patent Document 1). This anaerobic ammonia oxidation method is a method in which ammonia is used as a hydrogen donor, nitrous acid is used as a hydrogen acceptor, and ammonia and nitrous acid are simultaneously denitrified by an anaerobic ammonia oxidizing bacterium according to the following reaction formula.
1.0 NH4 +1.32NO 2 +0.066HCO 3 +0.13H+ →1.02N 2 +0.26NO 3 +0.066CH2 O 0.5 N 0.15+2.03H2 O
この方法によれば、アンモニアを水素供与体とするため、脱窒で使用するメタノール等の使用量を大幅に削減できることや、汚泥の発生量を削減できる等のメリットがあり，今後の廃水処理方法として有効な方法であると考えられている。
According to this method, since ammonia is used as a hydrogen donor, there are merits such as greatly reducing the amount of methanol used for denitrification and reducing the amount of sludge generated. It is considered to be an effective method.
ところで、嫌気性アンモニア酸化法を実際の廃水処理方法や装置として実現化するためには、脱窒速度を大きくして廃水処理の効率化を図らなくてはいけいないという大きな課題がある。しかしながら、この方法は未だ反応特性が十分に解明されておらず、脱窒速度を大きくすることが難しいという欠点がある。 By the way, in order to realize the anaerobic ammonia oxidation method as an actual wastewater treatment method and apparatus, there is a big problem that the efficiency of wastewater treatment must be increased by increasing the denitrification rate. However, this method has the disadvantage that the reaction characteristics have not been sufficiently elucidated and it is difficult to increase the denitrification rate.
本発明は、このような事情に鑑みてなされたもので、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒処理する際の脱窒速度を大きくすることができるので、嫌気性アンモニア酸化法を廃水処理に採用することを可能にすると共に、廃水処理の効率化を図ることができる嫌気性アンモニア酸化法及び廃水処理方法並びに装置を提供することを目的とする。 The present invention has been made in view of such circumstances, and it is possible to increase the denitrification rate when simultaneous denitrification treatment of ammonia and nitrous acid with anaerobic ammonia oxidizing bacteria. It is an object of the present invention to provide an anaerobic ammonia oxidation method, a wastewater treatment method and an apparatus capable of adopting the method for wastewater treatment and improving the efficiency of wastewater treatment.
本発明者は、嫌気性アンモニア酸化細菌の菌体濃度を把握し、且つ嫌気性アンモニア酸化細菌群の脱窒速度に及ぼす基質濃度特性を発見し、基質濃度特性を生かすように嫌気性アンモニア酸化法を行うことにより脱窒速度を大きくでき、これにより嫌気性アンモニア酸化法を利用した廃水処理を実装置として実現化できるようにしたものである。即ち、嫌気性アンモニア酸化細菌群はアンモニア濃度に対してはMicheris・Menten型の反応特性を示し、アンモニア性窒素濃度が高いほど脱窒速度が大きくなる。一方、嫌気性アンモニア酸化細菌群は亜硝酸性窒素濃度に対してはHaldane 型の反応特性を示し、亜硝酸性窒素濃度が８０ｍｇ／Ｌ以上で強い阻害を受け脱窒速度が急激に小さくなることが分かった。そして、この基質濃度特性を生かすように嫌気性アンモニア酸化法を行うには、アンモニアと亜硝酸とを脱窒処理する処理の流れにおいて、アンモニアに関しては上流側が高濃度で下流側が低濃度な濃度勾配が形成されるようにし、亜硝酸に関しては上流側から下流側にかけて均一な濃度になるようにすることが重要であるとの知見を得た。 The present inventor has ascertained the cell concentration of anaerobic ammonia oxidizing bacteria, discovered the substrate concentration characteristics that affect the denitrification rate of the anaerobic ammonia oxidizing bacteria group, and made use of the substrate concentration characteristics to anaerobic ammonia oxidation method In this way, it is possible to increase the denitrification rate, thereby realizing the waste water treatment using the anaerobic ammonia oxidation method as an actual apparatus. That is, the anaerobic ammonia-oxidizing bacteria group exhibits a Michelis / Menten type reaction characteristic with respect to the ammonia concentration, and the denitrification rate increases as the ammoniacal nitrogen concentration increases. On the other hand, the anaerobic ammonia-oxidizing bacteria group shows a Haldane-type reaction characteristic for nitrite nitrogen concentration, and the denitrification rate decreases rapidly due to strong inhibition when the nitrite nitrogen concentration is 80 mg / L or more. I understood. In order to perform the anaerobic ammonia oxidation method so as to make use of this substrate concentration characteristic, in the flow of treatment for denitrifying ammonia and nitrous acid, the concentration gradient of ammonia is high concentration on the upstream side and low concentration on the downstream side. As for nitrous acid, it was found that it is important to have a uniform concentration from the upstream side to the downstream side.
本発明はかかる知見に基づいて嫌気性アンモニア酸化法及び廃水処理方法並びに装置を具体的に構成したものである。 The present invention specifically constitutes an anaerobic ammonia oxidation method, a wastewater treatment method and an apparatus based on such knowledge.
本発明の請求項１の嫌気性アンモニア酸化法は前記目的を達成するために、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する嫌気性アンモニア酸化法であって、前記同時脱窒する処理の流れにおいて、前記アンモニアに関しては上流側が高濃度で下流側が低濃度な濃度勾配が形成されるようにし、前記亜硝酸に関しては前記上流側から前記下流側にかけて均一な濃度になるようにすることを特徴とする。 The anaerobic ammonia oxidation method according to claim 1 of the present invention is an anaerobic ammonia oxidation method in which ammonia and nitrous acid are simultaneously denitrified by an anaerobic ammonia oxidizing bacterium in order to achieve the above object, In the processing flow, the ammonia has a high concentration on the upstream side and a low concentration gradient on the downstream side, and the nitrous acid has a uniform concentration from the upstream side to the downstream side. It is characterized by that.
これにより、アンモニアと亜硝酸の基質濃度特性を生かすように嫌気性アンモニア酸化法を行うことができるので、脱窒速度を大きくすることができる。 Thereby, since the anaerobic ammonia oxidation method can be performed so as to make use of the substrate concentration characteristics of ammonia and nitrous acid, the denitrification rate can be increased.
本発明の請求項２は請求項１において、前記上流側から下流側にかけて亜硝酸の亜硝酸性窒素濃度を８０ｍｇ／Ｌ以下にすることを特徴とする。これは、亜硝酸性窒素濃度が８０ｍｇ／Ｌを越えると、嫌気性アンモニア酸化細菌の活性が阻害され、同時脱窒性能が急激に低下するためである。 A second aspect of the present invention is characterized in that, in the first aspect, a nitrite nitrogen concentration of nitrous acid is 80 mg / L or less from the upstream side to the downstream side. This is because when the nitrite nitrogen concentration exceeds 80 mg / L, the activity of the anaerobic ammonia oxidizing bacteria is inhibited, and the simultaneous denitrification performance is rapidly lowered.
本発明の請求項３は請求項１又は２において、前記下流側においてアンモニアと亜硝酸のモル比が１．０：１．３２になるようにすることを特徴とする。このように、混在水のアンモニアと亜硝酸のモル比を上述した反応式のモル比と同じにすれば、処理水中にアンモニアや亜硝酸の一方が多く残存するという問題を防止できるからである。 A third aspect of the present invention is characterized in that, in the first or second aspect, the molar ratio of ammonia and nitrous acid is 1.0: 1.32 on the downstream side. Thus, if the molar ratio of the mixed water ammonia and nitrous acid is the same as the molar ratio of the above-described reaction formula, it is possible to prevent the problem that a large amount of either ammonia or nitrous acid remains in the treated water.
本発明において、ステップ流入とは、流入させる水を分配して流入させることを言い、後記するピストンフロー流入とは、流入させる水をいわゆる押し出しフローで流入させることを言う。また、アンモニアから亜硝酸を生成する方法は、どのような方法でもよいが、例えば、アンモニア酸化細菌により好気性条件下でアンモニアを亜硝酸に酸化する方法を好適に使用することができる。また、アンモニア性廃水とは、廃水中の窒素成分としてアンモニアが主体である廃水を言い、亜硝酸性処理水とは窒素成分として亜硝酸が主体である処理水をいう。以下同様である。 In the present invention, “step inflow” refers to distributing and flowing in water, and “piston flow inflow” described later refers to flowing in water in a so-called extrusion flow. Any method may be used for producing nitrous acid from ammonia. For example, a method of oxidizing ammonia to nitrous acid under an aerobic condition by ammonia oxidizing bacteria can be preferably used. Ammonia waste water means waste water mainly composed of ammonia as a nitrogen component in waste water, and nitrite treated water means treated water mainly composed of nitrous acid as a nitrogen component. The same applies hereinafter.
本発明の請求項４は前記目的を達成するために、アンモニアから亜硝酸を生成する亜硝酸生成槽と、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する嫌気性アンモニア酸化槽とを用いてアンモニア性廃水を処理する廃水処理方法において、前記アンモニア性廃水の一部を前記亜硝酸生成槽で処理して亜硝酸性処理水を形成し、該亜硝酸性処理水を前記嫌気性アンモニア酸化槽内の上流位置から下流位置の複数位置にステップ流入させる一方、前記アンモニア性廃水の残りを前記嫌気性アンモニア酸化槽にピストンフロー流入させることを特徴とする。 According to a fourth aspect of the present invention, in order to achieve the above object, a nitrous acid production tank for producing nitrous acid from ammonia, an anaerobic ammonia oxidation tank for simultaneously denitrifying ammonia and nitrous acid by anaerobic ammonia oxidizing bacteria, In a wastewater treatment method for treating ammonia wastewater using a nitrite, a part of the ammoniacal wastewater is treated in the nitrite production tank to form a nitrite treated water, and the nitrite treated water is treated as the anaerobic While the step flow-in from the upstream position in the ammonia oxidation tank to a plurality of downstream positions, the remaining ammonia waste water is caused to flow into the anaerobic ammonia oxidation tank in a piston flow.
請求項４は亜硝酸の基質濃度特性とアンモニアの基質濃度特性の両方を生かすように構成したものである。即ち、アンモニア性廃水の一部は、亜硝酸生成槽において処理されてアンモニアの全てが亜硝酸に酸化され、これにより亜硝酸性処理水が形成される。尚、アンモニアの全てが亜硝酸に酸化されるとは、１００％完全に酸化することを意味するものではなく、酸化されずに微量に残存するアンモニアがある場合も含む。以下同様である。そして、この亜硝酸性処理水を嫌気性アンモニア酸化槽内の上流位置から下流位置の複数位置にステップ流入させる。このステップ流入により、亜硝酸性処理水中の亜硝酸はアンモニア酸化槽内の各部分に分配され、嫌気性アンモニア酸化槽内における亜硝酸性窒素濃度の均一化が図られるので、嫌気性アンモニア酸化槽において亜硝酸性窒素濃度が局部的に高くなることがない。一方、アンモニア廃水の残りは、嫌気性アンモニア酸化槽にピストンフロー流入させる。このピストンフロー流入により、嫌気性アンモニア酸化槽内には上流位置のアンモニア濃度が高く、下流位置のアンモニア濃度が低い濃度勾配が形成される。これにより、同時脱窒する処理の流れにおいて、アンモニアに関しては上流側が高濃度で下流側が低濃度な濃度勾配が形成され、亜硝酸に関しては上流側から下流側にかけて均一な濃度になるようにすることができ、アンモニアと亜硝酸の基質濃度特性を生かすように嫌気性アンモニア酸化法を行うことができるので、脱窒速度を大きくすることができる。 According to a fourth aspect of the present invention, both the substrate concentration characteristic of nitrous acid and the substrate concentration characteristic of ammonia are utilized. That is, a part of the ammonia waste water is treated in the nitrite production tank, and all of the ammonia is oxidized to nitrous acid, thereby forming nitrite treated water. Note that the fact that all ammonia is oxidized to nitrous acid does not mean that 100% is completely oxidized, but includes the case where ammonia remains in a trace amount without being oxidized. The same applies hereinafter. Then, this nitrite-treated water is stepped into a plurality of downstream positions from the upstream position in the anaerobic ammonia oxidation tank. This step inflow distributes the nitrous acid in the nitrite-treated water to each part in the ammonia oxidation tank, and the nitrous acid nitrogen concentration in the anaerobic ammonia oxidation tank is made uniform, so the anaerobic ammonia oxidation tank In nitrous acid nitrogen concentration does not increase locally. On the other hand, the remaining ammonia wastewater is caused to flow into the anaerobic ammonia oxidation tank through a piston flow. Due to this piston flow inflow, a concentration gradient is formed in the anaerobic ammonia oxidation tank in which the ammonia concentration at the upstream position is high and the ammonia concentration at the downstream position is low. As a result, in the process flow for simultaneous denitrification, a concentration gradient is formed with a high concentration on the upstream side and a low concentration on the downstream side for ammonia, and a uniform concentration for nitrous acid from the upstream side to the downstream side. Since the anaerobic ammonia oxidation method can be performed so as to make use of the substrate concentration characteristics of ammonia and nitrous acid, the denitrification rate can be increased.
本発明の請求項５は前記目的を達成するために、アンモニアから亜硝酸を生成する亜硝酸生成槽と、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する嫌気性アンモニア酸化槽とを用いてアンモニア性廃水を処理する廃水処理方法において、前記嫌気性アンモニア酸化槽を直列に配置された複数段の槽で構成すると共に、前記アンモニア性廃水の一部を前記亜硝酸生成槽で処理して亜硝酸性処理水を形成し、該亜硝酸性処理水を前記複数段の槽にステップ流入させる一方、前記アンモニア性廃水の残りを前記複数段の槽にピストンフロー流入させることを特徴とする。 According to a fifth aspect of the present invention, in order to achieve the above object, a nitrous acid production tank for producing nitrous acid from ammonia, an anaerobic ammonia oxidation tank for simultaneously denitrifying ammonia and nitrous acid by anaerobic ammonia oxidizing bacteria, In the wastewater treatment method for treating ammonia wastewater using a slag, the anaerobic ammonia oxidation tank is composed of a plurality of tanks arranged in series, and a part of the ammoniacal wastewater is treated in the nitrous acid production tank Forming nitrite-treated water and step-flowing the nitrite-treated water into the plurality of tanks, while allowing the remaining ammoniacal waste water to flow into the plurality of tanks in a piston flow. To do.
請求項５は、嫌気性アンモニア酸化槽を直列に配置された複数段の槽で構成し、この複数段の槽に亜硝酸性処理水をステップ流入させると共に、アンモニア性廃水を複数段の槽にピストンフローで流入させるようにしたものである。これにより、処理水中の亜硝酸は各槽に分配されるので、嫌気性アンモニア酸化槽内の上流位置から下流位置の複数位置にステップ流入させる場合よりも、亜硝酸性窒素濃度の均一化をより明確に図ることができる。また、ピストンフロー流入により、複数段の前段の槽のアンモニア濃度が高く、後段の槽のアンモニア濃度が低い濃度勾配が形成される。これにより、同時脱窒する処理の流れにおいて、アンモニアに関しては上流側の槽内が高濃度で下流側の槽内が低濃度な濃度勾配が形成され、亜硝酸に関しては上流側の槽から下流側の槽にかけて均一な濃度になるようにすることができ、アンモニアと亜硝酸の基質濃度特性を生かすように嫌気性アンモニア酸化法を行うことができるので、脱窒速度を大きくすることができる。 According to the fifth aspect , the anaerobic ammonia oxidation tank is constituted by a plurality of tanks arranged in series, and the nitrite-treated water is stepped into the plurality of tanks and the ammonia waste water is supplied to the plurality of tanks. It is made to flow in by piston flow. As a result, the nitrous acid in the treated water is distributed to each tank, so that the nitrous acid nitrogen concentration can be made more uniform than when the step flow into multiple positions downstream from the upstream position in the anaerobic ammonia oxidation tank. It can be done clearly. Further, due to the piston flow inflow, a concentration gradient is formed in which the ammonia concentration in the plurality of upstream tanks is high and the ammonia concentration in the downstream tank is low. As a result, in the treatment flow for simultaneous denitrification, a concentration gradient is formed with a high concentration in the upstream tank and a low concentration in the downstream tank with respect to ammonia, and with respect to nitrous acid, from the upstream tank to the downstream side. It is possible to achieve a uniform concentration over the tank, and the anaerobic ammonia oxidation method can be performed so as to take advantage of the substrate concentration characteristics of ammonia and nitrous acid, so that the denitrification rate can be increased.
請求項６は請求項４又は５において、前記亜硝酸性処理水の亜硝酸濃度を８０ｍｇ／Ｌ以下にすることを特徴とする。これは、亜硝酸濃度が８０ｍｇ／Ｌを越えると、嫌気性アンモニア酸化細菌の活性が阻害され、同時脱窒性能が急激に低下するためである。 A sixth aspect of the present invention is characterized in that the nitrous acid concentration in the nitrite-treated water is 80 mg / L or less in the fourth or fifth aspect. This is because when the nitrous acid concentration exceeds 80 mg / L, the activity of the anaerobic ammonia oxidizing bacteria is inhibited, and the simultaneous denitrification performance is rapidly lowered.
請求項７は請求項４〜６の何れか１において、前記嫌気性アンモニア酸化槽の下流位置におけるアンモニア濃度と亜硝酸濃度のモル比、又は前記複数段の最後の槽におけるアンモニア濃度と亜硝酸濃度のモル比が１．０：１．３２になるようにすることを特徴とする。このように、処理の流れの嫌気性アンモニア酸化槽内における下流側又は最後の槽内において嫌気性アンモニア酸化法によるアンモニアと亜硝酸のモル比を上述した反応式のモル比と同じにすれば、処理水中にアンモニアや亜硝酸の一方が多く残存するという問題を防止できるからである。 A seventh aspect according to any one of the fourth to sixth aspects, wherein the molar ratio between the ammonia concentration and the nitrous acid concentration at the downstream position of the anaerobic ammonia oxidation tank, or the ammonia concentration and the nitrous acid concentration in the last tank of the plurality of stages. The molar ratio is 1.0: 1.32. Thus, if the molar ratio of ammonia and nitrous acid by the anaerobic ammonia oxidation method in the downstream side or the last tank in the anaerobic ammonia oxidation tank of the treatment flow is the same as the molar ratio of the above reaction formula, This is because the problem that a large amount of either ammonia or nitrous acid remains in the treated water can be prevented.
以上説明したように本発明の嫌気性アンモニア酸化法及び廃水処理方法並びに装置によれば、アンモニアと亜硝酸とを嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒する際の脱窒速度を大きくすることができるので、嫌気性アンモニア酸化法を廃水処理に採用することを可能にすると共に、廃水処理の効率化を図ることができる。 As described above, according to the anaerobic ammonia oxidation method and wastewater treatment method and apparatus of the present invention, it is possible to increase the denitrification rate when ammonia and nitrous acid are simultaneously denitrified by anaerobic ammonia oxidizing bacteria. Therefore, the anaerobic ammonia oxidation method can be adopted for wastewater treatment, and the efficiency of wastewater treatment can be improved.
以下添付図面に従って本発明に係る嫌気性アンモニア酸化法及び廃水処理方法並びに装置における好ましい実施の形態について詳説する。 Hereinafter, preferred embodiments of the anaerobic ammonia oxidation method and wastewater treatment method and apparatus according to the present invention will be described in detail with reference to the accompanying drawings.
本発明を説明する前に、先ず嫌気性アンモニア酸化細菌の脱窒速度に及ぼすアンモニア性窒素濃度と亜硝酸性窒素濃度に関する基質濃度特性について説明する。 Before explaining the present invention, first, substrate concentration characteristics relating to ammonia nitrogen concentration and nitrite nitrogen concentration affecting the denitrification rate of anaerobic ammonia oxidizing bacteria will be explained.
これまで嫌気性アンモニア酸化細菌の脱窒速度を解明できていない原因として、嫌気性アンモニア酸化細菌の計測方法がなく菌数を把握できないことが大きな要因である。そこで、本発明では以下に示す嫌気性アンモニア酸化細菌の計測手法を新たに開発し、嫌気性アンモニア酸化細菌数の計測を可能とした。そして、集積した嫌気性アンモニア酸化細菌群の脱窒速度に及ぼすアンモニア性窒素濃度及び亜硝酸性窒素濃度に関する基質濃度特性を明確にし、この基質濃度特性にあった方法及び装置で嫌気性アンモニア酸化法及び廃水処理を行うことにより、脱窒速度の高速化を可能とし、廃水処理の効率化を図ることができるようにした。 The main reason why the denitrification rate of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria has not been elucidated so far is that there is no measurement method for anaerobic ammonia-oxidizing bacteria and the number of bacteria cannot be determined. Therefore, in the present invention, the following method for measuring anaerobic ammonia-oxidizing bacteria has been newly developed to enable measurement of the number of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria. Then, the substrate concentration characteristics regarding ammonia nitrogen concentration and nitrite nitrogen concentration affecting the denitrification rate of the accumulated anaerobic ammonia oxidizing bacteria group were clarified, and the anaerobic ammonia oxidation method was performed with a method and apparatus suitable for the substrate concentration characteristics. In addition, by performing wastewater treatment, the denitrification rate can be increased and the efficiency of wastewater treatment can be improved.
（嫌気性アンモニア酸化菌数計測方法）
表１は、嫌気性アンモニア酸化細菌の計測のために開発した培地である。
(Anaerobic ammonia-oxidizing bacteria count method)
Table 1 shows the media developed for the measurement of anaerobic ammonia oxidizing bacteria.
（注）この培地は１０％ブロモチモルブルー液を数滴添加して使用。 (Note) This medium is used with a few drops of 10% bromothymol blue solution.
表１の無機培地を試験管５０ｍＬずつ分注し、ダーラム管に入れオートクレーブにより１２１°Ｃで滅菌した。この培地に、最確値法（鈴木達彦編「土壌微生物実験法」養賢堂、Ｐ２１−４１（１９７８））に準じて菌数測定サンプルを希釈接種した。この培養において、接種は嫌気グローボックスで行い、嫌気条件下、３７°Ｃで３ケ月培養した。培養後、ダーラム管にガスが溜まり且つ培地の色が緑から青に変化した試験管について、嫌気性アンモニア酸化細菌が陽性と判断した。この色の変化は窒素ガスが発生し且つアルカリ性に変化したことを意味する。陽性、陰性の判定の後、最確値法に準じて嫌気性アンモニア酸化細菌数を換算した。また、嫌気性アンモニア酸化細菌を包括固定化した包括担体での菌数測定は、包括担体をホモジナイズし、懸濁液を先と同様の培地を用い、最確値法で嫌気性アンモニア酸化細菌数を換算した。 The inorganic medium shown in Table 1 was dispensed in 50 mL test tubes, placed in a Durham tube, and sterilized at 121 ° C. by an autoclave. This medium was diluted and inoculated with a sample for measuring the number of bacteria according to the most probable method (Tatsuhiko Suzuki, “Soil Microbial Experiment Method”, Yokendo, P21-41 (1978)). In this culture, inoculation was performed in an anaerobic glow box, and cultured at 37 ° C for 3 months under anaerobic conditions. After the culture, anaerobic ammonia-oxidizing bacteria were judged to be positive in the test tube in which gas was accumulated in the Durham tube and the medium color changed from green to blue. This color change means that nitrogen gas was generated and changed to alkaline. After positive / negative determination, the number of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria was converted according to the most probable value method. In addition, the number of bacteria in a entrapped carrier in which anaerobic ammonia-oxidizing bacteria are immobilized and immobilized is obtained by homogenizing the entrapped carrier and using the same medium as in the previous suspension to determine the number of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria using the most probable method. Converted.
一例として次式に、包括担体中の嫌気性アンモニア酸化細菌数の換算方法を示す。 As an example, the following formula shows how to convert the number of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria in the entrapping carrier.
（数１）Ｘｐ＝Ｘｏ×（Ｖｐ＋Ｖｗ）／Ｖｐ
ここで、Ｘｐ：担体内部の嫌気性アンモニア酸化細菌数（個／ｍＬ）
Ｘｏ：培地に接種した原液の嫌気性アンモニア酸化細菌数（個／ｍＬ）
Ｖｐ：原液の作製に供試した担体量（ｍＬ）
Ｖｗ：原液の作製に加えた殺菌水液量（ｍＬ）である。
(Expression 1) Xp = Xo × (Vp + Vw) / Vp
Where Xp: number of anaerobic ammonia oxidizing bacteria inside the carrier (units / mL)
Xo: Anaerobic ammonia-oxidizing bacteria count in stock solution inoculated to medium (cells / mL)
Vp: Amount of carrier used for preparation of stock solution (mL)
Vw: The amount (mL) of sterilized water added to the preparation of the stock solution.
処理に用いたアンモニア性廃水は、アンモニア性窒素濃度が５００〜１０００ｍｇ／Ｌ、亜硝酸性窒素濃度が１００〜８００ｍｇ／Ｌを含む無機合成廃水を使用した。また、下水処理場の活性汚泥から馴養した嫌気性アンモニア酸化細菌集積汚泥（アンモニアと亜硝酸を含有する無機廃水を３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で馴養した汚泥）を実験に供試した。この嫌気性アンモニア酸化細菌集積汚泥には、嫌気性アンモニア酸化細菌数が６×１０8 個／ｍＬ含有していた。 As the ammoniacal wastewater used for the treatment, an inorganic synthetic wastewater containing an ammoniacal nitrogen concentration of 500 to 1000 mg / L and a nitrite nitrogen concentration of 100 to 800 mg / L was used. In addition, anaerobic ammonia-oxidizing bacteria accumulation sludge acclimatized from activated sludge in a sewage treatment plant (sludge acclimatized with 3 kg-N / m 3 / day of inorganic wastewater containing ammonia and nitrous acid) was used in the experiment. This anaerobic ammonia-oxidizing bacteria accumulation sludge contained anaerobic ammonia-oxidizing bacteria count of 6 × 10 8 / mL.
集積した嫌気性アンモニア酸化菌数群の脱窒速度に及ぼすアンモニア性窒素濃度及び亜硝酸性窒素濃度に関する基質濃度特性は、負荷とアンモニア性窒素／亜硝酸性窒素の比を順次変えることにより、嫌気性アンモニア酸化槽内の亜硝酸性窒素濃度又はアンモニア性窒素濃度を変化させ、その時の脱窒速度を測定することにより調べた。 The substrate concentration characteristics of ammonia nitrogen concentration and nitrite nitrogen concentration on the denitrification rate of several groups of accumulated anaerobic ammonia-oxidizing bacteria can be determined by changing the load and the ratio of ammonia nitrogen / nitrite nitrogen sequentially. It investigated by changing the nitrite nitrogen concentration or ammonia nitrogen concentration in a basic ammonia oxidation tank, and measuring the denitrification rate at that time.
図１は、嫌気性アンモニア酸化細菌群の脱窒速度に及ぼすアンモニア性窒素濃度の影響を回分処理の初速度で測定した結果である。亜硝酸性窒素濃度は５０ｍｇ／Ｌに固定し、アンモニア性窒素濃度をそれぞれ変えて回分試験を行った。その結果、図１に示すとおり、脱室速度に及ぼすアンモニア性窒素濃度の影響はＭｉｃｈｅｒｉｓ・Ｍｅｎｔｅｎ型になった。回分試験では、アンモニア性窒素濃度３００ｍｇ／Ｌまでしか行わなかったが、３００ｍｇ／Ｌ以降は脱窒速度が略同じ値で推移するものと考察される。即ち、アンモニア性窒素濃度が高ければ高いほど嫌気性アンモニア酸化細菌が活性化して脱窒速度が大きくなることが分かる。従って、嫌気性アンモニア酸化法における脱窒速度を大きくするには、次に示す反応式におけるアンモニアと亜硝酸のモル比である１．０：１．３２よりもアンモニアのモル比が高くなるように反応させ、且つ嫌気性アンモニア酸化槽からの処理水にはアンモニア性窒素が残存しないようすることが重要になる。 FIG. 1 shows the results of measuring the influence of ammonia nitrogen concentration on the denitrification rate of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria group at the initial rate of batch treatment. The nitrite nitrogen concentration was fixed at 50 mg / L, and the batch test was performed while changing the ammoniacal nitrogen concentration. As a result, as shown in FIG. 1, the influence of the ammoniacal nitrogen concentration on the chamber removal rate became the Michelis-Menten type. In the batch test, the ammonia nitrogen concentration was only up to 300 mg / L, but it is considered that the denitrification rate is maintained at substantially the same value after 300 mg / L. That is, it can be seen that the higher the ammonia nitrogen concentration, the more anaerobic ammonia oxidizing bacteria are activated and the greater the denitrification rate. Therefore, in order to increase the denitrification rate in the anaerobic ammonia oxidation method, the molar ratio of ammonia should be higher than 1.0: 1.32 which is the molar ratio of ammonia and nitrous acid in the following reaction formula. It is important to react and prevent ammonia nitrogen from remaining in the treated water from the anaerobic ammonia oxidation tank.
1.0 NH4 +1.32NO 2 +0.066HCO 3 +0.13H+ →1.02N 2 +0.26NO 3 +0.066CH2 O 0.5 N 0.15+2.03H2 O
図２は、嫌気性アンモニア酸化細菌群の脱窒速度に及ぼす亜硝酸性窒素濃度の影響を回分処理の初速度で測定した結果である。アンモニア性窒素濃度は２００ｍｇ／Ｌに固定し、亜硝酸性窒素濃度をそれぞれ変えて回分試験を行った。その結果、図２に示すとおり、脱室速度に及ぼす亜硝酸性窒素濃度の影響はＨａｌｄａｎｅ型になった。即ち、亜硝酸性窒素濃度を略ゼロな状態から次第に高くしていくと、脱窒速度は急激に大きくなり、亜硝酸性窒素濃度が５０ｍｇ／Ｌ付近で脱窒速度がピークになる。しかし、その後は脱窒速度が急激に小さくなり、亜硝酸性窒素濃度が８０ｍｇ／Ｌを越えると亜硝酸性窒素濃度が略ゼロのときよりも小さくなる。このことは、嫌気性アンモニア酸化細菌は、アンモニアとの反応のために亜硝酸は必要であるが、亜硝酸性窒素濃度が８０ｍｇ／Ｌを越えると逆に強い阻害を受け活性が下がることが分かる。従って、嫌気性アンモニア酸化法における脱窒速度を大きくするには、亜硝酸性窒素濃度が８０ｍｇ／Ｌ以下に、好ましくは３０ｍｇ／Ｌ〜６０ｍｇ／Ｌの範囲に維持することが必要である。この為には、嫌気性アンモニア酸化槽内に亜硝酸性窒素濃度の高濃度な部分が局部的にも発生しないように嫌気性アンモニア酸化槽内に亜硝酸を分散して均一化することが重要になる。
1.0 NH 4 + 1.32NO 2 + 0.066HCO 3 + 0.13H + → 1.02N 2 + 0.26NO 3 + 0.066CH 2 O 0.5 N 0.15 + 2.03H 2 O
FIG. 2 shows the results of measuring the effect of nitrite nitrogen concentration on the denitrification rate of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria at the initial rate of batch treatment. Ammonia nitrogen concentration was fixed at 200 mg / L, and batch tests were carried out with different nitrite nitrogen concentrations. As a result, as shown in FIG. 2, the influence of the nitrite nitrogen concentration on the chamber removal rate became the Haldane type. That is, as the nitrite nitrogen concentration is gradually increased from a substantially zero state, the denitrification rate increases rapidly, and the denitrification rate peaks when the nitrite nitrogen concentration is around 50 mg / L. However, after that, the denitrification rate decreases rapidly, and when the nitrite nitrogen concentration exceeds 80 mg / L, it becomes smaller than when the nitrite nitrogen concentration is substantially zero. This indicates that anaerobic ammonia oxidizing bacteria require nitrite for reaction with ammonia, but when the concentration of nitrite nitrogen exceeds 80 mg / L, the activity is reduced due to strong inhibition. . Therefore, in order to increase the denitrification rate in the anaerobic ammonia oxidation method, it is necessary to maintain the nitrite nitrogen concentration at 80 mg / L or less, preferably within the range of 30 mg / L to 60 mg / L. For this purpose, it is important to disperse and homogenize nitrous acid in the anaerobic ammonia oxidation tank so that high concentration parts of nitrite nitrogen concentration do not occur locally in the anaerobic ammonia oxidation tank. become.
図１及び図２の結果から、嫌気性アンモニア酸化細菌に対する基質濃度特性を生かすように嫌気性アンモニア酸化法を行うには、同時脱窒の処理の流れにおいて、アンモニアに関しては上流側が高濃度で下流側が低濃度な濃度勾配が形成されるようにし、亜硝酸に関しては上流側から下流側にかけて均一な濃度で且つ８０ｍｇ／Ｌ以下になるようにすることが重要である。これを方法及び装置として具体的に構成するには、アンモニアに関してはピストンフローで嫌気性アンモニア酸化槽に流入させることで達成でき、亜硝酸に関してはステップ流入で嫌気性アンモニア酸化槽に流入させることで達成できる。 From the results of FIG. 1 and FIG. 2, in order to perform the anaerobic ammonia oxidation method so as to make use of the substrate concentration characteristics for the anaerobic ammonia oxidizing bacteria, in the flow of simultaneous denitrification, the upstream side has a high concentration on the downstream side. It is important that a concentration gradient with a low concentration is formed on the side, and that nitrous acid has a uniform concentration from the upstream side to the downstream side and is 80 mg / L or less. In order to specifically configure this as a method and apparatus, ammonia can be achieved by flowing it into the anaerobic ammonia oxidation tank with a piston flow, and nitrous acid can be flowed into the anaerobic ammonia oxidation tank with a step flow. Can be achieved.
次に、図３〜図１２に従って、本発明の嫌気性アンモニア酸化法に準拠した本発明の廃水処理装置の各種の態様を説明する。 Next, according to FIGS. 3-12, the various aspects of the waste water treatment apparatus of this invention based on the anaerobic ammonia oxidation method of this invention are demonstrated.
図３の廃水処理装置１０は、亜硝酸生成槽１２→嫌気性アンモニア酸化槽１４→再曝気槽１６→固液分離槽１８の順に配置したものである。図３に示すように、原水導入管２０から亜硝酸生成槽１２に流入したアンモニア性廃水は、亜硝酸生成槽１２内のアンモニア酸化細菌によりアンモニア性窒素濃度の約半分に相当するアンモニアが亜硝酸に酸化される。アンモニアから亜硝酸への変換率の調整は、例えば硝化率を制御することで行うことができ、以下同様である。これにより、上述した反応式におけるアンモニアと亜硝酸のモル比が１．０：１．３２の混在水を形成する。
The
亜硝酸生成槽１２から嫌気性アンモニア酸化槽１４に混在水を流入させるステップ流入本管２２は３本の枝管２２Ａ，２２Ｂ，２２Ｃに分岐され、それぞれの枝管２２Ａ，２２Ｂ，２２Ｃは嫌気性アンモニア酸化槽１４内の上流位置、中段位置、下流位置に延設される。これにより、混在水は、嫌気性アンモニア酸化槽１４内の上流位置から下流位置の複数位置にステップ流入し、混在水中のアンモニアと亜硝酸が嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒される。このように、混在水を嫌気性アンモニア酸化槽１４にステップ流入させることにより、混在水中の亜硝酸は嫌気性アンモニア酸化槽１４内の各部分に略等量に分配され、嫌気性アンモニア酸化槽内における亜硝酸性窒素濃度の均一化が図られる。この亜硝酸の均一化により槽１４内、特に上流位置における亜硝酸性窒素濃度が局部的に高くならないので、脱窒速度を大きくすることができると共に、安定した脱窒を行うことができる。尚、図３では、３本の枝管２２Ａ，２２Ｂ，２２Ｃにしたが、２本でもよく或いは３本以上でもよい。また、混在水の亜硝酸性窒素濃度を８０ｍｇ／Ｌ以下にすることが好ましい。更には、嫌気性アンモニア酸化槽１４内に例えば不織布のような充填材２４を浸漬させて、嫌気性アンモニア酸化細菌が充填材に付着されることで嫌気性アンモニア酸化細菌濃度を高めることが好ましい。そして、嫌気性アンモニア酸化槽１４からの処理水は、再曝気槽１６を経て固液分離槽１８で固液分離され、最終処理水として排出される。
The step inflow
図４の廃水処理装置１０は、分配器２６→亜硝酸生成槽１２及び嫌気性アンモニア酸化槽１４への分配→再曝気槽１６→固液分離槽１８の順に配置したものである。尚、図３と同じ部材には同符号を付して説明すると共に、同じ説明は省略する。
4 is arranged in the order of
原水導入管２０を流れるアンモニア性廃水は分配器２６で分配され、アンモニア性廃水の一部は亜硝酸生成槽１２に流入する。亜硝酸生成槽１２に流入したアンモニア性廃水中のアンモニアは全て亜硝酸に酸化され、亜硝酸性処理水が形成される。そして、亜硝酸性処理水が嫌気性アンモニア酸化槽１４内の上流位置から下流位置の複数位置にステップ流入する一方、分配器２６で分配されたアンモニア性廃水の残りは、嫌気性アンモニア酸化槽１４にピストンフローで流入される。このステップ流入により嫌気性アンモニア酸化槽１４内での亜硝酸性窒素濃度の均一化が図られるので、槽１４内、特に上流位置における亜硝酸性窒素濃度が局部的に高くならないと共に、ピストンフロー流入による押出流れにより、アンモニア性窒素濃度は嫌気性アンモニア酸化槽１４内の上流位置で高く下流位置で低い濃度勾配が形成される。従って、嫌気性アンモニア酸化槽内の下流位置においてアンモニアと亜硝酸のモル比が１．０：１．３２になるようにすれば、下流位置で従来と同様の大きさの脱窒速度となり、槽１４内の中段位置で更に大きな脱窒速度となり、槽１４内の上流位置で最も大きな脱窒速度が得ることができる。これにより、上流位置、中段位置、下流位置の平均脱窒速度は従来より顕著に大きくすることができると共に、嫌気性アンモニア酸化槽１４からの処理水にアンモニアが残存することがない。従って、脱窒速度を大きくできると共に安定した脱窒を行うことができる。また、亜硝酸生成槽１２ではアンモニアの全てを亜硝酸に酸化することができるので、図３に比べて亜硝酸生成槽１２での制御が容易になり、嫌気性アンモニア酸化槽１４に流入させるアンモニアと亜硝酸との比率を精度良く制御することができる。
Ammonia waste water flowing through the raw
そして、嫌気性アンモニア酸化槽１４からの処理水は、再曝気槽１６を経て固液分離槽で固液分離され、最終処理水として排出される。尚、図４の場合も、亜硝酸性処理水の亜硝酸性窒素濃度を８０ｍｇ／Ｌ以下にすることが好ましい。
Then, the treated water from the anaerobic
図５の廃水処理装置１０は、塔型の嫌気性アンモニア酸化槽１４を設けると共に、槽１４内に嫌気性アンモニア酸化細菌を包括固定化した包括担体２８、２８…を充填した場合である。この塔型の嫌気性アンモニア酸化槽１４は、小規模処理の場合に便利である。塔型の嫌気性アンモニア酸化槽１４の場合、分配器２６で分配されたアンモニア性廃水の一部は亜硝酸生成槽１２で亜硝酸性処理水が形成され、亜硝酸性処理水を嫌気性アンモニア酸化槽の縦方向にステップ流入させる。一方、分配器２６で分配されたアンモニア性廃水の残りは嫌気性アンモニア酸化槽１４の底部からピストンフローで流入される。また、嫌気性アンモニア酸化槽１４の底部近傍には窒素ガス吹き込み管３０が配設されると共に、嫌気性アンモニア酸化槽１４の頂部から減圧用配管３２が延設され真空ポンプ３４に接続される。嫌気性アンモニア酸化槽１４内には、包括担体２８を破壊しない程度の速度で嫌気性アンモニア酸化槽１４内の液を攪拌する攪拌機３６が設けられる。これにより、脱窒速度を大きくできると共に安定した脱窒を行うことができる。嫌気性アンモニア酸化槽１４内でアンモニアと亜硝酸との同時脱窒で発生した窒素ガスは、減圧用配管３２から速やかに嫌気性アンモニア酸化槽１４外に排出される。この同時脱窒の運転前に窒素ガス吹き込み管３０から窒素ガスを嫌気性アンモニア酸化槽１４内に吹き込んで酸素を除去しておくことが好ましい。
5 is a case where a tower-type anaerobic
図６の廃水処理装置１０は、図３の変形例であり、亜硝酸生成槽１２→第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａ→第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂ→第３の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃ→再曝気槽１６→固液分離槽１８の順に配置したものである。即ち、嫌気性アンモニア酸化槽を直列に配置された複数段の槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃで構成し、亜硝酸生成槽１２で生成されたアンモニアと亜硝酸の混在水を複数段の各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃにステップ流入させたものである。このステップ流入により、混在水中の亜硝酸が各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃに略等量に分配され、各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃにおける亜硝酸性窒素濃度の均一化が図られるので、前段槽１４Ａのみの亜硝酸性窒素濃度が局部的に高くなることはない。これにより、脱窒速度を大きくできると共に安定した脱窒を行うことができる。ちなみに、混在水の全てを第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａに流入させると、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａの亜硝酸性窒素濃度が局部的に高くなる。
The
表２は、嫌気性アンモニア酸化槽１４の段数と各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃの平均脱窒速度を調べた結果である。
Table 2 shows the results of examining the number of stages of the anaerobic
表２の結果から、嫌気性アンモニア酸化槽１４が３段までは平均脱窒速度は大きくなるが、それ以上の段数を設けても殆ど変わらないので、嫌気性アンモニア酸化槽１４の段数は３段が有効である。
From the results shown in Table 2, the average denitrification rate increases when the number of anaerobic
図７の廃水処理装置１０は、図４の変形例であり、分配器２６→亜硝酸生成槽１２及び第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａへ分配→第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂ→第３の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃ→再曝気槽１６→固液分離槽１８の順に配置したものである。これにより、亜硝酸性処理水は各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃに略等量に分配されるので、図４と同様の効果を奏することができると共に、嫌気性アンモニア酸化槽１４を複数段の槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃに明確に区画することにより、亜硝酸性窒素濃度の均一化をより精度良く行うことができる。また、アンモニア性廃水の残りを各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃにピストフローで流入させることにより、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａ→第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂ→第３の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃの順にアンモニア性窒素濃度が小さくなる濃度勾配が形成される。従って、第３の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃにおけるアンモニアと亜硝酸のモル比が１．０：１．３２になるようにすれば、第３の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃで従来と同様の大きさの脱窒速度となり、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂでは更に大きな脱窒速度となり、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａで最も大きな脱窒速度が得ることができる。これにより、各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃの平均脱窒速度は従来より顕著に大きくすることができると共に、第３の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃからの処理水にアンモニアが残存することがない。これにより、脱窒速度を大きくできると共に安定した脱窒を行うことができる。また、亜硝酸生成槽１２ではアンモニアの全てを亜硝酸に酸化することができるので、図６に比べて亜硝酸生成槽１２での制御が容易になり、嫌気性アンモニア酸化槽１４に流入させるアンモニアと亜硝酸との比率を精度良く制御することができる。
The
そして、最後の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃからの処理水は、再曝気槽１６を経て固液分離槽で固液分離され、最終処理水として排出される。尚、図７の場合も、各槽１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃにおける亜硝酸性処理水の亜硝酸性窒素濃度を８０ｍｇ／Ｌ以下にすることが好ましい。
Then, the treated water from the last anaerobic
表３は、ステップ流入とピストンフロー流入を併用したときの嫌気性アンモニア酸化糟１４の段数と平均脱窒速度を検討した結果である。
Table 3 shows the results of studying the number of stages of the anaerobic
表３の結果から、表２のステップ流入のみの場合に比べて、ステップ流入とピストンフロー流入を併用すると同じ段数でも脱窒速度は速くなる。また、３段以上の場合も脱窒速度は少しずつ速くなるが、段数を増やし過ぎることによるコストアップと脱窒速度の速くなる程度を考慮すると、嫌気性アンモニア酸化槽１４の段数は３段が有効である。
From the results in Table 3, the denitrification rate is increased even with the same number of stages when the step inflow and the piston flow inflow are used together as compared with the case of only the step inflow in Table 2. In the case of three or more stages, the denitrification rate is gradually increased. However, considering the increase in cost due to excessive increase in the number of stages and the degree of increase in the denitrification speed, the number of stages in the anaerobic
図８の廃水処理装置１０は、第１の亜硝酸生成槽１２Ａ→嫌気性アンモニア酸化槽１４→第２の亜硝酸生成槽１２Ｂ→再曝気槽１６→固液分離槽１８の順に配置し、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂから第２の亜硝酸生成槽１２Ｂへの戻し経路３８を設けたものである。
The
図８に示すように、原水導入管２０から第１の亜硝酸生成槽１２Ａに流入したアンモニア性廃水は、アンモニア濃度の略１／３に相当する量のアンモニアが亜硝酸に酸化され、亜硝酸性窒素濃度よりもアンモニア性窒素濃度が顕著に高い混在水が形成される。次に、混在水は嫌気性アンモニア酸化槽１４に流入し、混在水中のアンモニアと亜硝酸とが嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒される。次に、嫌気性アンモニア酸化槽１４で脱窒されずに残留した略１／３の量のアンモニアは第２の亜硝酸生成槽１２Ｂに流入して全て亜硝酸に酸化される。この亜硝酸液は嫌気性アンモニア酸化槽１４内の下流位置に戻し経路３８を介して循環され、嫌気性アンモニア酸化細菌によりアンモニアと亜硝酸が同時脱窒される。即ち、第１の亜硝酸生成槽１２Ａでアンモニア性廃水のアンモニア濃度の略１／３に相当するアンモニアを亜硝酸に酸化すると、嫌気性アンモニア酸化槽１４の上流位置での同時脱窒により１／３の量のアンモニアが残留して下流位置に流れる一方、第２の亜硝酸生成槽１２Ｂから１／３の量の亜硝酸が嫌気性アンモニア酸化槽１４の下流位置に戻される。これにより、嫌気性アンモニア酸化槽１４の下流位置では１／３の量のアンモニアと１／３の量の亜硝酸が同時脱窒される。このように、第１の亜硝酸生成槽１２Ａにおけるアンモニア性窒素濃度を亜硝酸性窒素濃度よりも顕著に高くすることで、アンモニアに関しては嫌気性アンモニア酸化槽１４内の上流側が高濃度で下流側が低濃度な濃度勾配が形成される。また、第２の亜硝酸生成槽１２Ｂからの亜硝酸液を嫌気性アンモニア酸化槽１４の下流位置に戻すことで、嫌気性アンモニア酸化槽１４内における亜硝酸性窒素濃度が均一化される。この下流位置でのアンモニアと亜硝酸のモル比が略１．０：１．３２になるので、従来と同様の大きさの脱窒速度となり、上流位置ではそれよりも大きな脱窒速度となる。これにより、嫌気性アンモニア酸化槽１４内の脱窒速度を大きくすることができると共に、安定した脱窒を行うことができる。この場合も、嫌気性アンモニア酸化槽１４内での亜硝酸性窒素濃度を８０ｍｇ／Ｌ以下にすることが好ましい。そして、第２の亜硝酸生成槽１２Ｂからの処理水は、再曝気槽１６を経て固液分離槽１８で固液分離され、最終処理水として排出される。
As shown in FIG. 8, in the ammoniacal wastewater flowing into the first nitrous
図９の廃水処理装置１０は、第１の亜硝酸生成槽１２Ａ→第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａ→第２の亜硝酸生成槽１２Ｂ→第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂ→再曝気槽１６→固液分離槽１８の順に配置したものであり、２つの亜硝酸生成槽１２Ａ，１２Ｂと２つの嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａ，１４Ｂとを交互に組み合わせたものである。この場合には、原水導入管２０から第１の亜硝酸生成槽１２Ａに流入したアンモニア性廃水は、アンモニア濃度の略１／３の量に相当するアンモニアが亜硝酸に酸化され、亜硝酸性窒素濃度よりもアンモニア性窒素濃度が顕著に高い混在水が形成される。次に、混在水は第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａに流入し、混在水中のアンモニアと亜硝酸とが嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒される。次に、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａで脱窒されずに残留した略１／３のアンモニアは更にその１／２（最初のアンモニア性廃水から見ると１／６）の量を第２の亜硝酸生成槽１２Ｂで亜硝酸に酸化し、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂに流入させる。第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂでは、１／６の量のアンモニアと１／６の量の亜硝酸が同時脱窒される。このように、第１の亜硝酸生成槽１２Ａにおけるアンモニア性窒素濃度を亜硝酸性窒素濃度よりも顕著に高くすることで、アンモニアに関しては第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａが高濃度で第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂが低濃度な濃度勾配が形成される。また、第１及び第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａ，１４Ｂを設けて多段化することで、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａでの亜硝酸性窒素濃度を下げることができ、嫌気性アンモニア酸化細菌の活性が低下することがない。従って、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂにおけるアンモニアと亜硝酸のモル比が１．０：１．３２になるようにすれば、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂで従来と同様の大きさの脱窒速度となり、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａでは更に大きな脱窒速度となる。これにより、各槽１４Ａ，１４Ｂの平均脱窒速度は従来より顕著に大きくすることができると共に、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂからの処理水にアンモニアが残存することがない。この場合、嫌気性アンモニア酸化槽１４の段数は、アンモニア性廃水のアンモニアをどの程度亜硝酸に変換して第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａに流入させるかで設定され、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａの亜硝酸性窒素濃度が８０ｍｇ／Ｌ以下になるように設定する。そして、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂからの処理水は、再曝気槽１６を経て固液分離槽１８で固液分離され、最終処理水として排出される。
9 includes a first nitrous
図１０の廃水処理装置１０は、図９の第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂからの処理水の一部を戻し経路３８を介して第２の亜硝酸生成槽１２Ｂに戻すようにしたものである。これにより、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂからの処理水に残留するアンモニアや亜硝酸の後処理槽を設けたことと同じになるので、コンパクトな設備で最終的に放流する処理水のアンモニア濃度や亜硝酸濃度を低減できる。
The
図１１の廃水処理装置１０は図８の変形例であり、原水導入管２０に分配器２６を設けて、アンモニア性廃水の一部が第１の亜硝酸生成槽１２Ａに流入し、アンモニア性廃水の残りが嫌気性アンモニア酸化槽１４に直接流入するように構成したものである。これにより、第１の亜硝酸生成槽１２Ａではアンモニアの全てを亜硝酸に酸化することができるので、図８に比べて第１の亜硝酸生成槽１２Ａでの制御が容易になり、嫌気性アンモニア酸化槽１４に流入させるアンモニアと亜硝酸との比率を精度良く制御することができる。
The waste
図１２は、分配器２６→第１の亜硝酸生成槽１２Ａ及び第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａに分配→第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂ→第２の亜硝酸生成槽１２Ｂ→再曝気槽１６→固液分離槽１８の順に配列したものである。分配器２６で分配されたアンモニア性廃水の一部が第１の亜硝酸生成槽１２Ａに流入して、アンモニアの全てが亜硝酸に変換されて第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａに流入する一方、分配器２６で分配されたアンモニア性廃水の残りが第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａに直接流入する。そして、第１及び第２から成る２段の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａ，１４Ｂでアンモニアと亜硝酸が同時脱窒される。また、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂで残存したアンモニアが第２の亜硝酸生成槽１２Ｂで全て亜硝酸に酸化され、この硝化液が第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂに戻り経路３８を介して循環される。これにより、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａで残留したアンモニアが第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂに流入するので、アンモニアに関して第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａが高濃度で、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂが低濃度な濃度勾配が形成される。また、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂで残存したアンモニアが第２の亜硝酸生成槽１２Ｂで全て亜硝酸に酸化され、この硝化液が第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂに戻り経路３８を介して循環されるので、亜硝酸に関しては第１及び第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａ，１４Ｂで均一化される。従って、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂにおけるアンモニアと亜硝酸のモル比が１．０：１．３２になるようにすれば、第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｃで従来と同様の大きさの脱窒速度となり、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａでは更に大きな脱窒速度となる。これにより、各槽１４Ａ，１４Ｂの平均脱窒速度を従来より顕著に大きくすることができる。また、第１及び第２の亜硝酸生成槽１２Ａ，１２Ｂではアンモニアの全てを亜硝酸に変換するので制御が容易になる。この場合、第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａでの亜硝酸性窒素濃度が８０mg／ｍL 以下になるように分配器２６でのアンモニア性廃水の分配比率を設定するとよい。これにより、廃水処理装置１０の脱窒速度を大きくすることができると共に、安定した脱窒を行うことができる。
FIG. 12 shows the distribution in the
以上、図３〜図１２において、本発明の廃水処理装置１０における各種の態様を説明したが、全ての嫌気性アンモニア酸化槽１４内に図５のように窒素ガス吹き込み管３０を設けて、運転開始時に窒素ガスを吹き込み脱気し、酸素を除去することが好ましい。また、図５のように、全ての嫌気性アンモニア酸化槽１４に減圧用配管３２と真空ポンプ３４を設け、嫌気性アンモニア酸化槽１４内を減圧することも脱窒速度を高速化する上で効果的である。また、亜硝酸生成槽１２にはアンモニア酸化細菌を固定化した担体を用いるとよい。担体の場合は完全混合の槽でもよい。
As described above, in FIGS. 3 to 12, various aspects of the
また、嫌気性アンモニア酸化槽１４の立ち上げについては、微生物の総菌数が１０7 個／ｍＬ以上で、且つアンモニア性廃水中の嫌気性アンモニア酸化細菌数が１／１０〜１／１０００の範囲で立ち上がりが非常に早い。嫌気性アンモニア酸化槽１４で使用する嫌気性アンモニア酸化細菌は、浮遊菌又は嫌気性アンモニア酸化細菌を包括固定化した包括担体の何れでもよい。
Regarding the start-up of the anaerobic
嫌気性アンモニア酸化細菌の固定化には付着固定と包括固定の２つの方法が用いることができる。付着固定では球状や筒状などの担体、ひも状材料、ゲル状担体、不織布状材料など凹凸が多い材料が付着しやすく除去率が向上する。包括固定では嫌気性アンモニア酸化細菌と固定化材料（モノマ、プレポリマ）を混合した混合液を重合し、ゲルの内部に嫌気性アンモニア酸化細菌を包括固定化する。モノマー材料としてはアクリルアミド、メチレンビスアクリルアミド、トリアクリルフォルマールなどがよい。プレポリマ材料としてはポリエチレングリコールジアクリレートやポリエチレングリコールメタアクリレートがよく、その誘導体を用いることができる。形状は球状や筒状などの包括担体、ひも状包括担体、不織布状など凹凸が多い包括担体が接触効率がよく脱窒速度が向上する。 Two methods can be used to immobilize anaerobic ammonia-oxidizing bacteria: adherent immobilization and entrapping immobilization. In adhesion fixing, a material having many irregularities such as a spherical or cylindrical carrier, a string material, a gel carrier, and a nonwoven material is likely to adhere, and the removal rate is improved. In entrapping immobilization, a mixture of anaerobic ammonia-oxidizing bacteria and immobilizing materials (monomers and prepolymers) is polymerized to immobilize anaerobic ammonia-oxidizing bacteria inside the gel. As the monomer material, acrylamide, methylenebisacrylamide, triacryl formal and the like are preferable. The prepolymer material is preferably polyethylene glycol diacrylate or polyethylene glycol methacrylate, and derivatives thereof can be used. The inclusion carrier having many irregularities such as a spherical or cylindrical inclusion carrier, a string-like inclusion carrier, and a non-woven fabric shape has a good contact efficiency and an improved denitrification rate.
嫌気性アンモニア酸化細菌を付着固定又は包括固定の方法で固定化した担体の脱窒速度を調べるために、図４の装置構成で試験した。即ち、表４に示す各種の担体を担体充填率２５％になるように嫌気性アンモニア酸化槽も充填し、アンモニア性廃水を処理した。固定化に使用した種汚泥は、アンモニアと亜硝酸で集積培養して得られた脱窒速度１．２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の能力をもった汚泥であり、嫌気性アンモニア酸化細菌濃度が８×１０6 ｃｅ１１／ｃｍ3 であり、総菌数８×１０8 ｃｅｌｌ／ｃｍ3 であった。 In order to investigate the denitrification rate of a carrier on which anaerobic ammonia-oxidizing bacteria were immobilized by an adhesion immobilization method or a entrapping immobilization method, the apparatus configuration of FIG. 4 was tested. That is, various carriers shown in Table 4 were also filled in an anaerobic ammonia oxidation tank so that the carrier filling rate was 25%, and the ammoniacal wastewater was treated. The seed sludge used for immobilization is a sludge with a denitrification rate of 1.2 kg-N / m 3 / day, obtained by accumulating and culturing with ammonia and nitrous acid, and has anaerobic ammonia-oxidizing bacteria concentration. It was 8 × 10 6 ce11 / cm 3 and the total number of bacteria was 8 × 10 8 cell / cm 3 .
その結果、表４に示すように、４週間後には、何れの付着担体又は包括担体の場合にも２００(mg-N/L/h)以上の高い脱窒速度を得ることができた。 As a result, as shown in Table 4, after 4 weeks, a high denitrification rate of 200 (mg-N / L / h) or more could be obtained in any case of any attached carrier or entrapped carrier.
尚、固液分離槽１８からの最終処理水は、沈殿池を経て流出してもよく、他の高度処理槽で処理してもよい。また沈殿池での沈殿濃縮汚泥を本発明における各槽に返送してもよい。
Note that the final treated water from the solid-
（第１実施例）
以下、本発明の実施例を説明するが、こられの実施例に限定するものではない。
(First embodiment)
Examples of the present invention will be described below, but the present invention is not limited to these examples.
第１実施例では、図３、図４、図６、図７、図８、図１１、図１２の本発明の装置構成の廃水処理装置を用いた場合と、図１３の従来例の装置構成の廃水処理装置を用いた場合の脱窒速度を比較した。実験は以下の通り行った。 In the first embodiment, when the wastewater treatment apparatus of the apparatus configuration of the present invention of FIGS. 3, 4, 6, 7, 8, 11, and 12 is used, and the apparatus configuration of the conventional example of FIG. The denitrification rates when using the wastewater treatment equipment were compared. The experiment was performed as follows.
アンモニアと亜硝酸で集積培養して得られた脱窒速度１．２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の能力をもった集積培養汚泥を実験に供試した。この集積培養汚泥の嫌気性アンモニア酸化細菌濃度は８×１０8 ｃｅｌｌ／ｍL であった。そして、図３、図４、図６、図７、図８、図１１、図１２の廃水処理装置１０における嫌気性アンモニア酸化槽１４に、この集積培養汚泥を投入した。更に、嫌気性アンモニア酸化槽１４に活性汚泥を加えることにより、ＭＬＳＳとして４０００ｍｇ／Ｌ、総菌数４×１０8 ｃｅｌｌ／ｃｍ3 、嫌気性アンモニア酸化細菌濃度８×１０5 ｃｅｌｌ／ｍL の条件を形成して運転を開始した。
An accumulation culture sludge having a denitrification rate of 1.2 kg-N / m 3 / day obtained by accumulation culture with ammonia and nitrous acid was used for the experiment. The concentration of the anaerobic ammonia-oxidizing bacteria in this integrated culture sludge was 8 × 10 8 cells / mL. And this integrated culture sludge was thrown into the anaerobic
実験に供試した廃水は、アンモニア性窒素濃度１０００ｍｇ／Ｌの無機廃水を用い、負荷１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転を開始した。始めの１０日間は４倍希釈が必要であったが、その後、徐々に希釈率を下げ、嫌気性アンモニア酸化槽１４の最大負荷５．３ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日まで運転を行った。
The wastewater used for the experiment was an inorganic wastewater having an ammoniacal nitrogen concentration of 1000 mg / L, and the operation was started at a load of 1 kg-N / m 3 / day. The first 10 days required a 4-fold dilution, but thereafter the dilution rate was gradually lowered and the operation was performed up to the maximum load of 5.3 kg-N / m 3 / day in the anaerobic
それぞれの実験条件は次の通りである。尚、以下の実験において、亜硝酸酸化槽１２では当初より高負荷運転を行い、嫌気性アンモニア酸化槽１４への供給に十分な処理水を確保し、不要な量の亜硝酸酸化槽からの処理水はバイパスし系外に排出した。
Each experimental condition is as follows. In the following experiment, the
［実施例Ａ］図３の装置構成での実験条件
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの約半分を亜硝酸に変換
（嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) 負荷１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で順次増加させた
(2) 不織布充填材を４０％充填率で充填
(3) 混在水のステップ流入は３箇所 上流位置、中段位置、下流位置における槽幅方向の
中央部で流入させた
［実施例Ｂ］図４の装置構成での実験条件
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：０．８ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの全部を亜硝酸に変換
（嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) 負荷１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で順次増加させた
(2) 不織布充填材を４０％充填率で充填
(3) 混在水のステップ流入は３箇所 上流位置、中段位置、下流位置における槽幅方向の中央部で流入させた
（分配器）
分配器でのアンモニア性廃水の分配率は５：５
［実施例Ｃ］図６の装置構成での実験条件
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの全部を亜硝酸に変換
（嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) ３槽合計で負荷１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転し、順次増加させた
(2) 不織布充填材を４０％充填率で充填
(3) ３槽は等容積
［実施例Ｄ］図７の装置構成での実験条件
（分配器）
分配器による亜硝酸生成槽と嫌気性アンモニア酸化槽へのアンモニア性廃水の分配率は５：５
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの全部を亜硝酸に変換
（嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) ３槽合計で負荷１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転し、順次増加させた
(2) 不織布充填材を４０％充填率で充填
(3) ３槽は等容積
［実施例Ｅ］図８の装置構成での実験条件
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの濃度の約１／３を亜硝酸に変換
（第１の嫌気性アンモニア酸化槽）
負荷１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転し、順次増加させた
（第２の嫌気性アンモニア酸化槽）
アンモニア性窒素付加が０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
（循環比率）
第２亜硝酸生成槽の硝化液を２００％嫌気性アンモニア酸化槽の下流位置に循環
［実施例Ｆ］図１１の装置構成での実験条件
（分配器）
分配器による亜硝酸生成槽と嫌気性アンモニア酸化槽へのアンモニア性廃水の分配率は５：５
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：０．８ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの全てを亜硝酸に変換
（第１の嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) 負荷１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転し、順次増加させた
(2）不織布充填材を４０％充填率で充填
（第２の嫌気性アンモニア酸化槽）
アンモニア性窒素付加が０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
（循環比率）
第２亜硝酸生成槽の硝化液を２００％嫌気性アンモニア酸化槽の下流位置に循環
［実施例Ｇ］図１２の装置構成での実験条件
（分配器）
分配器による亜硝酸生成槽と嫌気性アンモニア酸化槽へのアンモニア性廃水の分配率は５：５
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：０．８ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの全てを亜硝酸に変換
（第１の嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) 第２の嫌気性アンモニア酸化槽との合計負荷が１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転し、順次増加させた
(2）不織布充填材を４０％充填率で充填
（第２の嫌気性アンモニア酸化槽）
アンモニア性窒素付加が０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
（循環比率）
第２亜硝酸生成槽の硝化液を２００％で第２の嫌気性アンモニア酸化槽に循環
［従来例］
従来例の装置構成は、図１３に示すように、原水導入管から亜硝酸生成槽に流入したアンモニア性廃水のアンモニアの半分の濃度が亜硝酸に変換された混在水が形成される。この混在水の全量が嫌気性アンモニア酸化槽の上流位置に流入しアンモニアと亜硝酸とが嫌気性アンモニア酸化細菌により同時脱窒される。嫌気性アンモニア酸化槽からの処理水は再曝気槽を経由して固液分離槽で固液分離され、最終処理水として排出される。かかる比較例の実験条件は以下の通りである。
[Example A] Experimental conditions in the apparatus configuration of FIG. 3 (Nitrite production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 2kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) About half of the ammonia is converted to nitrous acid under an aerobic condition (anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) Sequentially increased at a load of 1 kg-N / m 3 / day
(2) Filling with non-woven filler at 40% filling rate
(3) Three steps of mixed water were introduced at the central part in the tank width direction at the upstream position, middle stage position, and downstream position [Example B] Experimental conditions in the apparatus configuration of FIG. 4 (nitrite production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 0.8kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) Convert all ammonia to nitrous acid under an aerobic condition (anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) Sequentially increased at a load of 1 kg-N / m 3 / day
(2) Filling with non-woven filler at 40% filling rate
(3) Three steps of mixed water flowed in at the center in the tank width direction at the upstream, middle and downstream positions (distributor)
The distribution ratio of ammonia wastewater in the distributor is 5: 5
[Example C] Experimental conditions in the apparatus configuration of FIG. 6 (nitrite production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 2kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) Convert all ammonia to nitrous acid under an aerobic condition (anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) A total of 3 tanks were operated at a load of 1 kg-N / m 3 / day and increased in sequence.
(2) Filling with non-woven filler at 40% filling rate
(3) 3 tanks have the same volume [Example D] Experimental conditions in the apparatus configuration of FIG. 7 (Distributor)
The distribution ratio of ammonia wastewater to the nitrous acid production tank and the anaerobic ammonia oxidation tank by the distributor is 5: 5
(Nitrous acid production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 2kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) Convert all ammonia to nitrous acid under an aerobic condition (anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) A total of 3 tanks were operated at a load of 1 kg-N / m 3 / day and increased in sequence.
(2) Filling with non-woven filler at 40% filling rate
(3) Three tanks have the same volume [Example E] Experimental conditions in the apparatus configuration of FIG. 8 (nitrite production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 2kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) About 1/3 of the ammonia concentration is converted to nitrous acid under aerobic conditions (first anaerobic ammonia oxidation tank)
It was operated at a load of 1 kg-N / m 3 / day and increased sequentially (second anaerobic ammonia oxidation tank)
Ammonia nitrogen addition is 0.6kg-N / m 3 / day (circulation ratio)
Circulating the nitrification liquid in the second nitrous acid production tank downstream of the 200% anaerobic ammonia oxidation tank [Example F] Experimental conditions in the apparatus configuration of FIG. 11 (Distributor)
The distribution ratio of ammonia wastewater to the nitrous acid production tank and the anaerobic ammonia oxidation tank by the distributor is 5: 5
(Nitrous acid production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 0.8kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) Convert all ammonia to nitrous acid under aerobic conditions (first anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) It was operated at a load of 1 kg-N / m 3 / day and increased gradually.
(2) Filling with non-woven fabric filler at 40% filling rate (second anaerobic ammonia oxidation tank)
Ammonia nitrogen addition is 0.6kg-N / m 3 / day (circulation ratio)
Circulating the nitrification liquid in the second nitrous acid production tank downstream of the 200% anaerobic ammonia oxidation tank [Example G] Experimental conditions (distributor) in the apparatus configuration of FIG.
The distribution ratio of ammonia wastewater to the nitrous acid production tank and the anaerobic ammonia oxidation tank by the distributor is 5: 5
(Nitrous acid production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 0.8kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) Convert all ammonia to nitrous acid under aerobic conditions (first anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) The total load with the second anaerobic ammonia oxidation tank was operated at 1 kg-N / m 3 / day and increased gradually.
(2) Filling with non-woven fabric filler at 40% filling rate (second anaerobic ammonia oxidation tank)
Ammonia nitrogen addition is 0.6kg-N / m 3 / day (circulation ratio)
Circulating the nitrification solution in the second nitrous acid production tank to the second anaerobic ammonia oxidation tank at 200% [Conventional example]
As shown in FIG. 13, the apparatus configuration of the conventional example forms mixed water in which half the ammonia concentration of ammonia wastewater flowing into the nitrous acid production tank from the raw water introduction pipe is converted to nitrous acid. The total amount of this mixed water flows into the upstream position of the anaerobic ammonia oxidation tank, and ammonia and nitrous acid are simultaneously denitrified by the anaerobic ammonia oxidation bacteria. The treated water from the anaerobic ammonia oxidation tank is solid-liquid separated in the solid-liquid separation tank via the re-aeration tank and discharged as final treated water. The experimental conditions of this comparative example are as follows.
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％充填率で充填
(3) 好気性条件によりアンモニアの半分を亜硝酸に変換
（嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) 負荷が１ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転し、順次増加させた
(2）不織布充填材を４０％充填率で充填
以上の条件で行った結果を表５に示す。
(Nitrous acid production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 2kg-N / m 3 / day
(2) Packed with 20% filling rate of acclimatized ammonia-oxidizing bacteria
(3) Half of ammonia is converted to nitrous acid under an aerobic condition (anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) The load was operated at 1kg-N / m 3 / day and increased sequentially.
(2) Filling with non-woven fabric filler at 40% filling rate Table 5 shows the results obtained under the above conditions.
その結果、実施例Ａ〜Ｇおける嫌気性アンモニア酸化槽１４の脱窒速度は、最小２．８〜最大５．０(kg-N/m 3 / 日）であり、従来例による嫌気性アンモニア酸化槽１４での脱窒速度より、１．１倍〜１．９倍大きな脱窒速度を得ることができた。これにより、本発明の廃水処理装置を用いることにより脱窒速度を従来よりも大きくできるので、アンモニア性廃水を処理する際の廃水処理効率を向上させることができる。
As a result, the denitrification rate of the anaerobic
（第２実施例）
第２実施例では以下のように作製した包括固定化担体でアンモニア性廃水を処理したときの窒素除去率及び運転の立ち上げ期間を調べた。
(Second embodiment)
In the second example, the nitrogen removal rate and the operation start-up period when ammoniacal wastewater was treated with the entrapping immobilization support produced as follows were examined.
種汚泥はアンモニアと亜硝酸で集積培養し得られた脱室速度１．２ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日の能力をもった汚泥で、初期濃度８×１０8 ｃｅｌｌ／ｃｍ3 を固定化の種菌として供試した。種菌を遠心分離で回収し、この菌と活性汚泥を分子量４０００番のポリエチレングリコールジアクリレート（固定化材）に懸濁し、過硫酸カリウムを添加することにより重合して、次に示す組成の包括固定化担体を作製した。
・嫌気性アンモニア酸化細菌：４×１０5 ｃｅｌｌ／ｃｍ3
・総菌数 ：３×１０8 ｃｅｌ／ｃｍ3
・ポリエチレングリコールジアクリレート：１０％
・過硫酸カリウム ：０．２５％
このゲルを３ｍｍ角に成形し、図１２の第１の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ａと第２の嫌気性アンモニア酸化槽１４Ｂに充填率３８％になるよう充填した。運転条件は以下の通りである。
The seed sludge is a sludge having a capacity of 1.2 kg-N / m 3 / day, which is obtained by accumulating and culturing with ammonia and nitrous acid, and has an initial concentration of 8 × 10 8 cells / cm 3 immobilized. As a test. The inoculum is collected by centrifugation, the fungus and activated sludge are suspended in polyethylene glycol diacrylate (immobilizing material) with a molecular weight of 4000, polymerized by adding potassium persulfate, and comprehensive fixation of the following composition A modified carrier was prepared.
Anaerobic ammonia oxidizing bacteria: 4 × 10 5 cells / cm 3
・ Total number of bacteria: 3 × 10 8 cel / cm 3
-Polyethylene glycol diacrylate: 10%
-Potassium persulfate: 0.25%
This gel was formed into a 3 mm square and filled in the first anaerobic
（分配器）
分配器によるアンモニア性廃水の分配率 ５：５
（亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷 :０．８ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日
(2) 馴養したアンモニア酸化細菌の包括担体を２０％の充填率で充填
(3) 好気性条件で、アンモニア性廃水のアンモニアを全て亜硝酸に変換
（嫌気性アンモニア酸化槽）
(1) 第２の嫌気性アンモニア酸化槽との合計負荷で０．５ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転し、順次増加させた
（第２の亜硝酸生成槽）
(1) アンモニア性窒素負荷：０．６ｋｇ−Ｎ／ｍ３／日
（循環比率）
第２の亜硝酸生成槽の硝化液を２００％を第２の嫌気性アンモニア酸化槽に循環
そして、アンモニア性窒素濃度（Ｔ−Ｎ）６００ｍｇ／L のアンモニア性廃水を用いて、負荷０．５ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日で運転を開始した。徐々に負荷を増大させ、８週間後、負荷４ｋｇ−Ｎ／ｍ3 ／日でＴ−Ｎ除去率８０％以上を得ることができ、その後、除去率８０〜９０％で安定した。このように、本発明の廃水処理装置を用いることで、高い窒素除去率を得ることができると共に、運転の立ち上がりを早くすることができる。
(Distributor)
Distribution ratio of ammoniacal wastewater by distributor 5: 5
(Nitrous acid production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 0.8kg-N / m 3 / day
(2) Filled with conditioned ammonia-oxidizing bacteria inclusion carrier at 20% filling rate
(3) Ammonia wastewater ammonia is converted to nitrous acid under anaerobic conditions (anaerobic ammonia oxidation tank)
(1) The total load with the second anaerobic ammonia oxidation tank was operated at 0.5 kg-N / m 3 / day and increased sequentially (second nitrous acid production tank)
(1) Ammonia nitrogen load: 0.6kg-N / m3 / day (circulation ratio)
Circulating 200% of the nitrification solution in the second nitrous acid production tank to the second anaerobic ammonia oxidation tank And using ammonia wastewater with ammonia nitrogen concentration (TN) of 600mg / L, load 0.5kg Operation started at -N / m 3 / day. The load was gradually increased, and after 8 weeks, a TN removal rate of 80% or more was obtained at a load of 4 kg-N / m 3 / day, and thereafter, the removal rate was stabilized at 80 to 90%. Thus, by using the wastewater treatment apparatus of the present invention, it is possible to obtain a high nitrogen removal rate and to speed up the operation.
１０…廃水処理装置、１２…亜硝酸生成槽、１４…嫌気性アンモニア酸化槽、１６…再曝気槽、１８…固液分離槽、２０…原水導入管、２２…ステップ流入本管、２２Ａ，２２Ｂ，２２Ｃ…枝管、２４…充填材、２６…分配器、２８…包括担体、３０…窒素ガス吹き込み管、３２…減圧用配管、３４…真空ポンプ
DESCRIPTION OF
Claims (7)
前記同時脱窒する処理の流れにおいて、前記アンモニアに関しては上流側が高濃度で下流側が低濃度な濃度勾配が形成されるようにし、前記亜硝酸に関しては前記上流側から前記下流側にかけて均一な濃度になるようにすることを特徴とする嫌気性アンモニア酸化法。 An anaerobic ammonia oxidation method in which ammonia and nitrous acid are simultaneously denitrified by anaerobic ammonia oxidizing bacteria,
In the process flow for simultaneous denitrification, a concentration gradient with a high concentration on the upstream side and a low concentration on the downstream side is formed for the ammonia, and a uniform concentration is obtained for the nitrous acid from the upstream side to the downstream side. An anaerobic ammonia oxidation method characterized by:
前記アンモニア性廃水の一部を前記亜硝酸生成槽で処理して亜硝酸性処理水を形成し、該亜硝酸性処理水を前記嫌気性アンモニア酸化槽内の上流位置から下流位置の複数位置にステップ流入させる一方、前記アンモニア性廃水の残りを前記嫌気性アンモニア酸化槽にピストンフロー流入させることを特徴とする廃水処理方法。 In a wastewater treatment method for treating ammonia wastewater using a nitrous acid production tank that produces nitrous acid from ammonia and an anaerobic ammonia oxidation tank that simultaneously denitrifies ammonia and nitrous acid by anaerobic ammonia oxidizing bacteria,
A part of the ammonia waste water is treated in the nitrous acid generation tank to form nitrite treated water, and the nitrite treated water is moved from an upstream position to a plurality of downstream positions in the anaerobic ammonia oxidation tank. A wastewater treatment method characterized by causing the remaining ammonia water to flow into a piston flow into the anaerobic ammonia oxidation tank while stepping in.
前記嫌気性アンモニア酸化槽を直列に配置された複数段の槽で構成すると共に、前記アンモニア性廃水の一部を前記亜硝酸生成槽で処理して亜硝酸性処理水を形成し、該亜硝酸性処理水を前記複数段の槽にステップ流入させる一方、前記アンモニア性廃水の残りを前記複数段の槽にピストンフロー流入させることを特徴とする廃水処理方法。 In a wastewater treatment method for treating ammonia wastewater using a nitrous acid production tank that produces nitrous acid from ammonia and an anaerobic ammonia oxidation tank that simultaneously denitrifies ammonia and nitrous acid by anaerobic ammonia oxidizing bacteria,
The anaerobic ammonia oxidation tank is composed of a plurality of tanks arranged in series, and a part of the ammonia waste water is treated in the nitrous acid production tank to form nitrite treated water, the nitrous acid The wastewater treatment method is characterized in that a stepwise flow of effluent water into the plurality of tanks and a piston flow of the remaining ammoniacal wastewater into the plurality of tanks.
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