JP5055669B2

JP5055669B2 - Biological denitrification method

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Publication number: JP5055669B2
Application number: JP2001221683A
Authority: JP
Inventors: 晃士堀
Original assignee: Kurita Water Industries Ltd
Current assignee: Kurita Water Industries Ltd
Priority date: 2001-07-23
Filing date: 2001-07-23
Publication date: 2012-10-24
Anticipated expiration: 2021-07-23
Also published as: JP2003033793A

Description

【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は、亜硝酸性窒素を含有する原水を、電子供与体の存在下に亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により生物脱窒する方法に係り、特にこの生物脱窒処理において、脱窒槽の原水流入部の局部的な亜硝酸性窒素濃度の上昇に起因する脱窒微生物の失活ないし活性低下を防止して、高負荷処理を可能とする生物脱窒方法に関する。
【０００２】
【従来の技術】
従来、下水、工場排水、汚泥消化脱離液、埋立浸出水、屎尿等の窒素含有排水の窒素除去方法としては、硝化細菌によりアンモニア性窒素を亜硝酸性窒素や硝酸性窒素に酸化し、次にメタノール等の電子供与体を添加しつつ脱窒細菌の働きにより亜硝酸性窒素や硝酸性窒素を窒素ガスに還元して水中から窒素を除去する方法が知られている。
【０００３】
この方法は、アンモニア性窒素を窒素ガスに酸化するために必要な酸化力よりも過剰の酸素を必要とするため、必要酸素量が多く、多量の酸素を微生物に供給するためのエネルギーを多く必要とする。また、脱窒反応のための電子供与体としてメタノール等の有機物を添加するためのコストがかかり、またこの有機物を摂取して増殖した脱窒細菌が余剰汚泥となるため、廃棄物の量が多く、そのための処分コストが高くつく。特に、硝酸性窒素は亜硝酸性窒素に比べてより酸化された状態にあるため、これを還元するための電子供与体もより多く必要であり、発生する余剰汚泥量も多い。
【０００４】
このような窒素除去方法におけるコストを削減するために、アンモニア性窒素を酸化させて主に亜硝酸性窒素を生じさせ、硝酸性窒素は極力生じさせない硝化方法が種々検討されている。脱窒工程の前段にこのような硝化方法を用いれば、酸素供給に要するエネルギーを低減させることができ、また脱窒工程で必要な電子供与体の量が少なくなるために有機物の添加コスト、及び発生する余剰汚泥量を低下させることができる。
【０００５】
また、近年、無酸素条件下でアンモニア性窒素を電子供与体、亜硝酸性窒素を電子受容体として両者を反応させ、窒素ガスを生成することができる独立栄養性の脱窒微生物群を利用した脱窒方法が知られるようになった (Microbiology 142(1996), p2187-2196等) 。以下ではこの反応をＡＮＡＭＭＯＸ反応と呼び、この反応に関与する微生物群をＡＮＡＭＭＯＸ菌と呼ぶ。この方法によれば、亜硝酸性窒素の持つ酸化力を用いてアンモニア性窒素を酸化することができるため、理論量と同程度の酸素消費量で窒素除去を行うことができ、エネルギーを節約することができる。また、メタノール等の有機物を添加する必要がないため、そのコストを節約できる。この微生物は独立栄養細菌であり、有機物を利用して脱窒を行う脱窒細菌に比べると、還元する亜硝酸性窒素当たりに発生する余剰汚泥量が５分の１以下であり、廃棄物の発生量を大幅に低減することができる。この反応に関与する電子受容体としての亜硝酸性窒素は排水中のアンモニア性窒素を一部酸化することで得ることができ、また、他系統から導入しても良く、別途薬品を用いても良い。
【０００６】
反応槽の型式としては、砂や合成樹脂、ゲルなどの微生物が付着するのに適した担体を充填したカラムに、上向流又は下向流で原水を通水し、担体表面で窒素化合物と微生物を接触させて脱窒反応を進行させる方式が用いられる。ここで用いる担体は、比表面積が大きいものが好適であり、特に粒径０．１〜１０ｍｍ程度の顆粒状、或いはひも状、筒状、歯車状などの形状が知られている。担体は水中で緩やかに流動されることが好ましく、脱窒により発生するガスや、外部から注入するガス、撹拌機などにより流動される。
【０００７】
また、水中に浮遊状態で生育する脱窒微生物を利用することもでき、生育した微生物を固液分離することにより系外へ流出する微生物量を少なくし、系内の微生物濃度を高めることで反応槽容積当たりの反応速度を高めることも好んで行われる。この場合、用いられる固液分離手段には、沈殿、浮上、遠心分離、濾過など従来公知の各種の方法が適用可能である。
【０００８】
また、原水を反応槽の下部より上向流で注入させ、菌の付着担体を用いることなく、汚泥をブロック化又は粒状化させて粒径１〜数ｍｍのグラニュール汚泥の汚泥床を形成させ、反応槽中に高濃度で微生物を保持して高負荷処理を行うＵＳＢ (Upflow Sludge Bed：上向流汚泥床)方式も知られている。
【０００９】
図３は従来のＵＳＢ反応槽を示す概略的な断面図である。原水は適宜希釈水と混合され、ＵＳＢ反応槽１０底部の原水注入管１１より反応槽１０に注入される。１２は原水注入ポンプ、１３は流量調節バルブ、１４は流量計、１５は希釈水注入管、１６は希釈水注入ポンプである。原水注入管１１としては内径８〜１００ｍｍ程度のものが用いられ、反応槽内に下向きに０〜４５度で５〜５０ｍｍ程度の原水噴出口が設けられる。噴出口からの原水の噴出速度は０．５〜５ｍ／ｓｅｃに設定される。配管内の流速は最大部で２〜５ｍ／ｓｅｃ程度とされる。原水を均一に散布するために、図４に示したように、原水注入管１１をループに組むことも好んで行われる。このような原水注入管１１は、反応槽１０の底面積に応じて複数組が設けられることもあるが、その脱窒槽高さ方向の位置は同位置とされる。
【００１０】
反応槽１０の上部にはガスを分離して静置液面を形成し、この静置部でグラニュールを沈降分離して処理水を得るためのＧＳＳ（気固液分離器）１７が設けられる。静置部の上部には処理水排出のための処理水集水トラフ１８が設けられ、処理水は処理水排出管１９から排出される。ＧＳＳ１７は必要に応じて複数組が設けられる。なお、１７ＡはＧＳＳ１７の沈殿部を示し、１７ＢはＧＳＳ１７のガストラップ部を示す。
【００１１】
ところで、亜硝酸性窒素を電子受容体としたＡＮＡＭＭＯＸ菌を用いる脱窒方法は、前段の硝化工程における酸素消費量削減効果、脱窒のために添加する電子供与体添加量削減効果、余剰汚泥発生量削減効果があるが、一方で亜硝酸性窒素が高濃度に存在するとＡＮＡＭＭＯＸ菌の働きを阻害し、脱窒反応が生じなくなるという問題がある。
【００１２】
このような阻害は亜硝酸性窒素濃度５０〜２００ｍｇ／Ｌ程度から生じ、高濃度ほど阻害作用が大きくなると言われている。しかしながら、脱窒反応槽内は完全な押し出し流れではなく、流入した亜硝酸性窒素は、脱窒反応により既に亜硝酸性窒素濃度の低下した槽内液と速やかに混合することから、従来においては、流入水中の亜硝酸性窒素濃度は５０〜２００ｍｇ／Ｌ或いはそれ以上でも、槽内に注入されると同時に速やかに拡散・希釈されて濃度が低下し、特に問題は生じないものと考えられていた。
【００１３】
なお、ＡＮＡＭＭＯＸ脱窒槽内では脱窒反応によりｐＨが上昇するため、必要に応じて原水ｐＨ、槽内ｐＨが調整される。ｐＨ調整については、槽内ｐＨが６〜９、好ましくは７〜８．５に保たれる方法であればその手法は問わず、また調整に用いる酸も塩酸、硫酸、炭酸等の従来公知のものを用いることができる。以下ではｐＨ調整の記述は省略する。また、原水中に微生物の成育に必要な塩類（金属塩や炭酸根、りん酸塩、亜硝酸性窒素、アンモニア性窒素等）や有機物が不足する場合には適宜前もって添加しても良いし、槽内に直接添加しても良い。その添加手段は従来公知のものを用いることができる。
【００１４】
【発明が解決しようとする課題】
本発明者がＡＮＡＭＭＯＸ菌を担持させたグラニュールを充填したＵＳＢ反応槽を用いて、このような亜硝酸性窒素利用型脱窒プロセスによる脱窒処理を試みたところ、原水の亜硝酸性窒素濃度が３００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以上になると、脱窒能力が低下し、ＡＮＡＭＭＯＸ菌の増殖速度も著しく低下する問題が生じた。
【００１５】
このとき使用したＵＳＢ型反応槽は、図３に示すようなグラニュール充填高さ４ｍ、直径０．４ｍの円筒形であり、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が増殖するまでの担体としてメタン生成細菌主体のグラニュールを投入したものであり、反応槽内のグラニュール充填部の上部には、ガスを分離して静置液面を確保し、液中のグラニュールを沈降させて反応槽内へ戻し、上澄みを処理水として排出するための分離器（ＧＳＳ）が設けてある。
【００１６】
脱窒能力低下の問題が生じたときに、原水注入口である反応槽下部の亜硝酸性窒素濃度を測定したところ、８０〜１００ｍｇ−Ｎ／Ｌであり、一方、原水注入点より１ｍ離れた地点では、亜硝酸性窒素濃度は５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下に低下していることが見出された。このとき、原水注入点付近ではガスが殆ど発生しておらず、グラニュールも殆ど流動していない状態であったのに対し、この原水注入点から１ｍ以上上方の領域では断続的に上昇する気泡により、グラニュールも断続的に緩やかに撹拌される状態であった。このことから、原水注入点付近では、ガスによる撹拌効果が低く、槽内が押し出し流れに近い状態になっているために、原水中の亜硝酸性窒素が高濃度のまま存在し、このことがＡＮＡＭＭＯＸ菌を阻害してさらにガス発生を低下させ、撹拌を悪化させるという悪循環を生じていることが示唆された。
【００１７】
そこで本発明者は、ＵＳＢ反応槽の処理水の一部を循環し、原水中の高濃度亜硝酸性窒素を処理水で希釈することで、希釈後の亜硝酸性窒素濃度を２８０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下として通水したところ、ＡＮＡＭＭＯＸ菌は次第に増殖し、脱窒能力も増加していくことが確認された。脱窒能力の増加に合わせて、投入する窒素負荷を増加したところ、今度は固液分離部で分離されずに処理水へ流出するグラニュールが増加し、ＵＳＢ反応槽内部のグラニュール保持量が低下する問題が生じた。この結果、グラニュール保持量低下により、ＵＳＢ反応槽内部のＡＮＡＭＭＯＸ菌量も低下し、これに合わせて投入する負荷を再び下げる必要が生じた。この原因を調べたところ、窒素負荷の増大に伴い通水量が増大し、ＵＳＢ反応槽内部の上昇流速が２ｍ／ｈｒ以上となり、固液分離部の上昇流速が３ｍ／ｈｒ以上となったことによって、沈降速度の遅いグラニュールが沈降分離されずに、処理水へ流出するようになったものと思われた。グラニュールの流出を軽減するためにはＵＳＢ反応槽の上昇流速を１．５ｍ／ｈｒ以下とする必要があった。
【００１８】
このようにＵＳＢ反応槽の上昇流速は１．５ｍ／ｈｒの上限があり、原水流入部の亜硝酸性窒素濃度は２５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下にする必要があるために、この反応槽に流入させる亜硝酸性窒素の上限は１．１ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ、即ち、単位底面積当たり９．０ｋｇ−Ｎ／ｄａｙに制限されることが明らかとなった。ここで、グラニュール高さ４ｍであるから、グラニュール充填部容積当たりの亜硝酸性窒素負荷は２．２ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙが上限となることが判明した。
【００１９】
このような制限は阻害濃度の低い亜硝酸性窒素を導入する場合において特有の問題であり、例えば硝酸性窒素を脱窒するＵＳＢ反応槽などにおいては、硝酸性窒素に殆ど阻害性が無いために、このような問題は生じていなかった。
【００２０】
また、この時に流出した沈降速度の遅いグラニュールを観察すると、その多くは粒径が３ｍｍ以上に肥大しており、また空隙が多く緻密さに欠けるグラニュールであった。また流出したグラニュールの中には、浮力を有しており、静置しても沈降しないグラニュールも多く観察された。
【００２１】
本発明は、このようなＡＮＡＭＭＯＸ菌を利用したＵＳＢ反応槽における問題点を解決し、原水注入部の局部的な亜硝酸性窒素濃度の上昇に起因するＡＮＡＭＭＯＸ菌の失活ないし活性低下を防止して高負荷処理を行うことができる生物脱窒方法を提供することを目的とする。
【００２３】
本発明の生物脱窒方法は、亜硝酸性窒素を含有する原水を、脱窒槽に供給し、該脱窒槽内の亜硝酸性窒素を電子受容体とする脱窒微生物の作用により電子供与体の存在下に脱窒処理する生物脱窒方法であって、該脱窒槽は、亜硝酸性窒素を含有する原水の流入管と処理液の流出管を有し、該原水の流入管は該脱窒槽の流れ方向の異なる位置に複数設けられ、最上流の原水流入管から流入する原水の亜硝酸性窒素の量［Ｎ_ｏ］（ｍｇ−Ｎ／ｈｒ）を、最上流の原水流入管が位置する脱窒槽横断面を通過する水量［Ｖ_ｏ］（Ｌ／ｈｒ）で除した値［Ｎ_ｏ］／［Ｖ_ｏ］が３００ｍｇ−Ｎ／Ｌを超えないように、該最上流の原水流入管から流入する原水の量を調節することを特徴とする。
【００２４】
なお、以下において、原水流入管から脱窒槽内に流入する原水の亜硝酸性窒素の量（窒素換算量）［Ｎ］（ｍｇ−Ｎ／ｈｒ）を、該原水流入管が位置する脱窒槽横断面を通過する水量［Ｖ］（Ｌ／ｈｒ）で除した値［Ｎ］／［Ｖ］（ｍｇ−Ｎ／Ｌ）を、「亜硝酸性窒素注入濃度」と称す場合がある。この亜硝酸性窒素注入濃度は、当該原水注入点における原水注入後の全通水量に対する、注入する亜硝酸性窒素の平均濃度を意味する。
【００２５】
また、原水流入管を設けた位置を「注入点」と称し、最上流の原水流入管を設けた位置を「第１注入点」と称し、第１注入点よりも下流の原水注入管の設置位置を下から順に「第２注入点」「第３注入点」……………「第ｎ注入点」と称す場合がある。
【００２６】
以下に本発明による作用機構を詳細に説明する。
【００２７】
本発明者が検討した結果、図３に示す従来のＵＳＢ反応槽で亜硝酸性窒素を含む原水をＵＳＢ反応槽の下部１点のみから流入させた場合、ＵＳＢ反応槽内では図５のＡ１に示すように、底部から一定の高さＨ１までの領域では、亜硝酸性窒素の濃度が阻害作用が強く現れる濃度Ｃ_ｃ以上の濃度となり、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が有効に働くことができず、更には失活してしまう。しかしＨ１以上の高さ領域では拡散・希釈作用により亜硝酸性窒素濃度は低下し、阻害を示さない濃度となるために、脱窒反応が進行する。従って、Ｈ１より下流（反応槽上部）では脱窒により生じた窒素ガスの分圧が高まり、また窒素ガスの微細気泡が生じ、これらの窒素ガスが水流により下流（反応槽上方）へ移送されるに従って、窒素ガスが集合し、粗大気泡が生じ、Ｇ１付近の地点からは明らかにガスの発生が認められるようになる。
【００２８】
なお、ここでＣ_ｃはＡＮＡＭＭＯＸ菌に対して阻害を示す亜硝酸性窒素濃度であり、槽内のｐＨやアンモニア性窒素濃度、温度などの環境により左右されるが、概ね５０〜２００ｍｇ−Ｎ／Ｌである。なお、亜硝酸性窒素濃度が高くなるにつれ徐々に阻害作用が強くなるため、厳密に一点の濃度を特定するのは好ましくない。ここでは本発明の作用を説明するためにある一点の濃度Ｃ_ｃを仮定したが、現実にはある程度の幅を持つ範囲である。従って、高さＨ１などの値も厳密に一点を定められるものではなく、ある程度の幅を持つ範囲である。
【００２９】
この反応槽を連続運転するに従い、亜硝酸性窒素濃度の分布は図５のＡ２に示すように、上流側の高濃度域が拡大し、Ｃ_ｃ以上の濃度である領域（例えば図５ではＨ２）が拡大することが判明した。この現象は、Ａ１の状態であったときにＨ１までの高さの微生物が失活した結果、反応槽入口付近の脱窒機能が働かなくなり、結局亜硝酸性窒素の注入点が図５のＩ２の地点に移動したことと同様の状況となるためであると考えられた。このとき、窒素ガスの発生が認められる位置もより下流のＧ２に移動しており、ガスの発生位置が亜硝酸性窒素の注入点から遠ざかっていることから、上流側（反応槽下部）における水の流れがガスにより乱される効果は少なくなり、上流側（反応槽下部）で一層亜硝酸性窒素が拡散せずに高濃度のまま留まりやすい環境になっていることが分かった。
【００３０】
以上のことから、反応槽内に、亜硝酸性窒素を含有する原水の注入点付近で局部的に亜硝酸性窒素が高濃度の領域ができると、その領域の微生物が失活し、その結果、亜硝酸性窒素が高濃度である領域がより一層拡大し、新たにその周囲の微生物を失活させ、徐々に亜硝酸性窒素が高濃度なために脱窒反応が阻害される領域が広がることが分かった。また、脱窒反応の阻害により窒素ガスが発生し始める領域が遠ざかり、このことがさらに亜硝酸性窒素の拡散を妨げることも分かった。
【００３１】
本発明ではこのような反応槽内の局部的な亜硝酸性窒素濃度の上昇を防止するために、亜硝酸性窒素を含有する原水の流入点を反応槽の高さ方向に複数設け、最下段（最上流）における亜硝酸性窒素注入濃度を３００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下とすることで、上述の問題を回避する。
【００３２】
即ち、第１注入点の亜硝酸性窒素注入濃度を下げることにより、図６のＡ３に示したように、反応槽内で亜硝酸性窒素が阻害を示す濃度Ｃ_ｃまで高まらないようにし、亜硝酸性窒素が十分に拡散・希釈され、また脱窒されて低濃度になった地点で再度亜硝酸性窒素を含有する原水を注入することで、上述の問題が回避される。
【００３３】
このとき、第２注入点以降は、脱窒反応により発生するガスが気泡を形成し始める点Ｇ３に近く、この気泡による水流の乱れにより注入された亜硝酸性窒素は脱窒槽内に拡散されやすい条件となっている。更に、気泡が上昇する際にグラニュールが移動するため、仮に注入点付近の高濃度の亜硝酸性窒素によって失活し始めたＡＮＡＭＭＯＸ菌があったとしても、時間の経過と共にこのＡＮＡＭＭＯＸ菌の位置は移動し、亜硝酸性窒素の濃度が低く阻害を生じないところへ行くことができる。高濃度亜硝酸性窒素との接触が短時間の場合には、脱窒能力の失活は一時的なものに留まり、速やかに活性が回復される。
【００３４】
このために、第２注入点以降における亜硝酸性窒素注入濃度は第１注入点におけるそれよりも高くて良い。
【００３５】
また、本発明によれば次のような効果も奏される。
【００３６】
本発明者が検討したところ、グラニュール内部に十分なＡＮＡＭＭＯＸ菌が増殖している場合、グラニュール内部への基質の拡散による浸透が律速となる。例えば、アンモニア性窒素が十分に存在し、亜硝酸性窒素濃度が１０ｍｇ−Ｎ／Ｌの状態では、亜硝酸性窒素の浸透する深さはグラニュール表面から０．３〜０．６μｍ程度であり、これより内側にあるＡＮＡＭＭＯＸ菌には亜硝酸性窒素が到達しないためにＡＮＡＭＭＯＸ菌が有効に働くことができない。これに対して亜硝酸性窒素濃度が５０ｍｇ−Ｎ／Ｌの状態では、亜硝酸性窒素の浸透する深さはグラニュール表面から１〜２ｍｍ程度となり、グラニュール内部のＡＮＡＭＭＯＸ菌まで有効に利用され、グラニュール当たりの脱窒能力は２倍程度まで向上する。このようにグラニュール内部のＡＮＡＭＭＯＸ菌が増殖すると、グラニュールの内側から応力がかかるために、グラニュールは均一な球形に成長することができず、表面にひび割れが生じて応力を吸収しながら成長する結果、空隙が多く緻密さに欠けるグラニュールが生ずることが判明した。また、グラニュール内部まで基質が浸透することは、内部で窒素ガスが発生することを意味するため、ここで発生した窒素ガスがグラニュール内部に生じた空隙に溜まることによって、グラニュールに浮力が生じて浮上し易くなる。
【００３７】
図３に示す従来のＵＳＢ反応槽による連続試験においても、原水の注入点付近には２〜３ｍｍの比較的粒径の大きいグラニュールが多く分布しており、これは注入点付近の高濃度の亜硝酸性窒素環境下でグラニュールが成長した結果であると考えられた。なお、それ以上の大きさのグラニュールは、内部に気泡を抱いて浮力が生じ、反応槽上部へ上昇して浮上することが観察された。この結果、亜硝酸性窒素濃度の高い領域に新たなグラニュールが流入し、このグラニュールは肥大して気泡を抱いて上昇するというサイクルが繰り返されるため、原水の注入点付近は肥大グラニュールの生産場所になっていることが明らかになった。
【００３８】
このような肥大グラニュールが生成されないようにするためには、反応槽内の亜硝酸性窒素濃度を好ましくは３０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下、特に好ましくは１０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下とするのが良く、このためには本発明に従って、原水の注入点を脱窒槽の高さ方向に複数設け、最上流の第１注入点の亜硝酸性窒素注入濃度を好ましくは１５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下、特に好ましくは８０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下とし、第２注入点以降の亜硝酸性窒素注入濃度を好ましくは３００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下、特に好ましくは１５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下とするのが特に効果がある。
【００３９】
本発明の脱窒槽においては、担体の種類や、反応槽の形状により槽内流速の上限、微生物保持量の上限が異なるために、限界となる負荷は脱窒槽の仕様や運転条件により異なるが、いずれの場合も、本発明に従って、原水の注入点を脱窒槽の流れ方向の異なる位置に複数設けることで、高負荷時に生ずる局部的亜硝酸性窒素濃度の増大の問題、即ち、局部的脱窒能力の失活とその経時的拡大、及び生物膜の肥大やそれに伴う浮上の問題を回避することができ、従来に比べて著しく高い負荷や高濃度の亜硝酸性窒素の流入に対応することができる。
【００４０】
なお、このような作用効果はＡＮＡＭＭＯＸ菌以外の他の脱窒細菌を用いた場合でも同様であり、また他の脱窒細菌に対して亜硝酸性窒素が阻害を及ぼす濃度範囲もほぼ同様であることから、ＡＮＡＭＭＯＸ菌以外の脱窒細菌を用いた場合にも本発明は有効に適用することができる。
【００４１】
【発明の実施の形態】
以下に図面を参照して本発明の生物脱窒方法の実施の形態を詳細に説明する。
【００４２】
図１，２は本発明の生物脱窒装置の実施の形態を示す系統図である。図１，２において、図３に示す部材と同一機能を奏する部材には同一符号を付してある。
【００４３】
図１の生物脱窒装置は、原水注入管（流入管）１１を分岐させて、ＵＳＢ反応槽（脱窒槽）１０の高さ方向に２箇所注入点を設け、原水注入管１１に撹拌用ガスの導入管２０を接続した点が図３に示す従来の装置と異なり、その他は図３の装置と同様の構成とされている。
【００４４】
各原水注入管１１Ａ，１１Ｂから注入する原水流量はそれぞれ流量計１４Ａ，１４Ｂと流量調節バルブ１３Ａ，１３Ｂで調整可能となっている。原水注入管１１Ａ，１１ＢをＵＳＢ反応槽１０内で定位置に固定するためには、例えば、ＵＳＢ反応槽１０の底面及び／又は壁面から図示しないサポート部材をのばし、このサポート部材に注入管１１Ａ，１１Ｂを固定すれば良い。また、配管を反対側の壁面に貫通させることで配管を支持しても良い。
【００４５】
図１の装置では、ＵＳＢ反応槽１０内のグラニュールをバブリングにより撹拌するためのガス注入手段としてブロワ２１が設けてあり、ガスはガス注入管２０から原水注入管１１を通じて導入されるようになっている。このガス流量は流量計２３と流量調整バルブ２２により調整される。ガス注入管は原水注入管１１Ａ，１１Ｂ毎に設けても良く、また、ガス注入管はＵＳＢ反応槽１０に直接取り付けても良い。
【００４６】
バブリングのためのガスは酸素を含有しないガスが好ましく、特に脱窒反応で生成した窒素ガスを主体とするガスを用いるのが特に好ましい。ただし、酸素含有ガスを吹き込んで槽内の溶存酸素濃度が一時的に上昇しても、溶存酸素濃度が再び低下すれば脱窒反応は復旧するので、空気などの酸素含有ガスも使用可能である。
【００４７】
図２に示す生物脱窒装置は、各原水注入管１１Ａ，１１ＢのＵＳＢ反応槽１０内の部分に下向きの枝管１１ａ，１１ｂがそれぞれ設けられており、その他は図１の装置と同様の構成とされている。
【００４８】
このように枝管１１ａ，１１ｂを設けることで、仮に原水注入管１１Ａ，１１Ｂが詰まったとしても、枝管１１ａ，１１ｂの内部に留まり、原水注入管１１Ａ，１１Ｂの主管の流れを妨げないため、他の枝管から均一に原水を散布することができる。
【００４９】
本発明で処理する亜硝酸性窒素を含有する液としては、下水、工場排水、汚泥消化脱離液、埋立浸出水、屎尿等の排水中の窒素化合物を原料に亜硝酸性窒素を生成させた液、特に排水中の有機性窒素又はアンモニア性窒素の全部又は一部を酸化させて亜硝酸性窒素を生成させた液が挙げられる。また、排水中の硝酸性窒素の全部又は一部を還元させて亜硝酸性窒素を生成させたものであっても良く、外部から工業薬品等の形で亜硝酸性窒素を添加したものでも良い。原水の亜硝酸性窒素濃度を低減するための希釈水としては、原水や処理水を用いても良いし、排水のうち、特に亜硝酸性窒素濃度の低い部分を用いても良い。また、反応槽の中間部から取り出した亜硝酸性窒素濃度の低い水を用いても良く、工業用水や水道水、井戸水等を用いても良い。
【００５０】
これらの希釈水と亜硝酸性窒素を含有する原水とは、反応槽に入る前に混合しておくのが望ましいが、反応槽に入った直後に混合されても良いし、予めＵＳＢ反応槽１０の上流側から希釈水を流しておいて、濃厚な亜硝酸性窒素含有液のみを注入しても良い。
【００５１】
原水の注入点は、図１，２に示す如く、２点に限らず２点以上で任意の数設けることができるが、被処理液流路の流下方向、即ち、ＵＳＢ反応槽１０の高さ方向に対して好ましくは０．１〜２ｍの間隔、特に好ましくは０．３〜１．５ｍの間隔で注入点を設けるのが良く、注入点の数は、ＵＳＢ反応槽１０の高さ方向に対して好ましくは２〜１０点、特に好ましくは２〜４点設けるのが好ましい。
【００５２】
また、被処理液流路の断面方向、即ち、ＵＳＢ反応槽１０内の横断面において、各注入点からの原水の吐出口は、その断面の広さに応じて好ましくは０．１〜５ｍ、特に好ましくは０．２〜２ｍの間隔で設けるのが好ましい。例えば、横断面積２５ｍ^２で高さ２ｍの容積５０ｍ^３の反応槽内領域に設ける吐出口は１〜２０００点、特に１〜６０点とするのが好ましい。
【００５３】
原水注入管としては、一端が開口したパイプや、側面に開孔を設けたパイプ等、従来公知の任意のものを用いることができる。
【００５４】
本発明においては、注入管を複数設けると共に、最下段の第１注入点からの亜硝酸性窒素注入濃度を３００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下とする。この注入濃度が３００ｍｇ−Ｎ／Ｌを超えると、前述の如く、反応槽内でＡＮＡＭＭＯＸ菌が高濃度の亜硝酸性窒素により阻害を受ける。第１注入点の亜硝酸性窒素注入濃度は、前述の如く、肥大グラニュールの生成防止の点からは、１５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下、特に８０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下であることが好ましいが、この注入濃度を過度に低くすることは、原水の水質によっては希釈水量が多くなり、処理効率が低下する。従って、一般的には、第１注入点の亜硝酸性窒素注入濃度は１０〜３００ｍｇ−Ｎ／Ｌ特に２０〜８０ｍｇ−Ｎ／Ｌとなるように、必要に応じて希釈水で希釈することが好ましい。
【００５５】
また、第２注入点以降の亜硝酸性窒素注入濃度は第１注入点の亜硝酸性窒素注入濃度よりも高くすることができ、上記の阻害やグラニュールの肥大化の防止の観点から６００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下、特に３００ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下、とりわけ１５０ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下が好ましいが、処理効率等の面からは第２注入点以降の亜硝酸性窒素注入濃度は１０〜６００ｍｇ−Ｎ／Ｌ特に２０〜１５０ｍｇ−Ｎ／Ｌとするのが好ましい。
【００５６】
各注入点における原水（或いは希釈された原水）の吐出速度は、好ましくは０．１〜１０ｍ／ｓｅｃが良く、より好ましくは０．５〜５ｍ／ｓｅｃ、特に好ましくは１〜２ｍ／ｓｅｃが良い。この流速は各注入点ないし噴出口から意図した通りの流量を注入するために重要であり、流速が低いと、意図しない特定の注入点ないし噴出口から特に多く液が注入される一方、他の注入点ないし噴出口からは殆ど液が注入されないという問題が生ずる。また、スライムやスケールの付着により吐出面積が変わり、それに応じて注入流量が意図せずに変更される問題が生ずる。一方、流速が高すぎる場合、液の注入に大きな圧力が必要となり、この圧力を生み出すための注入ポンプが高価になったり、その駆動動力を多く必要とするなどの問題を生ずる。また吐出口付近において、槽内液と混合する前の高濃度の亜硝酸性窒素と微生物が接触しやすくなり、微生物の活性が低下したり、生物膜が物理的に破壊されたり、破壊されないまでも微生物の存在量が著しく偏る問題が生ずる。
【００５７】
各々の注入点に対して効果的な原水の分配比や希釈水の注入量は反応槽内の微生物の濃度や活性、流入負荷や反応槽内の撹拌状態、ガスの流れ等に応じて変わってくるため、注入点への注入量は容易に変更できる構造が望ましい。ただし、注入点を数多く設けた場合には、複数の注入点をグループとして扱い、グループ毎の注入量を変更できるようにしても良い。
【００５８】
さらに、注入点付近の微生物は槽内液と十分に混合する前の高濃度亜硝酸性窒素が接触し、活性が低下する危険があるため、原水注入管の吐出口付近を透水性部材で覆うことで、高濃度亜硝酸性窒素が多くの微生物に接触する前に槽内液と拡散・混合させることが有効である。この場合、透水性部材としては、微生物担体が通過しにくいものが好ましく、目開き０．１〜２ｍｍ程度のウェッジワイヤースクリーンやメッシュ、不織布や濾布などの布、多孔質セラミック、メンブレンフィルター等任意のものが利用できる。
【００５９】
これらの透水性部材は、亜硝酸性窒素１ｋｇ−Ｎ／ｄａｙの注入量当たり、好ましくは０．００５〜０．２ｍ^２、更に好ましくは０．０１〜０．０５ｍ^２の接触面積となるように設けるのが好ましい。
【００６０】
図７〜９を参照して、このような透水性部材を用いる実施の形態を説明する。図７は原水注入管を示し、図７（ａ）は正面図、図７（ｂ）は図７（ａ）のＢ−Ｂ線に沿う断面図である。この原水注入管３０は、例えば、内径２０ｍｍのパイプであり、３０ｍ^３／ｄａｙの原水を供給することができる。この原水注入管３０の先端３０Ａは塞いであり、先端から３０ｍｍ離れた位置から５０ｍｍおきに四方に１０ｍｍ径の吐出口３０Ｂが４個づつ、５組、計２０個設けられている。この原水注入管３０の管内流速は１ｍ／ｓｅｃ、各吐出口３０Ｂにおける吐出速度は０．２ｍ／ｓｅｃとなる。
【００６１】
この原水注入管３０は例えば３００〜６００ｍｇ−Ｎ／Ｌの亜硝酸性窒素を供給するものとして使用され、このとき注入する窒素量は９〜１８ｋｇ−Ｎ／ｄａｙとなる。
【００６２】
この原水注入管３０の周囲に設ける透水性部材として、例えば図８（ａ）（正面図）、図８（ｂ）（側面図）に示したように１００〜２００ｍｍ径、高さ３００ｍｍの円筒形で、目開きが０．５ｍｍのウェッジワイヤースクリーン４０などを用いることができる。ここでは円筒の両端面は加工の容易性を考慮して特に透水性のない金属板４１Ａ，４１Ｂとしている。この円筒の透水部４２の面積は０．０９〜０．２７ｍ^２である。
【００６３】
図９は図７の原水注入管３０に図８のウェッジワイヤースクリーン４０を設置した状態を示す図であり、図９（ａ）は斜視図、図９（ｂ）は内部透視正面図を示す。原水注入管３０は、ウェッジワイヤースクリーン４０の一方の端面の金属板４１Ａに設けた開孔４１ａから挿入され、この金属板４１Ａと他端面の金属板４１Ｂに接着されて固定されている。図９では、ウェッジワイヤースクリーン４０が、原水注入管３０と同軸的に設けられているが、交叉方向に設けられていても良い。
【００６４】
なお、原水注入管として先端が開口したパイプを用い、この先端の開口からウェッジワイヤースクリーン内に原水を噴出させるようにしても良い。この場合原水注入管の先端開口部分をウェッジワイヤースクリーンの端面に取り付けても良く、原水注入管の先端開口側をウェッジワイヤースクリーンの内部まで挿入しても良い。
【００６５】
ウェッジワイヤースクリーンのような透水性部材を設けた場合、このような透水性部材は、生物膜の増殖により目詰まりすることがあるため、下方からの気泡が当たる位置に透水性部材を設置するか、又は専用のバブリング手段を設けて適宜目詰まりを回復するようにすることが好ましい。また、図１に示す如く、原水注入管にバブリング用のエアを供給する構造とすることもできる。
【００６６】
本発明は、砂や合成樹脂、ゲルなど任意の微生物担体を用いた場合にも効果を発揮するが、特に槽内の流速を低くとる必要がある担体を用いた装置に有効であり、このような担体は水に近い比重を持つ場合が多い。従って、本発明は水に対する比重が０．５〜２．０の担体を用いる反応槽に適用したときに効果が高く、特に水に対する比重が０．８〜１．３の担体を用いる反応槽に適用したときに効果が高い。
【００６７】
担体が流出する心配の少ない固定床方式の場合や、浮遊状態の担体をスクリーンやメッシュなどで流出防止する場合には、本発明の代わりに希釈水量又は処理水循環水量を増加させることで同様の効果があるが、その場合にも本発明を用いることで、希釈水の節約や、循環ポンプのコストの節約を行うことができる。
【００６８】
これらの担体を用いた反応槽の場合、設置面積を低減するために縦方向に長い反応槽が好まれる場合があり、その場合通水方向は上向流又は下向流となる場合が多いが、本発明は特に上下流方向の長さが長い反応槽に用いる場合に好適であり、好ましくは３〜３０ｍ、より好ましくは４〜１５ｍの反応部長さを持つ反応槽に対して効果を発揮する。
【００６９】
グラニュール以外の他の担体を用いる脱窒装置では、必ずしも上向流である必要はなく、ＧＳＳも設置するのが好ましい場合と設置の必要がない場合があり、担体の種類やＧＳＳの設置の有無は本発明を限定する要因とはならない。
【００７０】
また、担体を流動状態で用いたり、担体を用いずに０．１μｍ以下のフロック状に増殖する菌体を用いて脱窒反応を行わせる場合にも、水槽内が押し出し流れに近い状態であったり、直列２槽以上、特に直列３槽以上に分割してある場合には本発明を好適に適用することができる。
【００７１】
本発明を用いた場合に、上流側の流速が低下する結果、上流側の液及び担体の流動が少なくなり、懸濁物質（ＳＳ）が担体間に目詰まりし、原水のショートパスが生じたり、担体同士が結合してブロック状となって被処理液がショートパスし、有効に処理が進行しない現象が生じたり、またブロック状の担体間にガスが溜まり、浮上する問題が生ずる場合がある。この問題を回避するために、定期的に流速を高めたり、逆方向に液を流して目詰まりしたＳＳを洗い流したり、バブリングにより担体を撹拌することが有効である。例えばＵＳＢ方式の場合、１ヶ月に１〜２０回程度の割合、特に好ましくは２〜５回の割合で、必要に応じて槽内流速を１〜１０ｍ／ｈｒ程度とし、好ましくは窒素ガスなどの酸素を含有しない気体を用いて、底面積当たり１〜３０Ｎｍ^３／ｍ^２／ｈｒ程度で２〜４０分間程度バブリングをすると良い。この操作により担体間に堆積したＳＳを剥離又は均一化することができるため、目詰まりの問題を解決でき、また反応槽内における担体の位置を移動することで担体に付着する生物膜量を均一化することができる。
【００７２】
本発明によれば、脱窒反応速度を高くとることができるため、亜硝酸性窒素の容積負荷を担体充填部の見掛け容積当たり０．１〜５０ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙ、より好ましくは０．５〜３０ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙとすることができる。
【００７３】
【実施例】
以下に比較例及び実施例を挙げて本発明をより具体的に説明する。
【００７４】
比較例１
図３に示す従来のＵＳＢ反応槽（グラニュール充填高さ４ｍ，直径０．４ｍの円筒形でＡＮＡＭＭＯＸ菌が増殖するまでの担体としてメタン生成細菌主体のグラニュールを投入したもの）により、７００ｍｇ−Ｎ／Ｌのアンモニア性窒素と６００ｍｇ−Ｎ／Ｌの亜硝酸性窒素を含む原水を、１ｍ^３／ｄａｙの処理水で希釈しながら、反応槽の１箇所の注入点のみから、導入して処理を行った。
【００７５】
原水の注入点はＵＳＢ反応槽の底面から直接注入した。
【００７６】
運転開始時には、４０Ｌ／ｄａｙで通水を開始し、亜硝酸性窒素が除去されて処理水の亜硝酸性窒素濃度が５ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下になったのを確認してから徐々に原水の流入量を増加した。この結果、約３ヶ月間後に０．８ｍ^３／ｄａｙの原水を処理できるようになり、グラニュール充填容積当たり亜硝酸性窒素１ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙの処理能力を持つようになった。このときにアンモニア性窒素は約０．７７ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙ除去されており、また硝酸性窒素が約０．１７ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙ生じていたため、窒素の除去能力としては１．６ｋｇ／ｍ^３／ｄａｙであった。亜硝酸性窒素の除去量に対するアンモニア性窒素の除去量と硝酸性窒素の生成量は負荷に関わらずほぼ一定であったため、以降は亜硝酸性窒素の除去量のみを表記する。
【００７７】
この状態の時に、反応槽から流出するグラニュールはわずかであり、反応槽内のグラニュール量に顕著な変化は見られなかった。このため、ＡＮＡＭＭＯＸ菌が増殖したことによる微生物量の増加は、担体として用いたメタン細菌主体のグラニュールの自己消化による減少、及びわずかに流出したグラニュール量とほぼ釣り合っていると思われた。
【００７８】
また、流出したグラニュールは前述のように粒径３ｍｍ以上で球が崩れた不均一な形をしていた。このようなグラニュールは反応槽下部の原水注入点付近及びグラニュール充填部の最上部に多く、前述の作用で原水注入点付近でグラニュールが肥大化し、その後に浮力を生じて上層部に上昇し、特に浮力の大きなグラニュールが流出していると思われた。
【００７９】
その後、原水の通水量を１ｍ^３／ｄａｙに増加したところ、処理水中に亜硝酸性窒素は１０ｍｇ−Ｎ／Ｌ程度残留するようになり、１週間程度は徐々に減少する傾向が見られたが、その後漸増し、３週間後には処理水中に亜硝酸性窒素は２０ｍｇ−Ｎ／Ｌ付近に達した。反応槽内の亜硝酸性窒素の濃度分布を測定すると、図５に示したように、原水注入点付近は亜硝酸性窒素濃度が１００〜２００ｍｇ−Ｎ／Ｌとなっており、このため原水注入点付近のＡＮＡＭＭＯＸ菌が失活し始めたことが処理水質悪化の原因と判断された。
【００８０】
このため、希釈水量を１．２ｍ^３／ｄａｙに増加し、また流入点付近の失活したグラニュールを分散させるために窒素ガスを１Ｎｍ^３／ｈｒの流量で反応槽下部から１０分間程度送り込むことで反応槽内を撹拌した。この操作以降、処理水の亜硝酸性窒素濃度は減少し、１週間後には５ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下となった。
【００８１】
以降は、原水量を増加するごとに希釈水量をその１．２倍に増加することで、通水量を徐々に上げることができ、２ヶ月後には原水通水量を２ｍ^３／ｄａｙ（上昇流速１．５ｍ／ｈｒ）まで上げることができた。このときグラニュール充填部当たりの亜硝酸性窒素の除去能力は２．４ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙであった。
【００８２】
更に通水量を上げていったところ、反応槽から流出するグラニュールの量が多くなり、特に原水通水量が２．７ｍ^３／ｄａｙ付近（上昇流速２ｍ／ｈｒ）に達したところで、再び処理水中の亜硝酸性窒素濃度が１５ｍｇ−Ｎ／Ｌ程度となった。引き続きこの条件で運転を続けたところ、グラニュールの流出によってグラニュール充填部高さが徐々に減少する傾向が見られ、また処理水の亜硝酸性窒素濃度は１０日後に約２５ｍｇ−Ｎ／Ｌまで増加した。
【００８３】
このときの槽内の様子を観察すると、気泡の上昇により巻き上げられたグラニュールの一部が沈降せずに上昇し、更にＧＳＳの沈殿部で一部は沈殿するものの一部は沈降せずに流出していた。このため、反応槽内部及びＧＳＳ沈殿部の上昇流速が、通水量の増加と共に速くなったことにより、沈殿せずに流出するグラニュールの量が増加したものと思われた。
【００８４】
実施例１
比較例１の問題を解決するために、図１に示す如く、更にＵＳＢ反応槽の底面から１．５ｍの高さ位置に原水の注入点（第２注入点）を増やし、第１注入点から原水を０．９ｍ^３／ｄａｙで注入し、第２注入点から原水を１．８ｍ^３／ｄａｙで分割して注入し、希釈水は第１注入点にのみ原水量の１．２倍量注入するようにした。
【００８５】
即ち、第１注入点からは亜硝酸性窒素濃度約２７０ｍｇ−Ｎ／Ｌの原水と希釈水の混合水を注入し、第２注入点からは亜硝酸性窒素濃度６００ｍｇ−Ｎ／Ｌの原水を注入した。
【００８６】
このときの第１注入点の亜硝酸性窒素注入濃度は２７０ｍｇ−Ｎ／Ｌであり、第２注入点の亜硝酸性窒素注入濃度は２８０ｍｇ−Ｎ／Ｌであった。
【００８７】
このようにすることで、処理水の亜硝酸性窒素濃度は再び低減し、グラニュールの流出も減少した。また同様の比率を保ちながら原水の通水量を上げることで、合計３．２ｍ^３／ｄａｙまでの原水を安定に処理して、亜硝酸性窒素濃度５ｍｇ−Ｎ／Ｌ以下の処理水を得ることができ、このとき亜硝酸性窒素の除去能力はグラニュール充填部当たり３．８ｋｇ−Ｎ／ｍ^３／ｄａｙであった。
【００８８】
このとき第２注入点付近の亜硝酸性窒素濃度を測定すると約３０〜５０ｍｇ−Ｎ／Ｌとなっていた。
【００８９】
第２注入点における亜硝酸性窒素注入濃度の限界を調べるために、第２注入点から注入する原水に亜硝酸性窒素濃度を１０，０００ｍｇ／Ｌに調整した亜硝酸ナトリウム溶液を添加し、第２注入点における亜硝酸性窒素注入濃度を徐々に高めて、脱窒槽内第２注入点付近における亜硝酸性窒素濃度を測定した。このとき、第１注入点に導入する希釈水は一時的に脱酸素した水道水とした。
【００９０】
この結果、第２注入点に上記亜硝酸ナトリウム溶液０．１２ｍ^３／ｄａｙを注入し、第２注入点から注入する原水中の亜硝酸性窒素濃度が１２００ｍｇ／Ｌ、第２注入点における亜硝酸性窒素注入濃度が５８０ｍｇ／Ｌの時に、脱窒槽内第２注入点付近における亜硝酸性窒素濃度が５０〜１００ｍｇとなった。この結果から、第２注入点における亜硝酸性窒素注入濃度の限界値は６００ｍｇ／Ｌ付近であると考えられた。
【００９１】
実施例２
実施例１において、更にＵＳＢ反応槽の底面部から２ｍの高さ位置に原水の注入点（第３注入点）を設け、第１注入点〜第３注入点に、それぞれ０．９ｍ^３／ｄａｙの等量の原水を注入し、希釈水は第１注入点にのみ原水量の１．２倍注入した。
【００９２】
即ち、第１注入点からは亜硝酸性窒素濃度約２７０ｍｇ−Ｎ／Ｌの原水と希釈水の混合水を注入し、第２，第３注入点からは亜硝酸性窒素濃度６００ｍｇ−Ｎ／Ｌの原水を注入した。
【００９３】
このときの第１注入点の亜硝酸性窒素注入濃度は２７０ｍｇ−Ｎ／Ｌであり、第２注入点の亜硝酸性窒素注入濃度は１９０ｍｇ−Ｎ／Ｌであり、第３注入点の亜硝酸性窒素注入濃度は１４０ｍｇ−Ｎ／Ｌであり、実際に、第２注入点付近の亜硝酸性窒素濃度は約１５〜３０ｍｇ−Ｎ／Ｌに低下し、第３注入点付近では約１０〜２０ｍｇ−Ｎ／Ｌとなっていた。
【００９４】
この状態で約２ヶ月間の運転を行ったところ、グラニュールの流出量が低下し、槽内における３ｍｍ以上に肥大化したグラニュールの割合が減少し始めたことが確認されたため、原水を分割注入することによるグラニュール肥大化防止効果が確認された。
【００９５】
【発明の効果】
以上詳述した通り、本発明の生物脱窒方法においては、ＡＮＡＭＭＯＸＵＳＢ反応槽における原水注入部の局部的な亜硝酸性窒素濃度の上昇に起因するＡＮＡＭＭＯＸ菌の失活を防止して高負荷処理を行うことができる。
【図面の簡単な説明】
【図１】本発明の生物脱窒装置の実施の形態を示す概略的な断面図である。
【図２】本発明の生物脱窒装置の他の実施の形態を示す概略的な断面図である。
【図３】従来のＵＳＢ反応槽を示す概略的な断面図である。
【図４】ＵＳＢ反応槽の原水注入管の一例を示す平面図である。
【図５】従来のＵＳＢ反応槽によるＵＳＢ反応槽内の亜硝酸性窒素濃度の分布を示すグラフである。
【図６】本発明に係るＵＳＢ反応槽によるＵＳＢ反応槽内の亜硝酸性窒素濃度の分布を示すグラフである。
【図７】原水注入管の実施例を示す図であって、図７（ａ）は正面図、図７（ｂ）は図７（ａ）のＢ−Ｂ線に沿う断面図を示す。
【図８】本発明に好適なウェッジワイヤースクリーンの実施例を示す図であって、図８（ａ）は正面図、図８（ｂ）は側面図を示す。
【図９】図７の原水注入管に図８のウェッジワイヤースクリーンを取り付けた状態を示し、図９（ａ）は斜視図、図９（ｂ）は内部透視正面図を示す。
【符号の説明】
１０ＵＳＢ反応槽
１１，１１Ａ，１１Ｂ原水注入管
１５希釈水注入管
１７ＧＳＳ
１８処理水集水トラフ
１９処理水排出管
２０ガス注入管
３０原水注入管
４０ウェッジワイヤースクリーン[0001]
BACKGROUND OF THE INVENTION
The present invention biodenitrifies raw water containing nitrite nitrogen by the action of a denitrification microorganism using nitrite nitrogen as an electron acceptor in the presence of an electron donor. Who In particular, in this biological denitrification treatment, the denitrification microorganisms are prevented from being deactivated or reduced in activity due to the local increase in nitrite nitrogen concentration in the raw water inflow section of the denitrification tank, and high load treatment is performed. Possible Life It relates to a material denitrification method.
[0002]
[Prior art]
Conventionally, the nitrogen removal method for nitrogen-containing wastewater such as sewage, industrial wastewater, sludge digestion and effluent, landfill leachate, and manure is oxidized by nitrifying bacteria to nitrite nitrogen or nitrate nitrogen. A method is known in which nitrogen is removed from water by reducing nitrite nitrogen or nitrate nitrogen to nitrogen gas by the action of denitrifying bacteria while adding an electron donor such as methanol.
[0003]
This method requires more oxygen than the oxidizing power required to oxidize ammonia nitrogen to nitrogen gas, so it requires a large amount of oxygen and requires a lot of energy to supply a large amount of oxygen to the microorganism. And In addition, there is a cost for adding an organic substance such as methanol as an electron donor for the denitrification reaction, and denitrifying bacteria grown by ingesting this organic substance become excess sludge, resulting in a large amount of waste. The disposal cost for that is high. In particular, since nitrate nitrogen is in a more oxidized state than nitrite nitrogen, more electron donors are required to reduce it, and a large amount of excess sludge is generated.
[0004]
In order to reduce the cost in such a nitrogen removal method, various nitrification methods that oxidize ammonia nitrogen to generate mainly nitrite nitrogen and generate nitrate nitrogen as much as possible have been studied. If such a nitrification method is used in the previous stage of the denitrification step, the energy required for oxygen supply can be reduced, and the amount of electron donor required in the denitrification step is reduced. The amount of excess sludge generated can be reduced.
[0005]
In recent years, we have used an autotrophic denitrifying microorganism group that can generate nitrogen gas by reacting ammonia nitrogen as an electron donor and nitrite nitrogen as an electron acceptor under anoxic conditions. The denitrification method became known (Microbiology 142 (1996), p2187-2196, etc.). Hereinafter, this reaction is referred to as an ANAMOX reaction, and a group of microorganisms involved in this reaction is referred to as an ANAMOX bacterium. According to this method, ammonia nitrogen can be oxidized using the oxidizing power of nitrite nitrogen, so nitrogen can be removed with an oxygen consumption equivalent to the theoretical amount, saving energy. be able to. Moreover, since it is not necessary to add organic substances, such as methanol, the cost can be saved. This microorganism is an autotrophic bacterium, and the amount of excess sludge generated per nitrite nitrogen to be reduced is less than one-fifth compared to denitrifying bacteria that use organic matter to denitrify, The amount of generation can be greatly reduced. Nitrite nitrogen as an electron acceptor involved in this reaction can be obtained by partially oxidizing ammonia nitrogen in wastewater, and may be introduced from other systems, or a separate chemical may be used. good.
[0006]
The type of reaction tank is a column packed with a carrier suitable for adhering microorganisms such as sand, synthetic resin, and gel. A method is used in which a denitrification reaction proceeds by contacting microorganisms. A carrier having a large specific surface area is suitable for the carrier used here, and in particular, a granular shape having a particle diameter of about 0.1 to 10 mm, or a shape such as a string shape, a cylindrical shape, or a gear shape is known. The carrier is preferably flowed gently in water, and is flowed by a gas generated by denitrification, a gas injected from the outside, a stirrer, or the like.
[0007]
In addition, denitrifying microorganisms that grow in suspension in water can be used, and the reaction is achieved by increasing the concentration of microorganisms in the system by reducing the amount of microorganisms flowing out of the system by solid-liquid separation of the grown microorganisms. Increasing the reaction rate per tank volume is also preferred. In this case, various conventionally known methods such as precipitation, flotation, centrifugation, and filtration can be applied to the solid-liquid separation means used.
[0008]
In addition, raw water is injected in an upward flow from the bottom of the reaction tank, and sludge is blocked or granulated without using a bacterial adhesion carrier to form a sludge bed of granular sludge having a particle size of 1 to several mm. In addition, a USB (Upflow Sludge Bed) system is also known in which microorganisms are held at a high concentration in a reaction tank and a high load treatment is performed.
[0009]
FIG. 3 is a schematic cross-sectional view showing a conventional USB reaction vessel. The raw water is appropriately mixed with dilution water and injected into the reaction tank 10 through the raw water injection pipe 11 at the bottom of the USB reaction tank 10. 12 is a raw water injection pump, 13 is a flow control valve, 14 is a flow meter, 15 is a dilution water injection pipe, and 16 is a dilution water injection pump. As the raw water injection pipe 11, one having an inner diameter of about 8 to 100 mm is used, and a raw water outlet of about 5 to 50 mm at 0 to 45 degrees is provided in the reaction tank. The ejection speed of the raw water from the ejection port is set to 0.5 to 5 m / sec. The maximum flow rate in the pipe is about 2 to 5 m / sec. In order to uniformly disperse the raw water, it is also preferable to assemble the raw water injection pipe 11 into a loop as shown in FIG. A plurality of sets of such raw water injection pipes 11 may be provided according to the bottom area of the reaction tank 10, but the positions in the height direction of the denitrification tank are the same.
[0010]
A gas-solid-liquid separator (GSS) 17 is provided at the top of the reaction tank 10 to form a stationary liquid surface by separating the gas, and to obtain treated water by settling and separating the granules in the stationary section. . A treated water collection trough 18 for discharging treated water is provided at the upper part of the stationary part, and the treated water is discharged from the treated water discharge pipe 19. Multiple sets of GSSs 17 are provided as necessary. In addition, 17A shows the precipitation part of GSS17, 17B shows the gas trap part of GSS17.
[0011]
By the way, the denitrification method using ANAMOX bacteria using nitrite nitrogen as an electron acceptor is effective in reducing oxygen consumption in the previous nitrification step, reducing the amount of electron donor added for denitrification, and generating excess sludge. Although there is an effect of reducing the amount, on the other hand, if nitrite nitrogen is present in a high concentration, there is a problem that the action of the ANMAMOX bacteria is inhibited and the denitrification reaction does not occur.
[0012]
Such inhibition is said to occur from a nitrite nitrogen concentration of about 50 to 200 mg / L, and the higher the concentration, the greater the inhibitory action. However, in the denitrification reaction tank, the flow of nitrite nitrogen is not a complete extrusion flow, and the nitrite nitrogen that has flowed in is quickly mixed with the liquid in the tank already having a reduced nitrite nitrogen concentration due to the denitrification reaction. Even if the concentration of nitrite nitrogen in the inflow water is 50 to 200 mg / L or more, it is considered that the concentration will decrease rapidly as soon as it is injected into the tank and it will be rapidly diffused and diluted. It was.
[0013]
In the ANAMOX denitrification tank, the pH increases due to the denitrification reaction, so that the raw water pH and the tank pH are adjusted as necessary. Regarding pH adjustment, any method can be used as long as the pH in the tank is maintained at 6 to 9, preferably 7 to 8.5, and acids used for the adjustment are conventionally known, such as hydrochloric acid, sulfuric acid, and carbonic acid. Things can be used. Hereinafter, description of pH adjustment is omitted. In addition, when there are insufficient salts (metal salts, carbonate radicals, phosphates, nitrite nitrogen, ammonia nitrogen, etc.) and organic substances necessary for the growth of microorganisms in the raw water, they may be added in advance as appropriate. You may add directly in a tank. The addition means can use a conventionally well-known thing.
[0014]
[Problems to be solved by the invention]
When the present inventor tried a denitrification process by such a denitrification process using nitrite nitrogen using a USB reaction tank filled with granules carrying ANAMMOX bacteria, the concentration of nitrite nitrogen in the raw water was When it became 300 mg-N / L or more, the denitrification ability declined, and the problem that the growth rate of ANAMOX bacteria fell remarkably occurred.
[0015]
The USB reaction tank used at this time is a cylindrical shape with a granule filling height of 4 m and a diameter of 0.4 m as shown in FIG. 3, and granule mainly composed of methanogenic bacteria is used as a carrier until ANAMOX bacteria grow. In the upper part of the granule filling part in the reaction tank, gas is separated to ensure a stationary liquid surface, the granules in the liquid are allowed to settle and return to the reaction tank, and the supernatant is processed. A separator (GSS) is provided for discharge as water.
[0016]
When the problem of lowering the denitrification capacity occurred, the nitrite nitrogen concentration in the lower part of the reaction tank as the raw water injection port was measured and found to be 80-100 mg-N / L, while 1 m away from the raw water injection point. At the site, it was found that the nitrite nitrogen concentration had dropped below 50 mg-N / L. At this time, almost no gas was generated in the vicinity of the raw water injection point, and the granules were hardly flowing. On the other hand, in the region above 1 m from the raw water injection point, the bubbles rose intermittently. Thus, the granules were also intermittently gently stirred. Because of this, the stirring effect by gas is low near the raw water injection point, and the inside of the tank is close to the extrusion flow, so there is a high concentration of nitrite nitrogen in the raw water. It was suggested that a vicious cycle of inhibiting ANAMOX bacteria to further reduce gas generation and worsen agitation was generated.
[0017]
Therefore, the present inventor circulates a part of the treated water in the USB reaction tank and dilutes the high concentration nitrite nitrogen in the raw water with the treated water, so that the nitrite nitrogen concentration after dilution is 280 mg-N / When the water was passed below L, it was confirmed that ANAMOX bacteria gradually grew and the denitrification ability increased. When the nitrogen load to be added is increased in accordance with the increase in denitrification capacity, the number of granules flowing out to the treated water without being separated in the solid-liquid separation section increases, and the amount of granules retained in the USB reaction tank is increased. A problem that declined occurred. As a result, the amount of ANAMOX bacteria in the USB reaction tank also decreased due to a decrease in the granule retention amount, and it was necessary to reduce the load to be added again in accordance with this. As a result of investigating this cause, the amount of water flow increased as the nitrogen load increased, the rising flow velocity inside the USB reaction tank became 2 m / hr or more, and the rising flow velocity in the solid-liquid separation unit became 3 m / hr or more. It seems that granules with a slow sedimentation speed flowed into the treated water without sedimentation. In order to reduce the outflow of granules, the ascending flow rate of the USB reaction tank was required to be 1.5 m / hr or less.
[0018]
As described above, the rising speed of the USB reaction tank has an upper limit of 1.5 m / hr, and the concentration of nitrite nitrogen in the raw water inflow section needs to be 250 mg-N / L or less. The upper limit of nitrite nitrogen is 1.1 kg-N / m ³ / Day, that is, limited to 9.0 kg-N / day per unit bottom area. Here, since the granule height is 4 m, the nitrite nitrogen load per granule filling part volume is 2.2 kg-N / m. ³ It was found that / day is the upper limit.
[0019]
Such restriction is a particular problem when introducing nitrite nitrogen having a low inhibitory concentration. For example, in a USB reaction tank that denitrifies nitrate nitrogen, nitrate nitrogen has almost no inhibition. No such problem has occurred.
[0020]
Further, when observing the granule flowing out at this time and having a slow sedimentation rate, most of the granule was enlarged to a particle size of 3 mm or more, and there were many voids and lacking in density. In addition, some of the granules that flowed out had buoyancy and did not settle even when left standing.
[0021]
The present invention solves such problems in USB reaction tanks using ANAMOX bacteria, and prevents inactivation or reduced activity of ANAMMOX bacteria caused by a local increase in nitrite nitrogen concentration in the raw water injection section. High-load processing Life The object is to provide a denitrification method.
[0023]
In the biological denitrification method of the present invention, raw water containing nitrite nitrogen is supplied to a denitrification tank, and an electron donor is removed by the action of a denitrification microorganism using nitrite nitrogen in the denitrification tank as an electron acceptor. A biological denitrification method in which denitrification treatment is performed in the presence of the denitrification tank, wherein the denitrification tank has an inflow pipe of raw water containing nitrite nitrogen and an outflow pipe of a treatment liquid, and the inflow pipe of the raw water is the denitrification tank The amount of nitrite nitrogen [N of raw water flowing in from the uppermost raw water inflow pipe] [N _o ] (Mg-N / hr) is the amount of water passing through the denitrification tank cross section where the most upstream raw water inflow pipe is located [V _o ] Value divided by (L / hr) [N _o ] / [V _o ] Is adjusted so that it does not exceed 300 mg-N / L, the amount of raw water flowing from the uppermost raw water inlet pipe.
[0024]
In the following, the amount of nitrite nitrogen (nitrogen equivalent) [N] (mg-N / hr) of raw water flowing into the denitrification tank from the raw water inflow pipe is taken across the denitrification tank where the raw water inflow pipe is located. The value [N] / [V] (mg-N / L) divided by the amount of water passing through the surface [V] (L / hr) may be referred to as “nitrite nitrogen injection concentration”. The nitrite nitrogen injection concentration means the average concentration of nitrite nitrogen to be injected with respect to the total water flow amount after the raw water injection at the raw water injection point.
[0025]
Also, the position where the raw water inflow pipe is provided is referred to as “injection point”, the position where the uppermost raw water inflow pipe is provided is referred to as “first injection point”, and the raw water injection pipe downstream from the first injection point is installed. The positions may be referred to as “second injection point”, “third injection point”,...
[0026]
The action mechanism according to the present invention will be described in detail below.
[0027]
As a result of investigation by the present inventor, when raw water containing nitrite nitrogen is allowed to flow from only one lower point of the USB reaction tank in the conventional USB reaction tank shown in FIG. As shown, in the region from the bottom to a certain height H1, the concentration of nitrite nitrogen is such that the inhibitory action is strong. _c The concentration becomes higher than that, and the ANAMOX bacteria cannot work effectively and are inactivated. However, in a region higher than H1, the concentration of nitrite nitrogen decreases due to the diffusion / dilution action and becomes a concentration that does not show inhibition, so that the denitrification reaction proceeds. Therefore, the partial pressure of nitrogen gas generated by denitrification is increased downstream from H1 (the upper part of the reaction tank), and fine bubbles of nitrogen gas are generated. These nitrogen gases are transferred downstream (above the reaction tank) by the water flow. As a result, nitrogen gas collects and coarse bubbles are generated, and the generation of gas is clearly recognized from a point near G1.
[0028]
Here, C _c Is a nitrite nitrogen concentration that inhibits ANAMMOX bacteria, and is generally 50 to 200 mg-N / L, although it depends on the environment such as pH, ammonia nitrogen concentration, and temperature in the tank. In addition, since the inhibitory action gradually becomes stronger as the nitrite nitrogen concentration becomes higher, it is not preferable to specify the concentration at one point strictly. Here, in order to explain the operation of the present invention, there is a certain concentration C _c However, in reality, it is a range with a certain width. Accordingly, the value such as the height H1 is not strictly determined at one point, and is a range having a certain width.
[0029]
As this reaction vessel is continuously operated, the distribution of nitrite nitrogen concentration increases in the high concentration region on the upstream side, as indicated by A2 in FIG. _c It has been found that the region having the above concentration (for example, H2 in FIG. 5) expands. This phenomenon is caused when microorganisms having a height up to H1 are deactivated in the state of A1, so that the denitrification function near the reaction tank inlet does not work, and the injection point of nitrite nitrogen is eventually I2 in FIG. It was thought that this was because the situation was the same as having moved to this point. At this time, the position where the generation of nitrogen gas is recognized is also moved to the downstream G2, and the position where the gas is generated is away from the injection point of nitrite nitrogen. The flow was less affected by the gas, and it was found that the nitrite nitrogen did not diffuse further on the upstream side (lower part of the reaction tank) and the environment was likely to remain at a high concentration.
[0030]
From the above, if a region with high concentration of nitrite nitrogen is locally formed in the reaction tank near the injection point of raw water containing nitrite nitrogen, microorganisms in that region are deactivated, and as a result , The area where nitrite nitrogen is high is further expanded, the surrounding microorganisms are newly deactivated, and the area where the denitrification reaction is inhibited gradually due to the high concentration of nitrite nitrogen is expanded I understood that. It was also found that the area where nitrogen gas begins to be generated due to the inhibition of the denitrification reaction has moved away, which further hinders the diffusion of nitrite nitrogen.
[0031]
In the present invention, in order to prevent such a local increase in the concentration of nitrite nitrogen in the reaction tank, a plurality of inflow points of raw water containing nitrite nitrogen are provided in the height direction of the reaction tank, The above-mentioned problem is avoided by setting the nitrite nitrogen injection concentration in the (most upstream) to 300 mg-N / L or less.
[0032]
That is, by reducing the nitrite nitrogen injection concentration at the first injection point, the concentration C at which nitrite nitrogen shows inhibition in the reaction tank as shown by A3 in FIG. _c The above problem can be avoided by injecting raw water containing nitrite nitrogen again at the point where nitrite nitrogen is sufficiently diffused and diluted and denitrified to a low concentration. Is done.
[0033]
At this time, after the second injection point, the gas generated by the denitrification reaction is close to the point G3 where the bubbles start to form bubbles, and the nitrite nitrogen injected by the disturbance of the water flow due to the bubbles is easily diffused into the denitrification tank. It is a condition. Furthermore, since the granules move as the bubbles rise, even if there is ANAMOX bacteria that have started to be inactivated by high concentrations of nitrite nitrogen near the injection point, the position of this ANAMMOX bacteria over time Can move to where the concentration of nitrite nitrogen is low and no inhibition occurs. When contact with high-concentration nitrite nitrogen is for a short time, the denitrification ability is deactivated temporarily, and the activity is quickly recovered.
[0034]
For this reason, the nitrite nitrogen injection concentration after the second injection point may be higher than that at the first injection point.
[0035]
Moreover, according to this invention, the following effects are also show | played.
[0036]
As a result of investigation by the present inventor, when sufficient ANAMMOX bacteria are growing inside the granule, penetration by diffusion of the substrate into the granule becomes rate-limiting. For example, when ammonia nitrogen is sufficiently present and the nitrite nitrogen concentration is 10 mg-N / L, the penetration depth of nitrite nitrogen is about 0.3 to 0.6 μm from the granule surface. In addition, since nitrite nitrogen does not reach the ANAMOX bacteria inside this, the ANAMOX bacteria cannot work effectively. On the other hand, when the concentration of nitrite nitrogen is 50 mg-N / L, the penetration depth of nitrite nitrogen is about 1 to 2 mm from the surface of the granule, and it is effectively used up to ANAMMOX bacteria inside the granule. In addition, the denitrification capacity per granule is improved to about twice. When the ANAMMOX bacteria inside the granule proliferate in this way, stress is applied from the inside of the granule, so the granule cannot grow into a uniform spherical shape, and the surface grows while absorbing cracking and generating stress. As a result, it was found that granules having many voids and lacking in density were produced. Moreover, since the penetration of the substrate into the granule means that nitrogen gas is generated inside, the buoyancy of the granule is caused by the nitrogen gas generated here collecting in the voids generated inside the granule. It is easy to rise and rise.
[0037]
Also in the continuous test using the conventional USB reaction tank shown in FIG. 3, a large number of granules having a relatively large particle size of 2 to 3 mm are distributed near the injection point of the raw water, which is a high concentration around the injection point. This is considered to be the result of the growth of granules in a nitrite nitrogen environment. In addition, it was observed that a granule having a size larger than that caused buoyancy by holding bubbles inside, and rising to the upper part of the reaction tank. As a result, a new granule flows into the region where the concentration of nitrite nitrogen is high, and this granule is enlarged, and the cycle of rising with air bubbles is repeated. It became clear that it was a production site.
[0038]
In order to prevent the formation of such enlarged granules, the nitrite nitrogen concentration in the reaction tank is preferably 30 mg-N / L or less, particularly preferably 10 mg-N / L or less, For this purpose, according to the present invention, a plurality of injection points of raw water are provided in the height direction of the denitrification tank, and the concentration of nitrite nitrogen injection at the first upstream injection point is preferably 150 mg-N / L or less, particularly preferably. It is particularly effective that the nitrite nitrogen injection concentration after the second injection point is 80 mg-N / L or less, preferably 300 mg-N / L or less, particularly preferably 150 mg-N / L or less.
[0039]
In the denitrification tank of the present invention, because the upper limit of the flow rate in the tank and the upper limit of the amount of microorganisms retained depend on the type of carrier and the shape of the reaction tank, the limit load varies depending on the specifications and operating conditions of the denitrification tank, In any case, according to the present invention, by providing a plurality of injection points of raw water at different positions in the flow direction of the denitrification tank, there is a problem of an increase in local nitrite nitrogen concentration occurring at high load, that is, local denitrification. Capability deactivation and its expansion over time, biofilm enlargement and associated levitation problems can be avoided, and it is possible to cope with significantly higher loads and higher concentrations of nitrite nitrogen inflow than before. it can.
[0040]
In addition, such an effect is the same also when other denitrifying bacteria other than ANAMOX bacteria are used, and the concentration range in which nitrite nitrogen inhibits other denitrifying bacteria is almost the same. For this reason, the present invention can be effectively applied even when denitrifying bacteria other than ANAMOX bacteria are used.
[0041]
DETAILED DESCRIPTION OF THE INVENTION
DETAILED DESCRIPTION OF THE INVENTION Life An embodiment of the material denitrification method will be described in detail.
[0042]
1 and 2 are system diagrams showing an embodiment of the biological denitrification apparatus of the present invention. 1 and 2, members having the same functions as those shown in FIG.
[0043]
The biological denitrification apparatus in FIG. 1 branches the raw water injection pipe (inflow pipe) 11 and provides two injection points in the height direction of the USB reaction tank (denitrification tank) 10, and the raw water injection pipe 11 has a stirring gas. 3 is different from the conventional apparatus shown in FIG. 3 in that the introduction pipe 20 is connected, and the other configuration is the same as that of the apparatus shown in FIG.
[0044]
The flow rates of raw water injected from the raw water injection pipes 11A and 11B can be adjusted by flow meters 14A and 14B and flow rate control valves 13A and 13B, respectively. In order to fix the raw water injection pipes 11A and 11B in a fixed position in the USB reaction tank 10, for example, a support member (not shown) is extended from the bottom surface and / or wall surface of the USB reaction tank 10, and the injection pipes 11A, 11A, What is necessary is just to fix 11B. Further, the pipe may be supported by penetrating the pipe through the opposite wall surface.
[0045]
In the apparatus of FIG. 1, a blower 21 is provided as a gas injection means for stirring the granules in the USB reaction tank 10 by bubbling, and the gas is introduced from the gas injection pipe 20 through the raw water injection pipe 11. ing. This gas flow rate is adjusted by a flow meter 23 and a flow rate adjusting valve 22. A gas injection pipe may be provided for each of the raw water injection pipes 11A and 11B, and the gas injection pipe may be directly attached to the USB reaction tank 10.
[0046]
The gas for bubbling is preferably a gas not containing oxygen, and particularly preferably a gas mainly composed of nitrogen gas generated by denitrification reaction. However, even if the dissolved oxygen concentration in the tank rises temporarily by blowing oxygen-containing gas, the denitrification reaction will recover if the dissolved oxygen concentration decreases again, so oxygen-containing gases such as air can also be used. .
[0047]
The biological denitrification apparatus shown in FIG. 2 is provided with downward branch pipes 11a and 11b at portions of the raw water injection pipes 11A and 11B in the USB reaction tank 10, respectively, and the other configuration is the same as the apparatus of FIG. It is said that.
[0048]
By providing the branch pipes 11a and 11b in this way, even if the raw water injection pipes 11A and 11B are clogged, they remain inside the branch pipes 11a and 11b and do not hinder the flow of the main pipes of the raw water injection pipes 11A and 11B. The raw water can be uniformly sprayed from other branch pipes.
[0049]
As a liquid containing nitrite nitrogen to be treated in the present invention, nitrite nitrogen was generated from nitrogen compounds in wastewater such as sewage, factory effluent, sludge digestion and desorption liquid, landfill leachate, and manure. Examples thereof include liquids, particularly liquids in which nitrite nitrogen is generated by oxidizing all or part of organic nitrogen or ammonia nitrogen in waste water. In addition, it may be one in which all or part of nitrate nitrogen in the waste water is reduced to generate nitrite nitrogen, or one in which nitrite nitrogen is added from the outside in the form of industrial chemicals, etc. . As dilution water for reducing the nitrite nitrogen concentration of the raw water, raw water or treated water may be used, or a portion of the waste water having a particularly low nitrite nitrogen concentration may be used. Moreover, water with a low nitrite nitrogen concentration taken out from the middle part of the reaction tank may be used, or industrial water, tap water, well water, or the like may be used.
[0050]
These dilution water and raw water containing nitrite nitrogen are desirably mixed before entering the reaction tank, but may be mixed immediately after entering the reaction tank, or may be mixed in advance with the USB reaction tank 10. Alternatively, the diluted water may be allowed to flow from the upstream side, and only the concentrated nitrite-containing nitrogen-containing liquid may be injected.
[0051]
As shown in FIGS. 1 and 2, the number of raw water injection points is not limited to two, and any number of two or more can be provided. However, the flow direction of the liquid flow path, that is, the height of the USB reaction tank 10 can be provided. The injection points are preferably provided at intervals of 0.1 to 2 m, particularly preferably at intervals of 0.3 to 1.5 m with respect to the direction. The number of injection points is in the height direction of the USB reaction tank 10. On the other hand, it is preferable to provide 2 to 10 points, particularly preferably 2 to 4 points.
[0052]
Further, in the cross-sectional direction of the liquid flow path to be treated, that is, in the transverse cross section in the USB reaction tank 10, the discharge port of the raw water from each injection point is preferably 0.1 to 5 m depending on the width of the cross section. Especially preferably, it is preferable to provide at intervals of 0.2 to 2 m. For example, cross-sectional area 25m ² At a height of 2m and a volume of 50m ³ It is preferable that the number of outlets provided in the reaction tank region is 1 to 2000 points, particularly 1 to 60 points.
[0053]
As the raw water injection pipe, any conventionally known pipes such as a pipe having one end opened and a pipe having an opening on the side surface can be used.
[0054]
In the present invention, a plurality of injection pipes are provided, and the concentration of nitrite nitrogen injection from the lowest first injection point is set to 300 mg-N / L or less. When the injection concentration exceeds 300 mg-N / L, as described above, ANAMMOX bacteria are inhibited by high concentration of nitrite nitrogen in the reaction tank. As described above, the concentration of nitrite nitrogen injection at the first injection point is preferably 150 mg-N / L or less, particularly 80 mg-N / L or less from the viewpoint of preventing the formation of enlarged granules. When the injection concentration is excessively lowered, the amount of diluted water increases depending on the quality of the raw water, and the treatment efficiency decreases. Therefore, in general, the nitrite nitrogen injection concentration at the first injection point is 10 to 300 mg-N / L, particularly 20 to 80 mg-N / L. preferable.
[0055]
Further, the nitrite nitrogen injection concentration after the second injection point can be made higher than the nitrite nitrogen injection concentration at the first injection point, and 600 mg− from the viewpoint of the above-mentioned inhibition and granule enlargement. N / L or less, particularly 300 mg-N / L or less, particularly 150 mg-N / L or less is preferable. From the viewpoint of processing efficiency, the concentration of nitrite nitrogen injection after the second injection point is 10 to 600 mg-N / L. L is particularly preferably 20 to 150 mg-N / L.
[0056]
The discharge speed of raw water (or diluted raw water) at each injection point is preferably 0.1 to 10 m / sec, more preferably 0.5 to 5 m / sec, and particularly preferably 1 to 2 m / sec. . This flow rate is important for injecting the intended flow rate from each injection point or jet outlet. When the flow rate is low, particularly a large amount of liquid is injected from a specific unintended injection point or jet port, There is a problem that almost no liquid is injected from the injection point or the jet outlet. Further, there is a problem that the discharge area changes due to the adhesion of slime or scale, and the injection flow rate is changed unintentionally accordingly. On the other hand, when the flow rate is too high, a large pressure is required for injecting the liquid, and there arises a problem that an injection pump for generating this pressure becomes expensive or requires a large amount of driving power. Also, in the vicinity of the discharge port, the high concentration of nitrite nitrogen before mixing with the liquid in the tank can easily come into contact with microorganisms until the activity of the microorganisms decreases, the biofilm is physically destroyed, or is not destroyed However, there is a problem that the abundance of microorganisms is significantly biased.
[0057]
The effective raw water distribution ratio and dilution water injection amount for each injection point vary depending on the concentration and activity of microorganisms in the reaction tank, the inflow load, the stirring state in the reaction tank, the gas flow, etc. Therefore, it is desirable to have a structure in which the injection amount at the injection point can be easily changed. However, when many injection points are provided, a plurality of injection points may be handled as a group so that the injection amount for each group can be changed.
[0058]
Furthermore, since microorganisms near the injection point come into contact with high-concentration nitrous acid nitrogen before being sufficiently mixed with the liquid in the tank, there is a risk that the activity may be reduced. Therefore, the vicinity of the discharge port of the raw water injection pipe is covered with a water-permeable member. Therefore, it is effective that the high concentration nitrite nitrogen is diffused and mixed with the liquid in the tank before coming into contact with many microorganisms. In this case, the water-permeable member is preferably one that is difficult for the microorganism carrier to pass through, such as a wedge wire screen or mesh having an aperture of about 0.1 to 2 mm, a cloth such as a nonwoven fabric or a filter cloth, a porous ceramic, a membrane filter, etc. Can be used.
[0059]
These water-permeable members are preferably 0.005 to 0.2 m per nitrite nitrogen 1 kg-N / day injection amount. ² More preferably, 0.01-0.05m ² It is preferable to provide the contact area.
[0060]
An embodiment using such a water-permeable member will be described with reference to FIGS. 7 shows the raw water injection pipe, FIG. 7 (a) is a front view, and FIG. 7 (b) is a cross-sectional view taken along the line BB of FIG. 7 (a). The raw water injection pipe 30 is, for example, a pipe having an inner diameter of 20 mm, ³ / Day raw water can be supplied. The tip 30A of the raw water injection tube 30 is closed, and five discharge nozzles 30B each having a diameter of 10 mm are provided in four directions at intervals of 50 mm from a position 30 mm away from the tip. The flow rate in the raw water injection pipe 30 is 1 m / sec, and the discharge speed at each discharge port 30B is 0.2 m / sec.
[0061]
This raw water injection pipe 30 is used, for example, to supply 300 to 600 mg-N / L of nitrite nitrogen, and the amount of nitrogen injected at this time is 9 to 18 kg-N / day.
[0062]
As a water permeable member provided around the raw water injection pipe 30, for example, as shown in FIG. 8A (front view) and FIG. 8B (side view), a cylindrical shape having a diameter of 100 to 200 mm and a height of 300 mm. Thus, a wedge wire screen 40 having an opening of 0.5 mm can be used. Here, both end faces of the cylinder are made of metal plates 41A and 41B that are not particularly permeable in consideration of ease of processing. The area of the cylindrical water-permeable portion 42 is 0.09 to 0.27 m. ² It is.
[0063]
9 is a view showing a state in which the wedge wire screen 40 of FIG. 8 is installed in the raw water injection pipe 30 of FIG. 7. FIG. 9 (a) is a perspective view, and FIG. 9 (b) is an internal perspective front view. The raw water injection pipe 30 is inserted from an opening 41a provided in the metal plate 41A on one end face of the wedge wire screen 40, and is fixed by being bonded to the metal plate 41A and the metal plate 41B on the other end face. In FIG. 9, the wedge wire screen 40 is provided coaxially with the raw water injection pipe 30, but may be provided in the crossing direction.
[0064]
Note that a pipe having an open end may be used as the raw water injection pipe, and the raw water may be ejected into the wedge wire screen from the open end. In this case, the tip opening portion of the raw water injection pipe may be attached to the end surface of the wedge wire screen, or the tip opening side of the raw water injection pipe may be inserted into the wedge wire screen.
[0065]
When a water-permeable member such as a wedge wire screen is provided, such a water-permeable member may be clogged due to the growth of a biofilm. Alternatively, it is preferable to provide a dedicated bubbling means so as to recover clogging as appropriate. Moreover, as shown in FIG. 1, it can also be set as the structure which supplies the air for bubbling to a raw | natural water injection pipe.
[0066]
The present invention is effective even when an arbitrary microbial carrier such as sand, synthetic resin, or gel is used, but is particularly effective for an apparatus using a carrier that requires a low flow rate in the tank. Such a carrier often has a specific gravity close to that of water. Therefore, the present invention is highly effective when applied to a reaction vessel using a carrier having a specific gravity with respect to water of 0.5 to 2.0, and particularly for a reaction vessel using a carrier with a specific gravity with respect to water of 0.8 to 1.3. High effect when applied.
[0067]
In the case of a fixed bed system where the carrier is less likely to flow out, or when the floating carrier is prevented from flowing out with a screen or mesh, the same effect can be obtained by increasing the amount of diluted water or treated water circulating water instead of the present invention. In this case as well, by using the present invention, it is possible to save dilution water and the cost of the circulation pump.
[0068]
In the case of a reaction tank using these carriers, a reaction tank that is long in the vertical direction may be preferred in order to reduce the installation area. In this case, the water flow direction is often an upward flow or a downward flow. The present invention is particularly suitable for use in a reaction vessel having a long length in the upstream and downstream directions, and is effective for a reaction vessel having a reaction part length of preferably 3 to 30 m, more preferably 4 to 15 m. .
[0069]
In a denitrification apparatus that uses a carrier other than granule, it is not always necessary to have an upward flow, and it may be preferable to install GSS, or it may not be necessary to install it. The presence or absence is not a factor that limits the present invention.
[0070]
In addition, even when the carrier is used in a flowing state or when denitrification reaction is performed using cells that grow in a floc form of 0.1 μm or less without using the carrier, the inside of the water tank is in a state close to the extrusion flow. In addition, the present invention can be suitably applied in the case where it is divided into two or more series tanks, particularly three or more series tanks.
[0071]
When the present invention is used, as a result of the flow rate on the upstream side decreasing, the flow of the liquid and carrier on the upstream side is reduced, the suspended substance (SS) is clogged between the carriers, and a short path of raw water occurs. In some cases, the carriers are combined to form a block and the liquid to be treated is short-passed, causing a phenomenon that the treatment does not proceed effectively, or a gas may accumulate between the block-shaped carriers and rise. . In order to avoid this problem, it is effective to periodically increase the flow rate, to wash away the clogged SS by flowing a liquid in the opposite direction, or to stir the carrier by bubbling. For example, in the case of the USB method, the flow rate in the tank is set to about 1 to 10 m / hr as necessary at a rate of about 1 to 20 times per month, particularly preferably about 2 to 5 times, preferably nitrogen gas or the like. 1 to 30 Nm per bottom area using a gas that does not contain oxygen ³ / M ² Bubbling at about / hr for about 2 to 40 minutes is good. By this operation, the SS deposited between the carriers can be peeled off or made uniform, so that the problem of clogging can be solved, and the amount of the biofilm adhering to the carrier can be made uniform by moving the position of the carrier in the reaction tank. Can be
[0072]
According to the present invention, since the denitrification reaction rate can be increased, the volume load of nitrite nitrogen is 0.1 to 50 kg-N / m per apparent volume of the carrier packed portion. ³ / Day, more preferably 0.5-30 kg-N / m ³ / Day.
[0073]
【Example】
Hereinafter, the present invention will be described more specifically with reference to comparative examples and examples.
[0074]
Comparative Example 1
700 mg- by the conventional USB reaction tank shown in FIG. 3 (with a granule filling height of 4 m and a diameter of 0.4 m and containing granule mainly composed of methanogenic bacteria as a carrier until the growth of ANAMOX bacteria). Raw water containing N / L ammonia nitrogen and 600 mg-N / L nitrite nitrogen ³ Treatment was performed by introducing from only one injection point of the reaction tank while diluting with / day treated water.
[0075]
The raw water injection point was injected directly from the bottom of the USB reaction tank.
[0076]
At the start of operation, water flow was started at 40 L / day, and after confirming that nitrite nitrogen was removed and the nitrite nitrogen concentration in the treated water was 5 mg-N / L or less, the raw water was gradually Increased inflow. As a result, after about 3 months, 0.8m ³ / Day raw water can be processed, nitrite nitrogen 1kg / m2 per granule filling volume ³ / Day processing capability. At this time, ammoniacal nitrogen is about 0.77 kg / m. ³ / Day is removed, and nitrate nitrogen is about 0.17 kg / m. ³ / Day, the nitrogen removal ability is 1.6 kg / m ³ / Day. Since the removal amount of ammonia nitrogen and the generation amount of nitrate nitrogen with respect to the removal amount of nitrite nitrogen were almost constant regardless of the load, only the removal amount of nitrite nitrogen will be described hereinafter.
[0077]
In this state, the amount of granules flowing out from the reaction vessel was very small, and no significant change was observed in the amount of granules in the reaction vessel. For this reason, the increase in the amount of microorganisms due to the growth of ANAMOX bacteria seemed to be almost balanced with the decrease due to the self-digestion of granules mainly composed of methane bacteria used as a carrier and the amount of granules slightly spilled.
[0078]
Further, the granule that had flowed out had a non-uniform shape in which the sphere collapsed with a particle size of 3 mm or more as described above. There are many such granules near the raw water injection point at the bottom of the reaction tank and at the top of the granule filling part. Due to the above-mentioned action, the granule is enlarged near the raw water injection point, and then buoyancy is generated and the upper part is raised. In particular, it seemed that granules with large buoyancy were flowing out.
[0079]
After that, the flow rate of raw water is 1m ³ / Day, nitrite nitrogen remained in the treated water at about 10 mg-N / L, and gradually decreased for about 1 week, but then gradually increased, and after 3 weeks Nitrite nitrogen in the treated water reached around 20 mg-N / L. When the concentration distribution of nitrite nitrogen in the reaction vessel is measured, as shown in FIG. 5, the concentration of nitrite nitrogen is 100 to 200 mg-N / L in the vicinity of the raw water injection point. It was judged that the anammox bacteria in the vicinity of the point started to be inactivated, and the quality of the treated water deteriorated.
[0080]
For this reason, the dilution water amount is 1.2 m. ³ In order to disperse the deactivated granules near the inflow point, 1Nm of nitrogen gas is added. ³ The inside of the reaction vessel was agitated by feeding it from the bottom of the reaction vessel at a flow rate of / hr for about 10 minutes. After this operation, the concentration of nitrite nitrogen in the treated water decreased, and it became 5 mg-N / L or less after one week.
[0081]
From then on, every time the raw water volume is increased, the diluted water volume is increased by a factor of 1.2, so that the water flow volume can be gradually increased. ³ / Day (rising flow rate 1.5 m / hr). At this time, the removal ability of nitrite nitrogen per granule filling part is 2.4 kg-N / m. ³ / Day.
[0082]
When the water flow rate was further increased, the amount of granules flowing out of the reaction tank increased, and the raw water flow rate was especially 2.7 m. ³ When it reached around / day (ascending flow rate 2 m / hr), the nitrite nitrogen concentration in the treated water again became about 15 mg-N / L. When the operation was continued under these conditions, the granule filling portion had a tendency to gradually decrease due to the outflow of the granule, and the nitrite nitrogen concentration of the treated water was about 25 mg-N / L after 10 days. Increased to.
[0083]
When observing the state in the tank at this time, a part of the granule wound up by the rising of the bubbles rises without settling, and further, a part of the GSS settles but does not settle. It was leaked. For this reason, it was thought that the amount of granules that flowed out without sedimentation increased because the rising flow rate inside the reaction vessel and the GSS sedimentation section became faster with the increase in water flow rate.
[0084]
Example 1
In order to solve the problem of Comparative Example 1, as shown in FIG. 1, the raw water injection point (second injection point) was further increased to a height of 1.5 m from the bottom of the USB reaction tank, and from the first injection point. 0.9m of raw water ³ / Day, and 1.8m of raw water from the second injection point ³ / Day was divided and injected, and the dilution water was injected only 1.2 times the amount of raw water only at the first injection point.
[0085]
That is, from the first injection point, raw water with a nitrite nitrogen concentration of about 270 mg-N / L is injected, and from the second injection point, raw water with a nitrite nitrogen concentration of 600 mg-N / L is injected. Injected.
[0086]
At this time, the nitrite nitrogen injection concentration at the first injection point was 270 mg-N / L, and the nitrite nitrogen injection concentration at the second injection point was 280 mg-N / L.
[0087]
By doing so, the concentration of nitrite nitrogen in the treated water was reduced again, and the outflow of granules was also reduced. In addition, by increasing the amount of raw water passing while maintaining the same ratio, a total of 3.2m ³ / Day can be stably treated to obtain treated water having a nitrite nitrogen concentration of 5 mg-N / L or less. At this time, the removal ability of nitrite nitrogen is 3.8 kg per granule filling part. -N / m ³ / Day.
[0088]
At this time, when the concentration of nitrite nitrogen near the second injection point was measured, it was about 30 to 50 mg-N / L.
[0089]
In order to investigate the limit of the nitrite nitrogen injection concentration at the second injection point, a sodium nitrite solution adjusted to a nitrite nitrogen concentration of 10,000 mg / L was added to the raw water injected from the second injection point, The nitrite nitrogen injection concentration at the two injection points was gradually increased, and the nitrite nitrogen concentration in the vicinity of the second injection point in the denitrification tank was measured. At this time, the dilution water introduced into the first injection point was temporarily deoxygenated tap water.
[0090]
As a result, the sodium nitrite solution 0.12 m was added to the second injection point. ³ Second injection in the denitrification tank when the concentration of nitrite nitrogen in the raw water injected from the second injection point is 1200 mg / L and the concentration of nitrite nitrogen injection at the second injection point is 580 mg / L. The nitrite nitrogen concentration in the vicinity of the point was 50 to 100 mg. From this result, it was considered that the limit value of the nitrite nitrogen injection concentration at the second injection point was around 600 mg / L.
[0091]
Example 2
In Example 1, a raw water injection point (third injection point) is further provided at a height of 2 m from the bottom of the USB reaction tank, and 0.9 m is provided at each of the first injection point to the third injection point. ³ / Day of the same amount of raw water was injected, and diluted water was injected 1.2 times the amount of raw water only at the first injection point.
[0092]
That is, from the first injection point, a mixture of raw water and diluted water having a nitrite nitrogen concentration of about 270 mg-N / L is injected, and from the second and third injection points, a nitrite nitrogen concentration of 600 mg-N / L. Of raw water was injected.
[0093]
At this time, the nitrite nitrogen injection concentration at the first injection point is 270 mg-N / L, the nitrite nitrogen injection concentration at the second injection point is 190 mg-N / L, and nitrous acid at the third injection point. Nitrogen concentration is 140 mg-N / L. Actually, the concentration of nitrite nitrogen near the second injection point decreases to about 15-30 mg-N / L, and about 10-20 mg near the third injection point. -N / L.
[0094]
When operation was performed for about two months in this state, it was confirmed that the amount of granule outflow decreased and the proportion of granules enlarged to 3 mm or more in the tank began to decrease. The effect of preventing granule enlargement by injection was confirmed.
[0095]
【Effect of the invention】
As detailed above, the present invention Life In the material denitrification method, it is possible to perform high load treatment by preventing inactivation of ANAMMOX bacteria due to a local increase in nitrite nitrogen concentration in the raw water injection section in the ANAMOXUSB reaction tank.
[Brief description of the drawings]
FIG. 1 is a schematic cross-sectional view showing an embodiment of a biological denitrification apparatus of the present invention.
FIG. 2 is a schematic cross-sectional view showing another embodiment of the biological denitrification apparatus of the present invention.
FIG. 3 is a schematic cross-sectional view showing a conventional USB reaction tank.
FIG. 4 is a plan view showing an example of a raw water injection pipe of a USB reaction tank.
FIG. 5 is a graph showing the distribution of nitrite nitrogen concentration in a USB reaction tank according to a conventional USB reaction tank.
FIG. 6 is a graph showing the distribution of nitrite nitrogen concentration in the USB reaction tank by the USB reaction tank according to the present invention.
7 is a view showing an embodiment of the raw water injection pipe, FIG. 7 (a) is a front view, and FIG. 7 (b) is a cross-sectional view taken along line BB of FIG. 7 (a).
8A and 8B are diagrams showing an embodiment of a wedge wire screen suitable for the present invention, in which FIG. 8A shows a front view and FIG. 8B shows a side view.
9 shows a state in which the wedge wire screen of FIG. 8 is attached to the raw water injection pipe of FIG. 7, FIG. 9 (a) is a perspective view, and FIG. 9 (b) is an internal perspective front view.
[Explanation of symbols]
10 USB reaction tank
11, 11A, 11B Raw water injection pipe
15 Dilution water injection tube
17 GSS
18 Treated water collection trough
19 Treated water discharge pipe
20 Gas injection pipe
30 Raw water injection pipe
40 wedge wire screen

Claims

Biological denitrification is performed by supplying raw water containing nitrite nitrogen to a denitrification tank, and denitrifying treatment in the presence of an electron donor by the action of a denitrification microorganism using nitrite nitrogen in the denitrification tank as an electron acceptor. Nitrogen method,
The denitrification tank has an inflow pipe for raw water containing nitrite nitrogen and an outflow pipe for treatment liquid,
A plurality of inflow pipes of the raw water are provided at different positions in the flow direction of the denitrification tank,
The amount of nitrite nitrogen [N _o ] (mg−N / hr) of raw water flowing in from the uppermost raw water inflow pipe is changed to the amount of water [V _o passing through the denitrification tank cross section where the uppermost raw water inflow pipe is located. ] The amount of raw water flowing from the uppermost raw water inlet pipe is adjusted so that the value [N _o ] / [V _o ] divided by (L / hr) does not exceed 300 mg-N / L. Biological denitrification method.

The amount of nitrite nitrogen [ _Nn ] (mg-N / hr) of raw water flowing in from at least one raw water inflow pipe other than the uppermost stream is the amount of water passing through the denitrification tank cross section where the raw water inflow pipe is located. The amount of raw water flowing from the raw water inflow pipe other than the most upstream is adjusted so that the value [N _n ] / [V _n ] divided by [V _n ] (L / hr) does not exceed 600 mg-N / L The biological denitrification method according to claim 1 , wherein:

The denitrification tank contains the denitrification microorganism in which a biofilm is formed on a carrier surface or the denitrification microorganism in which granules are formed by self-granulation. The biological denitrification method according to 1 or 2.